應(yīng)用物種敏感分布法建立鉛的生態(tài)安全土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究

李勖之，鄭麗萍，張亞，馮艷紅，杜俊洋，孫麗，李敏，姜瑢，王國(guó)慶,*

1. 生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042

2. 國(guó)家環(huán)境保護(hù)土壤環(huán)境管理與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210042

3. 中國(guó)科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心城市與區(qū)域生態(tài)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100085

隨著經(jīng)濟(jì)的高速發(fā)展，工業(yè)生產(chǎn)和人類活動(dòng)產(chǎn)生的污染物通過多種方式進(jìn)入土壤。土壤作為主要的環(huán)境受體，因其污染引發(fā)的農(nóng)產(chǎn)品安全和污染危害事件逐年增多，嚴(yán)重影響著人體健康和生態(tài)環(huán)境安全[1-2]。人為活動(dòng)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(yè)固廢排放、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中化肥、農(nóng)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(luò)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(zhǎng)期性和不可逆性等特點(diǎn)[4]。2018年8月1日起正式實(shí)施的《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB15618—2018)[5]和《土壤環(huán)境質(zhì)量 建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB36600—2018)[6]中，分別規(guī)定了農(nóng)用地和建設(shè)用地土壤中Pb的風(fēng)險(xiǎn)篩選值和管制值，對(duì)有效管控土壤Pb污染風(fēng)險(xiǎn)和加強(qiáng)土壤環(huán)境管理水平具有重要意義。

大量研究發(fā)現(xiàn)土壤中過量Pb會(huì)造成植物根系中毒、植株枯萎死亡和產(chǎn)量降低等，抑制土棲動(dòng)物的生長(zhǎng)與繁殖，并對(duì)土壤微生物種類、數(shù)量及自身代謝產(chǎn)生一定影響，具有較強(qiáng)的生物毒性[7]。土壤Pb污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)已受到環(huán)境管理部門的長(zhǎng)期關(guān)注，然而當(dāng)前我國(guó)風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)主要關(guān)注農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量和人居環(huán)境安全，并沒有建立基于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的土壤篩選值，而土壤生態(tài)篩選值的建立更為復(fù)雜[3]。因此，為了更好地預(yù)防和控制土壤Pb污染及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，加強(qiáng)生態(tài)安全土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究，對(duì)合理制定土壤生態(tài)篩選值具有重要意義。

歐美發(fā)達(dá)國(guó)家更早開展了土壤污染物的生態(tài)基準(zhǔn)研究，制定土壤生態(tài)篩選值。美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)于2003年頒布了土壤生態(tài)篩選值制定技術(shù)導(dǎo)則，結(jié)合《土壤篩選導(dǎo)則用戶指南》和《超級(jí)基金場(chǎng)地土壤篩選值制定補(bǔ)充導(dǎo)則》逐步形成了包括通用篩選值(generic SSLs)、生態(tài)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(biāo)準(zhǔn)體系[8]。荷蘭住房、空間規(guī)劃和環(huán)境部(VROM)基于人類嚴(yán)重風(fēng)險(xiǎn)濃度(SRChuman)和生態(tài)毒理風(fēng)險(xiǎn)限值(SRCeco)中最低值制定土壤干預(yù)值[9]。加拿大環(huán)境部長(zhǎng)理事會(huì)(CCME)分別制定了保護(hù)生態(tài)和人體健康的土壤質(zhì)量指導(dǎo)值，取兩者中最小值作為土壤綜合性質(zhì)量指導(dǎo)值[10]。此外，英國(guó)、德國(guó)、丹麥、西班牙和奧地利等國(guó)也相繼建立了旨在保護(hù)生態(tài)環(huán)境的土壤指導(dǎo)值。

以保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)安全為目標(biāo)確定污染物的土壤生態(tài)基準(zhǔn)，是合理制定土壤生態(tài)篩選值的基礎(chǔ)。當(dāng)前，國(guó)內(nèi)外土壤生態(tài)基準(zhǔn)研究方法主要包括物種敏感性分布法(SSD)、評(píng)估因子法(AF)和平衡分配法[9]。當(dāng)污染物的毒性數(shù)據(jù)足夠多時(shí)(包含至少8個(gè)不同生物種類的毒性數(shù)據(jù))，SSD法是目前環(huán)境基準(zhǔn)研究中最常用方法，用來描述生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)有限物種對(duì)環(huán)境中特定污染物毒性響應(yīng)效應(yīng)差異的概率分布函數(shù)[9-13]。當(dāng)毒性數(shù)據(jù)的生物種類和營(yíng)養(yǎng)級(jí)別單一，且數(shù)據(jù)量較少，可選擇評(píng)估因子法確定土壤生態(tài)基準(zhǔn)，評(píng)估因子根據(jù)毒性數(shù)據(jù)生物營(yíng)養(yǎng)級(jí)和數(shù)量來確定[13]。當(dāng)該污染物的陸生毒性數(shù)據(jù)缺失時(shí)，可考慮采用平衡分配法基于污染物的水生毒性數(shù)據(jù)和水土分配系數(shù)外推得到土壤生態(tài)基準(zhǔn)[9,13]。

生態(tài)基準(zhǔn)的建立依賴于污染物的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)庫(kù)。研究發(fā)現(xiàn)不同生物對(duì)污染物的毒害響應(yīng)可能存在差異，因此建立足夠數(shù)量和質(zhì)量的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)庫(kù)是合理制定土壤生態(tài)基準(zhǔn)的關(guān)鍵[11]。重金屬進(jìn)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(zhì)是影響重金屬生物有效性的關(guān)鍵[12]。由于不同土壤理化性質(zhì)不同，基于不同供試土壤的毒性實(shí)驗(yàn)獲得的毒性數(shù)據(jù)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(dǎo)污染物生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)只考慮添加污染物的生物毒性。

本研究針對(duì)我國(guó)土壤Pb污染現(xiàn)狀，通過調(diào)研國(guó)內(nèi)外重金屬Pb的生態(tài)毒理研究，篩選和構(gòu)建重金屬Pb陸生生態(tài)數(shù)據(jù)庫(kù)，基于土壤pH對(duì)毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行分組，采用SSD法推導(dǎo)不同pH范圍、不同土地利用方式下(自然保護(hù)地、農(nóng)業(yè)用地、公園用地、住宅用地和工/商業(yè)用地)Pb的土壤生態(tài)基準(zhǔn)，為我國(guó)污染土壤的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估框架及土壤風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)的制定提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 毒性數(shù)據(jù)收集與篩選

本研究采用的毒性數(shù)據(jù)來自于國(guó)內(nèi)外已有的毒性數(shù)據(jù)庫(kù)和文獻(xiàn)資料，篩選原則如下。

1.1.1 數(shù)據(jù)來源

不同國(guó)家在制定土壤生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)都會(huì)從已有的數(shù)據(jù)庫(kù)或國(guó)際文獻(xiàn)資料中獲取有關(guān)污染物的理化參數(shù)和毒性數(shù)據(jù)。本研究采用的Pb毒性數(shù)據(jù)主要來源包括US EPA的ECOTOX毒性數(shù)據(jù)庫(kù)(https://cfpub.epa.gov/ecotox)、Web of Science(http://www.isiknowledge.com)、中國(guó)知網(wǎng)(http://www.cnki.net)以及國(guó)外發(fā)達(dá)國(guó)家推導(dǎo)生態(tài)篩選值所用的原始數(shù)據(jù)[3,14]。

1.1.2 生態(tài)受體類型

本研究?jī)?yōu)先篩選針對(duì)我國(guó)區(qū)域特征的典型模式物種(本土物種)，同時(shí)也包含了經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(OECD)或國(guó)際標(biāo)準(zhǔn)化組織(ISO)土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)生物學(xué)方法中涉及的一些世界廣布物種，包括土壤動(dòng)物(昆蟲、蚯蚓和線蟲)、植物和以微生物為主導(dǎo)的土壤生物過程(如呼吸作用、硝化作用、有機(jī)質(zhì)礦化和土壤酶活等)[3,13]。

1.1.3 生態(tài)毒理實(shí)驗(yàn)篩選

生態(tài)毒理實(shí)驗(yàn)應(yīng)遵照當(dāng)前公認(rèn)的生態(tài)毒理實(shí)驗(yàn)標(biāo)準(zhǔn)方法，優(yōu)先選擇參照我國(guó)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法的生態(tài)毒理實(shí)驗(yàn)[3,16]；無相關(guān)國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)方法的毒理實(shí)驗(yàn)，優(yōu)先考慮采用上述OECD或ISO土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)的生物學(xué)方法[3,13,16]；毒性實(shí)驗(yàn)只限于單一暴露實(shí)驗(yàn)，避免存在復(fù)合污染體系；毒性實(shí)驗(yàn)應(yīng)記錄供試土壤理化性質(zhì)，如土壤pH、有機(jī)質(zhì)和粘粒含量等，且土壤理化性質(zhì)處于能夠接受的測(cè)試范圍之間(一般pH介于4.0～9.0之間，有機(jī)質(zhì)含量≤10%)[8]；本研究不考慮田間實(shí)驗(yàn)、陸生動(dòng)物和鳥類的間接暴露和二次毒性實(shí)驗(yàn)。

1.1.4 毒性終點(diǎn)篩選

本研究?jī)?yōu)先選擇影響生態(tài)受體個(gè)體或種群特性的毒性指標(biāo)[13,16]。對(duì)于基于陸生植物的毒性實(shí)驗(yàn)，優(yōu)先選擇生物量和根伸長(zhǎng)等毒性終點(diǎn)；對(duì)于基于土壤動(dòng)物的毒性實(shí)驗(yàn)，優(yōu)先選擇繁殖率和生長(zhǎng)率等毒性終點(diǎn)；對(duì)于基于土壤生態(tài)過程的毒性實(shí)驗(yàn)，優(yōu)先選擇土壤生態(tài)過程抑制率；對(duì)采用同一物種、同一供試土壤獲得的不同毒性數(shù)據(jù)時(shí)取幾何平均值，對(duì)獲得同一物種、不同毒性終點(diǎn)的毒性數(shù)據(jù)時(shí)取最低值。

1.1.5 毒性數(shù)據(jù)篩選

本研究Pb毒性數(shù)據(jù)選擇外源添加法，即基于外源添加量表示污染物的效應(yīng)濃度，不包括供試土壤背景含量[15]；優(yōu)先選擇根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系推導(dǎo)污染物的10%效應(yīng)濃度(EC10)，同時(shí)收集該實(shí)驗(yàn)供試土壤的理化性質(zhì)數(shù)據(jù)[3,16]；由于陸生毒性數(shù)據(jù)數(shù)量有限(尤其是土壤生態(tài)過程的毒性數(shù)據(jù)缺失)，本研究同時(shí)采用無觀察效應(yīng)濃度(NOEC)推導(dǎo)生態(tài)基準(zhǔn)，但篩選的NOEC只限于國(guó)際知名毒性數(shù)據(jù)庫(kù)或已經(jīng)用于其他國(guó)家或地區(qū)土壤基準(zhǔn)/標(biāo)準(zhǔn)的推導(dǎo)，該部分毒性數(shù)據(jù)經(jīng)過嚴(yán)格的數(shù)據(jù)篩選和質(zhì)量評(píng)價(jià)，受實(shí)驗(yàn)自身濃度設(shè)計(jì)等因素影響較小，可確保推導(dǎo)生態(tài)基準(zhǔn)值的可靠性[8-9]。盡管作為篩選值推導(dǎo)廣泛使用的NOEC或最低可觀察效應(yīng)濃度(LOEC)存在著相當(dāng)多且合理的批判，但其在國(guó)際篩選值推導(dǎo)和制定中根深蒂固，使用NOEC/LOEC數(shù)據(jù)不僅能保持與人類健康保護(hù)的一致性，并具備和國(guó)際上其他國(guó)家的標(biāo)準(zhǔn)/基準(zhǔn)值可比性的優(yōu)點(diǎn)[17]。

1.2 毒性數(shù)據(jù)分組和擬合

我國(guó)土壤pH區(qū)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(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB 15618—2018)[5]中pH劃分原則對(duì)供試土壤pH進(jìn)行分組，并分別采用SSD法對(duì)不同pH分組下的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合，將依據(jù)pH分組后的毒性數(shù)據(jù)擬合為5種常見分布模型(Burr Type Ⅲ、Log-Normal、Log-Logistic、Gamma和Weibull)，構(gòu)建Pb的物種敏感性曲線并采用吻合度檢驗(yàn)(goodness-of-fit tests)評(píng)估擬合效果[18-19]。吻合度檢驗(yàn)是檢驗(yàn)隨機(jī)樣本來源于某個(gè)特定分布的初始假設(shè)是否合理，以零假設(shè)和備擇假設(shè)組成的假設(shè)檢驗(yàn)的形式存在[18]。常用的吻合度檢驗(yàn)包括赤池信息量準(zhǔn)則(Akaike’s Information Criterion corrected for sample size, AICC或Akaike Information Criterion, AIC)、貝葉斯信息準(zhǔn)則(Bayesian Information Criterion, BIC)、Kolmogorov Smirnov檢驗(yàn)(KS檢驗(yàn))和Anderson-Darling檢驗(yàn)(AD檢驗(yàn))[18-19]。本研究SSD模型建立和吻合度檢驗(yàn)均使用統(tǒng)計(jì)軟件R 3.5.2中ssdtools包完成[19]。

1.3 土壤生態(tài)基準(zhǔn)值確定

在物種敏感性曲線中，當(dāng)污染物對(duì)生物的效應(yīng)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(duì)安全的[20]。在利用基于數(shù)據(jù)分布的方法構(gòu)建生態(tài)安全土壤環(huán)境基準(zhǔn)時(shí)，對(duì)土壤生態(tài)保護(hù)水平的設(shè)定是土壤生態(tài)安全基準(zhǔn)推導(dǎo)過程的關(guān)鍵性因素。當(dāng)前國(guó)內(nèi)外環(huán)境基準(zhǔn)研究對(duì)于生態(tài)安全保護(hù)水平的設(shè)定沒有統(tǒng)一的規(guī)定，不同國(guó)家基于本國(guó)國(guó)情設(shè)置了不同的生態(tài)保護(hù)水平[17,21]。本研究在構(gòu)建土壤生態(tài)基準(zhǔn)時(shí)充分考慮不同土地利用方式下土壤所提供的生態(tài)服務(wù)功能重要性和生態(tài)受體差異性，借鑒歐盟國(guó)家多數(shù)采用自然(95%)、農(nóng)用地(90%)、公園綠地(80%)、居住(60%)和工業(yè)用地(50%)的生態(tài)保護(hù)水平，結(jié)合《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB15618—2018)[5]制定過程中農(nóng)用地保護(hù)水平采用95%保護(hù)水平，確定不同的生態(tài)物種或生態(tài)過程保護(hù)程度[16]，具體如下：自然保護(hù)地和農(nóng)業(yè)用地方式下，采用5%物種受危害的濃度(HC5)表示，95%保護(hù)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(hù)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(hù)水平的濃度；工/商業(yè)用地方式下，采用50%物種受危害的濃度(HC50)表示，50%保護(hù)水平的濃度[16]。不同土地利用方式下HCp的獲取使用統(tǒng)計(jì)軟件R 3.5.2中ssdtools包完成[19]。

2 結(jié)果(Results)

2.1 Pb毒性數(shù)據(jù)

如表1～表3所示，本研究基于數(shù)據(jù)收集和篩選原則(章節(jié)1.1)，從國(guó)際毒性數(shù)據(jù)庫(kù)和發(fā)表文獻(xiàn)等資料中共收集和篩選Pb毒性數(shù)據(jù)66個(gè)，其中，本土毒性數(shù)據(jù)22個(gè)，國(guó)外毒性數(shù)據(jù)44個(gè)，包括18種陸生植物數(shù)據(jù)、8種土壤動(dòng)物數(shù)據(jù)和5種土壤生態(tài)過程數(shù)據(jù)。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(gè)體，對(duì)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(shù)據(jù)為蘿卜(Raphanussativa)48.3 mg·kg-1，最大毒性數(shù)據(jù)為萵苣(Lactucasativa)2 553 mg·kg-1，兩者相差約為30倍(表1)；土壤動(dòng)物最小Pb毒性數(shù)據(jù)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(shù)據(jù)為土壤硝化作用1 035 mg·kg-1(表3)。

表3 土壤生態(tài)過程的Pb毒性數(shù)據(jù)以及供試土壤理化性質(zhì)

土壤理化性質(zhì)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(shù)據(jù)存在明顯差異。如表1所示，大麥(Hordeumvulgare)在10種不同理化性質(zhì)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(shù)據(jù)也各不相同，其中酸性土壤中蚯蚓對(duì)重金屬Pb最為敏感，毒性數(shù)據(jù)僅為130 mg·kg-1(表2)。許多研究已經(jīng)證實(shí)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(shù)據(jù)以及供試土壤理化性質(zhì)

表2 土壤動(dòng)物的Pb毒性數(shù)據(jù)以及供試土壤理化性質(zhì)

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(shù)據(jù)劃分為4個(gè)組分，分別為強(qiáng)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(yàn)結(jié)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(shù)delta為0。因此，本研究毒性數(shù)據(jù)擬合過程中，強(qiáng)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(wěn)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(shù)據(jù)。

表4 SSD模型的擬合優(yōu)度檢驗(yàn)

2.3 不同土地利用方式下Pb的生態(tài)基準(zhǔn)

本研究采用擬合效果最好的SSD模型推導(dǎo)HCp。如表5所示，自然保護(hù)地和農(nóng)業(yè)用地土壤Pb的生態(tài)基準(zhǔn)范圍為51.1～153 mg·kg-1，公園用地Pb的生態(tài)基準(zhǔn)范圍為172～342 mg·kg-1，住宅用地與工/商用地的Pb基準(zhǔn)值相對(duì)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(tài)基準(zhǔn)值均隨著土壤pH上升而明顯增大。這說明在確定土壤風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，構(gòu)建與土壤類型相關(guān)的生態(tài)基準(zhǔn)是十分必要的，但本研究中土壤Pb外源生態(tài)基準(zhǔn)值與土壤理化性質(zhì)之間的定量關(guān)系有待進(jìn)一步研究。

表5 不同土地利用方式下的土壤Pb生態(tài)基準(zhǔn)值

3 討論(Discussion)

3.1 不同國(guó)家土壤生態(tài)基準(zhǔn)/標(biāo)準(zhǔn)比較

由于區(qū)域特征、制定方法、保護(hù)水平及使用策略等方面的差異，國(guó)內(nèi)外已有的土壤Pb生態(tài)基準(zhǔn)值存在較大差異(表6)。US EPA采取幾何平均值法推導(dǎo)基準(zhǔn)值[8]。澳大利亞、荷蘭和英國(guó)等優(yōu)先選擇SSD法推導(dǎo)土壤生態(tài)基準(zhǔn)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(dǎo)出的最小值作為該種土地利用的土壤質(zhì)量指導(dǎo)值[10]。此外，部分國(guó)家試圖利用標(biāo)準(zhǔn)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(guó)家不贊成對(duì)毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行校正，其理由是供試土壤理化性質(zhì)真實(shí)反映了一定范圍內(nèi)現(xiàn)實(shí)土壤中污染物的真正毒性或暴露情景。因此，各國(guó)土壤生態(tài)篩選值的制定背景和方法體系各不相同[39]。

表6 各國(guó)家和地區(qū)的土壤Pb生態(tài)基準(zhǔn)值與推導(dǎo)方法比較

相比于國(guó)外相對(duì)成熟的研究與執(zhí)行體系，我國(guó)土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估與生態(tài)基準(zhǔn)研究目前依然處于起步階段。鄭麗萍等[3]采取95%物種保護(hù)水平結(jié)合土壤背景值的方法，得到Pb的生態(tài)基準(zhǔn)值范圍為80.5～106 mg·kg-1。該研究結(jié)果與本研究相同條件下獲得的生態(tài)基準(zhǔn)值相似，然而該研究并未考慮土壤理化性質(zhì)對(duì)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(shí)驗(yàn)確定保定潮土Pb的生態(tài)基準(zhǔn)值范圍為31.7～158 mg·kg-1。和本研究結(jié)果相比，該研究結(jié)果相對(duì)保守，這可能與該研究基于保定本土生態(tài)受體數(shù)據(jù)，且該研究區(qū)域的Pb背景濃度相對(duì)較低有關(guān)。此外，上述國(guó)內(nèi)研究均沒有針對(duì)不同用地方式確定物種的保護(hù)水平。

3.2 土壤生態(tài)基準(zhǔn)推導(dǎo)的不確定性

毒性數(shù)據(jù)的數(shù)量與質(zhì)量、數(shù)據(jù)選擇、分布函數(shù)的擬合精度以及不同保護(hù)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(dǎo)的污染物生態(tài)基準(zhǔn)的科學(xué)性與準(zhǔn)確性[40]。本研究以不同物種對(duì)Pb敏感性差異為基礎(chǔ)(多物種毒性數(shù)據(jù))，在基準(zhǔn)推導(dǎo)過程中綜合考慮土壤理化性質(zhì)、生物有效性以及土地利用方式和管理方式的差異，依據(jù)不同保護(hù)水平推導(dǎo)出不同情境下的Pb土壤生態(tài)基準(zhǔn)值。

針對(duì)土壤Pb毒性數(shù)據(jù)數(shù)量質(zhì)量問題，本研究選擇國(guó)內(nèi)外知名毒性數(shù)據(jù)庫(kù)、國(guó)際主流文獻(xiàn)資料篩選毒性數(shù)據(jù)，且毒性實(shí)驗(yàn)滿足國(guó)內(nèi)外標(biāo)準(zhǔn)方法要求，毒性指標(biāo)與生態(tài)受體群體高度相關(guān)，確保Pb毒性數(shù)據(jù)的有效性；針對(duì)生物有效性，選擇與重金屬生物有效性/生物毒性強(qiáng)相關(guān)的土壤因子pH，對(duì)篩選的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行分組處理；針對(duì)不同土地利用方式，本研究綜合考慮土壤生態(tài)服務(wù)功能、生態(tài)受體和管理方式的差異，制定多種保護(hù)水平體系，建立不同水平的Pb生態(tài)基準(zhǔn)體系。特別指出，土壤生態(tài)保護(hù)水平是由國(guó)家政策決定的，是研究制訂生態(tài)安全土壤環(huán)境基準(zhǔn)的依據(jù)。本研究生態(tài)保護(hù)水平的設(shè)定主要參考國(guó)內(nèi)外已有土壤篩選值保護(hù)水平，與中國(guó)生態(tài)環(huán)境部辦公廳2018年印發(fā)《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準(zhǔn)制定技術(shù)指南(征求意見稿)》等3項(xiàng)國(guó)家環(huán)境保護(hù)標(biāo)準(zhǔn)(環(huán)辦標(biāo)征函[2018]33號(hào))中生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)水平一致。同時(shí)，筆者認(rèn)為在生態(tài)安全土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究制訂的過程中可采用其他保護(hù)水平展開工作，但必須對(duì)所設(shè)置的保護(hù)水平進(jìn)行充分的科學(xué)論證。

我國(guó)本土物種和代表性土壤的毒性數(shù)據(jù)相對(duì)較少，本研究構(gòu)建的Pb毒性數(shù)據(jù)也主要依賴國(guó)外毒性數(shù)據(jù)庫(kù)，本土數(shù)據(jù)相對(duì)缺乏可能造成毒性數(shù)據(jù)外推過程的不確定性。我國(guó)代表性土壤的Pb毒性數(shù)據(jù)缺失已成為合理制定土壤風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)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(yīng)結(jié)合我國(guó)土壤生態(tài)系統(tǒng)的特征和環(huán)境管理需求，確定適合我國(guó)區(qū)域特征的典型生態(tài)物種，開展基于我國(guó)典型物種、典型土壤的毒性補(bǔ)充實(shí)驗(yàn)，構(gòu)建適合我國(guó)土壤的基礎(chǔ)毒性數(shù)據(jù)庫(kù)。此外，目前我國(guó)基準(zhǔn)研究中缺乏對(duì)污染物生物有效性的探討，涉及毒性數(shù)據(jù)與土壤理化性質(zhì)的定量關(guān)系的研究也相對(duì)較少，大部分土壤基準(zhǔn)研究沒有考慮土壤理化性質(zhì)對(duì)毒性數(shù)據(jù)的影響，或是直接采用國(guó)外發(fā)達(dá)國(guó)家的歸一模型進(jìn)行校準(zhǔn)，而國(guó)外歸一模型的科學(xué)性和普適性依然存在質(zhì)疑。因此，建立基于本土土壤性質(zhì)的毒性數(shù)據(jù)歸一模型，構(gòu)建更針對(duì)我國(guó)區(qū)域特征的土壤環(huán)境基準(zhǔn)體系十分緊迫。

3.3 研究展望

本研究篩選并構(gòu)建重金屬Pb的有效毒性數(shù)據(jù)庫(kù)，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(shù)據(jù)，推導(dǎo)不同土地利用方式下土壤Pb的生態(tài)基準(zhǔn)值，具體結(jié)論如下：(1)共收集和篩選Pb毒性數(shù)據(jù)66個(gè)，其中本土毒性數(shù)據(jù)22個(gè)，國(guó)外毒性數(shù)據(jù)44個(gè)，包括18種陸生植物數(shù)據(jù)、8種土壤動(dòng)物數(shù)據(jù)和5種土壤生態(tài)過程數(shù)據(jù)；(2)Burr Type Ⅲ對(duì)強(qiáng)酸性、中性和堿性土壤毒性數(shù)據(jù)擬合效果穩(wěn)定且精度較高，Log-Normal模型更適合用于酸性土壤；(3)推導(dǎo)不同pH范圍、不同土地利用方式的土壤Pb生態(tài)安全基準(zhǔn)，分別為51.1～153 mg·kg-1(自然保護(hù)地/農(nóng)業(yè)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(yè)用地)。

土壤生態(tài)篩選值是進(jìn)行土壤污染物初步識(shí)別與篩選的重要環(huán)境管理工具，而土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究是制定合理篩選值的關(guān)鍵。本文以重金屬Pb為例，對(duì)當(dāng)前我國(guó)土壤生態(tài)安全基準(zhǔn)和生態(tài)篩選值構(gòu)建過程中關(guān)鍵問題進(jìn)行探討，并提出以下幾點(diǎn)建議：(1)生態(tài)篩選值制定需要大量土壤生態(tài)毒性數(shù)據(jù)作支撐，建議加強(qiáng)針對(duì)我國(guó)不同類型土壤中毒性數(shù)據(jù)的基礎(chǔ)研究，為建立我國(guó)陸地生態(tài)系統(tǒng)毒理數(shù)據(jù)庫(kù)奠定基礎(chǔ)；(2)制定適合我國(guó)土壤特征的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估框架體系，建立土壤污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估毒性數(shù)據(jù)篩查和質(zhì)量評(píng)價(jià)技術(shù)指南，服務(wù)于基于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究和土壤生態(tài)篩選值的制定；(3)建議針對(duì)不同土地利用方式，綜合考慮土壤生態(tài)服務(wù)功能、生態(tài)受體和管理方式的差異，制定多種保護(hù)水平體系，建立不同水平的生態(tài)基準(zhǔn)體系，制定更加具有針對(duì)性的土壤生態(tài)篩選值，建立更加精細(xì)化、有效的土壤環(huán)境管理體系；(4)我國(guó)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(biāo)準(zhǔn)制定時(shí)應(yīng)充分考慮影響污染物有效性的因子，加強(qiáng)生態(tài)毒理歸一性研究，構(gòu)建以有效態(tài)為評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)的生態(tài)安全閾值，明確污染物生物有效性在基準(zhǔn)推導(dǎo)、標(biāo)準(zhǔn)執(zhí)行和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中的作用。