随着“血铅中毒”、“镉米超标”等污染事件的曝 光，土壤重金属污染越来越受到人们的关注。据报道， 全国每年重金属污染的粮食多达1 200 万t，因重金 属污染而导致粮食减产高达1 000 多万t，合计经济 损失至少200亿元^[1]。此外，中国的非耕地土壤环境， 包括工矿区、城市中心商业区和老居民区，甚至是风 景区都受到了不同程度的重金属污染^[2]。目前，国家已 将重金属污染防治纳入“十二五”规划，要求到2015 年重点区域铅、汞、铬、镉和类金属砷等重金属污染物 的排放要比2007 年削减15%。因此，土壤重金属污 染防治及修复工作已不容忽视。

然而，评价一块地是否受到重金属污染，污染的 程度是否严重，或者受到污染的土壤修复到何种程度 才算不污染，目前还没有一个完善的、科学的、成熟的 评价标准。我国现行的《土壤环境质量标准》（GB15168— 1995）因时间的跨度较长以及经济社会的快速发展已 经远不能满足实际应用的需要，国家环境保护部也于 2009 年发布了“关于修订《土壤环境质量标准》公开 征求意见”的通知，基于此，本文综述了现行土壤质量 标准实施以来有关重金属标准存在的问题及近年来 的研究进展，并对我国《土壤环境质量标准》（下文简 称《标准》）的修订进行了探讨。 1 国内外研究现状 1.1 国外土壤质量指导值/筛选值概述

美国环保总署于2004 年颁布了旨在保护生态受 体安全的土壤生态筛选导则以及人体健康的土壤筛 选导则，这些土壤筛选导则是基于风险的土壤污染物浓度而制定的，美国许多州也据此制订了各州的土壤 质量指导值^[3]。英国环境署在考虑不同土地利用方式 下以保护人体健康为原则制定了土壤指标值，该指标 值只用于评价土壤中污染物对人体健康的长期暴露 风险，其保护对象不包括建筑工人或者非人类受体， 并且未涵盖短期急性暴露风险，而且不可作为修复 标准使用^[4]。澳大利亚国家环境保护委员会制定了基 于人体健康的调研值和基于生态的调研值，澳大利亚 和新西兰环境保护委员会/国家健康和医疗研究委 员会最早将调研值定义为：当土壤或地下水中污染物 的浓度超过这一浓度时，需要开展进一步的调研和评 估^[5]。加拿大环境部长理事会在考虑保护生态物种安 全和人体健康风险的基础上分别制定了保护生态的 土壤质量指导值和保护人体健康的土壤质量指导 值，取两者中的最低值作为最终的综合性土壤质量指 导值^[6]。荷兰环境部应用基于风险的方法建立了标准 土壤中污染物的目标值、干预值及部分污染物造成土 壤严重污染的指示值^[7]。日本于1970 年颁布农用地土 壤污染防治法以及土壤质量环境标准和分析方法，目 前日本土壤环境质量标准检测指标已达27 项，其 中特别设立了浸出液（将土壤和10 倍量的水混合， 将污染物浸出）标准，同时规定了浸出液中24 种污染 物的浓度^[8]。 1.2 我国现行《土壤环境质量标准》概况

我国《土壤环境质量标准》于1996 年3 月颁布实 施，按土壤应用功能和保护目标不同，将土壤环境质 量划分为三个等级。一级标准主要依据地球化学法， 其值主要参照土壤背景值，即污染物含量≤背景值， 该法能较全面的考虑到不同地理区域的差异状况^[9]； 二、三级标准主要依据生态环境效应法，其中二级标 准值是从全国范围内选用诸多类型土壤中最小的土 壤环境基准值，即土壤中污染物含量在背景值和最高 允许值之间，三级标准是根据国内某些高污染物含量 但尚未发生危害地区土壤（或人工外源污染的试验资 料）制订的，土壤中污染物浓度≥最高允许值^[10]。

与国外土壤污染的大环境相比，我国人口众多， 经济发展相对粗放，还接受着发达国家的一些高污染 产业转移，整体形势更加复杂严峻；而较之国外的土 壤质量筛选值/指导值，我国《土壤环境质量标准》只 关注了农田、蔬菜地、园地、牧场、林地及自然保护区 等地的土壤，从人体健康和生态风险的角度考虑的较 少，而且所涉及的重金属种类不全面，因而《土壤环境 质量标准》的修订和完善已经迫在眉睫。 2 《标准》中重金属标准制定的影响因素和存在问题

我国《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）实 施至今已有17年，为我国土地资源的发展与管理以 及土壤环境质量的提升起到了重要的作用^[11]，但由于 当时的科研水平和经费条件有限、土壤本身性质复杂 以及土壤污染情况日益严重，现行标准在很大程度上 已不能满足实际应用需要。其存在问题和影响因素主 要有以下几方面。 2.1 一级标准过于统一化

我国地域辽阔，不同的土壤类型、气候条件下重 金属在土壤中的迁移转化规律不同，用一种标准来界 定土壤中某种污染元素的临界值较为缺乏科学性。一 级标准主要是依据“七五”国家科技攻关课题《土壤环 境容量研究》提供的资料制定，资料显示土壤中镉等 8 种元素的背景值在我国4 000 多个样点（表层土壤） 中含量分布范围极广，最高值为最低值的2.3×10²~ 6.3×10⁴倍不等^[12]。因此，仅依靠各地区土壤背景值而 统计出的土壤环境质量一级标准在实际应用中可能 会出现偏差^[13]。此外，部分地区背景值含量比国家标 准值高，在实际操作中可能会出现本身没有污染的土 壤被评价为元素含量超标，而实际污染严重的土壤可 能会因背景值含量比国家标准低则被定性为没有污 染^[14]。这对政府决策以及城市经济发展都会带来很大 的影响。 2.2 二级标准缺乏操作性

二级标准是从全国范围内选用诸多类型土壤中 最小的土壤环境基准值而制定的，用它来评价土壤是 否受到污染过于严苛，同时也未考虑土壤有一定的环 境容量。具体表现在低于国家二级标准值可以说明土 壤没有受到污染，但如果高于该标准值，土壤是否受 到污染不能明确界定，尤其对于一些污染物含量未超 过其临界含量的土壤来说，难以反映实际情况。在农 业生产中，往往因此造成经济损失，不利于农业发展。 2.3 重金属形态选用单一

现行的《标准》以污染物的总量表示，而土壤性质 复杂，重金属存在形态较多，全量指标很难反映植物 真正的受害效应。近30年来，国内外在土壤重金属有 效态方面进行了大量研究，李宗利等^[15]用Sposito 提 取方法研究结果认为：交换态、吸附态Cd、Pb 对黑麦 幼苗吸收量贡献最大，有机结合态Cd、Pb 是对植物 潜在有效的形态。Steele 等^[16]对生活在城市周边及铅冶炼场周围儿童的流行病学调查结果表明，在相同铅 污染浓度的条件下，生活在城市的儿童血铅浓度普遍 高，表明土壤中铅的形态和化合物组成要比总含量对 生物的危害性更大。借助于区间线性规划理论，李冰 等^[17]以稻谷Cd 限量卫生标准为限制条件，筛选出了 各活性形态Cd 的限量区间，如可交换态Cd≤0.086 5 mg·kg^-1、碳酸盐结合态Cd≤0.264 1 mg·kg^-1，为成都 平原土壤重金属污染提供了有效的参考。 2.4 重金属标准值制定不合理 2.4.1 Pb标准值制定偏高

综合世界各国的土壤环境质量标准值发现，铅的 范围在50~550 mg·kg^-1，中值为100 mg·kg^-1，而我国 铅的二级标准值在250~350 mg·kg^-1之间，明显高于 其他国家标准。万洪富等^[18]分别以《土壤环境质量标 准》（GB 15618—1995）二级标准和《食品中污染物限 量》（GB 2762—2005）作为广东酸性土壤和作物污染 状况评价标准时发现，作物中Pb含量超标最严重，超 标率达3.90%，而土壤中Pb 的含量超标率却仅为 0.13%，当以土壤Pb 含量标准为100 mg·kg^-1进行评 价时，超标率为5.25%，与作物中Pb 含量超标情况基 本一致。 2.4.2 Cd 标准值制定应细化pH值

我国《土壤环境质量标准》中Cd 的二级标准值 仅以pH值为7.5时作了划分，pH 值<7.5 时标准值为 0.30 mg·kg^-1，pH值>7.5时标准值为0.60 mg·kg^-1。已 有大量研究表明土壤中Cd 含量与pH 值有显著的相 关性^[19]。张红振等^[20]人在研究Cd 在土壤-作物系统中 的富集规律与农产品质量安全时推导出稻田镉环境 基准值，与GB 15168—1995 的二级标准相比，二级标 准在低pH 值段（pH<6.5）略微偏宽，在中高pH 值段 （pH>6.5）略微偏严。 2.5 重金属的交互作用 2.5.1 重金属-重金属交互作用

重金属元素间的交互作用对生物有效性的有效 性非常复杂，土壤中重金属复合污染既可以是两元 素、也可是三元素和多元素共存^[21]。Cakmak 等^[22]通过 ¹⁰⁹Cd 示踪技术研究Cd、Zn 交互作用对小麦Cd 吸收 影响时发现，当土壤中施入的Zn 浓度从1 μmol·L^-1 增加到5 μmol·L^-1时，小麦籽粒吸收¹⁰⁹Cd 的比例从 6.50%降低到4.13%。武文飞等^[23]通过模拟基于干旱区 绿洲土壤Cd-Pb-Zn-Ni 复合污染下的油菜盆栽试验 发现，随着Cd-Pb-Zn-Ni 复合胁迫水平的升高，油菜 的干重先增加后减小，根系的生长由促进作用转变为 抑制作用。 2.5.2 重金属-有机污染物交互作用

有机污染物-重金属复合污染是一种普遍存在的 环境污染形式，比如污水处理厂的污泥、工业废水等， 对其进行研究具有重要的理论意义和实践价值^[24]。 Sun 等^[25]研究了土壤中重金属和有机物的吸附行为， 发现Cd 和Cu 共存的土壤抑制了1，4-二氯苯的吸 收，而且抑制效果随Cd 和Cu 浓度升高而变得更加 明显，得出了金属共存能极大影响土壤疏水性有机化 合物的吸附行为的结论。 2.6 土壤性质的影响

土壤中重金属的不同形态决定了其对植物的毒 性效应和生物利用率，当土壤中的重金属离子由固相 形态转移到土壤溶液时，该离子对植物的有效性将增 加，而影响土壤中固液相平衡的因子非常复杂，包括 土壤pH 值、有机质、阳离子交换量、氧化还原电位、 土壤矿物成分及黏粒含量等。 2.6.1 pH值和氧化还原电位（Eh）

我国土壤环境质量二级标准按pH 值<6.5、6.5~ 7.5、>7.5 将土壤划分为3 类，三级标准只有pH 值> 6.5的区分。吴启堂^[26]认为此种分法过于简单，因强酸 性（pH 值<5.0）与弱酸性（6.0<pH 值<6.5）土壤的环境 容量相差较大，采用同一标准不太合适；而弱酸性和 中性土壤的环境容量相差不是很大，标准上却有1~3 倍差异。

土壤Eh 值不仅可以直接改变重金属的氧化状 态，还可通过影响土壤微生物的活性来改变土壤的 pH值^[27]。McBride^[28]在研究土壤性质对Cd吸收影响时 发现，水稻对Cd 的吸收总量随着Eh 值的增加和pH 值的降低而增加，在淹水条件下，减产25%时的土壤 添加Cd 浓度为320 mg·kg^-1，而在非淹水条件下减产 同样幅度时的添加Cd 浓度则为17 mg·kg^-1。 2.6.2 有机质

有机质的含量和组成不仅可以影响重金属在土 壤中的积累，还能通过螯合作用与重金属离子形成络 合物，从而影响其在土壤中的迁移转化。章明奎等^[29] 用物理与化学相结合的方法研究了2 个污染土壤剖 面中有机质结合重金属（Cd、Cu、Pb 和Zn）的分布，研 究结果显示土壤颗粒状有机质对重金属有明显的富 集作用，且颗粒状有机质中重金属的富集程度与土壤 重金属的积累呈正相关。徐龙君等^[30]对土壤溶解性有 机质的研究表明，水溶性Cd 和有机质结合态Cd 含 量会随着土壤中溶解性有机质的增加而逐渐增加。 2.6.3 阳离子交换量（CEC）与粒径组成（黏粒含量）

一般而言，重金属的有效性随着土壤中CEC 含 量的提高而降低，原因是由于随着阳离子交换容量上 升，土壤对于重金属离子吸附固持作用增大，使得其 有效性降低^[27]。李冰等^[31]在分析水稻子实对不同形态 重金属的累积差异及其影响因素时发现活性态Cr 含 量与CEC密切相关。

从黏粒含量来看，土壤的黏粒含量越高，其重金 属交换态含量会越低，对生物有效性的影响会变小。 何腾兵等^[32]在贵阳市乌当区研究了不同种类重金属 与CEC、黏粒含量的相关性；今后若能通过细分阳离 子交换量指标并考虑土壤的粒径组成会对新标准的 制定更有意义。 2.7 作物效应

不同的作物品种对其所生长的土壤环境中重金 属的形态有着不同程度的影响。殷宪强等^[33]通过研究 不同蔬菜地中Cu、Zn 累积差异发现，在相同处理水 平下，生菜地土壤中Cu 的累积高于油菜地土壤，油 菜地土壤中Zn的累积高于生菜地土壤。另外，根际环 境的不同对土壤重金属在作物体内的富集也会有差 异，一般情况下的分布规律是根跃茎叶跃籽粒，但并不 适用于所有作物，其差异性与重金属在作物体内迁移 及生长周期有关。目前我国土壤环境标准的制订中， 旱地供试作物主要以小麦和叶菜类蔬菜为主，水田以 水稻为对象，供试植物品种较单一，不能满足现代环 境质量评价的要求，因此，应适当增加供试作物种类 和可食真菌类在环境标准制订中的研究^[34]。 3 对《标准》中重金属标准修订的探讨 3.1 考虑土壤性质差异

我国土壤从南到北地域性特点不同，土壤类型差 异也很大，在标准制定时应考虑，能准确定值的给出 全国标准，不能准确定值的则给出操作原则。在Ⅰ类 标准制定时，建议仍沿用背景值，但要对各地的土壤 背景值重新摸清，因为工业的蓬勃发展已经给土壤环 境带来巨大变化。Ⅱ类标准要考虑的因素较多，包括 pH 值、Eh、有机质、CEC 以及黏粒含量等，可以按主 要土壤类型或地域特点来定值，也要考虑具有代表性 植物的临界值^[35]。 3.2 增加重金属有效态含量

由于污染物对人体和动植物的影响主要取决于 其有效态成分的多少，各标准值的制定应主要采用有 效态。目前，有关土壤重金属有效态和生物有效性研 究已逐渐成为科研热点，但仍存在一些难点，主要在 于寻找较合适的浸提剂和浸提方法，在标准制定的同 时还要考虑其他一些工作，例如测定方法的规范化和 临界值的积累等。目前ISO标准组织出台了一些土壤 质量方面的标准，包括DTPA 提取土壤中的重金属离 子（ISO14780—2001（E））和王水法浸提法（ISO 11466 — 1995（E））^[36]。 3.3 修订重金属标准值

（1）Pb。很多实际研究表明，土壤Pb 含量大于 100 mg·kg^-1时，儿童体内血Pb 大于15 μg·100 mL^-1， 已对儿童健康产生了不良影响。美国、荷兰、瑞典等国 家在研究土壤中Pb 允许含量时均以铅对儿童的危 害、剂量-效应关系及血Pb 水平与土壤Pb 关系作为 基础^[11]，故我国可借鉴其他国家经验将Pb 标准值降 低到至少100 mg·kg^-1。

（2）Cd。对于Cd 的修改意见可参照张红振等^[20]的 研究成果，将农用地的土壤环境质量标准按pH 值分 为4 段：pH 值<5.5，5.5≤pH 值<6.5，6.5≤pH 值≤ 7.5，pH值>7.5，在pH值低于5.5 时，将镉的标准控制 在略微高于土壤Cd 的环境背景值；在5.5≤pH 值< 6.5 时应略低于现行标准值；6.5≤pH 值≤7.5 时可采 用现行标准值；当pH 值>7.5 时可适当放宽镉的最高 允许含量。 3.4 考虑不同土地利用方式

现行《标准》主要关注于保护农业用地，对其他土 地利用方式缺乏考虑。美国各州是以联邦标准为基础 来制定适合本州的污染土壤清洁标准，其中纽约州的 土壤清洁目标综合考虑了5 种土地利用方式：非限制 性用地、居住用地、受限制的居住用地、商业用地和工 业用地。我国可借鉴国外经验，从农业用地、居住用 地、商业用地、工业用地、保护地下水这5 个方面来对 现行标准进行完善和修订。 3.5 增加健康风险指数

从国际发展形势看，建立基于人类健康风险评估 的土壤环境质量指导值/标准是必然趋势，但需考虑 不同的土地利用方式，设置各种土地利用方式下的一 般暴露途径、暴露参数（如暴露周期和暴露频率）和临 界风险受体等^[37]。如加拿大在建立土壤质量指导值时 就保护人体健康方面考虑了农业用地、居住/公园用 地、商业用地和工业用地这4种土地利用类型下对人 体健康的影响程度。我国宜吸取国外经验，对不同污 染物分别找出有显著影响的主要途径进行剂量-效应 关系研究，得出主要途径的土壤污染危害临界值；并以此数值进行其他途径的验证，最后得出土壤的污染 危害临界值^[38]。 3.6 建立区域土壤重金属环境质量标准

我国幅员辽阔，各地土壤性质差异较大，重金属 元素的背景值相差也很大，国家统一的标准一般只能 起筛选作用，难以真实反映当地情况^[39]。各地区可首 先筛选出当地对重金属具有高度敏感性的供试作物， 通过盆栽试验或小区示范外源添加重金属污染物，以 《GB 2762—2012 食品安全国家标准》或其他适宜当 地农产品的污染物限量标准为限制条件来反映重金 属的毒害效应值，借助于区间线性规划理论得到重金 属有效态含量进而推算出土壤中重金属的毒害临界 值或是效应阈值。福建省于2008 年颁布了《福建省农 业土壤重金属污染分类标准》（DB 35/T 859—2008）， 各省可参照制定出适应本省的地方标准。 4 展望

2012 年党的十八大报告提出要大力推进生态文 明建设，并首次以独立篇章系统地阐述今后5 年大力 推进生态文明的总体要求，而土壤安全无疑在整个生 态文明建设中占据着重要地位。目前，全国《农产品产 地土壤重金属污染防治》普查与修复项目正在各省紧 张开展，到2015 年就铅、镉、砷、铬、汞等重金属元素 将会获得海量数据，而如何评价这些数据以及如何建 立科学的评价标准是接下来面临的主要问题，同时在 很大程度上也会推动我国土壤环境质量标准、土壤重 金属污染修复标准以及地方标准的尽快出台。

国家环保部正在积极推进土壤环境保护的立法 工作，制定和颁布土壤环境保护法不仅能加快土壤污 染防治与修复工作的步伐，还能带动整个污染场地修 复行业的发展。今后，国家相关部门可考虑开设地方 信息平台，让公众积极参与到重金属污染的监督与防 治中，同时便于制定和管理地方标准，若能形成此机 制，不仅在一定程度上能解决一些民众农田污染无处 反映的局面，也有利于国家获取地方信息并及时采取 措施。