重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用研究進(jìn)展與展望

黃道友，朱奇宏，朱捍華，許超，劉守龍

（中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所，亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長沙 410125）

日益加劇的土壤重金屬污染問題是目前嚴(yán)重制約我國農(nóng)業(yè)可持續(xù)穩(wěn)健發(fā)展的重要因子。根據(jù)2014年發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》，我國約有2 000萬hm2耕地受到了不同程度的重金屬污染，其中重度、中度污染面積近333.3萬hm2，且大多分布在經(jīng)濟(jì)發(fā)達(dá)地區(qū)和魚米之鄉(xiāng)，其主要污染物為鎘、砷、鉛等元素[1]。如何實(shí)現(xiàn)重金屬污染耕地的農(nóng)業(yè)安全利用，確保其農(nóng)用地性質(zhì)，不僅關(guān)系到我國的糧食安全和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，而且也關(guān)系到“兩型社會”建設(shè)和綠色發(fā)展，對維護(hù)社會穩(wěn)定、改善生態(tài)環(huán)境、提升農(nóng)產(chǎn)品競爭力等均有重要意義，已引起了黨和國家的高度重視。湖南是“有色金屬之鄉(xiāng)”，有色金屬行業(yè)在為國民經(jīng)濟(jì)發(fā)展做出巨大貢獻(xiàn)的同時(shí)，也帶來了環(huán)境污染和農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染，是我國耕地和農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染問題最為突出和典型的區(qū)域之一[2-3]。同時(shí)，該省又是農(nóng)業(yè)大省和我國糧、油、果、茶、菜等大宗農(nóng)產(chǎn)品的重要生產(chǎn)基地，其農(nóng)業(yè)生產(chǎn)特別是水稻生產(chǎn)在確保我國糧食安全中占有舉足輕重的地位。圍繞該省耕地重金屬污染問題，開展基于農(nóng)藝調(diào)控與生物削減有機(jī)結(jié)合、源頭防控與過程阻截相互配套等的技術(shù)攻關(guān)與示范，不僅可保障其重金屬污染耕地的農(nóng)業(yè)安全利用，也可為全國同類污染地區(qū)的耕地治理修復(fù)提供技術(shù)支撐與示范樣板。

從20世紀(jì)80年代末期開始，中國科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所（以下簡稱研究所）與省內(nèi)外科研機(jī)構(gòu)和相關(guān)管理部門緊密合作，一直致力于湖南省重金屬污染土壤工程治理與生態(tài)修復(fù)等方面的研究[4]，特別是自2006年3月暴發(fā)了“株洲馬家河人體鎘污染事件”以來，研究所將該領(lǐng)域的研究重點(diǎn)聚焦到了以鎘為代表的重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用上，先后承擔(dān)了國家自然科學(xué)基金委員會、科學(xué)技術(shù)部、農(nóng)業(yè)農(nóng)村部、生態(tài)環(huán)境部、中國科學(xué)院和湖南省等在該領(lǐng)域立項(xiàng)的課（專）題30多個(gè)，按照“摸清家底、因地制宜、分區(qū)治理、科學(xué)施策”的總體研究思路和“邊生產(chǎn)、邊治理、邊修復(fù)”的基本技術(shù)路徑，系統(tǒng)地開展了重金屬污染動(dòng)態(tài)長期定位監(jiān)測與典型重金屬污染地區(qū)詳查、重金屬低積累型與強(qiáng)耐性的農(nóng)作物主栽品種篩選、削減農(nóng)作物重金屬積累的農(nóng)藝調(diào)控、阻控農(nóng)作物重金屬吸收的原位鈍化，以及替代種植作物的耐受性及其修復(fù)潛力等研究，初步探明了湖南耕地環(huán)境和其主要農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染的現(xiàn)狀、成因與發(fā)展趨勢，篩選出了一批適于不同污染程度耕地種植的農(nóng)作物主栽品種供應(yīng)急性應(yīng)用，明確了肥水管理、葉面阻控、秸稈離田等農(nóng)藝調(diào)控措施削減農(nóng)作物重金屬積累，和施用爐渣、生石灰、海泡石、農(nóng)作廢棄物生物質(zhì)炭、腐植酸礦粉等單一物料及其復(fù)配制劑鈍化土壤重金屬等的效果，闡明了以苧麻為代表的麻類作物對鎘等重金屬的耐受性及其修復(fù)潛力與機(jī)理，確立了南方稻田土壤有效態(tài)鎘及鎘污染稻田鈍化效果評價(jià)的提取方法，構(gòu)建了一套較完整的以“輕度污染農(nóng)藝調(diào)控－中度污染鈍化降活－重度污染斷鏈改制”為核心的重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用綜合技術(shù)與多種實(shí)用模式，并在典型污染地區(qū)建成了1個(gè)“重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用技術(shù)研究開放平臺”和6處新技術(shù)新產(chǎn)品中試基地，形成的《鎘鉛污染農(nóng)田原位鈍化修復(fù)與安全生產(chǎn)技術(shù)體系創(chuàng)建及應(yīng)用》、《重金屬超標(biāo)土壤的農(nóng)業(yè)安全利用關(guān)鍵技術(shù)研究與應(yīng)用》和《稻米鎘污染控制技術(shù)研究與應(yīng)用》等代表性成果，分獲湖南省技術(shù)發(fā)明一等獎(jiǎng)和科技進(jìn)步二等獎(jiǎng)，產(chǎn)生了巨大的社會反響。

1 重金屬污染動(dòng)態(tài)監(jiān)測與典型污染地區(qū)詳查

從2006年起，研究所與湖南省農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境保護(hù)管理站（以下簡稱省農(nóng)環(huán)站）密切合作，全面展開了重金屬污染動(dòng)態(tài)監(jiān)測與典型重金屬污染地區(qū)詳查工作，以期探明全省重金屬污染的現(xiàn)狀、成因與發(fā)展趨勢，實(shí)現(xiàn)“摸清家底”的戰(zhàn)略目標(biāo)。

重金屬污染動(dòng)態(tài)定位監(jiān)測，是將省農(nóng)環(huán)站分布在全省14個(gè)市州、35個(gè)縣（市、區(qū)）的60個(gè)農(nóng)業(yè)環(huán)境質(zhì)量長期定位監(jiān)測點(diǎn)（以下簡稱監(jiān)測點(diǎn)），劃分為城郊農(nóng)區(qū)、工礦農(nóng)區(qū)、一般農(nóng)區(qū)3個(gè)生態(tài)經(jīng)濟(jì)類型區(qū)，常年監(jiān)測其土壤、農(nóng)產(chǎn)品、主要灌溉水源等的重金屬（包括鎘、鉛、汞、砷、鉻、鎳、銅、鋅8種元素）變化動(dòng)態(tài)。其中：城郊農(nóng)區(qū)布設(shè)在長沙、株洲、湘潭、邵東、寧鄉(xiāng)、醴陵、開福、天元、岳塘、蒸湘、雁峰、雙清、冷水灘等13個(gè)縣（市、區(qū)），共21個(gè)監(jiān)測點(diǎn)；工礦農(nóng)區(qū)布設(shè)在嘉禾、花垣、平江、安化、常寧、漣源、冷水江、蘇仙、云溪等9個(gè)縣（市、區(qū)），共15個(gè)監(jiān)測點(diǎn)；一般農(nóng)區(qū)布設(shè)在岳陽、華容、桃江、臨澧、桃源、安鄉(xiāng)、慈利、瀘溪、武岡、湘鄉(xiāng)、中方、赫山、資陽等13個(gè)縣（市、區(qū)），共24個(gè)監(jiān)測點(diǎn)。

典型重金屬污染地區(qū)詳查，重點(diǎn)是對株洲馬家河鎘污染區(qū)（區(qū)域面積233.3 hm2）、安化煙溪鎘污染區(qū)（333.3 hm2）、蘇仙棲鳳渡鎘鉛復(fù)合污染區(qū)（233.3 hm2）、嘉禾陶家河鎘砷復(fù)合污染區(qū)（898.8 hm2）、雙峰梓門橋鎘鉛砷復(fù)合污染區(qū)（426.7 hm2）等5個(gè)均曾發(fā)生過重金屬污染事件的典型地區(qū)，按每3.33 hm2采集1個(gè)土壤樣品及其對應(yīng)的農(nóng)產(chǎn)品樣品，重點(diǎn)分析鎘、鉛、砷3種元素，并根據(jù)不同地區(qū)的污染源特點(diǎn)，增加鉻、鎳、汞、銅、鋅等元素的分析。

1.1 污染概況

對照國家《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》[5]，分析60個(gè)監(jiān)測點(diǎn)土壤的重金屬污染狀況。2006年城郊農(nóng)區(qū)、工礦農(nóng)區(qū)、一般農(nóng)區(qū)的8種重金屬污染元素中至少有1種元素超標(biāo)的土壤樣本超標(biāo)率分別為33.33%、73.33%和25.00%，“三區(qū)”土壤樣本總的超標(biāo)率為40.00%；到2015年，則分別增加到了66.67%、86.67%、45.83%和63.33%；三大生態(tài)經(jīng)濟(jì)類型區(qū)土壤樣本中至少有兩種（及以上）元素的超標(biāo)率，2006年分別為14.29%（城郊農(nóng)區(qū)）、53.33%（工礦農(nóng)區(qū)）和12.50%（一般農(nóng)區(qū)），其總超標(biāo)率為23.33%，到2015年則依次增到了38.10%、80.00%、20.83%和41.67%。應(yīng)用單項(xiàng)污染指數(shù)和綜合污染指數(shù)對各點(diǎn)監(jiān)測結(jié)果進(jìn)行分析與評價(jià)，發(fā)現(xiàn)三大生態(tài)經(jīng)濟(jì)類型區(qū)的土壤污染程度均有所增加（2015年比2006年基本提升了1個(gè)級別）。監(jiān)測結(jié)果還表明，全省耕地重金屬污染呈現(xiàn)出“一線（京廣鐵路沿線）兩片（湘南片和湘西北片）”的區(qū)域分布特征，且以鎘污染為主，其余依次是砷、鉻、鉛、汞、鎳、銅、鋅污染。其中：工礦農(nóng)區(qū)以2種（及以上）元素的復(fù)合污染為主，占比超過80%；城郊農(nóng)區(qū)雖然也以2種（及以上）元素的復(fù)合污染為主，但其占比僅55%左右，一般農(nóng)區(qū)以單一元素（主要是鎘）污染為主，占比在75%以上。在復(fù)合污染的元素組合中，主要有鎘砷、鎘鉛、鎘砷鉛、鎘鎳鉻等類型。5個(gè)典型污染區(qū)的土壤詳查結(jié)果表明，如果從其土壤肥力而言，均在湖南土壤肥力分等定級標(biāo)準(zhǔn)的Ⅱ等二級以上[6]，屬較肥沃的土壤；但詳查區(qū)域內(nèi)代表性重金屬污染元素的單項(xiàng)污染指數(shù)，均達(dá)到了中度或者重度污染水平，其中，復(fù)合污染區(qū)的綜合污染指數(shù)達(dá)到了輕度或者中度污染水平。

對照國家《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》[7]，分析60個(gè)監(jiān)測點(diǎn)主要灌溉水源的重金屬污染狀況。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，城郊農(nóng)區(qū)灌溉水源中的重金屬總體超標(biāo)情況呈現(xiàn)出減弱趨勢，由最高年份（2007年）的35.33%降到了2015年的17.66%，其主要超標(biāo)物為鎘，部分監(jiān)測點(diǎn)有總汞或總砷的超標(biāo)；工礦農(nóng)區(qū)則總體呈上升趨勢，其超標(biāo)率由2006年的33.33%上升至2015年的55.66%，其主要超標(biāo)物為鎘、鉛和總砷，部分監(jiān)測點(diǎn)出現(xiàn)鉻（Ⅵ）、鋅和總汞等的超標(biāo)；一般農(nóng)區(qū)的主要超標(biāo)物是鎘或總砷，其超標(biāo)率由2006年的17.11%上升至2015年的24.33%，總體亦呈上升趨勢。應(yīng)用單項(xiàng)污染指數(shù)對三大生態(tài)經(jīng)濟(jì)類型區(qū)的灌溉水中代表性重金屬污染元素進(jìn)行分析與評價(jià)，發(fā)現(xiàn)除工礦農(nóng)區(qū)的灌溉水質(zhì)受到輕微或輕度污染外，城郊農(nóng)區(qū)的處于尚清潔狀態(tài)，一般農(nóng)區(qū)則處于清潔狀態(tài)。5個(gè)典型污染區(qū)的灌溉水源詳查結(jié)果表明，灌溉水中代表性重金屬污染元素的單項(xiàng)污染指數(shù)，均達(dá)到了輕微或輕度污染水平，其中，復(fù)合污染區(qū)的綜合污染指數(shù)達(dá)到了輕微污染水平。

對照國家《食品中污染物限量》標(biāo)準(zhǔn)[8]，分析60個(gè)監(jiān)測點(diǎn)主要農(nóng)產(chǎn)品的重金屬污染狀況。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，各監(jiān)測點(diǎn)水稻、蔬菜等農(nóng)產(chǎn)品重金屬的超標(biāo)現(xiàn)象愈來愈重。城郊農(nóng)區(qū)和工礦農(nóng)區(qū)的超標(biāo)元素主要是鎘、鉛和砷，部分監(jiān)測點(diǎn)出現(xiàn)汞、鉻等超標(biāo)現(xiàn)象；一般農(nóng)區(qū)主要是鎘超標(biāo)，少部分監(jiān)測點(diǎn)出現(xiàn)砷、鉛、汞的超標(biāo)。以鎘為例，城郊農(nóng)區(qū)稻米鎘超標(biāo)率由2006年的50.00%上升到了2015年的87.50%、蔬菜鎘超標(biāo)率由42.86%上升到了80.95%，稻米和蔬菜總的超標(biāo)率由2006年的45.95%上升到了2015年的83.78%；工礦農(nóng)區(qū)稻米鎘超標(biāo)率由2006年的83.33%上升到了2015年的100.00%、蔬菜鎘超標(biāo)率由80.00%上升到了100.00%，稻米和蔬菜總的超標(biāo)率由2006年的80.95%上升到了2015年的100.00%；一般農(nóng)區(qū)稻米鎘超標(biāo)率由2006年的33.33%上升到了2015年的54.17%、蔬菜鎘超標(biāo)率由25.00%上升到了58.33%，稻米和蔬菜總的超標(biāo)率由2006年的29.17%上升到了2015年的56.25%；“三區(qū)”主要農(nóng)產(chǎn)品總的超標(biāo)率由2006年的45.28%上升到了2015年的74.53%。監(jiān)測結(jié)果還表明，三大生態(tài)經(jīng)濟(jì)類型區(qū)水稻、蔬菜等農(nóng)產(chǎn)品的鎘污染程度均增加了1～2個(gè)級別：城郊農(nóng)區(qū)由2006年的輕微污染或輕度污染提高到了2015年的輕度或者中度污染水平，工礦農(nóng)區(qū)的由輕度污染或中度污染提高到了重度污染水平，一般農(nóng)區(qū)的由尚清潔或輕微污染提高到了輕微或輕度污染水平。5個(gè)典型污染區(qū)的農(nóng)產(chǎn)品詳查結(jié)果表明，稻米、蔬菜、水果等主要農(nóng)產(chǎn)品的代表性重金屬污染元素的單項(xiàng)污染指數(shù)，均達(dá)到了重度或中度污染水平，其中，復(fù)合污染區(qū)的綜合污染指數(shù)達(dá)到了中度或輕度污染水平，已不再適宜食用。

1.2 成因分析

研究表明，湖南重金屬污染的成因除了點(diǎn)源污染與面源污染重疊、土壤背景值偏高、大氣沉降污染、長期污灌、工礦廢渣或污泥直接農(nóng)用等因素外[2]，還與長期施用有機(jī)肥和秸稈還田、土壤酸化、酸雨等密切相關(guān)。

Rao等[9]通過長期（30年）施肥定位試驗(yàn)研究了不施肥（CK）、常規(guī)施肥（NPK）、高氮化肥+常規(guī)磷鉀化肥（HN）、常規(guī)施肥+秸稈還田（ST）、低量有機(jī)肥（LM）、高量有機(jī)肥（HM）等6個(gè)處理鎘的積累、分布及其活性等。發(fā)現(xiàn)長期施用有機(jī)肥會導(dǎo)致土壤鎘的積累，LM處理表層土壤（0～10 cm）的全鎘量較CK增加了36.2%（P＜0.05）、HM處理的則增加了81.2%（P＜0.01），兩個(gè)處理土壤有效態(tài)鎘（CdDTPA）含量較CK分別增加了17.3%（P＜0.05）和87.8%（P＜0.01），且HM處理在較深土壤層中的累積明顯，其活性也大幅增加：10～40 cm土層中的全鎘量較CK增加28.3%～225%（P＜0.01）、CdDTPA含量較CK增加116%～158%（P＜0.01）。此外，長期施用有機(jī)肥，還明顯增加土壤各團(tuán)聚體（＞2.0，1.0～2.0，0.5～1.0，0.25～0.5，0.053～0.25，＜0.053 mm）內(nèi)鎘的活性（P＜0.05）。ST處理土壤中的鎘積累、分布及其活性的演變趨勢，與LM處理的相似。

利用省農(nóng)環(huán)站提供的2011—2013年全省耕地重金屬污染初查資料（土壤及其對應(yīng)的晚稻共39 642對樣品，采樣密度為每10 hm2采集1對土壤與稻谷樣品）和相關(guān)歷史資料，分析湖南過去30年來的土壤酸化狀況、量化鎘對水稻的有效性及其與土壤酸堿度（pH）的關(guān)系[10]。對測定出的土壤pH值、全鎘、有效態(tài)鎘（CdDTPA）和稻米鎘等數(shù)據(jù)，以土壤pH值0.1為間隔單元來分析全部數(shù)據(jù)。結(jié)果表明，從20世紀(jì)80年代初期起至2014年間，稻田土壤pH的平均值由6.2降至5.3，年均下降0.031（P＜0.01），主要分布區(qū)間亦由5.2～6.8（占比85.9%）下降到4.4～6.0（87.1%），且＜6.0的占比由50.8%上升到了89.0%，土壤酸化嚴(yán)重。分析結(jié)果還發(fā)現(xiàn)，稻米鎘富集系數(shù)、有效態(tài)鎘占全鎘比值均與土壤pH值呈分段線性關(guān)系。土壤pH值在4.0～5.5之間時(shí)，稻米鎘富集系數(shù)對數(shù)值（log(Cdrice/Cdtot)）基本維持在-0.062左右；土壤pH值在6.9～7.3之間時(shí)，log(Cdrice/Cdtot) 則基本維持在-1.310左右；而當(dāng)土壤pH值為 5.5～6.9與 7.3～8.2時(shí)，log(Cdrice/Cdtot)呈顯著線性下降態(tài)勢（P＜0.01）。土壤中有效態(tài)鎘占全鎘比值對數(shù)值log(CdDTPA/CdT)的變化，基本與log(Cdrice/Cdtot)的變化相似。表明土壤酸化大幅增加了水稻積累鎘的風(fēng)險(xiǎn)。

大量調(diào)查研究結(jié)果表明，輕度污染稻作區(qū)內(nèi)稻草中的鎘含量為0.42～3.14 mg/kg，其均值為(1.18±0.56) mg/kg；中、重度污染稻作區(qū)的為1.05～10.2 mg/kg，其均值為 (6.24±2.12) mg/kg。Rao 等[9]研究結(jié)果已表明，長期實(shí)施秸稈還田措施會增加土壤鎘積累的風(fēng)險(xiǎn)。此外，通過盆栽模擬試驗(yàn)，重點(diǎn)研究了被鎘污染的稻草還田后對清潔土壤（pH=4.72）和被鎘污染的土壤（pH=7.90）有效態(tài)鎘（CdDTPA）含量及鎘形態(tài)分布的影響[11-12]。結(jié)果表明：清潔土壤添加被污染的稻草后，CdDTPA含量可增加23.5%～225.0%（P＜0.01）；其土壤的酸提取態(tài)和可還原態(tài)鎘所占比例明顯提高（P＜0.05），而殘?jiān)鼞B(tài)和可氧化態(tài)鎘所占比例則相對降低，其效果隨著被污染稻草的用量增加而增強(qiáng)（P＜0.05）；鎘污染土壤添加被污染的稻草后，CdDTPA含量顯著增加（P＜0.01），且酸提取態(tài)和還原態(tài)鎘所占的比例明顯提高（P＜0.05），其效果亦隨被污染稻草的用量增加而顯著增強(qiáng)（P＜0.01）。這表明被污染稻草中的鎘在還田后具有較高的活性，被鎘污染的稻草進(jìn)入清潔土壤后（易地還田）會帶來鎘污染的擴(kuò)散風(fēng)險(xiǎn)、進(jìn)入被鎘污染的土壤后（就地還田）會大幅增加鎘污染的風(fēng)險(xiǎn)。

湖南酸雨現(xiàn)象普遍，大中城市（甚至部分城鎮(zhèn)）和工礦區(qū)幾乎“逢雨必酸”[3]。通過酸雨（pH值為3.5～6.5）環(huán)境模擬實(shí)驗(yàn)，研究了第四紀(jì)紅色粘土母質(zhì)發(fā)育的水稻土中鎘、鉛等重金屬的淋溶狀況[13]。發(fā)現(xiàn)酸雨酸強(qiáng)度增大，可明顯增強(qiáng)土壤鎘、鉛等重金屬的淋溶風(fēng)險(xiǎn)及其活性（P＜0.05），且鉛比鎘更為敏感。表明湖南“逢雨必酸”的生態(tài)環(huán)境，加重了鎘、鉛等重金屬污染的危害。

1.3 發(fā)展趨勢與治理戰(zhàn)略

根據(jù)60個(gè)監(jiān)測點(diǎn)的長期定位監(jiān)測結(jié)果，湖南省耕地及其主要農(nóng)產(chǎn)品重金屬污染的總體發(fā)展趨勢是污染程度不斷加重，污染面積不斷擴(kuò)大，污染區(qū)域由城郊農(nóng)區(qū)、工礦農(nóng)區(qū)向一般農(nóng)區(qū)快速推進(jìn)。因此，應(yīng)按照國務(wù)院2016年5月發(fā)布的《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》和2018年8月頒布的《中華人民共和國土壤污染防治法》等有關(guān)精神和規(guī)定，將治理修復(fù)的戰(zhàn)略重點(diǎn)放在城郊農(nóng)區(qū)與工礦農(nóng)區(qū)，同時(shí)要進(jìn)一步加強(qiáng)一般農(nóng)區(qū)的保護(hù)與預(yù)防。

2 低積累型與強(qiáng)耐性農(nóng)作物主栽品種篩選

以鎘為主攻靶向，通過盆栽試驗(yàn)、田間微區(qū)試驗(yàn)和大田中試等手段，從農(nóng)作物對重金屬的低積累和強(qiáng)耐性兩個(gè)方面，篩選并確定一批適于湖南不同污染類型和污染程度耕地種植的農(nóng)作物及其主栽品種，研發(fā)與之相配套的高產(chǎn)高效栽培技術(shù)供應(yīng)急性推廣應(yīng)用，為重金屬污染地區(qū)的耕地實(shí)現(xiàn)農(nóng)業(yè)安全利用提供最基本、最可靠的源頭控制技術(shù)保障。

目前，已累計(jì)對近400多個(gè)糧食、油料、蔬菜等農(nóng)作物主栽品種（其中水稻品種110個(gè)）進(jìn)行盆栽初選、150多個(gè)主栽品種進(jìn)行田間微區(qū)復(fù)選、近100個(gè)主栽品種進(jìn)行大田中試，以低于國家《食品中污染物限量》標(biāo)準(zhǔn)值的1.5倍為評判依據(jù)，確定重金屬低積累型的農(nóng)作物及其主栽品種。與此同時(shí)，對近100個(gè)麻類作物、能源植物、桑樹等品種直接進(jìn)行田間微區(qū)篩選，以產(chǎn)品中鎘、鉛等重金屬含量不超過國家（際）相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)、產(chǎn)量（值）不低于一般農(nóng)區(qū)的90%為評判依據(jù)，確定強(qiáng)耐重金屬污染的農(nóng)作物及主栽品種。

2.1 適于中輕度污染耕地種植的低積累型農(nóng)作物及其品種

水稻：主要有湘早秈42號、湘早秈45號、中嘉早17、株兩優(yōu)189、株兩優(yōu)813、湘早優(yōu)143等早稻品種，湘晚秈12號、湘晚秈17號、中優(yōu)9918、C兩優(yōu)87、兩優(yōu)336、C兩優(yōu)266、C兩優(yōu)7號、金優(yōu)284等晚稻品種，Y兩優(yōu)19、德香4103、C兩優(yōu)7號、C兩優(yōu)386、C兩優(yōu)651等中稻品種。

玉米：主要有中科10號、登海669、登海605、渝單8號、豫豐玉88、湘康玉2號、康農(nóng)668、新中玉801等品種。

薯類：主要有湘薯10、13、15、17號，紅薯431、湘紅2號、京薯6號等甘薯品種，以及中薯2號、費(fèi)烏瑞它（Favorita）、東農(nóng)303等馬鈴薯品種。

油菜：中雙10號、核雜6號、蜀油168、德新油59、常油雜83等品種。

大豆：湘春豆26、湘春豆21、湘春豆13、湘春豆22、桂油2008-6、天隆一號等品種。

蔬菜：主要有LJ-87、中椒4號、湘研3號、湘研9號、湘研15號等辣椒品種，德日2號、武雜3號、春不老和浙大長等白蘿卜品種，佳粉15號、毛粉802號等西紅柿品種，湘早茄6號、湘早茄9號等早熟系列茄子，以及泰國黃葉莧菜、四月慢小白菜和夏優(yōu)1號、魯白早熟系列大白菜等。

2.2 適于重度污染耕地種植的強(qiáng)耐性農(nóng)作物及其品種

苧麻：主要有富順青麻、湘苧3號、中苧1號、湘苧2號、華苧3號、華苧4號、華苧5號、川苧5號、川苧7號、川苧8號、贛苧4號等品種[14]。

紅麻：主要有中紅麻13號、中紅麻12號、中紅麻11號、中雜紅305、ZH-01、浙紅3號、福紅13號、閩紅298、閩紅964紅麻等品種[15]。

黃麻：主要有湘黃麻3號、中引黃麻2號、黃麻179、福黃麻3號、閩黃1號黃麻等品種[16]。

亞麻：主要有黑亞18號、黑亞14號、黑亞10號、吉亞3號和云亞1號等品種[17]。

桑樹：主要有湘桑6號、蠶專4號、吳花×滸星、華秋×明昭等品種。

能源植物：主要是美國“阿爾托”生物質(zhì)能源高粱系列品種，包括阿爾托1、2、4、5、6號，和阿爾托601等品種。

3 削減重金屬積累農(nóng)藝調(diào)控措施與機(jī)理研究

為不影響污染地區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)與農(nóng)民收益，“邊生產(chǎn)、邊治理”是實(shí)現(xiàn)區(qū)域性大面積輕（中）度重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用的基本技術(shù)路徑。因此，圍繞田間肥水科學(xué)管理、葉面噴施阻控、農(nóng)作物秸稈離田等問題開展相關(guān)研究，以期構(gòu)建輕（中）度污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用的農(nóng)藝綜合調(diào)控技術(shù)。

3.1 肥水管理

通過盆栽模擬實(shí)驗(yàn)，研究了顆粒狀尿素（PU，施用量為0.2 gN/kg）、聚合物包膜尿素（PCU，0.2 gN/kg）和硫包衣尿素（SCU，0.2 gN/kg）3種氮肥形態(tài)對土壤鎘的活性以及水稻對鎘積累的影響[18]。施用SCU，可降低氯化鈣提取態(tài)鎘和標(biāo)準(zhǔn)毒性浸出法提取態(tài)鎘（CdTCLP）的含量，其降幅分別為15.4%（P＜0.05）和56.1%（P＜0.01）；施用PCU，亦可降低上述兩種提取態(tài)鎘的含量，但其降幅沒有SCU的明顯。鎘賦存形態(tài)分析結(jié)果表明，施用SCU與PCU，可顯著降低土壤中的可交換態(tài)鎘含量（P＜0.01）、明顯增加土壤中的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鎘含量（P＜0.05）。檢測稻米鎘的含量，施用SCU的處理較PU降低了29.1%（P＜0.01），施用PCU的處理較PU降低了11.7%（P＜0.05）。表明施用SCU、PCU兩種形態(tài)的氮素化肥，可有效減少鎘污染耕地水稻籽粒鎘的積累。

根據(jù)測土配方施肥和平衡施肥技術(shù)原理，通過系統(tǒng)調(diào)整復(fù)混肥中各養(yǎng)分源的原料及其配比，在確?？傪B(yǎng)分含量（N—P2O5—K2O≥25%）的前提下，盡可能多地選用鈣鎂磷肥、鐵錳氧化物、高嶺土、膨潤土、爐渣等具有降低土壤有效態(tài)鎘、鉛含量的物料（使其占比由原來的10%～15%提高到36.5%～50.5%），研發(fā)出了水稻、玉米和蔬菜3種降鎘鉛專用復(fù)混肥[19-21]。與常規(guī)復(fù)混肥相比，研發(fā)出的專用復(fù)混肥具有可有效降低土壤中鎘等重金屬的活性和農(nóng)產(chǎn)品中鎘等重金屬的含量、提高養(yǎng)分利用率、增加作物產(chǎn)量、防控土壤酸化、保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全等特點(diǎn)，有效解決了施肥技術(shù)與降鎘鉛技術(shù)相分離的問題，擴(kuò)展了肥料功能與效能。其中：水稻降鎘鉛功能專用復(fù)混肥，使稻谷增產(chǎn)7.1%～10.2%（P＜0.10），土壤有效態(tài)鎘（CdDTPA）和稻米鎘分別降低31.9%～58.5% （P＜0.01）和28.7%～51.7% （P＜0.05）、土壤有效態(tài)鉛（PbDTPA）和稻米鉛分別降低 28.7%～48.2%（P＜ 0.05） 和 26.5%～33.8%（P＜0.05），氮素（N）利用率提高1.3～1.7個(gè)百分點(diǎn)、磷素（P）利用率提高1.7～2.1個(gè)百分點(diǎn)，連續(xù)施用3年后土壤pH值提高0.09～0.15，可基本保證輕微或部分輕度污染耕地實(shí)現(xiàn)水稻安全生產(chǎn)[19]；玉米降鎘鉛功能專用復(fù)混肥，同等產(chǎn)量條件下可減少 5～20 kgP2O5/hm2和 12～24 kgK2O/hm2的 肥 料 用量，CdDTPA和玉米籽粒中鎘分別降低48.8%～54.2%（P＜0.01）和44.3%～59.3%（P＜0.01）、PbDTPA和玉米籽粒中鉛分別降低38.1%～44.7%（P＜0.05）和 43.4%～45.4%（P＜ 0.01），氮的利用率提高2.1～2.4個(gè)百分點(diǎn)、磷提高2.0～2.4個(gè)百分點(diǎn)，連續(xù)施用3年后土壤pH值提高0.11～0.23，可基本保證輕度污染耕地實(shí)現(xiàn)玉米安全生產(chǎn)[20]；蔬菜降鎘鉛功能專用復(fù)混肥，同等產(chǎn)量條件下可減少5%～10%P2O5、3%～8% K2O的肥料用量，CdDTPA和蔬菜（食用部分）鎘分別降低41.3%～52.3%（P＜0.01）與 30.1%～54.2%（P＜ 0.01）、PbDTPA和 蔬 菜（ 食用部分）鉛分別降低36.0%～58.5%（P＜0.01）與 27.9%～51.0%（P＜ 0.05）， 氮 的 利 用 率 提 高1.1～1.5個(gè)百分點(diǎn)、磷提高1.9～2.6個(gè)百分點(diǎn)，連續(xù)施用3年后土壤pH值提高0.18～0.30，可基本保證輕微或部分輕度污染園地實(shí)現(xiàn)蔬菜安全生產(chǎn)[21]。

前期研究結(jié)果表明，水稻采用全生育期淺層淹水（水深1～3 cm）技術(shù)，可使早稻米鎘含量降低16.8%～29.6%、晚稻米鎘含量降低14.1%～23.2%（P＜0.05），但該技術(shù)不可連續(xù)多年應(yīng)用（可能誘發(fā)稻田土壤次生潛育化的風(fēng)險(xiǎn)），也不可用于鎘砷復(fù)合污染的稻田（可能會導(dǎo)致稻米砷含量的增加）[22]。近3年來，通過田間試驗(yàn)與示范，發(fā)現(xiàn)在充分曬田后，再在孕穗中期至收獲前8～10 d重新實(shí)施淺層淹水措施，輕度污染稻田（＜0.6 mgCd/kg）的CdDTPA含量與稻米鎘含量，早稻生產(chǎn)季可分別降低15%和12%、晚稻生產(chǎn)季可分別降低12%和15%，其效果還有待進(jìn)一步驗(yàn)證。

3.2 葉面阻控

呂光輝等[23]通過田間試驗(yàn)研究了葉面噴施不同濃度鋅（1～5 gZnSO4/L）對水稻鎘、鋅積累的影響。葉面噴施不同濃度的鋅，對水稻產(chǎn)量無明顯影響（P＞0.05），但水稻各主要器官中的鎘含量有所降低、鋅含量有所增加，且稻米鎘含量下降9.0%～47.8%（P＜0.05）、鋅含量提高31.7%～55.6%（P＜0.01），其效果以噴施4～5 gZnSO4/L的最佳；研究結(jié)果還表明，水稻從根到第一節(jié)的鎘轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF第一節(jié)/根）、旗葉到第一節(jié)的鎘轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF第一節(jié)/旗葉）、穗軸到稻米的鎘轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF稻米/穗軸），分別降低了5.8%～43.7%、1.0%～30.3%和4.7%～26.7%，且稻米鎘含量與 TF第一節(jié)/根、TF稻米/穗軸、根部鎘含量間呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）。葉面噴施鋅能有效降低稻米鎘含量，應(yīng)是噴施鋅后抑制了根部對鎘的吸收、降低了根和旗葉向水稻第一節(jié)以及穗軸向籽粒的轉(zhuǎn)運(yùn)所引起，噴施4～5 gZnSO4/L是葉面阻控水稻籽粒積累鎘的較適宜用量。

3.3 秸稈離田

研究表明，長期實(shí)施秸稈還田尤其是污染秸稈還田將會增加土壤鎘等重金屬的積累風(fēng)險(xiǎn)[9,11-12]。因此，為探明秸稈離（還）田對土壤鎘等重金屬的削減效應(yīng)及轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)理，從2015年初開始，設(shè)置了不同季別、數(shù)量、方式的稻草離（還）田長期定位監(jiān)測試驗(yàn)。前3年的研究結(jié)果初步表明，稻草離田后，土壤全鎘量可年均降低1%左右、稻米鎘含量較稻草還田的降低10%以上，但仍有待進(jìn)一步驗(yàn)證。

3.4 綜合調(diào)控

沈欣等[24-25]通過盆栽模擬實(shí)驗(yàn)和田間試驗(yàn)，研究了種植鎘低積累水稻品種（Variety，V）、采用全生育期淺層淹水灌溉（Irrigation，I）和施用生石灰調(diào)節(jié)土壤酸堿度（pH，P）3種單項(xiàng)農(nóng)藝措施及其組合配套措施（IP、IV、VP、VIP）在4種典型成土母質(zhì)（第四紀(jì)紅土、板頁巖、河流沖積物、酸性紫色土）發(fā)育的水稻土（紅黃泥、黃泥田、河潮泥、酸紫泥）上對水稻鎘積累的影響與機(jī)理。

研究結(jié)果表明：不同農(nóng)藝措施的處理，對4種典型水稻土的土壤pH值都有不同程度的增加、對其土壤有效態(tài)鎘（CdNH4OAc）含量均有一定程度的降低。其中：I、V、IV等3個(gè)處理對提高土壤pH值和降低CdNH4OAc含量的影響較小（P＞0.05），P、IP、VP、VIP等4個(gè)處理能顯著提高土壤pH值（P＜0.01）、降低CdNH4OAc含量（P＜0.01）。同時(shí)，不同農(nóng)藝措施處理的土壤pH值與CdNH4OAc含量在4種典型水稻土上均存在著極顯著的負(fù)相關(guān)（P＜0.01），且I、P間存在著顯著的交互作用（P＜0.01），說明施用生石灰調(diào)節(jié)土壤pH值和采用全生育期淺層淹水可有效降低土壤有效態(tài)鎘的含量。

各單項(xiàng)農(nóng)藝措施處理，對4種典型水稻土稻米鎘含量均有較大幅度地降低，其中：P、V處理與CK（常規(guī)種植方式）的差異均達(dá)到了極顯著水平（P＜0.01）、I處理與CK的差異亦達(dá)到了顯著水平（P＜0.05），其降鎘效果均是P＞V＞I；各組合配套處理中，4種典型水稻土均以VIP處理效果最好，其稻米鎘含量較CK下降了52.6%～61.5%（P＜0.01），其余依次是IP＞PV＞IV。對7種農(nóng)藝調(diào)控措施的降鎘效果進(jìn)行總體評價(jià)排序，4種典型水稻土均是VIP＞IP＞PV＞P＞V＞IV＞I。與此同時(shí)，7種農(nóng)藝措施亦可有效降低4種典型水稻土稻草、稻殼等水稻地上部鎘含量。

不同種類的水稻土，其水稻籽粒對鎘富集的差異較大（P＜0.05）。上述4種典型水稻土中，早稻籽粒對鎘富集的大小依次是河潮泥＞紅黃泥＞黃泥田＞酸紫泥、晚稻籽粒對鎘富集的大小依次是河潮泥＞酸紫泥＞紅黃泥＞黃泥田；農(nóng)藝綜合調(diào)控降鎘技術(shù)措施，即VIP組合配套處理，在不同種類土壤和水稻生產(chǎn)季別上的適用閾值（即確保稻米鎘含量控制在國家標(biāo)準(zhǔn)允許值0.2 mg/kg以內(nèi)的土壤全鎘量）亦不相同：紅黃泥、黃泥田、河潮泥、酸紫泥4種典型水稻土，早稻VIP的適用閾值分別為0.74、0.83、0.26、0.95 mg/kg，晚稻VIP的適用閾值分別為1.59、1.66、0.72、1.27 mg/kg，同一種土壤早、晚稻間的VIP適用閾值差異較大（P＜0.05）。

4 阻控重金屬吸收原位鈍化技術(shù)與機(jī)理研究

在重金屬污染耕地中施用適宜、適量的鈍化物料來降低其土壤重金屬活性、減少農(nóng)作物對重金屬吸收與積累、降低農(nóng)產(chǎn)品中重金屬含量并使其達(dá)標(biāo)，是目前實(shí)現(xiàn)重金屬污染耕地尤其是中度污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用的主要技術(shù)途徑之一。在深入探討爐渣、生石灰、農(nóng)作廢棄物生物質(zhì)炭、海泡石、腐植酸礦粉和鈣鎂磷肥等單一物料鈍化土壤重金屬效果與機(jī)理的基礎(chǔ)上，重點(diǎn)開展了以上述物料為基質(zhì)的土壤重金屬復(fù)合鈍化劑配方及其復(fù)配制劑應(yīng)用技術(shù)與效果的研究，以期構(gòu)建中度污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用的原位鈍化技術(shù)。

4.1 單一鈍化物料的效果與機(jī)理

生石灰是當(dāng)前酸性鎘污染耕地最常用、最廉價(jià)的土壤重金屬鈍化物料。通過對湖南省48個(gè)“百畝”水稻降鎘技術(shù)示范片和33個(gè)施用生石灰試驗(yàn)點(diǎn)（用量為1.50 t/hm2，土壤pH值為5.0～6.8、全鎘為0.12～1.25 mg/kg，每0.67 hm2采集1對土壤和晚稻樣品）的分析，明確了施用生石灰對稻田土壤pH值和有效態(tài)鎘的影響。連續(xù)2年施用生石灰后，土壤pH值平均提高0.5（最大為1.4），稻米鎘均值由0.34 mg/kg降至0.22 mg/kg（降幅為35.3%），土壤pH值的增幅與稻米鎘富集系數(shù)對數(shù)值的降幅呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），說明土壤pH值的增加是稻米鎘降低的主要原因之一[10]。Zhang等[26]通過田間試驗(yàn)研究發(fā)現(xiàn)，土壤pH值與土壤有效態(tài)鐵（FeCaCl2）和有效態(tài)鎘（ CdCaCl2）的含量呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），且根表的鐵濃度與 CdCaCl2、稻米鎘含量呈顯著正相關(guān)（P＜0.01），施用生石灰后大幅降低了土壤中鐵還原菌（IRB）的豐度（P＜0.05）。因此，施用生石灰提高土壤pH值、改變土壤中IRB的組成及多樣性，從而降低了土壤中FeCaCl2、CdCaCl2含量，最終了導(dǎo)致稻米鎘含量的降低[26]。

火力發(fā)電廠燃煤完全燃燒后產(chǎn)生的廢棄物－爐渣（以下簡稱電廠爐渣），其pH值約為10.5左右，主要成分為硅、鈣、鎂、錳、鐵等的氧化物，其中：SiO2含量為60%～70%，CaO、MgO、MnO2、Fe2O3等的總量為15%～20%，在早期的研究過程中被用作了土壤重金屬的鈍化物料[22]。在重度污染的酸紫泥（土壤pH值為5.43、CdDTPA為2.74 mg/kg）和黃泥田（土壤pH值為5.72、CdDTPA為3.73 mg/kg）中，一次性儲備施用11.25～30.00 t/hm2的電廠爐渣，施用當(dāng)年土壤 pH 值提高了 0.67～1.35（P＜0.01）、CdDTPA降低了58.8%～88.1%（P＜0.01），稻米鎘降低了51.4%～75.7%（P＜0.01）；酸紫泥中施用15.0 t/hm2電廠爐渣、黃泥田中施用22.5 t/hm2電廠爐渣，均可使稻米鎘降至0.2 mg/kg以下，且其效果能連續(xù)保持4～5季的水稻生產(chǎn)；鎘的賦存形態(tài)分析結(jié)果表明，交換態(tài)鎘較CK（不施電廠爐渣）降低了38.5%～58.4%（P＜0.01），碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)鎘，依次較CK增加了169.2%～269.2% （P＜0.01）、53.3%～93.3% （P＜0.01）、40.0%～57.1%（P＜0.05）和281.0%～333.3% （P＜0.01）。

生物質(zhì)炭用作土壤重金屬的鈍化物料是目前研究的熱點(diǎn)，農(nóng)作廢棄物生物質(zhì)炭的應(yīng)用可能是重金屬污染耕地一種可持續(xù)的鈍化方法。以花生殼、麥秸、稻草等農(nóng)作廢棄物為原料，分別制成花生殼炭（PBC）、麥秸炭（WBC）和稻草炭（OSC）來探討生物質(zhì)炭鈍化土壤重金屬的效果與機(jī)理[27-30]。研究結(jié)果表明，3種生物質(zhì)炭施入到被鎘、鉛污染的耕地后，大幅增加了土壤對鎘、鉛離子的非靜電吸附（P＜0.01），顯著提高了土壤的pH值、陽離子交換量、水溶性硫酸根離子和可溶性有機(jī)碳（P＜0.01），從而有效地降低了土壤中的鎘、鉛活性和稻米中的鎘、鉛含量：土壤中的有效態(tài)鎘（ CdMgCl2）、鉛（PbMgCl2）分別降低了40.4%～45.7%（P＜0.05）和68.6%～79.0%（P＜0.01），稻米中的鎘、鉛含量分別降低了38.5%～44.8%（P＜0.05）和60.8%～74.2%（P＜0.01），且PBC的降低效果比WBC、OSC的更好（P＜0.05）。土壤重金屬賦存形態(tài)分析表明，施入上述農(nóng)作廢棄物生物質(zhì)炭后，鎘的賦存形態(tài)由酸提取態(tài)向可氧化態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化、鉛的賦存形態(tài)由酸提取態(tài)向可還原態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)轉(zhuǎn)化，從而降低了土壤中的鎘、鉛活性。值得注意的是農(nóng)作廢棄物自身常含有一定量的鎘、鉛等重金屬污染物。為此，研究了被重金屬污染的OSC（ROSC）在不同污染程度耕地中的應(yīng)用效果[30]。結(jié)果表明，在輕度和重度污染的耕地中施用ROSC，均顯著增加了土壤有效態(tài)的鎘（ CdCaCl2）、鉛（ PbCaCl2）含量（P＜0.01）；在輕度污染耕地中生長的作物鎘、鉛含量有所增加（P＜0.05），在重度污染耕地中生長的作物鎘、鉛含量則有所降低（P＜0.05），據(jù)其輸入輸出平衡分析結(jié)果，在輕度污染耕地中施用ROSC可能誘發(fā)作物積累鎘、鉛等重金屬的風(fēng)險(xiǎn)。因此，在將農(nóng)作廢棄物生物質(zhì)炭用作土壤重金屬的鈍化物料之前，應(yīng)對其自身重金屬的污染風(fēng)險(xiǎn)及時(shí)進(jìn)行評價(jià)。

海泡石也是一種在重金屬污染耕地中常用的鈍化物料。通過吸附解吸實(shí)驗(yàn)研究了海泡石對紅黃泥、黃泥田和紅沙泥等典型水稻土吸附能力的影響[31]。發(fā)現(xiàn)海泡石具有較強(qiáng)的吸附鎘的能力，其最大吸附量可達(dá)2 800 mg/kg，但其吸附以交換吸附為主，所吸附鎘的解吸率高達(dá)70%；在土壤中添加5～10 g/kg土的海泡石，可使3種典型水稻土對鎘的吸附量提高20%以上，且顯著降低土壤吸附鎘的解吸率（P＜0.01）。盆栽模擬實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，在鎘污染土壤（外源添加10 mgCd/kg土）中施用5和10 g/kg土的海泡石，土壤的Eh值分別降低了76和93 mV、pH值＜0.01）、有效態(tài)鎘（ CdCaCl2）降低38.9%～50.6%（P＜0.01），稻米鎘降低33.1%～46.2%（P＜0.01）[34]。

腐植酸因含有大量的羧基、醌基和酚羥基等活性基團(tuán)，在重金屬污染耕地鈍化方面具有較大的應(yīng)用潛力。曾偉剛等[35]通過盆栽模擬實(shí)驗(yàn)研究了不同腐植酸礦粉用量（0、15、30 g/kg）鈍化紅沙泥中鎘的效應(yīng)。研究結(jié)果表明：1）施用腐植酸礦粉，能有效降低紅沙泥中土壤有效態(tài)鎘（CdDTPA），其降幅為4.8%～25.8%，并促使土壤中活性極高的交換態(tài)鎘向有效性較低的碳酸鹽態(tài)鎘和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)鎘的轉(zhuǎn)化，且45%WHC（飽和田間持水量）水分條件下的效果明顯優(yōu)于110%WHC的效果（P＜0.05）；2）在110%WHC水分條件下，影響CdDTPA的主要因子是土壤可溶性有機(jī)碳和Eh，而45%WHC水分條件下的主要影響因子為陽離子交換量。分析結(jié)果表明，腐植酸礦粉鈍化土壤鎘的機(jī)理有兩個(gè)方面：一是腐植酸礦粉中含有的大量羧基等活性基團(tuán)與土壤中鎘直接或間接發(fā)生了各種物理或化學(xué)反應(yīng)，從而降低了土壤鎘的活性；二是施用腐植酸礦粉改變了土壤的可溶性有機(jī)碳、陽離子交換量和Eh等基本性質(zhì)，進(jìn)而改變了土壤中鎘的賦存形態(tài)。

鈣鎂磷肥在早期的研究過程中也被用作了土壤重金屬的鈍化物料[22]。在重度污染的酸紫泥（土壤pH值為5.43、CdDTPA為2.74 mg/kg）和黃泥田（土壤pH值為5.72、CdDTPA為3.73 mg/kg）中，一次性儲備施用11.25～30.00 t/hm2的鈣鎂磷肥，施用當(dāng)年土壤pH值提高0.58～1.45（P＜0.01）、CdDTPA降低71.5%～95.5%（P＜0.01），稻米鎘降低65.7%～78.6%（P＜0.01），其效果優(yōu)于施用電廠爐渣的處理（P＜0.05）；施用15.00 t/hm2鈣鎂磷肥，可使上述酸紫泥和黃泥田的稻米鎘含量降至0.2 mg/kg以下，且其效果亦能連續(xù)保持4～5季的水稻生產(chǎn)，這與施用電廠爐渣的一致；鎘的賦存形態(tài)分析表明，交換態(tài)鎘較CK（不施鈣鎂磷肥）降低了54.7%～73.3%（P＜0.01），碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機(jī)態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)鎘，依次較CK增加了 253.8%～469.2%（P＜ 0.01）、213.3%～283.3%（P＜0.01）、40.0%～48.6%（P＜0.05）和161.9%～176.1%（P＜0.01），這與施用電廠爐渣處理的明顯不同：別提高了1.2和2.3、有效態(tài)鎘（CdDTPA）減少了1.43和2.53 mg/kg，并促使其活性極強(qiáng)的交換態(tài)鎘向活性較低的碳酸鹽態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化，稻米鎘降低顯著（P＜0.01）[32-33]；田間試驗(yàn)與示范結(jié)果表明，在酸性輕度鎘污染稻田中一次性儲備施用3.75～15.00 t/hm2的海泡石，土壤pH值提高0.3～0.6 （P施用鈣鎂磷肥主要是增加了土壤中碳酸鹽態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)的鎘。

4.2 土壤復(fù)合鈍化劑配方與復(fù)配制劑研發(fā)

根據(jù)不同類型土壤的理化特性和環(huán)境條件，在鈍化物料篩選與應(yīng)用研究的基礎(chǔ)上，研發(fā)出了2個(gè)稻田專用（基質(zhì)分別為海泡石和鐵錳氧化物）、1個(gè)園地專用（基質(zhì)為腐植酸礦粉）和1個(gè)廣譜性（基質(zhì)為電廠爐渣）的土壤復(fù)合鈍化劑及其生產(chǎn)工藝，有效解決了單一鈍化物料組分與功能簡單、施用量過大等問題，進(jìn)一步優(yōu)化和發(fā)展了重金屬污染耕地的原位鈍化技術(shù)，使其復(fù)配制劑具有鈍化、降酸、增產(chǎn)等多重功能。

基質(zhì)為海泡石的土壤復(fù)合鈍化劑，為稻田專用的鈍化劑[36]。由海泡石、鐵錳氧化物、生石灰3種物料按比例配制而成，產(chǎn)品中SiO2、MgO、CaO、Fe2O3、MnO2等可有效降低土壤重金屬活性的成分總量達(dá)70.5%～95.0%。施用該產(chǎn)品1.50 t/hm2，土壤有效態(tài)鎘（ CdCaCl2）、鉛（ PbCaCl2）的降低率分別為39.7%～53.8%和49.9%～59.1%（P＜0.01），與施用等量海泡石相比，其降低率分別提高了6.2～11.1個(gè)百分點(diǎn)和6.7～12.2個(gè)百分點(diǎn)（P＜0.05）；水稻、玉米、蔬菜等增產(chǎn)7.8%～10.5%（P＜0.05）；農(nóng)產(chǎn)品中的鎘、鉛降低率分別為35.1%～46.9%和35.3%～53.1%（P＜0.01），比施用等量海泡石分別提高了5.9～10.9個(gè)百分點(diǎn)和10.1～14.3個(gè)百分點(diǎn)（P＜0.05）；連續(xù)施用3年后，土壤pH值提高0.22～0.34（P＜0.05）。

基質(zhì)為鐵錳氧化物的土壤復(fù)合鈍化劑，亦為稻田專用的鈍化劑[37]。由紅泥（系一種由針鐵礦或赤鐵礦等母質(zhì)發(fā)育的紅土，富含鐵錳氧化物）和高鐵錳礦粉兩種物料按比例配制而成，產(chǎn)品中Fe2O3、MnO2總量為34.7%～60.8%。施用該產(chǎn)品1.50 t/hm2，CdCaCl2和PbCaCl2的降低率分別為27.4%～58.9%（P＜0.01）和14.6%～52.1%（P＜0.05），水稻、玉米、蔬菜等增產(chǎn)5.6%～9.2%；農(nóng)產(chǎn)品中的鎘、鉛降低率分別為20.5%～57.3%和25.9%～58.2%（P＜0.05）；連續(xù)施用3年后，土壤pH值提高0.12～0.19。

基質(zhì)為腐植酸礦粉的土壤復(fù)合鈍化劑，為園地專用的鈍化劑[38]。由腐植酸礦粉、鈣鎂磷肥和生石灰3種物料按比例配制而成，產(chǎn)品中腐植酸礦粉占比超過85%，P2O5含量為3.5%～4.5%。施用該產(chǎn)品2.25 t/hm2， CdCaCl2和PbCaCl2的降低率分別為 24.8%～50.4% 和 22.6%～54.2%（P＜ 0.01）， 蔬菜增產(chǎn)16.8%～25.4%（P＜0.01），其鎘、鉛降低率分別為16.1%～49.3%（P＜0.05）和21.8%～52.9%（P＜0.01）；連續(xù)施用3年后，土壤pH值略有降低（-0.06～-0.10）、有機(jī)質(zhì)含量增加8.2%～10.8%。

基質(zhì)為電廠爐渣的土壤復(fù)合鈍化劑，系一種廣譜性的鈍化劑，適用于被重金屬污染的各種土壤類型[39]。由電廠爐渣、海泡石和生石灰3種物料按比例配制而成，產(chǎn)品中含有的SiO2、MgO、CaO、Fe2O3、MnO2總量為78.2%～90.6%。施用該產(chǎn)品1.50 t/hm2，C dCaCl2和PbCaCl2的降低率分別15.9%～48.4%（P

＜0.05）和26.2%～56.4%（P＜0.01），水稻、玉米、蔬菜等增產(chǎn)9.2%～12.6%（P＜0.05）；農(nóng)產(chǎn)品中的鎘、鉛降低率分別為13.6%～43.9%（P＜0.05）和22.1%～53.2%（P＜0.01）；連續(xù)施用3年后，土壤pH值提高0.30～0.46（P＜0.05）。

5 替代種植作物重金屬耐受性及其修復(fù)潛力與機(jī)理研究

替代種植非食用的農(nóng)作物尤其是經(jīng)濟(jì)作物，是重度污染耕地實(shí)現(xiàn)“邊生產(chǎn)、邊修復(fù)”，確保其農(nóng)用地性質(zhì)最經(jīng)濟(jì)、最有效的方法。苧麻生物學(xué)產(chǎn)量大，抗逆性強(qiáng)，種植技術(shù)簡便，且其原麻產(chǎn)品的經(jīng)濟(jì)價(jià)值高，產(chǎn)業(yè)發(fā)展空間大，是重度污染耕地實(shí)現(xiàn)替代種植、土壤修復(fù)目標(biāo)的重要靶向作物。為此，重點(diǎn)開展了以苧麻為代表的麻類作物重金屬耐受性及其修復(fù)潛力與機(jī)理等的研究。

5.1 苧麻的鎘耐受性及其修復(fù)鎘污染耕地潛力

朱光旭等[40-41]通過田間微區(qū)試驗(yàn)，研究了富順青麻（淺根串生）、大紅皮2號（中根散生）和湘苧3號、湘苧2號、中苧1號（均為深根叢生）等9個(gè)苧麻不同根型品種對鎘的耐受能力、累積特性及其對鎘污染耕地的修復(fù)潛力。結(jié)果表明：1）在本底值為1.72 mgCd/kg的重度污染耕地中外源添加2～100 mgCd/kg土，9個(gè)苧麻品種均可正常生長，且低量鎘處理（外源添加量＜10 mgCd/kg土）能顯著促進(jìn)其生長（P＜0.01）；當(dāng)外源添加量達(dá)到100 mgCd/kg土?xí)r，供試9個(gè)苧麻品種中原麻減產(chǎn)最多的也僅減產(chǎn)了27.6%，預(yù)測原麻減產(chǎn)50%時(shí)的土壤鎘含量需達(dá)到130 mg/kg以上。2）不同苧麻品種各部位的鎘含量差異大，其根系的鎘含量遠(yuǎn)高于莖和葉，但鎘在9個(gè)供試苧麻品種各部位的分布規(guī)律均是根＞莖＞葉，其均值比為4.35∶1.68∶1；在莖中，麻殼的鎘含量最高，分別是麻骨的5～7倍、原麻的9～20倍。3）外源添加量在65 mgCd/kg土以內(nèi)時(shí)，隨著添加量的增大，苧麻地上部（包括麻殼、麻骨、麻葉和原麻）累積的鎘約為5.7～52.6 mg/m2，當(dāng)外源添加量為65 mgCd/kg土?xí)r達(dá)到最大值，但其地上部的鎘富集系數(shù)在1.01～4.55的范圍內(nèi)逐漸減小，表明苧麻不是鎘的超富集植物。預(yù)測結(jié)果顯示，在保證切斷污染源、苧麻地上部全部離田的前提下，利用苧麻將鎘含量為1.72 mg/kg的本底土壤降至國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的0.3 mg/kg以內(nèi)需20年以上，凈化添加量為100 mgCd/kg土土壤的時(shí)間要超過330年。4）根據(jù)供試各品種對鎘的耐受性和地上部的總產(chǎn)量、原麻產(chǎn)量、鎘累積量及鎘富集系數(shù)等方面綜合評價(jià)的結(jié)果，推薦富順青麻、湘苧3號、中苧1號3個(gè)品種可作為重度污染耕地進(jìn)行替代種植、實(shí)現(xiàn)土壤修復(fù)目標(biāo)的首選品種，但原麻中累積的鎘量僅占苧麻地上部累積鎘量的8%～10%，因此，收獲后的麻殼、麻骨、麻葉等地上部廢棄物需及時(shí)離田并集中進(jìn)行無害化處理，以增強(qiáng)其修復(fù)效果、防止二次污染。

曹曉玲等[42]以中苧1號、湘苧3號和湘苧2號3個(gè)苧麻品種為供試材料，研究了苧麻對鎘脅迫的響應(yīng)及其吸收積累鉛、銅、鋅、鎳等重金屬的能力。結(jié)果表明，在外源添加量為0～10 mgCd/kg土?xí)r，中苧1號和湘苧3號兩個(gè)品種的有效株為15.7～29.0株/m2、生物量為0.67～1.01 kg/m2、原麻產(chǎn)量為55.4～76.8 g/m2，顯著高于對照湘苧2號（P＜0.01）；隨著土壤鎘添加量的增大，3個(gè)品種地上部的鎘含量及其累積量均顯著增加（P＜0.01），最高可達(dá)61.5 mg/kg與49.6 mg/m2；鎘脅迫條件下，3個(gè)品種對鉛、銅、鋅、鎳等重金屬的吸收因元素種類的不同而異，中苧1號對鉛、鎳吸收呈現(xiàn)出隨鎘添加量增大而增加的趨勢，湘苧3號對鋅、鎳吸收則呈現(xiàn)出隨鎘添加量增大而減少的趨勢，但土壤鎘添加量對3個(gè)品種吸收銅的影響并不明顯。

5.2 苧麻體內(nèi)鎘的亞細(xì)胞分布

以湘苧3號和中苧1號兩個(gè)強(qiáng)耐鎘污染的苧麻品種為供試材料，對苧麻各部位亞細(xì)胞組分中鎘的分布特征進(jìn)行研究，以期把握苧麻的耐鎘機(jī)理[41,43]。研究結(jié)果表明，在本底值為1.72 mgCd/kg的重度污染耕地中外源添加2～100 mgCd/kg土，兩個(gè)品種根部細(xì)胞中的細(xì)胞壁（F1）、細(xì)胞器（F2）和可溶部分（F3）各組分的分配比例分別為77.5%～83.0%、4.0%～4.7%和12.6%～18.5%，莖部細(xì)胞中的分別為77.7%～80.3%（F1）、8.1%～13.8%（F2）和 7.4%～12.3%（F3），葉部細(xì)胞中的分別為56.1%～63.1%（F1）、14.2%～18.3%（F2）和22.8%～25.6%（F3），表明進(jìn)入到苧麻根、莖、葉各部位中的鎘，均主要分布在細(xì)胞的細(xì)胞壁中（占比可達(dá)56.1%～83.0%），其次是分布在細(xì)胞的可溶部分（7.4%～25.6%）和細(xì)胞器（4.0%～18.3%）中；當(dāng)外源鎘添加濃度增大時(shí)，根、莖、葉各部位細(xì)胞中的細(xì)胞壁鎘含量所占比例有所下降，其原因可能是高濃度的鎘使其細(xì)胞壁受到了損傷，且根細(xì)胞中的可溶部分所占比例有所提高，莖細(xì)胞中的可溶部分所占比例則有所降低，而莖、葉細(xì)胞中的細(xì)胞器所占比例有所增加。分析認(rèn)為，苧麻通過在細(xì)胞壁中累積、儲存大量鎘來適應(yīng)環(huán)境的鎘脅迫，可能是苧麻具有強(qiáng)耐鎘能力的重要機(jī)制。

6 南方稻田土壤有效態(tài)鎘和鎘污染稻田鈍化效果評價(jià)提取方法研究

明確南方稻田土壤鎘污染的風(fēng)險(xiǎn)和程度，是實(shí)現(xiàn)其農(nóng)業(yè)安全利用的重要前提。我國的《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)》和《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》，均是以土壤全鎘含量作為土壤鎘污染的評價(jià)指標(biāo)。然而，相較于土壤全鎘含量，采用單一提取劑測定的土壤有效態(tài)鎘含量能夠更好地反映土壤中鎘的活性和作物吸收（積累）鎘的風(fēng)險(xiǎn)。DTPA法是我國土壤有效態(tài)鎘的標(biāo)準(zhǔn)提取方法[44]，但該方法原是基于中性和偏堿性旱作土壤提出的，而我國南方稻田土壤多呈酸性，且干濕交替過程頻繁，在表征我國南方稻田土壤鎘的有效性（即活性）時(shí)可能存在較大偏差。研究確定適用于我國南方稻田土壤有效態(tài)鎘的提取方法，對于精準(zhǔn)評價(jià)南方稻田鎘污染風(fēng)險(xiǎn)以及指導(dǎo)鎘污染稻田治理修復(fù)具有重要意義。

6.1 南方稻田土壤有效態(tài)鎘的提取方法

熊婕等[45]在湖南省內(nèi)37個(gè)縣（市、區(qū)）采集了90組不同母質(zhì)發(fā)育的水稻土及其對應(yīng)的早、晚稻樣品，其中：成土母質(zhì)有板頁巖、第四紀(jì)紅土、河湖沉積物、花崗巖、砂礫巖、石灰?guī)r和紫色砂頁巖等7種，采集的早稻樣品包括湘早秈32、湘早秈45、中嘉早17、中早39、株兩優(yōu)189和株兩優(yōu)819等品種，晚稻樣品包括金優(yōu)59、湘晚秈12號和湘晚秈13號等品種，以土壤提取態(tài)鎘含量與稻米鎘含量的相關(guān)關(guān)系為主要評價(jià)指標(biāo)，分析比較了0.1 mol/L CaCl2、0.01 mol/L CaCl2、DTPA、NH4OAc、TCLP、HCl、Mehlich III、NaNO3、Mehlich I 等 9種浸提方法對土壤活性態(tài)鎘的提取能力及其提取態(tài)鎘含量與稻米鎘含量的關(guān)系。結(jié)果表明，9種浸提方法能夠提取到的土壤活性態(tài)鎘占土壤全鎘的比值（即提取率）為4.7%～74.4%；與土壤全鎘量相比，提取態(tài)鎘含量與稻米鎘含量呈現(xiàn)出更好的相關(guān)性，其中0.1 mol/L CaCl2的提取能力適中（提取率為41.9%），其提取態(tài)鎘含量與早稻、晚稻以及早、晚稻全部的稻米鎘含量均達(dá)到極顯著相關(guān)水平（P＜ 0.01），相關(guān)系數(shù)（r）分別為 0.618、0.338和 0.363，且與大多數(shù)供試水稻品種稻米鎘含量的相關(guān)性也達(dá)到顯著水平（P＜0.05），相關(guān)系數(shù)為0.376～0.793，表明0.1 mol/L CaCl2法可推薦作為我國南方稻田土壤有效態(tài)鎘的提取方法。

6.2 酸性鎘污染稻田鈍化修復(fù)效果評價(jià)的提取方法

通過田間試驗(yàn)，設(shè)置了施用石灰（L）、鈣鎂磷肥（P）、海泡石（S）、腐植酸礦粉（H）4種鈍化物料以及LP、LS、LH等配施處理，分析比較了應(yīng)用EDTA、DTPA、CaCl2、NaNO3、NH4NO3和 BCR1（歐盟標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局方法第一步）6種浸提方法對上述各處理土壤活性態(tài)鎘的提取能力及其提取態(tài)鎘含量與稻米鎘含量的關(guān)系，以確定其在評價(jià)酸性鎘污染稻田中施用土壤鈍化劑治理修復(fù)效果的適用性。結(jié)果表明，6種浸提方法對土壤活性態(tài)鎘的提取能力依次 為 EDTA≈BCR1 ＞ DTPA ＞ NH4NO3≈CaCl2＞NaNO3；相關(guān)分析表明，CaCl2、NH4NO3、NaNO3、BCR1提取態(tài)鎘含量與稻米鎘含量間呈極顯著相關(guān)（r= 0.680～0.828，P＜0.01），是預(yù)測土壤中鎘對水稻有效性變化的最佳方法，均可用于評價(jià)土壤鈍化劑在酸性鎘污染稻田中的治理修復(fù)效果，并推薦CaCl2法為首選方法[46]。

7 重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用綜合技術(shù)與模式構(gòu)建及應(yīng)用

基于已有的研究成果，通過技術(shù)集成與示范，構(gòu)建了一套以“輕度污染農(nóng)藝調(diào)控－中度污染鈍化降活－重度污染斷鏈改制”為核心的重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用的綜合技術(shù)與多種實(shí)用模式。

7.1 重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用的綜合技術(shù)

包括輕中度污染耕地農(nóng)藝綜合調(diào)控與原位鈍化安全利用技術(shù)，和基于 “斷鏈改制”的重度污染耕地替代種植與土壤修復(fù)技術(shù)。

輕度污染耕地農(nóng)藝綜合調(diào)控技術(shù)：在選用低積累品種的基礎(chǔ)上，通過科學(xué)施肥、淹水灌溉、葉面阻控、秸稈離田、適度調(diào)整作物布局與復(fù)種方式等措施，來有效降低農(nóng)產(chǎn)品中鎘、鉛等重金屬的含量，實(shí)現(xiàn)輕度污染耕地的農(nóng)業(yè)安全利用。

中度污染耕地原位鈍化技術(shù)：在全面推廣應(yīng)用輕度污染耕地農(nóng)藝綜合調(diào)控技術(shù)的基礎(chǔ)上，針對中度污染耕地應(yīng)因地制宜增施土壤鈍化劑，實(shí)施化肥減量與有機(jī)肥替代、深翻耕改土與培肥等措施，以增加土壤環(huán)境容量和降低土壤中重金屬的活性，減少農(nóng)作物對重金屬的吸收和在農(nóng)產(chǎn)品中的積累，實(shí)現(xiàn)中度污染耕地的農(nóng)業(yè)安全利用。

重度污染耕地替代種植與土壤修復(fù)技術(shù)：對于確實(shí)已不宜種植食用農(nóng)產(chǎn)品的重度污染耕地，為確保其農(nóng)用地性質(zhì)，應(yīng)用非食用農(nóng)作物進(jìn)行替代種植，通過切斷食物鏈以減少重金屬對人畜的危害，并運(yùn)用植物或農(nóng)作物強(qiáng)化萃（吸）取技術(shù)推進(jìn)土壤修復(fù)進(jìn)度，實(shí)現(xiàn)重度污染耕地的農(nóng)業(yè)安全利用。

基于上述研究形成的《鎘鉛污染農(nóng)田原位鈍化修復(fù)與安全生產(chǎn)技術(shù)體系創(chuàng)建及應(yīng)用》和《重金屬超標(biāo)土壤的農(nóng)業(yè)安全利用關(guān)鍵技術(shù)研究與應(yīng)用》兩個(gè)代表性成果，分別獲得湖南省2014年度技術(shù)發(fā)明一等獎(jiǎng)和2012年度科技進(jìn)步二等獎(jiǎng)。

7.2 重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用的實(shí)用模式

主要有水稻降鎘VIP+技術(shù)模式、重度污染耕地替代種植模式、治理式休耕模式。

水稻降鎘VIP+技術(shù)模式：由省農(nóng)環(huán)站牽頭，研究所和湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)、湖南省水稻研究所、湖南省土壤肥料研究所等單位共同實(shí)施的《稻米鎘污染控制技術(shù)研究與應(yīng)用》項(xiàng)目，于2011年初提出將選種鎘低積累的水稻品種（Variety，V）、采用全生育期淹水灌溉（Irrigation，I）方式、施生石灰調(diào)節(jié)土壤酸堿度（pH，P），增施有機(jī)肥和土壤鈍化劑、噴施葉面阻控劑、深翻耕改土、稻草離田（即“+”）等單項(xiàng)技術(shù)進(jìn)行組裝集成與示范，并于2013年底總結(jié)形成了水稻降鎘的VIP+技術(shù)模式。該模式已在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部、財(cái)政部實(shí)施的長株潭地區(qū)重金屬污染耕地修復(fù)及農(nóng)作物種植結(jié)構(gòu)調(diào)整試點(diǎn)專項(xiàng)項(xiàng)目區(qū)內(nèi)全面推廣應(yīng)用，并獲得了湖南省2015年度科技進(jìn)步二等獎(jiǎng)。

重度污染耕地替代種植模式：包括種桑養(yǎng)蠶和發(fā)展麻類作物、能源作物、花卉苗木、種子生產(chǎn)等的替代種植模式。該模式也在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部、財(cái)政部實(shí)施的長株潭地區(qū)重金屬污染耕地修復(fù)及農(nóng)作物種植結(jié)構(gòu)調(diào)整試點(diǎn)專項(xiàng)項(xiàng)目區(qū)內(nèi)全面推廣應(yīng)用。

污染耕地治理式休耕模式：包括蔞蒿－紫云英聯(lián)合休耕培肥、苧麻強(qiáng)化萃取休耕等。目前，這兩種模式正在湖南省休耕試點(diǎn)地區(qū)進(jìn)行中試。

8 技術(shù)研發(fā)平臺與中試基地建設(shè)

研究所在中國科學(xué)院、湖南省農(nóng)業(yè)委員會、湖南省財(cái)政廳和湖南省重金屬污染耕地修復(fù)及農(nóng)作物種植結(jié)構(gòu)調(diào)整試點(diǎn)工作領(lǐng)導(dǎo)小組辦公室的大力支持下，聯(lián)合湖南農(nóng)科院、中南林業(yè)科技大學(xué)、中國農(nóng)科院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所、中國農(nóng)科院麻類研究所、中國科學(xué)院地理科學(xué)與資源研究所等單位在長沙縣北山鎮(zhèn)建成了重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用技術(shù)研究開放平臺（即耕地重金屬污染長期定位觀測試驗(yàn)中心站）。目前，該平臺在研項(xiàng)目共10多項(xiàng)，布置了18個(gè)試驗(yàn)（含4個(gè)長期定位觀測試驗(yàn)），全面開展耕地重金屬污染的農(nóng)藝調(diào)控、原位鈍化、替代種植、工程治理、修復(fù)機(jī)理等研究。

此外，研究所還在湖南省重金屬污染典型地區(qū)建立了6處新技術(shù)新產(chǎn)品的中試基地，其核心區(qū)面積近650 hm2，用于全面展示和應(yīng)用研究所在重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用研究方面的技術(shù)與成果。其中：長沙北山基地10.0 hm2（鎘污染），株洲馬家河基地53.3 hm2（鎘污染），安化煙溪基地120.0 hm2（鎘污染），蘇仙棲鳳渡基地100.0 hm2（鎘鉛復(fù)合污染），嘉禾陶家河基地233.3 hm2（鎘砷復(fù)合污染），雙峰梓門橋基地133.3 hm2（鎘鉛砷復(fù)合污染）。

9 展望

耕地重金屬污染具有隱蔽性、多源性、持久性等特點(diǎn)，且影響農(nóng)作物吸收與積累重金屬的因素眾多，其治理修復(fù)涉及農(nóng)學(xué)、土壤、環(huán)境和食品安全等多個(gè)學(xué)科，其治理難度和復(fù)雜性遠(yuǎn)超過工礦場地重金屬污染的修復(fù)，已成為一個(gè)世界性的難題。面對重金屬污染耕地農(nóng)業(yè)安全利用這個(gè)全球性的技術(shù)難題與研究熱點(diǎn)，研究所今后在該研究領(lǐng)域的主攻方向和工作重點(diǎn)應(yīng)是進(jìn)一步加強(qiáng)污染源解析與源頭防控技術(shù)、綠色新型高效治理修復(fù)技術(shù)與產(chǎn)品、重金屬低積累農(nóng)作物品種定向改良與培育等研究，厘清“土壤－水－農(nóng)作物”系統(tǒng)重金屬的遷移、轉(zhuǎn)運(yùn)過程與機(jī)理，突破重金屬污染耕地源頭防控和生物削減、過程阻截等技術(shù)瓶頸，創(chuàng)新重金屬污染耕地治理修復(fù)產(chǎn)業(yè)鏈建設(shè)技術(shù)，探索重金屬污染耕地第三方治理、監(jiān)理、評估等工作推進(jìn)方式與管理模式，構(gòu)建專業(yè)化、產(chǎn)業(yè)化、標(biāo)準(zhǔn)化、可復(fù)制、易推廣的重金屬污染耕地綜合防控與治理修復(fù)技術(shù)體系和運(yùn)行管理機(jī)制與模式。