典型棕地修復前后土壤重金屬生態風險變化
——以江西貴溪冶煉廠為例

張金婷,孫 華,謝 麗,侯大偉

南京農業大學資源環境與城鄉規劃系, 南京 210095

典型棕地修復前后土壤重金屬生態風險變化
——以江西貴溪冶煉廠為例

張金婷,孫 華*,謝 麗,侯大偉

南京農業大學資源環境與城鄉規劃系, 南京 210095

目前,我國對于棕(褐)地周邊區域生態風險的研究較少,且主要是針對風險源帶來的潛在危害進行評價,沒有考慮風險受體能夠承受生態風險能力的大小,生態風險評價研究不全面。在棕(褐)地周邊區域的生態風險評價中加入風險受體的相關研究,主要從風險源的危害分析和風險受體的生態脆弱性兩方面對生態風險進行評價,使評價更加全面,另外,現有研究少有對生態風險在時間上的變化研究,考慮了生態風險時間上的變化,對貴溪冶煉廠周邊兩個時期的生態風險進行評價并分析其變化,利用GIS軟件對評價結果進行空間表達,對研究區域存在的生態風險空間差異進行分析。結果表明:修復前蘇門區、九牛崗、水泉區、串山垅等地區存在很強生態風險,沈家-林家區和長塘周家區的生態風險相對較小,處于中等風險水平,修復后研究區的生態風險大大降低,很強風險降為強風險水平,中等風險降為低風險,說明修復方式比較有效,但仍有小范圍區域存在較強風險,應加強修復,研究區域中耕地的生態脆弱性最大。對于生態脆弱性較大且生態風險較大的區域應進一步進行修復治理,生態脆弱性大而生態風險較低的地區應加強監測防范,防止再次發生較強風險。

棕(褐)地；生態風險；重金屬

隨著城鎮化、工業化的快速發展，城市的產業結構與功能布局部分發生了大規模調整,形成了許多棕(褐)地[1- 2]。棕(褐)地是指被利用過的工業或商業用地,被以前生產所污染,大多存在于城市內部,可能存在污染并會對周圍環境和人類造成潛在危害,效益低下,需要重新利用或改進目前利用狀態,但不強調直觀上完全廢棄、閑置的狀態。棕(褐)地的存在給周邊區域生態系統帶來的危害可以概括為其存在的生態風險[3]。科學地對棕(褐)地周邊治理前后存在的生態風險進行評價,對實現棕(褐)地的治理和再利用有十分重要的意義。

在關于棕(褐)地區域的生態風險研究中,國外學者Boyd等指出了棕(褐)地潛在的環境責任和環境風險阻礙了棕(褐)地的再利用[4]。Tedd等指出棕(褐)地存在多種潛在風險,必須識別其中重要的問題及帶來的風險,指出污染物帶來的健康風險是最主要的問題,但也不可忽略其他風險[5]。涂常青等對硫化銅礦廠周邊農田土壤的重金屬污染狀況進行了分析,對其生態危害進行了評價,得出土壤重金屬元素的污染程度存在差異,不同污染物對土壤構成的生態危害不同[6]。孫華等引入層次分析法和灰色評價法對棕(褐)地再利用的環境風險評價方法進行了研究[7]。林佳佳等采用NAS四步法和潛在生態危害指數法對棕(褐)地周邊存在的環境風險進行了評價[8]。賈亞琪等針對煤礦開采對周邊農田土壤重金屬性質的影響做了研究,對農田區與礦區不同距離進行采樣,分析了土壤重金屬含量和分布特征,對其污染程度和生態風險進行評價,探討了距離遠近與重金屬污染程度和生態風險大小的關系[9]。目前,我國對于棕(褐)地周邊區域生態風險的研究較少,還沒有建立有針對性、完善的評價體系,并且大多是對風險源帶來的潛在危害進行評價,沒有考慮風險受體的脆弱性大小,評價不全面。通過對現有研究的總結,本文對風險源的潛在危害進行分析的同時加入風險受體的承受生態風險能力的分析,利用潛在生態危害指數法對研究區域的棕(褐)地區域土壤修復前后的重金屬風險源的風險危害進行評價,并從生態脆弱度角度對風險受體承受風險的能力進行分析,結合GIS技術,對生態風險評價結果進行空間上的描述,然后分析存在的生態風險空間差異。

1 材料與方法

1.1 研究區域

江西銅業貴溪冶煉廠自建廠以來,周邊地區受到堆渣場及其積水和貴溪冶煉廠排污廢水的污染,主要污染物為重金屬Cu和Cd,土壤污染重,且面積較廣,已嚴重影響了當地生態環境。貴溪冶煉廠周邊經過了一系列的修復工作,但該廠在生產制造過程中仍會產生重金屬等,對于該廠以及與修復示范區之間未修復的地區,仍會給周邊帶來危害,本文將該廠生產制造產生污染危害的地區和該廠周圍未修復的地帶視為棕(褐)地地區。貴溪冶煉廠周邊區域九牛崗土壤修復示范項目監測的地區共分6個區塊,包括蘇門區、沈家-林家區、九牛崗、水泉區、長塘周家區、串山垅水庫部分老灌區,其修復方式主要為植物修復,種植的植物主要是巨菌草、樟樹、香根草、海州香薷和伴礦景天等。對其監測的時間是在種植植物前后,修復前監測時間為2012年3月,修復后是種植植物一段時間后,監測時間為2013年10月。研究區域如圖1。

圖1 研究區示意圖Fig.1 Schematic diagram of the studied region

1.2 樣點選取

根據《江銅貴冶周邊區域九牛崗土壤修復示范項目實施方案》中確定的項目修復范圍作為監測范圍,為評估該項目土壤修復效果,樣品是在項目實施前后采集,根據各修復區的地形地貌等特點進行采樣,采樣區面積為1.38 km2,采樣點為98個。監測采集表層土壤采樣深度為0—20 cm,土壤采用采集混合樣的方案,單個采樣區樣品各分點混勻后用四分法取1 kg土樣裝入樣品袋,多余部分棄去。

土壤樣品銅有效態、鎘有效態的提取采用0.1 mol/L CaCl2溶液按照土液比1:5的比例浸提后分別采用火焰原子吸收分光光度法、石墨爐原子吸收分光光度法進行檢測。為了保證現場調查與評價的準確性,所有的采樣工作及實驗室分析工作,包括樣品采集容器的材質、采樣工具的清洗、儀器設備的校準與使用、現場采樣記錄、樣品的保存和運輸、實驗室分析質量控制(包括方法空白、儀器空白、質控樣品、加標平行樣和平行樣)等均嚴格按照《環境監測分析方法》和《土壤環境監測技術規范》中規定的質量控制要求進行。

1.3 研究方法

1.3.1 潛在生態危害指數法

現有的土壤重金屬污染評價方法有單因子指數法、內梅羅指數法、地累積指數法以及潛在生態危害指數法,本文采用的是潛在生態危害指數法來對研究區域的重金屬污染進行生態風險分析。潛在生態危害指數法是瑞典學者Hakanson提出的,該方法綜合考慮了重金屬毒性、在土壤中的遷移規律和評價區域對重金屬污染的敏感性,以及重金屬區域背景值的差異,消除了區域差異影響,體現了生物有效性、相對貢獻、地理空間等特點,是綜合反映重金屬對生態環境影響潛力的指標[10-14]。

(1)

表1 重金屬參照值和毒性響應系數

1.3.2 生態脆弱性評價方法

生態風險評價不僅需要對風險源的風險大小進行評價,還需要對研究區域的生態受體進行研究,本文利用生態脆弱性來表示研究區域生態受體能夠承受生態風險的能力。生態脆弱性是指生態環境對一定區域內自然以及外界人為活動等干擾的抵抗能力或敏感程度[17]。生態脆弱性表示生態環境對外界干擾的響應程度,不同生態環境在被外界干擾后自我恢復能力不同,同樣的外界干擾對于不同生態環境的影響不同,對于一般的生態環境也許可以承受,但是對于生態環境比較脆弱的來說也許是不能承受的[18],所以本文加入生態脆弱性分析來體現風險受體的承受生態風險的能力。參考從景觀角度進行生態風險評價的相關文獻[19- 25],現有文獻對于生態風險評價的研究,大多是對風險源的潛在危害評價或者是從景觀脆弱度分析生態風險,沒有將兩者結合起來評價分析,本文利用生態脆弱性這一方面來探討風險受體承受生態風險的能力,生態環境是連接風險源和風險受體的紐帶,從土地利用景觀方面來分析生態脆弱性,作為生態風險評價的一個參考因素。

表2 潛在生態危害指標分級標準

本文在土地利用類型基礎上將研究區域劃分為8種景觀類型：耕地、園地、林地、草地、水域、居民點及工礦用地、裸地、交通用地,將交通用地納入臨近的景觀類型中。本文選取能夠反映生態環境脆弱度的典型的景觀指數來評價,選取斑塊數(Numbers of Patches)、斑塊密度(Patch Density)、邊界密度(Edge Dendity)、景觀形狀指數(Landscape Shape Index)、分離度(Fragmentation Idex)和分維數倒數(Fractal Dimension)等指標來進行脆弱度評價。本文選用客觀賦權法中的熵權法來確定評價指標權重,該方法綜合考慮了各個因素提供的信息,在這些信息基礎上計算得到一個綜合指標[26- 27]。求得權重之后,根據選取的景觀格局指數的生態學意義以及與生態環境響應之間的關系,對選取的多個評價指標采用加權求和來實現土地利用景觀類型脆弱度指數評價。

2 結果與分析

2.1 土壤重金屬總體狀況分析

修復前研究區重金屬Cu和Cd的最大值和均值均超過國家土壤環境質量二級標準,樣點中重金屬Cu和Cd的含量超過二級標準的比例分別是48.72%和58.97%,超標比例較多；重金屬Cu和Cd的均值是國家土壤環境質量二級標準值的1.36倍和2.08倍以及國家土壤環境質量背景值的1.94倍和3.12倍。修復后：重金屬Cu和Cd的最大值超過國家土壤環境質量二級標準值,超過二級標準值的比例分別是12.82%和28.21%,相對于修復前明顯下降；重金屬Cu和Cd的均值未超過二級標準。經過修復,土壤中的重金屬含量明顯降低。修復后,重金屬Cu的均值降幅為68.12%,重金屬Cd的均值降幅為61.95%,樣點中超過國家二級標準的比例降低了30%(表3)。

主要修復區內種植的超積累、耐性植物的產量及植物體內Cu和Cd含量監測結果如表4。修復區內種植的超積累植物海州香和伴礦景天及耐性植物巨菌草、香根草,成熟期收割后都能帶走土壤中的銅、鎘,如蘇門和水泉區域種植巨菌草,九牛崗區域種植巨菌草、香根草、海州香糯和伴礦景天等,能有效的吸收重金屬,降低區域的污染風險,污染土壤重金屬Cu和Cd在修復后最終滿足國家土壤環境質量三級標準的要求,使土壤功能得到逐步恢復。

表3 土壤重金屬含量分析

表4 修復區主要修復植物吸收銅、鎘的量一覽表

2.2 生態風險評價

利用潛在生態危害指數法對研究區域進行生態風險評價,得到的結果如表5所示,表中的數值為各區塊采樣點計算的均值。

表5 各區塊潛在生態風險評價結果

由表5可知,修復前蘇門區、九牛崗、水泉區和串山垅的風險等級較高,屬于很強風險,沈家-林家區和長塘周家區的風險相對較低,屬于中等風險；重金屬Cd的潛在生態危害指數相對于Cu的大,各區塊重金屬Cu的潛在生態危害參數都處于低風險水平,而各區塊重金屬Cd的潛在生態危害參數等級不同,導致各區塊的綜合潛在生態風險指數存在較大差異,這說明重金屬Cd對綜合潛在生態風險的貢獻率大。

修復后研究區域的生態風險降低,蘇門區和水泉區由很強風險降低為強風險,九牛崗和串山垅由很強風險降低為中等風險,沈家-林家區以及長塘周家區由中等風險降低為低風險。修復后綜合潛在生態風險指數較大的地區主要是由于該區重金屬Cd的潛在生態危害參數較大導致的,修復后重金屬Cd對最終的評價結果貢獻較大,但各區塊重金屬Cd的潛在生態危害參數普遍大幅度下降。

2.3 生態風險等級分布

本文結合GIS技術給出了研究區修復前和修復后的綜合潛在生態風險等級圖,如圖2、圖3可知：

圖3 修復后潛在生態風險等級圖Fig.3 Potential ecological risk level map after remediation

(1)蘇門區北部、南部和西南部周邊地區存在很強風險,其所占范圍較大,蘇門區中部和東部小范圍地區為強風險,西部小范圍地區的風險較低,處于中等風險水平以下。蘇門區位于貴溪冶煉廠北門排污渠東北方向,北部有貴溪冶煉廠堆渣場,渣場積水溢出或滲濾流入農田,成為灌溉水源,該區受到這兩個風險源的危害,導致該區南部周邊以及北部地區的生態風險較大。

(2)沈家-林家區的生態風險較低,大部分地區處于中等風險及以下水平,中等風險地區的面積比例較大,靠近蘇門區的地區存在強風險,但其所占面積較小。該區位于貴溪冶煉廠東北,貴溪冶煉廠東南部,受到貴溪冶煉廠渣場滲漏出水的風險危害,但與蘇門區相比,距離渣場遠,所以存在的生態風險較低。另外,研究區主要風向為東南風和西北風,該區不在風向的影響范圍內,所以該區的生態風險相比其他地區較低。

(3)九牛崗南部和北部兩塊區域存在很強風險,所占范圍較大,中部地區以及北部小范圍地區的生態風險水平為強風險,該區的生態風險較大,基本在強風險水平以上。該區靠近貴溪冶煉廠西大門,區內有一條道路連接貴溪冶煉廠和貴溪化肥廠,有兩廠內作業車輛來往,導致風險較大,且該區中部靠北和南部有河流溝渠,曾引用工業廢水進行灌溉,致使生態風險較大。

(4)水泉區整體的生態風險較大,基本處于很強風險水平,主要是由該區重金屬Cd污染較重,帶來的生態風險較大造成的。該區位于貴溪冶煉廠廢水排污水庫——串山垅水庫南部下游,利用廢水以及已被污染的串山垅水庫的進行灌溉,導致該區的生態風險較大。

(5)長塘周家區北部和東部地區處于低風險水平,西南部地區的風險相對于該區其他地區較大,存在強風險地區,其范圍較小,存在很小一部分地區為很強風險。該區位于貴溪冶煉廠堆渣場的東北部,受貴溪冶煉廠渣場滲漏浸出水危害,導致該區西南部地區生態風險較大,距離貴溪冶煉廠和堆渣場較遠,受到風險較低,研究區主要風向為東南風和西北風,該區不在風向的影響范圍內,所以該區東部生態風險相比其他地區較低。

(6)串山垅西南部和北部存在綜合生態風險為很強風險的地區,所占比例較大,中部向北延伸的地區主要為強風險,所占范圍較大,中等風險地區面積較小。該區位于貴溪冶煉廠廢水排污水庫——串山垅水庫下游,并且西南部有一河流,利用廢水和被污染的河水進行灌溉,導致該區的生態風險變大。

圖3為修復后的綜合潛在生態風險等級示意圖,修復后很強風險的地區大大縮減,風險等級基本處于強風險以下,對比可知,研究區域的生態風險等級降低大致符合由高到低依次下降的趨勢,但存在不按此規律降低的小范圍地區,仍存在小范圍地區為很強風險。

(1)蘇門區周邊地區的生態風險原來很強風險基本降為強風險水平,存在很強風險地區但其所占范圍較小,中部地區主要處于中等風險以下水平,所占面積較大。(2)沈家-林家區整體狀況較好,由原來中等風險降為低風險水平。(3)九牛崗南部、中部以及北部地區由原來大部分很強風險地區降為強風險水平,較強風險范圍減小,中部和北部地區生態風險水平由原來強風險降為中等風險水平,中部和北部存在低風險地區,但其范圍較小。(4)水泉區整體生態風險水平由原來的很強風險降為強風險和中等風險,東北部和西南部地區主要處于強風險水平,所占范圍較大,中部地區主要處于中等風險水平。(5)長塘周家區整體修復狀況較好,西南部地區降為中等風險,且其范圍較小,其他地區為低風險,所以該區的風險較小。(6)串山垅地區中等風險和低風險地區的范圍較大,主要分布在北部和中部地區,西南部存在強風險地區,其范圍較小。

由上文可知,修復后研究區域的生態風險大大降低,研究區域的修復方式主要為植物修復,種植的植物主要是巨菌草、樟樹、香根草、海州香薷和伴礦景天等,說明這種種植能源草和觀賞性花卉苗木等經濟作物的修復效果較好,該修復方法可以再其他類似地區進行推廣,另一方面,對河流溝渠中的廢水以及堆渣場整治之后,切斷了風險的直接來源,在一定程度上也使研究區的生態風險不會繼續增加,再經過修復,研究區的生態風險降低。植物修復進行了一段時間,所以有些地區仍存在較大的生態風險,主要是受重金屬Cd的影響,另外,由強風險所在地理位置分析,強風險地區靠近貴溪冶煉廠的西門和北門位置,有可能是由于工廠作業來往導致風險較強,對于仍存在強風險的地區應針對重金屬Cd采取相關措施,進一步修復治理,并注意風險來源的管理控制。

2.4 生態脆弱性分析

通過Fragstats軟件以及熵權法求得各個景觀格局指數的權重,如表5所示。

表5 各景土地利用觀類型的脆弱度指數

由表5可知,各土地利用景觀的脆弱度指數由大到小依次為：耕地、居民點及工礦用地、水域、林地、園地、草地、裸地。將不同土地利用景觀類型的生態脆弱性進行制圖,得到如圖4。由圖可知,研究區域內大部分地區的生態脆弱度較大,其中,水泉區,沈家-林家區、蘇門區、九牛崗南部及北部、串山垅北部以及西南部、長塘周家區大部分地區的生態脆弱度較大,由上文生態風險評價可知,蘇門區、九牛崗、水泉區、串山垅等在修復后仍然存在重金屬Cd的生態風險較大的地區,對比圖4可知,存在生態脆弱度較大,并且生態風險較大的地區,如蘇門區南部周邊、九牛崗南部、水泉區等區域,對這些地區存在的生態風險應該更加重視。沈家-林家區和長塘周家區的生態脆弱度較大,但在修復后兩種重金屬的生態風險相對較低,所以這兩個區塊的狀況較好。

圖4 生態脆弱度指數示意圖Fig.4 Sketch map of ecological vulnerability index

圖5 修復前不同土地利用景觀的生態風險Fig.5 Ecological risk in different landscape before restoration

圖6 修復后不同土地利用景觀的生態Fig.6 Ecological risk in different landscape after restoration

2.5 生態風險及生態脆弱性綜合分析

為研究區域不同土地利用景觀受到的生態風險,本研究在ArcGIS中將景觀生態脆弱度和生態風險結合分析并實現空間表達(圖5、圖6)。

圖5表明,蘇門區、九牛崗南部及北部耕地、水泉區、串山垅北部和西南部等生態脆弱度較大的耕地和部分水域地區受到的生態風險大多為很強風險和強風險,九牛崗北部和中部以及串山垅西南部和中部地區等生態脆弱度較小的草地和園地等地區也受到了較強的生態風險,沈家-林家區的生態脆弱度較大并且受到的生態風險主要為中等風險,長塘周家區大部分地區的生態脆弱度較大,受到的生態風險主要為中等風險和低風險,西南部小范圍區域受到的生態風險較高,為強風險。

圖6表明,各土地利用景觀受到的生態風險降低,蘇門區周邊、九牛崗南部和北部耕地、水泉區、串山垅北部和西南部等生態脆弱度較大的耕地、水域和居民點等地區受到的生態風險主要為強風險和中等風險,九牛崗北部和中部以及串山垅西南部和中部等生態脆弱度較小的地區受到的生態風險主要為中等風險和強風險,沈家-林家區和長塘周家區的生態脆弱度較大,在修復后受到的生態風險也降低至低風險。未來應對蘇門區、水泉區、九牛崗以及串山垅等生態風險仍然較大的地區進一步修復治理,對于沈家-林家區和長塘周家區等生態脆弱度較大但生態風險較低的地區應加強監測,防止再次發生較強風險。

3 結論與討論

3.1 結論

(1)修復前,蘇門區、九牛崗、水泉區和串山垅等大部分地區的綜合生態風險處于強風險和很強風險水平,沈家-林家區和長塘周家區綜合生態風險大致處于中等風險和低風險水平；修復后蘇門區、九牛崗、水泉區和串山垅等大部分地區的綜合生態風險降為強風險水平以下,沈家-林家區和長塘周家區大致降至低風險水平,整體來看,修復效果較好。研究區以植物修復為主,所采取的種植能源草和觀賞性花卉苗木等經濟作物的修復治理措施比較有效,該修復方法可在類似地區進行推廣。同時,對于修復后仍然存在高風險的地區應進一步修復,降低風險。

(2)通過對研究區生態脆弱度計算表明,耕地的生態脆弱性最大,其次為居民點及工礦用地、水域,通過對不同土地利用景觀受到的不同等級的生態風險的提取分析可知,修復前各土地利用景觀受到的生態風險大多在強風險以上,修復后各土地利用景觀受到的生態風險大多在強風險以下。耕地、水域等土地利用景觀受到的生態風險仍較大,未來應對這些區域進一步修復治理,同時,對于生態脆弱度大但生態風險低的地區應加強監測,防止再次發生較強風險。

3.2 討論

本研究對擬修復的污染區首先進行全面采樣、監測,對污染較輕的區域施用土壤改良劑；對污染較重原來沒有種植作物的,完善各項工程措施,復合施用改良劑,分別種植能源草和花卉苗木經濟作物,實現了植物修復以經濟效益換時間空間的模式；同時,在污染嚴重的區域種植重金屬超積累植物如海州香薷(Cu)、伴礦景天(Cd),重金屬耐性植物如香根草、黑麥草等,有效降低了生態風險。

由于各地區的土壤性質、氣候條件、污染程度不盡相同,并且土壤污染具有復雜性、多樣性及復合性等特點,因此現階段還沒有一種修復技術可以適用于所有污染土壤的修復。與物理修復及化學修復技術相比,植物修復技術具有操作簡單、成本低、對環境擾動小等特點,可有效降低污染土地生態風險,未來可嘗試植物修復與其他修復方法相結合,進一步降低生態風險,并在其基礎上開展修復前后污染土地生態效益研究。

[1] 曹康, 金濤. 國外“棕地再開發”土地利用策略及對我國的啟示. 中國人口·資源與環境, 2007, 17(6): 124- 129.

[2] 孫華, 林佳佳, 申樹云, 屈慶增. 國外棕(褐)色地塊風險評價研究經驗的借鑒與啟示. 中國土地科學, 2011, 25(4): 84- 89.

[3] 林佳佳, 王維, 居婕, 劉曉磊, 孫華. 無錫市錫山區棕(褐)地環境風險評價研究. 中國環境科學, 2013, 33(4): 748- 753.

[4] Boyd J, Harrington W, Macauley M K. The effects of environmental liability on industrial real estate development. The Journal of Real Estate Economics and Finances, 1996, 12(1): 37- 58.

[5] Tedd P, Charles, Drisco R. Sustainable brownfield re-development-risk management. Engineering Geology, 2001, 60(1/4): 333- 339.

[6] 涂常青, 溫欣榮, 張鏡, 楊期和, 王開峰. 硫化銅礦區周邊農田土壤重金屬污染及其生態危害評價. 土壤通報, 2013, 44(4): 987- 992.

[7] 孫華, 趙晶. 基于生命周期理論的無錫市錫山區棕(褐)地再利用環境風險綜合評價. 中國土地科學, 2012, 26(7): 84- 90.

[8] 林佳佳. 棕(褐)地環境風險評價及其調控研究[D]. 南京: 南京農業大學, 2012.

[9] 賈亞琪, 程志飛, 劉品禎, 楊珍, 吳迪. 煤礦區周邊農田土壤重金屬積累特征及生態風險評價. 土壤通報, 2016, 47(2): 474- 479.

[10] Hunsaker C T, Graham R L, Suter G W II, O′Neill R V, Barnthouse L W, Gardner R H. Assessing ecological risk on regional scale. Environmental Management, 1990, 14(3): 325- 332.

[11] 祝慧娜, 袁興中, 曾光明, 蔣敏, 梁婕, 張長, 尹娟, 黃華軍, 劉智峰, 江洪煒. 基于改進的潛在生態風險指數的霞灣港底泥重金屬生態風險評價. 中國有色金屬學報(英文版), 2012, 22(6): 1470- 1477.

[12] 陸泗進, 王業耀, 何立環. 會澤某鉛鋅礦周邊農田土壤重金屬生態風險評價. 生態環境學報, 2014, 23(11): 1832- 1838.

[13] 李澤琴, 侯佳渝, 王獎臻. 礦山環境土壤重金屬污染潛在生態風險評價模型探討. 地球科學進展, 2008, 23(5): 509- 516.

[14] 樊文華, 白中科, 李慧峰, 喬俊耀, 許建偉, 李霞. 復墾土壤重金屬污染潛在生態風險評價. 農業工程學報, 2011, 27(1): 348- 354.

[15] 侯千, 馬建華, 王曉云, 段海靜. 開封市幼兒園土壤重金屬生物活性及潛在生態風險. 環境科學, 2011, 32(6): 1764- 1771.

[16] 李如忠, 潘成榮, 徐晶晶, 丁貴珍, 鄒陽. 基于Monte Carlo模擬的潛在生態危害指數模型及其應用. 環境科學研究, 2012, 25(12): 1336- 1343.

[17] 喬青, 高吉喜, 王維, 田美榮, 呂世海. 生態脆弱性綜合評價方法與應用. 環境科學研究, 2008, 21(5): 117- 123.

[18] 宋曉龍, 李曉文, 白軍紅, 黎聰, 鄭鈺, 焦松松. 黃河三角洲國家級自然保護區生態敏感性評價. 生態學報, 2009, 29(9): 4836- 4846.

[19] 謝花林. 基于景觀結構和空間統計學的區域生態風險分析. 生態學報, 2008, 28(10): 5020- 5026.

[20] 李昭陽, 張楠, 湯潔, 籍瑤, 劉繼莉. 吉林省煤礦區景觀生態風險分析. 吉林大學學報(地球科學版), 2011, 41(1): 207- 214.

[21] 高賓, 李小玉, 李志剛, 陳瑋, 何興元, 齊善忠. 基于景觀格局的錦州灣沿海經濟開發區生態風險分析. 生態學報, 2011, 31(12): 3441- 3450.

[22] 鞏杰, 趙彩霞, 謝余初, 高彥凈. 基于景觀格局的甘肅白龍江流域生態風險評價與管理. 應用生態學報, 2014, 25(7): 2041- 2048.

[23] 邱彭華, 徐頌軍, 謝跟蹤, 唐本安, 畢華, 余龍師. 基于景觀格局和生態敏感性的海南西部地區生態脆弱性分析. 生態學報, 2007, 27(4): 1257- 1264.

[24] 吳健生, 喬娜, 彭建, 黃秀蘭, 劉建政, 潘雅婧. 露天礦區景觀生態風險空間分異. 生態學報, 2013, 33(12): 3816- 3824.

[25] 王麗婧, 席春燕, 付青, 蘇一兵. 基于景觀格局的三峽庫區生態脆弱性評價. 環境科學研究, 2010, 23(10): 1268- 1273.

[26] 鄒志紅, 孫靖南, 任廣平. 模糊評價因子的熵權法賦權及其在水質評價中的應用. 環境科學學報, 2005, 25(4): 552- 556.

[27] 賈艷紅, 趙軍, 南忠仁, 趙傳燕, 王勝利. 基于熵權法的草原生態安全評價——以甘肅牧區為例. 生態學雜志, 2006, 25(8): 1003- 1008.

ChangesintheecologicalriskofheavymetalsaftersoilremediationinatypicalBrownfieldAcasestudyofGuixismelterinJiangxiProvince

ZHANG Jinting, SUN Hua*, XIE Li, HOU Dawei

DepartmentofResourceEnvironmentandUrbanPlanning,NanjingAgriculturalUniversity,Nanjing210095,China

To date, few studies have addressed the ecological risk around brownfield areas in China, and most of these studies have only evaluated the potential harm of the risk source, without considering whether the risk receptor can withstand the ecological risk. Therefore, in order to conduct a more comprehensive ecological risk assessment, this paper added the risk receptor analysis in the ecological risk assessment of the area surrounding a brownfield area and ecological risk assessment of the surrounding areas included both hazard analysis of the risk sources and ecological vulnerability analysis of the risk receptors. In addition, few studies have examined the change of ecological risk over time. Therefore, the present study measured ecological risk at two time points. GIS spatial analysis, which was used to determine spatial differences in ecological, indicated that, before remediation, the Sumen area, Jiuniugang, the Shuiquan area, and Chuanshanlong posed a very strong ecological risk, whereas the Shenjia-Linjia and Changtangzhoujia areas posed a medium risk. The ecological risk was greatly reduced following remediation, and the previously very strong-risk areas were reduced to the strong risk level, whereas the medium-risk areas were reduced to the low risk level. This demonstrated the effectiveness of remediation while there were still some regions, even though only a small part, were in strong-risk levels and they should be strengthened to restore in the future. In the present study, the ecological vulnerability of cultivated land was the largest. It is necessary to further remediate some regions which have the strong vulnerability and large risk to improve the ecological levels.Therefore, areas with large ecological vulnerability and low ecological risk should be targeted for improved monitoring and prevention measures, in order to avoid the occurrence of strong risk.

brownfield; ecological risk; heavy metals

國家自然科學基金項目(41371484);教育部云數融合科教創新基金課題(2017A10051)

2016- 06- 23; < class="emphasis_bold">網絡出版日期

日期:2017- 01- 16

*通訊作者Corresponding author.E-mail: sh@njau.edu.dn

10.5846/stxb201606231230

張金婷,孫華,謝麗,侯大偉.典型棕地修復前后土壤重金屬生態風險變化——以江西貴溪冶煉廠為例.生態學報,2017,37(18):6128- 6137.

Zhang J T, Sun H, Xie L, Hou D W.Changes in the ecological risk of heavy metals after soil remediation in a typical Brownfield: A case study of Guixi smelter in Jiangxi Province.Acta Ecologica Sinica,2017,37(18):6128- 6137.