近年来，以工业"点源"和农业源（畜禽粪便、肥料与农药及污水、污泥等）为主的"面源"重金属污染不断加剧，据报道，我国每年由于土壤 Cd 污染导致的Cd 超标农产品达 14.6 亿 kg.水稻是我国种植面积最大的粮食作物，2011 年种植 3 005.7 万 hm2,约占粮食作物种植面积的 27.2%,且我国 65%的人口以稻米为主食[1-2].稻田生态系统是一个由土壤-水稻构成的人工生态系统，该系统中的 Cd 由于土壤淹水、频繁农业活动的作用以及水稻对Cd 易富集等特点而具有较强的迁移转化特性，易使稻米籽粒Cd 含量超标而带来人体健康风险[3].
稻田 Cd 污染不仅影响水稻产量、品质及整个农田生态系统功能，并可通过食物链传递而危害人体健康，已成为影响我国水稻生产和提高稻米质量的主要限制因子之一[3-4].随着农田 Cd 污染的进一步加剧及污染农田的复杂性，稻米 Cd 超标率近年来呈不断增长趋势.本文围绕稻田系统中 Cd 的主要来源及其生物和地球化学特性、Cd 在稻田系统中的迁移转化特性和稻田Cd 污染的综合防治措施等方面进行了综述，并对稻田Cd 污染防治研究趋势进行了展望，以期为我国稻田 Cd 污染防治提供参考依据。
1 稻田系统中 Cd 的主要来源
农田土壤中Cd 来源主要包括自然来源和人为来源两个方面.
1.1自然来源自然条件下，农田中Cd主要来源于土壤成土母质，不同土壤因其成土母质不同而导致 Cd 含量有显著差异，相比而言，火成岩、砂岩和石灰岩等母质发育的土壤中Cd含量较低，而海洋黑色页岩母质发育的土壤中 Cd 含量较高[6].
资料表明，我国不同母岩发育的土壤 A 层中，Cd 背景含量范围为 0.001~13.430mg·kg-1,其中，以风沙土土壤中 Cd 含量平均值最低（0.044 mg·kg-1），而石灰（岩）土土壤中 Cd 含量平均值最高，达到 1.115 mg·kg-1 [7].我国地带性土壤中，有96.02%土壤的 Cd 背景值低于《土壤环境质量标准》的二级标准 0.3 mg·kg-1（pH<7.5），但仍有近 4%的土壤 Cd 背景值含量超过二级标准[7],因此在今后修订《土壤环境质量标准》中 Cd 的一级质量标准时，应考虑到土壤发育对土壤 Cd 含量的影响。
1.2 人为来源
农田 Cd 人为来源主要包括：工业源（工业"三废"的排放）和农业源（有机肥、复合肥、磷肥、污灌、农药及污泥农用）等。
1.2.1工业来源
土壤中 Cd 的工业源污染主要来自于大气颗粒沉降、工业废矿渣污染和污水灌溉等。Arthur 等[8]研究发现，英国农田中近 50%的 Cd 源于大气沉降；在韩国，矿区和工业区附近约 21%的农田被重金属污染，大量矿渣未经处理即遭丢弃，每年产生数百万吨富硫尾矿渣，工业废水促使硫化物被氧化，导致包括 Cd在内的大量金属离子被淋洗浸出而进入河流及农田，成为 Cd、As、Pb 等重金属的主要点源污染来源[9-10].
另有报道，我国广东韶关某地因附近开采矿区外排污水而使当地农田受 Cd 污染严重，致使该地成为癌症村[4].目前，我国遭受重金属污染的污水灌溉农田约 140 万hm2,而资料表明，农田 Cd 含量与污灌水 Cd 含量呈显著正相关（r=0.996）[11].
我国农田污水灌溉的区域性差异较大，农田灌溉污水主要包括采矿废水、生活废水、制造业污水等。
1.2.2 农业来源
土壤中 Cd 的农业来源主要包括有机肥、磷肥、农药及污泥农用等。资料表明，含 Cd 磷肥的长期施用是导致农田土壤 Cd 积累的主要因素之一，包括普通过磷酸钙、重过磷酸钙、磷矿粉及复合磷肥等[12-13].磷肥主要由含不同 Cd 含量的磷矿石加工而成，在磷肥生产过程中，磷矿石中的 Cd 在成品磷肥中留存60%~80%[13].因此，不同磷肥的长期施用导致的农田Cd 污染不容忽视。除了磷肥外，集约化养殖场畜禽粪便等有机肥和污泥农用也是农田 Cd 污染主要来源之一。以德国腐熟堆肥中重金属限量标准为依据，刘荣乐等[14]研究发现，我国不同猪粪样品中，Cu、Zn、Ni、Cd、Cr超标 10.3%~69.0%,以 Cd 超标为主，而在鸡粪、牛粪中，Cd 含量也严重超标。目前，许多国家已制定了城市污泥重金属限量值，但针对有机肥和堆肥的重金属限量标准却不多。Bolan 等[9]基于稻田 Cd 限量值（3.0 mg·kg-1）计算了不同来源磷肥和有机肥最长施用年限，从表 1 可以看出，不同磷肥中 Cd 含量差异很大，为 10~70 mg·kg-1,而相对于磷肥中的 Cd 而言，长期施用农家肥引起的农田 Cd 污染也应引起足够重视。
2稻田系统中Cd的形态及影响因素
重金属的生物有效性主要取决于其化学形态。进入稻田系统中 Cd 通过吸附、沉淀、络合等反应后，分别以自由离子态，可溶和不溶的无机和有机结合态，铁、铝和锰氧化物结合态及残渣态等形态存在于土壤介质中。大量研究表明，土壤中水溶态和交换态 Cd容易被植物吸收利用，而残渣态 Cd 难以被植物吸收转运[5].稻田系统中的各种环境、生物因素等对 Cd 形态转化和生物有效性的影响至关重要，分述如下。
2.1 土壤 pH
稻田淹水条件一定程度上可使酸性土壤 pH 升高，而使碱性土壤 pH 降低，使 pH 整体趋于中性[15].pH 上升会增加土壤颗粒和有机质的负电荷，从而减少可交换态 Cd.刘昭兵等[16]通过用石灰和碱性物质修复 Cd 污染水稻土试验表明，使用石灰可使 Cd 有效态降低 33.2%~37.4%;土壤 pH 降低则会减少易吸附态 Cd.Naidu 等[17]研究表明，CdOH+主要存在于 pH8.0环境下，且其吸附亲和力要高于 Cd2+,pH 降低增加溶液中 Cd2+含量。另有研究表明，在酸性土壤下，吸附反应对土壤 Cd 的形态组成起主要作用，而在中、碱性环境下，Cd 的氢氧化物、硫化物、磷酸盐和碳酸盐的沉淀反应对 Cd 有效性起主要作用[18].
2.2 土壤氧化还原电位（Eh）
土壤在淹水条件下处于还原状态，氧化还原电位降低，土壤 SO2-4的硫被还原成 S2-,并与 Cd 形成沉淀，从而降低 Cd 的有效性；另外，淹水环境能增强有机质对 Cd 的吸附而形成较稳定的有机结合态，降低 Cd的有效性[17-18].Kelderman等[19]发现，在河道沉积物中随 Eh 提高 Cd 的交换态和碳酸盐结合态相应提高，而有机结合态逐渐降低。齐雁冰等[20]研究发现，还原状态下 Cd 以氧化物结合态比例最高（55%），有机结合态其次（25%），但氧化后有机结合态约占 15%.此外，根际与非根际土壤的氧化-还原状况也不同。在淹水的厌氧条件下，水稻根可以分泌氧气和氧化性物质来氧化土壤中的二价铁离子（Fe2+），使其在水稻根表形成三价铁沉淀进而形成铁氧化膜[21].
研究发现，水稻根表铁膜可以吸附土壤中的 Cd 从而减少水稻对Cd的吸收[22-23].胡莹等[24]也发现水稻分蘖期根表铁膜的形成量高于孕穗期和成熟期，可能是由于分蘖期水稻处于营养生长期，水稻根生长旺盛并分泌氧量大从而促进根表铁膜的形成，随着生育期的延长，水稻根系的泌氧能力下降而使铁膜量降低，但是铁膜中的Cd含量在成熟期显著高于分蘖期.
淹水栽培水稻可以有效降低水稻根的Cd含量，这是由于淹水条件下氧化还原电位低，使根表形成了铁膜，降低了 Fe 与Cd的活化能力，使籼稻吸附 Fe 容易而吸收 Cd 难[25].
2.3土壤有机质
稻田有机质含量高时，往往自由离子态 Cd 含量较少而有机结合态含量较高，且有机结合态 Cd 含量与土壤 DOC（可溶性有机碳）含量呈正相关[17].值得一提的是，目前针对有机肥对 Cd 有效性影响研究中，正、负效应皆有，这可能与不同腐殖化程度的有机质与 Cd 络合常数不同有关[26].周利强等[27]研究表明，施用菜籽饼和猪粪均能缓解重金属对水稻的毒性，使糙米中重金属浓度降低。但有报道表明，水溶性有机质（DOM）可以显著抑制土壤对 Cd 的吸附，增加 Cd 在土壤溶液中的移动性[28-29].这是由于 DOM 富含羟基和羧基等可以作为重金属的配位体而吸附重金属，增加其移动性，施用有机肥后能够显著增加水稻根际和土体中的交换态及有机结合态的 Cd 含量，为对照的2倍多[29].
也有研究指出，土壤有机质中的胡敏酸等固相大分子能提供更多与 Cd 结合的吸附位点从而固定 Cd,并降低其迁移性和生物有效性，而相对低分子的富里酸等可溶性有机酸往往增加稻田中 Cd 的移动性[26].综上所述，土壤有机质对重金属 Cd 的有效性的影响还需深入研究，传统的通过施用有机肥来修复固定土壤中 Cd 的治理观点值得商榷。
2.4土壤质地
一般质地粘重土壤对 Cd 吸附能力强，进而降低Cd的迁移能力。因为粘粒多，其团聚能力强，比表面积大，能够吸附 Cd 离子，而且粘土矿物带负电荷，可与 Cd 离子发生静电吸附。粘粒含量也影响土壤阳离子交换量（CEC）大小及土壤胶体负电荷量，进而影响土壤对 Cd 吸附能力的大小。R觟mkens 等[30]研究发现在不同性质土壤上 SQS50 的水平是不同的，在沙壤中低于 0.3 mg·kg-1,在粘壤中大于 6 mg·kg-1.研究还发现，在利用 lg（Cd-籽粒）=b+f10lg（Cd-HNO3）+g pH+h10lg（CEC）模型预测水稻籽粒 Cd 含量时，CEC 的贡献率可以达到 P<0.01 的显著水平[31].
李野等[32]研究大田条件下水稻籽粒吸收 Cd 的主要影响因子发现，土壤 Cd 浓度、pH、土壤粘粒含量是主要因子。可见，土壤中粘土矿物的种类和含量对Cd 的吸附特性及生物有效性有重要作用。
2.5 共存离子
土壤中不同离子间存在着不同程度的相互关系，如竞争、拮抗、联合和独立作用等.稻田中共存离子通过影响土壤胶体及水稻根表不同的吸附点位进而影响 Cd 的活性，如 Ca2+、Zn2+、K+、Mg2+等阳离子会与土壤中 Cd2+竞争土壤的吸附位点，从而影响 Cd2+的吸附[33].Bolan等[34]研究表明，土壤对Cd 的吸附随施磷水平的增加而增加，但施 Ca（H2PO4）2要低于KH2PO4处理，可能是 Ca2+与 Cd2+的竞争作用所致。自然界中 Cd和 Zn 二者往往伴生，大量研究表明，Zn 与 Cd 之间的交互关系主要表现为拮抗作用、协同作用和无影响 3种关系[35].Hart 等[36]研究发现，小麦根系对 Zn 和 Cd的吸收共用一个转运系统，当两者共同存在时就会出现竞争关系，当 Zn 含量占优势时，Cd 的吸收受阻，当Zn 缺乏时，Cd 的吸收增加。一般认为，一价 K+对二价Cd2+的竞争作用很弱，研究发现 K+浓度的提高可以增强土壤溶液中的离子强度，从而能够降低土壤对 Cd的吸附，并且母质为高岭石的土壤对 K 有很强的选择性吸附[37-38].
可见，稻田系统中，不同元素离子的共存将影响水稻对 Cd 的吸收与转运。
3稻田系统中Cd的生物毒性
3.1 不同水稻对 Cd 吸收转运
水稻较易吸收积累 Cd,在污染条件下，水稻对Cd 的吸收、富集可能会使米粒 Cd 含量超标，进而威胁人体健康。不同品种水稻吸收 Cd 的能力不同，在相同 Cd 条件下，不同基因型水稻籽粒中 Cd 的含量相差 6~10 倍[31,39].除了土壤性质等因素对稻米中 Cd含量影响外，籽粒中 Cd 含量随土壤中有效态 Cd 的增加而增加。
在相同土壤性质下，不同水稻品种籽粒对Cd的吸收有较大差异，如表2所示，一般来看籼稻籽粒对Cd的积累能力高于粳稻。尽管籼稻和粳稻籽粒的 Cd含量不同，但两者根中的 Cd 含量差异不显著，而籼稻Cd含量的籽粒/根高于粳稻，说明籼稻和粳稻从根向籽粒转运 Cd 的能力不同。此外，来自不同国家的水稻品种对 Cd 吸收也存在较大差异（表 3），如 IR36和扬稻 6 号均为常规籼稻，但 IR36 籽粒含 Cd 量高于扬稻 6 号，其转运系数（0.037 2）却低于扬稻 6 号（0.044 1），同样，粳稻 H02 籽粒 Cd 含量也高于其他粳稻，甚至高于部分籼稻品种，且其转运系数也明显高于大多数水稻品种[31,40].可见，水稻品种不同，其对镉的吸附、转移特性也不同，对 Cd 的敏感性也有差异。
3.2 Cd 对水稻及稻田微生物的毒性
水稻易吸收 Cd,Cd 的过量吸收不仅影响水稻正常生长，也影响水稻生理生化特性，如使水稻种子萌发受阻，水稻发芽指数、活力指数、根长等明显下降，且植物细胞中 DNA 和 RNA 的活性降低，细胞分裂过程受阻等。这可能与 Cd 胁迫下，水稻种子中的水解酶活性增强，从而抑制种子萌发和幼苗生长有关。资料[41]表明，Cd 浓度达 5~7 mg·kg-1时，水稻的叶绿素相对含量（SPAD）值明显下降，同时超氧化物歧化酶（SOD）活性也下降，使膜脂过氧化增强，从而致使丙二醛（MDA）积累增加，进而影响水稻光合作用，使水稻减产。Cd 积累还影响水稻品质，当土壤 Cd 含量为4.48 mg·kg-1时，糙米中蛋白质含量显著减少[42].
土壤中 Cd 胁迫也会对稻田系统中的微生物产生毒害作用，主要表现为群落数量、群落结构和生理活性等的变化。Hiroki[43]研究表明，随着 Cd 浓度的增加，稻田系统中放线菌和细菌数量逐渐减少，而真菌数量并无显著变化，说明放线菌与细菌对Cd胁迫的反应比真菌敏感。Cd 胁迫对土壤微生物产生毒性从而影响土壤呼吸强度，降低土壤微生物活性。此外，Cd胁迫还影响土壤微生物量碳、土壤酶活性等[35].
稻田生态系统中，土壤微生物变化可作为稻田土壤 Cd污染的敏感环境质量指标之一。
3.3 Cd对动物和人体的健康风险
联合国粮农组织和世界卫生组织（FAO/WHO）于 1972 年发布了体重为 70 kg 的人 Cd 摄入量限值为每星期 400~500 μg 或每天 57~71 μg.尽管 Cd 在饮食中的摄入量不同，但稻米是亚洲大多数人摄入Cd的主要来源。统计[9]
显示，菲律宾人口从稻米摄入的Cd 占总Cd 摄入量约 20%,日本为 30%~40%.污染稻田里的Cd 通过食物链进入人体后与人体内多种蛋白和酶发生强烈的相互作用而使其失活，从而造成人体代谢功能紊乱，并引起一系列的疾病，包括"骨痛病"、肾功能障碍、高血压、肺气肿、骨质疏松症等[44].
Cd 也可通过食草动物进入食物链从而被人体吸收.Bramley[45]研究发现，每年羊和牛通过牧草摄入的Cd量分别约为 55 mg 和 275 mg,尽管小肠吸 Cd 量超过总 Cd 量的 90%,但摄入 Cd 的 80%~90%和 0.05%分别经粪便和尿液排出。大部分饮食摄入的 Cd 易和金属硫蛋白结合，并进入体循环.一般动物的肾脏和肝脏占总摄入 Cd 的 50%~70%,且肾脏的 Cd 含量高于肝脏，而其他器官（心脏、肌肉、脂肪、胰腺、大脑等）含有少量 Cd[9].
但人食用含 Cd 肉类食品，也增加了Cd对人的潜在威胁。故不同国家制定了不同肉制品Cd最大限量值，如表 4 所示，不同国家之间的肉制品限量值存在差异。
4 稻田 Cd 污染的风险管理
近20 年来，稻田生态系统 Cd 污染的风险越来越受到关注，相关学者进行了大量研究，然而，随着农田Cd污染的区域化发展及污染物类型和环境介质的复杂性，稻米Cd 超标率近年来呈不断增加趋势[2,5].为了加强对稻田系统Cd 污染的风险控制，FAO/WHO 和世界各国都相应制定了稻米中 Cd 的限量标准，FAO/WHO规定稻米 Cd 最大限量标准值（MLs）为 0.40 mg·kg-1,我国最新《食品中污染物限量》（GB 2762-2012）规定 Cd 的 MLs 值为 0.20 mg·kg-1.值得一提的是，制定Cd的食品 MLs 值只能对 Cd 在稻田生态系统的末端进行风险控制，对整个稻田生态系统而言，Cd 的风险管理须从源头控制、过程阻断及末端治理等多层次进行全面、系统的控制。
4.1源头控制
由于土壤 Cd 污染具有累积性和隐蔽性，在以预防为主的土壤重金属污染管理中，源头控制是关键。源头控制技术主要包括：减少工矿企业含 Cd 污染物的随意排放，发展清洁工艺，制定科学合理的污灌水水质标准，制定科学的磷肥和污泥中Cd限量标准值，研究低残留、低毒、高效农药等。
4.1.1加强污染源控制指标体系和限量值研究
农田 Cd 污染源控制指标研究包括通过稻田土壤中 Cd 的输入-输出平衡以及不同来源 Cd 的生物有效性研究，通过模型方法建立畜禽粪便等有机肥Cd控制指标体系、磷肥及有机肥 Cd 无害化指标体系、污泥农用、污水灌溉的 Cd 控制指标等。目前，在控制农田重金属污染方面，我国已制定了《土壤环境质量标准》、《农用污泥中污染物控制标准》、《城市垃圾农用控制标准》、《农用粉煤灰中污染物控制标准》等，但畜禽粪便有机肥、农药等许多其他农用品仍缺乏 Cd 限量标准。
1制定基于不同水稻土性质的Cd限量行业标准
虽然正在实施的《土壤环境质量标准》在我国重金属污染防治和管理评价中发挥了重要作用，但因历史条件等限制，《土壤环境质量标准》在制订当初还缺乏一些必要的基础研究和数据资料，在稻米Cd超标率呈不断增加趋势的背景下，此标准现已很难满足实际应用需求。基于不同类型土壤水稻生态安全且切实可行的 Cd 生态风险阈值（HCx）或标准已成为制约Cd 污染防治的瓶颈。
4.2 过程阻断
过程阻断主要根据 Cd 在稻田系统中迁移转化规律，通过一系列措施降低稻米籽粒中的 Cd 含量，使其低于国家食品安全限值。
4.2.1 水分管理
土壤水分影响土壤氧化还原条件，而氧化还原电位影响土壤 Cd 有效性变化，故通过水分管理减少水稻 Cd 积累具有重要意义[47].
淹水条件下 Cd 可形成CdCO3或 CdS 等沉淀，从而减少稻田 Cd 的有效性。在淹水条件下，稻田土壤呈还原状态，Eh 显著降低，土壤中硫酸盐还原为硫化物。H2S分解产生 HS-和S2-,导致土壤溶液中 S 离子和 Cd 离子结合形成沉淀，降低 Cd 的有效性。研究表明，在水稻分蘖到抽穗期间，稻田淹水能降低籽粒 Cd 含量，淹水时期越久，对降低 Cd 毒害效果越好[11].这可能是由于长期淹水条件下，稻田土壤呈还原状态，S2-和 Cd2+的共沉淀作用以及 Fe2+等金属离子与 Cd2+的竞争作用加强，从而使 Cd 的有效性降低[48].张雪霞等[49]研究也表明，不同水分管理条件下籽粒 Cd 含量大小不同，80%的最大田间持水量>最大田间持水量>前期淹水+抽穗扬花期烤田>全生育期淹水。可见，水分管理对水稻 Cd 吸收转运规律存在影响，在生产中可以通过全生育期淹水而降低 Cd 向水稻籽粒的迁移。
4.2.2离子拮抗技术
不同离子之间存在着多种交互作用。根据不同离子与 Cd 的拮抗作用原理，可降低水稻对 Cd 的吸收、转运。研究表明，由于 Zn 和 Cd 具有相似的化学特性，Zn 对植物吸收 Cd 具有拮抗作用，故向土壤中添加适量 Zn 或在水稻叶面喷施 Zn 肥，可减少植物对Cd的吸收[50].
胡坤等[51]研究不同离子对水稻吸 Cd 的影响后发现，S 和 Mg 可降低水稻籽粒中 Cd 浓度，Zn抑制水稻吸 Cd 的效果最好，Cu 次之。另外，Mn、Fe、Si、B、Se、Na 等中、微量元素对水稻吸 Cd 也可能具有抑制效应，但这些元素的施用比例、时间及其环境适用条件还需深究[34,51].Si可以提高植物的抗重金属能力，研究表明施硅能显著抑制Cd向地上部的运输，使质外体的 Cd 运输量减少 36%[52].
这可能主要由于硅结合蛋白诱导 Si 在水稻根的内皮层及纤维层细胞附近沉积，从而阻碍Cd的质外体运输，并且 S（iOH）4上的羟基与细胞壁多糖的官能团通过分子间相互作用在质外体空间内形成了有序的 SiO2胶体，使其与Cd2+络合成 Cd-Si 复合物，从而抑制 Cd 向地上部的转运，进而使 Cd 的毒害降低[52-53].
4.2.3 低累积 Cd 水稻品种的选育
选育低累积 Cd 水稻品种是进行稻田生态系统Cd 污染防治的一种经济、有效的方法。一般而言，粳稻较籼稻具有 Cd 低吸收特性[31].Arao 等[39]研究了35 种不同基因型水稻在 2 种土壤上的籽粒 Cd 含量表明，粳稻籽粒 Cd 含量普遍低于其他籼稻品种。在低累积 Cd 水稻品种选育研究中，了解 Cd 在稻米中转移的生理和遗传机理将有助于控制 Cd 往籽粒中转移。影响 Cd 向水稻籽粒转移的因素包括：根细胞壁对 Cd 的吸附、根细胞内液泡的区室化过程、从根经木质部到茎中的转移机制、从木质部到韧皮部的转移、韧皮部到籽粒的转移机制等。研究[11]发现，通过木质部将 Cd 从根转运到茎中的过程是决定茎中Cd 含量的主要过程。用褐飞虱探针法研究发现，籽粒中 90%的 Cd 由韧皮部转运而来[54],且低吸收水稻品种韧皮部 Cd 浓度显著低于其他品种，这可解释不同品种籽粒 Cd 含量不同是因它们韧皮部往籽粒转移 Cd 的能力不同所致。此外，Ishikawa 等[55]通过单基因定位技术（QTL）定位到控制水稻籽粒对Cd转运的基因（qGCd7）与水稻第 7 染色体的复制有关，控制 qGCd7 的过量表达不仅可降低茎叶中 Cd含量，也可减少水稻籽粒 Cd 含量。冯文强等[56]研究不同基因型水稻对 Pb、Cd 吸收的差异发现，恢复系抗 Pb 或 Cd 污染的能力要高于保持系，并指出利用重金属低吸收水稻基因型材料选育重金属高抗品种的水稻，也是解决重金属污染土壤上水稻种植的长效机制。
4.3末端治理
在土壤重金属污染防治研究中，末端治理是指针对已经受污染的土壤，通过物理化学或生物技术手段，开发并实施有效的土壤重金属污染修复技术.目前，针对稻田系统 Cd 污染进行修复治理是防止 Cd通过食物链对人体健康产生危害的有效方法之一.
目前，国内外关于重金属污染土壤的治理技术有几十种[57-58],主要包括：（1）物理/化学修复：客土/翻土法、土壤淋洗法、电动修复法、热处理法和玻璃化技术、原位固化/稳定化等；（2）生物修复：动物修复（利用蚯蚓和鼠类等吸收富集重金属，并收集这些动物，进而减少土壤重金属含量而降低其毒害）、微生物修复、植物修复等。针对我国农田 Cd 污染面积大、污染程度低、复合污染、需持续安全等特点，目前多数采取原位化学钝化/稳定化技术治理 Cd 污染土壤。原位化学固化/稳定化法是指根据物理或化学原理，在土壤中添加不同稳定性修复剂，通过对 Cd 的吸附、沉淀、络合等作用，将 Cd 转化为难溶的、毒性小的形态，从而降低 Cd 在土壤环境中的扩散、迁移以降低其有效性。钝化剂一般需满足的条件为：（1）自身不含重金属等污染物，不存在二次污染风险；（2）易获得或制备成本低；（3）钝化/稳定效果显著且持久。目前，寻求高效、低成本且环境友好型钝化剂是研究热点。许多研究表明，不同功能纳米材料可通过强吸附作用降低土壤重金属离子的迁移转化以减轻其毒害，纳米材料作为新型、高效重金属污染土壤修复剂，仍是今后修复重金属污染土壤的研究热点[59-60].
有研究[9]表明，柠檬酸细菌能产生 HPO2-4,与Cd2+形成磷酸盐沉淀，因而可以降低 Cd 的毒性。Ziagova 等[61]研究发现假单胞菌可以吸附 Cd 达278 mg·kg-1.研究也发现了许多 Cd 超富集植物，如遏蓝菜、印度芥菜、龙葵等。微生物修复和植物修复的效果好、无二次污染，因此可以用于稻田 Cd污染治理。
综上，在进行稻田 Cd 综合污染防治研究中，须考虑：稻田 Cd 来源多样性；Cd 污染复杂性；Cd 化学形态易变性及其在土壤-水稻系统中迁移转化特性；污染土壤的综合防治与管理等（图 1）。因此，在稻田Cd 污染防治中，应首先从源头控制 Cd 输入稻田，减少稻田 Cd 积累；其次，通过系列措施阻止土壤 Cd 往水稻籽粒中迁移转化以降低 Cd 污染潜在风险；最后，结合各种修复措施（包括多种修复措施的联用技术）来进行稻田 Cd 污染的综合防治，同时应从整体性、综合性等多层面形成系统性的稻田 Cd 污染风险管理措施。
5 问题与展望
虽然国内外学者对水稻Cd 污染及其环境风险关注已久，也进行了大量研究，包括不同水稻对 Cd的富集机理、Cd 在土壤-水稻系统中迁移转化的根际过程和分子机理、不同基因型水稻对 Cd 吸收与遗传的规律，以及 Cd 诱导胁迫的生理生化特征等，但是针对稻田生态系统中 Cd 污染及其风险管理的大尺度、系统性研究仍有许多薄弱之处。稻田生态系统因其特殊的耕种方式，在水稻生产过程中土壤理化性质会发生较大变化。在淹水和落干条件下，土壤 pH、CEC、Eh 等因子显著变化，从而影响稻田中 Cd 的形态及其迁移转化特性。因此，针对稻田生态系统中 Cd 污染与防治研究，应结合 Cd 迁移转化特性及土壤条件等进行系统性、综合性研究，包括：（1）稻田系统内土壤、水分等环境因子与 Cd 有效形态变化间的耦合关系及调控机制研究；（2）不同 Cd 敏感性水稻根细胞壁对Cd初始转运机制及分子机理；（3）Cd 低吸收水稻对Cd转运机制及其专一离子通道的基因组学研究；（4）稻田 Cd 污染源控制的指标体系建立；（5）基于不同土壤类型的水稻 Cd 污染风险阈值研究及 Cd 污染稻田的修复技术及风险综合管理等研究。
