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工礦污染場地土壤生態風險基準制定技術指南

1范圍

本標準規定了工礦污染場地土壤生態風險基準制定的內容、程序、方法和技術要求。

本標準適用于工礦污染場地土壤生態風險基準值的制定。

本標準不適用于放射性物質。

2規范性引用文件

下列文件中的內容通過文中的規范性引用而構成本文件必不可少的條款。其中，注日期的引用文件，

僅該日期對應的版本適用于本文件；不注日期的引用文件，其最新版本（包括所有的修改單）適用于本

文件。

本標準引用了下列標準、技術規范等規范性文件，包括土壤生態毒理學和生物測試標準化方法，未

涉及的方法可參考附錄A。

GB/T21809化學品蚯蚓急性毒性實驗

GB/T27855化學品土壤微生物碳轉化試驗

3術語和定義

請選擇適當的引導語

3.1工礦場地industrialandminingsite

用于從事工業生產和礦山開采活動的地塊，包括地塊范圍內的土壤、地表水、地下水以及地塊內所

有構筑物、設施和生物之和。

3.2土壤生態風險基準criteriaforsoilecologicalrisk

污染物對土壤生態系統不產生特定不利影響（或有害效應）的臨界含量，包含了土壤污染物含量和

其所產生的不利影響（或有害效應）之間的完整關系。

3.3生態情景ecologicalscenario

污染物暴露于受體時，造成差異化生態效應的環境參數的集合。

3.4x%危害濃度hazardousconcentration（HCX）

受影響物種的累積概率達到x%時的污染物濃度，或（100-x）%的物種能夠得到有效保護的污染物

濃度。

3.5x%效應濃度effectiveconcentration（ECX）

與對照組相比，污染物對受試生物產生x%生態效應（如死亡率、生長抑制率、生殖等）時的濃度。

3.6無觀察效應濃度noobservedeffectconcentration,NOEC

在規定的暴露條件下，通過實驗和觀察，與適當的對照機體比較，一種外源污染物質不引起生物任

何有害作用的最高濃度。

3.7最低可觀察效應濃度lowestobservedeffectconcentration,LOEC

指在規定的暴露條件下，通過實驗和觀察，與適當的對照機體比較，一種化合物引起機體出現某種

2

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作用（非有害作用）的最低劑量或濃度。

3.8預測無效應濃度predictednoeffectconcentration，PNEC

化學物質不會對土壤生物產生特定不利效應的最大暴露劑量或濃度，或稱保護土壤生態安全的土

壤污染物最大允許含量。

3.9生態保護水平ecologicalprotectionlevel

根據工礦場地未來土地開發利用方式下土壤所提供的生態服務功能的重要性所確定的生態物種或

生態過程保護的程度。

3.10物種敏感度分布speciessensitivitydistribution（SSD）

在生態系統中，不同物種對某一脅迫因子的敏感程度服從一定的累積概率分布，可通過概率或經驗

分布函數來描述不同物種樣本對脅迫因素的敏感度差異。

3.11評估因子assessmentfactor

從實驗測定的劑量效應關系外推估計不會發生不利效應的污染物濃度的校正系數。

3.12污染土壤生態風險評估ecologicalriskassessmentofcontaminatedsoil

評估污染物進入土壤后對關注的生態受體（陸生植物、土壤微生物和土壤動物等）及其生態過程（如

硝化作用、有機質礦化、磷酸酶活性等）產生顯著危害的可能性。

3.13土壤環境背景值soilenvironmentalbackgroundvalue

指基于目標土壤污染物環境背景含量的統計值。通常以土壤環境背景含量的某一分位值表示。

4工礦污染場地土壤生態風險基準制定流程

工礦污染場地土壤生態風險基準的制定主要包括6個步驟（圖1），具體如下：

（1）確定需要保護的生態受體和生態過程；

（2）生態毒性數據的收集與篩選；

（3）基準外推方法選擇；

（4）PNEC的外推；

（5）基準值的確定；

（6）基準值的審核。

3

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圖1工礦污染場地土壤生態風險基準制定流程

5確定需要保護的生態受體和生態過程

在制定工礦污染場地土壤生態風險基準時，需要先確定需要保護的土壤生態受體和生態過程，這些

生態受體和生態過程應為土壤生態系統中有代表性的生產者、消費者和分解者，具體可包括以下3類：

（1）生產者為陸生植物，如農作物、需要保護的野生植物等；

（2）消費者為整個生命周期主要生活在土壤中的無脊椎動物，如蚯蚓、線蟲、跳蟲等；

（3）分解者為土壤微生物和微生物主導的土壤生態過程，如真菌、細菌、土壤呼吸作用、土壤消

化作用等。

6生態毒性數據的收集及篩選

6.1數據來源

單一物種的生態毒性數據主要通過以下3種途徑獲得：

（1）開展土壤生態毒理實驗：按照附錄A中的土壤生態毒理學和生物測試標準化方法，開展相應

物種的生態毒理實驗，優先考慮我國的本土模式生物和實驗方法，獲取生態毒性數據；

（2）檢索已有的生態毒數據庫：主要從美國環保署的“ECOTOX”生態毒理數據庫

（/ecotox）獲取目標毒性數據；

（3）收集公開發表文獻里的毒性數據：主要從國內外常用的文獻數據獲取數據，包括Webof

Science（）、中國知網（）、萬方數據庫

（）等。

6.2數據篩選原則

從數據庫或文獻中獲取毒性數據需對收集的毒性數據進行篩選和處理，有效毒性數據的篩選遵循

以下原則：

（1）生態毒性數據應遵循GB/T、OECD或ISO規定的標準化實驗方法獲得；

（2）應能根據文獻資料確定測試生物暴露于土壤污染物的時間和毒性終點，并可根據劑量-效應關

系估算毒性效應數據ECX，如EC10、EC50等；

（3）文獻應記錄開展毒性實驗的條件，如土壤pH、有機質、陽離子交換量、粘粒含量、溫度等；

4

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（4）毒理實驗開展的環境暴露介質選擇人工或者自然土壤，排除水培、濾紙培養、體腔注射等暴

露方式下獲得的毒性數據；

（5）文獻資料獲得的生態毒性數據應排除復合污染實驗結果，選擇單一關注污染物暴露獲得的毒

性數據，避免存在非關注污染物的顯著干擾；

（6）田間實驗數據用于基準的制定時，除滿足以上條件外，還應當同時滿足如下條件：①效應數

據必須來自同一地區同一研究實驗周期，并有供試土壤理化性質數據；②樣品采集、處理和存儲應遵照

標準方法或可接受的操作程序；③其他田間實驗相關條件如采樣設計的科學性等需要根據具體實驗進

行評估；

6.3毒性效應指標的選擇

制定工礦污染場地土壤生態風險基準時，優先選擇可能影響生態受體個體生長、發育或種群繁衍相

關特性的毒性效應指標。

（1）對于陸生植物，選擇生物量、產量、根伸長等；

（2）對于土壤無脊椎動物，選擇繁殖率、種群數量和生長率等；

（3）對于土壤微生物和微生物主導的土壤生態過程，選擇土壤微生物量、土壤硝化作用、土壤呼

吸作用等。

6.4毒性效應終點的選擇

制定工礦污染場地土壤生態風險基準時，根據不同的毒性效應終點，確定不同的毒性效應水平。具

體可分為以NOEC、LOEC、EC10等為效應終點的無效應水平（Level1）和以EC50、LC50、LD50等為效

應終點的半數效應水平（Level2）

（1）無效應水平毒性數據推導的生態風險基準相對嚴格，當環境濃度超過相應基準濃度時表明生

態風險開始發生，可作為生態風險篩選值；

（2）半數效應水平毒性數據推導的生態風險基準相對寬松，當環境濃度超過相應基準濃度時表明

可能對土壤生態物種或生態過程產生50%的生態危害效應，生態風險相對較高，需要采取措施以降低生

態風險，可作為生態風險管制值;

（3）低效應水平和高效應水平的生態毒性數據分別處理；

（4）同一物種有多個毒性效應指標的，取最敏感的毒性效應指標；

（5）同一物種的相同毒性效應指標，取這些毒性效應濃度的幾何平均值，不同土壤的相同微生物

或生態過程指標分別處理。

（6）所有毒性效應終點的單位保持一致，均換算為mg/kg；

7基準外推方法選擇

根據收集與篩選后的生態毒性數據量多少，選擇工礦污染場地土壤生態風險基準外推的方法，當篩

選后的毒性數據滿足不低于2類6種不同的生態受體或生態過程時，優先選擇SSD模型進行毒性數據

外推，并根據獲取的毒性數據情況，結合評估因子估算PNEC。當數據類型和質量不滿足SSD構建要求

時，可選擇評估因子法進行毒性數據外推，評估因子法外推獲得的PNEC可作為工礦污染場地土壤生態

風險基準確定的臨時依據，待毒性數據量滿足SSD要求時，仍需對基準值進行修訂。

7.1SSD構建與質量評價

利用收集篩選后的生態毒性數據建立污染物效應濃度和物種累積分布之間的SSD模型，常用的分

布函數包括BurrIII、Log-normal、Log-logistic、Weibull、Gumbel及Gamma。分別利用上述6種分

布函數對毒性數據進行擬合，推薦根據赤池信息準則（Akaikeinformationcriterion，AIC），選擇擬

合度較好的一個或多個分布函數，確定各個優選分布函數的權重，最終建立基于優選分布函數加權平均

后的SSD模型。6種分布函數、擬合優度評價方法及優選函數的權重確定方法見附錄B。

7.2評估因子法

當生態毒性數據量不滿足SSD構建要求時，可按照表1所列情況選擇最敏感毒性效應濃度和相應

的評估因子進行外推。

5

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表1評估因子AF取值推薦表

有效數據限定條件評估因子取值

至少有一個營養級生物（如植物、蚯蚓或微生物）的L(E)C50值1000

至少有一種生物（如植物）的NOEC值100

至少在兩個營養級上有兩種生物的NOEC值50

至少在三個營養級上有三種生物的NOEC值10

已知物種敏感性分布曲線（SSD方法）5-1（根據情況確定）

現場數據或模擬生態系統下得到的數據（根據現場情況確定）

8土壤預測無效應濃度PNEC的外推

8.1物種敏感度分布法外推

分別依據優選的分布函數，按照權重平均獲得不同生態保護水平下的危害濃度???，結合考慮獲

取毒理數據的質量，除以評估因子（1~5）（表1）作為土壤PNEC值。其中危害濃度???中X值的確定可

根據不同的生態情景確定，如場地未來不同用地開發類型，不同土壤性質等，具體由當地環境管理要求

而定。無效應Level1水平外推的數據作為生態篩選值，半數效應Level2水平外推的數據作為生態管

制值。

8.2評估因子法外推

當獲取的毒理數據不滿足SSD要求時，選擇毒性數據的最敏感值，根據表1所列情況選擇相應的評

估因子（AF），用毒性數據最敏感值除以評估因子估算PNEC值。由于數據量的限制，該方法可只用于

生態篩選值推導。

9工礦污染場地土壤生態風險基準值的確定

獲取PNEC值后，根據污染物類型，考慮土壤環境背景值的影響，最終確定工礦污染場地土壤生態

風險基準值。主要分以下兩類情況：

（1）制定重金屬元素類污染物的基準，考慮土壤環境背景濃度，可選取全國土壤環境背景數據的

50%順序統計值作為背景值缺省值（見附錄C），也可根據具體評價項目所在地區的背景值，利用外推

獲得的PNEC疊加當地土壤環境背景值作為工礦污染場地土壤生態風險基準值；

（2）制定無背景濃度污染物的基準，直接以外推獲得的PNEC作為工礦污染場地土壤生態風險基

準值。

基準值的取值一般保留兩位有效數字，單位以mg/kg表示。

10工礦污染場地土壤生態風險基準值的審核

10.1基準的自審核項目

工礦污染場地土壤生態風險基準的最終確定需要仔細審核基準推導所用數據以及推導步驟，以確

保基準合理可靠。自審項目如下：

（1）使用的毒性數據是否可被充分證明有效。

（2）所使用的數據是否符合數據質量要求。

（3）急性毒性數據中是否存在可疑數值。

（4）慢性毒性數據中是否存在可疑數值。

（5）是否存在明顯異常數據。

（6）是否遺漏其它重要數據。

10.2基準的專家審核項目

（1）基準推導所用數據是否可靠。

6

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（2）物種要求和數據量是否符合基準推導要求。

（3）基準推導過程是否符合技術標準。

（4）基準值的得出是否合理。

（5）是否有任何背離技術標準的內容并評估是否可接受。

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附錄A

（資料性附錄）

國內國際土壤生態毒理學和生物測試標準化方法

附表A.1國內土壤生態毒理學和生物測試標準化方法

方法編號供試生物方法名稱

GB/T21809蚯蚓(Eiseniafetida)化學品蚯蚓急性毒性試驗

GB/T27855土壤微生物化學品土壤微生物碳轉化試驗

GB/T31270.15蚯蚓(Eiseniafetida)化學農藥環境安全評價實驗準則第15部分：蚯蚓急性毒性試驗

GB/T31270.16土壤微生物化學農藥環境安全評價實驗準則第16部分：土壤微生物毒性試驗

GB/T31270.19植物化學農藥環境安全評價實驗準則第19部分：非靶標植物影響試驗

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附表A.2國際土壤生態毒理學和生物測試標準化方法

方法編號供試生物方法名稱

線蟲(Caenorhabditis沉積物和土壤樣品對秀麗隱桿線蟲(Caenorhabditiselegans)

ISO10872

elegans)生長、肥力和繁殖毒性影響的測定

ISO11267跳蟲(Folsomiacandida)土壤污染物對彈尾蟲(Folsomiacandida)繁殖的抑制作用

ISO11268-1蚯蚓(Eiseniafetida)污染物對蚯蚓(E.fetida)的急性致毒效應測試

ISO11268-2蚯蚓(Eiseniafetida)污染物對蚯蚓(E.fetida)生殖影響的測定

除揮發性物質以外的所有可能進入到土壤中的物質對植物

ISO11269-1植物

根系生長情況的影響

土壤中化學物質對多種高等植物的出苗率和早期生長的潛

ISO11269-2植物

在毒性效應

ISO14238土壤微生物污染物對土壤氮礦化和硝化作用的潛在影響

ISO14240土壤微生物土壤污染對微生物生物量的影響

ISO15685土壤微生物土壤污染對硝化微生物的抑制效應

ISO15952幼螺(Helicidae)污染物對陸地幼螺(Helicidae)生長的影響

ISO16072土壤微生物土壤污染對微生物土壤呼吸的影響

ISO16387線蚓(Enchytraeusalbidus)污染物對線蚓(Enchytraeussp.)的繁殖和存活影響

ISO17126萵苣(LactucasativaL.)污染土壤對萵苣(LactucasativaL.)出苗率的影響

運用土壤呼吸曲線法確定微生物群落的豐度和活性，適用

ISO17155土壤微生物

于確定土壤污染物的潛在生態毒性

蚯蚓(Eiseniafetidaand測定土壤質量和化學品對蚯蚓(EiseniafetidaandEisenia

ISO17512-1

Eiseniaandrei)andrei)的回避試驗.

測定土壤質量和化學品對彈尾蟲(Folsomiacandida)的回避

ISO17512-2彈尾蟲(Folsomiacandida)

試驗.

土壤微生物(Arthrobacter利用球形節桿菌(Arthrobacterglobiformis)脫氫酶活性進

ISO18187

globiformis)行固體樣品接觸試驗

ISO20963昆蟲類(Oxythyreafunesta)污染物對昆蟲幼蟲(Oxythyreafunesta)的急性致毒效應

油菜(Brassicarapa)

ISO22030化學物質對陸地植物油菜和燕麥的繁殖力的影響

燕麥(Avenasativa)

ISO23753土壤微生物污染物對非淹水土壤中脫氫酶活性的影響

ISO29200蠶豆(Viciafaba)高等植物遺傳毒性效應評價ー蠶豆微核試驗

OECD207蚯蚓(E.fetida和E.andrei)污染物對蚯蚓(E.fetida和E.andrei)的急性致毒效應

OECD208植物化學物質對土壤中高等植物出苗率和苗生長情況的影響

OECD216土壤微生物污染物對土壤微生物氮轉化能力的影響

OECD217土壤微生物污染物對土壤微生物碳轉化能力的影響

OECD220線蚓(Enchytraeusalbidus)化學物質對線蚓(Enchytraeusalbidus)的繁殖力影響

OECD222蚯蚓(E.fetida和E.andrei)化學物質對蚯蚓(E.fetida和E.andrei)的繁殖力影響

OECD226螨蟲(Hypoaspisaculeifer)化學物質對螨蟲(Hypoaspisaculeifer)的繁殖力影響

化學物質的沉降過程對土壤植物葉片和地上部分生長狀況

OECD227植物

的影響

跳蟲(Folsomiacandida和化學物質對跳蟲(Folsomiacandida和Folsomiafimetaria)的

OECD232

Folsomiafimetaria)繁殖力影響

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附錄B

（資料性附錄）

物種敏感性分布曲線擬合函數、擬合優度評價及優選函數權重確定方法

附表B.1物種敏感性分布曲線擬合函數

擬合函數名稱函數公式變量及參數含義

1

BurrIII型函數?=

Γ?(??)??

[1+?()]

Gamma型函數?=?

Γ?

?(???)/??—擬合函數的累積分布函數，%

Gumbel型函數?=???

1?—污染物毒性濃度，mg/kg

Log-logistic型函數?=

??

1+log(??)??、?、?、?、?—擬合函數參數

Log-normal型函數?=Φ(???)

???

?()

Weibull型函數?=1???

B.1擬合函數擬合優度評價

模型擬合優度評價是用于檢驗總體中的一類數據其分布是否與某種理論分布相一致的統計方法。

對于參數模型來說，檢驗模型擬合優度的方法推薦使用赤池信息準則（Akaikeinformationcriterion，

???），使用最大似然估計法進行模型擬合，并計算每個模型的???值：

???=?2?+2?（Eq.1）

式中?表示最大對數似然函數，?為擬合模型的參數數量，計算得到的???值越小，說明模型擬合

優度越好。當樣本量較少時，可使用小樣本版???（????）進行模型評價。

?

???=?2?+2?()（Eq.2）

?????1

式中?和?的含義同上，?代表樣本數量，當?≤?+1時，本參數不適用。

貝葉斯信息準則（Bayesianinformationcriterion,???）可作為另一種替代來評價模型擬合優度，

它在形式和設計上與???相似，但模型估算的方法為Metropolis-Hastings，下式中的參數含義同上。

???=?2?+2???(?)（Eq.3）

B.2優選函數權重確定

根據各個擬合函數的???值，建立不同分布函數與最優分布函數（最低???值）之間的信息差值:

Δ?=?????min(???)（Eq.4）

????為第i個分布的???值，min(???)為所有擬合函數中???的最低值，Δ???=0的分布函數為最

優擬合分布函數，一般認為Δ???≤2的函數擬合度均較好，建議保留并賦予函數權重??：

1

??2??

??=1（Eq.5）

??2??

∑?=1?

上式中m為保留的函數個數，??含義同上，則最終SSD模型為多個模型的加權平均模型，推導特

定???為各優選模型的加權均值：

?

???=∑?=1??????（Eq.6）

??

????=?（Eq.7）

??

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附錄C

（資料性附錄）

全國表層土壤重金屬背景含量統計表（mg/kg）

附表C.1全國表層土壤重金屬背景含量統計表（mg/kg）

順序統計量

元素樣點數

最小值5%值10%值25%值中位數75%值90%值95%值最大值

鎘40950.0010.0160.0240.0460.0790.1210.1870.26413.4

汞40920.0010.0090.0120.020.0380.0790.1480.22145.9

砷40930.012.43.56.29.613.720.227626

鉛40950.6810.913.61823.530.54355.61143

鉻40942.217.423.740.257.373.994.7118.81209

銅40950.3368.814.920.727.336.644.8272

鎳40950.065.791724.93342.451.2627

鋅40952.625.135516889.2116140593

數據來源：《中國土壤元素背景值》中國環境科學出版社，1991。

11

《工礦場地土壤生態風險基準制定技術指南》編制說明

1.項目背景

1.1任務來源

開展土壤環境基準研究是我國生態環境相關法律法規的明確要求?！吨腥A人

民共和國環境保護法》第二章第十五條規定：國家鼓勵開展環境基準研究?！秶?/p>

家環境基準管理辦法（試行）》要求制定土壤環境基準?！吨腥A人民共和國土壤污

染防治法》中明確指出，國家支持對土壤環境背景值和環境基準的研究。開展土

壤環境基準研究，對深入落實生態環境法律法規要求，科學制定土壤環境監管標

準，強化土壤污染風險管控的具體行動，具有十分重要的意義。

2018年，科技部會同有關部門及地方，結合《土壤污染防治行動計劃》目標

和任務，制定了國家重點研發計劃“場地土壤污染成因與治理技術”重點專項實

施方案。專項圍繞國家場地土壤污染防治的重大科技需求，設立了33個研究方

向，其中包括“場地土壤環境風險評估方法和基準”項目，以期為進一步指導全

國各地污染場地土壤的風險判定，建立起統一規范的污染場地土壤風險評價技術

和指導基準?！氨Ｗo生態環境的場地土壤風險評估技術體系和基準”是項目的主

要課題之一，填補了我國污染場地土壤生態風險基準的空白，同時也是我國土壤

環境基準研究的重要方向。因此，特此編制《工礦場地土壤生態風險基準制定技

術指南》，為進一步規范場地土壤生態風險基準制定流程，指導場地土壤生態環

境保護工作提供科學依據。本指南編制工作由中國科學院生態環境研究中心牽頭，

生態環境部南京環境科學研究所、生態環境部南京環境科學研究所、中山大學、

廈門大學等作為協作單位共同參與完成。

1.2工作過程

《工礦場地土壤生態風險基準制定技術指南》（以下簡稱《指南》）制訂任務

于2022年立項，由中國科學院生態環境研究中心牽頭，生態環境部南京環境科

學研究所、中山大學、廈門大學正式成立標準編制組，系統開展了國內外污染場

地生態風險評價基準制定的文獻調研，針對《指南》總體定位、適用范圍、編制

思路、編制原則等問題召開研討會，明確了指南的基本框架、下一步需要開展的

主要工作和需要解決的重大問題。

2022年10月，完成指南初稿

2022年11月，召開專家評審會，簡介專家意見，會后進行修改

2.基準制訂的必要性分析

近年來，隨著城市化的不斷加速，大量廢棄工礦場地進行了二次開發利用，

但其中暴露出的場地土壤環境污染問題也日益頻繁且嚴重。2014年4月，環境

保護部和國土資源部聯合發布了《全國土壤污染狀況調查公報》[1]，數據表明全

國土壤環境質量總體較差，工礦場地污染尤為突出。在調查的近700家運營中企

業的5846個土壤點位中，超標率達到36.3%；而81塊工業廢棄地的775個土壤

點位中，點位超標率34.9%；70個礦山污染場地的1672個土壤點位中，超標點

位占33.4%。2016年5月，國務院印發《土壤污染防治行動計劃》中明確要求，

到2020年，污染地塊的安全利用率要達到90%以上，到2030年，污染地塊安全

利用率達到95%以上。《土壤污染防治行動計劃》還要求開展污染治理與修復，

改善區域土壤環境質量，同時加強對未污染土壤保護，嚴控新增土壤污染。因此，

開展場地土壤環境基準制定可為我國場地土壤污染風險預警和判定提供重要參

考依據。

場地土壤環境基準根據保護對象和目標的不同可以分為保護人體健康、保護

陸地生態、保護地下水等土壤環境基準。其中保護陸地生態的土壤環境基準旨在

保護土壤中或與土壤相關的植物、土壤無脊椎動物、土壤微生物活性或代謝過程

等不會因暴露于土壤污染而產生顯著的生態風險[2,3]。雖然我國的土壤環境基準

目前已經開展了大量工作，并在保護農用地安全[4]和建設用地人體健康[5]方面出

臺了兩項國家標準，但對于保護土壤生態風險的基準研究還略顯缺乏。目前相關

研究多體現在發表的論文、著作及一部分項目的研究報告里，用于專門指導土壤

生態環境基準工作開展的相關方法、導則比較少。2018年生態環境部發布了一

套《生態安全土壤環境基準制定技術指南》[6]的征求意見稿，但還未最終定稿。

此外，推導場地土壤生態風險基準相關的研究方法基本上多是參考借鑒國外發達

國家，如美國、加拿大、英國以及荷蘭等。而這些發達國家的土壤基準研究工作

開展時間相對較早，且多是根據自身國情制定的用于指導本國土壤生態環境基準

的研究工作。在方法的適用性方面，仍需因地制宜進行技術適配。因此，建立符

合我國區域特征的、并與場地環境管理目標緊密結合的土壤生態環境基準制定技

術指南是很有必要的，對我國場地土壤的生態環境保護與修復具有重要的指導意

義。

3.基準制定的原則和依據

3.1編制原則

（1）以《中華人民共和國環境保護法》、《土壤污染防治行動計劃》以及我

國現行的環境保護法律法規、政策、條例、標準的相關規定和要求為主要依據。

對國內外土壤生態環境基準研究現狀、法律法規、工作機制和發展趨勢等進行調

研和對比分析，以便在標準制定過程中可以充分借鑒國內外的最新成果，使我國

的土壤環境基準工作能夠適應我國政策法規的相關要求和發展趨勢，實現與國際

的接軌。

（2）充分借鑒國內外的相關標準和技術指南的經驗，總結各個國家制定土

壤環境基準值的考慮因素和技術方法特點，對較為成熟的共性技術在和我國本土

條件進行適配性分析后可直接引進或等效采用。

（3）以需求為導向，同時符合我國環境特征和管理需要，服務土壤質量改

善的總體目標，明確標準制定的工作程序，提高工作效率，保證工作質量；另外，

相關基準工作須有長期的試驗研究和足夠的數據支持，具備良好的前期基礎，確

保我國環境質量基準科學性、準確性和實用性。

（4）充分吸收國內土壤環境基準最新研究成果，尤其是有關土壤環境基準

的系列研究成果；以科學為準則，兼顧合理性和可行性；同時考慮與我國經濟、

技術發展水平和相關方的承受能力相適應，建立健全我國土壤環境基準制定技術

導則。

3.2技術依據

場地土壤生態風險基準制定技術指南主要引用了我國及OECD和ISO污

染土壤的生態毒理學和生物學測試標準化方法，通過標準方法獲取土壤中各類生

態物種或生態過程的毒性數據，從而進行基準推導。具體技術依據見下表：

表3-1國內外土壤生態毒理學和生物測試標準化方法

方法編號供試生物方法名稱

GB/T21809蚯蚓化學品蚯蚓急性毒性試驗

GB/T27855土壤微生物化學品土壤微生物碳轉化試驗

GB/T31270.15蚯蚓化學農藥環境安全評價實驗準則第15部分：蚯蚓急性毒性試驗

GB/T31270.16土壤微生物化學農藥環境安全評價實驗準則第16部分：土壤微生物毒性試驗

GB/T31270.19植物化學農藥環境安全評價實驗準則第19部分：非靶標植物影響試驗

沉積物和土壤樣品對秀麗隱桿線蟲(Caenorhabditiselegans)生長、肥力和

ISO10872線蟲

繁殖毒性影響的測定

ISO11267跳蟲土壤污染物對彈尾蟲(Folsomiacandida)繁殖的抑制作用

ISO11268-1蚯蚓污染物對蚯蚓(E.fetida)的急性致毒效應測試

ISO11268-2蚯蚓污染物對蚯蚓(E.fetida)生殖影響的測定

除揮發性物質以外的所有可能進入到土壤中的物質對植物根系生長情

ISO11269-1植物

況的影響

ISO11269-2植物土壤中化學物質對多種高等植物的出苗率和早期生長的潛在毒性效應

ISO14238土壤微生物污染物對土壤氮礦化和硝化作用的潛在影響

ISO14240土壤微生物土壤污染對微生物生物量的影響

ISO15685土壤微生物土壤污染對硝化微生物的抑制效應

ISO15952幼螺污染物對陸地幼螺(Helicidae)生長的影響

ISO16072土壤微生物土壤污染對微生物土壤呼吸的影響

ISO16387線蚓污染物對線蚓(Enchytraeussp.)的繁殖和存活影響

ISO17126萵苣污染土壤對萵苣(LactucasativaL.)出苗率的影響

運用土壤呼吸曲線法確定微生物群落的豐度和活性，適用于確定土壤污

ISO17155土壤微生物

染物的潛在生態毒性

測定土壤質量和化學品對蚯蚓(EiseniafetidaandEiseniaandrei)的回避

ISO17512-1蚯蚓

試驗.

ISO17512-2彈尾蟲測定土壤質量和化學品對彈尾蟲(Folsomiacandida)的回避試驗.

利用球形節桿菌(Arthrobacterglobiformis)脫氫酶活性進行固體樣品接

ISO18187土壤微生物

觸試驗

ISO20963昆蟲類污染物對昆蟲幼蟲(Oxythyreafunesta)的急性致毒效應

化學物質對陸地植物油菜(Brassicarapa)和燕麥(Avenasativa)的繁殖力

ISO22030油菜、燕麥

的影響

ISO23753土壤微生物污染物對非淹水土壤中脫氫酶活性的影響

ISO29200蠶豆高等植物遺傳毒性效應評價——蠶豆(Viciafaba)微核試驗

OECD207蚯蚓污染物對蚯蚓(E.fetida和E.andrei)的急性致毒效應

OECD208植物化學物質對土壤中高等植物出苗率和苗生長情況的影響

OECD216土壤微生物污染物對土壤微生物氮轉化能力的影響

OECD217土壤微生物污染物對土壤微生物碳轉化能力的影響

OECD220線蚓化學物質對線蚓(Enchytraeusalbidus)的繁殖力影響

OECD222蚯蚓化學物質對蚯蚓(E.fetida和E.andrei)的繁殖力影響

OECD226螨蟲化學物質對螨蟲(Hypoaspisaculeifer)的繁殖力影響

OECD227植物化學物質的沉降過程對土壤植物葉片和地上部分生長狀況的影響

OECD232跳蟲化學物質對跳蟲(Folsomiacandida和Folsomiafimetaria)的繁殖力影響

4.國內外土壤生態風險基準發展現狀

土壤生態風險基準是以保護土壤生態受體或生態功能為目的制定的土壤環

境基準。土壤生態篩選基準（Ecologicalsoilscreeninglevels）是指為了對陸地

生物及關鍵的土壤生態功能提供適當的保護而制定的土壤中污染物的濃度限值

，污染物濃度一旦超過此值，需對土壤采取進一步的風險評價行動或污染控制

措施。不同國家對土壤生態篩選基準有不同的定名方式，如土壤生態篩選值（

Ecologicalscreeningvaluesforsoil）、土壤基準值（Soilbenchmark）、土壤質量目

標值（Soilqualityobjectives）、土壤預警值（Precautionarysoilvalues）、預測無

效應濃度（Predictedno-effectconcentrations）等。基于風險的土壤生態篩選基

準更加強調土壤性質分異、元素形態分布差異與劑量-效應響應關系等因素對土

壤污染物毒性的影響，并在考慮毒性數據的可獲得性、豐富性和可靠性的基礎

上，利用物種敏感性分布法或評估因子外推法等科學理論與方法，構建針對不

同土壤類型、不同土地利用類型甚至不同受體類型的土壤篩選基準值。

由于土壤屬于高異質性介質，且生態受體（土壤微生物、土壤動物及植物

）數量眾多，故生態風險基準的建立相對健康風險基準更加復雜，目前也只有

為數不多的國家建立了生態基準，并基于此制定了旨在保護生態的土壤環境質

量標準。美國環保局（USEPA）自2003年起已逐步建立了17種金屬(或類金

屬)和4種(類)有機物對植物、土壤無脊椎動物和野生動物（鳥類和哺乳動物）

的土壤生態篩選值。澳大利亞國家環境保護委員會（NEPC）在其《國家環境保

護措施1999（場地污染評價）》中制定了一套主要基于植物毒性數據的土壤生

態調查值（EILs）。德國、丹麥、西班牙、奧地利等國家也頒布了可用于進行土

壤污染物篩選的生態篩選值，英國、瑞典、比利時等國家也正在構建類似的生

態基準值（UKEA，2004）。目前，已有十多個國家已經制定或正在制定土壤

生態篩選基準(表4-1)，這些篩選值的公布促進了污染土壤生態風險評估技術的

發展，也給污染土壤的環境管理提供了有力的支持。

表4-1在推導土壤保護（基準）值時所采用的不同準則的方法

英屬哥倫

荷蘭加拿大西班牙澳大利亞

比亞

土地利用YYYYY

生物評估NNNYN

微生物YYYYN

野生脊椎動YYNYY

物

生物放大YNNYN

物種分布方

YYYNN

法

各國制定土壤生態基準的步驟基本類似，主要包括文獻數據的收集與評價

、數據的選擇、土壤生態基準的計算及基準值的驗證等。各國在制訂土壤生態

基準方法學上的差異體現在考慮的生態受體類型（表4-2）、文獻數據的篩選原

則、測試的終點（NOEC，EC10或LOEC）、生態毒性數據庫、保護的水平、

數據外推使用的具體方法（如SSD曲線、評價系數、平衡分配法、定量構效方

法、證據權重法等）等的不同。

表4-2不同歐盟國家制定土壤生態基準考慮的生態受體類型

微生物過

國家或地區土壤動物植物陸生動物水生動物

程

奧地利√

比利時（瓦壟

√√√√√

地區）

比利時（佛蘭

√√√

德地區）

捷克√√

德國√√√√

西班牙√√√√√

芬蘭√√√√

荷蘭√√√√

瑞典√√√√√

英國√√√√

4.1美國

美國魚類與野生動物保護局（U.S.FishandWildlifeService）是最早編制

土壤生態篩選基準的機構之一，其于1990年公布的土壤生態篩選值收錄了來自

日本、荷蘭、加拿大、美國和前蘇聯的200多種污染物中考慮生態受體（部分污

染物只考慮了人體健康）的污染物的指導值．美國環保局（USEPA）自2003年

起已逐步建立了17種金屬（或類金屬）和4種（類）有機物對植物、土壤無脊

椎動物和野生動物（鳥類和哺乳動物）的土壤生態篩選值．美國環保局5區于

1999年制定了223種污染物的生態數據質量值（EDQLs），并于2003年8月

將這一套質量值升格為生態篩選值（ESLs）．美國環保局6區也在其1999年發

布的《危險廢物燃燒設施篩選水平生態風險評價草案》中公布了一套針對保護

陸地植物、土壤無脊椎動物、哺乳動物和鳥類的污染物毒性參考值（TRVs），主

要用于生態風險評價過程中表層土壤污染物的篩選．美國能源部橡樹嶺

國家實驗室（OakRidgeNationalLaboratory）早在1997年就制定了一套

用于對污染場地進行生態風險評價的土壤基準，并針對土壤無脊椎動物（蚯蚓）

、微生物過程和陸生植物分別建立了不同的基準值（Efroymsonetal.，1997a;

1997b）．美國能源部薩瓦納河國家實驗室（SavannahRiverNationalLaboratory）

在綜合美國魚類與野生動物保護局提出的土壤篩選值、美國能源部橡樹嶺國家實

驗室的土壤基準值、加拿大環境部長委員會（CCME）的土壤質量指導值、荷蘭

的環境質量目標值（目標值、干預值和最大允許濃度值）和美國環保局的土壤生

態篩選值（Eco-SSLs）的基礎上，于1998年編制了一套土壤生態篩選值，并于

1999年起被美國環保局4區等效采用于污染場地的生態風險評價．此外，美國

的特拉華州、新澤西州、俄勒岡州、德克薩斯州等在等效采用其他組織制定的篩

選值的基礎上，也公布了適于當地使用的土壤生態篩選基準值。

美國環保署（USEPA）應急和修復響應辦公室(OfficeofEmergencyand

RemedialResponse)在2003年頒布了土壤生態篩選值（Eco-SSL）制定技術導則，

后又進行了幾次修訂。選擇植物、土壤無脊椎動物、哺乳動物和鳥類為生態受體。

主要推導植物和蚯蚓直接暴露途徑的風險閾值，以及鳥類和哺乳動物基于食物鏈

暴露途徑的風險閾值。土壤生態篩選值的制定分為以下四步：

(1)文獻資料收集。對于所考慮的四類生態受體，應檢索與之相關的數據

庫，以及相關文獻資料。對于鳥類和哺乳類應檢索所有年份的相關資

料，而對于植物和土壤無脊椎動物應檢索1987年之后的相關資料，

1988年之前的相關資料可以由相關參考書目獲取。

(2)篩選可用于推導土壤生態篩選值的研究資料。資料中涉及的植物和土

壤無脊椎動物的測試方法應按照最新的測試方法要求；鳥類和哺乳動

物至少包括兩個處理水平，植物和土壤無脊椎動物至少包括五個處理

水平；對于鳥類和哺乳動物只考慮慢性毒性，而植物和土壤無脊椎動

物既考慮慢性毒性也考慮急性毒性。

(3)提取、評估和數據打分。從篩選的文獻中提取毒性數據，評估測試方

法及測試結果，對數據進行打分。

(4)基準值推導。對于鳥類和哺乳動物根據其NOAEL或LOAEL確定其污

染物的毒性參考值（TRVs）;對于植物和土壤無脊椎動物一次優先選用

EC20、MATC（最大可接受毒物濃度，為NOAEC與LOAEC及幾何均

值）、EC10確定其風險閾值。

4.2荷蘭

荷蘭在20世紀80年代就公布了A、B、C3類土壤質量目標值，1994年被

替換為目標值和干預值，2000年荷蘭住房、空間規劃和環境部（VROM）又對目

標值和干預值進行了更新，且一直沿用至今。荷蘭的目標值主要基于對生態系統

的保護而制定，而干預值是綜合考慮人體健康和生態保護的需要，以保護人體健

康和保護生態系統這兩者中的低值為最終的干預值，不過最終的取值大多來自于

生態風險值。

荷蘭的干預值是在取人類嚴重風險濃度（SRChuman）和生態毒理風險限值

（SRCeco）的最低值作為綜合性土壤干預值。無論是人類還是生態風險限值都是

針對“標準土壤”（10%的有機質，25%的黏土和pH為6）的。其中危險濃度HC50s

（50%的受試物種/過程可能產生不良效應的濃度）是生態毒理風險限值（SRCeco）

確定的關鍵。

SRCeco具體推導過程如下：如果數據滿足兩個條件（: