全 文 ：我国农田生态系统重金属的循环与调控*
曾希柏**摇 苏世鸣摇 马世铭摇 白玲玉摇 李树辉摇 李莲芳
(中国农业科学院农业环境与可持续发展研究所农业部农业环境与气候变化重点开放实验室, 北京 100081)
摘摇 要摇 本文系统分析了我国农田土壤重金属的含量状况,探讨了农田生态系统中重金属的
输入、输出及其平衡.农田生态系统中重金属存在一定的累积效应,但整体上超标风险较小,
而部分作物、特别是蔬菜可能存在一定的超标风险.在采矿区和冶炼厂周边地区,以及废弃物
利用强度较大的农区,土壤和作物中重金属超标的风险较大,是普通农区的十倍甚至数十倍
以上.针对我国农田重金属污染现状,提出了调控农田生态系统重金属循环的有效措施,并对
相关领域今后的研究进行了展望.
关键词摇 重金属摇 农田生态系统摇 循环摇 调控
文章编号摇 1001-9332(2010)09-2418-09摇 中图分类号摇 X53摇 文献标识码摇 A
Heavy metals cycling and its regulation in China cropland ecosystems. ZENG Xi鄄bai, SU Shi鄄
ming, MA Shi鄄ming, BAI Ling鄄yu, LI Shu鄄hui, LI Lian鄄fang (Ministry of Agriculture Key Labora鄄
tory of Agro鄄Environment & Climate Change, Institute of Environment and Sustainable Development
in Agriculture, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081, China) . 鄄Chin. J. Appl.
Ecol. ,2010,21(9): 2418-2426.
Abstract: This paper analyzed the current situation of heavy metal contamination in cropland soils
in China, and discussed the input, output, and balance of heavy metals in cropland ecosystems. It
was considered that heavy metals had definite accumulation in cropland ecosystems, but overall
speaking, this accumulation had relatively small environmental risk, and only some plants, espe鄄
cially vegetables, accumulated heavy metals over the standards. In mining areas, adjacent areas of
smelting plants, and the farming areas using larger amounts of related wastes, the heavy metals con鄄
tent in plants and soils was at least ten times higher than that in normal croplands, existing larger
environmental risk. Aiming at the current situation of heavy metal contamination of farmland soils in
China, some effective regulation measures for the heavy metal cycling in the cropland ecosystems
were proposed, and the further research prospects in related fields were discussed.
Key words: heavy metal; agro鄄ecosystem; cycling; regulation.
*国家“十一五冶科技支撑计划项目(2007BAD89B03,2006BAD05B01)
资助.
**通讯作者. E鄄mail: zengxb@ ieda. org. cn
2010鄄02鄄11 收稿,2010鄄07鄄09 接受.
摇 摇 农田生态系统是全球生态系统的重要组成部
分,也是人类获取食物的物质基础. 20 世纪中叶以
来,随着工业化和城市化的不断发展,农用化学物质
种类、用量逐步增加,各种重金属元素也通过降尘、
施肥、灌溉等途径进入农田,且数量逐年增加. 有研
究表明,目前我国已有近 2郾 0伊107 hm2 的农田出现
了不同程度的重金属污染,由此导致的粮食减产已
超过了 1郾 0 伊107 t[1] . 重金属向农田生态系统的输
入,不仅可能降低土壤肥力和作物的产量与品质,而
且累积在土壤中的重金属还可能通过食物链危及人
类的健康.因此,有关重金属在农田生态系统内的迁
移、循环及重金属污染土壤的治理等问题,已引起了
全世界的高度重视和关注,并成为目前研究的热点
之一[2-3] . 近年来,尽管对农田重金属的研究较多,
但受研究目的、技术路线等的影响,不同研究者对农
田重金属实际情况的判断存在较大差别,在一定程
度上影响了政府、民众的正确判断,并可能带来许多
不必要的负面效应. 本文分析了我国农田重金属的
累积状况及其循环、平衡和调控,旨在为正确分析和
判断我国农田的重金属状况、采取有效措施降低重
金属风险、保障农田生态系统健康等提供有效的
参考.
应 用 生 态 学 报摇 2010 年 9 月摇 第 21 卷摇 第 9 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Sep. 2010,21(9): 2418-2426
1摇 我国农田土壤的重金属状况
采矿和工农业生产活动是土壤重金属的主要来
源,乡镇工业不合理的“三废冶排放等更是导致土壤
重金属累积的重要原因. 据统计,1980 年我国因工
业“三废冶排放导致了 266郾 7 万 hm2 耕地污染,1988
年受污染的耕地面积增加到 666郾 7 万 hm2,1992 年
又增加到 1000 万 hm2,近年来这种趋势更是有增无
减[4] .据农业部环境监测系统近年的监测结果,我
国耕地中 80%的污染物超标为重金属超标,其中
Pb、Cd、Hg、Cu 及其复合污染最为严重[5] . 迄今为
止,已有许多专家对不同区域农田的重金属含量状
况进行了调查,如据陈亚华等[6]的调查结果,南京
市城郊的农田中重金属 Cd、Cu、Zn、Pb 含量超过国
家土壤环境质量 2 级标准限值(GB15618—1995)分
别达 58% 、56% 、18% 、16% ;许月英等[7] 2006 年对
乌鲁木齐“菜篮子冶基地土壤重金属含量分析发现,
重金属含量有随种植年限延长而增加的趋势,其中
Pb含量与 1989 年的土壤背景值相比增长了约 3郾 58
倍;此外,沈阳市郊区耕地土壤、西安市污灌区土壤
也均出现了不同程度的 Hg、Cd 超标现象[8-9],成都
平原蔬菜基地的土壤也出现了重金属 Hg 超标问
题[10];而本课题组的相关研究[11-17]则认为,我国蔬
菜地中重金属含量的绝对值以 Zn 最高,其次是 Cr
和 Cu,但与国家土壤质量标准比较,Cd 含量超标样
本的比例最高,达到 24郾 1% ,其次是 Hg,为 10郾 3% ,
再次是 As,为 9郾 2% ,从总体看超标并不十分严重.
可见,耕地重金属含量超标现象尽管在我国有所发
生,但从其分布看,除污灌区农田较严重外,其余主
要集中在城郊集约化程度较高的蔬菜地以及部分设
施菜地中,农业主产区农田则是较安全的.
本课题组自 2007 年以来,在典型蔬菜种植区
(山东寿光)、典型农区(吉林四平)、典型重金属矿
区(湖南石门)和典型冶炼区(湖南株洲)等地区,按
照基本等距离布点方法共采集了 461 个普通农田、
蔬菜地耕层土壤样品,分析了其重金属的含量.根据
所采集样品的分析结果统计,山东寿光大田土壤中
重金属含量没有出现超标,蔬菜地中也仅有 Cd、Cu
等含量有个别样品超过国家土壤质量 2 级标准,其
含量分别为 0郾 05 ~ 3郾 56 mg·kg-1和 13郾 83 ~ 79郾 50
mg·kg-1, 超 标 样 品 比 例 分 别 为 9郾 7% 和
29郾 0% [14,16];吉林四平的大田土壤亦基本上没有重
金属含量超标的现象,但菜地土壤中重金属 Cu 和
Cd含量存在轻微超标现象,其中土壤 Cu 含量达
9郾 85 ~ 95郾 00 mg·kg-1,超标样品比例为 18郾 1% ;Cd
含量为 0郾 04 ~ 2郾 95 mg·kg-1,超标样品比例为
39郾 8% [15] .而与此形成鲜明对比的是,湖南石门矿
区附近的大田土壤中 As 和 Cd 含量、菜地土壤中
As、Cd、Ni含量均有部分样品出现超标,其中大田土
壤中 As和 Cd含量分别为 7郾 40 ~ 244郾 50 mg·kg-1、
0郾 09 ~ 0郾 53 mg·kg-1,超标样品所占比例分别为
55郾 6%和 40郾 7% ;菜地土壤中 As、Cd、Ni 的含量分
别在 7郾 71 ~ 136郾 20 mg·kg-1、0郾 17 ~ 0郾 54 mg·kg-1
和 21郾 70 ~ 51郾 83 mg·kg-1,超标样品比例分别为
62郾 5% 、75郾 0%和 25郾 0% (课题组数据);湖南株洲
市冶炼厂周边大田土壤中 Cu、Pb、Cd、As和 Zn 含量
均有不同程度的超标,其中以 Cd 和 Zn 超标较严
重,其含量分别为 0郾 48 ~ 13郾 57 mg·kg-1和 157郾 80
~ 1450郾 90 mg·kg-1,超标样品比例分别为 100郾 0%
和 62郾 5% ;菜地土壤中重金属的超标情况比大田严
重,其中 Cu、Pb、Cd 和 Zn 的含量分别达到 28郾 40 ~
109郾 59 mg·kg-1、45郾 89 ~ 954郾 93 mg·kg-1、0郾 24 ~
21郾 13 mg·kg-1和 123郾 50 ~ 2127郾 10 mg·kg-1,超标
样品比例分别为 50郾 0% 、42郾 9% 、78郾 6%和 64郾 3%
(课题组数据). 上述地区大田和菜地土壤比较,菜
地土壤的超标似乎比大田严重,这种现象在很大程
度上是由于二者经营方式的差异引起的,菜地土壤
高度集约化的经营方式可能在一定程度上增加了重
金属的输入;不同地区比较来看,在有重金属污染源
的地区,由于重金属可以通过多种途径输入到农田
中,因此在一定程度上造成了重金属含量超标,污染
的风险也明显增大.本课题组对 1989 年以来中国蔬
菜土壤重金属研究的相关资料进行了收集与整理,
统计分析表明,在当前中国蔬菜地利用方式下,大部
分蔬菜地的重金属含量未超过国家标准,但在个别
工矿 /污灌区菜地、市郊菜地中,部分重金属的含量
存在超标现象[11] .
2摇 农田生态系统重金属的循环与平衡
2郾 1摇 农田生态系统重金属的循环模式
农田生态系统的重金属循环主要是指围绕土
壤鄄作物体系进行的包括重金属输入、输出以及重金
属在系统内部的流动.其中,重金属的输入主要包括
大气沉降、污水污泥输入以及随肥料施用的投入等;
重金属的输出则主要包括通过作物收获物携带、土
壤水的淋洗、径流以及部分重金属元素的挥发等;重
金属在系统内部的流动则是指重金属在各亚系统间
的吸收、吸附、转化等一系列的生物物理化学过程.
91429 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 曾希柏等: 我国农田生态系统重金属的循环与调控摇 摇 摇 摇 摇
图 1摇 农田生态系统重金属的循环
Fig. 1摇 Heavy metals cycling in agro鄄ecosystem.
大气沉降 Atmosphere deposition;随肥料进入 Fertilizer application;作
物吸收 Plant uptake; 挥发 Volatilization; 三废利用 Use of waste air,
waste water, and solid waste; 其他 Others; 物理、物理化学过程 Physi鄄
cal, physic鄄chemical process; 生物化学过程 Biochemical process.
上述过程可用图 1 来表示.
摇 摇 在农田生态系统重金属的输入途径中,以大气
沉降形式进入农田的重金属量因所在区域的差异而
存在较大差别,在人类活动干扰频繁,尤其是采矿、
冶炼业发达的地区,大气沉降可能成为农田生态系
统重金属的重要来源,其对重金属输入的贡献率较
高[18] .在农业生产相对集中而工业尤其是采矿和冶
炼较少的地区,农业生产资料特别是施用含重金属
较高的肥料、农药等投入品,可能是农田中重金属输
入的主要途径[19] .此外,工矿企业污水污泥、城镇生
活废弃物中由于重金属含量较高,因此,这些物质也
是某些地区农田生态系统中重金属的重要来源之
一[20] .进入土壤中的重金属很大部分被土壤吸附和
固定,部分则被作物吸收并在体内进行再分配,最终
通过作物收获物带走.其次,土壤中的重金属还可能
会随水淋洗进入地下水中,进而移出农田生态系统,
并成为农田生态系统中重金属输出的方式之一[21] .
在自然状态下,重金属 Hg、As等还可以通过微生物
的作用以气态形式向大气中逸出,但其逸出量相对
有限.
2郾 2摇 农田生态系统中重金属的平衡
2郾 2郾 1 农田生态系统中重金属的主要来源摇 长期以
来,我国很多地方保持着利用污水灌溉农田、利用农
村和小城镇生活垃圾等堆沤作为有机肥的习惯,在
相对缺水的北方地区污水的农业利用尤为普遍. 虽
然农村和小城镇生活污水中重金属的含量一般较
低,但部分来自工矿企业的污水中重金属等污染物
含量则较高,如果直接灌溉农田,可能会导致土壤中
Hg、As、Cr、Pb、Cd 等含量增加,进而影响农产品的
质量.如有研究表明,淮阳污灌区土壤中 Hg、Cd、Cr、
Pb、As 等重金属的含量在 1995 年时就已经超过了
警戒水平[22];郑鹤龄等[23]研究发现,采用未经处理
的污水浇灌农田后,土壤中重金属 Cu、Zn、Pb、Cd 的
含量分别比用清水灌溉时增加了 31郾 8% 、27郾 5% 、
35郾 1%和 59郾 2% ;沈阳张士灌区利用污水灌溉农田
的历史已有 20 多年,污灌面积在 2500 hm2 以上,其
中 330 hm2 以上农田的 Cd 含量达 5郾 0 ~ 7郾 0 mg·
kg-1 [24],导致部分农田已经变为非农业用地,失去
了农业的生产功能.
城市污泥中含有较丰富的氮、磷、钾及植物必需
的各种微量元素,在一定程度上可以起到培肥土壤、
促进植物生长的效果,但如果不充分考虑其中含有
重金属等污染物可能造成的负面影响,则可能会引
起农田污染.有调查表明[25-26],与其他国家相比,除
我国主要城市污泥中重金属含量 Cd 较低外,其他
均较高且变幅大(表 1). 周艺敏[27]调查表明,长期
进行污灌或施用污泥的菜园土壤,Cu、Zn、Pb的含量
高于背景值 3 ~ 4 倍,Cr、Ni、As 含量亦为背景值的
1 ~ 2倍,Cd 含量高于背景值 10 倍以上,而 Hg 含量
则超过背景值的 125 倍;在北京市的褐土中施用
燕山石化的污泥一年后,Hg、Cd的含量分别达到
表 1摇 主要国家污泥中重金属浓度
Tab. 1摇 Heavy metal concentration in sludge from different countries (mg·kg-1)
国家
Countries
Cd Zn Cu Pb Ni 文献
Reference
中国 China 0郾 5 ~ 8郾 5 27 ~ 49000 52 ~ 11700 15 ~ 26000 10 ~ 5300 [25]
英国 England 2 ~ 1500 600 ~ 20000 200 ~ 8000 50 ~ 3600 20 ~ 5300 [26]
美国 United States 2 ~ 1100 72 ~ 16400 84 ~ 10400 800 ~ 26000 12 ~ 2800 [26]
瑞典 Sweden 2 ~ 171 700 ~ 14700 52 ~ 3300 52 ~ 29000 15 ~ 2120 [26]
加拿大 Canada 2 ~ 147 40 ~ 19000 160 ~ 3000 85 ~ 4000 7 ~ 1500 [26]
澳大利亚 Australia 2 ~ 285 240 ~ 5500 250 ~ 2500 55 ~ 2000 20 ~ 320 [26]
欧共体推荐的最大量
Maximum amount recommended by
European Community
20 2500 1000 750 300 [26]
0242 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
0郾 94 mg·kg-1和 0郾 22 mg·kg-1 [28] . 即城市污泥的
施用可使土壤重金属含量有不同程度的增加,其增
加幅度与污泥的重金属含量、污泥的施用量及土壤
管理等有关.
摇 摇 重金属随肥料等的施用进入农田是导致土壤重
金属累积的重要原因之一.有研究表明,由于长期施
用不同类型的肥料,土壤中部分重金属的含量可能
会有一定增加.如马耀华等[29]对上海市蔬菜地的研
究发现,长期施用有机肥和化肥后,土壤中 Cd 的含
量从 0郾 13 mg·kg-1提高到 0郾 32 mg·kg-1,已超过
了国家土壤质量标准;Taylor[30]在新西兰的研究表
明,施用含 Cd 量较高的磷肥 50 年后,表层土壤中
Cd的含量由 0郾 39 mg·kg-1提高到了 0郾 85 mg·
kg-1,达到轻度污染水平.对各种化肥中重金属含量
的分析表明,氮、钾肥中重金属的含量较低,但磷肥
中 Cd 等重金属的含量较高,复合肥中重金属的含
量则主要决定于生产原料及加工过程. 不同类型肥
料中重金属含量从高到低排列为:磷肥>复合肥>钾
肥>氮肥.此外,由于砷、铜、锌等常用来作为饲料添
加剂,因此,有机肥中也常含有一定量的上述重金
属,如刘荣乐等[19]对 8 省(市)商品有机肥的调查结
果表明,有机肥中各种重金属均存在不同程度的超
标现象;卢东等[31]对华东典型地区农业土壤重金属
含量的调查表明,施用鸡粪等有机肥的农田中 Cu、
Zn含量明显高于施用化肥.本课题组近年来先后在
山东、河南、甘肃、吉林等地区采集了 124 个来自当
地农民使用的化肥和有机肥样品,分析其重金属含
量,结果表明(表 2),有 65% 、30% 、55% 、15%的有
机肥样品中 Cd、Cu、Zn、As含量超过土壤环境质量 2
级标准,47郾 1% 、19郾 2%的复合肥样品中 Cu、Zn 含
量超过土壤环境质量 2 级标准;对不同类型有机肥
中重金属含量进行比较,发现猪粪中含有较高的
Cd、Cu、Zn和 As,而鸡粪中则主要是 Zn 含量较高且
超过土壤环境质量 2 级标准.此外,农用薄膜等其他
农用物资中往往也含有一定量的 Cd 和 Pb,在大量
使用塑料薄膜的温室大棚和保护地中,如果不及时
清除残留在土壤中的农膜,其中的重金属可能进入
土壤并导致累积.
2郾 2郾 2 农产品中重金属的含量状况摇 农产品中携带
的重金属是其输出农田生态系统的重要途径,也是
重金属危害人体健康的重要途径.近年来,关于农产
品中重金属含量的研究报道较多,如李晓燕等[32]对
北京市小麦籽粒中重金属含量进行了调查分析,结
果表明,小麦籽粒中重金属含量均明显低于国家食
品卫生标准,对于普通人群而言,通过食用小麦及其
加工品没有明显的摄入重金属风险;季书勤等[33]的
研究表明,河南省主要小麦品种的重金属含量均未
超过国家食品卫生标准;张莉等[34]的研究表明,贵
阳市市售蔬菜中重金属 As、Pb、Hg、Cd、Cr、Cu 含量
的平均值均低于国家食品卫生标准.可见,对于大多
数农产品而言,其中重金属的含量基本上未超过国
家食品卫生标准的限值,土壤中的重金属通过农产
品收获输出的量尚处于较低水平,该结果在很大程
度上与农田的重金属含量、作物对重金属的吸收能
力等有关.但在一些工业较发达的城郊区或重金属
矿周边地区,所生产的农产品中重金属含量超标的
风险则大大增加,如付红波等[35]对珠三角滩涂围垦
农田中农作物重金属含量的调查发现,所调查区域
农产品中重金属 Ni、Pb、Cr、Cd、Zn 的超标样品分别
占总样品数的 48郾 3% 、 28郾 9% 、 12郾 3% 、 2郾 6% 和
6郾 1% .
本课题组 2007 年以来在山东寿光、吉林四平、
湖南石门及株洲等典型区域的调查结果(课题组数
据),农产品中重金属含量与土壤重金属含量具有
较强的一致性.如山东寿光大田作物和蔬菜样品的
重金属含量均没有出现超过国家食品卫生标准现
表 2摇 有机肥和化肥中重金属含量
Tab. 2摇 Heavy metal concentration in organic manure and chemical fertilizers (mg·kg-1)
元素
Element
有机肥 Organic fertilizer (n=20)
平均值
Average
超标率
Exceeding standard rate (% )
复合肥 Compound fertilizer (n=104)
平均值
Average
超标率
Exceeding standard rate (% )
土壤域标准值
(6郾 5Soil standard value 域
Cd 0郾 55 65郾 0(13) 3郾 88 47郾 1(49) 0郾 3
Cu 157郾 71 30郾 0(6) 24郾 52 3郾 8(4) 100
Zn 359郾 20 55郾 0(11) 150郾 65 19郾 2(20) 250
As 17郾 03 15郾 0(3) 10郾 02 7郾 7(8) 30
Cr 26郾 11 0郾 0(0) 28郾 42 3郾 8(4) 200
Ni 14郾 81 0郾 0(0) 11郾 74 3郾 8(4) 50
Pb 11郾 85 0郾 0(0) 6郾 76 0郾 0(0) 300摇 摇
括号内为超标样本数 Sample amounts of exceeding standard in brackets.
12429 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 曾希柏等: 我国农田生态系统重金属的循环与调控摇 摇 摇 摇 摇
象.吉林四平的大田作物中的 As 含量没有超标,
Cu、Pb、Cd、Cr、Ni 和 Zn 含量(以干质量计算)有少
数超标,但超标幅度较小、且超标样品所占比例也较
低;蔬菜样品超标的比例尽管稍高,但超标幅度较
小,且以 Cd 和 Pb 相对较高. 但在湖南石门采矿区
及株洲冶炼区,农产品中重金属的超标现象相对严
重,其中石门大田作物中 Cd 和 As 含量分别为 0 ~
0郾 23 mg·kg-1和 0 ~ 4郾 37 mg·kg-1,超标样品占总
样品的 30郾 6%和 42郾 9% ;蔬菜中 Cu、Cd 和 As 的超
标较严重,超标样品率分别为 45郾 4% 、54郾 5% 和
40郾 9% ;湖南株洲大田作物中 Pb、Cd 和 Zn 超标样
品占总样品的 40郾 0% 、70郾 0% 和 45郾 0% ,蔬菜中
Cu、Cd、As和 Zn超标样品的比例分别达到 74郾 4% 、
76郾 8% 、79郾 3% 和 86郾 6% . 上述结果表明,在采矿
区、冶炼区周边地区,由于土壤中重金属含量相对较
高、且部分超标,所生产的农产品也存在着不同程度
的重金属超标现象,尤其是以茎叶等营养体作为收
获物的部分蔬菜,重金属含量超标的比例相对更高;
而在普通农区,尽管大量施用化肥、有机肥等也可能
会输入一定量的重金属,但大多只是个别现象,农产
品中重金属含量超标的风险较小.
2郾 2郾 3 不同农田生态系统中重金属的平衡摇 农田生
态系统是一个开放的系统. 它与外界不断地进行着
物质与能量的交换,而且系统中的物质来源比较广
泛、交换量大.如孙铁珩等[36]以沈阳生态站为例,研
究了自然生态系统中重金属的输入与输出,结果表
明,在自然状况下相对洁净的地区,土壤重金属的输
入与输出在数量上大致保持平衡,并认为这是重金
属在生态系统各亚系统之间不断迁移的结果. 实际
上,从前述研究结果也可以看出,在距离城区相对较
远的以种植小麦、玉米、水稻等粮食作物为主的农田
生态系统中,重金属也具有类似的平衡,即其输入和
输出量基本相等,土壤重金属的含量变化较小.这是
因为种植该类作物的大田生产环境相对清洁,生产
中肥料(含有机肥、化肥等)及农药的施用量也远远
低于设施和露天菜地,从农业投入品施用等途径进
入土壤的重金属量相对有限,与作物吸收带走的重
金属量之间基本上处于一种动态平衡. 但是,蔬菜
地、特别是设施菜地在高度集约化的经营下具有与
大田土壤不同的生产、管理等环境,特别是生产中肥
料、农药等的投入量较大,部分肥料和农药中所含的
重金属也成为农田中重金属输入的途径之一,提高
了土壤出现重金属累积的风险.
对山东寿光设施菜地进行的调查表明,设施菜
地中化肥的平均投入量为 10郾 66 t·hm-2·a-1,最高
为 38郾 9 t·hm-2·a-1,有机肥以集约化养殖场的猪
粪、鸡粪,以及豆肥(豆饼、豆粕)为主,平均施用量
(鲜质量)为 207郾 2 t·hm-2 ·a-1,最高施用量为
493郾 8 t·hm-2·a-1 [13];对吉林四平设施菜地进行
的调查表明,设施菜地中化肥的投入量一般为 1郾 5
~ 9郾 0 t·hm-2·a-1,是玉米地的 3 ~ 20 倍,主要肥
料品种为氮肥及复合肥,有机肥的施用主要以猪粪
和鸡粪为主,施用量(干质量)为 20 t·hm-2·a-1左
右[15] .肥料及农药的大量施用,特别是一些含重金
属较高的肥料和农药等的使用,使得设施蔬菜地中
重金属的输入量加大,导致其输入与输出的不平衡,
最终使土壤中重金属出现累积,也大幅度提高了土
壤重金属污染的生态风险.从现有情况看,其累积量
还相对较低,但从长远看,土壤重金属含量超标风险
是存在的,因此,对农田生态系统中重金属循环进行
积极有效的调控,阻止或减少其进入农田生态系统,
做到防范于未然,是非常必要的.
3摇 农田生态系统重金属循环的调控
3郾 1摇 重金属的源头控制与清洁生产
重金属进入农田生态系统后,首当其冲的是在
土壤中累积,如果累积达到一定的量就可能导致其
含量超标甚至污染. 而土壤重金属含量一旦超标或
达到污染水平,要清除就必须花费更多的时间、更大
的投入,且难度极大.例如,在沈阳张士灌区,由于污
水灌溉导致大面积农田受到不同程度的污染,尽管
采取了多种治理措施,但土壤污染问题依然存在,且
土壤镉污染的面积还有扩大的趋势[37] . 因此,强化
重金属的源头控制,可以有效地减少其向农田生态
系统的输入,从而降低农田重金属污染的可能性.
近年来,世界上许多国家把清洁生产作为调控
农田生态系统中污染物含量的一项战略措施,并完
善了相应的法规与政策. 如美国国会于 1990 年 10
月通过了“污染预防法冶,把污染预防作为美国的国
家政策. 2002 年 6 月,我国正式颁布了相关法律,以
促进环境与经济的协调和可持续发展.与此同时,许
多农业和环境研究者对土壤、灌溉水、大气、生物等
的状况与农产品质量的关系进行了一系列研究,并
分析了施肥、耕作等农业措施对农产品质量的影响,
渐渐形成了一整套行之有效的农业清洁生产促进体
系[38-39];各种新型农用产品的研发也在一定程度上
减少了重金属向农田生态系统的输入,如新型生物
肥料(植物根圈促生菌肥、生物磷钾肥等)与普通肥
2242 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 21 卷
料结合施用,不仅增产效果好,而且可能减少了重金
属在土壤中的累积[40-41] . 可见,对农田生态系统中
重金属来源控制并推行清洁生产技术,是避免土壤
及农产品中重金属超标的有效途径.
3郾 2摇 重金属超标与污染农田生态系统的生态恢复
健全的农田生态系统是一个有着诸如物质循环
与转化功能、缓冲功能、净化功能、能流功能和生物
多样性功能的动态平衡体系. 重金属进入农田生态
系统后,可以通过土壤的净化或钝化作用来降低其
有效性,从而降低其毒性. 因此,对正常或轻度超标
的农田生态系统,可通过各种调控措施来维护或恢
复其生态功能,进而实现其生态功能的可持续性,最
终将进入生态系统中的重金属合理调配或输出到生
态系统以外.
不同生物对重金属的吸收能力有很大的差异,
可以通过合理安排作物的轮作套种等,达到在现存
环境下安全生产的目的. 例如,对于汞污染的水田,
可以将其改成旱地,利用水田和旱地作物对 Hg 富
集程度不同的特性,降低作物籽粒中汞的含量,增强
土壤的自净能力,使土壤对汞的自净恢复年限比种
植水稻大大缩短[42] .此外,还可通过调节土壤水分、
养分、pH 值、氧化还原状况及温度、湿度等生态因
子,调节土壤中重金属的活性和作物有效性,从而增
强生态系统自身对重金属的净化功能. 如通过提高
土壤酸度,可以明显增加土壤中 Cd、Cu、Zn 等的释
放量[43],因此,可考虑调节土壤 pH 值至碱性环境
来调节 Cd、Cu、Zn 等在土壤中的有效性,降低其在
农作物中的累积风险.
3郾 3摇 重金属污染农田的修复
重金属污染农田修复的措施主要包括物理修
复、化学修复和生物修复等.物理修复是指通过物理
方法如深翻、客土、耕作、淋洗等,使土壤重金属的含
量下降或活性降低,以减少作物对重金属的吸收量,
该措施是治理重金属污染土壤的有效方法之一. 但
是由于该方法需花费大量的人力和财力,并且在换
土过程中存在占用土地、渗漏、污染环境等问题,因
而并不是治理重金属污染土壤的理想方法. 化学修
复则是通过加入相关制剂,使其与土壤中的重金属
离子形成难溶或作物难以吸收利用的化合物,降低
其植物有效性.目前常用的改良剂有石灰、沸石、碳
酸钙、磷酸盐、硅酸盐和促进还原作用的有机物质
等,如据 Naidu[44]的研究结果,在 Cd 污染土壤上施
用 750 kg·hm2 石灰后,土壤中有效态 Cd的含量降
低 15%左右,对减少作物吸收 Cd 有一定的效果;也
有研究表明,在重金属污染严重的土壤中施入含硫
物料,能使土壤中的镉、汞形成 CdS、HgS 沉淀,从而
减少作物对重金属的吸收[45] .生物修复是指利用生
物对重金属的累积、挥发和形态转化来降低其毒性,
包括植物、微生物和植物鄄微生物联合修复等,其中
植物修复即利用某些植物能忍耐和超量积累某种重
金属的特性来清除土壤中的重金属,近年在美国、澳
大利亚、新西兰等国已发现能富集重金属的超积累
植物共计有 500 多种,其中 360 多种是富集 Ni的植
物[46] .我国开展这方面的工作相对较晚,目前已陆
续发现了锰超积累植物商陆(Phytolaccaceae acino鄄
sa) [47]、砷超富集植物蜈蚣草(Pteris vittata) [48]和大
叶井口边草(P郾 cretica) [49]、镉超富集植物宝山堇菜
(Viola baoshanensis) [50]、锌超富集植物东南景天
(Sedum alfredii) [51] 以及铜超富集植物海州香薷
(Elsholtzia splendens) [52]和鸭跖草(Commelina com鄄
munis) [53]等.植物修复技术虽然具有良好的经济、
生态效益,且被认为是一种新兴高效、绿色廉价的生
物修复途径,但由于大多数条件下选用的植株矮小、
生物量较低,而且超富集植物的后处理等问题尚未
得到很好解决,因此在一定程度上制约了该技术的
发展.
微生物修复是利用土壤中某些微生物对重金属
具有吸收、沉淀、氧化还原等作用,降低土壤重金属
的毒性.此外,还可以通过微生物改变根际微环境,
从而提高植物对重金属的吸收、挥发或固定效率.目
前,已有研究表明,许多微生物对某种特定的重金属
具有一定的生物累积、降低其生物活性等作用,如
Visoottiviseth等[54]从含砷量为 700 mg·kg-1的土壤
样品中分离得到一株青霉(Penicillium sp. ),该真菌
能从含砷的培养环境中累积一定量的砷,并具有将
砷化合物转化为易挥发态砷化物而排出细胞外的能
力. Barton等[55]从含 Cr(VI)、Zn2+和 Pb2+土壤中分
离的菌种 Pseudomonas mesophilica和 P. maltophilia,
能将硒酸盐、亚硒酸盐以及二价铅转化为不具毒性
且结构稳定的胶态硒和胶态铅. 由于微生物反应的
温和性和多样性,通过强化微生物的代谢分解作用
进行某些重金属的控制,被认为是一种独特的修复
技术,但其功能还有待于进一步开发.
3郾 4摇 重金属超标农田的农业利用
重金属超标农田的农业利用是在我国耕地资源
十分紧张前提下的一种不得已的选择. 在当前我国
耕地资源十分紧张、粮食和食物安全形势十分严峻
的前提下,寻求边利用、边修复的有效途径,从理论
32429 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 曾希柏等: 我国农田生态系统重金属的循环与调控摇 摇 摇 摇 摇
和实际上看在某种程度上是可行的,但在应用时必
须十分慎重.目前,国内外在相关方面的研究和报道
都不多,发达国家由于耕地资源丰富,即使是对普通
农田亦从地力培育等需求出发实行轮作,对超标耕
地一般采取休耕等方式,使其自然恢复后再农业利
用.因此,在保证农产品安全生产和改善农业生态环
境的前提下,尽快开展重金属超标农田农业利用措
施、技术等研究,筛选并推广具有低吸收重金属功能
的农作物品种,对我国农业的持续发展十分迫切.
4摇 研究展望
近年来,在我国政府的大力支持下,重金属污染
相关领域的研究进展迅速,特别是农田生态系统重
金属调控、重金属污染土壤修复等研究日趋活跃.因
此,可以预料,随着国家对相关研究投入的增加,以
及农业环境问题逐步受到社会的关注、研究者的重
视,相关研究将会得到更快发展,并将在农业环境修
复、调控方面发挥重要作用. 目前,我国在农田生态
系统重金属循环与平衡等研究方面取得了较大进
展,但与发达国家相比,在深度和广度、理论与实践
等方面尚有较大差距,如对重金属在农田生态系统
中的输入、输出等各单元上的研究较多,而对整个农
田生态系统中重金属平衡研究较少;在农田重金属
调控的物理、化学或生物方法方面虽然取得了一定
成效,但还缺乏科学、有效的技术体系等.因此,在今
后一段时间内,相关研究需要从以下方面加以重点
关注:
1)重金属的原位监测与源头控制技术研究:重
点是加强主要重金属的快速、在线原位检测技术,重
金属溯源技术,开发相应的监测设备,提高监测的准
确性.为强化原位快速监测,必须加强源头污染物中
重金属的评价方法研究,特别是对固体废弃物中重
金属的监测与评价方法等研究.同时,强化源头污染
物中重金属消减技术、源头污染物排放控制技术、农
田生态系统污染物的承载容量等研究,加强源头污
染物无害化处理等相关技术设备的开发、应用等,从
源头降低污染物向农田生态系统的排放.
2)重金属的过程阻断技术研究:重点是重金属
进入农田生态系统后在土壤鄄植物系统的运移、转化
规律及其机理研究,土壤中重金属向作物根际迁移
过程的阻控技术研究,作物吸收重金属的机制与调
控技术研究,农业措施、作物类型等对作物吸收重金
属的影响及其调控技术研究,低吸收重金属农作物
品种的筛选与应用,以及重金属从农田生态系统中
淋溶、吸附鄄解吸、排放等过程及其阻控研究.通过相
关技术的应用,降低作物对重金属的吸收和利用,减
少其向环境流失,促进农产品安全生产,保护农业生
态环境.
3)重金属污染环境的修复技术研究:以重金属
高风险或轻度污染农田为对象,重点研究内容包括
重金属污染土壤的物理、化学、生物鄄化学修复技术,
高风险农田的边利用、边修复(调控)技术,重金属
原位钝化技术及制剂研制,超富集植物在重金属高
风险或污染土壤中的应用,超富集、转化重金属微生
物的挖掘和利用,超富集植物的后处理技术,以及相
关技术设备的研制等.
4)重金属研究的多学科、多国间合作:农田生
态系统中重金属循环及其调控涉及土壤学、农学、环
境科学、农业工程学以及化学、生物学等多个学科,
且土壤鄄作物系统中重金属含量超标甚至污染的原
因极为复杂,因此,在研究中也需要多学科间的合
作,相互从不同的角度开展联合攻关,才能从根本上
解决问题.如果我们考虑的范围太小、太窄,各个学
科之间只是开展“孤军作战冶,不与别的学科合作,
就不能达到取长补短的效果,必然会“事倍功半冶.
其次,由于农田生态系统重金属来源复杂、污染或超
标分布广、不同国家或地区特点不一,在研究中必须
根据需要强化地区与地区间、国家与国家之间的良
好合作,相互学习和借鉴,减少重复研究,才能不断
发展,最终获得满意的结果.
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作者简介 摇 曾希柏,男,1965 年生,博士,研究员. 主要从事
耕地培肥、农业环境演变与调控研究,发表论文 79 篇.
E鄄mail: zengxb@ ieda. org. cn
责任编辑摇 肖摇 红
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