构建土壤生态筛选基准的技术关键及方法学概述

收稿日期：2008-08-28录用日期：2008-09-30基金项目：国家科技支撑计划项目（No.2007BAC 16B 06）；科研院所基本科研业务专项（No.2007KYYW 40）作者简介：颜增光（1972—），男，博士；*通讯作者（Corresponding author ），E -mail:lifs@构建土壤生态筛选基准的技术关键及方法学概述颜增光1，谷庆宝1，周娟1，2，李发生1，*1.中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室，北京1000122.河南农业大学植物保护学院，郑州450002摘要：土壤生态筛选基准是指为了对陆地生物及关键的土壤生态功能提供适当保护而制定的土壤中污染物的浓度限值，污染物浓度超过此值，需对土壤采取进一步的风险评价行动或污染控制措施．论文综述了当前国际上土壤生态筛选基准的发展现状，系统阐述了制定土壤生态筛选基准的方法学及4个基本步骤：数据收集、适用数据的选择、基于效应的数据外推与阈值估算和筛选值的最终确立，并对构建适于我国使用的土壤生态筛选基准时可能会遇到的关键问题进行了讨论．关键词：污染土壤；生态风险评价；土壤生态筛选基准文章编号：1673－5897（2008）5－417－11中图分类号：X 171，X 53文献标识码：AA Synoptic Review of the Technical Tips and Methodologies for the Development of Ecological Soil Screening BenchmarksYAN Zeng -guang 1，GU Qing -bao 1，ZHOU Juan 1，2，LI Fa -sheng 1，*1.Department of Soil Pollution Control,Chinese Research Academy of Environmental Sciences,Beijing 1000122.College of Plant Protection,Henan Agricultural University,Zhengzhou 450002Received 28August 2008accepted 30September 2008Abstract ：Ecological soil screening benchmarks are concentrations of contaminants in soil,which if exceeded may trigger further risk assessment or environmental management.This paper reviews the progress of ecological soil screening benchmarks with a particular emphasis on the methodologies and technical tips for the development of risk -based ecological soil screening benchmarks.The basic step -wise process for developing soil screening benchmarks includes gathering data,selecting a subset of suitable data,estimating effects -based threshold,and determining final screening values.Currently,there are three main extrapolation methods,the distribution -based method,the assessment factor method and the equilibrium partitioning method.Critical issues for developing ecological soil screening benchmarks in China are proposed and discussed.Keywords ：contaminated soils ；ecological risk assessment ；ecological soil screening benchmarks2008年第3卷第5期，417-427生态毒理学报Asian Journal of EcotoxicologyVol .3,2008No .5，417-427生态毒理学报第3卷1土壤生态筛选基准的发展现状土壤生态筛选基准（Ecological soil screening benchmarks）是指为了对陆地生物及关键的土壤生态功能提供适当的保护而制定的土壤中污染物的浓度限值，污染物浓度一旦超过此值，需对土壤采取进一步的风险评价行动或污染控制措施（US EPA,2003;UKEA,2004）．不同国家对土壤生态筛选基准有不同的定名方式，如土壤生态筛选值（Ecological screening values for soil）、土壤基准值（Soil benchmarks）、土壤质量指导值（Soil quality guidelines）、土壤质量目标值（Soil quality objectives）、土壤生态调查值（Ecological investigation levels）、土壤预警值（Precautionary soil values）、毒性参考值（Toxicity reference values）、预测无效应浓度值（Predicted no-effect concentrations）等．与传统的土壤环境质量标准不同，基于风险的土壤生态筛选基准更加强调土壤性质分异、元素形态分布差异与污染物生物有效性变异等因素对土壤污染物毒性的影响，并在考虑毒性数据的可获得性、丰富性和可靠性的基础上，利用物种敏感性分布法（SSD）或评估因子外推法等科学理论与方法，构建针对不同土壤类型、不同土地利用类型甚至不同受体类型的土壤筛选基准值．美国鱼类与野生动物保护局（U.S.Fish and Wildlife Service）是最早编制土壤生态筛选基准的机构之一，其于1990年公布的土壤生态筛选值收录了来自日本、荷兰、加拿大、美国和前苏联的200多种污染物中考虑生态受体（部分污染物只考虑了人体健康）的污染物的指导值．美国环保局（US EPA）自2003年起已逐步建立了17种金属（或类金属）和4种（类）有机物对植物、土壤无脊椎动物和野生动物（鸟类和哺乳动物）的土壤生态筛选值．美国环保局5区于1999年制定了223种污染物的生态数据质量值（EDQLs），并于2003年8月将这一套质量值升格为生态筛选值（ESLs）．美国环保局6区也在其1999年发布的《危险废物燃烧设施筛选水平生态风险评价草案》中公布了一套针对保护陆地植物、土壤无脊椎动物、哺乳动物和鸟类的污染物毒性参考值（TRVs），主要用于生态风险评价过程中表层土壤污染物的筛选．美国能源部橡树岭国家实验室（Oak Ridge National Laboratory）早在1997年就制定了一套用于对污染场地进行生态风险评价的土壤基准，并针对土壤无脊椎动物（蚯蚓）、微生物过程和陆生植物分别建立了不同的基准值（Efroymson et al., 1997a;1997b）．美国能源部萨瓦纳河国家实验室（Savannah River National Laboratory）在综合美国鱼类与野生动物保护局提出的土壤筛选值、美国能源部橡树岭国家实验室的土壤基准值、加拿大环境部长委员会（CCME）的土壤质量指导值、荷兰的环境质量目标值（目标值、干预值和最大允许浓度值）和美国环保局的土壤生态筛选值（Eco-SSLs）的基础上，于1998年编制了一套土壤生态筛选值，并于1999年起被美国环保局4区等效采用于污染场地的生态风险评价．此外，美国的特拉华州、新泽西州、俄勒冈州、德克萨斯州等在等效采用其他组织制定的筛选值的基础上，也公布了适于当地使用的土壤生态筛选基准值．加拿大环境部长委员会于1996年发布了推导土壤质量指导值的方法学草案（CCME,1996），后经多次修订形成了当前的土壤质量指导值（2007年为最新版），这些指导值综合考虑了对生态受体和人体健康的保护，并针对农业、住宅与公园、商业和工业用地设定了不同的指导值．荷兰在20世纪80年代就公布了A、B、C3类土壤质量目标值，1994年被替换为目标值和干预值，2000年荷兰住房、空间规划和环境部（VROM）又对目标值和干预值进行了更新，且一直沿用至今．荷兰的目标值主要基于对生态系统的保护而制定，而干预值是综合考虑人体健康和生态保护的需要，以保护人体健康和保护生态系统这两者中的低值为最终的干预值，不过最终的取值大多来自于生态风险值（Lijzen et al.,2001）．澳大利亚国家环境保护委员会（NEPC）在其《国家环境保护措施1999（场地污染评价）》中制定了一套主要基于植物毒性数据的土壤生态调查值（EILs），西澳大利亚州环境保护局在其基础上，参考维多利亚州环保局的海湾场地清洁标准、荷兰的干预值和原《澳大利亚和新西兰污染场地评价和管理指南》中的环境调查值，于2003年颁布了一套地方性的土壤生态调查值．德国、芬兰、丹麦、西班牙、奥地利等国家也颁布了可用于进行土壤污染物筛选的生态筛选值，英国、瑞典、比利时等国家也正在构建类似的生态基准值（UKEA,2004;Carlon et al.,2007）．目前，已有十多个国家已经制定或正在制定土壤生态筛418颜增光等：构建土壤生态筛选基准的技术关键及方法学概述第5期选基准，这些筛选值的公布促进了污染土壤生态风险评估技术的发展，也给污染土壤的环境管理提供了有力的支持．2构建土壤生态筛选基准的技术方法构建土壤生态筛选基准的基本过程包括毒性数据的收集与质量评估、适用数据的选择、数据外推与阈值估算（包括基于分布的方法、评估因子法和平衡分配法等）和筛选值的最终确立这4大步骤．这些过程和方法在相关文献中已有很好的总结（US EPA,2003;UKEA,2004），本文只作简单的介绍和叙述．2.1数据收集不同的国家在制订土壤生态筛选基准时都会从一些共同的数据库或国际文献资料中获取有关污染物的理化参数和生态毒性数据，常见的生态毒性数据库有欧洲化学品管理局（ECHA）的“国际统一化学品信息数据库（IUCLID）”、美国环保局的“生态毒理数据库”、荷兰国立公共卫生与环境研究所（RIVM）的“生态毒理风险评价数据库”等．荷兰国立公共卫生与环境研究所在构建其土壤环境目标值时主要通过同行咨询、企业报送材料、毒物学数据库（如TOXLINE）检索、国际国内文献检索、专业图书馆查询、网络搜索等多种途径获取污染物的基础毒性信息（Van Vlaardingen et al.,2007）．数据收集阶段通常会遇到的一个难题就是陆地生态毒性数据的稀缺，这是一个全世界共同面临的现实问题．由于科学界对标准化的陆地生态毒性试验方法还没有达成统一共识，目前也只有少数的几个物种及其毒性试验方法已经实现了国际标准化，因此陆地生态毒性数据的缺失问题不可能在近期内就能得到完全的解决，不断获取和积累基础毒性数据仍是当前构建土壤生态筛选基准亟待解决的问题之一．2.2适用数据的选择由于土壤的高度异质性和干扰因子的多样性，如土壤有机质含量、黏土含量、阳离子交换量和pH 值等均可显著影响污染物的生物有效性，因此，对毒性数据进行有效的筛选显得十分必要，不同的国家有不同的选择标准、选择方法与质量要求．荷兰按照Klimisch等（1997）提出的打分系统对数据质量进行评分，将毒性数据分为完全可靠的数据、有限可靠的数据、不可靠的数据以及无法归类和编码的数据这4大类（Klimisch et al.,1997）．美国环保局则设置了10条选择数据的标准（表1），并根据毒性数据的质量进行评分（US EPA,2003）．欧盟推荐使用归一化（Normalization）的方法来校正不同类型土壤中测定的毒性数据，并建议各国根据本国选定的标准土壤来进行数据转换，从而可对各类毒性数据进行直接的比较与分析．然而，也有一些国家，如加拿大，对毒性数据的选择完全由专家决定，没有说明选择标准和判断依据，方法上不够透明．2.3基于效应的数据外推与阈值估算毒性数据的外推过程是制定土壤生态筛选基准的重要步骤，目前欧盟和美国主要采用以下3种方法来推导产生土壤生态筛选基准值.1）基于分布的方法（Distribution based method）基于分布的方法通过绘制统计分布图或排序分布图来选择特定的百分位点或截取点（Cut-off point）作为筛选值（图1），该方法全面考虑并充分利用了筛选得到的所有有效数据，并在选定截取点时提供了统计学上的置信度，是目前建立土壤生态筛选基准最理想的方法，但其需要有健全的毒性数据作支撑，通常需要有10套以上的数据才具有统计学意义．美国能源部橡树岭国家实验室在构建土壤基准时采用的是毒性数据的排序频率分布法（Ranked frequency distribution approach），将截取点选在了第10个百分位点处（Efroymson et al., 1997a;1997b）．物种敏感性分布法（Species sensitivity distribution,SSD）是一种基于统计的方法（图2），通过利用累积分布函数来描述污染物对不同生物物种的毒性差异，这些物种可能来自同一个分类群（Taxonomic groups），或是从某一种团或群落中选出的代表性物种（UKEA,2004）．截取值（百分位点）的选择更多是由国家的政策来决定，并不完全属于“科学的范畴”，如荷兰和欧盟的方法选择慢性毒性分布的第5个百分位点为危害浓度值（Hazardous concentration,HC5），毒性参数（如LC50、LOEC和NOEC等）的选择也有很大的覆盖范围，不完全局限于最低的毒性值，这也使得该方法能够通过统计计算来求解截取点的置信范围．419生态毒理学报第3卷表1美国环保局评价植物和土壤无脊椎动物毒性数据的标准（US EPA ，2003）Table 1Evaluation criteria for plant and soil invertebrate toxicity data of US EPA （US EPA,2003）数据评价标准评分依据与方法得分1．生物有效性a.使用生物有效性高或很高的天然土壤进行试验b.使用生物有效性中等的天然土壤，或是使用人工土壤进行试验c.使用生物有效性低或很低的天然土壤进行试验2分1分0分2．室内试验设计及记录a.实验设计合理，统计分析方法正确b.实验设计基本合理，但有不足，统计分析方法正确c.实验设计与现实条件不相符2分1分0分3．野外试验设计及记录a.实验设计合理，统计分析方法正确b.实验设计基本合理，但有不足，统计分析方法正确c.实验设计与现实条件不相符2分1分0分4．试验物质浓度a.对污染物的试验浓度进行了准确测定b.仅给出加标物质的浓度，没有进行实际浓度测定c.其他情况2分1分0分5．对照试验的有效性a.完全按照标准化的步骤进行实验，且对照组的实验结果符合指南文件的要求，或是没有标准化的指南文件时对照组的结果在可以接受的范围之内b.没有给出对照组的结果或结果不明确c.对照组的结果不在可以接受的范围之内2分1分0分6．慢性毒性或生活史试验a.慢性毒性试验b.急性毒性试验c.极短期的暴露试验2分1分0分7．污染土壤制备过程与要求a.描述了配制污染物的全部过程b.只说明了配制污染物的部分过程c.实验过程没有详细描述且无法反推2分1分0分8．剂量-反应关系a.EC 10和EC 20之间，或NOEC 与LOEC 之间相差小于3倍b.NOEC 和LOEC 之间相差大于3倍，但小于10倍c.没有给出EC x 值，或NOEC 和LOEC 之间相差大于10倍，或仅给出NOEC 和LOEC 两者中的其一2分1分0分9．统计检验a.在p =0.05的水平或EC x 的95%置信区间内使用了方差分析（ANOVA ）或统计学方法b.使用了方差分析，但没有给出p 值或p >0.05，或是有EC x 值，但没有给出95%或90%的置信区间c.没有给出NOEC 、LOEC 或EC/LC x 值，或是有这些值但没有给出计算方法2分1分0分10．受试生物的来源a.试验生物的来源和条件已知，且有详细的描述b.说明不够详尽的非商品化生物，或是商品化生物的信息不全c.试验生物来自污染场地，或是无法说明试验生物的商业来源2分1分0分图1利用排序分布法选取截取点的方法举例（UKEA ，2004）Fig.1An example of ranked distribution with a cut -off pointat the 10th percentile of the distribution （UKEA,2004）L O E C /（m g ·k g -1）1234567891011121314151617181920物种排序Rank of species图2利用物种敏感性分布法选取危害浓度值（HC 5）的方法举例（UKEA ，2004）Fig.2An example of species sensitivity distribution with acut -off point at the 5th percentile of the distribution（UKEA,2004）10080604020101001000NOEC/（mg ·kg -1（soil dw ））420颜增光等：构建土壤生态筛选基准的技术关键及方法学概述第5期2）评估因子法（Assessment factor method）评估因子法是将选出的最低报道毒性值（Lowest reported toxicity value）除以一个不确定因子或安全系数来求解污染物的生态筛选值的一种方法．评估因子法所用的毒性数据通常为室内试验所获得的最低明确效应浓度（Lowest determined effect concentration），评估因子的取值范围根据科学经验和专业判断来确定，其大小可反映出进行毒性数据外推时的不确定性，通常可根据毒性参数（测试终点）的类型、数量和质量等条件来选用评估因子（表2），其取值因具备的数据条件不同可有几个数量级的变化（European Chemicals Bureau, 2003）．表2欧盟委员会推荐的构建土壤生态筛选值时使用的评估因子（European Chemicals Bureau，2003）Table2European assessment factors for developing ecological soil screening values（European Chemicals Bureau,2003）数据来源数据类型评估因子陆地生物毒性数据生物（如植物、蚯蚓或微生物）短期毒性试验的L（E）C501000一种生物（如植物）长期毒性试验的NOEC100来自2个营养级的生物长期毒性试验的NOEC50来自3个营养级的3种以上生物长期毒性试验的NOEC10物种敏感性分布法（SSD方法）1~5，根据具体情况调整野外试验数据或生态模型试验数据根据具体情况决定取舍鸟类和哺乳动物毒性数据鸟类或哺乳动物的LD50不再接受这类数据用于外推鸟类LC50100028天重复剂量试验的NOEC10090天重复剂量试验的NOEC30慢性毒性试验NOEC10评估因子法的优点是方法简单、透明，容易理解和操作，即使只有一套毒性试验数据也能制订出生态筛选值，但其最大的缺点是评估因子的选择过于粗放，并非基于详尽的生态毒理知识来进行选择，更多的是出于谨慎原则和利用数学的方法来选取，通常认为利用最低的毒性值除以评估因子后就能达到对最敏感的物种和土壤功能进行保护的目的，但实际上其有效性很难得到验证．3）平衡分配法（Equilibrium partitioning method）平衡分配法是指在严重或完全缺失陆地生态毒性数据的情况下，可借助水生生态毒性数据，按照污染物在土壤固体与土壤孔隙水之间的平衡分配理论进行适当的数据转换，建立土壤生态筛选基准值．由于平衡分配法假定生物体只通过土壤中的孔隙水对污染物发生暴露，这种视土壤污染暴露等同于水体污染暴露的假设并不能完全代表土壤污染物的真实暴露情景，因此其通常会低估土壤生物对污染物的摄入量．欧盟委员会推荐的利用平衡分配法计算土壤中污染物预测无效应浓度（PNEC）的公式如下（European Chemicals Bureau, 2003）．PNEC soil=K soil-water×PNEC water×1000soil （1）式中，PNEC soil为土壤中的预测无效应浓度（mg·kg-1）；PNEC water为水中的预测无效应浓度（mg·L-1）；RHO soil为湿土的容重（kg·m-3）；K soil-water为土壤/水分配系数（m3/m3）．荷兰国立公共卫生与环境研究所曾对平衡分配法的有效性进行过评价（Van Beelen et al.,2002），发现通过平衡分配法构建的基准值与基于陆地生物毒性数据构建的基准值之间相差可达20倍，因此认为平衡分配法只适用于常规的筛选估计，并不适用于构建土壤筛选基准．因此，一般不到迫不得已，不会采用平衡分配法来构建污染物的土壤生态筛选基准值．2.4筛选值的最终确立最后，在筛选值的最终确立阶段，如果法规管理部门觉得根据毒性数据推算出来的基准值存在过度保护或保护不足等问题，或是不符合现实条件（如低于当地的背景值）和不具有可操作性（低于现时的检测限），其还有机会（一般根据同行评议或专家建议）对筛选值进行最后的修订和校验，即通过增加或撤消某些评估因子来获得更加合理有效的保护值，并作为最终的筛选基准对社会公布．421生态毒理学报第3卷3构建我国土壤生态筛选基准时值得探讨的关键问题3.1筛选值的功能定位与使用策略大多数国家制定土壤生态筛选基准值的目的是用于对土壤污染物进行识别和筛选，但由于不同国家的国情各有不同，土壤指导值的宽松程度各有差异，筛选值的应用策略也有所不同，如在丹麦，由于其土壤很少存在历史污染问题，政府对土壤的保护策略就是要防止土地在将来发生污染，因此其土壤质量指导值通常接近甚至低于元素的自然发生背景浓度，这种严格的标准基本达到了土地作为“自然栖息地”（Natural habitat land）的保护水平．与此不同，加拿大的土壤质量指导值针对不同的土地利用类型有不同的标准，对于工业用地，并不要求必须达到住宅/公园或农业用地的标准要求．在筛选值的应用方面，美国的土壤筛选值、澳大利亚的土壤调查值等只能用于污染物筛选的目的，荷兰的干预值也是用于筛选，但其目标值则是修复的标准，加拿大的土壤质量指导值既可用于一般性的污染物筛选，也可用作特定场地的修复目标．我国制定土壤生态筛选基准是否以筛选污染物为唯一目的？是否需要特别制定保护生态系统的修复标准？是否考虑按照不同的土地利用类型分别制定不同的筛选值？这些问题都值得深入探讨．3.2优先污染物的确定美国自1997年第一次公布“超级基金法优先列举危险物质”起，又分别于1999、2001、2003、2005年对其进行了更新、补充和调整，目前美国环保局官方网站上公布的优先控制土壤污染物有275种．英国环境、食品与农村事务部（DEFRA）和英国环境署（UKEA）在其2002年联合出版的《土地评价中的潜在污染物》中也公布了一系列的工业土地潜在土壤污染物名单，并针对不同污染物列举了其潜在的关键受体．澳大利亚环境保护委员会在参考相关澳大利亚国家标准（Australian Standard TM）的基础上，也在其出版的《国家环境保护措施列表B（2）：数据收集、采样设计和报告》中列举了大量的污染物名单．我国在选择优先污染物时须根据国情来确定，应当重点考虑污染物的自然发生情况（背景浓度）、污染物的工业排放数量、农业与生活污染现状、土壤污染物的出现频率、污染物的危害特性等．3.3对生态系统的保护水平问题在利用基于分布的方法构建土壤生态筛选基准时，不同的国家对毒性参数的选择和保护水平的设置各有不同（图3），荷兰利用物种敏感性分布法（SSD）选择第5个百分位点（HC5）作为目标值（即达到95%的物种保护水平），加拿大根据无可见效应浓度（NOEC）的排序分布选择第20个百分位点作为土壤质量指导值，美国能源部橡树岭国家实验室以20%的效应浓度值（EC20）作排序分布，选择第10个百分位点作为土壤基准值，美国环保局则根据10%效应浓度值（EC10）和最大允许阈值浓度（Maximum allowable threshold concentrations），通过计算几何平均值作为筛选基准值（相当于50%的物种保护水平）．我国在利用类似方法构建土壤生态筛选基准时，也应根据国情和国家环境管理政策的需要来合理设置对生态系统的保护水平．3.4物种的代表性问题国际标准化组织（ISO）至今已经公布了25种评价土壤质量的生物学方法，涉及到的生物主要是一些世界广布的物种，包括土壤无脊椎动物（昆虫、蚯蚓、线蚓和线虫）、植物和微生物，以及以微生物为主导的土壤生物过程，其他的一些组织，如经济合作与发展组织（OECD）、美国试验与材料学会（ASTM）、美国环保局、加拿大环境署（EC）等也公布有类似的生物试验方法，所涉及的物种也不外乎ISO列举的这些．因此，从方法的标准化与数图3体现物种保护水平的截取点的选择Fig.3Example of the selection of cut-off pointNOEC/（mg·kg-1（soil dw））422颜增光等：构建土壤生态筛选基准的技术关键及方法学概述第5期据的有效性、可比性等角度考虑，用于构建土壤生态筛选基准的毒性数据的获取将在很大程度上依赖于这些代表性物种．我国针对自有物种开展的生态毒理研究还相对不足，目前在代表性物种毒性数据的选择上还将以参考国外的毒性数据为主，在毒性数据选择的方法与标准上应多方权衡，综合考虑，如许多国家在制定土壤生态筛选基准时同时利用了植物、土壤无脊椎动物、土壤微生物甚至部分高等动物的毒性参数，但美国制定其土壤生态筛选基准时至今没有把微生物纳入其中．我国在制定相关标准时是否也需要全面涵盖不同营养级的生物？是否需要考虑濒危物种或社会、经济意义比较重大的物种？如珍稀濒危动物，在社会上有重要象征意义的鸟类，在经济上有重要价值的家畜、家禽、经济作物和农作物，特定旅游区的地方性特有物种等，这些问题也都有待于进一步明确．3.5毒性终点与毒性参数的选择标准许多国家在制定土壤生态筛选基准时优先选用的是亚致死毒性或慢性毒性数据，尤其以NOEC 或LOEC值最为常用，但考虑到陆地生态毒性数据的普遍匮乏，荷兰、欧盟委员会、加拿大等也考虑使用急性毒性数据．选用NOEC（或LOEC）制定的筛选值是比较保守的，因为其直接考虑的就是要保护亚致死效应的终点．此外，NOEC（或LOEC）值的获取大多基于实验室的试验结果，且强烈依赖于实验者设计的测试浓度系列和范围，测试浓度的频率分布直接影响到NOEC（或LOEC）的取值，因为NOEC（或LOEC）本身就是一个测试浓度值（图4）．因此，有的国家或组织（如加拿大的大不列颠哥伦比亚省、美国能源部橡树岭国家实验室和美国环保局等）转而应用效应浓度值（EC10、EC20或EC50）为基础来推导生态筛选基准．由此可见，测试终点与效应参数的选择主要由国家政策来主导，当然在一定程度上也取决于外推方法的需要．针对我国目前自主测定的陆地生态毒性数据还非常贫乏的现实情况，在一定的时期内，仍以参考和利用国外毒性数据为主，但在数据的选择与应用上可以有自己的原则与策略，如是全面评价和利用全部毒性数据，还是仅仅考虑亚致死终点或慢性毒性数据？是利用NOEC（或LOEC）值，还是利用EC10、EC20或EC50值？这些都还有待于确定．考虑到目前大部分的国家（尤其是欧盟成员国）主要采用NOEC值来推导土壤生态筛选基准，如果要想与国际上的同类标准有一个横向比较与验证，则以采用NOEC值为宜．3.6二次毒性的问题具有生物富集特性的污染物有可能会通过食物链传递对高营养级的生物如鸟类和哺乳动物造成威胁，这就是土壤污染物的二次毒性问题．荷兰认为油水分配系数大于3（logK ow>3）且分子量小于700的污染物有可能会通过食物链发生生物富集，因此会考虑这类污染物对高营养级生物（鸟类和哺乳动物）的毒性影响．美国环保局制定的针对保护野生动物的土壤生态筛选基准是由6种常见的代表性受体（3种鸟类和3种哺乳动物）及其暴露途径推导而来．加拿大环境部长委员会在构建针对不同土地利用类型的土壤质量指导值时，仅在农业用地类的土壤质量指导值中考虑了直接摄入土壤和取食植物这两种暴露途径对野生动物和畜禽的影响．由此可见，各国对土壤污染物的二次毒性问题所考虑的角度各有不同，一般有以下几种处理办法：1）完全不考虑二次毒性问题，如澳大利亚国家环境保护措施（NEPM）中的生态调查基准（EILs）是根据污染物的植物毒性和土壤背景调查数据来制定的，没有考虑土壤污染物对高等动物的影响；2）除了为土壤生物构建生态筛选基准外，使用直接毒性数据单独为高营养级的陆地脊椎动物构建423。