1试验设计与实施
试验为二因素随机区组设计，设6个处理，每处理3个重复，共计18个小区，每个处理小区面积为333.5m2（10m×33.35m），试验小区总面积6003m2，各处理之间埋设隔离膜。试验以龟裂碱土淹水荒地为对照（CK），试验处理方案见表2。根据不同处理要求，于秋季耕翻时将脱硫废弃物及良剂施入耕层土壤。播种前，旋耕翻田地2次，耙2次，耱1次，灌水1次，使改良剂与表层土壤混合均匀，然后采用激光平地措施整平试验小区。施底肥尿素225kg/hm2、二铵112.5kg/hm2、复合肥6000kg/hm2。试验于4月23日灌水泡田，4月29日播种，播种方式为撒播，播种量375kg/hm2。其他管理同水稻常规栽培。1.4测定项目与方法采集试验处理前和水稻收获后0～20cm、20～40cm土样，在实验室进行土壤风干过筛处理，测定土壤机械组成、pH、水溶性盐、速效钾含量等；测定方法分别为比重计法、电位法、电导法、火焰光度计法等。
2结果与分析
2.1不同处理土壤物理性质的变化土壤机械组成又称土壤质地，与植物生长所需的环境条件及养分供给关系十分密切，土壤中各级颗粒组成比例适当，使土壤具有良好的结构性；土壤孔隙的数量和大小比例适中，通透性好，保水保肥性强，适于植物根系生长。由于土壤颗粒组成在剖面中的垂直分布及其在土体中的含量不同，从一定意义上说，土壤的形成就是粘粒的形成与机械组成的变化[6]。盐碱地施脱硫废弃物+改良剂改良后种植水稻，使得土壤颗粒组成发生明显变化。由表3可知，施脱硫废弃物+改良剂的处理，0~20cm土壤砂粒、粉粒和粘粒平均含量分别为57.7%、20.0%、23.0%，与未施脱硫废弃物+改良剂的处理相比，砂粒含量下降了9.8%，而粉粒、粘粒含量分别增加了15.6%和23.0%；未施脱硫废弃物+改良剂的处理与对照相比，颗粒组成基本相似，没有显著差异，说明盐碱地未施脱硫废弃物种植水稻，土壤机械组成在短时间内不会发生明显变化。随着土壤深度的增加，施脱硫废弃物+改良剂的处理，20~40cm土壤砂粒、粉粒和粘粒平均含量分别为42.1%、24.9%和33.3%，与未施脱硫废弃物+改良剂的处理相比，砂粒含量增加了26.4%，而粉粒、粘粒含量减少了17.7%和15.5%，分析结果发现，施脱硫废弃物+改良剂处理的深层土壤颗粒组成和表层土壤颗粒组成呈现相反的变化规律。
2.2不同处理土壤全盐含量的变化在严重碱化的裸碱地表面常形成一层盐壳，其中碱性盐类碳酸钠、重碳酸钠的积累是其明显的特性[7]。由图1可知，0~20cm土壤全盐含量除处理④、⑤较对照有所增加外，其他处理的均较对照有显著降低；20~40cm土壤全盐含量均较对照有很大程度降低。施脱硫废弃物+改良剂的处理全盐含量均比未施的处理高，分析原因可能是因为脱硫废弃物本身含有的溶解性盐分含量高，带入到土壤中的盐分较多所致；20~40cm土壤全盐含量呈现逐渐下降的变化趋势，是由于土壤施脱硫废弃物+改良剂后，土壤中的钠离子被钙、镁等离子置换出去，水稻生育期内持续的灌水、排水及灌水压盐使得土壤盐分含量降低。
2.3不同处理土壤pH的变化土壤pH是代表土壤酸碱状况的直观且极其重要的土壤指标，表征了土壤的活性酸强度，也是影响土壤肥力的一个重要因素。土壤pH可直接影响土壤养分的存在状态和有效性，因此，土壤pH的高低对植物的生长发育有直接的影响。施用脱硫废弃物+改良剂可以降低土壤的pH值，水稻收获后各处理土壤pH均有显著变化（图2）。施用脱硫废弃物+改良剂的处理土壤pH均较未施加脱废弃物+改良剂的处理有所降低，分别平均下降了1.0%、7.0%和8.0%；其中，处理③的pH降低最多，较对照平均下降了1.4%。但是，试验处理土壤的pH和水稻生长适宜的pH（6.0～7.0）相比，施用脱硫废弃物改良后土壤pH还是较高，由此看出，盐碱地改良是循序渐进的过程。分析认为，pH下降主要是由于改良物质从盐碱土壤胶体中代换出交换性Na+，改善了土壤的化学性质。另外，施加改良物质改变了盐碱土的物理结构，抑制了盐碱随水分上升，从而降低了土壤的pH。
2.4不同处理土壤盐基离子含量的变化从表4可以看出，施用脱硫废弃物+改良剂处理土壤中的阳离子比（Na++K+/Ca2++Mg2+）较对照及未施的各个处理均有不同程度的下降。其中，表层土壤中（0~20cm）阳离子比较对照平均下降了65.3%，较未施用的处理平均下降了89.1%；深层土壤中（20~40cm）阳离子比较对照平均下降了45.4%，较未施用的处理平均下降了65.7%。施用脱硫废弃物+改良剂处理的土壤中，二价阳离子（Ca2++Mg2+）含量较未施用的处理有不同程度的增加，其中，表层土壤中的较对照约增加27.2%；20~40cm土壤中的较对照约增加188.9%。分析认为，由于脱硫废弃物中含有的Ca2+和Mg2+将碱性土壤中的代换性Na+置换出来，使得Na+含量降低，Ca2+和Mg2+含量增加。处理③表层土壤中Na+含量下降最多，0~20cm土壤离子含量低于20~40cm土壤离子含量，仅相当于20~40cm土壤的45.5%。另外，随着脱硫废弃物和改良剂的加入，离子组成中CO32-、HCO3-的含量明显降低，而SO42-和Ca2+含量明显增多，说明原以碳酸氢盐、碳酸盐为主的盐分类型随着脱硫废弃物施入后的改良逐渐向以硫酸盐为主的中性可溶性盐转化。水稻生育期内的灌水、排水，起到了洗盐压盐的作用，使土壤盐分降低。Na+是碱化土壤中对作物生长有毒害的物质，而Ca2+、Mg2+含量的提高，有利于交换出土壤中的交换性Na+，从而降低Na+的危害，有利于土粒由互相排斥到互相粘结及团粒的形成，进而改善土壤结构，增加总孔隙度。Na+被代换下来后形成的Na2SO4可随水移动排出土壤，进而降低土壤pH。同时，可溶态CaSO4与NaHCO3反应生成CaCO3及Na2SO4也有利于土壤向中性转化。试验表明，施脱硫废弃物使土壤结构得到了优化，土壤化学性质状况有变好的趋势。这与吕二福良的研究结果相一致。
3结果与讨论
关键词：土壤盐渍化，盐渍危害，治理对策。
中图分类号：C35文献标识码：A
一．灌区土壤盐渍化的危害
1.农区耕地土壤退化
土壤次生盐碱化对耕作土壤的物理性状及肥力均可产生不良影响，盐碱化严重的地区可导致土壤退化，甚至被迫弃耕，最终导致土地荒漠化。因土地次生盐渍化的影响而弃耕是屡见不鲜的现象。
2.降低作物产量，形成低产田
土壤盐碱化是对农作物最直接的影响是导致产量降低，甚至颗粒无收。盐碱对作物的危害是通过土壤溶液直接危害作物细胞，影响作物正常的吸收和代谢机能。
3.造成绿洲野生植被的破坏
灌区内，人们为了保证耕地土屋中盐分得到减轻，往往进行大水压盐灌溉，使地下水矿化度增高，而灌区内的夹荒地由于没有灌溉只有蒸发作用，耕地中的盐分较移到荒地中自然植被随着土壤盐含量增加而遭受破坏。
4.危害人类健康
“盐随水来，盐随水去”水是盐分运动的载体，又是盐分寄存的场所。灌区在引水过程中，盐分也随地表水源不断地输送到农区。如果没有完善的排水系统，则进入灌区的盐分就会积存在耕地土壤和通过淋洗进入浅层地下水中，长期发展下去地下水矿化度增高，水质逐渐恶化，对地下水环境造成恶劣影响。
5.危害人类社会环境
土壤盐碱化还能危害人类社会生活环境。土壤盐碱化严重的地区，居民房屋倒塌，自然植被减少，土地日趋荒漠化，风沙大，生态环境极其恶劣。
二．灌区土壤盐碱化的主要成因
灌区土壤盐碱化是自然因素和人为因素相结合的产物。自然因素是形成条件，人为因素则促进了盐碱化的发展。
（一）自然因素
1.气候干旱，降水稀少，蒸发强烈。2.地形封闭，盐分无外泄条件。3.母岩和母质含盐量高。4.新开垦的耕地土壤含盐量均偏高。
（二）人为因素：
1.水资源利用仍有许多问题，一起地下水位升高，小于临界水深2.重灌轻排达不到适宜灌排比要求3.上排下灌，灌溉水质恶化4.平原水库渗漏影响仍然很大5.土地不平整，特别是新垦地6.种植作物单一，除了粮食作物外，大部分为棉花，二养的作物苜蓿，绿肥几乎见不到，使土地用养失调7.有机肥使用量减小
三.土壤盐渍化治理对策
根据灌区土壤盐渍化改良的发展趋势，盐渍化改良治理已经到了以流域为整体，土壤盐渍化治理与生态环境治理相结合得综合治理阶段。
（一）以水利改良土壤
从改良效果分析，以水利改良的方式，改良高地下水位引起的土壤盐渍化的效果依然明显，但是排水，排盐降低地下水位的方式多样化，有明排，暗排，竖井灌排，生物排水（种树排水）等。盐碱地改良利用，最主要的水利工程措施就是排水。通过排水，一方面控制地下水位，使灌区地下水降到2m以下，使农作物不受高矿化度地下水的不利影响，另一方面通过排水将高矿化度水排出灌区，把从土壤淋洗到地下水中的盐分逐渐排出，使土壤逐步脱盐，达到改良盐碱地目的。在利用水利改良措施时，应以流域和灌区土壤盐渍化分区为整体，建立完善配套的水利工程体系，坚持以水利工程建设为主的生态环境建设，节水农业灌溉技术和灌区盐渍化改良三结合的流域总体整治理规划，形成盐碱地合利用与盐渍化土壤改良并存的发展模式。同时，依据流域总体治理规划目标，山区建立配套水库，以水发电，平原在地下水位高处以电提水，降低地下水位的高度。
（二）节水技术具有节水和降低地下水位作用
使用先进的灌溉方法对于防止土壤盐渍化和合理利用水资源十分重要。实施沟灌，，地膜覆盖灌等常规节水和膜下滴灌，喷灌，渗灌，低压管道灌等高效节水技术，制定合理的灌溉制度和采用较现金有切实可行的灌水技术，可以通过控制灌溉可使作物只得到作物生长需水，而不补充地下水，使地下水位随土壤的不断蒸发而降低，可解决因灌溉引起地下水位上升形成土壤次生盐渍化的问题。因此，在有条件的地区，因地制选的推广常规节水和高效节水技术，加长以节水为恒心的灌区配套建设，不仅可以节约农业用水，缓解水资源矛盾，带来经济效益，还能减少地的次生盐渍化。
（三）化学改良措施。
化学改良是针对碱土和苏打盐土采用的一种改良措施。常用的化学改良剂可分为三类：一是钙剂，二是钙活化剂，三是：其他改良剂，实践证明，采用农业，生物和水利改良措施，才能收到应有的效果。
（四）从全局和流域角度建立统一完善的排水，排盐系统。
灌区土壤盐渍化改良要树立全局观，着眼于利于区域性的水盐平衡，对水土资源进行统一规划，综合平衡。为充分发挥渠系排水的作用，应从全流域考虑，地方与兵团或地区与地区之间各行政单位互相配合，统一规划，统筹安排，正确处理上游与下游，地区与地区及农区生态环境与绿洲边缘生态环境之间的关系，建立流于完善，完整的排水，排盐系统。以或盐碱化二级区为单元，建立统一的排碱渠和辅助排碱渠，通过主干渠把盐碱排放到总体规划的溶泄区。特别对跨流域，跨地县的骨干工程，应建立专结构，统一管理和维护，定期进行请与，整修。
（五）重视农业改良的利用。
农业改良措施在已形成的盐碱地或尚未形成盐碱化的耕地上，都有很大作用，对有盐碱的农田可起到来加快治理的作用，而对非盐碱地可起到预防作用。在农田内部采用平整土地，合理的土壤耕作，合理的栽培技术，科学培肥地力和其它措施，改良土壤理化性质，改善土壤内在的防盐，抑盐条件，不断提高肥力，改造中低产田，建成稳产高产天。
关键词镉污染；土壤修复；生物修复；研究进展
中图分类号X53文献标识码A文章编号1007-5739（2014）09-0251-03
镉是环境中毒性最强的重金属元素之一，位于元素周期表中第二副族，也是《重金属污染综合防治“十二五”规划》重点监控与污染物排放量控制的5种重金属之一；具有生物迁移性强、极易被植物吸收和积累的特点，对动植物和人体均可产生毒害作用[1]，严重时甚至会造成骨痛病、高血压、肾功能紊乱、肝损害、肺水肿等疾病[2]；据统计，我国每年生产的镉含量超标农产品和动物造成累积性毒害品达146万t[3]，镉污染的农田面积已超过28万hm2，年产镉超标农产品达150万t[4]，我国市场上常见的市售大米约10%存在镉超标[5]，对环境经济和人类的身体健康造成了极大的隐患。近年来湖南浏阳、云南曲靖以及广西河池地区先后发生的镉污染事件[6]造成了极大的影响，因此控制镉污染，加大对镉污染土壤修复力度已经势在必行，笔者对目前最新镉污染土壤修复的方法予以全面概述，着重于镉污染土壤的生物修复，旨在为后续的研究提供参考。
1农业生态修复
农业生态修复措施是指因地制宜选择耕作管理制度来减轻重金属危害，主要包括农艺修复措施和生态修复措施。农艺修复措施一般是通过耕作制度的改变，辅以多种植物组合间作、轮作以及套作或者通过向镉污染土壤中加入能结合游离态的镉形成有机络合物的有机肥，从而达到有效减少土壤中镉的含量、降低植物对镉的吸收的目的，实现土壤中镉的迁移、吸收和降解[7-8]。我国在生态修复措施方面研究较多，一般通过调节包括土壤水分等在内的生态因子来实现对污染物所处环境介质的调控[9]。农业生态修复措施既能保持土壤的肥力，又能促进自然生态循环和系统协调的运作，但存在着修复时间长、见效慢等不利因素。
2物理修复
镉污染土壤修复常用的物理方法有客土法、换土法、翻土法、电动力修复法等；客土法、换土法、翻土法是常用的物理修复措施，通过对污染地土壤采取加入净土、移除旧土和深埋污土等方式来减少土壤中镉污染。汪雅各等[10]进行客土深度改良试验，使青菜体内镉等浓度平均下降50%～80%；目前英、美、荷、日等国家先后实现了此法的应用，但由于其投资成本大、易发生二次污染和降低土壤肥力而难以广泛推广[11]。电动力修复主要是通过在污染土壤两侧施加直流电压，使土壤中的污染物质在电场作用下富集到电极两端，从而去除污染土壤中的重金属，目前该技术己应用于Cu、Cd、Pb、Zn、Cr、Ni等重金属污染土壤的修复。Karimetal[12]采用电动和水动相结合的方法对重金属污染土壤修复100h后，土壤中约97%污染物被成功去除。物理法修复镉污染土壤简单、快速，但并没有真正将镉污染从土壤中去除，具有潜在的危害性，加上此法需要大量的财力、人力和物力，不适宜于大面积的镉污染土壤治理。
3化学修复
化学修复是指通过向污染土壤中投入化学改良剂，对重金属进行固定转换、溶解抽提和提取分离，从而减少污染土壤中的重金属含量，改变土壤环境条件；化学固定、淋洗和提取是镉污染土壤化学修复较常见的方法。周国华研究发现土壤中活动态镉与稳定态镉可以相互转化[13]。碱性改良剂[14-15]（石灰、钙镁磷肥等）、黏土矿物[16]（沸石、海泡石等）、拮抗物质[17-18]（硫酸锌、稀土镧等）和有机质[19-20]（泥炭、有机堆肥等）是较为常用的镉污染修复化学材料；除此之外，一些金属螯合剂和表面活性清洗剂目前也逐渐应用于镉污染土壤修复[21]。化学修复是在污染土壤基础上进行的，简单易行。但它只是改变了镉在土壤中存在的形态，并没有真正意义上去除镉污染，存在再度活化危害的可能性，不是一种永久性的修复措施。
4生物修复
生物修复是指利用生物的某些习性来适应、抑制和改良重金属污染。镉污染土壤修复一般有动物修复、植物修复和微生物修复。
4.1动物修复
土壤中的某些低等动物如蚯蚓、鼠类能吸收土壤中的重金属，从而在一定程度上降低土壤中重金属含量[22]；目前该技术对重金属镉污染修复的研究仍局限在实验室阶段[23]，敬佩等[24]通过在重金属污染土壤中接种蚯蚓发现：蚯蚓对镉具有较强的富集能力，富集量随着蚯蚓培养时间的延长而逐渐增加。但受低等动物生长环境等因素制约，其修复效率一般，并不是一种理想的修复技术。
4.2微生物修复
土壤中的某些微生物对重金属有吸收、沉淀、氧化还原作用，可以减轻土壤中重金属的毒性；主要是通过改变土壤中重金属离子的活性，微生物细胞吸附富集重金属以及促进超富集植物对重金属的吸收来实现污染土壤的修复；江春玉等[25]从土壤样品中筛选出一株对镉铅有极强抗性的拮抗细菌WS34，可极大提高印度芥菜和油菜富集镉铅能力，并对其生理生化特性进行了相关研究；有报道称AM真菌可以增加植物对镉的耐性，促进镉等重金属由植株地下部分转移至地上部分[26]；目前用于镉污染土壤修复的微生物涵盖了细菌（柠檬酸杆菌、芽孢杆菌、假单胞菌等）、真菌（根霉菌、青霉菌、木霉菌等）和某些小型藻类（小球藻、马尾藻等）[27-28]。微生物镉污染土壤修复法作为一种绿色环保的修复技术，引起国内外相关研究机构的极大重视，具有广阔的应用前景，但修复见效速度慢、修复效果不稳定使得大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究少。
4.3植物修复
植物修复是指利用植物吸收、吸取、分解、转化或固定土壤、沉积物、污泥或地表、地下水中有毒有害污染物的技术的总称[29]，包括了植物提取、植物挥发、植物降解、植物根滤和根际微生物降解，其中植物提取修复即利用超积累植物的特性来修复重金属污染土壤应用最为广泛。超积累植物的概念由Brooksetal[30]在1977年首先提出，目前文献报道的超积累植物近20科、500种，其中十字花科较多，主要集中于芸苔属、庭芥属及遏蓝菜属，对镉污染土壤修复效果较好的的超积累植物包括了十字花科、禾本科在内的10余科植物（表1）[27，31-36]；除此之外，一些观赏性植物[37]、农田杂草[37-38]、木本植物[39-41]也是镉污染土壤修复超积累植物来源。
近年来超积累植物的发现及研究工作取得了巨大进展，但限于此类植物大都矮小、根系短、生物量较低，修复周期长而难以广泛应用；单一依靠超积累植物修复镉污染土壤已经不能满足现实需求，因此开发经济高效的镉污染土壤联合植物修复技术，保证农产品质量安全逐渐成为研究热点。目前，国内外已开展了通过向土壤环境中引入有益微生物、施用化学物质和肥料、合理耕作等生物、化学和农艺强化措施来改善土壤环境，促进超积累植物对养分的吸收，从而提高超积累植物修复镉污染土壤的效率的一系列研究。有研究表明玉米与东南景天套种，同时施加混合添加剂；玉米与羽扇豆和鹰嘴豆在不同分隔/间作方式下都能大大提高对污染土壤中镉的吸收效率[42-43]；邓金川等[44]研制了包括味精废液在内多种有机试剂混合而成的添加剂，提高了植物对锌、镉的吸收效率，明显降低地下水的中金属污染。
5问题与展望
镉污染土壤修复的复杂性和高难度使得目前尚无一种真正稳定高效的修复技术能满足现实生产的需求；物理修复和化学修复能较快实现土壤中镉含量的降低，但其仅改变了土壤中镉的存在形式而没有将其彻底清除，往往还存在成本昂贵、工程量巨大、二次环境污染的问题；动物修复和微生物修复作为一种绿色修复技术相比于其他修复方式具有经济、方便、不改变土壤固有理化性质的特点，但其修复速度慢、见效时间长、对土壤环境要求高的问题限制了其大面积的推广应用。利用植物修复被镉污染的环境，不仅成本低廉，而且有良好的综合生态效益，尤其适合大面积推广。寻求更多的镉污染超积累植物资源，研究镉超积累植物与根际微生物共存体系，利用分子生物学和基因工程克服镉污染超积累植物自身的生物学缺陷，从而彻底实现镉污染土壤修复的高效、稳定、绿色是研究的主要方向。
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