《表2 五大重金属元素在典型农作物中的含量限值》

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《农用地土壤重金属生态安全阈值确定方法的研究进展》

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注:此表参考《食品中污染物限量》（GB2762—2017），“—”表示作物中未检出。

生态环境效应法作为经验模型中应用最广泛的一种重金属生态安全阈值确定方法，其原理依据重金属在土壤-农作物体系中的迁移转化规律，构建土壤-农作物体系中重金属含量之间的关系，并依据国家现行标准规定的食品中重金属含量限值（具体见表2）反推农用地土壤中重金属的含量，并将此值作为农用地土壤中农作物安全生长的临界浓度值。生态环境效应法最初主要根据土壤重金属含量与农作物重金属含量之间的关系建立简单的线性回归方程。如李富荣等[29]研究广东地区叶菜类土壤中Cd的限量值时根据蔬菜Cd含量与土壤Cd含量建立幂函数回归方程，并依据《食品中污染物限量》（GB2762—2012）规定叶菜类蔬菜中重金属Cd的限量值0.2 mg·kg-1反推得到叶菜种植过程中重金属Cd不超标的蔬菜所对应的土壤Cd含量值为1.22mg·kg-1；陈宏坪等[30]在土壤-水稻体系中利用Logistic方程拟合水稻籽粒Cd含量与水稻土Cd含量之间的关系，在此关系的基础上依据食品安全国家标准中稻米Cd的含量限值反推得到8种水稻土Cd的临界值范围为0.70～4.79 mg·kg-1。但随着研究的不断深入与发展，一些学者意识到农用地土壤环境具有复杂性、多变性以及不确定性，不同的土壤理化性质、土壤类型、土地利用方式以及农作物种类等都会影响重金属在土壤-农作物体系中的迁移转化，其中土壤理化性质是最重要的影响因素之一[31-32]。因此，为使预测的农用地土壤重金属生态安全阈值更加准确，基于农作物重金属含量与土壤理化性质之间的多元线性回归方程被提出，如Ding等[33]通过生态环境效应法分析了21种土壤中胡萝卜Cd含量与土壤p H和有机碳之间的关系，建立了Cd在土壤-胡萝卜体系中的传输模型，并推导出土壤p H为5.5～8.0和有机碳在5～20 g·kg-1时土壤外源添加Cd的生态安全阈值为0.12～0.86 mg·kg-1；何俊等[34]在研究8种不同性质的土壤中Zn对大麦的毒性阈值时应用生态环境效应法建立了以大麦根尖为毒性测试终点的EC50值与土壤pH、阳离子交换量以及有机碳之间的多元线性回归方程，其决定系数达到了0.723，说明基于土壤理化性质可以很好地预测土壤中Zn的毒性阈值。此外，为更加量化地表征重金属在土壤-农作物体系中的迁移转化过程，研究人员提出了生物富集系数的概念，即农作物与土壤中重金属含量之比，表征重金属在土壤-农作物体系中的迁移能力。通过建立生物富集系数与土壤理化性质之间的多元线性回归方程则能更真实地反映土壤理化性质对重金属生物有效态的影响，因而也被称为生物有效性方程。如Sun等[35]基于大田采样的点对点数据计算出生物富集系数，并利用其与土壤理化性质之间的关系建立多元线性回归方程，进而推导出广东省适宜种植叶菜类、根茎类以及茄果类蔬菜的土壤Cd安全阈值分别为2.42、0.94和1.57 mg·kg-1；王小蒙等[36]也应用相似的方法以中国20种典型土壤为研究对象，建立苋菜Cd富集系数的多元线性回归方程，并推导出苋菜土壤Cd污染的生态安全阈值分别为0.3（pH<6.5）、0.8（6.57.5）。