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土壤镉污染与防治综述

自本世纪20年代以来，随着电解锌生产的发展，镉的产量开始有明显的增加，同时由镉产生的污染随之而来，特别是自从60年代在日本的富山县神通川流域发现“骨痛病”从而确认土壤中的镉可以通过食物链传递进入人体并对人的健康产生危害以来，有关镉污染和毒害问题便引起了全世界的关注。
一、土壤的镉污染
镉在地壳中的含量较少，平均为0.15×10-6(mg/kg)。地球上没有单独的镉矿,常与锌共生,一般以Cds和CdCO3的形式存在于锌矿中。正常土壤含镉ω(Cd)(即土壤镉的质量分数）0.03×10-6(mg/kg)，通常不超过1.0×10-6。
土壤镉污染是指人类活动将镉加入到土壤中，致使土壤中镉含量明显高于其自然北景值含量，造成生态环境和环境质量恶化。外源镉进入土壤，造成土壤污染的途径：（1）冶炼、电渡、染料等工业废水未经处理，直接排放进入土壤。即此工业废水直接进入江、河、湖泊后，随地下水运动进入土壤，和人类农业生产上污灌进入土壤。（2）固体废弃物（污泥、垃圾等）直接排入土壤。即作为基肥施用进入土壤。（3）高含镉的农药和肥料的施用。（4）大气沉降物等。根据1995年7月，我国公布的土壤环境质量标准，确定如下：
项目一级二级三级
自然背景值PH<6.5PH6.5~7.5PH>7.5PH>6.5镉
mg/kg≤0.200.300.300.601.0那么,镉造成土壤污染的临界值为W（cd）〉1.0×10-6mg/kg。
（一）镉在土壤中的行为及其影响
镉在土壤中的形势包括：离子态、可交换态、吸附态、化学沉淀态和难溶络合态（或残留态）等，它们随环境条件的变动而互相转化，对植物起危害作用的主要是水溶态和交换态。
镉在土壤中的活性受土壤水份状况、温度、PH、CEC、DH及土壤中陪补阳离子的影响。土壤对镉的吸附量随土水系统中的PH的变化，可分为3个区域即PH<ZPC（ZPC为电荷零点）的低吸附量区，ZPC<PH<6.0的中等吸附区。在此区域内，被吸附的镉中生物有效态镉量PH的升高而增加。PH>6.0的强吸附与沉淀区，PH>6以上被吸附的镉中生物有效态镉量随PH升高而降低，水溶态镉随石灰用量增加而急剧减少，PH>7.5时94%以上的水溶态进入土壤,且PH>7.5时镉主要以粘土矿物和氧化物结合态及残留态形式存在,其是导致镉毒性降低的主要原因。近来研究还表明，随着土壤CEC的增大，镉的溶解性就越差，土壤吸持的镉也越多。土壤的氧化还原电位对镉的活性也有明显的影响。在土壤淹水时，由于物理、化学和微生物作用，土壤处于还原状态，土壤中的Fe3+、Mn4+和SO42-分别被还原成Fe++、Mn++和SO4--，结果生成FeO、MnS等不溶性化合物而镉共沉淀，使镉向非活性方向发展。镉的活性还受土壤中陪补离子的影响，如水稻田中Fe3+含量高时，会使生物有效态镉含量增加，它们之间的反应为：<Fe3++CdS=2Fe2++S↓+Cd2+。
镉对土壤的影响是多方面的，它既可改变土壤的理化性状，又可抵制土壤微生物的繁殖和酶的活性，降低土壤中生化过程的速度。镉能明显地抑制土壤中N的矿化进程，其作用效果在各重金属元素中仅次于Hg和Cu。镉对土壤微生物三大菌的抑制效果是：细菌>放线菌>真菌，镉对酶的抑制效果也相当明显的。
二、镉在植物体内的行为及其毒害
植物吸收镉与吸收其他矿质养份一样，植物根系对镉的吸收也包括非代谢吸收和代谢吸收两种机制，非代谢吸收包括阳离子交换和扩散过程，阳离子交换是一个可逆过程，一部分被吸收的镉能被无镉溶液从根表皮的细胞壁上解吸下来，另一部分则结合成不可逆的大分子，扩散过程主要负责Cd2+的迁移，即Cd2+从细胞外穿过细胞壁进入细胞。代谢吸收则是依靠能量逆着浓度差进行。不同植物所采取的主要吸收机制并非完全相同，被根系吸收的镉通过木质部运输到植物的其他部位。植物对镉的吸收受多种环境因子的影响，包括相伴离子、温度、溶液浓度和组成成分，以及植株本身的年龄和营养状况等。在K+、Ca2+、Na+、Mg2+四种盐基离子中，对镉吸收影响程度的大小为Na<K<Mg<Ca，即化合价越高，离子半经越大，抑制镉吸收作用就越强烈，Cd2+的作用最高，原因是它和Cd++有相似的离子半径，易竞争Cd2+吸附点位。溶液的酸度也是影响镉被吸收的一个非常重要的因子，根系吸收镉量在溶液PH3.5时为Ph7.0时的2-3倍。蒸腾速率也影响植物对镉吸收，而且这种影响还受环境PH的左右，蒸腾对吸收几乎不产生影响，而在低PH（3.5）时，高蒸腾导致的镉吸收量是低蒸腾的四倍之多。另外，Cd2+、Mg2+、Zn2+等阳离子可抑制镉的运转。
镉在植物体内的分布量通常是根>茎>叶>籽实，在人类种植的蔬菜中，对镉的富集里，叶菜>果菜>根菜。在叶菜类中，又以莴苣、苋菜、小白菜的富集作用较强。
镉是毒