鐘松雄，李曉敏，李芳柏

（1.中國(guó)科學(xué)院廣州地球化學(xué)研究所，廣州 510640；2.廣東省科學(xué)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(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510650；3.華南師范大學(xué)環(huán)境研究院，廣東省化學(xué)品污染與環(huán)境安全重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，廣州 510006；4.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)，北京 100049；5.華南土壤污染控制與修復(fù)國(guó)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(qiáng)的移動(dòng)性，相應(yīng)地提高農(nóng)作物等植物對(duì)鎘的吸收累積[1-3]。水稻和小麥等成為我國(guó)重金屬超標(biāo)最嚴(yán)重的糧食作物，比如稻米鎘超標(biāo)率高達(dá) 12.8%，污染區(qū)域居民鎘攝入量已經(jīng)超過(guò)了世界衛(wèi)生組織WHO的限值，其中稻米鎘貢獻(xiàn)了總攝入量的56%[4]，因而嚴(yán)重威脅當(dāng)?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(fù)中能夠被廣泛應(yīng)用[2-3]。因此，闡明土壤-植物體系鎘的遷移轉(zhuǎn)化機(jī)制，一方面對(duì)于理解和降低農(nóng)作物如小麥、大麥和水稻對(duì)鎘的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和儲(chǔ)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(fù)效果。

自然環(huán)境中，鎘元素只有一個(gè)氧化態(tài)，主要以+2價(jià)形式存在，其地球化學(xué)行為與鋅類似，屬親硫元素。地殼中鎘存在8個(gè)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(gè)庫(kù)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(zhì)量變化，且分異過(guò)程主要受動(dòng)力學(xué)效應(yīng)和熱力學(xué)效應(yīng)（平衡效應(yīng)）的影響。隨著分離純化技術(shù)方法的改善和標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)的不斷推進(jìn)，以及多接收器電感耦合等離子體質(zhì)譜儀的發(fā)展，鎘穩(wěn)定同位素組成的分析測(cè)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(xué)領(lǐng)域的重要研究方向，為闡明金屬元素在環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程和機(jī)制提供了一種全新的技術(shù)手段[7-10]。隨著銅、鋅、汞和鐵同位素分餾應(yīng)用于植物對(duì)（類）金屬的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和累積機(jī)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(xué)關(guān)注的熱點(diǎn)。鎘從土壤固相向水相溶解釋放Cd2+的過(guò)程優(yōu)先選擇重鎘同位素，其分餾程度Δ114/110Cdsolution-soil達(dá)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(guò)程均導(dǎo)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(shí)了植物體對(duì)鎘的吸收過(guò)程主要為 Cd2+形式，且受根部離子擴(kuò)散過(guò)程控制[21]。小麥也傾向于從 Ca（NO3）2提取的有效 Cd庫(kù)吸收輕鎘同位素（Δ114/110Cdwheat-extract= ?0.21‰～0.03‰）[13]。鎘從根系木質(zhì)部裝載并隨蒸騰流轉(zhuǎn)運(yùn)至葉片[20]，在向上長(zhǎng)距離轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程中鎘會(huì)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(zhuǎn)運(yùn)過(guò)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(zhuǎn)運(yùn)蛋白調(diào)控，以水稻為例，液泡膜轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsHMA3和木質(zhì)部裝載轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsHMA2共同負(fù)責(zé)輻從根部至地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)[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(guò)程與含硫配體如植物螯合肽或谷胱甘肽等對(duì)于輕鎘同位素的扣押累積有關(guān)，相應(yīng)地游離態(tài) Cd2+或者含氧官能團(tuán)的配體等重Cd同位素繼續(xù)向籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)[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(xué)行為以及植物對(duì)鎘的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和累積機(jī)制，以期為鎘污染土壤的農(nóng)作物減毒脫毒和植物修復(fù)提供理論基礎(chǔ)和科學(xué)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(gè)過(guò)程。前者主要通過(guò)二次蒸餾的硝酸、鹽酸和氫氟酸于消解罐內(nèi)處理土壤和植物樣品，后者是指通過(guò)陰離子交換樹(shù)脂結(jié)合一系列稀釋處理的酸分離純化，以防止雜質(zhì)干擾同位素的測(cè)定。Wombacher等[24]采用Biorad AG1-X8和Eichrom TRU Spec樹(shù)脂雙柱法先后去除樣品中大部分基質(zhì)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(shù)脂，依次使用高濃度至低濃度的 HCl，相繼去除基質(zhì)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(cè)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(zhì)的樣品中，于電熱板 120 ℃下加熱平衡過(guò)夜。隨即裝載AG1-X8陰離子交換樹(shù)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(zhì)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(shù)的難度，進(jìn)一步推動(dòng)鎘同位素分餾手段的運(yùn)用。

同位素分餾數(shù)值δ則將樣品同位素比值和標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)比值標(biāo)準(zhǔn)化，通常用如下的形式來(lái)表示樣品的鎘同位素組成δ114/110Cd：

鎘同位素標(biāo)樣問(wèn)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(biāo)準(zhǔn)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(biāo)準(zhǔn)液[30]。自 Abouchami 等[31]進(jìn)一步提倡采用 NIST SRM 3108作為標(biāo)樣后，2016—2018年期間鎘同位素標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)基本為NIST SRM 3108，并作為一級(jí)標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[32]。雖然前期的鎘標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)存在不統(tǒng)一的現(xiàn)象，但均可根據(jù)式（2）進(jìn)行轉(zhuǎn)換計(jì)算，因此一定程度上彌補(bǔ)了不同標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)引起的結(jié)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(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[33-34]。

兩個(gè)庫(kù)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(yīng)

1）動(dòng)力學(xué)分餾效應(yīng)。穩(wěn)定同位素分餾分為質(zhì)量分餾和非質(zhì)量分餾。其中質(zhì)量分餾主要包括動(dòng)力學(xué)分餾和平衡分餾效應(yīng)兩種。前者主要由于質(zhì)量差異引起的不同反應(yīng)速率，包括離子擴(kuò)散和微生物介導(dǎo)還原過(guò)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(yīng)（或逆向反應(yīng)速率可忽略不計(jì)），可用于描述封閉系統(tǒng)中反應(yīng)階段同位素比值的演化，具體表現(xiàn)出反應(yīng)庫(kù)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(dòng)力學(xué)控制體系[7]。該模型可以確定特定過(guò)程的分餾系數(shù)或根據(jù)某一相中同位素組成獲得轉(zhuǎn)化過(guò)程的程度，以及根據(jù)質(zhì)量平衡，某一相中元素的剩余百分?jǐn)?shù)可知兩相同位素組成。具體瑞利分餾模型可用下面兩個(gè)公式表示：

根據(jù)質(zhì)量守恒關(guān)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(shí)刻反應(yīng)池、生成池和初始反應(yīng)池中鎘元素的同位素組成；F為保留在反應(yīng)池中的某元素的分?jǐn)?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(guò)程分餾，通過(guò)獲取反應(yīng)過(guò)程的鎘同位素分餾常數(shù)/富集系數(shù)（ε），即可知反應(yīng)進(jìn)行或者遷移轉(zhuǎn)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(guò)程[25]，吸附過(guò)程[15]，植物體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程[13]。以低離子強(qiáng)度條件下水鈉錳礦對(duì)鎘的吸附實(shí)驗(yàn)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?jǐn)?shù)的結(jié)果（圖1）可見(jiàn)，分餾常數(shù)ε為0.12‰，且在獲取同位素?cái)?shù)據(jù)的情況下，即可量化轉(zhuǎn)化過(guò)程的程度。

2）平衡分餾效應(yīng)。同位素的平衡分餾效應(yīng)表現(xiàn)為兩相以相同速率進(jìn)行正向和反向反應(yīng)。平衡分餾主要以配位鰲合過(guò)程為主，在同位素分餾達(dá)到平衡時(shí)，重同位素在“更強(qiáng)的結(jié)合環(huán)境”中富集[35]。通常，對(duì)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(zhǎng)較短的配體，由于其“較強(qiáng)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(jī)質(zhì)鰲合（即 Cd-O），以及與含硫有機(jī)質(zhì)螯合時(shí)（即Cd-S）的鍵長(zhǎng)分別為2.29 ? ～2.31?和2.47 ?～2.54 ?[36-37]。相應(yīng)地，鎘與含氧有機(jī)質(zhì)配位螯合時(shí)，則傾向于富集重鎘同位素；而與含硫有機(jī)質(zhì)配位螯合時(shí)，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(guān)鍵過(guò)程

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

2.1 溶解過(guò)程

目前基于溶解過(guò)程引起鎘同位素發(fā)生分餾的研究報(bào)道，主要涉及母質(zhì)礦物/土壤到浸出液、從底泥至河水等過(guò)程、土壤剖面差異比較，以及包括從母質(zhì)礦物到土壤的風(fēng)化過(guò)程[25，32，40-41]。溶解過(guò)程可導(dǎo)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?jiān)尸F(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(jìn)一步對(duì)河堤土壤和風(fēng)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(fēng)化淋濾過(guò)程是導(dǎo)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(duì)于土壤的滲濾過(guò)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(guò)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(shí)自然風(fēng)化過(guò)程產(chǎn)生一定的鎘同位素分餾。作者進(jìn)一步對(duì)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(shuō)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(guò)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(qū)動(dòng)等硫素

的還原，生成對(duì)鎘具有很強(qiáng)鍵合能力的H2S，進(jìn)而促進(jìn)鎘與硫化物發(fā)生共沉淀生成含鎘硫化物（CdS）有關(guān)[42]。厭氧條件下，CdS的形成傾向于富集輕鎘同位素。與多價(jià)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(shí)，鋅幾乎不發(fā)生同位素分餾；當(dāng) pH 提高至 9 時(shí)，Δ66/64ZnZn（aq）-ZnS= 0.6‰[44]。Guinoiseau等[17]發(fā)現(xiàn)，在 CdS形成過(guò)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(dāng)鹽度提高至海水鹽度的兩倍時(shí)，α值降低至1.000 14。相似地，Xie等[45]報(bào)道CdS的形成過(guò)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(shí)，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(nèi)），即 αCaCO-Cd（aq）= 1.000 0 ± 0.000 1[16]。

2.3 吸附過(guò)程

鐵錳（氫）氧化物對(duì)鎘具有很強(qiáng)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(diào)控土壤鎘有效性的眾多過(guò)程中，鐵錳氧化物對(duì)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(dǎo)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(guò)程引起的鎘同位素分餾基于質(zhì)量平衡，在已知初始物質(zhì)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(guò)瑞利分餾模型獲得吸附過(guò)程的同位素分餾系數(shù)對(duì)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(jié)果同樣發(fā)生在黏土礦物對(duì)鎘的吸附上[16]，而次生鐵礦物吸附導(dǎo)致的鎘同位素分餾尚無(wú)報(bào)道。相反，通過(guò)對(duì)鋅內(nèi)圈螯合的無(wú)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(guò)鎘同位素分餾尺度變化，可以鑒別鎘在吸附劑的結(jié)合方式，這對(duì)于進(jìn)一步評(píng)估鎘固化效果以及識(shí)別微界面鎘的環(huán)境化學(xué)行為具有重要作用。

2.4 有機(jī)質(zhì)螯合配位過(guò)程

土壤有機(jī)質(zhì)是影響鎘地球化學(xué)行為的關(guān)鍵因素，可通過(guò)螯合配位作用與鎘形成配合物[50-51]，其中土壤有機(jī)質(zhì)含S供體可能是土壤中Cd的主要結(jié)合位點(diǎn)[52]。螯合配位過(guò)程導(dǎo)致的金屬元素同位素分餾主要由不同有機(jī)質(zhì)中特定官能團(tuán)對(duì)金屬的鍵合常數(shù)差異，即配位環(huán)境鍵強(qiáng)差異引起[7]。目前，對(duì)于有機(jī)質(zhì)螯合配位過(guò)程鎘同位素分餾的研究較少，對(duì)其他金屬元素的研究較多。研究結(jié)果表明，有機(jī)質(zhì)與 Fe、Zn和Cu等二價(jià)金屬配位螯合時(shí)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(xué)者推斷，含氧官能團(tuán)的有機(jī)質(zhì)對(duì)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(duì)鎘的吸收積累，并導(dǎo)致植株內(nèi)富集更輕的鎘同位素，這側(cè)面證實(shí)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(tuán)的有機(jī)質(zhì)傾向于絡(luò)合同位素組成上較輕的穩(wěn)定同位素，如：Hg-巰基有機(jī)化合物的?0.53‰～?0.62‰[35]；Horner 等[38]研究進(jìn)一步證實(shí)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(jī)制

最初，穩(wěn)定同位素分餾技術(shù)作為一種土壤-植物體系中元素生物地球化學(xué)過(guò)程的研究手段，主要用于示蹤植物對(duì)金屬元素如銅、鋅、汞和鐵的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和累積過(guò)程[8-9，12，53]。由于鎘污染引起的食品安全與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)問(wèn)題日益嚴(yán)重，目前鎘同位素分餾已成為環(huán)境地球化學(xué)、環(huán)境科學(xué)、生態(tài)學(xué)等領(lǐng)域的研究熱點(diǎn)。現(xiàn)有的研究主要關(guān)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(rèn)為是植物根部吸收鎘的主要形態(tài)[20]。研究表明，無(wú)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(kù)中吸收輕鎘同位素的傾向性。Imseng等[25]對(duì)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(nèi)，其中存在沒(méi)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(jī)質(zhì)等因素的影響。如上所述，水鈉錳礦對(duì)鎘離子的吸附作用，以及硫化物對(duì)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(jìn)而影響植物吸收過(guò)程中鎘同位素分餾。Wei等[19]通過(guò)水培實(shí)驗(yàn)研究鎘脅迫下施加0、0.5和5 mg·L–1EDTA時(shí)，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(jī)質(zhì)是影響土壤有效態(tài)鎘以及植物對(duì)鎘吸收的重要因素。此外，Wiggenhauser[13]和Imseng[25]等推測(cè)，土壤質(zhì)地、有機(jī)質(zhì)含量（SOC）、陽(yáng)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(xué)形態(tài)，進(jìn)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(guò)程

在土壤-植物體系中，植物根部吸收鎘過(guò)程導(dǎo)致根部富集輕鎘同位素。Wiggenhauser等[13]研究報(bào)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(jiàn)圖2b。植物根部對(duì)鎘的吸收由非生物過(guò)程和生物過(guò)程共同驅(qū)動(dòng)。非生物過(guò)程包括鎘在土壤和根部表面的擴(kuò)散、吸附和共沉淀等過(guò)程。據(jù)報(bào)道，輕鎘同位素比重鎘同位素?cái)U(kuò)散速度快，導(dǎo)致植物根部表面可能累積更多輕鎘同位素[57]；這類似于擴(kuò)散過(guò)程是導(dǎo)致高等植物富集輕鋅同位素[9]。低鎘濃度擴(kuò)散過(guò)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(duì)于鎘向根部轉(zhuǎn)運(yùn)起到中轉(zhuǎn)作用，是促使根部相比于土壤溶液富集輕鎘同位素的關(guān)鍵環(huán)節(jié)，有利于輕鎘同位素向植株體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)[14]。

植物根部吸收鎘的生物過(guò)程包括：離子通道、細(xì)胞質(zhì)膜內(nèi)外的電化學(xué)勢(shì)差、轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白等三個(gè)途徑[19]。其中，離子通道和電化學(xué)勢(shì)差為低親和力轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程，與擴(kuò)散系數(shù)有關(guān)，且傾向于富集輕鎘同位素[19]。相反，轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白為高親和力轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程，其作用效果與轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的官能團(tuán)有關(guān)[58]。比如NRAMP5（natural resistance-associated macrophage protein）轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白內(nèi)含蛋氨酸底物，其硫基官能團(tuán)對(duì)鎘的轉(zhuǎn)運(yùn)具有重要作用[59]。據(jù)研究報(bào)道證實(shí)由于NRAMP5轉(zhuǎn)運(yùn)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(dá)到?0.22‰ ± 0.08‰[60]。

3.2 向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程

根據(jù)現(xiàn)有的研究報(bào)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(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)以生物過(guò)程控制為主，包括液泡隔離與木質(zhì)部裝載等過(guò)程[20]。以根部為例，液泡隔離是指鎘在根部細(xì)胞質(zhì)轉(zhuǎn)運(yùn)至液泡的過(guò)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(luò)合[38]。這一過(guò)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(zhuǎn)運(yùn)。據(jù)研究報(bào)道喪失隔離轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白OsHMA3會(huì)致使固存于液泡中Cd減少，使部分Cd與細(xì)胞質(zhì)中的含O配體形成較弱的配合物，這可能有利于向木質(zhì)部外流，繼而轉(zhuǎn)運(yùn)至地上部[22]。木質(zhì)部裝載是導(dǎo)致鎘向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)的關(guān)鍵，且主要經(jīng)共質(zhì)體和質(zhì)外體兩個(gè)途徑轉(zhuǎn)運(yùn)進(jìn)入木質(zhì)部[61]。在共質(zhì)體途徑中，細(xì)胞質(zhì)的鎘能夠與含氧、硫等配體形成配合物，這些配合物可通過(guò)載體蛋白（Heavy Metal ATPase 2，HMA2）裝載進(jìn)入木質(zhì)部；在質(zhì)外體途徑中，游離態(tài)鎘離子可以直接進(jìn)入木質(zhì)部[62-66]。鎘在蒸騰流驅(qū)動(dòng)力作用下經(jīng)木質(zhì)部長(zhǎng)距離轉(zhuǎn)運(yùn)至地上部[22，62，67-68]。因此，鎘從根部至地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程產(chǎn)生的分餾特征受一系列轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的調(diào)控和鎘物種的影響。

鎘通過(guò)木質(zhì)部隨蒸騰流進(jìn)入葉片的過(guò)程中，首先會(huì)由于莖部對(duì)鎘的截留而導(dǎo)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(duì)農(nóng)作物的相關(guān)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(jiàn)圖2c[20]。在從莖至葉的轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程，超積累植物龍葵表現(xiàn)出傾向于轉(zhuǎn)運(yùn)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(zhuǎn)運(yùn)輕鎘同位素，這說(shuō)明兩者在莖和葉間的傳輸機(jī)制可能存在差異[18]。首先，超積累和耐受性植物莖部對(duì)鎘的扣押累積主要發(fā)生在莖部液泡和細(xì)胞壁，且與鎘配體的種類和比例有關(guān)[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(xì)胞壁中主要與含氧配體螯合[12，70]。超積累植物體內(nèi)含氧配體占比較高，而耐受性植物體內(nèi)以含硫配體為主[71]。因此，鎘從莖部轉(zhuǎn)運(yùn)至葉部的過(guò)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(dǎo)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(duì)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(zhuǎn)運(yùn)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(duì)鎘的累積主要通過(guò)韌皮部轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程實(shí)現(xiàn)[72]。含巰基官能團(tuán)的有機(jī)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(duì)鎘的配位螯合過(guò)程導(dǎo)致莖葉富集輕鎘同位素。而相對(duì)更重的鎘，如自由態(tài)鎘離子或者與低分子含氧有機(jī)酸螯合配位的鎘，則通過(guò)韌皮部向上轉(zhuǎn)移至籽粒[73-74]，這與主要依賴于含巰基配合物長(zhǎng)距離轉(zhuǎn)運(yùn)的積累植物甘藍(lán)型油菜不同[75]。

3.4 植物不同部位間鎘同位素分餾的趨勢(shì)

據(jù)Wiggenhauser等[13，23]研究報(bào)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(jiàn)圖3a所示）。相似的結(jié)果同樣出現(xiàn)在大麥植株中[25]。小麥植株內(nèi)部呈現(xiàn)出根部-秸稈-谷粒依次轉(zhuǎn)運(yùn)較重鎘同位素，儲(chǔ)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(tuán)配合物有關(guān)[76]；而蒸騰作用下，鎘隨木質(zhì)部進(jìn)入秸稈，并經(jīng)韌皮部轉(zhuǎn)運(yùn)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(shuō)明在鎘脅迫下植物對(duì)鎘同位素產(chǎn)生動(dòng)力分餾，不同植物的組織對(duì)鎘的供應(yīng)限制不同，決定了植物對(duì)鎘的不同耐受性[18-20]。

植物內(nèi)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(duì)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(nèi)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?jǐn)?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?jǐn)?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(nèi)不同部位庫(kù)間鎘的轉(zhuǎn)運(yùn)行為可用封閉系統(tǒng)動(dòng)力學(xué)來(lái)描述，Wiggenhauser等[13]研究報(bào)道小麥各部位鎘池間的轉(zhuǎn)運(yùn)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(shí)，可得y=–0.35lnf–0.24（分餾系數(shù)ε= –0.35），當(dāng) sink、source分別代表谷粒和地上部時(shí)y= –0.46ln（f）–0.37（分餾系數(shù)ε= –0.46），表明source對(duì)鎘的貯存與sink和source之間的鎘同位素分餾有關(guān)。

4 展 望

隨著分析純化方法和儀器設(shè)備的發(fā)展，穩(wěn)定同位素分餾技術(shù)在示蹤土壤-植物體系中金屬元素遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程的應(yīng)用，已逐步成為土壤學(xué)領(lǐng)域探索元素生物地球化學(xué)機(jī)制的重要方法。目前，國(guó)際上在土壤-植物體系鎘同位素分餾特征和機(jī)制領(lǐng)域的研究才剛起步，還存在很多尚未闡明的過(guò)程與機(jī)制，而未來(lái)的研究可著眼于：

1）鎘在土壤中的分餾特征受多過(guò)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(jī)質(zhì)組分（含硫/氧配體、溶解態(tài)/固態(tài)腐殖質(zhì)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(guò)程，且受不同母質(zhì)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(guò)程在土壤鎘遷移過(guò)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(guān)鍵土壤過(guò)程導(dǎo)致的鎘環(huán)境行為及其機(jī)制。

2）不同種類的肥料（如腐殖質(zhì)類有機(jī)質(zhì)、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(diào)控重金屬污染土壤安全利用的重要農(nóng)藝措施。以腐殖質(zhì)類有機(jī)質(zhì)為例，其對(duì)鎘的調(diào)控途徑存在多樣性：一方面有機(jī)質(zhì)對(duì)于鎘的螯合過(guò)程可抑制鎘的有效性；另一方面低分子有機(jī)酸可活化土壤鎘，這兩個(gè)過(guò)程均可改變土壤有效態(tài)鎘的同位素特征。針對(duì)土壤-農(nóng)作物體系，結(jié)合運(yùn)用鎘同位素分餾方法，有助于深入探討有機(jī)質(zhì)施加對(duì)土壤鎘鈍化/活化過(guò)程所引起的植物體內(nèi)鎘吸收轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)制的改變，從而為降低農(nóng)作物鎘累積或者提高植物修復(fù)效率提供科學(xué)依據(jù)。

3）鎘在不同類型植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)受不同鎘相關(guān)基因/蛋白的調(diào)控，且在不同生長(zhǎng)時(shí)期會(huì)存在鎘再分配等過(guò)程，這些空間和時(shí)間尺度上的變化，都可能改變植物體內(nèi)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(guān)鍵轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白在水稻體內(nèi)鎘吸收轉(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程中會(huì)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(shí)期的分餾特征如何，值得探討。同位素分析技術(shù)與 Cd形態(tài)分析（如同步輻射等）技術(shù)手段相結(jié)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(zhuǎn)運(yùn)過(guò)程等方面更為準(zhǔn)確地闡明鎘在植物體內(nèi)的轉(zhuǎn)運(yùn)和解毒機(jī)制。

4）不同營(yíng)養(yǎng)元素（如鐵、鋅、硅等）的作用下可降低水稻等植物對(duì)鎘的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)和累積，三者對(duì)鎘在水稻體內(nèi)積累過(guò)程可能存在不同的拮抗機(jī)制。因此，綜合運(yùn)用鎘/鐵/鋅等同位素分餾技術(shù)、植物關(guān)鍵功能基因/蛋白等生理代謝機(jī)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(yíng)養(yǎng)元素對(duì)鎘在植物體內(nèi)遷移過(guò)程的拮抗或解毒機(jī)制。