稻田系統(tǒng)鎘污染現(xiàn)狀及其綜合防治,土壤污染論文

稻田系統(tǒng)鎘污染現(xiàn)在狀況及其綜合防治,土壤污染論文近年來，以工業(yè)點(diǎn)源和農(nóng)業(yè)源〔畜禽糞便、肥料與農(nóng)藥及污水、污泥等〕為主的面源重金屬污染不斷加劇，據(jù)報道，我們國家每年由于土壤Cd污染導(dǎo)致的Cd超標(biāo)農(nóng)產(chǎn)品達(dá)14.6億kg.水稻是我們國家種植面積最大的糧食作物，2018年種植3005.7萬hm2,約占糧食作物種植面積的27.2%,且我們國家65%的人口以稻米為主食[1-2].稻田生態(tài)系統(tǒng)是一個由土壤-水稻構(gòu)成的人工生態(tài)系統(tǒng)，該系統(tǒng)中的Cd由于土壤淹水、頻繁農(nóng)業(yè)活動的作用以及水稻對Cd易富集等特點(diǎn)而具有較強(qiáng)的遷移轉(zhuǎn)化特性，易使稻米籽粒Cd含量超標(biāo)而帶來人體健康風(fēng)險[3].稻田Cd污染不僅影響水稻產(chǎn)量、品質(zhì)及整個農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)功能，并可通過食物鏈傳遞而危害人體健康，已成為影響我們國家水稻生產(chǎn)和提高稻米質(zhì)量的主要限制因子之一[3-4].隨著農(nóng)田Cd污染的進(jìn)一步加劇及污染農(nóng)田的復(fù)雜性，稻米Cd超標(biāo)率近年來呈不斷增長趨勢.本文圍繞稻田系統(tǒng)中Cd的主要來源及其生物和地球化學(xué)特性、Cd在稻田系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化特性和稻田Cd污染的綜合防治措施等方面進(jìn)行了綜述，并對稻田Cd污染防治研究趨勢進(jìn)行了瞻望，以期為我們國家稻田Cd污染防治提供參考根據(jù)。1稻田系統(tǒng)中Cd的主要來源農(nóng)田土壤中Cd來源主要包括自然來源和人為來源兩個方面.1.1自然來源自然條件下，農(nóng)田中Cd主要來源于土壤成土母質(zhì)，不同土壤因其成土母質(zhì)不同而導(dǎo)致Cd含量有顯著差異，相比而言，火成巖、砂巖和石灰?guī)r等母質(zhì)發(fā)育的土壤中Cd含量較低，而海洋黑色頁巖母質(zhì)發(fā)育的土壤中Cd含量較高[6].資料表示清楚，我們國家不同母巖發(fā)育的土壤A層中，Cd背景含量范圍為0.001~13.430mgkg-1,華而不實(shí)，以風(fēng)沙土土壤中Cd含量平均值最低〔0.044mgkg-1〕，而石灰〔巖〕土土壤中Cd含量平均值最高，到達(dá)1.115mgkg-1[7].我們國家地帶性土壤中，有96.02%土壤的Cd背景值低于(土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)〕的二級標(biāo)準(zhǔn)0.3mgkg-1〔pH7.5〕，但仍有近4%的土壤Cd背景值含量超過二級標(biāo)準(zhǔn)[7],因而在今后修訂(土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)〕中Cd的一級質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)時，應(yīng)考慮到土壤發(fā)育對土壤Cd含量的影響。1.2人為來源農(nóng)田Cd人為來源主要包括：工業(yè)源〔工業(yè)三廢的排放〕和農(nóng)業(yè)源〔有機(jī)肥、復(fù)合肥、磷肥、污灌、農(nóng)藥及污泥農(nóng)用〕等。1.2.1工業(yè)來源土壤中Cd的工業(yè)源污染主要來自于大氣顆粒沉降、工業(yè)廢礦渣污染和污水灌溉等。Arthur等[8]研究發(fā)現(xiàn)，英國農(nóng)田中近50%的Cd源于大氣沉降；在韓國，礦區(qū)和工業(yè)區(qū)附近約21%的農(nóng)田被重金屬污染，大量礦渣未經(jīng)處理即遭丟棄，每年產(chǎn)生數(shù)百萬噸富硫尾礦渣，工業(yè)廢水促使硫化物被氧化，導(dǎo)致包括Cd在內(nèi)的大量金屬離子被淋洗浸出而進(jìn)入河流及農(nóng)田，成為Cd、As、Pb等重金屬的主重點(diǎn)源污染來源[9-10].另有報道，我們國家廣東韶關(guān)某地因附近開采礦區(qū)外排污水而使當(dāng)?shù)剞r(nóng)田受Cd污染嚴(yán)重，致使該地成為癌癥村[4].當(dāng)前，我們國家遭受重金屬污染的污水灌溉農(nóng)田約140萬hm2,而資料表示清楚，農(nóng)田Cd含量與污灌水Cd含量呈顯著正相關(guān)〔r=0.996〕[11].我們國家農(nóng)田污水灌溉的區(qū)域性差異較大，農(nóng)田灌溉污水主要包括采礦廢水、生活廢水、制造業(yè)污水等。1.2.2農(nóng)業(yè)來源土壤中Cd的農(nóng)業(yè)來源主要包括有機(jī)肥、磷肥、農(nóng)藥及污泥農(nóng)用等。資料表示清楚，含Cd磷肥的長期施用是導(dǎo)致農(nóng)田土壤Cd積累的主要因素之一，包括普通過磷酸鈣、重過磷酸鈣、磷礦粉及復(fù)合磷肥等[12-13].磷肥主要由含不同Cd含量的磷礦石加工而成，在磷肥生產(chǎn)經(jīng)過中，磷礦石中的Cd在成品磷肥中留存60%~80%[13].因而，不同磷肥的長期施用導(dǎo)致的農(nóng)田Cd污染不容忽視。除了磷肥外，集約化養(yǎng)殖場畜禽糞便等有機(jī)肥和污泥農(nóng)用也是農(nóng)田Cd污染主要來源之一。以德國腐熟堆肥中重金屬限量標(biāo)準(zhǔn)為根據(jù)，劉榮樂等[14]研究發(fā)現(xiàn)，我們國家不同豬糞樣品中，Cu、Zn、Ni、Cd、Cr超標(biāo)10.3%~69.0%,以Cd超標(biāo)為主，而在雞糞、牛糞中，Cd含量也嚴(yán)重超標(biāo)。當(dāng)前，很多國家已制定了城市污泥重金屬限量值，但針對有機(jī)肥和堆肥的重金屬限量標(biāo)準(zhǔn)卻不多。Bolan等[9]基于稻田Cd限量值〔3.0mgkg-1〕計算了不同來源磷肥和有機(jī)肥最長施用年限，從表1能夠看出，不同磷肥中Cd含量差異很大，為10~70mgkg-1,而相對于磷肥中的Cd而言，長期施用農(nóng)家肥引起的農(nóng)田Cd污染也應(yīng)引起足夠重視。2稻田系統(tǒng)中Cd的形態(tài)及影響因素重金屬的生物有效性主要取決于其化學(xué)形態(tài)。進(jìn)入稻田系統(tǒng)中Cd通過吸附、沉淀、絡(luò)合等反響后，分別以自由離子態(tài)，可溶和不溶的無機(jī)和有機(jī)結(jié)合態(tài)，鐵、鋁和錳氧化物結(jié)合態(tài)及殘渣態(tài)等形態(tài)存在于土壤介質(zhì)中。大量研究表示清楚，土壤中水溶態(tài)和交換態(tài)Cd容易被植物吸收利用，而殘渣態(tài)Cd難以被植物吸收轉(zhuǎn)運(yùn)[5].稻田系統(tǒng)中的各種環(huán)境、生物因素等對Cd形態(tài)轉(zhuǎn)化和生物有效性的影響至關(guān)重要，分述如下。2.1土壤pH稻田淹水條件一定程度上可使酸性土壤pH升高，而使堿性土壤pH降低，使pH整體趨于中性[15].pH上升會增加土壤顆粒和有機(jī)質(zhì)的負(fù)電荷，進(jìn)而減少可交換態(tài)Cd.劉昭兵等[16]通過用石灰和堿性物質(zhì)修復(fù)Cd污染水稻土試驗(yàn)表示清楚，使用石灰可使Cd有效態(tài)降低33.2%~37.4%;土壤pH降低則會減少易吸附態(tài)Cd.Naidu等[17]研究表示清楚，CdOH+主要存在于pH8.0環(huán)境下，且其吸附親和力要高于Cd2+,pH降低增加溶液中Cd2+含量。另有研究表示清楚，在酸性土壤下，吸附反響對土壤Cd的形態(tài)組成起主要作用，而在中、堿性環(huán)境下，Cd的氫氧化物、硫化物、磷酸鹽和碳酸鹽的沉淀反響對Cd有效性起主要作用[18].2.2土壤氧化復(fù)原電位〔Eh〕土壤在淹水條件下處于復(fù)原狀態(tài)，氧化復(fù)原電位降低，土壤SO2-4的硫被復(fù)原成S2-,并與Cd構(gòu)成沉淀，進(jìn)而降低Cd的有效性；另外，淹水環(huán)境能加強(qiáng)有機(jī)質(zhì)對Cd的吸附而構(gòu)成較穩(wěn)定的有機(jī)結(jié)合態(tài)，降低Cd的有效性[17-18].Kelderman等[19]發(fā)現(xiàn)，在河道沉積物中隨Eh提高Cd的交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)相應(yīng)提高，而有機(jī)結(jié)合態(tài)逐步降低。齊雁冰等[20]研究發(fā)現(xiàn)，復(fù)原狀態(tài)下Cd以氧化物結(jié)合態(tài)比例最高〔55%〕，有機(jī)結(jié)合態(tài)其次〔25%〕，但氧化后有機(jī)結(jié)合態(tài)約占15%.除此之外，根際與非根際土壤的氧化-復(fù)原狀況也不同。在淹水的厭氧條件下，水稻根能夠分泌氧氣和氧化性物質(zhì)來氧化土壤中的二價鐵離子〔Fe2+〕，使其在水稻根表構(gòu)成三價鐵沉淀進(jìn)而構(gòu)成鐵氧化膜[21].研究發(fā)現(xiàn)，水稻根表鐵膜能夠吸附土壤中的Cd進(jìn)而減少水稻對Cd的吸收[22-23].胡瑩等[24]也發(fā)現(xiàn)水稻分蘗期根表鐵膜的構(gòu)成量高于孕穗期和成熟期，可能是由于分蘗期水稻處于營養(yǎng)生長期，水稻根生長旺盛并分泌氧量大進(jìn)而促進(jìn)根表鐵膜的構(gòu)成，隨著生育期的延長，水稻根系的泌氧能力下降而使鐵膜量降低，但是鐵膜中的Cd含量在成熟期顯著高于分蘗期.淹水栽培水稻能夠有效降低水稻根的Cd含量，這是由于淹水條件下氧化復(fù)原電位低，使根表構(gòu)成了鐵膜，降低了Fe與Cd的活化能力，使秈稻吸附Fe容易而吸收Cd難[25].2.3土壤有機(jī)質(zhì)稻田有機(jī)質(zhì)含量高時，往往自由離子態(tài)Cd含量較少而有機(jī)結(jié)合態(tài)含量較高，且有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd含量與土壤DOC〔可溶性有機(jī)碳〕含量呈正相關(guān)[17].值得一提的是，當(dāng)前針對有機(jī)肥對Cd有效性影響研究中，正、負(fù)效應(yīng)皆有，這可能與不同腐殖化程度的有機(jī)質(zhì)與Cd絡(luò)合常數(shù)不同有關(guān)[26].周利強(qiáng)等[27]研究表示清楚，施用菜籽餅和豬糞均能緩解重金屬對水稻的毒性，使糙米中重金屬濃度降低。但有報道表示清楚，水溶性有機(jī)質(zhì)〔DOM〕能夠顯著抑制土壤對Cd的吸附，增加Cd在土壤溶液中的移動性[28-29].這是由于DOM富含羥基和羧基等能夠作為重金屬的配位體而吸附重金屬，增加其移動性，施用有機(jī)肥后能夠顯著增加水稻根際和土體中的交換態(tài)及有機(jī)結(jié)合態(tài)的Cd含量，為對照的2倍多[29].也有研究指出，土壤有機(jī)質(zhì)中的胡敏酸等固相大分子能提供更多與Cd結(jié)合的吸附位點(diǎn)進(jìn)而固定Cd,并降低其遷移性和生物有效性，而相對低分子的富里酸等可溶性有機(jī)酸往往增加稻田中Cd的移動性[26].綜上所述，土壤有機(jī)質(zhì)對重金屬Cd的有效性的影響還需深切進(jìn)入研究，傳統(tǒng)的通過施用有機(jī)肥來修復(fù)固定土壤中Cd的治理觀點(diǎn)值得商榷。2.4土壤質(zhì)地一般質(zhì)地粘重土壤對Cd吸附能力強(qiáng)，進(jìn)而降低Cd的遷移能力。由于粘粒多，其團(tuán)圓能力強(qiáng)，比外表積大，能夠吸附Cd離子，而且粘土礦物帶負(fù)電荷，可與Cd離子發(fā)生靜電吸附。粘粒含量也影響土壤陽離子交換量〔CEC〕大小及土壤膠體負(fù)電荷量，進(jìn)而影響土壤對Cd吸附能力的大小。R觟mkens等[30]研究發(fā)如今不同性質(zhì)土壤上SQS50的水平是不同的，在沙壤中低于0.3mgkg-1,在粘壤中大于6mgkg-1.研究還發(fā)現(xiàn)，在利用lg〔Cd-籽?！?b+f10lg〔Cd-HNO3〕+gpH+h10lg〔CEC〕模型預(yù)測水稻籽粒Cd含量時，CEC的奉獻(xiàn)率能夠到達(dá)P0.01的顯著水平[31].李野等[32]研究大田條件下水稻籽粒吸收Cd的主要影響因子發(fā)現(xiàn)，土壤Cd濃度、pH、土壤粘粒含量是主要因子。可見，土壤中粘土礦物的種類和含量對Cd的吸附特性及生物有效性有重要作用。2.5共存離子土壤中不同離子間存在著不同程度的互相關(guān)系，如競爭、拮抗、聯(lián)合和獨(dú)立作用等.稻田存離子通過影響土壤膠體及水稻根表不同的吸附點(diǎn)位進(jìn)而影響Cd的活性，如Ca2+、Zn2+、K+、Mg2+等陽離子會與土壤中Cd2+競爭土壤的吸附位點(diǎn)，進(jìn)而影響Cd2+的吸附[33].Bolan等[34]研究表示清楚，土壤對Cd的吸附隨施磷水平的增加而增加，但施Ca〔H2PO4〕2要低于KH2PO4處理，可能是Ca2+與Cd2+的競爭作用所致。自然界中Cd和Zn二者往往伴生，大量研究表示清楚，Zn與Cd之間的交互關(guān)系主要表現(xiàn)為拮抗作用、協(xié)同作用和無影響3種關(guān)系[35].Hart等[36]研究發(fā)現(xiàn)，小麥根系對Zn和Cd的吸收共用一個轉(zhuǎn)運(yùn)系統(tǒng)，當(dāng)兩者共同存在時就會出現(xiàn)競爭關(guān)系，當(dāng)Zn含量占優(yōu)勢時，Cd的吸收受阻，當(dāng)Zn缺乏時，Cd的吸收增加。一般以為，一價K+對二價Cd2+的競爭作用很弱，研究發(fā)現(xiàn)K+濃度的提高能夠加強(qiáng)土壤溶液中的離子強(qiáng)度，進(jìn)而能夠降低土壤對Cd的吸附，并且母質(zhì)為高嶺石的土壤對K有很強(qiáng)的選擇性吸附[37-38].可見，稻田系統(tǒng)中，不同元素離子的共存將影響水稻對Cd的吸收與轉(zhuǎn)運(yùn)。3稻田系統(tǒng)中Cd的生物毒性3.1不同水稻對Cd吸收轉(zhuǎn)運(yùn)水稻較易吸收積累Cd,在污染條件下，水稻對Cd的吸收、富集可能會使米粒Cd含量超標(biāo)，進(jìn)而威脅人體健康。不同品種水稻吸收Cd的能力不同，在一樣Cd條件下，不同基因型水稻籽粒中Cd的含量相差6~10倍[31,39].除了土壤性質(zhì)等因素對稻米中Cd含量影響外，籽粒中Cd含量隨土壤中有效態(tài)Cd的增加而增加。在一樣土壤性質(zhì)下，不同水稻品種籽粒對Cd的吸收有較大差異，如表2所示，一般來看秈稻籽粒對Cd的積累能力高于粳稻。盡管秈稻和粳稻籽粒的Cd含量不同，但兩者根中的Cd含量差異不顯著，而秈稻Cd含量的籽粒/根高于粳稻，講明秈稻和粳稻從根向籽粒轉(zhuǎn)運(yùn)Cd的能力不同。除此之外，來自不同國家的水稻品種對Cd吸收也存在較大差異〔表3〕，如IR36和揚(yáng)稻6號均為常規(guī)秈稻，但I(xiàn)R36籽粒含Cd量高于揚(yáng)稻6號，其轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)〔0.0372〕卻低于揚(yáng)稻6號〔0.0441〕，同樣，粳稻H02籽粒Cd含量也高于其他粳稻，甚至高于部分秈稻品種，且其轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)也明顯高于大多數(shù)水稻品種[31,40].可見，水稻品種不同，其對鎘的吸附、轉(zhuǎn)移特性也不同，對Cd的敏感性也有差異。3.2Cd對水稻及稻田微生物的毒性水稻易吸收Cd,Cd的過量吸收不僅影響水稻正常生長，也影響水稻生理生化特性，如使水稻種子萌發(fā)受阻，水稻發(fā)芽指數(shù)、活力指數(shù)、根長等明顯下降，且植物細(xì)胞中DNA和RNA的活性降低，細(xì)胞分裂經(jīng)過受阻等。這可能與Cd脅迫下，水稻種子中的水解酶活性加強(qiáng)，進(jìn)而抑制種子萌發(fā)和幼苗生長有關(guān)。資料[41]表示清楚，Cd濃度達(dá)5~7mgkg-1時，水稻的葉綠素相對含量〔SPAD〕值明顯下降，同時超氧化物歧化酶〔SOD〕活性也下降，使膜脂過氧化加強(qiáng)，進(jìn)而致使丙二醛〔MDA〕積累增加，進(jìn)而影響水稻光合作用，使水稻減產(chǎn)。Cd積累還影響水稻品質(zhì)，當(dāng)土壤Cd含量為4.48mgkg-1時，糙米中蛋白質(zhì)含量顯著減少[42].土壤中Cd脅迫也會對稻田系統(tǒng)中的微生物產(chǎn)生毒害作用，主要表現(xiàn)為群落數(shù)量、群落構(gòu)造和生理活性等的變化。Hiroki[43]研究表示清楚，隨著Cd濃度的增加，稻田系統(tǒng)中放線菌和細(xì)菌數(shù)量逐步減少，而真菌數(shù)量并無顯著變化，講明放線菌與細(xì)菌對Cd脅迫的反響比真菌敏感。Cd脅迫對土壤微生物產(chǎn)生毒性進(jìn)而影響土壤呼吸強(qiáng)度，降低土壤微生物活性。除此之外，Cd脅迫還影響土壤微生物量碳、土壤酶活性等[35].稻田生態(tài)系統(tǒng)中，土壤微生物變化可作為稻田土壤Cd污染的敏感環(huán)境質(zhì)量指標(biāo)之一。3.3Cd對動物和人體的健康風(fēng)險聯(lián)合國糧農(nóng)組織和世界衛(wèi)生組織〔FAO/WHO〕于1972年發(fā)布了體重為70kg的人Cd攝入量限值為每星期400~500g或天天57~71g.盡管Cd在飲食中的攝入量不同，但稻米是亞洲大多數(shù)人攝入Cd的主要來源。統(tǒng)計[9]顯示，菲律賓人口從稻米攝入的Cd占總Cd攝入量約20%,日本為30%~40%.污染稻田里的Cd通過食物鏈進(jìn)入人體后與人體內(nèi)多種蛋白和酶發(fā)生強(qiáng)烈的互相作用而使其失活，進(jìn)而造成人體代謝功能紊亂，并引起一系列的疾病，包括骨痛病、腎功能障礙、高血壓、肺氣腫、骨質(zhì)疏松癥等[44].Cd可以通過食草動物進(jìn)入食物鏈進(jìn)而被人體吸收.Bramley[45]研究發(fā)現(xiàn)，每年羊和牛通過牧草攝入的Cd量分別約為55mg和275mg,盡管小腸吸Cd量超過總Cd量的90%,但攝入Cd的80%~90%和0.05%分別經(jīng)糞便和尿液排出。大部分飲食攝入的Cd易和金屬硫蛋白結(jié)合，并進(jìn)入體循環(huán).一般動物的腎臟和肝臟占總攝入Cd的50%~70%,且腎臟的Cd含量高于肝臟，而其他器官〔心臟、肌肉、脂肪、胰腺、大腦等〕含有少量Cd[9].但人食用含Cd肉類食品，也增加了Cd對人的潛在威脅。故不同國家制定了不同肉制品Cd最大限量值，如表4所示，不同國家之間的肉制品限量值存在差異。4稻田Cd污染的風(fēng)險管理近20年來，稻田生態(tài)系統(tǒng)Cd污染的風(fēng)險越來越遭到關(guān)注，相關(guān)學(xué)者進(jìn)行了大量研究，然而，隨著農(nóng)田Cd污染的區(qū)域化發(fā)展及污染物類型和環(huán)境介質(zhì)的復(fù)雜性，稻米Cd超標(biāo)率近年來呈不斷增加趨勢[2,5].為了加強(qiáng)對稻田系統(tǒng)Cd污染的風(fēng)險控制，F(xiàn)AO/WHO和世界各國都相應(yīng)制定了稻米中Cd的限量標(biāo)準(zhǔn)，F(xiàn)AO/WHO規(guī)定稻米Cd最大限量標(biāo)準(zhǔn)值〔MLs〕為0.40mgkg-1,我們國家最新(食品中污染物限量〕〔GB2762-2020〕規(guī)定Cd的MLs值為0.20mgkg-1.值得一提的是，制定Cd的食品MLs值只能對Cd在稻田生態(tài)系統(tǒng)的末端進(jìn)行風(fēng)險控制，對整個稻田生態(tài)系統(tǒng)而言，Cd的風(fēng)險管理須從源頭控制、經(jīng)過阻斷及末端治理等多層次進(jìn)行全面、系統(tǒng)的控制。4.1源頭控制由于土壤Cd污染具有累積性和隱蔽性，在以預(yù)防為主的土壤重金屬污染管理中，源頭控制是關(guān)鍵。源頭控制技術(shù)主要包括：減少工礦企業(yè)含Cd污染物的隨意排放，發(fā)展清潔工藝，制定科學(xué)合理的污灌水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，制定科學(xué)的磷肥和污泥中Cd限量標(biāo)準(zhǔn)值，研究低殘留、低毒、高效農(nóng)藥等。4.1.1加強(qiáng)污染源控制指標(biāo)體系和限量值研究農(nóng)田Cd污染源控制指標(biāo)研究包括通過稻田土壤中Cd的輸入-輸出平衡以及不同來源Cd的生物有效性研究，通過模型方式方法建立畜禽糞便等有機(jī)肥Cd控制指標(biāo)體系、磷肥及有機(jī)肥Cd無害化指標(biāo)體系、污泥農(nóng)用、污水灌溉的Cd控制指標(biāo)等。當(dāng)前，在控制農(nóng)田重金屬污染方面，我們國家已制定了(土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)〕、(農(nóng)用污泥中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)〕、(城市垃圾農(nóng)用控制標(biāo)準(zhǔn)〕、(農(nóng)用粉煤灰中污染物控制標(biāo)準(zhǔn)〕等，但畜禽糞便有機(jī)肥、農(nóng)藥等很多其他農(nóng)用品仍缺乏Cd限量標(biāo)準(zhǔn)。1制定基于不同水稻土性質(zhì)的Cd限量行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)固然正在施行的(土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)〕在我們國家重金屬污染防治和管理評價中發(fā)揮了重要作用，但因歷史條件等限制，(土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)〕在制訂當(dāng)初還缺乏一些必要的基礎(chǔ)研究和數(shù)據(jù)資料，在稻米Cd超標(biāo)率呈不斷增加趨勢的背景下，此標(biāo)準(zhǔn)現(xiàn)已很難知足實(shí)際應(yīng)用需求?；诓煌愋屯寥浪旧鷳B(tài)安全且切實(shí)可行的Cd生態(tài)風(fēng)險閾值〔HCx〕或標(biāo)準(zhǔn)已成為制約Cd污染防治的瓶頸。4.2經(jīng)過阻斷經(jīng)過阻斷主要根據(jù)Cd在稻田系統(tǒng)中遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，通過一系列措施降低稻米籽粒中的Cd含量，使其低于國家食品安全限值。4.2.1水分管理土壤水分影響土壤氧化復(fù)原條件，而氧化復(fù)原電位影響土壤Cd有效性變化，故通過水分管理減少水稻Cd積累具有重要意義[47].淹水條件下Cd可構(gòu)成CdCO3或CdS等沉淀，進(jìn)而減少稻田Cd的有效性。在淹水條件下，稻田土壤呈復(fù)原狀態(tài)，Eh顯著降低，土壤中硫酸鹽復(fù)原為硫化物。H2S分解產(chǎn)生HS-和S2-,導(dǎo)致土壤溶液中S離子和Cd離子結(jié)合構(gòu)成沉淀，降低Cd的有效性。研究表示清楚，在水稻分蘗到抽穗期間，稻田淹水能降低籽粒Cd含量，淹水時期越久，對降低Cd毒害效果越好[11].這可能是由于長期淹水條件下，稻田土壤呈復(fù)原狀態(tài)，S2-和Cd2+的共沉淀作用以及Fe2+等金屬離子與Cd2+的競爭作用加強(qiáng)，進(jìn)而使Cd的有效性降低[48].張雪霞等[49]研究也表示清楚，不同水分管理條件下籽粒Cd含量大小不同，80%的最大田間持水量最大田間持水量前期淹水+抽穗揚(yáng)花期烤田全生育期淹水?？梢?，水分管理對水稻Cd吸收轉(zhuǎn)運(yùn)規(guī)律存在影響，在生產(chǎn)中能夠通過全生育期淹水而降低Cd向水稻籽粒的遷移。4.2.2離子拮抗技術(shù)不同離子之間存在著多種交互作用。根據(jù)不同離子與Cd的拮抗作用原理，可降低水稻對Cd的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)。研究表示清楚，由于Zn和Cd具有類似的化學(xué)特性，Zn對植物吸收Cd具有拮抗作用，故向土壤中添加適量Zn或在水稻葉面噴施Zn肥，可減少植物對Cd的吸收[50].胡坤等[51]研究不同離子對水稻吸Cd的影響后發(fā)現(xiàn)，S和Mg可降低水稻籽粒中Cd濃度，Zn抑制水稻吸Cd的效果最好，Cu次之。另外，Mn、Fe、Si、B、Se、Na等中、微量元素對水稻吸Cd可以能具有抑制效應(yīng)，但這些元素的施用比例、時間及其環(huán)境適用條件還需深究[34,51].Si能夠提高植物的抗重金屬能力，研究表示清楚施硅能顯著抑制Cd向地上部的運(yùn)輸，使質(zhì)外體的Cd運(yùn)輸量減少36%[52].這可能主要由于硅結(jié)合蛋白誘導(dǎo)Si在水稻根的內(nèi)皮層及纖維層細(xì)胞附近沉積，進(jìn)而阻礙Cd的質(zhì)外體運(yùn)輸，并且S〔iOH〕4上的羥基與細(xì)胞壁多糖的官能團(tuán)通過分子間互相作用在質(zhì)外體空間內(nèi)構(gòu)成了有序的SiO2膠體，使其與Cd2+絡(luò)合成Cd-Si復(fù)合物，進(jìn)而抑制Cd向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)，進(jìn)而使Cd的毒害降低[52-53].4.2.3低累積Cd水稻品種的選育選育低累積Cd水稻品種是進(jìn)行稻田生態(tài)系統(tǒng)Cd污染防治的一種經(jīng)濟(jì)、有效的方式方法。一般而言，粳稻較秈稻具有Cd低吸收特性[31].Arao等[39]研究了35種不同基因型水稻在2種土壤上的籽粒Cd含量表示清楚，粳稻籽粒Cd含量普遍低于其他秈稻品種。在低累積Cd水稻品種選育研究中，了解Cd在稻米中轉(zhuǎn)移的生理和遺傳機(jī)理將有助于控制Cd往籽粒中轉(zhuǎn)移。影響Cd向水稻籽粒轉(zhuǎn)移的因素包括：根細(xì)胞壁對Cd的吸附、根細(xì)胞內(nèi)液泡的區(qū)室化經(jīng)過、從根經(jīng)木質(zhì)部到莖中的轉(zhuǎn)移機(jī)制、從木質(zhì)部到韌皮部的轉(zhuǎn)移、韌皮部到籽粒的轉(zhuǎn)移機(jī)制等。研究[11]發(fā)現(xiàn)，通過木質(zhì)部將Cd從根轉(zhuǎn)運(yùn)到莖中的經(jīng)過是決定莖中Cd含量的主要經(jīng)過。用褐飛虱探針法研究發(fā)現(xiàn)，籽粒中90%的Cd由韌皮部轉(zhuǎn)運(yùn)而來[54],且低吸收水稻品種韌皮部Cd濃度顯著低于其他品種，這可解釋不同品種籽粒Cd含量不同是因它們韌皮部往籽粒轉(zhuǎn)移Cd的能力不同所致。除此之外，Ishikawa等[55]通過單基因定位技術(shù)〔QTL〕定位到控制水稻籽粒對Cd轉(zhuǎn)運(yùn)的基因〔qGCd7〕與水稻第7染色體的復(fù)制有關(guān)，控制qGCd7的過量表示出不僅可降低莖葉中Cd含量，可以減少水稻籽粒Cd含量。馮文強(qiáng)等[56]研究不同基因型水稻對Pb、Cd吸收的差異發(fā)現(xiàn)，恢復(fù)系抗Pb或Cd污染的能力要高于保持系，并指出利用重金屬低吸收水稻基因型材料選育重金屬高抗品種的水稻，也是解決重金屬污染土壤上水稻種植的長效機(jī)制。4.3末端治理在土壤重金屬污染防治研究中，末端治理是指針對已經(jīng)受污染的土壤，通過物理化學(xué)或生物技術(shù)手段，開發(fā)并施行有效的土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù).當(dāng)前，針對稻田系統(tǒng)Cd污染進(jìn)行修復(fù)治理是防止Cd通過食物鏈對人體健康產(chǎn)生危害的有效方式方法之一.當(dāng)前，國內(nèi)外關(guān)于重金屬污染土壤的治理技術(shù)有幾十種[57-58],主要包括：〔1〕物理/化學(xué)修復(fù)：客土/翻土法、土壤淋洗法、電動修復(fù)法、熱處理法和玻璃化技術(shù)、原位固化/穩(wěn)定化等；〔2〕生物修復(fù)：動物修復(fù)〔利用蚯蚓和鼠類等吸收富集重金屬，并收集這些動物，進(jìn)而減少土壤重金屬含量而降低其毒害〕、微生物修復(fù)、植物修復(fù)等。針對我們國家農(nóng)田Cd污染面積大、污染程度低、復(fù)合污染、需持續(xù)安全等特點(diǎn)，當(dāng)前多數(shù)采取原位化學(xué)鈍化/穩(wěn)定化技術(shù)治理Cd污染土壤。原位化學(xué)固化/穩(wěn)定化法是指根據(jù)物理或化學(xué)原理，在土壤中添加不同穩(wěn)定性修復(fù)劑，通過對Cd的吸附、沉淀、絡(luò)合等作用，將Cd轉(zhuǎn)化為難溶的、毒性小的形態(tài)，進(jìn)而降低Cd在土壤環(huán)境中的擴(kuò)散、遷移以降低其有效性。鈍化劑一般需知足的條件為：〔1〕本身不含重金屬等污染物，不存在二次污染風(fēng)險；〔2〕易獲得或制