城市雨水塘生態風險評價方法

陳 垚，甘春娟，張 彩，袁紹春，朱子奇

1.重慶交通大學水利水運工程教育部重點實驗室，重慶 400074；2.重慶交通大學國家內河航道整治工程研究中心，重慶 400074；3.重慶交通大學河海學院，重慶 400074；4.重慶市市政設計研究院，重慶 400012)

城市化導致流域不透水下墊面急劇增加，造成受納水生態系統的水文、物理化學和生物發生顯著擾動[1]。為緩減雨水徑流產生的不利影響，相關國家提出并實施了一系列雨水最佳管理措施(best management practices, BMPs)。其中，雨水塘因其具有水文削峰調控和污染控制能力，并可實現景觀游憩、地下水補給、水生棲息地等生態服務功能而成為有效的BMPs之一[2-4]。由于雨水塘補水水源主要來自地表徑流，其水文特性受氣候條件影響顯著；同時，由于其沉積物在城市不同開發階段受流域瞬態性的驅動(如城市開發初期和后期地表徑流攜帶的沉積物濃度顯著不同)而呈現出動態屬性，使其不同于其他城市水體特征。此外，雨水塘常受高徑流量的雨水、沉積物、化學物質與微生物等多重風險源的干擾與損害[4-6]，使得雨水塘營造的水生及其陸緣生物棲息地的質量狀況受到不斷關注[2,7]。作為雨水管理設施和生態棲息地實現其生態功能目標的同時，雨水塘還可與相應的人類活動產生的干擾進行耦合，導致人地作用自驅動機制并形成生態陷阱，最終表現出生態脆弱性和易損性[7-8]。雖然大量研究證實雨水塘可提高城市區域生物多樣性并實現生物物種的保護[2,4,9-10]，但其對污染物的滯留與凈化能力具有高度變異性，在特定環境條件下反而存在污染物富集風險[6,8,11]。相關研究者也開始質疑雨水塘中底泥污染物的歸趨，并指出其已嚴重影響雨水塘的預期功能目標，甚至對周圍生態系統產生不利影響[6,12]。

對雨水塘沉積物質量進行科學評價可準確掌握雨水塘系統處理城市雨水徑流過程中潛在的生態風險，并辨識風險受體對環境脅迫的響應關系。但由于雨水塘水體沉積物具有動態屬性，導致雨水塘沉積物質量評價過程具有復雜性。雖然相關研究已開始關注雨水塘中沉積物存在的環境風險問題，但對于雨水塘生態毒理學方面的研究仍非常有限[7,13]，以致生態風險研究結論相對模糊，難以歸類分析。目前雨水塘生態風險評價在方法上尚缺乏一致性與特異性，迫切需要提出雨水塘生態質量監測、評價與維護管理的綜合性標準方法體系。

城市水體生態風險評價常采用沉積物質量評價“三元法”(sediment quality triad，SQT)[14-16]和生物評價法2類方法。其中，生物評價法主要用于診斷環境條件脅迫響應，如加拿大水生生物監測網絡(The Canadian Aquatic Biomonitoring Network，CABIN)[7]、澳大利亞河流無脊椎動物等級數量平均水平(Stream Invertebrate Grade Number Average Level，SIGNAL)指數[17]、歐盟水框架指令(Water Framework Directive，WFD)[18]和英國的河流無脊椎動物預測與分類系統(River Invertebrate Prediction and Classification System，RIVPACS)[19-20]等。SQT主要基于沉積物化學與毒理的實驗室檢測分析，以及底棲生物群落結構的野外監測評價，已成為沉積物質量評價中科學基礎最完備、應用最廣泛的綜合評價方法，包括化學、毒理和生態3個基元。該方法融入了證據權重、生態風險評價等方法的基本原理與手段，更關注污染問題，主要用于評估污染物等潛在不利因素所可能引發的生態風險[14-16,21]。這2類方法均采用底棲生物作為生態評價終點，評價結果均與參照站位(即未受人類活動干擾或受干擾影響最小的站位)有關。SQT很大程度依賴于參照站位的可獲性，而CABIN、SIGNAL指數等生物評價法則完全依賴于參照站位的選取，并要求選取受人類活動影響最小的站位。參照站位的選取不僅影響生態風險評價值，還可影響環境質量修復目標的識別與定義。城市人工靜態水生態系統(如雨水塘)在參照站位選取上往往存在較大的困難，需要尋求其他方法以消除或減弱評價方法對參照站位的依賴性。因此，研究雨水塘生態風險評價方法有助于提高對這類特殊系統生態屬性與功能的識別與掌握，以滿足質量評價與管理需求。

為此，筆者從回顧城市雨水塘生態風險評價研究進展出發，針對參照站位選取問題著重分析了現有生物評價法存在的局限性，并從自凈能力(self-purification potential，SPP)和生物多樣性保護能力(biodiversity preservation potential，BPP)2個角度對雨水塘的生態質量目標進行了功能定義，在此基礎上，介紹了寡毛類動物指數法(oligochaete index methodology，OIM)結合其三基元(即OIM-SQT)的綜合評價方法，并對該方法在生態質量目標概念框架中的應用前景與研究領域進行了展望，以期為我國海綿城市建設中雨水設施營造的生態系統質量評價與管理提供參考。

1 城市雨水塘生態風險評價研究進展

雖然城市雨水管理設施具有生態屬性，但目前鮮見雨水塘采用的生態風險評價法能直接表征生態完整性概念的相關研究報道。大多研究采用的方法仍集中在單/多物種的生態毒理法、水體/沉積物污染物化學檢測法、生物群落特征分析的生態評價法或多學科交叉的綜合法(表1)。

表1 2006—2016年雨水塘生態風險評價方法相關研究Table 1 Studies addressing the ecological risk assessment of stormwater ponds within the last 10 years (2006-2016)

1.1 生態毒理法

生態毒理法可有效檢測出污染物對某些生物的潛在毒理效應，已成為預測風險出現概率及其可能產生負面效應的最佳方法[50-51]。雖然該方法已形成標準化操作規程，研究結果具有良好的可重復性，并可用于結果比對與釋因分析，但在實驗室模擬條件下得出的毒理結果難以外推至多風險源的生態系統[52]。同時，實驗室毒理檢測這一傳統生態毒理法并不能用于評價生態系統的主要組分[53]。針對上述研究結論，筆者整合相關文獻分析后認為：(1)環境中群落生態因子可影響物種的毒理效應，如物種密度效應、捕食、種間/內競爭等相互作用強度，物種功能的生物放大效應與次生毒性作用及其在食物鏈中的位置。(2)毒性隨物種生命周期特征而發生變化，尤其是可通過生物個體發育效應及其耐受性、生物累積性等暴露史來改變物種的生理特性；(3)由于目前難以對生態關聯性進行準確定義，在選擇鑒定生物時往往基于可操作性因素(如易采集物種、稀有物種[19])，并未考慮其生態關聯性；(4)在實驗室檢測時通常對一些模擬條件進行適當修正，如適當更改了微生物的生物有效性及其暴露情況，導致不同實驗條件下污染物或其他環境因素及其產生的效應均與野外實際生境條件顯著不同。

為避免上述研究方法存在的缺陷，表1中的相關研究者嘗試采用生物標記法、野外生物積累實驗法等其他生態毒理法對雨水塘進行生態風險評價。雖然生物標記法可作為單一壓力源或一般性環境壓力源的診斷與風險預警工具[22,50-51,54]，但該方法多數基于單一物種，研究結果并不能直接外推至種群、群落和生態系統水平[14,54]。野外生物積累實驗法雖可反映出真實的生境條件，并能很好地對污染物的生物可利用性及其遷移能力進行表征，但該方法受物種特異性的調控作用影響，特別是當沉積物與生物體內污染物濃度的相關性較差時調控作用較為明顯。同時，該方法的實驗結果具有高度變異性，易受生物類型、污染物種類與環境條件的影響[55-56]。

1.2 化學檢測法

目前，大多數研究根據相關標準規定的限值，采用化學法對水體或沉積物中的污染物濃度進行檢測與對比分析，以解決雨水塘潛在毒理效應的表征問題。該方法可用于識別環境污染源、類型及其嚴重程度，但由于污染物本身不會直接顯現毒理效應，有時甚至存在多種污染物的聯合毒理效應，僅憑有限的化學檢測數據并不能對一個完整生態系統的生態質量進行準確評價[14,57-58]。為解決這一問題，研究者采用更精細、更昂貴的化學檢測方法對化學物質進行分析，如利用分級萃取法對痕量重金屬的形態進行萃取分離。改進后的化學檢測法可對生物群落中污染物可生物利用量與遷移能力作出準確的預測性評價[38,59]，但其檢測成本昂貴，操作程序也較為復雜。

1.3 生態評價法

目前關于雨水塘生態風險評價法的研究中，作為環境條件脅迫響應的指示生物方面的研究較少。針對雨水塘因青紫細菌爆發而引起嚴重腹瀉的水質安全問題，以及因藻類爆發引起的水體富營養化風險問題，相關研究者對浮游動、植物等水棲生物群落進行了時空監測[44-45,47,60-61]，并從生物角度考察了生物群落特征，為雨水塘的性能評價提供了科學依據[60-61]。但這些研究尚未識別出并確定生物群落表觀變化的特征污染物。由于受目前污染物檢測水平的限制，在對非生物特征進行對比分析時，檢測數據難以解譯生物響應關系，甚至在生物群落中造成檢測結果具有高度變異性[2,46,62-63]，并出現檢測結果不支持其他證據權重的現象[13]。

1.4 綜合評價法

為提高雨水塘質量評價水平，研究者嘗試采用多學科交叉的綜合評價法，如在SQT證據權重模型中結合從沉積物化學分析、毒性鑒定和原位生物生態監測等獲得的多證據權重進行分析。雖然該方法可較好確定生態系統的質量狀況，但原位生物損害終點與毒性程度常表現出與水體或沉積物中的污染物濃度不相關[13,48-49]。可見，該方法仍難以識別出生物群落的干擾因子，最終影響雨水塘生態質量評價的準確性。為此，研究者采用寡毛類、搖蚊科等大型底棲動物類群對生物群落進行了分析，并認為這些具耐污能力的生物對干擾因子不敏感[7,48-49]，可作為原位生物損害終點。但生物群落分析常因環境條件的異質性產生多壓力源的交互作用，影響評價終點生物響應結果，并使群落分析顯得異常復雜[64]。

可見，單一的生態風險評價法仍主要集中在雨水塘生態損害的識別定義研究上，而這已嚴重阻礙了雨水塘生態風險評價的準確性、生態質量預期目標的確定以及用于改善雨水生態質量的可持續管理措施的制定。若多學科綜合評價法能解決生物群落分析的異質性問題，利用基于原位生物損害終點(如底棲生物)的生物評價法準確解譯原位生物生態組分信息，便可對雨水塘生態風險進行準確評價。

2 基于底棲生物的生物評價法的局限性

沉積物-水界面上的底棲生物可反映沉積物的所有暴露途徑，適合作為沉積物質量的指示生物。同時，底棲生物受棲息地的物理與化學性質的影響，其豐度、多樣性與組分可作為魚類、鳥類等位于較高營養層的生物調控因子，也可作為一個重要的水生態健康評價因子。因此，原位底棲生物群落分析可有效識別污染條件下沉積物中底棲生物的損害情況，如表觀數量的變化情況[57]，最終確定底棲生物與環境脅迫的響應關系。底棲生物群落分析雖為SQT法中的證據權重之一[14,15]，但難以成為生態風險評價中最重要的證據權重。在實際應用過程中往往需要通過對監測站位與參照站位的底棲生物特征(如表征群落結構與成份的變量)進行對比分析，以評價底棲生物群落的響應結果，并識別出生態風險評價模型中的構成要素及其關鍵元素。

從城市雨水徑流對水生態影響的研究情況來看，總體上缺少不同水生態系統下底棲生物對重度污染源的響應研究[7,13,54,56]。同時，參照站位與監測站位缺少必要的相似性，難以根據底棲生物“無響應”這一診斷結果直接推斷出環境風險源對水生態系統“無影響”這一評價結論。野外監測站位內水生態系統的生物群落常受水文徑流情勢、棲息地結構、生物相互作用、能量來源與化學變量等多重因子的影響，并直接或間接受人類活動產生的脅迫因子所調控[8,17,35]。多重因子的聯合效應決定了生物群落的生境條件，從而造成生態系統干擾性輸入與防御(自凈)機制間的差異性[8]。同時，各因子相互依賴產生損害或保護效應。因此，進行城市水系統生態質量評價時將所有損害效應歸因于同一類因素(如化學變量)顯然是不恰當的。而選取的站位不適合作為監測站位的參照分析可能是由于棲息地的高度異質性[65]、其他交互作用因素[56-66]或僅僅是由于某些特定生物群落或特殊生態系統自身并不存在合適的參照站位[67]等原因造成。

通常而言，參照站位應從生境類型(即水文、物理化學和生物特性)相似并具有可比性的站位中選擇人類活動干擾最小，或脅迫因子產生影響最小的站位作為參照條件，并通過與監測站位進行對比分析來確定生態系統不可接受的損害范圍[67]。該方法為目前應用最為廣泛、實施方法比較成熟的參照條件確定方法。但由于城市化過程對城市區域內所有水生棲息地系統產生了人為干擾，導致城市雨水塘形成了獨特的生態系統與服務功能。顯然，在這種條件下難以找到合適的參照站位。同時，參照站位的選擇必須涵蓋監測站位所獲取的相關屬性，而作為約束性極強、受多重環境壓力源脅迫作用且人為營造的棲息地，難以與理想的自然生態系統進行比較。此外，人為營造的雨水塘生態系統較新，特別是在修建過程中幾乎無棲息生物，并且生物群落的演替過程受塘齡影響，導致其與自然水體形成的棲息地在底棲生物群落與生態功能水平上存在顯著差異[56,60]。因此，識別并掌握城市雨水塘獨特的生態特征與服務功能，有助于提高生物監測及其管理水平。而這一過程首先應解決一個關鍵問題：在“相似區域”內如何選取一個具有“相似特征”的參照站位，并根據質量目標的定義確定站位改變或影響特征，從而識別結果存在的差異性？在理想情況下，應識別出研究區域干擾前的條件，對單因素的前、后變化信息進行解譯，并基于可獲信息采用最佳專業評判(best professional judgment，BPJ)確定生態質量變化值[14]。當對比結果的差異性不顯著時，應選擇位于BPJ左側的站位(即評價結果為最小響應)作為參照站位，并認為該方案確定的“可接受”條件同樣適用于考慮生態和社會因素下的生態系統。而在最不利情況下，特別是出現無參照站位時，可通過對所有監測站位進行對比，并將影響最小的監測站位作為參照站位[65]。但該方法確定的參照站位可能會由于站位選擇的差異性造成生態風險評價及其質量目標定義的多樣化，并最終產生2類誤差。其中，若選擇的參照站位質量高于所要求的理論參照站位時，將導致對生態影響、質量目標及其修復措施的評價結果過高，從而產生A類誤差；反之，則產生B類誤差。對此，可采用選取多個參照站位的方法來減少監測站位與參照站位間因環境特征異質性所產生的結果差異[67]。在不增加B類誤差的前提下篩選單一參照站位較為困難，往往選用多個參照站位；但采用多個參照站位進行生態風險評價時，則會由于研究持續時間和樣本采集/分析量的大幅增加而導致實際操作難以開展。

因此，當監測站位呈現出即便在消除干擾后也不再恢復至參照站位的原始狀態時，最理想的方法是利用監測站位與參照狀態的對比程度對質量目標進行定義。這主要是由于若生態損害超出其彈性邊界，生態系統可表現出延滯特性[52]。這一結果表明，干擾后的生態系統不需完全沿逆向路徑進行修復，而應向另一狀態逐漸演化以實現生態修復，如將需氧代謝主導型的生態系統逐漸演變為厭氧代謝主導型。修復后的生態系統可通過生物群落的成份與結構差異性的分析對生態質量進行表征，最終確定這一修復目標是否具有可達性。

綜上所述，目前仍難以探尋合適的參照站位并準確解譯底棲生物所產生或缺失的響應信息；同時，質量目標定義的多樣化也會導致評價結果出現誤差。但這些問題已開始得到相關研究者的重視[68-70]。

3 基于生態目標的生態風險評價方法

3.1 生態目標的定義

城市雨水塘主要用于調控城市地表產生的徑流量，處理污染物，并為水棲生物提供棲息地，從而實現城市化進程與生態系統保護間的平衡關系。因此，雨水塘的監測與管理首先應確定設施輸入的徑流量、沉積物與污染物濃度，然后通過相關調控與凈化過程將其降至下游受納生態系統的可接受范圍內，確定水生生物無損害作用的環境條件并對其進行保護，從而實現雨水塘生態系統的功能目標。

TIXIER等[70]對城市雨水塘生態系統的2種功能進行了定義。其中，生態系統的第1種功能可定義為自凈能力(SPP)，反映了生態系統消納所有輸入物質的能力。雨水塘調蓄洪峰，防止水力侵蝕，可采用調蓄容積與滯留時間等參數進行水力調控。而在這些參數所確定的具體邊界內，SPP可描述出營養物物質循環與污染物凈化過程中生物(生物代謝)、物理(水文地貌過程、水交換動力學等)和化學(氧化還原電位、絡合物、重金屬形態)因素的協同作用，并使其具有時間與空間尺度效應[71]。生物質量狀態的改善在空間尺度上可表示為雨水塘輸入與輸出物質間的差異性；而在時間尺度上則表示為雨水塘在實施修復計劃前、后生物狀態恢復的差異性。因此，SPP的質量目標可直接定義為生態系統功能的修復或保護，并使生態系統處于生態恢復域的邊界內(圖1)。該邊界由最大環境壓力源所確定，系統在該邊界內可通過自我調節能力快速得以恢復而不改變其穩態結構。由于生態系統在恢復域內仍可維持一個可接受的生態條件范圍，從而表現出最小的毒性效應，并維持系統的主要生態功能，即系統在恢復域內可表現出“生態防御”(ecosystem defences，ED)功能。而第2種功能可定義為生物多樣性保護能力(BPP)，即生態系統達到并維系最大可能生物多樣性的能力，采用物種與過程豐度進行表示。由圖1可知，BPP近似但不同于未受污染的靜態參照系統所形成的生物多樣性。

在圖1描繪的城市雨水塘生態狀況演替圖中，SPP和BPP的概念界定顯然與所采用的生物評價手段有關。而這些評價方法可對環境要素從未污染、輕度污染到嚴重污染這一變化范圍進行梯度分析，并不受靜態系統的類型所限制。因此，SPP/BPP的定義可有效避免因參照站位生態目標定義的多樣化而產生的誤差。

BIO—生物多樣性；IN—生物適應能力；ED—生態防御；BPP—生物多樣性保護能力；SPP—自凈能力； OI—寡毛類動物指數；IBP—生物潛力指數。

3.2 OIM-SQT綜合評價法

基于城市區域參照站位選取存在的問題，研究者開始探尋其他無需參照站位或對參照站位依賴性不強的評價方法[13]。法國致力于沉積物質量評價研究的學者提出了基于寡毛類動物類群分析的寡毛類動物指數法(OIM)，并制定了標準化操作規程。該方法已成為歐盟水框架指令(WFD)下用于淡水湖泊生態質量評價的重要方法之一，并在城市水體沉積物生物質量評價中得到廣泛應用[7,13,66,70]。OIM主要基于靜態生態系統不同生態條件下的污染物梯度分析，可取代傳統參照站位的對比分析法[7]。在雛形階段，該方法提出了2個證據權重[7,13]。其中，第1個證據權重為基于寡毛類動物生物多樣性計算得到的底泥生物潛力指數(index of biological potential，IBP)，該指數與沉積物的生物同化與礦化能力存在顯著相關性，同時寡毛類動物也受沉積物中有機物的影響。因此，IBP可作為湖泊富營養化程度的指標。靜態型生態系統中有機營養物可通過沉積物礦化作用這一生態功能為初級生產者提供無機形態的營養物，還可通過食物鏈進行后續能量流動與物質遷移。其中，沉積物對營養物質的生物同化與礦化能力受自然條件或人類活動產生的環境要素影響。因此，與生態質量相比，IBP還可作為靜態水體的另一生態功能指標對SPP目標進行定義與量化。第2個證據權重則采用寡毛類動物法，寡毛類動物類群與重金屬等污染物濃度及其形態呈顯著正相關[13,72-73]，根據已知的污染物敏感性對寡毛類動物進行分類。掌握污染物敏感物種的相對豐度，即寡毛類動物指數(oligochaete index，OI)[66,70]，便可對受污染損害或受自然因素限制的生態系統的生物潛力進行區分與界定，從而對BPP目標進行定義與量化。

結合目前利用OI指標，并根據物種特異性與污染敏感特征原理的寡毛類動物類群分析法的相關研究結論[7,13,70]，分析認為OIM在靜態水生系統沉積物生態質量評價中具有如下優點：(1)與歷經空氣-水體兩相生命階段的大型底棲動物類群不同，OIM僅涉及嚴格意義上的水棲生物，使其在整個生命周期內可貫穿于水生條件的暴露環境中，而不會受季節更替等時間變化的影響。(2)類群分類法和個體生態學可同時用于識別種群水平，并融入功能特征信息。特別是在種群水平上，寡毛類動物群落可表示為具有不同生態功能、對環境污染敏感等高度多樣化的生物類群。即使在出現監測站位間類群分類組成重疊較低時，仍可采用種群特征信息分析法對底棲生物群落損害進行科學評價[74]。(3)寡毛類動物是雨水塘沉積物中最為豐富的類群之一，在一定程度上也保證了該方法的應用范圍與可信度。(4)OIM主要基于淡水水生系統中廣泛分布的周期性物種—寡毛類動物，因此，該方法在區域分布類群上并不會出現相同程度上的空間異質性，適用于不同類型的靜態水系，甚至可直接移植于雨水塘的生態質量評價研究上。

基于OIM的優勢，TIXIER等[7,13,70]在OIM與SQT的基礎上，提出了用于雨水塘沉積物生物評價的OIM-SQT法。研究結果證實，該方法在缺少有效參照站位的情況下仍可獲取污染效應的證據權重，并能很好地對生物質量狀況進行定義與量化。因此，OIM-SQT法特別適用于缺乏有效參照站位的雨水塘生態質量評價，且在應用時只需確定雨水塘的IBP和OI值等證據權重，便可正確識別雨水塘的風險源，確定其生態功能目標。可見，基于OIM-SQT綜合法的生態質量目標概念框架不僅可有效解決SQT評價結果對參照站位過度依賴的問題，還可為雨水塘生態系統的評價、預防與修復重建提供有價值的信息，有助于提高對城市雨水塘生態功能及其風險識別水平與管控。

OIM-SQT法獲取的證據權重可用于多個研究領域[70]。(1)在基礎研究領域，該方法可獲取寡毛類動物的種群生態結構與環境要素中污染物敏感信息，還可掌握水體與沉積物中污染物特異性損害與多種污染物毒理效應等相關信息。(2)在研究開發領域，在雨水塘現有生態風險評價方法分析的基礎上，通過引入污染梯度分析的概念，可較好地表征雨水塘生態風險評價中寡毛類動物與污染物濃度的相關性。同時，IBP和OI還可分別用于SPP與BPP功能目標的定義。(3)在應用領域，基于SPP/BPP生態目標提出的OIM-SQT法適用于雨水塘預防性措施與修復重建方案的制定。

4 結論與展望

生態毒理、化學檢測、生態評價等單一生物評價法已難以適應人工營造生態系統的生態質量目標識別與可持續管理措施制定，而廣泛應用的SQT綜合評價法涉及化學、生態學、毒理學等多個學科，其發展有賴于上述學科及其交叉學科的共同發展。在這些方法中，城市水生態系統中合適參照站位的選取問題已成為生態風險評價的研究瓶頸。為改進靜態水生態系統的評價方法，提高評價結果的準確性，并降低對參照站位的依賴性，甚至取消參照站位，今后應從生態目標定義方面入手，進一步對現有的方法體系進行改進，確定具有獨立生態學功能的參數指標，以提出多學科交叉的綜合評價方法。

在SPP/BPP生態功能目標定義框架內，采用OIM-SQT法不僅可強化SQT的評價結論，降低靜態水生態系統沉積物評價的不準確性，較好解決沉積物質量評價缺少合適參照站位的難題與生物群落分析產生的異質性問題，還可用于識別與掌握雨水塘功能目標及其生態風險，制定預防性措施與修復重建方案。特別是該方法引入了功能性的生物監測指標，彌補現有結構性生物監測方法存在的缺陷，有效提高了評價結果的生態關聯性。今后應重點對該方法進行驗證性研究，并提出標準化和業務化的操作規程。