我国土壤-蔬菜作物系统重金属污染及其安全生产综合农艺调控技术

冯 英，马璐瑶，王 琼，吴英杰，黄路宽，周其耀，杨肖娥

（浙江大学环境与资源学院，污染环境修复与生态健康教育部重点实验室，杭州 310058）

从1978改革开放以来，我国蔬菜产业经过30多年的迅猛发展，种植面积从1978年的3.3×106hm2发展到2015年的2.2×107hm2[1-2]，占全国耕地面积的13.2%。我国蔬菜年产量超7亿t，人均占有量超500 kg[2]，是世界第一大生产和消费国。蔬菜单产逐年提高，从1980年的2.6万kg·hm-2提高到2015年的3.6万kg·hm-2，高于世界平均水平约 17%[2-3]。2014 年蔬菜每公顷净利润为3.23万元，成本利润率为51.3%，分别比粮食、大豆、甘蔗高39.7%、55.2%和58.4%[3]，已成为农民增收的主要来源之一。

随着生活水平的提高，人们对食品安全性和农产品绿色生产的要求越来越高。然而目前农田土壤重金属污染问题日益凸显[4],土壤重金属通过食物链的迁移是人体重金属暴露的重要途径。一旦重金属进入蔬菜地，就有可能在蔬菜作物中积累，从而给人体健康带来风险。Huang等[5]调研了南方典型郊区土壤重金属污染的健康风险，发现因土壤暴露和食物摄取导致的人体潜在健康危险指数为15.3，其中87.5%的健康风险来自食物消耗，且水稻（10.44）＞蔬菜（2.86）＞茶叶（0.05）。Liu等[6]发现，菜地土壤铬（Cr）和铅（Pb）污染导致非致癌风险，而镉（Cd）污染易导致致癌风险。相对于稻田，菜地土壤重金属污染的健康风险虽然较低，但由于蔬菜作物在我国居民膳食结构中占有重要地位，因此重金属污染菜地的安全利用对保障蔬菜作物的安全生产和人体健康均有十分重要的意义。

本文在梳理我国菜地土壤和蔬菜作物重金属污染现状的基础上，对蔬菜作物对重金属吸收积累特征及其安全生产综合农艺调控技术研究进展进行了总结，以期为重金属污染蔬菜地的安全利用和农产品安全生产提供科学依据。

1 我国菜地土壤重金属污染现状

1.1 污染面积较大且以中轻度污染为主

随着我国经济社会的不断进步，因工业“三废”排放、城市生活垃圾堆放、农用化学品的投入及大气沉降等引起的土壤重金属污染问题引起了全社会的广泛关注。宋伟等[7]通过分析近千篇文献中涉及31个省份的346个地级市数据，推断我国大约有1/6的耕地受到不同程度的重金属污染，约为2×107hm2，且污染面积不断扩大。2014年，环保部和国土资源部联合发布了全国土壤污染状况调查公报，显示耕地土壤点位超标率为19.4%，其中重度污染点位仅占1.1%。虽然我国蔬菜地土壤污染状况尚未有权威的统计详查数据，但从20世纪90年代起，全国各地就有大量蔬菜地土壤污染情况的调查报道（表1）。这些调研结果表明，我国蔬菜地土壤重金属污染类型多样，污染面积虽在扩大，但主要以中轻度污染为主。最近启动了全国土壤污染状况详查工作，将在2018年底前查明农用地土壤污染的面积分布及其对农产品质量的影响。

1.2 污染物种类和污染程度区域分异明显

我国蔬菜地土壤主要污染元素有Cd、汞（Hg）、Pb、砷（As）、Cr、铜（Cu）等（表1）。南方菜地Cd污染最为严重，其次是Pb、Hg和As[31]。Zeng等[32]通过比较不同地区菜地土壤的重金属含量，发现中国东部菜地重金属污染较严重，主要污染元素为Cd、Hg、锌（Zn）；中部地区以As和Cd污染为主，少数受Hg、Zn和Cu污染；西部地区有一定程度的Cd和As污染，少数土壤样品Cu、Cr和Hg超标。郭爱珍等[33]通过调查发现，华中地区菜地污染较为严重，华东地区存在不同程度的Hg、Pb、Cr、Cd、As污染，华南地区主要是Pb、Cd污染，西南地区和东北地区污染较轻，华北地区部分Cr、Pb污染，而西北地区污染报道较少，土壤清洁。

2 蔬菜作物的重金属污染状况

近30年来，有大量蔬菜产品重金属污染情况的报道（表1），其重金属超标率最低为12%[22]，有些高达90%以上[26]。Pan等[34]分析了从浙江省11个城市农贸市场采集的28个品种5785个蔬菜样本中重金属含

量，发现As、Cr、镍（Ni）未超标，而Cd和Pb超标率分别为0.25%和1.56%，表明该地区人群有一定的通过消费蔬菜摄取重金属的风险。最近兴起的文献荟萃分析方法为评价土壤污染物通过食物链迁移影响人体健康的风险提供了有力的手段。Zhong等[35]分析了2007—2016年已发表的220篇论文中的1335个数据，发现蔬菜作物中重金属污染风险较低，Pb、Cd、Hg的平均含量分别为0.11、0.04、0.01 mg·kg-1，均低于最大允许浓度，南方部分地区如贵州、云南、湖南、广东、湖北等省份和北方辽宁省因食用蔬菜有一定的公众健康风险。在各种蔬菜作物中，叶菜类是Cd和Pb暴露的主要来源，根类是Cu和Zn暴露的重要途径，而块茎是Cr暴露的主要来源[1]。

表1 我国土壤-蔬菜系统重金属污染状况（部分案例）Table1 Heavy metal pollution in soil-vegetable systems in China（case studies）

蔬菜中的重金属主要来自土壤、灌溉水、农用化学品以及大气沉降等[36]。当蔬菜体内重金属含量积累到一定阈值，就会表现出毒害作用，严重情况可致其死亡。

3 蔬菜作物对重金属的吸收积累特征及其影响因素

已有研究表明，土壤-农作物系统重金属累积并非简单的线性关系[4]。蔬菜作物对重金属的吸收积累作用，不仅与作物的基因型、生育期和组织部位有关，还与土壤因素及环境要素紧密相关。

3.1 基因型对重金属吸收积累的影响

不同种类蔬菜对土壤重金属的吸收积累作用有明显差异，普遍表现为叶菜类＞根菜类＞果菜类[36]。李其林等[37]发现相比于果菜，叶菜类对Pb、Cd、Cr、Zn等重金属的富集能力强，而对Ni和Cu的吸收富集能力低。Alexander等[38]发现豆类蔬菜积累的Cd、Cu、Zn和Pb的量比根菜类和叶菜类的低。欧阳喜辉等[39]调查以褐土为主的北京市集中连片蔬菜生产基地，发现扁豆、黄瓜、甜菜、西瓜等对Cd的吸收能力较弱；油菜的吸收能力较强；白菜、菠菜、芹菜、生菜的吸收能力处于中等水平。赵小蓉等[40]通过田间试验（供试土壤为岷江冲积土）发现，重金属富集能力总体表现为叶菜类强于根茎类，在花菜、白菜、莴苣、莲白、萝卜、土豆等6种蔬菜中，以土豆对Cd和Pb的富集能力最弱。朱兰保等[41]对蚌埠市蔬菜的调研发现，重金属含量大小顺序为叶菜类＞茄果类、豆类＞瓜类。Chang等[42]在珠江三角洲的研究发现，在菜心、生菜、小白菜、大白菜、绿叶莴苣和中国芥菜中，小白菜对重金属的富集能力最低；5种重金属Hg、Cd、Pb、Cr、As中以Cd从土壤中转移到蔬菜中的能力最强。贾丽等[43]发现，在石灰性的潮土（13.4%）和褐土（74.1%）区域，蔬菜重金属总量大小顺序为菠菜＞土豆＞大蒜＞大葱＞莴苣＞黄瓜，对各重金属元素吸收大小顺序为Zn＞Cd＞Pb＞Cu＞Cr。陈玉梅等[44]盆栽试验（供试土壤为潮土）结果表明，番茄和茄子可以在轻度重金属复合污染土壤中种植；在中度Cd污染土壤上可种植番茄；而辣椒对Cd、Zn的吸收量大，不建议在Cd、Zn污染土壤上种植。与果类蔬菜相比，叶菜和根茎类蔬菜具有相对较高的重金属浓度和转运系数[30]。由于各类蔬菜对重金属的吸收累积特性受土壤环境条件和研究方法的制约，导致部分研究结果不总是符合叶菜类＞根菜类＞果菜类的重金属积累规律。

与水稻、小麦等大宗作物类似，同一种蔬菜的不同基因型对重金属吸收积累的特性也有很大差异。井彩巧[45]发现38个大白菜品种对Cd和Pb的富集能力有明显差异，并筛选出Cd和Pb共低积累品种黄芯48等。在盆栽和大田试验条件下，15种大白菜品种中，北京小杂56对Cd的富集能力很强，而丰源3号的Cd富集系数和转运系数均较低[46]。Chen等[47]通过盆栽和田间试验对长三角地区主栽的50个小白菜品种进行了筛选，发现杭州油冬儿和早生华京等对Cd的积累能力较低，适用于种植在低Cd污染土壤上（≤1.2 mg·kg-1）。Hussain等[48]分析了100个西红柿品种Cd积累能力的差异，发现有8个品种在土壤中Cd浓度为3 mg·kg-1和6 mg·kg-1时，产量最高，且果实中Cd含量最低。Dai等[49]通过盆栽试验从40个萝卜品种中筛选出了3个Cd低积累品种和5个Cd高积累品种。陈剑等[50]采用大棚盆栽试验研究了4个西兰花品种对Pb、Cd、Hg的吸收富集规律，发现浙青95与台绿1号对Pb的富集能力相对较弱，台绿1号对Hg的富集能力较弱。蔬菜作物对重金属吸收积累的基因型差异为筛选重金属低积累种质资源，用于重金属污染蔬菜地安全利用和克隆相关重金属拒吸收基因提供了遗传基础。

3.2 不同组织部位对重金属积累能力的差异

已有研究表明，蔬菜的不同组织部位对重金属的富集量也存在显著差异。Dunbar等[51]发现土豆不同组织中Cd含量存在显著差异，与禾本科植物类似，即根＞茎＞叶＞子实。李非里等[52]发现辣椒中不同部位的Cd含量为根＞茎叶＞果实，其中果实中的Cd含量仅为茎叶的0.42～0.51倍。杨菲等[53]在潮土和水稻土的盆栽试验中发现，空心菜根和茎中Pb的平均含量分别是叶中的3.86倍和2.02倍，Cd的平均含量分别是叶中的3.58倍和4.73倍。不同组织部位对重金属转运和区隔能力的差异是导致其富集能力不同的主要原因。植物对Pb、Cd、As等的富集能力一般为地下部位＞地上部位，这是由于这些重金属在植物体内的转运能力相对较弱[54]。重金属离子被根吸收后，一般通过必需元素的运输途径或者离子通道转运至其他部位，因而转运能力差的离子地上部积累就少。但是有研究显示，芥菜的地上部可以从土壤或水溶液中积累高水平的Cd[55-56]，Nouairia等[57]比较了芥菜和油菜叶片吸收积累Cd的区别，发现与油菜相比，芥菜的地上部积累了更多的Cd；Cd处理下芥菜叶片的脂质含量增加，但脂肪酸组成基本不变，而油菜叶片不仅脂质成分发生了变化，而且脂质含量也有所下降。

3.3 土壤环境条件制约蔬菜作物对重金属的吸收积累

重金属在蔬菜作物体内的积累，除了与作物本身特性有关，还与土壤状况和外界环境条件直接相关。土壤中重金属的含量和形态、土壤的理化性质、养分状况及微生物活性等均显著影响作物对重金属的吸收积累。

Ye等[24]发现蔬菜作物（尤其是茎叶类蔬菜）重金属含量与土壤中重金属含量呈显著正相关。Zhang等[58]调研发现，蔬菜作物体内重金属浓度与土壤重金属总浓度的相关性较差，而与土壤重金属生物有效浓度直接相关，土壤pH是决定土壤重金属生物有效性的重要因素；基于土壤-植物系统生物有效重金属转运系数分析，所研究的珠江三角洲区域Cu、As和Hg容易在蔬菜作物中富集。Yu等[59]对27篇蔬菜作物Hg污染研究论文荟萃分析发现，土壤的pH值和有机质含量（SOM）是影响蔬菜作物Hg吸收的主要因素。

土壤中的微生物活动对重金属的迁移转化有重要作用。微生物对重金属离子的影响不仅包括生物吸附、富集、溶解、氧化还原以及络合等物理化学作用[60-61]，而且还包括调控植物对重金属离子的吸收、转运等生物作用。陈宝等[62]从Pb污染矿区筛选到1株铜绿假单胞菌M2（Pseudomonas aeruginosa），发现接种M2能够促进小白菜生长，维持土壤细菌多样性，明显促进Pb污染土壤的植物修复作用。He等[63]在伏毛蓼根部分离出一种金属耐受和促植物生长内生菌（Rahnella sp.JN6），将其接入甘蓝型油菜后，显著提高了油菜地上部和根组织中Cd、Pb、Zn的浓度，促进了植物对重金属的吸收。通过调控土壤尤其是作物根际土壤中微生物的组成和活性降低蔬菜作物对重金属的吸收累积将是未来一段时间研究的热点。

此外，水肥管理方式、温度光照等外界环境要素都会影响作物对土壤重金属的吸收与积累，为通过调控这些要素降低蔬菜可食用部位重金属含量提供了可能。

4 重金属污染菜地蔬菜作物安全生产农艺调控技术

我国《土壤污染防治行动计划》确定了农用地分类管理的思路，对于中轻度污染农田重在安全利用。因此，可以采用农艺调控技术进行边生产边修复，以保障重金属污染蔬菜地的安全生产。已有大量针对重金属污染稻田的农艺调控技术集成和示范研究，而对蔬菜地的研究相对较少，特别是大规模的推广应用示范还比较缺乏，当前的研究主要集中于以下几个方面：

4.1 调整种植布局，选择低积累品种

由于土壤重金属不能被微生物降解，具有移动性差、积累性强等特点，其治理和修复难度很大。要在中轻度污染蔬菜地上种出安全的农产品，可以根据不同蔬菜作物对重金属富集和吸收的差异，合理进行生产布局，比如在重金属污染严重的地区，尽量少种容易富集重金属的叶菜类蔬菜，改种富集力弱的果菜和低积累的根菜等。韩峰等[64]大田试验发现，在贵州矿区Cd含量超标的蔬菜地中，可以种植胡萝卜、芹菜、茄子等对Cd的积累能力较弱的蔬菜；而在Hg含量超标的蔬菜地里，可以种植豇豆、棒豆、辣椒等对Hg富集能力较低的蔬菜。顾燕青等[65]指出，在中轻度重金属污染土壤中，可以种植叶菜类和根茎类的低积累品种，避免种植高富集基因型蔬菜。目前大多数重金属低积累品种筛选研究采用人为添加重金属污染的盆栽试验或者溶液培养试验，污染水平比较高，土壤环境单一。而在田间生产实际中，大部分蔬菜地是中轻度污染水平，污染元素多样，且土壤环境复杂。因此，必须立足蔬菜生产基地，因地制宜选择优质高抗农艺性状优良的主栽品种，筛选出市场接受程度高、易于推广应用的重金属低积累品种。

4.2 优化种植模式，合理轮间套作

我国蔬菜生产多采用高度集约化的轮间套作种植模式，复种指数较高。近年的研究发现，在重金属中轻度污染土壤上，通过合理的轮间套作技术可以有效降低作物可食部位重金属含量，特别是利用超富集植物与普通植物的轮间套作，效果更加明显。轮间作系统中，作物从土壤中提取的Cd分别占土壤Cd总量的2.30%和1.16%，而在单作体系中只占0.21%[66]。居述云等[67]发现超积累植物与蔬菜作物轮作可以降低后茬茄子的重金属污染风险。An等[68]研究了5种作物（番茄、玉米、青菜、白菜和三叶草）在单作和间作条件下重金属的吸收状况，结果显示，当番茄与其他作物间作时，会增加重金属的积累，当玉米与其他作物间作时，Cr、Cu、Fe的浓度会降低，而三叶草对Cd和Pb的积累能力强，与三叶草间作，5种重金属的浓度都降低了。田间试验条件下，间作增强了Cd富集植物续断菊对Cd的吸收，降低了蚕豆对Cd的吸收[69]。盆栽试验发现，Cd超富集植物土荆芥和蚕豆、玉米间作促进了土荆芥对Pb、Cd、Zn的吸收和积累，同时抑制了蚕豆、玉米对重金属的吸收[70]。与Cd超富集植物龙葵间作，提高了茄子的生物量、光合作用和抗氧化酶活性[71]。而龙葵与低积累大葱套种不仅显著提高了龙葵对土壤Cd的去除率，而且降低了大葱可食部位Cd的含量[72]。油菜是一种Cd高积累作物[73-74]，溪口花籽和川油Ⅱ-10具有明显的Cd超积累特征和修复Cd污染土壤的能力[73,75]。Su等[76]通过自然Cd污染土壤的盆栽试验发现，与竹仓花籽或川油Ⅱ-93轮作会降低白菜中Cd的含量。这些结果表明，轮间套作是实现重金属中轻度污染土壤安全利用的重要途径，比较适用于我国蔬菜作物的生产，但由于间套作模式用工甚大，相关机械化操作设备还较少，因此限制了其大规模的推广应用。

4.3 合理施用土壤改良剂，降低土壤重金属的生物有效性

土壤改良产品种类繁多，包括松土剂、增肥剂、改良剂、调节剂等[77]，其类型不同，作用机制也不相同，主要包括改善土壤含水量、容重等物理性质，改变土壤pH、SOM等化学性质，调控土壤微生物的活性等，从而改变土壤对重金属的吸附、沉淀、络合、氧化还原作用等以降低土壤中重金属的生物有效性[78]。刘恩玲等[79]采用大棚小区试验，比较有机肥、栏肥、腐植酸和石灰作为土壤改良剂的作用效果，发现腐植酸和石灰可有效抑制Cd、Pb在土壤-蔬菜（青菜、萝卜）系统的迁移。刘维涛等[80]通过盆栽试验，比较了石灰、鸡粪、过磷酸钙及其组合降低大白菜地上部Cd和Pb含量的作用效应，发现施用改良剂可升高土壤的pH值、降低土壤中的有效态Cd含量，促进大白菜的生长并降低大白菜中Cd和Pb的含量。刘晓婷等[81]通过盆栽试验比较了石灰、过磷酸钙、人造沸石、纳米羟基磷灰石及其组合在中轻度Cd污染土壤上降低芹菜Cd吸收的作用效果。李丹等[82]研究了Cd污染程度不同的土壤中改良剂的应用效果，发现不同土壤中改良剂的作用效果与机制不同。Yao等[83]发现新型Fe-Si钝化材料比人工沸石和碱土具有更好的增加土壤pH、降低上海青对As和Cd吸收的作用。李富荣等[84]比较了不同栽培方式和施用改良剂的农艺调控措施组合对蕹菜中Pb、Cd累积规律的影响差异，结果显示与旱作模式相比，水作条件下施用改良剂对蕹菜-土壤系统中Pb、Cd累积特性的影响效果更明显。有机改良剂可以升高土壤pH值，增加与土壤中Cd的结合位点，形成稳定的复合物，降低Cd在土壤中的生物有效性，被认为是环境友好、经济有效的原位修复技术。

近年来，生物炭作为土壤改良剂被广泛应用。李鹰翔等[85]发现在酸性和中性土壤中，生物炭和粉煤灰可以发挥有效的重金属钝化作用，粉煤灰可以有效阻碍土壤的重金属淋溶，但对土壤酸化只能起到短期的改善作用；施用生物炭可以有效提高作物产量、降低重金属的生物有效性以及改善土壤性质等。杨侨等[86]发现由海泡石、生物炭、腐植酸组成的复合钝化剂施入污灌区土壤后，土壤有机质含量升高，土壤和菠菜中Cd含量均明显降低。Cardenas-Aguiar等[87]比较了添加生物炭和生物炭/堆肥混合物对不同土壤-蔬菜（芥菜、水芹、黑麦草）系统中Cu迁移的影响，发现添加生物炭降低了Cu在土壤中的移动性，增加了植物的根长和生物量。Ren等[88]发现向土壤中施加生物炭，降低了土壤的pH值和EC值，增加了土壤微生物的数量，并且促使土壤中的Cd转化为稳定形态，降低Cd的生物有效性，抑制白菜从土壤中吸收Cd。尽管生物炭作为土壤改良剂的作用效果十分明显，然而由于生产成本较高，导致其在蔬菜生产体系中大规模应用的报道还较少。

虽然土壤改良剂可以通过各种过程降低土壤重金属的生物有效性[89]，但有些改良剂本身含有一定量的重金属，还有些改良剂可能会产生一些有毒有害次生代谢物，大量使用会影响土壤的理化性质，带来二次污染的风险；同时，施用改良剂并没有将重金属带离土壤，在一定条件下，钝化的重金属还可能转化为活性形态，因此在生产实际中，应该慎重使用土壤改良剂。

4.4 优化水肥管理，减少蔬菜可食部位重金属积累

水肥管理措施不仅会影响土壤理化性质和重金属形态，还会影响作物对重金属的吸收[90]，因此可以通过水肥管理措施的调控，调节土壤pH、氧化还原电位（Eh）、有机质含量、阳离子交换量（CEC）、质地等因素,从而改变土壤中重金属的活性，降低重金属的生物有效性，减少重金属从土壤向作物，特别是向可食部分的转移，达到作物安全生产的目的。在淹水条件下，土壤有机质结合Cd的能力增强，使其向活性较低的结合态转化，同时还原性的环境易形成硫化镉沉淀，从而降低Cd的生物有效性。Tack等[91]发现，当土壤中总Cd含量为0.45 mg·kg-1时，菠菜在需水时期限制供水，植株体中的Cd浓度会升高。虽然大部分蔬菜是旱地作物，但部分蔬菜如空心菜等，可以淹水种植，淹水条件不仅可以提高酸性土壤pH，钝化土壤重金属，而且有利于减轻设施菜地土壤盐渍化，具有较好的应用前景。

不同肥料化学组分不同，施用后对土壤-植物系统重金属迁移转化的效果也不同，导致有些肥料在某些情况下也可成为土壤改良剂，成为强化重金属污染植物修复的有力措施[92]。Zhang等[93]通过盆栽试验发现，供应缓释硝酸铵和缓释尿素的小白菜鲜重比供应速效硝酸铵和尿素时分别增加了103%和203%，且植株体内的Cd浓度分别减少了51%～55%和44%～56%。Chen等[94]比较了有机矿物肥料与化学肥料对Cd污染土壤上的小白菜生长和Cd含量的影响，发现有机矿物肥料不仅可以促进小白菜的生长，并且减少了小白菜从土壤中吸收重金属的含量。Yu等[95]通过向有机和无机氮肥中添加硝化抑制剂3,4-二甲基吡唑磷（DMPP），发现与不添加DMPP的复合氮肥相比，添加DMPP使小白菜的生物量增加了9.8%～15.8%，硝酸盐的浓度降低了15.7%～40.8%，Cu、Zn、Cd的含量分别降低了 7.8%～25.6%、10.4%～20.3%、12.8%～22.2%。

应用叶面生理阻控剂保障作物安全生产是当前农田重金属污染控制的重要方向[96]。利用离子拮抗原理，可以通过喷施含Zn、Fe、硅（Si）、硒（Se）等元素的叶面肥减少重金属在作物体内的积累。吕选中等[97]发现，在Cd污染的条件下，叶面喷施Se后，生菜Se吸收量增加了1213%，而Cd的吸收降低了31.63%；喷施锌肥，生菜Zn吸收量增加了118%，而Cd的吸收降低了37.01%。许超等[98]通过盆栽实验研究了3种铁肥对菜心中重金属累积的影响，发现喷施铁肥使菜心中的Cd、Pb和Cu浓度分别降低4.30%～35.5%、6.17%～50.3%和8.34%～33.4%，Zn浓度变化为27.1%～19.6%，Fe浓度提高42.6%～90.2%。

图1 重金属污染菜地土壤-蔬菜作物系统安全生产综合农艺调控技术Figure1 Comprehensive agronomic regulation technologies for vegetable safety production in heavy metal pollution soil-crop system

5 总结与展望

近年来，我国蔬菜生产稳定发展，技术水平稳步提高，但随着蔬菜产业重金属污染的加重，在当前农业供给侧结构性改革背景下，菜地土壤重金属污染给蔬菜的产业发展带来了重大挑战。为保障重金属污染农田的安全生产，目前采用的主要技术模式包括：施用土壤重金属钝化剂、选用低积累作物品种、合理轮间套作和水肥管理技术、实行植物修复等（图1），有些已经在湖南等地大规模应用。然而目前对重金属污染蔬菜地安全利用关注还较少，大规模的推广应用尚不多见。因此，需要加强以下几个方面的研究：

5.1 土壤-蔬菜系统重金属迁移转化规律与安全生产技术标准研究

由于蔬菜种类繁多、种植土壤复杂多变、主产区环境条件差异大，因此不同重金属在土壤-蔬菜系统的迁移转化特征虽有不少研究，但尚需全面总结验证。目前蔬菜地重金属污染家底不清，区域差异较大，对判定为污染的蔬菜地是否会造成农产品的污染、以及判定为清洁的蔬菜地是否就不会造成农产品的污染研究还较缺乏。对菜地土壤污染状况常采用《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）中的二级标准、《温室蔬菜产地环境质量评价标准》（HJ/T 333—2006）和《食用农产品产地环境质量评价标准》（HJ/T 332—2006）中的土壤中各项污染物的指标要求。而对蔬菜中重金属污染评价标准常采用《食品安全国家标准食品中污染物限量》（GB 2762—2012；GB 2762—2017）。这两类标准直接用于蔬菜作物的生产，就会产生判定为污染的土壤上农产品不超标或者判定为洁净的土壤上生产出超标农产品的现象。因此，要从重金属在土壤-蔬菜-人体系统出发，明确不同重金属食物链的迁移转化规律，制定更加科学的、实用的、针对性强的标准，对不同区域、不同类型蔬菜地进行分类管理。

5.2 重金属污染蔬菜地安全利用农艺调控技术与蔬菜传统种植模式的耦合

近年来，我国对重金属污染农田安全生产综合农艺调控技术已有很多研究，尤其是土壤重金属调理剂、钝化剂、叶面阻控剂、轮间套作等单项农艺调控措施，相关论文和专利呈现出快速增长的态势，部分技术推广应用面积急剧增加。但由于蔬菜种植的周期性与高度集约化特征，一些在稻田成熟应用的技术受到了极大的挑战，将农田综合调控技术与蔬菜传统的种植模式进行耦合的研究还很少。

5.3 长期定位试验及风险评价

目前重金属污染蔬菜地安全利用技术集成示范与大规模应用较少，且大部分研究周期为3～5年，长期定位试验和跟踪验证研究较为缺乏。此外，技术模式与组合的经济效益和环境风险评价也需要加强。