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确定化工区 土壤重金属生态安全阈值的方法

阅读：198发布：2020-05-15

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权利要求

1.一种确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法，其特征在于，该方法包括：
A1，收集生物毒性数据，所述生物毒性数据包括文献生物毒性数据和试验生物毒性数据，收集的生物毒性数据包括：在ECOTOX毒性数据库中获取的文献生物毒性数据、在中国知网中国期刊全文数据库中获取的文献生物毒性数据、以及实验室测定得到的试验生物毒性数据，来源于采用中国本土陆生生物进行毒性试验的结果，在实验室测定得到试验生物毒性数据后，将来自不同特性土壤的试验生物毒性数据转化为标准土壤试验生物毒性数据；
A2，按照预先设置的筛选策略，对收集的生物毒性数据进行筛选，所述筛选策略包括：
归一化结合可靠性、相关性和充分性的策略、代表性物种优先选择策略、生态毒理学评价指标确定策略、确定敏感保护目标，保证生物毒性数据完整性的策略和确定生物毒性数据评价标准策略；
表1为依据代表性物种优先选择策略选择的陆生环境生态毒理学生物及指标；
表1
A3，判断筛选得到的生物毒性数据量是否满足预先设置的数据量阈值，如果是，执行步骤A4，否则，通过生态毒理学试验补充生物毒性数据，执行步骤A4；其中，所述数据量阈值至少采用四门十科生物物种量，所述四门十科生物物种包括但不限于：被子植物门中禾本科的一种生物、菊科的一种生物、葱科的一种生物、葫芦科的一种生物、十字花科的一种生物、豆科的一种生物、茄科的一种生物、环节动物门中正蚓科的一种生物、节肢动物门中等节跳科的一种生物以及软体动物门中玛瑙螺科的一种生物；
A4，基于筛选得到的生物毒性数据，或筛选得到的生物毒性数据和通过生态毒理学试验补充的生物毒性数据，确定化工区土壤重金属生态安全阈值；其中，在生物毒性数据中包含有陆地生物毒性数据的情况下，在用于确定化工区土壤重金属生态安全阈值的生物毒性数据量大于预先设置的确定数阈值时，采用基于物种敏感性的分布法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值，在用于确定化工区土壤重金属生态安全阈值的生物毒性数据不大于预先设置的确定数阈值时，采用评估因子法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值；在生物毒性数据中不包含有陆地生物毒性数据的情况下，利用平衡分配法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值。
2.如权利要求1所述的方法，其特征在于，所述筛选策略进一步包括：毒性数据是否适用于拟采用的外推方法、毒性数据是否符合国家环境管理政策的要求、毒性数据来源是否能代表本国的生态系统现状与物种中的一种或其任意组合。
3.如权利要求2所述的方法，其特征在于，所述敏感保护目标包括：陆生植物、土壤无脊椎动物以及土壤微生物。
4.如权利要求1至3任一项所述的方法，其特征在于，使用基于log-logistic的物种敏感性的分布法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值，公式如下：
y为累积概率；
x为浓度；
P1、P2为参数。
5.如权利要求1至3任一项所述的方法，其特征在于，所述评估因子法是通过将选出的最低报道毒性值除以预先设置的评估因子来确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值。
6.如权利要求1至3任一项所述的方法，其特征在于，通过所述平衡分配法计算土壤中污染物的预测无效应浓度的公式如下：
式中，PNECsoil为土壤中污染物的预测无效应浓度，单位为mg.kg-1；
Ksoil-water为土壤/水分配系数，单位为m3.m-3；
PNECwater为水体中污染物的预测无效应浓度，单位为mg.L-1；
RHOsoil为湿土的容重，单位为kg.m-3。
7.如权利要求1所述的方法，其特征在于，转化公式如下：
式中，
NOEC或L(E)C50(standard)为标准土壤的NOEC或L(E)C50，单位为mg.kg-1；
NOEC或L(E)C50(exp)为试验土壤的NOEC或L(E)C50，单位为mg.kg-1；
Fomsoil(standard)为标准土壤中有机质的比率，单位为kg.kg-1，默认为3.4％；
Fomsoil(exp)为试验土壤中的有机质比率，单位为kg.kg-1。
8.如权利要求1至3任一项所述的方法，其特征在于，所述方法进一步包括：
根据预先设置的更新策略更新确定的化工区土壤重金属生态安全阈值。
9.如权利要求8所述的方法，其特征在于，所述更新策略包括：土壤类别以及生态毒理学评价指标，其中，土壤类别包括：土壤物理性质、化学性质以及土壤微生物活性；生态毒理学评价指标包括：半数致死浓度、ECX、NOEC以及LOEC。

说明书全文

确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法

技术领域

[0001] 本发明涉及土壤生态技术，特别涉及一种确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法。

背景技术

[0002] 伴随着社会经济的快速发展，全球对金属的需求量也越来越大，使得金属矿藏的开采和冶炼呈现几何增长的趋势。而大量使用的重金属，又通过各种途径进入土壤，造成土壤环境的污染，对土壤生态安全和人类健康造成严重威胁。例如，大量工业园区的建设和规划，虽然保障了不同企业的有机融合，但大量企业的聚集，工业废水、废液的排放，也对工业园区和周边区域的生态环境带来一定压力。尤其是集中了较多金属冶炼加工企业及基于金属为媒介的大型化工厂的工业园区，这些工业园区内企业的重金属废液排放，将导致工业园区环境的重金属污染，而污染园区中的重金属元素，可以通过地表径流和大气沉降作用，进一步污染工业园区周边区域的农田土壤。由于重金属污染物在土壤中的移动性差、滞留时间长、不易被生物降解，进而导致种植的粮食作物受到重金属污染，从而通过食物链对人类身体健康造成严重威胁。

[0003] 随着社会对生态环境的日益重视，工业园区内土壤重金属污染的问题越来越受到关注，对重金属污染土壤的风险评估研究也日益深入。其中，关于化学工业活动产生种类繁多、成分复杂的含重金属污染物，例如，铅、铬、镉、砷、汞等重金属污染物，对土壤形成的污染，成为土壤重金属生态风险评估研究的热点。

[0004] 目前，针对当前我国化工区土壤重金属污染的技术问题，还未提出相关土壤重金属(铅、铬)的生态安全阈值，以对重金属污染物导致的土壤生态风险进行有效评估，并构建适合我国国情的化工区土壤重金属生态安全阈值的获取方法，从而为化工区重金属污染物导致的土壤环境生态风险监管提供直接技术支持和决策依据。

发明内容

[0005] 有鉴于此，本发明的主要目的在于提出一种确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法，对重金属污染物导致的土壤生态风险进行有效评估。

[0006] 为达到上述目的，本发明提供了一种确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法，该方法包括：

[0007] A1，收集生物毒性数据，所述生物毒性数据包括文献生物毒性数据和试验生物毒性数据，收集的生物毒性数据包括：在ECOTOX毒性数据库中获取的文献生物毒性数据、在中国知网中国期刊全文数据库中获取的文献生物毒性数据、以及实验室测定得到的试验生物毒性数据；

[0008] A2，按照预先设置的筛选策略，对收集的生物毒性数据进行筛选，所述筛选策略包括：归一化结合可靠性、相关性和充分性的策略、代表性物种优先选择策略、生态毒理学评价指标确定策略、确定敏感保护目标，保证生物毒性数据完整性的策略和确定生物毒性数据评价标准策略；

[0009] A3，判断筛选得到的生物毒性数据量是否满足预先设置的数据量阈值，如果是，执行步骤A4，否则，通过生态毒理学试验补充生物毒性数据，执行步骤A4；其中，所述数据量阈值至少采用四门十科生物物种量，所述四门十科生物物种包括但不限于：被子植物门中禾本科的一种生物、菊科的一种生物、葱科的一种生物、葫芦科的一种生物、十字花科的一种生物、豆科的一种生物、茄科的一种生物、环节动物门中正蚓科的一种生物、节肢动物门中等节跳科的一种生物以及软体动物门中玛瑙螺科的一种生物；

[0010] A4，基于筛选得到的生物毒性数据，或筛选得到的生物毒性数据和通过生态毒理学试验补充的生物毒性数据，确定化工区土壤重金属生态安全阈值；其中，在生物毒性数据中包含有陆地生物毒性数据的情况下，在用于确定化工区土壤重金属生态安全阈值的生物毒性数据量大于预先设置的确定数阈值时，采用基于物种敏感性的分布法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值，在用于确定化工区土壤重金属生态安全阈值的生物毒性数据不大于预先设置的确定数阈值时，采用评估因子法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值；在生物毒性数据中不包含有陆地生物毒性数据的情况下，利用平衡分配法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0011] 较佳地，所述筛选策略进一步包括：毒性数据是否适用于拟采用的外推方法、毒性数据是否符合国家环境管理政策的要求、毒性数据来源是否能代表本国的生态系统现状与物种中的一种或其任意组合。

[0012] 较佳地，所述敏感保护目标包括：陆生植物、土壤无脊椎动物以及土壤微生物。

[0013] 较佳地，使用基于log-logistic的物种敏感性的分布法确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值，公式如下：

[0014]

[0015] y为累积概率；

[0016] x为浓度；

[0017] P1、P2为参数。

[0018] 较佳地，所述评估因子法是通过将选出的最低报道毒性值除以预先设置的评估因子来确定所述化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0019] 较佳地，通过所述平衡分配法计算土壤中污染物的预测无效应浓度的公式如下：

[0020]

[0021] 式中，PNECsoil为土壤中污染物的预测无效应浓度，单位为mg.kg-1；

[0022] Ksoil-water为土壤／水分配系数，单位为m3.m-3；

[0023] PNECwater为水体中污染物的预测无效应浓度，单位为mg.L-1；

[0024] RHOsoil为湿土的容重，单位为kg.m-3。

[0025] 较佳地，在实验室测定得到试验生物毒性数据后，所述方法进一步包括：

[0026] 将来自不同特性土壤的试验生物毒性数据转化为标准土壤试验生物毒性数据。

[0027] 较佳地，转化公式如下：

[0028]

[0029] 式中，

[0030] NOEC或L(E)C50(standard)为标准土壤的NOEC或L(E)C50，单位为mg.kg-1；

[0031] NOEC或L(E)C50(exp)为试验土壤的NOEC或L(E)C50，单位为mg.kg-1；

[0032] Fomsoil(standard)为标准土壤中有机质的比率，单位为kg.kg-1，默认为3.4％；

[0033] Fomsoil(exp)为试验土壤中的有机质比率，单位为kg.kg-1。

[0034] 较佳地，所述方法进一步包括：

[0035] 根据预先设置的更新策略更新确定的化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0036] 较佳地，所述更新策略包括：土壤类别以及生态毒理学评价指标，其中，土壤类别包括：土壤物理性质、化学性质以及土壤微生物活性；生态毒理学评价指标包括：半数致死浓度、ECX、NOEC以及LOEC。

[0037] 由上述的技术方案可见，本发明提供的一种确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法，通过收集生物毒性数据，按照预先设置的筛选策略，对收集的生物毒性数据进行筛选，并基于筛选得到的生物毒性数据，确定化工区土壤重金属生态安全阈值。从而构建适合我国国情的化工区土壤重金属生态安全阈值的获取方法，可对重金属污染物导致的土壤生态风险进行有效评估，为化工区重金属污染物导致的土壤环境生态风险监管提供直接技术支持和决策依据。附图说明

[0038] 图1为本发明实施例确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法流程示意图。

具体实施方式

[0039] 为使本发明的目的、技术方案和优点更加清楚，下面将结合附图及具体实施例对本发明作进一步地详细描述。

[0040] 长期以来，我国对重金属污染造成的土壤生态环境破坏重视不够，尤其是土壤生态风险评估技术和方法严重缺失，基于我国自有物种特性和土壤类型的基础数据十分匮乏，还没有提出一种确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法，通过确定的土壤重金属生态安全阈值，对土壤环境质量评价和土壤生态风险进行有效评估，这对我国土壤环境质量管理及土地的可持续发展显然不利。

[0041] 本发明实施例中，针对当前我国化工区土壤重金属污染的技术问题，提出适合我国国情的获取化工区土壤重金属(铅、铬)生态安全阈值的方法，以对铅、铬污染物导致的土壤生态风险进行有效评估，从而为化工区重金属污染物导致的土壤环境生态风险监管提供直接技术支持和决策依据。

[0042] 土壤重金属生态安全阈值又称为土壤生态安全阈值(Soil Environmental Criteria)，是指土壤中某一重金属污染物对特定暴露受体不产生不良或有害影响的最大剂量(无作用剂量)或浓度，也就是对陆地生态系统及关键的土壤生态功能提供适当的保护对应的土壤重金属污染物的临界含量(阈值)，需要兼顾对多个营养级生物受体(如植物、土壤动物和微生物)和生态系统功能的保护，是土壤质量评价、质量控制和质量标准制订的重要依据，对于防治土壤污染、保护生态环境、保障农业生产和维护人体健康具有重要的意义。其中，特定暴露受体包括：植物、土壤动物和微生物。

[0043] 就方法学而言，各国在制定土壤重金属生态安全阈值时所采用的指导原则和关键技术也略有不同，主要差异体现在文献毒性数据的筛选原则、生态受体类型、测试终点(NOEC、LOEC或ECx)、生态毒理数据(急性或慢性)、保护水平、数据外推方法等多个方面。长期以来，我国对土壤污染造成的生态环境破坏重视不够，尤其是土壤污染的风险评价技术和方法严重缺失，基于我国人群特点、自有物种特性和土壤类型的基础数据十分匮乏，还没有建立一套可完全支撑土壤环境质量评价和生态风险评估的安全阈值，这对我国土壤环境质量管理及土地的可持续发展显然不利。因此，在国家层面上开展全面系统的土壤生态安全阈值研究，对构建土壤环境标准、制定土壤环境保护对策、开展土壤污染综合治理、搞好土地环境规划和保护土地自然资源等，都具有重要的现实意义。因此，本发明实施例中，通过选择不同类群(植物、土壤无脊椎动物和微生物)中有代表性的物种进行毒性毒理试验，以推测和建立不同物种对重金属污染物的敏感度分布范围，从而可以依据设定的保护水平来确定相应的土壤重金属生态安全阈值。

[0044] 图1为本发明实施例确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法流程示意图。参见图1，该流程包括：

[0045] 步骤101，收集生物毒性数据；

[0046] 本步骤中，生物毒性数据包括：文献生物毒性数据和试验生物毒性数据。

[0047] 文献生物毒性数据主要来源于共享的数据库。例如，公共的数据库或国际文献资料中获取污染物的理化参数和生态毒理数据库。其中，生态毒理数据库包括：欧洲化学品管理局的国际统一化学品信息数据库(IUCLID)、美国环保局的生态毒理数据库(ECOTOX)、荷兰国立公共卫生与环境研究所(RIVM)的生态毒理风险评估数据库(e-toxbase)、中国知网中国期刊全文数据库等。

[0048] 试验生物毒性数据主要来源于采用中国本土陆生生物进行毒性试验的结果。

[0049] 本发明实施例中，收集的生物毒性数据包括：在ECOTOX毒性数据库中获取的文献生物毒性数据、在中国知网中国期刊全文数据库中获取的文献生物毒性数据、以及实验室测定得到的试验生物毒性数据。由于本发明只需获取试验生物毒性数据即可，因而，关于实验室测定得到试验生物毒性数据的具体流程，可参见申请人提交的另一专利申请，在此略去详述。

[0050] 本发明实施例中，试验生物毒性数据的具体内容包括：NOEC、LOEC或ECX。

[0051] 步骤102，按照预先设置的筛选策略，对收集的生物毒性数据进行筛选；

[0052] 本步骤中，由于土壤的高度异质性和干扰因子的多样性，例如，土壤有机质含量和pH值均可显著影响重金属污染物的生物有效性，因此，对毒性数据进行有效筛选十分必要。例如，预先设置的筛选策略可以是归一化(normalization)结合可靠性(reliability)、相关性(relevance)和充分性(adequacy)的策略，通过归一化的方法可以调整生物毒性数据，通过可靠性、相关性和充分性的方法，可以对各类生物毒性数据进行直接的比较与分析。

[0053] 进一步地，筛选策略还可以包括：毒性数据是否适用于拟采用的外推方法、毒性数据是否符合国家环境管理政策的要求、毒性数据来源是否能代表本国的生态系统现状与价值(物种)中的一种或其任意组合。

[0054] 本发明实施例中，基于我国典型化工区的特性，在确定化工区土壤重金属生态安全阈值时，筛选策略进一步包括以下描述中的一种或多种：

[0055] A1，代表性物种优先选择策略：

[0056] 在本发明实施例的代表性物种优先选择策略中，优先选择我国或地方具有代表性的物种，例如，优先选择常见的物种、重要的经济物种和农作物、在生态系统中具有重要作用的物种。同时，还可以充分考虑我国生态系统特性，优先选择具有我国化学品测试方法、OECD、ISO、ASTM等标准组织制定的测试标准的生物。

[0057] 表1为本发明实施例依据代表性物种优先选择策略选择的陆生环境生态毒理学生物及指标。

[0058] 表1

[0059]

[0060]

[0061]

[0062] 表1中，单子叶植物包括水稻、燕麦、玉米等，双子叶植物包括油菜、大白菜等。

[0063] A2，生态毒理学评价指标确定策略：

[0064] 本发明实施例中，在确定土壤重金属生态安全阈值时，采用半数致死浓度(LC50)作为短期毒性试验的测试终点，即采用LC50作为短期毒性试验的生态毒理学评价指标。在慢性毒性试验中，则主要考虑对受试生物繁殖、生长、发育、行为、活动、病变、生理变化、养分循环的影响，采用ECx、NOEC、NOEL作为慢性毒性试验的生态毒理学评价指标。

[0065] 本发明实施例中，考虑我国在确定土壤重金属生态安全阈值时，应该建立在大量系统的敏感生物致毒浓度和低水平、长期、亚慢性或慢性暴露生物学效应基础上。因而，优先选用长期／慢性毒性，并采用NOEC或NOEL作为生态毒理学评价指标。

[0066] A3，确定敏感保护目标，保证生物毒性数据完整性的策略：

[0067] 本发明实施例中，通过确定敏感保护目标，保护敏感生物来保护生态系统的结构，从而实现保护土壤生态系统的功能。

[0068] 敏感保护目标包括：陆生植物、土壤无脊椎动物(蚯蚓、跳虫、线虫等)、土壤微生物。

[0069] A4，确定可靠试验方法，保证生物毒性数据适用性的策略：即前述的可靠性和相关性。也就是说，所采用的试验内在质量有保证，试验方法、过程和结果等可靠有效，同时试验程度范围满足特定的危害或风险评估。

[0070] 对于新化学物质试验，必须符合我国《化学品测试方法(2004年)》中所列的试验方法，或者若没有适用的方法，则按照国际认可的导则，首选OECD化学品测试导则(OECD，Guidelines For the Testing of Chemicals)或美国EPA测试方法(OPPTS，Harmonized Test Guidelines)以及国际标准化组织(ISO)的测试方法。试验均须按照我国实验室认可和计量认证的要求来操作。

[0071] A5，确定生物毒性数据评价标准策略。

[0072] 本发明实施例中，评价标准包括：采用的生物毒性数据要能获取其原文，并对该试验的操作过程、试验条件、质量控制、计算方法等因素进行评判，判断试验设计是否合理、试验条件是否符合标准(暴露时间等)、是否进行质量控制(优先选择进行了质量控制的数据)、计算方法是否正确等，对于不符合上述评价标准的生物毒性数据应该舍弃。

[0073] 本发明实施例中，考虑上述的筛选策略，对于收集的生物毒性数据，从中首选EC10(文献中报道结果或通过有明显剂量-效应关系的原始数据计算)或NOEC(无观测效应浓度)，同时，对于同一物种存在多个生物毒性数据时，通过计算多个生物毒性数据的几何均值，得到“物种平均”EC10／NOEC值作为最终值。

[0074] 本发明实施例中，按照上述筛选策略，对收集的生物毒性数据进行筛选处理，剔除不满足要求的生物毒性数据，最终得到生物毒性数据。

[0075] 步骤103，判断筛选得到的生物毒性数据量是否满足预先设置的数据量阈值，如果是，执行步骤104，否则，通过生态毒理学试验补充生物毒性数据，执行步骤104；

[0076] 本步骤中，是否满足预先设置的数据量阈值是指是否满足预先设置的评价标准。结合国内外研究，并考虑到后续物种敏感性分布法SSD对生物毒性数据量的需求情况(最少十个生物毒性数据)，同时结合是否存在标准测试方法，本发明实施例中，在确定化工区土壤重金属生态安全阈值时，数据量阈值至少采用“四门十科”生物物种量，以较好的保证物种的代表性、推导方法的科学性。

[0077] 本发明实施例中，当生物毒性数据量不足，或者，符合条件(经过筛选)的生物毒性数据量达不到数据量阈值时，需要进行生态毒理学试验来补充生物毒性数据，使之达到“四门十科”生物物种量。其中，四门十科应包含土壤植物、土壤无脊椎动物的生物毒性数据。具体来说，四门十科生物物种包括但不限于如下生物物种：

[0078] ①被子植物门中禾本科的一种生物(如小麦、大米、玉米、高粱等)、菊科的一种生物(如莴苣)、葱科的一种生物(如韭菜、大葱)、葫芦科的一种生物(如黄瓜)、十字花科的一种生物(如白菜)、豆科的一种生物(如大豆)、茄科的一种生物(如番茄)；

[0079] ②环节动物门中正蚓科的一种生物(如赤子爱胜蚓)；

[0080] ③节肢动物门中等节跳科的一种生物(如白符跳虫)；

[0081] ④软体动物门中玛瑙螺科的一种生物(如褐云玛瑙螺)。

[0082] 此外，其他本土物种，例如，金龟子科动物、线蚓、田螺等也是潜在的生态毒理学试验物种。

[0083] 所应说明的是，本发明实施例中，微生物是生态系统中重要的一部分，虽然其生态毒理学试验存在一定的争议，在条件可行的情况下，也应考虑土壤微生物的生态毒理学试验数据。

[0084] 步骤104，基于筛选得到的生物毒性数据，或筛选得到的生物毒性数据和通过生态毒理学试验补充的生物毒性数据，确定化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0085] 本步骤中，对于生物毒性数据中的试验生物毒性数据，绝大部分的试验生物毒性数据都是通过室内毒性试验获取的，在将这些试验生物毒性数据应用于土壤重金属生态安全阈值的构建时，必须进行适当的外推和转换，以正确反映和体现野外条件下的现实情况。

[0086] 本发明实施例中，进行生态毒理学试验的土壤特性参数，如：有机质、黏土成分、土壤pH值以及土壤湿度含量等各有不同，而生物对化学物质的生物利用率以及毒性效应与土壤的特性有关。因此，需要将来自不同特性土壤的试验数据转化为标准土壤试验结果(例如欧盟规定标准土壤有机质含量为3.4％)。假设对于非离子有机化学物质，其生物吸收率由土壤中的有机质含量决定，则NOEC与LC5o根据下面公式校正：

[0087]

[0088] 式中，

[0089] NOEC或L(E)C50(standard)为标准土壤的NOEC或L(E)C50，单位为mg.kg-1；

[0090] NOEC或L(E)C50(exp)为试验土壤的NOEC或L(E)C50，单位为mg.kg-1；

[0091] Fomsoil(standard)为标准土壤中有机质的比率，单位为kg.kg-1，默认为3.4％；

[0092] Fomsoil(exp)为试验土壤中的有机质比率，单位为kg.kg-1。

[0093] 本发明实施例中，根据生物毒性数据量，可以采用以下对应于数据量的三种方法对生物毒性数据进行外推，以构建土壤重金属生态安全阈值：①基于物种敏感性的分布法(SSD)；②评估因子法(assessment factor methods)；③平衡分配法(equilibrium partitioning method)，下面分别进行描述。

[0094] ①基于物种敏感性的分布法

[0095] 物种敏感度分布法(species sensitivity distribution，SSD)是一种基于统计的方法，利用累积分布函数来描述污染物对不同生物物种的毒性差异，这些物种可能来自同一个分类群(taxonomic groups)，或是从某一种团或群落中选出的代表种。分割值(百分位点)的选择更多是由国家的政策来决定，并不完全属于-科学的范畴，如欧盟委员会的方法选择慢性毒性分布的第5个百分位点为危害浓度值(hazardous concentration，HC5)，毒理参数(如LC50、LOEC和NOEC等)的选择也有很大的覆盖范围，不完全局限于最低的毒性值，这也使该方法能够通过统计计算来求解分割值的置信区间。

[0096] 本发明实施例中，在确定化工区土壤重金属生态安全阈值时，为了使化工区土壤重金属生态安全阈值更科学、合理，使用基于log-logistic的SSD法，公式如下：

[0097]

[0098] 式中，y为累积概率；

[0099] x为浓度；

[0100] P1、P2为参数。

[0101] 实际应用中，危害浓度HCp(仅p％物种未受保护的危害浓度)被认为是对生物群落产生最小影响的临界危害浓度，通过该种方法得到的阈值为p百分数的物种危害浓度，将HCp(如HC5)除以一个预先设置的因子后，即可得到化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0102] ②评估因子法

[0103] 本发明实施例中，如果污染物的生物毒性数据不足或较为匮乏，则可以采用评估因子法确定或推导化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0104] 评估因子法是通过将选出的最低报道毒性值(lowest reported toxicity value)除以某一不确定因子或安全系数(评估因子)来求解化工区土壤重金属生态安全阈值。本发明实施例中，根据室内试验所获得的最低明确效应浓度(lowest determined effect concentration)来推导化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0105] 表2为本发明实施例确定化工区土壤重金属生态安全阈值时使用的评估因子。

[0106] 表2

[0107]

[0108] ③平衡分配法

[0109] 在前两种方法中，生物毒性数据中包含有陆地生物毒性数据，在严重或完全缺失陆地生物毒性数据的情况下，可借助水生生物毒性数据，按照污染物在土壤固体与土壤孔隙水之间的平衡分配理论进行适当的数据换算，利用平衡分配法确定化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0110] 平衡分配法假定的原则为：

[0111] A.底栖生物与水生生物对化学品的敏感度相同；

[0112] B.污染物在沉积物、孔隙水和底栖生物之间的浓度分配处于热力学动态平衡状态；

[0113] C.污染物在沉积物与水之间的分配系数可以测定，或可通过分别测定沉积物的性质和化合物的性质来利用一般的分配理论进行推导。

[0114] 本发明实施例中，在对脂溶性物质(Kow＞5)进行预测环境浓度(PECsoil)与预测无效应浓度(PNECsoil)之间比值的计算时，须再除以因数10。

[0115] 计算土壤中污染物的预测无效应浓度(PNECsoil)的公式如下：

[0116]

[0117] 式中，PNECsoil为土壤中污染物的预测无效应浓度，单位为mg.kg-1；

[0118] Ksoil-water为土壤／水分配系数，单位为m3.m-3；

[0119] PNECwater为水体中污染物的预测无效应浓度，单位为mg.L-1；

[0120] RHOsoil为湿土的容重，单位为kg.m-3。

[0121] 本发明实施例中，该方法还可以进一步包括：

[0122] 步骤105，根据预先设置的更新策略更新确定的化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0123] 本步骤中，在确定化工区土壤重金属生态安全阈值后，如果法规管理部门认为根据生物毒性数据推算制订出的化工区土壤重金属生态安全阈值存在过度保护或保护不足等问题，或是与现实环境条件不相符(如低于当地的背景值)，或是不具有可操作性(低于现时的检测限)，可根据同行评议或专家建议，对化工区土壤重金属生态安全阈值进行最后的修订和校验，如通过增加或撤消某些评估因子来获得更加合理有效的化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0124] 本发明实施例中，土壤类别、生态毒理学评价指标等将影响最终化工区土壤重金属生态安全阈值的确立。

[0125] 举例来说，对于土壤类别，由于土壤有别于大气和水，是一种高度异质的环境介质，重金属污染物在土壤中的生物有效性受到很多因素的影响，例如，土壤物理性质(土壤容重、质地、渗透性和稳定性等)、化学性质(pH、CEC、土壤酸碱度、氧化-还原电位等)以及土壤微生物活性等。

[0126] 重金属污染物在不同土壤类型中的生态毒理效应不太相同，因而，确定土壤重金属生态安全阈值时，需要反映不同地区的土壤类型区别。例如，通过挑选出对重金属污染物在土壤中的生理毒性和生物有效性影响较大的土壤理化性质，使用对污染物影响较大的有机质含量、土壤粒径组成等对生物毒性数据进行统一化。

[0127] 本发明实施例中，由于我国土壤pH分布范围大致为4.0～9.0，有机质含量分布范围为0.3％～13.2％，因而，可以根据土壤pH、有机质含量及颗粒组成3个指标，对土壤进行分类，从而可以考察不同土壤类型下，重金属污染物生态毒性的差异，以此作为推导、制定土壤重金属生态安全阈值的基础。

[0128] 对于生态毒理学评价指标，半数致死浓度(LC50)常常作为短期毒性试验的测试终点。在慢性试验中，则主要考虑对受试生物繁殖、生长、发育、行为、活动、病变、生理变化、养分循环的影响，通常用ECX、NOEC、LOEC进行表示。

[0129] 因而，本发明实施例中，在所得生物毒性数据缺少的情况下，使用评估因子法除以特定的AF因子，即采用生物毒性值除以AF因子，得到化工区土壤重金属生态安全阈值。而在所得生物毒性数据较多的情况下，使用基于log-logistic的SSD法确定化工区土壤重金属生态安全阈值。

[0130] 以上所述仅为本发明的较佳实施例而已，并非用于限定本发明的保护范围。凡在本发明的精神和原则之内，所作的任何修改、等同替换以及改进等，均应包含在本发明的保护范围之内。

标题	发布/更新时间	阅读量
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确定化工区土壤重金属生态安全阈值的方法

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