保護(hù)陸生生態(tài)的土壤銅環(huán)境基準(zhǔn)研究

黃興華,李勖之,王國慶*,姜錦林,龍 濤,王小治 (.生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所,國家環(huán)境保護(hù)土壤環(huán)境管理與污染控制重點實驗室,江蘇 南京 004；.揚州大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,江蘇 揚州 57)

根據(jù)2014年《全國土壤環(huán)境狀況調(diào)查公報》[1],我國部分地區(qū)土壤污染較重,其中重金屬 Cu的土壤點位超標(biāo)率為2.1%.隨著土壤中Cu含量增加,其生態(tài)毒性可能抑制土壤生物的生長和發(fā)育,導(dǎo)致作物減產(chǎn)甚至死亡,對土壤生態(tài)系統(tǒng)安全構(gòu)成潛在風(fēng)險[2].

為有效控制土壤Cu污染及生態(tài)風(fēng)險,2018年發(fā)布的《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB15618—2018)[3],以保護(hù)農(nóng)作物生長為目標(biāo),兼顧保護(hù)土壤生態(tài),制訂了Cu的土壤風(fēng)險篩選值.但受限于標(biāo)準(zhǔn)修訂過程中保護(hù)陸生生態(tài)的土壤Cu環(huán)境基準(zhǔn)研究缺失,新篩選值依然沿用土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618—1995)中二級標(biāo)準(zhǔn).此外,《土壤環(huán)境質(zhì)量 建設(shè)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》(GB36600—2018)[4]中Cu的風(fēng)險篩選值和管制值主要基于人體健康風(fēng)險制定[5].因此,我國現(xiàn)行的兩類土壤風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)均缺乏對土壤Cu污染生態(tài)風(fēng)險的考慮.

“十三五”以來,我國陸續(xù)發(fā)布了《中華人民共和國土壤污染防治法》《“十四五”土壤、地下水和農(nóng)村生態(tài)環(huán)境保護(hù)規(guī)劃》《國家環(huán)境基準(zhǔn)管理辦法(試行)》等[6-8]法律法規(guī),以期加強我國生態(tài)環(huán)境基準(zhǔn)工作.然而,由于我國土壤生態(tài)毒理研究起步較晚,保護(hù)陸生生態(tài)的土壤基準(zhǔn)研究所需的毒性數(shù)據(jù)相對匱乏.而美國環(huán)境保護(hù)局(USEPA)ECOTOX、歐盟(EU)ECHA和荷蘭國立公共衛(wèi)生與環(huán)境研究所(RIVM)e-Toxbase等數(shù)據(jù)庫,積累了大量可用于土壤生態(tài)閾值推導(dǎo)和生態(tài)風(fēng)險評估所需的毒性數(shù)據(jù),可作有利參考,為我國環(huán)境基準(zhǔn)研究提供數(shù)據(jù)基礎(chǔ).但由于區(qū)域土壤生態(tài)特征和管理需求的差異,直接采用國外毒性數(shù)據(jù)可能導(dǎo)致土壤生態(tài)安全閾值推導(dǎo)的不確定性[9].因此,在我國土壤環(huán)境基準(zhǔn)工作的發(fā)展初期,開展國外毒性數(shù)據(jù)使用的合理性評估十分迫切.

建立土壤生態(tài)毒性數(shù)據(jù)的外推模型是合理推導(dǎo)土壤生態(tài)閾值的關(guān)鍵.土壤生態(tài)閾值外推方法包括物種敏感分布法(SSD)、評估因子法和平衡分配法等.其中,SSD法是目前國際上土壤生態(tài)篩選值和風(fēng)險評估的主流方法,包括毒性數(shù)據(jù)獲取和處理,SSD模型擬合和危害濃度(HCx)的計算等步驟[10].SSD模型選擇是造成閾值不確定性的重要因素,當(dāng)前主要通過開展吻合度檢驗篩選出最優(yōu)分布模型.但由于 SSD理論基礎(chǔ)和統(tǒng)計學(xué)指導(dǎo)的缺乏,采用單一最優(yōu) SSD模型推導(dǎo)閾值的不確定性較大,尤其是當(dāng)擬合樣本量較小時,影響更加顯著[11].因此,近年來不少學(xué)者提出采用模型平均法,通過賦予多個分布模型不同的權(quán)重比例,推導(dǎo)的閾值更加客觀,逐漸被接受為重要的基準(zhǔn)確定方法[12].

本研究針對我國陸生生態(tài)土壤Cu污染現(xiàn)狀,以保護(hù)土壤生態(tài)安全為目標(biāo),通過篩選國內(nèi)外土壤 Cu生態(tài)毒理研究,構(gòu)建土壤 Cu陸生生態(tài)毒性數(shù)據(jù)庫,采用 SSD模型平均法,分別推導(dǎo)采用國內(nèi)數(shù)據(jù)、國外數(shù)據(jù)和國內(nèi)+國外數(shù)據(jù)的土壤 Cu生態(tài)安全閾值,為合理使用國外土壤生態(tài)毒性數(shù)據(jù)和后續(xù)我國土壤風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)的修定提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 毒性數(shù)據(jù)的收集和篩選

本研究收集截止 2021年 11月的毒性數(shù)據(jù).以“土壤”和“銅”為關(guān)鍵詞[13],對2000～2021年期間中國知網(wǎng)和Web of science發(fā)表的200余篇相關(guān)文獻(xiàn)進(jìn)行篩選,同時收集 ECOTOX、ECHA和e-Toxbase等毒性數(shù)據(jù)庫以及國家政府部門發(fā)布的文件中記錄的毒性數(shù)據(jù),共收集獲得761個土壤Cu毒性數(shù)據(jù).

參照李勖之等[14]毒性數(shù)據(jù)篩選方法,篩選遵守國內(nèi)外標(biāo)準(zhǔn)生態(tài)毒理試驗方法的毒性試驗,生態(tài)受體類型包括植物、無脊椎動物和土壤生態(tài)過程等.其中,國外優(yōu)先選擇國際標(biāo)準(zhǔn)化組織(ISO)和經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(OECD)土壤環(huán)境質(zhì)量評價方法中推薦的生態(tài)受體,國內(nèi)優(yōu)先選擇我國土壤代表性生態(tài)受體.測試終點優(yōu)先選擇慢性毒性指標(biāo),例如植物生長與生理過程、動物生長與繁殖、土壤微生物呼吸作用和土壤酶活等毒性終點.毒性數(shù)據(jù) 10%效應(yīng)濃度(EC10)應(yīng)根據(jù)劑量-效應(yīng)關(guān)系獲得,無效應(yīng)濃度(NOEC)應(yīng)采用標(biāo)準(zhǔn)的統(tǒng)計分析方法獲得,同時記錄毒性試驗開展條件(暴露時間、土壤理化性質(zhì)和環(huán)境條件等)[15].最終,本研究符合篩選條件可用于基準(zhǔn)推導(dǎo)的土壤Cu毒性數(shù)據(jù)(EC10/NOEC)共292個.

1.2 毒性數(shù)據(jù)分組和預(yù)處理

土壤pH值是影響土壤重金屬生物有效性和生態(tài)毒性的重要因素.本研究參照 GB15618—2018標(biāo)準(zhǔn)中pH值劃分原則,將篩選的毒性數(shù)據(jù)根據(jù)供試土壤 pH 值分為強酸性土壤(pH≤5.5)、弱酸性土壤(5.5＜pH≤6.5)、中性土壤(6.5＜pH≤7.5)和堿性土壤(pH＞7.5).此外,基于研究目的將不同土壤pH值條件下毒性數(shù)據(jù)進(jìn)一步分為國內(nèi)數(shù)據(jù)、國外數(shù)據(jù)和國內(nèi)+國外數(shù)據(jù)3類.

根據(jù)歐盟風(fēng)險評價技術(shù)導(dǎo)則(TGD),針對分組后的陸生植物和無脊椎動物毒性數(shù)據(jù),對采用同一物種、同一供試土壤獲得的同一測試終點的毒性參數(shù),取幾何平均值;對采用同一物種、同一供試土壤獲得的不同測試終點的毒性參數(shù),取最小值;對采用同一物種、不同供試土壤獲得的同一測試終點的毒性參數(shù),取最小值.

土壤微生物生態(tài)過程可能由多個物種共同執(zhí)行,因此生態(tài)過程指標(biāo)描述了整個群落執(zhí)行生態(tài)功能的能力,與單一植物/動物的毒性數(shù)據(jù)不同,對采用同一供試土壤獲得的同一生態(tài)過程的毒性參數(shù),取幾何平均值;對采用不同供試土壤獲得的毒性參數(shù),不作處理.

1.3 毒性數(shù)據(jù)擬合和閾值推導(dǎo)

采用 SSD法對處理后的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行擬合,SSD 模型包括 Log-Gumbel、Log-Normal、Weibull、Log-Logistic和 Gamma,擬合效果采用吻合度檢驗進(jìn)行評估,包括 AICC 準(zhǔn)則(Akaike’s Information Criterion corrected for sample size)、AIC準(zhǔn)則(Akaike Information Criterion)、BIC 準(zhǔn)則(Bayesian Information Criterion)、KS 檢 驗(Kolmogorov Smirnov檢驗)和AD檢驗(Anderson-Darling檢驗)[11].當(dāng)KS和KD檢驗大于0.05時,表明模型成功擬合毒性數(shù)據(jù),并根據(jù)AICC、AIC和BIC準(zhǔn)則選擇最優(yōu)模型,通常將AICC參數(shù)delta為0的模型確定為最優(yōu)模型[16].

本研究采用模型平均法推導(dǎo) HCx.由于不同土地利用方式下土壤的生態(tài)服務(wù)功能以及生態(tài)物種或生態(tài)過程保護(hù)程度的不同,參考《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)》設(shè)定多種生態(tài)受體保護(hù)水平[17],不同用地方式下的生態(tài)物種及生態(tài)過程保護(hù)水平和危害濃度見表1.

表1 不同用地方式下的生態(tài)物種及生態(tài)過程保護(hù)水平Table 1 The level of conservation for ecological species and ecological processes under different soil use practices

SSD模型構(gòu)建、吻合度檢驗和模型平均計算均在R 3.6.4中ssdtools包完成.

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤Cu毒性數(shù)據(jù)收集與篩選

本研究毒性數(shù)據(jù)均為外源添加毒害濃度,未考慮土壤 Cu背景濃度.如表2所示,植物毒性數(shù)據(jù)共103個(25個物種),無脊椎動物毒性數(shù)據(jù)共98個(12個物種),生態(tài)過程毒性數(shù)據(jù)共91個(11種指標(biāo)).毒性數(shù)據(jù)主要來源于國際毒性數(shù)據(jù)庫和文獻(xiàn),共篩選國際數(shù)據(jù)189個;國內(nèi)毒性數(shù)據(jù)相對較少,共103個國內(nèi)數(shù)據(jù),且主要為植物 EC10(69個)和生態(tài)過程EC10(34個)指標(biāo),缺少無脊椎動物指標(biāo).

表2 毒性數(shù)據(jù)(EC10/NOEC)篩選結(jié)果Table 2 Screening results of toxicity data (EC10/NOEC)

由表3和表4可見,不同物種對Cu的敏感性存在較大差異.陸生植物最小值為強酸性土壤中洋蔥(Allium cepa)10.0mg/kg,最大值為中性土壤中紫苜蓿(Medicago sativa)1500mg/kg;無脊椎動物最小值為強酸性土壤中跳蟲(Folsomia candida)12.2mg/kg,最大值為酸性土壤中跳蟲(Onychiurus folsomi)2 500mg/kg;生態(tài)過程最小值指標(biāo)為磷酸酶(Phosphatase)3.2mg/kg,最大值指標(biāo)為芳基硫酸酶(Arylsulphatase activity)8570mg/kg.

表3 陸生植物/無脊椎動物的Cu毒性數(shù)據(jù)以及供試土壤理化性質(zhì)Table 3 The toxicity thresholds of Cu to soil plants/invertebrates and physio-chemical properties of the tested soils

續(xù)表3

土壤理化性質(zhì)尤其是土壤pH值顯著影響重金屬 Cu的生態(tài)毒性.以大麥為例,14個大麥(Hordeum vulgare)根伸長毒性數(shù)據(jù)中,供試土壤 pH 值范圍為4.90～8.90 時,大麥 Cu 的 EC10為34.8～647mg/kg, 變化近19倍;27個跳蟲(Folsomia candida)繁殖毒性數(shù)據(jù)中,供試土壤 pH 值范圍為3.00～7.50時,跳蟲 Cu的EC10數(shù)據(jù)為12.2～1220mg/kg,變化近100倍.

2.2 土壤Cu毒性數(shù)據(jù)擬合

如圖1和圖2所示,本研究基于土壤pH值和數(shù)據(jù)源對植物/無脊椎動物的毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行分組.其中,堿性土壤條件下受限于數(shù)據(jù)量,未將毒性數(shù)據(jù)根據(jù)國外數(shù)據(jù)和國內(nèi)數(shù)據(jù)進(jìn)行分組處理.5種分布模型(Log-Gumbel、Log-Normal、Weibull、Log-Logistic 和Gamma)擬合不同情景下土壤的植物/無脊椎動物毒性數(shù)據(jù).吻合度檢驗表明5種分布模型均能成功擬合.根據(jù)AICC檢驗(delta為0),Gamma模型對國內(nèi)分組酸性土壤數(shù)據(jù)的擬合效果最好;Weibull模型對國內(nèi)分組中性土壤數(shù)據(jù)的擬合效果最好;Log- Normal模型對國內(nèi)+國外分組中性土壤數(shù)據(jù)的擬合效果最好;其余分組的最優(yōu)SSD模型均為Log-Gumbel.

圖1 不同土壤pH值下國內(nèi)和國外分組植物/無脊椎動物的Cu物種敏感度分布(SSD)模型Fig.1 The model of Cu species sensitivity distribution (SSD) for plants/invertebrates in domestic and foreign subgroups at different soil pH

圖2 不同土壤pH值下國內(nèi)+國外植物/無脊椎動物的Cu物種敏感度分布(SSD)模型Fig.2 The model of Cu species sensitivity distribution (SSD) for plants/invertebrates in domestic + foreign groupings according to different soil pH

國內(nèi)生態(tài)過程毒性數(shù)據(jù)相對較少,因此未對 Cu的陸生生態(tài)過程毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行國內(nèi)外分組處理,僅根據(jù)土壤pH值進(jìn)行分組.如圖3所示,5種分布模型(Log-Gumbel、Log-Normal、Weibull、Log-Logistic和 Gamma)均能成功擬合不同 pH值土壤條件下的生態(tài)過程毒性數(shù)據(jù).根據(jù) AICC檢驗(delta為0),Log-Normal為酸性、中性和堿性土壤數(shù)據(jù)的最優(yōu)擬合模型;Log-Logistic為強酸性土壤數(shù)據(jù)的最優(yōu)擬合模型.

2.3 土壤Cu生態(tài)閾值推導(dǎo)

不同土地利用方式下保護(hù)植物/無脊椎動物的土壤Cu生態(tài)閾值見表5.通過對比國內(nèi)數(shù)據(jù)和國外數(shù)據(jù)推導(dǎo)的閾值,二者差值在 0.40～25.0mg/kg之間,基本處于同一水平.因此,基于不同數(shù)據(jù)源推導(dǎo)的土壤生態(tài)閾值差異較小.考慮采用國內(nèi)+國外分組時毒性數(shù)據(jù)樣本更大,閾值推導(dǎo)的不確定性更小,本研究采用國內(nèi)+國外分組數(shù)據(jù)推導(dǎo)的 HC5作為土壤外源 Cu生態(tài)閾值.不同土壤 pH值條件下,自然保護(hù)地和農(nóng)業(yè)用地土壤、公園用地、住宅用地和工/商用地的土壤外源Cu生態(tài)閾值分別為10.9～38.9,21.0～77.5, 36.6～124 和 47.6～151mg/kg.

表5 保護(hù)植物/無脊椎動物的土壤Cu閾值(mg/kg)Table 5 Soil ecological safety thresholds of Cu for protecting the plants/invertebrates (mg/kg)

不同土地利用方式下保護(hù)生態(tài)過程的土壤 Cu生態(tài)閾值見表6.自然保護(hù)地和農(nóng)業(yè)用地土壤、公園用地、住宅用地和工/商用地不同土壤pH值范圍的外源 Cu生態(tài)閾值分別為4.49～72.2,19.9～135,60.9～220和 96.8～277mg/kg.

表6 保護(hù)生態(tài)過程的土壤Cu閾值(mg/kg)Table 6 Soil ecological safety thresholds of Cu for protecting the ecological processes (mg/kg)

3 討論

3.1 國內(nèi)外土壤Cu生態(tài)閾值的比較

由于不同國家的地理特征、生物環(huán)境和社會文化的不同,各國土壤生態(tài)篩選值的暴露途徑、關(guān)鍵受體、推導(dǎo)方法和保護(hù)水平等方面存在差異,造成各國現(xiàn)行的土壤 Cu篩選值差異較大(表7).美國環(huán)境保護(hù)局(USEPA)采用幾何平均法(50%保護(hù)水平)推導(dǎo)了保護(hù)植物、無脊椎動物、鳥類和哺乳動物的土壤生態(tài)篩選值,其中保護(hù)植物(70mg/kg)和無脊椎動物(80mg/kg)的篩選值與本研究同等保護(hù)水平下工/商業(yè)用地的弱酸性土壤閾值相近(86.4mg/kg)[37];荷蘭住房、空間規(guī)劃和環(huán)境部(VROM)和英國環(huán)境署(EA)采用 SSD法確定保護(hù)生態(tài)安全的土壤篩選值,但具體數(shù)據(jù)使用和保護(hù)水平存在差異.同等保護(hù)水平下,本研究推導(dǎo)的生態(tài)閾值更加保守,如本研究 HC5閾值(10.9～38.9mg/kg)和 HC50閾值(47.6～151mg/kg)均明顯低于英國土壤篩選值(88.4mg/kg)和荷蘭土壤干預(yù)值(190mg/kg)[38-39].加拿大環(huán)境部長理事會(CCME)采用排序分布法推導(dǎo)了 4種不同土地利用類型(農(nóng)業(yè)用地、居住用地/公園、商業(yè)用地和工業(yè)用地)的土壤質(zhì)量指導(dǎo)值,但加拿大土壤質(zhì)量指導(dǎo)值并未考慮土壤 pH值.與之相比,本研究推導(dǎo)的閾值在酸性和弱酸性土壤條件下更加嚴(yán)格[40].

表7 不同國家土壤Cu生態(tài)基準(zhǔn)值與推導(dǎo)方法比較Table 7 Comparison of soil environmental criteria of Cu of different countries

我國尚未建立基于生態(tài)風(fēng)險的土壤篩選值,近年來,我國學(xué)者針對土壤Cu污染開展一系列本土生態(tài)毒理研究,如蔣寶[41]基于Weibull和BurrIII分布函數(shù)擬合我國四類土壤的 SSD曲線,推導(dǎo)出對應(yīng)的土壤Cu生態(tài)閾值分別為8.91,21.12,36.88,17.27mg/kg.王小慶等[42]收集了國內(nèi)19種陸生植物和2種微生物土壤Cu毒性數(shù)據(jù),基于SSD法并結(jié)合毒性預(yù)測模型推導(dǎo)了我國土壤不同情景下外源Cu的HC5值,分別為13.1,29.9,51.9和26.3mg/kg.本研究結(jié)果與上述研究相似,酸性、弱酸性和中性土壤條件下Cu閾值隨著土壤pH值的升高而上升,但堿性土壤條件下土壤Cu的生態(tài)毒性反而增強.這可能由于土壤Cu在弱堿性的條件下,易形成黑銅礦(CuO)和氫氧化銅(Cu(OH)2)沉淀,此時土壤 Cu的穩(wěn)定性較高,水溶態(tài)及可交換態(tài) Cu的濃度較低;當(dāng)土壤 pH值過高時,OH-絡(luò)合物的產(chǎn)生則會降低土壤 Cu的穩(wěn)定性,土壤Cu對生態(tài)系統(tǒng)對毒害作用增加,相對應(yīng)的HC5較小[43].

3.2 毒性數(shù)據(jù)的選擇

我國尚未建立統(tǒng)一的生態(tài)風(fēng)險評估方法體系,各類污染物的本土生態(tài)毒性數(shù)據(jù)不足,在制定環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)的過程中,國外毒性數(shù)據(jù)具有重要的參考價值[44].歐盟(EU)ECHA中化學(xué)物質(zhì)授權(quán)及限制(REACH)下特定化學(xué)物質(zhì)的劑量-效應(yīng)關(guān)系數(shù)據(jù)是英國推導(dǎo)土壤篩選值(SSVs)過程中陸地生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)的重要來源.USEPA的ECOTOX毒性數(shù)據(jù)庫是美國推導(dǎo)生態(tài)土壤篩選水平(Eco-SSLs)的主要數(shù)據(jù)來源,其中包括了許多審查可用的國際數(shù)據(jù).Park等[45]收集了 1981～2018年在韓國發(fā)表的文獻(xiàn)和ECOTOX數(shù)據(jù)庫中的水生生物種類的毒性數(shù)據(jù),推導(dǎo)了保護(hù)水生生態(tài)系統(tǒng)的銅、鎘、鉛和鋅4種重金屬預(yù)測無效應(yīng)濃度(PNEC).Li等[46]在推導(dǎo)了中國太湖保護(hù)水生物的區(qū)域水質(zhì)閾值的過程中使用了來自印度、美國、德國、加拿大、澳大利亞和韓國等國家相關(guān)的水生生物毒性數(shù)據(jù).

本研究收集和篩選國內(nèi)外土壤Cu毒性數(shù)據(jù),最終用于SSD擬合的數(shù)據(jù)共有292個,其中103個國內(nèi)本土毒性數(shù)據(jù).采用分組擬合比較的形式,對陸生植物/無脊椎動物國內(nèi)、國外和國內(nèi)+國外3組毒性數(shù)據(jù)基于 SSD法推導(dǎo)不同用地方式下的土壤生態(tài)閾值,研究結(jié)果表明3組毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)出的HCx差異幾乎忽略不記,采用國外毒性數(shù)據(jù)可有效豐富我國土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究數(shù)據(jù)庫,為制修訂土壤環(huán)境標(biāo)準(zhǔn)提供數(shù)據(jù)基礎(chǔ).但由于土壤較高的異質(zhì)性和物種敏感性差異,采用國外土壤生態(tài)毒性數(shù)據(jù)不可避免會引入新的不確定性.因此,建議后續(xù)根據(jù)我國區(qū)域土壤特征和環(huán)境管理需求,選擇代表性物種和典型土壤類型開展系統(tǒng)的土壤生態(tài)毒理試驗,構(gòu)建生態(tài)毒性數(shù)據(jù)共享平臺,為我國保護(hù)陸生生態(tài)的土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究和生態(tài)風(fēng)險評價提供標(biāo)準(zhǔn)可靠的數(shù)據(jù)基礎(chǔ).

3.3 模型的選擇

模型的選擇在 SSD擬合過程中至關(guān)重要.目前可用于擬合 SSD分布曲線的模型有很多,部分模型表現(xiàn)出較強的適用性,如 Normal、Log-Normal、Logistic和 Log-Logistic.傳統(tǒng)最優(yōu)模型的選擇存在較大主觀性,不同擬合模型推導(dǎo)的結(jié)果有較大差別,尤其是樣本量較少時,結(jié)果差異更加明顯.如圖1～3所示,本研究構(gòu)建的 5種分布模型存在較大的差異.不同土壤pH值條件下受限于毒性數(shù)據(jù)擬合樣本的大小及質(zhì)量,經(jīng)過吻合度檢驗選擇的最優(yōu)模型各不相同.毒性數(shù)據(jù)的獲得情況影響著最優(yōu) SSD模型的確定,并最終影響土壤閾值推導(dǎo)的精確性.Wheeler等[47]發(fā)現(xiàn)多種模型均可用作風(fēng)險評價,但當(dāng)擬合樣本有足夠數(shù)據(jù)且敏感時,Log-Normal分布函數(shù)在較大保護(hù)水平擬合效果更好.Aldenberg等[48]發(fā)現(xiàn)Logistic與Normal分布函數(shù)相比兩端有更多的延伸,是一種更保守的分布假設(shè),可以推導(dǎo)出更真實有用的結(jié)果.實際上,現(xiàn)階段沒有一種普適模型可完美擬合任何類型的毒性數(shù)據(jù),而模型平均法可以減少因模型選擇帶來的差異,保留多個分布中獲得的信息,能更加客觀準(zhǔn)確的推導(dǎo)閾值[11-12].

US EPA最新發(fā)布的基準(zhǔn)計算軟件 SSD Toolbox和加拿大不列顛哥倫比亞省環(huán)境和氣候變化戰(zhàn)略部開發(fā)的 ssdtool軟件都實現(xiàn)了運用模型平均推導(dǎo)環(huán)境閾值,并且模型平均法在加拿大國家環(huán)境基準(zhǔn)研究中被采用[49-51].Schwarz等[11]在運用SSD法推導(dǎo)加拿大水體中硼和銀的水生生物生態(tài)閾值的過程中,評估和比較了模型平均和最優(yōu)模型的結(jié)果,研究發(fā)現(xiàn)模型平均可以減少擬合小數(shù)據(jù)集時單個敏感數(shù)據(jù)點的影響,從而減弱的HCx值波動.本研究分組構(gòu)建陸生植物/無脊椎動物和土壤生態(tài)過程的物種敏感性分布模型,圖1(d)、圖2(a)和(b)在高保護(hù)度水平下不同擬合模型擬合結(jié)果分散,此時最優(yōu)模型的選擇具有較高的不確定性.考慮我國土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究起步較晚,毒性數(shù)據(jù)量和模型推導(dǎo)的指導(dǎo)規(guī)范相對薄弱,本研究采用模型平均法可更保守、更合理的推導(dǎo)土壤生態(tài)閾值.

4 結(jié)論

4.1 共收集和篩選Cu毒性數(shù)據(jù)292個,其中本土毒性數(shù)據(jù)103個,國外毒性數(shù)據(jù)189個,包括25種陸生植物數(shù)據(jù)、12種無脊椎動物數(shù)據(jù)和11種土壤生態(tài)過程數(shù)據(jù).

4.2 不同來源(國內(nèi)、國外和國內(nèi)+國外)數(shù)據(jù)推導(dǎo)土壤Cu生態(tài)閾值差異不大,引用國外毒性數(shù)據(jù)可有效豐富我國土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究的數(shù)據(jù)基礎(chǔ).

4.3 針對保護(hù)陸生植物/無脊椎動物,自然保護(hù)地和農(nóng)業(yè)用地土壤、公園用地、住宅用地和工/商用地的不同土壤 pH值范圍的 Cu生態(tài)閾值分別為10.9～38.9,21.0～77.5,36.6～124 和 47.6～151mg/kg.

4.4 針對保護(hù)生態(tài)過程,自然保護(hù)地和農(nóng)業(yè)用地土壤、公園用地、住宅用地和工/商用地的不同土壤pH 值范圍的 Cu生態(tài)閾值分別為4.49～72.2,19.9～135,60.9～220 和 96.8～277mg/kg.