土壤Cd污染的治理方法及解决稻米Cd超标对策

1、李亚浩制作文档 农业、生态和环保土壤Cd污染的治理方法及解决稻米Cd超标对策1、 Cd污染概述人类赖以生存的土壤正遭受着重金属的侵害，时刻威胁着人类健康。重金属污染已成为全球面临的严峻问题之一，其中(cd)Cd因周期长、移动性大、毒性高、难降解等备受关注。1、 Cd污染的来源：土壤中Cd的背景值含量范围为0.012 mg/kg，中值为035 mgkg，我国土壤的背景值平均为0.097 mgkg，略低于日本和英国。我国各区域的背景总体分布为：西部地区>中部地区>东部地区；北方地区>南方地区。虽然各地区Cd背景值有较大差异，但一般情况下土壤中自然存在的Cd不至于对人类造成危害，造

2、成危害的土壤Cd大都是人为因素引人的。土壤中的Cd污染主要是随着采矿、冶炼和电镀工业的不断发展而积累的。Cd污染途径归纳起来有3个方面。 大气沉降。工业废气中的Cd伴随着粉尘随风扩散至工厂周围，经过雨淋和自然沉降进入土壤中。当土壤中Cd含量超过一定范围时，就造成了污染。 污水灌溉。采矿废水和电镀、碱性电池工业废水及城市居民用水如未经处理或处理不达标，Cd随着污水灌溉进入土壤。 施肥不当。研究发现，美国和澳大利亚的磷矿中含Cd较高，虽然我国的磷矿石含Cd低，但长期使用也有积累作用。城市生活垃圾和污水处理产生有机肥含Cd高，长期使用含Cd的磷肥和高Cd量有机肥会增加土壤Cd的含量。另外，研究表明，

3、土壤的Cd污染集中在表层土，020 cm土层Cd含量高于2040cm和4060 cm土层，而表层土壤是作物根系最集中的土层，因此Cd的污染危害极大。土壤中Cd的存在形态很多，有离子态、可交换态、吸附态、化学沉淀态和难溶络合态等，大致可分为水溶性Cd和非水溶性Cd两大类。其络合态和离子态的水溶性Cd能为作物所吸收，对生物危害大；而非水溶性Cd不易迁移和难以被植物吸收，但随着环境条件的改变，二者可互相转化。常见的非水溶性的Cd化合物主要是CdS，Cd（OH）2和CdCO3，其中CdS的溶解度最低，Cd（OH）2次之。在有Cd污染的地区，植物含Cd量都偏高，并通过食物链危害动物和人类。2 Cd污染危

4、害2.1 对植物的危害环境中的Cd不是植物生长的必需元素，而是一种潜在性的有毒重金属元素 。土壤中的Cd离子由植物根部吸收，少量运至上部。据研究，Cd在植物中各部位的分布情况基本上为根>叶>茎>花、果、籽粒。Cd在植物组织中含量达到l mgkg时，就对某些植物产生毒害，使植物表现出叶色减褪、植物矮化、物候期延迟的症状，导致植物生物产量下降，甚至死亡。具体表现为：对根部的损伤，抑制植物水分的吸收，阻碍光合作用和蒸腾作用等。2.2 对人类及动物的危害 Cd是蓄积性毒物，其毒性是潜在的，人体内Cd的生物学半衰期一般为2040 年。Cd对人体组织和器官的毒害是多方面的，且治疗极为困难

5、。土壤Cd污染对人类的危害途径是通过食物链，尤其是“Cd米”、“Cd菜”进入人体而大量积累，引起各种疾病，甚至死亡。长期食用遭到Cd污染的食品，可能导致“痛痛病”，即身体积聚过量的Cd损坏肾小管功能，造成体内蛋白质从尿中流失，久而久之形成软骨症和自发性骨折。动物体的Cd主要来自于牧草或饲料。Cd可导致动物采食量下降，生产性能降低，影响动物的繁殖性能。Cd进入家畜体内后，可分布于动物全身，蓄积在肾脏，使肾小管发生结构性变化，进而破坏肾脏的排泄能力。2、 水稻等作物对镉的吸收1. 水稻等作物吸收镉的影响因素土壤中Cd含量是影响作物Cd吸收的主要因子。绝大多数作物对Cd的吸收随土壤中Cd浓度的升高而

6、增加，作物体内Cd浓度与土壤中总Cd和有效Cd都呈显著正相关。有效Cd即使指水溶性Cd，凡影响土壤有效Cd的浓度都影响植物对Cd的吸收。1.1土壤pH值pH值是影响土壤中重金属元素溶解度及生物有效性的主要因素之一。在环境中常见的pH范围内，土壤pH越低，重金属的溶解度越大，活性越高。pH值下降，氢离子增多，被胶体和粘土矿物颗粒吸附的Cd2+与H+发生交换，Cd2+被解吸下来，从而使介质溶液中Cd2+的浓度增加，提高了Cd的有效性。土壤pH与植物Cd含量呈明显负相关，pH主要影响土壤对Cd的吸附容量，在pH4.07.7之间每上升一个pH单位，土壤对Cd吸附容量增加3倍，大大降低植物对Cd的吸收。

7、施用石灰、硅肥、钙镁磷肥等可显著提高土壤pH值，降低土壤中有效Cd含量，从而能有效地抑制水稻对Cd的吸收。1.2 土壤Eh值研究表明，土壤的Eh值在很大程度上影响着植物对一些微量重金属元素的吸收。在土壤介质中，重金属元素可与硫化物形成沉淀、与有机质络合、被铁锰氧化物吸附，这些行为受土壤氧化还原状况的调节。Cd在氧化条件（Eh值高）比在还原条件下（Eh值低）更容易由无效态转化为水溶态和交换态。在还原状况下，Cd易与硫化物结合形成难溶性CdS沉淀。当土壤处于氧化状态，硫化物不稳定，从而使Cd等重金属元素释放出来。因此作物根系的氧化作用，可使根际Cd的有效性增强，促进作物对Cd的吸收。水稻根系具有向

8、根际释放氧气和氧化性物质的能力，使渍水土壤中大量的Fe2+，Mn2+等还原性物质在水稻根表及根质外体被氧化而形成铁锰氧化物胶膜。由于这层铁锰氧化物胶膜的特殊电化学性质，它对土壤中的重金属离子有极强的富集能力，加之其紧密包被在根表，可发生离子的吸附与解吸反应，因而对重金属离子进入水稻体内起着重要作用；不同基因型水稻由于氧化力不同，在根表淀积了不同数量的铁锰氧化物，从而影响了水稻对Cd的吸收。1.3土壤有机质在Cd的各种存在形态中，有机态占有一定比例，Cd进入土壤后，可与其中的一部分有机质络合，以有机络合物的形态存在，或被土壤有机质吸附。有人认为这种被束缚的Cd大部分是不可交换的，由此降低Cd的活

9、性，减少作物吸收，但也有不同观点。土壤中腐殖质的含量、形态、性质不同，对Cd的形态、含量的影响也不同。有人研究外源添加有机物对水稻吸收Cd的影响，结果表明，在有机质含量低的土壤中添加有机物（稻草粉或蔗糖）能明显抑制水稻对Cd的吸收。1.4土壤微生物微生物不能降解Cd，但能影响它们的形态转化及分散和富集过程，从而影响作物对Cd的吸收。微生物通过：（1）改变土壤溶液的pH；（2）产生H2S；（3）产生各种有机物质；（4）微生物本身细胞壁或粘液层等，参与重金属在土壤中的各种化学过程而起作用。因此，微生物对金属离子的影响主要是改变它们在环境中的存在状态。另外，微生物代谢活动中分泌的各种产物，可能对Cd

10、等金属离子具有沉淀和螯合等作用。菌根真菌与植物共生形成菌根后，能有效地缓解有毒金属对植物的危害。大多数微生物细胞壁都具有结合污染物的能力，这种能力与细胞壁的化学成分和结构有关。同时，微生物在环境污染胁迫下，能够从体内分泌出具有络合或分解转化污染物能力的有机物质，与植物根分泌的粘胶物质（如多糖）共同形成粘胶层，粘胶层的扩大有利于将大量金属离子滞留于根外。真菌细胞壁分泌的粘液和真菌组织中的聚磷酸和有机酸等均能够络合Cd等重金属，从而减少重金属向地上部的运输。某些硫细菌产生的H2S与Cd反应，生成水不溶的CdS沉淀，也能降低作物对Cd的吸收。但也有一些研究表明，植物吸收包括Cd在内的重金属需要根际微

11、生物的帮助。如鱼腥草在土壤添加一些放线菌时吸收Cd的量显著提高。1.5相伴离子在土壤植物这一生态系统中，有许多金属元素与Cd同时存在。这些元素或与Cd有一定程度的联系，或化学性质相似，当处于同一条件时，可能会导致它们与Cd在植物吸收及由根向地上部转移、或在植物组织中积累等方面发生相互作用。例如，在土壤中Cd与K，Ca，Na，Mg等元素同时存在，这些元素对植物吸收Cd都有一定的抑制作用。据报道，K+，Ca2+，Na+，Mg2+四种盐离子影响Cd吸收程度的大小依次为：Ca2+>Mg2+>K+>Na+；Ca2+的作用最大，原因是它和Cd2+有相似的离子半径，易竞争Cd的吸附位点。在

12、水稻生长的环境中，在Zn，Cd共同存在时，植株中的Zn减少而Cd含量明显增加，缺Zn时Cd的吸收增加，而适量的Zn则可以阻止Cd的吸收和积累。在确保稻米安全含Se量的前提下，水稻施低浓度的Se也能降低稻米中Cd的含量。1.6根分泌物根分泌物是植物在生长过程中通过根的不同部位向生长基质中溢泌或分泌的一组种类繁多的物质。植物生长过程中大约一半的光合产物被转移到根部，其中有不少通过根系分泌到根际中。分泌物中含有有机配位体（如碳水化合物、有机酸、腐殖酸、多肽、蛋白质、氨基酸、核酸等）和无机配位体（如Cl-，SO42-，CO32-，PO43-等），这些物质不仅作为微生物的能源，而且能与重金属形成配位络和

13、物，从而影响根际pH和Eh环境，对根际化学特征产生重要影响。根际中分泌物的组成与数量，影响重金属的配合反应特征。例如根分泌的低分子量有机酸在土壤金属离子的可溶性和有效性方面扮演着重要角色，一方面在有机酸浓度低时，其促进了重金属在土壤中的吸附，从而降低了重金属的生物有效性或毒性；另一方面在有机酸浓度高时，有机酸的存在也可促进土壤吸附态重金属的解吸，从而提高重金属的毒害性。根际游离的Cd2+如果在根际与分泌的一些螯合剂形成稳定的Cd2+-螯合物复合体，则其活度将会降低。同时，根分泌物可以吸附、包埋金属污染物，使其在根外沉淀下来，从而影响植物对Cd的吸收。对水稻根际Cd形态的研究发现，根际富集的有机

14、结合态Cd和铁锰氧化物结合态Cd远高于非根际土壤。有机酸对重金属Cd的络合作用及其对植物有效性的研究表明，柠檬酸、酒石酸和草酸等与Cd的络合作用影响土壤对Cd的吸附量，减轻了Cd对小麦和水稻幼苗的毒害作用。另外，一些有机磷酸可与Cd结合，形成植物难以吸收的形态。1.7作物的生理状况除上述因素影响Cd吸收外，造成植物耗水量增加，根冠比增大，生长减慢的环境和各种因素都可能造成植物产品重金属浓度增加。常用的N，P，K化肥对植物吸Cd也有明显影响。例如，在Cd污染的水稻土中施3种不同K肥（KCl，K2SO4，KNO3），结果发现，KCl对水稻吸收Cd有促进作用，而施K2SO4显著降低水稻对Cd的吸收。

15、蒸腾速率也影响植物对Cd的吸收，而且这种影响还与环境pH有关，在高pH时，蒸腾对吸收几乎不产生影响，但在pH较低时，高蒸腾显著促进Cd的吸收。植物对Cd的吸收也与其体内代谢有关。Cd的吸收和累积因生育期而异，一般Cd吸收最快的时期，往往也是植物代谢最旺盛的时期。如水稻对Cd的吸收速率是中期（幼穗分化到抽穗期）>后期（抽穗期后）>前期（幼穗分化之前），对Cd的累积量是后期>中期>前期。1.8不同种类作物和品种吸Cd的差异作物对Cd的吸收和积累，种间和品种间存在着显著差异。根据体内Cd的积累量把植物分为：低积累型豆科；中等积累型禾本科、百合科、葫芦科、散形科；高积累型十字花

16、科、藜科、茄科、菊科。根据植物对重金属的吸收、转移和积累机制划分为三类：积累型（超积累型）、指示型（敏感型）和排斥型。研究还表明，水稻等作物不同品种对Cd的吸收、累积具有明显差异。杂交水稻比常规水稻对Cd有更强的吸收及向茎叶和籽粒转运的能力。糙米中的Cd浓度也与品种类型有关，籼型>粳型。Cd含量在小麦、玉米、水稻各器官的分布为：根>茎叶>籽粒，籽粒远远低于根系。3、 Cd污染土壤的治理方法及稻米Cd超标对策目前，包括Cd在内重金属污染土壤修复技术的基本原理主要有两方面：1）固化作用（immobilization），增加土壤对重金属的吸持能力，减少土壤中重金属的迁移性和生物利用

17、性。2）活化作用（mobilization），把重金属从土壤基质中排除出去。围绕这2 个方面，已相应地提出了物理、化学和生物修复技术。1、物理修复方法1. 1电动修复电动修复是在污染土壤两侧施加直流电压形成电场梯度，土壤中的污染物在电场作用下通过电迁移、电渗流或电泳的方式被带到电极两端，经工程化的收集系统收集起来进行集中处理。该技术最先由美国路易斯安娜州立大学提出，随后得到迅速发展，目前可用该技术有效地去除土壤中的重金属污染物，并已进入商业化阶段。 研究表明，电流能打破所有的金属-土壤键，该技术对低渗透性土壤中的铅、砷、镉、铜等重金属是非常有效的。研究发现，土壤pH值是影响电动修复的关键因素。

18、电场作用下，阴极产生的OH-增多并向阳极移动，重金属离子则向阴极移动，两者相遇生成氢氧化物沉淀，造成重金属难以去除，还可能堵塞土壤微孔，致使土壤电导降低，修复率下降，因而必须抑制阴极区pH上升。在电动修复过程中，有时需通过施加一些增强剂来提高污染物的溶解度，尤其是高碱性和高吸附容量的污染土壤的修复。总的说来，土壤中水溶态和可交换态重金属极易被电动修复，而以有机结合态和残留态存在的重金属较难去除。 电动修复具有所用化学试剂少、能耗低、修复彻底、经济效益高等优点，是一门具有较好发展前途的绿色修复技术，在修复重金属污染土壤方面有着良好的应用前景，但该技术对大规模污染土壤的就地修复仍不完善，这是今后研

19、究的重点。 1.2 改土法 改土法包括客土、换土、去表土、深耕翻土等措施，主要是在污染土壤上覆盖未污染的新土或是去除表层污染土壤换上未被污染的活性土壤，深耕翻土是将污染的表土翻至下层，使表土中重金属含量降低，一般只用于土层深厚且污染较轻的情况。改土法在日本重金属污染土壤的修复中得到了应用。研究发现，在镉污染土壤去表土15cm，并压实心土，在连续淹水条件下，稻米中的镉含量小于0.4mg/kg，去表土后再客土20cm，间歇灌溉稻米中的镉含量也不会超标。该方法适用污染严重、面积小的地区，具有效果彻底、稳定等特点，且不受土壤条件限制，是一种治本的修复技术，但该法只是把环境问题从高危区转移到低危区，存在

20、二次污染问题，有可能破坏土壤结构，引起土壤肥力下降，需大量人力物力，投资大。 1.3 玻璃化技术利用电极加热将污染土壤熔化，冷却后形成比较稳定的玻璃态物质。实施前要在土壤中埋入金属或石墨等导电材料。埋设的金属越多，土壤熔化也越深，最终得到的玻璃态产物非常稳定，金属很难被浸提出来。另一种玻璃化技术是将污染的土壤与废玻璃或玻璃的组分SiO2,Na2CO3、CaO等一起在高温下熔融，冷却后形成稳定的玻璃态物质。玻璃化技术相对比较复杂，实地应用中会出现难以达到统一的熔化及地下水渗透等问题。此外，熔化过程需消耗大量能量，导致成本高，一定程度上限制其应用。总之，该技术能从根本上消除重金属污染，见效快，但工

21、程量大，费用昂贵，可考虑用于重污染区土壤的修复。1.4 热解吸法 热解吸法是对挥发性重金属污染的土壤加热升温，将挥发性污染物（主要是Hg、Se）从土壤中解吸出来。鉴于该技术难度较大、费用较高的特点，目前在我国尚未应用。 2 化学修复技术 2.1 化学固化 重金属在土壤中的可移动性是决定其生物有效性的一个重要因素，而移动性取决于其在土壤中的存在形态，因此通过向污染土壤中加入固化剂，改变土壤的理化性质，通过重金属的吸附或共沉淀作用来降低其生物有效性，不愧为一种好方法。研究报道，用含0-80%高炉渣的水泥固化Cr污染土壤，效果很好，Cr浓度由1000mg/kg降到5.0mg/kg，而且还有一定的降低

22、空间，固化后的混合物强度很大，可做建筑材料。用磷酸盐岩石固定污染土壤中的铅，发现水溶性铅的去除效率达到56.8-100%。固化技术能在原位固化重金属，从而大大降低成本，但固化方法不是一个永久的措施，因为重金属只是改变其在土壤中的存在形态，仍持留在土壤中；土壤常被破坏，如土壤中必须的营养元素也发生沉淀，导致微量元素缺乏，土壤破坏后一般不能恢复原始状态，不宜于进一步的利用；而且对其长期有效性和对生态系统的影响不甚了解，也缺乏这方面的研究。2.2 土壤淋洗法 淋洗法是用淋洗液来淋洗污染土壤，使吸附固定在土壤颗粒上的重金属形成溶解性的离子或金属-试剂络合物，然后收集淋洗液回收重金属，并循环淋洗液。此法

23、关键是提取剂的选择，提取剂可以是水、化学溶剂或其他能把污染物从土壤中淋洗出来的流体，甚至是气体。通过土柱试验，研究了以HCl+CaCl2溶液作为淋洗液去除污染土壤中的重金属，结果表明，Pb的去除率达到94%，Zn的去除率为78%，Cd为70%。利用EDTA来提高土壤中金属离子流动性已获成功，日本用EDTA淹水淋洗土壤重金属，淋洗1-2次，一次可使耕作后土壤Cd降低50%，二次后使米镉从1.7mg/kg降到0.3mg/kg,降低了81%。 我国学者研究表明，EDTA溶液能有效地萃取土壤中重金属，土壤中Cd和Pb的累积去除率分别达到75.6%、72.5%，并通过Na2S沉淀分离EDTA溶液中的Cd

24、和Pb来回收重金属，回收率达99%以上，回收的EDTA循环使用，连续使用10次后，EDTA仅损失30%。高效、廉价的淋洗剂的研究和开发是淋洗法应用的关键。DTPA 和EDTA 一样具有强螯合作用和重复利用性，并具有一定的生物稳定性，可以作为修复重金属污染土壤的有效淋洗剂。天然有机酸和螯合剂对紫色土Cd的溶出效应和吸附解吸效应，研究发现供试的8种有机物均能显著促进Cd从紫色土中溶出，作用大小顺序为EDTADTPA>柠檬酸>胡敏酸>草酸>富里酸>酒石酸>水杨酸。最近，提出了以异柠檬酸废水、味精废水等有机废水作为淋洗液的新观点，如果能付诸实施，必将推动我国重金属污

25、染土壤的修复工作。淋洗法适于轻质土壤，对重金属重度污染效果较好，但投资较大。淋洗液的使用也易造成地下水污染，土壤养分流失，土壤变性等问题。积极开发对环境无污染，易被生物降解，对重金属具有专一性的生物表面活性剂是今后研究工作的重点。 2.3有机质改良法 有机质对重金属污染土壤的净化机制主要是通过腐殖酸与金属离子发生络合反应来进行的，作为土壤中重要的络合剂, 有机质中的羧基(-COOH)、羟基(-OH)、羰基(-C=O) 和氨基(-NH2)等能与重金属发生络合或螯合,使土壤中重金属的水溶态和交换态明显减少，特别是胡敏酸,它能与二价、三价的重金属形成难溶性盐类。有机质作为还原剂，可促进土壤中的镉形成

26、硫化镉沉淀，促进毒性较高的Cr6+转为低毒的Cr3+。有机质改良法方便、经济，兼顾了经济效益、环境效益和社会效益，是土壤重金属污染修复的最佳方向之一。 2.4 环境矿物学方法 在国内外关于土壤重金属污染物防治途径研究中，人们一直强调土壤自身的净化能力，但土壤自净能力离不开土壤中矿物质对重金属的吸附与解吸作用、固定与释放作用。土壤中具体矿物的净化能力才能体现土壤自身的净化能力和容纳能力。天然锰铝氧化物及氢氧化物的表面具有明显的化学吸附特征，具有比较完善的孔道特征，且表现出一定的氧化还原作用，是土壤中吸附固定态重金属污染物的有效物质，能净化土壤重金属污染。同时，磁铁矿、赤铁矿、软锰矿、硬锰矿和铝土

27、矿等也是国际上关于天然矿物净化污染方法研究方面的重点对象。该法目前尚处于研究阶段但已成为重金属污染土壤修复研究的热点之一。3、 植物修复 利用自然生长或遗传培育植物中能耐受重金属或超积累重金属的植物修复重金属污染土壤的技术的总称。根据作用过程和机理，该技术可分为三类：1）植物稳定，2）植物挥发，3）植物提取。由于其低的成本和环境友好的特点，使它在技术和经济上均优于传统的物理和化学方法，是解决环境中重金属污染的一个很有前景的方法，并已在全球得到了发展和应用。目前已发现重金属超累积植物达400余种，多为十字花科植物，而且发现了以重金属为营养的超富集植物，如唇形科多种植物。 3.1 植物稳定 利用植

28、物的根能改变土壤环境（比如pH、土壤湿度）或根系分泌物能使重金属沉淀的能量来减少重金属的生物可利用性，从而减少重金属被淋滤到地下水或通过空气扩散进一步污染环境的可能性，主要通过重金属在根部积累和沉淀或根表吸收来加强土壤中污染物的固定，它的一个优点是不需处理负载重金属的植物组织。植物稳定实际应用中的一个关键因素是植物种类的选择，为了富集高浓度的重金属，它必须具有发达的根系和大的生物量，并且修复过程中能抑制金属离子从根转移至茎和叶；土壤的物理特性也是非常重要的影响因素。值得指出的是，植物稳定只是暂时将土壤中的重金属固定，使其对环境中生物不产生毒害作用，并不能彻底解决环境中的重金属污染问题。目前，主

29、要用于矿区污染土壤的修复。3.2 植物挥发 利用植物根系分泌的一些特殊物质或微生物使土壤中的某些重金属转化为挥发形态，或者植物将污染物吸收到体内后将其转化为气态物质释放到大气中。植物挥发技术也不须处理含污染物的植物，不失为一种经济有效且具有潜力的修复技术，但这种方法将污染物转移至大气，对人类和生物具有一定的风险。3.3 植物提取 利用重金属超累积植物从土壤中吸收重金属污染物，并将其转移至地上部分，通过收集割地上部分集中处理，使土壤中重金属含量降低到可接受水平的一种方法。目前，有关植物提取的研究开展较多，工程性的试验也已经开展。一般认为植物提取是最有效而技术上最难实施的植物修复技术。美国首次利用

30、阿尔卑斯新蓂（Thlaspi caerulesences）修复了长期施用污泥导致重金属污染的土地，证实了这一技术的可行性。随后，国内外许多科学家都开展了植物提取重金属的研究，尤以Cd、Pb、Zn为多，发现芸苔、岩兰草、向日葵、大麻、玉米等均能有效提取重金属，但许多物种对于复合污染土壤显示出相对低的修复潜力。总的说来，经过不断的实验室研究及野外试验，科学家们已经找到了一些能提取不同金属的植物种类及改进植物提取性能的方法，并逐步向商业化发展。 在植物修复过程中有一种物质自始至终发挥着重要作用，那就是植物的根系分泌物，其通过调节根际pH值、与重金属形成螯合物、络合反应、沉淀、提高微生物数量和活性来改

31、变重金属在根际中的存在形态以及提高重金属的生物有效性，从而减轻它对环境的毒害。 植物修复实施简便，投资较少，对环境扰动少，是最有发展前途的重金属污染修复技术之一，但其在实施的过程中也存在不少现实问题，如目前具有推广价值的超累积植物植株矮小、生物量低、生长缓慢，导致修复效率低，修复时间长；由于超耐重金属植物或耐多种重金属植物的缺乏，往往不能治理重污染土壤和复合污染土壤；被植物摄取的重金属大多集中在根部而易重返土壤；此外，异地引种对生物多样性的威胁，也是一个不容忽视的问题。 4、微生物修复微生物修复是利用土壤中某些微生物对金属具有吸收、沉淀、氧化和还原等作用，从而降低土壤中重金属毒性的技术。某些微

32、生物具有嗜重金属性，利用微生物对重金属土壤进行净化，可能是一种行之有效的方法。微生物细胞内的金属硫蛋白是一种对Hg、Zn、Cd、Cu等重金属具有强烈亲和性的低分子量细胞蛋白质，它对重金属具有富集和抑制毒性的作用。不过，该法相关文献报道较少，也缺乏进一步的试验研究，且微生物修复土壤的能力有限，它只能修复小范围的污染土壤。 5、复合修复技术重金属污染土壤的修复技术很多，都具有一定的改良效果，但也都具有一定的局限性，单一方法的应用，往往效率不高，难于达到预期目标，因此采用两种或两种以上的技术形成复合技术，也是研究工作的重点之一。6、 农艺技术与降低水稻Cd含量以上介绍方法主要是降低土壤表层土（耕作层

33、）的有效Cd含量的方法。事实上通过作物品种择、耕作与种植等方法和技术改进，也可以减少甚至避免水稻等作物对Cd的吸收和在收获产品中的积累。6.1选用低Cd吸收的作物及品种（基因型）为了栽培及抗性育种上的需要，植物对Cd的耐性差异及机理的研究受到较多重视。结果显示，不同作物品种对Cd毒害的耐性有很大差异。因此，在Cd污染区，可以选择根系超积累，同时转移至地上部比例相对较低的耐Cd品种，以此在污染土壤上减少籽粒中的累积量，从而提高污染土壤的生产力，并保证作物安全生产。因此，如果能阐明植物耐性机制，分离克隆Cd-排斥相关基因，利用植物基因工程技术，培育出重金属低积累高耐性、生长量大的作物品种，是提高污染土壤的生产力和保证作物安全生产的有效途径。研究表明，水稻等作物不同品种对Cd的吸收、累积具有明显差异。杂交水稻比常规水稻对Cd有更强的吸收及向茎叶和籽粒转运的能力。糙米中的Cd浓度也与品种类型有关，籼型>粳型。Cd含量在小麦、玉米、水稻各器官的分布为：根>茎叶>籽粒，籽粒远远低于根系。水稻吸收的Cd