場地復(fù)合污染的生態(tài)效應(yīng)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估研究進(jìn)展和展望

趙 丹，吳畏達(dá)，孫 倩，於 方*

1. 生態(tài)環(huán)境部環(huán)境規(guī)劃院，北京 100043

2. 國家環(huán)境保護(hù)生態(tài)環(huán)境損害鑒定與恢復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100043

美國是較早開展風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的國家，早在1975年就編制了第一份風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估文件，1983年發(fā)布了第一本風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估紅皮書，隨后發(fā)布一系列風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估指南.美國環(huán)境保護(hù)局(US EPA)的工作最早側(cè)重于人類健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，但從1990年代開始就在相關(guān)模型中考慮了生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估. 1997年和1998年美國先后制定了《超級(jí)基金生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估指南》和《生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估導(dǎo)則》，將化學(xué)品和水生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的方法引入到土壤污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中，并于2005年發(fā)布了《土壤生態(tài)篩選值制定指南》. 由于復(fù)合污染的普遍存在，美國2003年還發(fā)布了《累積風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估框架》. 加拿大和澳大利亞也分別于1992、1996年發(fā)布了《生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估框架：基本導(dǎo)則》和《國家環(huán)境保護(hù)辦法-場地污染評(píng)估》，英國于2008年發(fā)布了《針對(duì)土壤污染物的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)框架》，都是專門針對(duì)土壤污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的規(guī)范性文件. 發(fā)達(dá)國家較早關(guān)注到了生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和管控的重要性，也較早制定了相關(guān)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估指南以及基于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的土壤污染篩選值，并開展了相關(guān)案例實(shí)踐. 世界衛(wèi)生組織(WHO)也于2001年發(fā)布了整合人類健康和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的方法，以輔助決策.

我國于1999年發(fā)布了《工業(yè)企業(yè)土壤環(huán)境質(zhì)量風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)基準(zhǔn)》，以保護(hù)企業(yè)工作人員或附近人群健康. 隨著工業(yè)企業(yè)搬遷的力度加大以及對(duì)污染場地管理水平的日益提升，2014年發(fā)布了《污染場地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)導(dǎo)則》(HJ 25.3-2014)，對(duì)污染場地人體健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估流程和方法進(jìn)行了規(guī)范，并于2019年進(jìn)行了修訂，《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）》(GB 36600-2018)、《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)等土壤標(biāo)準(zhǔn)體系也普遍都是基于人體健康風(fēng)險(xiǎn)制定.基于人體健康風(fēng)險(xiǎn)的污染場地管理制度已經(jīng)基本構(gòu)建，對(duì)于生態(tài)受體的保護(hù)卻未提上日程，土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法和相關(guān)標(biāo)準(zhǔn)仍處于空白. 擬開展復(fù)墾的礦業(yè)用地，生態(tài)受體可能呈現(xiàn)多樣化特征，包括各類微生物、植物、土壤無脊椎動(dòng)物以及鳥類、哺乳動(dòng)物等高等動(dòng)物，需要關(guān)注土壤中污染物對(duì)這些生態(tài)受體的風(fēng)險(xiǎn)；對(duì)于擬開發(fā)為公園、綠地等的污染場地，微生物、植物、土壤無脊椎動(dòng)物以及鳥類等生物暴露風(fēng)險(xiǎn)也是土壤污染風(fēng)險(xiǎn)的重要組成部分；此外，擬開發(fā)為住宅用地等的污染場地，其土壤污染物對(duì)微生物、土壤無脊椎動(dòng)物、鳥類等生物的影響也不容忽視. 另外，我國大部分污染場地都是多種污染物共存的狀態(tài)，尤其是金屬冶煉、焦化等行業(yè). 復(fù)合污染狀態(tài)下，不同污染物之間存在復(fù)雜的相互作用，其生物有效性和生物毒性都不同于單一污染狀態(tài)，評(píng)估方法的制定過程需要充分考慮這些差異性.

該文對(duì)研究中報(bào)道的一些典型場地土壤復(fù)合污染特征進(jìn)行了梳理，闡明了土壤復(fù)合污染聯(lián)合效應(yīng)及其機(jī)理，總結(jié)了土壤污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估常用的方法，并對(duì)復(fù)合污染狀態(tài)下土壤中多種污染物的風(fēng)險(xiǎn)表征方法進(jìn)行了綜述，為我國構(gòu)建土壤污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法和標(biāo)準(zhǔn)體系提供借鑒；同時(shí)，梳理了評(píng)估方法中的重點(diǎn)和難點(diǎn)問題，提出了下一步研究展望，以提高土壤污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的規(guī)范化和精準(zhǔn)化程度.

1 場地土壤復(fù)合污染現(xiàn)狀

復(fù)合污染是土壤污染的普遍存在形式，復(fù)合污染包括重金屬復(fù)合污染、有機(jī)污染物復(fù)合污染、重金屬-有機(jī)污染物復(fù)合污染等多種類型. 據(jù)統(tǒng)計(jì)，美國超級(jí)基金場地?fù)]發(fā)性有機(jī)污染物(volatile organic compounds,VOC)-半揮發(fā)性有機(jī)污染物(semi-volatile organic compounds, SVOC)-無機(jī)三類污染物復(fù)合的情況占比為52%，兩類污染物復(fù)合的情況占比為23%，只有24%的場地只涉及一類污染物[1]. 中國粵港澳大灣區(qū)某典型城市34個(gè)遺留地塊中，以有機(jī)-無機(jī)復(fù)合污染為主，占污染地塊總數(shù)的41.2%，其次為無機(jī)污染地塊，占比為38.2%，而單一有機(jī)污染地塊占比僅為20.6%[2]. 上述美國和中國粵港澳大灣區(qū)的單一無機(jī)和單一有機(jī)類污染場地中還包括一些多種重金屬復(fù)合、多種VOC復(fù)合或多種SVOC復(fù)合的情況. 金屬冶煉和焦化等典型行業(yè)土壤復(fù)合污染特征尤為明顯.冶煉行業(yè)土壤復(fù)合污染以無機(jī)-無機(jī)復(fù)合為主，部分涉及無機(jī)-有機(jī)復(fù)合污染，主要是重金屬和多環(huán)芳烴復(fù)合污染；焦化行業(yè)土壤以無機(jī)-有機(jī)復(fù)合污染為主，無機(jī)物主要是重金屬和氰化物，有機(jī)物包括多環(huán)芳烴、石油烴、苯系物、二噁英等. 表1為一些典型冶煉和焦化場地土壤復(fù)合污染狀況.

表1 冶煉、焦化等重點(diǎn)行業(yè)土壤復(fù)合污染Table 1 Soil combined pollution in key industries such as smelting and coking

2 重金屬-重金屬及重金屬-多環(huán)芳烴等復(fù)合污染生態(tài)效應(yīng)及其機(jī)理

2.1 重金屬-重金屬及重金屬-多環(huán)芳烴等復(fù)合污染聯(lián)合效應(yīng)

目前關(guān)于復(fù)合污染的研究主要集中在毒性效應(yīng)上，其中污染物類型以重金屬-重金屬復(fù)合污染、重金屬-農(nóng)藥/獸藥/抗生素復(fù)合污染、重金屬-多環(huán)芳烴復(fù)合污染、農(nóng)藥-農(nóng)藥復(fù)合污染等為主；受體主要包括植物、無脊椎動(dòng)物、微生物等，少量涉及鳥類、哺乳動(dòng)物等高等動(dòng)物；而毒性終點(diǎn)主要為土壤酶活力，植物種子萌發(fā)、幼苗生物量、莖長、根長，動(dòng)物死亡率、體質(zhì)量、酶活性、細(xì)胞凋亡率、膜質(zhì)損傷，以及微生物數(shù)量、呼吸強(qiáng)度、多樣性、群落功能等. 復(fù)合污染的聯(lián)合作用包括“有交互作用”和“無交互作用”兩類，“有交互作用”主要指產(chǎn)生協(xié)同、拮抗作用，“無交互作用”則主要包括“濃度加和”和“效應(yīng)加和”兩種. 由于這種分類方式主要是依據(jù)多種化學(xué)品在靶器官的相關(guān)作用，當(dāng)涉及污染物在土壤固相-土壤液相-土壤氣相-植物根系-植物體內(nèi)等多相之間的復(fù)雜變化時(shí)，相互作用的模式就變得更為復(fù)雜. 復(fù)合污染的聯(lián)合作用受污染物類型、暴露濃度水平、暴露濃度比例、暴露時(shí)間、受體結(jié)構(gòu)性質(zhì)、土壤環(huán)境條件等因素影響.

a) 復(fù)合污染對(duì)土壤酶的聯(lián)合效應(yīng). 土壤酶是由微生物、土壤中動(dòng)植物根系和動(dòng)植物殘?bào)w等釋放到土壤中的一類具有催化作用的生物活性物質(zhì)，參與土壤生態(tài)環(huán)境中多個(gè)重要的代謝過程. 因?yàn)橥寥烂富钚詫?duì)環(huán)境脅迫比較敏感，因此可以用來指示土壤污染狀況. 研究[11]發(fā)現(xiàn)，重金屬-重金屬、重金屬-多環(huán)芳烴復(fù)合污染對(duì)土壤酶活力的影響可能表現(xiàn)為拮抗、協(xié)同或加和作用. 復(fù)合污染對(duì)土壤酶的毒性效應(yīng)與污染物類型、酶的類別、污染物濃度、污染時(shí)間等有關(guān)，也與土壤有機(jī)質(zhì)含量、pH等理化性質(zhì)有關(guān). 如于壽娜等[11]研究表明：Cd和Hg復(fù)合污染對(duì)土壤脲酶和酸性磷酸酶活性表現(xiàn)為協(xié)同抑制作用，且抑制酸性磷酸酶的協(xié)同作用比脲酶明顯；隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，大多數(shù)重金屬復(fù)合處理的Cd和Hg之間的協(xié)同作用逐漸增強(qiáng). 也有研究[12-13]表明，多環(huán)芳烴和重金屬復(fù)合污染對(duì)某些土壤酶有協(xié)同抑制作用，對(duì)其他酶表現(xiàn)為拮抗抑制作用. 如林立金等[12]研究發(fā)現(xiàn)，土壤中Zn、Cr濃度對(duì)土壤過氧化氫酶活性產(chǎn)生協(xié)同或加和的抑制效應(yīng)，對(duì)土壤脲酶活性及轉(zhuǎn)化酶活性未產(chǎn)生復(fù)合效應(yīng)；汪杏等[13]研究發(fā)現(xiàn)，Cr(Ⅵ)和菲復(fù)合污染對(duì)土壤微生物過氧化氫酶和脫氫酶表現(xiàn)為拮抗抑制作用，隨著污染物濃度的升高，拮抗效應(yīng)有增強(qiáng)趨勢，且隨著樣品暴露時(shí)間的延長，拮抗效應(yīng)減弱.

b) 復(fù)合污染對(duì)土壤微生物的聯(lián)合效應(yīng). 土壤微生物是生活在土壤中的細(xì)菌、真菌、放線菌、藻類、原生動(dòng)物以及微小動(dòng)物的總稱，在物質(zhì)循環(huán)、維持土壤結(jié)構(gòu)等方面起著關(guān)鍵作用. 研究[14-15]發(fā)現(xiàn)，重金屬和有機(jī)污染物等可能會(huì)使土壤微生物種群數(shù)量減少，密度降低，進(jìn)而改變土壤呼吸作用和酶活性等. 復(fù)合污染對(duì)土壤微生物產(chǎn)生拮抗或協(xié)同效應(yīng)，與污染物濃度、微生物類別、暴露時(shí)間等均有關(guān). 如胡雙慶等[14]研究表明，菲和Cr(Ⅵ)對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)的多樣性產(chǎn)生影響，復(fù)合暴露的相互作用方式為拮抗抑制；張慧等[15]研究發(fā)現(xiàn)，Cd-芘復(fù)合污染對(duì)真菌和放線菌數(shù)量具有拮抗抑制作用，對(duì)細(xì)菌數(shù)量具有協(xié)同抑制作用.

c) 復(fù)合污染對(duì)植物的聯(lián)合效應(yīng). 復(fù)合污染對(duì)植物的生長發(fā)育也可能產(chǎn)生聯(lián)合作用，主要為拮抗或協(xié)同作用，與污染物濃度相關(guān)性較為明顯. 如趙曉祥等[16]研究表明，Zn-Cd復(fù)合污染抑制番茄幼苗生物量、株高、葉綠素，且在低濃度下表現(xiàn)出拮抗抑制作用，高濃度下則表現(xiàn)出協(xié)同抑制作用. 也有研究表明，重金屬-重金屬復(fù)合污染對(duì)植物生物量的效應(yīng)為低濃度下協(xié)同抑制、高濃度下拮抗抑制[17]. 李悅等[18]研究表明，Zn-苯并[a]芘復(fù)合污染影響小麥生物量，且產(chǎn)生協(xié)同抑制效應(yīng).

d) 復(fù)合污染對(duì)動(dòng)物的聯(lián)合效應(yīng). 復(fù)合污染對(duì)動(dòng)物的聯(lián)合效應(yīng)也包括拮抗、協(xié)同、加和等，同樣因不同的毒性終點(diǎn)而異，同時(shí)受污染物濃度、暴露時(shí)間等影響. 朱江等[19-20]研究表明，Cd-菲復(fù)合污染對(duì)安德愛蚯蚓體腔細(xì)胞凋亡的影響表現(xiàn)為拮抗促進(jìn)作用，對(duì)細(xì)胞溶酶體磨損傷的影響則表現(xiàn)為協(xié)同促進(jìn)作用. 崔春燕等[21]研究發(fā)現(xiàn)，Cr和菲復(fù)合暴露對(duì)赤字愛勝蚓急性毒性效應(yīng)表現(xiàn)為加和效應(yīng). 還有研究表明，重金屬-多環(huán)芳烴復(fù)合污染對(duì)動(dòng)物發(fā)育的影響在低濃度下表現(xiàn)為拮抗抑制、在高濃度下表現(xiàn)為協(xié)同抑制[22].

2.2 重金屬-重金屬及重金屬-多環(huán)芳烴等復(fù)合污染聯(lián)合效應(yīng)機(jī)理

重金屬-重金屬、重金屬-多環(huán)芳烴復(fù)合污染主要通過影響污染物的生物有效性和吸收以及污染物的降解和毒性等產(chǎn)生拮抗、協(xié)同等聯(lián)合效應(yīng)[23](見圖1).少量研究表明，復(fù)合污染不會(huì)影響污染物的生物吸收，如Xia等[24]研究發(fā)現(xiàn)，As與Pb復(fù)合或Cd與Pb復(fù)合后Pb的生物可利用性都未發(fā)生變化.

圖1 復(fù)合污染毒性效應(yīng)機(jī)理Fig.1 Mechanism of toxic effects of combined pollution

a) 復(fù)合污染共存通過競爭位點(diǎn)、促進(jìn)土壤吸附等抑制各自的吸收，從而產(chǎn)生拮抗效應(yīng). 通常重金屬-重金屬或重金屬-多環(huán)芳烴復(fù)合時(shí)，會(huì)在底物水平或轉(zhuǎn)運(yùn)過程產(chǎn)生位點(diǎn)競爭，從而影響污染物的吸收，表現(xiàn)出拮抗作用. Chen等[25]在研究Cu對(duì)嗜麥芽窄食單胞菌降解苯并[a]芘的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，Cu濃度較低時(shí)，微生物會(huì)優(yōu)先吸附Cu，從而抑制對(duì)多環(huán)芳烴的吸附.Zn和Cd復(fù)合污染在低濃度下對(duì)番茄幼苗生物量、株高、葉綠素等表現(xiàn)出拮抗抑制作用，可能是由于Zn與Cd競爭細(xì)胞質(zhì)中轉(zhuǎn)運(yùn)的結(jié)合位點(diǎn)導(dǎo)致的[16]. 另外，污染物可能通過促進(jìn)另一種污染物的土壤吸附，從而降低其生物有效性，產(chǎn)生拮抗毒性. 土壤溶液中的某些離子態(tài)金屬易被靜電吸附，降低土壤表面負(fù)荷，從而促進(jìn)土壤對(duì)共存污染物的吸附，降低其生物有效性；Gao等[26]也發(fā)現(xiàn)，Pb、Zn、Cu可通過促進(jìn)菲的土壤吸附，導(dǎo)致菲的生物吸收性降低.

b) 復(fù)合污染共存通過抑制土壤吸附、促進(jìn)溶解或相互吸引作用等促進(jìn)各自的吸收，從而產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng). 于壽娜等[11]研究發(fā)現(xiàn)，Cd和Hg復(fù)合污染對(duì)土壤脲酶和酸性磷酸酶表現(xiàn)出協(xié)同抑制作用，原因可能是Cd和Hg共存時(shí)，相互競爭土壤吸附位點(diǎn)，導(dǎo)致更多的Hg和Cd釋放到土壤溶液中，使其生物有效性提高. Cu、Ag離子通過降低菲的辛醇-水分配系數(shù)，使溶液中的游離菲濃度增加，從而增加微囊藻對(duì)菲的吸附量[27]. Cu離子能通過陽離子-π相互作用吸引菲，增加微囊藻對(duì)菲的吸附量[28]. 此外，多環(huán)芳烴等一些脂溶性化合物可以同細(xì)胞膜上的脂溶性分子結(jié)合，從而影響細(xì)胞膜的穿透性，使重金屬更容易進(jìn)入，使毒性增強(qiáng)，產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)[15].

c) 復(fù)合污染共存通過提供電子供體、誘導(dǎo)形成活性氧、誘導(dǎo)生成降解酶等促進(jìn)各自的降解，從而產(chǎn)生拮抗效應(yīng). 芳香族化合物等有機(jī)污染物可以作為Cr(Ⅵ)還原的電子供體，因此，在好氧或厭氧條件下，某些微生物對(duì)重金屬與芳香化合物具有共脫毒作用，從而降低其毒性效應(yīng)，產(chǎn)生拮抗效應(yīng). 重金屬和多環(huán)芳烴互相誘導(dǎo)形成的活性氧，也能夠促進(jìn)多環(huán)芳烴的氧化降解[29].Chen等[25]研究則發(fā)現(xiàn)，在Cu和苯并[a]芘共同存在時(shí)，Cu誘導(dǎo)生成的降解酶能夠促進(jìn)苯并[a]芘的降解，從而產(chǎn)生拮抗效應(yīng). Moreau等[30]研究發(fā)現(xiàn)，菲對(duì)Zn的拮抗作用可能是因?yàn)榉聘淖兞巳苊阁w膜的穩(wěn)定性及功能，使Zn的毒性降低，產(chǎn)生拮抗效應(yīng).

d) 復(fù)合污染共存通過干擾生理活動(dòng)、抑制酶活性、改變活性部位等抑制各自的降解，從而產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng). 多環(huán)芳烴和重金屬復(fù)合暴露對(duì)土壤微生物群落結(jié)構(gòu)產(chǎn)生拮抗效應(yīng)，可能與二者相互干擾微生物生理活動(dòng)及生物大分子的合成有關(guān). 重金屬能抑制多環(huán)芳烴降解所需生物酶的活性，從而抑制多環(huán)芳烴的降解，產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng)[31]. Lin等[32]指出，加入重金屬可導(dǎo)致甲基叔丁基醚(methyl tert butyl ether, MTBE)降解率降低，可能是重金屬吸附進(jìn)入微生物細(xì)胞或在細(xì)胞表面析出，改變了MTBE的活性部位，也有可能是重金屬與MTBE生物降解酶或細(xì)胞代謝酶結(jié)合導(dǎo)致其變性或失活，產(chǎn)生協(xié)同效應(yīng).

3 復(fù)合污染土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

隨著我國環(huán)境管理水平的提升，對(duì)于污染場地的保護(hù)不再單純關(guān)注人體健康，而是逐步提升到兼顧生物資源保護(hù)、生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性維護(hù)等水平. 借鑒發(fā)達(dá)國家基于風(fēng)險(xiǎn)的污染場地管理思路，我國基本構(gòu)建了基于人體健康的污染場地風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和風(fēng)險(xiǎn)管控制度和技術(shù)體系，下一步應(yīng)將生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)納入風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估和風(fēng)險(xiǎn)管控體系，逐步構(gòu)建生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估技術(shù)方法和標(biāo)準(zhǔn)體系，形成健康和生態(tài)并重的污染場地風(fēng)險(xiǎn)管理模式.

3.1 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

目前常用的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估包括相對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法、絕對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法兩類，具體如圖2所示.

圖2 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法Fig.2 Methods of ecological risk assessment

3.1.1相對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

相對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法通常是利用污染源、遷移途徑或者受體的某些特征參數(shù)構(gòu)建指標(biāo)體系，確定各指標(biāo)權(quán)重，并對(duì)不同指標(biāo)進(jìn)行賦值或計(jì)算，以獲得不同點(diǎn)位或不同區(qū)域污染物暴露的相對(duì)風(fēng)險(xiǎn)的過程. 可以利用重金屬元素活性形態(tài)含量占重金屬總含量的比例作為指標(biāo)表征重金屬生物有效性及其生態(tài)風(fēng)險(xiǎn). 隨著生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的發(fā)展，證據(jù)權(quán)重法逐漸被用于確定基于多重證據(jù)鏈條的可能生態(tài)影響[33]. 歐盟委員會(huì)支持開發(fā)了用于評(píng)估生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的Triad方法，Triad方法將污染物化學(xué)和生物有效性分析與可觀察的生態(tài)毒理學(xué)效應(yīng)相結(jié)合，通過證據(jù)權(quán)重法將化學(xué)、毒理學(xué)和生態(tài)學(xué)證據(jù)聯(lián)系在一起，用包含三類指標(biāo)在內(nèi)的綜合效應(yīng)指數(shù)來評(píng)估土壤污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn). 荷蘭國家公共衛(wèi)生與環(huán)境研究所開發(fā)了相關(guān)的決策支持系統(tǒng)，并提出通過計(jì)算不同指數(shù)的標(biāo)準(zhǔn)差來輔助決策，且規(guī)定了不同土地利用類型對(duì)應(yīng)的可接受風(fēng)險(xiǎn)值范圍. Dagnina等[34]綜合考慮污染物本身風(fēng)險(xiǎn)、生物個(gè)體水平毒性參數(shù)、污染物亞致死水平上的生物生理生化參數(shù)(生物標(biāo)記物)以及有關(guān)生物種群、群落結(jié)構(gòu)和功能的生態(tài)學(xué)參數(shù)，將每個(gè)參數(shù)與相應(yīng)的參考值進(jìn)行比較，獲得相應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，即化學(xué)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(ChemRI)、生態(tài)毒理學(xué)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(EcotoxRI)以及生態(tài)系統(tǒng)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(EcoRI)，最后根據(jù)各自權(quán)重獲得整體生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù).意大利科學(xué)家也開發(fā)了類似的決策支持系統(tǒng)，用于污染場地生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，根據(jù)多目標(biāo)決策分析方法和專家判斷對(duì)選定的毒理學(xué)測試和生態(tài)調(diào)查項(xiàng)目進(jìn)行比較，并根據(jù)比較結(jié)果確定適合每個(gè)層級(jí)的測試，Semenzin等[35]將該方法應(yīng)用于某污染場地的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中，包括測量終點(diǎn)分類、專家分配損害閾值、建立歸一化函數(shù)對(duì)測試結(jié)果進(jìn)行歸一化、與參考條件進(jìn)行比較、計(jì)算綜合風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)等過程. 李勖之[36]利用證據(jù)權(quán)重法，綜合生物有效性、生物累積、生物標(biāo)記物、預(yù)計(jì)種群效應(yīng)等構(gòu)建了綜合風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)評(píng)估生態(tài)風(fēng)險(xiǎn).

在證據(jù)權(quán)重法的應(yīng)用中，根據(jù)土壤污染類型、敏感生物受體類型的不同，化學(xué)分析可以包括污染物濃度、浸出濃度、薄膜擴(kuò)散梯度(diffusive gradients in thin-films technique, DGT)測試等表征污染物總量和可被生物利用的污染物含量等指標(biāo)；毒理學(xué)實(shí)試驗(yàn)可以選擇存活率、繁殖率、發(fā)芽率、根伸長等個(gè)體指標(biāo)以及溶酶體膜穩(wěn)定性、Ca-ATP酶活性、脂褐素溶酶體含量、中性脂質(zhì)溶酶體含量、DNA損傷、乙酰膽堿酯酶活性、有絲分裂指數(shù)、有絲分裂異常、微核頻率、DNA含量等生物標(biāo)記物；生態(tài)學(xué)測試可以選擇物種豐度指數(shù)、香農(nóng)-威納指數(shù)、土壤生物質(zhì)量指數(shù)、C-礦化測試、硝化試驗(yàn)等[34-37]. 部分研究中還提到了用生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能代理指標(biāo)來表征生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[38]，也有研究提出將跨代表觀遺傳等納入毒理學(xué)測試以及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估框架[39]. 指標(biāo)選取的靈活性一方面表明該方法具有較為廣泛的適用性，但由于指標(biāo)選取的差異對(duì)結(jié)果的影響也可能在一定程度上降低該方法評(píng)估結(jié)果的可信度(見圖3).

3.1.2絕對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

絕對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法是將土壤中污染物濃度與可能導(dǎo)致風(fēng)險(xiǎn)的背景值、標(biāo)準(zhǔn)值、毒性參考值等進(jìn)行比較，得到污染物暴露對(duì)人體健康或生態(tài)受體的絕對(duì)風(fēng)險(xiǎn)的過程. 內(nèi)梅羅指數(shù)法和地累積指數(shù)法是將土壤中污染物濃度分別與標(biāo)準(zhǔn)值、背景值進(jìn)行比較得到定量風(fēng)險(xiǎn)的方法，Hakanson潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)法以及在此基礎(chǔ)上進(jìn)行改進(jìn)的一些方法則綜合考慮了重金屬背景值和毒性響應(yīng)系數(shù)[40]. Peng等[41]將污染物濃度與影響范圍下限(ERL)和影響范圍中值(ERM)進(jìn)行比較，計(jì)算污染嚴(yán)重指數(shù)(CSI)，得到復(fù)合污染土壤的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn). 這類方法的過程相對(duì)簡單，只需要獲取土壤中污染物濃度，現(xiàn)有的污染物背景值或標(biāo)準(zhǔn)值，即可通過公式進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)計(jì)算，在多個(gè)實(shí)際案例中被應(yīng)用. 商值法是將實(shí)際監(jiān)測或由模型估算出的受體暴露濃度與表征污染物對(duì)于受體危害程度的毒性參考值(如預(yù)測無效應(yīng)濃度, predicted no effect concentration,PNEC)相比較，得到風(fēng)險(xiǎn)商值(risk quotient, RQ)的方法，與上述方法相比，商值法對(duì)比的是保護(hù)生態(tài)受體的毒性參考值，而非背景值或保護(hù)人體健康的標(biāo)準(zhǔn)值，因此，更具針對(duì)性，也得到了廣泛的應(yīng)用. 對(duì)于植物、無脊椎動(dòng)物等直接暴露于土壤的生物而言，商值法評(píng)估的重點(diǎn)是獲取毒性數(shù)據(jù)并推導(dǎo)土壤毒性參考值；對(duì)于高等動(dòng)物而言，通常還需要計(jì)算其通過食物鏈等途徑的實(shí)際暴露量，將生物體實(shí)際暴露量與生物體毒性參考值進(jìn)行比較(見圖3).

圖3 生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估框架、重點(diǎn)和難點(diǎn)Fig.3 Framework, key points and difficulties of ecological risk assessment

暴露量的計(jì)算通常需要考慮生物類型、重量、土壤攝入率和作為食物的生物攝入率、土壤中污染物的生物可利用性、生物體中污染物的生物有效性等參數(shù). 土壤中重金屬、有機(jī)物等都存在不同形態(tài)，生物對(duì)不同形態(tài)污染物的吸收利用程度存在較大差異，因此，土壤中污染物的生物可利用性、生物體中污染物的生物有效性對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果影響最大. 目前用于表征被生物吸收并對(duì)生物體產(chǎn)生毒性效應(yīng)的污染物比例的方法除了傳統(tǒng)的重金屬形態(tài)分析方法，還有體外模擬方法、體內(nèi)模擬方法、植物指示法、微生物指示法、模型綜合評(píng)價(jià)法等. 通過體外模擬得到的是可溶解于腸胃液中可被生物可利用的部分[42]，通常用生物可利用性(BAc)表示，即體外腸胃液模擬溶出的污染物量與樣品中污染物總量的比值. BAc與土壤中污染物本身的賦存形態(tài)以及模擬的腸胃液的條件有直接關(guān)系[43]，采用不同類型土壤、不同模擬方法得到的同一種污染物的BAc差異較大，在0.46%～107%之間，絕大部分都低于100%[44]. 通過體內(nèi)模擬得到的是通過皮膚接觸、攝入或吸入途徑被吸收進(jìn)入生物體血液、肝臟、腎臟等器官的污染物的量，即生物中污染物濃度與土壤中污染物濃度的比值，用生物有效性表示. 體內(nèi)模擬被認(rèn)為是評(píng)價(jià)重金屬生物有效性可靠方法，最常用的動(dòng)物為嚙齒類，包括兔子、豬、小鼠等. 植物指示法是利用植物吸收的污染物或植物特定響應(yīng)來表征土壤中污染物的生物有效性. 微生物指示法是利用微生物傳感器等的特異性響應(yīng)定量評(píng)價(jià)污染物的生物可利用性[45]. 綜合模型評(píng)價(jià)法是基于生物可利用的污染物與土壤特征之間的經(jīng)驗(yàn)關(guān)系評(píng)價(jià)生物可利用性的方法，研究較多的是生物配體模型(biological ligand model, BLM)[46-47]，這類模型充分考慮了土壤中重金屬、有機(jī)污染物的生物可利用性的變化與環(huán)境條件的相關(guān)性. 不同的方法評(píng)價(jià)生物可利用性或有效性的精度不同，在實(shí)際應(yīng)用時(shí)，應(yīng)綜合考慮可操作性、周期、成本等進(jìn)行選擇.

毒性終點(diǎn)的選取會(huì)影響風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估結(jié)果[48]. 推導(dǎo)毒性參考值時(shí)，優(yōu)先選擇亞致死毒性或慢性毒性效應(yīng).土壤無脊椎動(dòng)物優(yōu)先選擇與繁殖相關(guān)的毒性終點(diǎn)，因?yàn)榉敝呈蔷S持種群的必要條件，且能夠很好地指示長期(即慢性)暴露的效應(yīng)，其次考慮種群相關(guān)的毒性終點(diǎn)，因?yàn)樯鷳B(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的重點(diǎn)是保護(hù)生物種群，最后考慮生長相關(guān)的毒性終點(diǎn)；植物首選的毒性終點(diǎn)是生物質(zhì)生產(chǎn)，因?yàn)樗ǔＷ蠲舾校浯慰紤]生理學(xué)終點(diǎn)，因?yàn)樯碇笜?biāo)與生產(chǎn)力之間具有密切聯(lián)系；對(duì)于基于土壤生態(tài)過程的毒性試驗(yàn)，優(yōu)先選擇土壤生態(tài)過程抑制率；此外，還可以選擇生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)、服務(wù)功能、棲息地面積、質(zhì)量、特殊或受法律保護(hù)的生態(tài)屬性以及生態(tài)系統(tǒng)的多樣性、脆弱性、完整性等終點(diǎn). 無觀察效應(yīng)濃度(no observed effect concentration, NOEC)看起來是不會(huì)產(chǎn)生效應(yīng)的濃度，但實(shí)際上是與對(duì)照相比效應(yīng)不存在顯著差異的濃度，通常會(huì)產(chǎn)生10%～30%的效應(yīng)，最低可觀察效應(yīng)濃度(lowest observed effect concentration, LOEC)值則會(huì)導(dǎo)致更高的百分比效應(yīng)(中位數(shù)為30%)；此外，推導(dǎo)NOEC/LOEC采用基于假設(shè)的顯著性檢驗(yàn)也不可靠，而應(yīng)該用置信區(qū)間替代. 因此，百分比效應(yīng)濃度更適于PNEC的推導(dǎo)，且百分比越大，其保護(hù)的生物比例越低，因此，盡可能選用10%效應(yīng)濃度/致死濃度(EC/LC10)，其次是20%效應(yīng)濃度/致死濃度(EC/LC20)、30%效應(yīng)濃度/致死濃度(EC/LC30)、50%效應(yīng)濃度/致死濃度(EC/LC50)等.對(duì)于毒性數(shù)據(jù)的篩選和評(píng)價(jià)，主要包含幾個(gè)方面：①生物有效性最大原則，如美國規(guī)定試驗(yàn)的pH在4～8.5之間、有機(jī)質(zhì)含量≥10%[49]等；②慢性效應(yīng)優(yōu)先原則，美國在評(píng)價(jià)毒性數(shù)據(jù)時(shí)，慢性毒性試驗(yàn)分值高于急性毒性試驗(yàn)[49]，澳大利亞規(guī)定暴露時(shí)間≥24 h[50]；③設(shè)計(jì)合理原則，如效應(yīng)源唯一[49,51]，至少3個(gè)處理水平、至少1個(gè)對(duì)照[49-50]，濃度差≤5倍、有重復(fù)[50]，采用標(biāo)準(zhǔn)試驗(yàn)方法和適用的統(tǒng)計(jì)分析方法[49-50,52]；④記錄充分原則，如記錄土壤特征或制備過程、生物來源或生物特征[49-50]，記錄化學(xué)形態(tài)[49]，記錄暴露時(shí)間和實(shí)際暴露濃度[49-51]，記錄毒性終點(diǎn)和毒性效應(yīng)[50-51]；⑤分類評(píng)估原則，即不同類別生態(tài)受體的毒性數(shù)據(jù)盡可能分別篩選歸類，單獨(dú)評(píng)估[51]；⑥劑量效應(yīng)關(guān)系合理原則，如美國規(guī)定EC10和EC20之間，或NOEC與LOEC之間相差小于3倍的評(píng)分最高，其次是3～10倍，＞10倍的得分最低[49]. 基于毒性數(shù)據(jù)外推得到預(yù)測無效應(yīng)濃度的方法包括物種敏感性分析法(species sensitive distribution, SSD)、排序分布法、評(píng)估因子法等，美國直接對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行幾何平均[49]，大部分國家采用物種敏感性分析法外推結(jié)合評(píng)估因子得到預(yù)測無效應(yīng)濃度[50-51,53]. SSD曲線上濃度百分比的選擇取決于保護(hù)對(duì)象和保護(hù)目標(biāo)，通常國家公園保護(hù)水平最高，其次是農(nóng)業(yè)用地、住宅、公園等，最后是工業(yè)、商業(yè)用地. pH、有機(jī)物含量、黏土含量、老化時(shí)間是影響污染物生物利用度和毒性的主要土壤參數(shù)，可以在毒性數(shù)據(jù)篩選環(huán)節(jié)排除生物可利用性低的數(shù)據(jù)[49]，也可以在生物有效性低的數(shù)據(jù)占比較大時(shí)，引入不確定性因子[52]；根據(jù)有機(jī)質(zhì)含量、黏土含量對(duì)目標(biāo)值和干預(yù)值進(jìn)行校正，甚至可以直接用pH和有機(jī)質(zhì)含量預(yù)測毒性參考值[54]；或者利用老化/浸出因子乘以毒性數(shù)據(jù)來推導(dǎo)老化污染物的參考值[50,55].

3.1.3結(jié)合概率分布的絕對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法

上述方法無法體現(xiàn)種群內(nèi)不同個(gè)體暴露的差異、受暴露物種效應(yīng)的差異等不確定性的因素. 概率法是將暴露濃度和物種敏感度當(dāng)作來自概率分布的隨機(jī)變量，利用其概率分布來量化風(fēng)險(xiǎn). 運(yùn)用概率風(fēng)險(xiǎn)分析方法，考慮了污染物暴露和毒性效應(yīng)的變異性，更為合理，更符合實(shí)際. 概率法又可分為安全濃度閾值法、概率密度函數(shù)重疊面積法、概率曲線分布法、蒙特卡羅分析法等. 安全濃度閾值法是物種敏感度分布曲線上10%處濃度與污染物濃度累積分布曲線上90%處濃度的比值，即通過污染物暴露分布和毒性分布的重疊程度來表征風(fēng)險(xiǎn)[56]. 概率密度函數(shù)重疊面積法是將表征污染物暴露濃度和毒性效應(yīng)的概率密度曲線置于同一坐標(biāo)系下，利用其重疊部分面積來表征生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[57]. 概率曲線分布法是以毒性效應(yīng)的累積概率為橫坐標(biāo)得到的，污染物暴露濃度超過相應(yīng)效應(yīng)濃度的概率作為縱坐標(biāo)，該曲線可以描述污染物濃度超過產(chǎn)生特定危害效應(yīng)(如50%致死效應(yīng))的濃度閾值的概率，曲線下部面積用于表征生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)大小[58-59].污染物在環(huán)境中本身濃度和毒性隨時(shí)間的變化、污染物生物有效性影響因素的多樣性、不同污染物之間作用機(jī)理的復(fù)雜性等，都會(huì)導(dǎo)致土壤污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的不確定性，如重金屬隨時(shí)間會(huì)發(fā)生形態(tài)和價(jià)態(tài)轉(zhuǎn)化、有機(jī)污染物會(huì)發(fā)生降解，毒性和風(fēng)險(xiǎn)都可能發(fā)生變化，一種污染物可能抑制或促進(jìn)生物對(duì)其共存污染物的吸收，兩種甚至更多種污染物在同一生物體內(nèi)存在多個(gè)靶向目標(biāo)和復(fù)雜的相互作用關(guān)系. 蒙特卡羅分析法是將生態(tài)評(píng)估模型中的一些變異和不確定性的參數(shù)用它們的概率密度函數(shù)替代，然后從概率密度函數(shù)出發(fā)進(jìn)行隨機(jī)抽樣，將這些抽樣結(jié)果代入模型中得到模擬結(jié)果，最后對(duì)模擬結(jié)果的概率分布進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析的一種方法[60].

無論是哪一種絕對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，其重點(diǎn)在于實(shí)際暴露量或者暴露濃度概率曲線的確定以及毒性參考值或者毒性參數(shù)概率曲線的確定(見圖3). 實(shí)際暴露量或者暴露濃度概率曲線與土壤污染物濃度及其可被生物利用并產(chǎn)生效應(yīng)的比例、生物活動(dòng)范圍等有關(guān)[61]，而毒性參考值或者毒性參數(shù)概率曲線則與污染物本身的特性、生態(tài)受體的特性、污染物與生物受體本身的作用機(jī)制等有關(guān).

3.2 復(fù)合污染土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)表征

由于土壤復(fù)合污染普遍存在，且復(fù)合污染情形下，污染物的生物有效性、毒性效應(yīng)都與單一污染情形不同，且其加和、拮抗、協(xié)同作用與諸多因素有關(guān)，因此，如何統(tǒng)籌考慮多種污染物共存時(shí)生物有效性的聯(lián)合效應(yīng)和毒性的聯(lián)合效應(yīng)，表征復(fù)合污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，并合理分析其不確定性，是生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的難點(diǎn)問題.

復(fù)合污染毒性效應(yīng)的表征通常采取兩種方式. 一種是通過開展復(fù)合污染的生物試驗(yàn)，選用合理的指標(biāo)(包括常規(guī)指標(biāo)和生物標(biāo)記物等)來表征復(fù)合效應(yīng)[62]；一種是根據(jù)聯(lián)合效應(yīng)預(yù)測方程表征復(fù)合污染物的毒性，后者更適合與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)定量評(píng)估相結(jié)合.

Plackett和Hewlett早在1952年就提出了用濃度加和(也稱為簡單相似的聯(lián)合作用，concentration addition, CA)和效應(yīng)加和(也稱為獨(dú)立的聯(lián)合作用，independent action, IA)兩種方式表征復(fù)合污染物的毒性效應(yīng). 后來，CA和IA兩類預(yù)測方程被廣泛用于表征復(fù)合污染的毒性[63-64]，CA適用于所有化學(xué)物質(zhì)具有相同作用機(jī)理的情形，而IA則適用于化學(xué)物質(zhì)具有不同作用機(jī)理的情形，這兩類模型都假設(shè)污染物在靶標(biāo)位點(diǎn)不會(huì)發(fā)生交互作用[63]，都可用于混合物在不同效應(yīng)水平下的聯(lián)合毒性的預(yù)測. CA模型比IA模型評(píng)估更為保守，故通常作為化學(xué)混合物風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的默認(rèn)選項(xiàng). 環(huán)境中存在的污染物的作用機(jī)理或作用方式大都是未知的，且對(duì)混合物組分作用機(jī)制的“相同”和“不同”并沒有一個(gè)明確范圍的界定，因此，CA和IA兩個(gè)模型的應(yīng)用范圍比較寬泛. 在CA模型的基礎(chǔ)上又?jǐn)U展出了GCA和XGCA等模型，通過分子結(jié)構(gòu)或納米結(jié)構(gòu)特征預(yù)測聯(lián)合毒性[65]. CI模型為CA模型的衍生版本，適用于單點(diǎn)預(yù)測，如果CI等于1，認(rèn)為是加和效應(yīng)，如果CI大于1，認(rèn)為是協(xié)同效應(yīng)，如果CI小于1，認(rèn)為是拮抗效應(yīng). Chen等[66]研究發(fā)現(xiàn)，對(duì)于所研究的復(fù)合污染物而言，與使用CA或IA模型相比，根據(jù)CI模型預(yù)測的毒性值更接近于試驗(yàn)得到的毒性值. Brown (1968年)和Sprague(1970年)相繼提出了毒性單位(toxic unit, TU)模型，TU模型反映了復(fù)合污染的聯(lián)合效應(yīng)可能因每種成分的比例而異，該模型也得到了廣泛應(yīng)用[67]. TI模型通過擴(kuò)展TU模型得到，如果TI等于1，為加和效應(yīng)，如果TI大于1，為協(xié)同效應(yīng)，如果TI小于1，為拮抗效應(yīng)[68].上述模型的具體公式及參數(shù)見表2. CI、TU、TI等模型均屬于聯(lián)合作用指數(shù)模型，均只能用于評(píng)價(jià)劑量效應(yīng)線上某個(gè)效應(yīng)水平的聯(lián)合效應(yīng). 通?？刹捎眯?yīng)殘差比等方法定量比較不同模型的預(yù)測能力.

雖然對(duì)于復(fù)合污染生物毒性效應(yīng)的研究較多，但相關(guān)的指南和案例中對(duì)于生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的表征普遍采用了簡單的濃度加和或效應(yīng)加和方式. 澳大利亞的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估框架中提到，考慮到大多數(shù)復(fù)合污染毒性均為濃度加和(占70%～90%)，只有一小部分是拮抗和協(xié)同效應(yīng)，提出了通過加和方式評(píng)價(jià)復(fù)合污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，即采用表2中的風(fēng)險(xiǎn)相加模型計(jì)算總風(fēng)險(xiǎn)[50].陳瑾等[69]采用效應(yīng)加和的方法計(jì)算微囊藻毒素與氨氮、亞硝態(tài)氮的復(fù)合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，即先根據(jù)不同污染物的濃度評(píng)估其對(duì)生物的影響，確定物種損害比例，然后利用表2風(fēng)險(xiǎn)效應(yīng)加和模型計(jì)算三者的復(fù)合潛在影響比例；李勖之[36]也應(yīng)用該模型評(píng)估了4種重金屬對(duì)無脊椎動(dòng)物的種群效應(yīng). 也有部分研究和實(shí)踐中，通過對(duì)不同污染物賦以不同權(quán)重，以體現(xiàn)不同污染物風(fēng)險(xiǎn)的差異. Shi等[59]對(duì)不同污染物賦以不同權(quán)重，利用表2中的風(fēng)險(xiǎn)加權(quán)模型計(jì)算總風(fēng)險(xiǎn). 李勖之[36]利用證據(jù)權(quán)重法，整合4個(gè)證據(jù)鏈的HQ計(jì)算復(fù)合污染的綜合風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)，在計(jì)算每個(gè)證據(jù)鏈的HQ時(shí)，都通過對(duì)不同重金屬賦予權(quán)重，來評(píng)估復(fù)合污染效應(yīng)，Cu和Zn權(quán)重設(shè)定為1，Cd和Pb權(quán)重為1.2. Peng等[41]在評(píng)價(jià)長春土壤重金屬、多環(huán)芳烴、多氯聯(lián)苯和有機(jī)氯農(nóng)藥復(fù)合污染的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)，采取了賦權(quán)重的方式，權(quán)重依據(jù)對(duì)污染物組成進(jìn)行主成分分析和因子分析的結(jié)果確定.

表2 復(fù)合污染毒性效應(yīng)和風(fēng)險(xiǎn)表征模型Table 2 Toxic effects and risk characterization models of combined pollution

Qin等[70]建立了基于多元線性回歸的將CA和IA相結(jié)合的新模型ICIM(Integrated concentration addition with independent action based on the multiple liner regression)，其預(yù)測優(yōu)于CA和IA模型. 部分研究者提出了多層次復(fù)合污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，以提高評(píng)估的效率和精準(zhǔn)度，降低評(píng)估的不確定性. Altenberger等[64]提出了兩步混合模型，即具有相同作用模式的使用濃度加和模型，具有不同作用模式的使用效應(yīng)加和模型，在理論上優(yōu)于濃度加和法來估計(jì)混合物的毒性. Backhaus等[63]提出了一種結(jié)合濃度加和與效應(yīng)加和的三層次復(fù)合污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法，包括：①計(jì)算多種污染物的RQPEC/PNEC〔RQPEC/PNEC為不同污染物的預(yù)測環(huán)境濃度(predicted environmental concentration,PEC)與PNEC比值的總和，其中PNEC由最低的EC50除以評(píng)估因子得到〕；②如果RQPEC/PNEC＞1，計(jì)算RQSTU(STU表示毒性單位總和，即某一類別生物不同污染物的PEC/EC50總和；RQSTU為不同類別生物毒性單位總和的最大值與評(píng)估因子之積)；③如果RQSTU＞1，且有證據(jù)表明使用前兩種CA方法會(huì)高估風(fēng)險(xiǎn)時(shí)，采用IA模型進(jìn)行評(píng)估，此時(shí)需要開展進(jìn)一步的混合物毒性測試或研究. Dyer等[71]提出了一種三層次框架：①使用CA模型來初步估算混合物毒性，如果大于1，進(jìn)入第二層次；②采用混合模型CA和IA來評(píng)估混合物毒性〔獲得組織殘留濃度(tissue residual concentration,TR)，將其與毒性閾值(IEC50/30)比較，小于1用CA模型評(píng)估毒性，大于1，劃分為特定的作用機(jī)制(mechanism of action, MeOA)，使用CA模型計(jì)算每種MeOA的內(nèi)在毒性單位(ITUmix)，ITUmix小于毒性閾值，使用CA模型，大于等于閾值，使用IA模型〕；③將單一物種的混合模型外推到群落(以IHU替代ITU，IHU表示某物種基于TR的NOEC值與所有物種基于TR的NOEC值的比值平均值，將每種污染物的IHU輸入SSD模型，有相同MeOA污染物的IHU相加，MeOA不同的用IA即“多物質(zhì)潛在影響比例(ms-PAF)”計(jì)算，得出可以保護(hù)特定百分比的所關(guān)注生物物種的TR含量.

4 結(jié)論與展望

a) 多維度多要素構(gòu)建風(fēng)險(xiǎn)表征指標(biāo)體系. 相對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估重點(diǎn)在于構(gòu)建耦合污染源-遷移途徑-受體的風(fēng)險(xiǎn)表征指標(biāo)體系，難點(diǎn)在于針對(duì)不同類型復(fù)合污染以及不同類型生態(tài)受體，選取代表性指標(biāo)，以確保合理性、全面性和精準(zhǔn)性. 隨著對(duì)生物可利用性和生物有效性研究的不斷深入，應(yīng)將更能表征污染物可利用性和生物有效性的指標(biāo)納入高營養(yǎng)級(jí)生物的綜合風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估指數(shù)的構(gòu)建，如體外模擬、體內(nèi)模擬等，以提高風(fēng)險(xiǎn)預(yù)測的準(zhǔn)確度；此外，暴露途徑的差異也是影響風(fēng)險(xiǎn)的重要因素，應(yīng)采用適當(dāng)?shù)姆绞綄⒈┞斗绞郊{入評(píng)估指標(biāo)體系，尤其是涉及揮發(fā)性有機(jī)污染物的情況；生態(tài)環(huán)境管理目標(biāo)往往與生態(tài)系統(tǒng)功能與服務(wù)密切相關(guān)，受體方面除了植物、動(dòng)物、土壤微生物等個(gè)體或種群層面的指標(biāo)以外，應(yīng)更多關(guān)注生態(tài)系統(tǒng)效應(yīng)等宏觀指標(biāo)，且有必要在生態(tài)系統(tǒng)功能和服務(wù)與土壤污染程度之間的定量關(guān)系方面開展研究.

b) 分區(qū)分類構(gòu)建本土化基礎(chǔ)參數(shù)庫. 絕對(duì)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估重點(diǎn)是基于生物可利用性和有效性計(jì)算暴露量、合理篩選毒性數(shù)據(jù)計(jì)算參考值，暴露量計(jì)算的難點(diǎn)在于生物富集系數(shù)的確定，尤其是對(duì)于高營養(yǎng)級(jí)生物，毒性參考值推導(dǎo)的難點(diǎn)在于本土化毒性數(shù)據(jù)的獲取.由于土壤、生物等的地區(qū)差異，我國應(yīng)針對(duì)一些高關(guān)注的典型污染物，如重金屬、多環(huán)芳烴等，加大對(duì)于本土物種生物可利用性和有效性、毒性效應(yīng)及其預(yù)測模型研究，逐步構(gòu)建生物富集系數(shù)和毒性參考值數(shù)據(jù)庫，以實(shí)現(xiàn)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估參數(shù)的標(biāo)準(zhǔn)化和本土化.在構(gòu)建生物富集系數(shù)和毒性參考值數(shù)據(jù)庫時(shí)，應(yīng)盡可能區(qū)分不同區(qū)域、不同的土地利用類型、不同的土壤性質(zhì)、不同的復(fù)合污染類型、不同受體或營養(yǎng)級(jí)、不同的管理目標(biāo)(保護(hù)、預(yù)警、篩選、管制等)，確保分類管控. 此外，對(duì)于毒性數(shù)據(jù)的篩選，應(yīng)結(jié)合我國土壤和生物特征，制定適宜且可操作的標(biāo)準(zhǔn).

c) 基于深入的機(jī)理研究構(gòu)建復(fù)合污染風(fēng)險(xiǎn)表征方法. 基于復(fù)合污染生態(tài)效應(yīng)的風(fēng)險(xiǎn)表征是研究和應(yīng)用領(lǐng)域的核心難點(diǎn). 對(duì)于復(fù)合污染毒性效應(yīng)預(yù)測方法，目前主要沿用濃度加和與效應(yīng)加和的理論，以及基于兩種加和理論組合的多層次評(píng)估方式，但僅停留在研究層面，還未在實(shí)際風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估中進(jìn)行應(yīng)用. 應(yīng)結(jié)合復(fù)合污染情形下生物有效性和生物毒性變化機(jī)理的研究成果，加快對(duì)于不同復(fù)合污染情形下土壤污染風(fēng)險(xiǎn)表征方法的研究，尤其是重金屬和有機(jī)污染物等不同類型污染物的復(fù)合污染. 此外，在利用證據(jù)權(quán)重法評(píng)估復(fù)合污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)時(shí)，應(yīng)該根據(jù)具體情形和指標(biāo)特點(diǎn)，選擇合理的權(quán)重確定方法，逐漸形成標(biāo)準(zhǔn)化的復(fù)合污染生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估方法. 在利用概率法進(jìn)行復(fù)合污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估時(shí)，如何將不同污染物的濃度分布和毒性分布以概率形式呈現(xiàn)，是需要解決的難點(diǎn)問題. 此外，由于復(fù)合污染生態(tài)效應(yīng)的復(fù)雜機(jī)制，合理評(píng)價(jià)并表征復(fù)合污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的不確定性既是關(guān)鍵也是難點(diǎn).