发布时间：2023-07-13 16:43:01
序言：写作是分享个人见解和探索未知领域的桥梁，我们为您精选了8篇的生态风险评价方法样本，期待这些样本能够为您提供丰富的参考和启发，请尽情阅读。
风险评价兴起于七十年代几个工业发达国家，尤以美国在这方面的研究独领。在短短20多年中，就环境风险评价技术而言，大体上经历了三个时期：七十年代至八十年代初，风险评价处于萌芽阶段，风险评价内涵不甚明确，仅仅采取毒性鉴定的方法；八十年代中，风险评价得到很大的发展，为风险评价体系建立的技术准备阶段。美国国家科学院(NAS，1983)[1]提出风险评价由四个部分组成，称为风险评价“四步法”即危害鉴别，剂量一效应关系评价，暴露评价和风险表征。并对各部分都作了明确的定义。由此，风险评价的基本框架已经形成。在此基础上，美国EPA制定和颁布了有关风险评价的一系列技术性文件、准则或指南。但大多是人体健康风险评价方面的。例如，1986年了致癌风险评价、[2]致畸风险评价、[3]化学混合物健康风险评价、[4]发育毒物健康风险评价、[5]暴露评价、[6]超级基金场地（Superfund sites）危害评价和风险评价[7]等指南。1988年又了内吸毒物(sytemictoxicants)[8]和男女繁殖性能毒物[9，10]等评价指南。1989年，美国EPA还对1986年指南进行了修改。因此，从1989年起，风险评价的科学体系基本形成，并处于不断发展和完善的阶段。
由此可见，原先的风险评价主要限于人体健康风险评价，许多有害废物管理也是着眼于人体健康风险进行的。近几年来，生态风险评价业已被人们所重视，已处在同人体健康风险评价的同等地位。但是到目前为止，生态风险评价还没有一套方法指南。尽管有人将NAS模式加以改变后用于讨论生态风险问题，生态风险评价原则上也可按其四个方面进行，但由于生态风险评价不完全等同于人体健康风险评价，用于人体健康风险评价的一系列方法指南并不完全适用于生态风险评价。因此美国EPA从1989年以来一直致力于生态风险评价指南的制订工作，1992年确定了一个生态风险评价指南制订工作大纲[11]，原则上给出了生态风险评价的框架。从研究内容上看，大致上与NAS提出的“四步法”相同，但每一方面的重点和方法又有不同的内容。该大纲将生态风险评价过程分为三步：第一步为问题阐述(Problem formulation)，描述目标污染物特性和有风险生态系统，进行终点选择和有关评价中假设的提出。问题阐述是确定评价范围和制定计划的过程；第二步为分析阶段(analysis phase)，主要从暴露表征和生态效应表征两个方面进行；第三步为风险表征。
显然，目前国外环境风险评价主要包括人体健康风险评价和生态风险评价两方面，风险评价的科学体系已基本形成。相对来说，人体健康风险评价的方法基本定型，生态风险评价正处在总结、完善阶段。总的来说，目前国外环境风险评价具有如下的特点和趋势：
·研究热点已由人体健康风险评价转移到生态风险评价；
·从污染物数量来说，已由单一污染物作用进一步考虑到多种污染物的复合作用；
·从环境风险类型来说，不仅考虑化学污染物，特别是有毒有害化学物，而且还要考虑到非化学因子对环境的不利影响；
·从评价范围方面来说，由局部环境风险发展到区域性环境风险，乃至全球环境风险；
·生态风险不仅仅只考虑到生物个体和群体，而且考虑到群落、甚至整个生态系统；
·技术处理上由定性向半定量、定量方向发展。
环境风险评价技术，特别是生态风险评价，还有许多问题有待研究，其中主要的有以下几方面：
1．评价终点的选择 人体健康风险评价的终点，只有一个物种(受体为人)，而生态风险评价的终点却不止一个，终点选择就成了生态风险评价过程的关键。对任何不同组织等级都有终点选择问题，终点选择原则上根据所关注的生态系统和污染物特性来进行，对生态系统和污染物特性了解得愈深刻，终点选择就愈准确。由于生态系统复杂性，不同评价人员可以选择不同的终点，因此目前迫切需要有一个统一的方法来确定生态风险评价的终点。
2．模型优化 模型在风险评价中的重要性是显而易见的，因为风险评价是研究人为活动引起环境不利影响的可能性，是根据有限的已知资料预测未知后果的过程，这就需要应用大量的数学模型才能完成。模型的优劣直接关系到整个风险评价结果的准确性。风险评价涉及的模型很多，主要有污染物环境转归模型、污染物时空分布模型、暴露模型、生物体分布模型、外推模型、风险计算模型等。风险评价就是由这些模型的组合，借助于计算机来连串在一体的。随着风险评价越来越复杂，准确性要求越来越高，发展和完善各种数学模型始终是风险评价研究的重要方面。
转贴于 3．生态暴露评价 在人体健康风险评价中，暴露评价是测定人体暴露值大小、频率、途径和暴露时间，表征受暴露的人群。在生态风险评价中、暴露评价相对人体健康暴露评价来说是特别困难的，尤其对暴露群体的表征，针对不同物种，它们栖息地环境差异很大，如水生环境、陆生环境和其他特定环境等。目前对生态暴露评价的定义还没有完全统一，一般认为生态暴露评价是测定污染物的空间和时间分布、存在形态、生物有效性以及与所关注的生态组分的接触状况。生态暴露评价是生态风险评价过程中最基本的组成部分，由于暴露系统的复杂性，目前还没有一个暴露的描述能适用所有的生态风险评价。由于对存在风险的种群认识不完全、污染物有效性的因子了解不够、单一、特别是多种混合物暴露的剂量一响应规律认识不深入，以及将实验室结果外推到野外的不同时空范围的困难等，暴露评价中的许多因子都存在不确定性。显然，生态暴露评价远比人体暴露评价复杂，关键必须考虑污染物与生物体以及生态系统、污染物与环境间的相互作用、相互影响。因此，必须加强这方面评价方法和技术的研究。
4．不确定性处理 不确定性处理一直是风险评价中的主要问题。不确定性来源于各种外推过程，例如：物种间外推、不同等级生物组织间外推、由实验室向野外情况外推，由高剂量向低剂量外推等。因此对不确定性的定量化处理是风险评价必须解决的关键技术问题。要发展各种外推理论，建立合适的外推模型。 总之，随着环境保护进入一个新的时代，可以预见，环境风险评价研究必将对人类生存及自然环境的保护和改善作出新的贡献，并将对环境科学理论研究有新的推进。
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-1.003 3（Ⅴ）上升为0.557 5（Ⅱ），即由安全级降为风险级。根据此评价结果，提出了协调武汉市城市土地利用与生态环境的对策。
关键词：土地利用；生态风险；PCA模型；K均值聚类；武汉市
中图分类号：F301.2；S181 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）15-3731-05
土地利用变化在很大程度上反映了人类活动与自然生态条件变化的综合影响。随着社会经济快速发展，城市化进程加快，人类对土地的需求越来越大，这种强烈需求使得人地关系矛盾步步升级，随之而来的土地生态问题也日益突出，如土地利用结构不合理，水土流失、土地荒漠化、土壤污染、土地生态破坏性加剧等。面对严峻的现实，人们开始意识到生态环境的重要性，并有意调控土地利用方式，改善生态环境，促使二者关系趋于协调。武汉市地处我国中部腹地，位于江汉平原东部，该区域土地类型多样，适宜性广泛，水资源优势突出，为全市的经济社会发展提供了重要的物质基础。但由于武汉市社会经济的发展、城市化建设的扩张、人口的增加和土地利用方式不当等原因，大量的土地在城市化、工业化过程中丧失，土地生态功能下降，人地矛盾突出。本研究以武汉市2003-2010年土地利用现状为对象，建立主成分分析（PCA）和K均值聚类的生态风险评价模型，对武汉市土地利用生态风险进行评价，旨在把握武汉市土地利用与生态环境协调发展程度的变化规律，以期能充分认识武汉市土地资源利用和两型社会建设所面临的问题，为城市区域社会经济和生态环境建设发展战略的制定提供参考依据。
1 武汉市土地利用变化情况
1.1 土地利用数量变化
武汉市地貌类型多样，山地、丘陵、岗地和平原兼备，全市土地总面积849 400 hm2，占全省土地总面积的4.57%。表1选取了武汉市2003年和2010年两个时段土地资源利用状况，统计出了各地类的面积及其变化情况。
由表1可以看出，8年间武汉市农用地和未利用地总量减少，城市建设用地迅速增加。在农用地类型中，耕地、牧草地显著流失，其中牧草地减少最快，8年共减少6 604.97 hm2，减幅为95.93%；耕地面积由2003年所占总土地面积的44.16%减少到2010年的39.57%。林地、园地面积增加最多，8年共增加了22 767.71 hm2，两者增幅共计38.79%。在建设用地类型中，交通水利用地面积增速快于居民点及工矿用地的速度，增幅比例达33.77%。在未利用地类型中，未利用土地和其他土地共减少了6 111.91 hm2。值得注意的是，大部分未利用地是难以开发的山丘区荒草地和裸岩地，可垦地较少，耕地后备资源相对贫乏。
1.2 土地利用结构变化
由于土地利用类型分类较多，影响程度判断难度较大，因此引入土地利用结构生态风险指数[1-3]，计算各种类型土地面积比重，来衡量8年间武汉市各类型土地生态风险变化情况：
借鉴已有的研究方法[3，4]，结合区域经济快速发展特点，本研究利用层次分析法确定了不同土地利用类型的生态风险参数（耕地0.311 5；园地0.109 6；林地0.158 7；牧草地0.035 5；其他农用地0.034；居民点及工矿用地0.018 1；交通运输用地0.225 9；水利设施用地0.055 2；未利用地0.051 5）与生态风险指数。
结合公式（1）与武汉市土地利用类型面积变化数据，计算得出武汉市土地利用结构风险指数（表2）。由表2可知，武汉市9种土地利用类型中，耕地生态风险指数的平均值最大为0.126 8；其次是林地，为0.015 8；牧草地生态风险指数最小，为0.000 1。这说明耕地变化对生态环境和社会经济发展潜在影响最大，其次是林地，牧草地潜在生态影响最小。8年间，不同土地类型平均生态风险指数大小顺序为耕地>林地>未利用地>其他农用地>交通运输用地>居民点及工矿用地>园地>水利设施用地>牧草地。
由图1可以看出，8年间武汉市土地利用结构生态风险指数的变化趋势大致可分为2个阶段：2003-2005年生态风险指数急剧下降，2006-2010年生态风险指下降趋势变缓且趋稳，这与武汉市土地利用结构变化的趋势一致。2003-2005年虽然园地、林地面积以每年1%的速度递增，但牧草地面积急剧缩减，从2003年的6 884.97 hm2减少到2005年的4 248 hm2，加之耕地数量进一步减少，导致了这3年土地生态风险的加大。
2 武汉市土地利用生态风险评价
2.1 指标体系建立
土地利用生态风险是指不合理的开发利用土地导致某些自然异常因素、生态环境恶化，给人类社会带来损失的可能。土地利用生态风险评价是从城市土地利用的角度描述和评估城市的环境污染、人为活动或自然灾害对生态系统及其组成成分产生不利作用的可能性和大小的过程[5]。由于土地生态系统是一个复杂系统，涉及的风险源、暴露体和终点比较多[4]，因此需要构建一套完整的评价指标体系。本研究在综合考虑生态风险指标的可得性与可操作性基础上，对指标进行筛选，保留重要指标，从自然、社会经济环境状况出发，根据武汉市实际情况最终形成了以下评价指标体系（表3）。
由于不同变量之间具有不同的单位和不同的变异程度，这会导致数据在分析过程中因单位不统一而造成结果的差异。因此，在进行主成分分析前，首先进行数据的标准化，也称为无量纲化，即将异度量的各指标值分别转化为无量纲的相对指标值。本研究采用统计学软件SPSS 20.0中的Z-score法对数据进行标准化变换[6]（表3）。
2.2 建立主成分分析法与K均值聚类的武汉市土地生态风险评价模型
主成分分析法（PCA）是去掉重复信息、简化数据结构的一种多元统计方法[5]。利用PCA可以把多个相关的指标变换成少数几个互相无关的综合变量（主成分），通过选择适当的主成分价值函数模型，可以把多维系统降成一维系统。K均值聚类是最常用的聚类算法之一，它通过寻找一组聚类中心把对象集合划分成一组聚类[6]。通过SPSS软件，利用主成分分析方法，最终确定m个特征值，m即为因子变量个数，其数值确定见SPSS输出结果（表4）。
由表4的第1列至第4列可以看出因子分析的初始解对原有变量总体的刻画情况，第1列为23个初始解的序号，第2列为因子变量的特征值，它是衡量因子变量重要程度的指标[5]，第4列则是各因子变量的累积方差贡献率。由主成分分析得出有5个特征值大于1[7]，分别是12.429、4.955、1.807、1.469和1.361。这5个成分累计方差贡献率达到95.74%，当提取前5个公因子时，特征值变化明显，当提取第5个之后的公因子时，特征值变化很小，基本趋于平缓。说明前5个因子基本反映了原指标变量的绝大部分信息，即m=5符合分析要求。
2.3 因子得分函数
计算因子得分的方法有回归法、Bartlette法、Anderson-Rubin法等[8]。根据上述计算公式，将因子变量表示为原有变量的线性组合，并代入样本数据，计算出相应的因子得分。
2.4 风险等级划分
在上述因子分析的基础上，应用5个因子的方差贡献率作为各自权重，计算土地利用生态风险度。公式如下：
按此公式，得到武汉市8年来土地利用生态风险度。为了对所研究时段的土地利用生态风险特征进行分析，参照谭三清等[5]和宋志鲲等[8]关于生态风险等级划分标准相关研究，结合K均值聚类的方法对土地利用的生态风险进行了等级划分。其计算结果是：恶劣级（T>1.2）、风险级（0.17
结合城市土地利用不同级别风险的特点[5，9，10]，将每种等级的土地利用系统特征表述为表7。
3 结果分析
根据各年度计算的城市土地风险值，结合每个等级的城市土地利用分析的土地系统特征，评定了武汉市2003-2010年的土地利用风险状况（表8）。从表8中可以发现，在所考察时段，武汉市土地利用的生态风险总体上趋于恶化。2003-2004年武汉市土地生态风险处于安全级别，但此后6年生态风险值呈逐年扩大趋势，说明土地利用的生态状况受到了破坏，生态环境问题较为严重。
通过分析8年间武汉市土地利用生态风险等级，结合每个等级的土地利用特征，可将生态风险状态划分为3个时间段。
1）2003-2004年，生态风险指数缓慢增长阶段，但土地生态风险总体处于安全级别，说明此阶段武汉市土地生态环境良好，系统服务功能基本完善，受干扰后可自行恢复。
2）2005-2006年，生态风险指数进一步上升，风险等级由安全级逐步降为良好级、敏感级，这一变化反映了当地政府对土地利用的投入强度逐步增强，导致生态环境受到了一定程度的破坏。
3）2007-2010年，武汉市土地利用生态风险等级进一步恶化，尽管2010年武汉市土地生态风险指数较上一年有所减少，但仍处于风险级，这一数据的测算与实际情况相符。其原因在于2005年以后武汉市开始了大规模的市政建设，建设步伐加快使得城市周边土地不断被蚕食，农用地持续减少，闲置土地增多，土壤遭受城市建设破坏和城市垃圾等污染而退化，土地生态环境质量下降，系统服务功能受到破坏并且退化。
4 结语
本研究引入土地利用生态风险指数，测算武汉市各地类结构年际变化情况，建立PCA和K均值聚类的土地生态风险模型，利用土地生态风险度来评价武汉市土地利用的相对生态风险，有一定的全面性。因为土地利用类型的改变势必会引起区域生态功能的变化，故通过研究不同土地利用类型间的迁移变化特征来识别区域生态环境的变化趋势及其内在因素是可行的、有效的。
通过对武汉市土地利用的生态风险评价，可为区域生态环境管理提供数量化的决策依据和理论支持。根据土地利用生态风险年际间的高低程度，应在高生态风险时段进行生态建设与环境保护，以提高该城市区域的土地生产功能和环境功能，但是也不能忽视中、低生态风险时段的生态建设，才能实现武汉市的生态环境、社会经济建设协调发展。
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关键词:农业机械化;生态风险;综合评价;区域比较分析
0引言
农业机械化是农业现代化加速发展的推进器，也是促进整个农村经济发展的重要途径。农业机械化的发展对农业乃至整个农村经济整个系统生态功能发挥的影响是巨大的，既是农业机械化健康发展的重要保障，也与农村稳定及经济安全息息相关。因此，农业机械化滋生的生态安全与风险预警越来越受重视，更是近年来各级政府部门、广大学者等相关人员的关注焦点［1］。当前，围绕水土资源及农业环境这些系统生态安全与风险预警的相关研究已初见成效，研究方法上涵盖定性和定量，研究尺度上既有宏观分析也有针对具体区域进行的微观具体分析，研究视角上既有发展预测也有当前状态分析，研究内容也从改善区域水土资源以及农业生态环境的对策分析延伸到了对水土资源及农业环境生态安全与风险预警评价及生态工程规划设计等更系统和全面的层面［2－4］。从研究成果来看，当前的研究中心以水土资源和农业环境生态安全评价的成果居多，风险评价与预警的成果较少;结合具体区域进行微观分析的成果较多，进行区域间差异比较的成果比较匮乏;以城市或将农村与城市作为一个整体的宏微观研究居多，关于农业机械化生态风险评价的成果并不多见。而从当前我国基本情况和发展趋势而言，随着农业现代化进程的加速推进，农业机械化引发的生态风险不管是在经济属性还是发展阶段上都有很大不同，因此对农业机械化独立分析更为客观合理。另外，从防范角度来讲，农业机械化生态安全也不容忽视。因此，运用已经比较成熟的分析方法针对农业机械化生态风险评价这片待开发领域进行空间异质性的综合比较分析十分必要。为了探讨各区域农业机械化生态风险的异质性变化规律，本文首先构建了2015年31个省(市、区)农业机械化生态风险的综合评价指标体系;接着，运用主成分分析法对31个地区的农业机械化生态风险进行了综合评价，根据风险综合评价的结果进行了区域比较分析和预警等级划分;最后，运用因子分析法对各区域农业机械化生态风险的差异进行了影响因素分析，并提出了改善相关区域农业机械化生态警情的实证建议。
1研究设计
1．1设计思路
要对不同区域农业机械化的生态风险进行综合评价和比较分析，就必须考虑引发区域农业机械化生态风险的多项影响指标，而各项指标所起作用不尽相同，因此需要结合统计软件对指标体系进行综合评价模型构建。综合评价模型构建采用的方法是主成分分析和因子分析，结合2015年的省际面板数据可对多项指标提取公共因子，并以公共因子对应的方差贡献率作为权数采用加权平均法构建综合评价模型。将根据软件算出的各区域指标对应的公共因子得分代入模型即可得到生态风险综合指数，农业机械化生态风险的区域特征大小便可由生态风险综合指数来反映。由于各地农业机械化生态风险综合评价指数大小不一，为了便于对各地农业机械化存在的生态风险进行分级预警，采用极值标准化法对风险综合指数进行标准化处理。因风险指数为正向指标，指数越大，风险越大，预警级别越高，所以对其进行极值标准化处理。标准化处理后的风险指数范围为0～1之间，数值越靠近1，风险越大，预警级别越高。结合其他学者的相关研究，将风险指数采用等距分组分为巨警、重警、中警、轻警和无警5级［5］，具体评级表如表1所示。最后，可根据指标的因子载荷量结合旋转后的因子载荷矩阵对指标进行影响程度的主次分析。
1．2农业机械化生态风险指标体系构建
农业机械化生态风险一般表现为农业机械化投入及作业等活动引发的对农业生态系统健康程度造成的威胁［6］，而农业机械化生态风险的空间异质性则应来自不同区域在风险反映变量随着空间位置变化时呈现多方面属性差异的综合测度。由于各方面属性存在一定程度的差异，且每个反映变量所起的重要性程度并不相同，因此首先需要结合相关理论进行完整的指标体系构建，然后采用科学合理的定量分析方法对指标体系进行综合测度。当前绝大部分学者构建的生态风险评价指标体系多采用分解法，即首先从不同的视角将生态系统进行子系统分解，然后对各子系统选用合理的定量指标测度。目前的子系统分解方案主要以“自然－经济－社会”和“压力－状态－响应”两种框架为主［7］;但农业机械化作为一个动态的经济子系统，其与水土资源及农业环境在经济属性和利用特征等各方面均有明显差异，且当前农业机械化数据库系统并不完善，因此文章选用的指标体系在基于投入和产出的层面上将其具体表现为“投入－作业状态－生态效应”这样一个动态过程。［8］具体的农业机械化生态风险评价指标体系如图1所示。
2结果与分析
2．131个省、直辖市和自治区农业机械化生态风险的比较分析
根据SPSS综合分析结果(见表2、图2)结合各风险等级的具体分布来看:31个省、直辖市和自治区中，有2个地区生态风险为巨警等级，所占比重为6．45%;有4个地区生态风险为重警等级，所占比重为12．90%;1个地区为中警等级，所占比重为3．23%;10个地区为轻警等级，所占比重为32．26%;14个地区为无警等级，所占比重为45．16%。虽然从轻警以下的风险等级来看我国大部分地区农业机械化面临的生态风险形势还比较乐观，但结合农业发展来看生态风险预警等级较低的地区大部分皆是农业机械化投入较低农业效益不显著的省市，若加速农业机械化的投入与发展，其生态风险等级势必会有所提高。其次，东、西、中部地区农业机械化生态风险的差异仍然比较显著。农业机械化面临较大生态风险的地区以华北地区为主，东北和华东有部分省份;农业机械化面临较小生态风险的地区以西北、西南和青藏地区为主，华中、华北、华东和华南有少数省份。综合来看，各区域间农业机械化生态风险的空间异质性与地区农业发展速度呈现正相关关系。
具体而言，我国31个省、直辖市和自治区中农业机械化生态风险指数最高的前5名分别是:山东、河南、黑龙江、安徽和河北。这些地区大部分都是以农业作为主要支柱产业的大省，说明当前地区农业经济发展仍然是引发农业机械化生态风险的主要诱因，大力发展农业机械化带来的生态风险应该引起足够的重视。东部和中部地区的农业机械化发展速度历来一直领先于西部地区，从而使东部和中部在当前面临比西部更为严峻的农业机械化生态威胁，这在各区域农业机械化生态风险的综合评价中再次得到了印证。国家对西部地区可以进一步加强资金、政策等多方面的支持力度，但注意要保障农业机械化生态系统健康的服务功能，而东部和中部地区应在减少农业机械化活动对农业生态系统的干扰和保护农业生态环境等方面采取进一步的举措。海南、福建、重庆、贵州和云南是当前我国农业机械化生态风险预警等级最低的5个地区。从农业发展情况来看，这些地区农业机械化投入在其农业发展中所起的作用还可进一步加强。从各等级的地区分布比重来看，当前针对不同地区的发展状况需要采取不同的发展战略，必须对农业机械化生态风险较严重地区进行风险防治与加强预警;必须处理好农业机械化发展较快地区的经济发展与农业机械化生态风险之间的矛盾;必须加快机械化条件较劣地区的多项投入，进行与农业生态承载力相匹配的开发与建设，加快地区经济发展速度。同时，农业机械化系统是一个多层次、多维度的动态综合整体，必须促进系统要素的优化配置，尽可能实现“1+1＞2”的功效。
2．2不同区域农业机械化生态风险的警情和影响因素
结合表1和表2可得到不同地域划分的预警等级分布。根据地域划分来看:农业机械化生态风险最严重、预警等级为巨警的区域以华北拥有省(市、区)最多，预警等级为重警的区域以华东居多，东北和华北各有1个省份;风险一般、预警等级为中警的区域以西北地区居多;轻警等级主要分布在华中地区，东北和华北各有2个省份;而西北、西南和青藏地区的农业机械化生态风险较小，各拥有较多的无警等级。
3结论与讨论
首先，选择了农业机械化生态风险综合评价的动态指标体系;接着，结合生态风险综合评价指数标准化值的分布和前人对我国31个省(市、区)农业机械化生态风险的预警等级进行了分类与评价;最后，结合因子分析的结果对警情比较严重地区提出了有针对性的改善分析。其研究结论客观、真实地展现了当前我国农业机械化生态风险的空间异质性规律，同时可为降低不同地域农业机械化生态风险等级的政策制定提出提供有效的实证参考。通过上述实证研究可知:1)根据2015年31个省区农业机械化生态风险指标体系的综合分析结果，各地农业机械化面临的生态风险按从大到小的排名依次是:山东、河南、黑龙江、安徽、河北、江苏、新疆、吉林、湖南、湖北、辽宁、内蒙古、、天津、广东、江西、四川、上海、宁夏、甘肃、广西、浙江、青海、山西、北京、陕西、海南、福建、重庆、贵州、云南。2)我国31个省(市、区)的农业机械化生态风险空间差异比较显著，31个省、直辖市和自治区中，有2个地区生态风险为巨警等级，所占比重为6．45%;有4个地区生态风险为重警等级，所占比重为12．90%;1个地区为中警等级，所占比重为3．23%;10个地区为轻警等级，所占比重为32．26%;14个地区为无警等级，所占比重为45．16%。从地域分布来讲，我国青藏、西北、西南地区农业机械化生态风险较小，华北、华东、东北地区农业机械化生态风险形势较严峻。3)研究结果表明:影响农业机械化生态风险的主要因素依次是农业机械总动力、联合收割机数量、农用化肥施用量、农药使用量、农用小型拖拉机数量、农用排灌电动机数量、农用排灌柴油机机数量、粮食人均占有量、机电排灌面积、除涝面积、农用塑料薄膜使用量、农村居民家庭拥有农业机械原值、农用大型拖拉机数量、人均耕地、水土流失治理面积、受灾面积及退耕还林工程造林面积。
当前，东、西、中部在农业机械化生态风险的空间差异与农业机械化投入及农业经济发展呈正相关关系。农业机械化发展速度加快使农业生态系统面临的风险呈现加剧趋势，经济发展差距使得区域间社会、环境、人口压力的差距在不断膨胀，从而对农业生态系统影响加剧，生态系统恢复程度日趋减弱。从长远看，地区农业机械化发展的不平衡和现代化农业的可持续发展模式应该是下一步着力改进的地方。
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【关键词】环境风险；环境风险评价
一、背景
环境风险是指在自然环境中产生的或通过自然传递的，对人类健康和幸福产生不利影响同时又具有某些不确定性的危害事件。由于环境风险区别于传统环境问题，具有巨大的不确定性，逐渐发展出一种新的针对环境风险的环境风险评价制度。环境风险评价是指由一定的机关或组织，对具有不确定性的环境风险可能对人体健康、生态安全等造成的环境后果进行识别、度量、评估的过程或环境管理活动。
从20世纪90年代开始，我国的一些法律规范中提出了环境风险评价的内容。1993年，国家环保局颁布的《环境影响评价技术导则》规定：对于风险事故，在有必要也有条件时，应进行建设项目的环境风险评价或环境风险分析。同年的《基因工程安全管理办法》要求对基因技术进行安全评价。1996年，《农业生物基因工程安全管理实施办法》对农业转基因生物安全评价作了规定。2001年，《职业安全健康管理体系指导意见》对职业安全评价作出规定。2004年的《建设项目环境风险评价技术导则》明确指出：将建设项目环境风险评价纳入环境影响评价管理范畴。2011年公布的《外来物种环境风险评估技术导则》规定了外来物种环境风险评估的原则、内容、工作程序、方法和要求。2015年，环保部批准《尾矿库环境风险评估技术导则（试行）》，要求对运行期间的尾矿库进行环境风险评估。2014年修订的新环保法第39条规定“国家建立、健全环境与健康监测、调查和风险评估制度”，虽然只是国家建立、健全相关制度的义务的概括规定，但同时也使得环境健康风险评价制度第一次进入环保基本法。
二、从一个实践案例看我国环境风险评价制度的实施
（一）湖北荣成纸业有限公司热电联产工程简介
湖北荣成纸业有限公司拟建设一座热电联产中心，为公司生产和和临港工业园区企业供热，于2015年6月初通过环评。环评报告的环境风险评价包括五个部分。第1部分为环境风险评价的目的：分析和预测建设项目存在的潜在危险、有害因素、建设项目建设和运行期间可能发生的突发性事件或事故（一般不包括人为破坏及自然灾害），引起有毒有害和易燃易爆等物质泄漏，所造成的人身安全与环境影响和损害程度，提出合理可行的防范、应急与减缓措施，以使建设项目事故率、损失和环境影响达到可接受水平。
第2部分为环境风险评价程序图，主要包括风险识别、源项分析、后果计算、风险评价、风险可接受水平、风险管理、应急措施预案。第3部分为环境风险评价，报告指出，拟建工程环境风险主要包括：原煤堆场火灾风险事故、燃料油火灾爆炸、氨水罐泄露、粉尘爆炸、锅炉故障导致二f英增加外排。以事故发生原因为基础，将项目环境风险分为火灾爆炸、不可抗力、设备故障和人员管理四类。根据相关规定确定项目环境风险评价工作等级为二级。对项目的主要环境风险进行分析，主要对每类风险的发生原因进行了介绍，仅对二f英的事故排放可能对人体健康造成的影响进行了简要介绍。第4部分围绕原煤堆场火灾、油库、氨水罐、粉尘、锅炉、事故池、事故废水处理规定了环境风险事故防范措施。第5部分事故应急反映方案规定了预案的启动、职责与任务、现场警戒与疏散措施、事故上报程序与内容和善后处理。
另外，根据相关规定，建设项目环境风险评价是作为环境影响评价的一部分而存在的，所以环境风险评价部分没有独立的公众参与部分，项目环评的公众参与主要包括两种方式，一是媒体公示即两次在湖北省环保厅网站上进行了项目公示；二是公众参与调查表，对松滋市陈店镇全心村的83位居民和附近的3家单位进行了问卷调查。公众参与的结果显示，当地公众对建设项目的了解程度一般，部分人担心项目的运行会对生活环境和身体健康造成不利影响，大部分人认为该项目可以带动当地经济的发展，解决当地农民的就业问题，被调查者全部支持该项目的建设，无人反对该项目的建设。
（二）分析
从上文介绍的环境风险评价实例可以看出：1、我国建设项目环境风险评价将环境风险仅仅简要的分为火灾、爆炸和泄露三类，并局限在项目的突发性事件或事故可能造成的环境风险，并不对项目正常工作过程中的环境风险进行考量；2、环境影响评价对可能造成的人体健康和生态系统的不利影响的阐述不充分，从而环境影响评价的结论即风险是否达到可接受水平让人产生不信任感；3、环境风险评价的过程缺乏互动，不能体现评价结论对项目实施方案的具体影响，公众参与形式化、途径单一，公众意见对项目实施缺乏影响力；4、环境风险评价中仅规定了一些事前的预防措施，缺乏事中和事后监督和必要措施。
三、美国环境健康风险管理框架及其启示
（一）美国环境健康风险管理框架的基本内容
环境风险管理框架已成为国际上环境风险评价制度的发展趋势，在众多已制定的环境风险管理框架中，美国总统/国会风险评价和风险管理委员会的《环境健康风险管理框架》（1997）是最具影响力的框架，为多国制定框架时参考和借鉴。在1990年的清洁空气法修正案中，国会要求组成一个风险评价与风险管理委员会，委员会认为，应改变传统评价与降低风险的方法，以降低风险和改善健康状况为总体目标。委员会希望框架指导公共部门和私营机构有价值的资源投资在研究、评估、表征和降低风险中。
框架包括六个阶段：
1.定义问题并把它放在背景下
对科学的风险管理决策而言，首先需要正确界定问题。通过在复杂背景中识别和表征环境健康风险问题并描述它的特征，仔细考虑问题的背景，确定风险管理的目标和有权或有责任采取行动的风险管理者，并让利益相关者参与到过程中。
2.联系问题背景分析风险
阐明问题引起的事实和科学基础，在数量和质量上处理健康和生态风险，描述负面影响的特性、严重性、可逆性或可预防性。把问题引起的风险放在多源头、多媒介、多种化学物质和多风险背景下。了解利益相关者对问题引起的风险的认识。把问题引起的科学和背景方面的信息结合成问题对人类健康或环境产生的风险进行定性，同时考虑利益相关者的认识和其他社会文化的影响。
3.检查处理风险的选择
这一阶段包括确定可能的风险管理选择，评价选择的效果、可行性、成本收益、非计划中的结果和文化社会影响。这个过程可以在界定问题和考虑背景之后任何合适的时间开始。风险管理者和利益相关者获取了关于可行性、成本与效益分析和减少暴露、降低风险对改善人类和生态健康的贡献的正确评价之后，风险管理目标可能会被重新定义。利益相关者在确定和分析选择阶段发挥重要作用。
4.做出实施何种选择的决策
在框架的这一阶段，决策者基于最佳可得科学、经济和其它技术信息，确保决策考虑了问题的多种来源、多种媒介、多种化学物质、多种风险背景，做出符合成本收益具有可行性的风险管理选择。另外，优先预防风险，而不仅仅是控制风险，可能的话，使用命令―控制管理的替代性方案。一个富有成效的利益相关者参与过程可以对决策产生重要指引作用。
5.采取行动来实施决策
传统上，一直是管理机构的要求推动实施，工厂和市政当局通常是实施者。然而，当其他的利益相关者也能扮演重要角色时，成功的可能性会显著提高。利益相关者可能会包括：公共健康机构、其他公共机构、社区团体、市民、工厂、人和技术专家等。
6.对行动作出评价
在风险管理的这个阶段，决策者和利益相关者评价实施的风险行动以及它们的效果。评价工具包括环境健康监测、研究、疾病监管、成本收益分析和与利益相关者的讨论。在大多数情形，应定期评价。就像风险管理过程其他的阶段，利益相关者参与会让评价更有益。另外，评价中可能出现新信息，评价对了解框架的哪一部分需要被重复非常重要。
（二）美国环境健康风险管理框架的主要特点与启示
1.在更广泛的背景下定义风险
一个风险问题的背景的全面理解对于有效进行风险管理是非常有必要的，因为问题狭窄的背景无法反映风险情况的真实复杂性，造成风险管理决策和行动相比不是很有成效。
2.基于科学信息和最佳判断进行风险评价
风险评估者尊重在缺乏充分数据的情况下得到结论时风险和程序的客观科学基础非常重要。风险评估者应该向风险管理者和其他利益相关者提供看起来合理的，含有支撑不确定性和供选观点的具有证明力的评估，从而可以在可得信息的基础上作出风险结论。
3.利益相关者全过程参与
整个风险管理过程的利益相关方参与被认为是至关重要的。通过全过程参与，不同利益相关方全面沟通与合作，最终平衡各方的意见和观点以做出体现公众价值观的风险决策。
4.重复和评估
公众评论、协商、信息收集、研究或风险与选择的分析可能澄清或重新定义问题，使重心改变到一个不同的问题上，由于重要的新信息、观点和看法出现，风险管理过程会灵活而经常重复。评估对充分地履行职责和理智地利用稀缺资源至关重要。
四、完善建议
（一）在更广泛的背景下定义环境风险
当前我国环境风险评价制度的规定主要集中在建设项目、外来物种、尾矿库、基因工程和职业安全领域。其中，建设项目环境风险评价仅适用于涉及有毒有害和易燃易爆物质的项目，排除了有巨大环境风险的核建设项目，而且因为它是以环境风险事故的防范为导向，导致它对环境风险的定义过于狭窄，仅对突发性事件或事故引起的有毒有害、易燃易爆等物质泄漏进行风险评价，排除了非事故情形下，项目正常运营下可能产生的环境风险。《尾矿库环境风险评估技术导则（试行）》适用于运行期间的尾矿库，不适用于贮存放射性尾矿、伴有放射性尾矿的尾矿库环境风险评估，同建设项目环境风险评价，它也只考量尾矿库可能引发突发环境事件的危险因素。《外来物种环境风险评估技术导则》主要适用于规划和建设项目可能导致的外来物种造成的生态危害的评估。《基因工程安全管理办法》和《职业安全健康管理体系指导意见》分别对遗传工程产品和职业安全风险评估进行了初略的要求性规定。整体来说，从我国环境风险评价的各个分散规定可以看出，我国环境风险的范围相对狭窄，而且一般孤立地考虑单一的化学物质在单一的环境媒介中引起的单一风险进行评价，从而也限制了我国全面、综合的环境风险评价。应改变以事故为导向的环境风险定义，逐步扩大我国环境风险评价范围，在更广泛的公共健康和生态背景下进行环境风险评价。
（二）明确环境风险评价的目标
环境风险评价的目标不应停留在防范风险层面上，而应进一步把环境风险评价的目标明确为保障人体健康和生态健康。防范风险虽然是环境风险评价的直观起点，但忽视人体健康和生态健康目标的环境风险评价是有违环境保护的根本宗旨的。实践中的环境风险评价正是因为缺乏对人体健康和生态健康的要求而导致实施的结果难以让人满意。为了配套环境风险评价保障人体健康和生态健康的目标，国家应积极开展环境健康与环境生态监测、调查与研究，为环境风险评价提供科学和数据支撑。
（三）保障利益相关方的参与
我国现有的利益相关者参与主要在建设项目（包括尾矿库）环境风险评价中得到一定的保障，因为环评对公众参与的要求，公众在其中可有享有一定的环境知情权、发表环境意见权和环境监督权等，但是，在实践中利益相关方的参与有走过场的倾向，处于弱势的利益相关方的环境知情权常常受到侵害，意见不能被充分的考虑，对环境风险评价的进程与结论不能产生实质影响。在外来物种、基因工程和职业安全领域，没有要求利益相关方的参与，利益相关方的环境知情权也难以得到保障。环境风险是一个多维的概念，还必须包括受影响方的观点。环境风险评价只有兼顾各方观点和需求，考虑不同群体的价值观、知识和认知，才能做出更好的风险管理决策，而在决策行动的过程中也不易受到利益相关者的反对和抵触。
（四）构建适合我国的环境风险管理框架和方法
关键词：兴仁;沉积物;重金属;生态风险
中图分类号：X53
文献标识码：A文章编号：1674-9944（2015）04-0179-04
1引言
兴仁县是典型的地方性砷中毒地区[1]，因煤含砷量较高[2，3]，大多数高砷煤矿已关闭，但在闭矿后矿区附近未及时进行生态恢复，大量的矸石、围岩直接暴露于环境中，矿物在一定的物理化学条件下氧化产生含有重金属和有毒有害物质的酸性矿山废水（AMD），这些重金属和有毒有害物质在水体悬浮物、各种物理化学条件下，能被悬浮物吸附或沉淀进入沉积物。沉积物作为水环境的基本组成部分，它既是底栖生物的栖息地，又是重金属等有毒有害物质的贮藏库[4，5]。在环境条件发生变化时，如pH值、流速、氧化还原电位和溶解氧等因素变化时，沉积物中的重金属等有害物质会被释放到上覆水体中[6～8]。同时底栖动物的扰动也会加剧沉积物有害物质的释放[9～11]。沉积物作为污染物的源和汇，在污染物的迁移及转化方面有重要作用，所以研究煤矿区水体沉积物污染特征及生态风险具有重要意义。以兴仁县交乐、小尖山、潘家庄煤矿区水体沉积物为研究对象，在污染分析的基础上，采用潜在生态风险指数法对其重金属污染及潜在生态风险进行定量评价，以期为煤矿区水体沉积物的治理提供可靠依据。
2材料与方法
2.1样品采集及分析方法
从交乐、小尖山和潘家庄煤矿区采集水体表层沉积物（0～10cm）样品22个，其中交乐煤矿区12个，小尖山煤矿区4个，潘家庄煤矿区6个。采样区相对位置见图1。沉积物样品测定参照土壤测定方法。pH值用玻璃电极法测定。硫酸根的测定用比浊法。氟化物的测定用离子选择电极法。沉积物Fe、Mn用原子吸收（AAS）测定;Zn、Cu、Pb、Ni、Cr、Cd、Tl等用ICP-MS测定;As、Hg用双道原子荧光光度仪测定。
2.2评价方法
采用Hakanson潜在生态风险指数法[12]，分析矿区沉积物中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn、Hg和As的污染程度及生态风险。潜在生态风险指数（RI）的计算公式如下：
RI=∑mi=1Eir=∑mi=1Tir×Cif=∑mi=1Tir×CiCB
式中：Cif为单个污染物污染系数，计算公式为Cif=Ci/CB。Ci为沉积物污染物含量实测值，Cb为沉积物背景参考值，本文参考贵州表生沉积物地球化学背景值[13]，相关元素值见表1。Tir为各污染物的毒性响应系数，反映污染元素的毒性水平和生物对污染物元素的敏感程度。Tir参考Hakanson研究成果，具体数值见表1。Eir为第i种污染物潜在生态风险系数，Eir=Cif×Tir。Cif、Eir和RI值相对应的污染程度和潜在生态风险程度见表2。
3结果与分析
3.1煤矿区沉积物的污染特征
从表3可知，交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物pH值较低，SO2-4、Fe、As较高。交乐、潘家庄和小尖山水体沉积物pH值均值分别为2.91、2.89和2.84，小尖山的pH值最低。交乐沉积物中SO2-4含量为0.46～8.81g・kg-1，均值为4.82g・kg-1;潘家庄SO2-4含量为2.05～23.33g・kg-1，均值为7.92g・kg-1;小尖山SO2-4含量为7.14～23.06g・kg-1，均值为17.70g・kg-1。与贵州表生沉积物背景值相比，小尖山煤矿区沉积物中氟化物均值均未超过背景值，交乐和潘家庄氟化物均值分别超过背景值0.01倍和0.26倍。三个煤矿区沉积物中的氟化物均有部分点位超过背景值，其中交乐最大超过背景值2.7倍，潘家庄最大超过背景值4.5倍，小尖山最大超过背景值0.05倍。交乐沉积物Fe含量为112.70～181.75g・kg-1，超过背景值2889～4659倍;潘家庄含量为70.46～184.06g・kg-1，超过背景值1806～4718倍;小尖山含量为22.39～168.55g・kg-1，超过背景值573～4321倍。交乐煤矿区沉积物中As高达47124.10g・kg-1，As超过背景值33.2～3164倍，平均超过背景值358.8倍;潘家庄超过背景值1.1～13.6倍，平均超过背景值8.3倍：小尖山超过背景值2.2～10.1倍，平均超过背景值5.6倍。交乐和小尖山沉积物中的Hg全部点位超过背景值，潘家庄部分点位超过背景值;交乐、潘家庄、小尖山均值分别超过背景值19.3倍、0.55倍和0.65倍。三个煤矿区沉积物中的Cd均较接近背景值，交乐、潘家庄和小尖山Cd均值分别超过背景值0.02倍、0.25倍和0.31倍。交乐和潘家庄沉积物中Ni未超过背景值;小尖山煤矿区部分点位Ni超过背景值，最大超过背景值2.9倍。三个煤矿区沉积物中的Cu和Zn部分点位超过背景值，但和背景值较为接近;Mn、Co、Cr、Pb均值未超过背景值。
三个煤矿区SO2-4、Fe、As等含量较高，可能与煤矿开采活动和当地地质环境有关。煤矿中As、Fe、S等含量较高[14，15]，在一定的物理化学条件下，黄铁矿氧化而产酸加剧了煤矿中As、Fe、S等污染物的溶出，溶出的As、Fe、S等污染物通过吸附或沉淀等作用进入到沉积物中[16]，所以煤矿区pH值较低，SO2-4、Fe、As等含量较高。
3.2沉积物中重金属的潜在生态危害评价
根据Hakanson潜在生态风险指数法，对交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物的生态危害性进行评价。以三个煤矿区水体沉积物各重金属的均值计算相应的Cif、Eri和RI值，计算结果见表4。单因子污染系数分析表明，交乐煤矿区水体沉积物中As、Hg的Cif>6，污染程度为严重污染;Cd介于1≤Cif<3，为中度污染;Cr、Cu、Zn和Pb为低度污染。单因子生态风险分析显示，As和Hg为极强风险，Cd、Cr、Cu、Zn为轻微风险;沉积物中各重金属的潜在生态风险系数（Eir）从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险指数（RI）值为4448.86>600，生态风险程度为很强风险。
潘家庄煤矿区水体沉积物As、Hg、Cd、Cu和Zn的Cif大于1。As污染程度为严重污染，Hg、Cd、Cu和Zn污染程度为中度污染，Cr和Pb为低度污染。单因子生态风险分析表明，As为强度风险，Hg为中等风险，Cd、Cr、Cu等为轻微风险;生态风险系数（Eir）从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr。生态风险指数（RI）值为202.54介于150≤RI<300，生态风险程度为中等风险。
小尖山煤矿区水体沉积物As为严重污染，Hg和Cd为中度污染，Cr、Cu、Zn和Pb为低度污染。As和Hg为中等风险，Cd、Cr、Cu、Zn等为轻微风险;生态风险系数（Eir）从高到低依次为As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险指数（RI）值为180.73介于150≤RI<300，生态风险程度为中等风险。
交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物中重金属的潜在生态风险指数（RI）大小顺序为交乐>小尖山>潘家庄。三个煤矿区水体沉积物受到不同程度的重金属污染，其中交乐煤矿区水体沉积物污染最为严重，生态风险也最强。
4结论
（1）交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物均表现出低pH值、高SO2-4、As、Fe等特征，不同程度地受到As、Hg、Fe等重金属污染。与贵州表生沉积物背景值相比，交乐煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均值分别超过背景值4082倍、358.8倍和19.3倍;潘家庄煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均值分别超过背景值3478倍、8.3倍和0.55倍;小尖山煤矿区水体沉积物中Fe、As和Hg平均超过背景值2457倍、5.6倍和0.65倍。
（2）利用潜在生态风险指数法对水体沉积物中重金属污染进行评价，交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物主要受到As、Hg污染。交乐、潘家庄和小尖山煤矿区水体沉积物各重金属的潜在生态风险（Eri）从高到低依次为As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn，As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr，As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生态风险程度（RI）交乐>小尖山>潘家庄，交乐沉积物中重金属生态风险程度为很强风险，潘家庄和小尖山沉积物中重金属生态风险程度为中等风险。
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关键词：重金属；污染程度；潜在生态风险；锑矿区
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）04-0781-03
Heavy Metal Pollution in the Soil and Potential Ecological Risk Assessment of
an Antimony Mine
ZHANG Wei， GE Jian-tuan， ZHANG Ji-ping
（School of Geography and Environmental Science， Northwest Normal University，Lanzhou 730070，China）
Abstract： To study the status of soil quality in an antimony mine soil distribution was sampled and the elements contents of Sb， Cd， Cr， Cu， Zn， Pb， Hg， Ni， As were analyzed using single factor pollution index， Nemerow index and potential ecological risk index. The heavy metal contamination of soils were evaluated. The results showed that Nemerow index for each sampl ed point is less than 0.7， meaning a clean state. When potential ecological risk assessment was conducted， the sampled point was less than 150， belonging to light pollution.
Key words： heavy metal； pollution degree； potential ecological risk； antimony mine
矿区土壤重金属污染及生态修复是国内外环境领域关注的研究热点之一[1-5]。矿产采选过程中产生的矿石粉尘进入环境，会在周围土壤中积累，甚至转化成毒性更强的化合物（如甲基化合物），并通过食物链的作用在人体内富集导致中毒，危害人类健康。此次所研究锑矿采矿选用分层崩落的方法，使用局扇压抽混合式通风设备；选矿采用“破碎-磨矿-浮选”工艺，活化剂选用传统工艺的Pb（NO）2。通过对锑矿区进行土壤采样分析，研究了该锑矿区土壤重金属污染程度，并进行了潜在生态风险评价，以期为矿区生态环境影响评价及闭矿期生态修复提供参考依据。
1 材料与方法
1.1 土壤样品采集与处理
1.2 测定方法
2.2 评价结果
潜在生态危害指数法评价结果显示，4个采样点各重金属的潜在生态危害程度均为轻度危害，综合潜在生态危害也均属于轻度危害，矿区土壤潜在生态危害由高到低依次为选矿场下游100 m处农田、尾矿库下游150 m处农田、矿山林地、尾矿库下游约1 km处村庄农田。
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关键词：襄汾溃坝区;土壤;农作物;重金属污染;生态风险
中图分类号：X825 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）20-4821-05
DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2014.20.013
Pollution Characteristics and Risk Assessment of Heavy Metals in Soil and Crops in Dam-breaking Areas of Xiangfen
YAN Jiao， ZHANG Yong-qing， SONG Zhi-ping， HE Xiao-qin， LI Yu-peng
（College of Urban and Environmental Science， Shanxi Normal University， Linfen 041004， Shanxi， China）
Abstract： The contents of eight heavy metals（Cu、Zn、Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg） in soil and crops in dam-breaking areas of Xiangfen were analyzed. Tailing contained Cu and Zn was found. The contents of Cu and Zn in soil of the covered areas were higher than those in soil of the non-covered areas. The levels of other six elements in soil of the covered areas were lower than those in soil of the non-covered areas. The contents of Cu and Zn in crops of the covered areas were lower than those in crops of the non-covered areas. The levels of other six elements in crops of the covered areas were higher than those in crops of the non-covered areas. The correlation analysis showed that Cu and Zn in the coverage areas were from tailing. The other six heavy metals were homologous or associated in the coverage areas and non-covered areas. The single pollution index， Nemerow's synthetical pollution index and the potential ecological risk index showed that soil in the coverage areas was polluted slightly by heavy metals. Enrichment coefficients showed that the uptake capacity of the other six heavy metals by wheat was higher in the coverage areas than that in non-covered areas with the exception of Cu and Zn.
Key words： dam-breaking areas of Xiangfen; soil; crop; heavy metal pollution; ecological risk
重金属毒害是矿区普遍存在且最为严重的问题之一[1，2]。由于尾矿渣含有多种重金属，这些重金属随尾矿渣进入土壤环境发生积累、迁移，不仅对区域生态安全构成潜在危害，可能影响动植物的生长发育，甚至通过食物链进入人体，危害人体健康，导致一些慢性病、畸形、癌症等的发生[3]。矿山尾砂库垮坝导致的污染物迁移和扩散，不仅威胁人体健康和生命安全，而且会导致大面积的土地污染，使下游土地的重金属含量升高，土壤酸化，有机质含量降低和土壤板结[4]。例如，西班牙南部的Aznalcollar硫铁矿尾砂坝坍塌导致Agrio和Guadiamar流域55 km2范围内的土壤受到重金属污染，土壤Pb、Zn、As、Cd和Cu的含量分别增加到1 786、1 449、589、5.9、420 mg/kg[4]，受污染土壤的pH最低可以下降到2[5， 6];1985年，湖南郴州市竹园矿区尾砂坝坍塌，致使尾砂冲入东河两岸农田，即使农田中的尾砂已被清理，该地区农田土壤的As和Cd含量仍然高达709、7.6 mg/kg[7，8]。
目前，关于矿业的开采活动对矿区周围环境的影响有很多研究。曲蛟等[9]对钼矿尾矿周围蔬菜地的土壤的分析表明，重金属含量从大到小的顺序为残余态、有机结合态、氧化结合态和酸可提取态，由于尾矿石中可能释放重金属，当地的重金属污染很严重，预警类型为重警;李祥平等[10]对粤西黄铁矿区的土壤做了详细的研究，证实铁矿开采和尾渣堆放给矿区环境带来严重的危害，土壤重金属含量已超过中国土壤背景值的30余倍，Cd、Zn等已达到中度甚至重度污染，且污染物已渗透到土壤深层;王素娟等[11]对广西德保几个矿区尾矿的研究发现，土壤中Cd和Pb含量都超出了广西土壤环境质量标准的背景值，且Cd含量随pH的升高显著增加，Pb含量随pH的升高而减少。而矿山尾砂坝坍塌是一种较常见的事故，但对其导致下游土壤污染问题的研究至今仍较少。2008年9月8日，襄汾县云合村塔儿山的尾矿坝坍塌，尾砂冲入下游地区的居民区和农田，不仅造成了巨大的人员伤害和经济损失，而且造成下游农田土壤被大量的尾砂所覆盖，可能导致土壤和农作物的重金属污染。正确评价该区土壤的污染状况及潜在生态风险具有重要的理论和现实意义。为此，本研究采用单项污染指数法、内梅罗综合污染指数法和潜在生态风险指数法对研究区内土壤及农作物重金属污染状况和潜在生态风险进行评价，以期为土壤污染控制和污染农田修复提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
溃坝区位于山西省临汾市襄汾县云合村塔儿山，E 111°3′，N 35°53′，海拔679～769 m，属温带大陆性季风气候，年均气温11.5 ℃，1月年均气温4.5 ℃，7月年均气温26 ℃，年均降水量454 mm，年均日照数2 522 h，无霜期185 d。塔儿山富含磁铁矿，溃坝发生后，进行了紧急治理，利用大型机械开挖泥石流，对土壤物理性状造成了较严重的破坏，在原有土壤上覆盖了大量尾砂。
1.2 样品采集与检测
在溃坝物覆盖区，沿溃坝物流向，采用S型取样法，取0～20 cm的耕层土壤，5个点混成一个土样，同时在同一块农田的未覆盖区采集对照样品，覆盖区和未覆盖区各18个土样，装袋、编号、扎口，带回实验室。把土样置于室内自然风干，剔除大石块、植物根系等杂质，磨细后过孔径为0.15 mm的尼龙筛，装袋密封用于测定土壤重金属含量。在秋季，研究区主要的农作物是小麦，在土壤点位上采集相应的麦苗样品，带回实验室，用自来水冲洗干净，再用纯水洗3遍，风干，80 ℃烘干至恒重，用研钵研碎，装袋。
取备用土壤0.1 g放入聚四氟乙烯坩埚，加入5 mL HNO3和1 mL HF，HNO3和HF试剂均为优级纯，加盖，放在电热板上消解，得到样品消解液，用火焰原子吸收法检测消解液中铜（Cu）、锌（Zn）、铬（Cr）和镍（Ni）等重金属的含量， 用石墨炉原子吸收法检测消解液中镉（Cd）和铅（Pb）的含量，用双道原子荧光光度计检测消解液中砷（As）和汞（Hg）的含量。测定过程中用10%的平行样品和加标回收样进行质量控制，以保证数据的准确度和精度。植物样品中的重金属检测方法同上。
1.3 土壤重金属污染评价方法及标准
1.3.1 单项污染指数法
Pi=Ci/Si
式中：Pi为样品中某污染物的单项污染指数;Ci为样品中某污染物的实测浓度;Si为某污染物的评价标准。
1.3.2 内梅罗综合污染指数法
Pn=■
式中：Pi=Ci/Si，Pn是内梅罗综合污染指数，Pi是样品中某污染物的单项污染指数，MaxPi是样品污染物中污染物指数最大值。
依据单因子污染指数法和内梅罗综合污染指数法将土壤重金属污染划分为5个等级，见表1。
1.3.3 潜在生态风险指数法 该方法是瑞典学者 Hakanson根据重金属的性质及环境行为特点，从沉积学角度提出的一种对沉积物或土壤中重金属污染进行评价的方法[12]。它将重金属的含量、生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，采用具有可比的等价属性指数分级法进行评价，可以定量地评价单一元素的风险等级，也可以评价多个元素的总体风险等级[13]。公式如下：
C■■=C■■/C■■;E■■=T■■×C■■;
RI=■E■■=■T■■×C■■=■T■■×C■■
式中：C■■为某一重金属的污染参数;C■■为土壤中重金属的实测含量;C■■为计算所需的参比值;E■■为潜在生态风险系数;T■■为某一重金属的毒性系数。参比值的选择，各地学者差异较大，大都以全球沉积物重金属的平均背景值为参比值[14]，或以当地土壤背景值为参比[15]，或以背景采样点值为参比[16]，为了更真实反映评价区域的重金属污染状况，本研究以未覆盖区土壤中重金属含量为参比值。不同重金属元素毒性水平不同，生物对重金属污染的敏感程度也不尽相同，用重金属元素毒性系数反映该特点[17]。根据“元素丰度原则”和“元素稀释度”，Hakanson认为某一重金属的潜在毒性与其丰度成反比，或者说与其稀少度成正比[17]，因此他指定的标准化重金属毒性系数为Zn（1）
1.3.4 富集系数 富集系数是植物中重金属的含量与土壤中重金属含量的比值，表示植物对重金属的富集能力[1]。富集系数越大，其富集能力就越强。
1.4 数据处理与统计分析
重金属含量用EXCEL 2003计算，重金属含量的最大值、最小值、平均值、变异系数、正态分布检验等描述性统计分析采用SPSS 19.0计算。
2 结果与分析
2.1 溃坝区下游土壤重金属分析
2.1.1 土壤重金属含量 溃坝区下游土壤重金属含量见表3。覆盖区和未覆盖区8种重金属的平均值和最大值均没有超过国家土壤环境质量标准的二级标准，两区域的Zn、Cr、Ni和As等4种重金属的平均浓度没有超过山西省土壤元素背景值，其他4种元素的平均浓度均超过山西省土壤元素背景值。覆盖区和未覆盖区相比，覆盖区Cu和Zn的平均浓度高于未覆盖区，其他6种元素的平均浓度均低于未覆盖区。这可能是因为尾矿砂中含有Cu和Zn覆盖在农田上，虽然经过清理，但还有残留，导致覆盖区的土壤中Cu和Zn的含量偏高;而Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的情况正好相反，尾矿砂中可能没有这些元素，或者含量极少，进入土壤后反而降低了土壤中Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的浓度，造成未覆盖区土壤中的含量偏高。
变异系数（CV）是衡量研究区各样品间的变异程度，CV大则说明土壤受外界干扰显著，空间分异明显，也说明土壤的污染是以复合污染的形式存在[19]。CV≤10%为弱变异，10%100%为强变异。覆盖区和未覆盖区8种重金属的变异都为中等变异，说明研究区内重金属的来源不相同，并不全部来自溃坝物。覆盖区内Hg的变异系数最高，说明不同采样点Hg的分布差异性很大，覆盖区内各重金属的变异系数从高到低依次为Hg、Pb、Cr、Ni、Cd、Zn、Cu、As。未覆盖区内也是Hg的变异系数最高，各重金属的变异系数从高到低依次为Hg、Pb、Cu、Cr、Cd、Ni、As、Zn。
研究土壤中重金属含量的相关性可以推测其来源是否相同。覆盖区和未覆盖区土壤重金属的相关系数分别见表4和表5。覆盖区内，Cu和Zn呈显著正相关，与其他6种元素（Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg）呈负相关，说明Cu和Zn来源相同，与其他6种重金属元素是异源关系;Ni与Cr显著相关;Cd与Pb、As、Hg显著相关，Pb与As、Hg显著相关，As与Hg显著相关，说明Cd、Pb、As和Hg为同一来源或者伴生关系。未覆盖区内，Ni和Cr、Pb、Hg，Cd和As、Hg，Pb和As、Hg，As和Hg，都呈显著正相关;而Cu和Zn相关性不显著，这与覆盖区完全不同。在覆盖区和未覆盖区内，Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg之间都具有很高的相关性，这些重金属可能是伴生关系或者来自同一污染源。
2.1.2 土壤重金属污染状况 以未覆盖区为背景值，计算出覆盖区土壤重金属单项污染指数和综合污染指数（表6）。Cr和Ni的污染指数在安全域内，Cd、As和Hg的污染指数在警戒线上，Cu、Zn和Pb的污染指数处于轻度污染级别。8种重金属的污染程度从高到低的依次为Pb>Cu>Zn>Cd>As=Hg>Ni>Cr。覆盖区的综合污染指数为1.3，处于轻度污染级别，这与Cu、Zn、Pb单项污染指数偏高有关。
2.1.3 土壤重金属生态风险评价 以未覆盖区为背景值，覆盖区土壤单个重金属的潜在生态危害指数（E■■）和多种重金属潜在生态危害指数（RI）见表7。8种重金属的潜在生态危害指数都处于轻微级别，它们的潜在生态风险趋势为E■■（Hg）>E■■（Cd）>E■■（Pb）>E■■（Cu）=E■■（As）>E■■（Ni）>E■■（Zn）>E■■（Cr）。多种重金属潜在生态危害指数RI也处于轻微级别。从重金属污染指数和潜在生态风险指数二者结合来看，溃坝物覆盖区土壤重金属污染比较轻微。
2.2 溃坝区麦苗体内重金属分析
2.2.1 麦苗体内重金属含量 为了进一步探索土壤对植物重金属污染的影响，采集了覆盖区与未覆盖区的麦苗，并对其重金属含量进行测定，结果见表8。覆盖区和未覆盖区的麦苗重金属含量差异较大，同种植物中不同重金属含量差异明显。与未覆盖区相比，覆盖区麦苗体内的Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg含量相对较高，Cu和Zn的含量相对较低，这与土壤中重金属含量规律相反，很可能与当地的铁矿开采活动有很大的关系。
2.2.2 麦苗体内重金属富集系数 覆盖区和未覆盖区的麦苗体内重金属富集系数见表9。从表9可以看出，相同植物对不同重金属的吸收能力存在差异。除Cu和Zn外，覆盖区麦苗对其他6种重金属的吸收能力高于未覆盖区。覆盖区的麦苗吸收重金属的能力依次为Cr>Cd>Hg>Zn>Ni>Pb>As>Cu;未覆盖区的麦苗吸收重金属的能力依次为Zn>Hg>Cr>Cu=Cd>Pb>Ni>As。覆盖区和未覆盖区的麦苗吸收重金属的能力不同可能与土壤中重金属含量、形态等有关。
3 小结
由于尾矿砂中含有Cu和Zn，造成覆盖区土壤中Cu和Zn的含量高于未覆盖区，其他6种元素的含量均低于未覆盖区。覆盖区和未覆盖区8种重金属的变异都为中等变异，各金属元素在土壤中的含量还是比较稳定的。
通过相关分析可以推断出覆盖区内Cu和Zn来源于尾矿砂，其他6种重金属在覆盖区与未覆盖区都具有同源或者伴生关系。
以未覆盖区为背景值，从重金属污染指数和潜在生态风险指数二者结合来看，溃坝物覆盖区土壤重金属污染比较轻微。
覆盖区和未覆盖区对比，麦苗体内重金属含量规律与土壤中重金属含量规律相反，这很可能与当地的采矿活动有关。覆盖区和未覆盖区的麦苗吸收重金属的能力不相同可能与土壤重金属含量、形态有关系。
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关键词：土壤；重金属污染；修复标准；效果评价
引言
在进行土壤重金属污染修复的过程中，土壤本身的特性也会随之变化，土壤中重金属污染物的减少，并不意味着土壤从生态学的角度就是清洁的和安全的。因此，重金属污染的土壤经修复后能否够达到我们对于修复效果的预期、土壤的生态功能能否最大限度的恢复，我们就需要通过科学的方法进行评价，从而确定修复后的土壤能否达标，能否从根源消除土壤污染对人类健康和生态系统产生的威胁。
1 土壤重金属污染评价方法
主要的土壤重金属污染评价方法包括单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法、潜在生态风险指数法，具体方法如下：
1.1 单因子污染指数法
该方法是基于单因子污染指数法对土壤中各种重金属做单一污染评价，其公式如下：
Pi=Ci/Si
式中：Pi为土壤中污染物i的环境质量指数；Ci为污染物i的实测质量分数（mg・kg-1）；Si为污染物i的评价标准（mg・kg-1）[1]，一般取二类标准。
1.2 内梅罗综合污染指数法
该方法是综合考虑个重金属的污染情况，从而更加全面反应重金属的联合污染程度，同时突出某一种严重污染的重金属的危害，其公式如下：
P综=■
式中：P综为某地区的综合污染指数；（Ci/Si）max为土壤污染物中污染指数最大值；（Ci/Si）av为土壤污染物中污染指数平均值。P综>1表示污染，P综
1.3 潜在生态风险指数法
该方法是将重金属的含量、生态影响及毒性特点综合在一起考量的，其公式如下：
式中：T■■为重金属i的毒性相关系数；P■■为重金属i的污染参数；E■■为重金属i的单因子潜在风险，能反应各种金属的风险程度；Ri为重金属综合因子潜在生态风险指数，能反应多重重金属的综合风险。
2 土壤重金属污染修复效果评价方法
主要的土壤重金属污染修复效果评价方法包括形态分析评价、植物毒性评价、陆生无脊椎动物评价、土壤微生物评价，具体方法如下：
2.1 形态分析评价
该方法通常采用连续提取来描述土壤中重金属形态的分布。连续提取法主要分为分步提取法和BCR法。土壤中重金属的形态分为可交换态、有机结合态、碳酸盐结合态、铁锰氧化态和残渣态为主。而BCR连续提污染土壤修复的过程中，对修复后的土壤进行观察，并结合科学的方法及土壤进行诊断和评价。可以明确判断修复后的土壤是否达到我们预期，以及是否消除土壤重金属污取法通常将土壤中重金属的形态分为氧化还原态、酸溶态、残渣态，其中氧化还原和酸溶态的重金属形态容易被植物吸收利用，而可氧化态和残渣态比较稳定，不易被植株吸收利用，采用ICP-MS测定土壤修复前后重金属形态含量的变化来判断土壤重金属污染的修复效果。
2.2 植物毒性评价
该方法是通在修复后在土壤中栽种植物，结合植物的生长状况、出苗率，以及生物量使植物体内酶活性的变化和植物体内重金属的量富特征，来表征经过土壤修复后重金属在土壤中毒性的变化，其原理是大多数重金属离子与外源物质结合后，就具备了在土壤中迁移和被植物吸收的可能。而植物在土壤中的形态变化特征可以通过肉眼观察，以及通过分子或细胞水平上对植物毒性评定，从而判断土壤重金属污染的修复效果，该法具有测定灵敏度高、测定周期较短的优点。
2.3 陆生无脊椎动物评价
该方法是将不同的陆生无脊椎动物或对土壤具有敏感指示的动物作为研究的对象，将它们投放在经修复的重金属污染的土壤中，通过记录经修复的土壤对这些动物的危害影响程度来评价对重金属污染修复效果。
2.4 土壤微生物评价
该方法是结合土壤中蕴含的大量且种类繁多的微生物，由于微生物直接或间接的能够参与土壤中的气体交换和降解土壤肥料等。因此可以通过检测经修复土壤中微生物的相关参数，从而来判断来判断土壤重金属污染的修复效果。
3 展望
土壤重金属污染及修复评价过程中，涉及多门学科的相互交叉，其中包括生态学、环境科学、土壤学、地理学、生态毒理学、灾害学等，而整体的评价又是一个复杂的过程，无论是对于基础的理论研究还是在实践的工作都存在着较大的不足，因此，需要我们在以后的研究工作不断地深入和完善评价方法，才能使评价结果更为切实有效。
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