發布時間：2023-07-13 16:43:01
序言：寫作是分享個人見解和探索未知領域的橋梁，我們為您精選了8篇的生態風險評價方法樣本，期待這些樣本能夠為您提供豐富的參考和啟發，請盡情閱讀。
風險評價興起于七十年代幾個工業發達國家，尤以美國在這方面的研究獨領。在短短20多年中，就環境風險評價技術而言，大體上經歷了三個時期：七十年代至八十年代初，風險評價處于萌芽階段，風險評價內涵不甚明確，僅僅采取毒性鑒定的方法；八十年代中，風險評價得到很大的發展，為風險評價體系建立的技術準備階段。美國國家科學院(NAS，1983)[1]提出風險評價由四個部分組成，稱為風險評價“四步法”即危害鑒別，劑量一效應關系評價，暴露評價和風險表征。并對各部分都作了明確的定義。由此，風險評價的基本框架已經形成。在此基礎上，美國EPA制定和頒布了有關風險評價的一系列技術性文件、準則或指南。但大多是人體健康風險評價方面的。例如，1986年了致癌風險評價、[2]致畸風險評價、[3]化學混合物健康風險評價、[4]發育毒物健康風險評價、[5]暴露評價、[6]超級基金場地（Superfund sites）危害評價和風險評價[7]等指南。1988年又了內吸毒物(sytemictoxicants)[8]和男女繁殖性能毒物[9，10]等評價指南。1989年，美國EPA還對1986年指南進行了修改。因此，從1989年起，風險評價的科學體系基本形成，并處于不斷發展和完善的階段。
由此可見，原先的風險評價主要限于人體健康風險評價，許多有害廢物管理也是著眼于人體健康風險進行的。近幾年來，生態風險評價業已被人們所重視，已處在同人體健康風險評價的同等地位。但是到目前為止，生態風險評價還沒有一套方法指南。盡管有人將NAS模式加以改變后用于討論生態風險問題，生態風險評價原則上也可按其四個方面進行，但由于生態風險評價不完全等同于人體健康風險評價，用于人體健康風險評價的一系列方法指南并不完全適用于生態風險評價。因此美國EPA從1989年以來一直致力于生態風險評價指南的制訂工作，1992年確定了一個生態風險評價指南制訂工作大綱[11]，原則上給出了生態風險評價的框架。從研究內容上看，大致上與NAS提出的“四步法”相同，但每一方面的重點和方法又有不同的內容。該大綱將生態風險評價過程分為三步：第一步為問題闡述(Problem formulation)，描述目標污染物特性和有風險生態系統，進行終點選擇和有關評價中假設的提出。問題闡述是確定評價范圍和制定計劃的過程；第二步為分析階段(analysis phase)，主要從暴露表征和生態效應表征兩個方面進行；第三步為風險表征。
顯然，目前國外環境風險評價主要包括人體健康風險評價和生態風險評價兩方面，風險評價的科學體系已基本形成。相對來說，人體健康風險評價的方法基本定型，生態風險評價正處在總結、完善階段。總的來說，目前國外環境風險評價具有如下的特點和趨勢：
·研究熱點已由人體健康風險評價轉移到生態風險評價；
·從污染物數量來說，已由單一污染物作用進一步考慮到多種污染物的復合作用；
·從環境風險類型來說，不僅考慮化學污染物，特別是有毒有害化學物，而且還要考慮到非化學因子對環境的不利影響；
·從評價范圍方面來說，由局部環境風險發展到區域性環境風險，乃至全球環境風險；
·生態風險不僅僅只考慮到生物個體和群體，而且考慮到群落、甚至整個生態系統；
·技術處理上由定性向半定量、定量方向發展。
環境風險評價技術，特別是生態風險評價，還有許多問題有待研究，其中主要的有以下幾方面：
1．評價終點的選擇 人體健康風險評價的終點，只有一個物種(受體為人)，而生態風險評價的終點卻不止一個，終點選擇就成了生態風險評價過程的關鍵。對任何不同組織等級都有終點選擇問題，終點選擇原則上根據所關注的生態系統和污染物特性來進行，對生態系統和污染物特性了解得愈深刻，終點選擇就愈準確。由于生態系統復雜性，不同評價人員可以選擇不同的終點，因此目前迫切需要有一個統一的方法來確定生態風險評價的終點。
2．模型優化 模型在風險評價中的重要性是顯而易見的，因為風險評價是研究人為活動引起環境不利影響的可能性，是根據有限的已知資料預測未知后果的過程，這就需要應用大量的數學模型才能完成。模型的優劣直接關系到整個風險評價結果的準確性。風險評價涉及的模型很多，主要有污染物環境轉歸模型、污染物時空分布模型、暴露模型、生物體分布模型、外推模型、風險計算模型等。風險評價就是由這些模型的組合，借助于計算機來連串在一體的。隨著風險評價越來越復雜，準確性要求越來越高，發展和完善各種數學模型始終是風險評價研究的重要方面。
轉貼于 3．生態暴露評價 在人體健康風險評價中，暴露評價是測定人體暴露值大小、頻率、途徑和暴露時間，表征受暴露的人群。在生態風險評價中、暴露評價相對人體健康暴露評價來說是特別困難的，尤其對暴露群體的表征，針對不同物種，它們棲息地環境差異很大，如水生環境、陸生環境和其他特定環境等。目前對生態暴露評價的定義還沒有完全統一，一般認為生態暴露評價是測定污染物的空間和時間分布、存在形態、生物有效性以及與所關注的生態組分的接觸狀況。生態暴露評價是生態風險評價過程中最基本的組成部分，由于暴露系統的復雜性，目前還沒有一個暴露的描述能適用所有的生態風險評價。由于對存在風險的種群認識不完全、污染物有效性的因子了解不夠、單一、特別是多種混合物暴露的劑量一響應規律認識不深入，以及將實驗室結果外推到野外的不同時空范圍的困難等，暴露評價中的許多因子都存在不確定性。顯然，生態暴露評價遠比人體暴露評價復雜，關鍵必須考慮污染物與生物體以及生態系統、污染物與環境間的相互作用、相互影響。因此，必須加強這方面評價方法和技術的研究。
4．不確定性處理 不確定性處理一直是風險評價中的主要問題。不確定性來源于各種外推過程，例如：物種間外推、不同等級生物組織間外推、由實驗室向野外情況外推，由高劑量向低劑量外推等。因此對不確定性的定量化處理是風險評價必須解決的關鍵技術問題。要發展各種外推理論，建立合適的外推模型。 總之，隨著環境保護進入一個新的時代，可以預見，環境風險評價研究必將對人類生存及自然環境的保護和改善作出新的貢獻，并將對環境科學理論研究有新的推進。
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-1.003 3（Ⅴ）上升為0.557 5（Ⅱ），即由安全級降為風險級。根據此評價結果，提出了協調武漢市城市土地利用與生態環境的對策。
關鍵詞：土地利用；生態風險；PCA模型；K均值聚類；武漢市
中圖分類號：F301.2；S181 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2013）15-3731-05
土地利用變化在很大程度上反映了人類活動與自然生態條件變化的綜合影響。隨著社會經濟快速發展，城市化進程加快，人類對土地的需求越來越大，這種強烈需求使得人地關系矛盾步步升級，隨之而來的土地生態問題也日益突出，如土地利用結構不合理，水土流失、土地荒漠化、土壤污染、土地生態破壞性加劇等。面對嚴峻的現實，人們開始意識到生態環境的重要性，并有意調控土地利用方式，改善生態環境，促使二者關系趨于協調。武漢市地處我國中部腹地，位于江漢平原東部，該區域土地類型多樣，適宜性廣泛，水資源優勢突出，為全市的經濟社會發展提供了重要的物質基礎。但由于武漢市社會經濟的發展、城市化建設的擴張、人口的增加和土地利用方式不當等原因，大量的土地在城市化、工業化過程中喪失，土地生態功能下降，人地矛盾突出。本研究以武漢市2003-2010年土地利用現狀為對象，建立主成分分析（PCA）和K均值聚類的生態風險評價模型，對武漢市土地利用生態風險進行評價，旨在把握武漢市土地利用與生態環境協調發展程度的變化規律，以期能充分認識武漢市土地資源利用和兩型社會建設所面臨的問題，為城市區域社會經濟和生態環境建設發展戰略的制定提供參考依據。
1 武漢市土地利用變化情況
1.1 土地利用數量變化
武漢市地貌類型多樣，山地、丘陵、崗地和平原兼備，全市土地總面積849 400 hm2，占全省土地總面積的4.57%。表1選取了武漢市2003年和2010年兩個時段土地資源利用狀況，統計出了各地類的面積及其變化情況。
由表1可以看出，8年間武漢市農用地和未利用地總量減少，城市建設用地迅速增加。在農用地類型中，耕地、牧草地顯著流失，其中牧草地減少最快，8年共減少6 604.97 hm2，減幅為95.93%；耕地面積由2003年所占總土地面積的44.16%減少到2010年的39.57%。林地、園地面積增加最多，8年共增加了22 767.71 hm2，兩者增幅共計38.79%。在建設用地類型中，交通水利用地面積增速快于居民點及工礦用地的速度，增幅比例達33.77%。在未利用地類型中，未利用土地和其他土地共減少了6 111.91 hm2。值得注意的是，大部分未利用地是難以開發的山丘區荒草地和裸巖地，可墾地較少，耕地后備資源相對貧乏。
1.2 土地利用結構變化
由于土地利用類型分類較多，影響程度判斷難度較大，因此引入土地利用結構生態風險指數[1-3]，計算各種類型土地面積比重，來衡量8年間武漢市各類型土地生態風險變化情況：
借鑒已有的研究方法[3，4]，結合區域經濟快速發展特點，本研究利用層次分析法確定了不同土地利用類型的生態風險參數（耕地0.311 5；園地0.109 6；林地0.158 7；牧草地0.035 5；其他農用地0.034；居民點及工礦用地0.018 1；交通運輸用地0.225 9；水利設施用地0.055 2；未利用地0.051 5）與生態風險指數。
結合公式（1）與武漢市土地利用類型面積變化數據，計算得出武漢市土地利用結構風險指數（表2）。由表2可知，武漢市9種土地利用類型中，耕地生態風險指數的平均值最大為0.126 8；其次是林地，為0.015 8；牧草地生態風險指數最小，為0.000 1。這說明耕地變化對生態環境和社會經濟發展潛在影響最大，其次是林地，牧草地潛在生態影響最小。8年間，不同土地類型平均生態風險指數大小順序為耕地>林地>未利用地>其他農用地>交通運輸用地>居民點及工礦用地>園地>水利設施用地>牧草地。
由圖1可以看出，8年間武漢市土地利用結構生態風險指數的變化趨勢大致可分為2個階段：2003-2005年生態風險指數急劇下降，2006-2010年生態風險指下降趨勢變緩且趨穩，這與武漢市土地利用結構變化的趨勢一致。2003-2005年雖然園地、林地面積以每年1%的速度遞增，但牧草地面積急劇縮減，從2003年的6 884.97 hm2減少到2005年的4 248 hm2，加之耕地數量進一步減少，導致了這3年土地生態風險的加大。
2 武漢市土地利用生態風險評價
2.1 指標體系建立
土地利用生態風險是指不合理的開發利用土地導致某些自然異常因素、生態環境惡化，給人類社會帶來損失的可能。土地利用生態風險評價是從城市土地利用的角度描述和評估城市的環境污染、人為活動或自然災害對生態系統及其組成成分產生不利作用的可能性和大小的過程[5]。由于土地生態系統是一個復雜系統，涉及的風險源、暴露體和終點比較多[4]，因此需要構建一套完整的評價指標體系。本研究在綜合考慮生態風險指標的可得性與可操作性基礎上，對指標進行篩選，保留重要指標，從自然、社會經濟環境狀況出發，根據武漢市實際情況最終形成了以下評價指標體系（表3）。
由于不同變量之間具有不同的單位和不同的變異程度，這會導致數據在分析過程中因單位不統一而造成結果的差異。因此，在進行主成分分析前，首先進行數據的標準化，也稱為無量綱化，即將異度量的各指標值分別轉化為無量綱的相對指標值。本研究采用統計學軟件SPSS 20.0中的Z-score法對數據進行標準化變換[6]（表3）。
2.2 建立主成分分析法與K均值聚類的武漢市土地生態風險評價模型
主成分分析法（PCA）是去掉重復信息、簡化數據結構的一種多元統計方法[5]。利用PCA可以把多個相關的指標變換成少數幾個互相無關的綜合變量（主成分），通過選擇適當的主成分價值函數模型，可以把多維系統降成一維系統。K均值聚類是最常用的聚類算法之一，它通過尋找一組聚類中心把對象集合劃分成一組聚類[6]。通過SPSS軟件，利用主成分分析方法，最終確定m個特征值，m即為因子變量個數，其數值確定見SPSS輸出結果（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對原有變量總體的刻畫情況，第1列為23個初始解的序號，第2列為因子變量的特征值，它是衡量因子變量重要程度的指標[5]，第4列則是各因子變量的累積方差貢獻率。由主成分分析得出有5個特征值大于1[7]，分別是12.429、4.955、1.807、1.469和1.361。這5個成分累計方差貢獻率達到95.74%，當提取前5個公因子時，特征值變化明顯，當提取第5個之后的公因子時，特征值變化很小，基本趨于平緩。說明前5個因子基本反映了原指標變量的絕大部分信息，即m=5符合分析要求。
2.3 因子得分函數
計算因子得分的方法有回歸法、Bartlette法、Anderson-Rubin法等[8]。根據上述計算公式，將因子變量表示為原有變量的線性組合，并代入樣本數據，計算出相應的因子得分。
2.4 風險等級劃分
在上述因子分析的基礎上，應用5個因子的方差貢獻率作為各自權重，計算土地利用生態風險度。公式如下：
按此公式，得到武漢市8年來土地利用生態風險度。為了對所研究時段的土地利用生態風險特征進行分析，參照譚三清等[5]和宋志鯤等[8]關于生態風險等級劃分標準相關研究，結合K均值聚類的方法對土地利用的生態風險進行了等級劃分。其計算結果是：惡劣級（T>1.2）、風險級（0.17
結合城市土地利用不同級別風險的特點[5，9，10]，將每種等級的土地利用系統特征表述為表7。
3 結果分析
根據各年度計算的城市土地風險值，結合每個等級的城市土地利用分析的土地系統特征，評定了武漢市2003-2010年的土地利用風險狀況（表8）。從表8中可以發現，在所考察時段，武漢市土地利用的生態風險總體上趨于惡化。2003-2004年武漢市土地生態風險處于安全級別，但此后6年生態風險值呈逐年擴大趨勢，說明土地利用的生態狀況受到了破壞，生態環境問題較為嚴重。
通過分析8年間武漢市土地利用生態風險等級，結合每個等級的土地利用特征，可將生態風險狀態劃分為3個時間段。
1）2003-2004年，生態風險指數緩慢增長階段，但土地生態風險總體處于安全級別，說明此階段武漢市土地生態環境良好，系統服務功能基本完善，受干擾后可自行恢復。
2）2005-2006年，生態風險指數進一步上升，風險等級由安全級逐步降為良好級、敏感級，這一變化反映了當地政府對土地利用的投入強度逐步增強，導致生態環境受到了一定程度的破壞。
3）2007-2010年，武漢市土地利用生態風險等級進一步惡化，盡管2010年武漢市土地生態風險指數較上一年有所減少，但仍處于風險級，這一數據的測算與實際情況相符。其原因在于2005年以后武漢市開始了大規模的市政建設，建設步伐加快使得城市周邊土地不斷被蠶食，農用地持續減少，閑置土地增多，土壤遭受城市建設破壞和城市垃圾等污染而退化，土地生態環境質量下降，系統服務功能受到破壞并且退化。
4 結語
本研究引入土地利用生態風險指數，測算武漢市各地類結構年際變化情況，建立PCA和K均值聚類的土地生態風險模型，利用土地生態風險度來評價武漢市土地利用的相對生態風險，有一定的全面性。因為土地利用類型的改變勢必會引起區域生態功能的變化，故通過研究不同土地利用類型間的遷移變化特征來識別區域生態環境的變化趨勢及其內在因素是可行的、有效的。
通過對武漢市土地利用的生態風險評價，可為區域生態環境管理提供數量化的決策依據和理論支持。根據土地利用生態風險年際間的高低程度，應在高生態風險時段進行生態建設與環境保護，以提高該城市區域的土地生產功能和環境功能，但是也不能忽視中、低生態風險時段的生態建設，才能實現武漢市的生態環境、社會經濟建設協調發展。
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關鍵詞:農業機械化;生態風險;綜合評價;區域比較分析
0引言
農業機械化是農業現代化加速發展的推進器，也是促進整個農村經濟發展的重要途徑。農業機械化的發展對農業乃至整個農村經濟整個系統生態功能發揮的影響是巨大的，既是農業機械化健康發展的重要保障，也與農村穩定及經濟安全息息相關。因此，農業機械化滋生的生態安全與風險預警越來越受重視，更是近年來各級政府部門、廣大學者等相關人員的關注焦點［1］。當前，圍繞水土資源及農業環境這些系統生態安全與風險預警的相關研究已初見成效，研究方法上涵蓋定性和定量，研究尺度上既有宏觀分析也有針對具體區域進行的微觀具體分析，研究視角上既有發展預測也有當前狀態分析，研究內容也從改善區域水土資源以及農業生態環境的對策分析延伸到了對水土資源及農業環境生態安全與風險預警評價及生態工程規劃設計等更系統和全面的層面［2－4］。從研究成果來看，當前的研究中心以水土資源和農業環境生態安全評價的成果居多，風險評價與預警的成果較少;結合具體區域進行微觀分析的成果較多，進行區域間差異比較的成果比較匱乏;以城市或將農村與城市作為一個整體的宏微觀研究居多，關于農業機械化生態風險評價的成果并不多見。而從當前我國基本情況和發展趨勢而言，隨著農業現代化進程的加速推進，農業機械化引發的生態風險不管是在經濟屬性還是發展階段上都有很大不同，因此對農業機械化獨立分析更為客觀合理。另外，從防范角度來講，農業機械化生態安全也不容忽視。因此，運用已經比較成熟的分析方法針對農業機械化生態風險評價這片待開發領域進行空間異質性的綜合比較分析十分必要。為了探討各區域農業機械化生態風險的異質性變化規律，本文首先構建了2015年31個省(市、區)農業機械化生態風險的綜合評價指標體系;接著，運用主成分分析法對31個地區的農業機械化生態風險進行了綜合評價，根據風險綜合評價的結果進行了區域比較分析和預警等級劃分;最后，運用因子分析法對各區域農業機械化生態風險的差異進行了影響因素分析，并提出了改善相關區域農業機械化生態警情的實證建議。
1研究設計
1．1設計思路
要對不同區域農業機械化的生態風險進行綜合評價和比較分析，就必須考慮引發區域農業機械化生態風險的多項影響指標，而各項指標所起作用不盡相同，因此需要結合統計軟件對指標體系進行綜合評價模型構建。綜合評價模型構建采用的方法是主成分分析和因子分析，結合2015年的省際面板數據可對多項指標提取公共因子，并以公共因子對應的方差貢獻率作為權數采用加權平均法構建綜合評價模型。將根據軟件算出的各區域指標對應的公共因子得分代入模型即可得到生態風險綜合指數，農業機械化生態風險的區域特征大小便可由生態風險綜合指數來反映。由于各地農業機械化生態風險綜合評價指數大小不一，為了便于對各地農業機械化存在的生態風險進行分級預警，采用極值標準化法對風險綜合指數進行標準化處理。因風險指數為正向指標，指數越大，風險越大，預警級別越高，所以對其進行極值標準化處理。標準化處理后的風險指數范圍為0～1之間，數值越靠近1，風險越大，預警級別越高。結合其他學者的相關研究，將風險指數采用等距分組分為巨警、重警、中警、輕警和無警5級［5］，具體評級表如表1所示。最后，可根據指標的因子載荷量結合旋轉后的因子載荷矩陣對指標進行影響程度的主次分析。
1．2農業機械化生態風險指標體系構建
農業機械化生態風險一般表現為農業機械化投入及作業等活動引發的對農業生態系統健康程度造成的威脅［6］，而農業機械化生態風險的空間異質性則應來自不同區域在風險反映變量隨著空間位置變化時呈現多方面屬性差異的綜合測度。由于各方面屬性存在一定程度的差異，且每個反映變量所起的重要性程度并不相同，因此首先需要結合相關理論進行完整的指標體系構建，然后采用科學合理的定量分析方法對指標體系進行綜合測度。當前絕大部分學者構建的生態風險評價指標體系多采用分解法，即首先從不同的視角將生態系統進行子系統分解，然后對各子系統選用合理的定量指標測度。目前的子系統分解方案主要以“自然－經濟－社會”和“壓力－狀態－響應”兩種框架為主［7］;但農業機械化作為一個動態的經濟子系統，其與水土資源及農業環境在經濟屬性和利用特征等各方面均有明顯差異，且當前農業機械化數據庫系統并不完善，因此文章選用的指標體系在基于投入和產出的層面上將其具體表現為“投入－作業狀態－生態效應”這樣一個動態過程。［8］具體的農業機械化生態風險評價指標體系如圖1所示。
2結果與分析
2．131個省、直轄市和自治區農業機械化生態風險的比較分析
根據SPSS綜合分析結果(見表2、圖2)結合各風險等級的具體分布來看:31個省、直轄市和自治區中，有2個地區生態風險為巨警等級，所占比重為6．45%;有4個地區生態風險為重警等級，所占比重為12．90%;1個地區為中警等級，所占比重為3．23%;10個地區為輕警等級，所占比重為32．26%;14個地區為無警等級，所占比重為45．16%。雖然從輕警以下的風險等級來看我國大部分地區農業機械化面臨的生態風險形勢還比較樂觀，但結合農業發展來看生態風險預警等級較低的地區大部分皆是農業機械化投入較低農業效益不顯著的省市，若加速農業機械化的投入與發展，其生態風險等級勢必會有所提高。其次，東、西、中部地區農業機械化生態風險的差異仍然比較顯著。農業機械化面臨較大生態風險的地區以華北地區為主，東北和華東有部分省份;農業機械化面臨較小生態風險的地區以西北、西南和青藏地區為主，華中、華北、華東和華南有少數省份。綜合來看，各區域間農業機械化生態風險的空間異質性與地區農業發展速度呈現正相關關系。
具體而言，我國31個省、直轄市和自治區中農業機械化生態風險指數最高的前5名分別是:山東、河南、黑龍江、安徽和河北。這些地區大部分都是以農業作為主要支柱產業的大省，說明當前地區農業經濟發展仍然是引發農業機械化生態風險的主要誘因，大力發展農業機械化帶來的生態風險應該引起足夠的重視。東部和中部地區的農業機械化發展速度歷來一直領先于西部地區，從而使東部和中部在當前面臨比西部更為嚴峻的農業機械化生態威脅，這在各區域農業機械化生態風險的綜合評價中再次得到了印證。國家對西部地區可以進一步加強資金、政策等多方面的支持力度，但注意要保障農業機械化生態系統健康的服務功能，而東部和中部地區應在減少農業機械化活動對農業生態系統的干擾和保護農業生態環境等方面采取進一步的舉措。海南、福建、重慶、貴州和云南是當前我國農業機械化生態風險預警等級最低的5個地區。從農業發展情況來看，這些地區農業機械化投入在其農業發展中所起的作用還可進一步加強。從各等級的地區分布比重來看，當前針對不同地區的發展狀況需要采取不同的發展戰略，必須對農業機械化生態風險較嚴重地區進行風險防治與加強預警;必須處理好農業機械化發展較快地區的經濟發展與農業機械化生態風險之間的矛盾;必須加快機械化條件較劣地區的多項投入，進行與農業生態承載力相匹配的開發與建設，加快地區經濟發展速度。同時，農業機械化系統是一個多層次、多維度的動態綜合整體，必須促進系統要素的優化配置，盡可能實現“1+1＞2”的功效。
2．2不同區域農業機械化生態風險的警情和影響因素
結合表1和表2可得到不同地域劃分的預警等級分布。根據地域劃分來看:農業機械化生態風險最嚴重、預警等級為巨警的區域以華北擁有省(市、區)最多，預警等級為重警的區域以華東居多，東北和華北各有1個省份;風險一般、預警等級為中警的區域以西北地區居多;輕警等級主要分布在華中地區，東北和華北各有2個省份;而西北、西南和青藏地區的農業機械化生態風險較小，各擁有較多的無警等級。
3結論與討論
首先，選擇了農業機械化生態風險綜合評價的動態指標體系;接著，結合生態風險綜合評價指數標準化值的分布和前人對我國31個省(市、區)農業機械化生態風險的預警等級進行了分類與評價;最后，結合因子分析的結果對警情比較嚴重地區提出了有針對性的改善分析。其研究結論客觀、真實地展現了當前我國農業機械化生態風險的空間異質性規律，同時可為降低不同地域農業機械化生態風險等級的政策制定提出提供有效的實證參考。通過上述實證研究可知:1)根據2015年31個省區農業機械化生態風險指標體系的綜合分析結果，各地農業機械化面臨的生態風險按從大到小的排名依次是:山東、河南、黑龍江、安徽、河北、江蘇、新疆、吉林、湖南、湖北、遼寧、內蒙古、、天津、廣東、江西、四川、上海、寧夏、甘肅、廣西、浙江、青海、山西、北京、陜西、海南、福建、重慶、貴州、云南。2)我國31個省(市、區)的農業機械化生態風險空間差異比較顯著，31個省、直轄市和自治區中，有2個地區生態風險為巨警等級，所占比重為6．45%;有4個地區生態風險為重警等級，所占比重為12．90%;1個地區為中警等級，所占比重為3．23%;10個地區為輕警等級，所占比重為32．26%;14個地區為無警等級，所占比重為45．16%。從地域分布來講，我國青藏、西北、西南地區農業機械化生態風險較小，華北、華東、東北地區農業機械化生態風險形勢較嚴峻。3)研究結果表明:影響農業機械化生態風險的主要因素依次是農業機械總動力、聯合收割機數量、農用化肥施用量、農藥使用量、農用小型拖拉機數量、農用排灌電動機數量、農用排灌柴油機機數量、糧食人均占有量、機電排灌面積、除澇面積、農用塑料薄膜使用量、農村居民家庭擁有農業機械原值、農用大型拖拉機數量、人均耕地、水土流失治理面積、受災面積及退耕還林工程造林面積。
當前，東、西、中部在農業機械化生態風險的空間差異與農業機械化投入及農業經濟發展呈正相關關系。農業機械化發展速度加快使農業生態系統面臨的風險呈現加劇趨勢，經濟發展差距使得區域間社會、環境、人口壓力的差距在不斷膨脹，從而對農業生態系統影響加劇，生態系統恢復程度日趨減弱。從長遠看，地區農業機械化發展的不平衡和現代化農業的可持續發展模式應該是下一步著力改進的地方。
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【關鍵詞】環境風險；環境風險評價
一、背景
環境風險是指在自然環境中產生的或通過自然傳遞的，對人類健康和幸福產生不利影響同時又具有某些不確定性的危害事件。由于環境風險區別于傳統環境問題，具有巨大的不確定性，逐漸發展出一種新的針對環境風險的環境風險評價制度。環境風險評價是指由一定的機關或組織，對具有不確定性的環境風險可能對人體健康、生態安全等造成的環境后果進行識別、度量、評估的過程或環境管理活動。
從20世紀90年代開始，我國的一些法律規范中提出了環境風險評價的內容。1993年，國家環保局頒布的《環境影響評價技術導則》規定：對于風險事故，在有必要也有條件時，應進行建設項目的環境風險評價或環境風險分析。同年的《基因工程安全管理辦法》要求對基因技術進行安全評價。1996年，《農業生物基因工程安全管理實施辦法》對農業轉基因生物安全評價作了規定。2001年，《職業安全健康管理體系指導意見》對職業安全評價作出規定。2004年的《建設項目環境風險評價技術導則》明確指出：將建設項目環境風險評價納入環境影響評價管理范疇。2011年公布的《外來物種環境風險評估技術導則》規定了外來物種環境風險評估的原則、內容、工作程序、方法和要求。2015年，環保部批準《尾礦庫環境風險評估技術導則（試行）》，要求對運行期間的尾礦庫進行環境風險評估。2014年修訂的新環保法第39條規定“國家建立、健全環境與健康監測、調查和風險評估制度”，雖然只是國家建立、健全相關制度的義務的概括規定，但同時也使得環境健康風險評價制度第一次進入環保基本法。
二、從一個實踐案例看我國環境風險評價制度的實施
（一）湖北榮成紙業有限公司熱電聯產工程簡介
湖北榮成紙業有限公司擬建設一座熱電聯產中心，為公司生產和和臨港工業園區企業供熱，于2015年6月初通過環評。環評報告的環境風險評價包括五個部分。第1部分為環境風險評價的目的：分析和預測建設項目存在的潛在危險、有害因素、建設項目建設和運行期間可能發生的突發性事件或事故（一般不包括人為破壞及自然災害），引起有毒有害和易燃易爆等物質泄漏，所造成的人身安全與環境影響和損害程度，提出合理可行的防范、應急與減緩措施，以使建設項目事故率、損失和環境影響達到可接受水平。
第2部分為環境風險評價程序圖，主要包括風險識別、源項分析、后果計算、風險評價、風險可接受水平、風險管理、應急措施預案。第3部分為環境風險評價，報告指出，擬建工程環境風險主要包括：原煤堆場火災風險事故、燃料油火災爆炸、氨水罐泄露、粉塵爆炸、鍋爐故障導致二f英增加外排。以事故發生原因為基礎，將項目環境風險分為火災爆炸、不可抗力、設備故障和人員管理四類。根據相關規定確定項目環境風險評價工作等級為二級。對項目的主要環境風險進行分析，主要對每類風險的發生原因進行了介紹，僅對二f英的事故排放可能對人體健康造成的影響進行了簡要介紹。第4部分圍繞原煤堆場火災、油庫、氨水罐、粉塵、鍋爐、事故池、事故廢水處理規定了環境風險事故防范措施。第5部分事故應急反映方案規定了預案的啟動、職責與任務、現場警戒與疏散措施、事故上報程序與內容和善后處理。
另外，根據相關規定，建設項目環境風險評價是作為環境影響評價的一部分而存在的，所以環境風險評價部分沒有獨立的公眾參與部分，項目環評的公眾參與主要包括兩種方式，一是媒體公示即兩次在湖北省環保廳網站上進行了項目公示；二是公眾參與調查表，對松滋市陳店鎮全心村的83位居民和附近的3家單位進行了問卷調查。公眾參與的結果顯示，當地公眾對建設項目的了解程度一般，部分人擔心項目的運行會對生活環境和身體健康造成不利影響，大部分人認為該項目可以帶動當地經濟的發展，解決當地農民的就業問題，被調查者全部支持該項目的建設，無人反對該項目的建設。
（二）分析
從上文介紹的環境風險評價實例可以看出：1、我國建設項目環境風險評價將環境風險僅僅簡要的分為火災、爆炸和泄露三類，并局限在項目的突發性事件或事故可能造成的環境風險，并不對項目正常工作過程中的環境風險進行考量；2、環境影響評價對可能造成的人體健康和生態系統的不利影響的闡述不充分，從而環境影響評價的結論即風險是否達到可接受水平讓人產生不信任感；3、環境風險評價的過程缺乏互動，不能體現評價結論對項目實施方案的具體影響，公眾參與形式化、途徑單一，公眾意見對項目實施缺乏影響力；4、環境風險評價中僅規定了一些事前的預防措施，缺乏事中和事后監督和必要措施。
三、美國環境健康風險管理框架及其啟示
（一）美國環境健康風險管理框架的基本內容
環境風險管理框架已成為國際上環境風險評價制度的發展趨勢，在眾多已制定的環境風險管理框架中，美國總統/國會風險評價和風險管理委員會的《環境健康風險管理框架》（1997）是最具影響力的框架，為多國制定框架時參考和借鑒。在1990年的清潔空氣法修正案中，國會要求組成一個風險評價與風險管理委員會，委員會認為，應改變傳統評價與降低風險的方法，以降低風險和改善健康狀況為總體目標。委員會希望框架指導公共部門和私營機構有價值的資源投資在研究、評估、表征和降低風險中。
框架包括六個階段：
1.定義問題并把它放在背景下
對科學的風險管理決策而言，首先需要正確界定問題。通過在復雜背景中識別和表征環境健康風險問題并描述它的特征，仔細考慮問題的背景，確定風險管理的目標和有權或有責任采取行動的風險管理者，并讓利益相關者參與到過程中。
2.聯系問題背景分析風險
闡明問題引起的事實和科學基礎，在數量和質量上處理健康和生態風險，描述負面影響的特性、嚴重性、可逆性或可預防性。把問題引起的風險放在多源頭、多媒介、多種化學物質和多風險背景下。了解利益相關者對問題引起的風險的認識。把問題引起的科學和背景方面的信息結合成問題對人類健康或環境產生的風險進行定性，同時考慮利益相關者的認識和其他社會文化的影響。
3.檢查處理風險的選擇
這一階段包括確定可能的風險管理選擇，評價選擇的效果、可行性、成本收益、非計劃中的結果和文化社會影響。這個過程可以在界定問題和考慮背景之后任何合適的時間開始。風險管理者和利益相關者獲取了關于可行性、成本與效益分析和減少暴露、降低風險對改善人類和生態健康的貢獻的正確評價之后，風險管理目標可能會被重新定義。利益相關者在確定和分析選擇階段發揮重要作用。
4.做出實施何種選擇的決策
在框架的這一階段，決策者基于最佳可得科學、經濟和其它技術信息，確保決策考慮了問題的多種來源、多種媒介、多種化學物質、多種風險背景，做出符合成本收益具有可行性的風險管理選擇。另外，優先預防風險，而不僅僅是控制風險，可能的話，使用命令―控制管理的替代性方案。一個富有成效的利益相關者參與過程可以對決策產生重要指引作用。
5.采取行動來實施決策
傳統上，一直是管理機構的要求推動實施，工廠和市政當局通常是實施者。然而，當其他的利益相關者也能扮演重要角色時，成功的可能性會顯著提高。利益相關者可能會包括：公共健康機構、其他公共機構、社區團體、市民、工廠、人和技術專家等。
6.對行動作出評價
在風險管理的這個階段，決策者和利益相關者評價實施的風險行動以及它們的效果。評價工具包括環境健康監測、研究、疾病監管、成本收益分析和與利益相關者的討論。在大多數情形，應定期評價。就像風險管理過程其他的階段，利益相關者參與會讓評價更有益。另外，評價中可能出現新信息，評價對了解框架的哪一部分需要被重復非常重要。
（二）美國環境健康風險管理框架的主要特點與啟示
1.在更廣泛的背景下定義風險
一個風險問題的背景的全面理解對于有效進行風險管理是非常有必要的，因為問題狹窄的背景無法反映風險情況的真實復雜性，造成風險管理決策和行動相比不是很有成效。
2.基于科學信息和最佳判斷進行風險評價
風險評估者尊重在缺乏充分數據的情況下得到結論時風險和程序的客觀科學基礎非常重要。風險評估者應該向風險管理者和其他利益相關者提供看起來合理的，含有支撐不確定性和供選觀點的具有證明力的評估，從而可以在可得信息的基礎上作出風險結論。
3.利益相關者全過程參與
整個風險管理過程的利益相關方參與被認為是至關重要的。通過全過程參與，不同利益相關方全面溝通與合作，最終平衡各方的意見和觀點以做出體現公眾價值觀的風險決策。
4.重復和評估
公眾評論、協商、信息收集、研究或風險與選擇的分析可能澄清或重新定義問題，使重心改變到一個不同的問題上，由于重要的新信息、觀點和看法出現，風險管理過程會靈活而經常重復。評估對充分地履行職責和理智地利用稀缺資源至關重要。
四、完善建議
（一）在更廣泛的背景下定義環境風險
當前我國環境風險評價制度的規定主要集中在建設項目、外來物種、尾礦庫、基因工程和職業安全領域。其中，建設項目環境風險評價僅適用于涉及有毒有害和易燃易爆物質的項目，排除了有巨大環境風險的核建設項目，而且因為它是以環境風險事故的防范為導向，導致它對環境風險的定義過于狹窄，僅對突發性事件或事故引起的有毒有害、易燃易爆等物質泄漏進行風險評價，排除了非事故情形下，項目正常運營下可能產生的環境風險。《尾礦庫環境風險評估技術導則（試行）》適用于運行期間的尾礦庫，不適用于貯存放射性尾礦、伴有放射性尾礦的尾礦庫環境風險評估，同建設項目環境風險評價，它也只考量尾礦庫可能引發突發環境事件的危險因素。《外來物種環境風險評估技術導則》主要適用于規劃和建設項目可能導致的外來物種造成的生態危害的評估。《基因工程安全管理辦法》和《職業安全健康管理體系指導意見》分別對遺傳工程產品和職業安全風險評估進行了初略的要求性規定。整體來說，從我國環境風險評價的各個分散規定可以看出，我國環境風險的范圍相對狹窄，而且一般孤立地考慮單一的化學物質在單一的環境媒介中引起的單一風險進行評價，從而也限制了我國全面、綜合的環境風險評價。應改變以事故為導向的環境風險定義，逐步擴大我國環境風險評價范圍，在更廣泛的公共健康和生態背景下進行環境風險評價。
（二）明確環境風險評價的目標
環境風險評價的目標不應停留在防范風險層面上，而應進一步把環境風險評價的目標明確為保障人體健康和生態健康。防范風險雖然是環境風險評價的直觀起點，但忽視人體健康和生態健康目標的環境風險評價是有違環境保護的根本宗旨的。實踐中的環境風險評價正是因為缺乏對人體健康和生態健康的要求而導致實施的結果難以讓人滿意。為了配套環境風險評價保障人體健康和生態健康的目標，國家應積極開展環境健康與環境生態監測、調查與研究，為環境風險評價提供科學和數據支撐。
（三）保障利益相關方的參與
我國現有的利益相關者參與主要在建設項目（包括尾礦庫）環境風險評價中得到一定的保障，因為環評對公眾參與的要求，公眾在其中可有享有一定的環境知情權、發表環境意見權和環境監督權等，但是，在實踐中利益相關方的參與有走過場的傾向，處于弱勢的利益相關方的環境知情權常常受到侵害，意見不能被充分的考慮，對環境風險評價的進程與結論不能產生實質影響。在外來物種、基因工程和職業安全領域，沒有要求利益相關方的參與，利益相關方的環境知情權也難以得到保障。環境風險是一個多維的概念，還必須包括受影響方的觀點。環境風險評價只有兼顧各方觀點和需求，考慮不同群體的價值觀、知識和認知，才能做出更好的風險管理決策，而在決策行動的過程中也不易受到利益相關者的反對和抵觸。
（四）構建適合我國的環境風險管理框架和方法
關鍵詞：興仁;沉積物;重金屬;生態風險
中圖分類號：X53
文獻標識碼：A文章編號：1674-9944（2015）04-0179-04
1引言
興仁縣是典型的地方性砷中毒地區[1]，因煤含砷量較高[2，3]，大多數高砷煤礦已關閉，但在閉礦后礦區附近未及時進行生態恢復，大量的矸石、圍巖直接暴露于環境中，礦物在一定的物理化學條件下氧化產生含有重金屬和有毒有害物質的酸性礦山廢水（AMD），這些重金屬和有毒有害物質在水體懸浮物、各種物理化學條件下，能被懸浮物吸附或沉淀進入沉積物。沉積物作為水環境的基本組成部分，它既是底棲生物的棲息地，又是重金屬等有毒有害物質的貯藏庫[4，5]。在環境條件發生變化時，如pH值、流速、氧化還原電位和溶解氧等因素變化時，沉積物中的重金屬等有害物質會被釋放到上覆水體中[6～8]。同時底棲動物的擾動也會加劇沉積物有害物質的釋放[9～11]。沉積物作為污染物的源和匯，在污染物的遷移及轉化方面有重要作用，所以研究煤礦區水體沉積物污染特征及生態風險具有重要意義。以興仁縣交樂、小尖山、潘家莊煤礦區水體沉積物為研究對象，在污染分析的基礎上，采用潛在生態風險指數法對其重金屬污染及潛在生態風險進行定量評價，以期為煤礦區水體沉積物的治理提供可靠依據。
2材料與方法
2.1樣品采集及分析方法
從交樂、小尖山和潘家莊煤礦區采集水體表層沉積物（0～10cm）樣品22個，其中交樂煤礦區12個，小尖山煤礦區4個，潘家莊煤礦區6個。采樣區相對位置見圖1。沉積物樣品測定參照土壤測定方法。pH值用玻璃電極法測定。硫酸根的測定用比濁法。氟化物的測定用離子選擇電極法。沉積物Fe、Mn用原子吸收（AAS）測定;Zn、Cu、Pb、Ni、Cr、Cd、Tl等用ICP-MS測定;As、Hg用雙道原子熒光光度儀測定。
2.2評價方法
采用Hakanson潛在生態風險指數法[12]，分析礦區沉積物中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn、Hg和As的污染程度及生態風險。潛在生態風險指數（RI）的計算公式如下：
RI=∑mi=1Eir=∑mi=1Tir×Cif=∑mi=1Tir×CiCB
式中：Cif為單個污染物污染系數，計算公式為Cif=Ci/CB。Ci為沉積物污染物含量實測值，Cb為沉積物背景參考值，本文參考貴州表生沉積物地球化學背景值[13]，相關元素值見表1。Tir為各污染物的毒性響應系數，反映污染元素的毒性水平和生物對污染物元素的敏感程度。Tir參考Hakanson研究成果，具體數值見表1。Eir為第i種污染物潛在生態風險系數，Eir=Cif×Tir。Cif、Eir和RI值相對應的污染程度和潛在生態風險程度見表2。
3結果與分析
3.1煤礦區沉積物的污染特征
從表3可知，交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物pH值較低，SO2-4、Fe、As較高。交樂、潘家莊和小尖山水體沉積物pH值均值分別為2.91、2.89和2.84，小尖山的pH值最低。交樂沉積物中SO2-4含量為0.46～8.81g?kg-1，均值為4.82g?kg-1;潘家莊SO2-4含量為2.05～23.33g?kg-1，均值為7.92g?kg-1;小尖山SO2-4含量為7.14～23.06g?kg-1，均值為17.70g?kg-1。與貴州表生沉積物背景值相比，小尖山煤礦區沉積物中氟化物均值均未超過背景值，交樂和潘家莊氟化物均值分別超過背景值0.01倍和0.26倍。三個煤礦區沉積物中的氟化物均有部分點位超過背景值，其中交樂最大超過背景值2.7倍，潘家莊最大超過背景值4.5倍，小尖山最大超過背景值0.05倍。交樂沉積物Fe含量為112.70～181.75g?kg-1，超過背景值2889～4659倍;潘家莊含量為70.46～184.06g?kg-1，超過背景值1806～4718倍;小尖山含量為22.39～168.55g?kg-1，超過背景值573～4321倍。交樂煤礦區沉積物中As高達47124.10g?kg-1，As超過背景值33.2～3164倍，平均超過背景值358.8倍;潘家莊超過背景值1.1～13.6倍，平均超過背景值8.3倍：小尖山超過背景值2.2～10.1倍，平均超過背景值5.6倍。交樂和小尖山沉積物中的Hg全部點位超過背景值，潘家莊部分點位超過背景值;交樂、潘家莊、小尖山均值分別超過背景值19.3倍、0.55倍和0.65倍。三個煤礦區沉積物中的Cd均較接近背景值，交樂、潘家莊和小尖山Cd均值分別超過背景值0.02倍、0.25倍和0.31倍。交樂和潘家莊沉積物中Ni未超過背景值;小尖山煤礦區部分點位Ni超過背景值，最大超過背景值2.9倍。三個煤礦區沉積物中的Cu和Zn部分點位超過背景值，但和背景值較為接近;Mn、Co、Cr、Pb均值未超過背景值。
三個煤礦區SO2-4、Fe、As等含量較高，可能與煤礦開采活動和當地地質環境有關。煤礦中As、Fe、S等含量較高[14，15]，在一定的物理化學條件下，黃鐵礦氧化而產酸加劇了煤礦中As、Fe、S等污染物的溶出，溶出的As、Fe、S等污染物通過吸附或沉淀等作用進入到沉積物中[16]，所以煤礦區pH值較低，SO2-4、Fe、As等含量較高。
3.2沉積物中重金屬的潛在生態危害評價
根據Hakanson潛在生態風險指數法，對交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物的生態危害性進行評價。以三個煤礦區水體沉積物各重金屬的均值計算相應的Cif、Eri和RI值，計算結果見表4。單因子污染系數分析表明，交樂煤礦區水體沉積物中As、Hg的Cif>6，污染程度為嚴重污染;Cd介于1≤Cif<3，為中度污染;Cr、Cu、Zn和Pb為低度污染。單因子生態風險分析顯示，As和Hg為極強風險，Cd、Cr、Cu、Zn為輕微風險;沉積物中各重金屬的潛在生態風險系數（Eir）從高到低依次為As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生態風險指數（RI）值為4448.86>600，生態風險程度為很強風險。
潘家莊煤礦區水體沉積物As、Hg、Cd、Cu和Zn的Cif大于1。As污染程度為嚴重污染，Hg、Cd、Cu和Zn污染程度為中度污染，Cr和Pb為低度污染。單因子生態風險分析表明，As為強度風險，Hg為中等風險，Cd、Cr、Cu等為輕微風險;生態風險系數（Eir）從高到低依次為As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr。生態風險指數（RI）值為202.54介于150≤RI<300，生態風險程度為中等風險。
小尖山煤礦區水體沉積物As為嚴重污染，Hg和Cd為中度污染，Cr、Cu、Zn和Pb為低度污染。As和Hg為中等風險，Cd、Cr、Cu、Zn等為輕微風險;生態風險系數（Eir）從高到低依次為As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生態風險指數（RI）值為180.73介于150≤RI<300，生態風險程度為中等風險。
交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物中重金屬的潛在生態風險指數（RI）大小順序為交樂>小尖山>潘家莊。三個煤礦區水體沉積物受到不同程度的重金屬污染，其中交樂煤礦區水體沉積物污染最為嚴重，生態風險也最強。
4結論
（1）交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物均表現出低pH值、高SO2-4、As、Fe等特征，不同程度地受到As、Hg、Fe等重金屬污染。與貴州表生沉積物背景值相比，交樂煤礦區水體沉積物中Fe、As和Hg平均值分別超過背景值4082倍、358.8倍和19.3倍;潘家莊煤礦區水體沉積物中Fe、As和Hg平均值分別超過背景值3478倍、8.3倍和0.55倍;小尖山煤礦區水體沉積物中Fe、As和Hg平均超過背景值2457倍、5.6倍和0.65倍。
（2）利用潛在生態風險指數法對水體沉積物中重金屬污染進行評價，交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物主要受到As、Hg污染。交樂、潘家莊和小尖山煤礦區水體沉積物各重金屬的潛在生態風險（Eri）從高到低依次為As>Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn，As>Hg>Cd>Cu>Pb>Zn>Cr，As=Hg>Cd>Cu>Pb>Cr>Zn。生態風險程度（RI）交樂>小尖山>潘家莊，交樂沉積物中重金屬生態風險程度為很強風險，潘家莊和小尖山沉積物中重金屬生態風險程度為中等風險。
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關鍵詞：重金屬；污染程度；潛在生態風險；銻礦區
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：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
礦區土壤重金屬污染及生態修復是國內外環境領域關注的研究熱點之一[1-5]。礦產采選過程中產生的礦石粉塵進入環境，會在周圍土壤中積累，甚至轉化成毒性更強的化合物（如甲基化合物），并通過食物鏈的作用在人體內富集導致中毒，危害人類健康。此次所研究銻礦采礦選用分層崩落的方法，使用局扇壓抽混合式通風設備；選礦采用“破碎-磨礦-浮選”工藝，活化劑選用傳統工藝的Pb（NO）2。通過對銻礦區進行土壤采樣分析，研究了該銻礦區土壤重金屬污染程度，并進行了潛在生態風險評價，以期為礦區生態環境影響評價及閉礦期生態修復提供參考依據。
1 材料與方法
1.1 土壤樣品采集與處理
1.2 測定方法
2.2 評價結果
潛在生態危害指數法評價結果顯示，4個采樣點各重金屬的潛在生態危害程度均為輕度危害，綜合潛在生態危害也均屬于輕度危害，礦區土壤潛在生態危害由高到低依次為選礦場下游100 m處農田、尾礦庫下游150 m處農田、礦山林地、尾礦庫下游約1 km處村莊農田。
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關鍵詞：襄汾潰壩區;土壤;農作物;重金屬污染;生態風險
中圖分類號：X825 文獻標識碼：A 文章編號：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
重金屬毒害是礦區普遍存在且最為嚴重的問題之一[1，2]。由于尾礦渣含有多種重金屬，這些重金屬隨尾礦渣進入土壤環境發生積累、遷移，不僅對區域生態安全構成潛在危害，可能影響動植物的生長發育，甚至通過食物鏈進入人體，危害人體健康，導致一些慢性病、畸形、癌癥等的發生[3]。礦山尾砂庫垮壩導致的污染物遷移和擴散，不僅威脅人體健康和生命安全，而且會導致大面積的土地污染，使下游土地的重金屬含量升高，土壤酸化，有機質含量降低和土壤板結[4]。例如，西班牙南部的Aznalcollar硫鐵礦尾砂壩坍塌導致Agrio和Guadiamar流域55 km2范圍內的土壤受到重金屬污染，土壤Pb、Zn、As、Cd和Cu的含量分別增加到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，湖南郴州市竹園礦區尾砂壩坍塌，致使尾砂沖入東河兩岸農田，即使農田中的尾砂已被清理，該地區農田土壤的As和Cd含量仍然高達709、7.6 mg/kg[7，8]。
目前，關于礦業的開采活動對礦區周圍環境的影響有很多研究。曲蛟等[9]對鉬礦尾礦周圍蔬菜地的土壤的分析表明，重金屬含量從大到小的順序為殘余態、有機結合態、氧化結合態和酸可提取態，由于尾礦石中可能釋放重金屬，當地的重金屬污染很嚴重，預警類型為重警;李祥平等[10]對粵西黃鐵礦區的土壤做了詳細的研究，證實鐵礦開采和尾渣堆放給礦區環境帶來嚴重的危害，土壤重金屬含量已超過中國土壤背景值的30余倍，Cd、Zn等已達到中度甚至重度污染，且污染物已滲透到土壤深層;王素娟等[11]對廣西德保幾個礦區尾礦的研究發現，土壤中Cd和Pb含量都超出了廣西土壤環境質量標準的背景值，且Cd含量隨pH的升高顯著增加，Pb含量隨pH的升高而減少。而礦山尾砂壩坍塌是一種較常見的事故，但對其導致下游土壤污染問題的研究至今仍較少。2008年9月8日，襄汾縣云合村塔兒山的尾礦壩坍塌，尾砂沖入下游地區的居民區和農田，不僅造成了巨大的人員傷害和經濟損失，而且造成下游農田土壤被大量的尾砂所覆蓋，可能導致土壤和農作物的重金屬污染。正確評價該區土壤的污染狀況及潛在生態風險具有重要的理論和現實意義。為此，本研究采用單項污染指數法、內梅羅綜合污染指數法和潛在生態風險指數法對研究區內土壤及農作物重金屬污染狀況和潛在生態風險進行評價，以期為土壤污染控制和污染農田修復提供科學依據。
1 材料與方法
1.1 研究區概況
潰壩區位于山西省臨汾市襄汾縣云合村塔兒山，E 111°3′，N 35°53′，海拔679～769 m，屬溫帶大陸性季風氣候，年均氣溫11.5 ℃，1月年均氣溫4.5 ℃，7月年均氣溫26 ℃，年均降水量454 mm，年均日照數2 522 h，無霜期185 d。塔兒山富含磁鐵礦，潰壩發生后，進行了緊急治理，利用大型機械開挖泥石流，對土壤物理性狀造成了較嚴重的破壞，在原有土壤上覆蓋了大量尾砂。
1.2 樣品采集與檢測
在潰壩物覆蓋區，沿潰壩物流向，采用S型取樣法，取0～20 cm的耕層土壤，5個點混成一個土樣，同時在同一塊農田的未覆蓋區采集對照樣品，覆蓋區和未覆蓋區各18個土樣，裝袋、編號、扎口，帶回實驗室。把土樣置于室內自然風干，剔除大石塊、植物根系等雜質，磨細后過孔徑為0.15 mm的尼龍篩，裝袋密封用于測定土壤重金屬含量。在秋季，研究區主要的農作物是小麥，在土壤點位上采集相應的麥苗樣品，帶回實驗室，用自來水沖洗干凈，再用純水洗3遍，風干，80 ℃烘干至恒重，用研缽研碎，裝袋。
取備用土壤0.1 g放入聚四氟乙烯坩堝，加入5 mL HNO3和1 mL HF，HNO3和HF試劑均為優級純，加蓋，放在電熱板上消解，得到樣品消解液，用火焰原子吸收法檢測消解液中銅（Cu）、鋅（Zn）、鉻（Cr）和鎳（Ni）等重金屬的含量， 用石墨爐原子吸收法檢測消解液中鎘（Cd）和鉛（Pb）的含量，用雙道原子熒光光度計檢測消解液中砷（As）和汞（Hg）的含量。測定過程中用10%的平行樣品和加標回收樣進行質量控制，以保證數據的準確度和精度。植物樣品中的重金屬檢測方法同上。
1.3 土壤重金屬污染評價方法及標準
1.3.1 單項污染指數法
Pi=Ci/Si
式中：Pi為樣品中某污染物的單項污染指數;Ci為樣品中某污染物的實測濃度;Si為某污染物的評價標準。
1.3.2 內梅羅綜合污染指數法
Pn=■
式中：Pi=Ci/Si，Pn是內梅羅綜合污染指數，Pi是樣品中某污染物的單項污染指數，MaxPi是樣品污染物中污染物指數最大值。
依據單因子污染指數法和內梅羅綜合污染指數法將土壤重金屬污染劃分為5個等級，見表1。
1.3.3 潛在生態風險指數法 該方法是瑞典學者 Hakanson根據重金屬的性質及環境行為特點，從沉積學角度提出的一種對沉積物或土壤中重金屬污染進行評價的方法[12]。它將重金屬的含量、生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起，采用具有可比的等價屬性指數分級法進行評價，可以定量地評價單一元素的風險等級，也可以評價多個元素的總體風險等級[13]。公式如下：
C■■=C■■/C■■;E■■=T■■×C■■;
RI=■E■■=■T■■×C■■=■T■■×C■■
式中：C■■為某一重金屬的污染參數;C■■為土壤中重金屬的實測含量;C■■為計算所需的參比值;E■■為潛在生態風險系數;T■■為某一重金屬的毒性系數。參比值的選擇，各地學者差異較大，大都以全球沉積物重金屬的平均背景值為參比值[14]，或以當地土壤背景值為參比[15]，或以背景采樣點值為參比[16]，為了更真實反映評價區域的重金屬污染狀況，本研究以未覆蓋區土壤中重金屬含量為參比值。不同重金屬元素毒性水平不同，生物對重金屬污染的敏感程度也不盡相同，用重金屬元素毒性系數反映該特點[17]。根據“元素豐度原則”和“元素稀釋度”，Hakanson認為某一重金屬的潛在毒性與其豐度成反比，或者說與其稀少度成正比[17]，因此他指定的標準化重金屬毒性系數為Zn（1）
1.3.4 富集系數 富集系數是植物中重金屬的含量與土壤中重金屬含量的比值，表示植物對重金屬的富集能力[1]。富集系數越大，其富集能力就越強。
1.4 數據處理與統計分析
重金屬含量用EXCEL 2003計算，重金屬含量的最大值、最小值、平均值、變異系數、正態分布檢驗等描述性統計分析采用SPSS 19.0計算。
2 結果與分析
2.1 潰壩區下游土壤重金屬分析
2.1.1 土壤重金屬含量 潰壩區下游土壤重金屬含量見表3。覆蓋區和未覆蓋區8種重金屬的平均值和最大值均沒有超過國家土壤環境質量標準的二級標準，兩區域的Zn、Cr、Ni和As等4種重金屬的平均濃度沒有超過山西省土壤元素背景值，其他4種元素的平均濃度均超過山西省土壤元素背景值。覆蓋區和未覆蓋區相比，覆蓋區Cu和Zn的平均濃度高于未覆蓋區，其他6種元素的平均濃度均低于未覆蓋區。這可能是因為尾礦砂中含有Cu和Zn覆蓋在農田上，雖然經過清理，但還有殘留，導致覆蓋區的土壤中Cu和Zn的含量偏高;而Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的情況正好相反，尾礦砂中可能沒有這些元素，或者含量極少，進入土壤后反而降低了土壤中Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg的濃度，造成未覆蓋區土壤中的含量偏高。
變異系數（CV）是衡量研究區各樣品間的變異程度，CV大則說明土壤受外界干擾顯著，空間分異明顯，也說明土壤的污染是以復合污染的形式存在[19]。CV≤10%為弱變異，10%100%為強變異。覆蓋區和未覆蓋區8種重金屬的變異都為中等變異，說明研究區內重金屬的來源不相同，并不全部來自潰壩物。覆蓋區內Hg的變異系數最高，說明不同采樣點Hg的分布差異性很大，覆蓋區內各重金屬的變異系數從高到低依次為Hg、Pb、Cr、Ni、Cd、Zn、Cu、As。未覆蓋區內也是Hg的變異系數最高，各重金屬的變異系數從高到低依次為Hg、Pb、Cu、Cr、Cd、Ni、As、Zn。
研究土壤中重金屬含量的相關性可以推測其來源是否相同。覆蓋區和未覆蓋區土壤重金屬的相關系數分別見表4和表5。覆蓋區內，Cu和Zn呈顯著正相關，與其他6種元素（Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg）呈負相關，說明Cu和Zn來源相同，與其他6種重金屬元素是異源關系;Ni與Cr顯著相關;Cd與Pb、As、Hg顯著相關，Pb與As、Hg顯著相關，As與Hg顯著相關，說明Cd、Pb、As和Hg為同一來源或者伴生關系。未覆蓋區內，Ni和Cr、Pb、Hg，Cd和As、Hg，Pb和As、Hg，As和Hg，都呈顯著正相關;而Cu和Zn相關性不顯著，這與覆蓋區完全不同。在覆蓋區和未覆蓋區內，Cr、Cd、Pb、Ni、As和Hg之間都具有很高的相關性，這些重金屬可能是伴生關系或者來自同一污染源。
2.1.2 土壤重金屬污染狀況 以未覆蓋區為背景值，計算出覆蓋區土壤重金屬單項污染指數和綜合污染指數（表6）。Cr和Ni的污染指數在安全域內，Cd、As和Hg的污染指數在警戒線上，Cu、Zn和Pb的污染指數處于輕度污染級別。8種重金屬的污染程度從高到低的依次為Pb>Cu>Zn>Cd>As=Hg>Ni>Cr。覆蓋區的綜合污染指數為1.3，處于輕度污染級別，這與Cu、Zn、Pb單項污染指數偏高有關。
2.1.3 土壤重金屬生態風險評價 以未覆蓋區為背景值，覆蓋區土壤單個重金屬的潛在生態危害指數（E■■）和多種重金屬潛在生態危害指數（RI）見表7。8種重金屬的潛在生態危害指數都處于輕微級別，它們的潛在生態風險趨勢為E■■（Hg）>E■■（Cd）>E■■（Pb）>E■■（Cu）=E■■（As）>E■■（Ni）>E■■（Zn）>E■■（Cr）。多種重金屬潛在生態危害指數RI也處于輕微級別。從重金屬污染指數和潛在生態風險指數二者結合來看，潰壩物覆蓋區土壤重金屬污染比較輕微。
2.2 潰壩區麥苗體內重金屬分析
2.2.1 麥苗體內重金屬含量 為了進一步探索土壤對植物重金屬污染的影響，采集了覆蓋區與未覆蓋區的麥苗，并對其重金屬含量進行測定，結果見表8。覆蓋區和未覆蓋區的麥苗重金屬含量差異較大，同種植物中不同重金屬含量差異明顯。與未覆蓋區相比，覆蓋區麥苗體內的Cr、Cd、Pb、Ni、As、Hg含量相對較高，Cu和Zn的含量相對較低，這與土壤中重金屬含量規律相反，很可能與當地的鐵礦開采活動有很大的關系。
2.2.2 麥苗體內重金屬富集系數 覆蓋區和未覆蓋區的麥苗體內重金屬富集系數見表9。從表9可以看出，相同植物對不同重金屬的吸收能力存在差異。除Cu和Zn外，覆蓋區麥苗對其他6種重金屬的吸收能力高于未覆蓋區。覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力依次為Cr>Cd>Hg>Zn>Ni>Pb>As>Cu;未覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力依次為Zn>Hg>Cr>Cu=Cd>Pb>Ni>As。覆蓋區和未覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力不同可能與土壤中重金屬含量、形態等有關。
3 小結
由于尾礦砂中含有Cu和Zn，造成覆蓋區土壤中Cu和Zn的含量高于未覆蓋區，其他6種元素的含量均低于未覆蓋區。覆蓋區和未覆蓋區8種重金屬的變異都為中等變異，各金屬元素在土壤中的含量還是比較穩定的。
通過相關分析可以推斷出覆蓋區內Cu和Zn來源于尾礦砂，其他6種重金屬在覆蓋區與未覆蓋區都具有同源或者伴生關系。
以未覆蓋區為背景值，從重金屬污染指數和潛在生態風險指數二者結合來看，潰壩物覆蓋區土壤重金屬污染比較輕微。
覆蓋區和未覆蓋區對比，麥苗體內重金屬含量規律與土壤中重金屬含量規律相反，這很可能與當地的采礦活動有關。覆蓋區和未覆蓋區的麥苗吸收重金屬的能力不相同可能與土壤重金屬含量、形態有關系。
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關鍵詞：土壤；重金屬污染；修復標準；效果評價
引言
在進行土壤重金屬污染修復的過程中，土壤本身的特性也會隨之變化，土壤中重金屬污染物的減少，并不意味著土壤從生態學的角度就是清潔的和安全的。因此，重金屬污染的土壤經修復后能否夠達到我們對于修復效果的預期、土壤的生態功能能否最大限度的恢復，我們就需要通過科學的方法進行評價，從而確定修復后的土壤能否達標，能否從根源消除土壤污染對人類健康和生態系統產生的威脅。
1 土壤重金屬污染評價方法
主要的土壤重金屬污染評價方法包括單因子污染指數法、內梅羅綜合污染指數法、潛在生態風險指數法，具體方法如下：
1.1 單因子污染指數法
該方法是基于單因子污染指數法對土壤中各種重金屬做單一污染評價，其公式如下：
Pi=Ci/Si
式中：Pi為土壤中污染物i的環境質量指數；Ci為污染物i的實測質量分數（mg?kg-1）；Si為污染物i的評價標準（mg?kg-1）[1]，一般取二類標準。
1.2 內梅羅綜合污染指數法
該方法是綜合考慮個重金屬的污染情況，從而更加全面反應重金屬的聯合污染程度，同時突出某一種嚴重污染的重金屬的危害，其公式如下：
P綜=■
式中：P綜為某地區的綜合污染指數；（Ci/Si）max為土壤污染物中污染指數最大值；（Ci/Si）av為土壤污染物中污染指數平均值。P綜>1表示污染，P綜
1.3 潛在生態風險指數法
該方法是將重金屬的含量、生態影響及毒性特點綜合在一起考量的，其公式如下：
式中：T■■為重金屬i的毒性相關系數；P■■為重金屬i的污染參數；E■■為重金屬i的單因子潛在風險，能反應各種金屬的風險程度；Ri為重金屬綜合因子潛在生態風險指數，能反應多重重金屬的綜合風險。
2 土壤重金屬污染修復效果評價方法
主要的土壤重金屬污染修復效果評價方法包括形態分析評價、植物毒性評價、陸生無脊椎動物評價、土壤微生物評價，具體方法如下：
2.1 形態分析評價
該方法通常采用連續提取來描述土壤中重金屬形態的分布。連續提取法主要分為分步提取法和BCR法。土壤中重金屬的形態分為可交換態、有機結合態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化態和殘渣態為主。而BCR連續提污染土壤修復的過程中，對修復后的土壤進行觀察，并結合科學的方法及土壤進行診斷和評價。可以明確判斷修復后的土壤是否達到我們預期，以及是否消除土壤重金屬污取法通常將土壤中重金屬的形態分為氧化還原態、酸溶態、殘渣態，其中氧化還原和酸溶態的重金屬形態容易被植物吸收利用，而可氧化態和殘渣態比較穩定，不易被植株吸收利用，采用ICP-MS測定土壤修復前后重金屬形態含量的變化來判斷土壤重金屬污染的修復效果。
2.2 植物毒性評價
該方法是通在修復后在土壤中栽種植物，結合植物的生長狀況、出苗率，以及生物量使植物體內酶活性的變化和植物體內重金屬的量富特征，來表征經過土壤修復后重金屬在土壤中毒性的變化，其原理是大多數重金屬離子與外源物質結合后，就具備了在土壤中遷移和被植物吸收的可能。而植物在土壤中的形態變化特征可以通過肉眼觀察，以及通過分子或細胞水平上對植物毒性評定，從而判斷土壤重金屬污染的修復效果，該法具有測定靈敏度高、測定周期較短的優點。
2.3 陸生無脊椎動物評價
該方法是將不同的陸生無脊椎動物或對土壤具有敏感指示的動物作為研究的對象，將它們投放在經修復的重金屬污染的土壤中，通過記錄經修復的土壤對這些動物的危害影響程度來評價對重金屬污染修復效果。
2.4 土壤微生物評價
該方法是結合土壤中蘊含的大量且種類繁多的微生物，由于微生物直接或間接的能夠參與土壤中的氣體交換和降解土壤肥料等。因此可以通過檢測經修復土壤中微生物的相關參數，從而來判斷來判斷土壤重金屬污染的修復效果。
3 展望
土壤重金屬污染及修復評價過程中，涉及多門學科的相互交叉，其中包括生態學、環境科學、土壤學、地理學、生態毒理學、災害學等，而整體的評價又是一個復雜的過程，無論是對于基礎的理論研究還是在實踐的工作都存在著較大的不足，因此，需要我們在以后的研究工作不斷地深入和完善評價方法，才能使評價結果更為切實有效。
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