基于保護生態的土壤基準值制訂關鍵技術研究
——以美國和澳大利亞為例

鄭麗萍，王國慶,*，李勖之，戚旭東，張亞，閆佳莉，林玉鎖

1. 生態環境部南京環境科學研究所，南京 210042

2. 國家環境保護土壤環境管理與污染控制重點實驗室，南京 210042

3. 江蘇省地質礦產局第一地質大隊，南京 210041

土壤環境基準是指土壤中物理、化學等要素對土壤生物、作物、健康或使用功能不產生不良或有害影響的最大限值或臨界含量[1]。根據不同的保護對象和受體，可分為保護農產品安全、保護人體健康、保護生態受體和保護地下水的土壤環境基準等。土壤基準研究是一項科學性的研究工作，主要體現技術性與科學性，較少考慮經濟和社會因素，而土壤環境質量標準的制訂是在土壤基準研究結果的基礎上，綜合考慮經濟和社會因素后提出的一系列可服務于環境管理的值，二者存在聯系而不完全等同。土壤環境基準是土壤環境質量標準制修訂、土壤環境質量評價和監管的重要科學依據[2-7]，加強土壤基準的研究工作可為我國相關標準的制訂提供數據支持[8-17]。

筆者選取美國和澳大利亞基于保護生態的土壤基準制訂中的關鍵技術進行深入討論，從兩國的制訂策略和關鍵推導方法等方面進行詳細闡述，比對了兩國的基準值制訂技術要點，旨在為我國土壤基準研究提供一定參考。

1 美國土壤生態篩選值制訂的關鍵技術(Key techniques for the formulation of ecological screening levels in the United States)

1.1 關鍵技術1：采用數據打分制獲取推導篩選值的核心數據

土壤生態篩選值(Eco-SSL)由美國環境保護局(United States Environmental Protection Agency, US EPA)制訂[18]，US EPA首先通過一系列嚴格的篩選程序，篩選出可信度較強的文獻數據。其中必須包含土壤理化性質數據，包括土壤pH和有機質百分比。如果土壤pH<4或>8.5，或者土壤有機質含量>10%時，文獻數據不被采納。相關的毒性數據按照4種生態相關評估終點進行總結整理，即繁殖、數量、生長和生理特征。

(1)數據收集

文獻檢索包括紙質文獻檢索和計算機抽象數據庫檢索。基于論文的文獻檢索過程主要包括書目、指導性文件和評論文章的手工審查。其中，檢索過程中需剔除研究內容如藥品、生物制品、污水或者定量構效關系(quantitative structure-activity relationship, QSAR)等的相關文獻[3]。

(2)數據選擇

US EPA設置了10條文獻數據選擇的標準(表1)，并根據所獲取的毒性數據的質量進行相應賦分(2分、1分或0分)[18]。US EPA規定，推導Eco-SSL需要選擇總分18分中得分>10分的數據[18]。生物有效性評分被確定為評分過程的一部分，根據毒性數據所包含的土壤pH和有機質含量信息，對照數據評價第1條生物有效性標準進行相應賦分。美國推導Eco-SSL優先選擇具有較高生物有效性的土壤的毒性數據，采用土壤生物有效性最高(如4≤土壤pH<5、土壤有機質含量<2%)的所有生物毒性數據(20%效應濃度(EC20)、10%效應濃度(EC10)和最大允許毒物濃度(MATC))的幾何平均值計算Eco-SSL，要求數據必須≥3個，如果有效數據<3個，可從土壤生物有效性次高的土壤中(如5.5<土壤pH<7、土壤有機質含量<2%)尋找生物毒性數據(EC20、EC10和MATC)，以上數據尋找過程直到≥3個的時候可以計算Eco-SSL[18-19]。

表1 美國環境保護局(US EPA)評價植物和土壤無脊椎動物毒性數據的標準

1.2 關鍵技術2：美國的Eco-SSL制訂未考慮土壤微生物過程，但考慮了對野生生物的保護

美國的Eco-SSL的保護對象主要考慮了植物、土壤無脊椎動物和野生動物(鳥類和哺乳動物)，但未考慮土壤微生物過程。根據US EPA生態篩選值制訂導則[20]，美國的Eco-SSL不考慮土壤微生物過程的主要原因歸納為以下3點：(1)Eco-SSL的制訂是為了支撐美國超級基金(Superfund)場地的風險管理決策，這些場地污染程度較高，污染物對生態的風險應優先考慮對環境具有重大意義且營養級別更高的生物體(即植物、無脊椎動物和野生動物)；(2)由于數量規模、功能冗余和環境復雜性等因素的條件差異，實驗室微生物生態毒理學研究是否適合自然環境尚存在不確定性，研究結果對美國超級基金場地的污染相關性無法確定；(3)微生物生態毒理學常用的測試終點有微生物數量、群落結構、呼吸作用和酶活性等，這些指標對溫度、水分、氧氣和許多其他非污染因素的環境變化具有較高的響應能力，閾值變化范圍較大，存在地域性差異。植物、土壤無脊椎動物和陸地野生動物對污染物的響應閾值通常受環境影響變化很小，而微生物的反應通常會受到測試條件的極大影響。基于上述3點原因，US EPA未考慮采用微生物過程推導Eco-SSL[20]。

美國推導保護野生生物的Eco-SSL采用了野生生物風險模型[18,21-27]。野生生物受體主要通過2個暴露途徑接觸土壤污染物：(1)進食時偶然攝入土壤；(2)攝入富集了土壤污染物的食物[21-27]。通過這2種途徑計算土壤篩選值的公式為：

式中：HQj為污染物j的危險商值；Soilj為土壤中污染物j的濃度(mg·kg-1)；FIR為食物攝入量(kg food (dry weight)·kg-1(wet weight)·d-1)；Ps為食物中攝入土壤的比例；Bij為污染物j在生物i體內的濃度(mg·kg-1)；TRVj為毒性參考值(mg·kg-1BW·d-1)；不同食物(生物)i中污染物j的濃度Bij可以根據土壤中該污染物的濃度Soilj按照以下方法進行估測：

方法1：Bij=BAFij×Soilj(常數法)

方法2：ln(Bij)=Iij+Sij×ln(Soilj) (對數線性法)

方法3：Bij=Iij+Sij×Soilj(線性法)

式中：Bij為污染物j在食物i中的濃度(i可以為植物、蚯蚓或小型哺乳動物)(mg·kg-1)；BAFij為污染物j在生物i體內的生物富集系數；Iij為污染物j在生物i體內的生物累積模型的截距；Sij為污染物j在生物i體內的生物累積模型的斜率。

在涉及100%食用小型哺乳動物的捕食者時，目前尚無足夠的數據可將土壤污染物濃度與小型哺乳動物組織中的污染物濃度直接建立關系。在此情況下，需根據以下模型計算Bij。

方法4：Bij=Cdiet×BAFdm

方法5：ln(Bij)=Iij+Sij×ln(Cdiet)

方法6：Bij=Iij+Sij×Cdiet

式中：Bij為食物i中污染物j的濃度(i為小型哺乳動物)(mg·kg-1)；Cdiet為根據方法1、2或3得出的小型哺乳動物的食物中污染物j的濃度(mg·kg-1)，默認食物為100%蚯蚓；BAFdm為污染物j在哺乳動物或鳥類中的生物富集系數；Iij為污染物j在生物i體內的生物累積模型的截距；Sij為污染物j在生物i體內的生物累積模型的斜率。

1.3 關鍵技術3：美國的Eco-SSL定位為場地初步篩查，不作為保護生態的土壤修復目標值

Eco-SSL用于場地初步篩查判斷污染物對土壤的生態風險，從生態風險角度初步對土壤污染物進行篩選，在特殊場地需根據特定導則[28-33]進行詳細生態風險評估，進一步確定特定潛在污染物(contaminants of potential concern, COPCs)的環境風險。US EPA在指導文件[18, 28]中明確指出，Eco-SSLs不可用作清潔修復目標值，也不能將其修改后用作聯邦清潔修復標準。US EPA強調土壤Eco-SSL用于指導識別可能對陸生生態受體產生不可接受風險的污染物，不能替代US EPA現有的法規或規章，它對US EPA、美國各州或監管社區不具有法律約束力[18]。

土壤Eco-SSL制訂通用方法包括4個步驟[18]：(1)進行文獻檢索；(2)篩選確定需要排除和可接受的文獻；(3)提取文獻毒理數據并對數據進行評分，得出適用于推導Eco-SSL的毒理數據；(4)推導得出篩選值。這些程序被確定為Eco-SSL推導的標準操作程序[18, 32-33]。目前美國已制訂的土壤Eco-SSL如表2所示。

表2 美國生態土壤篩選值(Eco-SSL)[18-25]

2 澳大利亞土壤生態調查值制訂的關鍵技術(Key techniques for the formulation of ecological investigation levels in Australia)

2.1 關鍵技術1：澳大利亞土壤生態調查值的制訂考慮了土壤背景值

澳大利亞基于保護生態的土壤基準值在該國被叫做生態調查值(ecological investigation levels, EILs)，該推導方法關鍵是規定了用來推導EILs的數據必須是外源添加到土壤中以引起毒性的污染物含量，不可使用野外污染土壤的生物毒性數據[34-36]。當使用這些毒性數據時，結果值稱為添加污染物水平(added contaminant level, ACL)。由于土壤中某些元素本身存在背景值，澳大利亞在制訂土壤EILs的時候考慮了土壤背景值的因素，在ACL中加入一個被調查土壤的環境背景值(ambient background concentration, ABC)來計算EILs[36]，表達公式為：

EILs=ACL+ABC

式中：EILs為生態調查值；ACL為添加污染物水平；ABC為土壤環境背景值。澳大利亞的EILs的推導方法如圖1所示。

圖1 澳大利亞土壤生態調查值(EILs)的推導方法示意圖

2.2 關鍵技術2：使用土壤理化性質計算特定土壤的ACL

澳大利亞使用了包含土壤的理化性質(pH、陽離子交換量和粘土含量)多元模型用于計算特定土壤的ACL。在這種方法中，不同理化性質的土壤具有不同的污染物EIL，而不是每種污染物的只有一個通用EIL值，即每種污染物的EIL值不唯一[36-41]。

ACL適用于三價鉻(Cr(Ⅲ))、銅(Cu)、鎳(Ni)和鋅(Zn)，用于特定土壤的EIL測定。特定區域土壤推導Cr(Ⅲ)、Cu、Ni和Zn的EILs時需測定的土壤理化參數如表3所示[36]。

表3 特定區域土壤推導Cr(Ⅲ)、Cu、Ni和Zn的ACL時需測定的土壤理化參數

由于澳大利亞沒有足夠的數據和相關模型支撐推導砷(As)、滴滴涕、鉛(Pb)和萘的特定區域土壤ACL，As、滴滴涕、Pb和萘的EILs為唯一的土壤通用值。

2.3 關鍵技術3：使用數據歸一化模型對毒性數據進行校正

由于土壤的異質性，澳大利亞采用了數據歸一化的方法對不同土壤的生物毒性數據進行校正，使用校正過的數據通過物質敏感性分布(SSD)法推導EILs。該國導則中納入了不同研究團隊開發的土壤與生物毒性關系的經驗模型。經驗模型利用土壤的物理化學性質(例如土壤pH值和有機碳含量)預測單一污染物對單一物種的毒性。通過使用歸一化關系方程表達土壤特性對毒性數據的影響，以此來使毒性數據反映試驗物種的固有敏感性。例如導則在推導土壤中Zn的EILs時，列出了文獻所報道的7種Zn毒性的經驗模型[37-38](表4)。其中，3種經驗模型與植物有關，2種與微生物功能有關，2種與土壤無脊椎動物有關。

該導則中的Zn利用不同歸一化方程表征土壤理化性質對生物毒性數據的影響，所得到的毒性數據可反映試驗物種的內在敏感性。Zn對不同生物物種的生物毒性數據按照表4的經驗模型被歸一到澳大利亞標準土壤的生物毒性數據，澳大利亞規定本國的標準土壤理化參數如表5所示[38]。

表4 Zn對土壤無脊椎動物、土壤過程和植物毒性的歸一化模型[38]

表5 澳大利亞標準土壤理化參數

2.4 關鍵技術4：根據不同用地類型確定物種保護水平

澳大利亞為3種用地方式設置開發了EILs：(1)具有生態價值的地區；(2)城市住宅區和公共區域；(3)商業和工業用地。EILs不適用于農用地土壤，農用地土壤需要評估污染物對植物的毒性、植物污染物吸收富集和土壤類型等因素[36]。

一般土地使用設置的保護級別為：具有生態價值的地區物種保護水平為99%；城市住宅區和公共開放空間物種保護水平為80%；商業和工業用地的物種保護水平為60%。當污染物存在生物放大效應時，保護水平將相應增加5%[36,39-41]。

EILs在土壤的適用深度為地面以下2 m，地面以下2 m為大多數生物物種的根系區和生物居住區。干旱地區的生物物種的根滲透率可能更大，具體考慮可能應用到地表以下3 m[36-37]。

3 討論(Discussion)

對上述2個國家制訂基于保護生態的土壤基準值的技術要點進行比較，結果如表6所示，由表6可知，兩國的基準名稱、保護對象和毒理數據處理措施等有一定差異，這與各國的具體制定策略有密切關聯，有些國家在制定土壤基準值時已考慮了土地利用方式[36-38,42-46]。筆者認為由于不同的土地后續利用方式存在差異，在推導土壤基準值的時候建議考慮土地利用方式的差別。同時，毒理數據的選擇與甄別直接關系到基準值制訂的科學性、合理性，建議借鑒各國對毒理數據的篩選方法對數據進行科學選擇。

表6 美國和澳大利亞制訂保護生態受體的土壤基準值技術要點比較

兩國的土壤環境基準值制訂技術方法各有其優勢，但也存在一定的局限性，筆者就本文研究的美國與澳大利亞土壤基準的技術方法提出3點建議與意見。

(1)美國對于數據的打分制優先選擇生物有效性高的土壤，未體現土壤理化性質的差異性

美國推導Eco-SSL優先選擇具有較高生物有效性的土壤的毒性數據，采用土壤生物有效性最高(如4≤土壤pH<5、土壤有機質<2%)的所有生物毒性數據的幾何平均值計算Eco-SSL，如果有效數據少于3個，可從土壤生物有效性次高的土壤中(如5.5<土壤pH<7、土壤有機質<2%)尋找生物毒性數據。此類推導方法會導致所推導的土壤基準是基于生物有效性較高的土壤毒性數據獲得，生物有效性低的土壤未有相應的土壤基準值。

我國幅員遼闊，由于地域的差異，不同省份的土壤理化性質差異明顯[47-52]，如果采用美國的生物毒性數據打分制，某些土壤生物有效性低的省份的土壤毒性數據不會被納入基準值制訂基礎毒性數據的考慮范疇，導致所推導的基準值較為嚴格，如果在我國北方土壤生物有效性低的地區按照此基準值參照執行環境管理，可能造成“過保護”的情況，因此，建議因地制宜，分區域制訂土壤環境基準。如我國《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準》(GB15618—2018)[5]采用了分4檔pH(pH<5.5，5.5≤pH<6.5，6.5≤pH<7.5，pH>7.5)分別制訂了我國的農用地土壤篩選值[5]，筆者建議我國的基準研究應借鑒農用地標準的制訂經驗開展相應的基準研究工作，分區域進行土壤基準的針對性研究。

(2)澳大利亞采納本國不同團隊開發的經驗模型存在一定的限制性和不確定性

澳大利亞在其EILs制訂過程中，采用了本國研發團隊所開發的經驗模型，納入了針對土壤理化性質制訂不唯一的EILs，其方法值得我國學者參考與借鑒。但其模型涵蓋的生物物種相對有限，導致生物毒性數據使用模型的歸一化后結果存在一定的不確定性；使用包含土壤理化參數的經驗模型，模型本身存在一定的不確定因素。使用經驗模型進行生物毒性數據校正，可能與實際土壤生物毒性試驗結果有所偏差，高估或者低估化學物質在不同土壤中的毒性，建議對不同開發團隊的經驗模型進行科學的甄別與采用。

(3)建議我國針對本國的土壤生物毒性數據進行集成，形成共享數據平臺，為土壤基準研究提供高質量的基礎生物毒性數據

我國針對土壤生態毒理已開展了大量基礎科研工作[7-17,47-53]，相關研究成果發表在國內外期刊，可在中國知網、Web of Science等國內外相關數據庫進行查閱。建議我國參考ECOTOX的數據收錄方法整理我國已發表的陸生生物毒性數據，對我國的土壤生物毒性數據進行集成，利用大數據、云計算等數據處理技術建立中國生態毒性數據平臺[52-53]，為我國土壤基準研究提供高質量的土壤基礎生物毒性數據支持。