薛建芳，史雅娟，王塵辰，宋帥，張紅，劉朝陽，王佩

1. 山西大學黃土高原研究所，太原030006 2. 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心，北京 100085 3. 山西大學環(huán)境與資源學院，太原 030006

自2004年《關于持久性有機污染物的斯德哥爾摩公約》實施以來，納入到公約的持久性有機污染物(Persistent Organic pollutant, POPs)已達26種，這些POPs通常是具有特殊結構的同系物或異構體，具有高毒性、半揮發(fā)性、難降解、生物放大、長距離遷移等顯著特點。近些年來，由于POPs的大量使用及排放，在各環(huán)境介質中存在不同程度的暴露，造成的污染引起了廣泛的關注，并日益發(fā)展為一個新的全球性環(huán)境問題。全球極端氣候事件和相關污染物排放變化等自然和人為的影響要素，加劇了POPs在時間和空間上的遷移轉化，導致了其在大氣、土壤、水體等介質和作物的不同部位中的重新分配[1]。估算各環(huán)境介質中POPs的暴露量和借助模型精確模擬POPs在大氣、土壤、水體及作物中的遷移行為過程，對于保障自然生態(tài)環(huán)境和人類健康至關重要。作物作為植被的重要組成部分是POPs環(huán)境多介質遷移中的重要一環(huán)，由于作物的生長過程受人類活動擾動較大，且POPs會通過捕食等過程進入食物鏈，并隨著營養(yǎng)級的升高不斷富集，進而產生生物放大效應，對人體健康造成威脅[2]，因此對POPs在作物中遷移過程和健康風險的模擬具有特殊性和極其重要的研究價值。傳統(tǒng)的觀點認為，大多數(shù)POPs具有親脂性，并難溶于水，不易被作物吸收，因而針對POPs作物吸收效應和模擬的研究較少[3]，其研究重點主要集中于全球環(huán)境過程、傳輸機制和生態(tài)毒性等方面[4-6]。但是，隨著許多學者深入研究發(fā)現(xiàn)，部分POPs能夠在作物中富集，對作物產生不良效應，并存在人體健康潛在風險。目前對于作物代謝POPs的研究多集中于有機氯農藥(OCPs)、多氯聯(lián)苯(PCBs)、多環(huán)芳烴(PAHs)等傳統(tǒng)有機污染物，而對于近幾年納入《公約》的持久性有機污染物(例如：全氟化合物，polyfluoroalkyl substances, PFASs)在作物中的代謝研究仍處于探索階段，其代謝過程及機理尚不清晰。因此，深入研究POPs全球主要的環(huán)境過程，明晰各環(huán)境介質中POPs的分布，并進一步開展作物對POPs(特別是新型POPs)的吸收機制的研究，對有效控制污染、抑制污染物的擴散和轉化、改善與人類生活和健康密切相關的生存環(huán)境具有重要意義。本文著重以PFASs為研究重點，并結合其他傳統(tǒng)型有機污染物如(OCPs、PCBs、PAHs等)總結了POPs的主要環(huán)境過程及其在環(huán)境介質的分布情況，分析了作物對POPs的吸收過程、吸收機制和生態(tài)效應，探討了有關POPs在環(huán)境介質-作物中分布的模擬研究，并針對作物富集行為過程可能存在的途徑和問題，進一步提出了POPs傳輸過程與作物吸收模擬的發(fā)展方向。

1　POPs的主要環(huán)境過程及作物吸收研究的重要性(Environmental processes of POPs and the significance of research on crop absorption)

在土壤、沉積物和生態(tài)系統(tǒng)中，POPs的半衰期可達幾年甚至近百年[7]，因而，POPs在全球范圍內廣泛存在。全球范圍來看，由于不同緯度存在溫度的差異，出現(xiàn)了POPs從熱溫帶地區(qū)向寒冷地區(qū)遷移的“全球蒸餾(global distillation)”現(xiàn)象[8-10]。在溫度較高的地區(qū)(低、中緯度)，POPs的揮發(fā)速率大于沉降速率，進而擴散到大氣，并在大氣的承載下不斷地遷移；而在溫度較低的地區(qū)(高緯度)，POPs的揮發(fā)速率小于沉降速率，最終在寒冷的極地地區(qū)沉積下來，而兩極地區(qū)將可能成為全球POPs 的匯[11]。此外，POPs的物理化學特性以及冷暖等環(huán)境因素會嚴重影響POPs“全球分配”，即蚱蜢效應。在大氣傳輸過程中，POPs會出現(xiàn)一系列不斷沉降、再揮發(fā)、相對時間較短、跳躍性的循環(huán)過程，這是因為不同揮發(fā)性的POPs在不同的溫度區(qū)間會以不同的速度在全球大氣系統(tǒng)中擴散，低揮發(fā)性的POPs經(jīng)冷凝作用吸附到大氣中的顆粒物上，然后通過干濕沉降落到地表或作物體上；而高揮發(fā)性的POPs則會被傳送到很遠[12]。伴隨著POPs的全球循環(huán)過程和全球分配，不同緯度地區(qū)作物對POPs的暴露水平存在較大差異，進而會對其在作物中的吸收和分配過程產生影響。

POPs在環(huán)境中的遷移過程主要包括：環(huán)境中的POPs隨大氣環(huán)流、海洋洋流和遷徙的動物遷移到遠離排放源的地區(qū)；大氣中的POPs以干沉降或濕沉降的方式進入土壤和水體介質中；水體、土壤和植被中的POPs揮發(fā)出來進入大氣；植物通過根部吸收土壤中的POPs，通過葉子吸附大氣中的POPs，見圖1。作物作為POPs全球循環(huán)過程的重要中間介質，其參與POPs全球循環(huán)過程作用不可忽略。通過從大氣、土壤和水體中吸收POPs，作物能夠影響POPs的環(huán)境歸趨。作物既是重要的地表覆被類型，又是人類基本食物的來源之一，POPs活動過程中的每一環(huán)節(jié)，無一不對其的吸收產生重要影響。作物對POPs的吸收過程是一個非常重要但人類缺乏了解的過程。首先，作物是食物鏈的基礎，是人類主要的食物來源。另外，作物能夠作為檢測環(huán)境中POPs的參照物，但是只有充分了解了作物-環(huán)境的分配現(xiàn)象，作物才能成為有效的定量工具。而從污染治理的角度而言，通過“植物修復”措施，利用植物降低受污染場所中化學品的濃度是未來污染治理的重要發(fā)展方向之一。

2　POPs在作物中的吸收機制(Crop absorption mechanism of POPs)

2.1　POPs多介質暴露途徑

持久性和遠距離傳輸?shù)奶匦允沟貌煌N類的POPs在世界范圍內的各環(huán)境介質中被不同程度地檢出。其中，全氟辛烷磺基化合物(peifluorooctane sulfonate, PFOS)作為常用PFASs物質中的主要類型，其所引起的環(huán)境污染受到廣泛關注，于2009年5月被列入《斯德哥爾摩公約》。PFOS不同于其他傳統(tǒng)的持久性有機污染物，由于其在環(huán)境中主要以離子鹽的形式存在，而表現(xiàn)出主要隨水體流動傳輸?shù)奶卣鳎M而能通過蒸騰流大量進入作物體內。因此,本節(jié)著重以新型污染物PFOS為例，探討PFOS在各個環(huán)境介質中的暴露水平及作物的潛在吸收途徑。近年來，隨著對PFOS生產和排放的嚴格管控，環(huán)境中PFOS主要來自歷史的殘存量、城市生活污水和部分氟化工園區(qū)的直接排放。

目前，使用污水處理廠的再生水、受污染的河水、地下水或工業(yè)廢水灌溉已成為POPs進入作物的重要途徑，因此，水體應作為PFOS環(huán)境監(jiān)測的主要對象。隨著PFOS產能向中國的大量轉移，在我國氟化工企業(yè)周邊水體中陸續(xù)發(fā)現(xiàn)較高濃度的PFOS，如武漢市氟化工業(yè)園區(qū)周邊湯遜湖PFOS的濃度可達2 140 ng·L-1 [13]。圖2列出了我國水體各年研究中PFOS最高濃度分布[14-21]。另外，水體濃度與PFOS類物質的生產活動和污染事故密切相關，如受3M公司PFOS生產廠和污水處理廠的直接影響，密西西比河中PFOS的濃度高達18 200 ng·L-1 [22]；2000年發(fā)生在多倫多皮爾森機場大量滅火劑泄露的事故，導致下游水體PFOS濃度高達2.28×106ng·L-1 [23]。有研究表明作物對PFOS富集程度受灌溉水體濃度影響[24]，并且高污染地表水和地下水對作物存在潛在的生態(tài)風險[25]。

土壤作為農作物生長的基質，其對POPs的吸附是由土壤中的礦物組分和有機質兩部分共同作用的結果，也是影響POPs進入作物的主要要素之一。因而，明確土壤中POPs的空間分布及其暴露水平，是了解作物吸收過程的基礎。PFOS進入土壤的途徑很多，如大氣中的PFOS可隨干、濕沉降進入土壤中；廢氣、廢液、廢渣和地下水污染可直接進入排放源附近的土壤；再生水灌溉農田可在土壤中累積PFOS；污水處理廠出水的污泥可作為生物肥料,也是土壤PFOS 直接輸入源[26]。區(qū)域范圍內土壤中PFOS 的濃度受城市化水平的綜合影響，如上海地區(qū)的土壤中PFOS 與我國東部其他地區(qū)相比含量較高，達到10.4 ng·g-1 [27]；在環(huán)渤海三省一直轄市的土壤中，天津市PFOS的濃度最高(1.88 ng·g-1)，其次是山東省(0.12 ng·g-1)、遼寧省(0.06 ng·g-1)和河北省，與各地的城市化水平相符[28]。由于PFOS 從土壤到作物的轉運過程是一個濃度依賴過程，即土壤中濃度越高，作物中濃度也越高，對作物產生潛在的生態(tài)風險[29]。

圖1　POPs主要環(huán)境過程Fig. 1　Major environmental processes of POPs

大氣中的PFOS及其前驅物可通過氣態(tài)吸收的途徑進入作物體內，但通過這種形式在作物中的富集量相對較低。除了工業(yè)廢氣的直接排放和日常生活的使用產生外，由前驅物在大氣中因溫度變化而形成的PFOS是另外一種主要來源，如聚氟辛烷磺酸類(FOSAs)和聚氟辛烷乙醇類(FOSEs)等前驅物可降解生成PFOS。中國每年大約向大氣中排放1.26 t PFOS[30-31]，總體上污染水平與日本、加拿大相當，在世界范圍內處于中等水平[32]。比較我國19 個不同城市及地區(qū)空氣中的PFOS 前驅物水平，發(fā)現(xiàn)城市的濃度要遠高于偏遠地區(qū)，ΣFOSEs 的含量稍高于ΣFOSAs[33]，見圖3。

圖2　我國自然水體各年研究中PFOS最高濃度分布Fig. 2　Distribution of maximum PFOS concentrations in water bodies in China

圖3　中國部分城市大氣中PFOS前驅物分布特征圖Fig. 3　Distribution of PFOS precursors in the atmosphere of some cities in China

對于OCPs、PCBs和PAHs污染物而言，在水體、土壤和大氣中也均有不同程度的檢出，如在白洋淀的春季表層水體中檢測到OCPs和PAHs的平均濃度分別為1.77 ng·L-1和46.57 ng·L-1 [34]，而長江流域南京段表層水體中，PCBs的含量高達678.36 ng·L-1，處于國際上的較高水平[35]；在石家莊汪洋溝污灌區(qū)的土壤中檢測到OCPs的平均殘留濃度為57.3 ng·g-1 [36]，長江流域武漢段表層土壤中PCBs的含量高達199.4 ng·g-1 [35]，山東省農業(yè)典型地區(qū)(濟寧、寧陽、壽光)土壤中PAHs的平均含量范圍為46.3～149.2 ng·g-1 [37]；在西安市采集的干濕沉降樣品中，OCPs的平均含量為4 828.48 ng·g-1和338.43 ng·mL-1，PCBs的平均含量分別為159.56 ng·g-1和54.57 ng·mL-1，PAHs的平均含量為8 892.29 ng·g-1和735.39 ng·mL-1 [38]。

2.2　作物對POPs的吸收過程

POPs進入農作物主要有3個途徑：土壤中的POPs被作物根部吸收，然后進入木質部并在蒸騰的作用下遷移到植株的其他組織中[39]；使用污水處理廠的再生水、受污染河水或工業(yè)廢水澆灌，水體中的POPs隨著作物對水分的吸收進入植物體內[40]；大氣中的POPs可從植株表皮和氣孔直接吸收[41]，見圖4。例如，多環(huán)芳烴(PAHs)可以通過植物根系直接從土壤水溶液中吸收[42-43]，再利用蒸騰作用造成的上行傳輸過程沿木質部向地上部分的莖葉遷移，然后累積在植物體內的其他有機體組分中[44]，也可通過植物地上部分吸收空氣中或懸浮顆粒中的多環(huán)芳烴[45]，并富集在植物體內的有機組分中。而空氣中的PAHs是通過顆粒和氣態(tài)物質沉降到葉片的蠟質表皮或者通過氣孔吸收進入植物體內[46]。雖然對傳統(tǒng)有機污染物的作物吸收傳輸途徑已有一定認識，但對于PFOS等新型污染物的相關研究卻較為缺乏。

作物組織吸收POPs過程及速率主要受污染物本身的物理化學性質(如酸堿常數(shù)、蒸氣壓、水溶解度、正辛醇/水分配系數(shù)和亨利常數(shù)等)、環(huán)境因素(如溫度、風速風向和POPs在土壤中的濃度等)、作物的種類及性質(如表面積和脂質含量)等因素影響。例如，pH是影響植物富集PFOS的一個重要因素，隨著pH從4上升到6，小麥根部吸收PFOS并向莖部傳輸?shù)乃俾什粩嘣黾?，在pH為6時富集濃度最高，之后逐漸降低[47]；也有研究表明，土壤中PFOS濃度與作物(小麥、燕麥、玉米、大豆和黑麥草)濃度呈對數(shù)線性相關關系[29]。另外，針對有機氯農藥(OCPs)和多環(huán)芳烴(PAHs)，其吸收速率與作物品種和耕作方式關系密切[48-49]。Blaine等[50]的研究結果顯示，脂質有利于親脂性污染物的富集，作物的富集因子隨著植物脂質增加而增加，隨著土壤有機質含量增加而逐漸降低。

農作物不同部位對POPs的富集能力也有所差異，在大多數(shù)農作物中根部的POPs濃度高于莖、葉、果實等其他部位的濃度。通過在土壤中種植小麥、芹菜、蘿卜、西紅柿和甜豌豆的實驗發(fā)現(xiàn)，小麥根部PFOS濃度為31.98 ng·g-1，大于莖的6.34 ng·g-1；芹菜根的PFOS濃度為209.77 ng·g-1，大于莖的69.27 ng·g-1；西紅柿根的濃度根濃度為225.14 ng·g-1，大于莖的210.65 ng·g-1；甜豌豆的根濃度為118.65 ng·g-1，大于莖的64.57 ng·g-1 [51-53]。POPs易被土壤顆粒吸附不易移動，主要通過根部的水通道蛋白或一些陰離子通道進入農作物，降低了農作物吸收利用效率，在農作物體內傳輸主要依靠蒸騰流，較低的水溶性影響了其傳輸速率，且會遇到很多生物屏障，例如，凱氏帶和滲透膜[40]等，從而影響了POPs在植物各部分中的分布。對于蘿卜而言，根部濃度(34.86 ng·g-1)反而小于莖葉(185.52 ng·g-1)，造成這種結果的原因可能是蘿卜從根部到莖葉的凱氏帶較少，更容易在莖葉富集，此外逐漸增大的根部質量也降低了PFOS 濃度[50]。PFOS一般通過木質部從根部直接吸收或通過韌皮部從其他莖葉中吸收后運輸?shù)焦麑嵒蜃蚜?，可能遇到更多的生物屏障，所以濃度最低[54]。針對OCPs和PAHs的實驗研究發(fā)現(xiàn)小麥穗末期和成熟期各部分中PAHs含量有相似的規(guī)律，即根>莖>種子[55]；大豆、馬鈴薯、胡蘿卜、花生、白薯和谷子等作物吸收滴滴涕和六六六同樣呈現(xiàn)出根部>莖葉>可食部位的趨勢[56-57]。

圖4　POPs在農作物中的吸收途徑Fig. 4　POPs absorption in crops

2.3　POPs對作物的生態(tài)效應

POPs會對作物產生一定的生態(tài)效應，影響作物生長發(fā)育過程和生理生化指標，其中包括酶活性、葉綠素、細胞通透性、根部生長、發(fā)芽率和產量等。對小麥、小白菜、大白菜、生菜和黃瓜等進行水培實驗，發(fā)現(xiàn)低濃度(低于10 mg·L-1)PFOS刺激作物幼苗生長，并誘導葉綠素合成以及可溶性蛋白、過氧化氫酶和超氧化物歧化酶的活性提高，而高濃度PFOS導致抗氧化防御系統(tǒng)受傷害，酶活性降低[58]。在土培實驗中，當PFOS濃度達到50 mg·kg-1時，玉米、土豆和春小麥產量下降[59]。土壤中PAHs的生態(tài)效應研究表明，低濃度PAHs促進水稻、小麥、油菜、大麥、苜蓿、燕麥、辣椒和玉米等作物生長和籽粒產量，高濃度會抑制根生長及向莖葉傳遞，葉綠素生成和籽粒脂肪的積累[60-63]。而六溴環(huán)十二烷(HBCD)可通過破壞淀粉酶對玉米種子發(fā)芽、植株生長產生抑制，暴露于2 μg·L-1的HBCD 7 h后磷酸化組蛋白(γ-H2AX)升高，可造成DNA損傷[64]。

目前，針對POPs在農作物中的富集和生態(tài)效應研究大多數(shù)還停留在實驗室階段，在實際野外條件下的研究甚少，相關的風險評價標準和調控措施還比較缺乏。而作物作為人類食物的主要來源之一，深入認識作物中POPs的主要吸收途徑以及POPs的生態(tài)毒理效應，并依此構建和完善風險評價體系，對保障糧食安全和人類健康至關重要。

3　POPs環(huán)境介質-作物遷移模型(Models of POPs transfer in environmental media-crops system)

逸度模型(fugacity model)作為一個多介質環(huán)境模型，被廣泛地用于計算污染物在各環(huán)境相 (如植物、空氣、水、土壤、底泥等)中的濃度水平、總量分配及停留時間等，并在此基礎上揭示其各環(huán)境相內、間的分配、遷移和轉化規(guī)律[57]?；谫|量平衡原理，多介質環(huán)境逸度模型相對于3種質量平衡方程可以分為I級、II級、III級和IV級逸度模型，其區(qū)別在于對整體系統(tǒng)特征的考慮不同，見表1?；趧恿W方法和統(tǒng)計方法，其能夠將相間的遷移(平移和擴散)及反應過程均轉化為逸度的表達方式，進而通過質量平衡方程描述系統(tǒng)的變化，最終量化在不同系統(tǒng)特征下污染物的分配行為。雖然將逸度模型直接用于作物吸收模擬的研究較少，大多數(shù)模擬研究僅將植物作為獨立相參與到環(huán)境中POPs的多介質分配過程中。而基于逸度平衡的原理，將作物吸收過程細化，亦可達到描述污染物在作物各部分遷移轉化規(guī)律的效果，圖5為POPs在大氣、水、土壤、根、莖葉和籽粒各相中的物質排放、相間遷移、對流傳輸以及削減過程示意圖。POPs通過直接排放、大氣、水的空間遷移以及各環(huán)境相的相間遷移等途徑進入根、莖葉和籽粒；根、莖葉和籽粒相中的POPs通過相間遷移以及在該環(huán)境相中轉化和降解等途徑移除。

圖5　逸度模型污染物歸趨示意圖Fig. 5　Contaminant fate processes in the fugacity model

表1　包含POPs作物吸收模擬的環(huán)境多介質模型Table 1　The environment multi-media model containing sector of POPs absorption in crops

除了通過逸度模型模擬作物中POPs的遷移轉化過程外，以根區(qū)水質模型(RZWQM2)為代表的機理模型，也可以模擬作物對POPs的吸收。RZWQM2由PRZM、GLEAMs等幾個模型基礎上發(fā)展而來，主要包括物理過程、土壤化學過程、營養(yǎng)鹽過程、作物生長過程、殺蟲劑過程和管理過程6個模塊，能夠模擬作物中殺蟲劑等農藥的遷移轉化過程[66]。美國環(huán)境保護署(USEPA)農藥計劃辦公室(OPP)基于農藥根區(qū)地下水模型(PRZM-GW)，通過作物根區(qū)對農藥的吸附和垂直運輸來估算多介質中農藥的暴露濃度[67]。Estes等[68]收集了美國主要小麥種植區(qū)的土壤、天氣、地下水溫度、蒸發(fā)深度、作物生長和管理實踐等數(shù)據(jù)，轉化為根區(qū)水質模型的參數(shù)，對小麥和水體中農藥的暴露進行模擬研究。盡管該類模型在農田有機氯農藥遷移轉化模擬存在應用，然而并未發(fā)現(xiàn)針對其他新型POPs的作物吸收有關的科研報道。

逸度模型可以將POPs環(huán)境行為(包括作物吸收過程)以定量的形式表達出來[65]，然而目前包含作物POPs遷移的多介質模型及其相關模擬研究相對較少。本文列舉了12種常用的基于逸度方法能夠進行POPs作物模擬的環(huán)境多介質模型，并針對模型主要參數(shù)及其適用范圍進行對照，如表1所示。其中， Cousins等[69]深入的討論了多介質I、II、III級模型植被模塊的計算方程和參數(shù)，對12種具有多種物理化學性質的有機物質進行模擬，比較了帶有或不帶有植被模塊之間的模型輸出結果。Meneses等[70]開發(fā)了一種植被模型，該模型考慮了空氣、植被和土壤3個區(qū)室，并模擬了植被中17種二惡英(PCDD/F)同系物的濃度水平。Severinsen等[71]基于SimpleBox模型，評估了植被對POPs區(qū)域歸趨的影響。Malanichev等[72]基于MSCE-POP模型在對北半球PCBs運輸進行數(shù)值評估的研究中表明該模型能夠充分描述各介質中的積累量，PCBs大多數(shù)積累到土壤中，其次是海水和植被。Scheringer等[73]基于ChemRange和CliMoChem2模型對POPs長距離運輸?shù)难芯恐械贸隹諝鈧鞑ミ^程中POPs與植被表面介質的相互作用可能嚴重影響整個分布動態(tài)。Margni等[74]使用IMPACT2002模型，對西歐地區(qū)PCDD/F同系物的暴露風險進行了案例研究及預測，其中植被的檢測值與空間模型預測濃度較吻合。曹紅英等[75]基于逸度模型模擬了天津環(huán)境各相中γ-HCH的濃度和相間遷移通量，其中蔬菜相中的濃度為6.42 ×10-5mol·m-3，在數(shù)量級上與實測值較吻合。?berg等[76]基于CalTOX模型對瑞典北部空氣、土壤、草、胡蘿卜、馬鈴薯、牛奶等中PCDD/Fs的濃度進行了研究，主要描述了PCDD/Fs從土壤遷移到根系作物和通過家禽糞便轉移到土壤等過程，并評估了CalTOX模型的性能。

Trapp等[77]和Matthies等[78]也開發(fā)了一種單室模型來描述植被對有機化學物質的吸收，該模型簡單易用，但將植物視為一個隔間，因此不能描述各種植物部位之間的濃度差異。為了量化植株不同部位POPs的濃度，基于逸度的動態(tài)隔室模型將植物分為根、莖、葉和果實等多個區(qū)，以便分別對植被各部分進行暴露評估[79]。Hung等[80]開發(fā)了三室逸度模型，包括3個植物室，即根、莖和葉，用于模擬草本農業(yè)植物中有機化學物質在不同生長時期吸收POPs的動力學過程。介于作物生長過程的復雜性、物種間差異較大和作物生理數(shù)據(jù)欠缺等原因，目前模擬不同生長期作物不同部位間POPs遷移過程的模型仍處在開發(fā)和探索階段。

4　問題與展望(Problem and outlook)

本文歸納了POPs的主要環(huán)境過程及其在各介質中的濃度水平，作物潛在吸收途徑(包括水體、土壤、大氣介質中POPs的暴露影響)，作物對POPs的吸收機制、以及作物吸收模型等熱點問題。針對目前POPs作物吸收機制及其模擬方面存在的主要問題和加強深入研究的建議如下：

(1)從全球尺度看，POPs全球遷移是個復雜的過程，環(huán)境介質中POPs再分配對農作物的潛在影響只進行了定性描述，缺乏針對作物富集“POPs庫”系統(tǒng)性研究，甚至缺少針對全球尺度不同緯度帶主要作物累積效應的系統(tǒng)性了解。另外，針對POPs長距離遷移過程中時空演化特征及環(huán)境介質中暴露水平等對作物吸收POPs的潛在影響也亟待解決。

(2)從區(qū)域/流域尺度看，野外條件下針對區(qū)域尺度POPs的農作物富集和生態(tài)效應研究較少，尤其是針對新型有機污染物的生態(tài)效應研究則更少。雖然針對區(qū)域尺度或田間尺度的作物生長機理性模型研究已經(jīng)較為成熟，也已開展了較多的針對有機氯農藥的野外試驗及其模擬研究，然而缺乏耦合作物生長和環(huán)境過程的新型POPs研究。另外，由于區(qū)域尺度模型與全球尺度模型需要獲取更為詳細的參數(shù)和刻畫更為細致的傳輸路徑，區(qū)域尺度多介質空間逸度模型模擬研究工作較少，其也限制了區(qū)域尺度逸度模型應用；因此，應進一步加強POPs尤其是新型POPs在區(qū)域尺度的作物富集及其生態(tài)效應研究，并針對區(qū)域尺度開發(fā)耦合作物富集過程的POPs多介質歸趨模型，進一步加強區(qū)域尺度多介質空間分異和作物吸收過程模擬研究。

(3)從作物個體水平來看，針對傳統(tǒng)POPs的作物吸收過程、累積速率、影響要素及其生態(tài)效應等方面存在較多研究，然而，大多數(shù)還停留在實驗室階段，對于野外生長的農作物中POPs的系統(tǒng)性研究幾近空白。由于作物生長過程較為復雜，生長周期較短，再加上環(huán)境變化和物種特征差異性等各方面因素的疊加影響，增加了對野外POPs吸收過程觀測和模擬的難度。要想更深入地了解作物吸收POPs的過程，就必須全面的考慮環(huán)境要素、作物品種和管理措施等各方面因素，并從實驗室內轉移到野外，從單一的影響要素研究轉變?yōu)樽魑镂諜C理與模型模擬應用相結合的系統(tǒng)性研究。

(4)從模型發(fā)展角度來看，POPs作物吸收的模型應該進一步趨向于細化、具體化、機理化，并向著復雜和密集計算方向發(fā)展，同時需要大量的環(huán)境參數(shù)及其污染物濃度等相關參數(shù)。然而，目前POPs作物吸收模擬模型大多是半經(jīng)驗半機理性的，通用性一般較差(表現(xiàn)為不同作物參數(shù)差異性、不同區(qū)域可以移植性等方面)，限制因子考慮不全面，其影響模擬的準確性。針對以上問題，現(xiàn)階段需加強POPs在不同環(huán)境介質中分配過程和作物的品種、個體、組織以及生理生化過程的機理研究與模擬工作，需構建環(huán)境-作物綜合模型用于評估多情境條件下不同作物吸收過程，進一步加強POPs在不同尺度模擬中的模型結構和參數(shù)優(yōu)化等工作，為區(qū)域多尺度POPs生態(tài)效應及生態(tài)風險提供科學支撐。

(5)從全球范圍POPs基礎信息庫建設來看，針對POPs多環(huán)境介質遷移轉化及風險評價研究，部分國家已構建了POPs相關環(huán)境參數(shù)與監(jiān)測數(shù)據(jù)庫，然而仍舊缺乏針對新型POPs作物吸收相關的數(shù)據(jù)積累。從我國實際情況來看，基于逸度方法的作物吸收模型和其他機理性模型都缺乏實測數(shù)據(jù)的支持和驗證，主要局限于數(shù)據(jù)多由研究人員獲得，缺乏系統(tǒng)性、長期性監(jiān)測數(shù)據(jù)；另外，環(huán)境要素的空間特異性、害蟲發(fā)生的時空多變性、不同作物生長過程的復雜性等都會影響POPs作物吸收模擬過程。因此，我國應盡快構建全國性或者重點區(qū)域性(如京津冀地區(qū)、POPs排放風險管控區(qū)等)的POPs作物吸收監(jiān)測網(wǎng)絡，完善POPs在土壤-水-作物-食品等一條鏈的風險管控措施，不僅為POPs作物吸收模擬研究提供基礎數(shù)據(jù)支持，也可為區(qū)域性POPs風險管控提供必要基礎支撐。

致謝：感謝中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心呂永龍研究員在文章修改中給予的幫助。

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