摘要：土壤砷污染不僅危害農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量和陸生生態(tài)環(huán)境，也會增加地下水污染風(fēng)險，且對人體健康存在重大威脅。本文從陸生生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)、動植物體內(nèi)積累暴露風(fēng)險、人體健康風(fēng)險和土壤-地下水遷移風(fēng)險4個角度闡明了砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的推導(dǎo)方法和過程。本文還調(diào)研獲取了北美、歐洲、亞太和非洲等19個國家和2個國際組織中包含農(nóng)用地、住宅類用地和工業(yè)（含商業(yè)）類用地3種土地利用方式下共計139個砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值。結(jié)果表明：各國家和地區(qū)間制定的砷的土壤標(biāo)準(zhǔn)值差異較大，與國際標(biāo)準(zhǔn)值相比，我國在《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》中制定的農(nóng)用地篩選值為20～40 mg·kg-1，處于國際平均水平位置。我國在《土壤環(huán)境質(zhì)量建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》中制定的第二類用地標(biāo)準(zhǔn)篩選值和管控值分別為60 mg·kg-1和140 mg·kg-1，較國外標(biāo)準(zhǔn)更嚴(yán)格。在調(diào)研的3類土地利用方式下，各國家和地區(qū)制定的砷的土壤標(biāo)準(zhǔn)值在農(nóng)用地和住宅用地土地利用方式下更加嚴(yán)格。制定的砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值的保護(hù)目標(biāo)、毒性參數(shù)取值、暴露情景及途徑和暴露參數(shù)與暴露模型的不同，是導(dǎo)致不同國家和地區(qū)標(biāo)準(zhǔn)值存在差異的主要原因。同時，對于我國砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的現(xiàn)狀與問題，本文有針對性地提出了建議與發(fā)展方向。

關(guān)鍵詞：土壤；砷污染；環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)；風(fēng)險評估

中圖分類號：X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號：1672-2043（2024）11-2455-17 doi：10.11654/jaes.2023-1095

砷作為土壤中典型的有毒有害污染物，在自然界中有著廣泛的分布。土壤砷污染不僅嚴(yán)重影響生態(tài)環(huán)境和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全，對地下飲用水造成安全隱患，還會給人體健康帶來巨大風(fēng)險。土壤環(huán)境基準(zhǔn)是評價、控制土壤質(zhì)量以及制訂環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的重要依據(jù)，是保障生態(tài)安全、人體健康和農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全而規(guī)定的土壤環(huán)境污染物的最大允許含量或濃度，不考慮社會、經(jīng)濟(jì)、技術(shù)等人為因素的影響，不具有法律效力[1]。土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)是依據(jù)國家出臺的相關(guān)環(huán)境法規(guī)和政策，在綜合考慮本土實(shí)際環(huán)境特征、社會經(jīng)濟(jì)狀況以及科技水平的基礎(chǔ)上，由國家機(jī)關(guān)立法規(guī)定土壤環(huán)境中污染物的允許含量以及其他技術(shù)指南，具有法律效應(yīng)[2]。深入推進(jìn)土壤環(huán)境基準(zhǔn)的研究，對制定和執(zhí)行科學(xué)的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)，預(yù)防并有效控制土壤砷污染風(fēng)險至關(guān)重要。許多國家和地區(qū)已經(jīng)頒布了相應(yīng)砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)，然而，由于所采用敏感受體、可接受風(fēng)險水平、土地利用方式與暴露情景及途徑等存在差異，各個國家和地區(qū)的砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)也各有不同。因此，本文針對不同國家土壤砷的環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)差異，分析了砷的土壤標(biāo)準(zhǔn)的推導(dǎo)方法和過程，并調(diào)研了各國制定的土壤砷的環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值，獲得了全球19個國家和2個國際組織合計139個砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值。按照土地利用方式，各國將砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值劃分為農(nóng)用地、住宅類用地和工業(yè)（含商業(yè)）類用地3類。本文對上述3類砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值進(jìn)行比較分析，討論造成標(biāo)準(zhǔn)值差異的主要原因。研究成果為未來完善和優(yōu)化標(biāo)準(zhǔn)提供了參考依據(jù)，對于推動我國發(fā)展和完善砷土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)具有重要意義。

1 研究方法

1.1 砷與土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值

1.1.1 砷的土壤環(huán)境行為

砷在自然界中有著廣泛的分布，相對原子質(zhì)量為74.92，地殼中含量約為3 mg·kg-1。在自然界中，砷主要以硫化物的形式存在于雄黃（As2S2）、雌黃（As2S3）、硫砷鐵礦（FeAsS）和砷鈷礦（CoAs2）等[3]200多種含砷礦物中。砷以有機(jī)和無機(jī)化合物形式存在，主要價態(tài)有-3、+3和+5。無機(jī)砷的毒性大于有機(jī)砷，三價砷的毒性大于五價砷，無機(jī)三價砷的毒性是無機(jī)五價砷的60倍[4]。在典型的表層土壤中，亞砷酸鹽[As（Ⅲ）]和砷酸鹽[As（Ⅴ）]分別是還原和氧化條件下的重要無機(jī)形式。土壤pH、鐵鋁氧化物、黏粒含量和土壤有機(jī)質(zhì)等理化性質(zhì)能夠影響土壤吸附砷酸鹽和亞砷酸鹽的能力[5]。由于砷主要以含氧陰離子形式存在，在酸性條件下，表面帶正電荷的金屬氧化物對砷酸鹽和亞砷酸鹽的吸附作用更顯著，隨著pH值的增加，金屬氧化物表面負(fù)電荷增多，促使吸附態(tài)砷酸鹽和亞砷酸鹽向溶液中釋放。

1.1.2 砷的陸生生態(tài)毒性

土壤中砷的陸生生態(tài)毒性主要表現(xiàn)在對陸生植物、無脊椎動物及微生物活性等的毒性效應(yīng)。水稻（Oryza sativa）作為在亞洲國家廣泛種植和食用的重要糧食作物，較其他谷類作物往往更容易在籽粒中積累過量的砷，這大幅增加了以大米為主食的國家和地區(qū)的人口攝入砷的風(fēng)險[6]。水稻籽粒中的砷主要以As（Ⅲ）、As（Ⅴ）和二甲基砷酸鹽（DMA）的形態(tài)存在，As（Ⅲ）和As（Ⅴ）對水稻的新陳代謝均有不利影響：As（Ⅲ）主要通過與水稻體內(nèi)帶巰基的蛋白質(zhì)結(jié)合，并破壞蛋白質(zhì)的結(jié)構(gòu)與功能；As（Ⅴ）則與無機(jī)磷酸鹽結(jié)構(gòu)相似，會嚴(yán)重破壞水稻體內(nèi)的磷代謝等細(xì)胞過程[7]。DMA對水稻的毒性較大，被認(rèn)為是導(dǎo)致水稻直穗病的主要原因，該病會導(dǎo)致水稻谷物灌漿期不灌漿、稻穗保持直立，并造成水稻大量減產(chǎn)[8]。此外，最近的研究表明在稻田土壤環(huán)境中還存在較高含量的甲基巰基砷類化合物，主要是二甲基一巰基砷（DMMTA）[9]。Dai等[10]對7種砷污染土壤和兩塊稻田進(jìn)行淹水培養(yǎng)，并研究孔隙水中甲基巰基砷酸鹽種類發(fā)現(xiàn)，DMMTA是水稻土壤孔隙水中主要的甲基巰基砷酸鹽，其濃度約為DMA 的58%。與DMA 相比，DMMTA可以直接被水稻植株吸收并向莖部轉(zhuǎn)移，具有更高的根系吸收率。除此之外，根據(jù)砷對植物生長中抑制根系活性、細(xì)胞生長，阻礙植物對養(yǎng)分的吸收和運(yùn)輸?shù)确矫娴亩拘宰饔?，現(xiàn)已建立植物的根伸長試驗(yàn)和種子萌發(fā)試驗(yàn)等高等植物毒理試驗(yàn)方法[11]。Romero-Freire 等[12]在7 種不同性質(zhì)的土壤中通過外源添加砷的方式，開展了萵苣的根伸長和種子萌發(fā)試驗(yàn)，結(jié)果表明砷對萵苣根伸長的半數(shù)抑制效應(yīng)濃度（EC50）為43～621 mg·kg-1；相比其他試驗(yàn)方法，種子萌發(fā)對砷的毒性響應(yīng)不夠敏感。

蚯蚓作為一種重要的土壤無脊椎動物，在增加土壤的孔隙度和透氣性，改善土壤的排水性和保水性，促進(jìn)有機(jī)質(zhì)循環(huán)過程中發(fā)揮著關(guān)鍵作用，是土壤肥力狀況指標(biāo)之一，因此蚯蚓也常作為土壤重金屬或其他污染物的生物指標(biāo)[13]。通常以不同砷含量土壤中蚯蚓的存活率和繁殖能力來評估其對土壤砷毒性的響應(yīng)，如朱江[14]在人工土壤中測得7 d和14 d時不同暴露濃度的砷對赤子愛勝蚓（Eisenia fetida）的半數(shù)致死劑量（LD50）分別為322.71 mg·kg-1和163.06 mg·kg-1。Alves等[15]在熱帶人工土壤（TAS）和天然土壤（Oxisol）中外源添加4種劑量（1、5、15、45 mg·kg-1）的砷酸鈉溶液（Na2HAsO4·7H2O），對蚯蚓（Eisenia andrei）和藻類（Folsomia candida）的繁殖數(shù)量進(jìn)行了生態(tài)毒理學(xué)試驗(yàn)，研究表明TAS對蚯蚓和藻類繁殖的EC50分別為22.7 mg·kg-1 和26.1 mg·kg-1，而在Oxisol 中兩個物種的EC50均gt;135 mg·kg-1。

土壤微生物作為土壤的重要組成部分，不僅促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)和腐殖質(zhì)的分解，還推動土壤養(yǎng)分的循環(huán)和轉(zhuǎn)化，對土壤的環(huán)境質(zhì)量和污染水平具有指示作用，因此土壤微生物活性的變化可用于評估砷的生態(tài)毒性。土壤呼吸強(qiáng)度能夠反映土壤微生物的代謝能力和活性，對土壤環(huán)境質(zhì)量和土壤砷的敏感度較高[16]。陳榮山等[17]采集兩種稻田土壤進(jìn)行微生物活性試驗(yàn)，研究發(fā)現(xiàn)在無機(jī)砷處理下，稻田土中微生物的呼吸強(qiáng)度顯著下降，說明砷可降低土壤微生物的活性。土壤酶活性是表征土壤中微生物活性的另一個重要生物學(xué)指標(biāo)，能夠較早預(yù)測重金屬毒害下土壤養(yǎng)分和質(zhì)量的變化過程。砷污染會導(dǎo)致土壤中酶活性發(fā)生變化，郭全恩等[18]在對甘肅省金昌市農(nóng)田污染的調(diào)查顯示，砷含量與土壤中細(xì)菌、脲酶、堿性磷酸酶、過氧化氫酶、脫氫酶活性呈負(fù)相關(guān)關(guān)系。王紫泉等[19]以江西鷹潭紅壤、陜西榆林和楊凌的土樣為供試土壤，用生態(tài)劑量（Ecological dose，ED）來表征不同含量砷污染下土壤堿性磷酸酶活性的變化，結(jié)果表明在3種土壤中砷的生態(tài)劑量效應(yīng)ED10和ED50（即引起酶活性降低10%和50%的砷含量）分別為25～168 mg·kg-1和229～1 513 mg·kg-1。另外，很多微生物也逐漸發(fā)展出了耐砷和解毒機(jī)制，某些微生物能夠在富含砷的環(huán)境中存活并發(fā)揮作用，這種抗性是細(xì)胞內(nèi)磷酸鹽和砷酸鹽的競爭作用導(dǎo)致微生物體內(nèi)砷酸鹽的吸收減少，而磷酸鹽向細(xì)胞的轉(zhuǎn)運(yùn)濃度增加[20]；許多原核微生物也進(jìn)化出對抗砷甲基化毒性的解毒機(jī)制，此過程被稱為砷的微生物甲基化。在生物甲基化過程中，As（Ⅴ）首先被砷酸還原酶還原成As（Ⅲ），砷酸還原酶以S-腺苷甲硫氨酸（SAM）作為甲基供體，通過甲基轉(zhuǎn)移酶催化，進(jìn)一步甲基化形成單甲基砷酸鹽[MMAs（Ⅴ）]、二甲基砷酸鹽[DMAs（Ⅴ）]，最終DMAs（Ⅴ）被甲基進(jìn)一步還原成揮發(fā)性三甲基胂[TMAs（Ⅲ）]，并在環(huán)境中揮發(fā)消除[21]。

1.1.3 砷的生物富集效應(yīng)

土壤中的砷可以阻礙作物對水分和營養(yǎng)的運(yùn)輸和吸收，并通過其根系吸收，在作物體內(nèi)富集[22]。不同種類作物對砷的富集能力不同，同一作物的不同部位對砷的吸收和累積也存在差異[23]。葉菜類蔬菜對砷的富集效應(yīng)較其他類別蔬菜（如根莖類、瓜果類和豆類等）更為顯著[24]，長期大量食用此類蔬菜會對人體健康構(gòu)成更高的風(fēng)險。Mcbride等[25]基于果園地蔬菜作物對砷的富集研究表明，砷在不同蔬菜作物中的富集能力表現(xiàn)為生菜gt;胡蘿卜gt;豆類gt;番茄，即葉菜類蔬菜對砷的積累更加明顯。Meng等[26]研究了3個葉菜品種對砷積累的響應(yīng)，分別得到花菊、菠菜和生菜的土壤砷安全閾值為91.7、76.2 mg·kg-1 和80.7 mg·kg?1。此外，蔬菜不同部位含砷量不同，植物通過根系吸收土壤中的砷并使其富集在根部，Ding等[27]以胡蘿卜為代表性根莖類蔬菜研究其對砷的富集，結(jié)果表明土壤中的砷大多積累在胡蘿卜的可食用根部，因此可食用根部的砷會對根莖類蔬菜構(gòu)成潛在風(fēng)險。盡管土壤中的砷先被植物根系吸收，但砷從根系部位轉(zhuǎn)移到植物的可食用部分是砷進(jìn)入人類食物鏈的關(guān)鍵步驟。Huang 等[28]研究不同作物可食部位基于土壤總砷濃度的轉(zhuǎn)移因子（TFtotal）發(fā)現(xiàn)，稻谷的轉(zhuǎn)移因子為0.068～0.44，高于蔬菜的轉(zhuǎn)移因子（0.001～0.12），表明水稻相比蔬菜更容易累積砷，原因?yàn)椋阂环矫娴咎锿寥篱L期處于淹水環(huán)境，鐵錳氧化物被還原導(dǎo)致吸附在其表面的As（Ⅲ）被釋放，水稻土中砷的有效性增強(qiáng)；另一方面As（Ⅲ）與硅的結(jié)構(gòu)相似，水稻根部硅吸收途徑非常高效，As（Ⅲ）通過硅的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白（Lsi1 和Lsi2）“搭便車”，跨過根部的內(nèi)外皮層，實(shí)現(xiàn)木質(zhì)部裝載而轉(zhuǎn)運(yùn)至地上部，被水稻吸收，且Lsi1和Lsi2在水稻根部表達(dá)更強(qiáng)[29]。

1.1.4 砷的人體健康毒性

砷主要以無機(jī)化合物形式對人體造成毒害，無機(jī)砷對人體有致癌性。世界衛(wèi)生組織（WHO）認(rèn)為，三價無機(jī)砷化合物具有損傷染色體特性，可通過非遺傳毒性機(jī)制破壞DNA[30]。國際癌癥研究機(jī)構(gòu)（IARC）將無機(jī)砷化合物列為第一類物質(zhì)，即“對人體有致癌性”物質(zhì)[31]。荷蘭公共健康與環(huán)境研究所（RIVM）依據(jù)三價無機(jī)砷化合物經(jīng)人體吸入暴露后顯示的致癌效力制定每日允許攝入土壤無機(jī)砷的劑量（Tolerable dailyintake，TDI）為2.1 μg·kg-1·d-1[32]。美國環(huán)境保護(hù)署（U.S. Environmental Protection Agency，EPA）對無機(jī)砷進(jìn)行致癌性評估，將砷劃入第B1類物質(zhì)，即“可能對人體致癌”物質(zhì)，并根據(jù)人體接觸后導(dǎo)致色素沉著、角化和血管并發(fā)癥等慢性毒性效應(yīng)評估結(jié)果，列出砷的每日口服參考劑量（Reference dose，RfD）為0.3 μg·kg-1·d-1[33]。英國環(huán)境署（Environment Agency，EA）提出人體經(jīng)呼吸吸入無機(jī)砷化合物的每日允許攝入劑量（Inhalation index dose，IDinh）為0.002 μg·kg-1·d-1，并基于飲用水標(biāo)準(zhǔn)制定經(jīng)口攝入無機(jī)砷化合物的每日允許攝入劑量為0.3 μg·kg-1·d-1[34]。

1.1.5 砷的地下水污染風(fēng)險評估

砷污染給全球各個地區(qū)農(nóng)業(yè)和飲用水資源帶來嚴(yán)峻挑戰(zhàn)，成為現(xiàn)階段亟需解決的環(huán)境和公共健康問題。印度、孟加拉國、中國、日本和新西蘭等國的某些地區(qū)含水層沉積物中存在較高濃度的砷，造成地下水中砷含量較高。環(huán)境中氧化還原電位和pH的變化不僅影響砷的形態(tài)和帶電荷狀態(tài)，還會影響土壤顆?；蚰z體對砷的吸附和釋放，這是導(dǎo)致土壤中的砷向地下水遷移的重要原因[35]。Wang等[36]研究土壤砷向地下水遷移的影響因素，結(jié)果表明天然有機(jī)質(zhì)（NOM）通過競爭可吸附位點(diǎn)、改變位點(diǎn)表面氧化還原電位和形成水絡(luò)合作用等方式促進(jìn)砷從土壤釋放到土壤溶液中，從而促進(jìn)砷遷移至地下水。為了評估地下水中砷的污染水平，各國在采用基于風(fēng)險評估的方法制定土壤砷的環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)時，不僅要考慮土壤砷污染帶來的健康風(fēng)險，同時也要考慮污染土壤中砷的遷移對該地區(qū)地下水的污染風(fēng)險[37]。比如，EPA制定了基于保護(hù)地下水的土壤篩選值和通用指導(dǎo)值，并以稀釋衰減系數(shù)（DAF）為1和20的標(biāo)準(zhǔn)分別得到保護(hù)地下水的土壤砷環(huán)境篩選值為1 mg·kg-1和29 mg·kg-1[38]。德國根據(jù)地下水受污染的最大風(fēng)險值制定了土壤浸入液的含量限值，得到保護(hù)地下水的土壤砷的含量限值為10mg·kg-1[39]。

1.2 標(biāo)準(zhǔn)值調(diào)研分析方法

通過文獻(xiàn)查閱、互聯(lián)網(wǎng)檢索等方式，調(diào)研了19個國家和2個國際組織砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值，所獲取的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值見表1。獲得農(nóng)用地、住宅類用地和工業(yè)（含商業(yè)）類用地的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值數(shù)據(jù)139條，其中農(nóng)用地砷的土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)值22條，住宅用地土壤標(biāo)準(zhǔn)值61條，工業(yè)類用地土壤標(biāo)準(zhǔn)值56條。采用Excel軟件對獲得的標(biāo)準(zhǔn)值數(shù)據(jù)進(jìn)行統(tǒng)計分析，采用Burr Ⅲ 軟件進(jìn)行概率分布曲線擬合。

2 結(jié)果與分析

2.1 砷的土壤環(huán)境基準(zhǔn)的推導(dǎo)方法學(xué)

20世紀(jì)70年代以來，隨著城市工業(yè)化進(jìn)程加快，土壤環(huán)境污染問題日益突出，歐美等發(fā)達(dá)國家開展了一系列土壤環(huán)境基準(zhǔn)的研究并頒布了適合國情的土壤環(huán)境基準(zhǔn)導(dǎo)則。我國在“七五”國家重點(diǎn)科技項(xiàng)目（攻關(guān)）計劃支持下，在全國開展了土壤元素背景值和土壤環(huán)境容量的研究，并以此為基礎(chǔ)于1995年發(fā)布了《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》（GB 15618—1995），填補(bǔ)了我國土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的空白。此后，直至2006年對標(biāo)準(zhǔn)修訂工作的開始，我國逐漸開展以農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全閾值研究為主的土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究工作，并應(yīng)用物種敏感性分布外推法來推導(dǎo)土壤基準(zhǔn)值。自“十三五”以來，我國已經(jīng)支持了兩個土壤環(huán)境基準(zhǔn)方法學(xué)研究的重點(diǎn)研發(fā)專項(xiàng)，即場地土壤污染物環(huán)境基準(zhǔn)制定方法體系及關(guān)鍵技術(shù)（2019YFC1804600）和場地土壤環(huán)境風(fēng)險評估方法和基準(zhǔn)（2018YFC1801100），完善了土壤環(huán)境基準(zhǔn)制定框架和方法體系建立，開展了本土化生物毒性試驗(yàn)、不同類型土壤及污染物不同形態(tài)造成的毒性影響等研究。目前，國際上土壤環(huán)境基準(zhǔn)的推導(dǎo)方法主要基于保護(hù)人體健康、保護(hù)生態(tài)安全、保護(hù)農(nóng)產(chǎn)品安全和保護(hù)水體安全4類。

2.1.1 基于砷的陸生生態(tài)毒理學(xué)的推導(dǎo)

砷的陸生生態(tài)毒理學(xué)標(biāo)準(zhǔn)值的推導(dǎo)主要基于物種敏感性分布法（SSD法）或評估因子法（AF法）等外推法對不同物種的特定毒性指標(biāo)處理后，獲取的5%危害濃度（HC5），即計算保護(hù)95%的農(nóng)產(chǎn)品或不同物種生態(tài)安全時污染物的濃度限值。AF法是將最敏感物種的10% 有效濃度（EC10）、無觀察效應(yīng)濃度（NOEC）、最低觀察效應(yīng)濃度（LOEC）等急性或慢性毒理學(xué)數(shù)據(jù)除以評價因子，得到一種污染物的預(yù)測無效應(yīng)濃度。不同國家在推導(dǎo)過程中選擇的評價方法有所不同，荷蘭和加拿大針對毒理學(xué)數(shù)據(jù)量的多少情況分別采用SSD法和AF法推導(dǎo)土壤重金屬的生態(tài)安全基準(zhǔn)值。EPA基于慢性毒性數(shù)據(jù)制定了土壤生態(tài)篩選水平（Eco-SSLs），以保護(hù)日常接觸或暴露于土壤環(huán)境下的敏感生態(tài)受體。近年來，SSD法在土壤污染物閾值研究中得到了廣泛應(yīng)用，構(gòu)建和應(yīng)用SSD法需要以下4個步驟：首先，從已發(fā)表的文獻(xiàn)或毒理學(xué)試驗(yàn)收集典型無脊椎動物（如跳蟲和蚯蚓）7 d 或14 d 的LD（x 導(dǎo)致x%個體死亡的毒性濃度）、植物5 d種子發(fā)芽/根生長的EC（x 對x%生物體產(chǎn)生影響的效應(yīng)濃度）、微生物酶活性的ED（x 導(dǎo)致酶活性或其他生物活性降低x%的效應(yīng)濃度）等初步毒性指標(biāo)數(shù)值，并利用劑量-效應(yīng)模型擬合計算得到的相關(guān)參數(shù)[式（1）]。如Li等[63]研究砷對小麥根生長的毒性效應(yīng)試驗(yàn)時，式（1）中：Y為小麥根的相對伸長率，%；X 為As（Ⅴ）濃度的對數(shù)，mg·kg-1；Y0為未受干擾的小麥根伸長率，%；a為EC50值的對數(shù)，mg·kg-1；b 為曲線擬合參數(shù)，表示隨著EC50濃度增加，小麥根伸長受到50%抑制作用的增加速率。