鎘同位素分餾在土壤-植物體系中的研究進展*

鐘松雄，李曉敏，李芳柏

（1.中國科學院廣州地球化學研究所，廣州 510640；2.廣東省科學院廣東省生態(tài)環(huán)境與土壤研究所廣東省農(nóng)業(yè)環(huán)境綜合治理重點實驗室，廣州 510650；3.華南師范大學環(huán)境研究院，廣東省化學品污染與環(huán)境安全重點實驗室，廣州 510006；4.中國科學院大學，北京 100049；5.華南土壤污染控制與修復國家地方聯(lián)合工程研究中心，廣州 510650）

土壤酸化與重金屬污染共存疊加，引起土壤鎘有更強的移動性，相應地提高農(nóng)作物等植物對鎘的吸收累積[1-3]。水稻和小麥等成為我國重金屬超標最嚴重的糧食作物，比如稻米鎘超標率高達 12.8%，污染區(qū)域居民鎘攝入量已經(jīng)超過了世界衛(wèi)生組織WHO的限值，其中稻米鎘貢獻了總攝入量的56%[4]，因而嚴重威脅當?shù)鼐用竦纳眢w健康[5]。鎘超積累植物如龍葵、伴礦景天等在鎘污染土壤具有高效地吸收和累積鎘的潛能，使得其在土壤植物修復中能夠被廣泛應用[2-3]。因此，闡明土壤-植物體系鎘的遷移轉化機制，一方面對于理解和降低農(nóng)作物如小麥、大麥和水稻對鎘的吸收、轉運和儲存具有重大作用，另一方面有助于提高土壤鎘污染超積累植物吸取修復效果。

自然環(huán)境中，鎘元素只有一個氧化態(tài)，主要以+2價形式存在，其地球化學行為與鋅類似，屬親硫元素。地殼中鎘存在8個穩(wěn)定同位素：106Cd（1.25%）、108Cd（0.89%）、110Cd（12.50%）、111Cd（12.80%）、112Cd（24.13%）、113Cd（12.20%）、114Cd（28.73%）和116Cd（7.50%）[6]。同位素分餾即為兩個庫之間的同位素組成差異，通常以114Cd/110Cd表示鎘同位素組成的質量變化，且分異過程主要受動力學效應和熱力學效應（平衡效應）的影響。隨著分離純化技術方法的改善和標準物質的不斷推進，以及多接收器電感耦合等離子體質譜儀的發(fā)展，鎘穩(wěn)定同位素組成的分析測定變得更加精確[7]。

非傳統(tǒng)穩(wěn)定性同位素（如銅、鐵、鋅和鎘等重金屬）研究已成為地球科學領域的重要研究方向，為闡明金屬元素在環(huán)境中遷移轉化過程和機制提供了一種全新的技術手段[7-10]。隨著銅、鋅、汞和鐵同位素分餾應用于植物對（類）金屬的吸收、轉運和累積機制[8-9，11-12]，土壤-植物體系鎘同位素分餾也成為環(huán)境地球化學關注的熱點。鎘從土壤固相向水相溶解釋放Cd2+的過程優(yōu)先選擇重鎘同位素，其分餾程度Δ114/110Cdsolution-soil達到 0.39‰～0.79‰[13-14]。而水鈉錳礦則傾向于吸附輕鎘同位素，且在低離子濃度下較高離子濃度下的鎘同位素分餾值小，分別為Δ114/110Cdfluid–solid= 0.24‰ ± 0.06‰（1 sd）和 0.54‰ ±0.07‰（1 sd）[15]。次生礦物硫化鎘的形成、鎘與方解石的共沉淀過程均導致固相富集輕鎘同位素[16-17]。鎘超積累和耐受性植物包括龍葵（Solanum nigrum）、蓖麻（Ricinus communis）等相比于培養(yǎng)液傾向富集輕鎘同位素[18-20]，證實了植物體對鎘的吸收過程主要為 Cd2+形式，且受根部離子擴散過程控制[21]。小麥也傾向于從 Ca（NO3）2提取的有效 Cd庫吸收輕鎘同位素（Δ114/110Cdwheat-extract= ?0.21‰～0.03‰）[13]。鎘從根系木質部裝載并隨蒸騰流轉運至葉片[20]，在向上長距離轉運過程中鎘會被莖葉累積，使鎘在水稻根和莖葉的同位素組成產(chǎn)生差異（Δ114/110Cdstraw-root=0.21‰～0.41‰）[13]。鎘的向上轉運過程不僅受配體化合物如植物螯合肽和谷胱甘肽的影響，另一方面也受轉運蛋白調控，以水稻為例，液泡膜轉運蛋白OsHMA3和木質部裝載轉運蛋白OsHMA2共同負責輻從根部至地上部的轉運[22]。小麥的籽粒和莖葉之間鎘同位素分餾Δ114/110Cdgrain-straw為0.10‰～0.51‰[13]。該過程與含硫配體如植物螯合肽或谷胱甘肽等對于輕鎘同位素的扣押累積有關，相應地游離態(tài) Cd2+或者含氧官能團的配體等重Cd同位素繼續(xù)向籽粒轉運[13-14，23]。

基于此，本文主要從土壤-植物體系鎘的同位素分餾角度出發(fā)，著重闡述土壤鎘的環(huán)境化學行為以及植物對鎘的吸收、轉運和累積機制，以期為鎘污染土壤的農(nóng)作物減毒脫毒和植物修復提供理論基礎和科學依據(jù)。

1 鎘同位素分餾

1.1 鎘同位素分析方法

鎘同位素分析的前處理主要分為消解和純化兩個過程。前者主要通過二次蒸餾的硝酸、鹽酸和氫氟酸于消解罐內處理土壤和植物樣品，后者是指通過陰離子交換樹脂結合一系列稀釋處理的酸分離純化，以防止雜質干擾同位素的測定。Wombacher等[24]采用Biorad AG1-X8和Eichrom TRU Spec樹脂雙柱法先后去除樣品中大部分基質和 Sn，并利用6 mol·L–1HNO3洗脫獲取純凈的鎘。Cloquet等[6]利用AG-MP1離子交換樹脂，依次使用高濃度至低濃度的 HCl，相繼去除基質和 Zn，最終采用0.0012 mol·L–1HCl 洗脫獲取鎘。目前，為提高鎘同位素的分析測試精度，一般采用雙稀釋劑法，即往樣品加入一定量111Cd-113Cd雙稀釋劑。如Imseng[25]和 Wiggenhauser[26]等往已消解樣品中加入適量的111Cd-113Cd 雙稀釋劑并使其充分混合平衡。Liu等[27]同樣采用雙稀釋劑法，將111Cd-113Cd雙稀釋劑加入以 6 mol·L–1HCl為介質的樣品中，于電熱板 120 ℃下加熱平衡過夜。隨即裝載AG1-X8陰離子交換樹脂（100～200 目），并依次使用 6 mol·L–1HCl、0.3 mol·L–1HCl 和 0.5 mol·L–1HNO3+0.1 mol·L–1HBr去除樣品大部分基質以及 Pd、In、Zn和 Sn，最終使用2 mol·L–1HNO3洗脫獲得純化的鎘。該方法的建立一定程度上克服了分析技術的難度，進一步推動鎘同位素分餾手段的運用。

同位素分餾數(shù)值δ則將樣品同位素比值和標準物質比值標準化，通常用如下的形式來表示樣品的鎘同位素組成δ114/110Cd：

鎘同位素標樣問題，同樣限制了鎘同位素方法的建立和推廣。在2005—2013年期間，Cd同位素的標準溶液并不統(tǒng)一，主要包括JMC[28]、Spex[6]、Prolabo[6]、JMC Münster[29]、PCIGR-1 等 Cd 標準液[30]。自 Abouchami 等[31]進一步提倡采用 NIST SRM 3108作為標樣后，2016—2018年期間鎘同位素標準物質基本為NIST SRM 3108，并作為一級標準物質[32]。雖然前期的鎘標準物質存在不統(tǒng)一的現(xiàn)象，但均可根據(jù)式（2）進行轉換計算，因此一定程度上彌補了不同標準物質引起的結果不統(tǒng)一的缺陷。

式中，X代表樣品，a和 b分別表示不同的鎘同位素標準物質[33-34]。

兩個庫存之間的鎘同位素分異程度可表示為Δ114/110CdA-B：

1.2 鎘同位素分餾效應

1）動力學分餾效應。穩(wěn)定同位素分餾分為質量分餾和非質量分餾。其中質量分餾主要包括動力學分餾和平衡分餾效應兩種。前者主要由于質量差異引起的不同反應速率，包括離子擴散和微生物介導還原過程引起的共沉淀作用。瑞利分餾模型（Raleigh model）適用于封閉體系中不完全的單向反應（或逆向反應速率可忽略不計），可用于描述封閉系統(tǒng)中反應階段同位素比值的演化，具體表現(xiàn)出反應庫為均勻混合體系，并連續(xù)不斷地優(yōu)先遷移輕同位素的動力學控制體系[7]。該模型可以確定特定過程的分餾系數(shù)或根據(jù)某一相中同位素組成獲得轉化過程的程度，以及根據(jù)質量平衡，某一相中元素的剩余百分數(shù)可知兩相同位素組成。具體瑞利分餾模型可用下面兩個公式表示：

根據(jù)質量守恒關系 δ0=δR×F+ δP×（1-F），可得到生成池P的同位素組成為：

式中，δR、δP和 δ0分別表示某時刻反應池、生成池和初始反應池中鎘元素的同位素組成；F為保留在反應池中的某元素的分數(shù)，ε為同位素分餾系數(shù)。瑞利分餾模型能夠定量研究鎘同位素的過程分餾，通過獲取反應過程的鎘同位素分餾常數(shù)/富集系數(shù)（ε），即可知反應進行或者遷移轉化的程度[7]。目前，土壤-植物體系中涉及瑞利分餾模型的有土壤老化過程[25]，吸附過程[15]，植物體內轉運過程[13]。以低離子強度條件下水鈉錳礦對鎘的吸附實驗研究為例[15]，由水相和固相中鎘同位素組成δ114/112Cd和溶液鎘剩余分數(shù)的結果（圖1）可見，分餾常數(shù)ε為0.12‰，且在獲取同位素數(shù)據(jù)的情況下，即可量化轉化過程的程度。

2）平衡分餾效應。同位素的平衡分餾效應表現(xiàn)為兩相以相同速率進行正向和反向反應。平衡分餾主要以配位鰲合過程為主，在同位素分餾達到平衡時，重同位素在“更強的結合環(huán)境”中富集[35]。通常，對于同一種金屬不同配位螯合態(tài)物種而言，配位數(shù)較低和鍵長較短的配體，由于其“較強的鍵環(huán)境”而傾向于富集較重的同位素[14]。比如鎘與含氧有機質鰲合（即 Cd-O），以及與含硫有機質螯合時（即Cd-S）的鍵長分別為2.29 ? ～2.31?和2.47 ?～2.54 ?[36-37]。相應地，鎘與含氧有機質配位螯合時，則傾向于富集重鎘同位素；而與含硫有機質配位螯合時，則優(yōu)先選擇輕鎘同位素[23，38-39]。

2 土壤鎘同位素分餾的關鍵過程

土壤中可以導致鎘發(fā)生同位素分餾的過程很多，目前報道的主要包括：溶解過程、共沉淀過程、吸附過程和有機質螯合過程等四個方面。這些過程均能夠影響土壤中鎘的生物有效性。

2.1 溶解過程

目前基于溶解過程引起鎘同位素發(fā)生分餾的研究報道，主要涉及母質礦物/土壤到浸出液、從底泥至河水等過程、土壤剖面差異比較，以及包括從母質礦物到土壤的風化過程[25，32，40-41]。溶解過程可導致重鎘同位素的優(yōu)先釋放。Zhang等[41]研究表明，Pb-Zn礦石的浸出液相比于初始礦石和殘渣均呈現(xiàn)重鎘同位素組成的特征，分別為Δ114/110Cdleachate-initialstate=0.40‰～0.50‰和Δ114/110Cdleachate-residualstate= 0.36‰～0.53‰；進一步對河堤土壤和風化淋濾后的河流底泥中鎘同位素的分析發(fā)現(xiàn)，二者的同位素分餾值均為Δ114/110Cdstreamsediment-soil= 0.50‰，這表明風化淋濾過程是導致自然界中鎘同位素分餾的原因之一。Imseng等[25]發(fā)現(xiàn)滲流水對于土壤的滲濾過程可引起溶液相的鎘同位素相比于整體土壤富集更重的鎘同位素。其同位素分餾值Δ114/110Cdseepagewater-soil=0.59‰～0.69‰，這也支持了溶解過程可引起重鎘同位素的優(yōu)先釋放。Wiggenhauser等[13]研究指出，與深層土壤（C horizon）相比，表層土壤（A horizon）的總鎘同位素組成呈現(xiàn)更重的同位素特征，同位素分餾值Δ114/110CdAhorizon-Chorizon在0.03‰～0.12‰的范圍，證實自然風化過程產(chǎn)生一定的鎘同位素分餾。作者進一步對表層土采用Ca（NO3）2提取生物有效態(tài)鎘，發(fā)現(xiàn)提取液生物有效態(tài)鎘和土壤總鎘的同位素組成之差Δ114/110Cdextract-Ahorizon在 0.16‰～0.43‰的范圍，這說明相比于整體土壤，土壤有效態(tài)的鎘同位素組成更重。

2.2 共沉淀過程

土壤在淹水管理模式下，鎘的生物有效性和毒性顯著降低[36，42-43]，與厭氧還原條件驅動等硫素

的還原，生成對鎘具有很強鍵合能力的H2S，進而促進鎘與硫化物發(fā)生共沉淀生成含鎘硫化物（CdS）有關[42]。厭氧條件下，CdS的形成傾向于富集輕鎘同位素。與多價態(tài)金屬如Fe同位素相比，鎘往往表現(xiàn)出更小的同位素分餾尺度[7]。類似于鋅同位素，低 pH條件下鋅以硫化物形式沉積時，鋅幾乎不發(fā)生同位素分餾；當 pH 提高至 9 時，Δ66/64ZnZn（aq）-ZnS= 0.6‰[44]。Guinoiseau等[17]發(fā)現(xiàn)，在 CdS形成過程中，其分餾尺度受鹽度的影響，分餾常數(shù) α112/110CdCd（aq）-CdS（α =112/110RCd（aq）/112/110RCdS，R為同位素比值）隨著鹽度的提高而降低：純水條件下α = 1.000 26；當鹽度提高至海水鹽度的兩倍時，α值降低至1.000 14。相似地，Xie等[45]報道CdS的形成過程遵循Rayleigh分餾模型，分餾常數(shù)α114/110Cdseawater-CdS為1.000 29。此外，鎘與方解石發(fā)生共沉淀作用時，海水鹽度條件下也偏向于選擇輕鎘同位素，分餾系數(shù)αCaCO-Cd（aq）為0.999 55 ± 0.000 12，且純水條件下不存在鎘同位素分餾（2sd 范圍內），即 αCaCO-Cd（aq）= 1.000 0 ± 0.000 1[16]。

2.3 吸附過程

鐵錳（氫）氧化物對鎘具有很強的吸附能力，可降低土壤有效態(tài)鎘的含量[46]。研究表明，在調控土壤鎘有效性的眾多過程中，鐵錳氧化物對鎘的吸附/解吸作用比Cd-S的共沉淀/釋放作用更重要[47]。即使在厭氧還原條件下鐵錳礦物的還原溶解可導致鎘的釋放，但相比于原生鐵錳礦物，次生鐵錳礦物能更有效地吸附鎘，從而抑制鎘的釋放[48]。通常，吸附過程引起的鎘同位素分餾基于質量平衡，在已知初始物質同位素組成和各相占比的情況下，僅需分析液相或者固相中某一相的鎘同位素組成，即可獲得另一相的同位素組成。因此，通過瑞利分餾模型獲得吸附過程的同位素分餾系數(shù)對于追蹤鎘吸附程度十分重要[7]。Wasylenki等[15]發(fā)現(xiàn)水鈉錳礦傾向于吸附輕鎘同位素，相似的結果同樣發(fā)生在黏土礦物對鎘的吸附上[16]，而次生鐵礦物吸附導致的鎘同位素分餾尚無報道。相反，通過對鋅內圈螯合的無定型二氧化硅（Δ66/64Znaqueous–sorbed=?0.94‰ ± 0.11‰）相比于石英（Δ66/64Znaqueous–sorbed= ?0.60‰ ± 0.11‰）更加傾向于吸附重鋅同位素[49]。因此，通過鎘同位素分餾尺度變化，可以鑒別鎘在吸附劑的結合方式，這對于進一步評估鎘固化效果以及識別微界面鎘的環(huán)境化學行為具有重要作用。

2.4 有機質螯合配位過程

土壤有機質是影響鎘地球化學行為的關鍵因素，可通過螯合配位作用與鎘形成配合物[50-51]，其中土壤有機質含S供體可能是土壤中Cd的主要結合位點[52]。螯合配位過程導致的金屬元素同位素分餾主要由不同有機質中特定官能團對金屬的鍵合常數(shù)差異，即配位環(huán)境鍵強差異引起[7]。目前，對于有機質螯合配位過程鎘同位素分餾的研究較少，對其他金屬元素的研究較多。研究結果表明，有機質與 Fe、Zn和Cu等二價金屬配位螯合時均傾向于鍵合重同位素，同位素分餾程度分別為Δ56/54FeFe-desferrioxamine B/Fe-oxalate=0.20‰±0.11‰，Δ66/64Znpurifiedhumicacid-FreeZn= 0.24‰±0.06‰和Δ65Cuinsolubilized humic acid-solution=0.26‰± 0.11‰[12-14，23，53-55]。因此，許多學者推斷，含氧官能團的有機質對鎘的鍵合傾向于富集重鎘同位素。Wei等[20]在水培液中添加乙二胺四乙酸（EDTA），發(fā)現(xiàn)EDTA可降低超積累植物龍葵和耐受性植物蓖麻對鎘的吸收積累，并導致植株內富集更輕的鎘同位素，這側面證實了在水培液中，與自由鎘離子 Cd2+相比，EDTA-鎘螯合物傾向富集重鎘同位素。相反地，含巰基官能團的有機質傾向于絡合同位素組成上較輕的穩(wěn)定同位素，如：Hg-巰基有機化合物的?0.53‰～?0.62‰[35]；Horner 等[38]研究進一步證實了含巰基化合物偏向于鍵合輕鎘同位素的特征（Δ114/110CdCdligand-growthmedium= ?0.67‰ ± 0.07‰）。

3 植物中鎘同位素分餾機制

最初，穩(wěn)定同位素分餾技術作為一種土壤-植物體系中元素生物地球化學過程的研究手段，主要用于示蹤植物對金屬元素如銅、鋅、汞和鐵的吸收、轉運和累積過程[8-9，12，53]。由于鎘污染引起的食品安全與生態(tài)風險問題日益嚴重，目前鎘同位素分餾已成為環(huán)境地球化學、環(huán)境科學、生態(tài)學等領域的研究熱點。現(xiàn)有的研究主要關注兩大類植物：一為農(nóng)作物[12-13，23]；二為超積累植物和耐受性植物[18-20，56]。其中，農(nóng)作物包括小麥和大麥等；鎘超積累植物包括龍葵等；鎘耐受性植物包括蓖麻等，這些植物均能夠有效/高效吸收積累鎘。

土壤溶液（或孔隙水）中的自由鎘離子Cd2+被認為是植物根部吸收鎘的主要形態(tài)[20]。研究表明，無論是農(nóng)作物，還是超積累植物或耐受性植物，均表現(xiàn)出從有效庫中吸收輕鎘同位素的傾向性。Imseng等[25]對土壤-小麥/大麥體系鎘同位素分餾的研究表明，小麥和大麥整體植株與土壤溶液之間的同 位 素 分 餾 值 Δ114/110Cdplant-soilsolution=?0.06‰～?0.36‰（圖2a）。雖然小麥在三種不同土壤中的鎘同位素分餾規(guī)律不盡相同，小麥與土壤有效態(tài)鎘之間的分餾Δ114/110Cdwheat-extract在?0.21‰～0.03‰的范圍內，其中存在沒有發(fā)生分餾的現(xiàn)象[13]。龍葵和蓖麻與其水培液之間的鎘同位素分餾Δ114/110Cdplant-solution分別為?0.46‰～?0.27‰和?0.48‰～?0.41‰（圖2a）[17]。

土壤溶液中鎘的有效性受鐵錳氧化物、硫化鎘、有機質等因素的影響。如上所述，水鈉錳礦對鎘離子的吸附作用，以及硫化物對鎘的共沉淀作用，均能夠富集輕鎘同位素到鐵錳氧化物和硫化物中[15-17]，進而影響植物吸收過程中鎘同位素分餾。Wei等[19]通過水培實驗研究鎘脅迫下施加0、0.5和5 mg·L–1EDTA時，龍葵與培養(yǎng)液之間的鎘同位素分餾值Δ114/110Cdplant-solution分別為?0.53‰、?0.60‰和?0.84‰；而蓖麻的Δ114/110Cdplant-solution分別為?0.29‰、?0.54‰和?0.64‰，表明培養(yǎng)液中有機質是影響土壤有效態(tài)鎘以及植物對鎘吸收的重要因素。此外，Wiggenhauser[13]和Imseng[25]等推測，土壤質地、有機質含量（SOC）、陽離子交換量（CEC）和 pH等也可能影響鎘在土壤固液兩相分配平衡和土壤溶液中的化學形態(tài)，進而影響植物有效態(tài)鎘的占比，從而影響平衡分餾的程度。

3.1 根部吸收過程

在土壤-植物體系中，植物根部吸收鎘過程導致根部富集輕鎘同位素。Wiggenhauser等[13]研究報道小麥根部與土壤有效態(tài)之間的鎘同位素分餾值Δ114/110Cdroot-extract為?0.41‰～?0.24‰，見圖2b。植物根部對鎘的吸收由非生物過程和生物過程共同驅動。非生物過程包括鎘在土壤和根部表面的擴散、吸附和共沉淀等過程。據(jù)報道，輕鎘同位素比重鎘同位素擴散速度快，導致植物根部表面可能累積更多輕鎘同位素[57]；這類似于擴散過程是導致高等植物富集輕鋅同位素[9]。低鎘濃度擴散過程引起的鎘同位素分餾尺度比高濃度更大，低鎘濃度下水培種植的蓖麻和龍葵根部與培養(yǎng)液之間的鎘同位素分餾值 Δ114/110Cdroot-solution分 別 為 ?0.70‰ ～ ?0.32‰ 和?0.97‰～?0.60‰，高濃度下則為?0.37‰～?0.36‰和?0.49‰～?0.36‰[20]。根表吸附對于鎘向根部轉運起到中轉作用，是促使根部相比于土壤溶液富集輕鎘同位素的關鍵環(huán)節(jié)，有利于輕鎘同位素向植株體內轉運[14]。

植物根部吸收鎘的生物過程包括：離子通道、細胞質膜內外的電化學勢差、轉運蛋白等三個途徑[19]。其中，離子通道和電化學勢差為低親和力轉運過程，與擴散系數(shù)有關，且傾向于富集輕鎘同位素[19]。相反，轉運蛋白為高親和力轉運過程，其作用效果與轉運蛋白的官能團有關[58]。比如NRAMP5（natural resistance-associated macrophage protein）轉運蛋白內含蛋氨酸底物，其硫基官能團對鎘的轉運具有重要作用[59]。據(jù)研究報道證實由于NRAMP5轉運蛋白的作用，促使可可豆植物體與培養(yǎng)液之間的分餾Δ114/110Cdplant-solution達到?0.22‰ ± 0.08‰[60]。

3.2 向地上部轉運過程

根據(jù)現(xiàn)有的研究報道，與根部鎘同位素組成相比，小麥、龍葵和蓖麻等植物的地上部組織均偏向于富集重鎘同位素[13，19-20]。其中，小麥秸稈與根部的鎘同位素分餾值Δ114/110Cdstraw-root為 0.21‰～0.41‰[13]；龍葵和蓖麻的地上部與根部的鎘同位素分餾值Δ114/110Cdshoot-root分別為 0.13‰～0.16‰和0.18‰[19]。鎘在植物體內的轉運以生物過程控制為主，包括液泡隔離與木質部裝載等過程[20]。以根部為例，液泡隔離是指鎘在根部細胞質轉運至液泡的過程，并被植物螯合肽和光胱甘肽以及金屬硫蛋白等含巰基配體化合物絡合[38]。這一過程傾向于富集輕鎘同位素[13，23]，因此更有利于重鎘同位素向地上部轉運。據(jù)研究報道喪失隔離轉運蛋白OsHMA3會致使固存于液泡中Cd減少，使部分Cd與細胞質中的含O配體形成較弱的配合物，這可能有利于向木質部外流，繼而轉運至地上部[22]。木質部裝載是導致鎘向地上部轉運的關鍵，且主要經(jīng)共質體和質外體兩個途徑轉運進入木質部[61]。在共質體途徑中，細胞質的鎘能夠與含氧、硫等配體形成配合物，這些配合物可通過載體蛋白（Heavy Metal ATPase 2，HMA2）裝載進入木質部；在質外體途徑中，游離態(tài)鎘離子可以直接進入木質部[62-66]。鎘在蒸騰流驅動力作用下經(jīng)木質部長距離轉運至地上部[22，62，67-68]。因此，鎘從根部至地上部的轉運過程產(chǎn)生的分餾特征受一系列轉運蛋白的調控和鎘物種的影響。

鎘通過木質部隨蒸騰流進入葉片的過程中，首先會由于莖部對鎘的截留而導致葉片和莖部之間產(chǎn)生同位素分餾[12]。目前這方面的研究以超積累植物和耐受性植物為主，而針對農(nóng)作物的相關研究比較缺乏。龍葵和蓖麻的葉與莖之間的鎘同位素分餾值Δ114/110Cdleaf-stem分別為 0.01‰～0.09‰和?0.33‰～?0.04‰[19]。相似地，施加不同濃度EDTA的情況下，龍葵和蓖麻的葉與莖之間的鎘同位素分餾值Δ114/110Cdleaf-stem分別為?0.04‰～0.17‰和?0.24‰～?0.11‰，見圖2c[20]。在從莖至葉的轉運過程，超積累植物龍葵表現(xiàn)出傾向于轉運重鎘同位素或者不發(fā)生分餾，而耐受性植物蓖麻則選擇轉運輕鎘同位素，這說明兩者在莖和葉間的傳輸機制可能存在差異[18]。首先，超積累和耐受性植物莖部對鎘的扣押累積主要發(fā)生在莖部液泡和細胞壁，且與鎘配體的種類和比例有關[69]。通常，鎘在液泡中主要與含巰基的植物螯合肽或者谷胱甘肽螯合，而鎘在細胞壁中主要與含氧配體螯合[12，70]。超積累植物體內含氧配體占比較高，而耐受性植物體內以含硫配體為主[71]。因此，鎘從莖部轉運至葉部的過程中，超積累植物主要以較重的含氧配體螯合物為主，而耐受性植物則以較輕的含硫配體螯合物為主，從而導致兩者在莖與葉之間的鎘同位素分餾方向相反（如圖3）。

3.3 籽粒對鎘的累積

現(xiàn)有研究表明，農(nóng)作物中鎘從莖葉向籽粒的轉運主要傾向于重鎘同位素[13，23，25]，如小麥籽粒與秸稈之間的鎘同位素分餾為 0.10‰～0.50‰[13，23]。籽粒對鎘的累積主要通過韌皮部轉運過程實現(xiàn)[72]。含巰基官能團的有機配位化合物，如半胱氨酸、谷胱甘肽、植物螯合肽和金屬硫蛋白等在莖和葉片對鎘的配位螯合過程導致莖葉富集輕鎘同位素。而相對更重的鎘，如自由態(tài)鎘離子或者與低分子含氧有機酸螯合配位的鎘，則通過韌皮部向上轉移至籽粒[73-74]，這與主要依賴于含巰基配合物長距離轉運的積累植物甘藍型油菜不同[75]。

3.4 植物不同部位間鎘同位素分餾的趨勢

據(jù)Wiggenhauser等[13，23]研究報道，小麥根部、秸稈和籽粒的鎘同位素組成 δ114/110Cd值依次增大（ ?0.12‰ ～ 0.13‰ ， 0.09‰ ～ 0.52‰ 和 0.59‰ ～0.66‰，見圖3a所示）。相似的結果同樣出現(xiàn)在大麥植株中[25]。小麥植株內部呈現(xiàn)出根部-秸稈-谷粒依次轉運較重鎘同位素，儲存較輕鎘同位素[13，23，25]。根部積累輕鎘同位素與植物螯合肽等含巰基官能團配合物有關[76]；而蒸騰作用下，鎘隨木質部進入秸稈，并經(jīng)韌皮部轉運至籽粒[69]。而超積累植物龍葵植株中 δ114/110Cdleaf≥δ114/110Cdstem≥δ114/110Cdroot（圖3c），這說明在鎘脅迫下植物對鎘同位素產(chǎn)生動力分餾，不同植物的組織對鎘的供應限制不同，決定了植物對鎘的不同耐受性[18-20]。

植物內部鎘跨組織傳輸和貯存的同位素分餾行為，符合封閉條件下的瑞利分餾模型擬合。Wei等[20]對蓖麻和龍葵的鎘同位素分餾研究，如式（6）和式（7）所示，指出鎘在植物體內的同位素分餾值可表示為Δ114/110Cdroot-plant=0.062 7lnFroot–0.025（R2=0.975 9）和Δ114/110Cdshoot-plant=–0.087lnFshoot+0.009 7（R2=0.953 3），表明鎘根部和地上部與植物間的鎘同位素分餾系數(shù)ε相反。其中根部鎘剩余百分數(shù) Froot越高，根部與植物間的同位素分餾值Δ114/110Cdroot-plant越大，地上部鎘剩余百分數(shù)越高，則其與植物間的同位素分餾值Δ114/110Cdshoot-plant越小。

因而，植物體內不同部位庫間鎘的轉運行為可用封閉系統(tǒng)動力學來描述，Wiggenhauser等[13]研究報道小麥各部位鎘池間的轉運行為如下式所示：

式中，f為sink與source的比值，其中sink、source分別代表谷粒和整體植株時，可得y=–0.35lnf–0.24（分餾系數(shù)ε= –0.35），當 sink、source分別代表谷粒和地上部時y= –0.46ln（f）–0.37（分餾系數(shù)ε= –0.46），表明source對鎘的貯存與sink和source之間的鎘同位素分餾有關。

4 展 望

隨著分析純化方法和儀器設備的發(fā)展，穩(wěn)定同位素分餾技術在示蹤土壤-植物體系中金屬元素遷移轉化過程的應用，已逐步成為土壤學領域探索元素生物地球化學機制的重要方法。目前，國際上在土壤-植物體系鎘同位素分餾特征和機制領域的研究才剛起步，還存在很多尚未闡明的過程與機制，而未來的研究可著眼于：

1）鎘在土壤中的分餾特征受多過程、多因素等在不同尺度上的影響，包括不同土壤組分（層狀硅酸鹽黏土礦物、鐵錳鋁氧化物等）的吸附沉淀、不同有機質組分（含硫/氧配體、溶解態(tài)/固態(tài)腐殖質等）的螯合吸附、硫素氧化還原、鐵錳氧化物的還原溶解與次生礦物形成等過程，且受不同母質發(fā)育土壤類型、植物根系作用（如根系分泌物、根系泌氧、根表鐵膜形成等）、土壤微生物作用等因素的影響。深入研究上述過程在土壤鎘遷移過程中引起的鎘同位素分餾特征，有助于闡明不同環(huán)境條件下關鍵土壤過程導致的鎘環(huán)境行為及其機制。

2）不同種類的肥料（如腐殖質類有機質、磷肥等）、環(huán)境友好型鈍化劑（如生物炭、鐵基材料等）的施加，是增加土壤肥力和調控重金屬污染土壤安全利用的重要農(nóng)藝措施。以腐殖質類有機質為例，其對鎘的調控途徑存在多樣性：一方面有機質對于鎘的螯合過程可抑制鎘的有效性；另一方面低分子有機酸可活化土壤鎘，這兩個過程均可改變土壤有效態(tài)鎘的同位素特征。針對土壤-農(nóng)作物體系，結合運用鎘同位素分餾方法，有助于深入探討有機質施加對土壤鎘鈍化/活化過程所引起的植物體內鎘吸收轉運機制的改變，從而為降低農(nóng)作物鎘累積或者提高植物修復效率提供科學依據(jù)。

3）鎘在不同類型植物體內的轉運受不同鎘相關基因/蛋白的調控，且在不同生長時期會存在鎘再分配等過程，這些空間和時間尺度上的變化，都可能改變植物體內各部位之間鎘同位素分餾的尺度。以水稻為例，OsNRAMP5、OsHMA3、OsHMA2或OsLCT1等關鍵轉運蛋白在水稻體內鎘吸收轉運過程中會產(chǎn)生哪些鎘同位素分餾的變化，其在水稻全生育期中不同時期的分餾特征如何，值得探討。同位素分析技術與 Cd形態(tài)分析（如同步輻射等）技術手段相結合，有利于從不同鎘形態(tài)、不同賦存部位、不同功能蛋白、不同轉運過程等方面更為準確地闡明鎘在植物體內的轉運和解毒機制。

4）不同營養(yǎng)元素（如鐵、鋅、硅等）的作用下可降低水稻等植物對鎘的吸收、轉運和累積，三者對鎘在水稻體內積累過程可能存在不同的拮抗機制。因此，綜合運用鎘/鐵/鋅等同位素分餾技術、植物關鍵功能基因/蛋白等生理代謝機制研究方法，可從同位素分餾行為與植物生理行為等不同角度，深入揭示鐵/鋅/硅等營養(yǎng)元素對鎘在植物體內遷移過程的拮抗或解毒機制。