镉污染的概念于20世纪20年代开始出现，引起世界各国的关注源于1955年发生在日本的震惊`世界的骨痛病（黄秋蝉，2007）。近年来，环境中的镉特别是土壤中镉的迁移转化引起了人们的广泛关注。据统计，2008年我国受到Cd、As、Pb等重金属污染的耕地面积近2.0×107hm2，约占耕地面积的1/5，被重金属污染的粮食多达1.2×107t，造成的直接经济损失超过200亿元（唐秋香，2013）。镉是一种对人体有害的重金属，在人体内的潜伏期可达10-30年（郑海芳，2015）。镉在环境中具有生物毒性强、持久、化学活性大，较易被植物吸收残留于体内，并经食物链富集最终积累于人类体内，严重损害人类的健康（夏汗平，1997）。
1、土壤中镉的来源及其污染现状
1.1 土壤镉来源
土壤中镉的来源有多种途径。可分为天然源和人为源，天然源指土壤本身含有的镉即土壤背景值，是未受污染的土壤为依据实际测得的，是当前人类保护环境质量的目标，我国土壤镉的背景值为0.097mg/kg（魏复盛，1991），置信度的含量范围为0.017-0.333mg/kg；人为源包括工业、农业以及人类活动造成土壤中镉含量超标。
1.1.1 工业活动
工业镉污染主要来源于锌、铜、铅矿的采矿、冶炼过程以及在电镀业的应用上。这些产业的废水、废气和废渣中的镉通过降水和自然沉降进入土壤中，造成土壤镉污染。周启星等研究表明，在铅、锌矿区开采矿山，镉经常共生于铅锌矿中，浮选是选矿的常用方式，在这个过程中，镉就会随废水排出，采矿碎石尾砂的雨水淋洗是土壤Cd污染的主要过程（周启星，2002）。四川德阳龙门山地区含镉岩石开采造成了该地区土壤镉污染；2009年湖南的“浏阳事件”也是典型的因工业活动造成的镉污染事件（郑海芳，2015）。
1.1.2 农业活动
1.1.2.1 污水灌溉及污泥利用
据统计，我国污水灌溉农田面积已达到3.33×106hm2，由于灌溉不当而使66.67×105hm2农田受到不同程度的污染（全国土壤普查办公室，1998），特别是加重了重金属Cd和Hg的农田污染。污泥中含有丰富的有机质N、P和K等营养物质，可满足作物生长需要，因此污泥土地利用倍受关注。然而污泥中除了含有作物生长需要的营养物质外，还含有不利于作物生长的有毒有害重金属Cd、Hg等，以处理生活污水为主产生的污泥，重金属含量通常较低，而以处理工业污水为主所产生的污泥，重金属含量则往往较高（Mo C-H,1997），因此在污泥土地利用的同时，重金属污染物也随之进入土壤。
1.1.2.2 来自农药、化肥和塑料薄膜中的Cd
施用含有Cd的农药和化肥，都可以导致土壤Cd污染。一般过磷酸盐中含有较多的重金属Cd、Hg、Zn和Pb，磷肥次之，氮肥和钾肥含量较低（王焕校，2000）。新西兰50年前和现今同一地点58个土样分析显示，施用磷肥后，Cd从0.39mg/kg升至0.85mg/kg（Taylor MD,1997）。在阿根廷，传统无机磷肥的施入导致土壤重金属Cd、Cr、Zn、Ni、Pb的污染(Camelo L G D L,1997）。农用塑料薄膜生产中应用的热稳定剂中含有Cd，在大量使用塑料大棚和地膜过程中都可以造成土壤中Cd的污染。
1.1.3 人类活动
汽车尾气排放及汽车轮胎磨损产生的大量含重金属的有害气体和粉尘是大气中镉的重要来源之一，它们主要分布在公路、铁路两侧。在法国索洛涅地区A71号高速公路沿途严重污染重金属Cd、Pb、Zn，其沉降粒子浓度超过当地土壤本底值2-8倍（Pyeong-KooLee,1997）。另外，日常生活镉污染源还有人们废弃的电子产品，这些固体废弃物中还有镉，处理不当也会造成环境镉污染（余贵芬，2006）。
1.2 我国土壤镉污染现状
2009年8月，湖南浏阳市镇头镇生产硫酸锌的工厂因缺乏完善排污设施导致厂区周边500-1200m范围内成为Cd污染源区（高薇，2009）；2012年1月，广西龙江河遭受Cd污染，据估算，Cd泄露量约20t，波及河段约300km（周泽建，2012）；2013年5月广州餐饮环节食品抽检，45%的湖南大米和米制品被检出Cd超标。
2、 镉的危害
土壤中的镉很难被微生物降解，半衰期超过20a。它的污染是一种不可逆的积累过程。首先，Cd污染对农田土壤生态系统具有破坏性的影响，能够降低土壤微生物的数量和活性，改变土壤微生物群落特性，影响土壤呼吸速率，对土壤的持续生产力产生负面影响（Baath E,1998）；其次，对植物的危害，镉不是植物生长的必须元素，当它在植物体内积累到一定程度，植物就会因缺锌受抑制而表现出毒害症状，如色退、矮小等，甚至死亡（康浩，2008）；最后，对动物、人体的危害，镉可导致动物采食量下降，影响动物的繁殖性能，镉对人体可引起“痛痛病”和肾脏功能的失调，潜伏期长达10-30a，且治疗极为困难（罗绪强，2008）。
3、 土壤镉的迁移与转化
原状土中Cd主要以有机态为主，外源Cd污染主要以残渣态和交换态为主（王新，2003）。有研究表明，外源水溶性Cd进入棕壤30d后水溶态迅速向其他形态转化，并以交换态（65.57%）为主，其次是残渣态（24.92），水溶态（0.82%）很少，有机结合态未检出（王旭，2005）。对根际土壤中Cd形态转化的研究表明在低Cd质量分数污染条件下，根际土壤中Cd主要以残渣态存在；在较高Cd质量分数污染条件下，Cd主要以交换态和碳酸盐结合态存在（Perin G,1985）。酸性土壤中镉以Fe-Mn氧化态和可交换态为主，碱性土壤中有机态和残渣态比例较高（张鑫，2004）。土壤中Cd的迁移性主要受PH和Eh的影响。当土壤偏酸性时，Cd的溶解性强，易在土壤中迁移。相反，在碱性土壤中，Cd不易溶解，危害程度明显减少。在水淹条件下，土壤环境Eh低，Cd处于还原态，会形成硫化镉，硫化镉难溶于水，Cd的迁移性弱，而在非水淹条件下，土壤环境Eh高，一般形成硫酸镉，硫酸镉易溶于水，Cd的迁移性增强（沈倩，2015）。
4、 土壤镉污染修复
4.1 换土和客土改良措施
换土是指将被Cd污染的农用土地土壤更换为清洁、可耕种的土壤。客土是指在Cd污染土壤中按比例掺入清洁的改良土壤，以达到去除Cd污染或者降低Cd污染的目的。
4.2 焚烧法
焚烧法是将被污染的土壤在焚烧炉中焚烧，使高分子有机物和重金属元素挥发，烟气经过除尘、冷却和净化处理后达标排放(唐秋香，2013）。
4.3 土壤淋洗
土壤淋洗的原理是利用试剂与土壤中的重金属结合形成溶解性的金属络合物或重金属离子转移到液相中，然后用清水清洗土壤中的试剂后归还原位再利用，富含重金属的废液进一步处理。该方法的关键是寻找一种能提取重金属又不破坏土壤结构的淋洗液。目前，常用的淋洗液有EDTA、柠檬酸、乙酸、DEPA等（唐秋香，2013）。
4.4 化学固定
化学固定就是在土壤中加入化学试剂（固定剂）改变土壤的性质，使土壤中的重金属元素被吸附或者共沉淀作用而改变其在土壤中的存在形态，从而降低其生物有效性和迁移性（陈志良，2002）。
4.5 化学修复
现在研究较多的策略是降低土壤重金属的溶解性、扩散性和生物有效性，增加土壤有机质、阳离子代换量和粘粒的含量，改变pH、Eh和电导等理化性质，减少其生物毒性和在植物体内的积累。包括向土壤添加改良剂和表面活性剂、金属拮抗剂等。目前常用的物质有石灰、碳酸钙、磷酸钙、硅酸盐、合成沸石和有机肥料等（崔雯雯，2011）。
4.6 电动修复
电动修复是一门多学科综合研究领域，原理是将电极插入污染的土壤中并通入合适大小的直流电，发生土壤孔隙水和带电离子的迁移，土壤中的污染物质在外加电场作用下发生定向移动并在电极附近累积，定期将电极抽出处理，从而清洁土壤。电动修复是一种高效的新型土壤修复技术，没有破坏土壤的结构，可以在原位修复，没有二次污染，在近年来发展很快（Page MM,2002）。
4.7 生物修复
生物修复是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良镉污染。可分为微生物修复法和植物修复法。
土壤微生物包括与植物根部相关的自由微生物、共生根际细菌、菌根真菌，它们是根际生态区的完整组成部分。微生物不能降解土壤中的Cd，只能降低Cd的生物有效性来减缓对植物的危害，例如，调节PH或产生硫化氢来沉淀重金属，利用代谢分泌物螯合重金属，或者吸附积累重金属（彭少邦，2014）。微生物也可以通过改善根系微环境提高植物对重金属的吸收、挥发和固定效率等途径来实现。微生物抗重金属机制包括生物吸附、胞外沉淀、生物转化、生物累计和外排作用（陈亚刚，2009）。
植物修复技术已被当今世界迅速而广泛的接受，正在全球应用和发展（何翠屏，2004）。根据其作用过程和机理，可分为植物吸收、植物挥发、植物排斥、植物降解和植物稳定五类（Salt D E,1995;Carlos G,2001）。而这5类中，大都热衷于植物吸取的方法，采取植物富集提取手段，利用某些对镉具有超富集能力的植物将土壤中的镉大量地转移到植株体内从而达到修复土壤的目的（Moffats,1995）。超富集植物清除土壤重金属污染的思想是由Channy提出来的（Channy R L,1997），该技术普遍被认为具有物理、化学修复法所无法比拟的，其费用低廉、不破坏场地结构、不造成地下水的二次污染、能起到美化环境的作用且易于为社会所接受等优点，是一项很有发展前途的修复技术（魏树和，2003）。
4.8 农业生态修复
农业措施是指因地制宜地通过改变耕作制度、调整作物品种以及改变土壤的水肥条件等方法来减轻土壤镉污染的问题。主要途径有：①通过控制土壤水分来调节其氧化还原电位（Eh），达到降低镉污染的目的（马彩云，2013）；②使用有机肥，增加土壤有机质有利于改良土壤结构，可以促进土壤中镉形成硫化物；③在不影响土壤供肥的情况下，选择最能降低土壤镉污染的化肥；④在镉污染土壤区选择种植耐镉污染的作物或改变耕作制度，在重度镉污染区种植非食用植物；⑤在治理比较困难的情况下，改变土地的使用类型，将其改为建筑用地，绿化用地等非农用地；⑥在Cd污染土壤中添加草炭使得有效态、无机结合态和残留态Cd所占比例均降低，有机结合态比例增加（黄敏，2014）。
4.9 生态修复和联合修复技术
生态修复法基于生态学原理，以生物修复为核心，辅以各种物理、化学和农艺措施，优化组合多种技术，实现治污的最低耗费和最佳效果，是一种综合性修复方法（杨肖娥，2011）。生态修复法特别重视生物和环境因子在修复过程中的调控作用，其主要目的是降低土壤生态毒理性和恢复土地生态服务功能（刘凯，2011）。
联合修复方法是在已有的单一修复方法的基础上将两种不同的修复方法联合使用，能弥补单一修复的不足，提高修复效率（卢红玲，2014）。例如植物—微生物联合修复Cd、Pb污染的土壤，可在弥补单纯植物及微生物修复技术不足的同时，利用植物和微生物共存体系提高植物修复效率（牛之欣，2008）；通过先固定后提取的方式原位修复重金属污染土壤，采用海泡石与菌根联合修复土壤，可降低土壤中重金属的生物有效性，增加种植作物的生物量（杨秀敏，2009）；将化学淋洗的方法与PRB（可渗透反应格栅）技术联用，可实现淋洗液和地下水中重金属污染物同时去除的目的。该方法既克服了PRB技术中反应物质无法与土壤污染物结合的弊端，又可发挥淋洗法技术成熟、修复效果可靠，以及PRB技术低能耗、无二次污染的优势（姜薇，2012）。
5、 总结
耕禾环保目前所开展的工程物理化学修复、农业化学调控法、生物修复或多种措施组合方式修复，虽然达到了一定的效果，但这些均属于环境污染的末端治理措施。因此，采取源头阻截的方式应该在今后的工作中重视，例如，加强政策引导Cd污染行业的合理布局，通过环境保护工作控制或减少Cd向环境中的排放量，采取清洁生产与资源循环利用措施控制生产过程含Cd物料的耗散量。
目前，Cd污染土壤的修复开展了大量研究，然而Cd移除的载体在堆存、处置（包括方法、途径和控制条件等）和污染控制方面仍有可能造成二次污染，此类研究的报告不多，这也是今后研究工作的一个方向。
综上所述，土壤Cd污染治理应该采取减少源头输入、多学科联合攻关、防止二次污染的全过程协同控制措施，才能真正从根本上解决土壤Cd的污染，净化土壤，恢复土壤—植物—环境生态系统的稳定和安全。
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