鄭麗萍，龍 濤，馮艷紅，張 亞，林玉鎖,王國慶①

(1.環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所，江蘇 南京 210042；2.國家環(huán)境保護土壤環(huán)境管理與污染控制重點實驗室，江蘇 南京 210042)

?

基于生態(tài)風險的鉛(Pb)土壤環(huán)境基準研究

鄭麗萍1,2，龍 濤1,2，馮艷紅1,2，張 亞1,2，林玉鎖1,2,王國慶1,2①

(1.環(huán)境保護部南京環(huán)境科學研究所，江蘇 南京 210042；2.國家環(huán)境保護土壤環(huán)境管理與污染控制重點實驗室，江蘇 南京 210042)

環(huán)境基準是指環(huán)境介質(zhì)中的有毒有害物質(zhì)對特定受體不產(chǎn)生不良或有害效應的臨界限值。環(huán)境基準是制修訂環(huán)境標準的科學依據(jù)。通過文獻調(diào)研篩選獲得土壤Pb的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)，采用物種敏感性分布法對所獲生態(tài)毒理數(shù)據(jù)進行建模分析?；?5%物種保護水平，外推得到基于生態(tài)風險的Pb的土壤環(huán)境基準值為80.5 mg·kg-1。與其他國家和地區(qū)類似土壤環(huán)境基準值相比，筆者研究得到的外推基準處于中等偏保守水平。研究結果可為制訂保護陸生生態(tài)物種的Pb土壤環(huán)境標準值提供科學依據(jù)。

Pb；土壤；環(huán)境基準；物種敏感分布

人為活動是土壤鉛(Pb)污染的主要來源,金屬冶煉與礦床開發(fā),城市交通運輸,工業(yè)固廢排放和堆積,以農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中施用化肥、農(nóng)藥、污泥和進行污水灌溉,都導致Pb在土壤中大量積累。Pb蓄電池制備等工業(yè)進一步促進Pb在環(huán)境中的大量釋放,對土壤、大氣和水體環(huán)境產(chǎn)生不同程度的影響[1]。Pb進入大氣和水體后,可以通過生態(tài)系統(tǒng)循環(huán)進入土壤環(huán)境,造成土壤Pb污染加劇。研究表明,遠離城市及未受污染土壤Pb含量為10～30 mg·kg-1,城市公路兩旁及低污染區(qū)土壤Pb含量為30～100 mg·kg-1,而受到鉛鋅礦企業(yè)污染的土壤Pb含量可超過10 000 mg·kg-1[2]。

環(huán)境基準是指環(huán)境介質(zhì)(水、土壤和空氣)中的有毒有害物質(zhì)對特定保護對象不產(chǎn)生不良或有害效應的最大限值[3],是制修訂環(huán)境標準的科學依據(jù)。由于土壤屬于高異質(zhì)性介質(zhì),且生態(tài)受體(土壤微生物、土壤動物及植物)數(shù)量眾多,故生態(tài)風險基準的建立相對健康風險基準更加復雜,目前也只有為數(shù)不多的國家建立了生態(tài)基準,并基于此制定了旨在保護生態(tài)安全的土壤環(huán)境質(zhì)量標準[4]。美國環(huán)保局(USEPA)自2003年起已逐步建立了17種金屬(或類金屬)和4種(類)有機物對植物、土壤無脊椎動物和野生動物(鳥類和哺乳動物)的土壤生態(tài)篩選值。澳大利亞國家環(huán)境保護委員會(National Environmental Protection Council,NEPC)在其《國家環(huán)境保護措施1999(場地污染評價)》中制定了一套主要基于植物毒性數(shù)據(jù)的土壤生態(tài)調(diào)查值(ecological investigation levels，EILs)。德國、丹麥、西班牙和奧地利等國家也頒布了可用于土壤污染物篩選的生態(tài)篩選值,瑞典和比利時等國家也在構建類似的生態(tài)基準值[5]。目前,已有10多個國家已經(jīng)制定或正在制定土壤生態(tài)篩選基準,這些篩選值的公布促進了污染土壤生態(tài)風險評估技術的發(fā)展,也給污染土壤的環(huán)境管理提供了有力支持。同時,國內(nèi)一些學者參考國外相關技術導則開展了基于生態(tài)風險的土壤基準制定與生態(tài)閾值研究。例如,中國農(nóng)業(yè)科學院馬義兵課題組利用典型地帶性土壤和本地敏感物種(如白菜),通過實驗室、溫室和田間試驗建立了包含土壤基本理化性質(zhì)的Cu、Zn和Ni對植物和微生物生態(tài)毒性的經(jīng)驗預測模型,并用于制定土壤Cu、Zn和Ni的環(huán)境基準[6]。

目前,我國針對Pb的土壤生態(tài)基準研究較少,主要集中在Cu、Zn等重金屬的環(huán)境基準研究[6]?，F(xiàn)行《農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量標準》的修訂草案收嚴了土壤中Pb含量限值,Pb含量限值最低值為80 mg·kg-1。與國外相比,我國尚未出臺有關Pb的土壤生態(tài)基準。為加強我國Pb污染土壤的風險管控,保障農(nóng)業(yè)和生態(tài)環(huán)境安全,相關土壤Pb生態(tài)基準和濃度閾值還有待建立,因此,構建基于生態(tài)安全的土壤Pb環(huán)境基準是符合國情的科研需求。筆者通過大量文獻調(diào)研,篩選獲得土壤Pb的生態(tài)毒性數(shù)據(jù),采用物種敏感性分布法對獲得的生態(tài)毒理數(shù)據(jù)進行建模分析,并與國外已有的土壤Pb環(huán)境基準值進行比較。該研究結果可為制訂保護陸生生態(tài)物種的Pb土壤環(huán)境標準值提供科學依據(jù)。

1 研究方法

1.1 物種和數(shù)據(jù)篩選

參照荷蘭國家公共衛(wèi)生與環(huán)境研究所基準毒性數(shù)據(jù)篩選原則[7],收集鉛化物的土壤生態(tài)毒性數(shù)據(jù)。鉛化物的毒性數(shù)據(jù)主要來源于USEPA 的ECOTOX 毒性數(shù)據(jù)庫(http:∥epa.gov/ecotox/)、中國知網(wǎng)(http:∥www.cnki.net)和Web of Science(http:∥isiknowledge.com)。收集了2015年10月以前發(fā)布、發(fā)表的數(shù)據(jù)與文獻。采用的毒性終點為慢性暴露試驗結果:無觀察效應濃度(NOEC)或10%效應濃度(EC10)。此外,所選毒性研究的毒性試驗方法應符合經(jīng)濟合作與發(fā)展組織(OECD)、美國材料與試驗協(xié)會(ASTM)、USEPA以及中國《化學品測試方法》中發(fā)布的標準試驗方法。毒性數(shù)據(jù)篩選原則[7]如下:(1)同一物種相同毒性終點的多個毒理數(shù)據(jù)取幾何平均值;(2)同一物種不同毒性終點的多個毒理數(shù)據(jù)選擇最低值;(3)優(yōu)先選擇最敏感生命期的試驗數(shù)據(jù);(4)一般選擇最常用的暴露時間對應的毒理數(shù)據(jù);(5)篩選無脊椎動物、陸生植物和微生物過程試驗數(shù)據(jù);(6)不同土壤中的同一生態(tài)毒理數(shù)據(jù)可同時采用,同一供試土壤的同一生態(tài)過程選用同一個毒理數(shù)據(jù)。

1.2 陸生生態(tài)基準推導方法

物種敏感度分布曲線法最初是由KOOIJMANS[8]提出的,后來很多學者對其進行了改進,目前在生態(tài)風險評價中應用廣泛[9]。該方法假設從整個生態(tài)系統(tǒng)中隨機選取物種并獲得毒性數(shù)據(jù),且假設生態(tài)系統(tǒng)中不同物種的毒性數(shù)據(jù)符合一定概率函數(shù),即物種敏感度分布。首先,檢驗所獲毒性數(shù)據(jù)的正態(tài)性,然后采用統(tǒng)計模型將污染物濃度和物種敏感度分布的累計概率進行擬合分析,計算可以保護大多數(shù)物種的污染物濃度,一般采用5%物種受危害的濃度(HC5)表示,或稱作95%保護水平的濃度。通常有多種分布模型可用于毒性數(shù)據(jù)擬合,比如 log-normal、log-logistic和 Burr TypeⅢ[10-11]等。目前還沒有研究表明,在曲線擬合分析中某一特定的分布模型適用于任何數(shù)據(jù)集。因此,使用校正決定系數(shù)(Radj2)、加權卡方檢驗系數(shù)(reduced Chi-Sqr)和估計標準偏差(root-MSE)判斷模型的擬合優(yōu)度,選擇最佳擬合模型。

2 結果與分析

2.1 毒性數(shù)據(jù)的篩選

將可用的Pb毒性數(shù)據(jù)分為總濃度和環(huán)境背景濃度,文獻調(diào)研數(shù)據(jù)皆為實驗室外源添加Pb污染物獲得,故可將文獻數(shù)據(jù)轉換為外源添加濃度[12-13]。共有含16種植物、6種土壤無脊椎動物和5個微生物過程的96個Pb有效數(shù)據(jù)(表1)[14-46]。

2.2 物種敏感度分布曲線法(SSD)計算結果

針對構建的SSD 曲線,學者們提出了不同的參數(shù)擬合方法,美國環(huán)保局風險評價推薦使用log-normal模型,澳大利亞和新西蘭則采用Burr Type Ⅲ模型。筆者選用Burr Type Ⅲ、log-normal、log-logistic和Weibull 這4種常用累計概率分布函數(shù)(表2),建立對應土壤類型的Pb的SSD曲線并比較其擬合精度。

基于Pb的NOEC/EC10的SSD曲線見圖1,共有包括植物、動物和微生物在內(nèi)的27個物種。該分布圖反映了不同物種對Pb的敏感性變化,在目前所能獲得的陸生生物數(shù)據(jù)支撐下,植物、動物和微生物3種類型生物毒性數(shù)據(jù)的分布發(fā)生疊合,可以用于Pb的土壤生態(tài)基準的推導。

表1 土壤無脊椎動物、植物和微生物過程的Pb毒性數(shù)據(jù)[14-46]

Table 1 Geometric means of the toxicity data of lead(Pb) to soil invertebrates, plants and soil microbial processes

試驗物種或微生物過程幾何平均值1)/(mg·kg-1)文獻來源數(shù)據(jù)量試驗物種或微生物過程幾何平均值1)/(mg·kg-1)文獻來源數(shù)據(jù)量紅毛枝蚓(Dendrobaenarubi-da)129[14]3安德愛勝蚓(Eiseniaandrei)614[15]3赤子愛勝蚓(Eiseniafoetida)1000[16-19]4歐洲正蚓(Lumbricusrubellus)1200[20]2跳蟲(Folsomiacandida)1797[21-24]9線蟲(Caenorhabditiselegans)2235[25]5大麥(Hordeumvulgare)50[13]3胡蘿卜(Daucuscarota)85[26]2燕麥(Avenasativa)100[27]3萵苣(Lactucasativa)112[15,28]5紅云杉(Picearubens)141[29]3玉米(Zeamays)173[30-31]4蘿卜(Raphanussativus)245[32-33]4紫花苜蓿(Medicagosativa)250[34]3白菜(Brassicapekinensis)300[31]2番茄(Solanumlycopersicum)300[31]2大豆(Glycinemax)500[31]3火炬松(Pinustaeda)512[29,35]4小麥(Triticumaestivum)570[23,36]4菠菜(Spinaciaoleracea)600[37]4黃瓜(Cucumissativus)800[25]2韭菜(Alliumtuberosum)800[31]3反硝化作用250[38]2硝化作用337[23]4礦化作用447[39-40]2呼吸作用655[41-45]9底物誘導作用1733[46]2

1)無觀察效應濃度(NOEC)或10%效應濃度(EC10)。

表2 不同統(tǒng)計模型的擬合優(yōu)度比較

Table 2 Comparison of statistical models in fitness

統(tǒng)計模型R2Radj2標準誤差HC5/(mg·kg-1)HC20/(mg·kg-1)HC50/(mg·kg-1)log-logistic0.99110.99040.027850143376log-normal0.99150.99080.027150143383BurrTypeⅢ0.99070.98990.028470140380Weibull0.99220.99120.026660144379

R2為決定系數(shù)；Radj2為校正決定系數(shù)；HC5、HC20和HC50分別為5%、20%和50%物種受危害的濃度。

NOEC—無觀察效應濃度。土壤質(zhì)量以干重計。

2.3 SSD 擬合函數(shù)的優(yōu)選

利用Burr Type Ⅲ、log-normal、log-logistic和Weibull 4種常用函數(shù)分別擬合土壤中Pb的SSD曲線,得到較為一致的HC5,由表2中Radj2可知Weibull模型對鉛化物的毒性數(shù)據(jù)擬合最好,4種函數(shù)的擬合度都較高,推導出的結果基本處于同一數(shù)量級,HC5的閾值范圍為50～70 mg·kg-1。

2.4 Pb的土壤環(huán)境背景值

地球Pb元素的平均豐度為4 mg·kg-1[13],地殼中Pb平均含量范圍為10～16 mg·kg-1[47]。自然界中,由巖石風化而進入Pb元素地質(zhì)大循環(huán)的Pb為5.6 t·a-1[48]295。各類巖石中Pb含量也有很大差異,火成巖類中橄欖巖含量最低為0.2 mg·kg-1[48]295,沉積巖類中鉛土礦含量最高為100 mg·kg-1[13]。巖石是土壤成土母質(zhì)的物質(zhì)來源,巖石Pb含量影響著土壤母質(zhì)的Pb含量,土壤母質(zhì)Pb含量又進一步影響土壤Pb含量。受成土母質(zhì)和其他成土環(huán)境的影響,土壤Pb含量差異明顯。世界土壤中Pb平均含量為15～25 mg·kg-1[49]。

我國地域遼闊,氣候復雜多樣,降水條件有很大差異,不同地區(qū)的巖石構成也有區(qū)別。因此,我國不同地區(qū)土壤發(fā)育的外部條件和內(nèi)部條件都極不相同[50]。我國不同地區(qū)土壤Pb含量有很大差異,地理分異現(xiàn)象非常明顯(表3)。該研究采用我國土壤背景值基本統(tǒng)計量的75%和95%值，即30.5和55.6 mg·kg-1。

表 3 我國部分省市土壤Pb背景值[51]

Table 3 Soil Pb background values in some provinces and cities of China

土壤名稱幾何平均值/(mg·kg-1)標準差/(mg·kg-1)黑土25.51.36潮土20.61.44水稻土31.41.53赤紅壤28.41.90紅壤26.81.49黃壤26.91.52棕壤23.41.46褐土20.31.36棕漠土16.81.39鹽土21.11.50石灰土33.51.71紫色土25.81.46

2.5 Pb的生態(tài)基準值

采用澳大利亞的土壤基準值研究方法[52],利用效應數(shù)據(jù)統(tǒng)計外推結合額外添加法構建Pb的土壤生態(tài)基準值(圖2),即:Pb的生態(tài)基準值=外源添加閾值+土壤背景值。由2.3節(jié)得出外源添加閾值為50～70 mg·kg-1,取最保守閾值50 mg·kg-1,采用2.4節(jié)的30.5和55.6 mg·kg-12個土壤背景值基本統(tǒng)計量，得出Pb的生態(tài)基準值為80.5～105.6 mg·kg-1。

PNEC—預測無效應濃度;NOEC—無觀察效應濃度。

3 討論

將筆者研究結果與不同國家的土壤環(huán)境基準或篩選值(表4)進行比較發(fā)現(xiàn),不同國家的環(huán)境基準或篩選值差異較大,這可能是由于不同國家所采用的制定方法不同所致。美國環(huán)保局是根據(jù)10%效應濃度值(EC10)和最大允許閾值濃度(maximum allowable threshold concentrations),通過計算幾何平均值作為土壤生態(tài)基準值,相當于50%的物種保護水平[53]。荷蘭土壤干預值是基于10-4致癌風險的土壤人體健康基準值(human serious risk concentration,SRChuman)和基于保護50%陸地生態(tài)物種和生態(tài)過程的土壤生態(tài)基準值(ecological serious risk concentration,SRCeco)制定[54]。

表4 不同國家的土壤環(huán)境基準或篩選值[55-56]

Table 4 Environmental quality criteria for lead in soil in different countries and regions

國家土壤環(huán)境基準指導值/(mg·kg-1)美國Eco-SSL(植物)120美國Eco-SSL(軟體動物)1700美國Eco-SSL(鳥類)11美國Eco-SSL(哺乳類動物)56荷蘭(目標值)85荷蘭(干預值)530

Eco-SSL為生態(tài)篩選基準值(ecological soil screening levels)。

筆者基于生態(tài)風險的土壤Pb環(huán)境基準研究結果(80.5 mg·kg-1),與表4中其他國家和地區(qū)的土壤環(huán)境基準或篩選值相比,處于中等偏保守的水平。80.5 mg·kg-1是95%物種保護水平的濃度閾值,為相對保守濃度,可以根據(jù)用地方式或土壤pH值的不同,對物種保護水平進行梯度水平調(diào)節(jié),保護水平可以是HC5、HC20和HC50;可以根據(jù)不同土壤利用方式調(diào)節(jié)保護水平,如農(nóng)業(yè)用地的保護水平可選擇HC5,居住用地可選擇HC20等;可根據(jù)不同用地方式來決定物種的保護水平。

由于筆者研究所采用的數(shù)據(jù)包括我國的毒理數(shù)據(jù)和國外毒理數(shù)據(jù)(如USEPA ECOTOX數(shù)據(jù)庫),因此對于我國基于生態(tài)風險的Pb的基準值還需要進行持續(xù)研究。筆者研究中所搜集的數(shù)據(jù)主要是生態(tài)毒性數(shù)據(jù),其中部分文獻所用土壤的pH值、有機質(zhì)和黏粒等理化性質(zhì)未做完整交待。因此,筆者從文獻中獲得的數(shù)據(jù)沒有根據(jù)土壤理化性質(zhì)對生態(tài)毒性數(shù)據(jù)進行歸一化處理,主要是對毒性數(shù)據(jù)進行整合處理,并在此基礎上再進行SSD擬合和數(shù)據(jù)外推。在今后的研究工作中應結合我國基礎毒性數(shù)據(jù)、本土代表性生物篩選和生態(tài)毒理試驗數(shù)據(jù)以及暴露途徑和暴露模型估算值,通過開展不同性質(zhì)土壤中基于不同生態(tài)受體和測試終點的Pb的生態(tài)風險閾值研究,并開展針對不同性質(zhì)土壤基準值的不確定性分析,構建基于生態(tài)受體的土壤環(huán)境基準體系。

4 結論

(1)利用物種敏感度分布法推算基于生態(tài)風險的Pb的土壤環(huán)境基準值為80.5 mg·kg-1。

(2)應用物種敏感度分布法充分考慮了所有試驗物種的毒性數(shù)據(jù)。計算結果表明,log-normal模型基準值≈log-logistic模型基準值

(3)筆者研究得出了基于生態(tài)風險的Pb的土壤環(huán)境基準值,從基準轉化到相應的標準還需進行技術經(jīng)濟分析等一系列研究,在今后的研究工作中需優(yōu)化和集成國內(nèi)外已成熟的土壤基準研究方法,結合我國基礎毒性數(shù)據(jù)、本土代表性生物篩選和生態(tài)毒理試驗數(shù)據(jù),通過開展不同性質(zhì)土壤中基于不同生態(tài)受體和測試終點的Pb的生態(tài)風險閾值研究,構建基于生態(tài)受體的土壤環(huán)境基準體系。

[1] 楊金燕,楊肖娥,何振立.土壤中Pb的來源及生物有效性[J].土壤通報,2005,36(5):765-772.

[2] 王卓,邵澤強.土壤Pb污染及其治理措施[J].農(nóng)業(yè)技術與裝備,2009,158(1):6-8.

[3] USEPA.Ambient Water Quality Criteria (Series)[R].Washington DC,USA:USEPA,1980.

[4] 張紅振.土壤中重金屬的自由態(tài)離子濃度測定、作物富集預測和環(huán)境基準研究[D].南京:中國科學院南京土壤研究所,2010.

[5] CHAPERON S,SAUVE S.Toxicity Interactions of Cadium,Copper,and Lead on Soil Urease and Dehydrogenase Activity in Relation to Chemical Speciation[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2008,70(1):1-9.

[6] 王小慶,韋東普,馬義兵,等.物種敏感性分布法在土壤中銅生態(tài)閾值建立中的應用研究[J].環(huán)境科學學報,2013,33(6):1787-1794.

[7] LIJZEN J P A,BAARS A J,OTTE P F,etal.Technical Evaluation of the Intervention Values for Soil/Sediment and Groundwater[R].RIVM Report 711701023,2001.

[8] KOOIJMANS A L M.A Safety Factor for LC50Values Allowing for Differences in Sensitivity Among Species[J].Water Resource,1987,21(3):269-276.

[9] USEPA.Guidelines for Ecological Risk Assessment[S].EPA 630-R-95-002F.Washington DC:USEPA,1998.

[10]ALDENBERG T,SLOB W.Confidence Limits for Hazardous Concentrations Based on Logistically Distributed Toxicity Data[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,1998,25(1):48-63.

[11]NEWMAN M C,OWNBY D R,MéZIN L C A,etal.Applying Species-Sensitivity Distributions in Ecological Risk Assessment:Assumptions of Distribution Type and Sufficient Numbers of Species[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2000,19(2):508-515.

[12]B??TH E.Effects of Heavy Metals in Soil on Microbial Processes and Populations[J].Water,Air,and Soil Pollution,1989,47(3):335-379.

[13]AERY N C,JAGETIYA B L.Relative Toxicity of Cadmium,Lead and Zinc on Barley[J].Communications in Soil Science and Plant Analysis,1997,28(11):949-960.

[14]BENGTSSON G,GUNNARSSON T,RUNDGREN S.Effects of Metal Pollution on the EarthwormDendrobaenarubidain Acidified Soils[J].Water,Air,and Soil Pollution,1986,28(3):361-383.

[15]VAUGHAN G T,GREENSADE P M.Sensitive Bioassays for Risk Assessment of Contaminated Sites[R].Final Report CET/IR 55,Commonwealth Scientific and Industrial Research Organization (CSIRO).Sydney,Australia:[s. n. ],1998.

[16]SPURGEON D J,HOPKIN S P.Extapolation of the Laboratory-Based OECD Earthworm Toxicity Test to Metal-Contaminated Field Sites[J].Ecotoccology,1995,4(3):190-205.

[17]SPURGEON D J,HOPKIN S P,JONES D T.Effects of Cadmium,Copper,Lead and Zinc on Growth,Reproduction and Survival of the EarthwormEiseniafoetida:Assessing the Environmental Impact of Point-Source Metal Contamination in Terrestrial Ecosystems[J].Environmental Pollution,1994,84(2):123-130.

[18]DAVIES N A,HODSON M E,BLACK S.Is the OECD Acute Worm Toxicity Environmentally Relevant? The Effect of Mineral Form on Calculated Lead Toxicity[J].Environmental Pollution,2003,121(1):49-54.

[19]DAVIES N A,HODSON M E,BLACK S.Changes in Toxicity and Bioavailability of Lead in Contaminated Soils to the EarthwormEiseniafoetidaAfter Bone Meal Amendments to the Soil[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2002,21(12):2685-2691.

[20]MA W C.The Influence of Soil Properties and Worm-Related Factors on the Concentration of Heavy Metals in Earthworms[J].Pedobiologia,1982,24(1):109-119.

[21]SANDIFER R D,HOPKIN S P.Effects of pH on the Toxicity of Cadmium,Copper,Lead and Zinc toFolsomiacandidaWillem,1902(Collembola) in a Standard Laboratory Test System[J].Chemosphere,1996,33(12):2475-2486.

[22]SANDIFER R D,HOPKIN S P.Effects of Temperature on the Relative Toxicities of Cd,Cu,Pb and Zn toFolsomiacandida(Collembola)[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,1997,37(2):125-130.

[23]WAEGENEERS N,VASSILIEVA E,SMOLDERS E.Toxicity of Lead in the Terrestrial Environment,Final Report to the International Lead Zinc Research Organization and the Lead Development Association International[R].Leuven,Belgium:Laboratory for Soil and Water Management,Kathiolique University of Leuven,2004.

[24]BONGERS M,RUSCH B,VAN GESTEL C A M.The Effect of Counterion and Percolation on the Toxicity of Lead for the SpringtailFolsomiacandidain Soil[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2004,23(1):195-199.

[25]PEREDNEY C L,WILLIAMS P L.Utility ofCaenorhabditiselegansfor Assessing Heavy Metal Contamination in Artificial Soil[J].Archives Environmental Contamination and Toxicology,2000,39(1):113-118.

[26]KADAR I,MORVAI B.Effect of Micropollutants on Soil and Crop on Calcareous Sandy Soil[J].Agrokemiaes Talajtan,1998,47(1/2/3/4):207-214.

[27]KHAN D H,FRANKLAND B.Cellulolytic Activity and Root Biomass Production in Some Metal-Contaminated Soils[J].Environmental Pollution Series A:Ecological and Biological,1984,33(1):63-74.

[28]STEVENS D P,MCLAUGHLIN M J.Determining Toxicity of Lead and Zinc Runoff in Soils:Salinity Effects on Metal Partitioning and on Phytotoxicity[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2003,22(12):3017-3024.

[29]SEILER J R,PAGANELLI D J.Photosynthesis and Growth-Response of Red Spruce and Loblolly-Pine to Soil-Applied Lead and Simulated Acid-Rain[J].Frost Science,1987,33(3):668-675.

[30]LDA.European Union Voluntary Risk Assessment Report:Lead Metal,Leadoxide,Lead Tetroxide and Lead Stabilizer Compounds Lead Development Association[R/OL].(2008-01)[2016-03-12].http:∥echa.europa.eu/chem-data/transit-measures/vrar-en.asp.

[31]陳麗紅,王婉華,劉征濤,等.保定潮土Pb的生態(tài)毒性及其土壤環(huán)境基準推導[C].化學物質(zhì)環(huán)境風險評估與基準/標準國際學術研討會.北京：北京會議中心,2015:35-36.

[32]KHAN D H,FRANKLAND B.Effects of Cadmium and Lead on Radish Plants With Particular Reference to Movement of Metals Through Soil Profile and Pant[J].Plant and Soil,1983,70(3):335-345.

[33]ZAMAN M S,ZEREEN F.Growth Responses of Radish Plants to Soil Cadmium and Lead Contamination[J].Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology,1998,61(1):44-50.

[34]TAYLOR R W.Presence and Influence of Certain Heavy Metals on the Yield and Utilization ofMedicagosativaL.M.S.Thesis[C].Storrs,USA:University of Connecticut,1974:113-114.

[35]CHAPPELKA A H,KUSH J S,RUNION G B.Effects of Soil-Applied Lead Onseedling Growth and Ectomycorrhizal Colonization of Loblolly Pine[J].Environmental Pollution,1991,72(4):307-316.

[36]KHAN D H,FRANKLAND B.Cellulolytic Activity and Root Biomass Production in Some Metal-Contaminated Soils[J].Environmental Pollution Series A:Ecological and Biological,1984,33(1):63-74.

[37]GAWEDA M.The Uptake of Lead by SpinachSpinaciaoleraceaL. and RadishRaphanusraphanistrumL. subvar.radiculaPers. as Affected by Organic Matter in Soil[J].Acta Physiology Plant,1991,13(3):167-174.

[38]BOLLAG J M,BARABASZ W.Effect of Heavy Metals on the Denitrification Process in Soil[J].Journal of Environmental Quality,1979,8(1):196-201.

[39]CHANG F H,BROADBENT F E.Influence of Trace Metals on Some Soil Nitrogen Transformations[J].Journal of Environmental Quality,1982,11(1):1-4.

[40]WILKE B M.Long-Term Effects of Inorganic Pollutants on Microbial Activity of a Sandy Cambisol[J].Biology and Fertility of Soils,1989,7(2):254-258.

[41]DOELMAN P,HAANSTRA L.Effect of Lead on Soil Respiration and Dehydrogenase Activity[J].Soil Biology and Biochemistry,1979,11(5):475-479.

[42]DOELMAN P,HAANSTRA L.Short-Term and Long-Term Effects of Cadmium,Chromium,Copper,Nickel,Lead and Zinc on Soil Microbial Respiration in Relation to Abiotic Soil Factors[J].Plant and Soil,1984,79(3):317-327.

[43]CHANG F H,BROADBENT F E.Influence of Trace Metals on Carbon Dioxide Evolution From a Yolo Soil[J].Soil Science,1981,132(6):416-421.

[44]SAVIOZZI A,LEVIMINZI R,CARDELLI R,etal.The Influence of Heavy Metals on Carbon Dioxide Evolution From a Typic Xerochrept Soil[J].Water,Air,and Soil Pollution,1997,93(1):409-417.

[45]SPEIR T W,KETTLES H A,PERCIVAL H J,etal.Is Soil Acidification the Cause of Biochemical Responses When Soils Are Amended With Heavy Metal Salts?[J].Soil Biology and Biochemistry,1999,31(14):1953-1961.

[46]SPEIR T W,KETTLES H A,PERCIVAL H J,etal.Is Soil Acidification the Cause of Biochemical Responses When Soils Are Amended With Heavy Metal Salts?[J].Soil Biology and Biochemistry,1999,319(14):1953-1961.

[47]中國大百科全書:環(huán)境科學卷[M].北京:中國大百科全書出版社,1983:12-93.

[48]劉英俊.元素地球化學[M].北京:科學出版社,1986:295.

[49]繆天成,王慧琪.環(huán)境背景值研究[J].中國環(huán)境科學,1990,10(4):255-262.

[50]殷效彩.中國土壤Pb背景值的地理分異特征[J].青島大學學報,1999,12(2):82-85.

[51]魏復盛.中國土壤元素背景值[M].北京:中國環(huán)境科學出版社,1990:366-367.

[52]NEP.Australia National Environment Protection (Assessment of Site Contamination) Measure[R].Astralia,Federal Register of Legislative Instruments,1999:69-79.

[53]顏增光,谷慶寶,周娟,等.構件土壤生態(tài)篩選基準的技術關鍵及方法學概述[J].生態(tài)毒理學報,2008,5(5):417-427.

[54]鄭麗萍,龍濤,鄧紹坡,等.我國氟化物的淡水水生生物基準研究[J].生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學報,2015,31(6):923-927.

[55]USEPA.Guidelines for Develop Ecological Soil Screening Levels[S].EPA 9285.Washington DC:USEPA,2005:7-55.

[56]LIJZEN J P A,BAARS A J,OTTE P F,etal.Technical Evaluation of the Intervention Values for Soil/Sediment and Groundwater:Human and Ecotoxicological Risk Assessment and Derivation of Risk Limits for Soil,Aquatic Sediment and Groundwater[R].RIVM Report 711701023.Bilkhoven,Holland:The National Institute for Public Health and the Environment,2001.

(責任編輯： 李祥敏)

Environmental Quality Criteria for Lead in Soil Based on Ecological Risk.

ZHENG Li-ping1,2, LONG Tao1,2, FENG Yan-hong1,2, ZHANG Ya1,2, LIN Yu-suo1,2, WANG Guo-qing1,2

(1.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210042, China;2.State Environmental Protection Key Laboratory of Soil Environmental Management and Pollution Control, Nanjing 210042, China)

Environmental criteria (ECs) are threshold concentrations for toxic and hazardous substances in environmental media to be harmless to given receptors. ECs are the scientific basis for formulation of environmental standards. Literature research was carried out to collect data of eco-toxicity of lead in soil. The species sensitivity distribution (SSD) method was adopted to perform modeling analysis of the data. Ecological risk-based threshold concentration for Pb in soil was figured out to be 80.5 mg·kg-1on the basis of protection of 95% of the species. Compared with similar soil environmental criteria of other countries and regions, the threshold concentration derived by the authors for Pb in soil is at a level moderate on the conservative side. All the findings of this study may serve as a scientific basis for formulation of soil Pb environmental standards for protection of terrestrial ecological species.

lead; soil; environmental quality criteria; species sensitivity distribution

2016-04-25

2015年中央級公益性科研院所基本科研業(yè)務專項;環(huán)保公益性行業(yè)科研專項(201409041,201409042);中國工程院全國土壤環(huán)境保護及污染防治戰(zhàn)略咨詢研究項目

X826

A

1673-4831(2016)06-1030-06

10.11934/j.issn.1673-4831.2016.06.026

鄭麗萍(1985—),女,山東萊蕪人,助理研究員,碩士,主要研究方向為土壤環(huán)境基準與生態(tài)風險評價。E-mail: zlp@nies.org

① 通信作者E-mail: wgq@nies.org