环境中重金属元素镉概况

与超积累植物相反,筛选以体外抗性为主导机制 的重金属排异植物,特别是农作物,减少其向可食 用部位转移,降低在食物链中的数量,对于人类寻 找既对污染物有较高的抗性,又能保证生物产品 具有较高的安全性的作物种,这将为污染土壤的 再利用提供一种崭新的途径。
镉污染土壤生物修复展望3
化害为利、以毒攻毒，新物质开发利
白云石粉中重金属含量mg/kg
98 宁化泉上 99 建宁溪源 As 0.363 0.317 Hg 0.053 0.097 Cd 0.23 0.33 Pb 1.55 0.98
施磷带来镉污染
部分国家和地区磷矿（肥）镉含量
1.3我国烟田土壤重金属含量mg/kg变幅
Cd Pb As Hg Se 平均数 0.724 54.38 3.73 0.12 0.28 变 幅 0.13-8.07 18.6-152 0.6-12.5 0.01-1.28 0.12-0.73 GB2、3 <0.3、<0.6 <250、500 <25、<30 <0.5、<1.5
农业土壤中镉的输入与输出
1.2典型农业土壤中镉的含量
我国不同类型土壤中镉含量
1棕壤；2褐土；3黄棕壤；4棕色石灰土；
5红色石灰土
部分国家和地区土壤镉标准
稻草样本重金属含量抽查mg/kg
采样地址 宁化下沙 永安三星 明溪夏阳 泰宁大田 尤溪洋中梅峰 Pb 4.53 2.24 2.02 2.34 1.88 Cd 0.68 0.78 0.45 0.34 0.23 Hg 0.24 0.09 / 0.10 0.10 As 1.74 3.62 1.91 0.53 0.20
1 土壤中Cd的来源 、含量及分布
Cd是一种稀有分散元素。
地壳中镉平均量0.15
mg/kg。 未污染土壤中Cd主要来源于其成土母质 在世界范围内,土壤中Cd的含量范围为 0.01～2mg/kg，中值为0.35mg/kg。 日本和英国土壤的背景值分别为 0.413mg/kg和0.62mg/kg, 我国土壤的背景值为0.017～0.33mg/kg。
4工程及其它措施
电化学措施 客土措施 规避措施等等
镉污染土壤生物修复展望1
应用现代生物技术将超积累植物的相
关基因克隆,然后转移到生物量较大的 植物或作物体内,培养出新的超积累植 物品种,将其应用到污染土壤的修复上, 必将大大提高对污染土壤的修复能力, 减少重金属在食物链中的积累。
镉污染土壤生物修复展望2
利用植物根系削减水体中镉
利用植物根系削减水体中镉
3农业措施
3.1 源头控制，重类金属污染的主要源头之一是矿 质肥（尤其磷肥）和劣质农业化学品（含有的农 药），因而对新来源的磷肥等农业化学品要把好 源头检测关。 3.2 增施优质有机肥提高土壤环境容量，有机质可 增加土壤胶体对污染物的吸附吸收能力。在淹水 还原条件下，可促使镉还原，减少毒性。 3.3 品种选择，不同品种对重金属吸收差别很大， 可选用对镉亲合力小的新品种。 3.4培植扩大根系统,加大根系截获量,收获后全层清 理根系,将有效削减土壤中镉量。 3.5加深耕层,还可以让镉从土壤向下层淋失。
1.4镉在土壤层次中的分布
同一类土壤中，重金属在土壤层次中的分布是表层>> 中下层。这主要由于有表层生物富集或外来废物污染 （污灌、污施等）引起。施用化肥、农药也会造成Cd 的污染。 据调查,广州市施用磷肥、石灰的Cd含量为2～3mg/kg, 而澳大利亚施用的过磷酸钙含Cd达38～48mg/kg 。 在沈阳张士灌区土壤中,经污灌进入土壤中的Cd的 56.33%累积于土壤的表层,去表土15cm,可使稻米中的 Cd下降50%。
2镉污染的削减措施
1化控途径 2生控途径 3农业措施
4工程及其它措施
1化学控镉
1化控途径 1.1 施入石硫合剂、硫化钠可与土中镉形成 CdS 沉淀。施 入还原物如堆厩肥、稻草及其它有机物结合浇灌水，促 使土壤还原从而提高 Cd 的不溶性，同时可增加有机物对 镉的吸附，减少作物对镉的吸收。 1.2 非金属矿如膨润土、合成沸石，施入量为土重 0.1%1%，叶内镉浓度削减60%-88%。 1.3 喷施二硝基 酚镉抑制剂，结合淹水排水，米镉可由 1.1mg/kg,下降到0.4mg/kg，降低64%。 1.4用硫酸锌可拮抗抑制镉的吸收。 1.5对酸性土，施用石灰、高炉渣、粉煤灰，提高土壤pH， 降低重金属的溶解，减少植物吸收。 1.6 0.125mol浓度的EDTA、丙二酸浇灌根 可使作物内镉 比对照下降20%-30%。 1.7腐植酸通过絮凝络合可使土、水体中的重金属显著降 低，并可加大镉从土壤中流失。
世界各地发现的重金属超积累植物
几种异常积累植物外观
几种异常积累植物外观
利用苎麻改良镉污染农田
利用苎麻改良镉污染农田
利用植物根系削减水体中镉

植物在水体中对镉的积累效果明显优于在土壤中 的积累效果。David E 注意到利用普通作物的根 过滤作用 ，将向日葵浸入实验水体中仅24h，水 体中镉浓度可由1000ug/L 降低到 200ug/L，显示 出利用植物根部可快速削减水体中毒害性重金属 元素镉。
施石灰对土壤中水溶态镉的影响
施石灰对土壤中交换态镉的影响
有机酸对镉毒害的抑制
有机酸对镉毒害的抑制
2生物控镉
2.1富镉苋科作物（野生苋）富集镉的能力特 强，种一季可使土壤镉下降29.49mg/m2。 2.2绿肥植物无叶紫花苕子能富集Pb、Zn; 香 根草、苎麻对土镉的吸收力很强。 收获后不要还田，要集中消毁。
用
本讲小结：

1本讲叙述了环境中尤其土壤植物系统中重金属镉的含 量、形态及分布。由于有生物富集，在生物量集中区， 镉分布量较集中；生物小循环使镉在土壤植物系统中积 累增多，人类采矿、冶炼、污灌污施加剧了这一过程。 农业土壤中镉量偏高的所涉范围较大，加强镉削减的研 究意义重大。 2对重金属异常积累的植物（作物）及排异植物（作物） 品种的筛选和培育，是减少它们进入食物链的重要途径。 另外应配套切实可行的农艺措施，以削减它们对环境和 人体健康的影响。
环境中重金属元素镉 概 况
镉污染现状 镉削减措施 研究趋势
我国土壤镉污染现状

我国有关农田Cd污染的调查工作是20世纪70年代 中、后期开始的,但至今未见Cd污染总体状况的 资料报道。何电源等(1991)在1987—1990年间对 湖南省的农田污染状况进行了调查。结果发现, 农田Cd污染主要来源于工矿企业排放的废气和废 水,在各类Cd污染农田中5%～10%的面积减产严 重。90年代初,我国污灌农田已扩大到1.4×106公 顷。
Cd对植物的伤害是多方面的,相应地植
物采取多方面的策略来抵抗或减弱Cd 胁迫的程度,如固定化、区域化及合成 植物螯合肽、金属硫蛋白、应激蛋白、 应激乙烯等。
土壤镉与大米镉的关系
镉对人体的毒性
粮食作物是镉进入食物链的主要途径，
土壤镉与米中镉有良好的正相关，因 而土壤镉污染产生的影响是全球性的。 镉是一种积累性毒素，人体肾皮质是 镉作用的靶器官。肾皮质镉浓度达到 200mg/kg时，会引起多种症状的肾机 能失调，如肾小管坏死，蛋白尿症等。
作物不同部位镉的分布
我国烟叶中5元素含量及变幅 单位：mg/kg
上 变 中 变 下 变 幅 全国平均 幅 幅 Cd Pb As Hg Se 2.09 4.05 0.267 0.066 0.094 0.33-5.4 0.94-10.56 0.06-1.26 0.02-0.432 0.005-0.86 2.65 5.09 0.448 0.072 0.12 0.37-6.97 0.98-11.95 0.006-0.87 5.66 7.42 0.462 0.053 0.172 2.15-6.47 3.64-12.8 0.25-1.31 0.032-0.08 0.044-0.8 2.56 4.94 0.375 0.067 0.119
Hale Waihona Puke Baidu受Cd害细胞
3.4 Cd对细胞膜透性的影响
80年代中期以来的一些试验结果表明： Cd对细胞膜有严重破坏作用,使得细胞膜透
性增加。植物细胞膜透性与Cd浓度呈极显 著正相关。 Cd导致膜脂过氧化加剧 。
3.5 Cd对植物体保护酶活性的影响
超氧化物歧化酶(SOD)、过氧化物酶
(POD)和过氧化氢酶(CAT)是植物适应 逆境胁迫的重要酶类,被统称为植物保 护酶系统。当植物受Cd污染后, Cd污染 可引起SOD、POD和CAT活性下降。
续上：
Cd污染耕地涉及11个省市的25个地区,每年
生产镉米(是指Ｃｄ含量超过ｍｇ/ｋｇ的糙 米,长期食用会引起骨痛病)5.0×107ｋｇ。 如沈阳市张士灌区因污灌使2533公顷农田 遭受Ｃｄ污染(土壤Ｃｄ含量≥1.0ｍｇ/ｋｇ), 其中严重污染面积(可能产生的稻米Ｃｄ含 量≥1.0ｍｇ/ｋｇ的农田)占13%。 另外,作物 受Ｃｄ污染导致“镉米”的地区还有:上海 的沙川灌区、广东的广州和韶关地区、广 西的阳朔、湖南的衡阳等。
1.1主要地球贮库中镉的含量 及残留时间
几类岩石中镉
沉积岩1.167mg/kg;皂土1.4;泥灰岩2.6 变质岩0.46mg/kg;
石榴石片岩1 火成岩<0.22mg/kg；玄武岩0.22
主要矿物中的镉
闪锌矿2%； 硫镉矿、方硫镉矿77.8%； 氧化镉矿87.5%； 菱镉矿65.18%； 其它矿类几~几千mg/kg。
3 Cd对植物生长的影响
3.1Cd 毒害症状：生长迟缓、植株矮小、
退绿、产量下降等。例如 , 大麦受 Cd 污 染后,种子的萌发率、根生长速率下降 , 且随处理浓度增大和时间延长而加剧。 Cd 对植物生长的影响 , 还与生长发育的 时期有关。例如,在水稻幼穗分化之 前 ,Cd 主要降低光合力；在幼穗分化至 抽穗期,主要抑制生殖器官分化 ,造成颖 花败育；抽穗期后 ,Cd 则主要干扰体内 营养物质的迁移和再分配。
土壤中重金属镉的形态及关系
2 Cd在植物体内的积累、分布
2.1积累 不同植物对Cd的吸收、积累效应差异很大。木本 植物对土壤中Cd的生物积累较高,；有些蕨类其 叶部Cd含量可高达1200mg/kg,是富集Cd最强的植 物类型之一。水稻等大田农作物也易吸收土壤中 的Cd。有报道,当土壤含Cd量为2.21mg/kg时,糙米 中Cd即达2.64mg/kg。而国家食品卫生标准规定 大米中镉允许量为：小于或等于0.2mg/kg(GB238-84)。

镉在土壤层次中的分布
土壤中重金属的形态
土壤中重金属的形态分为:
可交换态、碳酸盐态、铁锰氧化物结
合态、有机硫化物态和残留态。形态 受土壤组分及其土壤化学行为影响,各 形态之间处于动态平衡中。 研究结果表明,随着土壤总Cd含量增加, 残渣态百分率减少,交换态百分率显著 上升,这说明土壤Cd污染越重,非残渣态 的相对含量越高,将相对增加Cd的毒性。
Cd在细胞中的分布
近十来年不少学者研究报道,
根所吸收的重 金属中有70%～90%累集在根尖细胞壁上。 杨居荣等1993年的研究表明,Cd在黄瓜、菠 菜 中 的 可 溶 成 分 所 占 比 例 较 大 , 为 45% ～ 69%, 沉积于细胞壁的成分占 2.5% ～ 21.0%, 而 Pb 有 77% ～ 89% 沉积于细胞壁上 , 可溶成 分只占0.2%～3.8%。
2.2分布
水稻的根、茎叶、糙米中Cd的比例为
80∶5∶1, 而杨树则可将根部吸收Cd的一半运转 至地上部。 一般来说,Cd在植物体内的分布是根> 茎>叶>籽实。Cd集中在根部可能与Cd 和根内蛋白质、糖、核酸等有机物化 合成为稳定的大分子或不溶性有机大 分子而沉积下来有关。
镉在植物体内的分布
3.2 Cd对细胞分裂的影响及遗传毒害
Cd能引起细胞分裂出现障碍或不正常
分裂,表现为细胞分裂周期延长,产生染 色体断裂、畸变、粘连和液化等。 Cd能与带负电的核酸结合,破坏核仁结 构,抑制DNase和RNase活性,并使植物体 DNA合成受阻。
3.3 Cd对植物细胞结构的影响
低浓度的Cd可使叶绿体基粒垛叠减少,
线粒体内腔嵴突减少或消失;高浓度的 Cd可使叶绿体垛叠无规律、膜系统溃 解,使线粒体肿胀、溃解。 叶绿体的破坏与Cd沉积在类囊体上与 膜上蛋白体结合，破坏叶绿体酶系统 和阻碍叶绿体合成有关。 线粒体结构的改变是由于Cd抑制线粒 体膜上ATP酶的活性所引起。
Cd对植物细胞结构的影响
无Cd正常细胞