如何解决土壤污染与农产品安全问题，提高土壤的可持续利用能力是当前环境科学研究的重要课题。本论文针对江苏沿江农业土壤重金属污染的特征，在查明典型区域土壤重金属的赋存形态和生物可利用性及其影响因素的基础上，开展Cd污染土壤的化学固定修复及其环境安全性评价研究。其次，从污染土壤诊断需求出发，以典型作物小麦为供试材料，开展小麦幼苗活性氧代谢、氧化损伤及抗氧化防御系统相关指标对土壤 Cd 污染胁迫的响应研究，在分子生态毒理水平上建立土壤污染的生态毒性诊断方法，并应用于污染土壤修复效果的评价。研究成果不仅可为解决江苏省土壤重金属污染和食品安全问题提供理论依据和技术支持，同时也为污染土壤生态安全评价、土壤修复效果后评价提供新的思路。本论文的主要结果归纳如下： 1．对南京长江段八卦洲上的土壤—蔬菜系统重金属污染现状进行了大面积调查，结果发现八卦洲地区农业土壤中，Cd 是最主要的重金属污染物，含量范围在0.33～0.97mg/kg，均值为0.48mg/kg，属轻度污染。调查的蔬菜中，Cu、Zn、Pb三种金属均不超标，而Cd超标严重，其中以芦蒿的Cd含量和富集系数最高，因此，在八卦洲种植芦蒿存在较大的风险。从赋存形态看，Cu、Zn、Pb等3种金属主要以生物可利用性较低的残渣态和有机结合态存在，而Cd的可溶态占有较大比例，这是Cd比其它重金属生态风险性高的主要原因之一。Cd的形态分配和生物可利用性受土壤酸度的影响较大，土壤pH越低，Cd的生物可利用性越高。因此对于轻度cd污染土壤，通过调节土壤pH，降低Cd的生物可利用性，是保障沿江农业安全生产的重要途径之一。 2．通过室内模拟研究了石灰、硅肥、钙镁磷肥、骨炭粉、钢渣、高炉渣等固定剂对Cd的固定作用机理。结果发现，除直接吸附外，通过共沉淀反应形成低溶解度的 新物相也是固定剂固定Cd的重要机制。施用固定剂不同程度地提高了土壤pH，促进土壤颗粒对Cd的吸附作用。促进效果从高到低依次为：钙镁磷肥＞钢渣≈石灰≈硅肥＞高炉渣＞骨炭粉。随着石灰添加量的增加，土壤对Cd的吸附作用增强，但0.5％-2.0％的高用量石灰处理之间的差异不明显。而解吸结果刚好相反，吸附能力越大的处理，解吸率越低。Frendlich 方程和双表面Langmuir方程对土壤Cd吸附等温线的拟合效果比单表面Langmuir方程更好。吸附等温式的变化表明，施用固定剂显著提高了土壤对Cd的吸附强度，并且固定剂的影响主要表现在增加土壤的高能位吸附作用。从吸附反应的自由能变化可知，吸附过程是自发进行的，添加固定剂处理使自发进行的程度变大。 野外修复试验表明，施用固定剂后不同程度地缓解了植物对Cd的吸收，其中钙镁磷肥、硅肥、和石灰的效果最好，在0.5％的施用量下，这3种固定剂可使芦蒿和空心菜可食部位的 Cd 含量降低到卫生限量标准水平。而其它处理在本研究条件下未能使作物Cd含量降低到安全范围。固定剂抑制植物吸收Cd的效果顺序依次为：钙镁磷肥＞石灰≥硅肥＞骨炭粉≈高炉渣≈钢渣。形态提取分析表明，施用固定剂处理使土壤 Cd 的交换态和碳酸盐结合态减少，而有机结合态和残渣态增加，说明促进Cd从有效态向缓效/迟效态转化是固定剂抑制植物吸收Cd的重要机制之一。化学固定修复有一定的时效性，随着时间的延长，土壤pH会降低，固定效果下降。6种固定剂中，钙镁磷肥处理的持续效果最好，添加0.5％的钙镁磷肥可使芦蒿—空心菜—芦蒿三茬蔬菜可食部分Cd含量均控制在安全浓度范围内。 施用固定剂处理不同程度地影响了土壤微生物区系，随着施用量增加，总体上使真菌数量减少，细菌和放线菌数量增加，微生物量C、N增加，土壤微生物活性升高，促进了土壤微生态环境向良性方向发展，其中以施用钙镁磷肥的影响最明显，说明本研究采用的化学固定修复方法是清洁、安全的。 3．采用盆栽试验研究了不同浓度土壤外源Cd对小麦幼苗生长、自由基代谢及抗氧化系统响应的影响。结果发现，3.3m/kg以下的土壤 Cd 能够刺激小麦生长。本研究建立了4-POBN捕获—电子顺磁共振技术检测小麦体内自由基的方法，研究发现，小麦叶片自由基水平高于根系，并且随土壤Cd浓度的变化比根系自由基更敏感。低于3-3 mg/kg的Cd处理使小麦叶片自由基水平降低，更高浓度的Cd处理，则使自 由基水平升高，产生氧化胁迫。随着土壤Cd浓度增加，小麦生长与叶片自由基变化趋势相反，暗示它们之间可能存在内在的联系。叶片SOD、CAT、GPX、APX、GR等抗氧化酶在3.3mg/kg 土壤 Cd 胁迫下活性变化不明显，更高剂量的Cd处理诱导酶活性的升高；随着 Cd 浓度增加，叶片 GSH 含量呈先下降后上升趋势，在0.3mg/kg土壤外源Cd胁迫时就有显著变化，响应浓度比抗氧化系统其它指标更低，暗示GSH介导的解毒机制构成了抵抗 Cd 胁迫的第一防线。小麦幼苗叶片自由基及抗氧化防御系统相关生态毒理指标对土壤 Cd 胁迫的响应相当敏感，有望作为指示土壤Cd污染的生物标志物，综合这些指标变化的结果，从引起机体产生氧化胁迫的角度出发，可以初步确定土壤外源Cd对小麦幼苗的毒性临界点介于3.3-10mg/kg之间。 4．通过盆栽试验，对模拟Cd污染土壤进行化学固定修复，考察了修复前后小麦叶片活性氧代谢和抗氧化系统相关指标的变化，结合对土壤外源Cd生物可利用性的分析，对Cd污染土壤修复效果进行综合评价。结果表明，施用六种固定剂均不同程度地抑制小麦对Cd的吸收，与野外试验的结果一致。小麦叶片各种生化指标对土壤Cd毒性的响应模式存在差异，其中碳中心自由基、GSH、GSH+GSSG、AsA、DHA与土壤Cd生物可利用性的相关程度最高，显示了它们作为指示土壤Cd污染生物标志物的潜力。 外源Cd污染胁迫导致生态毒理指标出现诱导或者抑制，施用固定剂后缓解了这种效应，表明污染土壤的生态毒性降低。但高用量石灰对缓解生态毒性效果不显著，甚至使小麦叶片的氧化胁迫水平重新升高。修复后的土壤，小麦叶片氧化应激程度仍然比清洁土壤高，说明在实验剂量范围内(0.5％的添加比例)还不足于完全消除高浓度Cd污染带来的不利影响。化学固定修复缓解污染土壤生态毒性的本质主要是因为污染物的生物可利用性降低，但还受其它因素的影响。由于不同指标或生物标志物对污染物的测试终点不尽相同，导致生态毒理评价与化学评价存在一定差异，但总体趋势一致。生态毒理诊断是对土壤整体毒性和质量的综合反映，在实践中，应结合化学方法和生态毒理学方法对土壤生态系统的整体毒性和质量进行科学全面的评价．