应用物种敏感分布法建立铅的生态安全土壤环境基准研究

李勖之，郑丽萍，张亚，冯艳红，杜俊洋，孙丽，李敏，姜瑢，王国庆,*

1. 生态环境部南京环境科学研究所，南京 210042

2. 国家环境保护土壤环境管理与污染控制重点实验室，南京 210042

3. 中国科学院生态环境研究中心城市与区域生态国家重点实验室，北京 100085

随着经济的高速发展，工业生产和人类活动产生的污染物通过多种方式进入土壤。土壤作为主要的环境受体，因其污染引发的农产品安全和污染危害事件逐年增多，严重影响着人体健康和生态环境安全[1-2]。人为活动是土壤铅(Pb)污染的主要来源，主要来自于冶炼、城市交通、工业固废排放、农业生产过程中化肥、农药、污泥以及污水灌溉等[3]。由于Pb在土壤中溶解度较低，受到固定、络合和吸附等多种因素影响，重金属Pb极易在土壤表层累积，具有隐蔽性、长期性和不可逆性等特点[4]。2018年8月1日起正式实施的《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB15618—2018)[5]和《土壤环境质量 建设用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB36600—2018)[6]中，分别规定了农用地和建设用地土壤中Pb的风险筛选值和管制值，对有效管控土壤Pb污染风险和加强土壤环境管理水平具有重要意义。

大量研究发现土壤中过量Pb会造成植物根系中毒、植株枯萎死亡和产量降低等，抑制土栖动物的生长与繁殖，并对土壤微生物种类、数量及自身代谢产生一定影响，具有较强的生物毒性[7]。土壤Pb污染的生态风险已受到环境管理部门的长期关注，然而当前我国风险管控标准主要关注农产品质量和人居环境安全，并没有建立基于生态风险的土壤筛选值，而土壤生态筛选值的建立更为复杂[3]。因此，为了更好地预防和控制土壤Pb污染及其生态风险，加强生态安全土壤环境基准研究，对合理制定土壤生态筛选值具有重要意义。

欧美发达国家更早开展了土壤污染物的生态基准研究，制定土壤生态筛选值。美国环境保护局(US EPA)于2003年颁布了土壤生态筛选值制定技术导则，结合《土壤筛选导则用户指南》和《超级基金场地土壤筛选值制定补充导则》逐步形成了包括通用筛选值(generic SSLs)、生态筛选值(Eco-SSLs)、人体健康筛选值及土壤放射性核素筛选值的标准体系[8]。荷兰住房、空间规划和环境部(VROM)基于人类严重风险浓度(SRChuman)和生态毒理风险限值(SRCeco)中最低值制定土壤干预值[9]。加拿大环境部长理事会(CCME)分别制定了保护生态和人体健康的土壤质量指导值，取两者中最小值作为土壤综合性质量指导值[10]。此外，英国、德国、丹麦、西班牙和奥地利等国也相继建立了旨在保护生态环境的土壤指导值。

以保护生态系统安全为目标确定污染物的土壤生态基准，是合理制定土壤生态筛选值的基础。当前，国内外土壤生态基准研究方法主要包括物种敏感性分布法(SSD)、评估因子法(AF)和平衡分配法[9]。当污染物的毒性数据足够多时(包含至少8个不同生物种类的毒性数据)，SSD法是目前环境基准研究中最常用方法，用来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的概率分布函数[9-13]。当毒性数据的生物种类和营养级别单一，且数据量较少，可选择评估因子法确定土壤生态基准，评估因子根据毒性数据生物营养级和数量来确定[13]。当该污染物的陆生毒性数据缺失时，可考虑采用平衡分配法基于污染物的水生毒性数据和水土分配系数外推得到土壤生态基准[9,13]。

生态基准的建立依赖于污染物的生态毒性数据库。研究发现不同生物对污染物的毒害响应可能存在差异，因此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基准的关键[11]。重金属进入土壤后，其生物毒性的大小取决于重金属的生物有效性。土壤理化性质是影响重金属生物有效性的关键[12]。由于不同土壤理化性质不同，基于不同供试土壤的毒性实验获得的毒性数据可能存在差异[14]。此外，由于外源污染物与背景含量的活性存在较大差异，Struijs等[15]提出在推导污染物生态基准时只考虑添加污染物的生物毒性。

本研究针对我国土壤Pb污染现状，通过调研国内外重金属Pb的生态毒理研究，筛选和构建重金属Pb陆生生态数据库，基于土壤pH对毒性数据进行分组，采用SSD法推导不同pH范围、不同土地利用方式下(自然保护地、农业用地、公园用地、住宅用地和工/商业用地)Pb的土壤生态基准，为我国污染土壤的生态风险评估框架及土壤风险管控标准的制定提供科学依据。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 毒性数据收集与筛选

本研究采用的毒性数据来自于国内外已有的毒性数据库和文献资料，筛选原则如下。

1.1.1 数据来源

不同国家在制定土壤生态基准时都会从已有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毒性数据。本研究采用的Pb毒性数据主要来源包括US EPA的ECOTOX毒性数据库(https://cfpub.epa.gov/ecotox)、Web of Science(http://www.isiknowledge.com)、中国知网(http://www.cnki.net)以及国外发达国家推导生态筛选值所用的原始数据[3,14]。

1.1.2 生态受体类型

本研究优先筛选针对我国区域特征的典型模式物种(本土物种)，同时也包含了经济合作与发展组织(OECD)或国际标准化组织(ISO)土壤质量评价生物学方法中涉及的一些世界广布物种，包括土壤动物(昆虫、蚯蚓和线虫)、植物和以微生物为主导的土壤生物过程(如呼吸作用、硝化作用、有机质矿化和土壤酶活等)[3,13]。

1.1.3 生态毒理实验筛选

生态毒理实验应遵照当前公认的生态毒理实验标准方法，优先选择参照我国国家标准方法的生态毒理实验[3,16]；无相关国家标准方法的毒理实验，优先考虑采用上述OECD或ISO土壤质量评价的生物学方法[3,13,16]；毒性实验只限于单一暴露实验，避免存在复合污染体系；毒性实验应记录供试土壤理化性质，如土壤pH、有机质和粘粒含量等，且土壤理化性质处于能够接受的测试范围之间(一般pH介于4.0～9.0之间，有机质含量≤10%)[8]；本研究不考虑田间实验、陆生动物和鸟类的间接暴露和二次毒性实验。

1.1.4 毒性终点筛选

本研究优先选择影响生态受体个体或种群特性的毒性指标[13,16]。对于基于陆生植物的毒性实验，优先选择生物量和根伸长等毒性终点；对于基于土壤动物的毒性实验，优先选择繁殖率和生长率等毒性终点；对于基于土壤生态过程的毒性实验，优先选择土壤生态过程抑制率；对采用同一物种、同一供试土壤获得的不同毒性数据时取几何平均值，对获得同一物种、不同毒性终点的毒性数据时取最低值。

1.1.5 毒性数据筛选

本研究Pb毒性数据选择外源添加法，即基于外源添加量表示污染物的效应浓度，不包括供试土壤背景含量[15]；优先选择根据剂量-效应关系推导污染物的10%效应浓度(EC10)，同时收集该实验供试土壤的理化性质数据[3,16]；由于陆生毒性数据数量有限(尤其是土壤生态过程的毒性数据缺失)，本研究同时采用无观察效应浓度(NOEC)推导生态基准，但筛选的NOEC只限于国际知名毒性数据库或已经用于其他国家或地区土壤基准/标准的推导，该部分毒性数据经过严格的数据筛选和质量评价，受实验自身浓度设计等因素影响较小，可确保推导生态基准值的可靠性[8-9]。尽管作为筛选值推导广泛使用的NOEC或最低可观察效应浓度(LOEC)存在着相当多且合理的批判，但其在国际筛选值推导和制定中根深蒂固，使用NOEC/LOEC数据不仅能保持与人类健康保护的一致性，并具备和国际上其他国家的标准/基准值可比性的优点[17]。

1.2 毒性数据分组和拟合

我国土壤pH区域性差异极大，而pH又是影响污染物尤其是重金属生物有效性和生物毒性的重要因素。因此，本研究基于《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB 15618—2018)[5]中pH划分原则对供试土壤pH进行分组，并分别采用SSD法对不同pH分组下的毒性数据进行拟合，将依据pH分组后的毒性数据拟合为5种常见分布模型(Burr Type Ⅲ、Log-Normal、Log-Logistic、Gamma和Weibull)，构建Pb的物种敏感性曲线并采用吻合度检验(goodness-of-fit tests)评估拟合效果[18-19]。吻合度检验是检验随机样本来源于某个特定分布的初始假设是否合理，以零假设和备择假设组成的假设检验的形式存在[18]。常用的吻合度检验包括赤池信息量准则(Akaike’s Information Criterion corrected for sample size, AICC或Akaike Information Criterion, AIC)、贝叶斯信息准则(Bayesian Information Criterion, BIC)、Kolmogorov Smirnov检验(KS检验)和Anderson-Darling检验(AD检验)[18-19]。本研究SSD模型建立和吻合度检验均使用统计软件R 3.5.2中ssdtools包完成[19]。

1.3 土壤生态基准值确定

在物种敏感性曲线中，当污染物对生物的效应浓度小于等于危害浓度(hazardous concentration, HCp)的概率为p，生境中(100-p)%的生物是相对安全的[20]。在利用基于数据分布的方法构建生态安全土壤环境基准时，对土壤生态保护水平的设定是土壤生态安全基准推导过程的关键性因素。当前国内外环境基准研究对于生态安全保护水平的设定没有统一的规定，不同国家基于本国国情设置了不同的生态保护水平[17,21]。本研究在构建土壤生态基准时充分考虑不同土地利用方式下土壤所提供的生态服务功能重要性和生态受体差异性，借鉴欧盟国家多数采用自然(95%)、农用地(90%)、公园绿地(80%)、居住(60%)和工业用地(50%)的生态保护水平，结合《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》(GB15618—2018)[5]制定过程中农用地保护水平采用95%保护水平，确定不同的生态物种或生态过程保护程度[16]，具体如下：自然保护地和农业用地方式下，采用5%物种受危害的浓度(HC5)表示，95%保护水平的浓度；公园用地方式下，采用20%物种受危害的浓度(HC20)表示，80%保护水平的浓度；住宅用地方式下，采用40%物种受危害的浓度(HC40)表示，60%保护水平的浓度；工/商业用地方式下，采用50%物种受危害的浓度(HC50)表示，50%保护水平的浓度[16]。不同土地利用方式下HCp的获取使用统计软件R 3.5.2中ssdtools包完成[19]。

2 结果(Results)

2.1 Pb毒性数据

如表1～表3所示，本研究基于数据收集和筛选原则(章节1.1)，从国际毒性数据库和发表文献等资料中共收集和筛选Pb毒性数据66个，其中，本土毒性数据22个，国外毒性数据44个，包括18种陆生植物数据、8种土壤动物数据和5种土壤生态过程数据。由于不同生物代谢的差异，不同种属、不同品系，甚至同一种属与品系的不同个体，对污染物的敏感性往往存在较大差异。本研究中陆生植物的最小Pb毒性数据为萝卜(Raphanussativa)48.3 mg·kg-1，最大毒性数据为莴苣(Lactucasativa)2 553 mg·kg-1，两者相差约为30倍(表1)；土壤动物最小Pb毒性数据为线虫(Caenorhabditiselegans)133 mg·kg-1，最大毒性为蚯蚓(Eiseniafetida)1 500 mg·kg-1(表2)；土壤微生物过程最小毒性值为氮矿化345 mg·kg-1，而最大毒性数据为土壤硝化作用1 035 mg·kg-1(表3)。

表3 土壤生态过程的Pb毒性数据以及供试土壤理化性质

土壤理化性质也是影响物种敏感性差异的重要因素，同一物种在不同供试土壤下的Pb毒性数据存在明显差异。如表1所示，大麦(Hordeumvulgare)在10种不同理化性质土壤下的EC10或NOEC的范围为121～603 mg·kg-1。蚯蚓(Dendrobaenarubida)在pH为4.5、5.5和6.5的人工土壤中毒性数据也各不相同，其中酸性土壤中蚯蚓对重金属Pb最为敏感，毒性数据仅为130 mg·kg-1(表2)。许多研究已经证实pH值是影响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 陆生植物的Pb毒性数据以及供试土壤理化性质

表2 土壤动物的Pb毒性数据以及供试土壤理化性质

2.2 物种敏感性曲线拟合

本研究基于土壤pH值将原始毒性数据划分为4个组分，分别为强酸性土壤(pH≤5.5)、酸性土壤(5.57.5)。如图1所示，分别采用5种常见分布模型(Burr Type Ⅲ、Log-Normal、Log-Logistic、Gamma和Weibull)，拟合了不同pH分组下重金属Pb的SSD曲线。

图1 不同pH土壤中重金属Pb的物种敏感度分布(SSD)曲线

如表4所示，除中性土壤(6.50.05，AIC和BIC检验结果比较接近)。Guthery等[18]建议采用AICC选择拟合效果最好的模型，即参数delta为0。因此，本研究毒性数据拟合过程中，强酸性土壤、中性土壤和碱性土壤组分采用Weibull分布模型拟合效果更稳定且精度较高，而Log-Normal模型更适合拟合酸性土壤的Pb毒性数据。

表4 SSD模型的拟合优度检验

2.3 不同土地利用方式下Pb的生态基准

本研究采用拟合效果最好的SSD模型推导HCp。如表5所示，自然保护地和农业用地土壤Pb的生态基准范围为51.1～153 mg·kg-1，公园用地Pb的生态基准范围为172～342 mg·kg-1，住宅用地与工/商用地的Pb基准值相对较大，分别为342～537 mg·kg-1和440～634 mg·kg-1。不同土地利用方式下Pb的生态基准值均随着土壤pH上升而明显增大。这说明在确定土壤风险管控标准时，构建与土壤类型相关的生态基准是十分必要的，但本研究中土壤Pb外源生态基准值与土壤理化性质之间的定量关系有待进一步研究。

表5 不同土地利用方式下的土壤Pb生态基准值

3 讨论(Discussion)

3.1 不同国家土壤生态基准/标准比较

由于区域特征、制定方法、保护水平及使用策略等方面的差异，国内外已有的土壤Pb生态基准值存在较大差异(表6)。US EPA采取几何平均值法推导基准值[8]。澳大利亚、荷兰和英国等优先选择SSD法推导土壤生态基准值[17, 38]。加拿大采用排序分布法综合考虑了不同土地利用方式下的多种暴露途径，取所有暴露途径推导出的最小值作为该种土地利用的土壤质量指导值[10]。此外，部分国家试图利用标准土壤校正或土壤孔隙水校正等方法来解决污染物生物有效性的问题，也有一些国家不赞成对毒性数据进行校正，其理由是供试土壤理化性质真实反映了一定范围内现实土壤中污染物的真正毒性或暴露情景。因此，各国土壤生态筛选值的制定背景和方法体系各不相同[39]。

表6 各国家和地区的土壤Pb生态基准值与推导方法比较

相比于国外相对成熟的研究与执行体系，我国土壤重金属生态风险评估与生态基准研究目前依然处于起步阶段。郑丽萍等[3]采取95%物种保护水平结合土壤背景值的方法，得到Pb的生态基准值范围为80.5～106 mg·kg-1。该研究结果与本研究相同条件下获得的生态基准值相似，然而该研究并未考虑土壤理化性质对物种敏感性的影响。王晓南等[24]通过“四门十科”本土物种的毒性实验确定保定潮土Pb的生态基准值范围为31.7～158 mg·kg-1。和本研究结果相比，该研究结果相对保守，这可能与该研究基于保定本土生态受体数据，且该研究区域的Pb背景浓度相对较低有关。此外，上述国内研究均没有针对不同用地方式确定物种的保护水平。

3.2 土壤生态基准推导的不确定性

毒性数据的数量与质量、数据选择、分布函数的拟合精度以及不同保护水平的确定等多因素都可能造成SSD模型的不确定性，并影响最终推导的污染物生态基准的科学性与准确性[40]。本研究以不同物种对Pb敏感性差异为基础(多物种毒性数据)，在基准推导过程中综合考虑土壤理化性质、生物有效性以及土地利用方式和管理方式的差异，依据不同保护水平推导出不同情境下的Pb土壤生态基准值。

针对土壤Pb毒性数据数量质量问题，本研究选择国内外知名毒性数据库、国际主流文献资料筛选毒性数据，且毒性实验满足国内外标准方法要求，毒性指标与生态受体群体高度相关，确保Pb毒性数据的有效性；针对生物有效性，选择与重金属生物有效性/生物毒性强相关的土壤因子pH，对筛选的毒性数据进行分组处理；针对不同土地利用方式，本研究综合考虑土壤生态服务功能、生态受体和管理方式的差异，制定多种保护水平体系，建立不同水平的Pb生态基准体系。特别指出，土壤生态保护水平是由国家政策决定的，是研究制订生态安全土壤环境基准的依据。本研究生态保护水平的设定主要参考国内外已有土壤筛选值保护水平，与中国生态环境部办公厅2018年印发《生态安全土壤环境基准制定技术指南(征求意见稿)》等3项国家环境保护标准(环办标征函[2018]33号)中生态系统保护水平一致。同时，笔者认为在生态安全土壤环境基准研究制订的过程中可采用其他保护水平展开工作，但必须对所设置的保护水平进行充分的科学论证。

我国本土物种和代表性土壤的毒性数据相对较少，本研究构建的Pb毒性数据也主要依赖国外毒性数据库，本土数据相对缺乏可能造成毒性数据外推过程的不确定性。我国代表性土壤的Pb毒性数据缺失已成为合理制定土壤风险管控标准以及有效控制土壤Pb污染的瓶颈。因此，在今后的研究工作中应结合我国土壤生态系统的特征和环境管理需求，确定适合我国区域特征的典型生态物种，开展基于我国典型物种、典型土壤的毒性补充实验，构建适合我国土壤的基础毒性数据库。此外，目前我国基准研究中缺乏对污染物生物有效性的探讨，涉及毒性数据与土壤理化性质的定量关系的研究也相对较少，大部分土壤基准研究没有考虑土壤理化性质对毒性数据的影响，或是直接采用国外发达国家的归一模型进行校准，而国外归一模型的科学性和普适性依然存在质疑。因此，建立基于本土土壤性质的毒性数据归一模型，构建更针对我国区域特征的土壤环境基准体系十分紧迫。

3.3 研究展望

本研究筛选并构建重金属Pb的有效毒性数据库，采用物种敏感性分布模型(Burr Type Ⅲ、Log-Normal、Log-Logistic、Gamma和Weibull)拟合毒性数据，推导不同土地利用方式下土壤Pb的生态基准值，具体结论如下：(1)共收集和筛选Pb毒性数据66个，其中本土毒性数据22个，国外毒性数据44个，包括18种陆生植物数据、8种土壤动物数据和5种土壤生态过程数据；(2)Burr Type Ⅲ对强酸性、中性和碱性土壤毒性数据拟合效果稳定且精度较高，Log-Normal模型更适合用于酸性土壤；(3)推导不同pH范围、不同土地利用方式的土壤Pb生态安全基准，分别为51.1～153 mg·kg-1(自然保护地/农业用地)、172～342 mg·kg-1(公园用地)、342～537 mg·kg-1(住宅用地)、440～634 mg·kg-1(工/商业用地)。

土壤生态筛选值是进行土壤污染物初步识别与筛选的重要环境管理工具，而土壤环境基准研究是制定合理筛选值的关键。本文以重金属Pb为例，对当前我国土壤生态安全基准和生态筛选值构建过程中关键问题进行探讨，并提出以下几点建议：(1)生态筛选值制定需要大量土壤生态毒性数据作支撑，建议加强针对我国不同类型土壤中毒性数据的基础研究，为建立我国陆地生态系统毒理数据库奠定基础；(2)制定适合我国土壤特征的生态风险评估框架体系，建立土壤污染风险评估毒性数据筛查和质量评价技术指南，服务于基于生态风险评估的土壤环境基准研究和土壤生态筛选值的制定；(3)建议针对不同土地利用方式，综合考虑土壤生态服务功能、生态受体和管理方式的差异，制定多种保护水平体系，建立不同水平的生态基准体系，制定更加具有针对性的土壤生态筛选值，建立更加精细化、有效的土壤环境管理体系；(4)我国地域辽阔、土壤类型多样，不同污染物在不同类型土壤中的生物毒性与生物有效性差异明显，在标准制定时应充分考虑影响污染物有效性的因子，加强生态毒理归一性研究，构建以有效态为评价标准的生态安全阈值，明确污染物生物有效性在基准推导、标准执行和风险评估中的作用。