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。

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）。

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]。

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]。

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。

（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。

（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。