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。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。Liu等對我國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?？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0.08~1.2 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，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。

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。王金貴對我國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）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0.87~6.74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(fēng)險的不便，但也為污染農(nóng)田的再利用和耕作方式調(diào)整提供了新的契機和方向。

2.2.1 農(nóng)田土壤酸化嚴(yán)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。 Blake和Goulding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。Römkens等對臺灣土壤—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0.13~0.8unit。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2×10 ⁴~2.2×10 ⁵ mol·hm ^-2的H ⁺，為酸沉降的10倍~100倍。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。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1.5×10 ³~2×10 ³ 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 ⁺ 、Ca ²⁺ 和Mg ²⁺ 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Ca ²⁺ 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Ca ²⁺ 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Mn ^2＋ 和Cd^2 ＋ 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(dāng)土壤無定形錳（Mn _ox ）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(dāng)Mn _ox 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一步驗證了增施Mn 肥（MnSO ₄）可有效降低稻米Cd  超標(biāo)率（從100%降至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。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。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。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，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。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。

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1.6×10⁷t。這不僅給我國農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和經(jīng)濟發(fā)展帶來嚴(yán)重損失，也并未解決稻米Cd含量超標(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。

2.3.2 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)。張紅振等對我國近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(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)、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。據(jù)Lu等估算，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。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，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。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。

我國未來經(jīng)濟轉(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(zhǔn)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)。

“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(fēng)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(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。

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。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近1000%。McBratney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(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(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/輸出過程進行量化，并形成土壤環(huán)境保護與風(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(fēng)險。