[拼音]：turang wuran he zhiwu candu

[外文]：soil pollution and residue in plant

植物从污染土壤中吸收各种污染物质，经过体内的迁移、转化和再分配，有的分解为其他物质，有的部分或全部以残毒形式蓄积在植物体各个部位，特别是可食部位，构成对人体健康的潜在性危害。

土壤－植物系统的污染决不只限于象铜或其他污染物引起的植物生育障碍和产量减少的问题；更严重的是可能看上去收成良好，但作物内部却积累了有毒物质，引起人们的慢性中毒，造成公害病。20多年来，土壤污染和植物残毒问题的研究发展十分迅速，概括起来集中在下列几个方面。

重金属和植物残毒

根据加拿大统计资料，每人每天从食物中摄入的金属元素量(单位微克)约为:锌19900；锰4100;铜2200;铬283;钴143;铅139;镉85；汞20。根据这一资料，考虑重金属的固有毒性、有毒形态的持久性、在环境中的污染浓度以及分布状况等因素，公认食物中最危险的元素是汞、铅、镉。植物残毒受土壤－植物系统多方面因素所制约。重金属在土壤中的活动性影响到重金属对植物的有效性。在一般情况下，土壤中有机质、粘土矿物含量越多，盐基代换量越大，土壤的pH值越高，则重金属在土壤中活动性越弱，重金属对植物的有效性越低，植物残毒也就越小。在这些土壤因素中，pH值可能是最重要的。例如在中国水稻区，不同土壤受到相同水平的重金属污染，但水稻籽实中重金属的残毒含量是按下列次序递增：华北平原碳酸盐潮土(pH>8.0)远小于东北草甸棕壤(pH6.5～7.0)，后者又远小于华南的红壤和黄壤(pH<6.0)。

有机污染物和植物残毒

除农药外，很多易分解的有机污染物通过各种途径进入土壤后，可以不必担心残毒污染问题。例如对酚、氰、苯烯腈、三氯乙醛（包括在土壤中分解产物三氯乙酸）、硝化抑制剂2-氯-6-（三氯甲基）吡啶(CP)等的研究结果表明，由于它们在土壤中比较容易分解，不可能长期残留，因此只要控制进入土壤的数量，一般不会造成植物残毒。

对难分解的有机污染物在植物中的残留问题，中国开展了致癌物苯并(a)芘(Bap)污染土壤－植物系统的研究，并取得重要进展。通过野外调查和严格控制大气飘尘污染的温室模拟实验，证实土壤中 Bap浓度直接影响水稻根系中 Bap含量，但这种影响对水稻整体却按照根系>>茎叶＞壳皮＞籽实的次序，自下而上成金字塔形急剧变小，籽实的Bap测定值接近荧光分光光度计方法的检出极限(0.18ppb)。实验还证明，水稻体内Bap来自大气、土壤和植物自身合成三种途径。在田间条件下，水稻籽实、谷糠以及地上部分的Bap含量主要来自大气飘尘，土壤污染的影响是次要的。

农药和植物残毒

农药在土壤中受到物理、化学和微生物的作用，按照其被分解的难易程度可分为两类：

（1）易分解类:2，4-D和有机磷制剂等；

（2）难分解类:2，4，5-T和有机氯、有机汞制剂等。易分解的农药一般不必担心；难分解的农药成为植物残毒的可能性很大。不同种类的植物对同一种农药中的有毒物质的吸收量是不同的。例如对有机氯农药中的艾氏剂和狄氏剂的吸收量，按下列次序递增：洋葱＜莴苣＜黄瓜＜萝卜<<胡萝卜。农药在土壤中可以转化为其他有毒物质，例如DDT可转化为DDD、DDE，它们都能成为植物残毒。目前全世界都在研制高效低毒无残毒的新型农药，其重要途径之一是采用存在于自然界中的氨基酸和脂肪酸、糖类和核酸等成分为原料来合成农药。例如已在研究和试制的氨基酸－脂肪酸农药等。

放射性物质和植物残毒

重核²³⁵铀和²³⁹钚的裂变产物包括⁷²锌到¹⁵⁸铕等34种元素，189种放射性同位素。当具体分析某一种裂变产物的生物学意义时，还必须全面考虑到它们的产率、射线能量、物理半衰期(T_ph)、放射性核素的物理形态和化学组成，以及由土壤转移到植物的能力，生物半衰期(T_b)和有效半衰期(T_eff)等因素。上述因素中T_ph、T_b、T_eff三者的关系为：

式中T_eff是衡量植物放射性核素残毒的主要参数。

重核裂变产物中某些具有长有效半衰期的放射性核素由土壤进入植物体内成为残毒的危害程度为：⁹⁰锶 和⁸⁹锶>> ¹³¹碘＞ ¹⁴⁰硼 ＞¹³⁷铯、¹⁰⁶钌、¹⁴⁴铈、¹⁴⁷钷、⁹⁵锆和⁹⁵铌＞²³⁹钚。植物从土壤中吸收重核裂变核素的“浓缩系数值”是⁹⁰锶为1.19～23.2，¹⁰⁶钌为0.03～0.41，¹³⁷铯为0.04～0.16。上列基本资料为进一步开展重核裂变产物污染土壤－植物系统的综合防治研究提供了科学依据。