陳衛(wèi)平 楊 陽，2 謝 天，2 王美娥 彭 馳 王若丹

（1 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085）

（2 中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049）

（3 中南大學(xué)冶金與環(huán)境學(xué)院，長沙 410083）

（4 陜西師范大學(xué)地理科學(xué)與旅游學(xué)院，西安 710062）

農(nóng)田土壤重金屬污染關(guān)系農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)健康［1］，受到各國政府和科學(xué)家的廣泛關(guān)注［2-4］。我國農(nóng)田土壤重金屬污染形勢嚴峻。根據(jù)2014年環(huán)境保護部和國土資源部發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》［5］顯示，我國農(nóng)田土壤點位超標率為19.4%，以Cd、Ni和Cu等重金屬污染最為突出。據(jù)趙其國等［6-7］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1.2×107t，經(jīng)濟損失達2×1010元。宋偉等［8］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%的地級市。Teng等［9］和Li等［10］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，面積在擴大，程度在提高 。趙其國和駱永明［7］指出我國區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬污染嚴重，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［11-12］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級標準的比例達到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，維護區(qū)域民眾健康，其生態(tài)—社會—經(jīng)濟效益巨大。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。相對于水污染和大氣污染，土壤污染隱蔽性強、自凈能力差、風險累積時間長［1，2，7］。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，健康風險評價及修復(fù)技術(shù)等多個方面［6，8-9，11-13］，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致的認識。本文基于國內(nèi)外農(nóng)田污染治理經(jīng)驗和研究團隊多年工作基礎(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)對策進行系統(tǒng)梳理，旨在為我國土壤污染防治工作的扎實推進及農(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60年代，美國、歐洲（德國、法國和荷蘭等）和日本等發(fā)達國家以重工業(yè)為主的經(jīng)濟發(fā)展模式引發(fā)了嚴重的土壤污染問題［2，14-15］。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［2，16］。為應(yīng)對農(nóng)田土壤重金屬污染這一世界性問題，發(fā)達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［15，17-19］。

1.1　美國

美國于20世紀40年代出臺了《農(nóng)業(yè)修正法案》，鼓勵農(nóng)戶對近1 620萬hm2農(nóng)田進行休耕，并于50、70和80年代再次開展休耕。20世紀70年代，美國對其土壤與農(nóng)作物重金屬累積量進行調(diào)查，對污染區(qū)域進行風險評估［3］。20世紀80年代美國在《超級基金法》指導(dǎo)和支持下制定了涉及環(huán)境監(jiān)測、風險評價和土壤修復(fù)等領(lǐng)域的標準管理體系，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［15］。美國注重對各種修復(fù)技術(shù)的開發(fā)和創(chuàng)新［13，17］，并在小尺度農(nóng)田（如家庭菜地）開展以污泥、有機肥、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［13，15］。

1.2　歐洲

20世紀80年代，歐洲各國通過建立土壤可持續(xù)利用工作機制，完善土壤環(huán)境管理的法制、法規(guī)和相關(guān)標準等有效措施從整體上加強農(nóng)田土壤環(huán)境管理［14］。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［15］。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)測點進行長期多指標（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3 000個點位進行重金屬含量監(jiān)測［20］。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［21］，樣點布設(shè)密度增加至1/200km，調(diào)查點位增加至22 000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［21］除6.24%的農(nóng)田需要進行風險評估和修復(fù)外，歐洲其余農(nóng)用地重金屬含量均在相應(yīng)標準范圍內(nèi)。溫和修復(fù)（Gentle Remediation Options）技術(shù)便于風險管控且可持續(xù)性強，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［19］。

1.3　日本

由于農(nóng)用地資源短缺，日本對土壤重金屬污染防治工作十分重視［2，18］。20世紀70年代日本頒布了一系列土壤污染防治標準和法律、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）［13］，并規(guī)定修復(fù)完成后對修復(fù)區(qū)稻米重金屬含量進行連續(xù)3年的監(jiān)測，達標區(qū)解除監(jiān)測，不達標區(qū)由政府統(tǒng)一收購污染稻米后繼續(xù)進行修復(fù)［2］。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、操作簡單的植物修復(fù)和田間管理等修復(fù)技術(shù)［2］。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60年代的2 500t減少至近幾年的10t［18］。

1.4　其他國家

相關(guān)報道指出巴基斯坦［22］、印度［23］和巴西［24］等發(fā)展中國家近年來也出現(xiàn)了嚴重的農(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)［22-25］。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［22］；印度和巴西應(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［23-24］。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來評價土壤生態(tài)系統(tǒng)健康風險，以實現(xiàn)農(nóng)田土壤環(huán)境的系統(tǒng)性修復(fù)［24-25］。

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，長期的資金和先進的技術(shù)支持是發(fā)達國家有效推進農(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)習范例。

2　我國農(nóng)田土壤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 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［9-10］。以土壤Cd含量為例，各省份中貴州土壤Cd背景值最高（0.659 mg kg-1），約為內(nèi)蒙古土壤Cd背景值（0.053 mg kg-1）的12.4倍［26］。Liu等［27］對我國22個水稻種植省份土壤Cd累積量進行調(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Cd平均含量（0.06 mg kg-1）的18.7倍。

縣域尺度內(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［28］不同鄉(xiāng)鎮(zhèn)土壤Cd背景值范圍在0.08～1.2 mg kg-1，相差達15倍。我們對該地區(qū)兩個典型農(nóng)業(yè)化鄉(xiāng)鎮(zhèn)Cd輸入通量進行估算［29］，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，這進一步促進了農(nóng)田土壤重金屬累積的空間變異［12，30］。

2.1.2農(nóng)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，這進一步加劇了農(nóng)田土壤重金屬污染的多樣化格局［9-10］。

王金貴［31］對我國22種典型農(nóng)田土壤Cd的吸附解吸特性進行了研究，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［32］對我國7種典型農(nóng)田土壤Cd活性進行研究，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等［33-34］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［32］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［3，33］。我們對湖南省某地農(nóng)田Cd含量的長期監(jiān)測表明［35］，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）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［33-34］。Duan等［16］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［16］。Liu等［36］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0.87～6.74和18.3～94.0 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Pb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)整提供了新的契機和方向。

2.2　污染危害加劇

2.2.1農(nóng)田土壤酸化嚴重 農(nóng)田土壤酸化增強了土壤重金屬活性及其遷移和擴散能力，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［37-38］。Blake和Goulding［39］在英國洛桑試驗站的研究指出，強酸性土壤（pH = 4）在100年中活化了近60%～90%的土壤總鎘。R?mkens等［40］對臺灣土壤—水稻系統(tǒng)3 198個樣品重金屬含量的調(diào)查顯示，大部分Cd含量超標稻米產(chǎn)自土壤Cd含量不高卻嚴重酸化區(qū)域。我們對湖南省某地的調(diào)查也顯示［35］在土壤pH＜5.5的菜地和水稻田中，蔬菜和稻米Cd含量超標率分別為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［41］。Guo等［42］指出1980―2000年我國5種典型土壤pH降低范圍為0.13～0.8 unit。其中水稻土酸化最為嚴重，1980―2000年水稻土pH年均下降速率為0.012 unit［42］。而1988―2013年，水稻土pH年均下降速率上升至0.023 unit［43］。這也是導(dǎo)致我國近年來稻米Cd含量超標問題多發(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含量超標問題不突出的主要原因之一［27-28，37］。

氮肥施用不當、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［41-42］。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%［44］。而每增施100 kg hm-2的氮肥，水稻土pH就下降0.65 unit［43］。我國每年通過各種途經(jīng)損失的氮量占到總氮量的52%［44］，據(jù)估算因氮損失每年向土壤釋放2×104～2.2×105mol hm-2的H＋，為酸沉降的10倍～100倍［42］。連年重茬種植單一致酸農(nóng)作物進一步加速了農(nóng)田土壤酸化［43］。據(jù)估算我國每年有超過20 t hm-2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1.5×103～2×103mol hm-2的H＋［42］。酸雨是酸沉降的主要形式［43］。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%［41］。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90%以上［41］，這些地區(qū)也是近年來稻米Cd含量超標問題多發(fā)的主要區(qū)域之一［9，12］。

2.2.2土壤元素失衡 土壤生態(tài)系統(tǒng)中一些鹽基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［37，45-46］。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，進一步增加了農(nóng)作物對重金屬的累積風險。劉春生等［46］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、5 071和781 mg kg-1。Wang等［38］指出長江三角洲地區(qū)60.7%的農(nóng)田Ca2+流失嚴重，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。

Ya n g等［43］于近年發(fā)現(xiàn)了調(diào)控水稻根部吸收M n2＋和C d2＋的關(guān)鍵抗性蛋白基因（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83.8%，而當Mnox提升至132 mg kg-1時，該風險概率降為29.3%。當前該地區(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）［26，35］。我們通過大田實驗進一步驗證了增施Mn肥（MnSO4）可有效降低稻米Cd超標率（從100%降至33.3%）［35］。因此土壤Mn的嚴重流失是造成該地區(qū)稻米Cd含量大范圍超標的主要原因之一。

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、改用進口磷肥、水稻田改菜地、雙季稻改單季稻等現(xiàn)象，進一步加劇了土壤重金屬污染的危害。

一些地區(qū)誤認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［44，48］。一些地區(qū)爭相購買國外進口磷肥，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［48］。以Cd為例，我國磷肥中Cd含量在0.08～3.6 mg kg-1，而摩洛哥和美國磷肥中Cd含量范圍分別為10～24和4～100 mg kg-1［48］。此外，雖然磷肥中重金屬含量高于其他肥料［12］，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%［49］。

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%［50］。由于耕作方式差異，菜地對土壤的擾動更強，菜地肥料施用量為水稻田施肥量的近3倍，這進一步加劇了土壤環(huán)境質(zhì)量的下降［35，51］。Zeng等［52］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)量標準。Zhang等［51］指出水田改菜地后，土壤pH、有機質(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，有機質(zhì)含量，C/N比及無定形Fe、Mn含量均顯著降低［35］。

1.投資效率的衡量。本文借鑒Richardson的“殘差度量模型”來衡量上市公司的投資效率，其思路為：企業(yè)的新增投資可以分解為預(yù)期的投資支出和非預(yù)期的投資支出兩部分。[25] 預(yù)期部分主要用于現(xiàn)有資產(chǎn)正常運轉(zhuǎn)的支出，而非預(yù)期部分則表示企業(yè)的投資效率，包括投資過度與投資不足。其建立的模型如下：

1998―2006年，我國南方有1.7×106hm2雙季稻改為單季稻，產(chǎn)量損失達1.6×107t［53］。這不僅給我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和經(jīng)濟發(fā)展帶來嚴重損失，也并未解決稻米Cd含量超標問題。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 89.7%［35］，雙季稻改單季稻反而增加了民眾經(jīng)大米攝入Cd的健康風險。因此政府應(yīng)加強對進口磷肥產(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［11，29，52］。

Luo等［49］對我國土壤重金屬輸入/輸出通量進行估算，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。其中農(nóng)田土壤Cd年輸入通量高達1 417 t。以我國土壤Cd平均背景值（0.097 mg kg-1）為基礎(chǔ)［26］，在當前土壤Cd年均增量情況下（0.004 mg kg-1）［49］，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含量標準（0.3 mg kg-1）［54］。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)量標準（0.2 mg kg-1）的情況下［55］，種植水稻產(chǎn)生的Cd年輸出通量為2.7 g hm-2，顯著低于年均Cd沉降通量（4.0 g hm-2）［29］。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)有機肥（尤其是畜禽糞便）和污灌污水中重金屬含量過高［12，44，48］。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［44］。王美和李書田［48］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)田在施用有機肥后，土壤Cu、Zn、Cd和Pb含量較對照分別增加了0.08～13.98、0～26.5、0～0.34和1.63～5.31 mg kg-1。辛術(shù)貞等［56］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。

可見在整體環(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)［28，41，45］。張紅振等［57］對我國近30年來土壤—農(nóng)作物系統(tǒng)Cd累積研究進行整理，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含量不超標水稻、小麥和蔬菜，不污染土壤生產(chǎn)Cd超標水稻、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［30，35，45］。

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［1，4，7］。其中物理修復(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［13］；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［13，37］；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［22，24］；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［1，58］。

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)、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［58］。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)達國家相比還存在較大差距。

2.3.4修復(fù)措施風險評估機制缺失 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［1，37］。但仍缺乏針對大面積修復(fù)措施長期應(yīng)用的風險評估機制。

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壤酸化、增加土壤有機質(zhì)和陽離子交換量，進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［13，15］。據(jù)Lu等［59］估算，我國秸稈年均產(chǎn)量達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［29］。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)量標準內(nèi)（0.3 mg kg-1）［29］。

石灰作為來源廣、價格經(jīng)濟，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方水稻田大量應(yīng)用［1，13，37］。然而，Lombi等［60］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［1］。我們的研究進一步發(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)濟轉(zhuǎn)型和產(chǎn)業(yè)升級仍需較長時間［4，7］，可以預(yù)測到農(nóng)田重金屬污染形勢會越發(fā)嚴峻。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)達國家那樣對污染土壤進行大面積休耕。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)量基準推導(dǎo)等4方面系統(tǒng)推進土壤污染防治工作，從而促進區(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、保護優(yōu)先、風險管控的整體思路?；诖私⒌霓r(nóng)田土壤污染防治技術(shù)體系，需要堅持預(yù)防為主、保護優(yōu)先，管控為主、修復(fù)為輔，示范引導(dǎo)、因地制宜等原則，形成由法律法規(guī)、標準體系、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)工程學(xué)等多個學(xué)科［1，7，10］。當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［61］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近1000%。McBratney和Webster［62］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50%。因此在生態(tài)系統(tǒng)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，準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險管控［9-10］。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)境風險評估技術(shù)和農(nóng)產(chǎn)品富集風險預(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/輸出過程進行量化，并形成土壤環(huán)境保護與風險管控的決策系統(tǒng)［29］；多介質(zhì)多受體環(huán)境風險評估技術(shù)是指開展土壤、農(nóng)作物和地下水等不同介質(zhì)污染風險耦合關(guān)系分析，明確不同風險（污染風險、人體健康風險和生態(tài)風險等）影響因子及其相互聯(lián)系［63］；農(nóng)產(chǎn)品富集風險預(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險［33-34，45］。

3.3　加強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，估計不同源的貢獻率，繪制詳細的農(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)先保護類、安全利用類和嚴格管控類。在類別劃分時，需要綜合考慮土壤類型、農(nóng)作物種類、耕作制度、土壤與農(nóng)產(chǎn)品重金屬累積特征、區(qū)域產(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu)布局和污染物擴散規(guī)律等因素，盡量減少每一個劃分單元內(nèi)自然、社會經(jīng)濟和環(huán)境質(zhì)量等因素的差異，以增強風險管控和修復(fù)措施的針對性。

在制定針對具體單元或田塊的修復(fù)策略時，應(yīng)充分考慮不同修復(fù)技術(shù)的優(yōu)缺點，篩選、聯(lián)合各種修復(fù)技術(shù)，并耦合科學(xué)的耕作措施和適當?shù)霓r(nóng)作物品種，因地制宜地開展修復(fù)工作，體現(xiàn)“一區(qū)一策”的防治理念［58］。例如針對面積大、無污染或輕污染的優(yōu)先保護類農(nóng)田，應(yīng)用灌溉水清潔化技術(shù)［37］，加強對農(nóng)藥、化肥等農(nóng)田添加物中重金屬含量的監(jiān)測，確保農(nóng)田污染程度不上升。針對面積中等、污染中等的可安全利用類農(nóng)田，應(yīng)用成本低、操作簡便的土壤重金屬固化技術(shù)（如石灰、礦物肥等）或農(nóng)業(yè)生態(tài)修復(fù)技術(shù)（如水分管理、輪作、間作、深耕等）［1，13，50］，盡量減少對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的擾動。針對面積小、污染嚴重的嚴格管控類農(nóng)田，可采取快速、高效的客土、換土等物理修復(fù)技術(shù)或淋洗等化學(xué)修復(fù)技術(shù)［13，17］；對于不適合應(yīng)用此類技術(shù)的嚴格管控類農(nóng)田，應(yīng)采用替代種植、休耕或退耕還林還草等管控措施。

同時應(yīng)注重借鑒國內(nèi)外修復(fù)經(jīng)驗和先進理念［2，15，21］，進行修復(fù)技術(shù)的系統(tǒng)化集成研發(fā)，對尚處于研究階段的修復(fù)措施進行工程化改造，建立經(jīng)濟可行的區(qū)域農(nóng)田土壤重金屬污染治理方案，適度有序地進行污染農(nóng)田的修復(fù)，提升修復(fù)效率。

3.5　完善土壤環(huán)境質(zhì)量基準和標準

當前我國對土壤和農(nóng)作物重金屬含量是否超標的界定仍基于早年頒布的質(zhì)量分級基準［1，33］，基準的推導(dǎo)只關(guān)注污染物的生態(tài)環(huán)境效應(yīng)［57］，已經(jīng)不適應(yīng)新形勢下的環(huán)境保護需求。目前基于風險評估的土壤環(huán)境質(zhì)量基準在發(fā)達國家廣泛應(yīng)用，而我國在該方面的研究還比較薄弱［34，40］。

我國土壤環(huán)境質(zhì)量標準（GB15618-1995）對重金屬的規(guī)定標準是粗略而固定的［54］。我們對湖南省某地農(nóng)田土壤重金屬風險閾值的推導(dǎo)顯示土壤重金屬環(huán)境閾值是動態(tài)的，且在不同土壤條件下差異較大［30］。因此在農(nóng)用地安全利用的風險管控中，應(yīng)注重重金屬污染物在土壤—農(nóng)作物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化特征，農(nóng)產(chǎn)品攝入量和營養(yǎng)元素吸收量等評價指標，推導(dǎo)基于人體健康風險的土壤環(huán)境質(zhì)量基準，保障我國農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)。此外我國幅員遼闊，土壤性質(zhì)差異大，統(tǒng)一的土壤環(huán)境質(zhì)量標準不適宜于農(nóng)田土壤重金屬污染防治工作。

綜上所述，重視農(nóng)田土壤生態(tài)服務(wù)功能理念，以恢復(fù)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)健康為目標，依托于針對全污染鏈條各環(huán)節(jié)的完整技術(shù)體系，實現(xiàn)“調(diào)查—分類—管控”三步走的戰(zhàn)略思考，建立因地制宜、成本經(jīng)濟、簡單易行的農(nóng)田土壤重金屬污染治理方案，可有效推進我國農(nóng)田污染防治工作的開展。結(jié)合國內(nèi)外農(nóng)田土壤污染治理經(jīng)驗和我國國情，農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)是一項長期綜合的系統(tǒng)工程，為順利落實“土十條”的各項要求，媒體應(yīng)減少“壞土壤”、“毒大米”等缺乏科學(xué)性的報道 ，加強相關(guān)專業(yè)知識的宣傳普及；政府部門應(yīng)高度重視糧食安全，落實相應(yīng)的法律、法規(guī)；科學(xué)家應(yīng)加強技術(shù)創(chuàng)新和相關(guān)科學(xué)研究；民眾應(yīng)積極參與，客觀看待農(nóng)田土壤污染問題。

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