蔬菜產(chǎn)地重金屬污染預(yù)防技術(shù)研究進展

王佩旋 李虹穎 張其安 賀浪 張祥明 張曉玲 方凌 嚴從生 俞飛飛 董言香 江海坤 王 艷 王明霞 張艷鳳

（1 養(yǎng)分循環(huán)與資源環(huán)境安徽省重點實驗室，安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院土壤肥料研究所，安徽合肥 230031；2 安徽省農(nóng)業(yè)科學(xué)院園藝研究所，安徽合肥 230031；3 安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，安徽合肥 230036）

重金屬污染是一種無機化學(xué)污染，主要包括鉛（Pb）、鉻（Cr）、砷（As）、鎘（Cd）、汞（Hg）、鋅（Zn）、銅（Cu）、鈷（Co）、鎳（Ni）等污染（Lars，2003）。近30 年來，我國快速發(fā)展的工業(yè)化和城市化導(dǎo)致大量重金屬進入土壤中，嚴重威脅到我國土壤質(zhì)量（陳世寶 等，2019）?！度珖寥牢廴緺顩r調(diào)查公報》（環(huán)境保護部和國土資源部，2014）顯示：我國耕地土壤點位污染物超標率為19.4%，其中重金屬超標點位數(shù)占全部超標點位的82.8%。而土壤資源不可再生，一旦被污染其修復(fù)難度大、成本高且周期長，耕地重金屬污染會直接影響農(nóng)產(chǎn)品的安全生產(chǎn)。

我國既是蔬菜生產(chǎn)大國，也是消費大國。據(jù)國家統(tǒng)計局數(shù)據(jù)統(tǒng)計，2020 年我國蔬菜產(chǎn)量高達7.49億t，城鎮(zhèn)居民年人均蔬菜及食用菌消費量為109.8 kg。目前我國菜地重金屬污染大部分處于中輕度水平，主要污染類型為Cd、Cu、Cr、As、Zn、Pb，超標率分別為14.7%、3.3%、3.1%、2.3%、2.0%、1.1%（馮英 等，2018；賈利，2020）。重金屬被蔬菜吸收后達到毒性水平時會降低蔬菜的產(chǎn)量和品質(zhì)（White &Pongrac，2017），并且通過食物鏈危害人體健康（Cheng et al.，2015）。

由于重金屬具有難降解性、生物累積性和持久性等特點導(dǎo)致其修復(fù)難度很大（Gu et al.，2016）。目前國內(nèi)外很多研究均表明采用物理修復(fù)、化學(xué)修復(fù)、植物修復(fù)等方法均可減少重金屬污染風險，那么如何根據(jù)蔬菜產(chǎn)地特點綜合多種污染防控修復(fù)技術(shù)來集成系統(tǒng)性污染防控模式并推廣應(yīng)用是亟待進一步解決的問題。本文從產(chǎn)地環(huán)境監(jiān)測、重金屬源頭阻控、降低重金屬的生物有效性以及調(diào)整蔬菜種植結(jié)構(gòu)4 個方面進行綜述，以期為構(gòu)建蔬菜產(chǎn)地重金屬污染預(yù)防技術(shù)體系提供理論支撐。

1 產(chǎn)地環(huán)境監(jiān)測

1.1 產(chǎn)地環(huán)境的重要性

蔬菜中重金屬含量與產(chǎn)地土壤、灌溉水以及大氣中重金屬含量密切相關(guān)。Ye 等（2015）和Gan等（2017）研究表明，蔬菜中的重金屬含量和土壤中重金屬含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系。史明易等（2020）研究得出，當土壤中Cd 含量超過0.74 mg·kg-1（pH ＜ 6.5）、1.10 mg·kg-1（pH 為6.5～7.5）和5.08 mg·kg-1（pH ＞ 7.5）時，葉菜類蔬菜中Cd 含量會超過食品安全標準GB 2762—2017《食品安全國家標準 食品中污染物限量》。我國污水灌溉農(nóng)田中重金屬污染面積占總污灌面積的65%（辛術(shù)貞 等，2011），而污水灌溉會使蔬菜吸收富集重金屬（Cao et al.，2016）。此外，孫洪欣等（2017）研究表明工業(yè)區(qū)、交通道路附近種植的蔬菜，其重金屬累積主要來源于大氣顆粒物負載的重金屬。近年來隨著農(nóng)業(yè)供給側(cè)結(jié)構(gòu)性改革，對農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量也提出更高要求，因此蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量安全保障對于蔬菜的綠色高質(zhì)量生產(chǎn)至關(guān)重要。

1.2 產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量標準

目前，我國蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量相關(guān)標準有：田間菜地土壤應(yīng)符合GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準》，灌溉水應(yīng)符合GB 5084—2005《農(nóng)田灌溉水質(zhì)標準》中的二級標準，大氣環(huán)境應(yīng)符合GB 3095—2012《環(huán)境空氣質(zhì)量標準》中的二級標準；溫室蔬菜可采用HJ/T 333—2006《溫室蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評價標準》，對于蔬菜產(chǎn)品中重金屬污染評價采用GB 2762—2017《食品安全國家標準 食品中污染物限量》。NY/T 5295—2015《無公害農(nóng)產(chǎn)品 產(chǎn)地環(huán)境評價準則》、NY/T 5010—2016《無公害農(nóng)產(chǎn)品 種植業(yè)產(chǎn)地環(huán)境選擇》、NY/T 391—2021《綠色食品 產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量》、NY/T 1054—2021《綠色食品 產(chǎn)地環(huán)境調(diào)查、監(jiān)測與評價規(guī)范》等，規(guī)定了無公害、綠色農(nóng)產(chǎn)品的產(chǎn)地土壤、水質(zhì)等環(huán)境質(zhì)量監(jiān)測方法及要求等。

現(xiàn)階段我國蔬菜產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量標準體系還存在一些問題有待完善：首先是缺乏系統(tǒng)性，需要建立從產(chǎn)地環(huán)境到蔬菜產(chǎn)品的系統(tǒng)性重金屬污染評價標準。土壤重金屬—蔬菜重金屬并非簡單的線性關(guān)系，蔬菜重金屬累積受重金屬類型、蔬菜類型/品種多元性、土壤條件等多種因素影響。若按照GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準》來評價可能不能準確地反映土壤和蔬菜產(chǎn)品的重金屬污染情況。例如，許根焰等（2019）研究發(fā)現(xiàn)，若采用現(xiàn)行風險管控標準，在Cd 超標土壤上生產(chǎn)出的大白菜，其食用部位的Cd 含量是符合食品安全標準的。其次是缺乏針對性，我國菜地重金屬污染空間差異大，東部地區(qū)菜地以Cd、Hg 和Zn 污染為主且污染程度較高，中部和西部地區(qū)菜地以Cd 和As 污染為主，且西部地區(qū)污染程度較輕（曾希柏 等，2007）。因此需要結(jié)合各地區(qū)蔬菜重金屬污染特征，開展對蔬菜產(chǎn)地大氣、灌溉水、土壤以及蔬菜產(chǎn)品的系統(tǒng)性監(jiān)測，為制定更加科學(xué)、具有針對性的蔬菜重金屬污染評價標準提供科學(xué)依據(jù)。再次，目前我國產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量相關(guān)標準較為分散、歸口部門多，由于缺乏區(qū)域針對性導(dǎo)致部分地區(qū)執(zhí)行度不高、實用性不強。需要在現(xiàn)有的產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量標準基礎(chǔ)之上，細化制定蔬菜產(chǎn)地污染監(jiān)測、污染風險評估、種植結(jié)構(gòu)調(diào)整等行業(yè)及地方標準，同時出臺專項污染防治法規(guī)，為農(nóng)業(yè)污染防控提供依據(jù)和保障。

2 重金屬源頭阻控

2.1 工業(yè)“三廢”

工業(yè)“三廢”已經(jīng)成為我國最主要的人為重金屬污染源（Cheng et al.，2014；Peng et al.，2016）。2017 年我國長三角地區(qū)工業(yè)“三廢”總排放量約150 億t，其中含Cd 廢水排放量為212 萬t（國家統(tǒng)計局，2019）。Guo 等（2019）研究表明，廢棄冶煉廠種植的蔬菜中As、Cd 和Pb 超標率為38.18%、58.49%和52.83%。孫洪欣等（2017）研究發(fā)現(xiàn)，工業(yè)區(qū)種植的水芹、大白菜中Pb 含量與大氣中的Pb 含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系，分別為4.34 mg·kg-1和0.36 mg·kg-1，為培養(yǎng)箱內(nèi)培養(yǎng)、無污染處理對照的49.1 倍和20.0 倍，均超出我國食品安全標準GB 2762—2017《食品安全國家標準 食品中污染物限量》中規(guī)定的Pb ≤ 0.3 mg·kg-1。Souri等（2018）研究顯示，使用工業(yè)廢水灌溉的葉菜類蔬菜葉片中Cd、Pb、Cr 含量分別為0.32、3.60、1.58 mg·kg-1，均顯著高于世衛(wèi)組織食品安全標準Cd ≤ 0.2 mg·kg-1、Pb ≤ 0.5 mg·kg-1、Cr ≤ 0.5 mg·kg-1。

綜上所述，工業(yè)“三廢”已經(jīng)成為我國蔬菜安全生產(chǎn)的重要威脅，亟需加強工業(yè)“三廢”的達標排放控制，從源頭上阻控重金屬污染。首先，政府監(jiān)管部門應(yīng)嚴格執(zhí)行國家和地方標準，對當?shù)刂攸c工業(yè)廢棄物排放嚴格監(jiān)管、定期抽查；地方環(huán)保部門也應(yīng)定期進行廢棄物排放檢測，對于違規(guī)企業(yè)予以處罰。我國目前大部分企業(yè)交付的污染費用難以滿足污染治理需求，政府部門可以適當提高企業(yè)污染費用和污染稅的征收。同時可以增加清潔能源產(chǎn)業(yè)的政策扶持，激勵企業(yè)自主創(chuàng)新，利用可再生能源，實現(xiàn)清潔生產(chǎn)。其次，企業(yè)應(yīng)嚴格遵守相關(guān)排放標準，積極創(chuàng)新生產(chǎn)工藝，保證工業(yè)“三廢”排放達標；群眾也可積極參與監(jiān)督，對于違規(guī)排放行為在相關(guān)平臺積極舉報。多方努力共同從源頭控制重金屬排放。

2.2 肥料及其他農(nóng)用化學(xué)品

在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中，為了提高農(nóng)作物產(chǎn)量和品質(zhì)，大量使用的化肥和有機肥，以及一些農(nóng)用化學(xué)品也會將重金屬帶入土壤中（Ye et al.，2015）。①肥料：在化肥中，相較于氮肥和鉀肥，磷肥是農(nóng)田土壤重金屬的主要來源之一（Mehrdad et al.，2013）。過磷酸鈣中的Cu、Cd、Pb、Zn 含量均高于氮肥和鉀肥（王美和李書田，2014）。Chen 等（2020）研究表明，長期施用磷肥會導(dǎo)致土壤鎘超標。此外，部分有機肥的制作原料中重金屬含量較高，生產(chǎn)或施用不當會導(dǎo)致土壤過量累積重金屬。郝慧娟等（2018）對湖南省有機肥重金屬含量進行分析，結(jié)果顯示以禽畜糞便和工業(yè)污泥為原料的有機肥重金屬含量較高。Zhang 等（2018a）對我國有機肥重金屬含量進行調(diào)查，結(jié)果顯示263 份樣品中Cd、Pb、As 和Cr 超標率分別為9.51%、7.34%、3.19%和3.04%。② 農(nóng)用化學(xué)品：部分殺蟲劑、除草劑中含有鎘化合物及砷化合物，徐光輝等（2017）研究表明含砷農(nóng)藥的施用是菜地土壤中砷富集的主要來源之一。

綜上所述，如果不合理或者長期大量施用化肥、有機肥以及其他農(nóng)用化學(xué)品將會對農(nóng)田土壤造成重金屬污染風險，可以采取以下措施來解決這一問題：一是農(nóng)業(yè)環(huán)境監(jiān)管部門應(yīng)加強對肥料和農(nóng)用化學(xué)品中重金屬含量的監(jiān)測，嚴禁將重金屬超標的肥料和農(nóng)用品施入農(nóng)業(yè)系統(tǒng)中。同時要對農(nóng)田土壤重金屬進行長期監(jiān)控和風險預(yù)測。二是肥料生產(chǎn)企業(yè)需要積極創(chuàng)新，改進農(nóng)用品生產(chǎn)工藝，在保證能為植物提供所需營養(yǎng)元素的基礎(chǔ)上降低產(chǎn)品中重金屬含量。三是推廣化肥減量、測土配方施肥等科學(xué)施肥技術(shù)，降低化肥的投入。開展針對農(nóng)業(yè)科技人員和農(nóng)戶的科普教育和技術(shù)培訓(xùn)，加大相應(yīng)技術(shù)項目示范、推廣力度，提高種植人員的專業(yè)技能和污染防控意識。

3 降低土壤中重金屬的生物有效性

3.1 重金屬原位鈍化技術(shù)

土壤中重金屬的生物有效性取決于它的化學(xué)形態(tài)，水溶態(tài)和交換態(tài)的重金屬活性和毒性最高，最易被植物吸收利用（Tessier et al.，1979）。施用鈍化劑可以降低土壤中重金屬的溶解性、遷移性和生物有效性，從而減少其毒害作用（陳懷滿，2018）。鈍化劑主要包括無機鈍化劑如黏土礦物、石灰類、金屬氧化物、磷酸鹽等，有機鈍化劑如生物炭、堆肥等，以及復(fù)合鈍化劑。

重金屬鈍化修復(fù)機理主要包括以下5 個方面：①直接/離子交換吸附。硅酸鹽類礦物具有較大的比表面積，重金屬進入到晶格層間會被吸附固定；同時礦物內(nèi)部的K+、Na+等陽離子與重金屬離子發(fā)生置換，能夠有效降低重金屬的遷移性和有效性（官迪和紀雄輝，2016）。② 沉淀作用。作用機制主要是通過施用鈍化劑改變土壤酸堿度從而與重金屬形成沉淀物。堿性鈍化劑可以提高土壤pH 值，使Cd、Pb、Cu 等形成氫氧化物沉淀（Yu et al.，2016）。施用硫酸鐵或硫酸亞鐵，可以降低土壤pH值，形成鐵和砷的共沉淀從而降低砷的有效性（陳懷滿，2018）。③絡(luò)合、鰲合反應(yīng)。有機鈍化劑一般含有羧基、巰基等活性基團，可以與重金屬配位形成穩(wěn)定的絡(luò)合物或鰲合物。Li 等（2016）研究表明，施用玉米秸稈生物炭可以使土壤中的Cd 和Cu含量減少57.9%和63.8%。④ 離子拮抗。某些重金屬元素由于其化學(xué)性質(zhì)相似會存在競爭作用。例如施用含鈣鈍化劑（石灰）可以降低土壤中Cd 的有效性（汪洪 等，2001）；鋅肥可以使蔬菜中Cd 的含量降低74%～84%（Li et al.，2014a）。⑤ 改變土壤理化性質(zhì)。有機鈍化劑如生物炭可以通過改變土壤pH、陽離子交換量，增加有機質(zhì)含量等來降低重金屬的生物有效性（He et al.，2019）。鈍化修復(fù)往往通過幾種機制共同發(fā)揮作用來修復(fù)土壤。

在實際生產(chǎn)中，土壤重金屬污染往往是復(fù)合污染，由于不同重金屬特性不同導(dǎo)致其修復(fù)難度較大。例如施用堿性鈍化劑可以鈍化Cd，但會提高As 的有效性（Tica et al.，2011）。因此，新型高效復(fù)合鈍化劑逐漸成為鈍化材料的主要研究方向。Yao 等（2017）研究發(fā)現(xiàn)新型鐵硅鈍化劑不僅吸附能力強，還可以通過沉淀作用來同時鈍化As 和Cd，可以使土壤中的有效As 和有效Cd 含量分別降低72%～75%、90%～98%。Paltseva 等（2018）研究發(fā)現(xiàn)，含磷鈍化劑與Fe/Mn 鈍化劑結(jié)合施用可以同時降低蔬菜對Pb 和As 的吸收。楊僑等（2017）研究發(fā)現(xiàn)，施用由海泡石、生物炭、腐殖酸組成的復(fù)合鈍化劑可以最大程度降低普通白菜（小白菜）、葉用萵苣（生菜）和菠菜中的Cd 含量。

重金屬原位鈍化技術(shù)由于其對土壤破壞性小、操作方便、修復(fù)時間短等優(yōu)點得到廣泛應(yīng)用。但鈍化材料的長效性、與土壤的相互作用機制、是否存在二次污染等尚不明確，需要進一步探討研究。未來鈍化材料勢必朝著綠色經(jīng)濟、修復(fù)效率高、穩(wěn)定性強的方向發(fā)展，在施用鈍化劑的同時還要結(jié)合其他防控措施，全方位的進行蔬菜重金屬污染防控。

3.2 調(diào)節(jié)土壤理化性質(zhì)

3.2.1 土壤pH 對于大多數(shù)土壤重金屬來說，提高土壤pH 值可以降低其生物有效性，從而減少蔬菜對重金屬的吸收（Gan et al.，2017；Zhang et al.，2018b）；而pH 值降低，土壤中H+含量增加，重金屬離子被置換，其活性增強（劉旭 等，2017）。以Cd 為例，土壤pH 值降低促進了Cd 從穩(wěn)定態(tài)（碳酸鹽或與鐵、錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機結(jié)合態(tài)）轉(zhuǎn)化為有效性較高的狀態(tài)（水溶態(tài)或交換態(tài)）（Li et al.，2014b）。因此可以施用一些堿性改良劑，如石灰、過磷酸鈣、硅酸鹽等來降低土壤中重金屬的生物有效性（Yao et al.，2017）。而As 的有效性會隨土壤pH 值升高而升高（Spanu et al.，2012），可以添加一些酸性改良劑，如鐵礦粉、煤渣和腐殖質(zhì)等來降低As 的有效性（黃安林 等，2021）。

3.2.2 土壤氧化還原電位 土壤氧化還原電位（Eh）通過改變重金屬離子價態(tài)影響其毒性和生物有效性。土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬在還原狀態(tài)下會與硫形成硫化物沉淀，使其有效性降低；可交換態(tài)（危害性最大）重金屬在還原狀態(tài)下有效性會升高（趙一鳴 等，2018）。此外，重金屬不同價態(tài)下的毒性和遷移性也存在差異，如Cr 在還原狀態(tài)下由6 價變?yōu)? 價，毒性和生物有效性均降低；As在還原狀態(tài)下由5 價變?yōu)? 價，毒性和生物有效性均升高（黃益宗 等，2013）。因此，可以通過添加氧化劑或還原劑來降低土壤中重金屬毒性和有效性。常用的還原劑有零價鐵、硫酸亞鐵、硫化鈉、硫磺粉等，氧化劑有過硫酸鹽、氧化錳和氧化鐵等（潘勝強 等，2014）。

3.2.3 土壤水分 目前關(guān)于土壤水分管理對重金屬影響的研究大多集中在稻田，蔬菜上的相關(guān)研究較少。在稻田中，常通過水旱輪作來降低土壤中As和Hg 的有效性（As 在干旱狀態(tài)下毒性較小；Hg在淹水時會轉(zhuǎn)化為甲基汞，毒性和遷移性較大），或者通過增加稻田淹水時間來降低Cd 的有效性（Cd在淹水狀態(tài)下有效性較低）（Zhao，2020）。也有研究表明，在菠菜需水量大的生長時期如果灌水不足會增加菠菜對Cd 的吸收（Tack，2017）。但水分管理對蔬菜重金屬吸收的影響機制尚不明確，蔬菜灌水時期及灌水量對重金屬吸收的影響及其機理研究亦值得關(guān)注。

3.2.4 土壤有機質(zhì) 土壤有機質(zhì)表面含有大量的羧基、酚羥基、醇羥基、巰基等官能團，可以通過吸附、絡(luò)合等作用來抑制或促進土壤中重金屬的遷移（Masoom et al.，2016）。一般來說增加土壤有機質(zhì)含量可以降低可溶態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的重金屬含量，但會使有機結(jié)合態(tài)重金屬含量增加（趙一鳴等，2018）。吳曼等（2011）研究發(fā)現(xiàn)隨著土壤有機質(zhì)含量的增加，土壤中有效Cd 和有效Pb 含量顯著降低，因此添加有機改良劑可以在一定程度上降低土壤中的重金屬生物有效性。黎大榮等（2013）研究發(fā)現(xiàn)施用蠶沙顯著增加了菜地土壤中有機質(zhì)含量，使Pb、Cd 的鈍化效率達36.5%和39.2%。此外，腐殖酸、污泥、泥炭、作物秸稈、禽畜糞便等有機改良劑均可降低土壤中Cd 的有效性（宋波和曾煒銓，2015）。但部分有機改良劑（污泥、糞便）中可能含有一些有害物質(zhì)，因此施用時需要注意避免給土壤造成二次污染。

4 調(diào)整蔬菜種植結(jié)構(gòu)

4.1 不同蔬菜類型重金屬富集差異

不同蔬菜類型重金屬富集能力：葉菜類＞根莖類＞果菜類（Gan et al.，2017；Hu et al.，2017）。主要是由于不同類型蔬菜重金屬從土壤向植株可食用部位的轉(zhuǎn)移能力不同，一般來說轉(zhuǎn)運系數(shù)（translocation factor）大小為葉菜類＞根莖類＞果菜類（Xu et al.，2015）。葉菜類通常比其他類型蔬菜生長更快，蒸騰速率更高，因此重金屬從根系向地上部的運輸速率更高（陳志良 等，2017）。由于重金屬從根系到果實比到莖葉運輸距離更長，所以果菜類蔬菜重金屬富集能力較弱（Sun et al.，2013）。因此，在重金屬污染風險較高土壤中應(yīng)避免種植葉菜類和根莖類蔬菜，在中輕度污染土壤中種植果菜類蔬菜可以降低重金屬污染風險（Paltseva et al.，2018）。

此外，不同類型的蔬菜對于不同重金屬元素的富集能力也不同。研究表明甘藍、普通白菜、韭菜、大蒜、萵苣易富集Cd 和Pb，蘿卜易富集Cu 和Zn，馬鈴薯易富集Cr，豇豆、菜豆對Cu 的富集能力較強（Zhou et al.，2016；Wang et al.，2017）。因此，可以開展適宜中輕度重金屬污染土壤種植的蔬菜種類篩選研究，對不同類型蔬菜進行分類管理。

4.2 種植重金屬低累積蔬菜品種

近年來重金屬低累積品種的篩選也逐漸成為重金屬污染修復(fù)研究的重要方向之一。目前對于重金屬低累積品種的篩選還沒有統(tǒng)一的標準，主要篩選指標有：可食用部位重金屬含量低于食品安全標準、可以耐受重金屬毒性、地上部生物量不會降低、重金屬富集系數(shù)（bioaccumulation factor）＜ 1、重金屬轉(zhuǎn)運系數(shù)＜ 1 等（Zhi et al.，2014；Ga?uszka et al.，2015；Liu et al.，2018）。大部分的重金屬低累積品種篩選基礎(chǔ)標準是：在污染土壤上種植的蔬菜，其可食用部位重金屬含量符合食品安全標準。以往很多研究均報道了蔬菜重金屬低累積品種，如芹菜（Zhang et al.，2013a）、豆瓣菜（Wang et al.，2015）、普通白菜（Zhou et al.，2016）、蘿卜（Dai &Yang，2017）、蕹 菜（Xin et al.，2010）、萵苣（Zhang et al.，2013b）等。但目前篩選的蔬菜重金屬低累積品種實際應(yīng)用較少，需要建立標準化的重金屬低累積品種篩選方法和標準，針對不同類型重金屬建立相應(yīng)的低累積品種清單，提升重金屬低累積品種種植的可實踐性。

在我國耕地資源緊缺，蔬菜需求量大的背景下，對重金屬污染土壤采取休耕措施代價較大；并且我國菜地重金屬污染以中輕度為主（馮英 等，2018），而目前發(fā)現(xiàn)的蔬菜重金屬低累積品種只適宜在中度、輕度污染土壤上種植（杜俊杰 等，2019），因此未來需進一步開展蔬菜重金屬富集能力分類研究，針對不同地區(qū)、不同重金屬污染類型形成系統(tǒng)性、覆蓋蔬菜種類廣的低累積類型/品種安全種植模式，實現(xiàn)中、輕度污染農(nóng)田的規(guī)模化安全利用。

5 總結(jié)與展望

我國是蔬菜消費大國，擁有大量環(huán)境優(yōu)良的蔬菜產(chǎn)地，是作為“綠色菜籃子”的優(yōu)勢。但是，在優(yōu)質(zhì)蔬菜需求量日益增加、產(chǎn)業(yè)集約化發(fā)展以及農(nóng)業(yè)污染風險加劇的趨勢下，保持并發(fā)揮這種生態(tài)優(yōu)勢的難度逐漸加大。從蔬菜產(chǎn)地環(huán)境監(jiān)測、重金屬污染源頭阻控、降低土壤重金屬的生物有效性以及調(diào)整蔬菜種植結(jié)構(gòu)這4 個方面來集成蔬菜產(chǎn)地重金屬污染預(yù)防技術(shù)，因地制宜的選擇重金屬防控措施可以有效的保障蔬菜質(zhì)量安全。目前蔬菜重金屬防控和修復(fù)技術(shù)研究仍存在一些瓶頸有待突破：一、產(chǎn)地環(huán)境標準體系有待完善，需要進一步建立系統(tǒng)性和針對性的蔬菜重金屬污染評價標準體系。二、重金屬污染預(yù)防技術(shù)理論與實踐需要更進一步的結(jié)合。目前蔬菜重金屬污染防控技術(shù)大部分處于研究階段，例如重金屬低累積品種種植的理論研究成果較多，但實際規(guī)模化應(yīng)用很少。還需要進一步整合分析我國主要蔬菜的重金屬累積特征，建立適宜中輕度污染地區(qū)的蔬菜重金屬低累積種類/品種庫，并發(fā)布相應(yīng)的技術(shù)指南或標準，建立因地制宜優(yōu)化種植污染的防控模式。三、缺乏系統(tǒng)性蔬菜產(chǎn)地重金屬污染預(yù)防體系。目前我國重金屬污染治理的唯一規(guī)?；瘧?yīng)用就是湖南省重金屬污染耕地治理“VIP+n”技術(shù)模式，該模式結(jié)合湖南省土壤和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)特點形成了土壤pH 調(diào)節(jié)+種植低累積品種+水分管理+其他措施的系統(tǒng)化治理方式。農(nóng)田污染防控技術(shù)相對成熟，未來還需要將蔬菜-農(nóng)田污染防控技術(shù)進一步耦合，根據(jù)蔬菜產(chǎn)地重金屬污染區(qū)域特征、土壤特性來構(gòu)建可以規(guī)模化應(yīng)用的蔬菜產(chǎn)地重金屬污染預(yù)防技術(shù)體系。