城市化的生態(tài)風險及其管理

呂永龍, 王塵辰,曹祥會

1 中國科學院生態(tài)環(huán)境研究中心/城市與區(qū)域生態(tài)國家重點實驗室，北京 100085 2 中國科學院大學，北京 100049

城市化不僅表現(xiàn)為人口向城市的集中和城市面積的擴張，還表現(xiàn)為農(nóng)業(yè)活動向非農(nóng)業(yè)活動轉換和城市生產(chǎn)生活方式的擴散，它是一個經(jīng)濟、社會、文化等多種因素綜合發(fā)展的過程[1-2]。改革開放以來，中國城市化水平由1978年的17.92%上升到2016年的57.35%，預計2030年中國城市人口將達68.7%[3-5]。城市為人類提供了便利的基礎設施和舒適的生存環(huán)境，促進了社會經(jīng)濟更加高效的發(fā)展，然而，人口的過度密集、空間過度擴張、城市發(fā)展規(guī)劃的不合理、產(chǎn)業(yè)結構的失調和以人類為中心的發(fā)展策略等問題導致城市生態(tài)格局、生態(tài)過程與服務功能發(fā)生惡化，影響著城市生態(tài)系統(tǒng)的健康與可持續(xù)發(fā)展。

隨著對生態(tài)環(huán)境問題認識的進一步加深，環(huán)境保護觀念和環(huán)境管理目標已發(fā)生了深刻變化。在考慮成本控制和社會經(jīng)濟整體可持續(xù)發(fā)展的前提下，環(huán)境管理不再單純強調污染物的零排放和生產(chǎn)消費過程的“零風險”，進而轉為對風險源辨識、風險級別和后果的權衡與應對。近年來，生態(tài)風險評價方法得到了迅速的發(fā)展，成為生態(tài)環(huán)境管理不可或缺的重要手段。環(huán)境風險、生態(tài)風險和健康風險等名詞不斷出現(xiàn)在各類研究中，但對各自的內涵及相互間的區(qū)別并沒有統(tǒng)一的認識。美國環(huán)保局發(fā)布的生態(tài)風險評價框架中對生態(tài)風險的定義是不良生態(tài)效應發(fā)生的可能性，其主要內容包括受體暴露于單個或多個脅迫因子的概率和暴露后所產(chǎn)生的脅迫效應的程度[6]。部分國內學者認為生態(tài)風險是指生態(tài)系統(tǒng)中由自然變化或人類活動引起的非期望事故或災害等造成生態(tài)系統(tǒng)結構和生態(tài)過程改變，進而損害生態(tài)系統(tǒng)功能的概率[7-9]。而在進行生態(tài)風險分析時，其內涵與生態(tài)效應密切相關，反映了生態(tài)系統(tǒng)受到自然和人類活動脅迫的概率和規(guī)模[10]。本文基于生態(tài)風險的基本內涵，將城市化的生態(tài)風險概括為城市發(fā)展建設和城市人類活動所導致的生態(tài)要素、生態(tài)過程和生態(tài)系統(tǒng)服務等發(fā)生不良變化或人類健康受到威脅的程度和可能性。

城市化的生態(tài)風險按照其風險源的不同可分為人為風險和自然風險兩大類。城市化過程包含了城市建設、城市維護以及支撐城市發(fā)展的生產(chǎn)生活過程等，其產(chǎn)生的風險主要包括：環(huán)境污染直接導致的生物體的健康風險；環(huán)境質量惡化間接引起的系統(tǒng)結構損害和功能退化的風險；城市建設過程和生產(chǎn)生活過程導致的資源緊缺的風險；生態(tài)系統(tǒng)破碎化、脆弱化，生態(tài)結構損害和功能退化的風險[8](表1)。同時，隨著人類活動對全球和區(qū)域過程的影響的加深，城市化改變了原有的生態(tài)系統(tǒng)過程，激化了部分自然災害的發(fā)生頻率和程度，增加了損害人類生命安全和脆弱生態(tài)系統(tǒng)的風險。

表1 城市化的生態(tài)風險[8-9]

1 城市建設導致環(huán)境變化的生態(tài)風險

城市化一方面增加了對土地資源、水資源、能源和生物資源的需求，通過土地利用方式的變化改變了原有的生態(tài)環(huán)境結構和過程；另一方面引起了區(qū)域景觀的破碎化和環(huán)境質量的下降，削弱了區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的支撐功能，進一步加劇了區(qū)域自然-社會-經(jīng)濟復合生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展面臨的風險。

1.1 城市土地擴張造成的風險

城市土地擴張造成的生態(tài)風險主要表現(xiàn)為兩方面：首先在于城市面積的無節(jié)制擴張導致的可耕地資源的緊缺；其次是土地利用變化后，對原有生態(tài)過程、結構和功能的改變所引發(fā)的生物多樣性減少等風險。

城市化過程激化了城市土地需求、農(nóng)田土地需求和生態(tài)土地需求之間的矛盾。2000年至2016年中國耕地由1.85億hm2減少到了1.28億hm2，主要原因是城鎮(zhèn)建設用地的侵占，其中大部分省市并未實現(xiàn)耕地占補平衡，這使得全國耕地占補平衡存在著巨大的生態(tài)風險，極大地影響著糧食安全[11-12]。以陜北地區(qū)為例，1990年至2010年間，由于城市建設所致的耕地侵占使該地區(qū)農(nóng)田初級生產(chǎn)力總體下降了41.90%[13]。不僅如此，被轉為城鎮(zhèn)建設用地的農(nóng)田大部分為良田，而增補的耕地絕大多數(shù)不適宜耕作，致使農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的整體質量下降[14]。由建設用地轉為耕地和綠地的土壤中通常積累了大量建筑垃圾和污染物，包括重金屬和有機污染物等，能通過不同暴露途徑對生物體和人類健康造成風險[15]。同時由于土地表面長期硬化，其土壤有機質和水分含量低，不適宜植物和作物生長。城市建設用地的無節(jié)制擴張還可能為區(qū)域環(huán)境增加了額外的污染物輸入，影響了其原有的環(huán)境過程，進而造成生態(tài)服務功能的退化。為了提高單位面積耕地的糧食產(chǎn)量，通過施肥向環(huán)境中輸入的硝酸鹽量已是自然過程的兩倍以上[16]。在耕地平均質量退化和糧食需求日益增長的雙重壓力下，耕地逐步向邊緣和破碎化地區(qū)以及其他自然生態(tài)系統(tǒng)蔓延[17]。在熱帶地區(qū)，每年有近1200萬hm2的森林由于耕地擴張而遭到砍伐[18]。經(jīng)粗略估計，人類活動改變了全世界近50%的土地覆蓋，生物多樣性從1500年至2005年平均降低了8.1%，物種滅絕的風險急劇增高[19-20]。從景觀格局而言，城市土地的擴張和農(nóng)田的增減造成了生境的破碎化，增加了區(qū)域景觀的脆弱性和敏感性，使得區(qū)域景觀生態(tài)風險顯著升高[21-23]。

1.2 水文變化與水資源短缺的風險

城市建設通過對水文結構和功能的改變引發(fā)了生態(tài)風險。河網(wǎng)水系不僅是自然界最重要的生態(tài)系統(tǒng)之一，而且是水資源形成與演化的主要載體[24-25]。隨著城市化和工業(yè)化的快速推進，流域土地利用的類型發(fā)生了劇烈的變化。快速城市化地區(qū)許多河道被淤積和填埋，河流水系數(shù)量明顯減少，導致全球范圍60%的河流水系的形態(tài)參數(shù)發(fā)生不良變化[26-28]。我國東部河網(wǎng)水系演化受自然因素與人類活動共同影響，但近30年來該地區(qū)河網(wǎng)水系受人類活動干擾強烈，長三角、珠三角、海河流域及太湖等地區(qū)的河流水系的數(shù)量銳減、結構簡化和功能下降，永定河京津段河道長度減少20.5%，河道數(shù)量減少36.4%，水系結構簡單化以及河網(wǎng)連通性較差[29-31]。這些變化使得河流水系的生態(tài)完整性遭到嚴重破壞，導致其生態(tài)系統(tǒng)服務功能急劇退化甚至喪失[32]，并引發(fā)了水環(huán)境惡化和生物多樣性降低等眾多生態(tài)環(huán)境問題，從一定程度上制約了區(qū)域的可持續(xù)發(fā)展。此外，河道周邊城市建筑物增多、道路鋪裝、排水管網(wǎng)建設，以及河道硬化等，直接改變了地面徑流的形成條件。城市水文現(xiàn)象受到人類活動的強烈影響，主要表現(xiàn)為：地表徑流量增加，流速加大；徑流系數(shù)加大；洪峰增高，峰現(xiàn)時間提前，歷時縮短；徑流污染負荷增加；河流的自然排水功能下降等[33-35]。水文性質的變化使雨水的匯流過程發(fā)生變化，從而改變了城市區(qū)域洪水的發(fā)生機制，并導致洪澇災害的風險增加。

在水系結構變化、城市用水量劇增以及水體污染的多重壓力下，城市水資源緊缺的風險越發(fā)嚴重。據(jù)世界衛(wèi)生組織(WHO)統(tǒng)計，全球約有12億人口缺乏安全飲用水，1/3的人口面臨水資源短缺問題[36]。預計到2050年，全球對水資源的需求將升高40%；到2025年，約18億人將居住在水資源缺乏的城市和地區(qū)，全世界2/3的人口的用水需求將得不到滿足。生產(chǎn)生活用水與區(qū)域水資源的不協(xié)調，造成了生產(chǎn)用水、生活用水和生態(tài)需水的供需均面臨著巨大的風險[37-38]。其中不合理的城市綠化造成了水資源的極大浪費，特別是對于干旱和半干旱地區(qū)。大多數(shù)的綠地植被為外來引進物種，不一定適合城市當?shù)貧夂驐l件，每年需要大量的水進行澆灌，而一旦停止?jié)补嗪途S護后多數(shù)植被將難以存活，這給本就緊張的城市用水帶來了巨大壓力[39]。為了應對區(qū)域水資源的短缺，雖然利用再生水進行農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和城市綠地的灌溉緩解了用水壓力，但同時有可能造成新的潛在風險。經(jīng)過簡單處理的再生水仍含有一定量的重金屬和痕量污染物，包括多環(huán)芳烴、激素類物質、抗生素、全氟化合物和其他有機污染物等[40-41]。長期使用再生水不僅會增加土壤鹽漬化的風險，還會導致污染物在環(huán)境中和食物鏈中的大量積累，從而影響到人類和生態(tài)系統(tǒng)健康[42-44]。

1.3 城市植被與生物多樣性變化的風險

快速的城市化過程加劇了城市植被和生態(tài)系統(tǒng)發(fā)生系統(tǒng)性變化的風險。受城市化影響，城市植被的特征通常表現(xiàn)為覆蓋率下降，景觀結構破碎化程度增加、連通性降低，物種多樣性減少等[45-46]。城市植被不僅面臨著面積減少和破碎化的直接影響，城市發(fā)展還通過改變環(huán)境要素質量的方式間接影響著城市植被。從個體而言，城市熱島、大氣污染、水環(huán)境的改變等都不同程度地影響著城市植被的生長發(fā)育狀況，造成其物候、葉面積、結耔率、蒸騰作用等生理特征發(fā)生變化[47-49]。從整體而言，土地覆蓋的變化不僅導致植被數(shù)量的減少，還致使其所支撐的其他物種(包括昆蟲、鳥類等)消失或遷徙，生態(tài)系統(tǒng)的組成結構和功能均發(fā)生改變[50-51]。在2000年前后，世界生物多樣性較高的地區(qū)被城市所取代的面積不到1%；而近年來的城市化進程正加速地侵占或破壞著生物多樣性較高的區(qū)域，其中包括“世界自然保護聯(lián)盟”瀕危物種名錄中近200個物種的棲息地將直接受到影響[52-54]。在本地物種多樣性急劇減少的同時，外來物種和部分對城市環(huán)境適應性較強的物種的數(shù)量呈上升趨勢，這促使了城市生態(tài)系統(tǒng)的物種組成趨于同質性，而整體的生物多樣性降低[55]。雖然有部分研究表明，從世界范圍來看，局部地區(qū)的生物多樣性變化并沒有導致全球的物種多樣性出現(xiàn)系統(tǒng)性減少，但是城市化進程引起了城市化地區(qū)或更大范圍內的生物群落的組成結構和多樣性的改變，而這將影響到區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的整體功能和適應性[56-57]。

2 城市環(huán)境污染造成的生態(tài)風險

城市化進程中向環(huán)境介質排放了大量的污染物，在沒有得到妥善處置的情況下，它們可能對生物個體和生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生負面影響，進而對城市生態(tài)格局、生態(tài)系統(tǒng)服務以及人類居住環(huán)境造成風險[58-59]。城市活動排放的污染物主要通過廢水、廢氣和固體廢棄物三種形式進入環(huán)境中，直接導致了水、土、氣等環(huán)境介質質量的惡化。

2.1 大氣污染的生態(tài)風險

2.2 水體污染的生態(tài)風險

城市的生產(chǎn)生活過程等產(chǎn)生的營養(yǎng)元素、金屬鹽、抗生素藥物和持久性有機污染物等進入水體，造成了嚴重的水體污染[68-69]。水體污染導致的富營養(yǎng)化破壞了水生生物的生存環(huán)境，打破了生物鏈的生態(tài)平衡，造成了水生生物數(shù)量、種類的減少和系統(tǒng)形態(tài)的變異[70]。同時，異常增殖的藻類分泌大量生物毒素，不僅威脅水生生物的生存，而且對人體健康構成威脅，如一些赤潮生物(微原甲藻、裸甲藻等)能產(chǎn)生對人體毒性很大的麻痹性貝毒(PSP)，當人誤飲誤食后，會引起病變甚至死亡。此外，使用污水灌溉，降低了土壤質量，使作物減產(chǎn)、品質降低，對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生風險，甚至危害到人畜健康[71-72]。

2.3 固體廢棄物的生態(tài)風險

城市固體廢棄物是城市化生態(tài)風險的重要風險源之一，全球城市每年產(chǎn)生13億t固體廢棄物，預計到2025年將達到22億t，增加部分主要來自發(fā)展中國家快速成長的城市[73]。目前，我國城市垃圾年產(chǎn)量已達1.5×108左右，同時以每年約8%的速率增長，預計到2030年可達到3.29億t[74]。固體廢棄物的處理方式一般包括填埋、堆放和焚燒等，其中填埋和堆放的方式最為普遍。土地是寶貴的自然資源，我國雖然幅員遼闊，但耕地面積卻十分緊缺，人均耕地面積只占世界人均耕地的三分之一。城市固體廢棄物的堆積不僅侵占了大量土地，造成了極大的經(jīng)濟損失，并且嚴重地破壞了生態(tài)環(huán)境。

在固體廢棄物的填埋與堆放的過程中，產(chǎn)生大量滲濾液和惡臭氣味。滲濾液中通常含有大量有機廢水、無機污染物、重金屬、細菌等有毒有害物質，且COD、BOD5、NH3-N 濃度較高[75-76]。這些有害物質會改變土壤的性質和土壤結構，并將對土壤中微生物的活動產(chǎn)生影響。土壤是許多細菌、真菌等微生物聚居的場所。這些微生物形成了一個生態(tài)系統(tǒng)，在大自然的物質循環(huán)中，擔負著碳循環(huán)和氮循環(huán)的一部分重要任務。城市固體廢棄物、工業(yè)固體廢棄物、特別是有害固體廢棄物，經(jīng)過風化、雨雪淋溶、地表徑流的侵蝕，產(chǎn)生高溫和毒水或其他反應，能殺滅土壤中的微生物，導致土壤喪失腐解能力，致使土壤肥力和土質的改變，植物又是生長在土壤中，間接又對植物產(chǎn)生了污染，導致草木不生，有些土地甚至無法耕種。此外，固體廢棄物釋放的有害物質阻礙植物根系的發(fā)育和生長，同時還會在植物有機體內積蓄，通過食物鏈危及人體健康。

固體廢棄物隨天然降水或地表徑流進入河流、湖泊，或隨風飛揚落入河流、湖泊，污染地面水，并隨滲濾液滲透到地下層，污染地下水體[76]。即使無害的固體廢棄物排入河流、湖泊，也會造成河床淤塞、水面減小以及水體污染，甚至導致水利工程設施的效益減小或廢棄。我國沿河流、湖泊、海岸建立的許多企業(yè)，每年向附近水域排放大量灰渣。僅燃煤電廠每年向長江、黃河等水系排放灰渣萬噸以上。據(jù)統(tǒng)計，垃圾填埋場污染物滲透已經(jīng)造成了中國64%的城市土壤及周圍水體和生態(tài)環(huán)境受到較重污染，33%受到輕度污染[77]。

此外，堆放的固體廢棄物中所含的粉塵及其他細微顆粒等可隨風飛揚，從而對大氣環(huán)境造成污染。而且堆積的固體廢棄物中某些物質的分解和化學反應，產(chǎn)生大量的氨和其他的有機揮發(fā)氣體(如含氯氟烴，CFCs)[77]，造成地區(qū)性空氣污染。在城市固體廢棄物運輸及處理過程中缺少相應的防護和凈化設施，釋放有害氣體和粉塵，堆放和填埋的城市固體廢棄物以及滲入土壤的廢棄物，經(jīng)揮發(fā)和反應放出有害氣體，都會污染大氣并使大氣質量下降。

3 城市突發(fā)事件與災害的生態(tài)風險

城市化對生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生的各種效應通過連鎖反應產(chǎn)生了正反饋放大作用，從而使城市中的某種要素水平超過了其臨界閾值后就會產(chǎn)生災變性事件，主要體現(xiàn)在地質災變、環(huán)境災變和生態(tài)災變等方面[78]。

3.1 城市熱循環(huán)變化的風險

氣候變化導致了極端高溫事件的發(fā)生頻次增加和影響范圍的擴大[79]。城市作為人類活動的主要場所，是溫室氣體排放最為集中的區(qū)域，全球氣候變化與城市化被認為具有不可分割的聯(lián)系。除卻溫室氣體排放的影響外，城市化所導致的土地利用覆蓋類型的變化，極大地改變了區(qū)域的地表水熱交換過程，再加上城市人口的急劇增加，人為熱源釋放了大量的熱量，從而使得城市地區(qū)的平均氣溫明顯高于周邊非城市區(qū)域，即“城市熱島效應”[80-81]。據(jù)估計，城市化引起的土地利用類型的轉變所導致的全球地表溫度上升的速度達到了每世紀0.27℃；從1961年至2013年，我國地表平均溫度受城市化影響增高了約0.49℃[82-83]。城市熱導效應的生態(tài)風險主要包括高溫直接造成的人群和生物體的健康風險，以及由高溫間接引起的熱循環(huán)變化和生態(tài)環(huán)境效應所產(chǎn)生的風險。極端高溫會引起城市居民心腦血管和呼吸道等疾病發(fā)病率和死亡率的增加[84]。據(jù)估算，2012年至2013年間我國濟南由城市熱浪導致的非正常死亡人數(shù)的增加占到了總體水平的24.88%，同時其誘發(fā)的心血管疾病的死亡率增加了31.33%[85]。老年人和幼兒等人群對高溫影響更加敏感，伴隨城市化水平的增加和城市人口的老齡化，全球氣候變化將增加全球許多城市未來的高溫健康風險[86-87]。

除卻極端高溫的健康風險外，區(qū)域熱環(huán)境的改變還會影響區(qū)域氣候、城市水文、空氣質量、城市土壤理化性質、城市生物分布與行為，進而改變物質代謝和能量循環(huán)過程，引發(fā)一系列的生態(tài)環(huán)境問題[88]。由于城市熱島效應，在雨季城區(qū)降雨量和地表徑流量明顯大于周圍農(nóng)村地區(qū)；此外，高溫增加了可揮發(fā)性有機物(VOCs)的揮發(fā)，促進了近地面臭氧等二次污染物的形成，同時，城市產(chǎn)生的污染物還會隨大氣流動輸送到郊區(qū)，使郊區(qū)臭氧濃度上升，進而造成糧食的減產(chǎn)。在城市熱島的影響下，城區(qū)土壤溫度明顯高于周圍自然土壤，土壤溫度的升高又改變了土壤微生物的活性和多樣性[89]。在水文、土壤和溫度的綜合作用下，城市地區(qū)的生物物候、生理活動、繁殖行為和種群結構發(fā)生了改變。溫度升高不僅使城市區(qū)域植被的蒸發(fā)蒸騰量提高了10%[90]，還使部分樹種在高溫下的繁殖率下降和死亡率上升[91]，導致敏感樹種在未來氣候變化的影響下存在極大的生存風險，進而損害其生態(tài)服務功能[92]。城市溫度的升高還促進了微生物、蒼蠅、蚊蟲等的大量繁殖，增加了流行性疾病的傳播風險。

3.2 城市內澇風險

全球平均氣溫的升高不僅加劇了局部地區(qū)的城市熱島效應，還增加了部分地區(qū)特別是沿海城市洪澇災害的風險。據(jù)估計，截止到2050年全球由于洪澇災害造成的沿海城市的經(jīng)濟損失可能達到平均520億美元[93]。城市化導致的不透水面的增加，加上氣候變化的影響，使得內澇災害發(fā)生的頻率和強度增加。當不透水地面占20%，平均洪水流量為17.8 m3/s，洪水匯流時間為3.5 h；而當不透水地面增加至40%，平均洪水流量可達57.8 m3/s時，洪水匯流時間減少為0.4 h[94]。隨著城市面積的進一步擴張，大型城市的地面不透水層往往可達70%—90%，這嚴重影響著洪災的發(fā)生頻次和強度，在短時間內給城市帶來較大的排水壓力。當大量徑流沿河道輸送至下游時，會嚴重影響下游城市的泄洪，給下游城市帶來嚴重的排水壓力，同時對河網(wǎng)水系結構也會產(chǎn)生一定的沖擊。城市內澇對周邊生態(tài)系統(tǒng)的破壞也是極其嚴重的，城市本身處在一個生態(tài)環(huán)境極為脆弱的體系之中，長期的淹水條件會對動植物生長造成嚴重的影響。洪澇災害在造成重大經(jīng)濟損失的同時，嚴重威脅著人類生命安全和區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的健康[95]。在2008年至2010年間，中國近62%的城市遭受了洪澇災害；而2012年北京的特大暴雨直接導致了79人的喪生[96]。

3.3 城市地面沉降的風險

城市建設過程中的不合理開采地下水、巖土體開挖及削坡等增加了地面沉降的風險。從1921年上海市區(qū)最早發(fā)現(xiàn)地面沉降現(xiàn)象至今，我國已有近96座城市出現(xiàn)了不同程度的地面沉降問題，重災區(qū)主要是長江三角洲地區(qū)、華北平原和汾渭盆地，其中上海的沉降累計達2.63 m，天津達2.6 m，蘇錫常三市沉降中心沉降量都超過了1.0 m等，沉降面積達到了93885 km2[97-98]。地面沉降降低了沉降區(qū)抵御洪澇災害的能力，大幅度增加了低洼濕地面積，使耕地沼澤化，加重漬害，惡化了生態(tài)環(huán)境和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)條件[99]。一些地區(qū)地面沉降甚至導致海水倒灌，如大連、秦皇島、煙臺、青島等沿海地區(qū)都不同程度地存在海水入侵現(xiàn)象，由此加劇了水資源的緊缺狀況。此外，由于地下施工如地鐵施工以及鋪設排水管道等，產(chǎn)生了城市地面塌陷的風險，這會對城市建筑、植被等造成破壞，進而會對土地利用格局產(chǎn)生一定的影響，因此，在土地規(guī)劃時必須采取合理地手段以規(guī)避地面沉降所導致的塌陷風險。

4 城市生態(tài)風險評價與管理

4.1 城市生態(tài)風險評價

作為評定生態(tài)效應和有效管理風險的重要工具，生態(tài)風險評價(Ecological risk assessment，ERA)是指定量地確定社會經(jīng)濟發(fā)展中產(chǎn)生的一個或多個風險源可能或已經(jīng)帶來的生態(tài)負效應的概率及強度的過程[100]。根據(jù)生態(tài)風險評價的內容、范圍和尺度的不同，其評價過程有所區(qū)別，但一般包括5個基本部分：源分析、受體評價、暴露評價、危害評價和風險表征。如今，生態(tài)風險評價的內涵覆蓋了從生物個體水平、種群水平、群落水平到生態(tài)系統(tǒng)水平、區(qū)域生態(tài)水平以及城市自然整體水平等多個層次的內容(圖1)。評價過程注重對復雜生態(tài)系統(tǒng)特征的解析, 深入分析多風險因子、多風險受體、多評價終點、不確定性因素以及空間異質性等5個主要特點[101]。同時，關鍵物種、種群、群落、生態(tài)系統(tǒng)或重要生態(tài)過程和生命階段均可作為化學污染、氣候事件以及人類活動等風險因子的評價受體，而不同水平上的特征指標均可以作為生態(tài)風險評價的終點[8,101]。

圖1 城市生態(tài)風險評價指標和方法[7-9, 22, 101]Fig.1 Assessment index and methods in urban ecological risk assessment[7-9, 22, 101]

城市化的生態(tài)風險評價的特點在于將城市社會和自然作為一個系統(tǒng)整體。傳統(tǒng)的生態(tài)風險評價主要關注人類活動在不同尺度上產(chǎn)生的一系列生態(tài)環(huán)境效應，通常將生態(tài)系統(tǒng)中的某一生態(tài)指標作為評價終點。而城市化的生態(tài)風險評價著重考察城市化過程與生態(tài)系統(tǒng)健康之間的關系，將提升城市發(fā)展和生態(tài)環(huán)境的耦合度，實現(xiàn)城市自然-社會-經(jīng)濟復合生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展作為最終的評價目標[102]。目前生態(tài)風險評價主要針對單一或者多種化學污染物造成的風險，如重金屬、農(nóng)藥以及持久性污染物(POPs)等；單一受體的風險，如個體、種群和群落；單一生境的風險，如土壤、水和介質等；小尺度的風險，如流域等；系統(tǒng)水平的風險，如綜合風險、景觀風險等。針對單一受體的評價方法主要基于美國生態(tài)風險評價準則的基本框架。而針對多因素和多受體以及系統(tǒng)水平上的風險的評價手段則主要有綜合指數(shù)法和模型模擬法，其共同優(yōu)點是包含了風險源強度、風險受體與評價終點特征等信息，能夠對風險產(chǎn)生的概率、強度及時空特征進行系統(tǒng)全面的估計和預測[8]。綜合指數(shù)法綜合了多個因素指標進行評價并定量化，而對于非定量化因子，通過采用質量等級評分和專家意見等方式進行定量化。針對景觀格局和整個生態(tài)系統(tǒng)，常用的綜合指數(shù)法主要包括：生物效應評價指數(shù)法、權重法以及相對風險法[103-104]。近年來，綜合指數(shù)法中基于多介質和多污染物的生態(tài)風險評價方法得到了極大的發(fā)展。通過綜合比較不同污染物在不同介質中的暴露水平和暴露概率并結合其毒性效應水平，進行風險的綜合定量的方式，較為準確地衡量了污染物在真實環(huán)境中的生態(tài)風險水平[105]。而面對系統(tǒng)的復雜性，模型模擬已成為最重要的生態(tài)風險分析手段之一，主要包括問題分析模型(problem decomposition model，PDM)、情景組合模型(scenario composition model，SCM)、基準模型(criteria model，CM)、風險定量模型(risk quantification model，RQM)等(圖1)。而綜合應用多種模型組合，即系統(tǒng)模型(system model) 法將是今后城市生態(tài)風險評價方法的發(fā)展方向之一。

城市化的生態(tài)風險主要發(fā)生在區(qū)域尺度上, 其特點包括多介質、多受體和多風險源等, 這在一定程度上加大了對其評價的難度。基于資料、技術和工具局限, 目前的一些生態(tài)風險評價沒有脫離傳統(tǒng)生態(tài)風險評價的模式和框架, 也沒有突破傳統(tǒng)毒理方向上的毒性效應風險評價方式, 在不確定性、尺度外推、指標體系不統(tǒng)一、評價標準不統(tǒng)一、區(qū)域內污染物的整合、風險因子篩選及優(yōu)先排序、特殊的人為因素、水生到陸生生態(tài)系統(tǒng)的過渡等方面均存在著不足[101]，而這些方面也是未來生態(tài)風險評價的關鍵問題及研究難點所在。

4.2 城市生態(tài)風險管理

生態(tài)風險管理(ecological risk management,簡稱ERM)主要包括三個方面的內容：確定風險容忍度、風險決策和實施降低風險措施[106]。城市化的生態(tài)風險管理是個復雜的、動態(tài)的、綜合的過程，其完整風險管理體系的構建，應從城市化地區(qū)和自然生態(tài)系統(tǒng)整體水平上考慮風險的緣由、影響范圍、損失大小和預防與控制過程。由于城市化生態(tài)風險的內容涉及多個風險源、多個受體、多個尺度和多個系統(tǒng)，因此，相應的風險管理框架應涵蓋多個水平上的風險，并在區(qū)域范圍上對其進行整合。在整體水平上，應該要特別重視城市化的生態(tài)規(guī)劃和生態(tài)建設，合理地進行土地利用規(guī)劃，合理布局工業(yè)區(qū)、交通干線、生活居住區(qū)和植被覆蓋等。應根據(jù)生態(tài)風險評價的結果和社會經(jīng)濟發(fā)展的實際情況，優(yōu)先考慮重要的生態(tài)風險進行優(yōu)先管控。在整體規(guī)劃框架下，涉及不同子區(qū)域和單個水平上的風險，應采取針對性的管控措施。

對于污染物的生態(tài)風險，應首先做到清潔排放，資源的循環(huán)利用；其次，通過分析不同污染物的危害程度，采用不同模型和方法對其生態(tài)風險進行評估，并結合模型給出其在區(qū)域空間上不同介質和暴露途徑的風險等級預報；最終，根據(jù)風險等級進行不同程度的防范。對于城市熱循環(huán)變化，減少下墊面的硬化面積，提高城市植被覆蓋率；同時減少人為活動產(chǎn)生的廢熱及溫室氣體，主要來自工廠車間機械生產(chǎn)、交通運輸中機動車排放、空調運轉和人們日常生活及建筑物等[107]。對于城市土地擴張的生態(tài)風險，調整優(yōu)化土地利用結構，適度控制城市建設用地的規(guī)模和速度，合理布局工業(yè)區(qū)、交通干線、生活居住區(qū)和綠色基礎設施用地，構建生態(tài)城市。對于水資源短缺風險，禁止工業(yè)、農(nóng)業(yè)及生活污水未經(jīng)處理向河道的排放，節(jié)約用水，提高水的利用效率，重點加強對水源地的保護。對于城市植被和生物多樣性銳減的風險，做好景觀生態(tài)保護規(guī)劃，傳統(tǒng)保護途徑是以物種為中心，這種做法雖然暫時緩解瀕危物種滅絕的嚴重局面，但是不能從根本上解決問題；而以景觀生態(tài)學的原理和方法，不僅要考慮一個物種，還要考慮它所在的生態(tài)系統(tǒng)和生態(tài)過程。對于城市內澇和地面沉降的風險，增加城市地表的透水面積，合理構建地下排水管道、交通設施和開采地下資源，禁止對城市植被、周邊耕地、濕地及水域的破壞，以提高水量調蓄能力。在低影響開發(fā)思路的指導下，建設海綿型城市。最后，鑒于城市化過程和生態(tài)過程的復雜性和動態(tài)變化特征，建立完善的風險管理反饋機制，有效地保證管理措施能及時地根據(jù)管理效果和風險變化做出調整。

在未來一段時期內，有關城市化生態(tài)風險的研究重點將主要集中于以下幾個方面：城市化的生態(tài)風險監(jiān)測與數(shù)據(jù)采集加工、指標體系的統(tǒng)一與整合、評價方法論、空間分布特征與表達、預警與快速應急響應。城市化的生態(tài)風險評價方法也逐步從考慮單一風險源、單一受體、單一生境、小尺度向多風險源、多介質、生態(tài)系統(tǒng)水平及區(qū)域尺度發(fā)展。應通過研究生態(tài)系統(tǒng)功能服務與經(jīng)濟社會發(fā)展的耦合關系，建立針對風險源和風險受體的風險管理信息庫，形成基于風險信息庫的生態(tài)風險評價與管理動態(tài)反饋過程，逐步建立多目標風險源的生態(tài)風險管理方法, 加強生態(tài)風險預警和防范，最終形成跨越城市與區(qū)域協(xié)調聯(lián)動應對生態(tài)風險的管理體制和機制。

[1] 王少劍, 方創(chuàng)琳, 王洋. 京津冀地區(qū)城市化與生態(tài)環(huán)境交互耦合關系定量測度. 生態(tài)學報, 2015, 35(7): 2244-2254.

[2] 劉耀彬, 李仁東, 宋學鋒. 中國區(qū)域城市化與生態(tài)環(huán)境耦合的關聯(lián)分析. 地理學報, 2005, 60(2): 237-247.

[3] Yin K, Wang R S, An Q X, Yao L, Liang J. Using eco-efficiency as an indicator for sustainable urban development: a case study of Chinese provincial capital cities. Ecological Indicator, 2014, 36: 665-671.

[4] Wang Q S, Yuan X L, Zhang J, Mu R M, Yang H C, Ma C Y. Key evaluation frame work for the impacts of urbanization on air environment—a case study. Ecological Indicators, 2013, 24: 266-272.

[5] United Nations. World Urbanization Prospects the 2011 Revision. New York: Department of Economic and Social Affairs, Population Division, 2012.

[6] Norton S B, Rodier D J, van der Schalie W H, Wood W P, Slimak M W, Gentile J H. A framework for ecological risk assessment at the EPA. Environmental Toxicology and Chemistry, 1992, 11(12): 1663-1672.

[7] 張思鋒, 劉晗夢. 生態(tài)風險評價方法述評. 生態(tài)學報, 2010, 30(10): 2735-2744.

[8] 王美娥, 陳衛(wèi)平, 彭馳. 城市生態(tài)風險評價研究進展. 應用生態(tài)學報, 2014, 25(3): 911-918.

[9] 陽文銳, 王如松, 黃錦樓, 李鋒, 陳展. 生態(tài)風險評價及研究進展. 應用生態(tài)學報, 2007, 18(8): 1869-1876.

[10] 吳文婕, 石培基, 胡巍. 基于土地利用/覆被變化的綠洲城市土地生態(tài)風險綜合評價——以甘州區(qū)為例. 干旱區(qū)研究, 2012, 29(1): 122-128.

[11] 許麗麗, 李寶林, 袁燁城, 高錫章, 劉海江, 董貴華. 2000-2010年中國耕地變化與耕地占補平衡政策效果分析. 資源科學, 2015, 37(8): 1543-1551.

[12] 呂苑鵑. 全國耕地面積繼續(xù)維持在20.25億畝. 中國國土資源報, 2016-08-11(001).

[13] 劉文超, 顏長珍, 秦元偉, 閆慧敏, 劉紀遠. 近20 a年陜北地區(qū)耕地變化及其對農(nóng)田生產(chǎn)力的影響. 自然資源學報, 2013, 28(8): 1373-1382.

[14] Martellozzo F, Ramankutty N, Hall R J, Price D T, Purdy B, Friedl M A. Urbanization and the loss of prime farmland: a case study in the Calgary-Edmonton corridor of Alberta. Regional Environmental Change, 2015, 15(5): 881-893.

[16] 王艷群, 彭正萍, 薛世川, 楊云馬, 周亞鵬, 趙立賓. 過量施肥對設施農(nóng)田土壤生態(tài)環(huán)境的影響. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2005, 24(S1): 81-84.

[17] Seto K C, Ramankutty N. Hidden linkages between urbanization and food systems. Science, 2016, 352(6288): 943-945.

[18] Barbier E B. Explaining agricultural land expansion and deforestation in developing countries. American Journal of Agricultural Economics, 2004, 86(5): 1347-1353.

[19] Mcgill B. Biodiversity: land use matters. Nature, 2015, 520(7545): 38-39.

[20] Newbold T, Hudson L N, Hill S L L, Contu S, Lysenko I, Senior R A, B?rger L, Bennett D J, Choimes A, Collen B, Day J, de Palma A, Díaz S, Echeverria-Londoo S, Edgar M J, Feldman A, Garon M, Harrison M L K, Alhusseini T, Ingram D J, Itescu Y, Kattge J, Kemp V, Kirkpatrick L, Kleyer M, Correia D L P, Martin C D, Meiri S, Novosolov M, Pan Y, Phillips H R P, Purves D W, Robinson A, Simpson J, Tuck S L, Weiher E, White H J, Ewers R M, Mace G M, Scharlemann J P W, Purvis A. Global effects of land use on local terrestrial biodiversity. Nature, 2015, 52(7545): 45-50.

[21] 吳未, 陳明, 范詩薇, 歐名豪. 基于空間擴張互侵過程的土地生態(tài)安全動態(tài)評價——以(中國)蘇錫常地區(qū)為例. 生態(tài)學報, 2016, 36(22): 7453-7461.

[22] 彭建, 黨威雄, 劉焱序, 宗敏麗, 胡曉旭. 景觀生態(tài)風險評價研究進展與展望. 地理學報, 2015, 70(4): 664-677.

[23] 胡和兵, 劉紅玉, 郝敬鋒, 安靜. 流域景觀結構的城市化影響與生態(tài)風險評價. 生態(tài)學報, 2011, 31(12): 3432-3440.

[24] 楊凱, 袁雯, 趙軍, 許世遠. 感潮河網(wǎng)地區(qū)水系結構特征及城市化響應. 地理學報, 2004, 59(4): 557-564.

[25] 韓龍飛, 許有鵬, 楊柳, 鄧曉軍, 胡春生, 徐光來. 近50年長三角地區(qū)水系時空變化及其驅動機制. 地理學報, 2015, 70(5): 819-827.

[26] Elmore A J, Kaushal S S. Disappearing headwaters: patterns of stream burial due to urbanization. Frontiers in Ecology and the Environment, 2008, 6(6): 308-312.

[27] 鄧曉軍, 許有鵬, 韓龍飛, 李廣, 王躍峰, 項捷, 徐光來. 城市化背景下嘉興市河流水系的時空變化. 地理學報, 2016, 71(1): 75-85.

[28] Sear D A, Newson M D. Environmental change in river channels: a neglected element. Towards geomorphological typologies, standards and monitoring. Science of the Total Environment, 2003, 310(1/3): 17-23.

[29] 周洪建, 史培軍, 王靜愛, 高路, 鄭憬, 于德永. 近30年來深圳河網(wǎng)變化及其生態(tài)效應分析. 地理學報, 2008, 63(9): 969-980.

[30] Deng X J, Xu Y P, Han L F, Song S, Yang L, Li G, Wang Y F. Impacts of urbanization on river systems in the Taihu Region, China. Water, 2015, 7(4): 1340-1358.

[31] 許有鵬. 長江三角洲地區(qū)城市化對流域水系與水文過程的影響. 北京: 科學出版社, 2012.

[32] Costanza R, d'Arge Ralph, de Groot R, Farber S, Grasso M, Hannon B, Limburg K, Naeem S, O'Neill R V, Paruelo J, Raskin R G, Sutton P, van den Belt M. The value of the world's ecosystem services and natural capital. Nature, 1997, 387(6630): 253-260.

[33] Remondi F, Burlando P, Vollmer D. Exploring the hydrological impact of increasing urbanisation on a tropical river catchment of the metropolitan Jakarta, Indonesia. Sustainable Cities and Society, 2015, 20: 210-221.

[34] Schütte S, Schulze R E. Projected impacts of urbanisation on hydrological resource flows: a case study within the uMngeni Catchment, South Africa. Journal of Environmental Management, 2017, 196: 527-543.

[35] Liu Y, Xu Y P, Shi Y. Hydrological effects of urbanization in the Qinhuai River Basin, China. Procedia Engineering, 2012, 28: 767-771.

[36] 李九一, 李麗娟, 柳玉梅, 梁麗喬, 李斌. 區(qū)域尺度水資源短缺風險評估與決策體系——以京津唐地區(qū)為例. 地理科學進展, 2010, 29(9): 1041-1048.

[37] Eliasson J. The rising pressure of global water shortages. Nature, 2015, 517(7532): 6.

[38] 謝翠娜, 許世遠, 王軍, 劉耀龍, 陳振樓. 城市水資源綜合風險評價指標體系與模型構建. 環(huán)境科學與管理, 2008, 33(5): 163-168.

[39] 孫紅, 米鋒, 田明華, 彭強. 北京市城市綠化用水的供需風險評估. 水土保持通報, 2014, 34(5): 153-157.

[40] 王春花, 梁麗君, 張靜姝, 胡偉, 王玉秋. 某城市再生水中多環(huán)芳烴健康風險評價研究. 環(huán)境與健康雜志, 2010, 27(9): 800-803.

[41] 吳乾元, 邵一如, 王超, 孫艷, 胡洪營. 再生水無計劃間接補充飲用水的雌激素健康風險. 環(huán)境科學, 2014, 35(3): 1041-1050.

[42] 潘能, 陳衛(wèi)平, 焦文濤, 趙忠明, 侯振安. 綠地再生水灌溉土壤鹽度累積及風險分析. 環(huán)境科學, 2012, 33(12): 4088-4093.

[43] 何星海, 馬世豪, 李安定, 潘小川, 陳清, 王靜芬. 再生水利用健康風險暴露評價. 環(huán)境科學, 2006. 27(9): 1912-1915.

[44] 侯偉, 李智, 陳峰, 李曉軍, 薛爽, 龐香蕊. 再生水回灌的農(nóng)業(yè)環(huán)境風險及對策. 土壤通報, 2013, 44(1): 240-244.

[45] Mcdonnell M J, Pickett S T A. Ecosystem structure and function along urban-rural gradients: an unexploited opportunity for ecology. Ecology, 1990, 71(4): 1232-1237.

[46] Dobbs C, Nitschke C, Kendal D. Assessing the drivers shaping global patterns of urban vegetation landscape structure. Science of the Total Environment, 2017, 592: 171-177.

[47] Dale A G, Frank S D. The effects of urban warming on herbivore abundance and street tree condition. PLoS One, 2014, 9(7): e102996.

[48] Honour S L, Bell J N B, Ashenden T W, Cape J N, Power S A. Responses of herbaceous plants to urban air pollution: effects on growth, phenology and leaf surface characteristics. Environmental Pollution, 2009, 157(4): 1279-1286.

[49] Wang H, Ouyang Z Y, Chen W P, Wang X K, Zheng H, Ren Y F. Water, heat, and airborne pollutants effects on transpiration of urban trees. Environmental Pollution, 2011, 159(8/9): 2127-2137.

[50] Chace J F, Walsh J J. Urban effects on native avifauna: a review. Landscape and Urban Planning, 2006, 74(1): 46-69.

[51] Sol D, Bartomeus I, GonzálezLagos C, Pavoine S. Urbanisation and the loss of phylogenetic diversity in birds. Ecology Letters, 2017, 20(6): 721-729.

[52] Seto K C, Güneralp B, Hutyra L R. Global forecasts of urban expansion to 2030 and direct impacts on biodiversity and carbon pools. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2012, 109(40): 16083-16088.

[53] Güneralp B, Seto K C. Futures of global urban expansion: uncertainties and implications for biodiversity conservation. Environmental Research Letters, 2013, 8(1): 014025.

[54] Giam X. Global biodiversity loss from tropical deforestation. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2017, 114(23): 5775-5777.

[55] McKinney M L. Urbanization as a major cause of biotic homogenization. Biological Conservation, 2006, 127(3): 247-260.

[56] Dornelas M, Gotelli N J, McGill B, Shimadzu H, Moyes F, Sievers C, Magurran A E. Assemblage time series reveal biodiversity change but not systematic loss. Science, 2014, 344(6181): 296-299.

[57] Knapp S, Winter M, Klotz S, Bennett J. Increasing species richness but decreasing phylogenetic richness and divergence over a 320‐year period of urbanization. Journal of Applied Ecology, 2017, 54(4): 1152-1160.

[58] Parikh J, Shukla V. Urbanization, energy use and greenhouse effects in economic development: results from a cross-national study of developing countries. Global Environmental Change, 1995, 5(2): 87-103.

[59] York R. Demographic trends and energy consumption in European Union Nations, 1960-2025. Social Science Research, 2007, 36(3): 855-872.

[60] Song C B, Wu L, Xie Y C, He J J, Chen X, Wang T, Lin Y C, Jin T S, Wang A X, Liu Y, Dai Q L, Liu B S, Wang Y N, Mao H J. Air pollution in China: status and spatiotemporal variations. Environmental Pollution, 2017, 227: 334-347.

[61] Platt S M, Haddad I E, Pieber S M, Huang R J, Zardini A A, Clairotte M, Suarez-Bertoa R, Barmet P, Pfaffenberger L, Wolf R, Slowik J G, Fuller S J, Kalberer M, Chirico R, Dommen J, Astorga C, Zimmermann R, Marchand N, Hellebust S, Temime-Roussel B, Baltensperger U, Prévt A S. Two-stroke scooters are a dominant source of air pollution in many cities. Nature Communications, 2014, 5: 3749.

[62] Karagulian F, Belis C A, Dora C F C, Prüss-Ustün A M, Bonjour S, Adair-Rohani H, Amann M. Contributions to cities' ambient particulate matter (PM): a systematic review of local source contributions at global level. Atmospheric Environment, 2015, 120: 475-483.

[63] Zhao Z Z, Dong S K, Jiang X M, Liu S L, Ji H Z, Li Y, Han Y H, Sha W. Effects of warming and nitrogen deposition on CH4, CO2and N2O emissions in alpine grassland ecosystems of the Qinghai-Tibetan Plateau. Science of the Total Environment, 2017, 592: 565-572.

[64] Wang T, Xue L K, Brimblecombe P, Lam Y F, Li L, Zhang L. Ozone pollution in China: a review of concentrations, meteorological influences, chemical precursors, and effects. Science of the Total Environment, 2017, 575: 1582-1596.

[65] Feng Z Z, Hu E Z, Wang X K, Jiang L J, Liu X J. Ground-level O3pollution and its impacts on food crops in China: a review. Environmental Pollution, 2015, 199: 42-48.

[66] Burns D A, Aherne J, Gay D A, Lehmann C M B. Acid rain and its environmental effects: Recent scientific advances. Atmospheric Environment, 2016, 146: 1-4.

[67] Qiao Q Q, Huang B C, Piper J D A, Biggin A J, Zhang C X. The characteristics of environmental particulate matter in the urban area of Beijing, China, during the 2008 Olympic Games. Atmospheric Pollution Research, 2017, 8(1): 141-148.

[68] Ahmed G, Anawar H M, Takuwa D T, Chibua I T, Singh G S, Sichilongo K. Environmental assessment of fate, transport and persistent behavior of dichlorodiphenyltrichloroethanes and hexachlorocyclohexanes in land and water ecosystems. International Journal of Environmental Science and Technology, 2015, 12(8): 2741-2756.

[69] Wang Q, Yang Z M. Industrial water pollution, water environment treatment, and health risks in China. Environmental Pollution, 2016, 218: 358-365.

[70] Vonlanthen P, Bittner D, Hudson A G, Young A K, Müller R, Lundsgaard-Hansen B, Roy D, Di Piazza S, Largiader C R, Seehausen O. Eutrophication causes speciation reversal in whitefish adaptive radiations. Nature, 2012, 482(7385): 357-362.

[71] 齊學斌, 李平, 亢連強, 樊向陽, 喬冬梅, 趙志娟, 樊濤, 黃仲冬. 變飽和帶條件下污水灌溉對土壤氮素運移和冬小麥生長的影響. 生態(tài)學報, 2008, 28(4): 1636-1645.

[72] Lu Y L, Song S, Wang R S, Liu Z Y, Meng J, Sweetman A J, Jenkins A, Ferrier R C, Li H, Luo W, Wang T Y. Impacts of soil and water pollution on food safety and health risks in China. Environment International, 2015, 77: 5-15.

[73] Hoornweg D, Bhada-Tata P, Kennedy C. Environment: waste production must peak this century. Nature, 2013, 502(7473): 615-617.

[74] 趙春蘭, 凌成鵬, 吳勇, 卓勇. 垃圾滲濾液對地下水水質影響的數(shù)值模擬預測——以冕寧縣漫水灣生活垃圾填埋場為例. 環(huán)境工程, 2017, 35(2): 163-167.

[75] Ghosh P, Thakur I S, Kaushik A. Bioassays for toxicological risk assessment of landfill leachate: a review. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2017, 141: 259-270.

[76] Kalciková G, Vávrová M, Zagorc-Koncan Z, Gotvajn A ?. Seasonal variations in municipal landfill leachate quality. Management of Environmental Quality: An International Journal, 2011, 22(5): 612-619.

[77] Komilis D P, Ham R K, Park J K. Emission of volatile organic compounds during composting of municipal solid wastes. Water Research, 2004, 38(7): 1707-1714.

[78] Ballinger R C, Potts J S, Bradly N J, Pettit S J. A comparison between coastal hazard planning in New Zealand and the evolving approach in England and Wales. Ocean & Coastal Management, 2000, 43(10/11): 905-925.

[79] Murray V, Mcbean G M, Bhatt M, Borsch S, Cheong S. Managing the risks of extreme events and disasters to advance climate change adaptation. Journal of Clinical Endocrinology & Metabolism, 2011, 18(6): 586-599.

[80] Li W F, Cao Q W, Lang K, Wu J S. Linking potential heat source and sink to urban heat island: Heterogeneous effects of landscape pattern on land surface temperature. Science of the Total Environment, 2017, 586: 457-465.

[81] Wang J, Yan Z W, Quan X W, Feng J M. Urban warming in the 2013 summer heat wave in eastern China. Climate Dynamics, 2017, 48(9/10): 3015-3033.

[82] Kalnay E, Cai M. Impact of urbanization and land-use change on climate. Nature, 2003, 423(6939): 528-531.

[83] Sun Y, Zhang X B, Ren G Y, Zwiers F W, Hu T. Contribution of urbanization to warming in China. Nature Climate Change, 2016, 6(7): 706-709.

[84] 楊續(xù)超, 陳葆德, 胡可嘉. 城市化對極端高溫事件影響研究進展. 地理科學進展, 2015, 34(10): 1219-1228.

[85] Zhang J, Liu S Q, Han J, Zhou L, Liu Y L, Yang L, Zhang J, Zhang Y. Impact of heat waves on nonaccidental deaths in Jinan, China, and associated risk factors. International Journal of Biometeorology, 2016, 60(9): 1367-1375.

[86] Richter M. Urban climate change-related effects on extreme heat events in Rostock, Germany. Urban Ecosystems, 2016, 19(2): 849-866.

[87] Patz J A, Campbell-Lendrum D, Holloway T, Foley J A. Impact of regional climate change on human health. Nature, 2005, 438(7066): 310-317.

[88] 肖榮波, 歐陽志云, 李偉峰, 張兆明, Tarver G Jr, 王效科, 苗鴻. 城市熱島的生態(tài)環(huán)境效應. 生態(tài)學報, 2005, 25(8): 2056-2060.

[89] 侯穎, 周會萍, 張超. 城市化對土壤微生物群落結構的影響. 生態(tài)環(huán)境學報, 2014, 23(7): 1108-1112.

[90] Zipper S C, Schatz J, Kucharik C J, Loheide II S P. Urban heat island-induced increases in evapotranspirative demand. Geophysical Research Letters, 2017, 44(2): 873-881.

[91] Kueppers L M, Conlisk E, Castanha C, Moyes A B, Germino M J, De Valpine P, Torn M, Mitton J B. Warming and provenance limit tree recruitment across and beyond the elevation range of subalpine forest. Global Change Biology, 2017, 23(6): 2383-2395.

[93] Hallegatte S, Green C, Nicholls R J, Corfee-Morlot J. Future flood losses in major coastal cities. Nature Climate Change, 2013, 3(9): 802-806.

[94] 馬光. 環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展導論(第二版). 北京: 科學出版社, 2004: 93-194.

[95] Ntajal J, Lamptey B L, Mahamadou I B, Nyarko B K. Flood disaster risk mapping in the Lower Mono River Basin in Togo, West Africa. International Journal of Disaster Risk Reduction, 2017, 23: 93-103.

[96] Gaines J M. Flooding: water potential. Nature, 2016, 531(7594): S54-S55.

[97] 薛禹群, 張云, 葉淑君, 李勤奮. 中國地面沉降及其需要解決的幾個問題. 第四紀研究, 2003, 23(6): 585-593.

[98] Yin J, Yu D P, Wilby R. Modelling the impact of land subsidence on urban pluvial flooding: a case study of downtown Shanghai, China. Science of the Total Environment, 2016, 544: 744-753.

[99] Sun H, Zhang Q, Zhao C Y, Yang C S, Sun Q F, Chen W R. Monitoring land subsidence in the southern part of the lower Liaohe plain, China with a multi-track PS-InSAR technique. Remote Sensing of Environment, 2017, 188: 73-84.

[100] Perrodin Y, Boillot C, Angerville R, Donguy G, Emmanuel E. Ecological risk assessment of urban and industrial systems: a review. Science of the Total Environment, 2011, 409(24): 5162-5176.

[101] 陳春麗, 呂永龍, 王鐵宇, 史雅娟, 胡文友, 李靜, 張翔, 耿靜. 區(qū)域生態(tài)風險評價的關鍵問題與展望. 生態(tài)學報, 2010, 30(3): 808-816.

[102] Lu Y L, Wang R S, Zhang Y Q, Su H Q, Wang P, Jenkins A, Ferrier R C, Bailey M, Squire G. Ecosystem health towards sustainability. Ecosystem Health and Sustainability, 2015, 1(1): 1-15.

[103] Dagnino A, Sforzini S, Dondero F, Fenoglio S, Bona E, Jensen J, Viarengo A. A weight-of-evidence approach for the integration of environmental “triad” data to assess ecological risk and biological vulnerability. Integrated Environmental Assessment and Management, 2008, 4(3): 314-326.

[104] Obery A M, Landis W G. A regional multiple stressor risk assessment of the codorus creek watershed applying the Relative Risk Model. Human and Ecological Risk Assessment: An International Journal, 2002, 8(2): 405-428.

[105] Shi Y J, Wang R S, Lu Y L, Song S, Johnson A C, Sweetman A, Jones K. Regional multi-compartment ecological risk assessment: establishing cadmium pollution risk in the northern Bohai Rim, China. Environment International, 2016, 94: 283-291.

[106] 周平, 蒙吉軍. 區(qū)域生態(tài)風險管理研究進展. 生態(tài)學報, 2009, 29(4): 2097-2106.

[107] 白楊, 王曉云, 姜海梅, 劉壽東. 城市熱島效應研究進展. 氣象與環(huán)境學報, 2013, 29(2): 101-106.