中國農(nóng)田土壤重金屬污染防治挑戰(zhàn)與對策

1、我國農(nóng)田土壤重金屬污染格局多樣，區(qū)域污染風(fēng)險突出。發(fā)達(dá)國家對污染土壤的修復(fù)經(jīng)驗對我國具有借鑒意義。我國農(nóng)田土壤重金屬污染防治面臨土壤重金屬空間異質(zhì)性強(qiáng)、土壤類型及農(nóng)作物品種對重金屬累積差異大、土壤酸化嚴(yán)重、土壤元素失衡、不科學(xué)的發(fā)展方式、土壤重金屬累積趨勢難以逆轉(zhuǎn)、土壤農(nóng)作物重金屬累積線性關(guān)系不顯著，修復(fù)技術(shù)不完善、修復(fù)措施長期風(fēng)險調(diào)控機(jī)制缺失等主要挑戰(zhàn)。根據(jù)我國農(nóng)田土壤污染防治現(xiàn)狀及課題組工作基礎(chǔ)，我們提出以預(yù)防為主、保護(hù)優(yōu)先和風(fēng)險管控為基本思路，建立土壤污染防治體系，通過“土壤環(huán)境質(zhì)量調(diào)查、土壤污染源頭管控、分類管理和土壤環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)推導(dǎo)”等 4 個步驟推進(jìn)農(nóng)田土壤重金屬污染防治工作。農(nóng)田

2、土壤重金屬污染關(guān)系農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)健康，受到各國政府和科學(xué)家的廣泛關(guān)注。我國農(nóng)田土壤重金屬污染形勢嚴(yán)峻。根據(jù)2014 年環(huán)境保護(hù)部和國土資源部發(fā)布的全國土壤污染狀況調(diào)查公報顯示，我國農(nóng)田土壤點位超標(biāo)率為19.4% ，以 Cd 、 Ni 和 Cu 等重金屬污染最為突出。據(jù)趙其國等估算，我國農(nóng)田土壤重金屬污染面積約為2× 107hm2 ，每年受污染糧食多達(dá)1.2 × 107t ，經(jīng)濟(jì)損失達(dá)2×1010 元。宋偉等對近20 年來土壤重金屬污染研究的整理顯示，我國城市、城郊和農(nóng)村均存在不同程度的農(nóng)田重金屬污染問題，涉及全國83.9% 的省份和22.5% 的地級

3、市。 Teng 等和 Li 等對全國土壤重金屬含量的監(jiān)測顯示農(nóng)田土壤重金屬污染類型在增多，面積在擴(kuò)大，程度在提高。趙其國和駱永明指出我國區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬污染嚴(yán) 重，以西南（云南、貴州等地），華中（湖南、江西等地），長江三角洲及珠江三角洲等地區(qū)較為突出。曾希柏等對湖南和廣東等礦區(qū)周邊農(nóng)田的調(diào)查顯示，樣品超過現(xiàn)行土壤環(huán)境質(zhì)量II 級標(biāo)準(zhǔn)的比例達(dá)到21.1%62.3%。對污染農(nóng)田的治理修復(fù)可增加糧食產(chǎn)量，提高農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，維護(hù)區(qū)域民眾健康，其生態(tài)社會經(jīng)濟(jì)效益巨大。 2016 年 5 月，國務(wù)院印發(fā)了土壤污染防治行動計劃（簡稱“土十條”），體現(xiàn)了國家對土壤重金屬污染防治工作的重視。相對于水污染和大

4、氣污染，土壤污染隱蔽性強(qiáng)、自凈能力差、風(fēng)險累積時間長。如何解決土壤污染尤其是大面積的農(nóng)田土壤重金屬污染，是一個十分嚴(yán)峻且棘手的問題，也是各級管理部門有效實施“土十條”所必須面臨的挑戰(zhàn)。當(dāng)前國內(nèi)土壤重金屬污染研究主要集中在污染源解析，礦區(qū)周邊土壤污染特征分析，健康風(fēng)險評價及修復(fù)技術(shù)等多個方面，對我國土壤污染防治現(xiàn)狀和應(yīng)對策略目前仍缺乏全面細(xì)致的認(rèn)識。本文基于國內(nèi)外農(nóng)田污染治理經(jīng)驗和研究團(tuán)隊多年工作基礎(chǔ)，對我國農(nóng)田土壤重金屬污染防治面臨的挑戰(zhàn)和相應(yīng)對策進(jìn)行系統(tǒng)梳理，旨在為我國土壤污染防治工作的扎實推進(jìn)及農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的良性運轉(zhuǎn)提供科學(xué)支撐。1. 國外農(nóng)田土壤重金屬污染防治經(jīng)驗20 世紀(jì) 60 年代，

5、美國、歐洲（德國、法國和荷蘭等）和日本等發(fā)達(dá)國家以重工業(yè)為主的經(jīng)濟(jì)發(fā)展模式引發(fā)了嚴(yán)重的土壤污染問題。其中日本因農(nóng)田Cd 污染引發(fā)的“痛痛病”受到國際社會的廣泛關(guān)注。為應(yīng)對農(nóng)田土壤重金屬污染這一世界性問題，發(fā)達(dá)國家很早便開展了相應(yīng)的污染防治工作，并形成了較為完善的法律、法規(guī)、 技術(shù)和工程等土壤污染防治管理體系。1.1 美國美國于 20 世紀(jì) 40 年代出臺了農(nóng)業(yè)修正法案，鼓勵農(nóng)戶對近1620 萬 hm2 農(nóng)田進(jìn)行休耕，并于50 、 70 和 80 年代再次開展休耕。20 世紀(jì) 70 年代，美國對其土壤與農(nóng)作物重金屬累積量進(jìn)行調(diào)查，對污染區(qū)域進(jìn)行風(fēng)險評估。20 世紀(jì) 80 年代美國在超級基金法指導(dǎo)

6、和支持下制定了涉及環(huán)境監(jiān)測、風(fēng)險評價和土壤修復(fù)等領(lǐng)域的標(biāo)準(zhǔn)管理體系，包括農(nóng)業(yè)投入品管理，農(nóng)產(chǎn)品檢測、溯源與安全管理，以及污染耕地種植結(jié)構(gòu)調(diào)整等方面。美國注重對各種修復(fù)技術(shù)的開發(fā)和創(chuàng)新，并在小尺度農(nóng)田（如家庭菜地）開展以污泥、有機(jī)肥、石灰等土壤改良為主的修復(fù)措施，在植物與微生物修復(fù)方面也有很好的技術(shù)儲備。1.2 歐洲20 世紀(jì) 80 年代，歐洲各國通過建立土壤可持續(xù)利用工作機(jī)制，完善土壤環(huán)境管理的法制、 法規(guī)和相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)等有效措施從整體上加強(qiáng)農(nóng)田土壤環(huán)境管理。立足于 “防重于治”的方針， 歐洲各國注重對其土壤污染的長時間、多尺度監(jiān)測。德國專門成立了土壤污染調(diào)查小組，對全國包括農(nóng)田在內(nèi)的800 個監(jiān)

7、測點進(jìn)行長期多指標(biāo)（物理、化學(xué)和生物）監(jiān)測。法國和荷蘭均建立了土壤重金屬信息數(shù)據(jù)庫，并向公眾開放，為開展污染農(nóng)田修復(fù)工作提供技術(shù)支持。 歐盟于 1997 年聯(lián)合 26 個成員國開展土壤聯(lián)合調(diào)查，對歐洲包括農(nóng)田在內(nèi)的3000個點位進(jìn)行重金屬含量監(jiān)測。2009 年和 2012 年，歐盟再次聯(lián)合27 個成員國開展針對歐洲農(nóng)田土壤重金屬含量的調(diào)查，樣點布設(shè)密度增加至1/200km ， 調(diào)查點位增加至22000 個，并應(yīng)用統(tǒng)一的采樣和分析規(guī)程。調(diào)查結(jié)果顯示除6.24% 的農(nóng)田需要進(jìn)行風(fēng)險評估和修復(fù)外，歐洲其余農(nóng)用地重金屬含量均在相應(yīng)標(biāo)準(zhǔn)范圍內(nèi)。溫和修復(fù) （ Gentle Remediation Opti

8、ons ）技術(shù)便于風(fēng)險管控且可持續(xù)性強(qiáng)，資金調(diào)配靈活，是目前歐盟應(yīng)對重金屬污染農(nóng)田修復(fù)的主要選擇。20 世紀(jì) 70 年代日本頒布了一系列土壤污染防治標(biāo)準(zhǔn)和法律、法規(guī)， 確定了污染農(nóng)田監(jiān)測區(qū)域和修復(fù)技術(shù)應(yīng)用范圍。 至 20 世紀(jì) 90 年代， 日本 76% 的受污染農(nóng)田修復(fù)宣告完成。在農(nóng)田土壤修復(fù)工作中，日本科學(xué)家根據(jù)地質(zhì)條件和土壤特性等因素設(shè)計了滿足不同工程要求的客土法（埋入、 上覆、轉(zhuǎn)換和排土等），并規(guī)定修復(fù)完成后對修復(fù)區(qū)稻米重金屬含量進(jìn)行連續(xù)3 年的監(jiān)測，達(dá)標(biāo)區(qū)解除監(jiān)測，不達(dá)標(biāo)區(qū)由政府統(tǒng)一收購污染稻米后繼續(xù)進(jìn)行修復(fù)。在大面積客土法應(yīng)用后，日本科學(xué)家提出對低污染和中等污染農(nóng)田選用成本低、操作

9、簡單的植物修復(fù)和田間管理等修復(fù)技術(shù)。日本還制定了針對重點行業(yè)的重金屬減排方案。以Hg 為例，日本經(jīng)過對電池、醫(yī)療設(shè)備和照明等行業(yè)多年的禁Hg 、 限 Hg 舉措， 其國內(nèi) Hg 年需求量從20 世紀(jì) 60 年代的2500 減少至近幾年的10t 。1.4 其他國家相關(guān)報道指出巴基斯坦、印度和巴西等發(fā)展中國家近年來也出現(xiàn)了嚴(yán)重的農(nóng)田土壤及農(nóng)作物重金屬污染問題。由于這些國家尚未展開對其農(nóng)田土壤污染的系統(tǒng)性調(diào)查，缺乏針對性的法律法規(guī)， 相關(guān)修復(fù)技術(shù)也停留在實驗室研究階段，因此其政府傾向于選擇較為保守且成本低、操作簡單的修復(fù)技術(shù)。例如巴基斯坦通過向農(nóng)田添加赤泥、農(nóng)場堆肥等材料以降低土壤重金屬活性；印度和

10、巴西應(yīng)用印度芥菜、牧草 （柳枝稷）等重金屬超富集植物以降低污染農(nóng)田土壤重金屬含量。其中巴西在農(nóng)田土壤污染修復(fù)工作中，不但著眼于重金屬污染物的清除和消減， 還注重從土壤呼吸、土壤微生物活性等微指標(biāo)來評價土壤生態(tài)系統(tǒng)健康風(fēng)險，以實現(xiàn)農(nóng)田土壤環(huán)境的系統(tǒng)性修復(fù)。農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)市場需求巨大，但由于我國土壤污染問題與發(fā)達(dá)國家同期比較差異較大，且農(nóng)田土壤環(huán)境管理起步較晚，對各國土壤修復(fù)經(jīng)驗可以借鑒但不能照搬。明確的農(nóng)田土壤重金屬污染防治思路，完善的法律、法規(guī)體系，針對性的管理策略，長期的資金和先進(jìn)的技術(shù)支持是發(fā)達(dá)國家有效推進(jìn)農(nóng)田土壤污染修復(fù)工作的基礎(chǔ)，也為我國提供了很好的學(xué)習(xí)范例。2. 我國農(nóng)田土壤

11、重金屬污染防治面臨的問題與挑戰(zhàn)2.1 區(qū)域差異顯著2.1.1 農(nóng)田土壤重金屬空間異質(zhì)性強(qiáng)我國幅員遼闊，不同區(qū)域土壤重金屬背景值和累積量差異較大，需要大量物力和人力來把握土壤整體污染狀況。以土壤Cd 含量為例，各省份中貴州土壤Cd 背景值最高(0.659mg · kg-1 )，約為內(nèi)蒙古土壤Cd 背景值(0.053 mg · kg-1 )的 12.4 倍。 Liu 等對我國22個水稻種植省份土壤Cd 累積量進(jìn)行調(diào)查，顯示全國水稻土Cd 平均含量為0.45 mg · kg-1 ，其中湖南水稻土Cd 平均含量 ( 1.12 mg · kg-1 ) 為河南水稻土

12、Cd 平均含量 ( 0.06 mg · kg-1 )的 18.7 倍?？h域尺度內(nèi)土壤重金屬背景值和累積情況也存在較大差異。我們對湖南某地農(nóng)田的調(diào)查顯示不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)土壤Cd 背景值范圍在0.081.2 mg · kg-1 ，相差達(dá)15 倍。我們對該地區(qū)兩個典型農(nóng)業(yè)化鄉(xiāng)鎮(zhèn)Cd 輸入通量進(jìn)行估算，結(jié)果顯示TS 鄉(xiāng)鎮(zhèn)通過灌溉水和大氣沉降輸入農(nóng)田的Cd 通量分別為WL 鎮(zhèn)通過相同途徑輸入農(nóng)田Cd 通量的 2.2 倍和 2.5 倍。農(nóng)田土壤重金屬累積量還受到距工業(yè)區(qū)、礦區(qū)和城鎮(zhèn)區(qū)的距離，不同種類農(nóng)產(chǎn)品的投入及氣候條件等多種因素影響，這進(jìn)一步促進(jìn)了農(nóng)田土壤重金屬累積的空間變異。2.1.2 農(nóng)

13、田土壤類型差異明顯我國農(nóng)田土壤類型多樣，由于土壤條件、氣候條件和耕作管理水平的不同，不同類型土壤理化性質(zhì)差異較大，這進(jìn)一步加劇了農(nóng)田土壤重金屬污染的多樣化格局。王金貴對我國22 種典型農(nóng)田土壤Cd 的吸附解吸特性進(jìn)行了研究，結(jié)果顯示不同溫度下紅壤、赤紅壤和黃壤等酸性土壤類別Cd 解析率均在15% 以上，顯著高于灰漠土和栗鈣土等堿性土壤類別的 Cd 解析率（10% ）。同一土壤類別中重金屬活性差異也較大。Rafiq 等對我國7 種典型農(nóng)田土壤Cd 活性進(jìn)行研究，結(jié)果顯示酸性土壤類別中，富鋁土中交換態(tài)Cd 含量約為黃壤中交換態(tài)Cd 含量的近4 倍。土壤類型對農(nóng)作物重金屬累積量影響也較大。Ding

14、等通過盆栽實驗研究了同一農(nóng)作物品種（胡蘿卜）在我國21 種典型農(nóng)田土壤中的生長情況，發(fā)現(xiàn)不同土壤收獲的胡蘿卜對Cd 和 Pb 的累積差異近180 倍和 360 倍。 Rafiq 等指出我國7 種典型水稻土收獲的同品種稻米中，Cd 含量差異達(dá)到125 倍。2.1.3 農(nóng)作物品種差異明顯不同農(nóng)作物對土壤重金屬累積量差異較大。我們對湖南省某地農(nóng)田Cd 含量的長期監(jiān)測表明，水稻田Cd 固液分配系數(shù)（Kd ，平均值為29.5 L· kg-1 ）略低于菜田土壤Kd（平均值為 38.4 L· kg-1 ），然而稻米Cd 富集因子（PUF，平均值為1.52）卻高出蔬菜PUFCd（平均值為0

15、.15 ）近 10 倍。同一農(nóng)作物內(nèi)不同品種對重金屬富集能力差異也較大。Duan等通過大田實驗調(diào)查湖南省常見的471 個水稻品種對As 和 Cd 的累積差異，結(jié)果顯示不同品種對 As 和 Cd 累積差異分別為2.5 倍 4 倍和 10 倍 32 倍。 該研究還指出有8 個品種表現(xiàn)出明顯的低Cd 富集特性，有6 個品種表現(xiàn)出明顯的低As 富集特性。Liu 等研究了河北省常見的30 個小麥品種對土壤Cd 和 Pb 的累積差異，結(jié)果顯示小麥中Cd 和 Pb 的含量范圍分別為0.876.74 和 18.394.0 mg· kg-1 ，有 3 個品種表現(xiàn)出低Cd 富集特性，4 個品種表現(xiàn)出低P

16、b 富集特性。不同農(nóng)作物種類及相同農(nóng)作物種類不同品種對土壤重金屬富集能力的差異造成系統(tǒng)管理農(nóng)田土壤污染風(fēng)險的不便，但也為污染農(nóng)田的再利用和耕作方式調(diào)整提供了新的契機(jī)和方向。2.2 污染危害加劇農(nóng)田土壤酸化增強(qiáng)了土壤重金屬活性及其遷移和擴(kuò)散能力，減弱了土壤植物系統(tǒng)重金屬遷移屏障，加劇了重金屬污染的危害。Blake 和 Goulding 在英國洛桑試驗站的研究指出，強(qiáng)酸性土壤（pH=4 ）在 100 年中活化了近60%90% 的土壤總鎘。R?mken等對臺 s灣土壤水稻系統(tǒng)3198 個樣品重金屬含量的調(diào)查顯示，大部分 Cd 含量超標(biāo)稻米產(chǎn)自土壤Cd 含量不高卻嚴(yán)重酸化區(qū)域。我們對湖南省某地的調(diào)查也

17、顯示在土壤pH < 5.5 的菜地和水稻田中， 蔬菜和稻米Cd 含量超標(biāo)率分別為7.8% 和 89.4% ； 而在土壤pH > 6 的菜地和水稻田中，蔬菜和稻米Cd 含量顯著降低至1.3% 和 32% 。我國土壤酸化面積近200 萬 hm2 ，近年來糧田、菜園和果園酸化趨勢均有增加。Guo等指出 1980 2000 年我國 5 種典型土壤pH 降低范圍為0.130.8unit 。 其中水稻土酸化最為嚴(yán)重，1980 2000 年水稻土pH 年均下降速率為0.012unit 。而1988 2013 年，水稻土pH 年均下降速率上升至0.023unit 。這也是導(dǎo)致我國近年來稻米Cd 含

18、量超標(biāo)問題多發(fā)，而同樣以水稻為主要農(nóng)作物的其他亞洲國家（泰國、韓國、日本等）稻米Cd 含量超標(biāo)問題不突出的主要原因之一。氮肥施用不當(dāng)、連作種植致酸作物及酸沉降是造成我國農(nóng)田土壤酸化的主要原因。近30 年來我國氮肥施用總量增長了近200% ，年氮肥消費量占到全世界氮肥總量的34% 。而每增施 100kg · hm-2 的氮肥，水稻土pH 就下降 0.65 unit 。我國每年通過各種途經(jīng)損失的氮量占到總氮量的52% ，據(jù)估算因氮損失每年向土壤釋放2× 1042.2 × 105 mol · hm-2 的H+ ， 為酸沉降的10 倍 100 倍。 連年重茬種植

19、單一致酸農(nóng)作物進(jìn)一步加速了農(nóng)田土壤酸化。據(jù)估算我國每年有超過20t hm-1 的干物質(zhì)生物量被收獲，導(dǎo)致大量鹽基離子被從土壤中移除， 并產(chǎn)生 1.5× 1032 × 103 mol ·h-2 的 H+ 。 酸雨是酸沉降的主要形式。作為世界第三大酸雨區(qū)，酸雨覆蓋面積占到我國國土的40% 。華中酸雨區(qū)（以長沙、株洲，贛州和南昌為中心）酸雨頻率高達(dá)90% 以上，這些地區(qū)也是近年來稻米Cd 含量超標(biāo)問題多發(fā)的主要區(qū)域之一。提高氮肥利用率，科學(xué)施用土壤改良劑，加強(qiáng)作物致酸研究和控制氮、硫污染物排放可助于緩解我國農(nóng)田土壤酸化問題。2.2.2 土壤元素失衡土壤生態(tài)系統(tǒng)中一些鹽基

20、離子與重金屬元素在農(nóng)作物吸收和轉(zhuǎn)運中存在密切的消長關(guān)系。 長期不合理的耕作制度會造成農(nóng)田土壤鹽基離子大量流失，進(jìn)一步增加了農(nóng)作物對重金屬的累積風(fēng)險。劉春生等指出經(jīng)酸雨淋溶的土壤在10 年中淋失K+ 、 Na+ 、 Ca2+ 和 Mg2+總量分別為530 、 567 、 5071 和 781 mg · kg-1 。 Wang 等指出長江三角洲地區(qū)60.7% 的農(nóng)田 Ca2+ 流失嚴(yán)重，這些土壤中收獲的小麥對Cd 和 Ni 的累積量分別是富Ca2+ 土壤中收獲的小麥對Cd 和 Ni 累積量的2 倍和 3 倍。Yang 等于近年發(fā)現(xiàn)了調(diào)控水稻根部吸收Mn2 和 Cd2 的關(guān)鍵抗性蛋白基因（

21、 OsNRAmp5 ），從分子層面揭示了土壤Mn 與水稻吸收和轉(zhuǎn)運Cd 過程密切相關(guān)。我們在湖南省某地的調(diào)查也發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤無定形錳（Mnox ）低于 82 mg · kg-1 時，稻米Cd 富集因子（ PUF）大于 1 的概率高達(dá)83.8% ，而當(dāng) Mnox 提升至 132mg · kg-1 時，該風(fēng)險概率降為 29.3% 。 當(dāng)前該地區(qū)土壤Mn 平均含量只有248 mg · kg-1 ， 顯著低于湖南省土壤Mn 背景值（ 459 mg · kg-1 ）。我們通過大田實驗進(jìn)一步驗證了增施Mn 肥（ MnSO4 ）可有效降低稻米 Cd 超標(biāo)率（從100% 降

22、至 33.3% ）。因此土壤Mn 的嚴(yán)重流失是造成該地區(qū)稻米Cd 含量大范圍超標(biāo)的主要原因之一。土壤鹽基離子的流失也是造成很多修復(fù)措施在實際應(yīng)用時效果不佳的主要原因之一。重建土壤元素平衡有助于提升土壤修復(fù)效率和保障土壤生態(tài)系統(tǒng)的健康運轉(zhuǎn)。2.2.3 不科學(xué)的發(fā)展方式近年來由于勞動力成本增加和稻米Cd 含量超標(biāo)事件的發(fā)生，我國部分地區(qū)出現(xiàn)了超量施用化肥、改用進(jìn)口磷肥、水稻田改菜地、雙季稻改單季稻等現(xiàn)象，進(jìn)一步加劇了土壤重金屬污染的危害。一些地區(qū)誤認(rèn)為超量施用化肥有助于農(nóng)作物吸收營養(yǎng)元素，緩解重金屬危害。雖然我國常用的化肥中（以氮肥、鉀肥及復(fù)合肥為主）重金屬含量并不高，但眾多實驗指出長期大量施用化

23、肥會破壞土壤農(nóng)業(yè)生態(tài)服務(wù)功能，顯著增加農(nóng)作物對重金屬的富集。一些地區(qū)爭相購買國外進(jìn)口磷肥，而我國磷肥中重金屬含量顯著低于世界主要農(nóng)業(yè)大國。以 Cd 為例，我國磷肥中Cd 含量在 0.083.6 mg · kg-1 ，而摩洛哥和美國磷肥中Cd 含量范圍分別為 1024 和 4100 mg · kg-1 。此外，雖然磷肥中重金屬含量高于其他肥料，但我國由磷肥帶入農(nóng)田土壤重金屬的通量只占輸入總量的1.2%5.9% 。近 30 年來我國菜地面積增加了411% ，而水稻種植面積減少了20.4% 。由于耕作方式差異，菜地對土壤的擾動更強(qiáng)，菜地肥料施用量為水稻田施肥量的近3 倍，這進(jìn)一步

24、加劇了土壤環(huán)境質(zhì)量的下降。Zeng 等指出近30 年來， 我國菜地重金屬污染趨勢增加明顯，24.1% 、10.3% 和 9.2% 的菜地 Cd、 Hg 和 As 含量超出國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。Zhang 等指出水田改菜地后，土壤pH 、有機(jī)質(zhì)、微生物活性均顯著下降，而土壤重金屬活性上升。我們在湖南省某地的監(jiān)測也表明水田改菜地后，土壤pH ，有機(jī)質(zhì)含量，C/N 比及無定形Fe、 Mn含量均顯著降低。1998 2006 年，我國南方有1.7× 106 hm2 雙季稻改為單季稻，產(chǎn)量損失達(dá)1.6× 107t 。這不僅給我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和經(jīng)濟(jì)發(fā)展帶來嚴(yán)重?fù)p失，也并未解決稻米Cd 含量超

25、標(biāo)問題。我們對湖南某地的長期觀測顯示中稻或單季晚稻Cd 含量顯著高于雙季稻Cd 含量 （數(shù)據(jù)未刊出）。由于該地民眾食用自產(chǎn)中稻或單季晚稻的比例高達(dá)89.7% ，雙季稻改單季稻反而增加了民眾經(jīng)大米攝入Cd 的健康風(fēng)險。因此政府應(yīng)加強(qiáng)對進(jìn)口磷肥產(chǎn)品的檢測，對農(nóng)用地耕種模式的監(jiān)督，對設(shè)施農(nóng)業(yè)合理施肥知識的普及和對國家相關(guān)政策的宣傳。2.3 風(fēng)險管控困難2.3.1 農(nóng)田土壤重金屬累積趨勢難以逆轉(zhuǎn)農(nóng)田土壤重金屬來源廣泛，大氣沉降、污水灌溉和化肥應(yīng)用均會對農(nóng)田土壤重金屬的累積產(chǎn)生顯著影響。Luo 等對我國土壤重金屬輸入/輸出通量進(jìn)行估算，結(jié)果顯示大部分農(nóng)田土壤重金屬輸入通量約為輸出通量的3 倍 140 倍

26、。 其中農(nóng)田土壤Cd 年輸入通量高達(dá)1417 t 。 以我國土壤 Cd 平均背景值(0.097 mg · kg-1 )為基礎(chǔ)，在當(dāng)前土壤Cd 年均增量情況下(0.004mg · kg-1 ) ， 即使不考慮外源污染物，農(nóng)田土壤Cd 累積量也會在50 年內(nèi)超過現(xiàn)行土壤Cd含量標(biāo)準(zhǔn)(0.3 mg · kg-1 )。區(qū)域農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)Cd 累積趨勢也在逐步增加。以廣泛關(guān)注的水稻田 Cd 污染為例，當(dāng)前南方雙季稻年均產(chǎn)量約為13.5 t · hm-2 ，在符合我國稻米Cd 安全質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(0.2 mg · kg-1 )的情況下，種植水稻產(chǎn)生的Cd 年輸出通

27、量為2.7 g · hm-2 ，顯著低于年均Cd 沉降通量(4.0 g · hm-2 )。即使不考慮肥料和灌溉水等重金屬輸入途徑，水稻田 Cd 含量也將持續(xù)增加。我國部分地區(qū)有機(jī)肥(尤其是畜禽糞便)和污灌污水中重金屬含量過高。據(jù)測算僅從養(yǎng)豬場的豬糞中每年帶入農(nóng)田的就有As 230 t ， Cu 240 t 和 Zn 900 t 。王美和李書田調(diào)查了我國近 20 年來土壤重金屬含量在施用不同肥料后的變化，結(jié)果顯示82.4% 、 76.5% 、 61.1%和 50% 的農(nóng)田在施用有機(jī)肥后，土壤 Cu 、 Zn、 Cd 和 Pb 含量較對照分別增加了0.0813.98 、026.

28、5 、 00.34 和 1.635.31 mg · kg-1 。辛術(shù)貞等指出我國污灌區(qū)農(nóng)田重金屬污染面積占到了污灌總面積的65% ， 86% 的污灌區(qū)水質(zhì)不符合灌溉要求，近30 年來污灌污水中Cd含量有升高的趨勢?？梢娫谡w環(huán)境質(zhì)量得以改善之前，我國農(nóng)田土壤重金屬污染持續(xù)累積趨勢難以改變。從源頭上控制主要污染元素在農(nóng)田土壤中的積累有助于降低農(nóng)產(chǎn)品重金屬富集風(fēng)險。2.3.2 土壤農(nóng)作物重金屬累積線性關(guān)系不顯著重金屬在土壤農(nóng)作物系統(tǒng)中的遷移和轉(zhuǎn)運受到土壤pH 、有機(jī)質(zhì)含量、陽離子交換量和氧化還原電位等多種因素影響，因而土壤與農(nóng)作物重金屬富集水平無明顯定量關(guān)聯(lián)。張紅振等對我國近30 年來土

29、壤農(nóng)作物系統(tǒng)Cd 累積研究進(jìn)行整理，結(jié)果顯示土壤與稻米、小麥和蔬菜Cd 含量之間線性關(guān)系較差，污染土壤生產(chǎn)Cd 含量不超標(biāo)水稻、小麥和蔬菜，不污染土壤生產(chǎn)Cd 超標(biāo)水稻、小麥和蔬菜的現(xiàn)象廣泛存在。我們對湖南省某地水稻田和菜地重金屬含量的長期檢測也證明了這一現(xiàn)象。土壤與農(nóng)作物重金屬含量線性關(guān)系的不顯著增加了糧食質(zhì)量保障的復(fù)雜性，也給農(nóng)田土壤重金屬污染風(fēng)險控制與管理帶來了極大挑戰(zhàn)。2.3.3 修復(fù)技術(shù)不完善我國土壤污染修復(fù)基礎(chǔ)研究與技術(shù)研究銜接不夠，尚未形成針對農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)的完備體系。當(dāng)前我國常用的農(nóng)田污染修復(fù)技術(shù)主要集中在物理技術(shù)、化學(xué)技術(shù)、生物技術(shù)和農(nóng)藝修復(fù)措施等4 方面。其中物理修

30、復(fù)技術(shù)（如客土）見效快、適用性廣，但是工程量大，費用高，且我國尚未制定滿足不同工程要求的客土法規(guī)程；化學(xué)修復(fù)技術(shù)（如淋洗、固化）成本低、 修復(fù)材料來源廣泛，但技術(shù)要求多，且缺乏針對修復(fù)副產(chǎn)物和修復(fù)材料的回收及處理技術(shù)規(guī)范，容易造成二次污染；生物修復(fù)技術(shù)（如超富集植物）成本低，對土壤擾動小，但大部分重金屬超富集植物受區(qū)域氣候條件影響較大，生物量小、生長緩慢；農(nóng)藝修復(fù)措施（如水分管理、輪作等）操作簡單，但修復(fù)周期長，相關(guān)技術(shù)多停留在實驗研究階段。我國于近年設(shè)立專項資金在典型污染區(qū)域開展了一定規(guī)模的重金屬污染農(nóng)田修復(fù)試點工程，其中超富集植物蜈蚣草在廣西環(huán)江As 污染農(nóng)田土壤中的選培和應(yīng)用，物理、化學(xué)

31、、生物和農(nóng)藝聯(lián)合修復(fù)技術(shù)在江西貴溪Cu 污染農(nóng)田中的應(yīng)用，VIP 技術(shù)模式（品種-灌溉-酸度調(diào)節(jié)模式）在湖南長株潭Cd 污染水稻田中的應(yīng)用，為污染農(nóng)田的修復(fù)提供了技術(shù)模式和 管理經(jīng)驗。但由于缺乏系統(tǒng)性、集成性的農(nóng)田土壤重金屬污染防治和資源化利用技術(shù)體系，我國自主研發(fā)的技術(shù)成果尚不成熟，難以完全滿足當(dāng)前農(nóng)田土壤污染防治的現(xiàn)實需求，在技術(shù)儲備及規(guī)?；瘧?yīng)用上與發(fā)達(dá)國家相比還存在較大差距。2.3.4 修復(fù)措施風(fēng)險評估機(jī)制缺失近年來各種外來材料在我國污染農(nóng)田的應(yīng)用增加趨勢明顯。但仍缺乏針對大面積修復(fù)措施長期應(yīng)用的風(fēng)險評估機(jī)制。秸稈還田是常用的農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)措施之一37 。 相關(guān)研究指出秸稈還田有助于緩解土

32、壤酸化、 增加土壤有機(jī)質(zhì)和陽離子交換量，進(jìn)而提高土壤對重金屬的吸附量并降低農(nóng)作物對重金屬的富集。據(jù)Lu 等估算，我國秸稈年均產(chǎn)量達(dá)4.5× 108t ，通過各種方式還田量占總量的近 30% 。 而我們對湖南某地長期監(jiān)測表明，該地區(qū)水稻秸稈Cd 含量顯著高于稻米Cd 含量。減少該地區(qū)中等污染稻田秸稈還田量可提升稻田Cd 年凈輸出通量至768 g · hm-2 ，即使 Cd 年沉降通量不變，50 年內(nèi)區(qū)域稻田土壤Cd 含量也可降到國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)內(nèi)（ 0.3 mg · kg-1 ）。石灰作為來源廣、價格經(jīng)濟(jì)，并有效提升土壤pH 和降低土壤重金屬活性的改良劑在我國南

33、方水稻田大量應(yīng)用。然而，Lombi 等指出施用石灰后土壤復(fù)酸化現(xiàn)象會顯著增加。我們在湖南進(jìn)行的多尺度石灰（溫室小區(qū)大田）實驗也觀察到這一現(xiàn)象，可見石灰必須在間隔一定時間后再次施用（數(shù)據(jù)未刊出）。此外大量的石灰應(yīng)用會引起土壤板結(jié)，影響農(nóng)作物生長。我們的研究進(jìn)一步發(fā)現(xiàn)高石灰用量可造成土壤元素流失，反而增加了稻米Cd 富集水平（數(shù)據(jù)未刊出）。因此應(yīng)建立針對秸稈、石灰、鈍化劑、調(diào)理劑、改良劑等修復(fù)措施長期施用的安全性和可持續(xù)性定量評估機(jī)制，并因地制宜地加以調(diào)控，避免加劇農(nóng)田土壤重金屬污染的危害。3. 我國農(nóng)田土壤重金屬污染防治對策和建議我國未來經(jīng)濟(jì)轉(zhuǎn)型和產(chǎn)業(yè)升級仍需較長時間，可以預(yù)測到農(nóng)田重金屬污染形

34、勢會越發(fā)嚴(yán)峻。我國農(nóng)用地資源緊張，農(nóng)田土壤污染面積廣泛，成因復(fù)雜，糧食供給和糧食安全壓力巨大， 不能像歐美發(fā)達(dá)國家那樣對污染土壤進(jìn)行大面積休耕。因此需要根據(jù)我國國情和不同區(qū)域農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)特征，建立土壤重金屬污染防治體系，從土壤環(huán)境質(zhì)量調(diào)查與評估、污染源頭管控與消減、農(nóng)田分類管理與修復(fù)和土壤環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)推導(dǎo)等4 方面系統(tǒng)推進(jìn)土壤污染防治工作，從而促進(jìn)區(qū)域農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)健康、穩(wěn)定和可持續(xù)運轉(zhuǎn)。3.1 建立農(nóng)田土壤重金屬污染防治技術(shù)體系“土十條”對我國農(nóng)田土壤污染防治工作提出了預(yù)防為主、保護(hù)優(yōu)先、風(fēng)險管控的整體思路。 基于此建立的農(nóng)田土壤污染防治技術(shù)體系，需要堅持預(yù)防為主、保護(hù)優(yōu)先，管控為主、修復(fù)為輔

35、，示范引導(dǎo)、因地制宜等原則，形成由法律法規(guī)、標(biāo)準(zhǔn)體系、管理體制、公眾參與、科學(xué)研究和宣傳教育組成的支撐體系，從不同層面響應(yīng)和服務(wù) “土十條”。在構(gòu)建農(nóng)田土壤重金屬污染防治體系時應(yīng)以保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和人居環(huán)境安全為出發(fā)點，充分考慮土地利用類別、污染物類別、污染程度、技術(shù)經(jīng)濟(jì)條件等因素，體現(xiàn)系統(tǒng)化、差異化、有序化等工作思路，在摸清土壤污染現(xiàn)狀的基礎(chǔ)上，同步推進(jìn)污染源管控，對農(nóng)用地實行等級評估、分類管理、 有序修復(fù)和跟蹤監(jiān)控的科學(xué)治理措施，扎實推進(jìn)我國農(nóng)田土壤重金屬污染防治工作。3.2 夯實土壤環(huán)境質(zhì)量調(diào)查與評估重金屬污染物在土壤農(nóng)作物系統(tǒng)中的遷移與轉(zhuǎn)運驅(qū)動因子復(fù)雜，涉及土壤學(xué)、農(nóng)學(xué)、生物學(xué)及農(nóng)業(yè)

36、工程學(xué)等多個學(xué)科。當(dāng)前我國各級政府部門和研究單位對農(nóng)田土壤調(diào)查、分析方法不統(tǒng)一，且多集中于對土壤重金屬總量的監(jiān)測。Edwards 指出在土壤重金屬含量分析過程中，實驗室?guī)淼恼`差在2%300% ，而采樣造成的誤差可達(dá)近1000% 。 McBratney50% 。 因此在生態(tài)系統(tǒng)和 Webster 指出區(qū)域環(huán)境評估可校正觀測值并將整體分析誤差降低環(huán)境質(zhì)量調(diào)查階段，應(yīng)制定統(tǒng)一的采樣、分析方案，注重多學(xué)科合作，從不同角度聯(lián)合攻關(guān)，實現(xiàn)對土壤、水源、農(nóng)作物等農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)主要組分的多目標(biāo)調(diào)查。環(huán)境質(zhì)量評估是對土壤環(huán)境綜合數(shù)據(jù)庫的有效補(bǔ)充，有利于污染物管控和修復(fù)措施的科學(xué)決策。提高土壤重金屬污染預(yù)測精度，

37、準(zhǔn)確掌握重金屬污染重點區(qū)域，有助于在農(nóng)田污染防治過程中對整體和局部的風(fēng)險管控。因此評估工作應(yīng)注重對土壤整體環(huán)境質(zhì)量、農(nóng)作物安全質(zhì)量和重金屬累積趨勢等內(nèi)容的多目標(biāo)評估。評估技術(shù)以土壤污染時空預(yù)測技術(shù)，多介質(zhì)多受體環(huán)境風(fēng)險評估技術(shù)和農(nóng)產(chǎn)品富集風(fēng)險預(yù)測技術(shù)為主。其中土壤污染時空預(yù)測技術(shù)是指基于農(nóng)田系統(tǒng)污染物的環(huán)境過程、數(shù)據(jù)空間特征與時間變化的模型分析，對土壤污染物輸入/ 輸出過程進(jìn)行量化，并形成土壤環(huán)境保護(hù)與風(fēng)險管控的決策系統(tǒng)；多介質(zhì)多受體環(huán)境風(fēng)險評估技術(shù)是指開展土壤、農(nóng)作物和地下水等不同介質(zhì)污染風(fēng)險耦合關(guān)系分析，明確不同風(fēng)險（污染風(fēng)險、人體健康風(fēng)險和生態(tài)風(fēng)險等）影響因子及其相互聯(lián)系；農(nóng)產(chǎn)品富集風(fēng)險

38、預(yù)測技術(shù)是指通過農(nóng)作物重金屬含量、土壤重金屬含量、土壤有機(jī)質(zhì)和pH 等土壤因子構(gòu)建多元模型，預(yù)測不同土壤條件下農(nóng)作物對重金屬的累積風(fēng)險。3.3 加強(qiáng)土壤污染源頭管控與消減根據(jù)農(nóng)田土壤污染特征，結(jié)合同位素分析方法、多元統(tǒng)計方法和源解析模型等技術(shù)聯(lián)合分析重金屬污染物的來源類型，估計不同源的貢獻(xiàn)率，繪制詳細(xì)的農(nóng)田土壤重金屬污染源圖譜，識別重要敏感區(qū)和污染成因，確定污染面積、空間分布及演變趨勢，針對性地控制農(nóng)田重金屬污染趨勢。在此基礎(chǔ)上開展污染物消減工作。在源頭控制上應(yīng)用廢棄物資源化、清潔化等技術(shù)；在路徑控制上，結(jié)合農(nóng)業(yè)工程措施，發(fā)展污染物攔截阻斷技術(shù)（如精準(zhǔn)施肥與施藥技術(shù)、農(nóng)業(yè)面源污染防治技術(shù)）。在區(qū)域尺度上，強(qiáng)化企業(yè)清潔生產(chǎn)，引導(dǎo)企業(yè)合理布局，防治重點污染物遷移擴(kuò)散，減少農(nóng)田外源污染物輸入。3.4 推廣分類管理與修復(fù)策略分類管理是農(nóng)田土壤污染防治的根本措施。當(dāng)前農(nóng)田分類傾向于以鄉(xiāng)、鎮(zhèn)為單位的規(guī)則性劃分。而我國農(nóng)田土壤污染格局多樣，污染程度各異，污染區(qū)分布破碎。因此需要按照國家相關(guān)技術(shù)規(guī)范，根據(jù)土壤污染程度、農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量情況，將農(nóng)田劃分為優(yōu)先保護(hù)類、安全利用