2. 南京国环环境研究院有限公司, 江苏 南京 210042
2. Nanjing Guohuan Institute of Environmental Research Co., Ltd., Nanjing 210042, China
环境基准是国际环境保护科研的前沿领域, 也是环境化学、生物学、生物毒理学、流行病学和风险评估等多学科的综合集成。环境基准按照环境介质的不同可分为水环境基准、土壤环境基准和空气环境基准。其中, 土壤环境基准根据保护对象的不同可以分为保护生态安全、保护人体健康、保护农产品安全等土壤环境基准。土壤环境基准是基于大量科学数据和研究成果, 经过一套严格的方法和程序推导出来的, 是制订土壤环境质量标准的基础, 也是进行土壤环境质量评价、环境风险评价、环境损害鉴定评估和土壤环境管理以及制订相关政策、法律法规的重要依据, 对国家环境安全和社会经济可持续发展具有重要的战略意义。国际社会已将环境基准研究作为反映一个国家环境科学水平的标志之一, 欧美等国相继根据国家环境基准管理的需求发布了指导性土壤环境质量基准或标准。
相对于发达国家, 由于我国土壤环境介质复杂多样, 土壤环境基准基础研究薄弱, 土壤环境质量标准的修订和体系建立速度相对缓慢。在生态文明建设的新时期, 我国对土壤环境质量标准的修订范围和修订速度提出了更高要求, 面对这一要求, 开展土壤环境基准研究将有效减少土壤环境质量标准建立及修订过程中的工作量, 大大提高我国土壤环境质量标准的修订速度, 更有利于实现对土壤环境质量的全面系统管理。
1 我国已有的与土壤铅含量相关的标准或导则各地根据土壤环境安全管理的需要, 在过去十年内相继制定出台了相关地方法规和配套技术标准。笔者调研了包括HJ/T 332—2006《食用农产品产地环境质量评价标准》[1]、HJ/T 333—2006《温室蔬菜产地环境质量评价标准》[2]、DB11/T 656—2009《场地环境评价导则》[3]、DB11/T 811—2011《场地土壤环境风险评价筛选值》[4]、DB33/T 892—2013《污染场地风险评估技术导则》[5]、DB44/T 1415—2014《土壤重金属风险评价筛选值珠江三角洲》[6]、DB50/T 723—2016《场地土壤环境风险评估筛选值》[7]、GB 36600—2018《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》[8]和GB 15618—2018《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)》[9]等12个国内已公布的与土壤铅含量有关的标准、导则及土壤铅含量筛选值, 发现这些标准以保护人体健康为主, 少部分是为了保护农产品安全, 铅的推荐值范围为50~1 200 mg·kg-1, 标准研究基于的模型和方法也各不相同。
近年来, 国家高度重视环境基准研究, 在2005年《国务院关于落实科学发展观加强环境保护的决定》(国发〔2005〕39号)明确提出了“科学确定基准”的国家目标。2016年国务院印发的《土壤污染防治行动计划》进一步强调了土壤环境基准研究的重要性。我国学者在土壤环境基准方面做了很多工作, 但所用研究方法基本上是参考借鉴国外发达国家, 研究成果仅体现在发表的文献、出版的书籍以及一些项目的研究报告中, 无论是在方法的应用上, 还是在方法的适用性方面, 仍有一些问题不明确, 缺乏一定的科学性, 土壤环境基准研究的滞后已成为制约我国土壤环境标准科学性、环境有效管理和民生保障行动的瓶颈[10]。
2 铅的人体健康土壤环境基准研究现状 2.1 国外研究现状美国在1991年就已经开展了土壤环境基准研究, 是较早进行人体健康土壤环境基准研究的国家。1996年美国环境保护署(EPA)正式发布《土壤筛选导则:用户指引》和《土壤筛选导则:技术背景文件》, 根据人体健康风险评估外推得到人体健康土壤环境基准值。2017年6月美国EPA发布的区域筛选值中, 铅及其化合物在住宅和公共用地方式下的筛选值为400 mg·kg-1, 商业和工业用地方式下的筛选值为800 mg·kg-1。加拿大的土壤环境基准研究最早始于1989年, 于1991年正式发布《加拿大污染场地环境质量暂行基准》, 根据人体健康风险评估方法制定了包含26种污染物的人体健康土壤筛选质量基准, 1996年分别制定了保护生态和人体健康的土壤质量指导值, 取两者中的最小值作为最终的综合性土壤质量指导值, 并在2006年对土壤质量指导值进行更新和完善, 发布了《保护环境和人体健康的土壤质量制订方法》, 其中, 住宅和公共用地方式下的铅土壤指导值为140 mg·kg-1, 工业和商业用地方式下的铅土壤指导值为600 mg·kg-1。英国环境署在2002年根据“污染场地暴露评估模型”外推不同用地方式下的土壤环境基准值, 将其作为土壤指导值直接发布, 并于2009年将新开发的污染场地暴露评价模型及相应软件用于修订和补充土壤质量指导值。荷兰政府在1994年对《土壤保护法》进行了修订, 提出了基于风险的土壤目标值和干预值, 荷兰住宅和公共用地方式下的铅土壤目标值为530 mg·kg-1。总体来讲, 欧美国家均制定了人体健康土壤环境基准, 并且在制定人体健康土壤环境基准后又先后制定了生态系统与水体土壤环境基准值, 其中, 土壤环境铅的住宅类用地指导值范围为25.00~1 200.0 mg·kg-1, 工商业类用地指导值范围为25.00~2 500 mg·kg-1。
2.2 主要技术要点 2.2.1 人体健康风险评估人体健康风险评估法主要原理是美国科学院提出的环境健康风险评价理念, 包括危害识别、毒性分析、暴露评估和风险评估。在危害识别阶段, 通过收集化学物质的物理化学及流行病学资料等, 分析化学物质特性和化学物质向环境中的排放数据, 认知危险的存在并确定污染物特性; 在毒性分析阶段, 对污染物质暴露产生的危害或疾病类型(致癌、非致癌)及污染物质剂量-效应关系进行针对性的数据搜集与分析; 在暴露评估阶段, 通过对不同暴露途径下, 污染物迁移和危害人体的可能性进行分析, 定量评估污染物质的暴露量, 量化暴露风险。风险评估是描述和量化可能对人类健康造成危害的化学品或物理制剂潜在负面影响的过程, 包括污染物的迁移途径以及主要暴露情景和暴露模型的鉴定, 最终确定污染物质对敏感人群暴露量。
2.2.1.1 风险评估方法传统的风险评估方法是无观测-效应水平(NOAEL)方法, 采用该方法可建立NOAEL, 并通过不确定系数来解释物种间差异和个体间差异。但该方法没有考虑剂量-效应曲线模型, 也没有适当数据的变化, 并且随着样本数量的减少NOAEL有增加趋势, 使用起来有一定限制[11]。为了弥补NOAEL方法使用中的不足, DOURSON等[12]提出了基准剂量(BMD)法, 这是一种比NOAEL方法更强大的确定毒理学定量风险评估参考剂量的方法。BMD法将数学模型与研究中的所有剂量-响应数据相匹配, 加入更多的生物信息, 将基准剂量的下限作为可接受的人类暴露水平, 加大了人体健康的保护力度, 并增加了统计不确定性分析, BMD法已经成为目前人体健康风险评估中优先选用的方法[13]。
2.2.1.2 敏感人群和评估模型的选择儿童对铅的吸收效率高达30%~75%, 中毒几率远高于成年人, 胎儿血脑屏障发育不全, 具有铅高通透性, 这两个时期最易受到伤害[14]；因此在研究铅对人体健康的危害时常将孕妇和儿童作为最易受到伤害的敏感人群。
由于铅对儿童认知能力和神经系统的强烈毒性, 即使是低于100 μg·L-1, 也会对儿童智力产生不良影响。人们认为不存在允许铅暴露量最低限值的安全水平, 因此在对铅污染毒性进行评价时不再采用参考剂量和参考浓度方法, 转而采用基于受体血铅浓度水平的方法[15-16]。欧美等发达国家在铅暴露环境风险评估方面运用较为成熟的4种模型分别为O′Flaherty模型、Leggett模型(又称ICRP模型)、综合暴露吸收生物动力学模型(IEUBK)和成人血铅模型(ALM)[17]。O′Flaherty模型和Leggett模型适用于短时间的急性铅暴露, 而IEUBK模型和ALM模型适用于长时间、连续的慢性铅暴露, 且IEUBK模型以儿童的行为特点为基础, 构建了多项自填暴露参数, 可以更准确地计算儿童铅暴露量和有效地预测儿童血铅水平, 目前国际上使用最广泛的模型也是IEUBK模型和ALM模型[18]。
2.2.2 生物有效性世界各地土壤环境质量标准大多是基于土壤污染物总量, 并没有充分考虑土壤性质(pH、有机质、CEC等)对生态受体吸收污染物的影响[19-20]。土壤污染物总量并不能反映其在土壤中的行为和潜在危害, 其毒性在更大程度上取决于污染物在土壤中的活性和生物有效性[21]。铅在特定介质中的生物有效性可以用绝对生物有效性(ABA)或相对生物有效性(RBA)来表示。铅的生物有效性是反映环境中铅被人体吸收程度的重要参数, 也是影响铅对人体健康危害风险评估的重要参数。在IEUBK模型中, 默认铅在土壤中的RBA为60%[22]。
大多数污染物经口摄入毒性值是根据毒性作用的发生与摄入污染物量之间的经验关系计算得到的；但由于动物体内重金属RBA的测量相对缓慢, 且价格昂贵, 许多科学家都在研究开发估算土壤或类似土壤中重金属RBA的更快、成本更低的体外替代实验。美国EPA 2007年发布的OSWER 9285.7-77[23]总结了美国EPA 8区的科学家利用体内和体外技术测量各种土壤和土壤类实验材料中铅的RBA的一系列研究成果。研究结果表明, 实验所用19种测试土壤的体外实验铅生物有效性与体内实验铅生物有效性有良好的相关性, 但结果的适用范围还需要更多的测试土壤来补充; 铅的体内RBA在不同类型土壤之间有明显差异。因此, 在进行人体健康风险评估时, 条件允许的情况下建议首先开展土壤环境中铅体内或体外生物有效性研究, 使IEUBK模型中的RBA值进一步精确化。
2.3 国内研究现状ALM模型主要用于满足对非居住区暴露环境下成人血铅风险科学防御措施的实际需求。IEUBK模型运用统计学方法将环境铅暴露和血铅联系起来, 采用暴露、吸收、生物动力学和概率分布4个模块预测儿童血铅水平。国内已有相关学者基于IEUBK模型和ALM模型进行人体健康风险评价, 并公开发表了不少基于人体健康的土壤环境基准值。
张红振等[24]收集国内现有资料, 采用IEUBK模型和ALM模型, 基于儿童血铅含量推导的居住用地土壤环境铅基准值为282 mg·kg-1, 基于妇女血铅含量推导的工业/商业用地土壤环境铅基准值为627 mg·kg-1, 略低于美国。杨彦等[25]、李灿等[26]也都基于IEUBK模型和ALM模型分别进行研究, 推导的住宅区、工业区或商业区土壤铅基准值与张红振等[24]的研究结果基本相符。徐松[27]通过比较模型预测值和观察值之间的差异, 发现IEUBK模型预测值与实测值之间存在一定差异, 提示该模型在我国广泛应用之前需要通过大量实验来优化模型和本土化模型参数。
我国学者所报道的IEUBK模型预测值与实际观测值之间存在差异主要有两个原因:模型外部参数的选取和模型内部参数的选取。模型外部参数:由于我国尚未建立标准参数体系, 模型预测所需要的相关参数只能根据相关文献或EPA提供的模型默认参数来计算。模型内部参数:由于我国儿童环境暴露参数基础研究相对薄弱, IEUBK模型的生物动力学部分主要以欧美儿童的生理数据为基础, 循环运算综合得出儿童血铅含量。对模型参数的敏感性分析发现, 美国儿童的饮食结构和生活习惯与我国儿童存在较大差异, 我国儿童平均铅暴露量明显高于发达国家, 且暴露场景与欧美发达国家有明显不同。美国儿童铅暴露主要来源于室内空气和地板灰尘[28], 而我国儿童每天由手-口接触摄入的土壤铅量>灰尘铅量>吸入空气铅量[29]; 我国儿童每日饮食摄入铅量的估计值(10~25 μg·d-1)与欧美发达国家(2~7 μg·d-1)[30]相比也有较大差异。以上问题限制了模型在我国的推广应用, 目前我国学者对IEUBK模型和ALM模型的研究仍处于模型的优化和模型参数本土化阶段。
3 铅的生态安全土壤环境基准研究现状 3.1 国外研究现状保护生态受体土壤环境基准旨在保护土壤中或与土壤相关的生态受体(如植物/作物、土壤无脊椎动物、土壤微生物活性和代谢过程、野生动物等)不会因暴露于土壤污染物而产生显著的健康风险[31]。制定生态安全土壤环境基准主要包括文献数据的收集和评价、数据的选择、土壤生态基准的计算和基准值的验证4个部分[10]。虽然基准值制定步骤基本类似, 但是不同国家在制定基准时所关注的生态受体、文献数据的筛选原则、测试的终点、生态毒性数据库、保护的水平和数据外推使用的具体方法不同, 得出的生态基准值相差较大, 甚至达到几个数量级上的差异。
美国EPA在2003年以植物、土壤无脊椎动物、哺乳动物和鸟类为生态受体, 推导植物和土壤无脊椎动物的直接暴露途径的风险阈值, 鸟类、哺乳动物食物链暴露途径的风险阈值, 取两者中的低值作为土壤生态筛选值, 其中, 铅生态筛选值为11 mg·kg-1。英国基于物种敏感性分布法(SSD), 以保护生态物种和重要生态功能为目的推导的基于生态风险的铅土壤筛选值为167.9 mg·kg-1。加拿大环境部长委员会在1996年制订了《保护生态的土壤质量指导值》(2006年修订), 考虑了包括土壤接触、摄入等11个暴露途径, 以每种土地利用方式下所有暴露途径的土壤质量指导值的最小值作为该种土地利用的保护生态环境的土壤质量指导值, 其中, 铅的土壤指导值推荐为70 mg·kg-1。荷兰住房、空间规划和环境部应用基于风险的方法建立了基准土壤〔w(有机质)和w(黏粒)分别为10%和25%〕, 利用SSD法选择95%的物种保护水平作为目标值, 以50%的生态物种和微生物过程受到影响作为干预值, 铅的生态风险临界干预值推荐为540 mg·kg-1。德国、丹麦、西班牙、瑞典和比利时等10多个国家已经制定或正在制定土壤生态基准值[32]。
3.2 主要技术要点 3.2.1 关注的主要问题构建生态安全土壤环境基准值所关注的问题主要有以下几点[33]:(1)筛选值的功能定位:筛选值功能定位主要由国家政策决定, 大部分国家的筛选值仅用于污染物筛选, 也有少数国家的筛选值是为了防止土地将来发生污染而制定的。(2)生态系统的保护水平:不同国家根据国情和国家环境管理政策的需要设置生态保护水平。(3)物种的代表性:目前国际上应用比较广泛的生物实验方法涉及的物种主要包括土壤无脊椎动物(蚯蚓、线蚓、线虫和昆虫)、植物、土壤微生物及其生态过程。(4)毒性终点与毒性参数的选择标准:毒性终点与毒性参数的选择不仅受国家政策的影响, 也与数据外推方法有关, 大部分国家优先选用亚致死毒性或慢性毒性数据, 数据缺乏情况下也会考虑使用致死和急性毒性数据。(5)土壤污染物的二次毒性问题:不同国家对土壤污染物二次毒性问题考虑的角度各有不同, 主要有4种做法。①完全不考虑二次毒性问题; ②除了为土壤生物构建生态基准外, 使用直接毒性数据单独为高营养级陆地脊椎动物构建一套生态基准值; ③先使用直接的毒性数据分别推导保护不同生态受体的基准, 最后再统一协调为一个单一的基准值; ④也有针对特定食物链构建摄取模型, 并将推导结果与土壤生物的直接接触毒性数据进行组合, 共同用于推导土壤生态筛选值。(6)外推方法的选择与应用:目前国际上普遍使用的方法主要有基于分布的方法、评价因子法和平衡分配法3种。具体使用哪种外推方法需要根据生态毒性数据所属受体营养级数量的多少、生态毒理数据的毒性终点等情况来选择。(7)背景值浓度:一般情况下不考虑背景浓度, 只有在根据实验室毒性数据推算出来的基准值低于背景浓度时才会考虑背景浓度。通常是直接将背景值作为基准值, 也可以采用效应数据外推结合额外添加土壤背景值的方法构建铅的土壤生态基准值。(8)土壤性质变异与污染物生物有效性:土壤中污染物尤其是重金属对生物毒性的大小取决于其生物有效性[34], 土壤理化性质是影响生物有效性的关键因素; 各国在处理土壤理化性质产生的差异时采用的方法不同, 欧盟委员会和荷兰采用标准土壤法, 也有许多国家直接将污染物的生物有效性假定为100%, 但这样制定出来的基准值往往比较保守。
3.2.2 毒性数据的外推毒性数据外推过程是制订土壤生态基准值的重要步骤, 外推方法包括基于分布的方法、评价因子法和平衡分配法3种, 根据数据量的不同选择不同的外推方法。
当有足够的毒性效应数据〔通常指有10~15个以上, 包含至少8个不同生物种类的无可观察效应浓度(NOEC)〕可采用基于分布的方法。该方法是目前国际上最受欢迎的方法, 既充分利用了现有的毒性数据, 又可用于计算特定效应值的置信范围, 也便于评估人员快速识别最为敏感的物种。基于分布的方法又分为排序分布法和SSD法。排序分布法是将在污染土壤上观测到的生物受体最低效应浓度(LOECs)按从小到大的顺序排列, 然后以人为确定的百分位(如10%)所在的浓度作为预测无效应浓度。SSD方法假设从整个生态系统中随机选取物种并获得毒性数据, 且假设生态系统中不同物种的毒性数据符合一定概率函数(即物种敏感度分布)。SSD方法采用统计方法, 不需要采用最保守估计和人为设定安全因子的方法, 而且可以对所估计的生态风险进行不确定性分析, 并给出一个不可接受生态效应发生的概率范围。SSD方法已经被多个国家和生态机构确立为生态风险评价的主要方法。
若毒性数据的生物种类和营养级别单一, 且数据量不足10个, 可以采用半数致死浓度(LC50)或50%效应浓度(EC50)或NOEC除以评价因子(AF)的方法获得预测无效应浓度。评价因子法较为简单, 瑞典和挪威在制订土壤生态基准时应用的就是此方法。评价因子法并不是完全基于生态毒理学的研究结果, 而是基于预防原则并结合数学方法, 且陆地生态系统的AF值是完全从水生态系统中借用的, 因此存在着很大的不确定性。评价因子法的特点是方法和过程比较透明, 使用历史比较长, 相对比较成熟; 其最大的缺点是评价因子的选择比较粗放, 有效性验证困难。
平衡分配法是在陆地毒性数据严重或完全缺失的情况下运用水质质量基准数据推导土壤环境基准的方法。该方法假定污染物只通过土壤孔隙水暴露, 按照污染物在土壤固体和土壤孔隙水之间的平衡分配理论进行数据转换后建立土壤生态基准值, 主要应用于非极性/疏水性有机物的沉积物土壤环境基准的推导和制订。该方法并不能代表土壤污染物的真实暴露情景, 是在不得已的情况下(仅掌握水生生态毒性数据)才会采用的方法。
3.3 国内研究现状我国在生态安全土壤环境基准方面已有一些研究, 但主要集中于不同场地铅污染调查与污染等级评价研究, 土壤重金属污染生态风险评价的理论与技术研究相对薄弱, 针对我国土壤类型开展的较为系统的土壤生态毒理学研究更少。近年来, 我国学者在污染土壤的生态毒理方面的研究不断深入, 并努力尝试制定生态安全铅土壤环境基准[35]。
李波等[36]通过广泛采集17种代表性的中国土壤及不同灵敏性的测试生物进行了规范的生物测试, 获得了大量可靠的毒理学数据。陈苏等[37]通过研究铅胁迫对土壤脲酶活性的影响, 确定了土壤脲酶在不同抑制率条件下铅的土壤环境基准值。王晓南等[38]通过生态毒理学实验和搜集本土物种文献数据, 基于SSD法计算保定潮土中保护陆生植物、无脊椎动物铅的土壤环境基准值范围为31.7~158.3 mg·kg-1。郑丽萍等[32]收集了包括植物、动物和微生物在内的27个物种的生态毒性数据〔毒性终点为NOEC或10%效应浓度(EC10)〕, 通过SSD法外推基于95%保护水平的铅的土壤环境基准值为80.5 mg·kg-1。与其他国家相比, 我国研究者推算的保护生态的重金属铅土壤环境基准值高于美国的生态筛选值, 与加拿大的土壤指导值最为接近, 比荷兰的生态风险值更为保守, 总体来说处于中等偏保守水平。
4 铅的农产品安全土壤环境基准研究现状 4.1 国外研究现状农产品安全土壤环境基准是以保障食用农产品安全为目的制定的土壤环境基准。虽然很多发达国家和地区在制定人体健康和生态安全土壤环境基准时都考虑了不同用地方式, 但是基于农业用地或类似用地方式的土壤环境基准的研究不多。调研国外发达国家制订土壤环境基准现状发现, 美国、英国和加拿大并没有单独制定农产品安全土壤环境基准, 而是在制定土壤环境基准时考虑了农产品暴露途径或增加农业用地方式。
4.2 主要技术要点推导农产品安全土壤环境基准的技术关键是进行老化归一化、土壤性质归一化以及毒性数据的外推。(1)理想情况下, 推导土壤污染物环境基准应建立在具有不同土壤性质以及一系列污染物浓度范围的田间实际污染土壤基础上, 但现实中几乎不可能[39]。因此, 科学家们通常应用外源添加污染物的方法推导土壤污染物环境基准[40]。加入土壤中的污染物生物有效性会因扩散、成核/沉淀及与土壤中固相成分形成配合物、分解等过程而显著降低[41], 因此, 需要利用老化模型将不同来源的土壤污染物富集数据进行归一化, 以便将从实验室获得的结果外推到田间条件, 将实验室内的短期实验结果校正到一定老化时间的值。(2)建立不同食用作物对各污染物的富集系数数据库是推导农产品安全土壤环境基准值的技术关键。作物对污染物的吸收富集除了与该污染物在土壤中的含量及其对作物的有效性有关外[42], 还与作物种类及土壤性质等因素有关[43]。在土壤环境基准制定过程中, 需利用生物有效性预测模型对来自于不同土壤性质的富集数据进行归一化, 以消除土壤性质差异所引起的污染物毒性差异, 提高土壤环境基准的准确性。一元回归对数线性模型在用于预测土壤农作物中污染物含量时只涉及土壤中污染物总量, 不涉及土壤性质[44-45]; 张红振等[46]在前述研究的基础上增加了土壤pH值, 建立多元回归模型, 该模型具有更好的预测能力; BRUS等[47]通过简化土壤性质与富集系数间的关系, 运用多元线性回归模型将富集系数与显著影响作物对污染物吸收的因子(土壤pH、有机质含量)等进行线性回归分析并建立经验模型, 依据土壤性质较好地预测了污染物的富集系数, 并通过对比发现包含多种土壤性质的回归模型的预测精确度更高; BRUS等[47]利用多元回归分析建立的Freundlich扩展方程适用性强, 并可将基于某种作物的富集系数模型外推到其他农作物, 是目前最为优化的生物有效性模型。(3)毒性数据的外推方法与生态安全土壤环境基准毒性数据外推方法相似, 运用的主要方法是物种敏感性分布法。
4.3 国内研究现状我国早在20世纪80年代末和90年代初就提出了采用作物生态效应方法、土壤环境背景值方法和食品卫生标准反推法开展土壤环境质量的赋值研究。重金属通过污染土壤进入农产品并不断积累, 最终由食物链进入人体, 危害人体健康。近期出现的土壤铅含量不超标而农产品铅含量严重超标的情况, 表明现行的土壤铅含量标准已经不能有效保护农产品安全, 需要更深入地研究土壤环境中重金属铅对农产品安全的影响, 进一步从农产品安全角度出发制订农产品安全土壤环境基准[48]。
我国在农作物吸收富集土壤污染物的研究中, 逐渐积累了一批基础数据和资料。MA等[41]研究推导了铜在欧洲土壤的老化效应, 在老化模型研究中利用同位素稀释技术确定添加到土壤中外源重金属经过长时间老化后的活性变化, 获得了以老化时间和土壤pH为参数的老化因子计算模型, 并将其成功应用于土壤锌、镍[49]和钴[50]的老化研究。宋静等[51]以植物、微生物和土壤动物(蚯蚓、跳虫等)为关注受体, 开展典型污染物的室内和田间毒性试验, 获取污染物剂量-效应关系, 并尝试采用生态风险评估方法推导典型区域农田土壤环境质量基准; 王小庆[52]基于SSD法并结合铜和镍的毒性预测模型, 利用来源于中国土壤的铜、镍毒理学数据, 推导出中国农田土壤铜和镍的生态阈值。但目前我国农作物的污染物生物富集数据积累不全, 阻碍了重金属铅农产品安全土壤环境基准的发展进程。
5 展望我国土壤环境基准研究起步较晚, 在制订土壤环境基准时应在借鉴国外发达国家先进的研究思路基础上, 从我国的实际国情出发开展土壤环境基准研究。土壤环境基准是在土壤环境背景值、污染现状和生态毒理学数据等一系列研究的基础上进行的; 目前全国土壤污染详查已经启动, 但系统的重金属铅的生态毒理学数据比较缺乏。基于我国土壤环境铅污染危害状况和环境基准研究现状, 针对今后的土壤环境基准研究提出以下建议:
虽然国内已有相关儿童暴露数据研究, 但这些研究大都是区域性的, 代表性不足, 而我国地域广阔, 地理、生活饮食差异较大, 我国亟需开展全国范围内环境铅暴露与儿童血铅含量相互关系研究, 逐步积累我国居民的暴露参数数据资料, 完善我国不同地域儿童暴露参数, 将模型和相关参数进行本土化。污染物在不同类型土壤中的毒性与生物有效性差异明显, 因此, 基于我国本土模式生物和土壤类型, 采用标准生态毒性测试方法获得有效毒性数据, 是开展我国生态安全土壤环境基准研究的基础。制定农产品安全土壤环境基准需从污染物在土壤-植物系统中的迁移富集特点出发, 建立不同食用作物对各污染物的富集系数数据库, 通过估算人类食用农产品的污染物摄取剂量或食品安全标准, 充分考虑土壤性质、污染物生物有效性和农作物品种等差异性, 建立农产品安全的土壤环境基准。
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