生態(tài)風險評價方法與應(yīng)用研究進展

劉晨宇，田愛民，孫 菲，袁 鵬

(1．山東科技大學化學與環(huán)境工程學院，山東青島 266590；2．中國環(huán)境科學研究院，北京 100012)

生態(tài)環(huán)境安全是國家安全的重要組成部分，是經(jīng)濟社會持續(xù)健康發(fā)展的重要保障。隨著對可持續(xù)發(fā)展、生態(tài)文明等發(fā)展理念理解的不斷深入，生態(tài)環(huán)境風險問題日益得到重視。生態(tài)環(huán)境風險評價作為定量表征環(huán)境所承受風險大小的方法，能夠有效評估生態(tài)系統(tǒng)承擔的風險，或使發(fā)生的風險性降到最低［1-2］，對于環(huán)境管理決策和區(qū)域生態(tài)環(huán)境保護具有重要意義，因此逐漸成為生態(tài)環(huán)境領(lǐng)域的熱點和趨勢。

1 生態(tài)環(huán)境風險評價發(fā)展歷程和框架

20世紀八九十年代，美國橡樹嶺國家實驗室（ORNL）經(jīng)過深入研究，明確了化學毒物進入環(huán)境后引起生態(tài)影響的機理，為生態(tài)風險評價奠定了基礎(chǔ)。美國早期的生態(tài)風險評價基于紅皮書——《風險評價在聯(lián)邦政府：管理過程》中的四步法為主要依據(jù)，即：危害鑒別、劑量-效應(yīng)關(guān)系評價、暴露評價和風險表征［3］。隨后，美國環(huán)境保護署（USEPA）［4］提出了基于人類健康風險評估指南的生態(tài)風險評估框架，并解釋了生態(tài)風險的概念：所謂生態(tài)風險，是指事件或災(zāi)害可能對生態(tài)系統(tǒng)及其組分部分產(chǎn)生不確定性的影響，特指對非人類的生物體、種群和生態(tài)系統(tǒng)造成的風險；生態(tài)風險評價，即是在生態(tài)系統(tǒng)受一個或多個脅迫因素影響后，對不利生態(tài)后果出現(xiàn)的可能性給予評估。此后，USEPA［5］于1998年通過一系列專題和案例研究，正式頒布了《生態(tài)風險評價指南》，將生態(tài)風險評估過程分為3個階段：問題形成、分析、風險表征（見圖1），在整個評價流程中，不僅考慮風險評估員和管理者的意見，還會與利益相關(guān)方進行交流。

21世紀初，生態(tài)風險評價進入了更加復(fù)雜的區(qū)域生態(tài)風險評價階段，是對多風險源、多風險受體的綜合生態(tài)風險評價，評價工作更多從生態(tài)系統(tǒng)角度出發(fā)，采用定性與定量評價相結(jié)合，更加側(cè)重選取定量模型進行評價。其實早在1993年，Hunsaker［6］就提到了區(qū)域性生態(tài)風險評價，討論了指標框架，并指出區(qū)域尺度的生態(tài)風險評價是未來發(fā)展的方向。Landis等［7］和 Wiegers等［8］具體解釋了區(qū)域尺度生態(tài)風險評價的關(guān)鍵因素，提出了區(qū)域相對風險評價模型，結(jié)合當時的空間統(tǒng)計方法以及確定性分析方法，為由于評價區(qū)域擴大而導致風險源復(fù)雜化的綜合評價提出了解決途徑［9］。Barnthouse等［10］對生態(tài)風險評價領(lǐng)域關(guān)于數(shù)學模型的作用和發(fā)展做了較為詳細的綜述，同時從區(qū)域和個體兩種研究尺度提出并建立了適用于生態(tài)風險管理的評價模型。

圖1 美國生態(tài)風險評價框架

2 生態(tài)環(huán)境風險評價進展與應(yīng)用

隨著生態(tài)風險評價尺度擴大，風險源復(fù)雜化，風險受體層次擴展，評價工作更多需要面對的是復(fù)合類風險源。目前，生態(tài)風險評價從風險源角度可分為兩大類：一類主要以重金屬、有機物等污染物中的一種或多種為風險源，基于污染物對生物體產(chǎn)生的毒性效應(yīng)和生態(tài)風險進行評價；而另一類則是宏觀尺度的風險源，主要評價旱澇、泥石流等自然災(zāi)害以及土地利用、資源過度開發(fā)等帶來的生態(tài)風險。同時，現(xiàn)階段的評價工作已不單純依靠生態(tài)毒理學實驗，而是將實驗與模型模擬兩者結(jié)合，針對評價生態(tài)系統(tǒng)中若干個組分的風險，采用更加全面和綜合的方法進行分析。

2．1 重金屬生態(tài)風險評價

重金屬指比重大于5 g/cm3的金屬元素。隨著工業(yè)生產(chǎn)活動加劇，大量重金屬污染物進入水體、土壤、大氣環(huán)境，這些元素具有潛在毒性，難于分解，進入環(huán)境后長期存在，且其可以進入食物網(wǎng)，通過食物鏈進行生物累積和生物放大，并可能最終進入人體，在某些器官內(nèi)累積造成慢性中毒，因此，重金屬生態(tài)風險評價引起了國內(nèi)外學者的普遍關(guān)注［11-12］。重金屬生態(tài)環(huán)境風險評價，通常基于研究區(qū)域的重金屬實際監(jiān)測值與背景值對比，選取超出背景值的重金屬元素作為研究對象。目前，重金屬生態(tài)風險評價主要集中在 Cr、Cu、Zn、Pb、Ni、As、Hg等重金屬元素上，也有學者對Fe、Sb、Tl、Bi等重金屬開展過評價［13］。

潛在生態(tài)風險指數(shù)法、地累積指數(shù)法、內(nèi)梅羅指數(shù)法是重金屬生態(tài)風險評價應(yīng)用較多的方法。潛在生態(tài)風險指數(shù)法是利用沉積學原理評價重金屬污染狀況及對生物的影響［14-15］，同時將重金屬毒性及其在沉積物中遷移轉(zhuǎn)化，以及生態(tài)系統(tǒng)對重金屬污染的敏感性都量化并校正，得到所需的計算參數(shù)，綜合考慮了多種元素毒性的加和作用，消除了區(qū)域差異影響，適合對大區(qū)域范圍內(nèi)不同來源沉積物之間進行評價比較，可以相對全面地評價重金屬污染情況；但是此方法中所需的毒性系數(shù)只考慮到常見的重金屬，一些特定重金屬元素無法納入其中。地累積指數(shù)，又稱Mull指數(shù)，被廣泛應(yīng)用于對沉積物或土壤重金屬污染的評價，在評價過程中考慮了巖石差異、成巖作用引起的重金屬背景值波動造成的影響［16］。內(nèi)梅羅指數(shù)法是一種基于單因子指數(shù)法的綜合指數(shù)評價方法，反映了各污染物對土壤的作用，同時突出了高濃度污染物對土壤環(huán)境質(zhì)量的影響，避免高濃度的重金屬元素由于平均作用而減弱其對環(huán)境質(zhì)量的影響［17］；但是此方法未考慮不同重金屬的毒性，并且重金屬含量濃度過高或過低、異常值對最后的結(jié)果影響較大。

也有學者對潛在生態(tài)危害指數(shù)法進行了完善，如Wang等人［18］深入研究了Hakanson原理，計算得到Sb的毒性系數(shù)，擴展了潛在生態(tài)危害指數(shù)法的應(yīng)用范圍；Zhuang等［19］在南四湖生態(tài)風險評價中完善了Be、Sb、Tl的毒性系數(shù)。還有部分學者構(gòu)建了新的方法體系，如Shi等［20］采用概率風險方法，通過比較暴露的頻率分布與相應(yīng)物種敏感性分布得出所需毒性閾值，評估了環(huán)渤海北部地區(qū)不同組成成分（如土壤、河水和沉積物、沿海水和沉積物等）中，Cd造成的生態(tài)風險；Li等［21］基于潛在生態(tài)風險指數(shù)、簡單生物有效度提取試驗和三角模糊數(shù)，構(gòu)建了概率綜合生態(tài)風險評估指數(shù)。

排序與指數(shù)分級是一種對定量評價直觀有效的風險表征方法，各級別風險的閾值可以參考經(jīng)典方法中的數(shù)值，也可使用政策法規(guī)中的標準值。例如潛在生態(tài)風險指數(shù)法中，單項污染物的生態(tài)風險指數(shù)（）可分為5級：＜40，低；40≤＜80，中；80≤＜160，較重；160≤＜320，重；≥320，嚴重。綜合潛在生態(tài)風險指數(shù)（RI）可分為 4個層次：RI＜135，低；135≤RI＜265，中等；265≤RI＜525，重；RI≥525，嚴重。

重金屬生態(tài)風險評價在國內(nèi)外流域均有應(yīng)用，如多哈扎爾河、海河、遼河等。Yarahmadi等［22］采用潛在生態(tài)風險指數(shù)法對多哈扎爾河展開研究，該河流域重金屬元素生態(tài)風險順序為As＞Pb＞Zn＞Cr＞Cu，As為主要污染物；且根據(jù)潛在風險指數(shù)分級標準，大部分地區(qū)重金屬綜合指數(shù)都屬于低等級范圍。Ke等［23］結(jié)合潛在生態(tài)風險指數(shù)法和地累積指數(shù)法兩種方法，評價了遼河保護區(qū)的7種重金屬潛在風險，得到其造成風險的順序為：Cd＞As＞Cu＞ Ni＞ Pb＞ Cr＞ Zn，同時推測 Cd 和 Zn 主要來自農(nóng)業(yè)源，而Cu、Cr和Ni為天然來源。呂書叢等［24］對海河流域10個入海河口展開研究，發(fā)現(xiàn)Pb、Cu、Zn、Cd、Cr 、Ni 等6種重金屬都超過背景值，有明顯累積現(xiàn)象，且不同重金屬的風險峰值分布并不相同，揭示了重金屬污染的空間異質(zhì)性。周棉［25］結(jié)合單項污染指數(shù)法和潛在生態(tài)風險評價法對水庫底泥中的9種重金屬進行風險評價，發(fā)現(xiàn)Cd、Mn的風險最大，且河流入庫口是污染最重的區(qū)域。李發(fā)文等［26］則結(jié)合地質(zhì)累積指數(shù)法與潛在生態(tài)危害指數(shù)法進行研究，結(jié)果表明Cd、Cu、Pb、Zn、Cr、Mn、As和Hg 等8種重金屬在漓江市區(qū)段飲用水源地沉積物中，Hg存在的風險最大。

2．2 有機污染物生態(tài)環(huán)境風險評價

對有機污染物的生態(tài)風險評價主要集中于有機農(nóng)藥、多環(huán)芳烴以及抗生素類藥品等。自滴滴涕被禁止以來，有機農(nóng)藥就被列入環(huán)境黑名單中，而持久性有機污染物因自身毒性、不易分解、生物累積性及其對環(huán)境和人體產(chǎn)生的一系列損害而備受關(guān)注，其中尤以多環(huán)芳烴(PAHs)為甚；同時，一些有機污染物具有三致或內(nèi)分泌干擾作用，極大地危害著人類健康和水生生物［27］。

目前有機污染物生態(tài)風險評價應(yīng)用最多的是商值法，其適用于單一化合物的毒性效應(yīng)評估。商值法是將實際監(jiān)測或由模型估算出的環(huán)境暴露濃度(EEC或PEC)與該物質(zhì)的預(yù)測無效應(yīng)濃度(PNEC)或毒性數(shù)據(jù)（如半數(shù)致死濃度LC50、半數(shù)效應(yīng)濃度EC50等）相比，計算得到風險商值(RQ)的方法［28］。在 EEC或 PEC 確定上，Pereira等［29］基于稻田水的實驗室毒性測試和單個物種毒性數(shù)據(jù)，通過RICEWQ模型得到吡蟲啉PEC；Lyndall等［30］對明尼蘇達州湖泊和河流中三氯生（C12H7Cl3O2）的研究中，采用平衡標準模型和食物網(wǎng)生物累積模型結(jié)合，預(yù)測了三氯生環(huán)境暴露濃度。確定污染物的PNEC也是評價關(guān)鍵，在確定PNEC研究上，物種敏感度分布法是一種高可信度的外推方法［31］。當可獲得的毒性數(shù)據(jù)較多時，通過對毒性數(shù)據(jù)分析，使其與分布曲線擬合，構(gòu)建橫軸為毒性濃度、縱軸為累積概率的物種敏感度分布曲線，進而確定PNEC，以保護生態(tài)系統(tǒng)大多數(shù)物種。韓文輝等［32］從USEPA毒性數(shù)據(jù)庫收集污染物對藻、溞、魚的急性毒性數(shù)據(jù)（LC50、EC50）和大于7天的慢性毒性數(shù)據(jù)(NOEC)，選取合適的評價因子推算水體中污染物的PNEC。

也有學者采用指標體系法進行有機物生態(tài)風險評價，如Li等［33］研究了發(fā)色溶解有機物（CDOM）引發(fā)的生態(tài)脆弱性，參照自然災(zāi)害風險形成理論構(gòu)建了評估指標體系，從生態(tài)敏感性、生態(tài)壓力和自我恢復(fù)能力3個方面對CDOM的生態(tài)風險進行了評價。

在風險商值法評估結(jié)果的表征中，通常風險商數(shù)值大于1表示存在風險，且比值越大風險越大；比值小于 1 則安全。Kalf等［34］針對PAHs提出了改進的風險商值法生態(tài)風險等級劃分標準，分別計算低風險商值與高風險商值，當?shù)惋L險商值小于1時，表明研究區(qū)污染輕微，可以忽略；當?shù)惋L險商值大于1且高風險商值小于1時，表示研究區(qū)處于中度污染水平；若低風險商值和高風險商值兩者都大于1，則表示研究區(qū)污染嚴重，必須采取相關(guān)措施。Hernando等［35］提出風險商值小于0.1為最低風險，介于0.1～1之間為中等風險，大于1則為高風險。王成龍等［36］開展了長江流域水體中的PAHs生態(tài)風險評價，按照Kalf等［34］的方法對風險商值的分級進行表征，發(fā)現(xiàn)長江流域的PAHs具有相對較高的生態(tài)風險，生態(tài)風險商值的最高值出現(xiàn)在烏江站，長江流域下游的生態(tài)風險相對較高；但是總體來說，整個長江流域的生態(tài)風險處于較低水平。秦延文等［37］研究了大遼河水體抗生素類污染物生態(tài)風險，按照Hernando等［35］提出的風險商值的分級進行表征，發(fā)現(xiàn)大部分抗生素在大遼河水體環(huán)境中構(gòu)成的生態(tài)風險處于較高水平，抗生素在大遼河水體環(huán)境中的污染不容忽視。

2．3 自然災(zāi)害及社會開發(fā)活動生態(tài)風險評價

生態(tài)風險評價的尺度逐步擴大，除了有明確一種或多種有毒有害物質(zhì)帶來的生態(tài)風險，評價工作更多需要面對復(fù)合風險源評價整個研究區(qū)域是否存在風險，而目前這種風險來源主要有過度的社會開發(fā)活動以及洪澇、泥石流等自然災(zāi)害。

根據(jù)生態(tài)風險對象和目標，選擇不同的指標構(gòu)建一個完整的指標體系，是目前使用較多的評價方法。李博等［38］通過構(gòu)建綜合災(zāi)害指數(shù)，研究了石羊河流域旱災(zāi)、水災(zāi)以及水土流失對植被生態(tài)系統(tǒng)造成的風險。汪疆瑋等［39］以干旱和洪澇為風險源，采用相對風險模型，從風險源、脆弱度和抗風險能力3個角度研究了漓江流域生態(tài)風險。鞏杰等［40］選取景觀破碎度、景觀分離度和景觀優(yōu)勢度作為衡量不同土地利用類型對人類活動的響應(yīng)程度指標，構(gòu)建了流域生態(tài)風險綜合指數(shù)來評價人類活動給白龍江流域帶來的生態(tài)風險。許妍等［41］從風險源、生境、風險受體三方面的相互作用，基于流域生態(tài)風險發(fā)生機理及概念模型構(gòu)建了危險度-脆弱度-損失度評價模型。沈新平等［42］通過“壓力-響應(yīng)”模式量化城市化、生活和氣候變化等外界壓力源與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的關(guān)系，建立了基于生態(tài)系統(tǒng)水平的生態(tài)風險評價方法，評價了洞庭湖的生態(tài)風險。王若凡等［43］根據(jù)生態(tài)風險定義的概念模型，將生態(tài)風險從風險發(fā)生概率以及可能造成的損失兩方面進行具體化，建立了黑河流域生態(tài)風險評價模型。

宏觀尺度生態(tài)風險評價表征也多采用指數(shù)分級法，一般結(jié)合ArcGIS等空間分析。鞏杰等［40］通過空間采樣和地統(tǒng)計空間插值對所構(gòu)建指數(shù)分級，得到了白龍江流域生態(tài)風險的空間分布規(guī)律：白龍江流域北部和東部生態(tài)風險較高，而流域西部和南部山區(qū)則屬于較低風險區(qū)和低風險區(qū)；同時將生態(tài)風險細化到縣區(qū)行政區(qū)域，研究表明武都區(qū)人類活動集中，城市化程度相對較高，人類活動干擾較嚴重，存在較高生態(tài)風險。許妍等［41］采用自然斷點法將太湖流域生態(tài)風險程度劃分為5級，結(jié)合生態(tài)風險空間分布研究顯示太湖流域空間差異顯著，具有空間集聚特征，主要可分為三大區(qū)域：高生態(tài)風險區(qū)不僅經(jīng)濟發(fā)達、人口密集，且是飲用水水源保護區(qū)，屬于高危險度-高脆弱度-高損失度區(qū)域；中等生態(tài)風險區(qū)域主要為農(nóng)業(yè)灌溉區(qū)，是屬于中危險度-高脆弱度-中損失度區(qū)域；苕溪流域為低和較低生態(tài)風險區(qū)，屬于太湖流域上游區(qū)，人口較為稀疏，景觀完整度高且經(jīng)濟較為落后，是低危險度-低脆弱度-低損失度區(qū)域。

3 展望

生態(tài)風險評價工作在我國起步較晚，雖然經(jīng)過幾十年的發(fā)展，評價方法與評價程序逐漸成熟完善，但仍存在一些問題有待解決或改進。

（1）生態(tài)環(huán)境風險逐漸納入常態(tài)化管理范疇，但生態(tài)環(huán)境風險相關(guān)理論、評價技術(shù)方法規(guī)范、管理政策等還非常缺乏，難以在宏觀層面指導、規(guī)范生態(tài)環(huán)境風險評價與管理。結(jié)合流域、區(qū)域生態(tài)環(huán)境風險評價探索，應(yīng)盡快研究出臺相關(guān)技術(shù)方法與規(guī)范，構(gòu)建動態(tài)生態(tài)環(huán)境風險管理數(shù)據(jù)庫與長效管理機制，研究建立全過程、多層級生態(tài)環(huán)境風險防范體系。

（2）重金屬生態(tài)風險評價主要集中在Cr、Cu、Zn、Pb、Ni、As、Hg等污染物，對其他重金屬的生態(tài)風險評價比較少；污染物毒性數(shù)據(jù)及模型參數(shù)多引用國外成果，如USEPA的生態(tài)毒性數(shù)據(jù)庫ECOTOX、荷蘭的e-tox Base、Elsevier公司的ECOTOX-CD等。由于風險受體與暴露水平的差異，直接參考國外毒性數(shù)據(jù)可能導致評價結(jié)果偏差，因此，應(yīng)結(jié)合我國實際情況加強本土生態(tài)毒性數(shù)據(jù)的積累和數(shù)據(jù)庫建設(shè)，尤其是多種風險源共同作用、相互影響時的毒性評估；此外，污染物的毒性并不僅決定于其在水體、沉積物或者某種介質(zhì)中的濃度，更在于其作用于生物體的濃度，因此生物利用度是決定金屬毒性的重要因素，需要更多實踐方法的支持。

（3）在已有的區(qū)域生態(tài)風險評價研究中，區(qū)域之間的生態(tài)風險等級不具有可比性，只能進行區(qū)域內(nèi)部相對風險等級的評定，還未建立起一致的、通用的評價指標，且大多采用綜合指數(shù)來衡量。深入開展對生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的最基本構(gòu)成元素的探討，將有助于區(qū)域生態(tài)風險評價結(jié)果可比性的提高。

（4）生態(tài)風險評價中各階段的不確定分析和研究亟待加強。生態(tài)風險評價因子選擇、統(tǒng)計方法或統(tǒng)計模型的選擇、生態(tài)系統(tǒng)模擬中各要素的設(shè)置以及生態(tài)風險模型的構(gòu)建和參數(shù)確定等都存在隨機性和主觀選擇，會給評價結(jié)果帶來很大的不確定性。因此，建立有效的不確定分析方法來降低風險評價中的不確定性，是生態(tài)風險評價的一個重要研究內(nèi)容。