一、土壤重金属修复措施综述
1. 工程措施
包括客土法、换土法、深耕翻土法、固化、稳定化方法、电动力修复法等，工程措施具有稳定、见效快的优点，但存在工程量大、投资费用高、二次污染隐患等缺点，不适宜大面积污染土壤的治理。
2. 化学治理措施
包括淋溶法、施用改良剂等方法，能够在短期内降低土壤中重金属的毒性和生物有效性，因人为向土壤中施加化学药剂，易造成二次污染，需要用土壤重金属检测仪才能检测，且该方法是一种原位修复方法，重金属Cd仍存留在土壤中，容易再度活化危害植物，其潜在威胁并未消除。
3. 农业生态修复措施
通过调节诸如土壤水分、土壤pH值、土壤阳离子代换量(CEC)、CaCo3和土壤氧化还原状况及气温、湿度等因素，降低Cd生物有效性，以减弱重金属对植物的毒害作用。Cd形态发生了改变，但仍存在土壤中，容易再度活化，对生物产生危害。
4. 微生物修复
微生物抗重金属机制包括生物吸附、胞外沉淀、生物转化、生物累积和外排作用。微生物一方面可以降低土壤中重金属的毒性，并可以吸附积累重金属；另一方面可以改变根系微环境，从而提高植物对重金属的吸收、挥发或固定效率。目前，大部分微生物修复技术还局限在科研和实验室水平，实例研究还不多，无法大面积推广。
5. 动物修复
利用土壤中的某些低等动物如蚯蚓进行重金属cd污染修复的研究仍局限在实验室阶段，且因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。
6. 植物修复
将某种特定的植物种植在重金属污染的土壤上，对土壤中的污染元素具有特殊的吸收富集能力，将植物收获并进行妥善处理(如灰化回收)后将重金属移出土体，达到污染治理与生态修复的目的。
6.1 植物提取法是利用一些植物对某种重金属的吸收和在地上部的蓄积，并通过收获地上部达到减少土壤重金属含量的目的。是比较有前景的修复方法。
6.2 植物挥发是指植物吸收土壤中的重金属，将体内重金属转化为可挥发的状态，并通过植物的叶片等部位挥发出去，从而降低土壤中重金属含量。挥发出的重金属会造成大气的重金属污染。
6.3 植物稳定是通过吸收、分解、氧化、固定等过程，降低重金属的流动性和生物可利用性，防止重金属的渗漏和转移，减少重金属对植物的危害。重金属Cd仍存留在土壤中
二、超积累植物
1. 特征
1）超积累植物地上部分的重金属含量是同等生境条件下其它普通植物含量的 100 倍以上。镉为100mg／kg。
2）地上部的重金属含量高于根部该种重金属含量，即运转率大于1。
3）地上部重金属含量高于土壤含量，即富集系数大于1。
2. 局限性
1）超积累植物一般植株矮小，生物量低，生长缓慢，季节性较强，不易机械化作业，修复效率不高。
2）多为野生型植物，对生物气候条件的要求也比较严格，区域性分布较强，引种受到严重限制。
3）专一性强，一种植物往往只作用于一种或两种特定的重金属元素，对土壤中其他含量较高的重金属则表现出中毒症状，从而限制了在多种重金属污染土壤治理。
4）植物器官往往会通过腐烂、落叶等途径使重金属重返土壤。
5）防止植物的籽实可能被误食导致食物链污染。
3. 镉积累植物
公认的镉超积累植物只有遏蓝菜属的少数几种植物。但遏蓝菜属植物生长缓慢、植株矮小、 地上部生物量小，在实际应用中受到限制。
镉富集植物：蕨类、向日葵、油菜、月季等花卉作物、杂草。
三、土壤重金属镉污染植物修复效率
1. 《4种植物对铅、镉和砷污染土壤的修复作用研究》，狗尾草生物量参考《武汉天河机场狗尾草群落生物量的调查》；
2. 80%的土壤镉积累在30cm以上的土层，《土壤中镉污染现状与防治方法的研究进展》
每平米30cm厚土壤的重量=1*0.3*2.65=0.8t=800kg
土壤含铬量=土壤重量×土壤镉含量
3. 宝山董菜《一种新的超富集植物》，其生物量为3t/公顷；
4.《一种新发现的镉超积累植物龙葵》，生物量根据龙葵草百度百科种植密度计算；
5.《杂草对重金属的生物积累特性的研究》，5,6中生物量按每平米100株计算；
6.《杂草中具重金属超积累特征植物的筛选》
7.《油菜作为超累积植物修复镉污染土壤的潜力》
8. 《印度芥菜对土壤Cd，Pb的吸收富集效应及修复潜力研究》
9. 《重金属污染土壤的植物修复研究》
分析：
1. 生物量太小，文献报道的植物主要为杂草，生物量均较小，需要找高生物量的植物。加强植物驯化和栽培管理，提高其生物量。 如宝山董菜的的每公顷才3吨，如扩大到30吨，修复年数能减少到28年。
2. 富集系数不高。 如文献5中的杂草富集系数提高10倍，修复年数能大大减少。
3. 同样都是印度芥菜，在不同浓度和地点进行的试验，修复效率差别较大。
4. 修复植物的无害化处理技术较少研究。比如向日葵、油菜修复后籽实镉含量及食用油中镉含量。
5. 注重和农田管理措施（如浇水、耕地、有机肥施用）、特定微生物结合打组合拳，提高修复效率。
结论：
1. 土壤重金属镉污染植物修复效果非常不理想。需要加强寻找、筛选、培育超累积植物，并通过现代生物学手段进行改良。加强驯化和栽培管理提高植物生物量和富集系数，科技专家利用土壤重金属检测仪测试不同地区的土壤数据。
2. 以上修复试验基本为盆栽模拟试验，试验研究很多，但利用植物修复镉污染土壤的实例极少。从试验研究到成熟的植物修复技术还有很长的一段路要走。
3. 尽量选择环境条件较好的基地，避开污染源。
4. 对投入物特别是鸡粪、猪粪等工厂化饲料养殖的粪肥进行调查或检测。
5. 和油菜合理轮作，降低土壤重金属水平。
作者：观土
链接：http://www.zhihu.com/question/20328124/answer/34751044
来源：知乎
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在土壤重金属分析中，测定方法也很关键，早在2012年美国曾经有一位大学教授用XRF测定来自亚洲的大米含铅超高，并将此结果提交美国化学学会上发表且接受BBC采访，但后来这个结果因为不可重复，文章撤销了，也成为一个笑柄。
且不说大米测定的笑话了，说说如何看待土壤的重金属数据超标的问题。土壤污染数据的解读比数据测定远远来得复杂。
1.重金属在土壤中以各种形态和价态存在。
各种重金属、同一种的不同形态、不同价态不仅毒性不同，在土壤中的物理、化学和生物学的行为也不同，在土壤-受体（作物、人体、动物）中的迁移能力也不同。
不谈及重金属的形态、价态和曝露途径，土壤重金属的数据其实是个“死”数据。
重金属本身就是环境中的一种客观存在，看到污染超标多少倍多少倍而受到惊吓其实是不必要的。当受体不存在或者无暴露途径时，重金属超标本身并没有多大意义。
2.土壤重金属污染问题必须和粮食安全和人体健康联系起来。
食物链污染是土壤重金属带来人体健康风险最主要的途径，土壤重金属污染的问题的解析必须和人体健康、粮食超标等联系起来考虑才有意义，根植于以上三者相关关系的政策和治理才能得到最有效、最经济地确保粮食安全和人体健康。
同时粮食重金属的积累问题涉及品种问题、土壤自身的条件和污染特征、甚至气候和大气污染物等等。土壤重金属污染本身的确是个问题，但粮食安全、人体健康问题是更大的问题。
3.土壤污染倍数的判断是基于标准基础上的判断。
土壤污染倍数的意义本身受到标准使用的范围、标准本身的合理性的制约。我国的土壤环境质量标准制定于1995年，根据土壤应用功能和保护目标，划分为三类，Ⅰ类为主要适用于国家规定的自然保护区（原有背景重金属含量高的除外）、集中式生活饮用水源地、茶园、牧场和其他保护地区的土壤，土壤质量基本上保持自然背景水平。Ⅱ类主要适用于一般农田、蔬菜地、茶园果园、牧场等到土壤，土壤质量基本上对植物和环境不造成危害和污染。Ⅲ类主要适用于林地土壤及污染物容量较大的高背景值土壤和矿产附近等地的农田土壤（蔬菜地除外）。
土壤质量基本上对植物和环境不造成危害和污染。目前公认这套全国划一的标准早已不合时宜。用它来判断标准其实仅能用来参考而已，而很多研究或报道用这套标准甚至用II类标准来判断底泥等土壤外的环境物质则是显得张冠李戴，当然这恐怕是处于找不到底泥重金属含量的判断标准下的无奈之举。
以镉为例，用农业生产的耕地镉标准来判断日本的耕地，其日本的耕地土壤几乎全部都超标，而用台湾的农田土壤的镉标准来判断中国大陆的耕地，则中国大陆的土壤镉超标的百分数将大大降低，当然这并非说中国大陆土壤不存在镉的问题，相反从食物链传递和人体健康风险来看，中国大陆耕地土壤的最大的重金属隐患就是镉。
4.农业生产中，土壤重金属的风险性很大程度上决定于重金属的有效性，而后者又很大程度上受制于土壤本身的性质。
世界上土壤镉含量最高的矿区当属英国Shipham矿区，镉含量高达998mg/kg，按照我国的土壤环境质量标准，其超标3326倍。但并没有带来很大的人体健康效应，但与之相反日本痛痛病区土壤镉最高在6mg/kg，大宝山“癌症村”土壤镉含量最高不到1mg/kg。
之所以有如此大的差别在于英国的矿区是碱性矿区，同时矿体主要是碳酸锌，而日本的是单纯的铅锌矿，大宝山矿是铁铜矿且含有大量的硫，这些物质大量进入下游的土壤在干旱条件下强烈的酸性。
5.重金属在土壤中的含量具有高度的不均一性，有时受到灌溉的影响，一块田的进水口和出水口都可以相差好几倍或者几十倍，受到翻动或者犁耙的影响上下层也可以相差好几倍。
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