重金屬污染耕地農業安全利用研究進展與展望

黃道友，朱奇宏，朱捍華，許超，劉守龍

（中國科學院亞熱帶農業生態研究所，亞熱帶農業生態過程重點實驗室，湖南 長沙 410125）

日益加劇的土壤重金屬污染問題是目前嚴重制約我國農業可持續穩健發展的重要因子。根據2014年發布的《全國土壤污染狀況調查公報》，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，且大多分布在經濟發達地區和魚米之鄉，其主要污染物為鎘、砷、鉛等元素[1]。如何實現重金屬污染耕地的農業安全利用，確保其農用地性質，不僅關系到我國的糧食安全和農產品質量安全，而且也關系到“兩型社會”建設和綠色發展，對維護社會穩定、改善生態環境、提升農產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”，有色金屬行業在為國民經濟發展做出巨大貢獻的同時，也帶來了環境污染和農產品重金屬污染，是我國耕地和農產品重金屬污染問題最為突出和典型的區域之一[2-3]。同時，該省又是農業大省和我國糧、油、果、茶、菜等大宗農產品的重要生產基地，其農業生產特別是水稻生產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，開展基于農藝調控與生物削減有機結合、源頭防控與過程阻截相互配套等的技術攻關與示范，不僅可保障其重金屬污染耕地的農業安全利用，也可為全國同類污染地區的耕地治理修復提供技術支撐與示范樣板。

從20世紀80年代末期開始，中國科學院亞熱帶農業生態研究所（以下簡稱研究所）與省內外科研機構和相關管理部門緊密合作，一直致力于湖南省重金屬污染土壤工程治理與生態修復等方面的研究[4]，特別是自2006年3月暴發了“株洲馬家河人體鎘污染事件”以來，研究所將該領域的研究重點聚焦到了以鎘為代表的重金屬污染耕地農業安全利用上，先后承擔了國家自然科學基金委員會、科學技術部、農業農村部、生態環境部、中國科學院和湖南省等在該領域立項的課（專）題30多個，按照“摸清家底、因地制宜、分區治理、科學施策”的總體研究思路和“邊生產、邊治理、邊修復”的基本技術路徑，系統地開展了重金屬污染動態長期定位監測與典型重金屬污染地區詳查、重金屬低積累型與強耐性的農作物主栽品種篩選、削減農作物重金屬積累的農藝調控、阻控農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潛力等研究，初步探明了湖南耕地環境和其主要農產品重金屬污染的現狀、成因與發展趨勢，篩選出了一批適于不同污染程度耕地種植的農作物主栽品種供應急性應用，明確了肥水管理、葉面阻控、秸稈離田等農藝調控措施削減農作物重金屬積累，和施用爐渣、生石灰、海泡石、農作廢棄物生物質炭、腐植酸礦粉等單一物料及其復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潛力與機理，確立了南方稻田土壤有效態鎘及鎘污染稻田鈍化效果評價的提取方法，構建了一套較完整的以“輕度污染農藝調控－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業安全利用綜合技術與多種實用模式，并在典型污染地區建成了1個“重金屬污染耕地農業安全利用技術研究開放平臺”和6處新技術新產品中試基地，形成的《鎘鉛污染農田原位鈍化修復與安全生產技術體系創建及應用》、《重金屬超標土壤的農業安全利用關鍵技術研究與應用》和《稻米鎘污染控制技術研究與應用》等代表性成果，分獲湖南省技術發明一等獎和科技進步二等獎，產生了巨大的社會反響。

1 重金屬污染動態監測與典型污染地區詳查

從2006年起，研究所與湖南省農業資源與環境保護管理站（以下簡稱省農環站）密切合作，全面展開了重金屬污染動態監測與典型重金屬污染地區詳查工作，以期探明全省重金屬污染的現狀、成因與發展趨勢，實現“摸清家底”的戰略目標。

重金屬污染動態定位監測，是將省農環站分布在全省14個市州、35個縣（市、區）的60個農業環境質量長期定位監測點（以下簡稱監測點），劃分為城郊農區、工礦農區、一般農區3個生態經濟類型區，常年監測其土壤、農產品、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）變化動態。其中：城郊農區布設在長沙、株洲、湘潭、邵東、寧鄉、醴陵、開福、天元、岳塘、蒸湘、雁峰、雙清、冷水灘等13個縣（市、區），共21個監測點；工礦農區布設在嘉禾、花垣、平江、安化、常寧、漣源、冷水江、蘇仙、云溪等9個縣（市、區），共15個監測點；一般農區布設在岳陽、華容、桃江、臨澧、桃源、安鄉、慈利、瀘溪、武岡、湘鄉、中方、赫山、資陽等13個縣（市、區），共24個監測點。

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

1.1 污染概況

對照國家《土壤環境質量標準》[5]，分析60個監測點土壤的重金屬污染狀況。2006年城郊農區、工礦農區、一般農區的8種重金屬污染元素中至少有1種元素超標的土壤樣本超標率分別為33.33%、73.33%和25.00%，“三區”土壤樣本總的超標率為40.00%；到2015年，則分別增加到了66.67%、86.67%、45.83%和63.33%；三大生態經濟類型區土壤樣本中至少有兩種（及以上）元素的超標率，2006年分別為14.29%（城郊農區）、53.33%（工礦農區）和12.50%（一般農區），其總超標率為23.33%，到2015年則依次增到了38.10%、80.00%、20.83%和41.67%。應用單項污染指數和綜合污染指數對各點監測結果進行分析與評價，發現三大生態經濟類型區的土壤污染程度均有所增加（2015年比2006年基本提升了1個級別）。監測結果還表明，全省耕地重金屬污染呈現出“一線（京廣鐵路沿線）兩片（湘南片和湘西北片）”的區域分布特征，且以鎘污染為主，其余依次是砷、鉻、鉛、汞、鎳、銅、鋅污染。其中：工礦農區以2種（及以上）元素的復合污染為主，占比超過80%；城郊農區雖然也以2種（及以上）元素的復合污染為主，但其占比僅55%左右，一般農區以單一元素（主要是鎘）污染為主，占比在75%以上。在復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個典型污染區的土壤詳查結果表明，如果從其土壤肥力而言，均在湖南土壤肥力分等定級標準的Ⅱ等二級以上[6]，屬較肥沃的土壤；但詳查區域內代表性重金屬污染元素的單項污染指數，均達到了中度或者重度污染水平，其中，復合污染區的綜合污染指數達到了輕度或者中度污染水平。

對照國家《農田灌溉水質標準》[7]，分析60個監測點主要灌溉水源的重金屬污染狀況。結果發現，城郊農區灌溉水源中的重金屬總體超標情況呈現出減弱趨勢，由最高年份（2007年）的35.33%降到了2015年的17.66%，其主要超標物為鎘，部分監測點有總汞或總砷的超標；工礦農區則總體呈上升趨勢，其超標率由2006年的33.33%上升至2015年的55.66%，其主要超標物為鎘、鉛和總砷，部分監測點出現鉻（Ⅵ）、鋅和總汞等的超標；一般農區的主要超標物是鎘或總砷，其超標率由2006年的17.11%上升至2015年的24.33%，總體亦呈上升趨勢。應用單項污染指數對三大生態經濟類型區的灌溉水中代表性重金屬污染元素進行分析與評價，發現除工礦農區的灌溉水質受到輕微或輕度污染外，城郊農區的處于尚清潔狀態，一般農區則處于清潔狀態。5個典型污染區的灌溉水源詳查結果表明，灌溉水中代表性重金屬污染元素的單項污染指數，均達到了輕微或輕度污染水平，其中，復合污染區的綜合污染指數達到了輕微污染水平。

對照國家《食品中污染物限量》標準[8]，分析60個監測點主要農產品的重金屬污染狀況。結果發現，各監測點水稻、蔬菜等農產品重金屬的超標現象愈來愈重。城郊農區和工礦農區的超標元素主要是鎘、鉛和砷，部分監測點出現汞、鉻等超標現象；一般農區主要是鎘超標，少部分監測點出現砷、鉛、汞的超標。以鎘為例，城郊農區稻米鎘超標率由2006年的50.00%上升到了2015年的87.50%、蔬菜鎘超標率由42.86%上升到了80.95%，稻米和蔬菜總的超標率由2006年的45.95%上升到了2015年的83.78%；工礦農區稻米鎘超標率由2006年的83.33%上升到了2015年的100.00%、蔬菜鎘超標率由80.00%上升到了100.00%，稻米和蔬菜總的超標率由2006年的80.95%上升到了2015年的100.00%；一般農區稻米鎘超標率由2006年的33.33%上升到了2015年的54.17%、蔬菜鎘超標率由25.00%上升到了58.33%，稻米和蔬菜總的超標率由2006年的29.17%上升到了2015年的56.25%；“三區”主要農產品總的超標率由2006年的45.28%上升到了2015年的74.53%。監測結果還表明，三大生態經濟類型區水稻、蔬菜等農產品的鎘污染程度均增加了1～2個級別：城郊農區由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，工礦農區的由輕度污染或中度污染提高到了重度污染水平，一般農區的由尚清潔或輕微污染提高到了輕微或輕度污染水平。5個典型污染區的農產品詳查結果表明，稻米、蔬菜、水果等主要農產品的代表性重金屬污染元素的單項污染指數，均達到了重度或中度污染水平，其中，復合污染區的綜合污染指數達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用等因素外[2]，還與長期施用有機肥和秸稈還田、土壤酸化、酸雨等密切相關。

Rao等[9]通過長期（30年）施肥定位試驗研究了不施肥（CK）、常規施肥（NPK）、高氮化肥+常規磷鉀化肥（HN）、常規施肥+秸稈還田（ST）、低量有機肥（LM）、高量有機肥（HM）等6個處理鎘的積累、分布及其活性等。發現長期施用有機肥會導致土壤鎘的積累，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），兩個處理土壤有效態鎘（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，長期施用有機肥，還明顯增加土壤各團聚體（＞2.0，1.0～2.0，0.5～1.0，0.25～0.5，0.053～0.25，＜0.053 mm）內鎘的活性（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。

利用省農環站提供的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）的關系[10]。對測定出的土壤pH值、全鎘、有效態鎘（CdDTPA）和稻米鎘等數據，以土壤pH值0.1為間隔單元來分析全部數據。結果表明，從20世紀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%，土壤酸化嚴重。分析結果還發現，稻米鎘富集系數、有效態鎘占全鎘比值均與土壤pH值呈分段線性關系。土壤pH值在4.0～5.5之間時，稻米鎘富集系數對數值（log(Cdrice/Cdtot)）基本維持在-0.062左右；土壤pH值在6.9～7.3之間時，log(Cdrice/Cdtot) 則基本維持在-1.310左右；而當土壤pH值為 5.5～6.9與 7.3～8.2時，log(Cdrice/Cdtot)呈顯著線性下降態勢（P＜0.01）。土壤中有效態鎘占全鎘比值對數值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險。

大量調查研究結果表明，輕度污染稻作區內稻草中的鎘含量為0.42～3.14 mg/kg，其均值為(1.18±0.56) mg/kg；中、重度污染稻作區的為1.05～10.2 mg/kg，其均值為 (6.24±2.12) mg/kg。Rao 等[9]研究結果已表明，長期實施秸稈還田措施會增加土壤鎘積累的風險。此外，通過盆栽模擬試驗，重點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）有效態鎘（CdDTPA）含量及鎘形態分布的影響[11-12]。結果表明：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）；其土壤的酸提取態和可還原態鎘所占比例明顯提高（P＜0.05），而殘渣態和可氧化態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（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），且酸提取態和還原態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（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，被鎘污染的稻草進入清潔土壤后（易地還田）會帶來鎘污染的擴散風險、進入被鎘污染的土壤后（就地還田）會大幅增加鎘污染的風險。

湖南酸雨現象普遍，大中城市（甚至部分城鎮）和工礦區幾乎“逢雨必酸”[3]。通過酸雨（pH值為3.5～6.5）環境模擬實驗，研究了第四紀紅色粘土母質發育的水稻土中鎘、鉛等重金屬的淋溶狀況[13]。發現酸雨酸強度增大，可明顯增強土壤鎘、鉛等重金屬的淋溶風險及其活性（P＜0.05），且鉛比鎘更為敏感。表明湖南“逢雨必酸”的生態環境，加重了鎘、鉛等重金屬污染的危害。

1.3 發展趨勢與治理戰略

根據60個監測點的長期定位監測結果，湖南省耕地及其主要農產品重金屬污染的總體發展趨勢是污染程度不斷加重，污染面積不斷擴大，污染區域由城郊農區、工礦農區向一般農區快速推進。因此，應按照國務院2016年5月發布的《土壤污染防治行動計劃》和2018年8月頒布的《中華人民共和國土壤污染防治法》等有關精神和規定，將治理修復的戰略重點放在城郊農區與工礦農區，同時要進一步加強一般農區的保護與預防。

2 低積累型與強耐性農作物主栽品種篩選

以鎘為主攻靶向，通過盆栽試驗、田間微區試驗和大田中試等手段，從農作物對重金屬的低積累和強耐性兩個方面，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作物及其主栽品種，研發與之相配套的高產高效栽培技術供應急性推廣應用，為重金屬污染地區的耕地實現農業安全利用提供最基本、最可靠的源頭控制技術保障。

目前，已累計對近400多個糧食、油料、蔬菜等農作物主栽品種（其中水稻品種110個）進行盆栽初選、150多個主栽品種進行田間微區復選、近100個主栽品種進行大田中試，以低于國家《食品中污染物限量》標準值的1.5倍為評判依據，確定重金屬低積累型的農作物及其主栽品種。與此同時，對近100個麻類作物、能源植物、桑樹等品種直接進行田間微區篩選，以產品中鎘、鉛等重金屬含量不超過國家（際）相關標準、產量（值）不低于一般農區的90%為評判依據，確定強耐重金屬污染的農作物及主栽品種。

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189、株兩優813、湘早優143等早稻品種，湘晚秈12號、湘晚秈17號、中優9918、C兩優87、兩優336、C兩優266、C兩優7號、金優284等晚稻品種，Y兩優19、德香4103、C兩優7號、C兩優386、C兩優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、費烏瑞它（Favorita）、東農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耐性農作物及其品種

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 削減重金屬積累農藝調控措施與機理研究

為不影響污染地區農業生產與農民收益，“邊生產、邊治理”是實現區域性大面積輕（中）度重金屬污染耕地農業安全利用的基本技術路徑。因此，圍繞田間肥水科學管理、葉面噴施阻控、農作物秸稈離田等問題開展相關研究，以期構建輕（中）度污染耕地農業安全利用的農藝綜合調控技術。

3.1 肥水管理

通過盆栽模擬實驗，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鎘和標準毒性浸出法提取態鎘（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鎘的含量，但其降幅沒有SCU的明顯。鎘賦存形態分析結果表明，施用SCU與PCU，可顯著降低土壤中的可交換態鎘含量（P＜0.01）、明顯增加土壤中的鐵錳氧化物結合態鎘含量（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。

根據測土配方施肥和平衡施肥技術原理，通過系統調整復混肥中各養分源的原料及其配比，在確保總養分含量（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%），研發出了水稻、玉米和蔬菜3種降鎘鉛專用復混肥[19-21]。與常規復混肥相比，研發出的專用復混肥具有可有效降低土壤中鎘等重金屬的活性和農產品中鎘等重金屬的含量、提高養分利用率、增加作物產量、防控土壤酸化、保障農產品質量安全等特點，有效解決了施肥技術與降鎘鉛技術相分離的問題，擴展了肥料功能與效能。其中：水稻降鎘鉛功能專用復混肥，使稻谷增產7.1%～10.2%（P＜0.10），土壤有效態鎘（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個百分點、磷素（P）利用率提高1.7～2.1個百分點，連續施用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現水稻安全生產[19]；玉米降鎘鉛功能專用復混肥，同等產量條件下可減少 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個百分點、磷提高2.0～2.4個百分點，連續施用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現玉米安全生產[20]；蔬菜降鎘鉛功能專用復混肥，同等產量條件下可減少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個百分點、磷提高1.9～2.6個百分點，連續施用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現蔬菜安全生產[21]。

前期研究結果表明，水稻采用全生育期淺層淹水（水深1～3 cm）技術，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），但該技術不可連續多年應用（可能誘發稻田土壤次生潛育化的風險），也不可用于鎘砷復合污染的稻田（可能會導致稻米砷含量的增加）[22]。近3年來，通過田間試驗與示范，發現在充分曬田后，再在孕穗中期至收獲前8～10 d重新實施淺層淹水措施，輕度污染稻田（＜0.6 mgCd/kg）的CdDTPA含量與稻米鎘含量，早稻生產季可分別降低15%和12%、晚稻生產季可分別降低12%和15%，其效果還有待進一步驗證。

3.2 葉面阻控

呂光輝等[23]通過田間試驗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；研究結果還表明，水稻從根到第一節的鎘轉運系數（TF第一節/根）、旗葉到第一節的鎘轉運系數（TF第一節/旗葉）、穗軸到稻米的鎘轉運系數（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/根、TF稻米/穗軸、根部鎘含量間呈極顯著正相關（P＜0.01）。葉面噴施鋅能有效降低稻米鎘含量，應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以及穗軸向籽粒的轉運所引起，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險[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及轉運機理，從2015年初開始，設置了不同季別、數量、方式的稻草離（還）田長期定位監測試驗。前3年的研究結果初步表明，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，但仍有待進一步驗證。

3.4 綜合調控

沈欣等[24-25]通過盆栽模擬實驗和田間試驗，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）和施用生石灰調節土壤酸堿度（pH，P）3種單項農藝措施及其組合配套措施（IP、IV、VP、VIP）在4種典型成土母質（第四紀紅土、板頁巖、河流沖積物、酸性紫色土）發育的水稻土（紅黃泥、黃泥田、河潮泥、酸紫泥）上對水稻鎘積累的影響與機理。

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

各單項農藝措施處理，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（常規種植方式）的差異均達到了極顯著水平（P＜0.01）、I處理與CK的差異亦達到了顯著水平（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種農藝調控措施的降鎘效果進行總體評價排序，4種典型水稻土均是VIP＞IP＞PV＞P＞V＞IV＞I。與此同時，7種農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；農藝綜合調控降鎘技術措施，即VIP組合配套處理，在不同種類土壤和水稻生產季別上的適用閾值（即確保稻米鎘含量控制在國家標準允許值0.2 mg/kg以內的土壤全鎘量）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與機理研究

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、減少農作物對重金屬吸收與積累、降低農產品中重金屬含量并使其達標，是目前實現重金屬污染耕地尤其是中度污染耕地農業安全利用的主要技術途徑之一。在深入探討爐渣、生石灰、農作廢棄物生物質炭、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理的基礎上，重點開展了以上述物料為基質的土壤重金屬復合鈍化劑配方及其復配制劑應用技術與效果的研究，以期構建中度污染耕地農業安全利用的原位鈍化技術。

4.1 單一鈍化物料的效果與機理

生石灰是當前酸性鎘污染耕地最常用、最廉價的土壤重金屬鈍化物料。通過對湖南省48個“百畝”水稻降鎘技術示范片和33個施用生石灰試驗點（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值和有效態鎘的影響。連續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對數值的降幅呈極顯著正相關（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]通過田間試驗研究發現，土壤pH值與土壤有效態鐵（FeCaCl2）和有效態鎘（ CdCaCl2）的含量呈顯著負相關（P＜0.01），且根表的鐵濃度與 CdCaCl2、稻米鎘含量呈顯著正相關（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，最終了導致稻米鎘含量的降低[26]。

火力發電廠燃煤完全燃燒后產生的廢棄物－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，且其效果能連續保持4～5季的水稻生產；鎘的賦存形態分析結果表明，交換態鎘較CK（不施電廠爐渣）降低了38.5%～58.4%（P＜0.01），碳酸鹽態、鐵錳氧化物結合態、有機態、殘渣態鎘，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）。

生物質炭用作土壤重金屬的鈍化物料是目前研究的熱點，農作廢棄物生物質炭的應用可能是重金屬污染耕地一種可持續的鈍化方法。以花生殼、麥秸、稻草等農作廢棄物為原料，分別制成花生殼炭（PBC）、麥秸炭（WBC）和稻草炭（OSC）來探討生物質炭鈍化土壤重金屬的效果與機理[27-30]。研究結果表明，3種生物質炭施入到被鎘、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分析表明，施入上述農作廢棄物生物質炭后，鎘的賦存形態由酸提取態向可氧化態與殘渣態轉化、鉛的賦存形態由酸提取態向可還原態與殘渣態轉化，從而降低了土壤中的鎘、鉛活性。值得注意的是農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用效果[30]。結果表明，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），據其輸入輸出平衡分析結果，在輕度污染耕地中施用ROSC可能誘發作物積累鎘、鉛等重金屬的風險。因此，在將農作廢棄物生物質炭用作土壤重金屬的鈍化物料之前，應對其自身重金屬的污染風險及時進行評價。

海泡石也是一種在重金屬污染耕地中常用的鈍化物料。通過吸附解吸實驗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]。發現海泡石具有較強的吸附鎘的能力，其最大吸附量可達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）。盆栽模擬實驗結果表明，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，在重金屬污染耕地鈍化方面具有較大的應用潛力。曾偉剛等[35]通過盆栽模擬實驗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。研究結果表明：1）施用腐植酸礦粉，能有效降低紅沙泥中土壤有效態鎘（CdDTPA），其降幅為4.8%～25.8%，并促使土壤中活性極高的交換態鎘向有效性較低的碳酸鹽態鎘和鐵錳氧化物結合態鎘的轉化，且45%WHC（飽和田間持水量）水分條件下的效果明顯優于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。分析結果表明，腐植酸礦粉鈍化土壤鎘的機理有兩個方面：一是腐植酸礦粉中含有的大量羧基等活性基團與土壤中鎘直接或間接發生了各種物理或化學反應，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碳、陽離子交換量和Eh等基本性質，進而改變了土壤中鎘的賦存形態。

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，且其效果亦能連續保持4～5季的水稻生產，這與施用電廠爐渣的一致；鎘的賦存形態分析表明，交換態鎘較CK（不施鈣鎂磷肥）降低了54.7%～73.3%（P＜0.01），碳酸鹽態、鐵錳氧化物結合態、有機態和殘渣態鎘，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、有效態鎘（CdDTPA）減少了1.43和2.53 mg/kg，并促使其活性極強的交換態鎘向活性較低的碳酸鹽態和鐵錳氧化物結合態轉化，稻米鎘降低顯著（P＜0.01）[32-33]；田間試驗與示范結果表明，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和鐵錳氧化物結合態的鎘。

4.2 土壤復合鈍化劑配方與復配制劑研發

根據不同類型土壤的理化特性和環境條件，在鈍化物料篩選與應用研究的基礎上，研發出了2個稻田專用（基質分別為海泡石和鐵錳氧化物）、1個園地專用（基質為腐植酸礦粉）和1個廣譜性（基質為電廠爐渣）的土壤復合鈍化劑及其生產工藝，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，進一步優化和發展了重金屬污染耕地的原位鈍化技術，使其復配制劑具有鈍化、降酸、增產等多重功能。

基質為海泡石的土壤復合鈍化劑，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70.5%～95.0%。施用該產品1.50 t/hm2，土壤有效態鎘（ 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個百分點和6.7～12.2個百分點（P＜0.05）；水稻、玉米、蔬菜等增產7.8%～10.5%（P＜0.05）；農產品中的鎘、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個百分點和10.1～14.3個百分點（P＜0.05）；連續施用3年后，土壤pH值提高0.22～0.34（P＜0.05）。

基質為鐵錳氧化物的土壤復合鈍化劑，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發育的紅土，富含鐵錳氧化物）和高鐵錳礦粉兩種物料按比例配制而成，產品中Fe2O3、MnO2總量為34.7%～60.8%。施用該產品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5.6%～9.2%；農產品中的鎘、鉛降低率分別為20.5%～57.3%和25.9%～58.2%（P＜0.05）；連續施用3年后，土壤pH值提高0.12～0.19。

基質為腐植酸礦粉的土壤復合鈍化劑，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，產品中腐植酸礦粉占比超過85%，P2O5含量為3.5%～4.5%。施用該產品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）；連續施用3年后，土壤pH值略有降低（-0.06～-0.10）、有機質含量增加8.2%～10.8%。

基質為電廠爐渣的土壤復合鈍化劑，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，產品中含有的SiO2、MgO、CaO、Fe2O3、MnO2總量為78.2%～90.6%。施用該產品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9.2%～12.6%（P＜0.05）；農產品中的鎘、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潛力與機理研究

替代種植非食用的農作物尤其是經濟作物，是重度污染耕地實現“邊生產、邊修復”，確保其農用地性質最經濟、最有效的方法。苧麻生物學產量大，抗逆性強，種植技術簡便，且其原麻產品的經濟價值高，產業發展空間大，是重度污染耕地實現替代種植、土壤修復目標的重要靶向作物。為此，重點開展了以苧麻為代表的麻類作物重金屬耐受性及其修復潛力與機理等的研究。

5.1 苧麻的鎘耐受性及其修復鎘污染耕地潛力

朱光旭等[40-41]通過田間微區試驗，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潛力。結果表明：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）能顯著促進其生長（P＜0.01）；當外源添加量達到100 mgCd/kg土時，供試9個苧麻品種中原麻減產最多的也僅減產了27.6%，預測原麻減產50%時的土壤鎘含量需達到130 mg/kg以上。2）不同苧麻品種各部位的鎘含量差異大，其根系的鎘含量遠高于莖和葉，但鎘在9個供試苧麻品種各部位的分布規律均是根＞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土以內時，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，當外源添加量為65 mgCd/kg土時達到最大值，但其地上部的鎘富集系數在1.01～4.55的范圍內逐漸減小，表明苧麻不是鎘的超富集植物。預測結果顯示，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境質量標準的0.3 mg/kg以內需20年以上，凈化添加量為100 mgCd/kg土土壤的時間要超過330年。4）根據供試各品種對鎘的耐受性和地上部的總產量、原麻產量、鎘累積量及鎘富集系數等方面綜合評價的結果，推薦富順青麻、湘苧3號、中苧1號3個品種可作為重度污染耕地進行替代種植、實現土壤修復目標的首選品種，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離田并集中進行無害化處理，以增強其修復效果、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個苧麻品種為供試材料，研究了苧麻對鎘脅迫的響應及其吸收積累鉛、銅、鋅、鎳等重金屬的能力。結果表明，在外源添加量為0～10 mgCd/kg土時，中苧1號和湘苧3號兩個品種的有效株為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61.5 mg/kg與49.6 mg/m2；鎘脅迫條件下，3個品種對鉛、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、鎳吸收則呈現出隨鎘添加量增大而減少的趨勢，但土壤鎘添加量對3個品種吸收銅的影響并不明顯。

5.2 苧麻體內鎘的亞細胞分布

以湘苧3號和中苧1號兩個強耐鎘污染的苧麻品種為供試材料，對苧麻各部位亞細胞組分中鎘的分布特征進行研究，以期把握苧麻的耐鎘機理[41,43]。研究結果表明，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，兩個品種根部細胞中的細胞壁（F1）、細胞器（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），表明進入到苧麻根、莖、葉各部位中的鎘，均主要分布在細胞的細胞壁中（占比可達56.1%～83.0%），其次是分布在細胞的可溶部分（7.4%～25.6%）和細胞器（4.0%～18.3%）中；當外源鎘添加濃度增大時，根、莖、葉各部位細胞中的細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胞壁受到了損傷，且根細胞中的可溶部分所占比例有所提高，莖細胞中的可溶部分所占比例則有所降低，而莖、葉細胞中的細胞器所占比例有所增加。分析認為，苧麻通過在細胞壁中累積、儲存大量鎘來適應環境的鎘脅迫，可能是苧麻具有強耐鎘能力的重要機制。

6 南方稻田土壤有效態鎘和鎘污染稻田鈍化效果評價提取方法研究

明確南方稻田土壤鎘污染的風險和程度，是實現其農業安全利用的重要前提。我國的《食用農產品產地環境質量評價標準》和《土壤環境質量標準》，均是以土壤全鎘含量作為土壤鎘污染的評價指標。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）鎘的風險。DTPA法是我國土壤有效態鎘的標準提取方法[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鎘的提取方法，對于精準評價南方稻田鎘污染風險以及指導鎘污染稻田治理修復具有重要意義。

6.1 南方稻田土壤有效態鎘的提取方法

熊婕等[45]在湖南省內37個縣（市、區）采集了90組不同母質發育的水稻土及其對應的早、晚稻樣品，其中：成土母質有板頁巖、第四紀紅土、河湖沉積物、花崗巖、砂礫巖、石灰巖和紫色砂頁巖等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189和株兩優819等品種，晚稻樣品包括金優59、湘晚秈12號和湘晚秈13號等品種，以土壤提取態鎘含量與稻米鎘含量的相關關系為主要評價指標，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鎘的提取能力及其提取態鎘含量與稻米鎘含量的關系。結果表明，9種浸提方法能夠提取到的土壤活性態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，提取態鎘含量與稻米鎘含量呈現出更好的相關性，其中0.1 mol/L CaCl2的提取能力適中（提取率為41.9%），其提取態鎘含量與早稻、晚稻以及早、晚稻全部的稻米鎘含量均達到極顯著相關水平（P＜ 0.01），相關系數（r）分別為 0.618、0.338和 0.363，且與大多數供試水稻品種稻米鎘含量的相關性也達到顯著水平（P＜0.05），相關系數為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鎘的提取方法。

6.2 酸性鎘污染稻田鈍化修復效果評價的提取方法

通過田間試驗，設置了施用石灰（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，分析比較了應用EDTA、DTPA、CaCl2、NaNO3、NH4NO3和 BCR1（歐盟標準物質局方法第一步）6種浸提方法對上述各處理土壤活性態鎘的提取能力及其提取態鎘含量與稻米鎘含量的關系，以確定其在評價酸性鎘污染稻田中施用土壤鈍化劑治理修復效果的適用性。結果表明，6種浸提方法對土壤活性態鎘的提取能力依次 為 EDTA≈BCR1 ＞ DTPA ＞ NH4NO3≈CaCl2＞NaNO3；相關分析表明，CaCl2、NH4NO3、NaNO3、BCR1提取態鎘含量與稻米鎘含量間呈極顯著相關（r= 0.680～0.828，P＜0.01），是預測土壤中鎘對水稻有效性變化的最佳方法，均可用于評價土壤鈍化劑在酸性鎘污染稻田中的治理修復效果，并推薦CaCl2法為首選方法[46]。

7 重金屬污染耕地農業安全利用綜合技術與模式構建及應用

基于已有的研究成果，通過技術集成與示范，構建了一套以“輕度污染農藝調控－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業安全利用的綜合技術與多種實用模式。

7.1 重金屬污染耕地農業安全利用的綜合技術

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

輕度污染耕地農藝綜合調控技術：在選用低積累品種的基礎上，通過科學施肥、淹水灌溉、葉面阻控、秸稈離田、適度調整作物布局與復種方式等措施，來有效降低農產品中鎘、鉛等重金屬的含量，實現輕度污染耕地的農業安全利用。

中度污染耕地原位鈍化技術：在全面推廣應用輕度污染耕地農藝綜合調控技術的基礎上，針對中度污染耕地應因地制宜增施土壤鈍化劑，實施化肥減量與有機肥替代、深翻耕改土與培肥等措施，以增加土壤環境容量和降低土壤中重金屬的活性，減少農作物對重金屬的吸收和在農產品中的積累，實現中度污染耕地的農業安全利用。

重度污染耕地替代種植與土壤修復技術：對于確實已不宜種植食用農產品的重度污染耕地，為確保其農用地性質，應用非食用農作物進行替代種植，通過切斷食物鏈以減少重金屬對人畜的危害，并運用植物或農作物強化萃（吸）取技術推進土壤修復進度，實現重度污染耕地的農業安全利用。

基于上述研究形成的《鎘鉛污染農田原位鈍化修復與安全生產技術體系創建及應用》和《重金屬超標土壤的農業安全利用關鍵技術研究與應用》兩個代表性成果，分別獲得湖南省2014年度技術發明一等獎和2012年度科技進步二等獎。

7.2 重金屬污染耕地農業安全利用的實用模式

主要有水稻降鎘VIP+技術模式、重度污染耕地替代種植模式、治理式休耕模式。

水稻降鎘VIP+技術模式：由省農環站牽頭，研究所和湖南農業大學、湖南省水稻研究所、湖南省土壤肥料研究所等單位共同實施的《稻米鎘污染控制技術研究與應用》項目，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、施生石灰調節土壤酸堿度（pH，P），增施有機肥和土壤鈍化劑、噴施葉面阻控劑、深翻耕改土、稻草離田（即“+”）等單項技術進行組裝集成與示范，并于2013年底總結形成了水稻降鎘的VIP+技術模式。該模式已在農業農村部、財政部實施的長株潭地區重金屬污染耕地修復及農作物種植結構調整試點專項項目區內全面推廣應用，并獲得了湖南省2015年度科技進步二等獎。

重度污染耕地替代種植模式：包括種桑養蠶和發展麻類作物、能源作物、花卉苗木、種子生產等的替代種植模式。該模式也在農業農村部、財政部實施的長株潭地區重金屬污染耕地修復及農作物種植結構調整試點專項項目區內全面推廣應用。

污染耕地治理式休耕模式：包括蔞蒿－紫云英聯合休耕培肥、苧麻強化萃取休耕等。目前，這兩種模式正在湖南省休耕試點地區進行中試。

8 技術研發平臺與中試基地建設

研究所在中國科學院、湖南省農業委員會、湖南省財政廳和湖南省重金屬污染耕地修復及農作物種植結構調整試點工作領導小組辦公室的大力支持下，聯合湖南農科院、中南林業科技大學、中國農科院農業環境與可持續發展研究所、中國農科院麻類研究所、中國科學院地理科學與資源研究所等單位在長沙縣北山鎮建成了重金屬污染耕地農業安全利用技術研究開放平臺（即耕地重金屬污染長期定位觀測試驗中心站）。目前，該平臺在研項目共10多項，布置了18個試驗（含4個長期定位觀測試驗），全面開展耕地重金屬污染的農藝調控、原位鈍化、替代種植、工程治理、修復機理等研究。

此外，研究所還在湖南省重金屬污染典型地區建立了6處新技術新產品的中試基地，其核心區面積近650 hm2，用于全面展示和應用研究所在重金屬污染耕地農業安全利用研究方面的技術與成果。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（鎘鉛復合污染），嘉禾陶家河基地233.3 hm2（鎘砷復合污染），雙峰梓門橋基地133.3 hm2（鎘鉛砷復合污染）。

9 展望

耕地重金屬污染具有隱蔽性、多源性、持久性等特點，且影響農作物吸收與積累重金屬的因素眾多，其治理修復涉及農學、土壤、環境和食品安全等多個學科，其治理難度和復雜性遠超過工礦場地重金屬污染的修復，已成為一個世界性的難題。面對重金屬污染耕地農業安全利用這個全球性的技術難題與研究熱點，研究所今后在該研究領域的主攻方向和工作重點應是進一步加強污染源解析與源頭防控技術、綠色新型高效治理修復技術與產品、重金屬低積累農作物品種定向改良與培育等研究，厘清“土壤－水－農作物”系統重金屬的遷移、轉運過程與機理，突破重金屬污染耕地源頭防控和生物削減、過程阻截等技術瓶頸，創新重金屬污染耕地治理修復產業鏈建設技術，探索重金屬污染耕地第三方治理、監理、評估等工作推進方式與管理模式，構建專業化、產業化、標準化、可復制、易推廣的重金屬污染耕地綜合防控與治理修復技術體系和運行管理機制與模式。