中國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染防治挑戰(zhàn)與對(duì)策*

陳衛(wèi)平 楊 陽，2 謝 天，2 王美娥 彭 馳 王若丹

（1 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100085）

（2 中國(guó)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(zhǎng)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(guó)政府和科學(xué)家的廣泛關(guān)注［2-4］。我國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染形勢(shì)嚴(yán)峻。根據(jù)2014年環(huán)境保護(hù)部和國(guó)土資源部發(fā)布的《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》［5］顯示，我國(guó)農(nóng)田土壤點(diǎn)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(guó)等［6-7］估算，我國(guó)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［8］對(duì)近20年來土壤重金屬污染研究的整理顯示，我國(guó)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(guó)83.9%的省份和22.5%的地級(jí)市。Teng等［9］和Li等［10］對(duì)全國(guó)土壤重金屬含量的監(jiān)測(cè)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(guó)和駱永明［7］指出我國(guó)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(zhǎng)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(duì)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(jí)標(biāo)準(zhǔn)的比例達(dá)到21.1%～62.3%。

對(duì)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(huì)—經(jīng)濟(jì)效益巨大。2016年5月，國(guó)務(wù)院印發(fā)了《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》（簡(jiǎn)稱“土十條”），體現(xiàn)了國(guó)家對(duì)土壤重金屬污染防治工作的重視。相對(duì)于水污染和大氣污染，土壤污染隱蔽性強(qiáng)、自凈能力差、風(fēng)險(xiǎn)累積時(shí)間長(zhǎng)［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(gè)十分嚴(yán)峻且棘手的問題，也是各級(jí)管理部門有效實(shí)施“土十條”所必須面臨的挑戰(zhàn)。

當(dāng)前國(guó)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(xiǎn)評(píng)價(jià)及修復(fù)技術(shù)等多個(gè)方面［6，8-9，11-13］，對(duì)我國(guó)土壤污染防治現(xiàn)狀和應(yīng)對(duì)策略目前仍缺乏全面細(xì)致的認(rèn)識(shí)。本文基于國(guó)內(nèi)外農(nóng)田污染治理經(jīng)驗(yàn)和研究團(tuán)隊(duì)多年工作基礎(chǔ)，對(duì)我國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染防治面臨的挑戰(zhàn)和相應(yīng)對(duì)策進(jìn)行系統(tǒng)梳理，旨在為我國(guó)土壤污染防治工作的扎實(shí)推進(jìn)及農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的良性運(yùn)轉(zhuǎn)提供科學(xué)支撐。

1　國(guó)外農(nóng)田土壤重金屬污染防治經(jīng)驗(yàn)

20世紀(jì)60年代，美國(guó)、歐洲（德國(guó)、法國(guó)和荷蘭等）和日本等發(fā)達(dá)國(guó)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［2，14-15］。其中日本因農(nóng)田Cd污染引發(fā)的“痛痛病”受到國(guó)際社會(huì)的廣泛關(guān)注［2，16］。為應(yīng)對(duì)農(nóng)田土壤重金屬污染這一世界性問題，發(fā)達(dá)國(guó)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(guó)

美國(guó)于20世紀(jì)40年代出臺(tái)了《農(nóng)業(yè)修正法案》，鼓勵(lì)農(nóng)戶對(duì)近1 620萬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(guó)對(duì)其土壤與農(nóng)作物重金屬累積量進(jìn)行調(diào)查，對(duì)污染區(qū)域進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估［3］。20世紀(jì)80年代美國(guó)在《超級(jí)基金法》指導(dǎo)和支持下制定了涉及環(huán)境監(jiān)測(cè)、風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)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(cè)、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(guó)注重對(duì)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(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(chǔ)備［13，15］。

1.2　歐洲

20世紀(jì)80年代，歐洲各國(guó)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［14］。立足于“防重于治”的方針，歐洲各國(guó)注重對(duì)其土壤污染的長(zhǎng)時(shí)間、多尺度監(jiān)測(cè)［15］。德國(guó)專門成立了土壤污染調(diào)查小組，對(duì)全國(guó)包括農(nóng)田在內(nèi)的800個(gè)監(jiān)測(cè)點(diǎn)進(jìn)行長(zhǎng)期多指標(biāo)（物理、化學(xué)和生物）監(jiān)測(cè)。法國(guó)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(gè)成員國(guó)開展土壤聯(lián)合調(diào)查，對(duì)歐洲包括農(nóng)田在內(nèi)的3 000個(gè)點(diǎn)位進(jìn)行重金屬含量監(jiān)測(cè)［20］。2009年和2012年，歐盟再次聯(lián)合27個(gè)成員國(guó)開展針對(duì)歐洲農(nóng)田土壤重金屬含量的調(diào)查［21］，樣點(diǎn)布設(shè)密度增加至1/200km，調(diào)查點(diǎn)位增加至22 000個(gè)，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(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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 Options）技術(shù)便于風(fēng)險(xiǎn)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(duì)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(duì)土壤重金屬污染防治工作十分重視［2，18］。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(cè)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(jì)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(duì)修復(fù)區(qū)稻米重金屬含量進(jìn)行連續(xù)3年的監(jiān)測(cè)，達(dá)標(biāo)區(qū)解除監(jiān)測(cè)，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)［2］。在大面積客土法應(yīng)用后，日本科學(xué)家提出對(duì)低污染和中等污染農(nóng)田選用成本低、操作簡(jiǎn)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(duì)重點(diǎn)行業(yè)的重金屬減排方案。以Hg為例，日本經(jīng)過對(duì)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(guó)內(nèi)Hg年需求量從20世紀(jì)60年代的2 500t減少至近幾年的10t［18］。

1.4　其他國(guó)家

相關(guān)報(bào)道指出巴基斯坦［22］、印度［23］和巴西［24］等發(fā)展中國(guó)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(guó)家尚未展開對(duì)其農(nóng)田土壤污染的系統(tǒng)性調(diào)查，缺乏針對(duì)性的法律法規(guī)，相關(guān)修復(fù)技術(shù)也停留在實(shí)驗(yàn)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(jiǎn)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(chǎng)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(biāo)來評(píng)價(jià)土壤生態(tài)系統(tǒng)健康風(fēng)險(xiǎn)，以實(shí)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(chǎng)需求巨大，但由于我國(guó)土壤污染問題與發(fā)達(dá)國(guó)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(duì)各國(guó)土壤修復(fù)經(jīng)驗(yàn)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(duì)性的管理策略，長(zhǎng)期的資金和先進(jìn)的技術(shù)支持是發(fā)達(dá)國(guó)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(guó)提供了很好的學(xué)習(xí)范例。

2　我國(guó)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(qiáng) 我國(guó)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(duì)我國(guó)22個(gè)水稻種植省份土壤Cd累積量進(jìn)行調(diào)查，顯示全國(guó)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(duì)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(dá)15倍。我們對(duì)該地區(qū)兩個(gè)典型農(nóng)業(yè)化鄉(xiāng)鎮(zhèn)Cd輸入通量進(jìn)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(jìn)一步促進(jìn)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(guó)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［9-10］。

王金貴［31］對(duì)我國(guó)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［32］對(duì)我國(guó)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(duì)農(nóng)作物重金屬累積量影響也較大。Ding等［33-34］通過盆栽實(shí)驗(yàn)研究了同一農(nóng)作物品種（胡蘿卜）在我國(guó)21種典型農(nóng)田土壤中的生長(zhǎng)情況，發(fā)現(xiàn)不同土壤收獲的胡蘿卜對(duì)Cd和Pb的累積差異近180倍和360倍。Rafiq等［32］指出我國(guó)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(duì)土壤重金屬累積量差異較大［3，33］。我們對(duì)湖南省某地農(nóng)田Cd含量的長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)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(duì)重金屬富集能力差異也較大［33-34］。Duan等［16］通過大田實(shí)驗(yàn)調(diào)查湖南省常見的471個(gè)水稻品種對(duì)As和Cd的累積差異，結(jié)果顯示不同品種對(duì)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(gè)品種表現(xiàn)出明顯的低Cd富集特性，有6個(gè)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(gè)小麥品種對(duì)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(gè)品種表現(xiàn)出低Cd富集特性，4個(gè)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(duì)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(xiǎn)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

2.2.1農(nóng)田土壤酸化嚴(yán)重 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［37-38］。Blake和Goulding［39］在英國(guó)洛桑試驗(yàn)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?mkens等［40］對(duì)臺(tái)灣土壤—水稻系統(tǒng)3 198個(gè)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(duì)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(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(guó)土壤酸化面積近200萬hm2，近年來糧田、菜園和果園酸化趨勢(shì)均有增加［41］。Guo等［42］指出1980―2000年我國(guó)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(yán)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(guó)近年來稻米Cd含量超標(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(guó)家（泰國(guó)、韓國(guó)、日本等）稻米Cd含量超標(biāo)問題不突出的主要原因之一［27-28，37］。

氮肥施用不當(dāng)、連作種植致酸作物及酸沉降是造成我國(guó)農(nóng)田土壤酸化的主要原因［41-42］。近30年來我國(guó)氮肥施用總量增長(zhǎng)了近200%，年氮肥消費(fèi)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(guó)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(jìn)一步加速了農(nóng)田土壤酸化［43］。據(jù)估算我國(guó)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(guó)國(guó)土的40%［41］。華中酸雨區(qū)（以長(zhǎng)沙、株洲，贛州和南昌為中心）酸雨頻率高達(dá)90%以上［41］，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［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(yùn)中存在密切的消長(zhǎng)關(guān)系［37，45-46］。長(zhǎng)期不合理的耕作制度會(huì)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(duì)重金屬的累積風(fēng)險(xiǎn)。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(zhǎng)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(duì)Cd和Ni的累積量分別是富Ca2+土壤中收獲的小麥對(duì)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(yùn)Cd過程密切相關(guān)。我們?cè)诤鲜∧车氐恼{(diào)查也發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤無定形錳（Mnox）低于82 mg kg-1時(shí)，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132 mg kg-1時(shí)，該風(fēng)險(xiǎn)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）［26，35］。我們通過大田實(shí)驗(yàn)進(jìn)一步驗(yàn)證了增施Mn肥（MnSO4）可有效降低稻米Cd超標(biāo)率（從100%降至33.3%）［35］。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(shí)際應(yīng)用時(shí)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(yùn)轉(zhuǎn)。

2.2.3不科學(xué)的發(fā)展方式 近年來由于勞動(dòng)力成本增加和稻米Cd含量超標(biāo)事件的發(fā)生，我國(guó)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(yíng)養(yǎng)元素，緩解重金屬危害。雖然我國(guó)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(shí)驗(yàn)指出長(zhǎng)期大量施用化肥會(huì)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(duì)重金屬的富集［44，48］。一些地區(qū)爭(zhēng)相購買國(guó)外進(jìn)口磷肥，而我國(guó)磷肥中重金屬含量顯著低于世界主要農(nóng)業(yè)大國(guó)［48］。以Cd為例，我國(guó)磷肥中Cd含量在0.08～3.6 mg kg-1，而摩洛哥和美國(guó)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(guó)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(guó)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(duì)土壤的擾動(dòng)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(guó)菜地重金屬污染趨勢(shì)增加明顯，24.1%、10.3%和9.2%的菜地Cd、Hg和As含量超出國(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)。Zhang等［51］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?cè)诤鲜∧车氐谋O(jiān)測(cè)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［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(yùn)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(guó)南方有1.7×106hm2雙季稻改為單季稻，產(chǎn)量損失達(dá)1.6×107t［53］。這不僅給我國(guó)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含量超標(biāo)問題。我們對(duì)湖南某地的長(zhǎng)期觀測(cè)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%［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(fēng)險(xiǎn)。因此政府應(yīng)加強(qiáng)對(duì)進(jìn)口磷肥產(chǎn)品的檢測(cè)，對(duì)農(nóng)用地耕種模式的監(jiān)督，對(duì)設(shè)施農(nóng)業(yè)合理施肥知識(shí)的普及和對(duì)國(guó)家相關(guān)政策的宣傳。

2.3　風(fēng)險(xiǎn)管控困難

2.3.1農(nóng)田土壤重金 屬累積趨勢(shì)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(huì)對(duì)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(duì)我國(guó)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。其中農(nóng)田土壤Cd年輸入通量高達(dá)1 417 t。以我國(guó)土壤Cd平均背景值（0.097 mg kg-1）為基礎(chǔ)［26］，在當(dāng)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(huì)在50年內(nèi)超過現(xiàn)行土壤Cd含量標(biāo)準(zhǔn)（0.3 mg kg-1）［54］。區(qū)域農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)Cd累積趨勢(shì)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(guó)稻米Cd安全質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（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(guó)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［12，44，48］。據(jù)測(cè)算僅從養(yǎng)豬場(chǎng)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(guó)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(duì)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(guó)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(shì)。

可見在整體環(huán)境質(zhì)量得以改善之前，我國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染持續(xù)累積趨勢(shì)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(xiǎn)。

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(yùn)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)［28，41，45］。張紅振等［57］對(duì)我國(guó)近30年來土壤—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(duì)湖南省某地水稻田和菜地重金屬含量的長(zhǎng)期檢測(cè)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(fēng)險(xiǎn)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(guó)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(duì)農(nóng)田重金屬污染土壤修復(fù)的完備體系。

當(dāng)前我國(guó)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(fèi)用高，且我國(guó)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(duì)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(duì)土壤擾動(dòng)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(zhǎng)緩慢［22，24］；農(nóng)藝修復(fù)措施（如水分管理、輪作等）操作簡(jiǎn)單，但修復(fù)周期長(zhǎng)，相關(guān)技術(shù)多停留在實(shí)驗(yàn)研究階段［1，58］。

我國(guó)于近年設(shè)立專項(xiàng)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(diǎn)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(zhǎng)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(yàn)［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(guó)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(shí)需求，在技術(shù)儲(chǔ)備及規(guī)?；瘧?yīng)用上與發(fā)達(dá)國(guó)家相比還存在較大差距。

2.3.4修復(fù)措施風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估機(jī)制缺失 近年來各種外來材料在我國(guó)污染農(nóng)田的應(yīng)用增加趨勢(shì)明顯［1，37］。但仍缺乏針對(duì)大面積修復(fù)措施長(zhǎng)期應(yīng)用的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(duì)重金屬的吸附量并降低農(nóng)作物對(duì)重金屬的富集［13，15］。據(jù)Lu等［59］估算，我國(guó)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(duì)湖南某地長(zhǎng)期監(jiān)測(cè)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(guó)家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)內(nèi)（0.3 mg kg-1）［29］。

石灰作為來源廣、價(jià)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(guó)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(huì)顯著增加。我們?cè)诤线M(jìn)行的多尺度石灰（溫室—小區(qū)—大田）實(shí)驗(yàn)也觀察到這一現(xiàn)象，可見石灰必須在間隔一定時(shí)間后再次施用（數(shù)據(jù)未刊出）。此外大量的石灰應(yīng)用會(huì)引起土壤板結(jié)，影響農(nóng)作物生長(zhǎng)［1］。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(duì)秸稈、石灰、鈍化劑、調(diào)理劑、改良劑等修復(fù)措施長(zhǎng)期施用的安全性和可持續(xù)性定量評(píng)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(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染防治對(duì)策和建議

我國(guó)未來經(jīng)濟(jì)轉(zhuǎn)型和產(chǎn)業(yè)升級(jí)仍需較長(zhǎng)時(shí)間［4，7］，可以預(yù)測(cè)到農(nóng)田重金屬污染形勢(shì)會(huì)越發(fā)嚴(yán)峻。我國(guó)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(guó)家那樣對(duì)污染土壤進(jìn)行大面積休耕。因此需要根據(jù)我國(guó)國(guó)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(píng)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(yùn)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(duì)我國(guó)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(xiǎn)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(jiān)持預(yù)防為主、保護(hù)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(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(shí)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(diǎn)，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(duì)農(nóng)用地實(shí)行等級(jí)評(píng)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(shí)推進(jìn)我國(guó)農(nóng)田土壤重金屬污染防治工作。

3.2　夯實(shí)土壤環(huán)境質(zhì)量調(diào)查與評(píng)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(yùn)驅(qū)動(dòng)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(gè)學(xué)科［1，7，10］。當(dāng)前我國(guó)各級(jí)政府部門和研究單位對(duì)農(nóng)田土壤調(diào)查、分析方法不統(tǒng)一，且多集中于對(duì)土壤重金屬總量的監(jiān)測(cè)。Edwards［61］指出在土壤重金屬含量分析過程中，實(shí)驗(yàn)室?guī)淼恼`差在2%～300%，而采樣造成的誤差可達(dá)近1000%。McBratney和Webster［62］指出區(qū)域環(huán)境評(píng)估可校正觀測(cè)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(shí)現(xiàn)對(duì)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(píng)估是對(duì)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(cè)精度，準(zhǔn)確掌握重金屬污染重點(diǎn)區(qū)域，有助于在農(nóng)田污染防治過程中對(duì)整體和局部的風(fēng)險(xiǎn)管控［9-10］。因此評(píng)估工作應(yīng)注重對(duì)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(shì)等內(nèi)容的多目標(biāo)評(píng)估。評(píng)估技術(shù)以土壤污染時(shí)空預(yù)測(cè)技術(shù)，多介質(zhì)多受體環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)和農(nóng)產(chǎn)品富集風(fēng)險(xiǎn)預(yù)測(cè)技術(shù)為主。其中土壤污染時(shí)空預(yù)測(cè)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(shí)間變化的模型分析，對(duì)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(xiǎn)管控的決策系統(tǒng)［29］；多介質(zhì)多受體環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)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(xiǎn)耦合關(guān)系分析，明確不同風(fēng)險(xiǎn)（污染風(fēng)險(xiǎn)、人體健康風(fēng)險(xiǎn)和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等）影響因子及其相互聯(lián)系［63］；農(nóng)產(chǎn)品富集風(fēng)險(xiǎn)預(yù)測(cè)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(cè)不同土壤條件下農(nóng)作物對(duì)重金屬的累積風(fēng)險(xiǎn)［33-34，45］。

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(jì)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(jì)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(shí)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(shì)，針對(duì)性地控制農(nóng)田重金屬污染趨勢(shì)。

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(diǎn)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(guó)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(guó)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、安全利用類和嚴(yán)格管控類。在類別劃分時(shí)，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(kuò)散規(guī)律等因素，盡量減少每一個(gè)劃分單元內(nèi)自然、社會(huì)經(jīng)濟(jì)和環(huán)境質(zhì)量等因素的差異，以增強(qiáng)風(fēng)險(xiǎn)管控和修復(fù)措施的針對(duì)性。

在制定針對(duì)具體單元或田塊的修復(fù)策略時(shí)，應(yīng)充分考慮不同修復(fù)技術(shù)的優(yōu)缺點(diǎn)，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(dāng)?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(duì)面積大、無污染或輕污染的優(yōu)先保護(hù)類農(nóng)田，應(yīng)用灌溉水清潔化技術(shù)［37］，加強(qiáng)對(duì)農(nóng)藥、化肥等農(nóng)田添加物中重金屬含量的監(jiān)測(cè)，確保農(nóng)田污染程度不上升。針對(duì)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(jiǎn)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(duì)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的擾動(dòng)。針對(duì)面積小、污染嚴(yán)重的嚴(yán)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(duì)于不適合應(yīng)用此類技術(shù)的嚴(yán)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(shí)應(yīng)注重借鑒國(guó)內(nèi)外修復(fù)經(jīng)驗(yàn)和先進(jìn)理念［2，15，21］，進(jìn)行修復(fù)技術(shù)的系統(tǒng)化集成研發(fā)，對(duì)尚處于研究階段的修復(fù)措施進(jìn)行工程化改造，建立經(jīng)濟(jì)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(jìn)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(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)

當(dāng)前我國(guó)對(duì)土壤和農(nóng)作物重金屬含量是否超標(biāo)的界定仍基于早年頒布的質(zhì)量分級(jí)基準(zhǔn)［1，33］，基準(zhǔn)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(shì)下的環(huán)境保護(hù)需求。目前基于風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的土壤環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)在發(fā)達(dá)國(guó)家廣泛應(yīng)用，而我國(guó)在該方面的研究還比較薄弱［34，40］。

我國(guó)土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB15618-1995）對(duì)重金屬的規(guī)定標(biāo)準(zhǔn)是粗略而固定的［54］。我們對(duì)湖南省某地農(nóng)田土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)閾值的推導(dǎo)顯示土壤重金屬環(huán)境閾值是動(dòng)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(fēng)險(xiǎn)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(yíng)養(yǎng)元素吸收量等評(píng)價(jià)指標(biāo)，推導(dǎo)基于人體健康風(fēng)險(xiǎn)的土壤環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)，保障我國(guó)農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)。此外我國(guó)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(biāo)準(zhǔn)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(biāo)，依托于針對(duì)全污染鏈條各環(huán)節(jié)的完整技術(shù)體系，實(shí)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(jì)、簡(jiǎn)單易行的農(nóng)田土壤重金屬污染治理方案，可有效推進(jìn)我國(guó)農(nóng)田污染防治工作的開展。結(jié)合國(guó)內(nèi)外農(nóng)田土壤污染治理經(jīng)驗(yàn)和我國(guó)國(guó)情，農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)是一項(xiàng)長(zhǎng)期綜合的系統(tǒng)工程，為順利落實(shí)“土十條”的各項(xiàng)要求，媒體應(yīng)減少“壞土壤”、“毒大米”等缺乏科學(xué)性的報(bào)道 ，加強(qiáng)相關(guān)專業(yè)知識(shí)的宣傳普及；政府部門應(yīng)高度重視糧食安全，落實(shí)相應(yīng)的法律、法規(guī)；科學(xué)家應(yīng)加強(qiáng)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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