ABSTRACT

Cadmium (Cd) is a typical toxic and harmful heavy metal element, which is widely polluted in China and has a high degree of pollution at the same time. The bioavailability of cadmium is closely related to its migration, accumulation, toxicity and environmental effects in the environment. Regulating its bioavailability is of great significance to the treatment of cadmium pollution. In recent years, it has become one of the hotspot in the field of environmental science and agriculture at home and abroad. On the basis of a large number of previous studies, the assessment methods, influencing factors and control measures of soil Cd bioavailability were systematically summarized and reviewed, and the future research directions were prospected, hoping to provide reference for the control of Cd pollution.

Keywords:Cadmium, Soil Pollution, Bioavailability, Regulation Measures

土壤Cd生物有效性及其调控措施研究进展

侯林¹，林金兰¹，贾彦龙^1*，邢丹²，孙嘉龙¹，宁增平³，江南¹，刘小龙¹，李廷婷¹，王宗虎¹，解冉¹

¹贵州理工学院资源与环境工程学院，贵州 贵阳

²贵州省蚕业研究所，贵州 贵阳

³中国科学院地球化学研究所，环境地球化学国家重点实验室，贵州 贵阳

收稿日期：2019年9月6日；录用日期：2019年9月20日；发布日期：2019年9月27日

摘 要

镉(Cadmium, Cd)是一种典型、污染范围广的有毒有害重金属元素。Cd的生物有效性与其在环境中的迁移富集、毒性以及环境效应密切相关，调控其生物有效性对Cd污染治理具有重要意义，近年来成为国内外环境科学、农学等领域研究的热点之一。文章对土壤Cd生物有效性评估方法、影响因素及调控措施进行了系统的总结和评述，并对未来的研究方向进行了展望，以期为Cd污染治理提供参考。

关键词 :镉，土壤污染，生物有效性，调控措施

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1. 引言

生物有效性的概念提出于20世纪末，研究者们对水环境进行研究并认为生物有效态就是生物传输或在生物反应的过程中污染物被利用的难易程度，后来，随着研究的加深，生物有效性的概念慢慢被扩展到土壤和沉积物等固体环境的研究领域中 [1]。生物有效性主要强调为重金属元素能对生物体产生的毒性效应或被生物体吸收的性质，包括毒性和生物可利用性，同时生物有效性是一个动态的过程 [2] [3]。研究Cd生物有效性在污染土壤风险评估、治理和修复方面有着重要的作用，是污染土壤风险评估的重要手段之一，也是用于土壤进行治理和修复的基础 [4]。一般来讲，Cd的生物有效性取决于在土壤中的生物可利用态和生物潜在可利用态，Cd的水溶态以及离子交换态是生物可利用态，而碳酸盐结合态、有机物结合态以及铁锰氧化物结合态是生物潜在可利用态 [5]。大量研究表明重金属元素能否被生物体吸收利用，主要取决于该元素的有效态，包括离子交换态和碳酸盐结合态含量，有效态含量越高，其生物有效性也越高 [6] [7]。在土壤或沉积物中，重金属含量存在总量 > 有效态 > 生物有效性 > 生物可给性的关系 [8]。土壤Cd环境质量直接关系到人类的生存和健康，因此，Cd生物有效性准确有效地评价方法和治理技术迫切需要。土壤中Cd的迁移富集、生物效应、毒性同它的赋存形态尤其是生物有效性密切相关，调控其生物有效性对土壤Cd污染治理具有重要意义。文章在前人大量研究的基础上，对土壤中Cd生物有效性的评估方法、影响因素及调控措施进行了系统总结和评述，并对未来的研究方向进行了展望，以期为土壤Cd污染治理提供借鉴。

2. 土壤中Cd生物有效性评估方法

生物有效性的研究方法多种多样，不同方法对不同重金属的效果也不同。研究土壤Cd生物有效性常用的研究方法有物理化学法和生物学评价法。物理化学法包括化学提取法、自由离子活度法(DMT)、薄膜扩散梯度技术(DGT)、体外模拟实验法、总量预测法以及同位素法等，生物学评价法包括植物指示法、微生物学指示法、动物指示法。

2.1. 化学提取法

化学提取法的提取方式通常分为一步提取法和连续提取法。化学提取法通过化学试剂浸提土壤中重金属有效态或潜在有效态，通过原子吸收(石墨炉)分光光度仪或电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)进行测定其含量，以此来研究其生物有效性 [9]。化学提取法使用的化学浸提剂主要有弱酸、盐类、络合剂类和联合浸提剂四类。

2.1.1. 一步提取法

一步提取法是利用某一种化学试剂一定浓度的溶液作为提取剂与土壤按照一定的比例混合(土水比，m/v)，在特定的环境下(通常为25℃)振荡提取，获得单位重土壤中可被提取的重金属量来表征土壤中可被提取的程度或其有效性 [10]。

1) 酸类

酸作为提取剂常用来评估土壤中重金属的生物有效性。常用于土壤Cd生物有效性分析的酸提取剂有0.11 mol∙L⁻¹ HAc、0.43 mol∙L⁻¹ HNO₃、0.05~0.1 mol∙L⁻¹ HCl和低分子量有机酸等 [11]。李非里等研究发现HAc提取态虽然与植物中重金属元素相关性好，但不适用于含碳酸盐高的土壤，并且效果不如EDTA好 [12]。张厦等研究认为HNO₃提取态Cd代表土壤中植物有效性Cd的最大库，既能用来表征土壤的污染程度，也能够较好地指示Cd的生物有效性 [13]。对于土壤中Cd的生物有效性，酸可提取态含量能较好地反映土壤中Cd的生物有效性和迁移性，而在Cd酸提取剂中，HAc、HCl、HNO₃是应用最广泛的提取剂。

2) 盐类

应用于Cd生物有效性分析的盐类提取剂主要是中性盐类比较温和的提取剂。稀盐中0.01 mol∙L⁻¹ CaCl₂和1 mol∙L⁻¹ HH₄OAc提取态可较好地表征土壤中重金属的生物有效性和迁移性，其中0.01 mol∙L⁻¹ CaCl₂提取的重金属最适于评价重金属的可迁移性 [11]。在中性盐提取剂中，CaCl₂、NaNO₃和NH4NO₃ 最受青睐，分别被荷兰、瑞士和德国三个国家列为包含Cd在内重金属生物有效性研究的标准方法 [14]。

3) 络合剂类

EDTA、DTPA等有机络合物因为可通过化学络合作用与Cd离子形成稳定的水溶性络合物常被用来作为土壤Cd生物有效性评估的提取剂。EDTA试剂络合能力强，与植物中的金属元素含量相关性较好，不过只适用于酸性土壤 [15]。DTPA也被广泛应用于提取土壤中Cd的有效态含量，但DTPA络合能力较EDTA弱，只适用于中性和弱碱性土壤 [12]。曹坤坤等研究发现，在10.0 mmol∙L⁻¹浸提浓度下，中性土壤中各种浸提剂对Cd的浸提能力呈现：EDTA>柠檬酸>苹果酸>草酸>酒石酸 [16]。由此可见，对于有机络合提取剂，其提取能力强，尤其是EDTA提取剂，是一种较好的Cd生物有效性评价方法，关键在于根据土壤的类型选取合适的提取剂进行评价。

4) 联合浸提剂类

为了增强浸提效果，在实际研究中常利用联合浸提试剂进行重金属的形态和生物有效性研究。联合浸提剂的组合形式很多，常用于Cd有效态浸提研究生物有效性的有Mehlich-3方法(简称M3法：0.2 mol∙L⁻¹ CH₃COOH——0.25 mol∙L⁻¹ NH₄NO₃——0.015 mol∙L⁻¹ NH₄F——0.013 mol∙L⁻¹ HNO₃——0.001 mol∙L⁻¹ EDTA)、土壤养分状况系统研究法(简称：ASI法0.25 mol∙L⁻¹ NaHCO₃——0.01 mol∙L⁻¹ EDTA——0.01 mol∙L⁻¹ NH₄F)、AB-DTPA法(1.0 mol∙L⁻¹ NaHCO₃——0.005 mol∙L⁻¹ DTPA)、二乙三胺五乙酸–氯化钙-三乙醇胺缓冲浸提剂(简称CaCl₂-DTPA法：0.005 mol∙L⁻¹ DTPA——0.01 mol∙L⁻¹ CaCl₂——0.1 mol∙L⁻¹ TEA)等。郭继斌等使用M3法和ASI法对不同土壤进行有效态Cd提取，并与单一浸提剂进行比较，研究发现M3法浸提效果优于ASI法，联合浸提法比常规方法有效态Cd浸出率高，可更有效地研究土壤中的有效态Cd [17]。孙鸣镝将AB-DTPA法与CaCl₂-DTPA法进行研究比较，发现AB-DTPA法相关性较好，浸提量和提取效率更高 [18]。徐亚平等用联合浸提法和CaCl₂、Mg(NO₃)₂、HCl等7种提取剂对土壤中Cd有效态进行了浸提，联合浸提剂效果明显优于单一试剂提取 [19]。

2.1.2. 连续提取法

连续提取法是将一定量土壤经过一系列不同试剂逐步进行提取操作，测定每步提取后的所得提取液中目标元素的浓度，进而获得该步骤对应重金属形态的含量，其中，前一步由某种一定浓度的提取剂在特定条件下提取后所得固体残渣用于下一步的提取，如此连续操作至所有提取步骤结束；连续提取法优点是能够将土壤中的重金属更加详细地区分为多种赋存形态，为进一步深入了解和分析重金属元素在土壤中的形态分布、环境行为与迁移转化情况提供可能 [10]。Cd形态常用的顺序提取分析方法包括以下三种：一是，上世纪80年代Tessier等人所提出的连续五步提取法(Tessier法)；二是，上世纪90年代Forstner等人提出的连续六步提取法(Forstner法)；三是，上世纪末欧共体标准物质局提出的一种三级4步提取法(BCR法) [20]。其中，Tessier法和BCR法是研究重金属形态的经典方法。后来，研究们对连续提取法进行了优化，提出了优化连续提取法。连续提取法能较好反映土壤中重金属元素的形态分布情况，在提取剂选择时进行了均衡考虑和土壤标准样的制备，更加适于广泛使用 [21]。通过形态分析评估Cd生物有效性常用连续提取法操作程序见表1。

表1. 土壤Cd生物有效性评估连续提取法操作程序

2.2. 自由离子活度法(DMT)

自由离子活度法(Donnari Membrane Technique, DMT)采用低浓度的电解质溶液模拟实际体系中的浓度，控制实验体系与周围环境的平衡来准确测定实际体系中的重金属离子活度 [26]。赵磊等研究了采自我国不同地区的11种耕层土壤，发现通过道南膜技术测定的Cd自由态浓度与WinHumicV模型计算结果吻合较好，具有较好的评价Cd生物有效性的作用 [27]。DMT法可以在不影响反应体系平衡的基础上同时测定多金属元素，而且彼此之间不会发生干扰 [28]。多数情况下，决定重金属生物有效性和毒性的关键因素是自由态重金属离子浓度，国内学者已开展了大量利用DMT法对土壤中Cd自由离子活度进行研究的工作，研究发现测试结果与结合模型预测值吻合度很好，能较好的评价Cd生物有效性，是目前较好的土壤Cd生物有效性评估方法之一 [27] [28] [29]。

2.3. 扩散梯度膜测定技术(DGT)

扩散梯度膜测定技术(Diffusive Gradients in Thin-films, DGT)理论依据是Fick第一扩散定律。刘小莲等研究发现DGT技术能够模拟水稻根部吸收土壤Cd过程中土壤固–液释放补给动态过程，与传统化学提取法相比，DGT技术能更好地预测Cd污染土壤中Cd的生物有效性 [30]。大量关于土壤Cd生物有效性的研究表明，DGT技术提取的Cd生物有效态浓度更接近生物可利用态Cd的浓度，这种方法综合考虑了环境中的强度、容量等因素，其不仅能避免采样、前处理及提取过程中重金属形态带来的变化原位测定土壤中Cd的有效态，而且几乎不受土壤基本性质的影响 [30] [31] [32]。因此，考虑到传统方法的不足、环境效应以及土壤性质的影响，DGT技术可以更好地用于评估土壤Cd生物有效性，是未来评价生物有效性以及研究土壤Cd污染的重要方法之一。

2.4. 生物学评价法

2.4.1. 植物指示法

Cd的植物指示法是利用被污染土壤环境中具有指示性作用的植物体内吸收的Cd占土壤中Cd总量的比值来判断土壤中Cd的生物有效性 [33]。薛澄泽等利用植物指示法进行土壤Cd等的生物有效性研究，取得了良好的效果 [34]。目前，已有大量的研究运用植物来评价和指示土壤Cd的生物有效性。杨林书等利用小麦幼苗和王朝晖等利用小白菜来分析研究土壤Cd的生物有效性，均取得了不错的效果 [35] [36]。

2.4.2. 微生物指示法

Cd的微生物指示法，常用土壤中微生物的生物量、土壤酶活性、ATP含量以及土壤代谢墒等的一些表观量Cd污染土壤的生物学效应 [37]。由于不同土壤中微生物在结构和数量上差异巨大，同时对Cd的敏感程度也各异，再加上专一性差别导致不同土壤的研究结果之间无可比性，而选取的一种或几种微生物受体是否典型难以控制，同时难以确定其受危害的情况能否反映出整个生态系统环境的状况，结果的准确性也难以判断把握 [37] [38] [39]。目前，微生物指示法尚未得到普及，利用微生物评价土壤中Cd生物有效性研究较少并且还需要大量的研究论证。总体来看，微生物评价法具有良好的前景，但选择什么微生物作指示，微生物的特性、微生物的生命活动及运动过程与生物有效性的关系是需要解决的关键问题。

2.4.3. 动物指示法

长期在重金属污染地区生存的动物体内的Cd含量是一个评价重金属Cd生物有效性的理想指标。有学者研究发现放牧动物如马、绵羊等可以用来评价Cd等重金属环境污染是否对当地人群造成危害 [40]。这种方法直接有效，但要找到相对应并合适的评价动物相对困难，在评价土壤Cd生物有效性上可进行更多的研究。

2.5. 体外模拟实验法

除常用方法外，其他一些常用于生物可给性研究的体外模拟实验法也被用于重金属的生物有效性研究之中。这种方法通过土壤Cd对生物的可给量分析来判断Cd生物有效性对动物及人体的影响 [41]。研究Cd的生物可给性和毒性常用的体外模拟实验方法有SBRC (Solubility Bioaccessibility Research Consortium assay)、SBET (Simple B ioavailability Extraction Test)、PBET (Physiologically Based Extraction Test)和IVG (In Vitro Gastrointestinal)等。王晓飞等采用SBET、PBET和SGET 3种体外消化方法对农田Cd污染土壤进行了提取效果分析，结果表明，3种方法的模拟消化液对土壤中Cd的提取量表现为SBET > PBET > SGET [42]。目前，利用体外模拟实验方法研究Cd生物可给性、毒性以及生物有效性来判断对生物体的影响越来越重要，未来在土壤污染治理和预防中将发挥更大的作用。

2.6. 总量预测法

总量预测法是将被污染土壤中某种重金属元素含量的高低作为依据来判断土壤环境中重金属的污染情况的一种方法 [43]。袁波等在研究菜地土壤Cd的有效态含量及生物有效性时发现Cd有效态与全量变化一致，其总量是有效态含量的主要影响因素 [44]。赵小学等将土壤中Cd的总量和有效态含量分别进行线性、对数、幂函数回归关系分析，发现均呈现显著正相关 [45]。但朱维晃等通过研究发现，植物叶中的Cd含量与土壤中总Cd含量之间的相关性较差，用土壤中Cd总量不能有效评价Cd的生物有效性 [46]。虽然用总量来预测土壤Cd生物有效性存在偏差，但总量仍是控制土壤Cd污染的一个重要方法和指标。大量研究表明，土壤中Cd总量与各种赋存状态之间具有很好的相关性 [43] [44] [45] [46]。由此可见，总量预测法是预测土壤重金属生物有效性以及污染研究的重要方法。在当今土壤Cd污染的严峻挑战下，总量的控制尤为重要。

2.7. 其他方法

随着现代仪器分析方法的迅速发展，产生了许多新的研究方法。除常用方法外，其他一些用于重金属行为预测的方法，如同位素法等，新型的重金属形态分析方法，如X射线光电子能谱分析(XPS)、X射线衍射(XRD)、电子探针显微分析技术等研究重金属分子化学组成的方法也被用于Cd等重金属的生物有效性研究之中 [9]。土壤Cd生物有效性常用评估方法优缺点见表2。

表2. 土壤Cd生物有效性常用评估方法优缺点

3. 影响土壤中Cd生物有效性的主要因素

生物有效性不仅受环境的影响，也受生物体自身的影响，包括物理、化学及生物等各个方面，生物有效性的实质在于研究化学物质与生物体的一种潜在的相互关系，因此必须将生物体自身与周围环境因素联系起来综合考虑 [47]。大量的研究发现，不同研究区Cd的生物有效性与其影响因素的关系不尽相同，其主要因素是土壤Cd元素全量，其次为pH、CEC、粘粒含量等，二者关系复杂 [48] [49]。陈辉等研究发现土壤中影响Cd各形态分布的重要因素包括有机质含量、总氮、总磷等，同时pH的改变是其他形态转化为有效态的关键因素 [50]。土壤Cd总量、土壤的理化性质、根际环境等是土壤中Cd生物有效性的主要影响因素，这些因素的改变具有将潜在生物有效性的Cd转化为生物有效态的风险，也可能使Cd固定或稳定于土壤中，在这些因素共同影响下，土壤Cd与环境不断进行着吸附、交换、溶解、沉淀、氧化还原、生物化学等反应而处于一种动态平衡，而这种动态平衡决定了土壤中Cd的生物有效性。土壤Cd生物有效性影响因素及机制详见表3。

表3. 土壤Cd生物有效性主要影响因素

4. 土壤Cd生物有效性调控措施

土壤遭受Cd污染，对土壤Cd生物有效性进行调控常用方法有化学钝化调控法、化学活化调控法、pH、Eh调控以及农艺修复调控等。

4.1. 化学钝化调控

化学钝化调控通过添加钝化调控剂对土壤进行调控和修复，比活化技术更具有可操作性和实际意义，也是土壤调控使用最多的方法。化学钝化调控主要包括无机钝化剂调控、有机钝化剂调控，通过投加钝化剂调节和改变重金属在土壤中的物理化学性质，重金属由于发生氧化还原、沉淀、离子交换、吸附、络合、拮抗等一系列化学反应，其在土壤环境中的可迁移性、生物有效性以及对植物和人体等生物体的毒性大大降低 [72]。这种成为农田等土壤重金属污染修复极具前景的修复方法之一，其具有简便、高效及成本低等优势。常用的化学钝化剂主要类型有无机类、有机类、微生物类及新型复合材料 [73]。

4.1.1. 无机钝化剂调控

无机钝化剂主要是通过提高土壤pH，使土壤Cd与碳酸盐及氢氧化物等形成稳定化合物，同时增大土壤对Cd的吸附量，以此来降低土壤Cd生物有效性及移动性 [74]。这种方法对土壤Cd达到良好固定效果的同时对土壤质地结构、理化性质影响小。土壤Cd常用无机钝化剂调控剂作用机理、优缺点等汇总见表4。

表4. 土壤Cd污染控制常用无机钝化剂

4.1.2. 有机钝化剂调控

生物炭、有机肥、有机酸以及农业废弃物等是常用于土壤Cd生物有效性的有机钝化调控剂。有机钝化剂调控机理主要是通过表面官能团与土壤Cd发生络合作用，减少Cd的迁移性和有效性，同时改善土壤团聚体的结构，通过影响土壤的pH、有机质含量和阳离子交换量等间接地影响Cd的生物有效性 [73]。土壤Cd常用有机调控剂作用机理、优缺点等见表5。

表5. 土壤Cd污染控制常用有机钝化剂

4.2. 化学活化调控

通过向土壤中添加化学活化剂先提高土壤Cd生物有效性，提高植物和微生物等对Cd的吸收，已达到降低土壤Cd总量和生物有效性的目的。梁小迪等发现耐性细菌与活化剂(有机肥、EDTA、黄腐酸、柠檬酸)可提高土壤Cd生物有效性，提高黑麦草对Cd污染土壤的生物修复效果，具有较好的应用推广前景 [96]。化学钝化调控一般周期较长，常用的活化剂有EDTA、柠檬酸等。

4.3. pH、Eh调控

土壤pH直接影响着土壤中重金属的有效性，众多的调控方法也都是通过改变土壤pH值来实现。土壤pH不仅影响土壤中物质的存在形态和迁移转化，还影响土壤微生物的活性、有机物的分解、营养元素的释放、植物的生长发育、土壤污染与净化等，改变土壤pH可以改变土壤中重金属的吸附位、吸附表面的稳定性、存在形态和配位性等，进而影响土壤中重金属的化学行为 [97]。邹佳玲等通过盆栽种植实验研究了pH值对土壤Cd生物有效性的影响，研究发现随着灌溉水pH值的升高，土壤交换态Cd含量有降低的趋势，升高灌溉水的pH值有利于降低植物体的Cd含量 [98]。随着土壤pH升高，土壤Cd的生物有效性改变，即土壤可交换态Cd含量及其占总量百分比下降，而可还原态和残渣态Cd含量及其占总量百分比均升高 [99]。有研究发现，pH值需要控制在一定的范围，调控效果才好。土壤溶液中Cd2+浓度随pH上升而下降，但pH过高又会溶解，离子浓度又会再升高，土壤中交换态Cd含量在土壤pH小于6.5的酸性条件下，随土壤pH升高而增加 [100]。氧化还原电位是影响土壤中Cd的植物有效性的重要因子，而土壤中重金属的形态、化合价和离子浓度都会随土壤氧化还原状况的变化而变化 [101]。

4.4. 农艺修复调控

农艺修复调控常用的方式有水肥调控、水分管理、合理种植、品种筛选等。土壤中重金属的植物毒性因土地利用方式与管理措施的不同而有差异，水田土壤中重金属Cd等的毒性显著小于同一地区长期无人管理的其他土壤 [102]。低量和高量有机肥的施用能够调控土壤中的有效态Cd，降低植物体内的Cd含量 [103]。土壤不同水分处理下的水稻籽粒 Cd 含量淹水处理的最低，旱作的最高，顺序依次为：淹水 < 水旱交替 < 对照 < 旱作 [104]。林肖在Cd污染(5 mg/kg)土壤上采用淹水灌溉、干湿交替灌溉和湿润灌溉三种不同水分管理方式，与淹水灌溉相比，湿润灌溉和干湿交替灌溉提高了土壤有效态Cd含量和酸溶态Cd含量 [105]。长期淹水处理进而降低土壤中Fe²⁺等还原态阳离子，可促进土壤还原态阳离子与Cd²⁺对根表离子点位的竞争吸附，可以显著降低稻米中重金属Cd的含量，水联合钝化修复处理可以使水稻中的金属Cd含量降至最低 [106]。合理设计的间作和轮作的农业种植模式也能够降低土壤中重金属的含量，同时使农产品的安全性有一定的保证，且不会影响到正常的农业生产活动 [107]。

4.5. 生物调控

生物调控是利用生物体对污染土壤进行修复的过程。生物修复包括动物修复、微生物修复和植物修复 [108]。劭承斌等在盆栽试验中，通过人工加入不同浓度的Cd污染土壤并投入蚯蚓，在分别种植玉米和黑麦草和条件下，研究表明在Cd (5 mg/kg)的污染土壤中，黑麦草与蚯蚓联用后使污染土壤中Cd下降了64.8%；而玉米与蚯蚓联用后使污染土壤中Cd下降64.2%，联用修复效果显著 [109]。另外一些学者发现食用菌，如香菇、平菇等对Cd污染土壤具有良好的修复作用 [110]。

4.6. 新型材料调控

随着科学技术的不断进步，大量的新型材料，如纳米钝化剂等新型材料被利用到土壤污染的调控和修复之中。毕冬雪等利用腐殖质纳米颗粒对Cd污染土壤进行修复，研究发现腐殖质纳米颗粒既可以钝化土壤中的Cd，也可以活化土壤中的Cd，其关键在于根据钝化或活化的目标，选择溶解度适当的腐殖质材料 [111]。另外一些研究者通过纳米羟基磷灰石对污染土壤Cd进行研究，土壤Cd生物有效性均得到有效调控 [112]。

4.7. 联合调控

联合调控利用多种调控剂和多种调控方法对重金属污染土壤进行调控。詹绍军等研究发现，石灰与猪粪配施对降低土壤有效Cd的效果好，而且土壤有效Cd含量都随时间的增加而降低 [113]。闫家普等研究发现，生物炭和石灰在降低土壤中Cd生物有效性方面显著，聚丙烯酰胺(PAM)+生物炭+石灰三者共同施用可以在不对土壤性质造成较大负面影响的前提下,可有效降低土壤中可利用态Cd含量 [114]。李剑睿通过叶面喷施微肥、水分管理、品种筛选等不同农艺措施联合钝化剂调控水稻土Cd污染，改变土壤pH、Eh以及Cd形态，与对照相比Cd生物有效性大大降低 [115]。联合调控作用效果优于单一调控，但在复配使用前要考察不同组分的作用机理、兼容性、配比比例，以发挥钝化剂复配后的协同作用 [116]，不同调控方法联合时也要考虑不同方法之间的作用和可控性。土壤Cd常用调控方法优缺点及发展趋势见表6。

表6. 土壤Cd生物有效性常用调控方法及发展趋势

5. 总结

目前常用于土壤Cd的生物有效性评价方法有化学提取法、自由离子活度法(DMT)、薄膜扩散梯度技术(DGT)、体外模拟实验法和总量预测法等。总体来看，化学提取法由于操作简单、经济等特点在实际研究中应用最多；DMT和DGT技术评估效果好，但一些材料需要进口，成本高，在未来有望成为主要评估方法并被广泛使用；体外模拟实验法可较好评价生物可给性，对评估包含Cd在内的土壤重金属生物效应和毒性以及准确评估土壤和食物中的重金属对人体的健康风险具有重要意义。在评价生物有效性的过程中研究对生物的实际作用效果及影响的同时应该将研究对象与周围环境因素联系起来综合考虑。在土壤Cd生物有效性调控方法中，大多通过改变土壤pH值来降低Cd迁移性和生物有效性；新型材料是理想且颇具潜力的调控材料，具有良好的应用前景；在众多调控方法中以农艺修复调控和联合调控效果最好，未来有望形成一套完整高效的调控体系。联合调控中有机无机钝化材料与生物(尤其是微生物和食用菌)联合调控具有良好的应用前景，也是未来研究的重点方向。

基金项目

国家自然科学基金(41563015)；贵州省高层次创新型人才项目(GZSQCC2018001)；贵州理工学院高层次人才引进项目(XJGC20140606)；贵州省科技支撑计划项目(黔科合支撑[2018]2329)；贵州省教育厅创新群体重大研究项目(黔教合KY字[2016]045)；贵州理工学院大学生创新创业项目(0416093，0416095，0417079，0417240)。

文章引用

侯 林,林金兰,贾彦龙,邢 丹,孙嘉龙,宁增平,江 南,刘小龙,李廷婷,王宗虎,解 冉. 土壤Cd生物有效性及其调控措施研究进展
Soil Cd Bioavailability and Its Control Measures: A Review[J]. 地球科学前沿, 2019, 09(09): 823-838. https://doi.org/10.12677/AG.2019.99088

参考文献