《頁巖氣（頁巖油）開發(fā)地塊特征污染物土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值確定技術(shù)指南編制說明》

1?污染場地土壤生態(tài)環(huán)境安全閾值的研究背景

1.1?任務(wù)來源

頁巖氣主分布區(qū)水資源匱乏、地質(zhì)條件復雜多變，開發(fā)過程不一。頁巖氣藏

的開發(fā)過程可能會帶來大量破碎巖石、含重金屬礦物污泥和高鹽復雜有機返排液

/采出水（含大量有機化合物），已經(jīng)或?qū)⒃斐赏寥馈⒌乇硭c地下水污染，其潛

在生態(tài)環(huán)境風險亟待評估。但目前針對頁巖氣開發(fā)地塊污染物的生態(tài)風險評估研

究很少，開發(fā)過程產(chǎn)生的污染物對生態(tài)環(huán)境到底存在哪些影響、如何進行量化評

估等尚未明確，也尚未建立標準化的風險評估方法，故亟待開展頁巖氣地塊開發(fā)

過程產(chǎn)生的污染物的生態(tài)安全閾值工作。

在國家重點研發(fā)計劃項目“頁巖氣開采場地特征污染物篩查與污染防控”的

支持下，項目組在我國典型頁巖氣藏開采過程中污染物的類型、特征與產(chǎn)生機制

研究以及提出適合我國國情的頁巖氣藏開采場地污染風險預警與防控技術(shù)等方

面開展了一系列工作，獲得了大量的研究成果和資料，在此基礎(chǔ)之上，標準編制

組通過進一步總結(jié)和凝練其中的相關(guān)研究成果開展了該標準的編制工作。

1.2?工作過程

2020年，針對頁巖氣開發(fā)地塊生態(tài)風險評估工作，標準編制組提出構(gòu)建頁

巖氣開發(fā)地塊特征污染物生態(tài)風險評估技術(shù)導則》（以下簡稱“生態(tài)風險評估技

術(shù)導則”）需要解決的8個技術(shù)要點，并根據(jù)頁巖氣開發(fā)地塊生態(tài)風險評估技術(shù)

要點涉及到的閾值缺失問題，提出土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值制定的目標和要求。

2021年，標準編制組開展《頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物生態(tài)風險評估技術(shù)

導則》編制工作，同年12月份在中國環(huán)境科學學會團體標準立項通過；在編制

《生態(tài)風險評估技術(shù)導則》的基礎(chǔ)，梳理了土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值確定技術(shù)方法

的技術(shù)流程。

2022年，在基本明確頁巖氣開發(fā)地塊生態(tài)風險評估技術(shù)方法的基礎(chǔ)之上，

標準編制組通過文獻調(diào)研方式，基本確定頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物土壤環(huán)境生

1

態(tài)安全閾值制定的技術(shù)方法，并在我國典型頁巖氣開發(fā)區(qū)域選擇2個案例地塊，

開展相關(guān)特征污染物的監(jiān)測分析工作，并且開展其閾值的試制定以及試運用；此

外，標準編制組也開展了國內(nèi)外土壤生態(tài)閾值相關(guān)文獻的調(diào)研，以及與土壤生態(tài)

風險評估相關(guān)數(shù)據(jù)庫的調(diào)研，并形成了土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值確定的標準草案。

2023年3月2日，在北京召開了本標準的立項評審會議，經(jīng)專家組質(zhì)詢論

證后通過立項評審。

2023年3月——2023年8月，標準編制組在上述工作基礎(chǔ)之上，編制了《頁

巖氣開發(fā)地塊特征污染物土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值確定技術(shù)指南（征求意見稿）》

稿件。2023年8月25日，在北京召開了該標準“征求意見稿”的專家論證會議，

經(jīng)專家質(zhì)詢和討論后形成專家評審意見；標準編制組根據(jù)上述意見對稿件繼續(xù)進

行了修改和完善，形成目前的標準“征求意見稿”。

2

2制定污染地塊土壤安全閾值的必要性

2.1加強頁巖氣開發(fā)地塊污染生態(tài)風險評估的需要

頁巖氣藏的開發(fā)過程可能會帶來大量破碎巖石、含重金屬礦物污泥和高鹽復

雜有機返排液/采出水（含大量有機化合物），已經(jīng)或?qū)⒃斐赏寥馈⒌乇硭c地下

水污染，潛在生態(tài)環(huán)境風險嚴重。系統(tǒng)地查明頁巖氣藏開發(fā)全流程導致的土壤-

地表水、地下水污染機制，并結(jié)合我國地質(zhì)背景和頁巖氣開發(fā)實踐，對頁巖氣藏

開發(fā)過程中產(chǎn)生的毒害污染物質(zhì)進行有效篩查和風險評估，明確控什么、如何控，

是頁巖氣開發(fā)地塊污染防控、推進基于風險的環(huán)境管理的前提和當務(wù)之急，亟待

有效的科技支撐。

從20世紀90年代起，以美國為代表的一批發(fā)達國家逐步構(gòu)建了土壤生態(tài)篩

選基準的框架，并頒布了一系列相關(guān)標準、導則和技術(shù)文件，并依據(jù)此方法確定

了部分土壤污染物的生態(tài)篩選值。美國、加拿大和澳大利亞等國家都已經(jīng)建立了

各自的土壤生態(tài)安全閾值篩選方法，但我國目前在這方面的研究工作仍缺乏規(guī)范

性的指導方法，尤其是針對頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物的土壤生態(tài)風險影響尚屬

于起步階段，亟需開展其土壤生態(tài)安全閾值的制定工作，以為頁巖氣開發(fā)的生態(tài)

風險管理提供決策支持。

2.2現(xiàn)存問題

（1）頁巖氣開發(fā)地塊作為一類特殊的污染場地，其土壤生態(tài)安全閾值是開

展此類地塊生態(tài)風險評估的前提，但目前我國缺乏此類閾值標準，因此亟需開展

相應的土壤生態(tài)風險閾值的制定工作。

（2）我國目前已經(jīng)發(fā)布的與土壤介質(zhì)相關(guān)的風險閾值的標準幾乎都是基于

人群健康、農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)而建立的，與生態(tài)安全和生態(tài)質(zhì)量評估相關(guān)的風險閾

值標準非常缺乏。而且，我國目前適用于土壤生態(tài)風險評估的標準及其標準制定

的技術(shù)方法都很有限，其中生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所主持編制的生態(tài)環(huán)境

部標準《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技術(shù)指南(征求意見稿)》是這方面工作的指

導性方法，但該標準還未正式發(fā)布，目前僅能做參考。

3

（3）目前我國在水生生態(tài)安全方面已制定了一系列生態(tài)安全基準或閾值相

關(guān)的標準，已具備相對成熟的閾值標準制定的技術(shù)方法，目前土壤生態(tài)安全閾值

的制定方法仍要借鑒生水生物方面的技術(shù)方法。

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3?閾值確定的原則和依據(jù)

3.1編制依據(jù)

本技術(shù)指南主要引用我國一些頁巖氣術(shù)語定義、生態(tài)風險評估、農(nóng)田土壤及

建設(shè)用地土壤調(diào)查及監(jiān)測技術(shù)方面的標準和技術(shù)規(guī)范，包括GB/T41611、HJ

1231、HJ1185、HJ682、HJ/T166、HJ25.1、NY/T395。

3.2編制原則

（1）以我國現(xiàn)行的生態(tài)環(huán)境保護法律法規(guī)、政策、條例、標準的相關(guān)規(guī)定

和要求為主要依據(jù)。在我國現(xiàn)有的生態(tài)風險評估、土壤環(huán)境基準值指定和閾值確

定的標準的基礎(chǔ)之上，結(jié)合國外相關(guān)標準以及國內(nèi)外的最新科研成果，開展本標

準的編制工作。

（2）以需求為導向。我國頁巖氣開發(fā)行業(yè)正在蓬勃發(fā)展，但頁巖氣開發(fā)過

程產(chǎn)生的特征污染物的潛在生態(tài)風險不能忽視。由于生態(tài)安全閾值是開展生態(tài)風

險評估工作的前提和基礎(chǔ)，因此為了加強我國頁巖氣開發(fā)過程的生態(tài)風險評估和

管控，以及結(jié)合目前生態(tài)風險評估實踐的實際情況，本標準篩選具有代表性的特

征污染物，對其開展閾值的推導工作。

（3）充分吸收國內(nèi)外土壤環(huán)境基準和閾值指定的成果。生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)

境科學研究所主編的《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技術(shù)指南（征求意見稿）》雖

然未正式發(fā)布，但是該技術(shù)指南為一般土壤生態(tài)安全的基準值制定提供了有力的

支持，也為特殊地塊（如頁巖氣開發(fā)地塊）的土壤生態(tài)安全閾值推導提供了技術(shù)

支撐。

綜上，在充分吸收國內(nèi)外土壤環(huán)境基準以及生態(tài)安全閾值最新研究進展的基

礎(chǔ)上，針對我國典型頁巖氣開發(fā)地塊的區(qū)域特征和環(huán)境管理需求，形成本技術(shù)標

準。

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4國內(nèi)外研究概況

4.1生態(tài)安全閾值與環(huán)境基準

目前不論是國內(nèi)還是國外，對環(huán)境基準制定方法的標準及相關(guān)技術(shù)規(guī)范相對

比較完備，且這方面的文獻報道也比較多；但環(huán)境安全閾值制定方面的技術(shù)規(guī)范

和文獻資料就比較缺乏。這兩者之間既有區(qū)別，又有緊密的聯(lián)系，因此在研究土

壤環(huán)境生態(tài)安全閾值制定方法的時候，可以參考借鑒或引用環(huán)境基準制定的方法。

（1）概念區(qū)別

生態(tài)安全閾值指的是環(huán)境中某種物質(zhì)或環(huán)境因素的安全水平，即在該水平下，

該物質(zhì)或環(huán)境因素對生態(tài)系統(tǒng)沒有危害。環(huán)境安全閾值的確定通常需要考慮生態(tài)

系統(tǒng)的保護等方面。

環(huán)境基準是指環(huán)境中某種物質(zhì)的背景水平或安全限值。環(huán)境基準通常是基于

科學研究和實驗結(jié)果，通過評估人體健康和生態(tài)系統(tǒng)的風險，確定的一些參考值，

用于監(jiān)測環(huán)境中某種物質(zhì)的污染情況。

（2）制定的目的不同

生態(tài)安全閾值的主要目的是為了確保環(huán)境中某種物質(zhì)或環(huán)境因素的安全性，

以保護生態(tài)系統(tǒng)的完整性。而環(huán)境基準的主要目的是為了監(jiān)測和評估環(huán)境中某種

物質(zhì)的污染情況，以便采取措施來防止或減輕污染的影響。

（3）應用不同

生態(tài)安全閾值通常適用于環(huán)境中各種化學物質(zhì)和物理因素，如土壤中的重金

屬、大氣中的污染物、噪聲、電磁輻射等。而環(huán)境基準通常適用于環(huán)境中的污染

物質(zhì)，如土壤和水中的有毒物質(zhì)和污染物。

（4）土壤環(huán)境基準值和土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值確定方法的區(qū)別

土壤環(huán)境基準值是指在沒有受到人類活動干擾的情況下，某種物質(zhì)在土壤中

的天然存在水平。確定土壤環(huán)境基準值的方法通常是通過采集和分析大量天然土

壤樣本來確定該物質(zhì)在土壤中的背景水平，考慮該物質(zhì)的來源、地質(zhì)背景、氣候

條件和土壤類型等因素，綜合評估得出的參考值。

而土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值是指某種物質(zhì)在土壤中的允許含量，超過該含量可

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能對生態(tài)環(huán)境造成危害。通常情況下，土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值是根據(jù)該物質(zhì)的毒

性數(shù)據(jù)、暴露途徑和生態(tài)效應等綜合因素確定的。確定土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的

目的是為了評估土壤中某種物質(zhì)的污染程度，進行土壤污染生態(tài)風險評估，并制

定相應的管理和修復措施。

因此，土壤環(huán)境基準值的確定是為了建立一個合理的參考標準，而土壤環(huán)境

生態(tài)安全閾值的確定則是為了評估土壤污染程度并制定相應的管理和修復措施。

4.2國外發(fā)展概況

4.2.1土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的定名方式

各國對土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的定名方式各不相同，如土壤生態(tài)篩選值、土

壤質(zhì)量指導值、土壤質(zhì)量目標值、土壤生態(tài)調(diào)查值、土壤預警值、毒性參考值等；

其中應用比較多的定名方式如美國和英國使用的土壤生態(tài)篩選值。

土壤生態(tài)篩選值是指為了對陸地生物及關(guān)鍵生態(tài)功能提供適當?shù)谋Ｗo而制

定的土壤中濃度限值，污染物濃度一旦超過此值，需取進一步的風險評價行動或

污染控制。與傳統(tǒng)的土壤環(huán)境質(zhì)量標準不同，基于風險的土壤生態(tài)篩選值更加強

調(diào)土壤性質(zhì)分異、元素形態(tài)分布差異與污染物生物有效性變異等因素對土壤污染

物毒性的影響，并在考慮毒性數(shù)據(jù)的可獲得性、豐富性和可靠性的基礎(chǔ)上，利用

物種敏感性分布法（SSD）或評估因子外推法等科學理論與方法，構(gòu)建針對不同

土壤類型、不同土地利用類型甚至不同受體類型的土壤篩選基準值。

4.2.2各國土壤生態(tài)篩選值的發(fā)展歷程

美國魚類與野生動物保護局（U.S.Fish?Wildlife?Service）是最早編制土壤

生態(tài)篩選值的機構(gòu)之一，其于1990年公布的土壤生態(tài)篩選值收錄了來自日本、

荷蘭、加拿大、美國和前蘇聯(lián)的200多種污染物中考慮生態(tài)受體（部分污染物只

考慮了人體健康）的污染物的指導值。美國環(huán)保局（US?EPA）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。美國環(huán)保局5區(qū)于1999年

制定了223種污染物的生態(tài)數(shù)據(jù)質(zhì)量值（EDQLs），并于2003年8月將這一套質(zhì)

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量值升格為生態(tài)篩選值（ESLs）。

美國能源部薩瓦納河國家實驗室（Savannah?River?National?Laboratory）在

綜合美國魚類與野生動物保護局提出的土壤篩選值、美國能源部橡樹嶺國家實驗

室的土壤基準值、加拿大環(huán)境部長委員會（CCME）的土壤質(zhì)量指導值、荷蘭的

環(huán)境質(zhì)量目標值（日標值、干預值和最大允許濃度值）和美國環(huán)保局的土壤生態(tài)

篩選值（Eco-SSLs）的基礎(chǔ)上，于1998年編制了一套土壤生態(tài)篩選值，并于1999

年起被美國環(huán)保局4區(qū)等效采用于污染場地的生態(tài)風險評估。

加拿大環(huán)境部長委員會于1996年發(fā)布了推導土壤質(zhì)量指導值的方法學草案

（CCME，1996），后經(jīng)多次修訂形成了當前的土壤質(zhì)量指導值（2007年為最新

版），這些指導值綜合考慮了對生態(tài)受體和人體健康的保護，并針對農(nóng)業(yè)、住宅

與公園、商業(yè)和工業(yè)用地設(shè)定了不同的指導值。荷蘭在20世紀80年代就公布了

A、B、C3類土壤質(zhì)量目標值，1994年被替換為目標值和干預值，2000年荷蘭

住房、空間規(guī)劃和環(huán)境部（VROM）又對目標值和干預值進行了更新，且一直沿

用至今。

此外，澳大利亞、德國、芬蘭、丹麥、西班牙、奧地利等國家也頒布了可用

于進行土壤污染物篩選的生態(tài)篩選值英國、瑞典、比利時等國家也正在構(gòu)建類似

的生態(tài)篩選值。

4.2.3各國土壤生態(tài)篩選值的制定方法

土壤直接接觸是土壤生態(tài)篩選值制定的最重要暴露途徑，通常根據(jù)單一污染

物和單一物種的生態(tài)毒理實驗獲得毒性數(shù)據(jù)，采用生態(tài)風險評估的外推方法制定

篩選值。各國土壤生態(tài)篩選值制定考慮的關(guān)鍵受體和暴露途徑如表4.2-1所示。

表4.2-1各國土壤生態(tài)篩選值制定考慮的關(guān)鍵受體和暴露途徑

（李勖之等，2022）

土壤-地下水

國家1)土壤直接接觸途徑土壤和食物攝入途徑

途徑

Eco-SSL植物植物——

Eco-SSL無脊椎動物無脊椎動物——

美國

Eco-SSL哺乳動物—哺乳動物—

Eco-SSL鳥類—鳥類—

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植物、無脊椎動物和微生野生生物（哺乳動物

英國SSV—

物主導的生態(tài)功能和鳥類）

野生生物（哺乳動物

MV植物、無脊椎動物和微生—

荷蘭和鳥類）

物主導的生態(tài)功能

IV——

微生物（營養(yǎng)和能量循食草動物（初級消費牲畜、作物

SQG農(nóng)用地環(huán)）、無脊椎動物、植物者）和食肉動物（次（灌溉）和淡

/作物和牲畜/野生動物級或三級消費者）2水生物

食草動物（初級消費

加拿大

SQG居住用地/公園微生物（營養(yǎng)和能量循者）和食肉動物（次

環(huán)）、無脊椎動物、植物級或三級消費者）3淡水生物

SQG商業(yè)用地和野生動物—

SQG工業(yè)用地—

注：1）Eco-SSL植物、Eco-SSL無脊椎動物、Eco-SSL哺乳動物和Eco-SSL鳥類分別表示保護植物、無脊

椎動物、哺乳動物和鳥類的土壤生態(tài)篩選值；SSV表示英國土壤生態(tài)篩選值；MV和IV表示荷

蘭最大值和干預值；SQG農(nóng)用地、SQG居住用地/公園、SQG商業(yè)用地和SQG工業(yè)用地分別表示農(nóng)用地、居住/公

園、商業(yè)和工業(yè)用地的土壤質(zhì)量指導值。

2）僅當土壤污染物具有潛在生物累積或生物放大特性時，加拿大農(nóng)用地的土壤SQG推導才

考慮食肉動物等次級或三級消費者的土壤和食物攝入途徑。

3）僅當土壤污染物具有潛在生物累積或生物放大特性時，加拿大居住用地/公園的土壤SQG

推導才考慮食草動物等初級消費者和食肉動物等次級或三級消費者的土壤和食物攝入途徑。

目前國際上構(gòu)建土壤生態(tài)篩選值的基本過程包括毒性數(shù)據(jù)的收集與質(zhì)量評

估、適用數(shù)據(jù)的選擇、數(shù)據(jù)外推與閾值估算（包括基于分布的方法、評估因子法

和平衡分配法等）和篩選值的最終確立這4大步驟：

（1）毒性數(shù)據(jù)的收集與質(zhì)量評估：可從毒性數(shù)據(jù)庫或國際文獻資料中獲取

有關(guān)污染物的理化參數(shù)和生態(tài)毒性數(shù)據(jù)。

（2）適用數(shù)據(jù)的選擇：在毒性數(shù)據(jù)的選擇上，由于土壤的高度異質(zhì)性和干

擾因子的多樣性，如土壤有機質(zhì)含量、黏土含量、陽離子交換量和pH值等均可

顯著影響污染物的生物有效性，因此，對毒性數(shù)據(jù)進行有效的篩選顯得十分必要，

不同的國家有不同的選擇標準、選擇方法與質(zhì)量要求，例如美國環(huán)保局設(shè)置了

10條選擇數(shù)據(jù)的標準（表4.2-2），并根據(jù)毒性數(shù)據(jù)的質(zhì)量進行評分(US?EPA,2003)；

而歐盟推薦使用歸一化的方法來校正不同類型土壤中測定的毒性數(shù)據(jù)，并建議各

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國根據(jù)本國選定的標準土壤來進行數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換，從而可對各類毒性數(shù)據(jù)進行直接的

比較與分析。

表4.2-2美國環(huán)保局評價植物和土壤無脊椎動物毒性數(shù)據(jù)的標準

(US?EPA,2003)

數(shù)據(jù)評價標準評分依據(jù)與方法得分

a.?使用生物有效性高或很高的天然土壤進行試驗2?分

b.?使用生物有效性中等的天然土壤，或是使用人工土壤進行

1.?生物有效性1?分

試驗

c.?使用生物有效性低或很低?的天然土壤進行試驗0?分

a.?實驗設(shè)計合理?，統(tǒng)計分析方法正確2?分

2.?室內(nèi)試驗設(shè)計及記錄

b.?實驗設(shè)計基本合理?，但有不足，統(tǒng)計分析方法正確1?分

c.?實驗設(shè)計與現(xiàn)實條件不相符0?分

a.?實驗設(shè)計合理?，統(tǒng)計分析方法正確2?分

3.?野外試驗設(shè)計及記錄

b.?實驗設(shè)計基本合理?，但有不足，統(tǒng)計分析方法正確1?分

c.?實驗設(shè)計與現(xiàn)實條件不相符0?分

a.?對污染物的試驗濃度進行了準確測定2?分

4.?試驗物質(zhì)濃度

b.?僅給出加標物質(zhì)的濃度，沒有進行實際濃度測定1?分

c.?其他情況0?分

a.?完全按照標準化?的步驟進行實驗，且對照組的實驗結(jié)果符

合指南文件的要求，或是沒有標準化的指南文件時對照組2?分

的結(jié)果在可以接受的范圍之內(nèi)

5.?對照試驗的有效性

b.?沒有給出對照組的結(jié)果或結(jié)果不明確1?分

c.?對照組的結(jié)果不在可以接受的范圍之內(nèi)0?分

a.?慢性毒性試驗2?分

6.?慢性毒性或生活史試

b.?急性毒性試驗1?分

驗

c.?極短期的暴露試驗0?分

a.?描述了配制污染物的全部過程2?分

7.?污染土壤制備過程與b.?只說明了配制污染物的部分過程1?分

要求

c.?實驗過程沒有詳細描述且無法反推0?分

a.?EC10和EC20之間，或?NOEC與LOEC之間相差小于?3?

2?分

倍

8.劑量－反應關(guān)系

b.?NOEC?和?LOEC?之間相差大于?3?倍，但小于?10?倍1?分

10

數(shù)據(jù)評價標準評分依據(jù)與方法得分

c.?沒有給出ECx值，或?NOEC?和?LOEC?之間相差大于?10?倍，

0?分

或僅給出NOEC?和?LOEC兩者中的其一

a.?在p?=?0.05的水平或ECx的?95％置信區(qū)間內(nèi)使用了方差分

2?分

析(?ANOVA)?或統(tǒng)計學方法

b.?使用了方差分析?，但沒有給出p?值或p?>?0.05，或是有?ECx

9.?統(tǒng)計檢驗1?分

值，但沒有給出?95％或90％的置信區(qū)間

c.?沒有給出NOEC、LOEC?或?EC/LCx值，或是有這些值但

0分

沒有給出計算方法

a.?試驗生物的來源和條件已知，且有詳細的描述2?分

b.?說明不夠詳盡的非商品化生物，或是商品化生物的信息不

受試生物的來源1?分

10.全

c.?試驗生物來自污染場地，或是無法說明試驗生物的商業(yè)來

0?分

源

（3）數(shù)據(jù)外推與閾值估算：毒性數(shù)據(jù)的外推過程是制定土壤生態(tài)篩選值的

重要步驟，目前歐盟和美國主要采用以下3種方法來推導產(chǎn)生土壤生態(tài)篩選基準

值。

①基于分布的方法：基于分布的方法通過繪制統(tǒng)計分布圖或排序分布圖來選

擇特定的百分位點或截取點作為篩選值，該方法全面考慮并充分利用了篩選得到

的所有有效數(shù)據(jù)，并在選定截取點時提供了統(tǒng)計學上的置信度，是目前建立土壤

生態(tài)篩選基準最理想的方法，但其需要有健全的毒性數(shù)據(jù)作支撐，通常需要有

10套以上的數(shù)據(jù)才具有統(tǒng)計學意義。例如：美國毒性數(shù)據(jù)排序頻率分布法、物

種敏感性分布法（SSD法）等。

②評估因子法：評估因子法是將選出的最低報道毒性值除以一個不確定因子

或安全系數(shù)來求解污染物的生態(tài)篩選值的一種方法。評估因子法所用的毒性數(shù)據(jù)

通常為室內(nèi)試驗所獲得的最低明確效應濃度,評估因子的取值范圍根據(jù)科學經(jīng)驗

及專業(yè)判斷來確定。該方法簡單易懂，但該方法評估因子選擇更多的是出于謹慎

原則，并非基于詳盡的生態(tài)毒理知識來進行選擇，無法體現(xiàn)生物的有效性。

③平衡分配法：平衡分配法是指在嚴重或完全缺失陸地生態(tài)毒性數(shù)據(jù)的情況

下，可借助水生生態(tài)毒性數(shù)據(jù)，按照污染物在土壤固體與土壤孔隙水之間的平衡

分配理論進行適當?shù)臄?shù)據(jù)轉(zhuǎn)換，建立土壤生態(tài)篩選基準值。但該方法等同于水體

11

污染暴露的假設(shè)并不能完全代表土壤污染物的真實暴露情景，因此其通常會低估

土壤生物對污染物的攝入量，基于該方法的生態(tài)閾值往往與實際基于陸生生物的

毒性數(shù)據(jù)構(gòu)成的生態(tài)基準值差距過大，一般不會用做構(gòu)建污染物的土壤生態(tài)篩選

值。

在具體制定過程中，各國在毒性數(shù)據(jù)選擇、外推方法使用和篩選值確定等存

在差異，如下表4.2-3所示：

表4.2-3各國土壤生態(tài)篩選值的推導方法

國家毒性數(shù)據(jù)外推方法篩選值確定

Eco-SSL植物

EC20、MATC和

美國Eco-SSL無脊椎動幾何均值法

EC10

物

NOEC、EC10和物種敏感性分布法（SSD）、評

英國SSVPNEC（HC5）

E(L)C50估因子法（AF）

HC5和HC50的幾何均值

MVNOEC、EC10和物種敏感性分布法（SSD）、評

荷蘭（約HC20）

E(L)C50估，因子法（AF）和平衡分配法

IVHC50

SQG農(nóng)用地證據(jù)權(quán)重法（EC25分布法）、最

EC25、LOEC和

低效應濃度法和中位效應法（最25%百分位值

加拿SQG居住用地/公園E(L)C50

小值）

大

SQG商業(yè)用地EC25、LOEC和證據(jù)權(quán)重法（EC25分布法）和最

50%百分位值

SQG工業(yè)用地E(L)C50低效應濃度法（幾何均值）

（4）篩選值確立

若法規(guī)管理部門人為根據(jù)毒性數(shù)據(jù)推算出來的基準值存在過度保護或保護

不足等問題，或是不符合現(xiàn)實條件（如低于當?shù)氐谋尘爸担┖筒痪哂锌刹僮餍裕ǖ?/p>

于現(xiàn)時的檢測限），可根據(jù)同行評議或?qū)＜医ㄗh對篩選值進行最后的修訂和校驗，

即通過增加或撤消某些評估因子來獲得更加合理有效的保護值，并作為最終的篩

選基準。

4.3?國內(nèi)發(fā)展概況

我國土壤環(huán)境標準工作最早開始于上世紀七十、八十年代的農(nóng)業(yè)環(huán)境質(zhì)量普

查評價、土壤環(huán)境容量的臨界含量和土壤環(huán)境背景值等相關(guān)研究，在上述研究基

礎(chǔ)上，我國制定了《土壤環(huán)境質(zhì)量標準》(GB15618—1995)。其中，一級標準（背

景值）采用地球化學法，根據(jù)土壤中元素的地球化學含量狀況和分布特征制定：

12

二級和三級標準采用生態(tài)環(huán)境效應法，規(guī)定了保護農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量、農(nóng)作物生長、土

壤生態(tài)（生化指標和微生物指標）和水環(huán)境安全的土壤中污染物最大允許含量。

然而，目前標準制定的試驗和推導方法與國際土壤篩選值存在較大差異，應

考量以保護直接接觸毒性和二次毒性的陸生生態(tài)土壤環(huán)境基準為基礎(chǔ)。在為滿足

農(nóng)用地土壤污染風險管控的需要制定的《GB15618—2018土壤風險管控標準》

中，采用了國際生態(tài)風險評估方法的SSD法推導了Ni的土壤風險篩選值。除

此之外，我國目前僅頒布《種植根莖類蔬菜的旱地土壤鎘、鉛、鉻、汞、砷安全

閾值》（GB/T36783-2018）、《水稻生產(chǎn)的土壤鎘、鉛、鉻、汞、砷安全閾值》（GB/T

36869-2018）等不多的相關(guān)土壤安全閾值標準，而且尚缺乏相關(guān)有機污染物的土

壤風險篩查值。因此，構(gòu)建我國土壤生態(tài)風險評估框架，保護陸生生態(tài)的土壤環(huán)

境基準還需更多的化學有機物質(zhì)、重金屬等物質(zhì)的基準確定。

近年來，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)境保護規(guī)劃》《國家環(huán)境基準管理辦法（試行）》等法律法規(guī)，

以期加強我國生態(tài)環(huán)境基準工作。然而，由于我國土壤生態(tài)毒理研究起步較晚，

保護陸生生態(tài)的土壤基準和閾值研究所需的毒性數(shù)據(jù)相對匱乏。

土壤生態(tài)安全閾值是土壤污染生態(tài)風險初步識別與篩選的環(huán)境管理工具，然

而我國尚未構(gòu)建本土化的土壤生態(tài)風險評估框架體系，目前我國針對自有物種開

展的生態(tài)毒理研究還相對不足，在代表性物種毒性數(shù)據(jù)的選擇上還是參考國外的

毒性數(shù)據(jù)為主，還需在毒性數(shù)據(jù)選擇的方法與標準上多方權(quán)衡、綜合考慮，例如

在制定土壤生態(tài)安全閾值時同時利用了植物土壤無脊椎動物、土壤微生物、部分

高等動物的毒性參數(shù)以及將土壤微生物納入其中。還可制定過程中考慮覆蓋不同

營養(yǎng)級的生物的毒性參數(shù)。

13

5?主要技術(shù)內(nèi)容說明

5.1適用范圍

本文件規(guī)定了頁巖氣（頁巖油）開發(fā)地塊土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值確定的程序、

方法與技術(shù)要求。

本文件適用于我國頁巖氣（頁巖油）開發(fā)地塊及其周邊區(qū)域特征污染物的土

壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的制定。

本文件不適用于致病性生物、放射性物質(zhì)以及其他物理性污染（如噪聲、熱

污染）的土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的確定。

5.2規(guī)范性引用文件

本技術(shù)指南主要引用我國一些頁巖氣術(shù)語定義、生態(tài)風險評估、農(nóng)田土壤

及建設(shè)用地土壤調(diào)查及監(jiān)測技術(shù)方面的標準和技術(shù)規(guī)范，包括GB/T41611、HJ

1185、HJ1231、HJ25.1、HJ682、HJ/T166、NY/T395。

5.3術(shù)語和定義

1頁巖氣shalegas

以游離態(tài)、吸附態(tài)為主，少量溶解態(tài)，賦存于富有機質(zhì)頁巖層段中的天然氣。

注：一般具有自生自儲、大面積連續(xù)分布、儲層低孔低滲、單井無自然產(chǎn)能或低產(chǎn)，需

通過增產(chǎn)改造才能獲得工業(yè)氣流等特點。

[引用自GB/T41611頁巖氣術(shù)語和定義]

2井場wellsite

頁巖氣單井、平臺井生產(chǎn)設(shè)施的場所。

[引自GB/T41611頁巖氣術(shù)語和定義]

3頁巖氣開發(fā)地塊shalegasdevelopmentplots（自定義）

指頁巖氣開發(fā)礦權(quán)區(qū)域。

注：我國頁巖氣開發(fā)涉及污染生態(tài)影響的主要有兩類：其一為頁巖氣生產(chǎn)平臺，一般每

14

個平臺3~6口井，甚至更多；其二為頁巖氣開發(fā)礦權(quán)區(qū)域，上述的生產(chǎn)平臺均分布在該區(qū)域

內(nèi)，平臺間距在5公里左右。本文件規(guī)定的頁巖氣開發(fā)地塊屬于第二種情況。

4地塊生態(tài)風險評估ecologicalriskassessmentforlandforconstruction

對地塊各環(huán)境介質(zhì)中的污染物危害動物、植物、微生物和其他生態(tài)系統(tǒng)過程

與功能的概率或水平與程度進行評估的過程。

[引用自HJ682建設(shè)用地土壤污染風險管控和修復術(shù)語]

5土壤環(huán)境背景含量environmentalbackgroundconcentrationofsoil

一定時間條件下，僅受地球化學過程和非點源輸入影響的土壤中元素或化合

物的含量。

[引用自HJ1185—2021區(qū)域性土壤環(huán)境背景含量統(tǒng)計技術(shù)導則（試行）]

6土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值soilecologicalsafetythreshold,EST（自定義）

保證頁巖氣開發(fā)地塊及周邊生態(tài)受體安全的土壤中污染物的最大允許含量。

7敏感受體sensitivereceptor

受地塊污染物影響的潛在生物類群中，對污染物反應最敏感的受體。

[引用自HJ1231土壤環(huán)境詞匯]

8x%效應濃度effectconcentrationforx%effect,ECx

與對照相比，在給定暴露期內(nèi)對給定終點產(chǎn)生x%影響的某一受試物質(zhì)的濃

度。

[引用自HJ1231土壤環(huán)境詞匯]

9x%危害濃度hazardousconcentration（HCx）

受影響物種的累積概率達到x%時的污染物質(zhì)濃度，或（100-x）%的物種能

夠得到有效保護的污染物質(zhì)濃度。

[參考《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技術(shù)指南(征求意見稿)》]

10無觀察效應濃度noobservedeffectconcentration，NOEC

在規(guī)定的暴露條件下，通過實驗和觀察，一種外源污染物質(zhì)不引起生物任何

有害作用的最高濃度。

[參考《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技術(shù)指南(征求意見稿)》]

11風險商riskquotient，RQ

風險商通常用于對某個單一化合物進行毒性效應評估，其計算方式是通過實

15

際檢測或者利用模型預測出的環(huán)境中該化合物的濃度與表明此物質(zhì)脅迫程度的

毒理數(shù)值相比，得到風險商值（RQ）。

[引自T/CSES23-2021水環(huán)境激素類化學污染物生態(tài)風險評估技術(shù)]

12物種敏感度分布speciessensitivitydistribution，SSD

描述不同物種由于生活史、生理構(gòu)造、行為特征和地理分布等的不同，對某

一污染物的敏感性差異遵循的概率分布規(guī)律。

[引自HJ831—2022淡水生物水質(zhì)基準推導技術(shù)指南]

13不確定性分析uncertaintyanalysis

對風險評估過程的不確定性因素進行綜合分析評價。

[引用自HJ1231土壤環(huán)境詞匯]

表5.3-1術(shù)語來源信息表

術(shù)語名稱來源標準標準編號

頁巖氣《頁巖氣術(shù)語和定義》GB/T41611-2022

井場《頁巖氣術(shù)語和定義》GB/T41611-2022

建設(shè)用地土壤污染風險管控和修復術(shù)

地塊生態(tài)風險評估HJ682-2019

語

區(qū)域性土壤環(huán)境背景含量統(tǒng)計技術(shù)導

土壤環(huán)境背景含量HJ1185—2021

則（試行）

敏感受體土壤環(huán)境詞匯HJ1231-2022

x%效應濃度土壤環(huán)境詞匯HJ1231-2022

參考《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技

x%危害濃度/

術(shù)指南(征求意見稿)》

參考《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技

無觀察效應濃度/

術(shù)指南(征求意見稿)》

水環(huán)境激素類化學污染物生態(tài)風險評

風險商根據(jù)T/CSES22-2021修改

估技術(shù)

物種敏感度分布淡水生物水質(zhì)基準推導技術(shù)指南HJ831—2022

不確定性分析土壤環(huán)境詞匯HJ1231-2022

頁巖氣開發(fā)地塊自定義

土壤環(huán)境生態(tài)安全

自定義

閾值

5.4土壤生態(tài)安全閾值確定流程

本標準閾值推導采用外源生態(tài)閾值結(jié)合土壤背景值方法，即生態(tài)閾值=外源

16

生態(tài)閾值+土壤背景值。

外源生態(tài)安全閾值確定程序主要參考生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所正在

編制的《生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技術(shù)指南（征求意見稿）》中的基準制定的

技術(shù)方法。

頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的確定主要包括以下步

驟：

（1）分析頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物的土壤環(huán)境暴露場景；

（2）確定需要保護的生態(tài)受體和生態(tài)過程及其暴露途徑；

（3）有效毒性數(shù)據(jù)的獲取及篩選以及土壤污染物背景含量獲??；

（4）閾值推導方法的比較選擇及確定；

（5）閾值的推導；

（6）閾值的確定及其不確定度分析；

（7）閾值的審核。

頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的制定技術(shù)流程如圖

5.4-1所示：

17

圖5.4-1土壤生態(tài)安全閾值制定技術(shù)流程

18

6閾值確定的技術(shù)方法

6.1頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物暴露場景分析

土壤環(huán)境暴露場景構(gòu)建是頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物生態(tài)安全閾值推導的

關(guān)鍵點之一，其暴露場景分析需要考慮以下幾個方面：與土壤污染相關(guān)的環(huán)境介

質(zhì)及其在頁巖氣開發(fā)過程中的產(chǎn)生環(huán)節(jié)、土壤環(huán)境高關(guān)注污染物的篩選、土壤環(huán)

境暴露途徑及其關(guān)鍵受體分析、污染物暴露方式及其土壤環(huán)境背景值確定等。

根據(jù)我國川南地區(qū)頁巖氣開發(fā)的實際情況分析來看，我國頁巖氣開發(fā)各工

程階段（井場建設(shè)、鉆井、壓裂試氣、采氣、集輸?shù)龋┊a(chǎn)生的污染介質(zhì)及其所含

污染物類型非常復雜，因此應從污染介質(zhì)特征和化學物質(zhì)生態(tài)毒性效應等方面篩

選優(yōu)先關(guān)注的特征污染物，并進一步分析其土壤環(huán)境暴露場景，具體如下：

（1）與土壤環(huán)境污染密切相關(guān)的污染介質(zhì)主要為廢水和固體廢棄物。廢水

主要包括鉆井廢水、洗井廢水、壓裂返排液以及廢水處理站的尾水等；固體廢棄

物主要包括鉆井巖屑、水基巖屑、油基巖屑、清管廢渣和污水處理站污泥等。

（2）鉆井工程中發(fā)生的鉆井液泄漏（一開至三開鉆井）、洗井廢水泄漏（洗

井），測試工程中發(fā)生的壓裂返排液泄漏（射孔壓裂），以及井場平臺廢水池或廢

水處理站發(fā)生的廢水泄漏（包括管道跑冒滴漏、池底底部出現(xiàn)裂縫）等情景時，

則會對地塊及其周邊土壤造成污染。水基巖屑和油基巖屑等固體廢棄物產(chǎn)生量大，

處理成本高，堆存、轉(zhuǎn)運和處理處置過程對土壤及地下水都具有潛在威脅。作業(yè)

事故引發(fā)的溢流井噴等事故工況則會給土壤環(huán)境帶來很大的生態(tài)風險。

（3）頁巖氣開發(fā)使用的鉆井液、壓裂返排液等添加種類繁多的化學藥劑（石

油烴類、重金屬、無機鹽、殺菌劑、高分子有機化合物），且地層地球化學物質(zhì)

（無機鹽、重金屬等）也會被鉆井液或壓裂返排液帶出地表。目前，受關(guān)注的污

染物種類主要有以下幾種：季銨鹽類化合物、非離子表面活性劑、芳烴化合物、

重金屬、高含量無機鹽。結(jié)合污染物生態(tài)毒理效應研究結(jié)果，優(yōu)先關(guān)注的特征污

染物包括多環(huán)芳烴、重金屬（Ba,As,Pb,Tl,Cd）、壬基酚、鄰苯二甲酸酯等。

（4）土壤環(huán)境污染物的關(guān)鍵受體根據(jù)暴露途徑分成土壤直接接觸、土壤和

食物攝入、土壤-地下水遷移3類。土壤直接接觸途徑是土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值

19

確定的主要暴露途徑，并以陸生植物（生產(chǎn)者）、無脊椎動物（消費者）和土壤

微生物（分解者）及其主導的生態(tài)功能作為該途徑的關(guān)鍵受體。

（5）由于各個井場產(chǎn)生的污染介質(zhì)中化合物成分復雜且差異很大，因此，

開展特征污染物生態(tài)安全閾值推導時僅考慮其本身的生態(tài)毒性效應，不考慮與其

他化合物的復合污染毒性效應。

（6）部分特征污染物在頁巖氣開發(fā)區(qū)域土壤環(huán)境中具有一定的背景值，因

此推導土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值時（尤其是采用本土關(guān)鍵物種時），需要考慮疊加

土壤環(huán)境背景值。

6.2生態(tài)受體及生態(tài)過程的篩選

以保護頁巖氣（頁巖油）開發(fā)地塊土壤環(huán)境及周邊自然保護地和農(nóng)田生態(tài)系

統(tǒng)為主，其關(guān)鍵受體包括陸生植物（生產(chǎn)者）、無脊椎動物（消費者）和土壤微

生物（分解者）及其主導的生態(tài)功能。制定土壤生態(tài)安全閾值需包含但不限于如

下類型的重要土壤生態(tài)受體和生態(tài)功能：

（1）陸生植物，如農(nóng)作物和需要保護的野生植物等，需保證每種陸生植物

物種的毒性數(shù)據(jù)量大于等于3個；優(yōu)先選擇植物生長（生物量、出苗率、芽長、

根伸長和產(chǎn)量）等指標。

（2）土壤無脊椎動物，如蚯蚓、跳蟲、螨蟲、線蟲等，需保證每種土壤無

脊椎動物的毒性數(shù)據(jù)量大于等于2個；優(yōu)先選擇繁殖（如產(chǎn)卵數(shù)量、繁殖率和成

熟率等）和生長（體長、生物量和生長率等）等指標。

（3）土壤微生物和微生物主導的土壤生態(tài)過程，如微生物生物量、土壤呼

吸作用、土壤硝化作用、礦化作用、土壤酶活性等，需保證每種土壤微生物和微

生物主導的土壤生態(tài)過程的毒性數(shù)據(jù)量大于等于3個。

6.3毒性數(shù)據(jù)來源及應用

6.3.1毒性數(shù)據(jù)來源

對于物種毒性數(shù)據(jù)可通過土壤生態(tài)毒性實驗，以及各種毒性數(shù)據(jù)庫和公開發(fā)

表的文獻等各種權(quán)威來源。

20

常用的毒性數(shù)據(jù)庫如下所示：

（1）歐洲化學品管理局（ECHA）的國際統(tǒng)一化學品信息數(shù)據(jù)庫（IUCLID）：

Home?-?ECHA?(europa.eu)，https://iuclid6.echa.europa.eu；

（2）荷蘭國立公共衛(wèi)生與環(huán)境研究所（RIVM）的“生態(tài)毒理風險評價數(shù)

據(jù)庫”：；

（3）美國國立醫(yī)學圖書館（NLM）建立的TOXLINE毒理學數(shù)據(jù)庫：

/newtoxnet/toxline.htm；

（4）美國環(huán)保署建立的ECOTOX毒性數(shù)據(jù)庫:ECOTOX?|?Search?()，

/ecotox；

（5）Elsevier公司的“ECOTOΧ-CD”，；

（6）中國科學院南京土壤研究所建立的場地土壤污染物環(huán)境與毒性基礎(chǔ)數(shù)

據(jù)庫等。

當毒性數(shù)據(jù)不能滿足特征污染物生態(tài)安全閾值推導的最低數(shù)據(jù)要求時，應開

展相應的生物毒理學實驗以補充相關(guān)毒性數(shù)據(jù)；補充試驗應充分考慮本土關(guān)鍵物

種為受試對象。

6.3.2毒性數(shù)據(jù)的篩選

從毒性數(shù)據(jù)庫或者文獻資料中獲取的毒性數(shù)據(jù)的篩選應遵循可靠性、豐富性、

實用性的原則，包括但不限于以下要求：

（1）生態(tài)毒性試驗方法應遵照當前公認的生態(tài)毒性試驗標準方法；未采用

標準試驗方法獲得的毒性數(shù)據(jù)，應根據(jù)實際情況進行評估；

（2）應能根據(jù)文獻資料確定土壤污染物的暴露時間和毒性終點（如生長、

繁殖），并可根據(jù)劑量-效應關(guān)系估算關(guān)注的毒性效應數(shù)據(jù)ECx；

（3）文獻應記錄毒性試驗開展條件，如pH值、有機質(zhì)含量（OC）和陽離

子交換量（CEC）等；

（4）試驗觀察到的污染物的毒性效應歸因于關(guān)注污染物，避免存在污染物

混合體系；

（5）陸生植物、無脊椎動物和土壤生態(tài)過程相關(guān)生態(tài)毒性數(shù)據(jù)應分別篩選

歸類，單獨評估。

21

6.3.3毒性數(shù)據(jù)的歸一化處理

應用SSD法等推導土壤污染物生態(tài)安全閾值的過程中，由于研究區(qū)域空間

異質(zhì)性高，土壤理化性質(zhì)及其他環(huán)境條件也存在一定的差異，因此需要確定土壤

標準情景、并對毒理學數(shù)據(jù)進行歸一化（我國農(nóng)用地土壤四種典型情景土壤性質(zhì)

參數(shù)如6.3-1所示）。通過數(shù)據(jù)歸一化處理，降低土壤理化性質(zhì)及其他環(huán)境條件對

污染物生態(tài)毒性作用的影響，使得推導得出的土壤污染物生態(tài)安全閾值更真實、

科學。

表S1中國農(nóng)用地土壤四種典型情景的土壤性質(zhì)參數(shù)

CEC(cmolClay

土壤類型

pH-1OC(%)

?kg)(%)

酸性土壤5.0101.055

中性土（包括水稻土）7.0151.535

堿性土7.5253.035

石灰性土8.5101.020

建議將獲得數(shù)據(jù)進行整理，單位統(tǒng)一，在采用SSD法等擬合不同生態(tài)受體

或生態(tài)過程的毒性效應參數(shù)（優(yōu)先選用EC10，其次NOEL/LOEL）分布曲線前，

需將同一物種或同一品種在不同土壤條件下的生態(tài)毒性效應參數(shù)歸一化到統(tǒng)一

的土壤性質(zhì)條件下（我國典型土壤情景的理化性質(zhì)參數(shù)參考附錄S2）。歸一化方

式包括多元線性歸一化和種間外推歸一化。

（1）自然生態(tài)環(huán)境土壤特征污染物數(shù)據(jù)歸一化

自然生態(tài)環(huán)境土壤特征污染物數(shù)據(jù)歸一化采用種間外推歸一化法，即以生物

分類學相近的物種建立的回歸模型為基礎(chǔ)，數(shù)據(jù)按下列公式進行歸一化：

???????????

???????????+??+??

???????

式中：ECx_s?td—??_—???標=準?土??壤_??條10件下的x%效應濃度；

pHstd——標準土壤條件下的土壤pH；

OCstd——標準土壤條件下的土壤有機質(zhì)含量；

CECstd——標準土壤條件下的土壤陽離子交換量；

ECx_p——實驗土壤條件下的x%效應濃度；

pHp——實驗土壤條件下的土壤pH；

OCp——實驗土壤條件下的土壤有機質(zhì)含量；

22

CECp——實驗土壤條件下的土壤陽離子交換量。

注：1）若無法從數(shù)據(jù)庫和文獻資料中獲得足夠數(shù)量的EC10毒性數(shù)據(jù)，則可

利用具有明顯劑量效應關(guān)系的原始數(shù)據(jù)通過合適的方法推導出EC10。

（2）農(nóng)用地土壤特征污染物數(shù)據(jù)歸一化

對于農(nóng)用地土壤特征污染物的數(shù)據(jù)歸一化處理，在有多個與土壤性質(zhì)相對應

的物種毒性數(shù)值時，且有足夠的數(shù)據(jù)建立自身的回歸模型，可利用多元線性歸一

化法將毒性參數(shù)值歸一化到統(tǒng)一的土壤條件下，如公式（2）所示：

式中，ECx——x%效log應?濃?度?；=??log??+??log??+??log???+?

a、b、c、d——回歸模型參數(shù)；

pH——供試土壤pH值；

OC——供試土壤有機質(zhì)含量；

CEC——供試土壤陽離子交換量。

（3）土壤特征污染物數(shù)據(jù)歸一化取值原則

①對采用同一物種和同一供試土壤獲得的同一測試終點的毒性數(shù)據(jù)，取幾

何平均值；

②對采用同一物種和同一供試土壤獲得的不同測試終點的毒性數(shù)據(jù)，取最

小值；

③對采用同一物種和不同供試土壤獲得的同一測試終點的毒性數(shù)據(jù)，取最

小值。

④微生物生態(tài)過程描述了整個微生物群落執(zhí)行一個生態(tài)功能的能力，可能

由一個以上的物種執(zhí)行，因此，針對其生態(tài)過程毒性數(shù)據(jù)：①對采用同一供試土

壤獲得的同一生態(tài)過程的毒性數(shù)據(jù)，取幾何平均值；②對采用不同供試土壤獲得

的毒性數(shù)據(jù)，不作處理。

⑤上述歸一化模型（公式（1）和公式（2））通過土壤性質(zhì)對各污染物的生

態(tài)毒性數(shù)據(jù)進行預測，并與實測值進行比較，驗證回歸模型的合理性；合理性判

斷可根據(jù)決定系數(shù)（R2）和p值大小進行判斷（見附錄S3）。其中，公式（1）

和公式（2）中OC和CEC是選擇其一或者全部選擇應根據(jù)回歸模型的合理性結(jié)

果進行判別。

23

6.4土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的推導

6.4.1生態(tài)安全閾值推導方法

土壤生態(tài)安全閾值是指土壤生態(tài)系統(tǒng)的一個關(guān)鍵特征，它反映了土壤系統(tǒng)在

不同干擾或壓力下能夠承受的最大或最小值。土壤生態(tài)閾值的確定是通過對土壤

生態(tài)系統(tǒng)響應不同干擾或壓力的研究來完成的。以下是一些確定土壤生態(tài)安全閾

值的方法：

1）實驗研究：通過對土壤生態(tài)系統(tǒng)在不同干擾或壓力下的實驗研究來確定

閾值。

2）模型模擬：利用數(shù)學模型或計算機模擬來研究土壤生態(tài)系統(tǒng)響應不同干

擾或壓力的情況，以確定閾值。

3）統(tǒng)計分析：通過對不同區(qū)域或樣點的土壤質(zhì)量、生物多樣性等指標的調(diào)

查和分析，來確定閾值。

需要注意的是，確定土壤生態(tài)閾值是一個復雜的過程，需要綜合考慮不同的

因素和條件。不同的研究方法和技術(shù)可以互相印證和補充，來提高閾值的可靠性

和準確性。

本標準規(guī)定的頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的閾值推

導采用外源生態(tài)安全閾值結(jié)合土壤環(huán)境背景含量方法，如下式：

ESTSoil=ESTSoil_Ex+Cb

式中，ESTSoil——頁巖氣開發(fā)地塊特征污染物土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值；

ESTSoi_Ex——推導的外源生態(tài)安全閾值；

Cb——土壤環(huán)境背景含量。

開展土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值推導時，根據(jù)生態(tài)受體營養(yǎng)級、生態(tài)毒性數(shù)據(jù)類

型及數(shù)據(jù)量的多少等情況，選擇不同的數(shù)據(jù)外推方法估算ESTSoi_Ex值，根據(jù)優(yōu)先

順序依次選擇SSD法、排序分布法、評估因子法。其中，采用排序分布法和評

估因子法是為了在必要時制定特征污染物的土壤生態(tài)安全閾值的臨時值，待毒性

數(shù)據(jù)量足夠時，仍需按照SSD外推法對閾值進行修訂。

Cb值可采用現(xiàn)有的文獻資料數(shù)據(jù)，或根據(jù)實際情況需要開展土壤環(huán)境背景

含量調(diào)查分析（按HJ1185技術(shù)導則要求執(zhí)行）。當土壤環(huán)境背景中不存在某污

24

染物時該參數(shù)為0。

土壤環(huán)境生態(tài)安全閾值的制定主要是為了保護頁巖氣開發(fā)地塊及周邊自然

生態(tài)保護地和農(nóng)用地等95%的生物物種和生態(tài)過程，因此采用SSD法制定時以

HC5作為危害濃度，或采用排序分布法制定時以5%分布預測值作為危害濃度。

6.4.2外源生態(tài)安全閾值的推導方法比較

由于土壤生態(tài)系統(tǒng)的復雜性，不同土壤生物對污染物的敏感性和毒性響應存

在較大差異，故而推導土壤生態(tài)安全閾值應以保護直接接觸途徑的土壤生物為首

要保護目標。土壤生態(tài)安全閾值的制定依賴污染物的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)，將個體或生

化水平的毒性響應外推至土壤生態(tài)系統(tǒng)（種群或群落水平）是關(guān)鍵。表6.4-1所

示的為不同外源土壤生態(tài)安全閾值的推導技術(shù)方法。

表6.4-1常用生態(tài)閾值確定方法及優(yōu)缺點

生態(tài)閾值確定方

優(yōu)點缺點適用性

法

可以在數(shù)據(jù)

綜合考慮不同因素對土壤對評估因子的選擇和權(quán)不充分的情

評估因子法

生態(tài)系統(tǒng)的影響重的確定存在主觀性況下進行預

測和評估

簡單易行，不需要大量的數(shù)

已有大量的

據(jù)和復雜的模型；可以將樣可能會受到異常值的影

排序分布法土壤樣本數(shù)

本數(shù)據(jù)按照大小排序，直接響

據(jù)

確定閾值。

無法充分表示有害物質(zhì)生態(tài)基準閾

物種敏感性分布易于理解、模型結(jié)果的

在種群和區(qū)域水平的實值的統(tǒng)計推

法不確定性較小

際效應斷

閾值不顯著時，閾值位

局部加權(quán)回歸散置估計不準確;?如果有多數(shù)據(jù)集初步

簡單、直觀

點平滑法個閾值時，小閾值容易閾值判斷

被忽略

需要預先使用平滑散點連續(xù)閾值的

分段回歸機理簡單，易于理解