英美土壤污染生態風險評估技術體系研究及啟示

李奕杰,許秋云,柯玲杰,史雅娟②,邵秀清 (1.生態環境部對外合作與交流中心,北京 100035;.中國科學院生態環境研究中心,北京 100089;3.中國科學院大學,北京 100049)

隨著我國經濟的快速發展,工農業生產以及日常生活中產生的各種污染物通過不同途徑進入環境介質,進一步通過大氣沉降、廢水滲濾和固廢填埋等方式匯集到土壤,造成了嚴重的土壤污染問題[1]。相比于水體污染和大氣污染治理工作,土壤污染由于其具有潛伏性、復雜性、滯后性、累積性及不可逆性等特點,治理工作起步相對較晚[2]。2016年國務院印發《土壤污染防治行動計劃》,首次系統部署了我國土壤污染防治工作,其中,明確要求管控土壤環境風險,全面改善土壤環境質量,實現生態系統良性循環[3]。2018年第十三屆全國人民代表大會常務委員會第五次會議通過《中華人民共和國土壤污染防治法》,提出開展污染生態效應等方面的基礎研究以及土壤污染風險評估報告中應包括生態風險的內容。上述文件僅原則性提出土壤污染風險要兼顧生態系統影響,但對相關技術體系和管控措施等沒有明確要求。土壤污染風險評估作為開展相關治理工作的依據,其技術體系的研究在我國起步較晚,近年來才將土壤污染風險評估作為土地安全利用管理決策的重要參考依據[4]。總體而言,我國在土壤污染生態風險方面的研究還很缺乏。

生態風險是指由環境的自然變化或人類活動引起生態系統組成、結構改變而造成不良影響的可能性[5]。生態風險評估也稱生態風險評價,是預測風險源對生態系統產生風險的方法體系,是對生態系統進行風險管控和修復治理的重要依據[6]。由于分析生態風險所側重角度的差異,出現了諸多分析污染物生態效應的技術體系[7],如US EPA技術體系、基于環境DNA技術的野外群落調查[8]、注重迭代動態分析的歐洲體系以及兼顧不同尺度空間單元的澳大利亞體系等[9]。憑借在復雜生態環境中良好的適用性,US EPA技術體系逐漸成為主流。然而風險評估過程中采取不同評估參數往往會導致評估結果具有主觀性強和可比性差的缺點[10]。因此, US EPA于1992 年率先頒布規范化的生態風險評估指導文件《生態風險評估框架》,并在此基礎上于1998年正式頒布《生態風險評估指南》[11]。美國的生態風險評估技術體系將受體擴展到種群、群落或生態系統,保護對象的確立需綜合考慮科學和管理的實際,同時將非化學和化學危害源都納入評估范圍(US EPA,1998)。其中,超級基金生態風險評估技術體系具有更強的可操作性和規范性,整個評估工作通過層次化的程序,有效聚焦在暴露途徑及終點等要素上,幫助風險管理者做出更有針對性的決策。英國于2008年制定了污染土壤生態風險評估方法,在總結美國、加拿大、歐盟和澳大利亞等的方法體系后,結合自身需求及生態風險評估理論方法的創新成果,構建了更為經濟、合理的層次性生態風險評估框架[12]。英國土壤污染生態風險評估技術體系中,每個層次都有技術導則或標準程序作為支撐,并以污染物、途徑和受體之間的因果關系為基礎,推動評估工作層層遞進,并逐漸加強對因果驗證性的要求,進而分析出土壤中化學污染物對生態系統的影響。英美兩國擁有30多年的污染場地管理經驗,生態風險評估相關框架和技術導則完善,模型與法規健全,技術配套成熟,借鑒其經驗有助于管理者從生態系統的角度更加科學地分析土壤污染對環境的影響。

該研究以土壤生態系統為對象,分析美國和英國的土壤污染生態風險評估技術體系,明確了目前國際上土壤污染生態風險評估的前沿動態,總結國外在土壤污染生態風險評估中的先進經驗,以期從保護生態環境的角度出發,為我國本土污染土壤生態風險評估技術體系的建立提供參考借鑒。

1 我國的土壤污染生態風險評估現狀

生態風險評估技術體系包括整體工作安排、技術路線、關鍵環節和階段性產出等,是一套成熟的、規范化的方法體系[12]。相較于健康風險評估[13],我國土壤污染生態風險評估技術體系仍處于起步階段,目前依然缺乏從生態風險的角度對土壤污染進行系統性評估的指導性文件。早在2014年,原生態環境部沿用歐美的技術體系,發布了HJ 25.3—2014《污染場地風險評估技術導則》,用以評估污染場地健康風險[14]。2019年對《污染場地風險評估技術導則》進行修訂,更名為《建設用地土壤污染風險評估技術導則》(HJ 25.3—2019),增補規范性引用文件GB 36600—2018《土壤環境質量 建設用地土壤污染風險管控標準(試行)》(2018年發布,規定了保護人體健康的建設用地土壤污染風險篩選值和管制值,以及檢測、實施與監督要求)。新頒布的文件修改了原文件的適用范圍、部分術語、污染物毒性數據、理化參數以及計算公式,但本質上仍然是對建設用地健康風險的評估,未涉及生態風險評估。2018年生態環境部頒布的GB 15618—2018《土壤環境質量 農用地土壤污染風險管控標準(試行)》規定了農用地土壤污染風險篩選值和管制值,以及檢測、實施與監督要求。該標準繼承了GB 15618—1995《土壤環境質量標準》的研究成果和方法體系,主要關注糧食安全,明確土壤污染風險篩選值反映了污染物對農產品質量安全、農作物生長或生態環境的風險程度,并且給出7種重金屬(鎘、汞、鉛、鉻、銅、鎳、鋅)、1種類金屬(砷)以及3種化合物(六六六、滴滴涕和苯并[a]芘)的風險篩選值和分析方法。此外,明確給出鎘、汞、砷、鉛、鉻的風險管制值。盡管部分涉及生態風險,但該文件僅適用于農用地且僅考慮了一些農業種植相關的微生物。因此,在2018年科技部發布國家重點研發計劃“場地土壤污染成因與治理技術”中,明確要求建立保護生態環境的場地土壤風險評估技術體系及基準。此外,生態環境部于2020年發布了HJ 1111—2020《生態環境健康風險評估技術指南 總綱》,用以規范生態環境健康風險評估工作,然而作為總領性文件,總綱并未制定生態風險評估的細節步驟。

根據孫洪波等[15]的梳理,國際上生態風險評估領域的研究大致經歷4個階段,隨著學科的發展進步,生態風險評估體系也在不斷充實完善。目前,國內土壤污染生態風險評估研究進展緩慢,且主要集中在生態風險評估的具體細節上,缺少對整體工作技術體系的研究。例如,馬生明等[16]探究了土壤中重金屬Hg和Cd的有效態及生態敏感性,發現由于重金屬在土壤中存在水溶態、離子交換態、有機態和鐵錳氧化物態多種形態,并不是所有形態的重金屬都能被生物利用,因此認為,僅考慮重金屬總量的做法已經不再適用于生態風險評估。鑒于目前生態風險評估終點多局限在模式生物的生長、死亡和繁殖等指標上,缺少將生態系統作為整體的評估指標,部分研究者嘗試在生態風險評估中納入新的評估終點。例如XING等[17]嘗試將生態系統服務納入區域生態風險評估。還有學者在風險表征方面開展了系列工作。例如SHI等[18]以環渤海和黃海地區為例,在多重保護級別的基礎上,采用概率風險評估的方法量化了土壤污染的生態風險;XU等[19]將不同生態情景與分級的生態風險評估相結合,得出廢棄工業污染場地重新開發的監管建議;孫德堯等[20]借助單項及綜合潛在生態風險指數[21],以及輕微、中等、強3級潛在生態風險等級占比等,定量地篩選出對微觀耕地污染土壤潛在生態風險貢獻最大的重金屬。還有較多的研究工作側重于污染土壤的生態毒理效應,包括單一污染物[22]或重金屬[23]和有機污染物組成的復合污染[24]對土壤生物的影響。由此可見,近些年國內對土壤污染生態風險評估的研究主要集中在指標、方法以及生物可利用性等方面,以暴露量為依據,得出污染物的生態風險值。然而,由于涵蓋的生物量有限,上述評估較難適用于大尺度及精準度要求高的生態風險評估[25]。

2 發達國家土壤污染生態風險評估技術體系

2.1 美國土壤污染生態風險評估技術體系

美國作為最早制定生態風險評估技術體系的國家,其評估流程參照人體健康風險評估過程分為問題的形成、風險分析(暴露表征和效應表征)和風險表征3個部分[11]。不同于人體健康,生態風險評估技術體系將受體從單個物種擴展到種群、群落或生態系統,保護對象的確立不再局限于單一價值而是綜合考慮科學和管理的實際[26],同時將非化學和化學危害源都納入評估范圍(US EPA,1998)。生態風險評估技術體系作為一個通用的評估流程,其目的在于通過提供基本原則和概念為后續指南的構建奠定基礎,因此,并未為特定的項目提供詳細的評估過程。在與通用生態風險評估框架流程一致的前提下,針對眾多污染地塊的生態風險,US EPA制定了超級基金生態風險評估技術體系,為污染地塊的生態風險評估提供了詳細具體的指導步驟[27]。US EPA超級基金污染地塊生態風險評估技術體系見圖1。

圖1 US EPA超級基金污染地塊生態風險評估技術體系Fig.1 Ecological risk assessment technical system for superfund contaminated land in US EPA

如圖1所示,超級基金生態風險評估技術體系分為2個層次和8個步驟。在風險篩選層次,設置了完整的生態風險評估流程,包括問題提出、效應評估、暴露評估和風險表征。

此階段評估的原則:盡量減少得出無風險的結論,即得出最為保守的結論以避免對具有生態風險的污染物的遺漏。篩選層次中問題提出主要是構建污染地塊生態風險評估概念模型[14],即污染物從源頭遷移擴散到生態系統受體并造成效應的路徑,具體需要明確污染物的類別、污染物的遷移路徑(大氣沉降/地表水徑流、侵蝕等)、暴露途徑(攝食/吸收/表皮吸收)、污染物相關的生態毒性機制和可能受影響的受體類別等信息,并得到較為粗略的場地概念模型(CSM)。而篩選層次中效應評估的目標為篩選生態毒性閾值,閾值的制定主要按照以下原則:選用長期(慢性)暴露于污染物的未觀察到不良影響時的污染物水平(NOAEL);毒理數據生態效應的選擇影響種群(或更高層次的生物組織)的生態效應,包括對發育、繁殖和存活的不利影響;暴露途徑應與場地概念模型的暴露途徑類似;盡量選用野外毒理實驗得到的毒性閾值。暴露評估則是明確污染物的最大暴露量,即包括以下條件:污染物將全部暴露于受體;污染物的生物可利用性達到100%;最小的機體質量可以吸收最多的污染物;受體的食物全部含有污染物;受體處于最敏感的生命階段,受體活動范圍完全在受污染區域內,因而整個生命周期都受到污染物影響等。生態風險表征是在上述工作的基礎上進行的,風險計算采用商值法,計算公式為

(1)

式(1)中,CEE為污染物環境暴露濃度;LNOAE為污染物無可見有害作用濃度;QH為有害商,QH大于1表示可能存在生態風險,反之則不存在。基于評估結果,風險評估者需要與風險管理者以及所有利益相關方討論是否需要進行更詳細的風險評估。

基線生態風險評估是對在篩選階段明確存在生態風險的地塊開展的進一步評估活動,是對篩選層次生態風險評估各步驟的進一步深化,據此得出更為準確而不是過于保守的結論,主要步驟包括:

(1)問題的提出。相比風險篩選階段,此階段的問題提出主要在以下幾個方面開展了更為詳細的工作。首先,進一步明確產生生態危害的主要污染物,基于篩選階段已確認或疑似存在的場地污染物,根據場地實際情況進一步篩選出污染物。例如,在篩選階段假設污染物的生物利用度為100%,但實際上并不是所有污染物都可以被生物攝入,因此,基線生態風險評估中對污染物生物可利用性的明確可能導致風險篩選階段認為存在生態風險的部分污染物被證實不存在生態風險。其次,完善污染物遷移轉化途徑(分析污染物的釋放機制和傳輸轉化過程的影響機制等)、構建完整的暴露途徑(例如考慮污染物的食物鏈傳播)和明確潛在生態受體(將評估重點放在對污染物更敏感的生物群體上)等信息,并構建完善的場地概念模型。再次,選擇評估終點,不同于篩選層次考慮最敏感受體響應的情形,基線生態風險評估中評估終點必須依據完善的污染場地概念模型,其選擇取決于:a.污染物類型及濃度;b.污染物對不同受體類群的毒性機制;c.潛在敏感或高度暴露于污染物的生態相關受體群體;d.完整的暴露途徑。最終,得出生態風險相關問題,即污染物是否對評估終點造成或可能造成不利影響。除此之外,需要風險評估者、管理者以及利益相關方就評估終點、暴露途徑、風險問題以及由此集成的污染場地概念模型達成一致。

(2)評估方案設計與數據質量目標。此步驟主要完成工作方案(WP)和采樣分析方案(SAP)的制定。工作方案主要包括:a.調查污染區域某地點的概況和背景,包括該地點的物理環境、生態環境和以前的用途。b.對以往現場調查和結論的總結和分析。c.場地概念模型,包括選擇用于分析的潛在暴露途徑的識別、評估終點以及測量終點。其中,測量終點的選擇原則主要包括在場地概念模型中該測量終點與評估終點的關系、受體的生境、污染物與測量終點的關系、污染物的生態毒性機制。測量終點相關數據獲取方式主要有分析污染物生物積累和現場組織殘留、實地調查種群或群落結構(如固定生物量、物種豐富度)功能和開展室內毒性試驗。d.確定進行生態風險評估所需的額外場地調查。e.描述使用的假設以及場地概念模型和現有信息中不確定性的主要來源。采樣分析方案對采集樣本的數量和位置、每個采樣點的重復量以及確定采樣位置的方法做出詳細要求。對于獲取的數據,技術體系還設定了數據質量目標(DQOs),規定生態調查期間收集的環境數據類型、數量和質量以支持其在生態風險評估中的應用。食物鏈暴露模型參數、數據解釋方法和將要使用的統計分析方法等數據處理方式也需要提前制定。風險評估者和管理者需要對測量終點的選擇、數據獲取方法、數據處理分析方法的合理性進行決策判斷。

(3)工作計劃的實地抽樣驗證。在全面采樣分析之前需要進行初步的實地測量,評估大規模采樣的可行性。例如,確定目標物種是否存在、驗證生物和非生物樣品取樣方法的可行性、判斷污染物的遷移暴露途徑是否存在以及是否有足夠的數量或總生物量來滿足數據質量目標等。評估團隊和管理者需要決策是否按計劃進行評估工作或者對計劃進行修改。全面采樣分析工作在前期的計劃以及相應修改意見的指導下進行,最終獲取符合數據質量控制目標的暴露和效應數據。

(4)場地調查采樣和數據分析。按照經過驗證的工作計劃和采樣分析計劃,收集信息和數據進行暴露和效應評估。暴露評估即采集樣品分析污染物的暴露濃度,需要明確污染物的時空分布以及其暴露于生態受體的時空特征。在進行暴露評估時需要進一步分析問題的提出步驟中建立的污染地塊環境條件,以了解環境條件對污染物遷移轉化的潛在影響。采用遷移轉化模型與實地采樣分析濃度相結合的方式明確污染物的暴露分布。效應評估則是收集與評估終點相關的毒理數據,主要方式包括文獻數據庫調查與現場實驗(如毒性測試)。

(5)風險表征。基線生態風險評估的風險表征分為風險估算和風險描述兩個方面。在風險估算中,采用商值法通過比較暴露濃度與效應閾值進行風險評估,同時盡可能根據暴露水平的分布計算超過不利影響閾值的概率,同時使用證據權重法來整合不同類型風險評估結果。風險描述主要分為以下幾點:a.產生不利生態影響的閾值,閾值的下限為保守假設下的NOAEL毒性值,上限為基線生態風險評估得出的可能發生生態影響的污染物濃度值;b.污染物產生不利影響閾值的地點和區域范圍;c.污染超過閾值的程度;d.預估環境中污染物消除后的自然恢復力。對于評估結果需要進行不確定性分析,包括根據采樣獲得的暴露數據和毒性數據的不確定性、根據實驗室有限數據對該地點生態受體毒性估計的不確定性和場地概念模型的不確定性等。

依據上述步驟得出的風險評估結果、污染物背景值、可用修復治理技術、人類和生態問題之間的權衡以及補救措施自身造成的生態風險等信息,風險管理者需要就是否進行污染治理進行決策。

相比美國其他生態風險評估流程,超級基金生態風險評估技術體系具有更強的可操作性和規范性,整個評估工作通過層次化的程序,有效聚焦在暴露途徑和終點等要素上,幫助風險管理者做出更有針對性的決策[12]。

2.2 英國土壤污染生態風險評估技術體系

英國環境、食品和農村事務部(DEFRA),英格蘭自然署,威爾士農村委員會以及地方當局和行業部門共同制定了土壤污染生態風險評估(ERA)技術體系[28]。該技術體系設定3個層級的風險評估程序,旨在通過層次化方法來評估土壤中污染物對生態環境的風險。如圖2所示,評估技術體系主要由前期工作以及后續3個層級的風險評估工作組成。前期工作主要包括構建污染地塊概念模型,具體包括以下步驟:明確場地環境;整理、評估和總結場地信息;確定潛在污染物;確定污染物的遷移轉化;識別潛在關注的受體;確定潛在暴露途徑;創建場地概念模型,建立污染物、暴露途徑與受體之間的關系;確定評估和測量終點;評估不確定性。若污染物、暴露途徑與受體之間不存在聯系,則該地塊無需進一步進行風險評估,反之則需要進行后續的層次化評估,并開展保護目標的確定、評估測量終點的選擇等工作。層級1是基于污染物暴露濃度以及對應的基準值確定污染物濃度是否足以對生態受體構成威脅,如果測量的污染物暴露水平超過基準值或沒有基準值,風險評估進入層級2。在選擇毒理數據制定基準值時需要考慮以下要素:污染物生物累積和生物放大;二次污染;毒理數據采用土壤參數進行歸一化處理等。而基準值的推導則包括兩種方法:(1)依據最小10%效應濃度(EC10)或最大無影響濃度(NOEC)值與評估因子的比值計算基準值;(2)構建物種敏感度分布曲線(SSD),并選用HC5值(危害5%物種所對應的污染物濃度)推導基準值。層級2使用生態調查和生物測試(生物分析)判斷生態受體是否受到損害或受到損害的可能性[29]。生態調查是對棲息地和物種的調查,是收集一個地點的空間和/或時間生態數據的一種方法,包括以下工作內容:(1)通過向保護組織、政府機構和網絡數據庫等收集信息確定是否有任何已知有價值的受體可能存在潛在重大損害風險或處于鄰近的污染地點;(2)棲息地調查,繪制現場現有的生境和有關的周圍環境以確定需要進一步詳細調查的地區,在此基礎上通過直接觀察或評估生境適宜性以尋找受保護或其他重要物種。生物測試是通過在實驗室中將污染物暴露于特定生態受體并測量相關參數(例如生存、繁殖、發育、生長)來確定污染物對潛在關注受體的影響,推薦的指標包括細菌的細胞活性、土壤生物活性、土壤氮的礦化速率、蚯蚓的繁殖、蚯蚓溶酶體細胞的完整性、跳蟲繁殖以及種子萌芽和生長。

圖2 英國土壤污染生態風險評估技術體系Fig.2 Ecological risk assessment technical system for contaminated land in the United Kingdom

如果認為危害正在發生或可能發生,那么有必要將觀察到的影響與污染源聯系起來,即進入層級3的評估階段。層級3通過審查和重新分析數據以評估因果關系的強度,并指導后續修復措施。

因果關系的判定始終貫穿整個風險評估技術體系。例如,在前期工作和層級1、2中,工作流程均需要判斷污染物、途徑和受體之間的聯系是否存在。層次化的評估流程都需要在聯系的基礎上進行,如果不存在聯系則終止評估并記錄決策。而在層級3中加強了對因果關系的判定,要求明確生態受體受到的影響是否由污染物造成。為指導因果關系的判定,英國環境署制定了《生態風險評估中的因果關系判定指南》,該指南提出了一種用于因果關系判定的結構化方法,即“希爾因果準則”。

在ERA技術體系中應用“希爾因果準則”時具體從以下幾個方面分析污染物與受影響受體之間的因果關系。首先是關聯的強度及一致性分析。對不利影響與污染物濃度之間關聯強度的判斷主要采用回歸等技術,如果回歸正相關,可證明污染物濃度與生物學影響程度(例如:敏感類群體滅絕或者發生了從敏感類群體到耐受類群體的轉變)之間確實存在關聯。主成分分析有助于確定與不利影響存在關聯的更多因素。在主成分分析中,如果土壤中某污染物含量超標,通常說明其與生物學影響有重大關聯。對于一致性分析,如果有證據表明污染物在其他地塊也造成了類似影響,且不同研究者之間就因果關系已達成共識,則認為污染物與生態受體受到的損害存在因果關系。其次是特異性和暫時性分析。如果特定濃度的某種污染物總是會引發特定的生物學影響(例如,導致敏感物種滅絕),則可將此視作因果關系的有用證據。此外,如果有條件開展空間(例如上游/下游)分析,或者掌握了污染發生之前的生物狀態證據,那么可以比較生物學影響隨時間推移發生的變化,從而為因果關系的非暫時性提供佐證。類比性分析則認為具有相似結構和作用機制的污染物應對群落產生相同類型的影響,以此來加強對因果關系的推論。在其他場地,當生物受體接觸相關污染物(化學類別相同且作用模式相似)后也發現類似影響,則認為可能存在因果關系。生態梯度分析主要通過回歸分析或空間映射分析判斷污染物與生態效應間的因果關系。污染物濃度越低或與污染源距離越遠,生物學影響程度就會越小。這種現象能夠提高因果關系推論的可靠性。實驗證據也能為因果關系的判別提供依據。例如,進行劑量-效應實驗或者通過毒性鑒別評估(toxicity identification evaluation,TIE)觀察去除污染物后影響程度的變化。

在使用“希爾因果準則”判定土壤污染與生態效應之間因果關系時,還需進行合理性分析,即證明觀察到的影響與污染物之間關系的合理性。如證實當前影響以及受影響物種的范圍與污染物造成的影響范圍相同(例如某些除草劑會使敏感植物物種產生特征癥狀,除草劑的污染范圍與癥狀表現范圍一致)。部分物種對特定污染物特別敏感,相應的生態效應應當十分明顯(例如昆蟲對殺蟲劑特別敏感,因此在施用殺蟲劑后昆蟲數量會明顯減少直至滅絕)。某些污染物應當能檢測到特定的效應,例如金屬暴露誘導金屬硫蛋白的升高。去除或隔離環境樣本中特定組別的污染物,應當可以消除或減少這類污染物產生的毒性效應。

英國土壤污染生態風險評估技術體系中,每個層級都有技術導則或標準程序作為支撐,并以污染物、途徑和受體之間的因果關系為基礎,推動評估工作層層遞進,并逐漸加強對因果驗證性的要求,進而分析出土壤中化學污染物對生態系統的影響。

2.3 英美土壤污染生態風險評估技術體系的異同

針對土壤污染的復雜性和異質性,英美兩國均采用層次化的評估體系。該體系由依據相對較少的污染地塊信息(如污染物最大暴露濃度、基準值等)判斷是否存在生態風險過渡到根據復雜的信息(如污染物的生物可利用性、生態調查等)判斷生態風險,整個評估流程的不確定性降低,評估成本提高,整個評估流程中均要求決策參與。同時,英美兩國技術體系沿用經典的生態風險評估步驟,即包括前期工作、暴露評估和效應評估以及風險表征。在前期工作中均強調構建污染地塊概念模型,將污染物、暴露途徑與受體三者聯系起來。兩國技術體系均采用商值法作為風險表征方法,以污染物暴露濃度和基準值的比值判斷污染物是否會對土壤生態系統產生危害。然而,英美兩國土壤污染生態風險評估技術體系存在不同的側重點。美國技術體系主要分為風險篩選和基線風險評估兩個層次,后一層次是對前一層次在各方面的進一步深化,要求評估參數符合污染地塊實際情況而不是采用保守參數得出結論。不同的是,英國土壤污染生態風險評估技術體系在完成風險篩選后并未進一步優化污染物暴露到生態受體的過程,而是在下一層級中要求判斷污染物與生態響應之間是否存在因果關系,并制定了一系列因果關系判定方法和原則。對于決策參與,美國主要要求就每一步驟的細節達成一致,英國則要求判斷是否繼續進行生態風險評估。

3 對我國構建土壤污染生態風險評估技術體系的啟示

目前我國土壤污染問題嚴重且復雜,生態環境保護面臨的形勢依然嚴峻,而現有風險評估技術體系主要用于保護人體健康,在此背景下,急需制定保護土壤生態環境的風險評估技術體系。針對我國現狀,通過對美國、英國生態風險評估技術體系的分析比較,在本土化土壤污染生態風險評估技術體系的構建中,提出以下幾個方面的建議:

(1)構建層次化的生態風險評估技術體系。我國土壤污染物種類繁多,污染程度不一,識別哪些污染物存在生態風險并將風險量化是個重要問題。層次化的生態風險評估技術體系已經在英美等國家形成指導性文件,其應用實踐證明可以有效解決風險量化問題。從超級基金生態風險評估技術體系可以看出,低層次的風險篩選通常是保守的,其使用有限的信息和基本的分析工具進行風險評估。然而風險篩選也發揮著重要作用,既節約評估成本,又能得出重點關注的污染物以供進一步評估。在此階段可以參照英國和美國選擇較為保守的指標,如關鍵物種的無效應濃度或者物種敏感度分布曲線推導基準值,結合污染物最大暴露濃度,采用商值法判斷是否存在風險。高層次的風險評估則通過獲得更相關的數據或更高級的定量分析結果,使得暴露和效應評估更加符合實際,減少評估的不確定性。將污染物的生物可利用性、生態受體暴露時長、生態受體暴露的生命階段等納入暴露評估中,并將二次暴露下受到影響的高營養級受體納入效應評估(即污染物食物鏈傳播)。除確定一個或多個影響閾值外,風險評估小組還可以根據各種接觸參數(例如受體活動范圍大小、群落密度)可能值的分布情況,對接觸水平超過生態毒性閾值的概率作出估計。根據輸入變量的范圍,可使用分布分析來估計與給定接觸模型相關的可能接觸水平的范圍。

不同于美國,英國的層次化技術體系主要是為因果關系判定提供依據。英美兩國層次化技術體系是一個迭代過程,在更高層次評估中,風險評估人員可能會重新優化篩選評估中使用的概念模型或假設。整體而言,層次化的土壤污染生態風險評估技術體系由于其獨特的優勢已成為國際主流,隨著評估層次的提升,修復目標更加客觀明確,成本也逐漸降低,同時結合靈活、動態優化的管理方式,保障風險管控效果。因此,在制定我國土壤污染生態風險評估技術體系時有必要選擇層次化的體系。

(2)開發污染地塊的生態風險評估概念模型。英美兩國在開展生態風險評估前均需要構建污染地塊的概念模型,即通過收集污染物類別及其遷移暴露途徑以及潛在的生態受體等信息,明確污染物遷移擴散到生態受體進而對土壤生態系統造成危害的過程。概念模型的構建對于后續生態風險評估具有重要意義,包括明確了污染地塊已知或懷疑存在的污染物和環境條件、闡明了污染物遷移轉換機制、厘清了可能存在的完整暴露途徑以及為評估終點和測量終點的選擇提供指導。因此,在我國土壤污染生態風險評估技術體系構建中也應當建立毒性數據庫、積累土壤環境暴露關鍵基礎數據、開發概念模型并構建技術指南,同時建立概念模型案例庫等,有效促進評估過程的順利實施。

(3)開展因果分析。盡管生態因果關系非常復雜且難以證明,英美兩國土壤污染生態風險評估技術體系都對于因果關系的判別提出了要求。超級基金技術體系指出污染和生物效應之間的暴露-響應關系是建立因果關系的關鍵組成部分,但這種關系的建立往往源于實驗室測試。由于毒性試驗通常將關注的壓力源與其他重要環境變量(例如生物相互作用)隔離開來,因此依據實驗室結果推斷污染物對自然種群或群落的影響是有爭議的。英國技術體系基于“希爾因果準則”提出更多的因果關系判別方式,為我國土壤污染生態風險評估技術體系構建中因果關系的判定及土壤生態系統服務功能的評價提供了充足的參考。

(4)加強決策參與。增加利益相關方參與度,及時決策并判斷是否有必要開展進一步的風險評估。例如美國超級基金生態風險評估技術體系中,在場地概念模型構建、污染地塊調查方案、風險篩選和精細化的風險結果分析、評估終點和測量終點的選擇中,要求包括政府機構、公眾、地塊所有者以及風險評估人員的充分參與。而英國土壤污染生態風險評估技術體系中,決策主要在于判定污染物暴露途徑和生態受體之間是否存在關系,風險管理者在整個風險評估中的參與度較高。我國也應當在土壤污染生態風險評估技術體系構建中盡可能引入多方參與決策機制,擴大公眾范疇,出臺相關鼓勵措施,并為參與者提供技術支持,使評估過程能夠得到各利益相關者的認可,同時更好地融入風險管控框架中,從而保障后續修復治理工作的開展。

(5)加強本土物種生態毒理基礎研究和毒理數據的構建。可用的毒理數據是開展生態風險評估,包括制定基準值、判斷污染物與生態受體之間關系等工作的重要前提。對于美國土壤污染生態風險評估框架,慢性毒理數據值是風險篩選階段基準值推導的基礎,而在基線風險評估階段,數據質量目標對毒理數據量提出了更高的要求。英國土壤污染生態風險評估框架在指定基準值時同樣要求眾多的毒理數據,特別是在根據物種敏感度分布曲線推導基準值時。然而,我國土壤污染生態毒理研究起步較晚,針對本土物種的研究更為缺乏,急需加強針對本土物種的毒理學研究。同時現有研究僅停留在理論層面,尚未整合并建立類似美國ECOTOX的毒理數據庫,極大地延緩了我國污染土壤的評估與修復治理,因此毒理數據庫的建立尤為必要。