深度丨论土壤环境质量重金属标准的独立性与依存性

来源：农业环境科学学报 作者：周东美 王玉军 陈怀满导读土壤环境质量重金属标准的独立性与依存性是指其土壤环境标准赋值时的依据。依据土壤背景状况所建议之土壤自然质量保护基准值或目标值，视为赋值的独立性；而将土壤作为资源利用或健康与生态风险评估时所规定之元素的限量值，称为赋值的依存性。文中讨论了土壤环境质量标准制定的原则与方法，论述了独立性、依存性和两者之间的关系。土壤环境质量标准赋值的独立性是主动保护土壤资源的需要，通常以背景值为依据获得土壤自然质量保护基准值，它不以土壤资源利用的差异而改变，是保护土壤自然环境质量的目标值；可以土类为单元制定全国标准，土壤重金属可用总量标示。土壤环境质量标准赋值的依存性是土壤作为资源利用的需要，基准或标准受制于多种因素，因而具有依存性和相对性，很难给出一个全国的统一标准，可由产业部门和地方单位制定，以重金属总量或可提取态标示均可。就农产品产地而言，可从食品污染物限量或其他火山的指标推导土壤临界值。在全面考虑土壤环境质量的独立性和依存性的基础上，建议土壤环境质量的保护应该从简单的依靠质量标准，过度到以污染物负载容量为依据的管理模式——一个新的土壤环境质量的管理思路，它强调了外源物质的动态平衡，以切实保障土壤资源的可持续利用、坚守18亿亩耕地红线和粮食安全。文/周东美 王玉军 陈怀满 （均系中国科学院南京土壤研究所研究员）来源：农业环境科学学报（2014年2月）近年来，国人对“重金属”这一术语几乎是家喻户晓，其原因通常与环境污染和食品安全有关。重金属通常是指相对密度大于5.0的金属元素，在自然界中大约存在45种。土壤中一些重金属是为人体必需的微量元素，其过量或不足都有可能引起生长与生育障碍。1996年FAO（联合国粮农组织）/IAEA（国际原子能机构）/WHO（世界卫生组织）的营养专家基于1973年以来对微量元素的研究和进展，将微量元素分为三类：第一类为人类必需的有I、Zn、Se、Cu、Mo、Cr、Co、Fe等8种；第二类为人体可能需要的微量元素有Mn、Si、Ni、B、V等5种；第三类为本身有潜在毒性，当在低剂量时可能具有必需功能的微量元素有F、Pb、Cd、Hg、As、Al、Li、Sn等8种。其中Zn、Cu、Mo、Cr、Co、Fe、Mn、Ni、V、Pb、Cd、Hg、Sn均为重金属。As为类金属，但因其化学性质和环境行为与重金属有相似之处，通常也归属于重金属范畴进行讨论。由于土壤中铁和锰含量较高，因而一般不太注意它们的污染问题，但在强还原条件下，铁和锰所引起的生物毒害亦应引起足够的重视。在现实生活中，“重金属”虽然是环境领域论文中一个相当流行的术语，但亦有着诸多的误解。人们往往将这一类金属等同于“污染和毒害”，与“有毒有害”相联系，认为它们是“坏金属”，是“妖魔鬼怪”，但这在化学或者毒理学数据中并无根据。因此，有些学者批评概念性术语“重金属”既没有意义又具有误导性，强烈地认为应该废除。然而，笔者认为在没有公认的、科学严谨的术语替代之前，以金属物理性质“密度”为依据划分的“重金属”一词，可能在相当长的时间内仍然是为公众所熟悉和最可接受的概念，但必须客观地评估其利弊。重金属的环境问题是我国环境保护领域的重要课题，其中农产品产地重金属污染防治是农业部和财政部重金属污染综合防治“十二五”规划的主要内容，其重点之一是土壤环境质量重金属影响的评估。土壤环境质量是指在一定的时间和空间范围内，土壤自身性状对其持续利用以及对其他环境要素，特别是对人类或其他生物的生存、繁衍以及社会经济发展的“适宜性”，是土壤环境“优劣”的一种概念，它与土壤遭受外源物质的侵袭、累积或污染的程度密切相关，是“特定需要之环境条件”的量度。土壤环境质量依赖于土壤在自然成土过程中所形成之固有的环境条件、与环境质量有关的元素或化合物的组成与含量、土壤利用过程及其动态变化，同时应考虑土壤作为次生污染源对整体环境质量的影响。土壤环境质量的研究和应用对于我国土壤资源保护、农业安全、食品安全、生态安全都具有极为重要的理论和现实意义。土壤环境质量的评估是由其质量标准为依据而进行的。质量标准是土壤环境质量研究的重点内容之一。土壤环境质量标准是国家或地方政府为保护土壤资源、或在土壤资源利用中为保护特定对象的健康与安全、所规定之土壤中某种元素或化合物的限量值。我国第一个“土壤环境质量标准”（GB15618-1995），于1995年由当时的国家环境保护局和国家技术监督局联合发布，并于1996年3月1日实施。应当认为，该标准对于我国土壤环境质量标准的制定与完善是一个良好的开端，通过实践的检验与总结，近年来很多学者从不同的角度提出了有关土壤环境质量标准的修订或重新制定的建议，一些学者强调了“现行标准修订的最终目的是要建立保护生态和人体健康的“土壤环境和健康质量指导值或标准”，服务于污染场地或土壤的识别及风险管理；同时还需制定保护土壤资源的“土壤自然质量指导值或标准”，类似的论述或建议此前亦曾有报道。然而不幸的是，在实践中无论是政府部门还是科研机构对土壤自然质量的保护问题并未引起足够的重视，缺乏与土壤固有性质相关的、独立的保护标准，其标准赋值几乎全部与生态安全和农产品品质等有关，均将土壤作为资源利用时的质量要求而忽略了土壤自身的保护。标准赋值的科学性、实用性和时代性是土壤环境质量的核心问题之一，它具有自然和社会影响的双重属性。在已有文献的讨论中，主要关注在土壤资源利用中的污染物限量问题，即标准赋值的依存性，它主要服务于污染场地或土壤的识别及风险管理；而对如何保护土壤本身这一不可再生的自然资源，即标准赋值的独立性考虑较少；同时，在土壤环境质量评价参比值的选择方面亦相当混乱。本文就我国土壤环境质量重金属标准赋值的独立性和依存性及其相互之间的关系进行了讨论，以供制定和应用相关标准、土壤环境质量保护措施时参考。1 土壤环境质量标准制定的原则与方法土壤是一个十分复杂的多介质开放系统，具有固体、液体和气体的多相组成，含有纳米级到大质量的矿物颗粒和有机质，它涉及许多相互影响的非平衡化学过程。环境标准的制定是以环境基准（临界值）为主要依据，而环境基准的获得主要是在实验室分析或可控条件下的试验结果，因而如将稳态条件下所获得的结果延伸到自然状态下，应该根据具体情况谨慎处理，它是一个复杂的系统工程。从本质上来说，目前对中国土壤环境质量标准的建立原则和方法从早期探索到近期研究，在学者之间并无太大的分歧，大多认为：1） 由于土壤是一个十分复杂的体系，土壤环境质量标准应该是包含多种标准的系列标准或标准系列，应该根据不同的需求制定不同的标准，无需求大求全。2） 从土壤质量的本质考虑，在土壤环境质量标准的制定中应该考虑其性质的“固有”状态和“动态”变化，必须与土壤类型、利用与管理方式紧密相连。3）从“固有”状态考虑，应该制订以保护土壤资源自身为目标的“土壤自然环境质量保护限量标准”，根据不同的土壤类型，以背景值为依据（地球化学法），可藉以中国土壤系统分类或分类系统中的土类为基本单元。这一标准应该有严格的要求，且具有惟一性，是保护土壤自身资源的目标值。4）从“动态”角度考虑，应该制订以土壤资源利用为目标的“土壤有害物质限量标准”（生态效应法（包括健康风险评估）），这一标准具有多重性，可依据不同的应用目的制订不同的标准。该标准系列可以清楚地标明特定土壤的环境质量现状，标明为“背景状态”、“沾污状态”、“污染状态与污染程度”；亦可明确地回答是否需要修复的问题。结合健康和生态风险分析，可对污染土壤的健康和生态影响问题做出较为客观的评估。5）由于土壤元素“可提取态”的复杂性和局限性，从“固有”状态考虑时可以“总量”为主；而在区域和地方性标准中可将“总量”（容量因素）和“可提取态”（强度因素）单独或一并考虑。从土壤环境质量的固有状态到动态变化，反映了标准制定赋值的独立性与依存性，两者之间虽然有着密切的联系，但也存在明显的差异。在属性上，前者主要反映了土壤的自然性质，后者主要满足社会需要；在功能上，前者主要是自然资源自身保护的目标值，是国家层面管理的需求，强调了在背景条件下的可持续利用性；而后者是土壤资源利用的需要，不同的利用目标有着不同的标准，强调了在特定利用条件下的可持续发展。然而，土壤环境质量标准的问题目前主要集中在资源利用的问题上，而对于土壤这一不可再生的自然资源自身保护的问题需要进一步加以重视。2 土壤环境质量标准赋值的独立性是主动保护土壤资源的需要土壤作为独立的历史自然体，具有其本身特有的发生和发展历程，并有其在分布上的地理规律。它是成土母质在成土因素作用下，经过一系列物理、化学和生物学反应而成；它具有生产力、生命力和环境净化力，是自然环境要素的中心环节。作为生态系统的组成部分，可调控物质和能量循环；不同类型的土壤具有不同的物理、化学和生物学性质，有独特的元素背景值，对外源物质的响应亦不相同。土壤环境质量标准赋值的独立性主要立足于元素背景值。土壤元素背景值是土壤化学性质的重要组成部分，影响土壤元素背景值的因素很多，包括成土母质、成土过程、土壤类型、土壤性质、不同的自然地理单元和气候条件、以及土地利用等均有影响；但研究表明，土壤母质是主要的影响因子。对南京地区8种母质发育之土壤中15种元素（Be、Sc、La、Cr、Mo、Mn、 Co、Ni、Cu、Zn、Cd、Hg、Pb、As、Se）背景值的研究表明，花岗岩主要由钾长石、石英、酸性斜长石、云母等矿物组成，这些矿物中重金属元素含量较少。下蜀黏土系第四纪更新世沉积物，其矿物组成多种多样，因此由这种母质所发育的土壤中Sc、Cr、Mn、Cu、As、Mo、Co、Se、Ni、Hg、Pb等元素丰富而均匀；而石灰岩发育的土壤，由于其特殊的发育条件，As、Zn、Cd等能与铁和锰氧化物形成难溶解的沉淀，故在这类土壤中Zn、Cd、As、Pb的含量随着铁和锰含量的增加而升高。唐诵六利用因子及判别分析法研究了母岩性质及土壤类型对土壤重金属地球化学背景值的影响，所用的46个土样分别采自北京、天津、济南、南京及广东省，包括褐土、黄棕壤、红壤、黄壤、赤红壤、砖红壤及石灰土等多种土壤类型。成土母岩包括花岗岩类、片麻岩、辉长岩、橄榄辉长岩、玄武岩及石灰岩。不同地区、土类及母岩的样品均有很大的差别。检测元素包括Cu、Zn、Mn、Cr、Co、Ni、Pb和As，结果表明，土壤中重金属元素的背景值在很大程度上继承了母岩的特性，证实了土壤中重金属元素和含量变化主要遵从土壤赖以发育的母岩性质，土类的划分与母岩相一致。中国土壤元素背景值研究是国家“七五”重点科技攻关课题之一，获得了主要土类60余种元素可比的背景值，探讨了区域分异及影响因素。通过全国范围内大面积和大样本量的研究，表明土壤微量元素背景值在石英质岩石发育的土壤主要为母质所控制，在碳酸盐类岩石发育的土壤中母质的控制作用不强；而大部分土壤微量元素背景值既为母岩、又为成土过程所影响。研究结果给出了不同土壤类型元素背景值的基本统计量，这些土类可粗略地归属于土壤系统分类中的10个土纲，但有机土、灰土、火山灰土和变性土尚无涉及的土类。本文以As、Cd、Hg和Pb为例，表列了这些元素在不同类型土壤中的平均值、平均值加2倍标准差以及顺序统计量90%的值（表1和表2），并建议以顺序统计量90%的值作为土壤自然质量保护的基准值，它表明在这一限值内，大约有90%的同类土壤有可能保持良好的自然环境；同时为地方标准留有较大的空间和余地。上述以背景值为依据获得的土壤自然质量保护基准值，仅仅是从方法学考虑的例证，其数据的实用性可根据新的资料进行适当的修正。自然质量保护基准值是保护和管理土壤资源的需要，只有如此严格的要求，才有可能使土壤资源得以保护；才能阻止以土壤具有负载容量为借口而不断向土壤排污；才能下定决心提高肥料、灌溉水等农业措施的质量，杜绝或将外源污染减至最低。土壤自然质量保护基准值不是污染起始值，不可用于土壤污染的判别，但可用于土壤中元素的累积性评价。土纲土类AsCd平均值X标准差SX+2S90%值平均值XX标准差SX+2S90%值人为土绿洲土12.52.4217.315.30.1180.03230.1830.155水稻土10.06.1922.416.90.1420.11750.3770.280塿土11.22.7816.814.50.1230.06130.2460.221铁铝土砖红壤6.75.2417.210.80.0580.10680.2720.084干旱土栗钙土10.85.5021.817.30.0690.05840.1860.149灰钙土11.52.1615.814.60.0880.03090.1500.113灰漠土8.83.4915.812.50.1010.04080.1830.158灰棕漠土9.85.6521.115.30.1100.04260.1950.162棕漠土10.03.5317.114.90.0940.03720.1680.142盐碱土盐土10.65.9122.414.90.1000.07390.2480.165碱土10.72.4215.5—0.0880.04420.176—潜育土沼泽土9.68.9627.520.00.0920.06040.2130.142均腐土黑钙土9.84.7319.316.10.1100.07630.2630.204棕钙土10.24.5919.416.00.1020.09280.2880.143黑垆土12.22.3516.915.20.1120.03370.1790.150黑土10.23.4917.214.80.0780.02820.1340.105灰色森林土8.05.5319.111.70.0660.04230.1510.132磷质石灰土2.90.894.74.00.7510.85172.451.758富铁土红壤13.612.8739.324.30.0650.06430.1940.139黄壤12.410.1432.724.70.0800.05270.1850.160赤红壤9.713.3336.422.00.0480.05370.1550.095燥红土11.220.3751.913.60.1250.16190.4490.150淋溶土灰褐土11.42.6816.813.60.1390.06830.2760.250黄棕壤11.86.2124.219.40.1050.08810.2810.229棕壤10.86.3523.519.20.0920.05740.2070.157褐土11.64.3920.417.10.1000.07030.2410.170暗棕壤6.43.9914.410.80.1030.06030.2240.175白浆土11.15.0021.116.30.1060.06500.2360.184雏形土草甸土8.85.6520.115.60.0840.04590.1760.133棕色针叶林土5.43.9713.311.20.1080.06480.2340.153紫色土9.44.5918.615.50.0940.06680.2280.168黑毡土17.07.2331.526.90.0940.04900.1920.146草毡土17.27.9733.126.70.1140.05410.2220.190石灰(岩)土29.322.9575.251.71.1152.21495.543.048潮土9.73.0415.814.10.1030.06480.2330.176高山漠土16.66.1628.925.10.1240.06580.2560.184巴嘎土20.011.4142.832.70.1160.10170.3190.166莎嘎土20.511.4643.433.10.1160.05170.2190.173新成土风沙土4.31.908.16.60.0440.02520.0940.082绵土10.51.9414.412.70.0980.03270.1630.123寒漠土17.16.0029.1—0.0830.01560.114—土纲土类HgPb平均值X标准差SX+2S90%值平均值XX标准差SX+2S90%值人为土绿洲土0.0230.01410.0510.03321.83.5628.926.0水稻土0.1830.18400.5510.41434.416.1266.660.2塿土0.0550.03670.1280.09021.85.5432.927.8铁铝土砖红壤0.0400.02920.0980.06328.717.2263.150.0干旱土栗钙土0.0270.02540.0780.04921.210.9443.129.6灰钙土0.0170.00620.0290.02318.22.8023.821.3灰漠土0.0110.00560.0220.01819.86.2232.226.8灰棕漠土0.0180.01620.0500.03718.14.7427.623.4棕漠土0.0130.00950.0320.02617.64.5826.822.2盐碱土盐土0.0410.05080.1430.07723.010.4043.835.7碱土0.0250.01950.064—17.54.2726.0—潜育土沼泽土0.0410.04170.1240.07922.17.6537.429.8均腐土黑钙土0.0260.01610.0580.04819.67.3734.327.7棕钙土0.0160.00900.034002822.08.5339.132.2黑垆土0.0160.00740.0300.02718.53.6025.722.9黑土0.0370.02200.0810.06026.77.8842.538.9灰色森林土0.0520.06540.1830.10315.67.4730.527.9磷质石灰土0.0460.03280.1120.0801.71.144.0 3.982.1富铁土红壤0.0780.05100.1800.15029.112.7854.748.1黄壤0.1020.05580.2140.17029.413.4756.348.2赤红壤0.0560.03850.1330.10435.024.3883.865.3燥红土0.0270.01320.0530.03941.217.4176.058.0淋溶土灰褐土0.0240.01210.0480.04321.22.0025.223.1黄棕壤0.0710.07140.2140.16329.212.1053.444.2棕壤0.0530.04780.1490.10125.19.9445.038.4褐土0.0400.04210.1240.09721.36.8935.129.9暗棕壤0.0490.02990.1090.07823.97.4138.732.9白浆土0.0360.01650.0690.06027.76.0239.735.6雏形土草甸土0.0390.03990.1190.07422.49.0640.530.8棕色针叶林土0.0700.04210.1540.12320.27.3334.930.0紫色土0.0470.04830.1440.10727.710.7249.141.5黑毡土0.0280.01780.0640.04631.413.4858.446.9草毡土0.0240.01080.0460.03727.010.6648.337.6石灰(岩)土0.1910.16510.5210.43838.722.0482.871.9潮土0.0470.05210.1510.10621.97.9037.732.0高山漠土0.0220.01530.0530.02923.78.2940.333.0巴嘎土0.0220.01160.0420.04025.86.3538.533.9莎嘎土0.0190.00900.0370.02725.07.9640.935.7新成土风沙土0.0160.01790.0520.02413.84.8923.318.1绵土0.0160.00980.0360.02216.82.8122.420.2寒漠土0.0190.00570.030—37.37.2451.8—3 土壤环境质量标准赋值的依存性是土壤作为资源利用的需要目前，土壤环境质量标准中的重金属赋值，主要采用生物效应法。对于农产品而言，主要依赖于食品中污染物的限量标准，通过试验获得产品可食部分重金属浓度与土壤中相应元素含量的关系，从而推算出土壤重金属的临界值。土壤重金属的临界值是指在特定目标和特定条件下土壤中某种重金属的最大安全浓度。除了土壤利用目的不同具有不同的质量标准外，重金属临界值受到多种因素的影响亦是依存性的良好体现。进入土壤的重金属可以溶解于土壤溶液中，吸附于胶体的表面，闭蓄于土壤矿物之内，与土壤中其他化合物产生沉淀，这些都影响到生物效应。土壤不同组份之间重金属的分配，即重金属形态，是决定重金属生物效应的基础，一种离子由固相形态转移到土壤溶液中，是土壤中增加该离子对生物有效性的前提。控制土壤固-液相间平衡的因子十分复杂，而且至今尚未完全弄清楚；但研究表明在这样一个复杂体系中的平衡为其pH、温度、有机质含量、氧化还原电位、矿物成分、矿物类型以及其他可溶性成份的浓度等所影响，这些因素同样影响着土壤-植物系统重金属的分配，影响着土壤重金属的临界值。3.1、 土壤类型和土壤性质对临界值的影响：3.1.1 土壤类型：不同类型的土壤有着不同的土壤性质，土壤重金属临界值与土壤性质有着十分密切的关系。表3为我国一些不同类型土壤中As、Cd、Cu和Pb的相对临界值（根据文献34计算），以土壤生物效应为基础，选定土壤-植物、土壤-微生物、土壤-水体系为观测指标，在综合各项因素的基础上，经过对比分析，逐级筛选，最后选择其中最低值作为土壤生态系统的临界值。由表3可见，一些不同类型土壤的临界值有着明显的差异，例如就As而言，孝感黄棕壤的临界值最大，而石灰性紫色土最小，两者相差6倍；普通灰钙土的Cd具有最大临界值，而下蜀黄棕壤最小，两者相差7.7倍。近期研究表明，潮土（江苏涟水县）和水稻土（江苏无锡市）之间Cd的临界值分别为1.63 mg/kg和0.74 mg/kg ，而Pb为230 mg/kg和110 mg/kg。由于临界值在土壤类型之间差异较大，故农产品产地重金属限量标准应该充分考量土壤类型的差异。表3 不同类型土壤中As、Cd、Cu和Pb的相对临界含量（以临界值最大值为100%）Table 3 the relative critical content of As, Cd, Cu andPb in different types of soils (the maximum critical value was set as 100%)土壤类型AsCdCuPb薄层黑土70.055.777.272.3中厚黑土70.061.710076.6深厚黑土70.084.397.089.9普通灰钙土41.710036.943.4砂砾质灰钙土41.769.633.631.8下蜀黄棕壤85.013.033.255.8盱眙黄棕壤70.0-41.3100孝感黄棕壤100-38.683.1砖红壤75.027.426.849.4赤红壤63.320.015.141.5红壤78.324.317.849.9潮土58.327.834.951.4酸性紫色土21.724.323.536.1中性紫色土18.332.226.962.1石灰性紫色土16.752.243.662.12、指示物对临界值的影响3.1.2 土壤性质：一般说来，pH是影响土壤-植物系统中重金属行为的主要因素，对重金属阳离子来说，pH越低，溶解度越大，活性越大，植物吸收越多，这有可能归因于一些固相盐类溶解度的增加使得重金属的吸附减少，从而增加了土壤溶液中重金属的浓度。例如随着pH的升高土壤对Cd的固持能力增强，进入土壤溶液中的可溶态Cd较少，从而减少了植物对Cd的吸收。研究表明，应用土壤总Cd和土壤pH可以预测稻米对土壤Cd的吸收。结合稻米Cd的预测模型，应用基于稻米摄人风险的方法计算了不同pH土壤Cd临界值。在土壤pH为5、6、7、8时，土壤Cd临界值分别为0.42 mg/ kg、0.79 mg/kg、1.49 mg/ kg和2.81 mg/ kg，临界值随土壤pH升高而显著提高。大田重金属空间变异性的研究亦表明，pH对水稻吸收重金属有着明显的影响。在相同Pb含量而pH不同的土壤中，所栽种的大豆对Pb的吸收表现出随着pH升高而降低的趋势。在控制氧化还原电位（-200、-100、0、+100、+200和+400 mV）和pH（5、6、7和8）情况下的研究结果表明，水稻对Cd 的吸收总量随着氧化还原电位的增加和pH的降低而增加。在淹水条件下，水稻减产25％时的土壤外源Cd浓度为320 mg/kg，而在非淹水条件下同样减产幅度时的Cd浓度仅为17 mg/kg。水稻不同生育期由于烤田处理所造成的Eh变化及其对糙米重金属含量的影响表明，由于烤田处理使糙米中重金属的含量有一定程度的增加。在其他条件相似的情况下，阳离子交换容量越高，对重金属的钝化能力越强[48]。试验表明，随着CEC的下降，大豆植株中Pb的含量显著增加。土壤中离子的交互作用也影响植物对重金属的吸收，Cd、Zn共存对植物吸收Cd和Zn均有影响。野外条件下土壤和小麦含镉量的调查结果表明，土壤中锌和镉的含量变化影响着小麦对镉的吸收，当Zn/Cd比增大时，小麦吸收镉量会随之降低，从而增加了Cd的临界值；土壤Zn/Cd比与小麦吸收镉之间呈负指数关系。3.2 指示物对临界值的影响重金属临界值确定总是从某一特定的目的出发，选择特定参照物、即需要保护的对象作为指示物。由于指示物之间的差异，则所得的临界值可能产生较大的变化。3.2.1 不同农作物之间的差异。以江苏潮土和水稻土为例，当以小白菜、小萝卜和水稻为指示作物时，潮土Pb临界值分别为 110 mg/kg、220 mg/kg和230 mg/kg；而水稻土分别为36.5 mg/kg、140 mg/kg和110 mg/kg。对于Cd，潮土分别为1.09 mg/kg，6.11 mg/kg和1.63 mg/kg；水稻土分别为0.30 mg/kg、3.43 mg/kg和0.74 mg/kg。表明以水稻为指示物时，潮土Pb临界值较高，而以小萝卜为指示物时，潮土Cd的临界值较高。水稻土以小萝卜为指示物时，Cd和Pb均具有较大的临界值。不同种类的蔬菜对Pb的临界值亦不相同[52,54,55]；木薯亦有其安全临界值。3.2.2微生物类型和酶之间的差异。土壤微生物是土壤生态结构的组成部分，在土壤生态环境质量研究中是必要的考察项目。Pb对不同类型微生物影响的浓度范围有着明显的差异，在一定浓度范围内Pb对红壤中细菌群体有显著刺激作用，而对放线菌和硝化菌却有显著的抑制作用，因此以不同类型的微生物作指示物时，其临界值的范围将不一样。研究表明，重金属胁迫会影响土壤酶活性。对土壤中3种酶的研究发现，与土壤碳循环有关的酶受到的胁迫较小，与土壤氮、磷和硫等循环有关的酶受重金属胁迫作用显著。在重金属复合污染的情况下（Zn、Cu、Ni、V和Cd分别为300、100、50、50和3 mg/kg）芳基硫酸酯酶、碱性磷酸酶和脱氢酶分别只有对照的56%~80%、46%~64%和54%~69%。Cu对土壤b-半乳糖苷酶和脱氢酶的EC50值（指使生物数量或活性下降50%的重金属浓度）分别为78.4 和24.8 mg/kg。3.3 试验场地和环境条件对临界值的影响。对同一成土母质所进行的土壤大田调查、小区、和盆栽试验表明，糙米Pb浓度和土壤含Pb量之间有着良好的相关性[，如以糙米Pb限量0.2mg/kg为参比值，则大田、小区和晚稻盆栽试验所得的临界含量分别为462 mg/kg、90 mg/kg和82 mg/kg，表明小区和温室盆栽与大田所获得的结果之间有着较大差异。此外，温室与大田土壤在重金属的空间变异性方面亦值得关注。环境温度对重金属的吸收有着明显的影响。机理研究表明，植物对一些重金属的吸收为被动吸收，因而当温度变化时，势必影响水分蒸腾作用，从而影响了植物对重金属的吸收。1987和1988年盆栽小麦的比较表明，1987年抽穗成熟期温度较低，4月中旬收割；而1988年5月中旬收割，抽穗成熟期温度相对较高，结果麦粒Pb含量比1987年要高2-4倍，其中温度的影响可能是一个主要原因。相同品种的水稻分别作为早稻和晚稻种植时，晚稻对Cd的吸收明显高于早稻。当进入土壤的外源As浓度为40 mg/kg时，早稻（成熟期月均温27.8℃~28℃）、中稻（成熟期月均温16.9℃~ 22.7℃）和晚稻（成熟期月均温10.5℃~ 16.9℃）糙米中As含量分别为0.67、0.43和0.33 mg/kg。3.4 污染历程对临界值的影响3.4.1 平衡时间与浓度。小区平衡试验表明，排水中Pb浓度随着时间的推移而浓度降低。在土壤外源Pb为240 mg/kg时，40d的追踪测试表明，田间排水Pb从1752 μg/L降至1.6 μg/L。3.4.2 形态的变化。黄棕壤和红壤中添加Pb的培育提取表明， 1 mol/L NH4OAc可提取态Pb随时间推移而降低（2-16w），其下降幅度黄棕壤约为38 - 66％，红壤为32 - 42％。下蜀黄棕壤在稻作（前茬）和小麦（后茬）轮作后，1 mol/L NH4OAc 可提取Pb浓度下降了10 - 30％，这种趋势与植物吸收随时间变化相一致，因而可以认为吸收量随时间的变化而减少可能主要是由于可提取态的减少所致。另一方面，植物对重金属的吸收并不总是随着时间的推移而下降，连续3年盆栽试验表明，水稻对Cd的吸收是一种起伏不定的状况，因而临界值的确定应该是一个长期试验的结果[2]。3.4.3 污染发生过程。植物对Pb的吸收在一定浓度范围内有随浓度增加而上升的趋势，超过一定的浓度时，由于根系受害而降低元素吸收的能力，从而使得吸收量下降，因而单纯从籽实含量来判断土壤污染状况时，有可能造成失误。对影响大豆植株中Pb含量因素的研究表明， 在Pb浓度为500和1000 mg/kg处理中( pH4.5，CEC 6.8 cmol+/kg)，其地上部分Pb含量分别为127.8和83.9 mg/kg，表明添加1000 mg/kg Pb反而比500 mg/kg时植株吸收的 Pb要少, 因而污染发生过程的影响使得植株Pb含量与土壤Pb含量之间并不总是有良好的对应关系，如对污染历程缺乏了解，就有可能造成误判。另一方面，这一现象亦说明在农产品产地土壤重金属污染防治的研究中，必须进行土壤和植物点对点的采样，才有可能对土壤环境质量做出客观的评估。3.5 不同品种之间临界值的差异由于生理、生化和遗传特性等不同，即使同一种植物的不同品种之间对重金属的胁迫亦可能有不同的反映，因而临界值亦可能不同。对不同品种大白菜的研究表明，地上部Pb和Cd含量存在显著品种差异。不同基因型番茄对Cd有不同的胁迫反应。水稻亦是如此,7种类型水稻糙米含镉量从高到低依次为特种稻、常规早籼稻、三系杂交晚稻、两系杂交晚稻、常规晚籼稻、常规粳稻、爪洼稻。Cd在不同类型品种和不同器官中的含量均存在显著差异，在常规籼稻精米、稻谷中的含量最高，在杂交稻精米和稻谷中的含量居中，常规粳稻中的含量最低，而Pb在常规籼稻稻米和稻谷中的含量显著高于在粳稻和杂交稻中的含量[70]。32个不同品种水稻的研究表明，糙米Cd含量为0.06–0.59mg/kg，Pb 含量为0.25–3.15mg/kg，品种之间存在显著差异，从而不难发现，根据农产品中污染物限量和糙米重金属含量计算的土壤重金属临界值亦有显著不同。上述例证虽然不是影响临界值的全部因素，但可足以说明土壤重金属临界值（基准）或标准受制于多种因素，因而具有依存性和相对性，很难给出一个全国的统一标准、使之适用于不同利用条件和不同地区。一个较为客观的事实是产业部门和地方政府有可能是制定农产品产地土壤环境标准的合适机构，因为这样的标准可能更符合实际情况；采用产量和食品中污染物限量来判断土壤的适宜性有可能更为方便而直接。4 土壤环境标准独立性与依存性的关系以土壤元素背景值为依据制定的土壤自然环境质量保护限量标准是土壤资源保护的目标值，这一目标值不应该因为土壤资源的不同利用而改变，它是衡量土壤对外源污染物负载容量的起点值。以生态效应法制定的土壤资源利用污染物限量标准是计算土壤对外源污染物负载容量的最大值，它是在特定利用条件下的土壤污染起始值，但不应该视为土壤允许污染的限量值，否则土壤资源的保护和可持续利用将可能成为空谈。用于制定土壤自然环境保护限量标准的背景值和用于土壤资源利用污染物限量标准临界值之间的差值，可进行污染物负载容量的计算。负载容量特别是动容量可成为政府部门管理土壤环境质量的依据，就重金属而言，这里的动容量是指特定土壤和一定时限内，某种重金属参与土壤圈物质循环时，土壤所能容纳的重金属量（总量或可提取态）。它涉及重金属的临界含量、背景值、输入和输出量、时间等因素。强调了在一定空间和时间范围内，土壤容量应该保持一个动态平衡的状态，土壤外源重金属的输入和土壤中相应元素的输出基本平衡，即切实保障特定条件下土壤应有的重金属容量不至于受到破坏性影响；对于负载容量已被利用的部分，应该限时恢复，从而可使土壤环境质量持续地保持在良好水平。在全面考虑土壤环境质量的独立性和依存性的基础上，可以认为土壤环境质量的保护可以从简单的依靠质量标准，过度到以污染物负载容量为依据的新的管理模式，它在土壤环境质量管理、环境损害赔偿、负载容量的有偿使用以及土壤环境保护责任主体的认定等方面都具有良好的可操作性，对于土壤的可持续利用、坚守18亿亩耕地红线和保障粮食安全具有重要意义。致谢：在《农业环境科学学报》编辑部精心组织的相关问题研讨会上，与会专家的意见和见解对于该文的主旨思路有很好的启示。他们是农业部环境保护科研监测研究所曹仁林、任天志、李玉浸、黄仲齐研究员；中国农业科学院农业资源与农业区划研究所马义兵研究员；华南农业大学李永涛教授；南开大学周启星、孙红文教授；北京大学王学军教授等。福建农林大学王果教授详细回复了作者的咨询；广东省生态环境与土壤研究所陈能场研究员在通讯交流与讨论中提供了许多资料和坦率的见解，在此一并表示衷心的感谢。参考文献（略）