《工業(yè)污染場地土壤生態(tài)風險評估技術指南》編制說明

征求意見稿

中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心

二零二二年十一月

1.項目背景

1.1任務來源

2016年5月，國務院印發(fā)《土壤污染防治行動計劃》（以下簡稱《計劃》）中

明確要求，到2030年，污染地塊安全利用率達到95%以上?！队媱潯芬箝_展污

染治理與修復，改善區(qū)域土壤環(huán)境質量，同時加強對未污染土壤保護，嚴控新增

土壤污染。生態(tài)風險評價是土壤污染防治工作的重要參考依據。2018年科技部

會同有關部門及地方結合《計劃》目標和任務，制定了國家重點研發(fā)計劃“場地

土壤污染成因與治理技術”重點專項實施方案。專項圍繞國家場地土壤污染防治

的重大科技需求，開展了包括保護生態(tài)環(huán)境的場地土壤風險評估技術體系及基準

建設。為進一步指導全國各地污染場地土壤生態(tài)風險評價工作，建立起統(tǒng)一規(guī)范

的污染場地土壤生態(tài)風險評價技術，擬制定《工業(yè)污染場地土壤生態(tài)風險評估技

術指南》。本指南編制工作由中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心牽頭，生態(tài)環(huán)境部南

京環(huán)境科學研究所、生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所、中山大學、廈門大學等作

為協(xié)作單位共同參與完成。

1.2工作過程

2021年6月，中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心牽頭，生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科

學研究所、生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學研究所、中山大學、廈門大學正式成立標準

編制組，系統(tǒng)開展了國內外污染場地生態(tài)風險評價技術框架的文獻調研，針對《污

染場地土壤生態(tài)風險評價技術指南》總體定位、適用范圍、編制思路、編制原則

等問題召開研討會，明確了指南的基本框架、下一步需要開展的主要工作和需要

解決的重大問題。

2021年12月，完成指南初稿

2022年4月，召開專家評審會，簡介專家意見，會后進行修改

2022年6月，再次召開專家評審會，進一步完善，形成目前的征求意見稿

2.指南制訂的必要性分析

隨著我國城市結構和產業(yè)布局的調整，工業(yè)企業(yè)搬遷及廢棄導致大量新建場

地和遺棄場地的出現。2014年4月環(huán)境保護部和國土資源部聯合發(fā)布的《全國

土壤污染狀況調查公報》表明全國工業(yè)場地污染極為突出。在調查的近700家運

營中企業(yè)的5846個土壤點位中，超標率達到36.3%；而81塊工業(yè)廢棄地的775

個土壤點位中，點位超標率34.9%。有害物質主要集中在重金屬、揮發(fā)性有機物

和半揮發(fā)性有機物上，占比分別達到54%、23%和17%。工業(yè)場地污染不僅危

害土壤生態(tài)系統(tǒng)健康，而且極大限制其土地資源的重新開發(fā)利用。在國務院發(fā)布

《計劃》中提出到2030年污染地塊的安全利用率達到95%以上的背景下，對新

建工業(yè)場地實施污染防控以及對廢棄場地開展污染修復極為迫切。污染防控和修

復作為提高場地安全利用率的主要措施，均是在對地塊開展合理風險評估的基礎

上開展工作。生態(tài)風險評價是評估有害物對生態(tài)系統(tǒng)及其組分造成不良影響的可

能性，能夠為污染防控提供參考，同時也支撐著污染場地修復目標的建立以及修

復成果的檢驗。開展工業(yè)于污染場地生態(tài)風險評價工作勢在必行。

我國對污染場地的生態(tài)評估機制還在不斷完善之中。2009年環(huán)境保護部編

制并發(fā)布的《污染地塊土壤環(huán)境管理暫行辦法》首次明確規(guī)定了污染場地環(huán)境調

查、風險評估、修復政治、驗收的流程。2014年環(huán)境保護部正式頒布了《污染場

地風險評估技術導則》（HJ25.3-2014），為我國污染場地土壤環(huán)境風險評估工作

提供了理論基礎與執(zhí)行依據。針對如何規(guī)范污染場地的風險管控技術，我國生態(tài)

環(huán)境部于2018年頒布了《污染地塊風險管控與土壤修復效果評估技術導則（試

行）》（HJ25.5-2018）。為加強建設用地環(huán)境保護監(jiān)督管理，規(guī)范建設用地土壤污

染健康風險評估流程，生態(tài)環(huán)境部制定了《建設用地土壤污染風險評估技術導則》

（HJ25.3-2019）。各地方政府也相繼發(fā)布污染場地風險評導則，例如北京市環(huán)境

保護局制定的《場地環(huán)境評價導則》（DB11T/656-2009）、浙江省環(huán)境廳發(fā)布的

《污染場地風險評估技術導則》（DB33/T892-2013）、重慶市生態(tài)環(huán)境局分布的

《場地環(huán)境調查與風險評估技術導則》（DB50/T725-2016）等等。然而上述指南

均以保護人體健康為出發(fā)點，缺乏對生態(tài)環(huán)境保護的關注。因此，2020年生態(tài)環(huán)

境部發(fā)布了《生態(tài)環(huán)境健康風險評估技術指南總綱》（以下簡稱《計劃》），其規(guī)

定了生態(tài)環(huán)境健康風險評估的一般性原則、程序、內容、方法和技術要求。鑒

于《總綱》是針對生態(tài)環(huán)境管理的總領性文件，并未提供具體細節(jié)的生態(tài)風險評

價流程指南，且工業(yè)場地污染的嚴重性和復雜性，急需建立一套適用于保護工業(yè)

污染場地土壤生態(tài)系統(tǒng)健康的風險評估指導性文件。

3.國內外工業(yè)污染場地生態(tài)風險評估發(fā)展現狀

為了研究提出適合我國的工業(yè)污染場地生態(tài)風險評估技術方法體系，指南編

制組對國內外污染場地土壤生態(tài)風險評估技術方法進行了廣泛的調研。

3.1國外發(fā)展現狀

3.1.1美國污染場地生態(tài)風險評價框架

美國于20世紀80年代發(fā)布了國際上首部針對污染場地的生態(tài)風險評估指

南《超級基金生態(tài)風險評價指南》（圖1）。其沿用美國經典生態(tài)風險評價框架，

主要內容包括以下4個方面：問題提出、暴露評估、效應評估和風險表征。由于

污染場地的復雜性和高度空間異質性，超級基金框架采用層次化的框架降低評估

成本和難度。

第一層次為風險篩選評估。在風險篩選層次中問題提出主要是構建污染地塊生態(tài)

風險評估概念模型，即污染物從源頭遷移擴散到生態(tài)系統(tǒng)受體并造成效應的路徑，

具體需要明確污染物的類別、污染物的遷移路徑（大氣沉降/地表水徑流、侵蝕

等）、暴露途徑（攝食/吸收/表皮吸收）、污染物相關的生態(tài)毒性機制和可能受影

響的受體類別等信息，從而得到較為粗略的場地概念模型。而篩選層次效應評估

的目標為建立篩選生態(tài)毒性閾值，閾值的制定主要按照以下原則：選用長期（慢

性）暴露于污染物的未觀察到不良影響時的污染物水平（NOAEL）；毒理數據的

生態(tài)效應選擇影響種群（或更高層次的生物組織）的生態(tài)效應，包括對發(fā)育、繁

殖和存活的不利影響；暴露途徑應與場地概念模型的暴露途徑類似；盡量選用野

外毒理實驗得到的毒性閾值。暴露評估則是明確污染物的最大暴露量，即包括以

下條件：污染物將全部暴露于受體；污染物的生物可利用性達到100%；最小的

機體重量可以吸收最多的污染物；受體的食物全部含有污染物；受體處于最敏感

的生命階段，受體活動范圍完全在受污染區(qū)域內，因而整個生命周期都受到污染

物影響等等。最終采用有害商評估是否存在生態(tài)風險。

圖1美國染地塊生態(tài)風險評估技術體系

第二層次即為基線風險評估，是對篩選層次生態(tài)風險評估各步驟的進一步深

化。這一層次的問題提出主要進一步完善被篩選出存在生態(tài)風險的污染物的場地

概念模型，包括完善污染物遷移轉化途徑（分析污染物的釋放機制和傳輸轉化過

程的影響機制等）、構建完整的暴露途徑（例如考慮污染物的食物鏈傳播）和明

確潛在生態(tài)受體（將評估重點放在對污染物更敏感的生物群體）等。在效應評估

方面，此階段的風險評估技術體系詳細規(guī)定了測量終點的選擇原則，具體包括：

最容易受到污染物影響的生態(tài)指標、切實反應評估終點、與污染物的生態(tài)毒性機

制相關等。同時介紹了三種效應數據獲取方式，即污染物生物累積（野外組織殘

留）、種群或群落結構（如固定生物量、物種豐富度）功能和室內毒性試驗。在

暴露評估方面，描述了現場調查的細節(jié)，例如采樣的數量和位置，每個采樣點重

復的數量以及保留樣品的方法。對于獲取的數據，技術體系還設定了數據質量目

標，規(guī)定生態(tài)調查期間收集的環(huán)境數據類型、數量和質量以支持在生態(tài)風險評估

中的應用。此階段的風險表征同樣采用商值法通過比較暴露濃度與效應閾值進行

風險評估，同時盡可能根據暴露水平的分布計算超過不利影響閾值的概率，或者

使用證據權重法來整合不同類型的風險評估結果。依據上述步驟得出的最終風險

評估結果、污染物背景值、可用修復治理技術、人類和生態(tài)問題之間的權衡以及

補救措施自身造成的生態(tài)風險等信息，風險管理者需要就是否進行污染治理進行

決策。

3.1.2加拿大污染場地生態(tài)風險評價框架

加拿大污染場地生態(tài)風險評價框架采用經典方法體系（圖2），即問題提出、

暴露評估、效應評估和風險表征四個步驟，并整合多個證據鏈（linesofevidence）

的風險評估結果得出最終的風險評估結果。盡管在指南中不包含多個層次的評估，

但評估框架提出在正式開展生態(tài)風險評估前進行篩選評估的要求，并且風險管理

者或決策者根據場地環(huán)境管理的實際需求（評估過程中每一步評估結果包含的不

確定性）決定基本框架中某個步驟的迭代次數，以整合更多信息，降低不確定性，

每一次迭代都應顯著提高環(huán)境評估的有效性，以支持污染場地的管理。

圖2加拿大染地塊生態(tài)風險評估技術體系

該框架在問題提出階段要求明確評估目標、污染場地條件和生態(tài)效應的性質，

制定生態(tài)風險評估計劃等。具體包括以下步驟：（1）描述場地管理目標和生態(tài)風

險評價的具體評估目標，例如場地管理的目標是將某一場地收回為公園用地，評

估目標可能是評估該場地的當前條件是否支持公園用地的保護目標；（2）審查場

地和生態(tài)風險評價的監(jiān)管背景，包括適用的法律條款和政策；（3）收集污染場地

信息，至少包括相關文件的清單、場地描述和以往調查關鍵發(fā)現的摘要；（4）明

確關注的污染物，并描述其于生態(tài)風險評價相關的特征（例如遷移和轉化）；（5）

選擇可能受污染影響的生態(tài)受體，受體類型可以在單個生物體、物種、種群、群

落或棲息地的水平上識別；（6）確定暴露途徑，明確污染物與相關受體可能的暴

露途徑；（7）建立場地概念模型（CSM），明確污染物來源、暴露途徑和生態(tài)受

體之間的潛在聯系；（8）明確保護目標和相關的可接受效果水平，保護目標和環(huán)

境影響可能因土地用途或受體而異（例如瀕危物種通常在物種層面得到保護，而

其他物種通常在種群層面得到保護）；（9）明確評估終點和效應終點；（10）為每

個評估終點制定證據鏈以及如何使用測量終點來評估潛在風險；（11）制定生態(tài)

風險評價的總體策略，包括如何進行風險描述以及采樣和分析計劃（SAP）。

該框架下效應評估通常包括以下要素：（1）明確毒理數據的類別。a.特定場

地受控條件獲取的毒理數據，即試驗生物在受控條件下暴露于受污染場地土壤所

獲得的毒理數據，這一類數據獲取方式包括在實驗室或者在野外使用現場收集的

土壤進行的毒性試驗；b.間接受控條件下獲得的毒理數據，在假設污染物于生態(tài)

受體之間的劑量效應關系可以參考其他研究/場地結果的條件下，通過考慮污染

概況、生境相似性和可能影響相對污染物生物利用度的因素（例如化學形態(tài)、有

機碳或脂質含量、顆粒大小、鹽度），將其他研究/場地毒理數據結果結果外推至

關注的污染場地；c.特定場地野外條件下獲取的毒理數據，即受體在野外條件下

的毒理響應，包括以亞生物水平（如組織病理學指標）、生物水平（如死亡率、

生長、畸形、侵蝕、病變和腫瘤）、種群水平（如指示生物的數量和比例、存活

率）和群落水平（如多樣性、類群的分布）為終點的毒理數據；d.間接野外條件

下獲得的毒理數據，即在考慮野外實際條件的基礎上，通過從其他污染場地獲得

的毒理數據外推而獲得的所關注場地污染物的毒理數據。（2）規(guī)定毒理數據使用

原則，包括直接用做毒性參考值或者用于評估效應大小。（3）考慮場地土壤復合

污染的效應問題。（4）根據不同暴露方式（持續(xù)暴露和間斷暴露）選擇合適的毒

理數據。（5）分析效應評估中的不確定性，使用敏感性分析評估不確定性的影響，

必要時使用概率方法將不確定性整合到效應評估中。

該框架下效應風險表征要點如下：（1）判斷獲取的暴露和效應數據的準確性，

即對數據進行相關性檢查，判斷在野外或實驗室研究中得到數據是否發(fā)生了任何

偏差從而影響數據的相關性；（2）解釋和評估每一個證據鏈，即選擇適當的方法

來評估和解釋風險評估過程中產生的信息；（3）總結數據，即在詳細分析之前，

為每一個證據鏈的數據進行總結；（4）利用構建的證據鏈框架整合多個證據鏈的

信息；（5）分析生態(tài)風險評價的不確定性，即考慮每個證據鏈解的可靠性或不確

定性；（6）分析從有限的數據外推得出的風險結論的可靠性；（7）制定場地特定

的修復目標；（8）總結風險結論，即根據生態(tài)受體響應程度和其他關鍵屬性（例

如污染暴露空間范圍、暴露時間、潛在受影響受體的營養(yǎng)級別、污染物于生態(tài)受

體之間的因果關系和生態(tài)相關性的其他方面）總結生態(tài)風險評價結果；（9）為污

染場地的管理提供明確的建議。

3.1.3英國污染場地生態(tài)風險評價框架

英國環(huán)境署與環(huán)境食物農業(yè)事務部（DEFRA）、英格蘭自然署、威爾士農村

委員會以及地方當局和行業(yè)部門共同制定了土壤污染生態(tài)風險評估（ERA）技術

體系（圖3）。該技術體系設定了三個層級的風險評估程序，旨在通過層次化方法

來評估土壤中污染物對生態(tài)環(huán)境的風險。評估技術體系主要由前期工作以及后續(xù)

三個層級的風險評估工作組成。前期工作主要包括構建污染地塊概念模型，具體

包括以下步驟：明確場地環(huán)境；整理、評估和總結場地信息；確定潛在污染物；

確定污染物的遷移轉化；識別潛在關注的受體；確定潛在暴露途徑；創(chuàng)建場地概

念模型，建立起污染物、暴露途徑與受體之間的關系；確定評估和測量終點；評

估不確定性。若污染物、暴露途徑與受體之間不存在聯系，則該地塊無需進一步

進行風險評估，反之則需要進行后續(xù)的層次化評估，并進行保護目標的確定、評

估測量終點的選擇等工作。層級1是基于污染物暴露濃度以及對應的篩選值確定

污染物的濃度是否足以對生態(tài)受體構成威脅，如果測量的污染物暴露水平超過篩

選值或沒有篩選值，風險評估進入層級2。在選擇毒理數據制定篩選值時需要考

慮以下要素：污染物生物累積和生物放大；二次污染；毒理數據采用土壤性質歸

一化等，而基準值的推導則根據兩種方法：1）最小EC10或NOEC值比上評估因

子計算基準值；2）構建物種敏感度分布曲線（SSD），并選用HC5值（危害5%

物種所對應的污染物濃度）推導基準值。層級2使用生態(tài)調查和生物測試（生物

分析）判斷生態(tài)受體是否受到損害或受到損害的可能性。生態(tài)調查作為對棲息地

和物種的調查，是收集一個地點的空間和/或時間生態(tài)數據的一種方法，其包括

以下工作內容：1）通過向保護組織、政府機構和網絡數據庫等收集信息確定是

否有任何已知有價值的受體可能有潛在重大損害的風險或處于鄰近的污染地點；

2）棲息地調查，繪制現場現有的生境和有關的周圍環(huán)境以確定需要進一步詳細

調查的地區(qū)，在此基礎上通過直接觀察或評估生境適宜性尋找受保護或其他重要

物種。生物測試是通過在實驗室中將污染物暴露到特定生態(tài)受體并測量相關參數

（例如生存、繁殖、發(fā)育、生長）來確定污染物對潛在關注受體的影響，推薦的

指標包括細菌的細胞活性、土壤生物活性、土壤氮的礦化速率、蚯蚓的繁殖、蚯

蚓溶酶體細胞的完整性、跳蟲繁殖以及種子萌芽和生長。如果認為危害正在發(fā)生

或可能發(fā)生，那么有必要將觀察到的影響與污染源聯系起來，即進入層級3的評

估階段。層級3通過審查和重新分析數據評估因果關系的強度，并指導后續(xù)修復

措施。

圖2英國土壤污染生態(tài)風險評估技術體系

英國污染場地生態(tài)風險評價框架采用層次遞進的評價方法評價土壤化學污

染物對生態(tài)系統(tǒng)的風險。低層級的篩選過程是為了確保只有在生態(tài)系統(tǒng)明確存在

受損的可能時，才投入人力物力資源，開展深入的評價工作。該框架強調層次性、

往復式的評價過程，依據現實證據評價潛在風險，并隨著評價的細化和深入，逐

步加強對驗證性的要求。同時要求判明污染與所關注的生態(tài)受體之間是否存在危

害關系，從而保證評價者做出理性、穩(wěn)健且透明的決策，促進生態(tài)保護各相關方

的充分交流。

3.1.4澳大利亞污染場地生態(tài)風險評價框架

澳大利亞最早的生態(tài)風險評估框架是借鑒美國環(huán)保署框架所形成的《澳大利

亞和新西蘭污染場地評估和管理指南》在此基礎上于1999年正式發(fā)布了《生態(tài)

風險評價指南》，形成重點關注場地污染的多類型生態(tài)風險評估框架。澳大利亞

最初的評價指南細分了三個評估類型，隨后在1999年修正合并為初步評估與決

定性評估兩種類型，并將其作為評估框架的核心環(huán)節(jié)。初步評估采用較為嚴格的

評估標準，評估方法也較為常規(guī)，主要針對評價區(qū)域進行全面的診斷，對可能發(fā)

生生態(tài)風險的區(qū)域進行初步判斷。決定性評估較為關注本地復雜的實地環(huán)境，需

要更多的數據，并降低評估結果的不確定性，對初步評估識別的高風險區(qū)域進行

決定性評估，深化評估結果。澳大利亞生態(tài)風險評估框架初步評估和決定性評估

雖差異明顯，但評估思路一致，主要分為問題識別、受體識別、暴露評估、毒性

評估、風險表征、風險管理決策六個步驟。問題識別階段強調早期與各利益相關

者進行溝通，以便多方參與。受體識別階段的目的是回答“哪些物種可能處于危

險之中”和“保護什么”兩個問題，重點根據社會、文化、生態(tài)和經濟要素確定具有

生態(tài)價值的物種、種群和生態(tài)過程；暴露評估確定潛在的暴露途徑并估算暴露持

續(xù)時間、濃度和攝入量。毒性評估包括估算不會對物種和生態(tài)功能產生有害影響

的污染物的濃度。第一層次風險表征為比值法評價，即將現場監(jiān)測獲得的土壤污

染物濃度數據與生態(tài)調查值(EILs)進行比較，若超過EILs，則認為該地區(qū)存在

生態(tài)風險。第二層次為采用本地化參數后的比值評價，引入場地的本地化參數對

EILs進行修正，并與現場監(jiān)測獲得的土壤污染物濃度數據進行比較。生態(tài)風險

評估后，如果評估結果為初步評估階段的結果，結合分析其風險特征部分及經濟、

社會、文化等風險影響因素，管理者可采取以下四種風險管理決策。不必采取行

動、監(jiān)控場地、修復或積極管理場地、過渡至決定性評估。

總體來說，澳大利亞借鑒了美國與歐洲的經驗，形成本國特色的生態(tài)風險評

估框架，其最大特點是劃分了初步評估和決定性評估兩個層次。初步評估和決定

性評估兩個層次的評估工作遵循“全面—局部”的方法，可以相對全面、快速、低

成本地排除生態(tài)風險較小的區(qū)域，篩選出生態(tài)風險較大的場地，從而將資源集中

在潛在風險較大的場地，提升了生態(tài)風險評估工作的針對性。澳大利亞生態(tài)風險

評估模式對不同尺度的區(qū)域進行不同深度的評估，體現了對不同尺度空間單元良

好的適用性，并且由于嚴格的生態(tài)風險評估需要大量數據與資料，因此該模式也

更加高效且節(jié)省成本。

圖4澳大利亞污染場地生態(tài)風險評價框架

3.2國內發(fā)展現狀

我國生態(tài)風險評價起步較晚，于20世紀80年代開始對事故風險加以重視并

進行研究。2005年陸續(xù)發(fā)生的重大環(huán)境污染事故，標志著我國已進入環(huán)境污染

事故高發(fā)期，說明污染物對生態(tài)系統(tǒng)的危害將成為我國區(qū)域可持續(xù)發(fā)展的一大障

礙。原國家環(huán)境保護總局于1990年下發(fā)文件，要求對重大環(huán)境污染事故隱患進

行環(huán)境風險評價。2004年原國家環(huán)境保護總局發(fā)布HJ/T169—2004《建設項目環(huán)

境風險評價技術導則》是首部以環(huán)境風險命名的導則，但該導則僅適用于風險源

為有毒有害或易燃易爆危險物質的建設項目，不適用于生態(tài)風險評價。我國環(huán)境

保護部于2011年發(fā)布了HJ19-2011《環(huán)境影響評價技術導則生態(tài)影響》，該標準

規(guī)定了生態(tài)影響評價的評價內容、程序、方法和技術要求，適用于建設項目的生

態(tài)影響評價以及區(qū)域和規(guī)劃的生態(tài)影響評價，包括直接影響區(qū)域和間接影響區(qū)域。

進行生態(tài)影響評價時，首先根據建設項目的規(guī)模和所處位置，確定評價工作的級

別及范圍，再通過對區(qū)域環(huán)境、政策目標、現狀監(jiān)測、生態(tài)影響預測和案例比對

分析等手段，科學地研判建設項目的生態(tài)影響。HJ19-2011提供了工程影響分析、

生態(tài)現狀評價和生態(tài)影響預測的適用方法。當判定項目存在生態(tài)風險時，HJ19—

2011要求評價者考慮生態(tài)影響的相關防護、恢復、補償及替代方案?？傮w而言，

該標準為評價建設項目的生態(tài)影響指定了規(guī)范化的工作程序和方法，但并未立足

于通用的生態(tài)風險評價的理論體系。2020年生態(tài)環(huán)境部發(fā)布例如《生態(tài)環(huán)境健

康風險評估技術指南總綱》其規(guī)定了生態(tài)環(huán)境健康風險評估的一般性原則、程

序、內容、方法和技術要求。鑒于《總綱》是針對生態(tài)環(huán)境管理的總領性文件，

并未提供具體細節(jié)的生態(tài)風險評價流程指南。我國目前依舊缺乏適用于保護工業(yè)

污染場地土壤生態(tài)系統(tǒng)健康的風險評估指導性文件。

4.制訂的原則和依據

4.1編制原則

指南制訂主要遵循科學性、可行性、精確性和協(xié)調性的原則。

（1）科學性原則

指南的制定應充分總結國內外工業(yè)污染場地生態(tài)風險評價領域的理論、方法

和實踐經驗，分析不同國家評估技術規(guī)范的異同點，充分考慮不同體系優(yōu)勢的基

礎上制定本指南，保證技術體系具有科學性。

（2）精準性原則

工業(yè)污染場地類型眾多，異質性巨大，指南開發(fā)的生態(tài)風險評價應當為不同

類型的工業(yè)污染場地提供針對性的評估參數，準確評估其生態(tài)風險，為污染場地

修復治理和風險防控提供精準的參考依據。

（3）可行性原則

指南制定充分考慮我國目前開展工業(yè)污染場地生態(tài)風險評估所面臨的人員

缺乏、能力不足以及數據不充分等制約條件，在保證評估結果的準確性的前提

下優(yōu)化評估流程和所需數據，以此提高評估的可行性。

（4）協(xié)調性原則

指南制定過程考慮與相關環(huán)境保護政策法規(guī)、技術標準及管理規(guī)范體系的

協(xié)調性，確保評估工作的順利開展。

4.2技術依據

本指南以科技部國家重點研發(fā)計劃專項課題“場地土壤污染成因與治理技術”

的研究成果為基礎，充分吸收西方發(fā)達國家污染場地生態(tài)風險評估框架的優(yōu)勢和

成熟經驗，并結合我國在工業(yè)污染場地的評估方面的研究探索、案例實踐經驗及

管理需求所制定的方法體系。

5.指南的主要內容及說明

本指南包適用范圍、規(guī)范性引用文件、術語和定義、工業(yè)污染場地生態(tài)風險

評價程序、危害識別、風險篩選、風險定量和因果關系判定共8部分。

5.1適用范圍

本標準規(guī)定了工業(yè)污染場地土壤重金屬和有機污染物生態(tài)風險評估的原則、

內容、程序、方法和技術要求。

本標準適用于工業(yè)污染場地土壤重金屬和有機污染物的生態(tài)風險評估。

本標準不適用于污染場地放射性物質和致病性生物污染的風險評估。

5.2規(guī)范性引用文件

下列文件中的內容通過文中的規(guī)范性引用而構成本文件必不可少的條款。其

中，注日期的引用文件，僅該日期對應的版本適用于本文件；不注日期的引用文

件，其最新版本（包括所有的修改單）適用于本文件。

下列文件中的內容通過文中的規(guī)范性引用而構成本文件必不可少的條款。其

中，注日期的引用文件，僅該日期對應的版本適用于本文件；不注日期的引用文

件，其最新版本（包括所有的修改單）適用于本文件。

GB50137城市用地分類與規(guī)劃建設用地標準

GB/T21010土地利用現狀分類

HJ25.1場地環(huán)境調查技術規(guī)范

HJ□□□-20□□生態(tài)安全土壤環(huán)境基準制定技術指南

T/ESC工礦場地土壤生態(tài)風險基準制定技術指南

NY/T1121.2土壤pH的測定

NY/T1121.6土壤有機質的測定

5.3術語和定義

下列術語和定義適用于本文件。

（1）工業(yè)污染場地industrialcontaminatedsite

因堆積、儲存、處理、處置或其他方式（如遷移）承載了有害物質的，對人

體健康或環(huán)境產生危害或具有潛在風險的工業(yè)企業(yè)區(qū)域。

（2）生態(tài)風險評價ecologicalriskassessmentofindustrialcontaminatedsite

評估污染物對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成不利影響的過程。

（3）生態(tài)情景ecologicalscenario

污染物暴露于受體時，造成差異化生態(tài)效應的環(huán)境參數的集合。

（4）生態(tài)保護水平ecologicalprotectionlevel

對特定土地利用方式下維持主要土地用途的生態(tài)物種/生態(tài)過程的保護程度。

（5）特征污染物contaminantofconcern

綜合工業(yè)企業(yè)生產原材料、產品和廢棄物等信息，以及地塊利益相關方、評

估人員以及政府部門意見，確定需要進行生態(tài)風險評價的污染物。

（6）生態(tài)基準值criteriaofindustrialcontaminatedsite

保護生態(tài)系統(tǒng)不受影響而允許土壤中污染物蓄積的最大量。

（7）物種敏感度分布speciessensitivitydistribution

使用概率函數擬合污染物對不同物種的毒理數據而構建的數據分布。

（8）因果關系causalrelationship

污染物與生態(tài)受體響應之間作用關系的描述，其中生態(tài)受體的響應是污染物

作用的結果。

5.4生態(tài)風險評估工作流程

工業(yè)污染場地生態(tài)風險評估工作程序包括4個部分（圖5），具體如下：

（1）危害識別

（2）風險篩選

（3）風險定量

（4）因果關系判定

“危害識別”規(guī)定了通過人員走訪和場地歷史資料的調研等方式獲取場地相

關信息和數據（包括評估范圍、場地特征污染物、企業(yè)功能區(qū)劃、潛在污染區(qū)域、

生態(tài)受體類型）?！帮L險篩選”規(guī)定了依據商值法判斷是否存在生態(tài)風險，如存在

則繼續(xù)進行后續(xù)的評估，反之則停止評估并給出評估結論?！帮L險定量”規(guī)定了獲

取生態(tài)風險計算需要的污染物暴露分布、生態(tài)受體的物種敏感度分布以及該場地

的保護水平，并在此基礎上計算風險發(fā)生的概率?！耙蚬P系判定”規(guī)定了根據希

爾因果關系判斷準則判斷是否由污染物暴露造成了場地的生態(tài)風險。

5.5技術方法確定依據

歐美等發(fā)達國家在場地土壤污染風險評估方面均采用層次化的技術框架，即

通過初步保守的風險篩選明確存在生態(tài)風險的污染物，當污染物濃度超過篩選值，

或經保守評估，風險超過可接受風險水平時，則應進行更高一層次的評價。評價

的層次越高，采用的模型越復雜，越接近實際情況。在每個評價層次中，遵循的

程序依然是問題表述、分析和風險表征的基本程序。本指南規(guī)定的技術方法結合

參照了歐美發(fā)達國家污染場地管理經驗和國內污染場地調查和風險評估實踐現

狀調研，具有良好的實用性。

圖5工業(yè)污染場地生態(tài)風險評估工作程序

6.主要技術要點說明

6.1危害識別技術要點說明

危害識別是整個評價過程的基礎。此階段要求明確場地潛在污染區(qū)域、特征

污染物和生態(tài)受體類型，為后續(xù)的評估提供充足的信息。通過信息檢索、部門走

訪、電話咨詢等途徑，廣泛收集工業(yè)企業(yè)信息，包括地理位置、水文地質、氣候

條件、占地面積、污染場地范圍等，獲取污染場地基本情況。獲取企業(yè)現狀、用

地歷史相關資料和政府土地利用總體規(guī)劃，明確場地未來開發(fā)利用方式。通過實

地調查或者企業(yè)統(tǒng)計資料明確企業(yè)功能分區(qū)，并據此識別潛在污染區(qū)域，包括生

產區(qū)、材料堆放區(qū)、廢棄物處理堆放區(qū)等。根據行業(yè)類別、生產原料和產品、經

營時間、排污及處理措施等信息，識別場地特征污染物。通過各類機構統(tǒng)計資料、

網絡數據庫、文獻調研以及實地調查的方式，明確污染場地潛在生態(tài)受體，包括

陸生植物、土壤動物、土壤微生物以及土壤生態(tài)過程。

6.2風險篩選技術要點說明

風險篩選的原則即為在保守條件下篩選出存在生態(tài)風險的污染物（最大限度

避免低估風險導致存在生態(tài)風險的污染物被遺漏）。鑒于商值法所需評估參數較

少（污染物暴露濃度和基準值）且計算簡單，因此國外生態(tài)風險評估體系絕大多

數采用風險商的方法進行初步的篩選，風險商值計算公式如下。本指南同樣采用

商值法篩選存在生態(tài)風險的工業(yè)污染場地污染物，而為了得出保守的結論，將以

場地范圍內的最大暴露濃度作為污染物環(huán)境暴露濃度。污染物最大暴露濃度往往

存在于潛在污染區(qū)域，因此本指南的風險篩選階段要求針對場地潛在污染區(qū)域，

按照HJ25.1采用專業(yè)判斷布點法制定布點采樣計劃，分析其中特征污染物濃度。

對于基準值，本指南以《工礦場地土壤生態(tài)風險基準制定技術指南》或《生態(tài)安

全土壤環(huán)境基準制定技術指南》為指導而制定。同樣處于保守的前提，對于此階

段的基準值將采用NOEC、LOEC、EC10等無效應水平（Level1）毒理數據制定，

據此制定的基準值相比于以EC50、LC50、LD50等半數效應（Level2）毒理數據

制定的基準值更為嚴格。根據場地潛在污染區(qū)域特征污染物最高濃度以及基準值

計算風險商。若風險商值若小于1則表明不存在生態(tài)風險，風險評估工作停止。

有大于1表明存在生態(tài)風險，需要進一步量化風險大小。

C

??=

?

其中C為潛在污染區(qū)域直接測定的特征污染物最高濃度，θ為基準值。

6.3生態(tài)情景構建和保護水平確定技術要點說明

面向我國工業(yè)污染場地類型多樣、污染種類復雜和污染程度各異的特點，采

用統(tǒng)一的評估參數往往導致評估結果出現偏差，如未考慮污染物在實際土壤中的

生物可利用性，簡單依據總暴露濃度進行暴露評估。此外，不同污染場地受影響

的物種可能存在差異，實際評估中采用同樣的毒理數據不能反映不同物種在污染

物脅迫下的真實效應。因此增加風險評估的真實性，即在生態(tài)風險評價方法中更

多納入會改變污染物對生態(tài)系統(tǒng)造成危害程度大小的指標得到了廣泛的認同。在

眾多增加生態(tài)風險評價真實性的方法中，情景設計被認為是最有前景的方法之一，

它簡化了污染物影響生態(tài)系統(tǒng)的過程，同時提供了足夠的真實性以得出更符合實

際情況的生態(tài)風險。生態(tài)情景是指表征污染物效應的生物性和非生物性參數的組

合。盡管這些情景的設計有助于提高生態(tài)風險評價的準確性，但過多參數的加入

必將導致評估成本的增加，導致其并不適用于實際風險管理。特別是對于我國日

益增加的污染場地，對構建一種兼顧可操作性和準確性的生態(tài)風險評價情景。在

此基礎上實現本土化、精細化的生態(tài)風險評估。

本指南依據不同污染場地特性以及土壤參數等指標，構建差異化的生態(tài)風險

評價情景，為特定污染場地風險定量提供相應的保護水平。生態(tài)情景構建的參數

包括影響污染物生物可利用性的土壤參數以及影響所產生的生態(tài)效應大小的參

數。土壤參數的確定則參考USEPA在制定土壤基準值時對生物可利用性的選擇

原則，該指導文件認為土壤pH值、有機質含量、陽離子交換能力、含水量、溫

度等都會對污染物生物可利用性產生影響，但僅需要考慮土壤pH和有機質含量

這兩類對生物可利用性影響最大的土壤參數，并依據土壤pH和有機質對污染物

生物可利用性進行了如下表2和表3的劃分?？紤]到在污染場地生態(tài)風險評價時

所選用的毒理數據相當一部分來源植物和土壤無脊椎的毒理實驗，而CEC和粘

土含量在污染物對植物和土壤無脊椎毒性效應的影響方面目前仍未達成統(tǒng)一的

認識，因此CEC和粘土含量并不適合納入指南制定的考慮中。而pH和OC的組

合足以解決我國大部分土壤影響污染物生物利用度的問題。而影響所產生的生態(tài)

效應大小的參數包括生態(tài)受體的類別、營養(yǎng)狀態(tài)、食物網中物種間相互作用的強

度、食物網的復雜性等。

表1不同pH和有機質含量的土壤中重金屬生物可利用性相對大小

土壤重金屬生物可利用性

土壤有機質含2≤土壤有機質含6≤土壤有機質

量<2%量<6%含量<10%

4≤土壤pH≤5.5很高高中等

5.5≤土壤pH<7高中等低

7≤土壤pH≤8.5中等低很低

表2不同pH和有機質含量的土壤中有機污染物生物可利用性相對大小

土壤有機污染物生物可利用性

土壤有機質含2≤土壤有機質含6≤土壤有機質

量<2%量<6%含量<10%

4≤土壤pH≤5.5很高高中等

5.5≤土壤pH<7高中等低

7≤土壤pH≤8.5中等低低

鑒于納入的參數越多，構建的生態(tài)情景越多，會導致生態(tài)風險評價在場地污

染管理中的可行性下降。因此指南選擇根據不同的土壤pH、有機質含量和地塊

開發(fā)利用方式構建不同的生態(tài)情景。pH、有機質作為影響污染物的生物可利用性

最顯著的土壤參數被用于構建生態(tài)情景。此外污染場地地塊開發(fā)利用方式決定著

生態(tài)受體的類型，例如綠地存在豐富的敏感生態(tài)受體，然而其豐度在建設用地則

相對較低。受體類型對于污染物生態(tài)效應影響最為顯著。因此指南將污染地塊的

未來開發(fā)利用方式分為城市綠地和建設用地。建設用地包括GB50137中建設用

地、居住用地、公共管理與公共服務用地、商業(yè)服務業(yè)設施用地、工業(yè)用地、物

流倉儲用地、交通設施用地和公用設施用地，城市綠地包括非建設用地以及建設

用地中的綠地。通過將土壤pH值、有機質含量和場地未開開發(fā)利用方式進行組

合得出如表1所示的生態(tài)情景。由于在不同場地條件下，相同污染物在同一濃度

下可能造成的生態(tài)效應存在很大差異，因此為不同污染場地賦予不同的保護水平，

而賦予保護水平的原則是某一類型的污染場地的相同污染物在同一濃度下可能

的生態(tài)效應越嚴重，其保護水平就越高，反之則越低。

情景Ⅰ為將開發(fā)為城市綠地的，土壤pH值在4-7之間的，有機質含量低于2%

的一類污染場地。情景Ⅱ為將開發(fā)為城市綠地的，且pH值在4-7之間的，有機

質含量大于2%或者pH值在7-8.5之間的，有機質含量小于等于2%的一類污染

場地。情景Ⅲ為將開發(fā)為城市綠地，且pH值在7-8.5之間的，有機質含量高于

2%的一類污染場地。情景Ⅳ為將開發(fā)為建設用地的，土壤pH值在4-7之間的，

有機質含量低于2%的一類污染場地。情景Ⅴ為將開發(fā)為建設用地的，且pH值在

4-7之間的，有機質含量大于2%或者pH值在7-8.5之間的，有機質含量小于等

于2%的一類污染場地。情景Ⅵ為將開發(fā)為建設用地，且pH值在7-8.5之間的，

有機質含量高于2%的一類污染場地。參考加拿大“Aprotocolforthederivationof

EnvironmentalandHumanHealthsoilqualityguidelines”、澳大利亞“Guidelineon

soilqualityguidelinesforarsenic,chromium(III),copper,DDT,lead,naphthalene,

nickelandzinc,ScheduleB5c”等相關指南中對于不同條件下的保護水平，同時結

合相關專家學者論證后，最終得出不同情景的保護水平。各情景的保護水平分別

為保護95%物種不受危害、保護90%物種不受危害、保護80%物種不受危害和

保護50%物種不受危害，其與生態(tài)情景的對應關系如表3所示。

表3工業(yè)污染場地生態(tài)情景及保護水平

情景Ⅰ情景Ⅱ情景Ⅲ情景Ⅳ情景Ⅴ情景Ⅵ

未來開發(fā)城城市城市建設建設建設

方式市綠地綠地綠地用地用地用地

4<pH≤74<pH≤7

且且

7<pH7<pH

土壤pH和4<pH≤7OC>2%4<pH<7OC>2%

≤8.5≤8.5

有機質且或且或

且且

（OC）OC≤2%7<pH≤8.5OC≤2%7<pH≤8.5

OC>2%OC>2%

且且

≤OC2%OC≤2%

保護

保護90%保護80%保護90%保護80%保護50%

95%的

保護水平的物種不的物種不的物種不的物種不的物種不

物種不

受影響受影響受影響受影響受影響

受影響

6.4風險定量技術要點說明

（1）暴露評估：風險定量階段的暴露評估不再是保守地評估污染物的濃度，

而是盡量全面地反映污染物在場地土壤中的濃度范圍，即構建污染物暴露濃度的

累積分布曲線，據此切實的評估生態(tài)風險。因此采樣將針對整體場地覆蓋范圍，

根據HJ25.1制定網格化采樣計劃并采集表層土壤樣品，分析其中存在生態(tài)風險

的污染物濃度。

（2）效應評估：構建物種敏感度分布曲線，其中毒性數據獲取方式主要有：

美國環(huán)保署的ECOTOX生態(tài)毒理數據庫（/ecotox）；國內外發(fā)

表的文獻，包括WebofScience（）、中國知網

（）、萬方數據庫（）等；按照標準的

毒理實驗方法開展室內生態(tài)毒理實驗。最終使用的毒理數據篩選包括效應終點的

篩選和測量終點的篩選，其中測量終點和效應終點選取原則如下：

1）對于陸生植物，選擇生物量、產量、根伸長等；

2）對于土壤無脊椎動物，選擇繁殖率、種群數量和生長率等；

3）對于土壤微生物和微生物主導的土壤生態(tài)過程，選擇土壤微生物量、土

壤硝化作用、土壤呼吸作用的抑制率等。

4）選擇不同類型的毒性效應終點來確定不同的毒性效應水平，以滿足實際

的土壤保護水平和管理要求。具體可分為以NOEC、LOEC、EC10等無毒理效應終

點（Level1）的毒理數據和以EC50、LC50、LD50等半數毒理效應為終點的（Level

2）的毒理數據。

5）同一物種有多個測量終點的毒理數據時，取最敏感的毒理數據。

6）同一物種的相同毒性效應指標，取這些毒性效應濃度的幾何平均值。

（3）風險表征：同時根據NY/T1121.2和NY/T1121.6分析土壤pH和有機質

含量。根據所評估污染場地實際土壤參數和未來土地開發(fā)方式，將其與生態(tài)情景）

匹配，并確定其保護水平。在對應保護水平的基礎上，結合毒性數據的累積分布

函數和污染物暴露濃度的互補累積分布函數，得到污染物的聯合概率分布曲線，

曲線反應各危害水平下暴露濃度超過臨界濃度的概率，即為生態(tài)風險值。聯合概

率曲線法是將每一個暴露濃度和毒性數據都作為獨立的觀測值，在此基礎上考慮

其概率統(tǒng)計意義。暴露濃度和物種敏感度都被認作來自概率分布的隨機變量，二

者結合產生了風險概率。運用概率風險分析方法，考慮了環(huán)境暴露濃度和毒性值

的不確定性和可變性，體現了一種更直觀、合理和非保守的估計風險的方法。

而在計算生態(tài)風險概率值時，指南按照所獲取的毒理數據量采用不同的方式

進行計算，具體包括以下三種計算方式：

（1）低效應水平（Level1）毒理數據和高效應水平（Level2）毒理數據都

滿足物種敏感度分布曲線構建需求（毒性數據來源于不低于2類6種不同的生態(tài)受

體或生態(tài)過程），則計算兩種水平的生態(tài)風險值（一級生態(tài)風險和二級生態(tài)風險）。

即結合毒性數據的累積分布函數和污染物暴露濃度的互補累積分布函數，得到污

染物的聯合概率分布曲線，曲線反應各危害水平下暴露濃度超過臨界濃度的概率，

即為生態(tài)風險值。

（2）低效應水平（Level1）毒理數據和高效應水平（Level2）毒理數據兩

者僅其中一種滿足物種敏感度分布曲線構建需求（毒性數據來源于不低于2類6種

不同的生態(tài)受體或生態(tài)過程），則采用該類毒性數據的累積分布函數與污染物暴

露濃度的互補累積分布函數相結合，得到污染物的聯合概率分布曲線并計算風險

值。

（3）低效應水平（Level1）毒理數據和高效應水平（Level2）毒理數據均

不滿足物種敏感度分布曲線構建需求，則采用商值法計算風險。其中污染物環(huán)境

濃度為所測得污染場地暴露分布的95%分位數，基準值為《工礦場地土壤生態(tài)風

險基準制定技術指南》規(guī)定的污染物管制值。最終計算得到的風險商值即為生態(tài)

風險值。

物種敏感性和暴露濃度分布曲線擬合函數BurrIII、Log-normal、Log-logistic、

Weibull、Gumbel及Gamma。本指南推薦分別利用上述6種分布函數對毒性數據

進行擬合，并進行擬合優(yōu)度評價，選擇擬合度較好的一個或多個分布函數，確定

各個優(yōu)選分布函數的權重，最終建立基于優(yōu)選分布函數加權平均后的分布模型。

這樣可以減少數據依偏于某一分布函數的不確定性。模型擬合優(yōu)度評價是用于檢

驗總體中的一類數據其分布是否與某種理論分布相一致的統(tǒng)計方法。對于參數模

型來說，檢驗模型擬合優(yōu)度的方法推薦使用赤池信息準則（Akaikeinformation

criterion，???），使用最大似然估計法進行模型擬合，并計算每個模型的???值：

???=?2?+2?（Eq.1）

式中?表示最大對數似然函數，?為擬合模型的參數數量，計算得到的???

值越小，說明模型擬合優(yōu)度越好。當樣本量較少時，可使用小樣本版???

（????）進行模型評價。

?

???=?2?+2?()（Eq.2）

?????1

式中?和?的含義同上，?代表樣本數量，當?≤?+1時，本參數不適用。

貝葉斯信息準則（Bayesianinformationcriterion,???）可作為另一種替代

來評價模型擬合優(yōu)度，它在形式和設計上與???相似，但模型估算的方法為

Metropolis-Hastings，下式中的參數含義同上。

???=?2?+2???(?)（Eq.3）

根據各個擬合函數的???值，建立不同分布函數與最優(yōu)分布函數（最低

???值）之間的信息差值:

Δ?=?????min(???)（Eq.4）

????為第i個分布的???值，min(???)為所有擬合函數中???的最低值，

Δ???=0的分布函數為最優(yōu)擬合分布函數，一般認為Δ???≤2的函數擬合度均較

好，建議保留并賦予函數權重??：

1

??

?2?

?=1（Eq.5）

???

?2?

∑?=1?

上式中m為保留的函數個數，??含義同上，則最終分布模型為多個模型的

加權平均模型。

6.4因果關系判定技術要點說明

在明確污染場地特征污染物生態(tài)風險大小之后，分析污染物脅迫和生態(tài)受體

響應之間的因果關系極為重要。這是由于工業(yè)場地污染情況存在其特殊性：一方

面工業(yè)場地往往集聚式出現，某一區(qū)域內如工業(yè)園區(qū)內有多個污染場地，各個污

染場地的特征污染物極易擴散其他場地導致某一場地土壤多種污染物共存的情

況發(fā)生，因此有必要開展因果分析明確是否為該場地特征污染物導致生態(tài)風險的

產生；另一方面，開展因果分析有助于增強評估結果的可信度，在明確污染場地

生態(tài)系統(tǒng)受到危害的確是由特征污染物導致的之后，才能夠確保后續(xù)風險管理措

施能夠有效降低污染物的生態(tài)風險，國外例如英國美國的污染場地生態(tài)風險評價

指南中均存在相應要求。本指南結合污染場地狀況和希爾因果關系判斷準則（表

4）判斷污染物與生態(tài)受體響應之間的因果關系。判定原則包括：

（1）盡量選擇可信度更高的準則進行判斷，如果分析結果滿足準則要求，

則合理地認為污染物暴露與生態(tài)受體響應存在因果關系。

（2）如果存在相反的判斷結果(例如污染物暴露和受體響應之間存在負相

關)，那么就不能建立污染物與生態(tài)受體響應之間的因果關系，應當分析其他可

能的原因。

（3）如果分析結果存在矛盾(例如部分結果證明污染物暴露和受體響應之間

的聯系，而另一部分結果認為不存在聯系則)，需要進一步的工作對此進行解釋。

表4希爾因果關系判斷準則

準則含義可信度分析手段備注

污染物脅迫和生依據污染物是否作為

關聯強度（strength

態(tài)受體響應存在+++主成分分析生態(tài)受體響應差異的

ofassociation）

很顯著的關聯主成分判斷因果關系

根據不同調查者在不

對污染物的響應

關聯的可重復性污染物在其他地方的同時間、不同地點就

在不同場地和不

（consistencyof++造成的生態(tài)受體響應污染物對生態(tài)受體的

同調查之間保持

association）和本次調查相同影響能否得出一致的

一致

結果判斷因果關系

是否只有污染物

依據污染物脅迫和生

導致了生態(tài)受體分析污染物脅迫和生

特異性態(tài)受體響應之間是否

響應?是否污染+態(tài)受體響應之間的聯

（specificity）存在一一對應關系判

物只導致了該種系

斷因果關系

生態(tài)受體響應?

生態(tài)受體隨時間響應通過空間(如上游/下

污染物脅迫時間

的比較，特別是調查游)上/污染發(fā)生前后

時序性(temporality)上先于生態(tài)受體+

污染之前的生態(tài)受體的受體狀態(tài)是否存在

響應

狀況差異判斷因果關系

存在合理的機理1.文獻數據1.通過文獻資料證實

合理性

解釋污染物導致++2.效應可信度污染物的生態(tài)效應產

（plausibility）

的生態(tài)受體響應3.敏感物種的缺失；生機制判斷因果關系

4.診斷性檢測；2.依據產生效應的受

5.毒性鑒別；體分布范圍與污染物

暴露范圍是否一致判

斷因果關系

3.依據敏感物種的是

否喪失判斷因果關系

4.某些效應只對特定

種類的毒物有反應，

例如金屬硫蛋白對金

屬暴露的響應，據此

判斷因果關系

5.通過處理環(huán)境樣品

來去除或隔離污染物

是否能夠消除或減少