農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值確定方法的研究進(jìn)展

竇韋強(qiáng)，安毅，秦莉,*，徐震，王苗苗，林大松，曾慶楠，夏晴

1. 農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津 300191 2. 天津市農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù)管理監(jiān)測(cè)站，天津 300061

隨著采礦、冶煉和制造等工業(yè)的迅速發(fā)展，土壤重金屬污染已經(jīng)成為全球關(guān)注的熱點(diǎn)環(huán)境問題[1]。據(jù)Singh等[2]報(bào)道，過去50年中約有22 000 t鉻(Cr)、9.39×105t銅(Cu)、7.83×105t鉛(Pb)以及1.35×106t鋅(Zn)排放到全球環(huán)境中，其中大部分進(jìn)入土壤造成土壤重金屬污染。而我國(guó)土壤重金屬污染也不容忽視，尤其是農(nóng)用地土壤重金屬污染。據(jù)2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)土壤污染總的點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，重金屬污染的點(diǎn)位超標(biāo)率為21.7%，其中以Cd污染最為嚴(yán)重，點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)7.0%[3]；2015年自然資源部發(fā)布的《中國(guó)耕地地球化學(xué)調(diào)查報(bào)告》顯示，我國(guó)耕地重金屬污染比例為8.2%，污染面積達(dá)759 萬hm2，主要分布在我國(guó)湖南、安徽、廣西、福建、廣東、海南以及西南等地區(qū)[4]；農(nóng)業(yè)農(nóng)村部稻米及其制品質(zhì)量監(jiān)督檢驗(yàn)測(cè)試中心報(bào)道，我國(guó)約有1/5的耕地受到重金屬污染，其中耕地Cd污染涉及11個(gè)省的25個(gè)地區(qū)，導(dǎo)致我國(guó)糧食每年減產(chǎn)1 200多萬t，直接經(jīng)濟(jì)損失達(dá)300多億元[5]，這與宋偉等[6]調(diào)查我國(guó)耕地土壤重金屬污染狀況時(shí)得到的結(jié)論類似，可見，我國(guó)農(nóng)用地土壤重金屬污染異常嚴(yán)重，亟待解決。農(nóng)用地土壤重金屬主要來源于污水灌溉、農(nóng)藥、化肥的施用以及農(nóng)用污泥的還田等，進(jìn)入農(nóng)用地土壤中的重金屬，不僅會(huì)影響農(nóng)作物的正常生長(zhǎng)，還會(huì)通過食物鏈在人體富集，嚴(yán)重時(shí)會(huì)引發(fā)各種疾病，如高血壓、骨痛病、腎功能紊亂、肝損害、肺水腫和貧血等[7]，因此，為了保障人體健康及農(nóng)作物的正常生長(zhǎng)，對(duì)農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的研究迫在眉睫。

農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值是指農(nóng)用地土壤中某一重金屬對(duì)農(nóng)用地土壤生態(tài)系統(tǒng)中暴露生物不產(chǎn)生有害影響的最大安全劑量或濃度，通常用于農(nóng)用地土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，是農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)制定的科學(xué)依據(jù)和重要基礎(chǔ)[8]。而近年來隨著多學(xué)科的共同發(fā)展，農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的確定方法也變得越來越完善，主要分為點(diǎn)模型、概率模型以及經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ偷?。其中點(diǎn)模型中主要為熵值法，即評(píng)估因子法；概率分布模型中主要以物種敏感性分布法為主；經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭袆t主要有生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法、貝葉斯風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型、二次判別模型、決策樹模型以及邏輯回歸模型等。點(diǎn)評(píng)估模型中的評(píng)估因子法作為最早考慮物種敏感性的一種生態(tài)安全閾值確定方法，它是指所研究區(qū)域內(nèi)由某一最敏感物種的急性或慢性毒理學(xué)數(shù)據(jù)除以評(píng)估因子來得到作為基準(zhǔn)值的預(yù)測(cè)無效應(yīng)濃度[9-10]，最初被用來確定水環(huán)境生態(tài)閾值，但隨著近年來農(nóng)用地土壤重金屬污染的加劇，應(yīng)用評(píng)估因子法確定農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的研究也開始變得越來越廣泛[11]。概率分布模型中的物種敏感性分布法作為目前最主流的生態(tài)安全閾值確定方法，它主要是基于環(huán)境中不同物種對(duì)同一污染物的敏感性差異提出，既考慮了物種敏感性的差異，又考慮了生物有效性，因此，歐美等國(guó)家開始廣泛應(yīng)用物種敏感性分布法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)及環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)的制定。雖然我國(guó)對(duì)物種敏感性分布法的研究和應(yīng)用起步較晚，但近年來得到了快速發(fā)展，如王小慶等[12]應(yīng)用物種敏感性分布法建立土壤中Cu的生態(tài)安全閾值時(shí)得到酸性土、中性土(包括水稻土)、堿性非石灰性土和石灰性土中Cu基于保護(hù)95%的物種不受影響的情況下所允許的最大環(huán)境有害濃度(HC5)值分別為13.1、29.9、51.9和26.3 mg·kg-1；孫聰?shù)萚13]基于物種敏感性分布法預(yù)測(cè)Cd對(duì)水稻毒害的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)得到基于保護(hù)95%品種水稻的10%抑制濃度值(HC510%)為0.045 mg·L-1，50%抑制濃度值(HC550%)為0.594 mg·L-1。而生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法作為經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭凶畛Ｓ玫囊环N生態(tài)安全閾值確定方法，其主要是基于土壤-農(nóng)作物體系的環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)而推算農(nóng)用地土壤環(huán)境中重金屬元素最高允許濃度的一種方法。它考慮了重金屬在土壤-農(nóng)作物體系中的生物有效性，但未考慮物種種類的影響，而我國(guó)1995年頒布的土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—1995)則是根據(jù)生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法制定，它為我國(guó)土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)和保護(hù)發(fā)揮了重要的歷史作用。此外，經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭械呢惾~斯風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型、二次判別模型、決策樹模型以及邏輯回歸模型等均可以用來計(jì)算農(nóng)用地土壤重金屬的生態(tài)安全閾值。

雖然目前學(xué)界對(duì)農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值進(jìn)行了大量研究，但對(duì)其確定方法的研究進(jìn)展卻鮮見報(bào)道，因此，本文在以已公開發(fā)表研究資料的基礎(chǔ)上，綜述了農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值確定方法的分類、概念、原理、發(fā)展及應(yīng)用，分析了各方法的優(yōu)缺點(diǎn)以及不確定性的影響因素，以期為我國(guó)農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量等級(jí)的劃分及其他農(nóng)用地土壤污染物生態(tài)安全閾值的確定提供技術(shù)支撐和參考依據(jù)。

1 農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的確定方法(Method for determining ecological safety threshold of heavy metals in agricultural land)

1.1 點(diǎn)模型

點(diǎn)評(píng)估模型作為農(nóng)用地土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估初級(jí)篩查的一種重要手段，主要包括評(píng)估因子法。評(píng)估因子法是指利用所研究區(qū)域內(nèi)最敏感農(nóng)作物對(duì)重金屬污染物的耐受值除以相應(yīng)評(píng)估因子作為農(nóng)作物的毒性安全閾值。評(píng)估因子法最早被用來推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)，比如法國(guó)、德國(guó)、西班牙以及英國(guó)等均使用評(píng)估因子法推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)[14-17]，但隨著農(nóng)用地土壤重金屬污染的加劇，一些研究者開始將評(píng)估因子法應(yīng)用于農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)的推導(dǎo)。利用評(píng)估因子法推導(dǎo)農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)的核心步驟為最敏感物種毒性數(shù)據(jù)的獲取及評(píng)估因子的選取。其中最敏感物種的毒性數(shù)據(jù)分為急性毒性數(shù)據(jù)以及慢性毒性數(shù)據(jù)。一般情況下，急性毒性數(shù)據(jù)較易獲取，而慢性毒性數(shù)據(jù)更能體現(xiàn)污染物對(duì)農(nóng)作物的長(zhǎng)期危害，與實(shí)際環(huán)境更為接近。當(dāng)毒性數(shù)據(jù)較少時(shí)，一般使用評(píng)估因子法進(jìn)行農(nóng)用地土壤生態(tài)安全閾值的推導(dǎo)。此外，評(píng)估因子的選取在不同的國(guó)家和地區(qū)有不同的規(guī)定，具體見表1。由表1可以看出，不同國(guó)家評(píng)估因子的取值差異顯著，且評(píng)估因子與毒理學(xué)數(shù)據(jù)的類型有關(guān)，較少的毒性數(shù)據(jù)對(duì)應(yīng)較高的評(píng)估因子。其中，西班牙規(guī)定以敏感物種的毒性值乘以評(píng)估因子作為環(huán)境基準(zhǔn)值。雖然評(píng)估因子法作為目前較為常用的一種農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，但在使用過程中評(píng)估因子的選取過于經(jīng)驗(yàn)化且主要依賴于國(guó)家政策，只能作為保護(hù)土壤環(huán)境的一種手段，并不能將其作為制定環(huán)境基準(zhǔn)的標(biāo)準(zhǔn)方法，因此，有學(xué)者建議使用評(píng)估因子法時(shí)應(yīng)遵循以下原則[18]：(1)所使用的毒性數(shù)據(jù)必須科學(xué)有效；(2)評(píng)估因子法只能用作評(píng)估效應(yīng)水平的數(shù)據(jù)篩選；(3)評(píng)估因子的選取應(yīng)為一定范圍內(nèi)的不同值而不是某個(gè)單一值；(4)不同污染的風(fēng)險(xiǎn)及性質(zhì)不同，其評(píng)估因子的大小也不相同；(5)評(píng)估因子法進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)往往會(huì)出現(xiàn)“過保護(hù)”現(xiàn)象，而一些無用的“過保護(hù)”則沒有必要，因此可考慮適當(dāng)降低評(píng)估因子的取值。

1.2 概率模型

概率模型中的物種敏感性分布法作為一種以多物種毒性測(cè)試數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)的統(tǒng)計(jì)學(xué)外推方法，主要利用多個(gè)物種受某一污染物脅迫的急性或慢性毒理學(xué)數(shù)據(jù)構(gòu)建統(tǒng)計(jì)分布模型，應(yīng)用合適的概率分布函數(shù)進(jìn)行擬合，從而獲得某一暴露濃度水平下的物種潛在受影響比例和HC5值，定量反映污染物的風(fēng)險(xiǎn)水平[19]。其原理為假設(shè)生態(tài)系統(tǒng)中不同物種對(duì)某一污染物的敏感性能夠被一個(gè)分布所描述，通過來自于這個(gè)分布的生物測(cè)試獲得的有限物種的毒性閾值可用于估算該分布的預(yù)測(cè)無效應(yīng)濃度[20]。與點(diǎn)模型中的評(píng)估因子法相似，物種敏感性分布法最初也被用于水環(huán)境的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)以及有機(jī)污染物的生態(tài)安全閾值確定，如王印等[21]利用物種敏感性分布法評(píng)估滴滴涕和林丹對(duì)淡水生物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)得出滴滴涕和林丹對(duì)淡水生物的HC5值分別為1.7 μg·L-1和5.96 μg·L-1；孔祥臻等[22]應(yīng)用物種敏感性分布法構(gòu)建了Cd、Cu、汞(Hg)、Pb、Zn和錳(Mn)6種重金屬對(duì)淡水生物的物種敏感性分布曲線，計(jì)算了各重金屬對(duì)不同物種的HC5值；此外，Mensah等[23]也利用物種敏感性分布法對(duì)南非水體草甘膦的標(biāo)準(zhǔn)限值進(jìn)行了研究，并利用急性和慢性毒性數(shù)據(jù)分別對(duì)水體草甘膦基準(zhǔn)值進(jìn)行推導(dǎo)得到的數(shù)值為0.205和0.002，該研究為《南非水質(zhì)指南摘要》的制定提供了數(shù)據(jù)支撐和參考依據(jù)。而近年來隨著農(nóng)用地土壤重金屬污染的加劇，有學(xué)者開始將物種敏感性分布法應(yīng)用于農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。如雷麗萍等[24]在研究不同煙草對(duì)Cd吸收的敏感性分布時(shí)以煙草根伸長(zhǎng)為毒性評(píng)價(jià)終點(diǎn)，通過劑量-效應(yīng)擬合曲線中的邏輯斯蒂克分布模型獲得了Cd對(duì)16種不同煙草的半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)值為18.76～60.77 mg·L-1；孫聰?shù)萚25]在研究不同水稻品種對(duì)Cd的吸收及敏感性分布時(shí)以水稻生物量為毒性評(píng)價(jià)終點(diǎn)，應(yīng)用劑量-效應(yīng)擬合曲線中的邏輯斯蒂克分布模型計(jì)算出Cd對(duì)18個(gè)不同品種水稻的EC50值為4.30～61.611 mg·kg-1，并利用Burr-Ⅲ擬合函數(shù)進(jìn)行擬合，計(jì)算得到HC550%值為4.93 mg·kg-1。因此，物種敏感性分布法在推導(dǎo)農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值時(shí)既考慮了不同物種之間的差異，也考慮了不同農(nóng)用地土壤理化性質(zhì)之間的差異，推導(dǎo)的農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值更具有科學(xué)性、合理性和實(shí)用性。而應(yīng)用物種敏感性分布法確定農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值時(shí)的核心步驟為：(1)確定敏感物種的種類及數(shù)量，收集和篩選相應(yīng)的毒性數(shù)據(jù)；(2)確定最優(yōu)的擬合函數(shù)；(3)構(gòu)建物種敏感性分布曲線；(4)根據(jù)已構(gòu)建的物種敏感性分布曲線計(jì)算HC5值；(5)根據(jù)相應(yīng)的國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)反推重金屬在土壤中的生態(tài)安全閾值。其中步驟(1)作為利用物種敏感性分布法推導(dǎo)農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值中最關(guān)鍵的一步，毒性數(shù)據(jù)的類型、質(zhì)量以及數(shù)量等都會(huì)對(duì)生態(tài)安全閾值的準(zhǔn)確性產(chǎn)生影響。一般認(rèn)為當(dāng)毒性數(shù)據(jù)的數(shù)據(jù)量較大且質(zhì)量較好時(shí)，則使用物種敏感性分布法進(jìn)行農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的推導(dǎo)。而當(dāng)某些必要的毒性數(shù)據(jù)缺乏時(shí)，可考慮應(yīng)用成熟預(yù)測(cè)模型外推的方法對(duì)必要的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行擴(kuò)充，如種間關(guān)系預(yù)測(cè)模型[26]。種間關(guān)系預(yù)測(cè)模型是通過對(duì)已知物種的毒性數(shù)據(jù)預(yù)測(cè)目標(biāo)物種毒性數(shù)據(jù)的一種方法，它可減少試驗(yàn)物種的使用，節(jié)約實(shí)驗(yàn)成本，但預(yù)測(cè)的毒性數(shù)據(jù)存在較大不確定性[27-28]。

表1 不同國(guó)家評(píng)估因子的取值范圍Table 1 Range of assessment factors for different countries

1.3 經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?/h3>

1.3.1 生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法

生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法作為經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭袘?yīng)用最廣泛的一種重金屬生態(tài)安全閾值確定方法，其原理依據(jù)重金屬在土壤-農(nóng)作物體系中的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，構(gòu)建土壤-農(nóng)作物體系中重金屬含量之間的關(guān)系，并依據(jù)國(guó)家現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)規(guī)定的食品中重金屬含量限值(具體見表2)反推農(nóng)用地土壤中重金屬的含量，并將此值作為農(nóng)用地土壤中農(nóng)作物安全生長(zhǎng)的臨界濃度值。生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法最初主要根據(jù)土壤重金屬含量與農(nóng)作物重金屬含量之間的關(guān)系建立簡(jiǎn)單的線性回歸方程。如李富榮等[29]研究廣東地區(qū)葉菜類土壤中Cd的限量值時(shí)根據(jù)蔬菜Cd含量與土壤Cd含量建立冪函數(shù)回歸方程，并依據(jù)《食品中污染物限量》(GB2762—2012)規(guī)定葉菜類蔬菜中重金屬Cd的限量值0.2 mg·kg-1反推得到葉菜種植過程中重金屬Cd不超標(biāo)的蔬菜所對(duì)應(yīng)的土壤Cd含量值為1.22 mg·kg-1；陳宏坪等[30]在土壤-水稻體系中利用Logistic方程擬合水稻籽粒Cd含量與水稻土Cd含量之間的關(guān)系，在此關(guān)系的基礎(chǔ)上依據(jù)食品安全國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)中稻米Cd的含量限值反推得到8種水稻土Cd的臨界值范圍為0.70～4.79 mg·kg-1。但隨著研究的不斷深入與發(fā)展，一些學(xué)者意識(shí)到農(nóng)用地土壤環(huán)境具有復(fù)雜性、多變性以及不確定性，不同的土壤理化性質(zhì)、土壤類型、土地利用方式以及農(nóng)作物種類等都會(huì)影響重金屬在土壤-農(nóng)作物體系中的遷移轉(zhuǎn)化，其中土壤理化性質(zhì)是最重要的影響因素之一[31-32]。因此，為使預(yù)測(cè)的農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值更加準(zhǔn)確，基于農(nóng)作物重金屬含量與土壤理化性質(zhì)之間的多元線性回歸方程被提出，如Ding等[33]通過生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法分析了21種土壤中胡蘿卜Cd含量與土壤pH和有機(jī)碳之間的關(guān)系，建立了Cd在土壤-胡蘿卜體系中的傳輸模型，并推導(dǎo)出土壤pH為5.5～8.0和有機(jī)碳在5～20 g·kg-1時(shí)土壤外源添加Cd的生態(tài)安全閾值為0.12～0.86 mg·kg-1；何俊等[34]在研究8種不同性質(zhì)的土壤中Zn對(duì)大麥的毒性閾值時(shí)應(yīng)用生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法建立了以大麥根尖為毒性測(cè)試終點(diǎn)的EC50值與土壤pH、陽離子交換量以及有機(jī)碳之間的多元線性回歸方程，其決定系數(shù)達(dá)到了0.723，說明基于土壤理化性質(zhì)可以很好地預(yù)測(cè)土壤中Zn的毒性閾值。此外，為更加量化地表征重金屬在土壤-農(nóng)作物體系中的遷移轉(zhuǎn)化過程，研究人員提出了生物富集系數(shù)的概念，即農(nóng)作物與土壤中重金屬含量之比，表征重金屬在土壤-農(nóng)作物體系中的遷移能力。通過建立生物富集系數(shù)與土壤理化性質(zhì)之間的多元線性回歸方程則能更真實(shí)地反映土壤理化性質(zhì)對(duì)重金屬生物有效態(tài)的影響，因而也被稱為生物有效性方程。如Sun等[35]基于大田采樣的點(diǎn)對(duì)點(diǎn)數(shù)據(jù)計(jì)算出生物富集系數(shù)，并利用其與土壤理化性質(zhì)之間的關(guān)系建立多元線性回歸方程，進(jìn)而推導(dǎo)出廣東省適宜種植葉菜類、根莖類以及茄果類蔬菜的土壤Cd安全閾值分別為2.42、0.94和1.57 mg·kg-1；王小蒙等[36]也應(yīng)用相似的方法以中國(guó)20種典型土壤為研究對(duì)象，建立莧菜Cd富集系數(shù)的多元線性回歸方程，并推導(dǎo)出莧菜土壤Cd污染的生態(tài)安全閾值分別為0.3(pH<6.5)、0.8(6.57.5)。

1.3.2 其他經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?/p>

除上述方法外，經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭械呢惾~斯風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型、二次判別模型、決策樹模型以及邏輯回歸模型等均可用來進(jìn)行農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，其函數(shù)形式以及參數(shù)意義具體見表3。貝葉斯風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型以貝葉斯經(jīng)驗(yàn)統(tǒng)計(jì)思想中的先驗(yàn)分布為基礎(chǔ)，依據(jù)土壤重金屬含量與農(nóng)作物重金屬超標(biāo)的相互關(guān)系，進(jìn)而預(yù)測(cè)作物重金屬的超標(biāo)概率。如徐晶晶等[37]基于貝葉斯經(jīng)驗(yàn)統(tǒng)計(jì)的思想構(gòu)建了湘潭稻米Cd超標(biāo)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型，并依據(jù)此模型預(yù)測(cè)湘潭稻米Cd含量超標(biāo)的風(fēng)險(xiǎn)概率為0.494，與實(shí)測(cè)概率值0.514對(duì)比發(fā)現(xiàn)，結(jié)果偏差小于10%，說明基于貝葉斯風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型的評(píng)估結(jié)果較為可靠。另外，Wang等[38]利用貝葉斯經(jīng)驗(yàn)統(tǒng)計(jì)的思想，構(gòu)建了一個(gè)含有先驗(yàn)概率的二次判別模型，并使用其對(duì)湘潭縣稻米Cd污染進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)得到，相比于決策樹模型和邏輯回歸模型，含有先驗(yàn)概率的二次判別模型準(zhǔn)確度更高，達(dá)74%，而決策樹和邏輯回歸模型的準(zhǔn)確度則分別為66%和68%，對(duì)3個(gè)模型的穩(wěn)定性進(jìn)行檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，二次判別模型的穩(wěn)定性與決策樹模型和邏輯回歸模型無顯著性差異。

2 農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值確定方法的優(yōu)缺點(diǎn)及不確定性分析(Analysis on the advantages, disadvantages and uncertainty of the method for determining the ecological safety threshold of heavy metals in agricultural land)

如上所述，農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的確定方法主要有點(diǎn)模型、概率模型以及經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ偷?，但不同的確定方法其適用情況、評(píng)價(jià)結(jié)果精度以及不確定性等均存在差異，因此，表4總結(jié)了上述模型中的代表方法、適用情況、優(yōu)缺點(diǎn)以及不確定性等，從表4可以看出，點(diǎn)模型中的評(píng)估因子法和概率模型中的物種敏感性分布法適用于評(píng)價(jià)要求較高的情況，而經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭械纳鷳B(tài)環(huán)境效應(yīng)法則主要適用于評(píng)價(jià)要求低、能粗略反映研究區(qū)域內(nèi)污染風(fēng)險(xiǎn)的情況。此外，3種模型中的代表方法均能定量反映閾值結(jié)果，且在不確定性分析中，生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法的不確定性最高，評(píng)估因子法次之，物種敏感性分布法最低。分析其原因發(fā)現(xiàn)，應(yīng)用生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法推導(dǎo)農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值時(shí)，首先沒有考慮農(nóng)作物對(duì)重金屬吸收的差異性，導(dǎo)致其推導(dǎo)閾值的不確定性增加，這與Ding等[31]得出的結(jié)論相一致。其次，生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法大多基于實(shí)驗(yàn)室數(shù)據(jù)構(gòu)建多元線性回歸方程，實(shí)驗(yàn)室條件下的因子是可控的，而實(shí)際大田環(huán)境條件下的諸多因素是不可控的，因此，在實(shí)驗(yàn)室條件下應(yīng)用生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法與實(shí)際大田環(huán)境條件下存在顯著差異[41]，這也是導(dǎo)致其不確定性高的一個(gè)重要原因。

表2 五大重金屬元素在典型農(nóng)作物中的含量限值Table 2 Limits of the content of five heavy metal elements in typical crops

注：此表參考《食品中污染物限量》(GB2762—2017)，“—”表示作物中未檢出。

Note: This table refers to the “Limits in Contaminants in Food” (GB2762—2017); “—” means that not detected in the crops.

表4 農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的確定方法優(yōu)缺點(diǎn)及不確定性分析Table 4 Analysis on the advantages, disadvantages and uncertainty of the method for determining the ecological safety threshold of heavy metals in agricultural land

模型Model代表方法Representative method適用情況Applicable situation優(yōu)缺點(diǎn)Advantages and disadvantages結(jié)果描述Result description不確定性Uncertainty參考文獻(xiàn)Reference點(diǎn)模型Point model評(píng)估因子法Evaluation factor method評(píng)價(jià)要求較高Higher evaluation requirements優(yōu)點(diǎn):簡(jiǎn)單易操作,考慮了物種敏感性差異,不依賴于任何理論模型,定量反映生態(tài)安全閾值;缺點(diǎn):評(píng)估因子選取過于經(jīng)驗(yàn)化且多依賴于國(guó)家政策,敏感物種的種類及數(shù)量單一,缺乏代表性Advantages: Simple and easy to operate, taking into account differences in species sensitivity, independent of any theoretical model, quantitatively reflecting ecological safety thresholds;Disadvantages: The selection factor is too empirical and depends on national policies. The types and quantities of sensitive species are single and lack representativity.定量Quantitative較高Higher[14-15][16-17][43]概率模型Probability model物種敏感性分布法Species sensitivity distribution評(píng)價(jià)要求高High evaluation requirements優(yōu)點(diǎn):考慮了物種敏感性、土壤理化性質(zhì)、生物有效性及污染物來源等因素的差異,可根據(jù)不同的風(fēng)險(xiǎn)水平選取相應(yīng)的重金屬污染物濃度限量值;缺點(diǎn):很少考慮物種間食物鏈的相互關(guān)系,無法提供環(huán)境的潛在恢復(fù)信息,難以體現(xiàn)污染物對(duì)環(huán)境的間接影響Advantages: Considering the differences in species sensitivity, soil physical and chemical properties, bioavailability and sources of pollutants, the corresponding heavy metal pollutant concentration limit values can be selected according to different risk levels.Disadvantages: Rarely consider the interrelationship of food chains between species, unable to provide potential recovery information for the environment, and difficult to reflect the indirect impact of pollutants on the environment.定量Quantitative低Low[24-25][35,43][44-45][46]經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ虴mpirical model生態(tài)環(huán)境效應(yīng)法Ecological environment effect method評(píng)價(jià)要求低Low evaluation requirements優(yōu)點(diǎn):考慮了土壤理化性質(zhì)之間的差異,且能定量反映閾值結(jié)果;缺點(diǎn):沒有考慮物種對(duì)重金屬污染物的敏感性差異Advantages: Consider the difference between soil physical and chemical properties, and can quantitatively reflect the threshold results;Disadvantages: The sensitivity of species to heavy metal contaminants is not considered.定量Quantitative高High[29-30][31-32][33-34][35-36][41]

而對(duì)于評(píng)估因子法來說，其不確定性主要由評(píng)估因子的選取、敏感物種的種類以及毒理學(xué)數(shù)據(jù)的質(zhì)量引起。應(yīng)用評(píng)估因子法確定農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值時(shí)評(píng)估因子的選取主要依據(jù)國(guó)家政策和多年的科學(xué)經(jīng)驗(yàn)，且選取的評(píng)估因子多為單一數(shù)值，并不是某個(gè)區(qū)間內(nèi)的多個(gè)不同值，這是造成其不確定性高的一個(gè)最主要因素。其次，評(píng)估因子法一般選取研究區(qū)域內(nèi)某個(gè)最敏感物種的單一毒理學(xué)數(shù)據(jù)作為生態(tài)安全閾值計(jì)算的基礎(chǔ)數(shù)據(jù)，而敏感物種的種類、毒性評(píng)價(jià)終點(diǎn)的選擇等都會(huì)影響毒理學(xué)數(shù)據(jù)的質(zhì)量，進(jìn)而影響其評(píng)價(jià)結(jié)果，增加其不確定性，這與Tiktak等[42]得出的結(jié)論相一致。

物種敏感性分布法作為不確定性最低的農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值確定方法，其主要考慮了土壤理化性質(zhì)、物種敏感性以及污染物來源等因素的差異，還可根據(jù)不同的風(fēng)險(xiǎn)水平選取相應(yīng)的重金屬污染物濃度限值，因而推導(dǎo)的農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值更加科學(xué)合理。雖然物種敏感性分布法的不確定性較低，但其仍存在不確定性，例如敏感物種的種類及數(shù)量、毒理學(xué)數(shù)據(jù)的獲取和處理以及擬合函數(shù)的選取等都會(huì)影響物種敏感性分布法的準(zhǔn)確性。Wheeler等[43]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)物種的樣本量在10～15種之間時(shí)，得到的HC5更具有可靠性，而當(dāng)樣本量低于10種時(shí)，參數(shù)值變化較大，得到HC5準(zhǔn)確性不高。Shi[44]研究認(rèn)為，相比于急性毒性數(shù)據(jù)，以慢性毒性數(shù)據(jù)構(gòu)建的物種敏感性分布曲線更加科學(xué)；此外，王小慶等[45]利用物種敏感性分布法推導(dǎo)土壤鎳生態(tài)安全閾值時(shí)，對(duì)毒理學(xué)數(shù)據(jù)進(jìn)行了歸一化、淋洗及老化校正，發(fā)現(xiàn)處理后的結(jié)果具有更高的精確度和靈敏度，相比于未校正及歸一化更有科學(xué)性。另外，蔣丹烈等[46]研究得到，與Log-normal相比，Log-logistic和Burr-Ⅲ擬合函數(shù)對(duì)毒性數(shù)據(jù)的擬合效果更好，可優(yōu)先選擇[47]。因此，敏感物種樣本量的大小、毒性數(shù)據(jù)的質(zhì)量以及擬合函數(shù)的選取是影響物種敏感性分布法不確定性的主要因素。

此外，經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭械呢惾~斯風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型、二次判別模型、決策樹模型以及邏輯回歸模型等的不確定性可能是由模型參數(shù)的數(shù)量以及輸入模型的數(shù)據(jù)質(zhì)量引起。眾所周知，數(shù)學(xué)模型中每一個(gè)變量或參數(shù)都存在引入誤差，變量或參數(shù)越多，誤差的累積效應(yīng)就越大，模型結(jié)果的準(zhǔn)確度就越低；另外，模型的數(shù)據(jù)質(zhì)量直接決定著模型運(yùn)行的穩(wěn)定性及運(yùn)行結(jié)果的準(zhǔn)確定性，因此，一個(gè)具有較少參數(shù)及較好數(shù)據(jù)質(zhì)量的模型其不確定性會(huì)降低，反之則升高。

3 結(jié)論及展望(Conclusions and prospects)

本文綜述了農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的確定方法，詳細(xì)闡述了點(diǎn)模型、概率模型以及經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭械拇矸椒ㄔ诖_定農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值方面的發(fā)展及應(yīng)用，并深入探討了各方法的適用情況、優(yōu)缺點(diǎn)、不確定性的大小及其影響因素，研究表明，點(diǎn)模型中的評(píng)估因子法和概率模型中的物種敏感性分布法由最初的水環(huán)境生態(tài)安全閾值確定方法發(fā)展為農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值確定方法，其評(píng)價(jià)要求高，不確定性相對(duì)較低。而經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭械纳鷳B(tài)環(huán)境效應(yīng)法在確定農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值時(shí)，其發(fā)展主要表現(xiàn)為變量由單因子變?yōu)槎嘁蜃?，方程由一元線性回歸方程變?yōu)槎嘣€性回歸方程，評(píng)價(jià)要求低、應(yīng)用范圍廣，但不確定性高；此外，隨著學(xué)科的不斷發(fā)展，經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ椭械钠渌?jì)算方法也得到快速發(fā)展，如貝葉斯風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估模型、二次判別模型、決策樹模型以及邏輯回歸模型等，分析其不確定性主要是由模型參數(shù)的數(shù)量以及輸入模型的數(shù)據(jù)質(zhì)量引起。

雖然目前關(guān)于農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的確定方法已經(jīng)取得了較大發(fā)展，并獲得了顯著成果，但仍有一些問題還需進(jìn)一步深入研究。比如農(nóng)用地土壤作為一個(gè)復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)，利用某一種生態(tài)安全閾值確定方法往往達(dá)不到農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的要求，且置信度與可靠性較差，因此，如何將不同的生態(tài)安全閾值確定方法聯(lián)合使用進(jìn)行農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)是今后的一個(gè)主要發(fā)展方向。此外，在生態(tài)安全閾值確定方法的不確定性分析中，目前大多影響因素都是定性描述，如何去量化表征生態(tài)安全閾值的不確定性也是今后的主要研究方向之一。另外，目前農(nóng)用地土壤重金屬生態(tài)安全閾值的確定方法多以重金屬總量作為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)，但重金屬總量并不能完全代表對(duì)生物的實(shí)際毒性效應(yīng)，因此，構(gòu)建以重金屬有效態(tài)為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)的生態(tài)安全閾值確定方法也是今后的重要發(fā)展方向。