镉与土壤环境标准值
1镉及土壤环境行为
镉是一种银白色金属,质软且具有极好的延展性。镉的元素符号为 Cd,原子序数为 48,相对原子质量为 112. 41,熔点为 321 °C ,沸点为 765 °C ,密度为8.65g˙cm-3(25°C条件下),257°C时的蒸气压力为 1. 0 Pa。镉主要用于各类产品的制造,包括镍镉电池( 用量占 83% ) 、染料、喷镀、塑料( PVC) 耐光热稳定剂等。地壳中镉的丰度估计值为0. 11 ~ 0. 5 mg˙kg-1 ,镉与锌同属第II类副族元素, 在化学性质方面具有相似性,地球矿物及环境中Zn/Cd 含量比值在 300 以上,生命体中 Zn/Cd 比值为 100 或更低。“七五”期间背景值调查表明,中国土壤 A 层镉含量的算术平均值、中位值、5% 值和95% 值分别为 0. 097、0. 079、0. 016 和 0. 264 mg˙kg-1 ,土壤 C 层镉含量的算术平均值、中位值、5% 值 和 95% 值分别为 0.084、0.069、0.011 和 0.339 m g ˙ k g - 1。
土壤中黏土矿物、有机质等组分对镉具有吸附固定能力,多数土壤对镉的吸附率可达到 80% ~ 95%。土壤 pH 值下降,镉的溶出量上升,移动性增强,易被作物吸收。当土壤 pH 值为 4. 0 时,土壤镉的溶出率可高于 50% ; 而当 pH 值为 7. 5 时,镉则很难溶出。旱地土壤中镉化合物主要以 CdCO3 、Cd3(PO4)2和Cd(OH)2等形态存在,pH值>7的石灰性土壤中镉主要以 CdCO3形态存在; 水田土壤持续淹水并达到 S2- 形成所需的还原条件时,土壤中镉主要以 CdS 形态存在。
2镉的生物富集效应
土壤中的镉可被作物根系吸收后在农产品可食部位富集,不同作物以及同一作物的不同品种对土壤中镉的富集能力存在显著差异。加拿大研究者报道植物对镉的生物富集因子介于 1. 07 ~ 15. 22 之间,蚯蚓等无脊椎动物对镉的生物富集因子约为 8. 30; 英国环境署( Environmental Agen- cy) 用于外推土壤质量指导值的叶菜、根菜、球茎类 蔬菜和木本水果对镉的生物富集因子分别为0. 052、0. 029、0. 031 和 0. 001 4。
李志博等调查了浙江省富阳市某乡土壤污染状况,对 78 对土壤-水稻样品检测数据的分析结果表明,土壤中镉含量平均值为( 2.13±3.46) mg˙kg-1,范围值为0.08 ~ 23.7 mg˙kg-1,稻米中镉含量平均值为 (0.47±0.55) mg˙kg-1,范围值为0.03~2.92mg˙kg-1 ,稻米镉含量超过 GB 2762—2012《食品中污染物限量》镉限量值( 0. 2 mg˙kg-1 ) ，土壤镉污染严重。
研究者根据建立的稻米镉含量预测模型,推导出土壤 pH 值为5、6、7 和 8 时基于 GB 2762—2012 的土壤镉含量限值分别为 0. 55、1. 03、1. 95 和 3. 68 mg˙kg-1 ,基于稻米摄入风险的土壤镉含量限值分别为 0. 42、0. 79、1. 49 和 2. 81 mg˙kg-1。
赵勇等以郑州市河南农业大学试验土壤〔pH值为7.11,w(有机 质) 为 2. 57% ,阳离子交换量为 9. 13 cmol˙kg-1 〕为 研究材料,开展了叶类蔬菜添加镉盆栽试验,结果表明土壤镉含量分别从 0. 25 增加到 0. 47 和 0. 60 mg˙kg-1 时,苋菜中镉含量从 0. 083 增加到 0. 28 mg˙kg-1 ,油麦菜中镉含量从 0. 037 增加到 0. 14 mg˙kg-1 。
根据 GB 2762—2012,采用模型预测的苋菜地和油麦菜地土壤镉含量限值分别为 0. 27 和0. 32 mg˙kg-1 。
3镉的人体健康毒性
长期暴露于镉可对人体肾脏和骨骼造成显著危害。镉在人体内的代谢半衰期为 10 ~ 33 a。国际癌症研究局( IARC) 将镉及其化合物划为第 I 类 “ 对人体致癌 ”物质 。加拿大政府将镉划分为第 II 类 “ 可能对人体致癌 ”物质 。 美国国家环境保护局( U. S. Environmental Protection Agency,USEPA) ,将镉划定为“可能对人类致癌( B1类) ”物质,提出人体经呼吸吸入暴露于镉的单位风险因子( inhalation unit risk,IUR) 为 1. 8×10-3( μg˙m-3 ) -1 ,根据人体暴露于镉引起蛋白尿异常的慢性毒性效应评估结果,提出摄入镉的参考剂量( refer- ence dose,RfD) 为 1 μg˙kg-1 ˙d-1 ( 食物镉) ,上述毒性参数被 USEPA 用于土壤筛选值的外推。英国环境署提出呼吸吸入镉的每日允许摄入剂量 ( inhalation tolerable daily intake,TDIinh ) 为 1. 4×10-3μg˙kg-1 ˙d-1 ,经口摄入每日允许摄入剂量为 0. 36μg˙kg-1 ˙d-1。荷兰公共健康与环境研究所 ( RIVM) 评估认为镉没有确定性致癌效应,提出的 用于土壤镉干预值制订的每日允许摄入剂量( toler- able daily intake,TDI) 为 0. 5 μg˙kg-1 ˙d-1。澳大利亚根据世界卫生组织( WHO) 方法外推得到的镉的毒性参考值( toxicity reference values,TRV) 为0. 7μg˙kg-1 ˙d-1。
4镉的陆生生态毒性
土壤中镉的陆生生态毒性表现在对陆生植物、无脊椎动物、土壤酶及微生物活性等的危害效应。
延伸阅读：
林仁漳等采集南京市八卦洲蔬菜基地土壤〔pH值 为 5 . 3 ,w ( 有 机 质 ) 为 1 . 7 5 % ,阳离子交换量为21. 38 cmol˙kg-1 〕进行温室盆栽试验,结果表明土壤外源镉对小麦幼苗生物量、自由基代谢和抗氧化酶活性的毒性临界点在 3. 3 ~ 10 mg˙kg-1 之间。
CAO 等以长春市郊表层黑土〔pH 值为 6. 76,w( 有机质) 为 2. 78% ,阳离子交换量为 28. 6 cmol˙kg-1,w(黏粒)为55.3%〕为供试土壤,开展了添加 镉对玉米、大豆生长的毒性试验,结果表明镉对玉米根、茎生长的效应浓度( EC50 ) 为 183 ~ 344 mg˙kg-1 ,对大豆根、茎生长的效应浓度( EC50 ) 为 150 ~ 225 mg˙kg-1。
微区定位试验研究了黏性土壤〔pH值为 6. 43,w( 有机质) 为 0. 84% 〕镉污染对苎麻的生长毒害效应,结果表明土壤镉含量为 14 mg˙kg-1时,苎麻地上部分生物产量降低 20% ,镉含量为 100mg˙kg-1 时,产量下降为对照的 50%。
刘德鸿等以苏州吴江稻田黄泥土〔pH 值为6 . 2 ,w ( 有 机 质 ) 为 2 . 6 5 % ,阳离子交换量为 2 5 . 5 cmol˙kg-1 〕进行的室内模拟蚯蚓毒性试验表明,外源镉对赤子爱胜蚓( Eisenia foelide) 和威廉环毛蚓 ( Pheretima guillemi) 的半致死浓度( LC50 ) 分别为8 0 9 ~ 1138 和708 ~ 1030 mg ˙ kg - 1 。
赵俊杰等以南京市江宁区农田黄棕壤〔pH 值为 6. 53,w( 有机质 ) 为 0 . 69 % ,w ( 黏粒 ) 为 19 . 78 % ,阳离子交换 量为 8. 95 cmol˙kg-1 〕,研究了镉对蚯蚓金属硫蛋白的影响效应,结果表明经外源土壤镉( 100 和 300 mg˙kg-1 ) 处理后,蚯蚓金属硫蛋白含量均呈上升趋 势,300 mg˙kg-1 土壤镉处理 7、14 和 28 d 后,金属硫蛋白含量分别为对照的 8. 0、23. 8 和 35. 1 倍。
VAN GESTEL 等采用人工土壤研究了镉对赤子爱胜蚓生长和性发育的影响效应,结果表明外源镉对赤子爱胜蚓生长的效应浓度( EC50 ) 为 33 ~ 96 mg˙kg-1 ,10 mg˙kg-1 外源镉对蚯蚓性发育产生抑制作用。
SPURGEON 等采用标准人工土壤( pH 值 为 6. 3,OECD No. 207) 进行试验研究的结果表明, 外源土壤镉污染对赤子爱胜蚓产卵量的效应浓度 ( EC50 ) 为 46 mg˙kg-1 。
沈国清等采集上海市七宝镇农场表层土壤〔 p H 值 为 8 . 1 8 ,w ( 有机质 ) 为 1 . 6 2 % ,阳离子交换量为 15. 6 mg˙kg-1 ,w( 黏粒) 为 20. 1% 〕进行外源镉( 10 mg˙kg-1 ) 污染土壤的生态毒理试验,结果表明外源镉处理后 0 ~ 14 d 内对蔗糖酶表现为激活效应( 活性最高为对照的 127%) ,处理后 14 ~28 d 内表现为抑制效应( 活性最低为对照的约 50% ) ; 外源 镉对脱氢酶表现为处理初期( 0 ~ 28 d) 激活、后期 ( 28 ~ 49 d) 抑制的效应,土壤脱氢酶活性在处理后 第 28 天为对照的 180% ,在处理后第 49 天时为对照的20%。
陆文龙等采集吉林省吉林市松花湖库区表层土壤( 理化性质未报道) 进行土壤呼吸和微生物群落试验,结果表明随着外源镉浓度的增加 ( 0、0. 5、1、3、5、10 mg˙kg-1 ) ,土壤呼吸 CO2 释放量总体上逐渐减少。
和文祥等以不同肥力的觩土为试验材料,研究镉对土壤脲酶活性的抑制效应, 结果表明对于高肥力土壤〔w(有机质)为1.77%,w( 全氮) 为0.15%,w( 全磷) 为0.16%,w( 碱解氮) 为 138 mg˙kg-1 ,w( 速效磷) 为 346 mg˙kg-1 〕和低肥力土壤〔w(有机质)为1.03%,w(全氮)为0 . 1 0 % ,w ( 全 磷 ) 为 0 . 078 % ,w ( 碱解氮 ) 为 115 mg˙kg-1 ,w( 速效磷) 为 26. 5 mg˙kg-1〕,不同试验温度( 20 ~ 60 °C ) 条件下添加镉对土壤中脲酶的半数抑制效应浓度(EC50)为350~481mg˙kg-1。
HAANSTRA等研究了砂质土壤〔pH值为7.0,w(有机质)为1.6%〕、砂质壤土〔pH值为6.0,w(有机质)为5.7%〕、粉砂壤土〔pH值为7.7,w(有 机质)为2.4%〕、黏土〔pH值为7.5,w(有机质)为3 . 2 % 〕和砂质泥炭土 〔 p H 值 为 4 . 4 ,w ( 有机质 ) 为12. 8% 〕中外源土壤镉对芳基硫酸酯酶活性的影响,结果表明砂质土壤和粉砂壤土中镉的毒性最高,黏土和砂质壤土中镉的毒性较低,不同土壤中 镉的效应浓度( EC50 ) 变化范围为 121 ~ 1 798 mg˙kg-1。
5标准值调研分析方法
通过查阅文献报告、互联网检索等多种方式,对 16 个国家和 2 个国际组织共 52 个地区镉的土壤 环境标准值进行调研,调研获得的土壤环境标准值 信息见表 1。
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土壤环境标准值比较分析
1农用地土壤标准值调研
制定有农用地土壤镉标准的国家和地区包括奥地利 、比 利时 、波兰 、德国 、捷克 、英国 、加拿大、韩国、中国、欧共体和欧盟等。调研获得的 32 个镉的土壤环境标准值变化范围为 0. 2 ~ 20. 0 mg˙kg-1 ,算术平均值为 3. 29 mg˙kg-1 ,几何平均值为1. 72 mg˙kg-1 ,中位数为 1. 50 mg˙kg-1 ,标准误差为 0. 76 mg˙kg-1 ,标准差为 4. 30 mg˙kg-1 。
根据调查获得的农用地土壤标准值数据外推的 5%、25% 、50% 、75% 和 95% 分位值分别为 0. 30、1. 00、1. 50、4. 00 和 10. 9 mg˙kg-1 。上述 32 个标准值中,比利时瓦隆地区农用地镉的背景参考值标准为 0. 2 mg˙kg-1,德国草地土壤镉标准值最大为 20 mg˙kg-1。除上述基于总量镉的土壤环境标准值外,日本、德国和捷克等国制定了农用地基于提取态镉含量的土壤环境标准值,如日本基于盐酸提取态镉的土壤污染环境质量标准值为 0.1 mg˙kg-1; 德国针对种植面包用小麦和易富集镉作物土壤制定了硝酸铵提取态镉的行动值标准为 0. 04 mg˙kg-1 ,其他农用地土壤基于硝酸铵提取态镉的行动值标准为 0. 1 mg˙kg-1; 捷克针对轻质和非 轻质农用地土壤,分别制定了基于 2 mol˙L-1 硝酸提取态镉的最大允许值为 0. 4 和 1 mg˙kg-1。
对 32 个农用地基于总量镉的土壤标准值的对数值进行累积概率分布分析,结果见图 1。
由图 1 可见,中国 GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中二级标准值为 0. 3 ~ 0. 6 mg˙kg-1 ,位于累积概率分布的低值区,较国际同类标准更为严 格。中国台湾地区镉的农用地土壤监测标准和管制标准分别为 2. 5 和 5 mg˙kg-1 ,位于累积分布的中高值区。
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2住宅类用地土壤标准值调研
制定有住宅类用地土壤镉标准的国家包括美国 、加拿大 、英国 、德国 、荷兰 、奥地利 、比利时 、捷克 、芬兰 、南非 、澳大利亚 、新西兰 、新加坡 、韩国和中国等。
调研获得的 70 个镉的土壤环境标准值变化范围为 1 . 7 ~ 1 800 mg ˙ k g - 1 ,算术平均值为135 mg˙kg-1 ,几何平均值为 27. 7 mg˙kg-1 ,中位数为 30. 0 mg˙kg-1 ,标准误差为 45. 2 mg˙kg-1 ,标准 差为 378 mg˙kg-1 。上述 70 个标准值中,美国加利福尼亚州住宅用地土壤筛选值( soil screening num- bers) 最小,为 1. 7 mg˙kg-1,USEPA 制定的土壤筛选值( soil screening levels) 和伊利诺伊州制定的基于呼吸吸入颗粒物暴露风险和土壤修复目标值( soil remediation objectives) 最大,均为1800 mg˙k g - 1。 根据调查获得住宅类用地土壤标准 值数据外推的 5% 、25% 、50% 、75% 和 95% 分位值分别为 2. 73、10. 0、30. 0、70. 0 和 853 mg˙kg-1 。
对 70 个住宅用地镉的土壤环境标准值的对数值进行累积概率分布分析,结果见图 2。
由图 2 可见,比利时瓦隆地区住宅用地和新西兰农村住宅( 种植农产品住宅用地) 土壤标准值为30. 0 mg˙kg-1,处于中位值水平。中国香港农村住宅用地、城市住宅用地基于风险的土壤修复目标值分别为 72. 8 和 73. 8 mg˙kg-1,位于累积概率分布的高值区,较国际同类标准更宽松。中国台湾地区土壤污染管制标准为 20 mg˙kg-1,低于中位值 30. 0 mg˙kg-1 。
3工业类用地土壤标准值
调研制定有工业( 含商业) 类用地土壤镉标准的国家包括美 国 、加拿大 、英国 、德国 、比利时 、波兰 、芬兰 、捷 克 、南非 、澳大利亚 、新西兰 、韩国和中国等。调研获得的 56 个镉的土壤环境标准值变化范围为 1 ~ 3 400 mg˙kg-1 ,算术平均值为 634 mg˙kg-1,几何平均值为 172 mg˙kg-1,中位数为 215 mg˙kg-1 ,标准误差为 113 mg˙kg-1 ,标准差为 831 mg˙kg-1。
上述标准值中,中国 HJ/T 350—2007《展览会用地土壤环境质量评价标准( 暂行) 》限值 ( A 级) 最小,为 1 mg˙kg-1,USEPA 制定的商业、工业用地土壤筛选值( soil screening levels) 最大,为3 400 mg˙kg-1。根据调研获得工业类用地土壤标准值数据外推的 5% 、25% 、50% 、75% 和 95% 分位值分别为 8. 85、33. 5、215、916 和 2 225 mg˙kg-1 。
对 56 个工业类用地土壤环境标准值的对数值 进行累积概率分布分析,结果见图 3。由图 3 可见,HJ/T 350—2007 A 级和 B 级标准限值分别为 1 和22 mg˙kg-1,位于累积概率分布的低值区,较国际同类标准值更严格。HJ/T 350—2007 A 级和 B级标准限值未采用健康风险评估方法制定,主要基于国外标准值比较和专家经验制定。中国香港工业用地镉的土壤修复目标值为 653 mg˙kg-1,位于累积概率分布的高值区。
镉的土壤环境标准值差异性分析
1制订标准值的目标与采用的技术方法不同
总体上,制订土壤环境标准值的目标是要服务于管理,分为实施可持续土壤环境质量监管和土壤环境安全利用监管。可持续土壤环境监管的目标是最大限度地降低人为活动对土壤环境质量的影响,严格控制人为活动产生的污染物排放进入并在土壤环境中累积,一般根据土壤环境背景调查结果 外推制订此类标准值,如中国 GB 15618—1995 规定镉的一级标准值为 0. 2 mg˙kg-1,比利时规定基于背景含量的参考值标准为 0. 2 mg˙kg-1。土壤环境安全利用监管的目标是严格控制特定土地利用方式下土壤污染的风险,如人体健康风险和陆生生态风险。根据制订标准值时关注的敏感受体, 部分国家采用人体健康风险评估方法制订保护人体健康的 镉的土壤环境标准值 ,如英国 、美国 、澳大利亚和中国香港等制定的住宅用地保护人体健康的镉的土壤标准值为 10 ~ 73. 8 mg˙kg-1。部分国家采用陆生生态风险评估方法制定了保护陆生生态的镉的土壤环境标准值,如美国制定的保 护植物、无脊椎动物的生态土壤筛选值为 32 ~ 140 mg˙kg-1。部分国家同时进行了镉污染土壤健康风险和生态风险评估,分别外推镉的土壤含量限值 ,将较小值确定为镉的土 壤环境标准值 ,如荷兰 、加拿大制定的住宅用地镉的土壤环境标准值为 10~13 mg˙kg-1。制订标准值的目标和技术方法不同,确定的土壤环境标准值也存在较大差异。宋静等研究提出的制定方法学是造成土壤筛选值差异的主要原因之一。中国拟研究制订基于镉元素土壤环境背景值和基于镉污染风险评估的土壤环境标准值,服务于土壤环境质量监管和镉污染土壤的安全利用监管。
2可接受风险水平与镉毒性参数取值不同
调研结果表明,多数发达国家和地区普遍采用健康风险评估方法,制定了镉的土壤环境标准值。可接受风险与镉的毒性参数一般与风险评估外推的标准值存在线性相关,是影响风险评估结果和外推标准值的重要因子。
延伸阅读：
不同国家和地区外推土壤环境标准值时采用的镉的毒性参数值也不尽相同,USEPA 采用参考剂量和加拿大环境部长委员会采用每日允许剂量均为 1 μg˙kg-1 ˙d - 1 ,英国环境署 采用经口摄入途径的每日允许剂量为 0. 36 μg˙kg-1 ˙d-1,荷兰采用的最大允许风险剂量为 0. 5 μg˙kg-1˙d-1。
不同国家和地区可接受风险水平与镉的毒性参数取值可能存在数倍或数量级上的差异,可导致制定的土壤环境标准值的较大差异。
3土地利用方式与对应暴露情景假设不同
根据代表性土地利用方式,构建暴露情景假设或概念暴露模型,是基于健康风险评估制订土壤环境标准值的重要环节。在制订土壤筛选值时,USE- PA 考虑了住宅用地、非住宅用地和建筑施工用地 3种暴露情景,加拿大环境部长委员会考虑了农业用地、住宅 / 公园用地、商业用地和工业用地 4 种暴露情景,英国环境局考虑了租赁农用地 、住宅用地、商业用地和工业用地 4 种暴露情景,澳大利亚则考虑了低密度住宅用地、高密度住宅用地、娱 乐用地以及商业/工业用地4种暴露情景,中国香港考虑了农村住宅用地、城市住宅用地、工业用地和公共公园用地 4 种暴露情景。对于住宅用地、商业用地和工业用地等不同土地利用方式,暴露情景假设及暴露参数设置存在较大差异,从而导致不同用地方式下土壤环境标准值的较大差异。
对于同一土地利用方式,不同国家和地区的暴露情景和暴露参数也有所不同,如 USEPA 规定住宅用地方式下敏感人群暴露周期为 30 a,暴露频率为 350 d˙a-1; 加拿大环境部长委员会规定住宅/公园用地方式下敏感人群的暴露参数为 365 d˙a-1 、24 h˙d-1,中国香港规定城市和农村住宅用地方式下 敏感人群暴露周期为 30 a,暴露频率为 350 d˙a - 1 ,澳 大 利 亚规定住宅用地敏感人群的暴露周期为 35 a,暴露频率为 365 d˙a-1。
土地利用方式与对应暴露情景假设、暴露参数设置的不同,可导致风险评估结果与土壤环境标准值的较大差异。
4健康风险评估模型与模型参数取值不同
对于镉污染土壤,多数国家和地区均评估经口 摄入土壤、皮肤接触土壤和呼吸吸入土壤颗粒物这3 种主要暴露途径的健康暴露风险,但不同国家和地区采用的评估模型和模型参数取值有所不同。
住宅用地方式下,评估呼吸吸入土壤颗粒物途径暴 露风险时,USEPA 采用基于颗粒物扩散因子( partic- ulate emission factor,PEF) 的评估模型,荷兰则采用基于大气颗粒物含量的评估模型。
住宅用地方式下,每日经口摄入土壤量、皮肤表面土壤粘附量是评估镉污染土壤健康风险的重要参数,美国、加拿大、英国、荷兰、德国、澳大利亚和中国香港采用的儿童每日经口摄入土 壤量模型参数分别为 200、80、80、150、500、100 和100 mg˙d-1 ,皮肤表面土壤粘附量参数值分别为0. 2、0. 1、1、0. 51、1. 7、0. 5 和 0. 08 mg˙cm-2 。
中国污染场地风险评估技术文件规定了开展污染土壤健康风险评估的模型与推荐参数值。不同国家和地区土壤污染健康风险评估模型及重要模型参数取值存在较大差异,这些差异可导致外推获得的土壤环境标准值的不同。
结论与建议
对调研获得的 16 个国家和 2 个国际组织共计156 个镉的土壤环境标准值数据进行分类和对比分析,得出以下结论:
( 1) 调研获得的 32 个镉的农用地土壤环境标准值的变化范围为 0. 2 ~ 20. 0 mg˙kg-1 ,几何平均值为 1. 72 mg˙kg-1 ,中位数为 1. 50 mg˙kg-1 。与国际标准值相比,GB 15618—1995 中镉的一级标准限值( 0. 3 mg˙kg-1 ) 和二级标准限值( 0. 6 mg˙kg-1 ) 较严格。
( 2) 调研获得的 70 个镉的住宅用地类土壤环境标准值变化范围为1.70~1800mg˙kg-1,几何平均值为 27. 7 mg˙kg-1 ,中位数为 30. 0 mg˙kg-1 。中国香港农村住宅用地和城市住宅用地镉的土壤修复目标值分别为 72. 8 和 73. 8 mg˙kg-1 ,总体上较国际标准值更宽松。中国台湾地区非农用地土壤镉的监测标准值为 10 mg˙kg-1 ,管制标准值为20 mg˙kg-1 ,低于国际标准值的几何平均值和中位数。
( 3) 调研获得的 56 个镉的工业( 含商业) 用地土壤环境标准值变化范围为 1 ~ 3 400 mg˙kg-1 ,几何平均值为 172 mg˙kg-1 ,中位数为 215 mg˙kg-1 。HJ 350—2007 A 级和 B 级标准限值分别为 1 和 22 mg˙kg-1 ,较国外标准更严格。
研究表明：
不同国家和地区的土壤环境标准差异较大,土壤环境标准值的确定受制定标准值的目标、采用的技术方法、土地利用方式和暴露情景假设等多种因素影响。
制订中国土壤环境标准值,首先应明确土壤环境管理对标准的实际需求,构建农用地、住宅类用地和工业类用地土壤环境标准值框架体系,构建各类标准值制订技术方法,建立代表性土地利用方式的暴露情景,确定风险评估模型所需各类本土化参数,确保制定的标准值科学合理可行,满足土壤环境监管的迫切需要。
延伸阅读：
原标题：镉--国内外重金属土壤环境标准值比较
