第1章　緒論

1.1　我國耕地土壤重金屬污染的概述

耕地是指種植食用類農產品的農用地，包括水田和旱地。水田是指筑有田埂（坎），可以經常蓄水，用來種植水稻、蓮藕、席草等水生作物的耕地。旱地是指除水田以外的耕地，包括水澆地和無水澆條件的旱地。水澆地是指旱地中有一定水源和灌溉設施，在一般年景下能夠進行正常灌溉的耕地。無水澆條件的旱地是指沒有固定水源和灌溉設施，不能進行正常灌溉的旱地。

耕地質量是保障農產品安全生產的重要物質基礎。我國耕地資源十分緊缺，2016年底耕地總面積為1.35億hm²，合20.24億畝（1畝=666.67平方米），人均占有量不及世界平均水平的1/2，且總體質量不高，中低產田達到了2/3。近年來，由于建設占用、災毀、生態退耕、農業結構調整等原因，我國耕地面積保有量總體有所下降。同時，隨著我國工業化、城市化和農業集約化的快速發展，各種來源的重金屬元素通過降塵、施肥、灌溉等途徑進入耕地，且數量逐年增加，導致我國耕地土壤重金屬污染問題日益嚴重。重金屬污染不僅能夠引起土壤的組成、結構和功能的變化，還能夠抑制作物根系生長和光合作用，致使作物減產甚至絕收。更為重要的是，重金屬還可能通過食物鏈遷移到動物和人體內，嚴重危害動物和人體健康。

1.1.1　我國耕地土壤重金屬污染現狀

2006—2013期間，環境保護部和國土資源部聯合開展的全國土壤污染狀況專項調查，在全國范圍內共布設點位67615個，采集了213754個土壤樣品。2014年4月17日發布了《全國土壤污染狀況調查公報》（簡稱《公報》）。《公報》顯示：我國耕地土壤的點位超標率為19.4%，其中輕微、輕度、中度和重度污染的點位所占比例分別為13.7%、2.8%、1.8%和1.1%，主要污染物為鎘、鎳、銅、砷、汞、鉛、滴滴涕和多環芳烴。中國地質調查局（2015）發布的中國耕地地球化學調查報告顯示，重金屬中-重度污染或超標的點位比例占2.5%，覆蓋面積3488萬畝；輕微-輕度污染或超標的點位比例占5.7%，覆蓋面積7899萬畝。污染或超標耕地主要分布在南方的湘鄂皖贛區、閩粵瓊區和西南區。

在各種科研項目的資助下，我國科技工作者相繼開展了一些區域性農用地土壤重金屬污染狀況的調查與監測工作。2002年，南京環境科學研究所主持開展了“典型區域土壤環境質量狀況探查研究”，調查范圍包括廣東、江蘇、浙江、河北和遼寧5省，結果顯示珠三角部分城市有近40%的菜地土壤重金屬污染超標，其中10%屬于嚴重超標；長三角有的城市連片農田受多種重金屬污染，致使10%土壤基本喪失生產能力，以受鎘污染和砷污染的比例最大，超過0.4億hm²良田（蔡美芳等，2014）。2006年，原環境保護總局對30×10⁴hm²基本農田保護區土壤的重金屬抽測了3.6×10⁴hm²，重金屬超標率達12.1%。宋偉等（2013）利用我國138個典型區域的耕地土壤重金屬污染數據庫，以《土壤環境質量標準》（GB 15618—1995）中的二級標準作為評價標準，結果發現我國耕地土壤重金屬污染概率為16.67%左右，據此推斷我國重金屬污染的耕地面積占耕地總量的1/6左右。其中尚清潔、清潔、輕污染、中污染和重污染比例分別為68.12%、15.22%、14.49%、1.45%和0.72%；8種土壤重金屬元素中，Cd污染概率為25.20%，遠超過其他幾種重金屬元素。浙江大學徐建明研究團隊（2018）調查了長江中下游某地區污染較嚴重的4.4萬畝農田土壤的重金屬污染狀況，發現主要超標元素為Cd和Cu，輕微、中輕度和重度Cd污染土壤面積分別占45.62%、12.3%和1.74%。

綜上所述，我國耕地土壤重金屬污染的總體形勢不容樂觀，其中以西南、中南、長江三角洲和珠江三角洲等地區污染最為突出。在土壤重金屬污染程度和面積尚未清楚的情況下，開展土壤污染詳查尤為重要。因此，2017年8月，環境保護部、財政部、國土資源部、農業部、國家衛計委等五部委聯合部署土壤污染狀況詳查，計劃于2018年年底前查明農用地土壤污染的面積、分布及其對農產品質量的影響。

1.1.2　我國耕地土壤重金屬污染特征

1.1.2.1　污染成因復雜多樣

我國耕地土壤受重金屬污染的成因復雜，包括自然的成土母質條件、人為的污染因素以及自然與人為因素的疊加作用等。

從區域大尺度上看，自然因素的影響比較明顯，成土母質和母巖等地球化學屬性直接影響土壤中重金屬的含量。調查資料顯示（趙其國和駱永明，2015），不同類型母質發育的土壤重金屬含量差異很大，火成巖和石灰巖母質發育的土壤中Cd、As、Hg和Pb平均含量顯著高于風沙母質土壤。瞿飛等（2020）在黔東南黃平縣分別采集典型砂頁巖、老風化殼、石灰巖、頁巖、河流沖積物、泥巖6種不同母質發育的土壤樣品257個，結果顯示，不同母質土壤Cd含量大小為石灰巖>河流沖積物>老風化殼>泥巖>砂頁巖>頁巖，Cr含量為老風化殼>泥巖>頁巖>石灰巖>砂頁巖>河流沖積物，Hg含量為石灰巖>泥巖>砂頁巖>河流沖積物>老風化殼>頁巖，As含量為泥巖>石灰巖>老風化殼>砂頁巖>頁巖>河流沖積物，Pb含量為泥巖>老風化殼>石灰巖>砂頁巖≈頁巖>河流沖積物。成土過程中元素的次生富集作用也是造成我國中南、西南高背景地區土壤中Cd、As、Hg和Pb等重金屬含量高的重要原因。例如，貴州地表土壤與沉積物中Cd的地球化學背景值為0.31mg/kg，是我國平均水平的2.5～3.5倍（何邵麟等，2004）。長江三角洲自然土壤中As、Co、Cr、Ni和Zn等元素含量高于珠江三角洲自然土壤中對應的元素含量。

在長三角、珠三角、環渤海和華北城郊區域等局部范圍內，耕地土壤重金屬含量異常往往是人為因素的影響。在大中城市郊區，大氣沉降和污水灌溉是城市工業和交通源重金屬進入農田土壤的最主要途徑。陳世寶等（2019）分析了2011—2015期間報道的不同農田土壤重金屬輸入源的文獻數據，發現全國范圍農田土壤中Cd的年輸入通量約為4.83μg/kg，但不同省農田土壤中Cd輸入通量及來源有很大差異。河北和湖南省農田年輸入通量則達到14.4μg/kg和19.6μg/kg，分別為全國農田土壤中Cd年輸入通量的2.97倍和4.06倍。工業大氣沉降和污水灌溉是導致我國部分省區農田土壤Cd污染的主要原因之一，其中河北省工業大氣沉降和污水灌溉分別占Cd年總輸入通量的58.2%和27.3%，湖南省則分別占16.6%和69.9%。韓志軒等（2018）在珠江三角洲地區的22個點位上采集的44件沖積平原土壤樣品，利用多元統計分析方法和鉛同位素示蹤技術研究了重金屬元素的來源。結果表明，As、Pb、Hg的異常受人為活動影響較嚴重，Zn、Cd的高含量既與地質背景有關，也受人類活動影響。

1.1.2.2　空間分布異質性強

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（陳衛平等，2018）。《公報》顯示：南方土壤污染重于北方；長江三角洲、珠江三角洲、東北老工業基地等部分區域土壤污染問題較為突出，西南、中南地區土壤重金屬超標范圍較大。張小敏等（2014）結合2000—2013年公開發表文獻中的農作物土壤的重金屬含量數據和相關數據庫中的部分數據發現。中國區域農田土壤Pb、Cd、Cu和Zn含量均有不同程度的富集，重金屬空間分布具有明顯的區域特征，西南地區土壤重金屬含量較高，其次是兩廣和遼寧地區，其他地區相對較低。Liu等（2016）調查了我國22個水稻種植省份土壤Cd累積量，顯示全國水稻土Cd平均含量為0.45mg/kg。

金屬采礦區和冶煉區的周邊耕地土壤重金屬的含量較高，屬于重金屬高風險區。例如，曾希柏等（2013）調查了某冶煉區和三個采礦區周邊較小區域的農田土壤，結果發現，每個調查點土壤樣品均有三種以上元素超過《土壤環境質量標準》（GB 15618—1995）Ⅲ級含量標準，占采集樣品的比例為10%以上，最高甚至達91.2%，超標最嚴重、超標樣品比例最高的是Cd，其次為As，在調查的4個地區均存在較大程度超標，其超標幅度達21.1%～62.3%，而Zn、Cu、Pb等元素超標樣品的比例則相對較低。吳勁楠等（2018）在某鉛鋅礦區周邊農田土壤共布設496個采樣點，測定表層土壤中重金屬（Cd、Hg、Pb、Cu、Zn）的含量。結果表明：Cd、Hg、Pb、Cu和Zn的平均含量（mg/kg）分別是該礦區所在省背景值的33.05、5.83、12.02、4.89和16.33倍；單因子指數評價結果顯示，99.8%的樣品達到Cd重度污染水平，其次是Cu（82.06%）和Zn（62.50%）。楊世利等（2019）調查了中國西南某鉛蓄電池廠污染場地土壤，距離廠內生產區20～30cm處土壤Pb的質量分數高達12784mg/kg，廠內生產區、熔煉區、排污口、循環水池處的Pb含量遠高于背景點。

1.1.2.3　土壤類型差異明顯

我國土壤類型多樣，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，進一步加劇了耕地土壤重金屬污染的多樣化格局（陳衛平等，2018）。羅小玲等（2014）通過對珠江三角洲地區典型農田和菜地兩種耕地土壤重金屬污染現狀進行監測與評價，發現工業型農村的耕地以銅超標為主（超標率22.2%），種植型農村的耕地以Cd超標為主（超標率16.7%），其余重金屬超標率低或不超標。Rafiq等（2014）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。黃穎（2018）的研究發現，不同耕作方式對重金屬的影響存在一定差異，Cd、Hg、Pb、Cu、Zn在蔬菜地和水稻田中含量較高，在旱地和園地含量較低，而Cr、As、Ni三種元素在園地含量最高，在其他類型土壤較低。

1.1.2.4　土壤酸化加劇了重金屬污染的危害

我國土壤酸化面積近200萬hm²，近年來糧田、菜園和果園土壤酸化趨勢均有增加（趙其國等，2013）。1980—2000期間，我國5種典型土壤pH降低范圍為0.13～0.80單位，其中水稻土酸化最為嚴重，pH年均下降速率為0.012單位（Guo et al.，2010）。土壤酸化增強了土壤中的重金屬活性及其遷移能力，加劇了重金屬污染的生態危害。這也是我國個別地區近年來稻米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。Yang（2017）對某地的調查發現，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含量超標率顯著降低至1.3%和32%。

1.1.3　耕地土壤重金屬污染的危害

1.1.3.1　直接經濟損失

據估算，我國每年因重金屬污染的糧食達1200萬噸，造成的直接經濟損失超過200億元。不僅如此，因土壤污染每年造成的糧食減產也相當大，全國每年由耕地污染而造成的糧食減產達到1.25×10⁹kg。如果將污染土壤進行修復，所需的資金非常驚人。據《經濟觀察報》報道，全國有5000多萬畝土壤受到重金屬等的中重度污染。因此，我國污染耕地土壤修復所需資金數額巨大，僅對受重金屬污染的耕地土壤而言，即便選擇土壤修復成本較低的植物修復技術，單位治理成本為100～500元/噸，直接治理成本約3.1×10⁴～15.6×10⁴億元。

1.1.3.2　影響農產品的產量和品質

土壤重金屬進入植物體后，可通過抑制一些蛋白酶的活性、在植株細胞中產生活性氧（reactive oxygen species，ROS）損壞細胞抗氧化系統，導致細胞受損或死亡等，從而影響植株正常生長發育，導致農產品的產量下降，嚴重時，甚至絕收。例如，Cd脅迫會導致細胞質膜的透性發生變化，影響礦質營養元素的吸收，導致植株體內營養元素含量和成分的改變。水稻極易吸收并積累鎘，而積累過量鎘會導致嚴重的毒性效應，影響植株的光合色素含量、呼吸強度、蒸騰和光化學效率，從而嚴重影響水稻的生長并導致其減產，稻米品質劣變（胡婉茵等，2021）。在盆栽實驗條件下，Cd脅迫顯著降低了水稻的產量、穗數和結實率，但粒重受影響不顯著（陳京都等，2013）。

耕地土壤受到重金屬污染，不可避免地會影響到農產品的質量。近年來，我國部分地區有時會發生“鎘米”事件。農業部稻米及制品質量監督檢驗測試中心對我國部分地區稻米質量安全普查結果表明，約有10%稻米Cd含量超過我國1994年頒布的《食品中鎘限量衛生標準》（GB 15201—1994）限定標準值0.2mg/kg。

1.1.3.3　危害人體健康

耕地土壤污染會使污染物在糧食、蔬菜等農產品中積累，并通過食物鏈富集到人體和動物體中，危害人畜健康，引發癌癥和其他疾病等。例如，20世紀30年代的日本“痛痛病”和20世紀50年代的“水俁病”。

1.1.3.4　導致其他生態環境問題

土壤污染影響植物、土壤動物和微生物的生存和繁衍，危及正常的土壤生態過程和生態系統服務功能。研究表明，土壤重金屬對蚯蚓、線蟲等無脊椎動物數目、豐富度、生物數量和群體構成等有直接影響。

農田土地受到污染后，含重金屬濃度較高的污染表土容易在風力和水力的作用下分別進入大氣和水體中，導致大氣污染、地表水污染、地下水污染和生態系統退化等其他次生生態環境問題。