生态风险评价方法范文
发布时间：2023-10-11 15:54:22
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篇1
Abstract:Aimed to deepen the study on the financial ecology,we set definition of the regionally financial ecological risk according to the ecology theory about ecological risk assessment (ERA)for the first time,analyze the distinction between it and the traditional financial risk and also the financial ecology assessment,and discuss its assessment principle and methods. With the hope of decrease in its description difficulty,we further establish the simplified assessment framework and corresponding regionally financial ecological risk assessment indices and employ advanced emergy analysis theory from the ecology to depict total development quality of the regionally financial ecology and to boost its application in the financial practice.
Key Words:financial ecology,ecological risk assessment (ERA),the regionally financial ecological risk,assessment indices,emergy analysis
中图分类号:F830.2文献标识码:A文章编号:1674-2265(2010)03-0018-05
开展区域金融生态风险评价研究,是对区域金融生态乃至金融生态的深化研究,是金融生态观念在金融发展实践应用层面的必然要求。解决了金融生态风险评价问题,才能更好地指导人们如何理解、使用和评价金融生态思维模式与管理模式。本文提出区域金融生态风险概念,并借助生态风险评价(Ecological Risk Assessment,ERA)理论,通过对区域金融生态风险的界定,探讨其评价方法。
一、文献综述
从白钦先2001年首先提出“金融生态环境”,到周小川2004年提出“金融生态”,国内金融理论界和金融实业界普遍开展了金融生态本质、金融生态环境评价、金融生态环境建设等诸多方面的研究和实践,极大地推动了以金融生态为理念的金融发展模式。其中,徐诺金(2005),苏宁(2005),林永军(2005),谢太峰(2006),曾建中(2007)等分别多角度阐述了独到的观点,综合起来可以认为,金融生态是影响金融发展的、由金融内外环境共同构成又相互作用、具有生态特征(依存性、竞争性、进化性、动态平衡性)的大金融环境,从而形成了金融生态的广义概念。
不难发现,金融生态具有宏观层面的涵义,有利于金融业的宏观调控、整体进步以及与经济社会的协调发展。但是,毕竟各地区、各领域发展千差万别,这时,如果笼统提及金融生态,难免空洞、缺乏可操作性。为此,区域金融生态概念应运而生,它在继承金融生态总体特征的基础上,较多地突出了区域发展的特殊性。张智峰、陈鑫(2005)阐述了区域金融生态环境建设的理论基础,证明金融系统与环境之间存在密切的联系,环境金融的协调发展是金融业可持续发展的关键。汪祖杰、吴江区(2006)提出了区域金融安全指标体系及其计量模型的构建方法。刘煜辉(2007),李扬、王国刚、刘煜辉(2005)等根据城市的经济基础、企业诚信、金融发展、司法环境、政府诚信、金融部门独立性、社会诚信文化、中介服务发展、社会保障等多个方面构成一个城市的金融生态环境。以这些方面为投入,以城市金融生态现实表征为产出,通过数据包络分析,得到了对50个大中城市的金融生态环境的综合评价。人民银行洛阳市中心支行课题组(2006)、人民银行成都分行营业管理部课题组(2006)等也各自根据特定区域的实际提出了评价区域金融生态环境的方法。
然而,还要看到,与金融生态有关的风险即区域金融生态风险还没有进入人们研究的重点范围,它和传统的金融风险以及金融生态评价有何联系,以及如何评价,相应的研究较少。有鉴于此,本文的研究目标将主要针对这些问题进行展开。
二、区域金融生态风险的界定
(一)区域生态风险及其评估
1. 生态风险(Ecological Risk,ER)指一个种群、生态系统或整个景观的正常功能受外界胁迫,从而在目前和将来减小该系统健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价值的一种状况。二十世纪90年代初,美国科学家Joshua Lipton等提出了一套规范化的生态评估框架,被普遍接受。因为它把生态风险的最终受体不仅定义为人类自己,而且包括生命系统的各个组建水平(个体、种群、群落、生态系统乃至景观),并且考虑了生物之间的相互作用以及不同组建水平的生态风险之间的相互关系(即风险级联)。
同样,可比照生态风险与生态风险评估的定义来描述区域生态风险与区域生态风险评估,只不过要注意区域生态风险评价所涉及的风险源以及评价受体等都在区域内具有空间异质性(即参与评价的风险源和其危害的作用结果在区域内的不同地点可能是不同的),因而比一般生态风险评价更复杂。
2. 生态风险评估(Ecological Risk Assessment,ERA)指受一个或多个胁迫因素影响后,对不利的生态后果出现的可能性进行的评估。美国环保局(EPA)在1992年对生态风险评价作了定义,即生态风险评价是评估由于一种或多种外界因素导致可能发生或正在发生的不利生态影响的过程。其目的是帮助环境管理部门了解和预测外界生态影响因素和生态后果之间的关系,有利于环境决策的制定。生态风险评价被认为能够用来预测未来的生态不利影响或评估因过去某种因素导致生态变化的可能性。生态风险评价基于两种因素:后果特征以及暴露特征。主要进行三个阶段的风险评价:问题的提出、问题分析和风险表征。
(二)区域金融生态风险
根据生态学对生态风险的界定,可将区域金融生态风险定义如下:
区域金融生态风险是考虑区域范围内,由于外部干扰或内部变化而导致的金融生态平衡被破坏所带来的金融机构、金融头寸的损失以及与此相关的金融环境的恶性变化。它同传统意义上的金融风险以及金融生态评价有着联系和区别。
同传统意义上的金融风险相比有如下共同特征:
1. 不确定性,即人们事先难以准确预料危害性事件是否会发生以及发生的时间、地点、强度和范围,最多具有这些事件先前发生的概率信息,从而根据这些信息去推断和预测区域金融生态系统所具有的风险类型和大小。
2. 危害性,即区域金融生态风险评价所关注的事件是灾害性事件,而危害性是指这些事件发生后的作用效果对风险承受者(这里指生态系统及其组分)具有的负面影响。这些影响将有可能导致区域金融生态系统结构和功能的损伤,区域金融生态系统内个体多样性的减少、个体之间相互作用和相互影响关系及其机制的改变等。
3. 客观性,即区域金融生态系统不是封闭的和静止不变的,它必然会受诸多具有不确定性和危害性因素的影响,也就必然存在风险。
(三)区域金融生态风险的独特性
区域金融生态风险与传统意义的金融风险也存在不同点。金融风险只强调某个金融机构或某个金融头寸的未来收益的不确定性,而生态风险则通盘考虑了各个组建水平(个体、种群、群落、生态系统乃至景观),并且考虑了生物之间的相互作用以及不同组建水平的生态风险之间的相互关系,是对整个生态系统受到危害或损失的衡量。具体体现为:
首先,区域金融生态风险强调区域金融生态平衡被破坏所带来的影响,这种影响是宽泛的,既包括金融机构的运营安全甚至区域金融体系的安全和金融头寸的损失,又包括与金融生态平衡相比较而显现出来的金融环境的恶性变化,如信用环境恶化、金融法律制度弱化、金融市场体制和机制出现短期不适应、所在区域经济和社会发展环境由此表现出来的非良性变化,等等。总之,和传统意义上的金融风险相比,区域金融生态风险既考虑了可直接货币化的价值损失,又考虑了与金融生态平衡相关的一切方面。这就要求理解区域金融生态风险,既要了解通常“风险”所具有的不确定性和危害性,又要了解其所具有的内在价值性,即区域金融生态风险评价的目的是评价具有危害和不确定性事件对生态系统及其组分可能造成的影响,在分析和表征区域金融生态风险时应体现区域金融生态系统的整体价值变化和功能移位。
这一点与通常经济学意义上的风险评价不同。在经济学意义上,通常将风险用经济损失来表示,但针对区域金融生态系统所作的风险评价是不可以将风险值用简单的物质或经济损失来表示的。由于金融环境的恶化而带来了具有某种功能的金融机构、金融市场甚至是社会信用水平的缺失,由此造成的损失也是难以用经济价值来衡量的。因此,分析和表征区域金融生态风险一定要与生态系统自身的结构和功能相结合,以区域金融生态系统的整体价值变化为主要依据。这也就决定了区域金融生态风险不可能完全实现定量化分析。
其次,区域金融生态风险发生的因素即风险源来自与外部和内部,或者兼而有之。外部因素主要有宏观经济环境与政策、法律法规、区域经济社会发展的外力等方面的变化,内部因素主要有金融体系突发事件、所在区域经济社会发展环境的自身变化等。
最后,区域金融生态风险的受体即风险承受者不一定是区域内的金融体系。比如,由于区域内信用环境恶化,导致金融机构不良资产增多,进而又影响金融机构对区域经济和社会发展的支持力度,最终结果很可能是区域经济社会发展遭受重创。显然,区域金融生态风险能够从整体上把握金融生态系统所受到的影响以及内部之间的相互关系。因此,从风险衡量和控制角度来看,存在系统筹划和优化问题,即为了降低区域金融生态风险总量,要在系统内部之间进行收益和损失的权衡,所以,借助一些科学的分析方法,如区域生态经济学理论和方法、金融生态的系统论方法,并可进一步利用生态学处理生态风险时的线性规划。
(四)同金融生态评价的比较
现有金融生态评价大多数采用层次分析方法来研究金融生态的结构与质量,得到的结论主要体现为表征金融生态质量的系数或分值,是对金融生态环境的层级评价,从而判断金融生态环境的优劣。但是,这种评价方法只是定性分析,并没有指出金融生态环境的风险值或者损失。而在这里提出的区域金融生态风险是一个定量指标,是从价值角度来考虑的。它从理论上提出了一种定量分析区域金融生态价值损失的思路和估计方法,因而具有较高的适用性。
三、区域金融生态风险的评价
(一)区域金融生态风险的评价原则
由于同传统金融风险相比,区域金融生态风险无论从内涵还是从度量范围和方法上都发生了较大变化,因此,区域金融生态风险的评价方法也将发生相应变动。概括起来,这些变动将表现在以下几个方面:
1. 在强调量化分析的基础上,定性分析也是非常重要的。由于金融生态涉及金融运营的内外各方面,单纯用数据是不能直接和完全来描述这些方面的变化的。比如,不像经济总量可用数据直观表示那样,金融生态的内部调节机制、外部适应机制等质量就不能完全靠数据来表示其好坏的程度。
2. 除了继续使用概率论、随机过程等描述方法外,还要借助于其它技术和方法来完善。在衡量传统金融风险时,概率论、随机过程知识较好地描述了未来收益不确定性和动态变化过程,但从金融生态的复杂性来看,仍需要其它学科知识来补充和完善。这时,系统论可以很好地揭示金融生态内部各子系统及其之间的运动规律和相互作用与联系,从而从深层次衡量整个金融生态系统的质量优劣和价值损益;规划理论则在要求金融生态系统、某子系统、某组分满足一定约束的情况下,寻求达到金融生态发展的最优目标,充分体现出运筹学的优势。
3. 考虑到在区域尺度内,金融生态的风险源以及评价受体具有空间异质性,因而增加了系统的复杂性和风险评价的难度。这时,应该采取一定方法来克服这种复杂性。
(二)区域金融生态风险的评价方法
可参照区域生态风险评价的方法论基础,对区域金融生态风险进行相应的刻画。
一般地,区域生态风险评价的方法基于风险度量的基本公式:
(1)式中,R为灾难或事故的风险,P为灾难或事故发生的概率,D为灾难或事故可能造成的损失。
因此,对于一个特定的灾害或事故x,它的风险可以表示为:
对于一组灾害或事故,风险可表示为:
在有些情况下,灾害或事故可能被认为是连续的作用,它的概率和影响都随x而变化,则这种风险是一种积分形式,可表示为:
在(2)―(4)式中,x为一定类型的灾害或事故,P(x)为灾害或事故发生的概率,D(x)为灾害或事故造成的损失。
在这里,考虑到区域金融生态的结构复杂性和空间异质性,需要对公式(4)进行修正,以使区域金融生态风险能够充分反映这些特性,这时有:
(5)式中,系数表示区域金融生态的结构复杂性,显然,不会小于1,具体取值情况可依据实践经验决定,这时需要尽可能地利用一切有关的信息和数据资料,掌握各种干扰对风险受体的作用机理,提高评价的准确性,同时,也要考虑综合效应,即不同的干扰及其影响之间的相关性,有时这些干扰及其影响之间会呈现出不同的作用关系,或者相互抵消,或者相互增强; 表示区域金融生态风险的空间异质性,其取值应具体分析所在区域金融生态环境的结构及其特殊性,依对风险的抗冲击强度而定。一般来讲,若某地区对风险的抗冲击强度越大,则取值就越小。
就理论而言,利用公式(5)就可较完整地刻画和衡量区域金融生态风险的大小。但是,也要注意到,在公式(5)中,往往不知道未来将有多少金融灾害或事故发生,并且,其发生的概率也不容易确定,因此,直接利用公式(5)计算区域金融生态风险就非常困难,有时甚至不可能,尤其是在金融体系不健全、金融市场不完善、经济社会发展不稳定、前景不明朗、社会信用环境较差等情况下。
鉴于此,需要简化区域金融生态风险的评价方法并建立相应的框架与评价指标体系,以便降低评价难度。
(三)区域金融生态风险评价的简化框架―指标体系
主要从区域金融生态的构成角度来分析,并针对金融体系内部风险、金融体系与外部相互作用关系以及区域金融生态整体发展质量三个方面进行探讨。
1. 金融体系内部风险评价指标。可参照传统金融风险的衡量方法,采用波动率、系统风险、非系统风险、VaR(Value at Risk)等分析某个金融头寸或某个金融机构所面临的未来收益的不确定性,并且这几种衡量方法各自存在发挥优势的场合。如,VaR的出现不仅被各种金融机构总裁、公司财务主管和基金经理们广泛地应用,而且,来自金融监管机构的要求也促使VaR得到更进一步地推广。
2. 金融体系与外部相互作用关系―均衡发展状态的风险评价指标。由于金融体系的健康发展不仅受到内部各子系统及其相互之间作用关系的影响,而且来自外部诸如社会、经济及其部门(政府、企业、个人)等其它方面的变化也将十分重要地影响金融体系的发展,这也是金融生态的本质要求。
对于这部分评价指标,应着重体现金融体系与外部之间相互作用、相互影响、彼此促进的均衡关系及其动态变化,并反映这种变化的程度和状态。可用以参考的指标应选择相互关系、依存度与和谐性、稳定性、适应性等两方面的可量化或可定性分析的指标,以及相应的评判原则和方法。甚至,还可以利用目前比较流行的连接函数(copula)技术来分析金融体系与外部的相互作用关系及其变化形态。
3.区域金融生态整体发展质量的风险评价指标。可借助于生态学中的能值分析理论。能值(Emergy)是研究生态系统自组织过程的重要目标函数,通过对生态系统能量―价值过程的分析,为生态经济学的研究提供了新的理论和方法,在应用上从不同的角度表现生态系统功能,两者的互补关系受到了生态学家的关注,并在实际应用中取得了有益的研究成果。
能值分析法认为,地球上的各种能量都直接或间接地来源于太阳能,任何资源都包含着一定的太阳能,因此可将一个区域(如国家、地区、企业等)内不同种类、不同量纲的资源统一转换为太阳能值进行比较分析。这需要以太阳能值转换率为中介,计算区域内各种资源的能值及总能值。计算公式为:
(6)式中, 、分别为第i种资源的总能量和能值, 为第i种资源的太阳能值转换率(以单位资源的能量中所含的太阳能值确定),为区域内各种资源的总能值。
基于上面能值分析理论,金融生态的能值分析就是以能值为基准,把金融生态系统中不同种类、不可比较的能量转换成同一标准的能值来衡量和分析,从中评价其在系统中的作用和地位;综合分析系统中各种金融生态流(能物流、货币流、信息流等),得出一系列能值综合指标(Emergy Indices),定量分析系统的结构功能特征与生态经济效益。那么,进一步基于金融生态系统能值的变化(如波动率),可设计出金融生态整体发展质量的风险评价指标。
四、结论
本文借鉴生态学关于生态风险的评价理论,提出了区域金融生态风险的定义,探讨了评价原则和方法,并建立了简化的评价框架和相应的评价指标体系;同时,进一步利用生态学前沿研究成果―能值分析理论,评估区域金融生态整体发展质量。区域金融生态风险方法主要侧重基于价值损失的定量分析,并同传统的金融风险概念以及金融生态评价方法存在着联系和区别。但是,这种方法仍存在着一定局限性,如基于自然学和经济学的实质区别,以能值分析为基础的评价方法存在较多问题,需要在完善区域金融生态风险评价的能值理论和各种反映区域金融生态环境质量指标的能值计算技术方面下功夫。尽管如此,该方法的提出仍具有理论意义,并且上述问题的突破性解决,将进一步促进该评价方法的深入研究,并将成为下步研究的方向和领域。
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篇2
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(Problemformulation)，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(analysisphase)，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。
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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。
参考文献
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篇4
中图分类号：FX820.4 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2015）02-0078-04
生态风险是指生态系统及其组分所承受的风险。是一个种群、生态系统或整个景观的正常功能受外界胁迫，从而在目前和将来减少该系统内部某些要素或其本身的健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价值的可能性[1，2]。生态风险评价在20世纪80年代由安全风险和健康风险评价发展而来，在美国、欧盟等发达国家得到广泛应用[3-5]，被视为环境决策的重要基础[6]。我国目前的环境风险研究主要集中在危险化学品的突发事故上，对生态风险评价还没有明确的法律规定[6-8]。生态风险评价的研究也多侧重于重金属污染、难降解有机毒物方面[9-11 ]。对区域生态风险评价的危害分析和综合评价都建立在生态脆弱性和生态损失度的基础上，对城市水源地生态风险评价的研究关注较少[12-14]。
水源地是一个城市生存和发展的必要条件，目前随着城市化进程的加快，城市供水遇到前所未有的压力，引入环境风险管理，对城市水源地进行生态风险评价成为城市水源地保护研究的重点内容之一[6]。本文参考依据美国环境保护署（US EPA）分布的生态风险评价导则提出的城市水源地生态风险评价的基本框架对兰州市水源地――黄河兰州新城桥段进行生态风险评价，以期为当地政府选择城市水源地或加强水源地的保护提供相关依据。
一、城市水源地生态风险评价方法
US EPA将生态风险评价的基本内容分为问题的形成、分析过程、风险表征及风险管理等部分。国内学者按照该原则提出为以研究区的界定与分析、受体分析、风险源分析、暴露与危害分析及生态风险综合评价为主要步骤的城市水源地生态风险评价的基本框架[6]。
（一）研究区的界定与分析
进行生态风险评价首先要确定拟评价的区域，即评价的范围，同时要对拟评价的区域有充分的了解和认识。根据水源地类型的不同，研究区域的界定方法也有差别：地下水水源地以地下水的补给范围来界定，以水文地质单元来划分，重点考虑地面环境因素（如固体废物和生活垃圾堆场等）对地下水的影响；湖泊以湖泊主体及小流域来确定；河流以流域范围来确定[15]。
（二）受体分析
1.受体
“受体”即风险承担着，在风险评价中指生态系统中可能受到来自险源的不利作用的组成部分，它可能是生物体，也可能是非生物体；通常是生态系统中对外部风险压力最敏感的因子[10]。
2.评价终点
区域生态风险评价中的评价终点是指在具有不确定性风险源的作用下，风险受体可能受到的损害，以及由此发生的区域生态系统结构与功能的损伤。评价终点的选择主要基于生态相关性，对胁迫因子（污染物）的易感性，以及管理目标的相关性[16]。
（三）风险源分析
“风险源分析”是指对区域中可能对生态系统或其组分产生不利作用的干扰进行识别、分析和度量[6]。这一过程又可分为风险识别和风险源描述两部分。根据评价目的找出具有风险的因素，即进行风险识别。水源地区域的基本风险源见表1。风险源描述是对研究区域内各种风险源进行定性、定量分析，确定风险发生的概率、强度、时间和空间的变化。
（四）暴露与危害分析
“暴露分析”是研究各风险源在评价区域中的分布、流动及其与风险受体之间的接触暴露关系[10]。各风险源对水源地的胁迫作用都通过一定的形式表现出来，如通过水量及水质的变化趋势、富营养化状态等进行分析[6]。
危害分析是确定风险源对生态系统及其风险受体的损害程度。风险源产生的压力会影响或降低生态环境因子的质量和功能，危及经济的正常发展。水源地的风险危害主要是造成供水企业的经济损失、城市居民生活缺水、当地经济发展受限以及饮用不合格水而带来的人体健康危害等[17]。“危害分析”是区域生态风险评价的重要部分，其目的是确定风险源对生态系统及其风险受体的损害程度。
（五）生态风险综合评价
风险评价是前述各评价部分的综合阶段，它将暴露分析和危害分析的结果结合起来，并考虑综合效应，将区域生态风险评价的其他组分有机结合起来，得出区域范围内的综合生态风险值[18]。
二、结果与分析
（一）研究区的界定与分析
兰州市水源地类型为河流，因此以流域范围来进行界定。黄河兰州新城桥段是兰州市主要的水源地，穿行于峡谷与川地之间，由于深居内陆，海洋暖湿气流不易到达，所以成雨机会较少，大部分地区十年九旱，气候干燥，多年平均降水量在200～400mm之间，水量很不稳定，91%的降水集中在夏秋雨季（5～10月），11月至次年4月为枯水季节。
（二）受体分析
1.受体
新城桥水源地属于黄河兰州段的一部分，在对新城桥进行生态风险评价时，选择水生生态系统作为生态风险评价的受体。
2.评价终点
评价终点可以在任意组织水平上被确认，包括个体水平、种群水平、群落水平，以及生态系统水平与景观层次上确认[19]。新城桥水域目前最重要的功能为城市水源地功能，因此以水质变化作为评价终点。
（三）风险源分析
1.风险识别
兰州新城桥段分布着大量工厂，而大多数工厂直接将废水排入河水中，造成点源污染。同时，上游的大面积农田以渠道灌溉为主，大量的残留农药、化肥随河水流入水源地造成直接的面源污染。综合表1分析后，确定新城桥水域的主要生态风险源为：点源污染、面源污染和内污染。
2.风险源描述
（1）点源污染
点源污染是指工业废水与城市生活污水在小范围内的大量集中排放。甘肃兰州市自来水厂的安全直接受其上游甘肃刘化集团、兰州新西部维尼纶有限责任公司排污的影响，国家和甘肃省环保局都非常重视，已将其列为治理的重点。
（2）面源污染
面源污染是指分散的小企业和分散的居民在大面积上的少量分散排放，如夹带着化肥、农药的农田径流，无序排放的农村废弃物，水土流失等；另外，还包括大量乡镇企业就地无序排放的废水，畜禽养殖业排放的废水、废物以及农户生活污水等。
流域内大量的化肥、农药随雨水或灌溉流入排水沟后汇入黄河，成为重要的面源污染。此外，畜禽粪便的还田率只有30%多，大部分未被利用或处理就直接通过排水沟汇入黄河。流域内土壤疏松，水土流失严重，随暴雨径流进入河流的泥沙，往往携带大量氮、磷元素，影响河流水质。在农业方面，不合理的大量使用农药、化肥，畜禽养殖、秸秆腐烂等污染随水土流失和农田退水进入水体，增加了水体中COD和TN、TP的污染物总量，成为影响水质的重要因素。
（3）内污染
内污染又称二次污染，是指江河湖库水体内部由于长期污染的积累产生的污染再次排放，黄河干支流与水库中的沉积物以及水库的养殖场，是主要的内污染源。
（四）暴露分析
从新城桥水域的水质变化方面对其进行暴露分析。根据黄河兰州段污染物监测中的22项主要指标的统计结果[20]分析，各暴露因子的权重层次排序中挥发酚和石油类在前两位，粪大肠杆菌群和总大肠杆菌群所占权重居第二，重金属汞居第三，pH指标在层次总排序中较为靠后，总硬度和水温所占权重最小。
（五）危害分析
兰州黄河上游流域内排放的点源污染和面源污染等不利风险因素对黄河的累积作用，可能会引发大的污染事件，水质下降，导致完全丧失其特有功能，如饮用水源地功能；更为重要的是，一旦黄河水源地遭到严重污染，则兰州市上百万居民的生活用水无法保障，兰州市的经济将会迅速衰退，城市的发展将会遇到瓶颈，经济的发展会受到制约，带来严重的社会影响。保证黄河的水源地功能，就要控制分析黄河水各污染物指标，提早做出预防和处理，防止水质进一步恶化。
（六）生态风险综合评价
通过以上分析，确定理化指标、营养盐及有机污染综合指标、无机阴离子、金属及其化合物、有机污染物和生物指标6大类指标作为兰州黄河新桥段城市水源地生态风险评价的指标。
由于各主要风险源对风险受体的作用强度是不同的，对形成区域性生态风险的作用大小也有差异，因此，我们采取层次分析法对新城桥段水域进行生态风险综合评价，确定各风险指数的权重[21]，据此进行综合评价。
将新城桥段主要生态风险源两两相互比较，按比较重要性大小根据表2进行仿数量化，得到的数量值构成一个判断矩阵，并且通过一致性检验。从而获得黄河兰州新城桥段水源地生态风险的权重分别为理化指标0.054、营养盐及有机污染0.217、无机阴离子0.078、金属及其化合物0.217、有机污染物0.246、生物指标0.187（表3）。
三、讨论
暴露分析结果显示各暴露因子权重大小为挥发酚和石油类>粪大肠杆菌群和总大肠杆菌群>重金属汞居第三>pH指标>总硬度和水温所。说明其上游甘肃刘化集团、兰州新西部维尼纶有限责任公司等化工企业排污引起的点源污染主要的风险暴露因子，其次是农业和畜牧业养殖引起的生物性及化学性面源污染。
生态风险综合评价结果显示水质综合评价6类大指标所占权重有机污染物>营养盐及有机污染综合指标和金属及其化合物>生物指标>无机阴离子>理化指标，说明有机污染物对水质影响最大，也就是说有机污染物对水源地生态风险的贡献率最大，营养盐及有机污染综合指标和重金属污染物指次之，而只是影响感官的理化指标贡献率最小。说明各种点源污染、面源污染及内污染是兰州市水源地主要的生态风险因子。而由化工企业排污及农业施肥、污灌等引起的有机物污染及重金属污染是重点控制对象。
四、结论
1.识别出新城桥水源地的主要生态风险源为：电源污染、面源污染和内污染。
2.位于该水域上游的化工企业排污引起的点源污染和由农业和畜牧业养殖引起的生物性及化学性面源污染是主要的生态风险暴露因子。
3.在地表水水质综合评价体系6类大的指标中，有机污染物对兰州市水源地生态风险的贡献率最大，其次是营养盐及有机物然综合指标和重金属污染物指标，是风险管理的重点控制对象。
4.兰州黄河新城桥段处于污染和水土流失严重的的黄河流域，多种污染源及不同污染物的复合污染的胁迫下，水质恶化不断加剧，对居民的用水安全造成极大威胁。为保障兰州市居民用水安全，必须将生态风险评价及管理引入到对水源地的保护中，加强对水源地复合风险、多种污染的协同作用、累积作用的研究，制定出针对各种污染源及污染物的综合、宏观的水源地管理和保护模式。
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篇5
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2014）13-3010-04
Assessing the Potential Ecological Risks of Heavy Metals in Farmland Soils in Shandong Province
YU Lei，LU Cheng-xiu，LIU Yu-zhen，LIU Fu，CHENG Jie-min
（College of Population Resources and Environment， Shandong Normal University， Jinan 250014， China）
Abstract： Using the basic farmland of Shandong Province served as object， the potential ecological risks of Cu and Zn， Pb， Cd in the soil was evaluated by using the index of potential ecological risk and the index of geoaccumulation.Results based on the index of potential ecological risk showed that the potential ecological risk of moisture soil was at B level， indicating that the ecological damage was moderate. The potential ecological risk of brunisolic soil were at A level， indicating that the ecological damage was not serious； while the potential ecological risk of brown earth was at B level， indicating that the ecological damage was moderate. The potential ecological risk degrees of heavy metals were ranked in order of Cd>Pb>Cu>Zn. Results based on index of geoaccumulation showed that the potential ecological risks of heavy metals were ranked in order of Pb>Cu>Zn>Cd.
Key words： soil； heavy metals； pollution assessment； index of geoaccumulation； index of potential ecologicalrisk
近年来，我国农业生产在快速发展的同时，农业生态环境也遭受着严重的污染和破坏[1]。调查表明，我国污灌区被重金属所污染的土地面积已达污灌区面积的64.8%，所以农村生态被称为“中国环保的短板”[2]，分析土壤重金属元素含量对研究人为活动对土壤质量的影响以及合理开发和利用土地资源具有重要意义[3]。根据农业部对全国污灌区进行的调查表明，在我国大约140万hm2的污水灌溉区中，已经遭受重金属污染的土地面积占到污水灌区面积的64.8%，具体为轻度污染的占46.7%，中度污染的占9.7%，而严重污染的占8.4%[4]。由农田土壤及作物的重金属污染所引起的潜在健康风险引起了国内外学者的广泛关注[5-7]。对重金属进行生态风险评价的方法很多，其中常用的有地积累指数法及潜在生态风险指数法等。地积累指数法主要对沉积物或土壤中的重金属污染程度及其分级情况进行定量评价[8，9]。潜在生态风险指数法可以将生物毒性、生态危害与污染物浓度有机结合起来，从而综合反映重金属对生态环境的影响潜力[10]。本研究以山东省典型农田土壤为对象，于2009-2010年对山东省90%以上的棕壤、褐土、潮土等主要土壤类型进行调查，并在此基础上采用地累积指数法和潜在生态风险指数法对山东省典型农田土壤重金属的生态风险进行评价，从而为采用何种方法对污染土壤进行科学管理、修复、治理并防止污染进一步发展提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
山东省地处黄河下游，位于东径114°36′-122°43′，北纬34°22′-38°33′之间，土地总面积15.7万km2，其中耕地面积为733.5万hm2。
山东省主要土壤类型有棕壤、褐土、潮土和盐土等土壤类型。其中褐土占全省土壤总面积的18.16%、潮土占41.10%、棕壤占30.66%，总计约90%。棕壤、褐土、潮土为山东省主要土壤类型[11]，同时也是本研究农田土壤的3种类型。
1.2 样品采集与测定
按照土壤类型和作物种植品种分布及土壤肥力高、中、低分别采样，采用全球定位系统进行全省范围内的精确布设代表性采样点60个（其中褐土25个，潮土16个，棕壤19个）（图1），采集农田耕层土壤（0～20 cm），风干，磨细，过筛，备用。土壤中Cu、Zn的测定采用火焰原子吸收分光光度法[12]；土壤中Pb、Cd的测定采用KI-MIBK萃取火焰原子吸收分光光度法[13]。
1.3 数据处理
1.3.1 地累积指数法 地积累指数（Index of geo-accumulation）又称Mull指数，地积累指数法考虑了元素相对于自然本底值的富集性，主要侧重于从自然角度对土壤进行评价[10] 。
计算公式如下：Igeo=log2Cn/（K・Bn）
式中，Cn为实测重金属元素的含量，mg/kg；Bn为当地沉积物中重金属元素含量的地球化学背景值，mg/kg；K为考虑到各地成岩作用不同引起背景值波动所设定的常数，K=1.5。地累积指数法分级标准见表1。
1.3.2 潜在生态风险指数法 潜在生态风险指数 （The potential ecologicalrisk index） 法则考虑了各重金属元素的毒性，更侧重于从生物和人的角度对土壤进行评价[14]。计算公式如下：
式中， RI为多种重金属元素的潜在生态风险指数； Eir为第i种重金属元素的潜在生态风险指数； Cif为第i种重金属元素的污染系数；Ci为所测样品中第i种重金属元素含量的实测值，mg/kg；Cin为第i种重金属元素含量的背景值，mg/kg；Tir为第i种重金属元素的毒性响应参数[14]。潜在生态风险指数法分级标准见表2。
2 结果与分析
2.1 地累积指数法评价结果
山东省农田土壤60个采样点的重金属污染地累积指数不同风险级别的频数及比例如表3所示。
根据地累积指数法分级标准可知，山东省典型土壤中Zn、Cu、Pb、Cd等元素多数样点在无污染至中等―强污染范围内。其中，Pb的污染最重，其中污染程度达到强―极严重污染和强污染的采样点各有1个，风险级别分别为5级和4级。另外有21.7%的采样点达中等―强污染的程度，值得重视。其次是Cu元素，有5.0%的采样点达中等―强污染的污染程度，3级风险，28.3%的采样点达中等污染程度。Cd、Zn的污染程度相对较轻，分别有40.0%和26.7%的采样点土壤达到中等污染程度，其余为无污染或轻度―中等污染程度，风险级别较低。
就不同的土壤类型来看（表4），褐土中Cu、Zn风险级别为1级，Cd、Pb为2级，各元素的风险程度依次为Pb>Cd>Cu>Zn；潮土中Cu、Cd、Zn为1级风险，Pb为2级，各元素的风险程度依次为Pb>Cu>Cd>Zn；棕壤中Cd、Zn为0级风险，Pb为1级风险，Cu的风险级别为2级，各元素的风险程度依次为Cu>Pb>Zn>Cd。
2.2 潜在生态风险指数法评价结果
研究区农田表层土壤中各元素的单项潜在生态风险指数和综合潜在生态风险指数（表5）显示，所有采样点的Cu和Zn元素的潜生态风险指数均小于40，风险级别为A，潜在生态危害程度轻微；对于Pb元素，占总数3.30%的采样点其潜在生态风险指数大于80但小于160，风险级别为C，生态危害程度强，占总数10%的采样点，其潜在生态风险指数大于40小于或等于80，潜在生态风险级别为B，潜在生态危害程度中等，其余监测点的潜在生态风险指数均小于或等于40，属A级风险级别，对生态有轻微危害，全省所有监测点平均潜在生态风险级别为A级；对于Cd元素，占总数3.30%的采样点，其潜在生态风险指数大于160，风险级别D级，潜在生态危害程度极强，A、B、C三个级别采样点所占比例分别为20.00%、36.70%和40.00%，全省平均潜在生态风险指数为82.78，大于80，属于C级，对生态具有强污染。由此可看出，Cd污染较为严重，各元素的潜在生态危害程度为Cd>Pb>Cu>Zn。
综合多元素，从综合潜在生态风险指数（表6）来看，山东省基本农田土壤中褐土和棕壤潜在生态风险级别为B级，潜在生态危害程度中等，潮土的潜在生态风险级别为A级，潜在生态危害程度轻微。
3 结论与讨论
从地累积指数可以看出，Pb的污染最重；其次是Cu元素，有5.0%的采样点达中等―强污染的程度，3级风险，28.3%的采样点达中等污染程度。Cd、Zn的污染程度相对较轻，分别有40%和26.7%的采样点土壤达到中等污染程度，其余为无污染或轻度―中等污染，风险等级较低。
根据地累积指数法，就不同的土壤类型来看，褐土中各元素的风险程度为Pb>Cd>Cu>Zn；潮土中各元素的风险程度为Pb>Cu>Cd>Zn；棕壤中各元素的风险程度为Cu>Pb>Zn>Cd。
研究区农田表层土壤中各元素的单项潜在生态风险指数和综合潜在生态风险指数显示，所有采样点的Cu和Zn元素的潜在生态风险指数均小于40，潜在风险级别为A级，潜在生态危害程度轻微，其中Zn元素的潜在生态风险指数范围为0.23～4.70，Cu元素的潜在生态风险指数范围为2.31～36.84；对于Pb元素，潜在生态风险指数范围为3.03～136.23；对于Cd元素，潜在生态风险指数范围为9.88～173.43。由此可看出，Cd元素的潜在生态危害最大，各元素的潜在生态危害程度为Cd>Pb>Cu>Zn。
两种方法都得出Zn元素的污染程度最低，但是对于其他3种元素的结果均不相同，这是各方法的要求不同造成的，具体采用何种方法应根据研究目的而定。根据潜在生态风险指数法的评价结果，Cd元素的潜在生态危害最大，但是根据地累积指数法的评价结果，只有40%的采样点土壤Cd达到中等污染程度，其余属无污染或轻度―中等污染程度，风险等级较低。在成杰民等[15]对Cu、Cd、Pb、Zn的积累速率的计算中发现，4种重金属元素中虽然Cd的积累速率非常低，但由于其本身原始含量就较低，其年变化速率却高于Cu、Zn，仅次于Pb，这从另一方面说明了Cd存在较大潜在风险。贾琳等[1]在对山东禹城农田土壤的研究中同样发现其土壤中Hg和Cd潜在生态危害指数较大，存在较大的潜在生态风险。因为禹城为典型施肥区，其畜禽养殖和污灌以及城市化进程是造成土壤中Cd含量超过原有背景值的主要因素。
农田土壤的质量与人类的生产活动密切相关，因此对于农田土壤重金属污染的危害应多从人类和生物的角度考虑，对毒性的研究要多加注意。潜在生态风险指数法不仅可以反映在一定环境中的全部污染物的影响，并且通过潜在生态危害指数的计算指出了其中应该特别注意的物质，所以对于污染的控制非常重要[16]。由此来看，采用潜在生态风险指数法对农田土壤重金属污染进行评价更适合此次的研究目的。
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篇6
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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2环境工程的风险评价的问题分析
2.1选择风险评价终点
对于人体健康的风险评价终点一般为一个物种，受体是人，无需选择。生态系统风险评价终点却不一样，不仅仅一个，因此需要进行终点的选择，这个选择也决定了风险评价过程。终点选择问题存在于所有的环境组织中，选择的原则根据生态系统及污染物的特性进行选择，了解越多选择越准确。鉴于生态环境的复杂情况以及评价员的主观性，因此选择的终点不尽相同，对此现在缺乏一个统一的选择方法与标准对评价终点进行选择。
2.2优化数学模型
数学模型是环境风险评价不可缺少的部分。环境风险评价的目的是对人为活动造成环境影响的可能性进行预测，而该过程是通过对已有资料分析预测可能发生的后果，其中涉及到大量数学计量模型的使用。因此数学模型质量的好坏对整个风险评价的准确性起到关键性作用。主要涉及模型有：污染物的环境转归模型及时空分布模型、外推模型、暴露模型、风险计算模型等。风险评价是多种模型的有机组合，并通过计算机进行连接组合。随着社会的不断发展，风险评价变得日益复杂，准确性的要求也日益提高，因此对数学模型的完善与优化是风险评价研究重点工作。
2.3暴露评价
对人体风险评价过程中暴露评价主要是指预测人体的暴露值、暴露时间、频率、途径，表征为受到暴露群体。而进行生态风险评价过程中，生态暴露评价比人体暴露评价要有难度，特别是暴露群体表征的确定，主要原因是不同的物种拥有不同的栖息地环境，且该环境差异大，如陆生环境、水生环境等。生态的暴露评价属于风险评价中基本组成部分，且因为暴露系统具有极为复杂的特性，因此当前仍缺乏一个可以适用于全部生态风险评价的暴露描述。对生态暴露评价方法与技术的研究与发展成为当前本行研究工作者研究重点项目。
2.4处理不确定性风险
处理不确定性风险作为风险评价中长期存在的问题。其不确定性来自于多种外推的结果，如，非同级生物之间的外推、实验室对野外状况的外推等。对不确定性风险进行定量化的处理，是当前风险评价需要解决的重要技术问题，需要研究与发展多种外推的理论，并建立科学外推的模型。
3风险评价的应用
风险评价在环境影响评价中应用的目的是有效科学的对整个环境影响评价质量进行提高。环境风险评价首先就工程进行分析，从中预测可能发生的事故风险，并对项目原有风险开展调查，调查内容有工艺、包装、运输、原料及燃料用量、贮存等。其次在确定了风险源后，根据选择的模式进行风险评价，最终确定该项目风险的级别，同时对事故造成进一步污染后果进行预测。
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中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2015）15-0215-03
污水灌溉曾被认为是缓解农业水资源紧张状况的重要途径，但长期使用未经处理的污水进行灌溉，可能会导致污水中的重金属等污染物在土壤中累积，并经过作物吸收进入食物链，或通过某些迁移进入地下水和大气，最终威胁其他动物甚至人类的健康[1]。由于长期污灌已经引起了一系列的环境问题，如小麦拔节后抽穗少、蔬菜易腐烂不耐贮藏等[2]。因此，污染土壤修复技术已成为全球的热点研究领域之一，通过土壤淋洗、加入土壤改良剂使重金属固化或改变重金属形态、微生物与植物的生物修复等措施，可以减轻或清除土壤的重金属污染[3]。但无论采取何种污染修复技术，都必须先了解土壤污染状况、污染类型和污染程度等，才能采取相应的措施。
白银市位于甘肃省中部，黄河上游，地下水资源丰富，黄河流经市辖区，水能资源充足。面积2.12万km2，人口180万人。白银地区矿产丰富，开采历史悠久，矿产资源有铜、铅、锌、金、银等金属矿产及硫磺、煤炭、石膏、石灰石、芒硝、氟石等非金属矿产。白银市几十年来粗放的有色金属采选和冶炼加工，致使境内东大沟流域农田及周围生态环境的重金属污染问题严重，直接影响黄河流域生态安全。东大沟是白银市东市区工业区的一条排污沟，起源于白银公司露天矿，由北向南穿过白银市东市区，流经38 km于四龙口汇入黄河。沿途主要接纳了白银公司、银光公司等工业企业排放的工业废水和东市区居民生活污水。作为农业灌溉用水的有效方式，东大沟沿线耕地用污水灌溉有很长的历史。因此，研究污灌区土壤重金属污染特征，对土壤环境质量进行评价，可为污灌区土壤重金属污染修复提供科学依据。
1 研究方法
1.1 样品采集
1.1.1 采样区域与采样点分布。本次研究基于2007年全国第二次土壤普查工作中在东大沟污灌6个不同区域（分别标记为A、B、C、D、E、F）采集的表层土壤，采样深度为0～20 cm，共计50个，其中区域A有4个，区域B有10个，区域C有23个，区域D有3个，区域E有6个，区域F有4个，代表白银市东大沟污灌区域土壤环境质量，采样定位见图1。
1.1.2 土样采集与处理方法。测量重金属的样品用竹片或竹刀去除与金属采样器接触的部分土壤，再用其取样。等重量混匀后用四分法弃取，保留相当于风干土3 kg的土样记录装袋。采样结束后，采样小组填好样品流转单，同样品一起交样品管理员。采集的土壤样品放置于风干室的风干盘中，除去土壤中混杂的砖瓦石块、石灰结核、根茎动植物残体等，摊成2～3 cm的薄层，经常翻动。半干状态时，用木棍压碎或用2个木铲搓碎土样，置阴凉处自然风干。风干后的样品倒在有机玻璃板上，用木锤敲打，用木棒再次压碎，细小已断的植物须根，采用静电吸附的方法清除。混匀土样，过孔径2 mm的尼龙筛，去除2 mm以上的砂粒，大于2 mm的土团继续研磨、过筛。过筛后的样品全部置于无色聚乙烯薄膜上，充分搅拌、混合直至均匀，用四分法弃取、称重，保留2份样品，一份装瓶备分析用，另一份继续进行细磨，过孔径0.15 mm的尼龙筛用于分析。
1.2 样品分析
采用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸全消解的方法，彻底破坏土壤中的矿物晶格，使试样中的待测元素全部进入试液，使用Zeenit-700原子吸收分光光度计测定Cu、Pb、Zn、Cd，使用AFS-930原子荧光光度计测定As、Hg。所有测定均有空白样和质控样进行质量控制。
1.3 评价方法
污染评价的方法很多，目前使用较多的是指数法，不同的评价方法侧重点不同。本次研究采用污染综合指数法、污染分担率对污灌区土壤重金属污染特征进行评价，采用Hakanson潜在生态危害指数法对污灌区土壤生态风险进行评价。
1.3.1 土壤重金属污染质量评价。土壤按照应用功能、保护目标和土壤主要性质划分为3类，Ⅱ类主要适用于一般农田、蔬菜地、茶园、果园、牧场等土壤。土壤质量基本对植物和环境不造成危害和污染。本次评价区域执行《土壤环境质量标准》（GB15618―1995）Ⅱ类土壤标准[4]，采用单项污染指数和综合污染指数，对污灌区土壤重金属污染进行评估。具体的数学模型如下。
单项污染指数：Pi=Ci/Si
污染分担率：Ki（%）=（Pi/P）×100
式中，Pi为第i种污染物单项污染指数，Ci为第i种污染物的实测值，Si为第i种污染物的评价标准，P为污染综合指数，Ki为第i项污染物所占的分担率（%）。
土壤质量分级标准见表1。综合污染指数全面反映了各污染物对土壤污染的不同程度，同时充分考虑了高浓度物质对土壤环境质量的影响。
根据国家土壤环境质量标准的定义，本文将土壤环境质量分为5个级别，具体分级见表2。
1.3.2 潜在生态风险评价。瑞典著名地球化学家Hakanson在1980年提出的潜在生态指数法（The Potential Ecological Risk Index）（RI）是一套应用沉积学原理评价重金属污染和生态危害的方法。该方法作为国际上土壤（沉积物）中重金属研究的先进方法之一，不仅反映了某一特定环境中不同污染物的影响，同时也反映了多种污染物的综合影响，并定量划分出潜在危害程度，是目前应用很广的一种方法。我国著名学者陈静生曾于1989年根据Hakanson的关于潜在生态危害指数评价方法介绍了6个重金属元素的毒性系数的计算方法，并给出了毒性系数。随后，我国众多学者在研究土壤（沉积物）重金属污染评价中也大量使用了潜在生态危害指数法。
单个元素污染系数：Cir=Ci实测/Cin
式中，Cir为某一种金属的污染系数，Ci实测为土壤（沉积物）重金属元素的实测含量，Cin为该元素的评价标准，某一重金属的潜在生态危害系数Eir=Tir×Cir
某一点土壤（沉积物）多种重金属综合潜在生态危害指数：
Hakanson提出的重金属毒性水平顺序：Hg（40）>Cd（30）>As（10）>Pb（5）=Cu（5）>Zn（1），潜在生态风险指数可以定量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。重金属的潜在生态风险指标与分级关系见表3。
2 结果与分析
2.1 东大沟污灌区土壤重金属污染特征
对白银市东大沟污灌区50个点位表层采集的土壤样品，使用原子吸收光度法和原子荧光光度法完成了6种元素（Cu、Pb、Zn、Cd、As、Hg）的测试。同时，选取全国第二次土壤普查中本地区环境土壤背景点的土壤样品，并将此作为本地的背景值。监测分析结果可知，东大沟污灌区不同区域表层土壤中重金属含量分布差别较大（表4）。由表4可知，6种重金属含量均值大小在区域A、E、F中依次为Zn>Pb>Cu>As>Cd>Hg，区域B依次为Cu>Zn>Pb>As>Cd>Hg，区域C、D则为Zn>Cu>Pb>As>Cd>Hg。重金属污染程度沿程分布呈现逐渐降低的趋势。
以相关元素背景值为评价标准是土壤环境质量评价的最基本的依据之一，也是判别土壤污染程度与否的重要标准之一[5]。通过与白银市土壤背景值比较，污灌区表层土壤中6种重金属平均含量均显著高于土壤背景值。其中，Cu的最高平均值达到土壤背景值的39倍（区域B），Pb为24倍（区域A），Zn为23倍（区域A），Cd为475倍（区域A），As为15倍（区域F），Hg为48倍（区域F）。除As和Hg外，其他重金属元素的超标率为100%。因此，由于历史原因和现实条件限值，常年使用处理未达标的污水灌溉，白银市东大沟污灌区表层土壤已经出现了严重的重金属累积现象，应引起农业环境部门的重视。
2.2 东大沟污灌区土壤重金属污染质量评价
由于该地区的土壤pH均值为7.58，属微碱性环境，故选择国家土壤环境质量标准pH>7.5的二级限量值作为污染评价值，计算污灌区土壤中6种重金属的单项污染指数值和综合污染指数值，分析结果见表5。
从表5可以看出，根据单项污染指数法和综合污染指数法的评价结果，污灌区表层土壤已经受到重金属污染。在研究区中的重金属，Cu、Pb、Zn、Cd、As、Hg的单项污染指数的变化范围分别为1.06～7.57、0.50～1.99、0.73～4.46、10.7～62.0、1.68～6.92、0.14～1.89；单项污染指数均值分别为3.91、1.34、2.50、35.2、3.32、1.06，均大于1。在研究的污灌区中，Cd的污染指数最高，对环境的污染也最大。表层土壤重金属的平均单项污染指数从大到小依次为Cd>Cu>As>Zn>Pb>Hg。
污灌区的综合污染指数范围为2.5～13.2，均值为7.9，污灌区土壤受到重污染，作物受到的污染已相当严重。由综合污染指数看以看出，各个污灌区表层土壤重金属污染程度为区域C>区域A>区域B>区域D>区域F>区域E。从分布的区域来看，重金属污染程度呈现污灌土地沿流域自上而下，由近岸到远离逐渐降低的趋势。
污染物分担率反映了各污染物在污染过程中所占的比率。从表6看以看出，污灌区表层土壤中6项污染物平均分担率的顺序为Cd>As>Cu>Zn>Pb>Hg，但不同区域中污染物分担率有差别。在污灌区表层土壤中，Cd污染物分担率明显高于其他污染物，平均值达到了72.51%，因此东大沟污灌区表层土壤重金属的污染程度主要由该地区Cd的污染程度来判定。从污染因子结构来看，与东大沟纳入废水企业明显相关。
2.3 东大沟污灌区表层土壤潜在生态风险评价
根据东大沟流域特点，综合本地区背景土壤不会对东大沟污灌区土壤中重金属含量造成影响情况，本次研究确定以《土壤环境质量标准》（GB15618―1995）Ⅱ类标准进行生态风险评价。
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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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1.1研究方法SSD是20世纪70年代末兴起的一种生态风险评价新方法[13]。该理论认为：不同门类的生物由于生活史、生理构造、行为特征和地理分布等不同而产生了差异性，其在毒理学上反映为不同的物种对污染物有不同的剂量-效应响应关系，即在结构复杂的生态系统中，不同的物种对某一胁迫因素（如有毒化学品)的敏感程度服从一定的（累积）概率分布[14-16]。SSD的用法一般分为正向（Forwarduse）和反向（Inverseuse）2种[17]。正向方法主要用于生态风险评价，即已知污染物浓度水平，通过SSD曲线计算潜在影响比例（Potentialaffectedfraction,PAF），用以表征生态系统或者不同类别生物的生态风险；而反向方法通过确定保护一个生态系统中大部分物种的污染物浓度水平来制定环境质量基准，一般使用5%危害浓度（HazardousCon-centration5%,HC5），指影响不超过5%的物种，即可以保护95%以上的物种时对应的急性浓度/慢性浓度。
1.2浓度数据来源DEHP的质量浓度数据主要来源于北京公园水体、第二松花江、黄河兰州段、黄河中下游支流、黄河中下游干流、长江重庆段、三峡库区、海河流域、长江武汉段、浙江饮用水河流、浙江湖库、南京玄武湖等地表水的文献报道（见表1）[18-27]。由表1可见，我国不同区域水体的DEHP质量浓度差异较大，南京玄武湖、第二松花江中DEHP的平均质量浓度明显高于其他地区DEHP的浓度水平；与国外水体中DEHP质量浓度相比较而言[28-34]，除南京玄武湖、第二松花江和南非的质量浓度范围相当外，西班牙EhroRiver中DEHP质量浓度最小，仅为0.7μg•L-1，其他几个国家的浓度水平和国内多数水体中DEHP的质量浓度水平相当。数据选取的遵循以下4点原则：一是尽量选择近年的报道数据；二是尽量选择地表水体；三是计算时采用平均值；四是分析监测方法基本一致。
1.3毒理数据获取SSD的构建可以使用LC5（0或EC50）或NOEC值等急性或慢性数据，本研究使用急性毒性数据构建SSD。利用美国环境保护署ECOTOX数据库（epa.gov/ecotox/）和相关文献，搜集DEHP对水生生物的毒理数据。根据Dubouding等[35]的研究，毒理数据筛选标准如表2。由于DEHP的毒性数据量较少，在分析时仅按照2种情况考虑：（1）全部物种不进行细分；（2）把全部物种细分为藻类（Algae）、无脊椎动物（Invertebrates）和脊椎动物（Vertebrates）3类；其
1.4SSD拟合将毒理数据（浓度值）进行对数变换，然后利用参数方法或非参数方法进行拟合，就可以得到SSD曲线。参数拟合形式主要有波尔Ⅲ模型（BurrTypeⅢ）、逻辑斯蒂累积密度模型（LogisticCDF）、对数正态累积密度模型（LognormalCDF）、韦布尔累积密度模型（WeibullCDF）、蒙特卡罗模型（MonteCarlo）、高斯模型（Gaussian）、龚珀资模型（Gompertz）、指数增长模型（ExponentialGrowth）和S型模型（Sigmoid）等[10]。目前，还没有理论研究证明SSD属于某一特定曲线形式，因此可选择不同的拟合方法[11]。本研究尝试多种模型拟合后，最终认为采用BurrIII型分布作为SSD的拟合曲线拟合效果比较好。BurrIII型分布是一种灵活的分布函数，对物种敏感性数据拟合特性较好，在澳大利亚和新西兰的环境风险评价和环境质量标准制定中被推荐使用[12]。BurrIII型函数的参数方程为：
1.5数据处理本研究将从生态系统的不同层次研究DEHP污染对淡水生物种内、种间以及整个群落的影响。对于同一物种有多个数据的情况，采用其所有浓度数据的几何均值。SSD对于毒理数据数量的最小要求没有统一的规定，OECD于1992年以及澳大利亚于2000年发表的水质标准中推荐的最小数量为5个[12]。本研究采用Bootstrap非参数方法对小样本进行统计模拟，从而获得未知分布和未知参数的统计估计[36]。
1.6HC5和PAF计算在SSD拟合曲线上对应5%累积概率的污染物质量浓度为HC5。应用BurrIII分布计算HC(q)的公式为：
2结果与分析
2.1参数计算结果表4是使用BurrIII分布模型计算得到SSD曲线的拟合参数结果。从表4可知，BurrIII分布模型拟合度，除了藻类为0.96之外，其余均大于0.99，拟合效果较好。
2.2不同物种对DEHP的敏感性不同物种对DEHP的耐受范围和HC5如表5。从图1和表5可以看出，不同物种的耐受范围存在差异。从小到大依次为无脊椎动物<脊椎动物<藻类，这可能与各物种的组别多样性有关，同时还与生物体内的脂肪含量相关。不同的耐受范围可间接看出该物种抵抗DEHP污染的能力，耐受范围越大，表示随着浓度增加，风险增大的趋势较缓慢。DEHP对不同物种的HC5从小到大依次为藻类<无脊椎动物<脊椎动物，其HC5值分别为41.01、1980.90、5441.17μg•L-1其中藻类最敏感。HC5是该物种存在生态风险的阈值，HC5越小，也是保护该物种95%的生物组别的DEHP浓度水平越低，说明DEHP对该物种的生态风险越大。从研究的数据上看，藻类、无脊椎动物、脊椎动物3类物种的几何均值分别为5555.15、5230.34、15210.71。尽管从总体上看，DEHP保护95%水生物系统生物安全的HC5为4521.46μg•L-1，但对于DEHP而言，虽然藻类在淡水生态系统中毒性耐受范围较宽，但总体毒性水平较低。由于藻类是淡水生态系统中是不可或缺的生物要素，并且DEHP具有脂溶性，经食物链逐级传递，极易造成整个淡水生态系统的生态风险和人体健康风险。
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指示生物又叫生物指示物(BiologicalIndicator，Bioindicator)，是指在一定地区范围内，能通过特性、数量、种类或群落等变化，指示环境或某一环境因子特征的生物［1］。使用生物体来对环境状况进行监测的历史由来已久。早在古希腊时期，亚里士多德就把淡水鱼放到盐水中，观察其行为。在工业革命时期，金丝雀被放到地下煤矿中，工人通过观察金丝雀的特殊反应，及时离开煤矿避险;20世纪初期，欧美生物学家为了应对河流湖泊污染，开始研究利用水生生物监测水环境污染。中国开展指示生物监测河流污染研究是从20世纪80年代开始的，到目前还没有完善的监测指标体系，尚需进一步发展研究。使用指示生物监测方法，监测水体重金属污染状况，有着传统理化监测不可比拟的优点，主要表现在［2］:(1)反映生物学效应。常规分析技术只说明污染程度偏离正常值，常常忽视生物个体以及种群对外源性污染物的效应;(2)灵敏性。重金属在一般水体中，浓度很低，Cu、As、Cd、Hg在水体中的浓度通常在1×10－2～10μg/L之间，甚至在检测限以下。生物监测利用生物对重金属的灵敏性、富集、放大作用，准确快速监测出水体中重金属的污染状况;(3)长期性。指示生物可以持续监测水体，可以反映出剂量小，长期作用的慢性毒性效应;(4)综合性。重金属在生物体内可以表现为协同效应或拮抗效应等复合污染效应，指示生物可以反映出重金属对其的综合效应;(5)范围广。(6)成本低。
2指示生物的分类
生物监测是使用活着的生物获得定量的环境变化信息，而这些环境变化往往来自于人为活动。指示生物是生物监测的重要组成部分，根据物种不同，指示生物可以分为动物、植物、微生物。根据不同的环境介质，指示生物又可分为土壤、大气、水体生物。根据生态学层次不同，可以分为个体以及系统水平上的指示生物;种群、群落、生态系统水平上的指示生物［3］。由于重金属在不同的生态学层次中有不同的表达特征，掌握这些特征，对准确监测重金属污染有重要作用。
2．1个体、系统水平上的指示生物研究
2．1．1水生植物监测重金属研究水生植物是指能正常生长在水中的植物。按照水生植物的形态结构和生活习性，水生植物可以分为三类:水生维管植物、水生藓类、高等藻类。底栖植物长期暴露在水环境中，能直接吸收水体和沉积物中的污染物，而积累的重金属元素在其体内不表现出生物响应［4］。然而，环境重金属的压力会导致部分水生植物出现生理变化和生理功能减弱［5］，对指示生物的监测，就是监测其生理变化和生理功能改变，以反映水体重金属的污染状况。水生维管植物通过发达的根系和叶子吸收水体中重金属，结合其定栖的习性，使其适用于监测水环境状况的变化［6］。Fawzy等［7］研究6种水生维管植物富集重金属能力，发现维管植物提供一种具有成本效益的方式来监测水体重金属污染。Magdalena等研究波兰南部沿海地区多种水生植物对汞的累积性时，发现开花维管植物体内汞浓度随着河流中汞浓度上升而增加。苔藓植物自1971年Goodman等人发明藓袋法监测重金属开始，藓袋法在世界范围得到了广泛应用。有研究表明，藓袋法对于河流重金属的慢性污染有良好的监测效果。藻类植物种类繁多，主要有硅藻、绿藻、蓝藻等。藻类吸收重金属后，将影响藻类蛋白质合成以及酶活性，引起藻类生长代谢与生理功能紊乱、抑制光合作用、减少细胞色素、导致细胞畸变、组织坏死、甚至使机体死亡。同种重金属由于价态、化合态和结合态的不同，藻类吸收后引起的毒性也不同，藻类监测重金属就是利用这种特异性。LalitK等利用硅藻监测恒河重金属Cu和Zn，发现细胞膜发生畸变，表明硅藻细胞膜形态异常可以用来监测水体重金属污染。Chakraborty使用海底藻类监测海洋重金属污染，发现绿藻和褐藻能高度富集重金属，可以作为潜在生物指示物用于指示重金属污染。
2．1．2水生动物监测重金属研究水生动物是生态系统重要组成部分，最常见的是鱼类，此外还有腔肠动物，如海葵、海蜇、珊瑚虫;软体动物，如乌贼、章鱼;甲壳动物，如虾、蟹;其他动物，如海豚、鲸(哺乳动物)、龟(爬行动物)等其他生物。水生动物往往能够积累某些重金属，对重金属毒性作出相应的行为反应或表现出某种遗传特征，因此，这一类水生动物能成为监测重金属污染的生物指示物。在突发性重金属污染胁迫下，水生动物常常能作出生物学行为反应。水生动物行为反应能直观、快速地反映水质变化，常见的指标有呼吸、生长、心率、求偶行为和游动行为等。Gendusa发现黑鳟暴露在Cr6+环境中时，快速的胸鳍运动能作为外部生物标识监测Cr。Svecevicius等研究虹鳟鱼在Cr6+胁迫下的行为变化，发现虹鳟鱼的游动行为随着Cr6+浓度增加而增加。黄东龙对斑马鱼行为反应进行研究发现在Zn2+和Cr6+的突发性胁迫下，其行为反应快速而且敏感，表明斑马鱼的行为变化能对突发性重金属污染进行监测，提供早期预警。
2．2种群、群落、生态系统水平上指示生物研究重金属对生物的有害性研究往往侧重个体或细胞水平，然而不同水平上的生物有害效应具有非线性的层次性，即高一级的生物水平上的效应可能具有不能从次一级水平上得到的预测的新特征。如生物标志物的研究集中在细胞水平上，通常不能直接扩展到个体甚至种群水平上，因为细胞水平的毒性效应可能被组织的补偿机制所掩盖。同样，个体的重金属浓度、行为特征等参数并不能直接推移到种群水平上，要监测水体重金属的生物效应，更需要关注种群、群落甚至生态系统上的生物监测研究。生物在重金属胁迫作用下，群落内不同生物具有不同的响应，尤其是长时间低剂量暴露的情况下，群落种数发生变化，同时群落结构也发生变化，敏感种减少，耐受性种成为优势种。常用的利用微生物群落监测水体重金属的方法是国标PFU法(GB/T12990－91)。PFU(polyure-thanefoamunit，聚氨酯泡沫塑料块)法就是将PFU浸没在水中，利用PFU的小孔径(约150μm)，采集微型生物群落，并评价水质。研究表明，高浓度重金属影响底栖生物和浮游生物的多样性。
3对指示生物进行环境风险评价的应用研究
通过指示生物监测获得的环境状况，往往是生物体内重金属浓度的数值，还需要使用适合的评价方法反映当前环境的污染程度，以及后期可能带来的环境风险，提出合理的控制对策。当前水体重金属评价往往局限于对当前浓度的评价达标与否，忽视了长期低剂量暴露下造成的生态风险和对人体的健康风险。对指示生物的风险评价有利于量化这一不确定性的风险。风险评价可分为生态风险评价与健康风险评价。生态风险评价是一个预测环境污染物对生态系统或其中某些部分产生有害影响可能性的过程。环境健康风险评价是以风险度作为评价指标，把人体健康和环境污染相联系，通过定量描述在污染环境中人暴露所受危害的风险。
3．1指示生物在生态风险评价中的应用目前，这些水生生物重金属评价方法均能反映区域水质生态风险水平，实际应用中，为了更全面评估各种风险水平，常常同时使用多种评价方法。其次，还有基于种群、群落的生物评价方法，如对于水体物种种群丰度、敏感种的生态风险评价，常采用生物评价指数。生物评价指数有很多，如基于敏感种和耐污种的出现与否构建的指数BMWP(Bi-ologicalMonitoringWorkingParty)、基于物种的耐污值及其在群落中的重要性构建的FBI(FamilyBioticIndex)指数、基于物种丰度和耐污值构建的BI(Biot-icIndex)指数等。这些评价指数对各种环境问题的灵敏性不一，有研究发现，FBI指数可以有效指示酸污染与氨氮污染，BI指数可以评估流域土地利用和重金属污染对河流生态的影响。
3．2指示生物在健康风险评价中的应用健康风险评价将人体健康和环境污染联系在一起，定量估算有害物质对人体健康的危害程度，并提出减小环境健康风险的对策。指示生物能用于评估重金属对人体健康风险水平，为食用水生生物、消费水产品人群提出早期预警以及安全指导。健康风险评价的程序分为:危害鉴定、剂量反应评估、接触评估、风险评定等四个阶段。目前，健康风险评价方法已被法国、荷兰、日本、中国等许多国家和一些国际组织如经济发展与合作组织(OECD)、欧洲经济共同体(EEC)等所采用。计算生物体内重金属的潜在非致癌风险值，通常使用目标风险系数(THQ)，而致癌风险的计算，则使用致癌系数(CR)表示。在重金属防治对策制定的过程中，必须考虑重金属对人体的危害程度，指示生物的环境健康风险评价能科学地评估其风险值，从而指导决策的制定。
篇12
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。
篇13
环境风险管理
应急预案
环境风险是指由自发的自然原因和人类活动对自然或社会)引起的，通过环境介质传播，能对人类社会及自然环境产生破坏、损害乃至毁灭性作用等不良效果发生的概率及其后果。而环境风险评价和管理就是指人类的各种开发活动或面临的危害(包括自然灾害等)对人体健康、社会经济、生态系统等所引起的风险可能带来的损失进行评估，并由此进行管理和抉策的过程。目前，我国正处于环境污染事件的高发期，认识和重视环境风险评价和环境风险管理对开展好现阶段的环境保护工作有着重要的现实意义
一、环境风险评价。
1.环境风险评价的基本分类。
按照环境风险事件分类,可分为突发性环境事故风险评价和非突发性环境风险评价;从其评价范围而言可分成三个等级,即微观风险评价、系统风险评价和全国(或宏观)风险评价;若按环境风险评价的应用领域,则可分为自然灾害的危险评价、有毒有害化学品的生态风险评价、建设项目的环境风险评价。
2.环境风险评价的具体步骤
（1）环境风险识别
环境风险识别是在环境影响识别和工程分析的基础上进一步辨识风险影响因素。它包括两个层次:项目筛选和风险因子识别。项目筛选法一是利用核查表筛选，二是应用概率风险评价方法筛选，如德尔斐法等，对一些新的、复杂的、蕴含风险因素的项目进行筛选。经筛选后需要进行环境影响评价的项目，进行影响识别，确定有那些是可能引发重大后果的风险因子以及引发的原因。识别项目风险影响是在该项目的一般环境影响识别和工程分析的基础上，对识别出来的影响因子进一步筛选。
（2）环境风险预计
随着科学的发展，目前已有多种预测方法:如初步危险分析法、故障树和事件树分析方法等，这些风险预计的方法都可用于环境风险评价事故的计算，目前通常采用故障树法和事件树法，它们可用于定性和定量分析，能够使评价的安全性问题更加系统、准确事件树分析法是一种逻辑的演绎法，它在给定一个初因事件的情况下，分析事件可能导致的各种序列的结果，从而定性、定量地评价系统的特性，并帮助分析人员正确决策。
（3）环境风险评价
环境评价的目的是确定什么样的风险是可以接受的，因此，可以说环境风险评价是评判环境风险概率及其后果可接受性的过程，事故性风险概率分析的最终结果可以两种形式表述，即个人风险和社会风险。
二、环境风险管理。
1.环境风险管理的目的
环境风险管理的目的是建立于环境风险基础之上,在行动方案效益与其实际或潜在的风险以及降低的代价之间谋求平衡,以选择较佳的管理方案。决策的过程必须在潜在风险和现实需求之间取得平衡。
2.环境风险管理主要内容
显然，环境风险管理属于政府同时也是企业的一项重要职责，而风险管理是建立在风险评价的基础之上的，所以，首先政府应该研究制订相关的法规条例及环境风险评价的技术规定和理论方法，为合理有效开展环境风险评价提供指导和依据。其次，政府的决策者应根据评价出来的风险和可能的代价，以及预防和减少风险措施进行决策，在效益和损失面前进行权衡，同时在决策过程中要考虑公众的可接受性，让公众积极参与进来。最后是政府监督落实各种防范和预防应急处理措施的落实，形成政府监督、企业具体落实、公众参与的管理格局。
三、建议。
1.加强环境风险评价的研究，在吸收、借鉴国外环境风险评价研究成果的基础上，探索适合我国的环境风险评价的模型、方法个系统，研究制定环境风险评价的法律程序、相关政策．为在我国科学开展环境风险评价和环境风险管理提供保障。
2.将环境风险管理纳入各级政府的重要议事日程和政绩考核体系，加大责任追究力度，推动各地政府提高认识，促进监管力度的提高。促进各地形成节约能源资源和保护生态环境的产业结构和发展模式，从源头降低环境风险事件发生的可能性。
3.加强宣传教育，提高公众的环境风险意识。对存在环境风险的企业加强风险防范意识教育，要加强环境事故隐患教育，通过定期的应急处置预案的模拟演练，提高事故的应急处置的科学性、有效性，健全环境风险事件处置的应急机制。对居民开展必要的环境事故应急处置和防范知识的教育培训，培养风险意识和应急知识，做到防患于未然。
4.加强法制建设，制订有关法律、法规或条例，对潜在的环境风险源隐患的环境风险应急管理工作加强法律监督，从而为社会经济发展提供必要的环境安全保障。
5.利用科技手段，建设信息化的环境风险管理与应急系统。利用城市地理信息系统，建立环境风险源数据库，环境质量与污染源在线数据平台，构建环境风险防范系统，为事故的应急处理提供有效的技术支持。
总之，随着环境风险评价和环境风险管理研究的深入以及科技的不断发展进步，必然会促进环境风险评价和环境风险管理的新发展，为我们更好保护环境，实现人与自然和谐发展做出新贡献。
参考文献：
[1]陆雍森.环境评价.上海同济大学出版社.1999.
[2]胡一邦;彭理通.环境风险评价实川技术与方法.中国环境科学出版.2000.
