近日，“鎘大米”再度引發(fā)眾多議論。一方面，媒體報(bào)道重新讓大米的鎘等重金屬超標(biāo)可能帶來(lái)的人體健康問(wèn)題引發(fā)關(guān)注。另一方面，人們更關(guān)心的是，國(guó)家那么大的資金投入，其產(chǎn)出真的像一些報(bào)道所說(shuō)的那般“不堪”嗎?土壤重金屬污染的治理到底難在哪里?糧食安全能做到嗎?大米鎘超標(biāo)風(fēng)險(xiǎn)如何?本文對(duì)這些疑問(wèn)做一些分析和解答，期待全社會(huì)對(duì)土壤重金屬污染治理工作給予更多理解和支持。

一、日本的案例

大米鎘污染問(wèn)題之所以得到那么多關(guān)注，是因?yàn)樯鲜兰o(jì)六十年代，稻田的鎘污染曾在日本造成官方認(rèn)定的“痛痛病”。該病的病患以50歲以上、生育過(guò)2至3胎、家境較差的女性為主，因?yàn)榛颊吖穷^中的鈣為鎘替代，奇痛無(wú)比，稍不小心，甚至咳嗽，都可能導(dǎo)致骨折。

事實(shí)上，該病早在1911年便有報(bào)道。一戰(zhàn)、二戰(zhàn)、朝鮮戰(zhàn)爭(zhēng)的爆發(fā)致鋼鐵需求猛增，推動(dòng)一些河流上游的鉛鋅礦山的開(kāi)采和冶煉規(guī)模不斷擴(kuò)大。該病從一開(kāi)始被誤認(rèn)為是因家庭生活環(huán)境不潔而遭詛咒所致。到上世紀(jì)三十年代方被認(rèn)為是“風(fēng)土病”(地域病)，直到六十年代，在科學(xué)家和當(dāng)?shù)蒯t(yī)生的共同努力下，相關(guān)方面才發(fā)現(xiàn)，這種病主要是因?yàn)榇竺字械逆k長(zhǎng)期在體內(nèi)積累所致?！巴赐床　弊?968年被認(rèn)定后，日本官方雖然采取了各種防治措施，但到2004年依然有發(fā)生，可見(jiàn)土壤污染嚴(yán)重帶來(lái)的健康后果之慘重。

雖然日本在1968年便已認(rèn)定痛痛病是因人食用了在受污染土地上收獲的重金屬超標(biāo)大米所致，但真正治理土壤污染是從1980年開(kāi)始的。

(一)相關(guān)法律的制定

痛痛病發(fā)生兩年后的1970年，日本制定了農(nóng)田土壤污染治理相關(guān)法律，確定鎘、砷和銅為治理的目標(biāo)污染物。鎘影響到人體健康，后兩個(gè)元素對(duì)植物生長(zhǎng)有影響，基于這樣的考量，土壤污染的認(rèn)定標(biāo)準(zhǔn)得以提出，即所產(chǎn)糙米鎘含量超過(guò)1毫克/千克。且認(rèn)定遭到鎘污染的農(nóng)地僅限于水田。1971年，經(jīng)詳細(xì)調(diào)查和監(jiān)測(cè)，5800公頃土地被認(rèn)定為“Cd(鎘)污染對(duì)策地”。

(二)污染源控制

開(kāi)始幾年，日本主要開(kāi)展鎘污染源的控制，如對(duì)神通川流域的礦山廢水治理，其排出值在1972年為35公斤鎘，到1992年下降到5公斤，為1972年的七分之一， 廢水中的鎘濃度從1972年的8微克/千克(ppb)，下降到到1992年1.4微克/千克(ppb)的自然水體含鎘量。在水質(zhì)方面開(kāi)展了鎘污染機(jī)理和污染負(fù)荷的研究，水質(zhì)和底泥濃度中的鎘濃度下降為原來(lái)的十分之一，上游河水中的鎘濃度只有0.1ppb。廢氣排放方面，從1972年的每天5公斤鎘排放下降到1992年的每天1公斤，為1972年的五分之一。 1960年代，日本有600多座礦山，由于日元升值、石油危機(jī)，礦山不斷倒閉，到1970年代下降到236座，1989年僅僅29座。到2001年，日本關(guān)閉了最后一座煤礦山。

(三)修復(fù)技術(shù)選擇

在土壤重金屬去除方面，官方開(kāi)展了客土和植物修復(fù)的試驗(yàn)。在植物修復(fù)方面，相關(guān)方面評(píng)估了各種植物帶出重金屬的數(shù)量，來(lái)降低土壤鎘含量的可能性。例如利用大豆、腺柳、加拿大一枝黃花等植物在福島縣、群馬縣、福岡縣的鎘污染地進(jìn)行植物修復(fù)試驗(yàn)，結(jié)果表明，要將土壤鎘含量從5-19毫克/千克下降到3毫克/千克，需要的時(shí)間是9至15年。(客土是指非當(dāng)?shù)卦?、由別處移來(lái)用于置換原生土的外來(lái)土壤?！幾?

修復(fù)植物的效果的地域性差別很大。如在福島縣，加拿大一枝黃花生物量可達(dá)19萬(wàn)公斤/公頃，植物鎘濃度為16毫克/千克，年可以除鎘3000克/公頃，除去率為年11.7%。但在群馬縣，生物量可達(dá)4.3萬(wàn)公斤/公頃，植物鎘濃度為5毫克/千克，年可以除鎘200克/公頃，除去率為年2.6%;在福岡縣，生物量可達(dá)5.7萬(wàn)公斤/公頃，植物鎘濃度為4毫克/千克，年可以除鎘220克/公頃，除去率為年2.2%。也就是說(shuō)，在群馬縣和福岡縣的試驗(yàn)難以達(dá)到像能夠超量積累重金屬的積累植物一樣的團(tuán)修復(fù)效果。因此日本開(kāi)始時(shí)否定了植物修復(fù)，理由之一就是需要的時(shí)間太長(zhǎng)。直到2000年后，日本發(fā)現(xiàn)了能夠大量吸收鎘的水稻品種長(zhǎng)香谷和密陽(yáng)23號(hào)，利用高吸收能力的水稻品種進(jìn)行土壤修復(fù)方得到較多的研究和應(yīng)用。

客土的研究包括需要換土的土層厚度、肥力變化和去除效果及效果穩(wěn)定性等。

在降低稻米重金屬含量方面，日本開(kāi)展了石灰施用和淹水降鎘試驗(yàn)。1970至1972年間，日本全國(guó)有20個(gè)都縣、28個(gè)區(qū)域展開(kāi)了施用石灰等降鎘的大田示范試驗(yàn)，每1000平方米施用石灰15至200公斤不等，其效果是：糙米鎘濃度降低達(dá)到60%以上只有2處，降低40%到60%的有6處，降低20%到40%的有8處，降低不足20%的有8處，反而增加的有4處。因效果不穩(wěn)定且降低幅度有限，因此石灰降鎘效果被認(rèn)為不穩(wěn)定，不能作為主要治理措施，而只能作為輔助手段。

淹水降鎘試驗(yàn)得出了有關(guān)水稻后期的水分管理對(duì)控鎘重要性的結(jié)論。

最終日本農(nóng)田污染的治理選定客土法和淹水降鎘法，規(guī)定糙米鎘含量高于1.0毫克/千克的污染土壤必須進(jìn)行客土修復(fù)，但糙米鎘含量在0.4-1.0毫克/千克的稻田，主要通過(guò)水分管理加以控鎘。

(四)大規(guī)模修復(fù)實(shí)驗(yàn)

從1980年開(kāi)始，日本才決定對(duì)曾經(jīng)帶來(lái)震驚世界的環(huán)境公害痛痛病的神通川流域土壤開(kāi)展客土修復(fù)，進(jìn)行污染土地治理，分三期進(jìn)行。截至2007年，已完成90%。修復(fù)工作將地塊分為三個(gè)等級(jí)，一是所產(chǎn)大米鎘含量在1毫克/千克的地塊(1號(hào)地)，二是所產(chǎn)大米鎘含量在0.4-1.0毫克/千克的地塊(2號(hào)地)，三是所產(chǎn)大米鎘含量低于0.4毫克/千克的地塊。這項(xiàng)工作歷時(shí)33年，耗資407億日元，對(duì)863公頃的受污染稻田進(jìn)行了換土，效果很好。1號(hào)地、2號(hào)地的稻米鎘含量都在0.08到0.09毫克/千克，接近稻米中鎘含量的自然背景值。

對(duì)所產(chǎn)大米鎘含量在0.4-1.0毫克/千克的地塊土壤，主要采用水分管理措施，到2007年通過(guò)水分管理來(lái)控制植物鎘含量的水田面積近4萬(wàn)公頃(日本水田總面積在2014年是133.7萬(wàn)公頃)。

在1997至1998年，日本進(jìn)行了一次樣品量達(dá)到37250個(gè)的大型稻米調(diào)查，稻米鎘含量超過(guò)日本大米鎘標(biāo)準(zhǔn)(0.4毫克/千克大米)的超標(biāo)率為0.3%，總體上控制了鎘大米。

(五)治理責(zé)任的明確

早期日本大米在收割后進(jìn)行抽樣檢測(cè)，鎘含量0.4-1.0毫克/千克的稻米被當(dāng)成工業(yè)漿糊的原料，對(duì)鎘含量大于1.0毫克/千克的大米進(jìn)行焚燒銷(xiāo)毀，只有達(dá)標(biāo)(鎘含量小于0.4毫克/千克)的大米才能入市流通。

從1970年到2003年，對(duì)鎘含量超過(guò)1.0毫克/千克的大米，由縣等進(jìn)行焚燒銷(xiāo)毀，造成污染的企業(yè)要付一部分費(fèi)用;對(duì)鎘含量在0.4-1.0毫克/千克的大米，由農(nóng)林水產(chǎn)省買(mǎi)入進(jìn)行非食用處理，達(dá)標(biāo)(小于0.4毫克/千克)后進(jìn)入市場(chǎng)。從2004年開(kāi)始，大米鎘含量超過(guò)1.0毫克/千克的，按老辦法處理;鎘含量0.4-1.0毫克/千克的大米政府不再購(gòu)買(mǎi)，由全國(guó)米麥改良協(xié)會(huì)購(gòu)買(mǎi)進(jìn)行廢棄處理，國(guó)家給予補(bǔ)助。需要銷(xiāo)毀的鎘含量1.0毫克/千克的大米在2004為2130噸，2005年為1311噸，2006年為1201噸。進(jìn)行非食用處理的大米2005年為1803噸，2006年為1634噸，2006年為1196噸。

到2011年，日本修改了相關(guān)法律，將大米鎘標(biāo)準(zhǔn)更換為0.4毫克/千克，所有鎘含量超過(guò)0.4 毫克/千克的大米一律銷(xiāo)毀。所有實(shí)施水分管理的農(nóng)戶必須在抽穗前后三周確保稻田有水分，否則后果自負(fù)。

在費(fèi)用方面，土壤污染修復(fù)費(fèi)由國(guó)家、地方(縣、市鎮(zhèn))和企業(yè)負(fù)擔(dān)，國(guó)家負(fù)擔(dān)40.41%，縣負(fù)責(zé)18.18%，市鎮(zhèn)負(fù)責(zé)2.02%， 企業(yè)承擔(dān)39.39%。對(duì)關(guān)聯(lián)事業(yè)費(fèi)，國(guó)家負(fù)責(zé)45%，縣負(fù)責(zé)27.5%，市村負(fù)責(zé)11.0%，土地權(quán)人負(fù)責(zé)16.5%。

上述日本的相關(guān)實(shí)踐，是值得中國(guó)借鑒的。

二、對(duì)當(dāng)下中國(guó)鎘米陰影難散的一些反思

(一)試點(diǎn)治理匆忙上馬，準(zhǔn)備不足

2011年相關(guān)媒體刊發(fā)封面報(bào)道《鎘米殺機(jī)》，2013年3月媒體曝出“湖南萬(wàn)噸鎘超標(biāo)大米流向廣東”的新聞，2013年4月廣州食藥監(jiān)局公布18批次檢測(cè)，鎘大米超標(biāo)率達(dá)44%。經(jīng)由媒體報(bào)道和監(jiān)管機(jī)構(gòu)跟進(jìn)，我國(guó)土壤的重金屬含量問(wèn)題終于得到政府高度重視，同時(shí)我國(guó)稻米和礦產(chǎn)主要產(chǎn)區(qū)的湖南也成了關(guān)注的重點(diǎn)。

在開(kāi)展技術(shù)治理方面，日本從問(wèn)題發(fā)現(xiàn)到開(kāi)始治理用了12年的時(shí)間，是很謹(jǐn)慎的，也是很有效的。反觀中國(guó)，從鎘大米新聞發(fā)布到相關(guān)機(jī)構(gòu)跟進(jìn)，用了兩年時(shí)間，顯得倉(cāng)促。而且治理范圍一下子開(kāi)展到兩百多萬(wàn)畝，面積龐大，在對(duì)污染源的分析、土壤性質(zhì)的了解、治理技術(shù)的評(píng)估等方面都顯得不足。

(二)治理技術(shù)還沒(méi)切合病癥

土壤重金屬污染治理其實(shí)是個(gè)瓷器活，這是因?yàn)?

首先，污染糧食僅需要微量的鎘，而修復(fù)土壤則需要很長(zhǎng)時(shí)間。從以上分析清楚地看出，治理受污染農(nóng)田和祛除鎘大米陰霾，在短時(shí)間內(nèi)是不可能的事情。以0.2毫克/千克為標(biāo)準(zhǔn)來(lái)計(jì)算，一造大米(1000公斤計(jì))帶走的鎘也只有200毫克，和每畝地高達(dá)4500毫克以上的鎘含量相比，帶走的量極為有限。一位日本學(xué)者曾經(jīng)利用日本各地的污染土壤進(jìn)行滲透性試驗(yàn)，進(jìn)行土壤鎘收支平衡計(jì)算。他發(fā)現(xiàn)，即使用鎘含量很低的灌溉水進(jìn)行水稻栽培，如果要凈化土壤，需要的時(shí)間也在百年以上。

其次，實(shí)施降鎘技術(shù)需要對(duì)土壤-水稻系統(tǒng)有詳細(xì)了解。以降低稻米中鎘含量為目的的技術(shù)需要對(duì)土壤性質(zhì)和水稻吸收特性有詳細(xì)了解，才能達(dá)到預(yù)期效果。

如，在水分管理中，水稻淹水兩周以上才能讓稻田的氧化還原電位降低到-200毫伏或更低，此時(shí)鎘才能大量以硫化鎘的形式存在，大大降低鎘的植物有效性，而稻田排干4天后，硫化鎘幾乎就被氧化成硫酸根和植物有效性很高的鎘離子。水稻后期的水分管理才最重要，特別是抽穗前10天的稻田水分狀況，理想條件是抽穗前后三周稻田田面有2-3公分的水。

在施用石灰降鎘時(shí)，不僅要了解各種石灰性材料釋放對(duì)酸堿度的調(diào)節(jié)特性，也需要通過(guò)對(duì)土壤的石灰需要量進(jìn)行室內(nèi)實(shí)驗(yàn)計(jì)算，才能做到最佳效果。這是因?yàn)殁}離子與鎘離子的價(jià)態(tài)相同，都是正二價(jià)的離子，且離子半徑相近，同時(shí)在土壤顆粒上的吸附能力相近，當(dāng)施用石灰過(guò)多，鈣離子占據(jù)大量的吸附位，反而是土壤溶液中的鎘濃度提高，會(huì)增加水稻對(duì)鎘的吸收，從而導(dǎo)致施用石灰治理鎘的效果不明顯甚至反效果，當(dāng)然最終的情況取決于兩者交互作用的凈效果。

水稻具有喜銨特性，在淹水條件下，除了在根系表面水稻因?yàn)槊谘踝尭H以氧化條件存在，施入的銨態(tài)氮可以被氧化為硝酸根離子外，難以被硝化。氮素是植物吸收的最大量的元素，而植物養(yǎng)分大都以帶電荷的離子態(tài)被植物根系吸收，同時(shí)植物本身不能帶電(即保持電中性)，因此以銨態(tài)氮為主要氮素形式被水稻吸收后，根系表面的土壤在數(shù)毫米內(nèi)會(huì)被排出的氫離子(H+)酸化。水稻要高產(chǎn)，氮肥用量大，根系吸收的銨態(tài)氮越多，根際環(huán)境的酸化程度越高。雖然根系有不同的泌氧能力以及泌氧有讓根系表面形成鐵錳氧化物包膜的能力，但由于水稻具有酸化根際環(huán)境的特征，因此通常情況下，低鎘品種選拔存在困難。

第三，關(guān)于VIP+n技術(shù)。

出于糧食安全考慮，土壤污染治理能采取的方法無(wú)非是品種篩選、土壤酸度條件、灌水等，即所謂的VIP。土壤污染威脅糧食安全，但至于每一季的稻米是不是會(huì)超標(biāo)，則有賴于技術(shù)對(duì)土壤中的鎘行為進(jìn)行精準(zhǔn)調(diào)控。

比如在一季水稻期間，鎘在土壤中的移動(dòng)范圍有限，能影響稻米鎘含量的土壤鎘主要是根土界面(根際環(huán)境)的鎘，采取土壤調(diào)理劑(石灰)施用的方式能否影響到根際環(huán)境中的鎘的有效性就成了關(guān)鍵。在水分管理過(guò)中，能否在稻米吸收積累鎘最敏感時(shí)期確保水田有水，也就成了關(guān)鍵?，F(xiàn)實(shí)中采取的VIP+n(VIP+其他輔助技術(shù))技術(shù)雖然不斷得到優(yōu)化，但n的數(shù)量似乎不斷在增加，乃至種植綠肥來(lái)治理鎘，都被納入n的范圍。我們?cè)粲跻黾夹g(shù)瘦身，行內(nèi)學(xué)者也指出，技術(shù)疊加存在“內(nèi)耗”，治理技術(shù)的疊加并不會(huì)帶來(lái)治理效果的相應(yīng)提高。

(三)土壤治理是個(gè)社會(huì)系統(tǒng)工程

受污染農(nóng)田的治理，特別是以糧食安全為主要目的的農(nóng)田治理，不單是個(gè)技術(shù)問(wèn)題、多學(xué)科的問(wèn)題，更是個(gè)系統(tǒng)工程，不僅涉及的利益相關(guān)者眾多，需要各種利益相關(guān)者的配合和有效銜接。

筆者曾參與某一污染礦區(qū)的治理。在開(kāi)展土壤污染修復(fù)田間試驗(yàn)前，多學(xué)科的研究人員，包括心理學(xué)、人類(lèi)學(xué)、社會(huì)學(xué)的學(xué)者，就對(duì)該村莊開(kāi)展了一系列調(diào)研，對(duì)當(dāng)?shù)剞r(nóng)民對(duì)污染的認(rèn)識(shí)、礦業(yè)開(kāi)采所獲收入占家庭總收入比重、關(guān)閉礦業(yè)帶來(lái)的家庭生計(jì)的變化、數(shù)十年來(lái)農(nóng)戶土地利用變化等事宜，事先進(jìn)行了詳細(xì)的分析。這個(gè)治理可以說(shuō)是謀定而后動(dòng)。

可喜的是，多種途徑都證明，這個(gè)村莊雖然土壤重金屬含量高，但因?yàn)橥寥莱蕢A性、有機(jī)質(zhì)含量很高，除了個(gè)別農(nóng)戶外，絕大多數(shù)農(nóng)戶所產(chǎn)稻米的鉛、鎘、汞和砷等重金屬含量都很安全。土壤治理雖然沒(méi)有效果，但這確實(shí)是我們期待的效果。

經(jīng)過(guò)種種評(píng)估后，我們認(rèn)為，當(dāng)?shù)丶Z食基本上很安全，我們的工作也由土壤修復(fù)轉(zhuǎn)為土壤保護(hù)。為此，我們印制了以土壤保護(hù)、糧食安全和人體健康為主題的掛歷分發(fā)給村民，做到每個(gè)家庭一本，并現(xiàn)場(chǎng)進(jìn)行培訓(xùn)，并在將近一年后再去現(xiàn)場(chǎng)開(kāi)展培訓(xùn)效果評(píng)估。可以說(shuō)這個(gè)項(xiàng)目非常成功。

三、從鎘大米的風(fēng)險(xiǎn)說(shuō)開(kāi)去

去年，我國(guó)已經(jīng)出臺(tái)了《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》，明確在耕地土壤污染詳查和監(jiān)測(cè)基礎(chǔ)上，將耕地環(huán)境質(zhì)量劃分為優(yōu)先保護(hù)、安全利用和嚴(yán)格管控三個(gè)類(lèi)別，實(shí)施耕地土壤環(huán)境質(zhì)量分類(lèi)管理。在《農(nóng)用地土壤環(huán)境管理辦法》(試行)中明確了農(nóng)業(yè)部對(duì)全國(guó)農(nóng)用地土壤安全利用、嚴(yán)格管控、治理與修復(fù)等工作實(shí)施監(jiān)督管理。嚴(yán)格管控類(lèi)農(nóng)田將不再生產(chǎn)糧食，而對(duì)于安全利用類(lèi)的農(nóng)田可以通過(guò)一些農(nóng)藝措施來(lái)降低糧食中的鎘含量。分類(lèi)管理和措施到位將大大提高了對(duì)于糧食的鎘安全的保證，大米的鎘風(fēng)險(xiǎn)將大大降低。

其次，我們期待政府加強(qiáng)對(duì)入庫(kù)稻谷的監(jiān)管，甄別出超標(biāo)的稻谷并加以處置，

此外，公眾應(yīng)該充分認(rèn)識(shí)到食物中的營(yíng)養(yǎng)對(duì)抵抗重金屬污染的重要性。

在日本的痛痛病患者中，幾乎所有的患者都發(fā)生在食物結(jié)構(gòu)比較單一、家境比較貧窮的家庭，且患者中有98%是女性。這是因?yàn)椋毟F家庭的人員，其營(yíng)養(yǎng)特別是鐵鈣鋅等的攝入較少。再就是，女性因?yàn)樯砩系奶厥庑裕容^容易造成體內(nèi)缺少這些營(yíng)養(yǎng)元素。

另外，對(duì)比同樣高鎘攝取的新西蘭居民和日本痛痛病居民，研究者發(fā)現(xiàn)，新西蘭人很健康，而日本人則發(fā)生痛痛病。造成這些差別的主要原因是，前者攝入的鎘主要來(lái)自生蠔，而后者來(lái)自稻米。生蠔含鋅、鐵、硒等微量元素較高，且較容易吸收，當(dāng)?shù)鼐用襁€配以牛奶，長(zhǎng)期食用。這樣，膳食和體內(nèi)的這些營(yíng)養(yǎng)元素較為充足，有助于降低鎘從腸道吸收到血液中去。

土壤重金屬污染造成糧食重金屬超標(biāo)，的確會(huì)威脅人體健康，需要全社會(huì)的關(guān)注和治理。但有效的土壤治理是個(gè)技術(shù)性很強(qiáng)的工作，無(wú)法一蹴而就，需要專(zhuān)業(yè)科學(xué)家的深度參與。土壤污染治理更是個(gè)社會(huì)系統(tǒng)工程，需要全社會(huì)的參與和理解。出現(xiàn)鎘大米，公眾無(wú)需驚慌。有了有意識(shí)的規(guī)避和政府的高度重視，加上改善營(yíng)養(yǎng)，民眾的基本健康是有保證的。

總之，土壤重金屬污染事關(guān)國(guó)民健康，但土壤重金屬污染治理是個(gè)龐大的系統(tǒng)工程，需要時(shí)間、技術(shù)和資金的投入。期待國(guó)民能客觀看待相關(guān)事態(tài)，并對(duì)我國(guó)的土壤重金屬污染治理少些抱怨，多些支持。

來(lái)源:澎湃新聞  作者:陳能場(chǎng) 

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