不同国家基于生态风险的土壤筛选值研究及启示

3.2 数据获取

数据从国际范围内的文献资料和数据库中获得，例如European Chemicals Bureau’s International Uniform Chemical Information Database (IUCLID)，并对其充分性、完整性进行评价。

由于关于土壤的毒性数据较少，并且已有的数据也大多是基于短期毒性试验的结果，因此在土壤毒性数据不足时，采用水环境中的毒性数据，在平衡分配假设下推导土壤中的相应浓度值。但该方法只是指导性的，仅根据该方法推导的土壤限值在ERA(Ecological Risk Assessment)评估框架中被认为不充分不可靠。

具有生物富集、生物放大可能的污染物将对食物链高级别的物种构成威胁，这种情况被称为二次毒害。如果污染物可能生物富集(例如logKow≥3)，该污染物通过蚯蚓被动物经口摄入的浓度值将与相应猎食蚯蚓的鸟类、兽类的预测无效应浓度(PNEC)值做比较。

在制定最终SSV时，二次毒害作用已被考虑，因此无需再进行单独考虑。只有Cd，当有二次毒害效应时，SSV应从1.15降低到0.9 mg·kg-1。

表5各种土地利用类型中新鲜和老化土壤污染物的生态调查值

Table 5 Summary of the ecological investigation level (EILs) for fresh and aged contamination in soil with various land uses

注：1 锌、铬(III)、铜、镍和铅呈现的数值是根据添加浓度添加的污染物限值(ACL)。EIL通过计算ACL和环境背景浓度(ABC)来计算；2 砷、萘和DDT的数值是基于总浓度的通用EIL。没有足够的信息来计算这些污染物的ACL；3 标准保护等级为99%；4 标准保护等级为80%；5 标准保护等级是60%。

Note: 1 The values presented for zinc, omium(III), copper, nickel and lead are added contaminant limits (ACLs) based on added concentrations. The EIL is calculated from summing the ACL and the ambient background concentration (ABC). 2 The values presented for arsenic, naphthalene and DDT are generic EILs based on total concentrations. Insufficient information was available to calculate ACLs for these contaminants. 3 The standard protection level is 99%. 4 The standard protection level is 80%. 5 The standard protection level is 60%.

3.3 数据选择

TGD对评价生态毒性数据的可靠性与相关性提供了总体指导。一些毒性试验结果并不是来自ISO或OECD方法，但有足够证据证明其可靠性与相关性，也可以用于制定SSV。为评估土壤生物的毒性效应，TGD推荐毒性测试数据应包括初级生产者(植物)、消费者(如无脊椎动物)和分解者(如微生物)。

3.4 数据归一化

土壤是一类非均质的介质。不同的有机质含量、粘粒含量、pH、含水率都会造成土壤污染物被生物吸收的量的差异，导致不同的观测毒性。TGD推荐在进行毒性试验时，有毒物质是可被生物获得的。TGD也推荐在可能的情况下，将毒性数据进行归一化处理，使在不同土壤条件下获得的毒性数据具有可比性。

3.5 数据外推

基于各单一物种的毒性数据经过外推，用于推导用于保护当地生物的生物多样性的SSV。

(1)当土壤生物毒性数据无法获得时，可采用基于水生毒性的平衡分配法(EqP)。根据现有物质规定(Existing Substances Regulations, ESR)，这种方法为“筛选方法”，可能需要补充使用陆生生物的毒性测试。有证据认为，根据EqP制定SSV并不充分可靠，因此该方法未被纳入ERA(Ecological Risk Assessment)框架。

(2)当只有一组使用土壤生物进行试验的数据可获得时，通常采用较大的评估因子(AF)，以充分保障数据使用的安全性。这意味着所获得的限值并没有充足的试验数据支撑，并且可能低于常用的检测限，因此该方法也未被纳入ERA评价框架。

(3)当生产者、消费者和(或)分解者的数据可获得，PNEC值的计算采用了相应较低的AF值(小于或等于50)，该方法认为是可靠的，可纳入ERA评价框架。

(4)当数据充足时，可采用统计外推方法，或物种敏感度分布SSDs方法。这些方法用于推导PNEC比较可靠，且AF值通常小于等于2。

表6土壤生态筛选值与定值依据

Table 6 Proposed soil screening value (SSVs) and the basis for their derivation

注：1该值用于含有2%有机碳的土壤(土壤中有机质比率为3.5%)，需对不同特性土壤的毒性数据进行标准化转换。2二次毒性的SSV是基于陆地哺乳动物的肾阈值，括号内的值应用于有二次毒性的情景。3通用SSV对某些土壤的保护可能不足，数值可根据场地情况进行调整。括号内的数值是用于pH值为6.5，有机质含量为2%和粘土含量为10%的砂壤。4 AF表示评估因子。SSD表示物种敏感度分布法。

Note: 1 These SSVs were established for soil with 2% organic carbon (equating to 3.5% organic matter, assuming the latter contains 58% carbon). Therefore the predicted environmental concentration (PEC) should be normalized according to the percentage of organic matter in the soil under assessment. 2 The secondary poisoning SSV is based on renal thresholds of terrestrial mammals. The value in brackets should be used where secondary poisoning is suspected. 3 The generic SSV are insufficiently protective for certain soils and should be adjusted to the site-specific conditions. The values in brackets are specific for a sandier soil with a pH of 6.5, an organic matter content of 2 percent and a clay content of 10 percent. 4 AF stands for assessment factor. SSD stands for species sensitivity distribution.

3.6 当前确定的SSVs

英国环保署将根据上述方法确定的PNEC直接作为SSVs。部分SSV是由欧盟推导的(钙、铜、铅、镍、四氯乙烯、甲苯、锌)，其他已获准在ERA框架中使用。

在经过风险评价的物质中，除锌以外，推导的PNEC值都被直接作为SSV值使用。因为欧盟风险评价时采用了微生物数据中微生物敏感性和背景锌水平适应能力之间的一个弱相关性。建议的SSV值虽然采用的是同一套毒性数据，但没有采纳微生物对背景锌水平的适应，以获得更谨慎的取值，如表6所示。

4 讨论(Discussion)

表7对上述3个国家制订土壤生态筛选值的技术要点进行比较，由于地理生态、社会文化、行政法规、标准制定的科学基础等差异使各国基于土壤生态风险的土壤筛选值的制定方法各有特色，导致各国基于土壤生态风险的土壤筛选值名称和筛选值之间存在较大差异。各国针对不同元素的基础研究情况不同，不同国家已有土壤生态筛选值的元素个数差别较大。有些国家在制定土壤生态筛选值时已考虑了土地利用方式，笔者认为由于不同的土地后续利用方式不尽相同，在推导土壤生态筛选值的时候考虑土地利用方式是较为合理的筛选值制定策略。

5 不同国家土壤生态筛选值对我国的启示(References from the ecological soil screening values of different ries for China)

目前，我国基于保护生态环境的土壤筛选值尚未制定，建立适合我国国情的污染土壤生态筛选值和生态风险评估方法体系成为当前的迫切需求。在引进国外成熟的方法体系的同时，根据我国的现实国情对它们进行本土化改进[30-33]。建议当前的土壤生态筛选值制定中应该重点考虑以下内容：

(1) 鉴于我国当前土壤重金属污染隐患凸显，局部地区重金属污染暴发的趋势(如重金属Cd等)，建议重点研究污染地区重金属特定的污染来源、暴露途径[34-36]，保护当地生态敏感受体，针对需要优先控制的污染物质进行土壤生态风险评估方法探索和基础数据的积累，有针对性地制定我国基于生态风险的土壤筛选值和最佳污染应对与管理策略。

(2) 生态筛选值的制定需要大量的土壤生态毒性数据作支撑，因此，不同污染物在我国不同类型土壤中的毒性数据需要更多的基础研究，基础数据的研究工作可为建立我国陆地生态系统毒理数据库奠定基础，制定更加切合实际的区域土壤环境质量标准。

(3) 在积累研究数据和建立理论模型的基础上，可着手研发适合我国的污染土壤生态风险评估系统，实现风险交流和风险管理，推动生态风险评估在特定污染场地/土壤上的应用，指导特定污染场地/土壤修复决策支持系统的建立，服务于基于生态风险评估的土壤环境质量基准预测和标准制定。

(4) 土地具有各种潜在的用途，适合每种土地利用的保护水平也各不相同，可根据不同土地用途对土壤中要保护的物种的百分比进行划分，使得土壤环境管理更加精细化，有针对性地制定我国基于生态风险的土壤筛选值和有效地应对管理策略。

表73个国家制订土壤生态筛选值的技术要点比较

Table 7 Comparison of key technical points for ecological soil screening levels in three ries