T_ACEF 065-2023 重金属污染土壤生态风险评估技术指南.docx

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1、T/ACEF0652023目次前言.II1范围.12规范性引用文件.13术语和定义.14总体要求.35生态风险评估程序.36风险识别.37暴露评价.58效应评价.99综合生态风险表征.12附录A（资料性）不同土地利用方式的土壤污染生态受体、评价终点和测定终点.14IT/ACEF0652023重金属污染土壤生态风险评估技术指南1范围本文件规定了重金属污染土壤生态风险评估的总体要求、评估程序、风险识别、暴露评价、效应评价、综合生态风险表征。本文件适用于重金属污染土壤生态风险评估。2规范性引用文件下列文件中的内容通过文中的规范性引用而构成本文件必不可少的条款。其中，注日期的引用文件，仅该日期对应的版

2、本适用于本文件。凡是不注日期的引用文件，其最新版本（包括所有的修改单）适用于本文件。GB/T21010土地利用现状分类GB/T27921风险管理风险评估技术GB36600土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准（试行）HJ25.1建设用地土壤污染状况调查技术导则HJ25.2建设用地土壤污染风险管控和修复环境监测技术导则HJ25.3建设用地土壤污染风险评估技术导则HJ682建设用地土壤污染风险管控和修复术语HJ710.1生物多样性观测技术导则陆生维管植物HJ710.10生物多样性观测技术导则土壤大中型动物HJ804土壤8种有效态元素的测定二乙烯三胺五乙酸浸提-电感耦合等离子体发射光谱法HJ964

3、环境影响评价技术导则土壤环境HJ1111生态环境健康风险评估技术指南SL/Z467生态风险评价导则3术语和定义下列术语和定义适用于本文件。3.1土壤生态风险评估soilecologicalriskassessment1T/ACEF0652023通过收集、组织和分析环境数据来评估土壤污染对陆地生态系统中土壤动物、微生物和植物个体、种群、群落以及特定生态系统的风险的过程。3.2证据权重法weight-of-evidence(WoE)在评估中通过组合、评估和整合证据进行技术推断的过程，在评估中证据-权重法能够用来定量估算、模型选择或得出定性结论。3.3生态暴露评价ecologicalexposure

4、assessment对生态系统暴露于土壤环境中化学性因素的暴露量、频率及持续时间进行估计或测量的过程，也包括对土壤环境中化学性因素的来源、暴露途径、暴露生态系统和特征及不确定性的分析。3.4生态效应评价ecologicaleffectassessment对生态受体随不同程度风险源变化情况进行评价的过程，分为生物个体、种群、群落以及生态系统等多个评估水平。3.5生态风险表征ecologicalriskcharacterization定性或定量分析在特定暴露条件下，目标生态受体暴露于土壤环境中化学性因素而发生有害效应的可能性及其不确定性的过程。3.6土壤重金属化学风险soilheavymetalc

5、hemicalrisk评估区样点土壤重金属污染物总浓度及二乙烯三胺五乙酸（DTPA）有效态浓度超过对照区的概率或可能性。3.7土壤重金属生物累积风险soilheavymetalbioaccumulationrisk评估区样点重金属污染土壤在生物测试中模式生物的污染物组织累积量超过对照区的概率或可能性。3.8土壤重金属生态毒理学风险soilheavymetalecotoxicologicalrisk评估区样点重金属污染土壤在生物测试中模式生物的生物标记物响应与对照区相比出现显著差异的概率或可能性。3.9土壤重金属生态系统风险soilheavymetalecosystemrisk评估区不同空间位置

6、基于野外实际生态调查的生物群落水平以上生态效应与对照区相比出现显著2T/ACEF0652023差异的概率或可能性。3.10土壤重金属有效态含量bioavailableheavymetalconcentrationinsoil土壤中在植物生长周期内能够被植物根系吸收的元素，即能够被DTPA缓冲液浸提出来的土壤重金属浓度。来源：HJ804-2016，3.13.11生态受体ecologicalreceptor暴露于土壤重金属污染物胁迫下的生物个体、种群和群落。4总体要求4.1场地特异性土壤污染物暴露与效应关系除了与污染物性质密切相关以外，还与生态受体的生命和生态特性、土壤性质、环境条件等具有场地特异

7、性的性质参数有关。4.2评估过程分级递进生态风险评估需要采用分层级递进的方法，有助于节约成本，并能够有效、精准的识别危害和表征风险。4.3多尺度适用性生态效应评估中，生物个体以下生物水平的毒性效应，宜考虑地块或微观界面尺度的生态效应，生物种群、群落和生态系统水平的毒性效应宜考虑地块或区域尺度生态效应。4.4证据权重法的可靠性和可操作性采用证据权重法保证生态风险评估结果的可靠性及可操作性，需要构建由证据链、证据组及证据三个层级所组成的评估指标体系及采用多标准决策分析（MCDA）对权重进行定量化。5生态风险评估程序生态风险评估程序见图1。6风险识别6.1一般规定6.1.1风险识别主要包括以下步骤：

8、资料收集、污染识别、生态受体确定。6.1.2风险识别的目标是确定是否存在土壤污染。如受到污染时，应明确污染物种类和污染程度、潜在的生态受体等。6.2资料收集3T/ACEF06520236.2.1污染识别所需要收集资料宜符合HJ25.1规定的第一阶段土壤污染状况调查的要求。6.2.2资料收集方式可采用资料收集、现场踏勘和人员访谈，必要时可进行现场采样。图1重金属污染土壤生态风险评估程序6.3污染识别6.3.1布点采样方式及要求宜符合HJ25.1初步采样分析计划的要求及HJ25.2土壤监测点位布设方法的要求。4T/ACEF06520236.3.2监测的指标包括重金属的浓度数据及土壤pH、有机质、土

9、壤质地等理化性质数据。6.3.3应根据调查数据及当地土壤背景值确定污染源地块土壤污染物种类、污染程度和范围。6.4生态受体确定6.4.1生态受体确定应根据评价目的及目标、污染地块及周边土地利用类型综合考虑后确定。6.4.2林草地的生态受体应包括关键/目标物种及土壤养分循环功能等。6.4.3农用地（耕地和园地）的生态受体应包括作物、菌根、土壤养分循环功能等。6.4.4建设用地的生态受体应包括代表物种如景观植物和草地物种、土壤养分循环功能等，具体如资料性附录A所示。7暴露评价7.1一般规定7.1.1暴露评价包括土壤化学风险评价和生物累积风险评价。7.1.2当化学风险评价结果显示不存在风险时，评估过

10、程终止。7.1.3当结果显示存在一定风险时，继续下一阶段生物累积风险评价。7.1.4化学风险和生物累积风险评价采用风险积分，见7.2.4及7.3.4。7.2化学风险评价7.2.1数据获取7.2.1.1宜以污染源地块边界向外延伸1km-2km作为评估区域。7.2.1.2污染地块内布点宜符合HJ25.1及HJ25.2的规定，外延区域布点宜按照200m200m网格布点。每个网格采集10m10m混合土壤样品，采样深度为0cm20cm。7.2.1.3监测指标宜包括重金属总量及有效态含量，土壤pH值、有机质、土壤质地、阳离子交换量（CEC）等土壤理化性质。土壤重金属有效态含量测定宜采用HJ804。7.2.

11、2对照点选择7.2.2.1对照点选择宜符合HJ25.2的规定。7.2.2.2土壤污染物总量及有效态含量的参考值宜选择对照点土壤样品重金属污染物总量及有效态浓度。7.2.3化学风险指数7.2.3.1采用相对风险指数法计算重金属污染化学风险指数，见公式（1）。𝐻化学总量/有效态（）=1𝑅+式中：i6.3中识别出的目标重金属污染物；j研究样点；,1.3𝑅2.6=1𝑅(,)𝑅2.6.(1)5EC50回归模型R2测定终点供试土壤EC50(Cr)lgEC50(Cr)=3.4570.492lgSOM0.890大麦根系生长砖红壤、

12、黑土、灰漠土、潮土、褐土、荒漠土EC50(Ni)lgEC50(Ni)=-0.008+0.366pH+0.824lgOC0.860大麦根系生长砖红壤、红壤、水稻土、紫色土、塿土、潮土、荒漠土、褐土、黑钙土、灰漠土、黑土、棕壤EC50(Cu)lgEC50(Cu)=0.725+0.227pH+0.964lgOC0.830大麦根系生长同上EC50(Zn)lgEC50(Zn)=0.16pH+0.047OC+1.960.922大麦根系同上表1基于土壤理化性质的典型重金属EC50估算经验模型6对照总量/有效态(),(,).(2)T/ACEF0652023HQ化学总量/有效态(j)样点j的重金属污染物总量/有

13、效态含量的化学风险指数，样点j的总化学风险指数为总量和有效态含量的化学风险指数的平均值；RTRw(i,j)经权重和Z值校正后的样点j中污染物i相对累积指数；N样点中重金属污染物的相对累积指数RTRw在1.3-2.6之间的总数；M样点中重金属污染物的相对累积指数RTRw超过2.6的总数；7.2.3.2RTRw(i,j)计算见公式（2）。𝑅,=总量/有效态(,)式中：C对照总量/有效态(i)重金属污染物i土壤总浓度或有效性浓度的参考值；C总量/有效态(i,j)样点j中重金属污染物i的实测土壤总浓度和生物有效性浓度；Z(i,j)样点j与对照之间重金属污染物浓度i的差异指数，与显著性水

14、平p有关；w(i,j)样点j重金属污染物i的权重。7.2.3.3Z(i,j)计算见公式（3）。1,00.05Z（i,j）=3.550(,),0.050.06.(3)0.2(,)0.3275,0.061式中：p(i,j)样点j与对照之间污染物i浓度差异的显著性水平p。注：若野外调查及实验室分析时缺少重复，则默认Z为1。7.2.3.4权重w(i,j)计算过程宜根据研究样点土壤生态阈值数据的频率分布确定，并符合以下规定：a)基于研究样点土壤理化性质，通过生态阈值经验模型估算不同样点中不同重金属的生态阈值。典型重金属EC50估算经验模型见表1。b)将生态阈值数据进行归一化处理，利用自然断裂法，按照频率

15、分布确定权重，平均分值25%、25%50%、50%75%、75%等4个区间分别赋予权重1.3、1.2、1.1和1。EC50回归模型R2测定终点供试土壤生长EC50(Cd)lgEC50(Cd)=0.078pH+0.208lgCEC+0.202lgOC+0.7050.941水稻根系生长砖红壤、水稻土、紫色土、塿土、潮土、黑土、褐土EC50(Pb)lgEC50(Pb)=0.169pH+0.102OC+0.03CEC+1.4150.825大麦根系生长水稻土、紫色土、塿土、潮土、荒漠土、砖红壤、红壤注1：表中经验模型均以添加外源重金属盐的生态毒性试验数据为基础构建；注2：有机碳（OC）为无纲量%；有机质

16、（SOM）的单位为g/kg；CEC的单位为cmol/kg。相对累积指数RTRw风险积分Score(HQ)级别0RTRw1.3Score(HQ)100无风险1.3RTRw2.6100Score(HQ)300轻微2.6RTRw6.5300Score(HQ)900中等6.5RTRw13900Score(HQ)2700严重RTRw132700Score(HQ)极严重T/ACEF06520237.2.4化学风险评价7.2.4.1基于经权重校正后的重金属污染物总量和有效态含量的相对累积指数RTRw(i,j)，分别计算重金属总量和有效态含量的风险积分，见公式（4）。Score𝐻=%w

17、901;𝑝𝑅(,)1.31+%𝑝𝑝1.3𝑅(,)2.63+%𝑝𝑝2.6𝑅(,)6.59+%𝑝𝑝6.5𝑅(,)1327+%𝑝𝑝𝑅(,)1381.(4)式中：i6.3识别出的目标重金属污染物；j研究样点；Score(HQ)j研究样点j的风险积分；%𝑝𝑝𝑅(,)样点j中处于某一风险等级下的证据数量占所有评估证据数量的比例；7.2.4

18、.2计算每个样点j的化学风险积分为重金属总量和有效态含量的化学风险积分的平均值，根据风险积分分级表的级别评价化学风险。风险积分级别分级表见表2。表2风险积分级别分级表7.3生物累积风险评价7.3.1数据获取7.3.1.1宜参考7.2化学风险评价结果，在7.2.1所布置的调查样点中，按不同风险级别分别选取土壤样品供生物测试，每个风险级别的供试样品原则上不少于3个，如果样品总数不足3个，则全部用于生物测试，多于三个的可以按照最低比例30%确定数量。7.3.1.2宜选择敏感生物，如蚯蚓，作为测试生物。7T/ACEF06520237.3.2参考值确定宜以7.2.2所确定的照点土壤培养试验样本数据作为参

19、考值。7.3.3生物累积风险指数7.3.3.1采用相对风险指数法计算重金属污染的生物累积风险指数，见公式（5）。𝐻生物累积()=1𝑅(,)1.3𝑅0,𝑤𝑒(,).(6)式中：RTR生物累积(i,j)0大于0的样点j污染物i相对生物累积指数;样点j中重金属污染物i的相对生物累积指数；Z(i,j)样点j与对照之间污染物i生物累积浓度的差异指数，与显著性水平p有关，计算见公式（3）；w(i,j)样点j污染物i的权重。7.3.3.3𝑅生物累积(,)计算见公式（7）。对照().(7)式中：B样品(i,j)样点

20、j中污染物i的生物累积浓度平均值；B对照(i)对照点的污染物i生物累积浓度平均值；7.3.3.4权重计算过程宜采用多标准决策分析（MCDA）方法进行量化，并符合以下规定：a)根据指标的可靠性、相关性和强度，进行定量评价，评价标准见表3;b)综合每个指标的3项定量评价分值取平均值，归一化后进行频率分布排序;c)采用自然断裂法，按照平均分值25%、25%50%、50%75%、75%等4个区间分别赋予权重1、1.1、1.2和1.3。8可靠性相关性强度变异系数分值数据获取方式分值RTR(,)分值,分值0%15%3野外调查/基质试验30.631316%35%2人工模拟试验20.60.2210.5235%

21、1文献资料10.210.51T/ACEF0652023表3指标的可靠性、相关性和强度的定量评价标准7.3.4生物累积风险评价7.3.4.1根据重金属污染物i经权重和Z值校正后的污染物相对生物累积指数RTRw(i,j)的数据分布计算风险积分，见公式（4）。7.3.4.2依据风险积分级别进行风险评价，见表1。8效应评价8.1一般规定8.1.1效应评价包括生态毒理学风险评价和生态系统风险评价。8.1.2生态毒理学风险指标包括个体及以下水平的毒性效应；生态系统风险指标包括生物种群、群落水平以上针对生态系统结构、过程和功能的毒性效应。8.1.3当生态毒理学风险评价结果显示为中等风险水平以下时，评估过程终

22、止。8.1.4当结果显示存在一定风险时，继续进行生态系统风险评价。8.1.5评价过程包括数据获取、胁迫效应关系（暴露响应关系）分析、权重确定、风险指数计算及风险分级评价等步骤，风险评价采用风险积分，见8.2.5及8.3.5。8.2生态毒理学风险评价8.2.1数据获取8.2.1.1宜采用7.3.1所确定的土壤样品进行生态毒理学生物测试，测试生物宜依据6.4所确定的代表物种，如土壤动物蚯蚓。8.2.1.2测试终点可参考资料性附录A。8.2.2胁迫效应关系分析根据测试终点数据与土壤污染浓度数据，宜采用相关分析方法对指标与土壤污染物浓度（包括总量、生物有效性浓度及组织残留浓度）及污染程度（如，综合污染

23、指数）之间进行胁迫效应关系分析，筛选出与主导污染物浓度或综合污染指数之间的呈显著关系的指标（p0.05），作为有效的证据纳入到证据链中。8.2.3参考值确定宜以7.2.2规定的对照点土壤培养试验样本数据作为参考值。8.2.4生态毒理学风险指数8.2.4.1采用相对风险指数法计算生态毒理学风险指数，计算见公式（8）。9T/ACEF0652023𝐻生态毒理学（）=1𝑅(,)0.7𝑅1+=1𝑅(,)𝑅1.(8)抑制/诱导.(9)𝑅生态毒理学(,)=样品(,)对照()式中：i生态毒理学风险证据链中的有效证据

24、；j研究样点；HQ毒理学(j)样点j的生态毒理学风险指数；RTRw(i,j)样点j中经过权重、Z值和毒性指标抑制/诱导阈值校正过的证据i的相对生态毒性指数；N样点中证据的相对生态毒性指数RTRw在0.7-1之间的总数；M样点中证据的相对生态毒性指数超过1的总数；8.2.4.2RTRw(i,j)计算见公式（9）。𝑅,=𝑅生态毒理学,(,)(,)式中：RTR生态毒理学(i,j)样点j证据i的相对生态毒性指数；Z(i,j)样点j指标i与对照生态毒性指标i的数据之间差异指数，与显著性水平p有关，计算见公式（3）；Th抑制/诱导毒性指标抑制/诱导阈值，在这里分别设为0.2

25、和0.3，表明毒理学指标响应抑制/诱导分别超过20%和30%视为效应显著；w(i,j)毒性指标权重，生态毒理学风险指数的权重确定过程与生物累积风险权重确定过程一致，见7.3.3.4。8.2.4.3𝑅生态毒理学(,)计算见公式（10）。对照().(10)式中：T样品(i,j)研究样点j生态毒性指标i的平均值；T对照(i)对照点生态毒性指标i的平均值；8.2.5生态毒理学风险评价8.2.5.1根据测定指标i经权重校正后的相对毒性指数RTRw(i,j)的数据分布，计算生态毒理学风险积分Score(HQEcotoxic)，见公式（4）。8.2.5.2根据风险积分级别进行风险评价，见表2

26、。8.3生态系统风险评价8.3.1数据获取10T/ACEF06520238.3.1.1宜根据7.2.1所确定的评估空间范围，参考GB/T21010,选择评估区内农用地（耕地/园地）、林草地和建设用地（商服用地/工矿仓储用地/住宅/交通/公共管理与公共服务用地/特殊用地）等三大类土地利用类型设置生态调查样地，样地尽可能覆盖7.2.1中的土壤调查样点。8.3.1.2生态系统水平的生态受体选择宜根据6.4所确定结果，植物及土壤动物生态调查宜符合HJ710.1及HJ710.10的要求。评估区范围内分布于不同空间位置的同一土地利用类型总数不少于3个。8.3.1.3生态调查指标宜包括种群、群落组成、结构和

27、功能性状等。8.3.2胁迫效应关系分析根据生态调查数据与土壤污染浓度数据，宜采用主成分分析、蒙特卡洛模拟、k-Means聚类分析等多元统计分析方法，对指标与土壤污染物浓度（包括总量、生物有效性浓度及组织残留浓度）及污染程度（如，综合污染指数）之间进行胁迫效应关系分析，筛选出与主导污染物浓度或综合污染指数之间呈显著关系的指标（p0.05），作为有效的证据纳入到证据链中。8.3.3参考值确定宜以对照点的生态调查数据作为参考值。8.3.4生态系统风险指数8.3.4.1采用相对风险指数法计算生态系统风险指数，见公式（11）。𝐻生态系统()=1𝑅(,)0.7⻓

28、7;1+=1𝑅(,)𝑅1.(11)式中：i生态系统风险证据链中的有效证据；j研究样点；HQ生态系统(j)样点j的生态系统风险指数；ZRTRw(i,j)经过权重、值和指标抑制/诱导阈值校正过的样点j证据i的相对生态系统效应指数；N样点中证据的相对生态系统效应指数RTRw在0.7-1之间的总数；M样点中证据的相对生态系统效应指数RTRw超过1的总数；8.3.4.2RTRw(i,j)计算见公式（12）。()(,)𝑅,=𝑅生态系统(,)(,).(12)式中：RTR生态系统(i,j)样点j中证据i的相对生态系统效应指数；Z(i,j)样点j与

29、对照的生态系统效应指标i之间差异指数，与显著性水平p有关，计算见公式（3）；Th抑制/诱导指标抑制/诱导阈值，在这里分别设为0.2和0.3，表明生态系统效应指标响应抑制/诱导分别超过20%和30%视为效应显著；w(i,j)效应指标权重确定过程同生物累积风险和生态毒理学风险评价，见7.3.3.4。11𝑅生态系统,=样点(,)对照()𝐻综合()=1(𝐻,(,)=1(,).(14)T/ACEF06520238.3.4.3RTR生态系统(i,j)计算见公式（13）。对照().(13)式中：E样点(i,j)样点j生态系统效应指标i的平均值；（M）E对照(i

30、)对照点生态系统效应指标i的平均值；8.3.5生态系统风险评价8.3.5.1根据测定终点i经权重、Z值和阈值校正后的相对生态系统效应指数RTRw(i,j)的数据分布，计算生态系统风险积分Score(HQ生态系统)，见公式（4）。8.3.5.2根据积分级别进行风险评价，见表2。9综合生态风险表征9.1一般规定9.1.1当有效证据链达到2条及以上时评估综合生态风险。9.1.2原则上对每一个调查样点分别进行所有证据链的综合生态风险评价，证据链之间如出现样点不一致的情况，应选择具备完整证据链的样点进行综合生态风险指数计算，使评估区范围内不同样点之间具有可比性。9.1.3为了区别不同证据链之间的重要性，

31、采用每个样点的每条证据链所包含的证据的权重取平均值的方法，获得证据链的权重。9.2综合生态风险指数9.2.1对每一条证据链的风险指数进行归一化处理，进行加权平均后计算综合生态风险指数，见公式（14）。44式中：j研究样点；i证据链，包括化学风险、生物累积风险、生态毒理学风险和生态系统风险4条证据链；HQ综合,j第j个样点的综合生态风险指数；HQ(i.j)-N第j个样点中利用极值归一化处理后的第i条证据链风险指数；9.2.2HQ(i.j)-N计算见公式（15）。HQ()Min(HQ()𝐻(,)=ax𝐻(,)(𝐻().(15)式中：HQ(i.j)第j

32、个样点中第i条证据链风险指数；12证据链之间标准差（D）综合生态风险指数（HQ综合）基于土地利用类型的评估结论可接受不可接受D0.40.00HQ综合0.25N,A,R,I0.25HQ综合0.50A,R,IN,A（存在特殊保护目标）0.50HQ综合0.75I（R）N,A,R（特殊环保要求）0.750.4,或者进一步收集数据再次评估0.00HQ综合0.25A,R,IN,A（存在特殊保护目标）0.25HQ综合0.50I（R）N,A,R（特殊环保要求）0.25HQ综合1.00I（R）N,A,R（特殊环保要求）注：N,A,R,I分别指自然覆被、农业用地、住宅用地和工业用地。T/ACEF0652023Mi

33、n(HQ(i)所有研究样点中第i条证据链风险指数的最小值；Max(HQ(i)所有研究样点中第i条证据链风险指数的最大值；W(i,j)第j个样点中第i条证据链的权重；9.2.3W(i,j)计算见公式（16）。W(,)=(=1(,)/n.(16)式中：w(k,i,j)第j个样点中第i条证据链中证据k的权重；k每条证据链中的证据；n每条证据链中证据的个数9.3综合生态风险评价基于不同土地利用类型的综合生态风险指数分级标准进行综合生态风险评价，综合生态风险指数分级标准见表4。表4综合生态风险指数划分等级表13土地利用方式生态受体评价终点测定终点（证据组/证据）（证据链/证据组）个体及以下水平种群/群落水平林草地关键/目标物种植物生长与多样性DNA损伤、氧化酶活性、同工酶、自由基含量、mRNA、蛋白质、细胞/组织完整性、发芽率、幼苗芽长和根长种群数量、密度