重金屬鉛的土壤環境基準研究進展

葛 峰,云晶晶,徐坷坷,張明珠,許琳玥,李 焱,張愛國

(1.生態環境部南京環境科學研究所,江蘇 南京 210042;2.南京國環環境研究院有限公司,江蘇 南京 210042)

環境基準是國際環境保護科研的前沿領域,也是環境化學、生物學、生物毒理學、流行病學和風險評估等多學科的綜合集成。環境基準按照環境介質的不同可分為水環境基準、土壤環境基準和空氣環境基準。其中,土壤環境基準根據保護對象的不同可以分為保護生態安全、保護人體健康、保護農產品安全等土壤環境基準。土壤環境基準是基于大量科學數據和研究成果,經過一套嚴格的方法和程序推導出來的,是制訂土壤環境質量標準的基礎,也是進行土壤環境質量評價、環境風險評價、環境損害鑒定評估和土壤環境管理以及制訂相關政策、法律法規的重要依據,對國家環境安全和社會經濟可持續發展具有重要的戰略意義。國際社會已將環境基準研究作為反映一個國家環境科學水平的標志之一,歐美等國相繼根據國家環境基準管理的需求發布了指導性土壤環境質量基準或標準。

相對于發達國家,由于我國土壤環境介質復雜多樣,土壤環境基準基礎研究薄弱,土壤環境質量標準的修訂和體系建立速度相對緩慢。在生態文明建設的新時期,我國對土壤環境質量標準的修訂范圍和修訂速度提出了更高要求,面對這一要求,開展土壤環境基準研究將有效減少土壤環境質量標準建立及修訂過程中的工作量,大大提高我國土壤環境質量標準的修訂速度,更有利于實現對土壤環境質量的全面系統管理。

1 我國已有的與土壤鉛含量相關的標準或導則

各地根據土壤環境安全管理的需要,在過去十年內相繼制定出臺了相關地方法規和配套技術標準。筆者調研了包括HJ/T 332—2006《食用農產品產地環境質量評價標準》[1]、HJ/T 333—2006《溫室蔬菜產地環境質量評價標準》[2]、DB11/T 656—2009《場地環境評價導則》[3]、DB11/T 811—2011《場地土壤環境風險評價篩選值》[4]、DB33/T 892—2013《污染場地風險評估技術導則》[5]、DB44/T 1415—2014《土壤重金屬風險評價篩選值 珠江三角洲》[6]、DB50/T 723—2016《場地土壤環境風險評估篩選值》[7]、GB 36600—2018《土壤環境質量 建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》[8]和GB 15618—2018《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》[9]等12個國內已公布的與土壤鉛含量有關的標準、導則及土壤鉛含量篩選值,發現這些標準以保護人體健康為主,少部分是為了保護農產品安全,鉛的推薦值范圍為50～1 200 mg·kg-1,標準研究基于的模型和方法也各不相同。

近年來,國家高度重視環境基準研究,在2005年《國務院關于落實科學發展觀加強環境保護的決定》(國發〔2005〕39號)明確提出了“科學確定基準”的國家目標。2016年國務院印發的《土壤污染防治行動計劃》進一步強調了土壤環境基準研究的重要性。我國學者在土壤環境基準方面做了很多工作,但所用研究方法基本上是參考借鑒國外發達國家,研究成果僅體現在發表的文獻、出版的書籍以及一些項目的研究報告中,無論是在方法的應用上,還是在方法的適用性方面,仍有一些問題不明確,缺乏一定的科學性,土壤環境基準研究的滯后已成為制約我國土壤環境標準科學性、環境有效管理和民生保障行動的瓶頸[10]。

2 鉛的人體健康土壤環境基準研究現狀

2.1 國外研究現狀

美國在1991年就已經開展了土壤環境基準研究,是較早進行人體健康土壤環境基準研究的國家。1996年美國環境保護署(EPA)正式發布《土壤篩選導則:用戶指引》和《土壤篩選導則:技術背景文件》,根據人體健康風險評估外推得到人體健康土壤環境基準值。2017年6月美國EPA發布的區域篩選值中,鉛及其化合物在住宅和公共用地方式下的篩選值為400 mg·kg-1,商業和工業用地方式下的篩選值為800 mg·kg-1。加拿大的土壤環境基準研究最早始于1989年,于1991年正式發布《加拿大污染場地環境質量暫行基準》,根據人體健康風險評估方法制定了包含26種污染物的人體健康土壤篩選質量基準,1996年分別制定了保護生態和人體健康的土壤質量指導值,取兩者中的最小值作為最終的綜合性土壤質量指導值,并在2006年對土壤質量指導值進行更新和完善,發布了《保護環境和人體健康的土壤質量制訂方法》,其中,住宅和公共用地方式下的鉛土壤指導值為140 mg·kg-1,工業和商業用地方式下的鉛土壤指導值為600 mg·kg-1。英國環境署在2002年根據“污染場地暴露評估模型”外推不同用地方式下的土壤環境基準值,將其作為土壤指導值直接發布,并于2009年將新開發的污染場地暴露評價模型及相應軟件用于修訂和補充土壤質量指導值。荷蘭政府在1994年對《土壤保護法》進行了修訂,提出了基于風險的土壤目標值和干預值,荷蘭住宅和公共用地方式下的鉛土壤目標值為530 mg·kg-1。總體來講,歐美國家均制定了人體健康土壤環境基準,并且在制定人體健康土壤環境基準后又先后制定了生態系統與水體土壤環境基準值,其中,土壤環境鉛的住宅類用地指導值范圍為25.00～1 200.0 mg·kg-1,工商業類用地指導值范圍為25.00～2 500 mg·kg-1。

2.2 主要技術要點

2.2.1人體健康風險評估

人體健康風險評估法主要原理是美國科學院提出的環境健康風險評價理念,包括危害識別、毒性分析、暴露評估和風險評估。在危害識別階段,通過收集化學物質的物理化學及流行病學資料等,分析化學物質特性和化學物質向環境中的排放數據,認知危險的存在并確定污染物特性;在毒性分析階段,對污染物質暴露產生的危害或疾病類型(致癌、非致癌)及污染物質劑量-效應關系進行針對性的數據搜集與分析;在暴露評估階段,通過對不同暴露途徑下,污染物遷移和危害人體的可能性進行分析,定量評估污染物質的暴露量,量化暴露風險。風險評估是描述和量化可能對人類健康造成危害的化學品或物理制劑潛在負面影響的過程,包括污染物的遷移途徑以及主要暴露情景和暴露模型的鑒定,最終確定污染物質對敏感人群暴露量。

2.2.1.1風險評估方法

傳統的風險評估方法是無觀測-效應水平(NOAEL)方法,采用該方法可建立NOAEL,并通過不確定系數來解釋物種間差異和個體間差異。但該方法沒有考慮劑量-效應曲線模型,也沒有適當數據的變化,并且隨著樣本數量的減少NOAEL有增加趨勢,使用起來有一定限制[11]。為了彌補NOAEL方法使用中的不足,DOURSON等[12]提出了基準劑量(BMD)法,這是一種比NOAEL方法更強大的確定毒理學定量風險評估參考劑量的方法。BMD法將數學模型與研究中的所有劑量-響應數據相匹配,加入更多的生物信息,將基準劑量的下限作為可接受的人類暴露水平,加大了人體健康的保護力度,并增加了統計不確定性分析,BMD法已經成為目前人體健康風險評估中優先選用的方法[13]。

2.2.1.2敏感人群和評估模型的選擇

兒童對鉛的吸收效率高達30%～75%,中毒幾率遠高于成年人,胎兒血腦屏障發育不全,具有鉛高通透性,這兩個時期最易受到傷害[14]；因此在研究鉛對人體健康的危害時常將孕婦和兒童作為最易受到傷害的敏感人群。

由于鉛對兒童認知能力和神經系統的強烈毒性,即使是低于100 μg·L-1,也會對兒童智力產生不良影響。人們認為不存在允許鉛暴露量最低限值的安全水平,因此在對鉛污染毒性進行評價時不再采用參考劑量和參考濃度方法,轉而采用基于受體血鉛濃度水平的方法[15-16]。歐美等發達國家在鉛暴露環境風險評估方面運用較為成熟的4種模型分別為O′Flaherty模型、Leggett模型(又稱ICRP模型)、綜合暴露吸收生物動力學模型(IEUBK)和成人血鉛模型(ALM)[17]。O′Flaherty模型和Leggett模型適用于短時間的急性鉛暴露,而IEUBK模型和ALM模型適用于長時間、連續的慢性鉛暴露,且IEUBK模型以兒童的行為特點為基礎,構建了多項自填暴露參數,可以更準確地計算兒童鉛暴露量和有效地預測兒童血鉛水平,目前國際上使用最廣泛的模型也是IEUBK模型和ALM模型[18]。

2.2.2生物有效性

世界各地土壤環境質量標準大多是基于土壤污染物總量,并沒有充分考慮土壤性質(pH、有機質、CEC等)對生態受體吸收污染物的影響[19-20]。土壤污染物總量并不能反映其在土壤中的行為和潛在危害,其毒性在更大程度上取決于污染物在土壤中的活性和生物有效性[21]。鉛在特定介質中的生物有效性可以用絕對生物有效性(ABA)或相對生物有效性(RBA)來表示。鉛的生物有效性是反映環境中鉛被人體吸收程度的重要參數,也是影響鉛對人體健康危害風險評估的重要參數。在IEUBK模型中,默認鉛在土壤中的RBA為60%[22]。

大多數污染物經口攝入毒性值是根據毒性作用的發生與攝入污染物量之間的經驗關系計算得到的；但由于動物體內重金屬RBA的測量相對緩慢,且價格昂貴,許多科學家都在研究開發估算土壤或類似土壤中重金屬RBA的更快、成本更低的體外替代實驗。美國EPA 2007年發布的OSWER 9285.7-77[23]總結了美國EPA 8區的科學家利用體內和體外技術測量各種土壤和土壤類實驗材料中鉛的RBA的一系列研究成果。研究結果表明,實驗所用19種測試土壤的體外實驗鉛生物有效性與體內實驗鉛生物有效性有良好的相關性,但結果的適用范圍還需要更多的測試土壤來補充;鉛的體內RBA在不同類型土壤之間有明顯差異。因此,在進行人體健康風險評估時,條件允許的情況下建議首先開展土壤環境中鉛體內或體外生物有效性研究,使IEUBK模型中的RBA值進一步精確化。

2.3 國內研究現狀

ALM模型主要用于滿足對非居住區暴露環境下成人血鉛風險科學防御措施的實際需求。IEUBK模型運用統計學方法將環境鉛暴露和血鉛聯系起來,采用暴露、吸收、生物動力學和概率分布4個模塊預測兒童血鉛水平。國內已有相關學者基于IEUBK模型和ALM模型進行人體健康風險評價,并公開發表了不少基于人體健康的土壤環境基準值。

張紅振等[24]收集國內現有資料,采用IEUBK模型和ALM模型,基于兒童血鉛含量推導的居住用地土壤環境鉛基準值為282 mg·kg-1,基于婦女血鉛含量推導的工業/商業用地土壤環境鉛基準值為627 mg·kg-1,略低于美國。楊彥等[25]、李燦等[26]也都基于IEUBK模型和ALM模型分別進行研究,推導的住宅區、工業區或商業區土壤鉛基準值與張紅振等[24]的研究結果基本相符。徐松[27]通過比較模型預測值和觀察值之間的差異,發現IEUBK模型預測值與實測值之間存在一定差異,提示該模型在我國廣泛應用之前需要通過大量實驗來優化模型和本土化模型參數。

我國學者所報道的IEUBK模型預測值與實際觀測值之間存在差異主要有兩個原因:模型外部參數的選取和模型內部參數的選取。模型外部參數:由于我國尚未建立標準參數體系,模型預測所需要的相關參數只能根據相關文獻或EPA提供的模型默認參數來計算。模型內部參數:由于我國兒童環境暴露參數基礎研究相對薄弱,IEUBK模型的生物動力學部分主要以歐美兒童的生理數據為基礎,循環運算綜合得出兒童血鉛含量。對模型參數的敏感性分析發現,美國兒童的飲食結構和生活習慣與我國兒童存在較大差異,我國兒童平均鉛暴露量明顯高于發達國家,且暴露場景與歐美發達國家有明顯不同。美國兒童鉛暴露主要來源于室內空氣和地板灰塵[28],而我國兒童每天由手-口接觸攝入的土壤鉛量>灰塵鉛量>吸入空氣鉛量[29];我國兒童每日飲食攝入鉛量的估計值(10～25 μg·d-1)與歐美發達國家(2～7 μg·d-1)[30]相比也有較大差異。以上問題限制了模型在我國的推廣應用,目前我國學者對IEUBK模型和ALM模型的研究仍處于模型的優化和模型參數本土化階段。

3 鉛的生態安全土壤環境基準研究現狀

3.1 國外研究現狀

保護生態受體土壤環境基準旨在保護土壤中或與土壤相關的生態受體(如植物/作物、土壤無脊椎動物、土壤微生物活性和代謝過程、野生動物等)不會因暴露于土壤污染物而產生顯著的健康風險[31]。制定生態安全土壤環境基準主要包括文獻數據的收集和評價、數據的選擇、土壤生態基準的計算和基準值的驗證4個部分[10]。雖然基準值制定步驟基本類似,但是不同國家在制定基準時所關注的生態受體、文獻數據的篩選原則、測試的終點、生態毒性數據庫、保護的水平和數據外推使用的具體方法不同,得出的生態基準值相差較大,甚至達到幾個數量級上的差異。

美國EPA在2003年以植物、土壤無脊椎動物、哺乳動物和鳥類為生態受體,推導植物和土壤無脊椎動物的直接暴露途徑的風險閾值,鳥類、哺乳動物食物鏈暴露途徑的風險閾值,取兩者中的低值作為土壤生態篩選值,其中,鉛生態篩選值為11 mg·kg-1。英國基于物種敏感性分布法(SSD),以保護生態物種和重要生態功能為目的推導的基于生態風險的鉛土壤篩選值為167.9 mg·kg-1。加拿大環境部長委員會在1996年制訂了《保護生態的土壤質量指導值》(2006年修訂),考慮了包括土壤接觸、攝入等11個暴露途徑,以每種土地利用方式下所有暴露途徑的土壤質量指導值的最小值作為該種土地利用的保護生態環境的土壤質量指導值,其中,鉛的土壤指導值推薦為70 mg·kg-1。荷蘭住房、空間規劃和環境部應用基于風險的方法建立了基準土壤〔w(有機質)和w(黏粒)分別為10%和25%〕,利用SSD法選擇95%的物種保護水平作為目標值,以50%的生態物種和微生物過程受到影響作為干預值,鉛的生態風險臨界干預值推薦為540 mg·kg-1。德國、丹麥、西班牙、瑞典和比利時等10多個國家已經制定或正在制定土壤生態基準值[32]。

3.2 主要技術要點

3.2.1關注的主要問題

構建生態安全土壤環境基準值所關注的問題主要有以下幾點[33]:(1)篩選值的功能定位:篩選值功能定位主要由國家政策決定,大部分國家的篩選值僅用于污染物篩選,也有少數國家的篩選值是為了防止土地將來發生污染而制定的。(2)生態系統的保護水平:不同國家根據國情和國家環境管理政策的需要設置生態保護水平。(3)物種的代表性:目前國際上應用比較廣泛的生物實驗方法涉及的物種主要包括土壤無脊椎動物(蚯蚓、線蚓、線蟲和昆蟲)、植物、土壤微生物及其生態過程。(4)毒性終點與毒性參數的選擇標準:毒性終點與毒性參數的選擇不僅受國家政策的影響,也與數據外推方法有關,大部分國家優先選用亞致死毒性或慢性毒性數據,數據缺乏情況下也會考慮使用致死和急性毒性數據。(5)土壤污染物的二次毒性問題:不同國家對土壤污染物二次毒性問題考慮的角度各有不同,主要有4種做法。① 完全不考慮二次毒性問題;② 除了為土壤生物構建生態基準外,使用直接毒性數據單獨為高營養級陸地脊椎動物構建一套生態基準值;③ 先使用直接的毒性數據分別推導保護不同生態受體的基準,最后再統一協調為一個單一的基準值;④ 也有針對特定食物鏈構建攝取模型,并將推導結果與土壤生物的直接接觸毒性數據進行組合,共同用于推導土壤生態篩選值。(6)外推方法的選擇與應用:目前國際上普遍使用的方法主要有基于分布的方法、評價因子法和平衡分配法3種。具體使用哪種外推方法需要根據生態毒性數據所屬受體營養級數量的多少、生態毒理數據的毒性終點等情況來選擇。(7)背景值濃度:一般情況下不考慮背景濃度,只有在根據實驗室毒性數據推算出來的基準值低于背景濃度時才會考慮背景濃度。通常是直接將背景值作為基準值,也可以采用效應數據外推結合額外添加土壤背景值的方法構建鉛的土壤生態基準值。(8)土壤性質變異與污染物生物有效性:土壤中污染物尤其是重金屬對生物毒性的大小取決于其生物有效性[34],土壤理化性質是影響生物有效性的關鍵因素;各國在處理土壤理化性質產生的差異時采用的方法不同,歐盟委員會和荷蘭采用標準土壤法,也有許多國家直接將污染物的生物有效性假定為100%,但這樣制定出來的基準值往往比較保守。

3.2.2毒性數據的外推

毒性數據外推過程是制訂土壤生態基準值的重要步驟,外推方法包括基于分布的方法、評價因子法和平衡分配法3種,根據數據量的不同選擇不同的外推方法。

當有足夠的毒性效應數據〔通常指有10～15個以上,包含至少8個不同生物種類的無可觀察效應濃度(NOEC)〕可采用基于分布的方法。該方法是目前國際上最受歡迎的方法,既充分利用了現有的毒性數據,又可用于計算特定效應值的置信范圍,也便于評估人員快速識別最為敏感的物種。基于分布的方法又分為排序分布法和SSD法。排序分布法是將在污染土壤上觀測到的生物受體最低效應濃度(LOECs)按從小到大的順序排列,然后以人為確定的百分位(如10%)所在的濃度作為預測無效應濃度。SSD方法假設從整個生態系統中隨機選取物種并獲得毒性數據,且假設生態系統中不同物種的毒性數據符合一定概率函數(即物種敏感度分布)。SSD方法采用統計方法,不需要采用最保守估計和人為設定安全因子的方法,而且可以對所估計的生態風險進行不確定性分析,并給出一個不可接受生態效應發生的概率范圍。SSD方法已經被多個國家和生態機構確立為生態風險評價的主要方法。

若毒性數據的生物種類和營養級別單一,且數據量不足10個,可以采用半數致死濃度(LC50)或50%效應濃度(EC50)或NOEC除以評價因子(AF)的方法獲得預測無效應濃度。評價因子法較為簡單,瑞典和挪威在制訂土壤生態基準時應用的就是此方法。評價因子法并不是完全基于生態毒理學的研究結果,而是基于預防原則并結合數學方法,且陸地生態系統的AF值是完全從水生態系統中借用的,因此存在著很大的不確定性。評價因子法的特點是方法和過程比較透明,使用歷史比較長,相對比較成熟;其最大的缺點是評價因子的選擇比較粗放,有效性驗證困難。

平衡分配法是在陸地毒性數據嚴重或完全缺失的情況下運用水質質量基準數據推導土壤環境基準的方法。該方法假定污染物只通過土壤孔隙水暴露,按照污染物在土壤固體和土壤孔隙水之間的平衡分配理論進行數據轉換后建立土壤生態基準值,主要應用于非極性/疏水性有機物的沉積物土壤環境基準的推導和制訂。該方法并不能代表土壤污染物的真實暴露情景,是在不得已的情況下(僅掌握水生生態毒性數據)才會采用的方法。

3.3 國內研究現狀

我國在生態安全土壤環境基準方面已有一些研究,但主要集中于不同場地鉛污染調查與污染等級評價研究,土壤重金屬污染生態風險評價的理論與技術研究相對薄弱,針對我國土壤類型開展的較為系統的土壤生態毒理學研究更少。近年來,我國學者在污染土壤的生態毒理方面的研究不斷深入,并努力嘗試制定生態安全鉛土壤環境基準[35]。

李波等[36]通過廣泛采集17種代表性的中國土壤及不同靈敏性的測試生物進行了規范的生物測試,獲得了大量可靠的毒理學數據。陳蘇等[37]通過研究鉛脅迫對土壤脲酶活性的影響,確定了土壤脲酶在不同抑制率條件下鉛的土壤環境基準值。王曉南等[38]通過生態毒理學實驗和搜集本土物種文獻數據,基于SSD法計算保定潮土中保護陸生植物、無脊椎動物鉛的土壤環境基準值范圍為31.7～158.3 mg·kg-1。鄭麗萍等[32]收集了包括植物、動物和微生物在內的27個物種的生態毒性數據〔毒性終點為NOEC或10%效應濃度(EC10)〕,通過SSD法外推基于95%保護水平的鉛的土壤環境基準值為80.5 mg·kg-1。與其他國家相比,我國研究者推算的保護生態的重金屬鉛土壤環境基準值高于美國的生態篩選值,與加拿大的土壤指導值最為接近,比荷蘭的生態風險值更為保守,總體來說處于中等偏保守水平。

4 鉛的農產品安全土壤環境基準研究現狀

4.1 國外研究現狀

農產品安全土壤環境基準是以保障食用農產品安全為目的制定的土壤環境基準。雖然很多發達國家和地區在制定人體健康和生態安全土壤環境基準時都考慮了不同用地方式,但是基于農業用地或類似用地方式的土壤環境基準的研究不多。調研國外發達國家制訂土壤環境基準現狀發現,美國、英國和加拿大并沒有單獨制定農產品安全土壤環境基準,而是在制定土壤環境基準時考慮了農產品暴露途徑或增加農業用地方式。

4.2 主要技術要點

推導農產品安全土壤環境基準的技術關鍵是進行老化歸一化、土壤性質歸一化以及毒性數據的外推。(1)理想情況下,推導土壤污染物環境基準應建立在具有不同土壤性質以及一系列污染物濃度范圍的田間實際污染土壤基礎上,但現實中幾乎不可能[39]。因此,科學家們通常應用外源添加污染物的方法推導土壤污染物環境基準[40]。加入土壤中的污染物生物有效性會因擴散、成核/沉淀及與土壤中固相成分形成配合物、分解等過程而顯著降低[41],因此,需要利用老化模型將不同來源的土壤污染物富集數據進行歸一化,以便將從實驗室獲得的結果外推到田間條件,將實驗室內的短期實驗結果校正到一定老化時間的值。(2)建立不同食用作物對各污染物的富集系數數據庫是推導農產品安全土壤環境基準值的技術關鍵。作物對污染物的吸收富集除了與該污染物在土壤中的含量及其對作物的有效性有關外[42],還與作物種類及土壤性質等因素有關[43]。在土壤環境基準制定過程中,需利用生物有效性預測模型對來自于不同土壤性質的富集數據進行歸一化,以消除土壤性質差異所引起的污染物毒性差異,提高土壤環境基準的準確性。一元回歸對數線性模型在用于預測土壤農作物中污染物含量時只涉及土壤中污染物總量,不涉及土壤性質[44-45];張紅振等[46]在前述研究的基礎上增加了土壤pH值,建立多元回歸模型,該模型具有更好的預測能力;BRUS等[47]通過簡化土壤性質與富集系數間的關系,運用多元線性回歸模型將富集系數與顯著影響作物對污染物吸收的因子(土壤pH、有機質含量)等進行線性回歸分析并建立經驗模型,依據土壤性質較好地預測了污染物的富集系數,并通過對比發現包含多種土壤性質的回歸模型的預測精確度更高;BRUS等[47]利用多元回歸分析建立的Freundlich擴展方程適用性強,并可將基于某種作物的富集系數模型外推到其他農作物,是目前最為優化的生物有效性模型。(3)毒性數據的外推方法與生態安全土壤環境基準毒性數據外推方法相似,運用的主要方法是物種敏感性分布法。

4.3 國內研究現狀

我國早在20世紀80年代末和90年代初就提出了采用作物生態效應方法、土壤環境背景值方法和食品衛生標準反推法開展土壤環境質量的賦值研究。重金屬通過污染土壤進入農產品并不斷積累,最終由食物鏈進入人體,危害人體健康。近期出現的土壤鉛含量不超標而農產品鉛含量嚴重超標的情況,表明現行的土壤鉛含量標準已經不能有效保護農產品安全,需要更深入地研究土壤環境中重金屬鉛對農產品安全的影響,進一步從農產品安全角度出發制訂農產品安全土壤環境基準[48]。

我國在農作物吸收富集土壤污染物的研究中,逐漸積累了一批基礎數據和資料。MA等[41]研究推導了銅在歐洲土壤的老化效應,在老化模型研究中利用同位素稀釋技術確定添加到土壤中外源重金屬經過長時間老化后的活性變化,獲得了以老化時間和土壤pH為參數的老化因子計算模型,并將其成功應用于土壤鋅、鎳[49]和鈷[50]的老化研究。宋靜等[51]以植物、微生物和土壤動物(蚯蚓、跳蟲等)為關注受體,開展典型污染物的室內和田間毒性試驗,獲取污染物劑量-效應關系,并嘗試采用生態風險評估方法推導典型區域農田土壤環境質量基準;王小慶[52]基于SSD法并結合銅和鎳的毒性預測模型,利用來源于中國土壤的銅、鎳毒理學數據,推導出中國農田土壤銅和鎳的生態閾值。但目前我國農作物的污染物生物富集數據積累不全,阻礙了重金屬鉛農產品安全土壤環境基準的發展進程。

5 展望

我國土壤環境基準研究起步較晚,在制訂土壤環境基準時應在借鑒國外發達國家先進的研究思路基礎上,從我國的實際國情出發開展土壤環境基準研究。土壤環境基準是在土壤環境背景值、污染現狀和生態毒理學數據等一系列研究的基礎上進行的;目前全國土壤污染詳查已經啟動,但系統的重金屬鉛的生態毒理學數據比較缺乏。基于我國土壤環境鉛污染危害狀況和環境基準研究現狀,針對今后的土壤環境基準研究提出以下建議:

雖然國內已有相關兒童暴露數據研究,但這些研究大都是區域性的,代表性不足,而我國地域廣闊,地理、生活飲食差異較大,我國亟需開展全國范圍內環境鉛暴露與兒童血鉛含量相互關系研究,逐步積累我國居民的暴露參數數據資料,完善我國不同地域兒童暴露參數,將模型和相關參數進行本土化。污染物在不同類型土壤中的毒性與生物有效性差異明顯,因此,基于我國本土模式生物和土壤類型,采用標準生態毒性測試方法獲得有效毒性數據,是開展我國生態安全土壤環境基準研究的基礎。制定農產品安全土壤環境基準需從污染物在土壤-植物系統中的遷移富集特點出發,建立不同食用作物對各污染物的富集系數數據庫,通過估算人類食用農產品的污染物攝取劑量或食品安全標準,充分考慮土壤性質、污染物生物有效性和農作物品種等差異性,建立農產品安全的土壤環境基準。