我國農田土壤重金屬污染格局多樣，區域污染風險突出。發達國家對污染土壤的修復經驗對我國具有借鑒意義。我國農田土壤重金屬污染防治面臨土壤重金屬空間異質性強、土壤類型及農作物品種對重金屬累積差異大、土壤酸化嚴重、土壤元素失衡、不科學的發展方式、土壤重金屬累積趨勢難以逆轉、土壤—農作物重金屬累積線性關系不顯著，修復技術不完善、修復措施長期風險調控機制缺失等主要挑戰。根據我國農田土壤污染防治現狀及課題組工作基礎，我們提出以預防為主、保護優先和風險管控為基本思路，建立土壤污染防治體系，通過“土壤環境質量調查、土壤污染源頭管控、分類管理和土壤環境質量基準推導”等4個步驟推進農田土壤重金屬污染防治工作。
農田土壤重金屬污染關系農產品質量安全和農田生態系統健康，受到各國政府和科學家的廣泛關注。我國農田土壤重金屬污染形勢嚴峻。根據2014年環境保護部和國土資源部發布的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示，我國農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。據趙其國等估算，我國農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，經濟損失達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、城郊和農村均存在不同程度的農田重金屬污染問題，涉及全國83.9%的省份和22.5%的地級市。Teng等和Li等對全國土壤重金屬含量的監測顯示農田土壤重金屬污染類型在增多，面積在擴大，程度在提高。趙其國和駱永明指出我國區域農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較為突出。曾希柏等對湖南和廣東等礦區周邊農田的調查顯示，樣品超過現行土壤環境質量II 級標準的比例達到21.1%~62.3%。
對污染農田的治理修復可增加糧食產量，提高農產品質量安全，維護區域民眾健康，其生態—社會—經濟效益巨大。2016年5月，國務院印發了《土壤污染防治行動計劃》（簡稱“土十條”），體現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。如何解決土壤污染尤其是大面積的農田土壤重金屬污染，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。
當前國內土壤重金屬污染研究主要集中在污染源解析，礦區周邊土壤污染特征分析，健康風險評價及修復技術等多個方面，對我國土壤污染防治現狀和應對策略目前仍缺乏全面細致的認識。本文基于國內外農田污染治理經驗和研究團隊多年工作基礎，對我國農田土壤重金屬污染防治面臨的挑戰和相應對策進行系統梳理，旨在為我國土壤污染防治工作的扎實推進及農田生態系統的良性運轉提供科學支撐。
1. 國外農田土壤重金屬污染防治經驗
20世紀60年代，美國、歐洲（德國、法國和荷蘭等）和日本等發達國家以重工業為主的經濟發展模式引發了嚴重的土壤污染問題。其中日本因農田Cd污染引發的“痛痛病”受到國際社會的廣泛關注。為應對農田土壤重金屬污染這一世界性問題，發達國家很早便開展了相應的污染防治工作，并形成了較為完善的法律、法規、技術和工程等土壤污染防治管理體系。
1.1 美國
美國于20世紀40年代出臺了《農業修正法案》，鼓勵農戶對近1620萬hm2 農田進行休耕，并于50、70和80年代再次開展休耕。20世紀70年代，美國對其土壤與農作物重金屬累積量進行調查，對污染區域進行風險評估。20世紀80年代美國在《超級基金法》指導和支持下制定了涉及環境監測、風險評價和土壤修復等領域的標準管理體系，包括農業投入品管理，農產品檢測、溯源與安全管理，以及污染耕地種植結構調整等方面。美國注重對各種修復技術的開發和創新，并在小尺度農田（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措施，在植物與微生物修復方面也有很好的技術儲備。
1.2 歐洲
20世紀80年代，歐洲各國通過建立土壤可持續利用工作機制，完善土壤環境管理的法制、法規和相關標準等有效措施從整體上加強農田土壤環境管理。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、多尺度監測。德國專門成立了土壤污染調查小組，對全國包括農田在內的800個監測點進行長期多指標（物理、化學和生物）監測。法國和荷蘭均建立了土壤重金屬信息數據庫，并向公眾開放，為開展污染農田修復工作提供技術支持。歐盟于1997年聯合26個成員國開展土壤聯合調查，對歐洲包括農田在內的3000個點位進行重金屬含量監測。2009年和2012年，歐盟再次聯合27個成員國開展針對歐洲農田土壤重金屬含量的調查，樣點布設密度增加至1/200km，調查點位增加至22000個，并應用統一的采樣和分析規程。調查結果顯示除6.24%的農田需要進行風險評估和修復外，歐洲其余農用地重金屬含量均在相應標準范圍內。溫和修復（Gentle Remediation Options）技術便于風險管控且可持續性強，資金調配靈活，是目前歐盟應對重金屬污染農田修復的主要選擇。
1.3 日本
由于農用地資源短缺，日本對土壤重金屬污染防治工作十分重視。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，確定了污染農田監測區域和修復技術應用范圍。至20世紀90年代，日本76%的受污染農田修復宣告完成。在農田土壤修復工作中，日本科學家根據地質條件和土壤特性等因素設計了滿足不同工程要求的客土法（埋入、上覆、轉換和排土等），并規定修復完成后對修復區稻米重金屬含量進行連續3年的監測，達標區解除監測，不達標區由政府統一收購污染稻米后繼續進行修復。在大面積客土法應用后，日本科學家提出對低污染和中等污染農田選用成本低、操作簡單的植物修復和田間管理等修復技術。日本還制定了針對重點行業的重金屬減排方案。以Hg為例，日本經過對電池、醫療設備和照明等行業多年的禁Hg、限Hg舉措，其國內Hg年需求量從20世紀60年代的2500減少至近幾年的10t。
1.4 其他國家
相關報道指出巴基斯坦、印度和巴西等發展中國家近年來也出現了嚴重的農田土壤及農作物重金屬污染問題。由于這些國家尚未展開對其農田土壤污染的系統性調查，缺乏針對性的法律法規，相關修復技術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、操作簡單的修復技術。例如巴基斯坦通過向農田添加赤泥、農場堆肥等材料以降低土壤重金屬活性；印度和巴西應用印度芥菜、牧草（柳枝稷）等重金屬超富集植物以降低污染農田土壤重金屬含量。其中巴西在農田土壤污染修復工作中，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系統健康風險，以實現農田土壤環境的系統性修復。農田土壤重金屬污染修復市場需求巨大，但由于我國土壤污染問題與發達國家同期比較差異較大，且農田土壤環境管理起步較晚，對各國土壤修復經驗可以借鑒但不能照搬。明確的農田土壤重金屬污染防治思路，完善的法律、法規體系，針對性的管理策略，長期的資金和先進的技術支持是發達國家有效推進農田土壤污染修復工作的基礎，也為我國提供了很好的學習范例。
2. 我國農田土壤重金屬污染防治面臨的問題與挑戰
2.1 區域差異顯著
2.1.1 農田土壤重金屬空間異質性強
我國幅員遼闊，不同區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。我們對湖南某地農田的調查顯示不同鄉鎮土壤Cd背景值范圍在0.08~1.2 mg·kg-1，相差達15倍。我們對該地區兩個典型農業化鄉鎮Cd輸入通量進行估算，結果顯示TS鄉鎮通過灌溉水和大氣沉降輸入農田的Cd通量分別為WL鎮通過相同途徑輸入農田Cd通量的2.2倍和2.5倍。農田土壤重金屬累積量還受到距工業區、礦區和城鎮區的距離，不同種類農產品的投入及氣候條件等多種因素影響，這進一步促進了農田土壤重金屬累積的空間變異。
2.1.2 農田土壤類型差異明顯
我國農田土壤類型多樣，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差異較大，這進一步加劇了農田土壤重金屬污染的多樣化格局。王金貴對我國22種典型農田土壤Cd的吸附解吸特性進行了研究，結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種典型農田土壤Cd活性進行研究，結果顯示酸性土壤類別中，富鋁土中交換態Cd含量約為黃壤中交換態Cd含量的近4倍。土壤類型對農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作物品種（胡蘿卜）在我國21種典型農田土壤中的生長情況，發現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 農作物品種差異明顯
不同農作物對土壤重金屬累積量差異較大。我們對湖南省某地農田Cd含量的長期監測表明，水稻田Cd固液分配系數（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。同一農作物內不同品種對重金屬富集能力差異也較大。Duan等通過大田實驗調查湖南省常見的471個水稻品種對As和Cd的累積差異，結果顯示不同品種對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個品種表現出明顯的低Cd 富集特性，有6個品種表現出明顯的低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個品種表現出低Cd 富集特性，4個品種表現出低Pb富集特性。
不同農作物種類及相同農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管理農田土壤污染風險的不便，但也為污染農田的再利用和耕作方式調整提供了新的契機和方向。
2.2 污染危害加劇
2.2.1 農田土壤酸化嚴重
農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。R?mkens等對臺灣土壤—水稻系統3198個樣品重金屬含量的調查顯示，大部分Cd含量超標稻米產自土壤Cd含量不高卻嚴重酸化區域。我們對湖南省某地的調查也顯示在土壤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。這也是導致我國近年來稻米Cd含量超標問題多發，而同樣以水稻為主要農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。
氮肥施用不當、連作種植致酸作物及酸沉降是造成我國農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損失的氮量占到總氮量的52%，據估算因氮損失每年向土壤釋放2×104~2.2×105 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作物進一步加速了農田土壤酸化。據估算我國每年有超過20t hm-1 的干物質生物量被收獲，導致大量鹽基離子被從土壤中移除，并產生1.5×103~2×103 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，酸雨覆蓋面積占到我國國土的40%。華中酸雨區（以長沙、株洲，贛州和南昌為中心）酸雨頻率高達90%以上，這些地區也是近年來稻米Cd含量超標問題多發的主要區域之一。
提高氮肥利用率，科學施用土壤改良劑，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田土壤酸化問題。
2.2.2 土壤元素失衡
土壤生態系統中一些鹽基離子與重金屬元素在農作物吸收和轉運中存在密切的消長關系。長期不合理的耕作制度會造成農田土壤鹽基離子大量流失，進一步增加了農作物對重金屬的累積風險。劉春生等指出經酸雨淋溶的土壤在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60.7%的農田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。
Yang等于近年發現了調控水稻根部吸收Mn2＋和Cd2＋的關鍵抗性蛋白基因（OsNRAmp5），從分子層面揭示了土壤Mn與水稻吸收和轉運Cd 過程密切相關。我們在湖南省某地的調查也發現當土壤無定形錳（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132mg·kg-1時，該風險概率降為29.3%。當前該地區土壤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（MnSO4）可有效降低稻米Cd 超標率（從100%降至33.3%）。因此土壤Mn的嚴重流失是造成該地區稻米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措施在實際應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效率和保障土壤生態系統的健康運轉。
2.2.3 不科學的發展方式
近年來由于勞動力成本增加和稻米Cd含量超標事件的發生，我國部分地區出現了超量施用化肥、改用進口磷肥、水稻田改菜地、雙季稻改單季稻等現象，進一步加劇了土壤重金屬污染的危害。一些地區誤認為超量施用化肥有助于農作物吸收營養元素，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業生態服務功能，顯著增加農作物對重金屬的富集。一些地區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業大國。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境質量的下降。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境質量標準。Zhang等指出水田改菜地后，土壤pH、有機質、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測也表明水田改菜地后，土壤pH，有機質含量，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，產量損失達1.6×107t。這不僅給我國農業生產和經濟發展帶來嚴重損失，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（數據未刊出）。由于該地民眾食用自產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大米攝入Cd的健康風險。因此政府應加強對進口磷肥產品的檢測，對農用地耕種模式的監督，對設施農業合理施肥知識的普及和對國家相關政策的宣傳。
2.3 風險管控困難
2.3.1 農田土壤重金屬累積趨勢難以逆轉
農田土壤重金屬來源廣泛，大氣沉降、污水灌溉和化肥應用均會對農田土壤重金屬的累積產生顯著影響。
Luo等對我國土壤重金屬輸入/輸出通量進行估算，結果顯示大部分農田土壤重金屬輸入通量約為輸出通量的3倍~140倍。其中農田土壤Cd年輸入通量高達1417 t。以我國土壤Cd平均背景值（0.097 mg·kg-1）為基礎，在當前土壤Cd年均增量情況下（0.004 mg·kg-1），即使不考慮外源污染物，農田土壤Cd累積量也會在50年內超過現行土壤Cd含量標準（0.3 mg·kg-1）。區域農田生態系統Cd累積趨勢也在逐步增加。以廣泛關注的水稻田Cd污染為例，當前南方雙季稻年均產量約為13.5 t·hm-2，在符合我國稻米Cd安全質量標準（0.2 mg·kg-1）的情況下，種植水稻產生的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）。即使不考慮肥料和灌溉水等重金屬輸入途徑，水稻田Cd含量也將持續增加。
我國部分地區有機肥（尤其是畜禽糞便）和污灌污水中重金屬含量過高。據測算僅從養豬場的豬糞中每年帶入農田的就有As 230 t，Cu 240 t 和Zn 900 t。王美和李書田調查了我國近20年來土壤重金屬含量在施用不同肥料后的變化，結果顯示82.4%、76.5%、61.1%和50%的農田在施用有機肥后，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。辛術貞等指出我國污灌區農田重金屬污染面積占到了污灌總面積的65%，86%的污灌區水質不符合灌溉要求，近30年來污灌污水中Cd含量有升高的趨勢。
可見在整體環境質量得以改善之前，我國農田土壤重金屬污染持續累積趨勢難以改變。從源頭上控制主要污染元素在農田土壤中的積累有助于降低農產品重金屬富集風險。
2.3.2 土壤—農作物重金屬累積線性關系不顯著
重金屬在土壤—農作物系統中的遷移和轉運受到土壤pH、有機質含量、陽離子交換量和氧化還原電位等多種因素影響，因而土壤與農作物重金屬富集水平無明顯定量關聯。張紅振等對我國近30年來土壤—農作物系統Cd累積研究進行整理，結果顯示土壤與稻米、小麥和蔬菜Cd含量之間線性關系較差，污染土壤生產Cd含量不超標水稻、小麥和蔬菜，不污染土壤生產Cd超標水稻、小麥和蔬菜的現象廣泛存在。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象。
土壤與農作物重金屬含量線性關系的不顯著增加了糧食質量保障的復雜性，也給農田土壤重金屬污染風險控制與管理帶來了極大挑戰。
2.3.3 修復技術不完善
我國土壤污染修復基礎研究與技術研究銜接不夠，尚未形成針對農田重金屬污染土壤修復的完備體系。
當前我國常用的農田污染修復技術主要集中在物理技術、化學技術、生物技術和農藝修復措施等4方面。其中物理修復技術（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程；化學修復技術（如淋洗、固化）成本低、修復材料來源廣泛，但技術要求多，且缺乏針對修復副產物和修復材料的回收及處理技術規范，容易造成二次污染；生物修復技術（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域氣候條件影響較大，生物量小、生長緩慢；農藝修復措施（如水分管理、輪作等）操作簡單，但修復周期長，相關技術多停留在實驗研究階段。
我國于近年設立專項資金在典型污染區域開展了一定規模的重金屬污染農田修復試點工程，其中超富集植物蜈蚣草在廣西環江As污染農田土壤中的選培和應用，物理、化學、生物和農藝聯合修復技術在江西貴溪Cu污染農田中的應用，VIP技術模式（品種-灌溉-酸度調節模式）在湖南長株潭Cd污染水稻田中的應用，為污染農田的修復提供了技術模式和管理經驗。但由于缺乏系統性、集成性的農田土壤重金屬污染防治和資源化利用技術體系，我國自主研發的技術成果尚不成熟，難以完全滿足當前農田土壤污染防治的現實需求，在技術儲備及規模化應用上與發達國家相比還存在較大差距。
2.3.4 修復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田的應用增加趨勢明顯。但仍缺乏針對大面積修復措施長期應用的風險評估機制。
秸稈還田是常用的農業生態修復措施之一[37]。相關研究指出秸稈還田有助于緩解土壤酸化、增加土壤有機質和陽離子交換量，進而提高土壤對重金屬的吸附量并降低農作物對重金屬的富集。據Lu等估算，我國秸稈年均產量達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測表明，該地區水稻秸稈Cd含量顯著高于稻米Cd含量。減少該地區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年內區域稻田土壤Cd含量也可降到國家土壤環境質量標準內（0.3 mg·kg-1）。
石灰作為來源廣、價格經濟，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用。然而，Lombi等指出施用石灰后土壤復酸化現象會顯著增加。我們在湖南進行的多尺度石灰（溫室—小區—大田）實驗也觀察到這一現象，可見石灰必須在間隔一定時間后再次施用（數據未刊出）。此外大量的石灰應用會引起土壤板結，影響農作物生長。我們的研究進一步發現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（數據未刊出）。
因此應建立針對秸稈、石灰、鈍化劑、調理劑、改良劑等修復措施長期施用的安全性和可持續性定量評估機制，并因地制宜地加以調控，避免加劇農田土壤重金屬污染的危害。
3. 我國農田土壤重金屬污染防治對策和建議
我國未來經濟轉型和產業升級仍需較長時間，可以預測到農田重金屬污染形勢會越發嚴峻。我國農用地資源緊張，農田土壤污染面積廣泛，成因復雜，糧食供給和糧食安全壓力巨大，不能像歐美發達國家那樣對污染土壤進行大面積休耕。因此需要根據我國國情和不同區域農田生態系統特征，建立土壤重金屬污染防治體系，從土壤環境質量調查與評估、污染源頭管控與消減、農田分類管理與修復和土壤環境質量基準推導等4方面系統推進土壤污染防治工作，從而促進區域農田生態系統健康、穩定和可持續運轉。
3.1 建立農田土壤重金屬污染防治技術體系
“土十條”對我國農田土壤污染防治工作提出了預防為主、保護優先、風險管控的整體思路。基于此建立的農田土壤污染防治技術體系，需要堅持預防為主、保護優先，管控為主、修復為輔，示范引導、因地制宜等原則，形成由法律法規、標準體系、管理體制、公眾參與、科學研究和宣傳教育組成的支撐體系，從不同層面響應和服務“土十條”。在構建農田土壤重金屬污染防治體系時應以保障農產品質量安全和人居環境安全為出發點，充分考慮土地利用類別、污染物類別、污染程度、技術經濟條件等因素，體現系統化、差異化、有序化等工作思路，在摸清土壤污染現狀的基礎上，同步推進污染源管控，對農用地實行等級評估、分類管理、有序修復和跟蹤監控的科學治理措施，扎實推進我國農田土壤重金屬污染防治工作。
3.2 夯實土壤環境質量調查與評估
重金屬污染物在土壤—農作物系統中的遷移與轉運驅動因子復雜，涉及土壤學、農學、生物學及農業工程學等多個學科。當前我國各級政府部門和研究單位對農田土壤調查、分析方法不統一，且多集中于對土壤重金屬總量的監測。Edwards指出在土壤重金屬含量分析過程中，實驗室帶來的誤差在2%~300%，而采樣造成的誤差可達近1000%。McBratney和Webster指出區域環境評估可校正觀測值并將整體分析誤差降低50%。因此在生態系統環境質量調查階段，應制定統一的采樣、分析方案，注重多學科合作，從不同角度聯合攻關，實現對土壤、水源、農作物等農田生態系統主要組分的多目標調查。
環境質量評估是對土壤環境綜合數據庫的有效補充，有利于污染物管控和修復措施的科學決策。提高土壤重金屬污染預測精度，準確掌握重金屬污染重點區域，有助于在農田污染防治過程中對整體和局部的風險管控。因此評估工作應注重對土壤整體環境質量、農作物安全質量和重金屬累積趨勢等內容的多目標評估。評估技術以土壤污染時空預測技術，多介質多受體環境風險評估技術和農產品富集風險預測技術為主。其中土壤污染時空預測技術是指基于農田系統污染物的環境過程、數據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，并形成土壤環境保護與風險管控的決策系統；多介質多受體環境風險評估技術是指開展土壤、農作物和地下水等不同介質污染風險耦合關系分析，明確不同風險（污染風險、人體健康風險和生態風險等）影響因子及其相互聯系；農產品富集風險預測技術是指通過農作物重金屬含量、土壤重金屬含量、土壤有機質和pH等土壤因子構建多元模型，預測不同土壤條件下農作物對重金屬的累積風險。
3.3 加強土壤污染源頭管控與消減
根據農田土壤污染特征，結合同位素分析方法、多元統計方法和源解析模型等技術聯合分析重金屬污染物的來源類型，估計不同源的貢獻率，繪制詳細的農田土壤重金屬污染源圖譜，識別重要敏感區和污染成因，確定污染面積、空間分布及演變趨勢，針對性地控制農田重金屬污染趨勢。
在此基礎上開展污染物消減工作。在源頭控制上應用廢棄物資源化、清潔化等技術；在路徑控制上，結合農業工程措施，發展污染物攔截阻斷技術（如精準施肥與施藥技術、農業面源污染防治技術）。在區域尺度上，強化企業清潔生產，引導企業合理布局，防治重點污染物遷移擴散，減少農田外源污染物輸入。
3.4 推廣分類管理與修復策略
分類管理是農田土壤污染防治的根本措施。當前農田分類傾向于以鄉、鎮為單位的規則性劃分。而我國農田土壤污染格局多樣，污染程度各異，污染區分布破碎。因此需要按照國家相關技術規范，根據土壤污染程度、農產品質量情況，將農田劃分為優先保護類、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、農作物種類、耕作制度、土壤與農產品重金屬累積特征、區域產業結構布局和污染物擴散規律等因素，盡量減少每一個劃分單元內自然、社會經濟和環境質量等因素的差異，以增強風險管控和修復措施的針對性。
在制定針對具體單元或田塊的修復策略時，應充分考慮不同修復技術的優缺點，篩選、聯合各種修復技術，并耦合科學的耕作措施和適當的農作物品種，因地制宜地開展修復工作，體現“一區一策”的防治理念。例如針對面積大、無污染或輕污染的優先保護類農田，應用灌溉水清潔化技術，加強對農藥、化肥等農田添加物中重金屬含量的監測，確保農田污染程度不上升。針對面積中等、污染中等的可安全利用類農田，應用成本低、操作簡便的土壤重金屬固化技術（如石灰、礦物肥等）或農業生態修復技術（如水分管理、輪作、間作、深耕等），盡量減少對農田生態系統的擾動。針對面積小、污染嚴重的嚴格管控類農田，可采取快速、高效的客土、換土等物理修復技術或淋洗等化學修復技術；對于不適合應用此類技術的嚴格管控類農田，應采用替代種植、休耕或退耕還林還草等管控措施。
同時應注重借鑒國內外修復經驗和先進理念，進行修復技術的系統化集成研發，對尚處于研究階段的修復措施進行工程化改造，建立經濟可行的區域農田土壤重金屬污染治理方案，適度有序地進行污染農田的修復，提升修復效率。
3.5 完善土壤環境質量基準和標準
當前我國對土壤和農作物重金屬含量是否超標的界定仍基于早年頒布的質量分級基準，基準的推導只關注污染物的生態環境效應，已經不適應新形勢下的環境保護需求。目前基于風險評估的土壤環境質量基準在發達國家廣泛應用，而我國在該方面的研究還比較薄弱。
我國土壤環境質量標準（GB 15618-1995）對重金屬的規定標準是粗略而固定的。我們對湖南省某地農田土壤重金屬風險閾值的推導顯示土壤重金屬環境閾值是動態的，且在不同土壤條件下差異較大。因此在農用地安全利用的風險管控中，應注重重金屬污染物在土壤—農作物系統中的遷移轉化特征，農產品攝入量和營養元素吸收量等評價指標，推導基于人體健康風險的土壤環境質量基準，保障我國農產品的安全生產。此外我國幅員遼闊，土壤性質差異大，統一的土壤環境質量標準不適宜于農田土壤重金屬污染防治工作。
綜上所述，重視農田土壤生態服務功能理念，以恢復農田生態系統健康為目標，依托于針對全污染鏈條各環節的完整技術體系，實現“調查—分類—管控”三步走的戰略思考，建立因地制宜、成本經濟、簡單易行的農田土壤重金屬污染治理方案，可有效推進我國農田污染防治工作的開展。結合國內外農田土壤污染治理經驗和我國國情，農田土壤重金屬污染修復是一項長期綜合的系統工程，為順利落實“土十條”的各項要求，媒體應減少“壞土壤”、“毒大米”等缺乏科學性的報道，加強相關專業知識的宣傳普及；政府部門應高度重視糧食安全，落實相應的法律、法規；科學家應加強技術創新和相關科學研究；民眾應積極參與，客觀看待農田土壤污染問題。
作者：陳衛平1*，楊陽1,2，謝天1,2，王美娥1，彭馳3，王若丹4
單位：1.中國科學院生態環境研究中心城市與區域國家重點實驗室；2.中國科學院大學；3.中南大學冶金與環境學院；4.陜西師范大學地理科學與旅游學院
中國鄉村發現網轉自：《土壤學報》2018年02期
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