2014年4月17日，《全國土壤污染狀況調查公報》發布；2015年1月13日，《農用地土壤環境質量標準(征求意見稿)》出臺，人們將注意力聚焦到“土壤污染了”上來，被當做常識的“農產品的超標來自于土壤污染”之說再次沖擊人們的神經。

        但事實上，農產品安全與土壤污染的關系并沒有那么直接的、線性的關系。固然，農作物生長于土壤之上，農作物的安全深受土壤中的重金屬含量的影響。但眾多的外部因素如氣候、酸雨、灰霾等同樣會影響農產品的安全；耕作過程、施肥、產量追求等等也會直接地或間接地影響農產品的重金屬含量。

        無疑，《農用地土壤環境質量標準》修訂的目的首先應該在于實現糧食安全，從而保護人體健康。因此闡明農產品安全與土壤污染的關系便可為農用地土壤環境質量標準的制訂開拓視野，也為土壤保護、管理、治理和修復提供思路。

        因此，本文力圖從十個方面來闡明這些關系，提供給同行分享，期待批評指正。

        一、重金屬中，真正通過土地生產的食物而對人體產生健康損害的目前只有鎘

        重金屬這個詞匯其實是個表意詞，一般情況下是指比重大于5.0（或密度大于4.5g/cm3）的金屬元素的總稱，在自然界中大約有45種，這在元素周期表中占了大約40%。作為發育于地球的巖石、累積在地球表面的土壤，重金屬是它天然的組分，巖石類型不同，土壤重金屬含量也不同，因此從人為規定的土壤環境質量標準來衡量，有的就是天然的超標，有的則是有很低的背景值。對于鎘而言，在牙買加發育于鳥糞形成磷塊巖的土壤的Cd 濃度很高，可達930毫克/公斤，堪稱世界之最，而發育于火成巖的土壤的鎘則很低，本地只有0.06毫克/公斤。

        但不同重金屬在土壤中的性質則是千差萬別，重金屬土壤-作物系統中的遷移能力千差萬別，1980年美國著名土壤學家RL Channey將各種重金屬在土壤-植物系統中的遷移能力來個概略劃分，并稱之為“土壤-植物屏障（soil-plant barrier）”。第一類重金屬元素在土壤中極難溶解，這類元素在土壤中哪怕含量再高也不會影響動物、植物和人體健康，例如金、鈦、釔等；第二類重金屬元素在土壤中難遷移，在正常土壤中也不會從土壤到影響到人體如砷、汞、鉛；第三類重金屬較容易被植物吸收，但在高濃度下其毒性優先表現在植物體身上了，如銅、鋅、錳、鉬等；第三類重金屬重金屬，它們的毒性一般不會表現在植物身上，而會透過植物讓其毒性表現在動物和人體身上，這類重金屬有鈷、鉬、硒、鉈和鎘等。

        在新西蘭等放牧地區，一些地方由于土壤低鈷、低鉬而讓牛羊等表現出白肌病等，我國江西省也有這樣的情況。硒不是植物的必需元素，但是人體的必需元素。人體對硒的需求量和中毒濃度之間的范圍很窄，最高濃度造成的硒中毒和最低濃度造成的疾病在我國均有發生，前者在恩施富硒地區，而后者在黑龍江的克山縣，俗稱克山病，當然這些疾病通過人為干預已經消失或者減緩了。

        鎘之所以在土壤污染和食品安全中“脫穎而出”則與它的很多特性有關。鎘在地殼中的含量并不高，在地殼地球背景值中排行32，本身難以單獨成礦，是個分散元素，通常與其他礦石共生，由于它與鋅是同族關系，因此最常伴生在閃鋅礦中；由于它的離子半徑和鈣相近，因此在含鈣的礦山中它也經常插一腳，來個“同晶替代”。因此鉛鋅礦、鐵硫礦等等的開采容易導致鎘對環境的污染。碳酸鹽地區的土壤鎘背景值比較高，這在我國西南部的省份如廣西、貴州、云南的碳酸鹽地區的表現尤為突出。

        鎘之所以成為土壤污染和食品安全的頭號“魔鬼”不僅在于以上的特征，也不僅在于它的高毒性和致癌性，還在于它的低熔點（321度）和低沸點（767度），因此冶煉、燃煤甚至抽煙都可以將鎘蒸發到大氣中。

        因此雖然有眾多的重金屬，真正通過土地生產的食物而對人體產生健康損害的目前只有鎘，其典型案例便是上個世紀發生于日本神通川流域并被稱為環境公害的“痛痛病”。

        二、土壤中的元素相互作用可以被用來減低有害重金屬吸收、提高農產品安全

        雖然重金屬復合的詞，人們在理解的重金屬超標、毒性等等方面時則往往只是用單個元素來考慮的，比如稻米鎘超標多少倍。但事實上，在任何環境介質中，大都是多種重金屬并存的，土壤如此、生物體內也如此。這些重金屬有著各自的行為，但更多的場合是在“明爭暗斗”。

        這種“明爭暗斗”（科學詞匯是相互作用）的一個生動典型的案例是科學家Shubert等在1978年的一個實驗，他們用可以讓一只老鼠致死的汞的劑量和可以讓一只老鼠致死的鉛劑量的1/20組合起來給100只老鼠吃，兩者混合就可以毒死100只老鼠。

        以上例子中重金屬間的相互作用是一種協同作用（synergy）（1+1>3）。 事實相互作用還有其他形式，如疊加(additive，即1+1=2)、、頡頏的(antagonism，即1+1<2 ), 也可以是沒有作用的(1+1=1)。對于這種復雜關系，令土壤環境學家甚為頭疼，曾經有科學家力圖以鋅為基準，將各種重金屬的毒性換算成鋅來表達， 按相當鋅的毒害濃度表示而提出“鋅當量”的概念，這樣將各種重金屬毒性統一成一個指標，例如他們認為在土壤中, 鋅、銅、鎳的有效態對植物的毒性比為1 : 2 : 8 ，當然在實際情況中這種換算并不具有普遍意義。

        以下這個圖是土壤體系中經典的元素間的相互作用, 由土壤學家Mulder率先提出，被Mulder圖。粗線條代表這協同作用，如磷和鎂、鉀和錳是協同的，細線條代表頡頏作用，如磷和鐵、鉀和氮是頡頏的。

        在眾多相互作用中，鎘與鋅一般最引人關注，這是因為他們在周期表中有著同族的關系，他們相互作用可以變化的，如研究表明，在玉米籽實中，鎘與鋅之間表現為相互抑制作用，即相互抑制了玉米籽實中對方的吸收和運轉，而在大豆籽實中卻表現為協同作用，土壤中鎘的增加有促進植株吸收鋅的功能，而土壤中鋅的增加對植物吸收鎘有激發作用。當土壤中鎘含量達4.60mg/kg時，由于土壤鋅的作用，玉米籽實中的鎘含量仍在正常水平范圍，當然這些結果與土壤類型和環境條件密切相關。

        土壤中的元素相互作用可以被用來減低有害重金屬吸收、提高農產品安全的法子。最典型的便是石灰施用來降鎘。2014年湖南省大面積治理農田土壤的鎘的方法“VIP+n”中的pH就是利用石灰來調整pH.

        的確，對酸性土壤施用石灰是中和酸性的有效辦法，但由于鈣離子半徑和鎘相當，當土壤中鈣離子濃度很高時，有可能將吸附在土壤顆粒上的鎘離子置換到溶液中，而導致施用石灰治理鎘的效果不明顯甚至反效果，當然最終的情況取決于兩者交互作用的凈效果。日本于1971年曾一度在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15-200公斤/1000平方米不等，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。因此認為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。

        在澳大利亞，利用鋅鎘普遍的頡頏關系，在含鋅低的土壤開展“施鋅控鎘”取得相當的成功，而在瑞典土壤不怎么缺鋅，“施鋅控鎘”效果卻極為有限。在高鎘背景區域鎘含量高，但鋅含量同樣也很高，施鋅控鎘的效果并不理想。

        三、 污染土壤中農產品的安全性隨著不同作物、同一作物不同品種而差別，“合適的才是最好的”

        土壤環境學家都知道這樣一個事實，不同作物、同一作物不同品種間的重金屬積累差異很大，對于農作物，科學家Arthur 等根據植物體內鎘的積累量，把植物分為低積累型(如豆科) ，中等積累型(如禾本科)和高積累型(如十字花科) 三種類型。 對于污染程度不高的土壤，農產品的安全可以通過改變種植結構而得到保障。也基于以上的品種特性，很多科學家力圖通過篩選獲得低重金屬吸收的品種，在輕微污染的土壤可以獲得農產品的不超標。

        在加拿大，成功找到了鎘的低吸收的硬質小麥品種，并得到了大面積的推廣。

        但對于水稻，雖然很多研究單位也找到了很多鎘低吸收的品種，但在實際生產中缺鮮有成功的例子。這是因為水稻生長的土壤環境多變，加上元素間的相互作用，低鎘品種的表現并不穩定。早稻的低鎘品種在晚稻可能就高鎘，一個地方的低鎘品種到另一個地方就高鎘了，必須因地制宜地進行選擇，所謂“合適的才是最好的”。

        四、氣候也會影響農產品安全

        氣候因素會對農產品的重金屬含量有很大的影響，這聽起來似乎不可思議。

        事實上，這種影響不單在年度上，也表現在季度上，甚至表現在大尺度的氣候變化上。

        有科學家研究了毛葉山櫻花等六種牧草在春夏秋三季中鎘含量的變化，總體平均夏天的比春天的降低了47%，而秋天的比夏天的增加了29%。其中各種牧草的變化不同，如毛葉山櫻花葉片夏天比春天降低32%，秋天比夏天又低26%，但S. aucuparia這種牧草的葉片，雖然春天的比夏天低42%，但秋天的比夏天的高53%。

        在英國的Shipham的鉛鋅礦區地區，冬天蔬菜含鎘量0.02-1.77 mg/kg(平均0.23)，而夏天蔬菜含鎘量0.01-3.56mg/kg (平均0.52)，夏天的蔬菜平均值高出冬天的一倍以上。

        對于南方的早晚兩季稻，往往早稻的鎘含量遠遠低于晚稻，且超標率也大幅度降低。這類結果廣東、廣西、韓國、臺灣都有過報道。其原因大都認為是夏天溫度高，但雨水多，空氣濕度大，鎘的吸收量低，而在秋天，雨水少，土壤容易處于氧化狀態，加上天氣干燥，水稻葉片的蒸騰量大，有利于水稻對鎘的吸收。在南京一帶，曾有報道晚稻稻米含鎘量低于早稻的報告，估計與晚稻在后期溫度低有關。

        對于年度變化，日本曾經有研究從1954年到1970年同一塊田的稻米含鎘量，每年的大米鎘濃度都不相同，其變化濃度從幾近為0到0.8mg/kg, 通過分析得出稻米鎘含量與9月份的烤田(指田面沒水的狀況)的天數高度相關。顯然自然界的氣候也會“暗中”影響著糧食的安全。

        地球變暖、二氧化碳濃度升高是個全球氣候變化的大趨勢，這樣的變化對于將來的糧食安全也會產生影響。有研究表明，因為CO2升高而顯著增加生物量和重金屬吸收的品種顯示出更大的植物修復潛力，但稻米鎘含量也會升高，這可能增加對人類健康的風險。

        因此，很多科研文章利用單季的研究結果來評估一個區域的重金屬健康風險，容易出現與實際情況有偏差而造成誤導的可能。

        五、酸雨在食品安全中扮演的角色不可忽視

        中國是三大酸雨重災區之一。在上世紀 80 年代，酸雨主要集中在西南地區。2004年估算的面積達170萬平方公里，長江以南沿海發達城市尤其嚴重，我國每年排放SO2據統計約1200萬噸。近年來，中國東部地區逐漸成為酸雨污染的主要地區。北部地區也不時出現酸雨。以煤炭為主要能源的我國酸雨問題正日益突出。

        酸雨影響農產品安全比較容易理解，人們最容易想到的是酸性活化了土壤中的重金屬。此外酸雨也會增加葉片上的有害重金屬的吸收。

        酸雨對土壤重金屬的活化作用得到了很多的研究，結果都表明酸雨能增加重金屬從土壤的溶出，增加重金屬的有效性。如有模擬實驗表明，在pH 4. 5 的酸雨作用下，紅壤的鎘的平均釋放水平是對照的1. 6～1. 7 倍，而在pH 3. 5 的酸雨作用下,鎘的平均釋放水平是對照的2. 0～6. 5倍。酸雨通過酸化土壤、提高重金屬活性從而給土壤生態和食品安全帶來潛在的影響。

        有人用模擬含鎘的酸雨來噴在苗期、開花期、結莢期和成果期的花生葉片上，噴施連續3天，每天噴施6次，每次噴施50毫升，含鎘0.5毫克/升，噴施時地表覆蓋塑料膜防止對土壤的影響。結果發現對鎘敏感的品種Yuhua-15的籽實鎘含量分別增加了84%，26%，23% 和1%，而普通品種Huayu-23則分別增加了229%，116%，126%和90%. 但不管噴施時期，在酸雨環境中普通品種花生的鎘增加率顯著高于敏感品種，但敏感品種的花生含鎘量總是顯著高于普通品種。而在實際情況下，由于酸雨對土壤的酸化作用，含鎘的酸雨將可能使花生籽實鎘含量更高。

        人們在談論土壤污染與糧食超標時，酸雨對農產品超標的影響不管在科研上還是在認識上似乎被忽略了。

        六、我們似乎低估了大氣污染對食品安全的影響

        在潔凈的大氣環境中，作物體內的重金屬自然主要來自根系的吸收，而在含重金屬的大氣環境中，葉片對重金屬的吸收其實是不可忽視的。

        在現代農業中，葉肥及其葉面噴施已經是眾所周知的肥料和施肥行為。蔬菜葉片肥大，接觸空氣面多，通常我們能理解蔬菜葉片的重金屬如鉛可能會來自大氣污染。當然事實上也是這樣，有研究表明，蔬菜中來自大氣的鉛可占辣椒根的 30–77%，莖的43–71%，葉片的72-85%，果實的90%。

        在早期，雖然有很多研究表明葉片能吸收重金屬，但研究的方法較為簡便，如在印度，通過比較對照區的蔬菜重金屬含量來表明工業區或者道路邊的蔬菜葉片吸收了更多的重金屬，這種方法很難區分來自葉片吸收和來自土壤吸收的重金屬

        在1990年，Delenberg和Van Driel設計了一個可靠的實驗來測定荷蘭北部農村田塊中不同作物體內的重金屬來源，其來自土壤部分的計算是基于同位素稀釋，但來自土壤部分的109Cd/Cd 比活度則用另外的裝置進行測定，即單獨將植物放置于無塵箱中作為對照。兩個試驗的作物產量相近，如此試驗之結果比以往的更加準確。結果表明，在土壤含鎘量為其背景值0.16-0.29毫克/千克、鎘降塵率為1.6-2.1克鎘/公頃/年的條件下，來自于空氣的鎘對于牧草，菠菜，蘿卜根莖的影響不顯著，但對小麥粉中的鎘含量的貢獻率可達21%，小麥莖的貢獻率可達48%，認為是小麥生長期比較長的緣故。這個濃度在當時與歐洲中部典型農村區域的鎘沉降濃度相當。

        一般認為如果作物生長于污染的土壤而且空氣鎘含量低的情況下，氣源鎘的影響可以忽略；但當氣源鎘含量高出10倍而且土壤鎘含量并不高時，那么氣源鎘可能成為植物鎘含量的一個主要來源。預測結果表明，如果鎘沉降量為12克/公頃/年，籽粒中的鎘會加倍，氣源鎘的貢獻率將達到60%。在高鎘沉降地帶(如>10鎘/公頃/年),那么氣源鎘可能成為當地居民的一個主要來源。

        同位素示蹤可以很好地研究植物體內的重金屬來源。貴陽地化所一項利用同位素鉛來研究野生植物鉆形紫菀鉛來源的結果顯示，雖然植物鉛根>葉>莖，但在總懸浮顆粒含鉛96.5 ± 63.5 納克/立方米的情況下，葉片中的鉛72.2%來自大氣沉降。另外還有試驗利用鉛同位素研究高速公路邊水稻體內重金屬來源的結果表明，稻米中46%的鉛和41%的鎘來自于大氣的葉片吸收，而鉻、鋅和銅的大氣來源的影響則不明顯，表明高速公路邊的作物生產布局需要考慮食品安全。

        要知道，我國是重金屬鉛、鎘、汞、砷的大氣排放大國，研究表明，我國2010年有色金屬行業鎘的大氣排放高達1681噸，而燃煤來源的鎘也達到了303噸。大氣沉降鎘的濃度為0.4-25鎘/公頃/年。最高值遠高于10鎘/公頃/年的高鎘沉降范圍。

        從植物的吸收能力和我國的鎘等排放量來看，似乎我們可以斷定，目前我們低估了大氣來源對農產品超標的影響。

        七、土壤環境惡化導致不超標的土壤生產出超標的農產品

        作物長在土壤上，如果糧食重金屬超標，當然土壤中的重金屬含量“難辭其咎”。但需要引起注意的是，能夠讓作物吸收到體內的重金屬含量并非土壤的重金屬的全部（即總量），而只是溶解在土壤水溶液和部分吸附在土壤黏粒表面上的重金屬離子（即植物有效性部分）。

        土壤重金屬的植物有效性部分的多少則受控于土壤的性質了。我曾經概況過最典型的三個礦區的例子即英國的Shipham礦區，日本神岡鉛鋅礦下游發生痛痛病的神通川污染區和廣東大寶山鐵銅礦下游的上壩村污染區。三者土壤中的含鎘量各相差一個數量級，即最高分別是998mg/kg，6.65mg/kg 和1mg/kg左右，但由于土壤中的pH分別是7.5， 5.0和4.5左右，前者高含碳酸鈣和氫氧化物，后兩者分別低含和不含，日本的土壤有機質有10%左右，上壩的土壤1%左右，這些差別導致三者土壤中鎘的有效性分別是0.04%, 4%和85%，也導致了不同的結局，雖然英國Shipham礦區土壤高鎘，剛公布時一度嘩然，也被建議居民搬離，但到2000年得出結論是沒有明顯的證據對當地居民的健康產生影響，日本則是舉世皆知的“痛痛病”公害地，而上壩村則被媒體稱為“癌癥村”（當然癌癥高發可能另有原因，這里不做闡述）。

        土壤酸堿度對重金屬特別是鎘有著決定性的影響。在土壤pH<4.5以下，土壤中的鐵氧化物對鎘幾乎沒有吸附能力，但到了土壤pH6.0則可以吸附大部分鎘。雖然土壤有機質在酸化環境對鎘有一定的吸附能力，但鎘同時受到土壤溶液中離子強度的影響，在高強度的施肥條件下，土壤中的離子強度高，鎘的有效性明顯增強。因此雖然我國在1995年制定了幾乎是全世界最嚴格的土壤環境質量標準，這體現在土壤鎘含量上，在pH<6.5以下的耕地，土壤全鎘量不能超過0.3mg/kg。但在現實的高強度的耕作制度下，0.3mg/kg在一些區域并不能確保稻米的鎘安全。

        筆者在國內多個區域檢測到鎘不超標的土壤所生產的稻米的鎘含量超標的現象，如在pH5.33，全鎘0.22mg/kg的情況下，所有進行的39個試驗水稻品種的鎘含量都超過了0.2mg/kg的標準。在不超標的土壤生產出超標的農產品并非水稻所獨有，事實上在文獻中花生和蔬菜也有報道。如有研究表明，在土壤Cd含量不超標的情況下，供試花生籽實的Cd含量在0.21～0.748 mg/kg 間，測定值全部超標，且達食品Cd限量標準的1～4倍；花生籽實種皮的重量只占籽實的2.15%～2.94% ，但由于其中Cd濃度高達1.1～1.95 mg/kg，建議在含Cd較高的地區可以去皮食用花生籽實，以降低其對人體膳食健康的影響。

        2010年中國農大發表的Science文章表明我國全域土壤的酸堿度下降0.13-0.80個pH單位，這意味著土壤的酸度增加1.35-6.31倍，而這個酸化程度在正常的土壤過程中需要花數萬年的時間。

        以上例證表明單純的重金屬全量數值并不一定能實現糧食的安全，土壤酸化可能是導致我國糧食重金屬超標的重要因素，也因此在新的土壤環境質量征求意見稿中將重金屬鎘的數值按照pH細分四檔（0.3、0.4、0.5和0.6mg/kg）意義不大。

        八、土壤重金屬高背景區域的糧食安全性問題需要另外一些方法

        有些遠離工業的土壤重金屬含量天然很高，這些重金屬并非來源于污染，而是“天然的”。這種高背景區的重金屬問題和糧食安全性則需要另外一些方法了。

        這類高背景區可以分三種類型，第一種類型來自于土壤的母質。例如發育于磷灰巖的土壤鎘含量最高可到30mg/kg； 而因為鎘的沸點在767度，因此火山噴發的火成巖形成的土壤鎘的本底值就非常低。由于鎘與鈣的離子半徑極為相近，在石灰巖形成過程中鎘、鈣可以發生同晶替代作用，因此石灰巖地區的土壤鎘背景值很高，這種高背景在我國的西南部如貴州的土壤得到了很好的體現。

        第二種地質高背景區域類型發生在沖積平原，這是由于高背景的土壤地球化學過程中不斷被沖刷到下游，在長期的積累中造就了高背景。典型的例子是珠三角平原的高鎘區，珠三角西部流域由于受到西江和北江的長期鎘積累而比東部流域有更高的鎘含量。

        第三種地質高背景區域類型則是鉛鋅礦區的周邊，鋅鎘是同族兄弟，鎘在汞、銅、鋅、鉛的硫化物中容易發生同晶替代，因此有色金屬礦中相對地含有較多的鎘。

        在以往的土壤環境中，土壤受到的人為沖擊小，因此雖然高鎘背景區大量存在，但一般不會對人體的健康帶來負面影響。

        但在高強度的耕作下，土壤酸化過程明顯，種植于高鎘背景區土壤的作物鎘含量會明顯提高。有人用一整年的時間研究了溫帶和亞熱帶土壤添加閃鋅礦粉(<63um, 含鎘量0.92%)后鎘的釋放速率，證實了礦石中的鎘會以連續的、很緩慢的溶解而釋放，其速率為0.6-1.2%/年。而生長于添加閃鋅礦粉的溫帶土壤的小麥，可吸收釋放出之鎘的38%(29微摩爾/公斤)，造成小麥鎘含量超標。而生長于添加閃鋅礦粉的亞熱帶土壤的水稻吸收的鎘(0.6微摩爾/公斤)要少得多，這主要是稻田土壤環境呈中性，而釋放出來的鎘又被轉化為極為難溶的硫化鎘。這個試驗證實了土壤中閃鋅礦粉可以將鎘釋放到土壤間隙水中，在氧化條件下，鎘的有效性高，會污染到作物，而淹水的水稻種植則限制了閃鋅礦污染的影響。

        而在我國的某個地方性氟骨病的發生區域，巖石和土壤的天然高背景的鎘是當地的一個隱藏的毒物，基巖鎘高達4.48-187mg/kg, 煤中鎘11.5-53.4mg/kg, 耕地鎘1.01-59.7mg/kg, 當地作物含鎘0.58-14.9mg/kg,居民尿鎘1.7-13.4微克/升，食用農作物和燃煤吸入是當地居民的兩個主要來源，這一發現表明高鎘區的風險性需要得到關注。

        牙買加島也是個高鎘區堪稱世界最高，最高的鎘可以接近930mg/kg，其葉菜含鎘量達到0.4mg/kg, 豆類含鎘0.33，根莖類蔬菜0.4， 塊根作物鎘0.2， 雖然在220個國家的壽命排序中排名98， 健康年數排名47， 當地居民腎含鎘量位居第二(44毫克/公斤)，僅次于日本(62毫克/公斤) ，表明高鎘區居民會攝取更多的鎘。

        高鎘背景區的重金屬安全性問題需要更多的考慮，如果套用征求意見稿的數值，則會“人為”增加了很多污染區域。

        九、高產會造成更多的重金屬嗎？在特定條件下還真的會發生

        在盆栽試驗中，有研究發現了高產伴隨高鎘的現象，這在大田中因為種植規格、苗數的變動而難以確證。南京農業大學的研究團隊也曾經在媒體報道了他們的研究成果，即“超級稻有著更大的鎘風險”。高產帶來更多的重金屬？這新聞一聽起來讓人有點怕怕。細聽起來有點不可思議，但仔細分析這樣的結果在特定條件下還真的會發生。

        首先是耕作過程造成了鎘向耕地表層的累積，由于鎘離子主要吸附在黏粒上，在犁田和耙田過程中，黏粒上浮，造成鎘在土壤表層的積累。日本有研究表明，整地后，土壤表層的鎘含量可以高出其下3-4厘米或者更深土層的1倍（下圖左側）。

        其次是水稻根系的分布（上圖右側）。根系主要分布在耕作層(0-20厘米)，而大多數品種在土層10厘米內的根系質量可占80%以上。產量高的水稻根系分布更多的在表層，表層的鎘累積和耕層的根系分布特征造成了水稻容易積累鎘。

        再次是水稻根系周圍的酸化。水稻是喜銨作物，在淹水環境中，根系主要吸收銨根離子。當根系吸收銨根離子時，為了保持電中性，根系將分泌出等當量的氫離子（H+）, 雖然高水分環境有助于減緩根系表面的酸化程度，而淹水環境有助于難溶解的硫化鎘的形成，但總體上水稻的根際環境會比根外土壤pH低0.3-0.5個單位，這個酸化過程將造成硫化鎘溶解，而產量越高，吸收的氮越多，根系酸化效應更加明顯，從而吸收了更多的鎘；當田面缺水時，土壤中的硫化鎘將被溶解，表面根系的密集和表層重金屬鎘的富集又有助于鎘被水稻根系的吸收（下圖）。

        這里要說明的是，在一些文章和媒體中，通常認為水稻是吸收鎘能力很強甚至最強的作物，這是一種誤解，稻米容易造成鎘含量的超標，其原因在于它的生產環境、品種和籽粒鎘吸收和積累時機等等的碰巧組合，如果上述的表述。在Arthur 等根據植物體內鎘的積累量的作物類型歸類中，如禾本科作物屬于中等積累型類型。

        有實驗用3種不同pH的土壤種植5種作物，包括水稻、大豆、豇豆、燕麥和小麥，發現在低pH(5.0)的籽粒鎘含量比中(pH6.2)和高pH(7.7)高得多，后兩者差別不大，對于低pH的土壤，籽粒鎘含量小麥=大豆>燕麥>水稻>豇豆；對于中高土壤pH, 順序則是小麥>大豆=水稻>燕麥=豇豆。

        需要強調的是，高鎘和高產并無必然的聯系，但在受鎘污染的農地，高產背后是否引發高鎘問題需要引起更多的研究。

        十、田間調查與市場調查的數據其實有很大的差別

        媒體和公益機構的數據大多來自于市場調查，而科學家往往直接調查收割前的土壤污染和糧食重金屬含量，當然也有科學家注重市場調查來進行食品的安全性評估。的確，市場調查的數據能較為客觀地反映食品安全狀況，但由于收割后的混合，加工以及勾兌等等工作，田間調查的數據和市場調查的數據其實有很大的差別。

        日本曾有這樣的研究，他們一方面進行了田間調查，發現調查區糙米鎘最低0.6mg/kg，而最高可達1.6mg/kg; 另一方面對該調查區的稻谷在收割入倉裝袋后再次調查，卻發現檢測到的糙米鎘濃度最低在0.1mg/kg，而最高不超過0.6mg/kg。由于日本的土壤治理對策是糙米鎘含量高于1.0mg/kg時稻田土壤必須進行客土修復，但在0.4-1.0mg/kg的區間時主要通過水分管理加以控鎘。

        以上調查方法的差異往往容易造成了土壤修復方法選擇錯誤，同時也表明難以通過市場調查的農產品重金屬狀況來判斷原產地的農產品的重金屬含量。這一點在土壤治理的方法選擇上尤其重要。

        綜述以上十個方面，可以看出農產品超標的問題是個極為復雜的問題。也同時可以看出，產地的安全對于糧食安全生產的重要性。耕地土壤環境質量標準的制定旨在實現農產品的安全。因此在制定這一標準之前，我們必須充分考慮土壤污染與食品安全的復雜關系，確定其主要因素，從而制定合理可行的標準及其管理方法。

        要治理土壤，做到產地安全，污染源的控制是前提，這不僅是因為大氣和污水中的重金屬大部分的歸宿都在于土壤，同時大氣污染源是影響農作物安全的一條重要途徑，酸雨更增加了這一途徑的風險性。據文獻報道，我國農地的鎘來源主要是動物性肥料高達778噸，其次是大氣沉降達493噸，再次才是各種化學肥料，為113噸。按照這個速度，從土壤的背景值開始要達到目前的土壤環境質量標準鎘只要50年。因此大氣污染源和動物養殖的鎘控制是重中之重的問題。

        雖然多種因素可以影響農產品的安全性，但歸根到底還是土壤的問題，畢竟除了葉片的次要吸收途徑外，根系是重金屬進入作物體內最重要的途徑。只有良好的土壤，才能抵御各種外部因素對農產品質量的影響。比如改良的土壤的酸度則很大程度上可以降低我國農產品超標的百分率。

        土壤是糧食生產的最重要資源，是人類糧食、健康乃至文明的基礎。土壤環境是食品安全的核心。“打鐵還需自身硬”，借助世界可持續農業協會前主席JP Madden的話，“只有健康的土壤才能生產健康的糧食，進而造就健康的人群和健康的社會。”，即通常所說的3H：健康的土壤、健康的糧食和健康的人。