導讀：目前，對耕地土壤鎘污染控制對策主要有5 個方面: 一是采用降低土壤鎘的有效性適宜改良劑; 二是農作物田間管理; 三是種植抗鎘污染的農作物或實施種植結構調整; 四是上述技術的集成運用; 五是劃定農產品禁止生產區。
水稻是全球第二大主要糧食作物，僅次于小麥，在我國特別是南方地區，稻米是人們最重要的糧食來源。
但近年來，我國糧食鎘等重金屬超標的問題日益突出，長期攝入鎘會影響人體鈣和磷的代謝，引發腎和肝等器官的病變，誘發骨質疏松、骨質軟化、腎結石等疾病。由于鎘在環境中不能降解，一旦進入環境就難以被消除，最終通過生物鏈轉移到人體。
鎘的生物半衰期長達10 － 30 年，故在機體中長期積蓄而對人體造成危害。美國毒物管理委員會( ATSDＲ) 將Cd 列為第六位危害人體健康的有毒物質。聯合國環境規劃局( DNFP) 和國際勞動衛生重金屬委員會也把Cd 列入重點研究的環境污染物，世界衛生組織則將其作為優先研究的食品污染物。
近年來，鎘的主要應用領域發生了改變，由電鍍用鎘轉為電池和電子工業，增加了回收難度，加劇環境中鎘污染現象。因此，為確保農產品質量安全，降低土壤重金屬向植物和人體轉運和富集能力，必須加強耕地土壤鎘污染管控。
1 耕地土壤鎘污染現狀
土壤污染狀況調查公報顯示，全國土壤環境狀況總體狀況不容樂觀，部分地區土壤污染較重，耕地土壤環境質量堪憂，工礦業廢棄地土壤環境問題突出。工礦業、農業等人為活動以及土壤環境背景值高是造成土壤污染或超標的主要原因。
全國土壤總的超標率為為16. 1%，其中輕微、輕度、中度和重度污染的點位比例分別為11. 2%、2. 3%、1. 5%和1. 1%; 鎘、汞、砷、銅、鉛、鉻、鋅、鎳8 種無機污染物點位超標率分別為7. 0%、1. 6%、2. 7%、2. 1%、1. 5%、1. 1%、0. 9%、4. 8%。
其中耕地點位超標率為19. 4%，主要污染物為鎘、鎳、銅、砷、汞、鉛、滴滴涕和多環芳烴。
從無機污染物點位超標來看，鎘的超標問題最為突出。相關研究表明，對于動植物與人類來說，鎘不是必須元素，與鉛、銅、鋅、砷相比，鎘的環境容量要小很多，且鎘很容易被植物吸收，小麥和水稻等主要農作物對鎘的富集能力很強，鎘很容易通過食物鏈進入人體，為此，必須采取有力措施對土壤鎘污染進行嚴格控制。
2 土壤中鎘的形態及生物有效性
土壤鎘污染嚴重程度不僅和土壤中鎘的總量有關，土壤中鎘的賦存形態即生物有效性是決定植物吸收與土壤中重金屬含量的關鍵參數。土壤中重金屬形態分為:
水溶交換態、鐵－ 錳氧化結合態、碳酸鹽結合態、有機物結合態和殘留態。水溶交換態的鎘生物活性高，容易被植物吸收，對毒害最大; 則殘留態不易遷移、活性低、毒害小。
重金屬鎘在土壤中經過溶解、凝聚、化學反應、吸附、絡合等各種反應后，形成了不同形態的鎘，從而影響了土壤中向植物的遷移轉化。
如英國的Shipham 礦區、日本神岡鉛鋅礦下游發生痛痛病的神通川污染區、廣東大寶山鐵銅礦下游的上壩村污染區，土壤中鎘的含量分別為998mg /kg、6. 65mg /kg 和1mg /kg。
但Shipham礦區碳酸鈣和氫氧化物含量較高，而神通川碳酸鈣和氫氧化物含量較高，上壩村不含碳酸鈣和氫氧化物高。且神通川土壤有機質含量在10% 左右，上壩村土壤有機質含量在1%左右。
正是由于以上差異，導致三個地區土壤中鎘的有效性分別是0. 04%、4% 和85%，同時也導致Shipham 礦區土壤中鎘的含量雖高，但到2000 年為止，尚未得出土壤中鎘對當地居民健康造成影響，而神通川是“痛痛病”的公害地、上壩村被媒體稱為“癌癥村”。
以上分析可以看出，影響農作物吸收土壤中鎘可以通過改變土壤中鎘的賦存形態，盡量減少水溶交換態的鎘，增加殘留態的鎘，從而控制土壤中鎘向農產品中遷移轉化。
3 耕地土壤鎘污染阻控對策
目前，對耕地土壤鎘污染控制對策主要有5 個方面: 一是采用降低土壤鎘的有效性適宜改良劑; 二是農作物田間管理; 三是種植抗鎘污染的農作物或實施種植結構調整; 四是上述技術的集成運用; 五是劃定農產品禁止生產區。
3. 1 科學使用改良劑
使用土壤改良劑是通過改良劑調整土壤pH 以及改良劑本身與重金屬的吸附、絡合以及沉淀作用，從而達到對土壤中鎘進行固定或鈍化，減少鎘的生物有效性。
因其操作簡單、經濟實用的特點而得到廣泛應用。目前常用的改良劑有堿性石灰類、粘土礦物、含磷礦物、工業廢渣等、硅酸鹽和促進還原作用的有機物質等，不同改良劑對土壤鎘的作用機理不盡相同。
石灰性改良劑( 主要包括生石灰、堿煤渣、高爐渣等) 對土壤鎘改良效果與土壤中pH 值含量呈顯著正相關性。但石灰降鎘效果不穩定，不能作為主要治理措施，而只能作為輔助手段。
日本于上世紀70 年代在20個都縣的28 個區域開展石灰施用等降鎘的大田示范試驗，施用石灰15 ～ 200kg /1000m2不等，其效果是糙米鎘降低達到60% 以上只有2 處，40% ～ 60% 的6 處，20% ～ 40%的8 處，0% ～ 20%的8 處，反而增加的有4處。
同時，相關研究表明，不同土壤鎘污染酸性稻田上，施石灰1500 ～ 1875kg /hm2 ，使土壤pH 由6. 0 增至6. 4，可使米中鎘的含量從1. 5mg /kg 以上降至0. 6mg /kg 以下。
如果要將米鎘含量降低至食品衛生標準允許的范圍以內，必須加大石灰的施用量。當施石灰量達到9000kg / ，土壤pH 達到8. 1 時，稻米鎘含量可降至0. 016mg /kg，但這時水稻產量也會隨之降低31. 2%，而且，過量施用石灰會使土壤結構受到破壞。
硅肥、硒肥、赤泥等可通過提高土壤pH，有效降低土壤中鎘等重金屬的移動性和生物有效性，且赤泥本身所含重金屬量較低，且添加用量很少，產生二次污染的風險很低。
綜上所述，在選擇改良劑要充分考慮土壤類型、理化性質以及改良劑對土壤結構、農作產物品質和產糧的影響來確定，同時需要避免對環境造成二次污染。
3. 2 農作物田間管理
水分管理措施能夠調節土壤環境的氧化還原電位，從而實現減輕鎘污染的目的。硫和鐵是影響水稻吸收鎘的兩個重要的元素，水稻根膜主要由鐵膠膜形成，它可以通過吸附和共沉淀作用影響鎘在土壤中的生物有效性。
當土壤處于淹水狀態時，土壤中的 被還原為 ， 而 可與Cd 結合形成CdS 沉淀物，阻止了鎘向生物體內的轉移。當水被排干之后，土壤處于氧化狀當土壤處于淹水狀態時，土壤處于氧化狀態，S 又被重新氧化為，土壤鎘的有效性被增加，加劇了植物對鎘的吸收。
在鎘污染土壤栽培水稻，應盡量采用全生育期淹水的水分管理措施，污染程度較輕的稻田亦可考慮在灌漿期進行曬田。
但由于局部耕地鎘污染地區農業灌溉基礎設施薄弱，不能滿足正常用水需求，且我國農業生產方式是以家庭聯產承包為主，對于統一的農業灌溉水管理難度較大。
不同農作物對土壤中重金屬鎘的吸收存在很大差異，通過選擇作物類型和輪作方式，同樣可以實現控制土壤中重金屬向農作物遷移轉換，如在輕中度鎘污染耕地，避免種植葉菜、塊根類蔬菜而改種瓜果類蔬菜或果樹等，能有效降低農產品中的重金屬含量。
3. 3 實施農作物種植品種替換或種植結構調整
相關研究發現，不同水稻品種或不同農作物對土壤鎘的富集能力有顯著差異。我國水稻品種資源豐富，南方主要以秈型為主，北方主要以粳型為主。
秈稻中，常規稻、三系雜交稻、二系雜交稻以及超級稻均有較大的種植面積，而粳型水稻主要以常規稻為主。不同學者主要采用小區試驗和盆栽試驗的方式，對不同水稻品種富集鎘的情況進行研究，并發現不同品種稻米對鎘的富集存在著顯著差異。
為了的減少鎘污染，盡可能減少受鎘污染的產品進入食物鏈，可以在中、重度污染地區改種非食用植物，改種一些觀賞性作物或經濟作物，如種植花卉、苗木、棉花、桑麻等。
王凱榮等研究表明，污染農田種桑樹后土壤鎘的含量普遍下降，下降幅度8. 1% ～ 83. 9%，平均為37. 1%，同時通過農田桑蠶生產模式取得了良好的經濟、生態、和社會效益。
3. 4 阻控技術的集成運用
在土壤鎘污染較重的區域，上述阻控技術往往達不到相應的土壤改良或重金屬固化或鈍化效果，但為了阻斷土壤中鎘向農產品遷移轉化，一般選擇以上幾種阻控技術綜合運用，如將土壤改良劑如硅肥、硒肥等與石灰一起使用; 將水稻田改種玉米時，同時添加土壤改良劑，增施有機肥等，抑制土壤中重金屬向農作物遷移轉化。
3. 5 劃定農產品禁止生產區
1970 年日本政府制定了《農地土壤污染防治法》，規定鎘及其化合物為有害物質，還規定食用糙米中鎘含量的衛生標準是0. 4mg /kg，凡大米含鎘量＞ 1mg /kg 的農田，一律劃為“封閉區”，不得再種植水稻。
我國農產品質量安全法規定，“縣級以上地方人民政府農業行政主管部門按照保障農產品質量安全的要求，根據農產品品種特性和生產區域大氣、土壤、水體中有毒有害物質狀況等因素，認為不適宜特定農產品生產的，提出禁止生產的區域，報本級人民政府批準后公布”。
因此，各地應根據稻米中鎘超標情況，結合土壤污染程度等因素，劃定一定區域的水稻禁止種植區，以阻控土壤中向農產品遷移轉化。
作者單位：環境保護部環境規劃院土壤環境保護中心
中國鄉村發現網轉自：環境與可持續發展（2016年第2期）
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