应该说，根据多目标区域地球化学调查结果初步划分的土壤中元素含量等级，对确定土壤中元素全量评价标准来说只具有统计学的意义，这种划分是否合理还需要通过元素的生态效应进行验证和调整。根据作者研究的总体指导思想和试验研究方法，验证调整的判别标准是农产品卫生品质，即农作物籽实中元素含量超标与否以及超标的百分率。
表7－2 土壤中重金属元素评价标准等级初步划分结果
注:Cd、Hg含量单位，10－9;其他元素含量单位，10－6。
(一)评价标准等级划分结果验证
参照探讨根系土中元素含量对农作物籽实中元素含量的影响的试验方法，按照上述初步划分结果，将根系土与对应农作物籽实中元素的含量进行了统计，结果见表7－3。
表7－3 各评价标准等级对应农作物根系土及籽实中重金属元素平均含量
注：G代表根系土；Z代表农作物籽实；“-”表示根系土中没有出现该含量等级的样品。根系土中Cd、Hg含量单位，10-6;农作物籽实中元素含量单位，mg/kg(10-6).
从表7－3中可以看出，除了江苏研究区水稻中的Hg、浙江－湖南研究区水稻中的Cd之外，其他元素在各个研究区不同等级土壤对应的农作物籽实中的含量都没有出现超标现象，多数元素的平均含量都较大幅度地低于各自的绿色食品卫生标准以及无公害食品卫生标准。针对这些有食品卫生标准可以参照的元素，除考虑农作物籽实中元素的平均含量外，还需要考虑初步划分的各等级中农作物籽实元素含量的超标情况，相关结果见表7－4(有绿色食品卫生标准和无公害食品卫生标准可参照的元素)和表7－5(有国家食品卫生标准可参照的元素)。
表7－4 各评价标准等级对应农作物籽实中As、Cd、Hg、Pb超标率统计(%)
注:GS代表绿色食品卫生标准:As0.4mg/kg，Cd0.1mg/kg，Hg0.01mg/kg，Pb0.2mg/kg。NS代表无公害食品卫生标准:As0.5mg/kg，Cd0.2mg/kg，Hg0.02mg/kg，Pb0.4mg/kg;“—”表示根系土中没有出现该含量等级的样品。
根据本章规定的评价标准等级的含义，Ⅰ级标准中绿色食品卫生标准的超标率不能超过10%，并且不应该存在超过无公害食品卫生标准的样品;Ⅱ级标准中无公害或国家食品卫生标准的超标率不能超过10%。结合表7－4的统计结果可以看出，因超过绿色食品卫生标准或无公害食品卫生标准的百分率大于10%而需要向下调整标准界限值的有:江苏和山西研究区小麦Pb的Ⅰ标准，浙江－湖南水稻Cd的Ⅰ和Ⅱ级标准。从表7－5的统计结果来看，因超过国家食品卫生标准的百分率大于10%而需要向下调整界限值的有:山西研究区小麦Cu和Zn的Ⅰ级标准。由于以上元素都属于农作物籽实中含量与根系土中该元素含量没有明显正相关性的类型，因此Ⅰ级评价标准只能采用地球化学方法划分的标准，即此处不需要调整，而主要对几个元素Ⅱ级评价标准进行了调整。
表7－5 各评价标准等级对应农作物根系土与籽实中Cr、Cu、Zn超标率统计
注:国家食品卫生标准:Cr1.0mg/kg，Cu 10mg/kg，Zn 50mg/kg。“—”表示根系土中没有出现该含量等级的样品。
从上述验证结果中不难看出，对具体元素而言，不同标准等级产生的生态效应因元素而异、因农作物种类而异，因此其等级间界限值的调整，需要针对不同元素不同农作物分别进行。
表7－4和表7－5所列是有相应国家标准可以作为农作物籽实元素累积量超标与否判断依据的指标，对于其他没有食品卫生标准可参照的元素指标，目前可以采用的办法只能是看每一等级对应农作物籽实中元素累积量的变化趋势。
(二)Ⅱ级评价标准等级界限值的调整
按照本章第一节中提出的区域土壤重金属元素异常评价标准体系的研制方法，结合第六章中有关根系土与农作物籽实中元素含量相关性及其影响因素试验结果，对农作物籽实中出现含量超标现象而且农作物籽实中含量与对应根系土中含量具有明显相关性的元素，具体说就是浙江－湖南研究区水稻中的Cd，山西研究区小麦的Zn，标准等级界限值主要依据农作物籽实中元素含量及其超标情况进行调整(生态效应法)，同时考虑土壤理化性质对农作物吸收根系土中元素的影响。对农作物籽实中没有出现含量超标现象的元素，标准等级界限值主要依据根系土中元素的实际含量进行调整，而且不考虑土壤理化性质对农作物吸收根系土中元素的影响(地球化学法)。
对显著影响浙江－湖南研究区水稻中Cd含量的土壤pH值，采用常规划分方法将其划分为3个区间:pH<6.5(酸性土壤)、6.5～7.5(中性土壤)和＞7.5(碱性土壤)。由于山西研究区的土壤样品pH普遍高于7.0，因此根据实际情况划分为pH<7.5(中性土壤)、7.5～8.5(碱性土壤)和＞8.5(强碱性土壤)。在确定土壤重金属元素异常评价标准时即按照这个指标划分出的含量区间分别考虑。1.江苏研究区调整结果
江苏研究区土壤中重金属元素(有食品卫生标准可参照的元素指标)评价标准Ⅱ级界限值调整结果见表7－6，具体调整过程介绍如下。
表7－6 江苏研究区重金属元素Ⅱ级评价标准界限值
注:Ⅱ级评价标准界限值及根系土中Cd、Hg含量单位，10－9;其他元素含量单位，10－6。农作物籽实中元素含量单位，mg/kg。绿色食品卫生标准:As0.4mg/kg，Cd0.1mg/kg，Hg0.01mg/kg，Pb0.2mg/kg。无公害食品卫生标准:As0.5mg/kg，Cd0.2mg/kg，Hg0.02mg/kg，Pb0.4mg/kg。国家食品卫生标准:Cr1.0mg/kg，Cu10mg/kg，Zn50mg/kg。
在江苏研究区内，根据生态地球化学调查结果初步确定的As的Ⅱ级评价标准等级界限值为15×10－6，但是小麦和水稻中As的最高含量分别是0.08mg/kg和0.18mg/kg，均远低于As的绿色食品卫生标准和无公害食品卫生标准。这表明，既便是农作物根系土中As含量有所增加，小麦和水稻籽实中的含量也不会超出绿色食品卫生标准。因此参照根系土As的最高含量，将As的Ⅱ级评价标准等级界限值在初步划分结果基础上适当上调，确定为50×10－6。
Cd在江苏研究区水稻籽实中的最高含量为0.14mg/kg，略高于绿色食品卫生标准但低于无公害食品卫生标准。根系土中Cd的最高含量是350×10－9，与初步划分的Cd的Ⅱ级评价标准等级界限值相同。也就是说，当根系土中Cd含量达到初步划分的Cd的Ⅱ级评价标准等级界限值时，水稻中Cd的含量尚没有超出无公害食品卫生标准。在这种情况下，将水稻根系土中Cd的Ⅱ级评价标准等级界限值在初步划分结果上适当上调，确定为500×10－9。小麦中的Cd最高含量达到了0.22mg/kg，超过了无公害食品卫生标准的限量，但仅有1件样品超标。这也就是说根系土Cd的最高含量(510×10－9)基本可以与小麦达到无公害食品卫生标准限量时相对应，因此将小麦根系土中Cd的Ⅱ级评价标准等级界限值确定为500×10－9。
农作物中Cr只有国家食品卫生标准(1.0mg/kg)可以参照。从表7－6可以看出，在初步划分的Ⅱ级评价标准等级范围内，无论是小麦还是水稻，籽实中Cr最高含量都只有0.15mg/kg，说明Ⅱ级评价标准等级的界限值还可以调高。考虑到土壤和农作物含量间不是线性正相关关系，为了保证调整后结果的可靠性，遇到这种情况时以根系土中Cr最高含量的2倍为原则进行调整。调整后Cr的Ⅱ级评价标准界限值为200×10－6。
在根系土中含量相对偏低的情况下，Cu在小麦籽实中的含量却较在水稻籽实中的含量高近1倍，并且最高含量已经超过国家食品卫生标准的界限值，表现出小麦和水稻两种农作物对Cu吸收能力的差异，这一点在确定Cu的Ⅱ级评价标准等级界限值时还是要予以考虑。根据小麦、水稻以及相应根系土中Cu含量的具体含量状况，将Cu在小麦根系土中的Ⅱ级评价标准等级界限值确定为100×10－6，在水稻根系土中的Ⅱ级评价标准等级界限值确定为200×10－6。
小麦根系土中Hg含量达到5100×10－9时，籽实中的Hg含量仍然低于绿色食品卫生标准，当然更低于无公害食品卫生标准。5100×10－9的含量在所有样品中属于离群的高值，次高值为2600×10－9。为了保证排除离群高值的影响，按照试验研究中确定Ⅱ级评价标准等级界限值的方法和Ⅱ级标准的含义，Hg的Ⅱ级评价标准等级界限值可以在初步划分结果(500×10－9)的基础上大幅度上调。参照具体试验研究结果，将Ⅱ级标准上限确定为2000×10－9。水稻根系土Hg含量达到1.80mg/kg时，籽实中Hg含量超过无公害标准的也只有3%，参照具体试验研究结果，将Ⅱ级标准上限确定为2000×10－9。
在根系土中含量相对较低的情况下，Pb在小麦籽实中和水稻籽实中的含量接近，均没有超出Pb的无公害食品卫生标准。两种农作物根系土Pb含量略有不同，说明他们吸收Pb的能力还是存在差异，对于这种差异在确定Pb的Ⅱ级标准界限值时还是要予以考虑。根据小麦和水稻以及相应根系土中Pb的具体含量状况，将Pb在小麦根系土中的Ⅱ级标准界限值确定为100×10－6，在水稻根系土中的Ⅱ级标准界限值确定为150×10－6。
在根系土中含量相对偏低的情况下，Zn在小麦籽实中的含量明显高于水稻籽实中的含量，这一点与Cu的情况基本一致。尽管前述的相关试验结果表明，江苏研究区小麦中Zn的累积与根系土中Zn含量无线性正相关，但是在确定Zn的Ⅱ级标准界限值时，还是在现有根系土Zn含量水平基础上适当下调，保持与初步划分结果一致，为150×10－6;而将水稻根系土的Ⅱ级评价标准等级界限值较大幅度上调，确定为400×10－6。
除了有食品卫生标准可以参照的元素外，对Ni等没有食品卫生标准可以参照元素的Ⅱ级评价标准上限的调整，只能以满足地球化学方面的限定条件为主，结合土壤元素累积量对农作物籽实元素含量的影响来做适当的调整，结果见表7－7。
表7－7 各研究区土壤中Ni元素Ⅱ级评价标准界限值
注:Ⅱ级评价标准界限值及根系土中Ni含量单位，10－6。2.山西研究区调整结果
山西研究区土壤重金属元素异常评价标准Ⅱ级界限值调整结果见表7－8，具体试验结果及调整过程介绍如下。
在山西研究区内，根据多目标区域地球化学调查结果初步确定的As的Ⅱ级标准界限值为15×10－6。玉米和小麦中As的最高含量分别是0.04mg/kg和0.11mg/kg，远低于As的绿色食品卫生标准和无公害食品卫生标准，表明既便是该研究区内农作物根系土中As含量有所增加，例如3倍，其在玉米和小麦中的含量也不会超出绿色食品卫生标准(0.4mg/kg)，更不会超出无公害食品卫生标准(0.5mg/kg)。因此，保守地将As的Ⅱ级评价标准等级界限值在初步划分结果上上调为50×10－6(表7－8)。
表7－8 山西研究区重金属元素Ⅱ级评价标准界限值
续表
注:Ⅱ级评价标准界限值及根系土中Cd、Hg含量单位，10－9;其他元素含量单位，10－6。农作物籽实中元素含量单位，mg/kg。绿色食品卫生标准:As0.4mg/kg，Cd0.1mg/kg，Hg0.01mg/kg，Pb0.2mg/kg。无公害食品卫生标准:As0.5mg/kg，Cd0.2mg/kg，Hg0.02mg/kg，Pb0.4mg/kg。国家食品卫生标准:Cr1.0mg/kg，Cu10mg/kg，Zn50mg/kg。
Cd在山西研究区玉米根系土中的最高含量是0.83×10－6，高于初步划分的Cd的Ⅱ级标准界限值(350×10－9)，玉米中Cd的最高含量为0.012mg/kg，远远低于绿色食品卫生标准和无公害食品卫生标准。这表明玉米根系土中Cd的Ⅱ级标准界限值可以在根系土最高值基础上较大幅度地上调。小麦根系土中Cd的最高含量是250×10－9，低于初步划分的Cd的Ⅱ级评价标准等级界限值(350×10－9);小麦中Cd的最高含量为0.041mg/kg，低于无公害食品卫生标准。如果按照这样的比例关系，小麦根系土中Cd的含量增加3倍，即达到1000×10－9，小麦中Cd的含量也不至于超出无公害食品卫生标准。综合考虑玉米和小麦根系土及其籽实中Cd的含量状况，将根系土中Cd的Ⅱ级标准界限值上调为1000×10－9。
在根系土Cr最高含量与初步划分的Ⅱ级标准界限值相近的情况下，山西研究区玉米和小麦的Cr最高含量分别是国家食品卫生标准的1/4和1/5，说明初步划分标准偏低，还可以适当调高。由于两种农作物籽实的最高含量相差不多，此处选择在初步划分结果的基础上增加1倍作为两种农作物Cr的Ⅱ级标准界限值(200×10－6)。
玉米和小麦表现出对Cu累积能力的明显差异，在根系土Cu含量比初步划分标准值高2倍多的情况下，玉米籽实中Cu的最高含量只有2.3×10－6，约为国家食品卫生标准(10mg/kg)的1/4;而在根系土Cu含量低于初步划分标准值时，小麦的Cu含量就已经超过了国家食品卫生标准的限量值。因此，制定Cu的Ⅱ级标准需要考虑不同农作物类型的影响，根据籽实含量与根系土Cu含量的对应关系，将玉米的Ⅱ级标准界限值调整为200×10－6，小麦的Ⅱ级标准界限值则下调为40×10－6。
虽然玉米和小麦根系土Hg的最高含量相差悬殊，但是其籽实的最高含量却都只有0.005mg/kg，这一含量水平仅比分析方法检出限(0.001mg/kg)略高。这说明两种农作物籽实几乎都不存在对Hg的积累问题。玉米根系土中最高Hg含量(5200×10－9)是一个离群的高值，次高值只有970×10－9。为了剔除离群高值的影响，此处将玉米和小麦Hg的Ⅱ级标准界限值均在初步划分结果基础上上调约2倍，为1500×10－9。
山西研究区Pb与Cu的情况极其相似，即玉米籽实累积Pb的能力明显低于小麦。根据Cu的调整方案，将玉米Pb的Ⅱ级标准界限值调整为300×10－6，小麦Pb的Ⅱ级标准界限值则下调为50×10－6。
Zn与Cu、Pb的情况类似，调整过程不再赘述，调整结果为玉米为350×10－6，小麦为100×10－6。
Ni的Ⅱ级评价标准上限结合土壤中元素含量对农作物籽实元素含量的影响来做适当的调整，结果见表7－7。3.浙江－湖南研究区调整结果
浙江－湖南研究区土壤重金属元素异常评价标准Ⅱ级界限值调整结果见表7－9、表7－10，具体试验结果及调整过程如下。
根据湖南和浙江两省的生态地球化学调查结果初步划定的As的Ⅱ级评价标准等级界限值为20×10－6。在实际采集的样品中，当土壤As含量达到98.9×10－6时，水稻籽实中As的最高含量为0.20mg/kg，是As的绿色食品卫生标准限量值的1/2;表明即便是该研究区内农作物根系土中As含量有一定程度的增加，也不会超出无公害食品卫生标准(0.5mg/kg)。因此，保守地将As的Ⅱ级评价标准等级界限值在初步划分结果上上调为150×10－6(表7－9)。
表7－9 浙江－湖南研究区水稻重金属元素Ⅱ级评价标准界限值
注:Ⅱ级评价标准界限值及根系土中Hg含量单位，10－9;其他元素含量单位，10－6。农作物籽实中元素含量单位:mg/kg。绿色食品卫生标准:As0.4mg/kg，Cd0.1mg/kg，Hg0.01mg/kg，Pb0.2mg/kg。无公害食品卫生标准:As0.5mg/kg，Cd0.2mg/kg，Hg0.02mg/kg，Pb0.4mg/kg。国家食品卫生标准:Cr1.0mg/kg，Cu10mg/kg，Zn50mg/kg。
在根系土Cr最高含量比初步划分的Ⅱ级标准界限值高出50%的情况下，浙江－湖南研究区水稻的Cr最高含量只有国家食品卫生标准限量值的1/6，说明初步划分标准偏低，还可以适当调高。此处选择在初步划分结果的基础上增加2倍作为Cr的Ⅱ级标准界限值，即350×10－6。
水稻对Cu的累积能力比较弱，在根系土Cu含量比初步划分标准值高3倍多的情况下，水稻籽实Cu的最高含量只有6.5mg/kg，低于国家食品卫生标准的限量值(10mg/kg)。因此，制定Cu的Ⅱ级标准时可以在现有最高含量水平基础上进行适当上调。考虑到水稻籽实Cu最高含量已接近国家食品卫生标准，因此对Ⅱ级标准值的上调不能超出1倍，调整为350×10－6。
浙江－湖南研究区根系土Hg的累积比较明显，最高含量约为初步划分的Ⅱ级标准界限值的10倍。在这一水平下，水稻籽实Hg含量刚刚超过绿色食品卫生标准的限量值(0.01mg/kg)，仍然低于无公害食品卫生标准的限量值(0.02mg/kg)。根据二者间的关系，可以将水稻根系土Hg的Ⅱ级标准界限值上调为5000×10－9。考虑到这一水平已经属于Hg的严重累积，为了同时兼顾其他易累积Hg的农作物种植的需要，将这一界限值调整为2000×10－9相对比较安全。
根系土中Pb含量水平达到近300×10－6时，水稻籽实最高Pb含量超过了绿色食品卫生标准的限量值，但低于无公害食品卫生标准的限量值。说明在根系土最高含量的基础上还可以适当上调Ⅱ级标准的界限值，调整为350×10－6。
与其他研究区的小麦相比，水稻属于对Zn累积能力比较弱的农作物。当根系土中Zn含量已经超过初步划分Ⅱ级标准10倍以上时，水稻籽实Zn含量仅是国家食品卫生标准限量值的1/2。如果按照二者之间的这种相关关系，Ⅱ级标准的界限值可以在最高值基础上大幅度上调。考虑到土壤Zn含量达到2000×10－6，已经属于较高的水平，若种植小麦等其他农作物则早已造成籽实的严重累积，因此适当下调到1000×10－6。
Ni的Ⅱ级评价标准上限结合土壤中元素含量对农作物籽实元素含量的影响来做适当的调整，结果见表7－7。
浙江－湖南研究区水稻籽实对Cd的累积量受到土壤pH值的显著影响，因此在表7－10中对该研究区Cd的Ⅱ级标准界限值的调整进行单独讨论。根据两研究区多目标区域地球化学调查结果，初步划分的Ⅱ级标准界限值为700×10－9。对于pH小于6.5的酸性土壤，在根系土Cd含量为(150～700)×10－9的范围内，超过无公害食品卫生标准限量值的百分率为31.4%，说明700×10－9的界限值明显偏高，需要向下调整，以保证超过无公害食品卫生标准的百分率不高于10%。根据这一调整原则，将Ⅱ级标准界限值调整为400×10－9时，(150～400)×10－9范围内的样品无公害食品卫生标准超标率为8.1%。对于pH值为(6.5～7.5)范围内的样品，在根系土Cd含量为(150～700)×10－9范围内的11件样品中，只有1件超过了无公害食品卫生标准的限量值，超标率为9.0%，低于10%的要求。因此对于这样pH区间的样品，Ⅱ级标准界限值定为700×10－9，与初步划分结果相同。当pH大于7.5时，根系土Cd含量达到1430×10－9时，水稻籽实Cd含量仍低于无公害食品卫生标准的限量值。由于该区间的样品只有6件，不具有统计学上的意义，为了保证制定的标准的可靠性，在根系土最高值的基础上，将该区间的Ⅱ级标准界限值调整为1000×10－9。
表7－10 浙江－湖南研究区水稻Cd的Ⅱ级评价标准界限值
注:Ⅱ级评价标准界限值及根系土中Cd含量单位，10－9。Cd绿色食品卫生标准:0.1mg/kg。无公害食品卫生标准:0.2mg/kg。4.黑龙江－吉林研究区调整结果
黑龙江－吉林研究区土壤元素评价标准Ⅱ级界限值调整结果见表7－11，具体每个元素指标的调整过程如下。
在黑龙江－吉林研究区内，根据多目标区域地球化学调查结果初步确定的As的Ⅱ级标准界限值为15×10－6。该研究区内农作物玉米和水稻根系土As的最高含量为25×10－6和13×10－6，两种农作物籽实中As的最高含量分别是0.10mg/kg和0.23mg/kg，分别为As的无公害食品卫生标准限量值的1/5和1/2。这表明玉米累积As的能力比水稻要弱。根据农作物籽实累积As含量与土壤As最高含量的对应关系，将玉米As的Ⅱ级界限值在初步划分结果基础上上调为50×10－6，水稻As的Ⅱ级界限值在初步划分结果基础上上调为30×10－6。
表7－11 黑龙江－吉林研究区重金属元素Ⅱ级评价标准界限值
注:Ⅱ级评价标准界限值及根系土中Cd、Hg含量单位，10－9;其他元素含量单位，10－6。农作物籽实中元素含量单位:mg/kg。绿色食品卫生标准:As0.4mg/kg，Cd0.1mg/kg，Hg0.01mg/kg，Pb0.2mg/kg。无公害食品卫生标准:As0.5mg/kg，Cd0.2mg/kg，Hg0.02mg/kg，Pb0.4mg/kg。国家食品卫生标准:Cr1.0mg/kg，Cu10mg/kg，Zn50mg/kg。
与As的情况类似，黑龙江－吉林研究区玉米对Cd的累积也表现出比水稻弱的趋势。在根系土最高Cd含量接近的情况下，玉米籽实中Cd最高含量仅是水稻的1/5，其中水稻籽实Cd最高含量已经达到了绿色食品卫生标准的限量值。也就是说，当根系土中Cd含量达到初步划分的Cd的Ⅱ级标准界限值的两倍时，水稻中Cd的含量已经处于超标的边缘。在这种情况下，将水稻根系土中Cd的Ⅱ级标准界限值在初步划分结果基础上适当上调，确定为800×10－9。玉米则可以在初步划分结果基础上进行较大幅度的上调，确定为2000×10－9。
农作物籽实中Cr卫生标准只有国家食品卫生标准(1.0mg/kg)可以参照。从表7－11可以看出，在初步划分的Ⅱ级范围内，玉米和水稻籽实Cr最高含量只有国家食品卫生标准限量值的1/3和1/4，说明Ⅱ级标准的界限值在初步划分结果基础上可以适当调高。考虑到土壤和农作物含量间不是线性正相关关系，为了保证调整后结果的可靠性，遇到类似情况以在土壤最高含量基础上提高1倍为准，即调整为200×10－6。
黑龙江－吉林研究区玉米和水稻根系土Cu的最高含量均为31×10－6，与初步划分的Ⅱ级标准界限值接近。也就是说在初步划分的Ⅱ级范围内，玉米和水稻籽实累积Cu的最大量分别为2.8mg/kg和4.0mg/kg，都明显低于国家食品卫生标准的限量值(10mg/kg)。根据二者的大致对应关系可以将玉米和水稻的Ⅱ级标准界限值分别调整为100×10－6和60×10－6。
与As和Cd的情况类似，黑龙江－吉林研究区玉米对Hg的累积能力也明显低于水稻。在根系土中Hg最高含量为700×10－9时，玉米籽实中Hg量不超过0.005mg/kg，低于绿色食品卫生标准的限量值。因此，对玉米的Ⅱ级标准界限值可以在根系土最高含量基础上适当上调为1500×10－9。在根系土Hg最高含量为210×10－9时，水稻籽实中Hg最高含量已经超过无公害食品卫生标准的限量值;在所有采集的样品中只有一件样品含量超标，超标率为1.1%，绿色食品卫生标准的超标率也仅为7.8%。这说明根系土Hg含量达到210×10－9不会造成水稻籽实对Hg的过量累积，Ⅱ级标准界限值可以在该含量基础上继续上调，确定为500×10－9。
在根系土中含量相对偏低的情况下，水稻籽实中的Pb含量比玉米高，超过了绿色食品卫生标准的限量值。所采集的样品中只有1件样品超标。水稻和玉米中平均Pb含量均为0.06mg/kg，都没有超出Pb的绿色食品卫生标准。因此，对于这两种农作物根系土Pb的Ⅱ级评价标准界限值的调整可以统一在初步划分结果的基础上向上调整2倍，确定为100×10－6。
在根系土中含量接近的情况下，Zn在水稻和玉米籽实中的含量也比较接近，且都明显低于国家食品卫生标准的限量值(50mg/kg)，约为该标准限量值的1/3。因此，在确定Zn的Ⅱ级标准界限值时，还是在现有根系土Zn含量水平基础上适当上调1倍，确定为200×10－6。
与其他研究区一致，Ni的Ⅱ级评价标准上限结合土壤中元素含量对农作物籽实元素含量的影响来做适当的调整，结果见表7－7。
(三)区域土壤重金属元素异常评价标准(全量)
在以上介绍各级标准值的确定过程中，已经明确了各级评价标准在地球化学和生态效应方面的含义，这里再做进一步说明。Ⅰ级标准意味着根系土中元素的含量低于或等于区域土壤中该元素的背景值，除特殊情况以外(例如农作物通过叶片吸收等)，相应的(大宗)农作物籽实中元素的含量应该不高于绿色食品卫生标准的限量水平，更不会高于无公害食品卫生标准的限量水平。Ⅱ级标准的含义为土壤中出现了生态效应敏感元素的一定程度的累积，例如Cd和Hg，在某些农作物中也产生了一定的生态效应，但不致造成明显的生态毒害;农作物籽实中可能出现元素含量高于绿色食品卫生标准的限量水平，甚至有少数可能超过无公害食品卫生标准的限量水平，基本不存在食品安全问题。Ⅲ级标准的含义为土壤中出现了生态效应敏感元素明显的累积现象，例如Cd和Hg，在农作物籽实中的含量可能超出无公害食品卫生标准或国家食品卫生标准，出现食品安全隐患。
前面对4个研究区中各项重金属元素评价标准进行的划分与调整，考虑了同一研究区不同季节种植的大宗农作物品种。从Ⅱ级标准界限值的结果来看，不同农作物由于对某些元素累积能力的差异，其标准值相差甚远，有的相差3倍之多。如江苏研究区的小麦和水稻中Hg，山西研究区玉米和小麦的Cu、Pb、Zn，黑龙江－吉林研究区玉米和水稻的Cd和Hg。对于这些以两种农作物轮作为主的研究区来说，无论哪一种农作物都是当地必须种植的。如果针对不同的农作物采用不同的标准体系，在实际应用中会带来很多不便。借鉴生态效应法制定土壤环境质量标准的原则进一步确定评价标准的界限值，即选择两种农作物中界限值比较低的一个作为该研究区的通用界限值，这样就能同时保证两种大宗农作物的食品卫生质量。
表7－12 区域土壤重金属元素全量评价标准推荐界限值
注：Cd、Hg含量单位，10-9;其它元素含量单位，10-6。
汇总前述相关内容的试验研究结果，得到江苏研究区、山西研究区、浙江－湖南研究区和黑龙江－吉林研究区8项重金属元素全量评价标准，如表7－12所示。
从表7－12中可以看出，4个研究区各项重金属元素评价标准的界限值有的比较接近甚至相同，有的不同甚至差异较大。这实际上是各研究区重金属元素生态效应的真实反映。与已有的土壤环境质量标准相比，此次研究中提出的重金属元素评价标准值也不相同，其原因是由于两种标准体系制定的思路、方法乃至具体等级的含义都不同，因此不能直接进行对比。
对于多数重金属元素来说，虽然提出了相应的Ⅱ级和Ⅲ级评价标准等级之间的界限值，客观地说，这个界限值多数是偏向保守的。对那些没有食品卫生标准可以参照的元素更是如此。以As为例，因为在4个研究区供试根系土样品中都没有出现高含量点，只能根据低含量水平时农作物籽实中As含量变化趋势来大体判断可能产生生态毒害时土壤As含量的临界水平，此次研究中给出了30×10－6、50×10－6或150×10－6的Ⅱ级评价标准界限值。这些很可能都低于真实的Ⅱ级标准界限值。因为在其他相关研究中发现，当土壤中As含量达到44×10－6时，农作物籽实中As的含量水平还远低于无公害食品卫生标准。因此，30×10－6和50×10－6的评价标准实际上可以看作是保证农作物绝对安全的As含量限定值。
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