應用物種敏感分布法建立鉛的生態安全土壤環境基準研究

李勖之，鄭麗萍，張亞，馮艷紅，杜俊洋，孫麗，李敏，姜瑢，王國慶,*

1. 生態環境部南京環境科學研究所，南京 210042

2. 國家環境保護土壤環境管理與污染控制重點實驗室，南京 210042

3. 中國科學院生態環境研究中心城市與區域生態國家重點實驗室，北京 100085

隨著經濟的高速發展，工業生產和人類活動產生的污染物通過多種方式進入土壤。土壤作為主要的環境受體，因其污染引發的農產品安全和污染危害事件逐年增多，嚴重影響著人體健康和生態環境安全[1-2]。人為活動是土壤鉛(Pb)污染的主要來源，主要來自于冶煉、城市交通、工業固廢排放、農業生產過程中化肥、農藥、污泥以及污水灌溉等[3]。由于Pb在土壤中溶解度較低，受到固定、絡合和吸附等多種因素影響，重金屬Pb極易在土壤表層累積，具有隱蔽性、長期性和不可逆性等特點[4]。2018年8月1日起正式實施的《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB15618—2018)[5]和《土壤環境質量 建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB36600—2018)[6]中，分別規定了農用地和建設用地土壤中Pb的風險篩選值和管制值，對有效管控土壤Pb污染風險和加強土壤環境管理水平具有重要意義。

大量研究發現土壤中過量Pb會造成植物根系中毒、植株枯萎死亡和產量降低等，抑制土棲動物的生長與繁殖，并對土壤微生物種類、數量及自身代謝產生一定影響，具有較強的生物毒性[7]。土壤Pb污染的生態風險已受到環境管理部門的長期關注，然而當前我國風險管控標準主要關注農產品質量和人居環境安全，并沒有建立基于生態風險的土壤篩選值，而土壤生態篩選值的建立更為復雜[3]。因此，為了更好地預防和控制土壤Pb污染及其生態風險，加強生態安全土壤環境基準研究，對合理制定土壤生態篩選值具有重要意義。

歐美發達國家更早開展了土壤污染物的生態基準研究，制定土壤生態篩選值。美國環境保護局(US EPA)于2003年頒布了土壤生態篩選值制定技術導則，結合《土壤篩選導則用戶指南》和《超級基金場地土壤篩選值制定補充導則》逐步形成了包括通用篩選值(generic SSLs)、生態篩選值(Eco-SSLs)、人體健康篩選值及土壤放射性核素篩選值的標準體系[8]。荷蘭住房、空間規劃和環境部(VROM)基于人類嚴重風險濃度(SRChuman)和生態毒理風險限值(SRCeco)中最低值制定土壤干預值[9]。加拿大環境部長理事會(CCME)分別制定了保護生態和人體健康的土壤質量指導值，取兩者中最小值作為土壤綜合性質量指導值[10]。此外，英國、德國、丹麥、西班牙和奧地利等國也相繼建立了旨在保護生態環境的土壤指導值。

以保護生態系統安全為目標確定污染物的土壤生態基準，是合理制定土壤生態篩選值的基礎。當前，國內外土壤生態基準研究方法主要包括物種敏感性分布法(SSD)、評估因子法(AF)和平衡分配法[9]。當污染物的毒性數據足夠多時(包含至少8個不同生物種類的毒性數據)，SSD法是目前環境基準研究中最常用方法，用來描述生態系統內有限物種對環境中特定污染物毒性響應效應差異的概率分布函數[9-13]。當毒性數據的生物種類和營養級別單一，且數據量較少，可選擇評估因子法確定土壤生態基準，評估因子根據毒性數據生物營養級和數量來確定[13]。當該污染物的陸生毒性數據缺失時，可考慮采用平衡分配法基于污染物的水生毒性數據和水土分配系數外推得到土壤生態基準[9,13]。

生態基準的建立依賴于污染物的生態毒性數據庫。研究發現不同生物對污染物的毒害響應可能存在差異，因此建立足夠數量和質量的生態毒性數據庫是合理制定土壤生態基準的關鍵[11]。重金屬進入土壤后，其生物毒性的大小取決于重金屬的生物有效性。土壤理化性質是影響重金屬生物有效性的關鍵[12]。由于不同土壤理化性質不同，基于不同供試土壤的毒性實驗獲得的毒性數據可能存在差異[14]。此外，由于外源污染物與背景含量的活性存在較大差異，Struijs等[15]提出在推導污染物生態基準時只考慮添加污染物的生物毒性。

本研究針對我國土壤Pb污染現狀，通過調研國內外重金屬Pb的生態毒理研究，篩選和構建重金屬Pb陸生生態數據庫，基于土壤pH對毒性數據進行分組，采用SSD法推導不同pH范圍、不同土地利用方式下(自然保護地、農業用地、公園用地、住宅用地和工/商業用地)Pb的土壤生態基準，為我國污染土壤的生態風險評估框架及土壤風險管控標準的制定提供科學依據。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 毒性數據收集與篩選

本研究采用的毒性數據來自于國內外已有的毒性數據庫和文獻資料，篩選原則如下。

1.1.1 數據來源

不同國家在制定土壤生態基準時都會從已有的數據庫或國際文獻資料中獲取有關污染物的理化參數和毒性數據。本研究采用的Pb毒性數據主要來源包括US EPA的ECOTOX毒性數據庫(https://cfpub.epa.gov/ecotox)、Web of Science(http://www.isiknowledge.com)、中國知網(http://www.cnki.net)以及國外發達國家推導生態篩選值所用的原始數據[3,14]。

1.1.2 生態受體類型

本研究優先篩選針對我國區域特征的典型模式物種(本土物種)，同時也包含了經濟合作與發展組織(OECD)或國際標準化組織(ISO)土壤質量評價生物學方法中涉及的一些世界廣布物種，包括土壤動物(昆蟲、蚯蚓和線蟲)、植物和以微生物為主導的土壤生物過程(如呼吸作用、硝化作用、有機質礦化和土壤酶活等)[3,13]。

1.1.3 生態毒理實驗篩選

生態毒理實驗應遵照當前公認的生態毒理實驗標準方法，優先選擇參照我國國家標準方法的生態毒理實驗[3,16]；無相關國家標準方法的毒理實驗，優先考慮采用上述OECD或ISO土壤質量評價的生物學方法[3,13,16]；毒性實驗只限于單一暴露實驗，避免存在復合污染體系；毒性實驗應記錄供試土壤理化性質，如土壤pH、有機質和粘粒含量等，且土壤理化性質處于能夠接受的測試范圍之間(一般pH介于4.0～9.0之間，有機質含量≤10%)[8]；本研究不考慮田間實驗、陸生動物和鳥類的間接暴露和二次毒性實驗。

1.1.4 毒性終點篩選

本研究優先選擇影響生態受體個體或種群特性的毒性指標[13,16]。對于基于陸生植物的毒性實驗，優先選擇生物量和根伸長等毒性終點；對于基于土壤動物的毒性實驗，優先選擇繁殖率和生長率等毒性終點；對于基于土壤生態過程的毒性實驗，優先選擇土壤生態過程抑制率；對采用同一物種、同一供試土壤獲得的不同毒性數據時取幾何平均值，對獲得同一物種、不同毒性終點的毒性數據時取最低值。

1.1.5 毒性數據篩選

本研究Pb毒性數據選擇外源添加法，即基于外源添加量表示污染物的效應濃度，不包括供試土壤背景含量[15]；優先選擇根據劑量-效應關系推導污染物的10%效應濃度(EC10)，同時收集該實驗供試土壤的理化性質數據[3,16]；由于陸生毒性數據數量有限(尤其是土壤生態過程的毒性數據缺失)，本研究同時采用無觀察效應濃度(NOEC)推導生態基準，但篩選的NOEC只限于國際知名毒性數據庫或已經用于其他國家或地區土壤基準/標準的推導，該部分毒性數據經過嚴格的數據篩選和質量評價，受實驗自身濃度設計等因素影響較小，可確保推導生態基準值的可靠性[8-9]。盡管作為篩選值推導廣泛使用的NOEC或最低可觀察效應濃度(LOEC)存在著相當多且合理的批判，但其在國際篩選值推導和制定中根深蒂固，使用NOEC/LOEC數據不僅能保持與人類健康保護的一致性，并具備和國際上其他國家的標準/基準值可比性的優點[17]。

1.2 毒性數據分組和擬合

我國土壤pH區域性差異極大，而pH又是影響污染物尤其是重金屬生物有效性和生物毒性的重要因素。因此，本研究基于《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB 15618—2018)[5]中pH劃分原則對供試土壤pH進行分組，并分別采用SSD法對不同pH分組下的毒性數據進行擬合，將依據pH分組后的毒性數據擬合為5種常見分布模型(Burr Type Ⅲ、Log-Normal、Log-Logistic、Gamma和Weibull)，構建Pb的物種敏感性曲線并采用吻合度檢驗(goodness-of-fit tests)評估擬合效果[18-19]。吻合度檢驗是檢驗隨機樣本來源于某個特定分布的初始假設是否合理，以零假設和備擇假設組成的假設檢驗的形式存在[18]。常用的吻合度檢驗包括赤池信息量準則(Akaike’s Information Criterion corrected for sample size, AICC或Akaike Information Criterion, AIC)、貝葉斯信息準則(Bayesian Information Criterion, BIC)、Kolmogorov Smirnov檢驗(KS檢驗)和Anderson-Darling檢驗(AD檢驗)[18-19]。本研究SSD模型建立和吻合度檢驗均使用統計軟件R 3.5.2中ssdtools包完成[19]。

1.3 土壤生態基準值確定

在物種敏感性曲線中，當污染物對生物的效應濃度小于等于危害濃度(hazardous concentration, HCp)的概率為p，生境中(100-p)%的生物是相對安全的[20]。在利用基于數據分布的方法構建生態安全土壤環境基準時，對土壤生態保護水平的設定是土壤生態安全基準推導過程的關鍵性因素。當前國內外環境基準研究對于生態安全保護水平的設定沒有統一的規定，不同國家基于本國國情設置了不同的生態保護水平[17,21]。本研究在構建土壤生態基準時充分考慮不同土地利用方式下土壤所提供的生態服務功能重要性和生態受體差異性，借鑒歐盟國家多數采用自然(95%)、農用地(90%)、公園綠地(80%)、居住(60%)和工業用地(50%)的生態保護水平，結合《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》(GB15618—2018)[5]制定過程中農用地保護水平采用95%保護水平，確定不同的生態物種或生態過程保護程度[16]，具體如下：自然保護地和農業用地方式下，采用5%物種受危害的濃度(HC5)表示，95%保護水平的濃度；公園用地方式下，采用20%物種受危害的濃度(HC20)表示，80%保護水平的濃度；住宅用地方式下，采用40%物種受危害的濃度(HC40)表示，60%保護水平的濃度；工/商業用地方式下，采用50%物種受危害的濃度(HC50)表示，50%保護水平的濃度[16]。不同土地利用方式下HCp的獲取使用統計軟件R 3.5.2中ssdtools包完成[19]。

2 結果(Results)

2.1 Pb毒性數據

如表1～表3所示，本研究基于數據收集和篩選原則(章節1.1)，從國際毒性數據庫和發表文獻等資料中共收集和篩選Pb毒性數據66個，其中，本土毒性數據22個，國外毒性數據44個，包括18種陸生植物數據、8種土壤動物數據和5種土壤生態過程數據。由于不同生物代謝的差異，不同種屬、不同品系，甚至同一種屬與品系的不同個體，對污染物的敏感性往往存在較大差異。本研究中陸生植物的最小Pb毒性數據為蘿卜(Raphanussativa)48.3 mg·kg-1，最大毒性數據為萵苣(Lactucasativa)2 553 mg·kg-1，兩者相差約為30倍(表1)；土壤動物最小Pb毒性數據為線蟲(Caenorhabditiselegans)133 mg·kg-1，最大毒性為蚯蚓(Eiseniafetida)1 500 mg·kg-1(表2)；土壤微生物過程最小毒性值為氮礦化345 mg·kg-1，而最大毒性數據為土壤硝化作用1 035 mg·kg-1(表3)。

表3 土壤生態過程的Pb毒性數據以及供試土壤理化性質

土壤理化性質也是影響物種敏感性差異的重要因素，同一物種在不同供試土壤下的Pb毒性數據存在明顯差異。如表1所示，大麥(Hordeumvulgare)在10種不同理化性質土壤下的EC10或NOEC的范圍為121～603 mg·kg-1。蚯蚓(Dendrobaenarubida)在pH為4.5、5.5和6.5的人工土壤中毒性數據也各不相同，其中酸性土壤中蚯蚓對重金屬Pb最為敏感，毒性數據僅為130 mg·kg-1(表2)。許多研究已經證實pH值是影響污染物在土壤中生物有效性和生物毒性的最重要因子[14]。

表1 陸生植物的Pb毒性數據以及供試土壤理化性質

表2 土壤動物的Pb毒性數據以及供試土壤理化性質

2.2 物種敏感性曲線擬合

本研究基于土壤pH值將原始毒性數據劃分為4個組分，分別為強酸性土壤(pH≤5.5)、酸性土壤(5.57.5)。如圖1所示，分別采用5種常見分布模型(Burr Type Ⅲ、Log-Normal、Log-Logistic、Gamma和Weibull)，擬合了不同pH分組下重金屬Pb的SSD曲線。

圖1 不同pH土壤中重金屬Pb的物種敏感度分布(SSD)曲線

如表4所示，除中性土壤(6.50.05，AIC和BIC檢驗結果比較接近)。Guthery等[18]建議采用AICC選擇擬合效果最好的模型，即參數delta為0。因此，本研究毒性數據擬合過程中，強酸性土壤、中性土壤和堿性土壤組分采用Weibull分布模型擬合效果更穩定且精度較高，而Log-Normal模型更適合擬合酸性土壤的Pb毒性數據。

表4 SSD模型的擬合優度檢驗

2.3 不同土地利用方式下Pb的生態基準

本研究采用擬合效果最好的SSD模型推導HCp。如表5所示，自然保護地和農業用地土壤Pb的生態基準范圍為51.1～153 mg·kg-1，公園用地Pb的生態基準范圍為172～342 mg·kg-1，住宅用地與工/商用地的Pb基準值相對較大，分別為342～537 mg·kg-1和440～634 mg·kg-1。不同土地利用方式下Pb的生態基準值均隨著土壤pH上升而明顯增大。這說明在確定土壤風險管控標準時，構建與土壤類型相關的生態基準是十分必要的，但本研究中土壤Pb外源生態基準值與土壤理化性質之間的定量關系有待進一步研究。

表5 不同土地利用方式下的土壤Pb生態基準值

3 討論(Discussion)

3.1 不同國家土壤生態基準/標準比較

由于區域特征、制定方法、保護水平及使用策略等方面的差異，國內外已有的土壤Pb生態基準值存在較大差異(表6)。US EPA采取幾何平均值法推導基準值[8]。澳大利亞、荷蘭和英國等優先選擇SSD法推導土壤生態基準值[17, 38]。加拿大采用排序分布法綜合考慮了不同土地利用方式下的多種暴露途徑，取所有暴露途徑推導出的最小值作為該種土地利用的土壤質量指導值[10]。此外，部分國家試圖利用標準土壤校正或土壤孔隙水校正等方法來解決污染物生物有效性的問題，也有一些國家不贊成對毒性數據進行校正，其理由是供試土壤理化性質真實反映了一定范圍內現實土壤中污染物的真正毒性或暴露情景。因此，各國土壤生態篩選值的制定背景和方法體系各不相同[39]。

表6 各國家和地區的土壤Pb生態基準值與推導方法比較

相比于國外相對成熟的研究與執行體系，我國土壤重金屬生態風險評估與生態基準研究目前依然處于起步階段。鄭麗萍等[3]采取95%物種保護水平結合土壤背景值的方法，得到Pb的生態基準值范圍為80.5～106 mg·kg-1。該研究結果與本研究相同條件下獲得的生態基準值相似，然而該研究并未考慮土壤理化性質對物種敏感性的影響。王曉南等[24]通過“四門十科”本土物種的毒性實驗確定保定潮土Pb的生態基準值范圍為31.7～158 mg·kg-1。和本研究結果相比，該研究結果相對保守，這可能與該研究基于保定本土生態受體數據，且該研究區域的Pb背景濃度相對較低有關。此外，上述國內研究均沒有針對不同用地方式確定物種的保護水平。

3.2 土壤生態基準推導的不確定性

毒性數據的數量與質量、數據選擇、分布函數的擬合精度以及不同保護水平的確定等多因素都可能造成SSD模型的不確定性，并影響最終推導的污染物生態基準的科學性與準確性[40]。本研究以不同物種對Pb敏感性差異為基礎(多物種毒性數據)，在基準推導過程中綜合考慮土壤理化性質、生物有效性以及土地利用方式和管理方式的差異，依據不同保護水平推導出不同情境下的Pb土壤生態基準值。

針對土壤Pb毒性數據數量質量問題，本研究選擇國內外知名毒性數據庫、國際主流文獻資料篩選毒性數據，且毒性實驗滿足國內外標準方法要求，毒性指標與生態受體群體高度相關，確保Pb毒性數據的有效性；針對生物有效性，選擇與重金屬生物有效性/生物毒性強相關的土壤因子pH，對篩選的毒性數據進行分組處理；針對不同土地利用方式，本研究綜合考慮土壤生態服務功能、生態受體和管理方式的差異，制定多種保護水平體系，建立不同水平的Pb生態基準體系。特別指出，土壤生態保護水平是由國家政策決定的，是研究制訂生態安全土壤環境基準的依據。本研究生態保護水平的設定主要參考國內外已有土壤篩選值保護水平，與中國生態環境部辦公廳2018年印發《生態安全土壤環境基準制定技術指南(征求意見稿)》等3項國家環境保護標準(環辦標征函[2018]33號)中生態系統保護水平一致。同時，筆者認為在生態安全土壤環境基準研究制訂的過程中可采用其他保護水平展開工作，但必須對所設置的保護水平進行充分的科學論證。

我國本土物種和代表性土壤的毒性數據相對較少，本研究構建的Pb毒性數據也主要依賴國外毒性數據庫，本土數據相對缺乏可能造成毒性數據外推過程的不確定性。我國代表性土壤的Pb毒性數據缺失已成為合理制定土壤風險管控標準以及有效控制土壤Pb污染的瓶頸。因此，在今后的研究工作中應結合我國土壤生態系統的特征和環境管理需求，確定適合我國區域特征的典型生態物種，開展基于我國典型物種、典型土壤的毒性補充實驗，構建適合我國土壤的基礎毒性數據庫。此外，目前我國基準研究中缺乏對污染物生物有效性的探討，涉及毒性數據與土壤理化性質的定量關系的研究也相對較少，大部分土壤基準研究沒有考慮土壤理化性質對毒性數據的影響，或是直接采用國外發達國家的歸一模型進行校準，而國外歸一模型的科學性和普適性依然存在質疑。因此，建立基于本土土壤性質的毒性數據歸一模型，構建更針對我國區域特征的土壤環境基準體系十分緊迫。

3.3 研究展望

本研究篩選并構建重金屬Pb的有效毒性數據庫，采用物種敏感性分布模型(Burr Type Ⅲ、Log-Normal、Log-Logistic、Gamma和Weibull)擬合毒性數據，推導不同土地利用方式下土壤Pb的生態基準值，具體結論如下：(1)共收集和篩選Pb毒性數據66個，其中本土毒性數據22個，國外毒性數據44個，包括18種陸生植物數據、8種土壤動物數據和5種土壤生態過程數據；(2)Burr Type Ⅲ對強酸性、中性和堿性土壤毒性數據擬合效果穩定且精度較高，Log-Normal模型更適合用于酸性土壤；(3)推導不同pH范圍、不同土地利用方式的土壤Pb生態安全基準，分別為51.1～153 mg·kg-1(自然保護地/農業用地)、172～342 mg·kg-1(公園用地)、342～537 mg·kg-1(住宅用地)、440～634 mg·kg-1(工/商業用地)。

土壤生態篩選值是進行土壤污染物初步識別與篩選的重要環境管理工具，而土壤環境基準研究是制定合理篩選值的關鍵。本文以重金屬Pb為例，對當前我國土壤生態安全基準和生態篩選值構建過程中關鍵問題進行探討，并提出以下幾點建議：(1)生態篩選值制定需要大量土壤生態毒性數據作支撐，建議加強針對我國不同類型土壤中毒性數據的基礎研究，為建立我國陸地生態系統毒理數據庫奠定基礎；(2)制定適合我國土壤特征的生態風險評估框架體系，建立土壤污染風險評估毒性數據篩查和質量評價技術指南，服務于基于生態風險評估的土壤環境基準研究和土壤生態篩選值的制定；(3)建議針對不同土地利用方式，綜合考慮土壤生態服務功能、生態受體和管理方式的差異，制定多種保護水平體系，建立不同水平的生態基準體系，制定更加具有針對性的土壤生態篩選值，建立更加精細化、有效的土壤環境管理體系；(4)我國地域遼闊、土壤類型多樣，不同污染物在不同類型土壤中的生物毒性與生物有效性差異明顯，在標準制定時應充分考慮影響污染物有效性的因子，加強生態毒理歸一性研究，構建以有效態為評價標準的生態安全閾值，明確污染物生物有效性在基準推導、標準執行和風險評估中的作用。