不同国家土壤生态筛选值比较与启示

李勖之; 姜瑢; 孙丽; 郑丽萍; 王国庆; 龙涛; 林玉锁

doi:10.7524/j.issn.0254-6108.2021082101

不同国家土壤生态筛选值比较与启示

1.
生态环境部南京环境科学研究所，国家环境保护土壤环境管理与污染控制重点实验室，南京，210042
2.
中国科学院生态环境研究中心，城市与区域生态国家重点实验室，北京，100085

通讯作者: E-mail: wgq@nies.org;

基金项目:
国家重点研发计划项目（2018YFC1800202，2018YFC180090）和生态环境部部门预算项目（144027000000200031）资助

Ecological soil screening values among different countries and implication for China

1.
State Environmental Protection Key Laboratory of Soil Environmental Management and Pollution Control, Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Ecology and Environment, Nanjing , 210042, China
2.
State Key Laboratory of Urban and Regional Ecology, Research Center for Eco-Environmental Sciences, Chinese Academy of Sciences, Beijing , 100085, China

Corresponding author: WANG Guoqing, wgq@nies.org ;

Fund Project: the National Key R&D Program of China (2018YFC1800202, 2018YFC180090) and Department Budget of Ministry of Ecological Environment（144027000000200031）.

摘要: 土壤污染生态风险防控是我国土壤环境保护和管理的重要目标。与国外发达国家相比，我国尚未建立基于生态风险的土壤筛选值（土壤生态筛选值），当前有关土壤生态筛选值的综述相对较少。本文系统梳理了美国环境保护局（EPA）、英国环境署（EA）、荷兰住房、空间规划和环境部（VROM）和加拿大环境部长理事会（CCME）制定的土壤生态筛选值，从标准定位、关键受体、暴露途径、推导方法和生物有效性等方面进行对比分析。结果表明，不同国家土壤生态筛选值均考虑了土壤直接接触毒性和经生物富集和生物放大的二次毒性，推导方法普遍采用生态风险评估方法，并充分考虑污染物的生物有效性。然而，当前我国土壤风险管控标准中仅GB 15618—2018农用地标准的部分考虑了污染物对农作物生长和土壤生态的影响，且试验和推导方法与国外筛选值存在较大差异。因此，“十四五”期间建议初步构建我国土壤生态风险评估框架，明确土壤生态筛选值的定位、作用和使用形式，加强代表性物种和典型土壤的陆生生态毒理学等基础研究，建立科学、规范的土壤生态筛选值制定方法和配套指南，尝试建立适合我国土壤区域特征的土壤污染归一方程和淋洗/老化因子，为我国土壤生态筛选值的制定提供建议和参考。
- 生态筛选值 /
- 直接接触毒性 /
- 二次毒性 /
- 风险评估 /
- 生物有效性 /
- 土壤
Abstract: Ecological risk control of soil contamination is an essential target for soil environment protection and management. However, there is still lack of ecological soil screening values (Eco-SSVs) in China and the foundation of the works concerning soil environmental criteria aimed at protecting the terrestrial ecology is also rather weak. In this paper, we systematically compared and analyzed the difference in Eco-SSVs among US Environmental Protection Agency (EPA), UK Environmental Agency (EA), Ministry of Housing, Spatial Planning and the Environment (VORM) of the Netherlands and Canadian Council of Ministers of the Environment (CCME), in aspect of standard positioning, protection objective, derivation method, protective level as well as bioavailability factors. The result showed that both the toxicity induced by direct exposure to soil and the secondary poisoning via bioaccumulation/ biomagnification are taken into account for the derivation of Eco-SSVs with a widely applied method of ecological risk assessment in all the aforementioned countries. Meanwhile, the bioavailability of pollutants was well considered. However, among all the current risk control standard of soil contamination in our country, the consideration of ecological risk on crop growth and soil ecosystem was only observed in GB 15618—2018. On such a basis, constructing the framework of soil ecological risk assessment and specifying the role, function and the application form of Eco-SSVs were highly proposed during the 14th Five-Year Plan of our country. Moreover, we highlight strengthening the research of terrestrial ecotoxicity involved in local species and typical soil types in China, establishing the scientific and standardized derivation method of Eco-SSVs as well as the corresponding guideline, and establishing the normalized model and leaching/aging factor, which could provide scientific and technological base for the formulation of Eco-SSVs in our country.
- ecological soil screening values /
- soil direct contact toxicity /
- secondary poisoning /
- risk assessment /
- bioavailability /
- soil

实验室危险废物是指在生产、研究、开发、教学和环境检测 (监测) 活动中，化学和生物实验室产生的废物，包括无机废液、有机废液，废弃化学试剂，及含有或直接沾染危险废物的实验室检测样品、废弃包装物、废弃容器、清洗杂物和过滤介质等^[1]。实验室产生的废液等若随意处理会造成下水道的腐蚀或影响人体健康，甚至会引发爆炸、火灾等安全事故^[2]，生物实验室废物产生的包装物、容器和吸附介质等还可能沾染有害微生物，如具有感染性的病原微生物等，若不妥善处理，可能导致严重的健康问题^[3]。

近年来，我国科技实力伴随经济发展同步壮大，在科技活动主体的研发活动投入持续增加，研发经费规模持续扩大。2021年研究与试验发展 (R&D) 经费达2.79×10¹² 元，为2000年的31倍，2001-2021年年均增幅达到18.1%。同时，2018-2021年间，我国研究与试验发展 (R&D) 经费投入占GDP比重不断提高，由2018年的2.19%增加至2021年的2.44%。“十四五”规划提出，全社会研发经费投入年均增长要大于7%，基础研究经费投入占研发经费投入比重提高到8%，实验室危险废物产生量随着全社会研发经费的增加亦与日俱增^[4-5]，实验室危险废物管理引发公众关注。以北京市为例，可获取统计数据的12家产废单位实验室废物产生量由2014年的708.76 t增加至2018年的972.11 t^[6]，增长了近40%。我国新修订并于2020年9月生效实施的新《固体废物污染环境防治法》^[7]第七十三条明确要求，各级各类实验室及其设立单位应当加强对实验室产生的固体废物的管理，其中属于危险废物的，应当按照危险废物管理。随着我国固体废物环境污染防治工作的不断深入，实验室危险废物环境管理的现实需求日益迫切。

本研究在我国实验室危险废物产生量预测的基础上，总结了我国实验室危险废物管理现状和存在的问题，提出了完善相应管理工作的建议，以期为我国实验室危险废物管理提供参考。

1. 数据与方法

1.1 实验室危险废物产生量预测

目前，国内外针对废物产生量的预测主要采用时间序列分析、回归分析和灰色模型等数理统计方法，根据人口总量和社会经济总产值等社会经济特征进行预测^[8-9]。其中，灰色系统预测模型(Grey Model，GM)，主要基于关联度收敛原则进行废物产生量预测，能够实现在基础产生数据较少的情况下较好地模拟废物产生量变化趋势^[10]，是相关预测研究较为常用的方法之一^[11]。本文在北京市研究与试验发展 (R&D) 经费预测基础上，根据调研获取的实验室危险废物产生量与R&D经费的产废强度关系，预测北京市实验室危险废物产生量。首先，建立R&D经费随时间变化的一阶灰色预测模型GM (1,1) ，确定北京市R&D经费预测模型方程。GM (1,1) 模型构建见式 (1) 。

${x^0}\left( k \right)+a{z^{\left( 1 \right)}}\left( k \right) = b$

$(1)$

通过最小二乘法求解参数 $a$ 和 $b$ ，从而得到GM (1,1) 模型的时间影响见式 (2) 。

${\hat{x}}^{\left(1\right)}\left(t+1\right)=\left({x}^{\left(0\right)}\left(1\right)-\frac{b}{a}\right){e}^{-at}+\frac{b}{a}\text{，}t=1,2,\mathrm{...},n$

$(2)$

式中： ${x^{\left( 0 \right)}}\left( 1 \right)$ 为基准年北京市R&D经费预测值，10⁸ 元； ${\hat x^{\left( 1 \right)}}\left( {t+1} \right)$ 为基准年到 $t+1$ 年间北京市R&D经费预测值之和，×10⁸ 元。对式 (2) 进行累减，还原得到原始序列的灰色模型预测值见式 (3) 。

${\hat x^{\left( 0 \right)}}\left( {t+1} \right) = {\hat x^{\left( 1 \right)}}\left( {t+1} \right) - {\hat x^{\left( 1 \right)}}\left( t \right),t = 1,2,...,n$

$(3)$

式中： ${\hat x^{\left( 0 \right)}}\left( {t+1} \right)$ 为第 $t+1$ 年的北京市R&D经费值，×10⁸ 元； ${\hat x^{\left( 1 \right)}}\left( t \right)$ 为基准年到 $t$ 年间R&D经费值之和，×10⁸ 元。

基于此，预测近10年北京市实验室危险废物产生量，预测方法见式 (4) 。

${Q_n}(t+1) = {\hat x^{\left( 1 \right)}}(t+1) \times k,t = 0,{\text{1,2}}...$

$(4)$

式中： ${Q_n}(t+1)$ 为实验室危险废物 $t+1$ 年产生量，10⁴ t； ${\hat x^{\left( 1 \right)}}(t+1)$ 为R&D经费预测值，×10⁸ 元； $k$ 为实验室危险废物平均产废强度，×10⁻⁸ t∙元⁻¹。

1.2 数据来源

实验室危险废物产生源分散，且各单位产生量小，统计困难。目前，我国尚无公开的实验室危险废物产生量的统计数据，国内外针对实验室危险废物产生量预测的研究也较少。本研究基于北京市危险废物转移联单数据，筛选了项目期内 (2014-2017年) 可连续获取实验室危险废物联单信息的12家危险废物产生量最大的科研机构，调研收集了其实验室危险废物转移量作为产生量，并以此作为预测模型的基础参数。将收集到的数据与相应产废单位同时期R&D经费投入情况相结合，计算该时间范围内的平均产废强度关系，用于预测北京市实验室危险废物的产生量。

1.3 政策分析

本研究结合实验室危险废物相关内容，查找国家和地方、高校和企业实验室管理政策文件和相关举措。针对国家和地方出台的17项政策文本进行分析并找出各项政策针对实验室危险废物的切入点和欠缺点；同时，对39所“985”工程高校、116所“211”工程高校和6个地 (园) 区小微企业的实验室危险废物管理政策和举措进行调查，并对比分析高校和企业在收集处理实验室危险废物全过程中的优缺点。

2. 结果与讨论

2.1 实验室危险废物产生量预测

2.1.1 实验室危险废物产废强度

根据前述调研和计算，结果显示，2014-2017年间北京市研究所涉产废单位实验室危险废物收集量呈逐年递增趋势 (表1) ，结合同期相应R&D经费，计算得出平均产废强度为6.89×10⁻⁸ t∙元⁻¹。鉴于本研究调研的研究机构大部分为综合性高校，因此本研究在当前可获取的数据条件下，据此作为北京市实验室危险废物产生量预测时的强度参数。

表 1 北京市部分研究机构实验室危险废物产生量 (2014-2017年)

Table 1. Volume of laboratory hazardous waste generation in major generator in Beijing from 2014 to 2017

年份	实验室危险废物产生量/t	R&D经费值/(×10⁸ 元)	实验室危险废物产废强度/(×10⁻⁸ t∙元⁻¹)
2014	708.76	96.96	7.31
2015	814.13	92.97	8.76
2016	748.18	131.53	5.69
2017	777.0	133.68	5.81

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实验室危险废物收集率方面，北京市2018年收集单位数量较2017年增加44.1%，收集覆盖范围和收集成效逐渐提高。同时，2018年北京市实验室危险废物收集量近40 00 t，较2017年增加35.7%。此外，采用前述方法，结合北京市R&D经费情况和危险废物产生量预测，估算结果显示2018年北京市实验室危险废物收集率约27%。鉴于北京市自2016年出台《北京市实验室危险废物污染防治技术规范》^[12]，逐步规范实验室危险废物管理，收集率显著高于全国同期其他省市。

2.1.2 R&D经费预测

根据2014-2020年北京市R&D经费，采用公式统计值拟合出2021-2030年北京市R&D经费预测值，将原始数据代入GM (1,1) 模型，见式 (5) 。

${\hat x^{\left( 1 \right)}}(t+1) = 10874.5{e^{0.1154t}} - 9605.7,t = 0,1,2...$

$(5)$

式中： ${\hat x^{\left( 1 \right)}}(t+1)$ 为北京市R&D经费预测值，×10⁸ 元。

式 (5) 表示以R&D经费值为数值的累加序列，t=0时计算得到的值代表基准年的R&D经费值，t=n时计算得到的是基准年至基准年+n年间R&D经费累积值。2021-2030年北京市R&D经费预测值见表2。

表 2 2021-2030年北京市R&D经费预测值

Table 2. Forecast value of Beijing R&D funds from 2021 to 2030

年份	预测值/ (×10⁸ 元)	年份	预测值/ (×10⁸ 元)
2021	2 661.76	2026	4 748.96
2022	2 988.51	2027	5 331.92
2023	3 355.37	2028	5 986.46
2024	3 767.27	2029	6 721.34
2025	4 229.73	2030	7 546.43

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预测结果通过模型精度进行检验，由表3可以看出，预测值与实际值间的残差波动较小，在-6.06~5.53之间，经计算得出预测值与实际值之前的关联度R=0.97>0.5，模型精度满足要求。同理，计算得到小误差概率P=1>0.95，方差比值C=0.21<0.35，当P>0.95，C<0.35时，判断预测精度等级为好^[13]。

表 3 2014-2020年北京市R&D经费模型检验

Table 3. Beijing R&D funds model test from 2014 to 2020

年份	实际值/(×10⁸ 元)	预测值/(×10⁸ 元)	绝对误差	残差/%
2014	1 268.8	1 268.8	0	0
2015	1 384.0	1 330.2	53.8	3.89
2016	1 484.6	1 492.7	-8.1	-0.55
2017	1 579.7	1 675.5	-95.8	-6.06
2018	1 870.8	1 880.3	-9.5	-0.51
2019	2 233.6	2 110.0	123.6	5.53
2020	2 326.6	2 368.3	-41.7	-1.79

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2.1.3 实验室危险废物产生量

将产废强度和北京市R&D经费预测值代入式 (4) 中，预测结果如图1所示。可见，随着R&D经费值增加，预期北京市实验室危险废物产生量呈明显上升趋势，其中2020年和2021年北京市实验室危险废物产生量预计分别为1.61×10⁴和1.83×10⁴ t，2025年和2030年分别为2.91×10⁴和5.20×10⁴ t，较2021年产生量分别增长为59%和184%。同时，采用该方法和参数对全国实验室危险废物产生量进行简单地预测，结果显示，2025年和2030年产生量分别可达133.17×10⁴和231.16×10⁴ t。

图 1 2021-2030年北京市实验室危险废物产生量预测值

Figure 1. Predicted generation amount of laboratory hazardous waste in Beijing from 2021 to 2030

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北京市2016-2018年实验室危险废物收集率从15%增长至27%，平均增长率约为4%，预计2021年收集率约为39%。根据北京市2021年统计年鉴公布的北京市2020年危险废物产生量为24.97×10⁴ t，北京市实验室产生的危险废物量约占北京市所有危险废物量的6.4%，随着产生量的增长及收集率的增高，实验室危险废物也将成为北京市危险废物管理中非常重要的类别。探索建立实验室废物收集及处理处置机制，规范化管理实验室危险废物且有法可依是目前更迫切需要解决的问题。本研究以北京市实验室危险废物产生量为基础数据，研究预测北京市产生量，是本研究的初步结果。目前针对各地区及全国实验室危险废物产生量有较少的研究，因此预测存在一定的局限性和不确定性。北京市汇集了众多高校和科研机构，相对于全国其他地区，较具有代表性和典型性。本研究采用的预测方法和预测对象与蔡彬等^[10]原理相同，建议后续同类研究中可以将其他相关影响因素加入到预测中来，在统计学中获得更加准确的结论与数据。

2.2 实验室危险废物管理政策

2.2.1 国外政策

国外重视实验室危险废物管理，出台了一系列法规和管理政策。美国联邦法规^[14] (第40篇第262部分第K子部分) 制定了适用于实验室危险废物产生者的要求，对每月产生实验室危险废物量少于100 kg的极小规模生产者采取豁免机制。美国大部分高校设有EHS (环境、健康、安全) 部门，为学校各实验室和研究中心提供有关环境和安全方面的服务，并承担环境监督与管理的职责^[15-17]。日本大多数高校依据国家颁布的《废弃物管理和清扫法》^[18]制定其针对实验室危险废物的管理指南，对实验室危险废物的管理流程和方法进行详细说明。部分高校专门设立“环境保护中心”，负责制定管理标准及注意事项，对收集的实验室危险废物在单位内部处理处置、检测排水及其他环保事项 (宣传、培训等) ^[19]。

2.2.2 国家和地方政策

随着实验室危险废物产生量的增多，我国对实验室危险废物管理越来越重视。我国自2004年就开始出台实验室管理文件，但主要针对生物类实验室及高校实验室排污管理。原国家环保总局发布了《关于加强实验室类污染环境监管的通知》^[20]，提出禁止将废弃药品转移给不具备污染治理条件的企业、单位或个人使用，禁止随意丢弃有毒有害废物及废液，防止实验室类污染危害环境，损害人体健康的原则性要求。同年，国务院发布了《病原微生物实验室生物安全管理条例》^[21]，提出了对病原微生物将实行分类管理，对实验室实行分级管理的总体要求。相关政策未针对实验室危险废物提出明确管理规定和要求，导致实验室危险废物的分类收集、贮存、运输、处置等操作流程缺乏专门的管理规范。

2005年，教育部和原国家环保总局发布了《关于加强高等学校实验室排污管理的通知》^[22]，提出了实验室科研教学活动中产生和排放的废气、废液、固体废物等严格按照主管部门申报登记、收集、运输和处置，实验室危险废物的暂存、交换、运送和处置应严格执行危险废物转移联单制度的要求。该通知构建了高校实验室排污监管制度，启动了高校实验室危险废物规范化管理工作。2006年，原国家环保总局发布了《病原微生物实验室生物安全环境管理办法》^[23]，提出了建立健全病原微生物实验室废水、废气和危险废物污染防治管理的规章制度。2008年，国家质量监督检验检疫总局和国家标准化管理委员会发布了《实验室生物安全通用要求》^[24]，主要对生物安全实验室以及动物生物安全实验室安全管理，明确各部门责任、严格危险废物的处理处置，防止污染环境。相关政策和标准针对生物实验室安全管理，提出了具体要求，以降低实验室安全管理存在的隐患。

2008年，原环境保护部、国家发展改革委和公安部发布了《国家危险废物名录》^[1]，在2005年《关于加强高等学校实验室排污管理的通知》^[22]基础上，进一步明确了在科研教学活动中产生的应参照危险废物进行管理的实验室固体废物，具体为“在研究、开发和教学活动中，化学和生物实验室产生的废物” (HW49，废物代码900-047-49) 。2016年，教育部发布了《关于集中开展教育系统危险化学品安全专项整治的通知》^[25]，要求教育部门及各类学校建立完善实验用废弃危化品处置备案制度，联系有资质的危化品处置企业尽快将高校积压的危废品予以分批处理，并逐步建立高校和危废处置企业长期合作、定向处理机制，加强了学校对危险化学品安全隐患的排查治理和监督管理能力，整治了安全管理工作的薄弱环节。2021年国务院办公厅发布《强化危险废物监管和利用处置能力改革实施方案》^[26]，鼓励在有条件的高校集中区域开展实验室危险废物分类收集和预处理示范项目建设。该方案为进一步完善危险废物监管体制机制，建立安全监管与环境监管联动机制提供了保障措施，为逐渐完善危险废物收集处理设施提供了依据。2022年生态环境部办公厅发布《关于开展小微企业危险废物收集试点的通知》^[27]，主要针对危险废物产生量较小的企业，还包括科研机构和学校实验室等社会源开展试点收集，要求小微企业按照高标准、可持续的原则，明确收集单位责任，强化收集过程环境监管，加强收集单位的培训及宣传等工作，为后续加强小微企业危险废物污染防治，防范小微企业危险废物环境风险，推动各地完善小微企业危险废物收集建设具有重要意义。具体管理政策见表4。

表 4 我国在实验室安全管理等方面管理政策

Table 4. Management policies in laboratory safety management in China

文件名称	发布日期	发布单位
《关于加强实验室类污染环境监管的通知》^[20]	2004年2月	原国家环保总局
《病原微生物实验室生物安全管理条例》^[21]	2004年11月	国务院
《关于加强高等学校实验室排污管理的通知》^[22]	2005年7月	教育部和原国家环保总局
《病原微生物实验室生物安全环境管理办法》^[23]	2006年5月	原国家环保总局
《国家危险废物名录》^[1]	2008年8月 (2021年更新)	原环境保护部、国家发展和改革委员会和公安部
《实验室生物安全通用要求》^[24]	2008年12月	国家质量监督检验检疫总局和国家标准化管理委员会
《关于集中开展教育系统危险化学品安全专项整治的通知》^[25]	2016年5月	教育部
《强化危险废物监管和利用处置能力改革实施方案》^[26]	2021年5月	国务院办公厅
《关于开展小微企业危险废物收集试点的通知》^[27]	2022年2月	生态环境部办公厅

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根据国家颁布的政策法规文件，目前有10个省市及地区出台了相关的实验室危险废物管理办法、污染防治技术规范、技术指南等。10个省份的政策都明确了高校及科研机构等产废单位实验室废物的管理，强化了源头管理问题。北京、四川、山东和湖南明确了分类、投放、暂存、收运、贮存、处置利用过程的技术要求，详细的指明处理处置各项要求；浙江、江苏、上海、重庆市渝北区和广东省东莞市指出了责任主体，更加明确责任分工；四川和浙江强调了危险废物的源头控制要求，最大限度的减少了实验室危险废物的产生。全国其他省份应尽快制定出相关文件，加强实验室产废单位的规范化管理。具体内容见表5。

表 5 我国10省市出台的实验室废物政策及内容介绍

Table 5. Introduction of laboratory waste policies and contents issued by 9 provinces and cities in China

地区	文件名称
北京市	北京市危险废物污染环境防治条例^[28]
四川省	四川省实验室危险废物污染防治技术指南 (试行) (川环发〔2017〕73号) ^[29]
浙江省	关于进一步加强实验室废物处置监管工作的通知^[30]
福建省	关于进一步规范学校实验室废弃物处置工作的通知 (闽环保土〔2018〕24号) ^[31]
山东省	山东省实验室废弃物环境管理暂行办法 (鲁环发〔2009〕5号)
湖南省	关于印发《湖南省实验室危险废物环境管理指南》的通知 (湘环发〔2021〕12号) ^[32]
江苏省	关于进一步加强实验室危险废物管理工作的通知 (苏环办〔2020〕284号) ^[33]
江苏省	关于加强全省高校实验室危险废物收集处置工作的通知 (苏教办科函〔2020〕31号) ^[34]
上海市	关于进一步加强实验室危险废物管理工作的通知 (沪环土〔2020〕270号) ^[35]
重庆市渝北区	关于加强实验室危险废物管理的通知 (渝北环发〔2020〕64号) ^[36]
广东省东莞市	关于加强实验室危险废物环境管理工作的通知^[37]

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2.2.3 企事业单位管理政策

1) 高校。我国部分高校根据《关于加强高等学校实验室排污管理的通知》^[22]要求，制定了有关实验室废物的管理办法、条例等。也有高校将实验室废物的管理列入到《实验室安全管理办法》中进行统一规定。在调查的29个省市区中，39所“985”工程高校中85%以上制定了实验室危险废物相关管理办法，116所“211”工程高校中60%以上制定了实验室危险废物管理办法，其他普通高校制定管理办法的占比较低。

目前高校对实验室危险废物的处理处置并没有明确的统一方法，陈璐等^[15]在2017年调研的高校实验室中，只有36%的调研单位对废弃物进行细致分类；有28%的高校建立了分类管控的废弃物仓，对不同种类的废弃物进行全时监控管理；有78%的调研单位在实验室废物后期清运处置中与已有专业资质的第三方机构进行合作。

从全国高校出台的相关实验室危险废物方面的管理办法看出，我国一部分高校对实验室危险废物比较重视。1) 大部分主要的产生源在教学实验、科学研究等环境类、生物类、化工类专业的实验室。2) 一部分学校设有专门负责实验室废物管理的部门，以学校、学院、实验室三级管理体制，学院是实验室危险废物的主管部门，学校是监督、检查的归口部门。3) 一部分学校以“谁购买，谁保管，谁使用，谁负责”的原则进行管理。4) 高校在教学中产生的危险废物处置费用由学校承担，科研产生的危险废物处置费用暂由学校承担，再依据学校成本分担机制的推进，逐步过渡到由科研项目承担；而有的学校则是学院承担一部分，剩下的由学校来承担；有的学校则由课题组全额承担；一些普通高校科研经费少，没有太多经费投入到处置费用中。5) 一部分学校定期对全校危险废物进行回收、转移、处置，在收集时填写好台账信息，并且由有资质的公司进行预约回收、转移、处置。

2) 产业园区。实验室危险废物不仅在高校教学中产生，研究和开发活动中也会产生。实验室危险废物产生量少且产生来源分散，具有小微企业产废的特点，同时，很多小微企业管理政策涉及到实验室危险废物的管理，表6中列举出产业园区中小微企业的实验室危险废物相关政策文件。

表 6 我国小微企业危险废物管理政策

Table 6. Hazardous waste management policy of small and micro enterprises in China

地区	文件或举措
上海市	发布《上海市产业园区小微企业危险废物集中收集平台管理办法》^[38]
山东省	发布《山东省生态环境厅关于开展危险废物集中收集贮存转运试点的指导意见》^[39]
江苏省宿迁市	园区环保局协调市生态环境局多措并举推动危险废物经营单位集中处置园区中小企业产生的危险废物
江西省南昌市	2020年，江西省南昌市率先在全省开展建设汽车维修行业和小微企事业单位危险废物集中收集暂存场所 (试点) 工作
浙江省温州市	采用“互联网+危废环保管家”模式，破解小微企业危废难题
福建省宁德市	宁德市环保局针对小微企业危废管理的薄弱环节，全力推进小微企业危废处置试点工作

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上海市2019年发布了《上海市产业园区小微企业危险废物集中收集平台管理办法》^[38]，分别从管理职责、危险废物管理台账、危险废物运输和转移联单制度、危险废物源头管理、信息报送及罚则等方面详细制定了本办法。其中，以下几点突出显示其在责任机制等方面的管理制度：1) 在管理职责中，各部门分别履行各自的责任，要求各区生态环境局监管频次不少于1年10次；2) 主要收集贮存危险废物年产生量小于10 t的小微企业所产生的危险废物和废荧光灯管、废铅蓄电池等社会源危险废物；3) 鼓励产业园区开展收集贮存转运设施的规划与建设；4) 危险废物收集贮存转运设施建立危险废物出入库管理台账。上海市产业园区危险废物收集平台的建立，使小微产废企业的危险废物在产业园区层面得以得到有效收集，使平台将小微企业危险废物纳入合规渠道，避免其向其它渠道流失，在产废企业与处理企业之间构筑了园区的缓冲区间，也使上海市危险废物管理体系更具韧性与弹性^[40]。

山东2019年发布了《山东省生态环境厅关于开展危险废物集中收集贮存转运试点的指导意见》^[39]，仅限收集年产生危险废物50 t以下的企业、实验室危险废物产生单位、机动车维修拆解单位和垃圾分类后产生的家庭源危险废物。江苏宿迁、江西南昌、浙江温州及福建宁德根据当地实际情况管理小微企业危险废物，逐渐完善产业园区危险废物收集平台。

2.3 我国实验室危险废物问题分析

1) 管理政策欠缺。我国没有针对实验室危险废物管理方面的具体政策，只有2个环保总局和教育部下发的通知。未加大对实验室危险废物的监督管理，未确定具体的责任机制，不能按规定将实验室危险废物交由有资质的处置单位定时定点处置。在《医疗废物管理条例》^[41]中，仅对医学科研和教学等相关活动中产生感染性废物的管理依据此条例执行。在《实验室生物安全通用要求》^[23]中对生物实验室废物处理没有专门的管理要求^[14]。高校实验室归口管理职能部门混乱，缺乏有效的监督管理机制^[42]。而对于小微企业，存在环保技术人员缺乏等现象，导致产生的实验室危险废物管理意识薄弱，无法达到危险废物规范化管理的相关要求^[43]。

2) 收运处置困难。目前高校危险废物种类繁多、分布散且呈周期性产生，即使部分学校制定了相关管理规定，却依然存在收集难、贮存难、运输难、处置难等问题。调研发现，由于处置单位收运不及时，大多数产废单位都面临着较大的危险废物暂存或贮存压力，产废量较小的实验室在收运处置前长期堆存危险废物且不能及时处理，产生了一定的安全及环境风险。而处置单位对于未达到收运量的实验室收取同样的费用，导致一些小微企业面临处置费用高的问题，进而降低了对危险废物处理处置的积极性。实验室危险废物在运输时，必须使用危险品车辆运输，但部分高校位于城区，导致危险品车辆禁区通行难^[44]。同时，由于产废单位贮存空间有限，运输单位能力不足，处置单位地域分配不均衡，导致多数产废单位的实验室危险废物积压严重。实验室危险废物在产生到收运处置全流程中，各方面都存在着安全及环境风险。

3) 环保意识不足。我国大部分高校在教学、科学研究过程中，需要大量的化学药品，但大部分化学药品及试剂未得到充分的利用，有的化学药品会长时间放置，不仅会产生安全隐患，而且造成了浪费。高校中实验室的分类收集已经有一定基础，但在一些普通高校，环保意识落后、专业化水平低、实验室设备陈旧落后、教学和科研经费少。这就导致了在处理实验室危险废物时，直接倒入下水道、只做简单处理排放、不分类直接倒入废液桶等一系列管理、监督不到位的问题。产业园区从业人员对危险废物的管理认识匮乏，企业员工在填写危险废物进出库记录中，存在危险废物类别出入库数量不一致、个别类别无入库却有出库现象^[40]。

3. 建议

1) 明确实验室危险废物责任主体、形成管理机制及指南。实验室危险废物规范管理的机构占比较低，各行业主管部门 (教育、科技、卫健、市场监管等) 应协同生态环境部，指导各自负责的单位 (中小学及高等院校、科研院所、医疗机构、企业) 开展实验室危险废物管理工作，包括制度制定、人员培训等，形成生态环境部门和行业主管部门分工协作、齐抓共管的工作格局。各高校、科研机构或其他产业园区可以在申请项目时，将处理实验室危险废物的经费纳入到预算中，适时制定对收集处理不及时的机构实施相应的处罚。“无废城市”试点期间将高校及科研机构实验室废物等社会源废物处理纳入建设指标中，应加快管理机制研究，推进“无废城市”建设。

2) 建立高校定时定点回收处理、小微企业豁免相结合的收集体系。高校建立贮存设施，将单位内部实验室危险废物应分类收集，将不含危险物质或可自行无害化处理的实验室废物按照一般固体废物处置，切实做到源头减量。按规定分类后，分别放入不同容器中，由有资质的公司进行定时定点收集运输，并鼓励试剂生产厂家执行生产者责任延伸制，主动与产废单位建立沟通渠道，回收废旧试剂和空瓶。产废单位开展区域实验室危险废物收集试点，建立集中贮存设施，鼓励积极探索预处理方案，将实验室危险废物作破碎、压块、沥干、同质废液混合等处理，进一步做到实验室危险废物减容，降低贮存压力和处置单位的处理压力。产业园区小微企业，如每月实验室危险废物产生量少于100 kg的机构，或产生低风险类实验室危险废物的，如废弃药品、油漆、含汞灯管、铅蓄电池等，可以探索实行特定环节豁免管理机制。

3) 加强高校实验室危险废物管理能力建设。产废单位专人负责实验室药品及试剂的使用，以及危险废物的产生、分类、投放、暂存、收运、贮存、利用处置等环节的监管，并建立专业管理团队，明确组织构架，保证实验室危险废物各个环节都有相应的责任人。高校或其他机构在上课或实验操作前，指导教师或专业人员应向学生或实验人员介绍实验室内仪器及药品的使用，加强学生及实验人员对危险废物的分类和处理的培训，增强主管教师和学生的实验室危险废物环境管理意识。学校可以将实验室危险废物管理纳入学生和科研助理的实验室准入考核内容，教师在评定职称时将实验室安全纳入到评定范围内。

表 1 各国土壤生态筛选值制定考虑的关键受体和暴露途径

Table 1. Key receptors and exposure pathways for consideration of ecological soil screening values

国家¹Countries		土壤直接接触途径Soil direct contact route	土壤和食物摄入途径Soil and food ingestion route	土壤-地下水途径Soil-groundwater route
美国	Eco-SSL_植物	植物	—	—
	Eco-SSL_{无脊椎动物}	无脊椎动物	—	—
	Eco-SSL_哺乳动物	—	哺乳动物	—
	Eco-SSL_鸟类	—	鸟类	—
英国	SSV	植物、无脊椎动物和微生物主导的生态功能	野生生物（哺乳动物和鸟类）	—
荷兰	MV	植物、无脊椎动物和微生物主导的生态功能	野生生物（哺乳动物和鸟类）	—
荷兰	IV	植物、无脊椎动物和微生物主导的生态功能	—	—
加拿大	SQG_农用地	微生物（营养和能量循环）、无脊椎动物、植物/作物和牲畜/野生动物	食草动物（初级消费者）和食肉动物（次级或三级消费者）²	牲畜、作物（灌溉）和淡水生物
	SQG_{居住用地/公园}	微生物（营养和能量循环）、无脊椎动物、植物和野生动物	食草动物（初级消费者）和食肉动物（次级或三级消费者）³	淡水生物
	SQG_商业用地		—
	SQG_工业用地		—
1）Eco-SSL_植物、Eco-SSL_{无脊椎动物}、Eco-SSL_哺乳动物和Eco-SSL_鸟类分别表示保护植物、无脊椎动物、哺乳动物和鸟类的土壤生态筛选值；SSV表示英国土壤生态筛选值；MV和IV表示荷兰最大值和干预值；SQG_农用地、SQG_{居住用地/公园}、SQG_商业用地和SQG_工业用地分别表示农用地、居住/公园、商业和工业用地的土壤质量指导值。　　Eco-SSL_plants、Eco-SSL_{invertebrates}、Eco-SSL_mammals and Eco-SSL_birds refer to Eco-SSLs for plants, invertebrates, Mammalian and birds, respectively; SSV refers to Soil Screening Values in UK; MV and IV refer to Maximal Values and Intervention Values in The Netherlands, respectively; SQG_agriculture, SQG_{residential/parkland}, SQG_commercial and SQG_industrial refer to Soil Quality Guidelines for agriculture, residential/parkland, commercial and industrial land use, respectively. 　　2）仅当土壤污染物具有潜在生物累积或生物放大特性时，加拿大农用地的土壤SQG推导才考虑食肉动物等次级或三级消费者的土壤和食物摄入途径。　　In the case of substances have a strong tendency to bioaccumulate and/or biomagnify, SQG_agricultural for soil and food ingestion should be developed for the protection of secondary and tertiary consumers.　　3）仅当土壤污染物具有潜在生物累积或生物放大特性时，加拿大居住用地/公园的土壤SQG推导才考虑食草动物等初级消费者和食肉动物等次级或三级消费者的土壤和食物摄入途径。　　In the case of substances have a strong tendency to bioaccumulate and/or biomagnify, SQG_{residential/parkland} for soil and food ingestion should be developed for the protection of primary, secondary and tertiary consumers.

国家¹Countries		土壤直接接触途径Soil direct contact route	土壤和食物摄入途径Soil and food ingestion route	土壤-地下水途径Soil-groundwater route
美国	Eco-SSL_植物	植物	—	—
	Eco-SSL_{无脊椎动物}	无脊椎动物	—	—
	Eco-SSL_哺乳动物	—	哺乳动物	—
	Eco-SSL_鸟类	—	鸟类	—
英国	SSV	植物、无脊椎动物和微生物主导的生态功能	野生生物（哺乳动物和鸟类）	—
荷兰	MV	植物、无脊椎动物和微生物主导的生态功能	野生生物（哺乳动物和鸟类）	—
荷兰	IV	植物、无脊椎动物和微生物主导的生态功能	—	—
加拿大	SQG_农用地	微生物（营养和能量循环）、无脊椎动物、植物/作物和牲畜/野生动物	食草动物（初级消费者）和食肉动物（次级或三级消费者）²	牲畜、作物（灌溉）和淡水生物
	SQG_{居住用地/公园}	微生物（营养和能量循环）、无脊椎动物、植物和野生动物	食草动物（初级消费者）和食肉动物（次级或三级消费者）³	淡水生物
	SQG_商业用地		—
	SQG_工业用地		—
1）Eco-SSL_植物、Eco-SSL_{无脊椎动物}、Eco-SSL_哺乳动物和Eco-SSL_鸟类分别表示保护植物、无脊椎动物、哺乳动物和鸟类的土壤生态筛选值；SSV表示英国土壤生态筛选值；MV和IV表示荷兰最大值和干预值；SQG_农用地、SQG_{居住用地/公园}、SQG_商业用地和SQG_工业用地分别表示农用地、居住/公园、商业和工业用地的土壤质量指导值。　　Eco-SSL_plants、Eco-SSL_{invertebrates}、Eco-SSL_mammals and Eco-SSL_birds refer to Eco-SSLs for plants, invertebrates, Mammalian and birds, respectively; SSV refers to Soil Screening Values in UK; MV and IV refer to Maximal Values and Intervention Values in The Netherlands, respectively; SQG_agriculture, SQG_{residential/parkland}, SQG_commercial and SQG_industrial refer to Soil Quality Guidelines for agriculture, residential/parkland, commercial and industrial land use, respectively. 　　2）仅当土壤污染物具有潜在生物累积或生物放大特性时，加拿大农用地的土壤SQG推导才考虑食肉动物等次级或三级消费者的土壤和食物摄入途径。　　In the case of substances have a strong tendency to bioaccumulate and/or biomagnify, SQG_agricultural for soil and food ingestion should be developed for the protection of secondary and tertiary consumers.　　3）仅当土壤污染物具有潜在生物累积或生物放大特性时，加拿大居住用地/公园的土壤SQG推导才考虑食草动物等初级消费者和食肉动物等次级或三级消费者的土壤和食物摄入途径。　　In the case of substances have a strong tendency to bioaccumulate and/or biomagnify, SQG_{residential/parkland} for soil and food ingestion should be developed for the protection of primary, secondary and tertiary consumers.

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表 2 各国土壤生态筛选值的推导方法(直接接触途径)

Table 2. Derivation methodologies of ecological soil screening values among different countries（soil direct contact route）

国家Countries		毒性数据¹Ecotoxicological data¹	外推方法Extrapolation methodologies	筛选值确定Determination of soil screening values
美国	Eco-SSL_植物	EC20、MATC和EC10	几何均值法
美国	Eco-SSL_{无脊椎动物}	EC20、MATC和EC10	几何均值法
英国	SSV	NOEC、EC10和E（L）C50	物种敏感性分布法（SSD）、评估因子法（AF）	PNEC（HC5）
荷兰	MV	NOEC、EC10和E（L）C50	物种敏感性分布法（SSD）、评估因子法（AF）和平衡分配法	HC5和HC50的几何均值（约HC20）
荷兰	IV	NOEC、EC10和E（L）C50	物种敏感性分布法（SSD）、评估因子法（AF）和平衡分配法	HC50
加拿大	SQG_农用地	EC25、LOEC和E（L）C50	证据权重法（EC25分布法）、最低效应浓度法和中位效应法（最小值）	25%百分位值
	SQG_{居住用地/公园}	EC25、LOEC和E（L）C50	证据权重法（EC25分布法）、最低效应浓度法和中位效应法（最小值）	25%百分位值
	SQG_商业用地	EC25、LOEC和E（L）C50	证据权重法（EC25分布法）和最低效应浓度法（几何均值）	50%百分位值
	SQG_工业用地	EC25、LOEC和E（L）C50	证据权重法（EC25分布法）和最低效应浓度法（几何均值）	50%百分位值
1）各国毒性数据按照数据使用优先级排列Ecotoxicological data is listed in order of priority for each country..

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表 3 各国土壤生态筛选值的生物有效性因子

Table 3. Bioavailability factors of ecological soil screening values

国家Countries	背景含量Background concentration	土壤理化性质Soil physico-chemical properties	淋洗-老化处理Leaching/aging treatment
美国	评估毒性数据的质量和Eco-SSL的合理性	优先采用生物有效性高(基于pH和有机质含量)毒性数据	开展淋洗-老化处理的毒理试验
英国	（1）风险添加法(Zn和V)（2）总量法（其余污染物），SSV不应低于土壤背景水平	（1）通用SSV：有机物¹： ${\text{E(L)} }{ {\text{C} }_{ {\text{sta} } } }/{\text{NOE} }{ {\text{C} }_{ {\text{sta} } } } = {\text{E(L)C} }/{\text{NOEC} } \times \dfrac{ {3.4} }{ { {\text{SOM} } } }$ 重金属：毒性数据不进行归一化（2）特定场地SSV有机物²： ${\text{SS} }{ {\text{V} }_{ {\text{site - specific} } } }{\text{ = SS} }{ {\text{V} }_{ {\text{generic} } } } \times \dfrac{ { {\text{SOM} } } }{ { {\text{3} }{\text{.4} } } }$ 重金属：SSV_generic和毒性数据根据土壤理化性质(pH、有机质、黏粒和效应阳离子交换量)归一化	（1）通用SSV的毒性数据不进行淋洗/老化校准（2）当条件允许，毒性数据可基于淋洗/老化因子（L/F）进行校准
荷兰	风险添加法	（1）有机物¹： ${\text{E(L)}}{{\text{C}}_{{\text{sta}}}}/{\text{NOE}}{{\text{C}}_{{\text{sta}}}} = {\text{E(L)C}}/{\text{NOEC}} \times \frac{{3.4}}{{{\text{SOM}}}}$ （2）重金属不建议根据土壤理化性质归一化	—
加拿大	SQG不应低于土壤背景水平	（1）分为粗粒土和细粒土（2）毒性数据考虑生物有效性	—
1）E(L)Csta/NOECsta和E(L)C/NOEC分别表示标准土壤和特定土壤的毒性数据，包括EC、LC和NOEC; SOM表示特定土壤的有机质含量(%)。E(L)Csta/NOECsta and E(L)C/NOEC refer to ecotoxicological data in standard and site specific soil, including EC、LC and NOEC, respectively; SOM refer to soil organic matter (%). 　　2）SSVgeneric和SSVsite specific分别表示通用筛选值和特定场地的筛选值。SSVgeneric and SSVsite specific refer to generic and site specific soil screening values, respectively

国家Countries	背景含量Background concentration	土壤理化性质Soil physico-chemical properties	淋洗-老化处理Leaching/aging treatment
美国	评估毒性数据的质量和Eco-SSL的合理性	优先采用生物有效性高(基于pH和有机质含量)毒性数据	开展淋洗-老化处理的毒理试验
英国	（1）风险添加法(Zn和V)（2）总量法（其余污染物），SSV不应低于土壤背景水平	（1）通用SSV：有机物¹： ${\text{E(L)} }{ {\text{C} }_{ {\text{sta} } } }/{\text{NOE} }{ {\text{C} }_{ {\text{sta} } } } = {\text{E(L)C} }/{\text{NOEC} } \times \dfrac{ {3.4} }{ { {\text{SOM} } } }$ 重金属：毒性数据不进行归一化（2）特定场地SSV有机物²： ${\text{SS} }{ {\text{V} }_{ {\text{site - specific} } } }{\text{ = SS} }{ {\text{V} }_{ {\text{generic} } } } \times \dfrac{ { {\text{SOM} } } }{ { {\text{3} }{\text{.4} } } }$ 重金属：SSV_generic和毒性数据根据土壤理化性质(pH、有机质、黏粒和效应阳离子交换量)归一化	（1）通用SSV的毒性数据不进行淋洗/老化校准（2）当条件允许，毒性数据可基于淋洗/老化因子（L/F）进行校准
荷兰	风险添加法	（1）有机物¹： ${\text{E(L)}}{{\text{C}}_{{\text{sta}}}}/{\text{NOE}}{{\text{C}}_{{\text{sta}}}} = {\text{E(L)C}}/{\text{NOEC}} \times \frac{{3.4}}{{{\text{SOM}}}}$ （2）重金属不建议根据土壤理化性质归一化	—
加拿大	SQG不应低于土壤背景水平	（1）分为粗粒土和细粒土（2）毒性数据考虑生物有效性	—
1）E(L)Csta/NOECsta和E(L)C/NOEC分别表示标准土壤和特定土壤的毒性数据，包括EC、LC和NOEC; SOM表示特定土壤的有机质含量(%)。E(L)Csta/NOECsta and E(L)C/NOEC refer to ecotoxicological data in standard and site specific soil, including EC、LC and NOEC, respectively; SOM refer to soil organic matter (%). 　　2）SSVgeneric和SSVsite specific分别表示通用筛选值和特定场地的筛选值。SSVgeneric and SSVsite specific refer to generic and site specific soil screening values, respectively

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表 4 土壤环境质量标准(GB15618—1995)的生态环境效应法

Table 4. Ecological effect methods of soil quality standards (GB 15618—1995)

体系Systems	土壤-植物体系（作物效应）Soil-plant system （Crop effects）		土壤-微生物体系（微生物效应）Soil-microorganism system（Microbial effects）		土壤-水体系（环境效应）Soil-water system（Environmental effects）
内容	农产品质量	作物生长	生化指标	微生物计数	地下水	地表水
目的	保证公众健康	保持良好的生产力	保持土壤生态良性循环		地下水水质符合国家标准	地表饮用水源地水质符合国家标准
依据	食品卫生标准等	农作物产量减产不大于10%	一种以上的生化指标出现的变化率小于25%	微生物数量出现的变化率小于50%	生活饮用水卫生标准	地表水环境质量标准

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[1]	生态环境部, 国家市场监督管理总局. 中华人民共和国国家标准: 土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准 GB 15618—2018[S]. 北京: 中国标准出版社, 2018. National Standard (Mandatory) of the People's Republic of China: Soil environmental quality Risk control standard for soil contamination of agricultural land. GB 15618—2018[S]. Beijing: Standards Press of China, 2018(in Chinese).
[2]	生态环境部, 国家市场监督管理总局. 中华人民共和国国家标准: 土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准 GB 36600—2018[S]. 北京: 中国标准出版社, 2018. National Standard (Mandatory) of the People's Republic of China: Soil environmental quality Risk control standard for soil contamination of development land. GB 36600—2018[S]. Beijing: Standards Press of China, 2018(in Chinese).
[3]	United States Environmental Protection Agency (US EPA). Guidance for developing ecological soil screening levels[R]. Washington DC: US Environmental Protection Agency, 2005.
[4]	Environment Agency (EA). Derivation and use of soil screening values for assessing ecological risk (Science Report share id26)[R]. Bristol: Environment Agency, 2017.
[5]	SWARTJES F A, RUTGERS M, LIJZEN J P A, et al. State of the art of contaminated site management in The Netherlands: Policy framework and risk assessment tools [J]. Science of the Total Environment, 2012, 427/428: 1-10. doi: 10.1016/j.scitotenv.2012.02.078
[6]	Canadian Council of Ministers of the Environment (CCME). A protocol for the derivation of environmental and human health soil quality guidelines[R]. Ottawa: Canadian Council of Ministers of the Environment, 2006.
[7]	PERRODIN Y, de BOILLOT C, ANGERVILLE R, et al. Ecological risk assessment of urban and industrial systems: A review [J]. Science of the Total Environment, 2011, 409(24): 5162-5176. doi: 10.1016/j.scitotenv.2011.08.053
[8]	United States Environmental Protection Agency (US EPA). Framework for ecological risk assessment[R]. Washington DC: US Environmental Protection Agency, 1992.
[9]	United States Environmental Protection Agency (US EPA). Guidelines for ecological risk assessment[R]. Washington DC: US Environmental Protection Agency, 1998.
[10]	United States Environmental Protection Agency (US EPA). Ecological risk assessment guidance for superfund process for designing and conducting ecological risk assessments (Interim Final)[R]. Washington DC: US Environmental Protection Agency, 1997.
[11]	Environment Agency (EA). An ecological risk assessment framework for contaminants in soil (Science Report SCO70009/SR1)[R]. Bristol: Environment Agency, 2008.
[12]	Environment Agency (EA). Guidance on the use of soil screening values in ecological risk assessment (Science Report SC070009/SR2B)[R]. Bristol: Environment Agency, 2008.
[13]	Environment Agency. Soil screening values for use in UK ecological risk assessment[R]. Bristol: Environment Agency, 2008.
[14]	European Commission (EC). Technical guidance document in support of Commission Directive 93/67/EEC on Risk assessment for new notified substances and Commission Regulation (EC) No 1488/94 on Risk assessment for existing substances and Commission Directive (EC) 98/8 on Biocides, Part 2[R]. Luxembourg: European Commission, 2003.
[15]	李勖之, 郑丽萍, 张亚, 等. 应用物种敏感分布法建立铅的生态安全土壤环境基准研究 [J]. 生态毒理学报, 2021, 16(1): 107-118. LI X Z, ZHENG L P, ZHANG Y, et al. Derivation of ecological safety based soil quality criteria for lead by species sensitivity distribution [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2021, 16(1): 107-118(in Chinese).
[16]	颜增光, 谷庆宝, 周娟, 等. 构建土壤生态筛选基准的技术关键及方法学概述 [J]. 生态毒理学报, 2008, 3(5): 417-427. YAN Z G, GU Q B, ZHOU J, et al. A synoptic review of the technical tips and methodologies for the development of ecological soil screening benchmarks [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2008, 3(5): 417-427(in Chinese).
[17]	周启星, 滕涌, 展思辉, 等. 土壤环境基准/标准研究需要解决的基础性问题 [J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(1): 1-14. doi: 10.11654/jaes.2014.01.001 ZHOU Q X, TENG Y, ZHAN S H, et al. Fundamental problems to be solved in research on Soil-environmental Criteria/standards [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2014, 33(1): 1-14(in Chinese). doi: 10.11654/jaes.2014.01.001
[18]	周启星. 环境基准研究与环境标准制定进展及展望 [J]. 生态与农村环境学报, 2010, 26(1): 1-8. doi: 10.3969/j.issn.1673-4831.2010.01.001 ZHOU Q X. Advances and prospect of research on environmental criteria/benchmarks and enactment of environmental standards [J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2010, 26(1): 1-8(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1673-4831.2010.01.001
[19]	CROMMENTUIJN T, SIJM D, de BRUIJN J, et al. Maximum permissible and negligible concentrations for metals and metalloids in the Netherlands, taking into account background concentrations [J]. Journal of Environmental Management, 2000, 60(2): 121-143.
[20]	王小庆, 李菊梅, 韦东普, 等. 土壤中铜生态阈值的影响因素及其预测模型 [J]. 中国环境科学, 2014, 34(2): 445-451. WANG X Q, LI J M, WEI D P, et al. Major soil factors affecting ecological threshold for copper and the predictable models [J]. China Environmental Science, 2014, 34(2): 445-451(in Chinese).
[21]	吴燕玉, 陈涛, 张学询, 等. 污灌区环境质量评价的原则和程序 [J]. 农业环境科学学报, 1983, 2(2): 1-5. WU Y Y, CHEN T, ZHANG X X, et al. Principles and procedures for environmental quality assessment of sewage irrigation areas [J]. Journal of Agro-Environmental Science, 1983, 2(2): 1-5(in Chinese).
[22]	夏增禄. 土壤环境容量在总量控制上的应用 [J]. 环境科学, 1985, 6(1): 56-60. XIA Z L. The application of soil environmental capacity to total quantity control [J]. Environmental Science, 1985, 6(1): 56-60(in Chinese).
[23]	夏家淇. 土壤环境质量标准详解[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 1996. XIA J Q. Detailed explanation of soil environmental quality standards [M]. Beijing: China Environment Science Press, 1996(in Chinese).
[24]	龙涛, 邓绍坡, 吴运金, 等. 生态风险评价框架进展研究 [J]. 生态与农村环境学报, 2015, 31(6): 822-830. doi: 10.11934/j.issn.1673-4831.2015.06.005 LONG T, DENG S P, WU Y J, et al. Advancement in study on development of ecological risk assessment framework [J]. Journal of Ecology and Rural Environment, 2015, 31(6): 822-830(in Chinese). doi: 10.11934/j.issn.1673-4831.2015.06.005
[25]	窦韦强, 安毅, 秦莉, 等. 农用地土壤重金属生态安全阈值确定方法的研究进展 [J]. 生态毒理学报, 2019, 14(4): 54-64. DOU W Q, AN Y, QIN L, et al. Research progress in determination methods of ecological safety thresholds for heavy metals in agricultural land [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2019, 14(4): 54-64(in Chinese).
[26]	张霖琳, 金小伟, 王业耀. 土壤污染物的生态毒理效应和风险评估研究进展 [J]. 中国环境监测, 2020, 36(6): 5-13. ZHANG L L, JIN X W, WANG Y Y. Research progress on ecotoxicological effects and risk assessment of soil pollutants [J]. Environmental Monitoring in China, 2020, 36(6): 5-13(in Chinese).
[27]	吴爱明, 赵晓丽, 冯宇, 等. 美国生态毒理数据库(ECOTOX)对中国数据库构建的启示 [J]. 环境科学研究, 2017, 30(4): 636-644. WU A M, ZHAO X L, FENG Y, et al. The enlightenment of the ecotoxicolohy knowledgebase(ECOTOX) for its establishment in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2017, 30(4): 636-644(in Chinese).
[28]	刘娜, 金小伟, 王业耀, 等. 生态毒理数据筛查与评价准则研究 [J]. 生态毒理学报, 2016, 11(3): 1-10. doi: 10.7524/AJE.1673-5897.20160503005 LIU N, JIN X W, WANG Y Y, et al. Review of criteria for screening and evaluating ecotoxicity data [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2016, 11(3): 1-10(in Chinese). doi: 10.7524/AJE.1673-5897.20160503005
[29]	王小庆, 马义兵, 黄占斌. 土壤中镍生态阈值的影响因素及预测模型 [J]. 农业工程学报, 2012, 28(5): 220-225. doi: 10.3969/j.issn.1002-6819.2012.05.037 WANG X Q, MA Y B, HUANG Z B. Influence factors and prediction model for soil nickel ecological threshold [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2012, 28(5): 220-225(in Chinese). doi: 10.3969/j.issn.1002-6819.2012.05.037
[30]	李宁, 郭雪雁, 陈世宝, 等. 基于大麦根伸长测定土壤Pb毒性阈值、淋洗因子及其预测模型 [J]. 应用生态学报, 2015, 26(7): 2177-2182. LI N, GUO X Y, CHEN S B, et al. Toxicity thresholds and predicted model of Pb added to soils with various properties and its leaching factors as determined by barley root-elongation test [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2015, 26(7): 2177-2182(in Chinese).
[31]	王晓南, 陈丽红, 王婉华, 等. 保定潮土铅的生态毒性及其土壤环境质量基准推导 [J]. 环境化学, 2016, 35(6): 1219-1227. doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016.06.2015101402 WANG X N, CHEN L H, WANG W H, et al. Ecotoxicological effect and soil environmental quality criteria of lead in the fluvo-aquic soil of Baoding [J]. Environmental Chemistry, 2016, 35(6): 1219-1227(in Chinese). doi: 10.7524/j.issn.0254-6108.2016.06.2015101402

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1. 数据与方法
1.1 实验室危险废物产生量预测
1.2 数据来源
1.3 政策分析
2. 结果与讨论
2.1 实验室危险废物产生量预测
2.2 实验室危险废物管理政策
2.3 我国实验室危险废物问题分析
3. 建议

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《土壤污染防治法》规定“国务院生态环境主管部门根据土壤污染状况、公众健康风险、生态风险和科学技术水平，并按照土地用途，制定国家土壤污染风险管控标准”。《生态环境标准管理办法》指出“制定生态环境风险管控标准，应当根据环境污染状况、公众健康风险、生态环境风险、环境背景值和生态环境基准研究成果等因素，区分不同保护对象和用途功能，科学合理确定风险管控要求”。因此，土壤生态风险是我国土壤污染防治的重要目标，建立基于生态风险的土壤风险管控标准（土壤生态筛选值），是我国土壤生态环境法律法规的要求。然而，《土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 15618—2018）中仅部分指标考虑了污染物对农作物生长和土壤生态的影响^[1]，《土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）》（GB 36600—2018）未考虑土壤污染物的生态风险^[2]。

欧美发达国家更早开展了土壤生态筛选值的相关研究，部分国家已制定了土壤生态筛选值。美国环境保护局（Environmental Protection Agency，EPA）于2003年颁布了土壤生态筛选值制定技术导则，逐步建立了21种污染物的土壤生态筛选值（Ecological Soil Screening Levels，Eco-SSL）^[3]。英国环境署（Environment Agency，EA）针对9种重金属和10种有机物，建立了适用于土壤生态风险评估的土壤筛选值（Soil Screening Values，SSV）^[4]。荷兰住房、空间规划和环境部（The Ministry of Housing，Spatial Planning and the Environment，VROM）发布了基于生态和健康风险的土壤质量标准^[5]。加拿大环境部长理事会（Canadian Council of Ministers of the Environment，CCME）制定了不同用地方式下，基于生态风险和人体健康的土壤质量指导值（Soil Quality Guideline，SQG）^[6]。与上述国家相比，我国土壤污染生态风险研究基础相对薄弱，有关土壤生态筛选值的综述研究相对较少。因此，本研究通过对英国、美国、荷兰和加拿大土壤生态筛选值的定位、关键受体、暴露途径、推导方法和生物有效性等方面进行对比分析，结合我国土壤生态风险的研究基础和现状，提出我国土壤生态筛选值的制定建议，以期为我国土壤风险管控标准的优化和完善提供参考。

1. 发达国家土壤生态筛选值比较（Comparison of ecological soil screening values in developed countries）

1.1. 标准定位

与人体健康风险相比，不同国家对土壤生态系统保护的认知和重视程度各不相同。相比相对成熟的健康风险评估方法，各国土壤生态风险评估研究和技术水平相对滞后。但土壤生态筛选值作为土壤污染生态风险初步识别与筛选的重要管理工具，目前已成为环境管理者和土壤生态研究学者的普遍共识^[7]。

美国作为最早开展土壤污染生态风险研究的国家，分别于1992年和1998年发布了《生态风险评价框架》^[8]和《生态风险评价指南》^[9]。在此基础上，美国建立了包含8个步骤的《超级基金生态风险评价方法》^[10]，用于指导和规范超基金场地的生态风险评价。其中，在超基金场地调查的第二阶段，调查人员通过对比场地内土壤污染物的最大暴露浓度和土壤Eco-SSL，判断是否需对场地内土壤开展更加深入的调查和风险评估。

英国为响应《环境保护法》等法律法规中对污染土壤的相关要求，针对可能产生生态风险的污染场地（主要为自然保护区和鸟类保护区），构建了层次化的生态风险评估框架，评估土壤中污染物对生态系统产生的潜在风险^[11]。在初步构建污染场地概念模型后，土壤SSV作为现场调查的筛选工具（第一层次），用来筛选关注污染物，确定是否开展的定量风险评估（第二层次）和因果归因分析（第三层次）^[12]。

荷兰于2008年重新修订了《土壤质量法令》，首次提出了可持续土壤治理概念。通过计算土壤污染对食品安全、生态风险和人体健康的环境风险限值构建土壤质量标准，包括背景值、最大值（maximal values，MV）和干预值（intervention values，IV）。其中，居住和工业用地的土壤MV和IV取生态风险限值和人体健康限值的最小值，通常由生态风险限值决定^[5]。当土壤污染物浓度低于居住或工业用地的MV时，土壤被认为适用于居住或工业用地；当土壤污染物浓度超过IV时，应启动特定场地的标准生态风险评估（毒性单元法）和详细生态风险评估（证据权重分析法），判断开展修复的紧迫性；当土壤污染物浓度介于两者之间，土壤不可被开发利用。

加拿大于1996年依据保护生态和人体健康的原则，计算保护生态环境的土壤质量指导值（environmental soil quality guideline，SQG_E）和保护人体健康的土壤质量指导值（human health soil quality guideline，SQG_HH），取二者的低值作为最终指导值（SQG_F）^[6]。当土壤污染物浓度低于指导值时，土壤污染风险可忽略，当土壤污染物浓度高于指导值时，应开展调查以确定是否需要采取修复措施。但加拿大土壤质量指导值不具有法律约束力，在具体管控过程中土地拥有者可采用各省制定的标准值，如安大略省和哥伦比亚省在各省污染场地条例中规定的强制性土壤筛选值，但各省制定的筛选值在土地利用方式划分和标准值推导方法等方面与SQG存在差异。

1.2. 关键受体和暴露途径

由于土壤生态系统的复杂性，不同生物对污染物的毒害响应可能存在差异，然而土壤生态筛选值在制定过程中无法将整个陆生生态系统的生物均纳入考虑范围。因此，各国土壤生态筛选值的计算均依赖于少数具有代表性的关键受体^[13]。如表1所示，不同国家土壤生态筛选值考虑的关键受体根据暴露途径分成土壤直接接触、土壤和食物摄入和土壤-地下水迁移3类。

土壤直接接触途径是各国土壤生态筛选值均考虑的暴露途径，多数机构将陆生植物（生产者）、无脊椎动物（消费者）和土壤微生物（分解者）及其主导的生态功能作为该途径的关键受体。美国Eco-SSL分别计算保护陆生植物和无脊椎动物的筛选值，未考虑保护土壤微生物或生态功能。英国和荷兰根据欧盟风险评价技术导则文件（Technical Guidance Document on Risk Assessment，TGD），将陆生植物和无脊椎动物作为一组，土壤微生物及其生态功能作为一组，取两组风险限值的最小值作为保护直接接触途径受体的筛选值^[14]。加拿大直接接触途径的土壤质量指导值（soil quality guideline for soil contact，SQG_sc）基于植物和无脊椎动物的直接接触毒性数据，根据毒性数据的获取情况，选择将植物和无脊椎动物分组或统一计算限值。此外，加拿大将土壤微生物过程推导的土壤质量指导值（soil quality guideline for nutrient and energy cycling，SQG_NEC）作为检查机制，通过专家判断后与基于植物和无脊椎动物推导的限值进行比较，通常取最小值作为最终SQG_sc。

土壤和食物摄入途径主要保护土壤污染经食物链威胁的高等生物（生物累积和生物放大的二次毒性）。英国针对lg Kow大于3的污染物考虑了食物链的二次毒性。荷兰与英国类似，在计算具有生态价值的绿地（体育公园、休闲区和公园等）土壤MV时，考虑土壤污染对食肉动物（鸟类和哺乳动物）的二次毒性，但在IV推导过程中未考虑二次毒性^[14]。美国鸟类和哺乳动物的Eco-SSL考虑保护食草动物、地面食虫动物和食肉动物，根据6种通用替代受体（3种鸟类和3种哺乳动物）和暴露途径推导。加拿大仅农业用地制定了保护经放牧摄取土壤和食物中污染物的野生动物和牲畜的指导值（soil quality guideline for soil and food ingestion，SQG_I），且只考虑食草动物。但针对具有强烈生物累积或生物放大特征的持久性物质（如多氯联苯等），加拿大农业和住宅/公园用地进一步制定了保护经食物链途径的一级、二级和三级消费者（包括食草和食肉动物）的SQG_I。除美国Eco-SSL外，其余国家土壤二次毒性推导的限值通常与直接接触限值比较后取较小值作为最终筛选值。

土壤污染可能迁移至地下水，对周边地表水和牲畜饮水以及灌溉用水产生危害。加拿大制定了保护土壤-地下水迁移途径的指导值，包括保护淡水生物的指导值（soil quality guideline for freshwater life，SQG_FL）和牲畜饮水/灌溉水安全的指导值（soil quality guideline for livestock watering/irrigation water，SQG_LW/SQG_IW）。

1.3. 推导方法

土壤直接接触是土壤生态筛选值制定的最重要暴露途径。通常根据单一污染物和单一物种的生态毒理实验获得毒性数据，采用生态风险评估的外推方法制定筛选值。但具体制定过程中，各国在毒性数据选择、外推方法使用和筛选值确定等存在差异（表2）^[15]。

通常，毒性数据优先选择影响关键受体个体或种群特性的慢性毒性指标，如生长和繁殖指标，但不同国家的毒性参数选择存在差异。常用的毒性参数包括预测无效应浓度（NOEC）、最大允许阈值（MATC）、最低效应浓度（LOEC）、效应浓度（EC10、EC20、EC25和EC50）和半致死浓度（LC50）等。尽管NOEC、MATC和LOEC受到广泛的质疑（易受生态毒理试验的浓度梯度影响），但NOEC等参数依然被欧洲多数国家用于土壤生态筛选值的推导^[13]。效应浓度通过剂量-效应曲线获得，欧盟推荐将EC10和NOEC等效使用，美国和加拿大优先选择具有统计学意义的低水平效应数据（EC20和EC25）。当慢性毒性数据无法满足外推方法要求时，可选择急性毒理试验的LC50或EC50等参数。

将关键受体的毒性数据（个体水平）通过保守的假设模型外推至种群、群落甚至生态系统水平是土壤生态筛选值制定的关键^[16]。欧洲土壤生态筛选值的外推方法相对统一，参考欧盟TGD技术导则中预测无效应浓度（predicted no effect concentration，PNEC）的计算方法。当毒性数据足够多时，采用物种敏感性分布法（species sensitivity distribution，SSD）描述生态系统内有限物种对环境中特定污染物毒性响应效应差异；当毒性数据的生物种类和营养级别单一且数据量较少，选择基于评估因子（assessment factor，AF）的确定性方法；当陆生毒性数据缺失时，可采用基于水生毒性数据和水土分配系数的平衡分配法。加拿大同样优先选择基于分布的方法（证据权重法），将毒性数据排序分布取相应的百分位值作为指导值；当毒性数据不足时，加拿大选择最低效应浓度法（LOEC）或中位效应法（EC50或LC50）。美国Eco-SSL直接取毒性数据的几何均值，由于未能充分利用已有的毒理研究，因此Eco-SSL在筛选能力上存在局限性。

除毒性数据和外推方法外，土壤生态筛选值的确定还受各国土壤环境管理政策的影响。英国SSV作为指示低风险的筛选值，取PENC即5%物种受危害的浓度（5% hazardous concentration，HC5）作为筛选值（低于该值，95%的物种是相对安全的）；荷兰MV作为不同用地方式下土壤可持续管理的筛选值，指示中度风险，通常取HC5和HC50（50% hazardous concentration）的几何均值；荷兰IV作为界定严重风险的筛选值，取HC50作为筛选值（低于该值，50%的物种是相对安全的）。此外，加拿大在制定筛选值时充分考虑了不同土地利用方式土壤提供的生态服务功能差异，其中农用地和居住用地/公园的SQG_sc指示土壤中污染物对生态系统产生的最小不利作用，而商业和工业用地的SQG_sc指示低水平不利作用。当采用证据权重法时，SQG_sc分别取25%（农用地和居住用地/公园）和50%（商业和工业用地）百分位值；采用确定性方法时，SQG_sc分别取毒性数据的最小值（农用地和居住用地/公园）和几何均值（商业和工业用地）。

基于二次毒性的土壤筛选值推导与土壤直接接触途径不同，通常通过构建野生生物模型推导。荷兰和英国构建了“土壤-蚯蚓-哺乳动物或鸟类”的食物链模型，美国构建了三类关键替代物种（食草动物、地面食虫动物和食肉动物）的哺乳动物和鸟类食物链模型。当污染物的生物富集数据可获得时，将哺乳动物或鸟类的毒性数据采用土壤直接接触途径的推导方法得到毒性阈值，通过生物富集数据和构建的模型反推获得土壤二次毒性的筛选值^[13]。

为保护土壤-地下水途径，加拿大不列颠哥伦比亚污染场地土壤组构建了土壤-地下水迁移模型，基于加拿大水质指导值（水生生物指导值、牲畜饮水指导值和灌溉水指导值）通过模型反推获得相应的SQG_FL和SQG_LW/SQG_IW^[6]。

1.4. 生物有效性

与传统的土壤环境质量标准相比，基于风险的土壤生态筛选值更加强调土壤性质差异、元素形态差异、土壤老化和淋洗等因素对土壤污染物的生物有效性影响^[17-18]。如表3所示，各国在筛选值制定和使用过程中主要从三个方面评估污染物的生物有效性，包括土壤背景含量、关键理化性质和毒性试验的淋洗和老化情况。

土壤背景含量指仅受地球化学过程和非点源输入影响的元素或化合物含量。由于生态筛选值主要基于室内外源添加污染的毒性试验，得出污染物的筛选值可能低于土壤背景含量，因此土壤背景含量通常作为检验机制与推导的筛选值进行比较，如美国和加拿大^[3]。荷兰和英国认为，环境中自然产生的物质在背景水平上的浓度对于生态系统中的生物多样性和微量营养素是必要的，因此保守的假设土壤背景含量的生物有效性和生物毒性可忽略不计，将实验室推导的阈值与背景值相加获得最终的筛选值（风险附加法）^[19]。

土壤理化性质被认为是影响污染物生物有效性的关键，不同供试土壤毒性试验获得的毒性数据可能存在较大差异。因此，在推导土壤生态筛选值时，应根据影响生物有效性的土壤关键理化性质对毒性数据进行充分筛选和评估。通常毒性试验的供试土壤理化性质应具有代表性，不应包括极端条件下获得的毒性数据。美国根据pH和有机质含量将毒性数据划分为生物有效性高、中和低的3个等级，推导筛选值时优先选择生物有效性较高的毒性数据。加拿大和美国类似，当超过50%的数据反映出较低的生物有效性，应采用不确定性因子，或将推导的筛选值归类为临时指导值。英国和荷兰通过建立归一化方程，对有机物的毒性数据归一到标准土壤（有机质含量为3.4%），但不建议对重金属毒性数据进行归一化。这主要是因为重金属生物有效性更加复杂，依赖土壤pH等土壤性质的归一方程实际仅模拟土壤孔隙水中重金属浓度，而对于无脊椎动物等摄取土壤的生物，通过孔隙水吸收的重金属浓度往往是可忽略的，因此对重金属归一化不能真实的反映土壤理化性质对污染物生物有效性的影响^[13]。

毒性试验外源添加的可溶性金属盐可能引起土壤中离子强度的增加和pH值的下降（淋洗作用），且室内培养条件和培养时间往往无法模拟野外真实污染土壤的老化过程（扩散、固定、成核/沉淀、矿物表面氧化或与土壤中固相形成配合物等）。因此，基于室内外源添加污染的毒性试验往往无法真实反映野外田间土壤污染的真实毒性，导致推导筛选值的不确定性^[20]。美国等建议在条件允许的情况下，应对生态毒理试验的供试土壤开展淋洗和老化处理，并在不确定分析中充分考虑毒理试验的淋洗和老化情况，除以相应的不确定性因子获得最终的筛选值。此外，英国等建议可根据经验方程获得的淋洗/老化（leaching/aging factor，L/A）因子对毒性数据进行校准，以获得更能反映真实毒性的毒性数据^[4]。

2. 我国土壤生态筛选值面临的问题与对策（Problems and prospects on ecological soil screening values in China）

2.1. 我国土壤生态筛选值的研究现状

我国土壤环境标准工作最早开始于上世纪七十、八十年代的农业环境质量普查评价、土壤环境容量的临界含量和土壤环境背景值等相关研究^[21-22]，在上述研究基础上，我国制定了《土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）。其中，一级标准（背景值）采用地球化学法，根据土壤中元素的地球化学含量状况和分布特征制定；二级和三级标准采用生态环境效应法，该方法体现了我国对土壤生态环境安全的最初探讨，规定了保护农产品质量、农作物生长、土壤生态（生化指标和微生物指标）和水环境安全的土壤中污染物最大允许含量（表4）^[23]。

为落实《土壤污染防治行动计划》（土十条）的要求，满足农用地土壤污染风险管控的需要。GB 15618—2018土壤风险管控标准借鉴了GB 15618—1995标准的生态环境效应法（表4），以保护农产品质量为主要目标，兼顾保护农作物生长和土壤生态的需要，结合技术、经济和社会等情况，对控制指标和数值进行修订。其中，Cd、Hg、As、Pb和Cr主要保护农产品质量，Cu、Ni和Zn主要保护农作物生长，并兼顾保护土壤生态。但8种重金属中，仅Ni元素的筛选值是基于我国20多种代表性物种(植物、动物和微生物)和17种代表性土壤的EC10数据，采用了国际生态风险评估方法的SSD法推导。因此，尽管GB 15618—2018标准部分考虑了土壤污染生态风险，但仅土壤Ni的风险筛选值可作为生态筛选值使用。

实际上，我国生态环境效应法中土壤-微生物体系和土壤-作物生长体系与国际土壤生态筛选值中的直接接触途径相似，土壤-农产品质量体系类似于国生态筛值的二次毒性途径，土壤-水体系与加拿大保护水环境的指导值相似，但标准制定的试验和推导方法与国际土壤筛选值存在较大差异（表4）。但根据我国《生态环境标准管理办法》和《环境基准管理办法（试行），土壤环境基准是土壤风险管控标准的制修订基础，而在法律和管理层面我国已将保护农产品质量和保护地下水的土壤环境基准与保护陆生生态的土壤环境基准进行区分。因此，我国土壤生态筛选值的研究范畴应与美国、荷兰和英国等国家相似，以保护直接接触毒性和二次毒性的陆生生态土壤环境基准为基础，不应包括保护农产品质量和保护地下水的土壤环境基准。

2.2. 我国土壤生态筛选值的制定建议

（1）明确土壤生态筛选值的定位、作用和使用形式

土壤生态筛选值是土壤污染生态风险初步识别与筛选的环境管理工具，然而我国尚未构建本土化的土壤生态风险评估框架体系^[24]。因此，“十四五”期间应首先尝试建立我国土壤生态风险评估的基本框架，明确土壤生态筛选值的筛选作用。当前我国土壤风险管控标准按照土地用途制定。其中，GB 15618—2018农用地土壤风险管控标准在控制项目选择和筛选值制定部分考虑了土壤污染生态风险。因此，农用地应继续以当前标准体系为主线，其中土壤-微生物体系和土壤-作物生长体系应以保护直接接触毒性和二次毒性的陆生生态土壤环境基准研究为基础，关键受体、毒性数据和推导方法逐步与国际土壤生态筛选值接轨，进一步完善现有控制项目的筛选值。GB 36600—2018建设用地土壤风险管控标准根据人体健康风险评估方法制定，未考虑污染物的土壤生态风险。然而，无论是公园、绿地与广场、居住用地或是工业用地，其土壤均提供了不同程度的生态服务功能。因此，我国建设用地同样应考虑污染物对土壤生态环境的危害，制定相应的土壤生态筛选值，并根据管理政策需要，选择单独作为1套标准使用，或是与GB 36600—2018标准结合使用。

（2）加强土壤生态毒理学等基础研究

保护陆生生态的土壤环境基准研究是土壤生态筛选值的基础，建立足够数量和质量的生态毒性数据库是合理制定土壤生态筛选值的关键^[25-26]。美国石油学会指出国际土壤生态筛选值的数据基础是互通的，除各国管理政策导致的差异外，筛选值的差异更多来自于各国对本土生态毒理数据的使用^[13]。我国土壤污染生态毒理研究起步较晚，早期生态环境效应法在试验规范性与标准生态毒理学实验存在不少差距，不同研究团队的培养条件和培养时间等试验条件差异较大^[25-26]。因此，缺乏我国代表性物种和典型土壤的生态毒理数据已成为合理制定土壤生态筛选值的瓶颈。此外，国内生态毒理数据分布于各个研究团队，缺少国家级的官方共享平台对国内毒理数据进行整合，类似美国ECOTOX数据库^[27-28]。因此，“十四五”应针对关键污染物开展基于我国代表性物种和典型土壤的生态毒理实验，构建适合我国土壤生态系统的基础毒性数据库和共享平台，为土壤生态筛选值制定提供充足的数据基础。

（3）建立科学、规范的土壤生态筛选值制定方法

规范性文件的缺失是制约我国土壤生态筛选值制定的重要因素。2019年，生态环境部发布了《生态安全土壤环境基准技术指南（征求意见稿)》，以期作为指导性文件开展保护直接接触途径的陆生生态土壤环境基准研究。但由于当时条件未成熟，技术指南未能正式发布，目前由生态环境部南京环境科学研究所继续对指南进行修改和完善。除技术导则外，我国尚缺指导开展生态毒理试验的相关配套指南，包括代表性物种名录、生物试验方法和毒性数据筛选和评估等。目前已开展的毒性试验主要依赖于国外机构推荐的物种和试验方法，如经济合作与发展组织（Organization for Economic Co-operation and Development，OECD）、美国试验与材料学会（American Society of Testing Materials，ASTM）和美国EPA等。因此，“十四五”期间建议结合我国土壤生态系统特征和环境管理需求，确定能够反映我国区域特征的代表性生态物种；参考国内外土壤质量或化学品评价的标准生态毒理方法，制订本土化生态毒理试验系列导则；参考国外土壤生态筛选值制定技术指导，进一步完善保护陆生生态的土壤环境基准制定技术方法。

（4）持续开展土壤污染物的生物有效性研究

土壤污染物的生态毒性取决于生物有效性。尽管存在争议，归一化方程被认为是定量表征毒性数据与土壤理化性质关系的有效工具。实际上，我国GB 15618—2018标准在推导过程中已使用基于生物富集因子（Bioconcentration Factor，BCF）的归一化方程，但当前保护陆生生态的土壤环境基准研究中缺乏对污染物生物有效性的探讨，大部分研究没有量化土壤理化性质对毒性数据的影响^[29]。此外，我国已开展的土壤生态毒理试验缺少对供试土壤进行淋洗和老化处理，且针对我国土壤区域特征的污染物L/A因子研究相对较少，导致室内毒性试验结果不能真实反映污染物的真实毒性，影响土壤生态筛选值制定的合理性^[30-31]。因此，建议持续开展土壤污染物的生物有效性研究，建立针对性和适用性强的归一化方程和L/A因子，在充分考虑生物有效性的情况下，完善我国土壤生态筛选值的表征形式，如参考GB 15618—2018标准，基于关键土壤理化性质制定合理的筛选值。

3. 结论（Conclusion）

（1）土壤生态筛选值是土壤污染生态风险初步识别与筛选的重要环境管理工具。十四五期间，应初步构建我国土壤生态风险评估框架，明确土壤生态筛选值的定位、作用和使用形式。

（2）保护陆生生态的土壤环境基准研究是制定合理生态筛选值的基础。建议加强土壤生态毒理学等基础研究，建立科学、规范的土壤生态筛选值制定方法和配套指南，为合理制定土壤生态筛选值提供理论、方法和数据基础。

（3）土壤污染物的生态毒性取决于生物有效性，土壤理化性质等多种因素可能影响污染物的生物有效性。建议持续开展土壤污染物的生物有效性研究，尝试建立适合我国土壤区域特征的污染物归一化方程和L/A因子经验方程。

参考文献 (31)

不同国家土壤生态筛选值比较与启示

通讯作者: E-mail: wgq@nies.org;