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由此可見,原先的風險評價主要限于人體健康風險評價,許多有害廢物管理也是著眼于人體健康風險進行的。近幾年來,生態風險評價業已被人們所重視,已處在同人體健康風險評價的同等地位。但是到目前為止,生態風險評價還沒有一套方法指南。盡管有人將NAS模式加以改變后用于討論生態風險問題,生態風險評價原則上也可按其四個方面進行,但由于生態風險評價不完全等同于人體健康風險評價,用于人體健康風險評價的一系列方法指南并不完全適用于生態風險評價。因此美國EPA從1989年以來一直致力于生態風險評價指南的制訂工作,1992年確定了一個生態風險評價指南制訂工作大綱[11],原則上給出了生態風險評價的框架。從研究內容上看,大致上與NAS提出的“四步法”相同,但每一方面的重點和方法又有不同的內容。該大綱將生態風險評價過程分為三步:第一步為問題闡述(Problem formulation),描述目標污染物特性和有風險生態系統,進行終點選擇和有關評價中假設的提出。問題闡述是確定評價范圍和制定計劃的過程;第二步為分析階段(analysis phase),主要從暴露表征和生態效應表征兩個方面進行;第三步為風險表征。
顯然,目前國外環境風險評價主要包括人體健康風險評價和生態風險評價兩方面,風險評價的科學體系已基本形成。相對來說,人體健康風險評價的方法基本定型,生態風險評價正處在總結、完善階段。總的來說,目前國外環境風險評價具有如下的特點和趨勢:
·研究熱點已由人體健康風險評價轉移到生態風險評價;
·從污染物數量來說,已由單一污染物作用進一步考慮到多種污染物的復合作用;
·從環境風險類型來說,不僅考慮化學污染物,特別是有毒有害化學物,而且還要考慮到非化學因子對環境的不利影響;
·從評價范圍方面來說,由局部環境風險發展到區域性環境風險,乃至全球環境風險;
·生態風險不僅僅只考慮到生物個體和群體,而且考慮到群落、甚至整個生態系統;
·技術處理上由定性向半定量、定量方向發展。
環境風險評價技術,特別是生態風險評價,還有許多問題有待研究,其中主要的有以下幾方面:
1.評價終點的選擇 人體健康風險評價的終點,只有一個物種(受體為人),而生態風險評價的終點卻不止一個,終點選擇就成了生態風險評價過程的關鍵。對任何不同組織等級都有終點選擇問題,終點選擇原則上根據所關注的生態系統和污染物特性來進行,對生態系統和污染物特性了解得愈深刻,終點選擇就愈準確。由于生態系統復雜性,不同評價人員可以選擇不同的終點,因此目前迫切需要有一個統一的方法來確定生態風險評價的終點。
由此可見，原先的風險評價主要限于人體健康風險評價，許多有害廢物管理也是著眼于人體健康風險進行的。近幾年來，生態風險評價業已被人們所重視，已處在同人體健康風險評價的同等地位。但是到目前為止，生態風險評價還沒有一套方法指南。盡管有人將NAS模式加以改變后用于討論生態風險問題，生態風險評價原則上也可按其四個方面進行，但由于生態風險評價不完全等同于人體健康風險評價，用于人體健康風險評價的一系列方法指南并不完全適用于生態風險評價。因此美國EPA從1989年以來一直致力于生態風險評價指南的制訂工作，1992年確定了一個生態風險評價指南制訂工作大綱[11]，原則上給出了生態風險評價的框架。從研究內容上看，大致上與NAS提出的“四步法”相同，但每一方面的重點和方法又有不同的內容。該大綱將生態風險評價過程分為三步：第一步為問題闡述(Problemformulation)，描述目標污染物特性和有風險生態系統，進行終點選擇和有關評價中假設的提出。問題闡述是確定評價范圍和制定計劃的過程；第二步為分析階段(analysisphase)，主要從暴露表征和生態效應表征兩個方面進行；第三步為風險表征。
顯然，目前國外環境風險評價主要包括人體健康風險評價和生態風險評價兩方面，風險評價的科學體系已基本形成。相對來說，人體健康風險評價的方法基本定型，生態風險評價正處在總結、完善階段。總的來說，目前國外環境風險評價具有如下的特點和趨勢：
·研究熱點已由人體健康風險評價轉移到生態風險評價；
·從污染物數量來說，已由單一污染物作用進一步考慮到多種污染物的復合作用；
·從環境風險類型來說，不僅考慮化學污染物，特別是有毒有害化學物，而且還要考慮到非化學因子對環境的不利影響；
·從評價范圍方面來說，由局部環境風險發展到區域性環境風險，乃至全球環境風險；
·生態風險不僅僅只考慮到生物個體和群體，而且考慮到群落、甚至整個生態系統；
·技術處理上由定性向半定量、定量方向發展。
環境風險評價技術，特別是生態風險評價，還有許多問題有待研究，其中主要的有以下幾方面：
1．評價終點的選擇人體健康風險評價的終點，只有一個物種(受體為人)，而生態風險評價的終點卻不止一個，終點選擇就成了生態風險評價過程的關鍵。對任何不同組織等級都有終點選擇問題，終點選擇原則上根據所關注的生態系統和污染物特性來進行，對生態系統和污染物特性了解得愈深刻，終點選擇就愈準確。由于生態系統復雜性，不同評價人員可以選擇不同的終點，因此目前迫切需要有一個統一的方法來確定生態風險評價的終點。
2．模型優化模型在風險評價中的重要性是顯而易見的，因為風險評價是研究人為活動引起環境不利影響的可能性，是根據有限的已知資料預測未知后果的過程，這就需要應用大量的數學模型才能完成。模型的優劣直接關系到整個風險評價結果的準確性。風險評價涉及的模型很多，主要有污染物環境轉歸模型、污染物時空分布模型、暴露模型、生物體分布模型、外推模型、風險計算模型等。風險評價就是由這些模型的組合，借助于計算機來連串在一體的。隨著風險評價越來越復雜，準確性要求越來越高，發展和完善各種數學模型始終是風險評價研究的重要方面。
1.1地累指數法地累指數法（Indexofgeoaccumulation，Igeo）是由德國學者Muller于1969年提出［9］，目前已被廣泛作為研究沉積物中重金屬污染程度的定量指標。以沉積物中重金屬含量的高低反映污染水平［10］，適用于研究現代沉積物中重金屬污染的評價。涂劍成等［8］采用地累指數法對我國東北地區部分污水處理廠污泥重金屬潛在風險評價進行了對比研究，發現各污泥中Cr和Ni的Igea指數均小于0。表明污泥中Cr和Ni對耕地土壤環境無污染風險；大部分污泥樣品中Cu和Zn的污染程度為中度污染到強污染之間，污泥中Zn的潛在生態風險程度最高。總體上看，污泥進入耕地黑土環境前，應降低Cu、Zn和Mn的含量。
1.2內梅羅綜合指數法內梅羅綜合指數法（Nemerouindex）常用于評估土壤重金屬污染程度［11］，現已逐漸被引入研究污泥重金屬的污染程度。評價方法首先根據公式計算出每個污泥樣品中各個重金屬元素的內梅羅單項污染指數，然后再計算各樣品所有重金屬的綜合污染指數。某樣品中某種重金屬元素的內梅羅單項污染指數計算公式為。內梅羅綜合指數分為5級：PI≤0.7時，污染程度為清潔；0.7>PI≤1時，污染程度為尚清潔；1<PI≤2時，污染程度為輕度污染；2<PI≤2時，污染程度為輕度污染；2<PI≤3時，污染程度為中度污染；PI>3時，污染程度為中度污染［11］。涂劍成等采用內梅羅綜合指數法和地累指數法對某污水處理廠污泥重金屬潛在生態風險進行了表征。結果表明，各污泥對應的內梅羅綜合指數反映出各污泥總體對耕地土壤環境存在嚴重的潛在生態風險，由于內梅羅指數不僅考慮到各種影響參數的平均污染狀況，而且特別強調了污染最嚴重的因子，同時在加權過程中避免了權系數中主管因素的影響。因此克服了平均值法各種污染物分擔的缺陷，能較好反映污泥總體上潛在的生態風險。
1.3潛在生態風險指數法潛在生態風險指數法（PotentialEcologicalRiskIndex）是瑞典科學家Hacanson根據重金屬性質及其環境行為特點，從沉積學角度提出來的對土壤或沉積物中重金屬污染進行評價的方法。該方法不僅考慮土壤重金屬含量，而且將重金屬的生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起，采用具有可比的、等價屬性指數分級法進行評價，并定量地區分出潛在生態危害程度，是應用比較廣泛、比較先進的方法。寧建鳳等采用潛在生態風險指數法對廣東大中型水庫底泥重金屬的生態風險進行了調查與評價［16］，其研究結果表明：粵北大中型水庫底泥重金屬具有很強的潛在生態風險，其中Cd潛在生態風險系數最大。
1.險評價碼法重金屬的生物毒性和生態效應與其賦存形態密切相關，因此在進行潛在的生態風險評價時，需要考慮其賦存形態的影響。沉積物中重金屬的賦存形態有可交換態、碳酸鹽結合態、鐵錳氧化物結合態、有機質結合態，以及存在于晶格礦物中的殘渣態等。可交換態及碳酸鹽結合態存在的重金屬，由于其鍵合微弱，易與上層水體相互交換，因而具有快速生物可利用性，常用于生態風險評價［17］。風險評價碼（riskassessmentcode，RAC）方法是常用的沉積物中重金屬的風險表征手段，以碳酸鹽結合態和離子可交換態的重金屬占重金屬總量的質量百分數來表征［18］。有學者在河北灤河一些采樣點的沉積物中發現，Cd的RAC已超過50%［19］。采用RAC評價沉積物中重金屬風險，可反映重金屬賦存形態的生物有效性，但還應考慮重金屬的總質量，若金屬總質量很低，即使RAC很高，也不宜判定為高風險。
1.5改進型潛在生態風險指數法相比RAC法，潛在生態風險評價指數法（ModifiedPotentialEcologicalRiskIndex）對重金屬的化學形態未予以區分。越來越多的研究表明，相對于重金屬的總量，重金屬元素的生物有效態含量更能反映出其生態毒性大小。因此朱慧娜等對潛在生態風險評價指數法進行了修正。參考風險評價碼法適當考慮了重金屬元素的不同化學形態對生態風險的貢獻度［20］，并使用MRI對霞灣港底泥重金屬生態風險進行了評價。波蘭學者在此研究基礎上，將MRI用于了污泥堆肥中重金屬的生態風險評價［21］，拓展了MRI的研究使用范圍，為污泥中重金屬生態風險評價提供了新的思路。
中圖分類號X8 文獻標識碼A 文章編號 1674-6708（2013）97-0101-02
我國環境工程的風險評價存在特有的特點及趨勢主要有：一是由污染物數量角度出發，已從簡單單一的污染物作用延伸到了多種污染物之間復合產生的作用；二是由環境研究的風險評價焦點角度出發，已從人體健康變成了生態環境；三是由環境風險才類型角度出發，不單單考慮化學污染物、有毒害的化學物，還重視非化學因素造成的有害影響；四是由環境風險評價范圍角度出發，已從局部發展成到區域，甚至全球；五是在風險評價技術上由南定性發展成了半定量或定量；六是生態風險的內容不限于生物個體及生物群體，還對生物群落及生態系統進行評價。
1 環境工程風險評價含義介紹
對于生態環境事件其受到影響的除了人群和生物，還有環境的介質，如水、土壤、空氣等等。而造成環境工程受到影響的原因大致可分為三個因素：一是管理層決策，使環境處于長期較差質量，如環境監管部門根據環境的法規審批的項目在正常及非正常的情況下排放污染物；二是客觀環境出現的事故或偶然事件，如地震、海嘯、設備技術等；三是主觀因素導致出現突發性事件，如人為破壞、施工管理不當等。因為化學品的特性及進入方式不同，自然中擴散、傳遞、轉化途徑也不同，而且對環境影響時間也不一樣，可能是長期、短期，也有可能是一瞬間的事情。可以是直接的也可能是間接的，可以是急性的也可能是慢性的。因此環境工程風險評價廣義上的內容有，環境質量、人體健康、社會影響、、資源需求、產品使用、產品終結處理。狹義上主要內容有，環境資源及質量、人體健康[1]。
2 環境工程風險評價重要性分析
隨著高新科技的不斷發展，化工業、建筑業等得到了飛速的進步，取得了很多技術上的突破，但是在快速發展的道路上化學品帶來的爆炸、泄露、輻射等時間不斷的侵擾著人們的生活環境，對人類的生命財產安全及生存環境的污染等產生了巨大的不容忽視的影響，成為當代各個國家重點治理項目之一。因此對存在風險的工程建設項目進行環境工程風險評價顯得尤為重要，成為了人類安全及生態循環得以保障的最為急切的需要。通過對歷史事例進行研究分析可以發現一個規律，對建設項目進行前期飛風險評價，如可能突發事故原因與概率分析并對后果危害進行預測，提出能夠避免或減少的對策，這樣能夠大大降低事故發生的概率，降低損失到最低[2]。
3 環境工程的風險評價的問題分析
3.1選擇風險評價終點
對于人體健康的風險評價終點一般為一個物種，受體是人，無需選擇。生態系統風險評價終點卻不一樣，不僅僅一個，因此需要進行終點的選擇，這個選擇也決定了風險評價過程。終點選擇問題存在于所有的環境組織中，選擇的原則根據生態系統及污染物的特性進行選擇，了解越多選擇越準確。鑒于生態環境的復雜情況以及評價員的主觀性，因此選擇的終點不盡相同，對此現在缺乏一個統一的選擇方法與標準對評價終點進行選擇。
3.2優化數學模型
數學模型是環境風險評價不可缺少的部分。環境風險評價的目的是對人為活動造成環境影響的可能性進行預測，而該過程是通過對已有資料分析預測可能發生的后果，其中涉及到大量數學計量模型的使用。因此數學模型質量的好壞對整個風險評價的準確性起到關鍵性作用。主要涉及模型有：污染物的環境轉歸模型及時空分布模型、外推模型、暴露模型、風險計算模型等。風險評價是多種模型的有機組合，并通過計算機進行連接組合。隨著社會的不斷發展，風險評價變得日益復雜，準確性的要求也日益提高，因此對數學模型的完善與優化是風險評價研究重點工作。
3.3暴露評價
對人體風險評價過程中暴露評價主要是指預測人體的暴露值、暴露時間、頻率、途徑，表征為受到暴露群體。而進行生態風險評價過程中，生態暴露評價比人體暴露評價要有難度，特別是暴露群體表征的確定，主要原因是不同的物種擁有不同的棲息地環境，且該環境差異大，如陸生環境、水生環境等。生態的暴露評價屬于風險評價中基本組成部分，且因為暴露系統具有極為復雜的特性，因此當前仍缺乏一個可以適用于全部生態風險評價的暴露描述。對生態暴露評價方法與技術的研究與發展成為當前本行研究工作者研究重點項目。
3.4處理不確定性風險
處理不確定性風險作為風險評價中長期存在的問題。其不確定性來自于多種外推的結果，如，非同級生物之間的外推、實驗室對野外狀況的外推等。對不確定性風險進行定量化的處理，是當前風險評價需要解決的重要技術問題，需要研究與發展多種外推的理論，并建立科學外推的模型。
4 風險評價的應用
風險評價在環境影響評價中應用的目的是有效科學的對整個環境影響評價質量進行提高。環境風險評價首先就工程進行分析，從中預測可能發生的事故風險，并對項目原有風險開展調查，調查內容有工藝、包裝、運輸、原料及燃料用量、貯存等。其次在確定了風險源后，根據選擇的模式進行風險評價，最終確定該項目風險的級別，同時對事故造成進一步污染后果進行預測[3]。
5結論
綜上所述，環境工程中的風險評價的發展進度直接影響著我國環境狀況改善及質量提高的速度。現在對環境的保護意識越來越受到重視，環境風險評價將會給人類更加健康的發展以及生存環境的良性循環做出不可磨滅的貢獻。作為新時代環境保護工作者，更應該不斷發展提升自我素質，研究創新新的評價技術與方法，為環保事業的持續發展添磚加瓦。
參考文獻
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：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
近年來，我國農業生產在快速發展的同時，農業生態環境也遭受著嚴重的污染和破壞[1]。調查表明，我國污灌區被重金屬所污染的土地面積已達污灌區面積的64.8%，所以農村生態被稱為“中國環保的短板”[2]，分析土壤重金屬元素含量對研究人為活動對土壤質量的影響以及合理開發和利用土地資源具有重要意義[3]。根據農業部對全國污灌區進行的調查表明，在我國大約140萬hm2的污水灌溉區中，已經遭受重金屬污染的土地面積占到污水灌區面積的64.8%，具體為輕度污染的占46.7%，中度污染的占9.7%，而嚴重污染的占8.4%[4]。由農田土壤及作物的重金屬污染所引起的潛在健康風險引起了國內外學者的廣泛關注[5-7]。對重金屬進行生態風險評價的方法很多，其中常用的有地積累指數法及潛在生態風險指數法等。地積累指數法主要對沉積物或土壤中的重金屬污染程度及其分級情況進行定量評價[8，9]。潛在生態風險指數法可以將生物毒性、生態危害與污染物濃度有機結合起來，從而綜合反映重金屬對生態環境的影響潛力[10]。本研究以山東省典型農田土壤為對象，于2009-2010年對山東省90%以上的棕壤、褐土、潮土等主要土壤類型進行調查，并在此基礎上采用地累積指數法和潛在生態風險指數法對山東省典型農田土壤重金屬的生態風險進行評價，從而為采用何種方法對污染土壤進行科學管理、修復、治理并防止污染進一步發展提供科學依據。
1 材料與方法
1.1 研究區概況
山東省地處黃河下游，位于東徑114°36′-122°43′，北緯34°22′-38°33′之間，土地總面積15.7萬km2，其中耕地面積為733.5萬hm2。
山東省主要土壤類型有棕壤、褐土、潮土和鹽土等土壤類型。其中褐土占全省土壤總面積的18.16%、潮土占41.10%、棕壤占30.66%，總計約90%。棕壤、褐土、潮土為山東省主要土壤類型[11]，同時也是本研究農田土壤的3種類型。
1.2 樣品采集與測定
按照土壤類型和作物種植品種分布及土壤肥力高、中、低分別采樣，采用全球定位系統進行全省范圍內的精確布設代表性采樣點60個（其中褐土25個，潮土16個，棕壤19個）（圖1），采集農田耕層土壤（0～20 cm），風干，磨細，過篩，備用。土壤中Cu、Zn的測定采用火焰原子吸收分光光度法[12]；土壤中Pb、Cd的測定采用KI-MIBK萃取火焰原子吸收分光光度法[13]。
1.3 數據處理
1.3.1 地累積指數法 地積累指數（Index of geo-accumulation）又稱Mull指數，地積累指數法考慮了元素相對于自然本底值的富集性，主要側重于從自然角度對土壤進行評價[10] 。
計算公式如下：Igeo=log2Cn/（K?Bn）
式中，Cn為實測重金屬元素的含量，mg/kg；Bn為當地沉積物中重金屬元素含量的地球化學背景值，mg/kg；K為考慮到各地成巖作用不同引起背景值波動所設定的常數，K=1.5。地累積指數法分級標準見表1。
1.3.2 潛在生態風險指數法 潛在生態風險指數 （The potential ecologicalrisk index） 法則考慮了各重金屬元素的毒性，更側重于從生物和人的角度對土壤進行評價[14]。計算公式如下：
式中， RI為多種重金屬元素的潛在生態風險指數； Eir為第i種重金屬元素的潛在生態風險指數； Cif為第i種重金屬元素的污染系數；Ci為所測樣品中第i種重金屬元素含量的實測值，mg/kg；Cin為第i種重金屬元素含量的背景值，mg/kg；Tir為第i種重金屬元素的毒性響應參數[14]。潛在生態風險指數法分級標準見表2。
2 結果與分析
2.1 地累積指數法評價結果
山東省農田土壤60個采樣點的重金屬污染地累積指數不同風險級別的頻數及比例如表3所示。
根據地累積指數法分級標準可知，山東省典型土壤中Zn、Cu、Pb、Cd等元素多數樣點在無污染至中等―強污染范圍內。其中，Pb的污染最重，其中污染程度達到強―極嚴重污染和強污染的采樣點各有1個，風險級別分別為5級和4級。另外有21.7%的采樣點達中等―強污染的程度，值得重視。其次是Cu元素，有5.0%的采樣點達中等―強污染的污染程度，3級風險，28.3%的采樣點達中等污染程度。Cd、Zn的污染程度相對較輕，分別有40.0%和26.7%的采樣點土壤達到中等污染程度，其余為無污染或輕度―中等污染程度，風險級別較低。
就不同的土壤類型來看（表4），褐土中Cu、Zn風險級別為1級，Cd、Pb為2級，各元素的風險程度依次為Pb>Cd>Cu>Zn；潮土中Cu、Cd、Zn為1級風險，Pb為2級，各元素的風險程度依次為Pb>Cu>Cd>Zn；棕壤中Cd、Zn為0級風險，Pb為1級風險，Cu的風險級別為2級，各元素的風險程度依次為Cu>Pb>Zn>Cd。
2.2 潛在生態風險指數法評價結果
研究區農田表層土壤中各元素的單項潛在生態風險指數和綜合潛在生態風險指數（表5）顯示，所有采樣點的Cu和Zn元素的潛生態風險指數均小于40，風險級別為A，潛在生態危害程度輕微；對于Pb元素，占總數3.30%的采樣點其潛在生態風險指數大于80但小于160，風險級別為C，生態危害程度強，占總數10%的采樣點，其潛在生態風險指數大于40小于或等于80，潛在生態風險級別為B，潛在生態危害程度中等，其余監測點的潛在生態風險指數均小于或等于40，屬A級風險級別，對生態有輕微危害，全省所有監測點平均潛在生態風險級別為A級；對于Cd元素，占總數3.30%的采樣點，其潛在生態風險指數大于160，風險級別D級，潛在生態危害程度極強，A、B、C三個級別采樣點所占比例分別為20.00%、36.70%和40.00%，全省平均潛在生態風險指數為82.78，大于80，屬于C級，對生態具有強污染。由此可看出，Cd污染較為嚴重，各元素的潛在生態危害程度為Cd>Pb>Cu>Zn。
綜合多元素，從綜合潛在生態風險指數（表6）來看，山東省基本農田土壤中褐土和棕壤潛在生態風險級別為B級，潛在生態危害程度中等，潮土的潛在生態風險級別為A級，潛在生態危害程度輕微。
3 結論與討論
從地累積指數可以看出，Pb的污染最重；其次是Cu元素，有5.0%的采樣點達中等―強污染的程度，3級風險，28.3%的采樣點達中等污染程度。Cd、Zn的污染程度相對較輕，分別有40%和26.7%的采樣點土壤達到中等污染程度，其余為無污染或輕度―中等污染，風險等級較低。
根據地累積指數法，就不同的土壤類型來看，褐土中各元素的風險程度為Pb>Cd>Cu>Zn；潮土中各元素的風險程度為Pb>Cu>Cd>Zn；棕壤中各元素的風險程度為Cu>Pb>Zn>Cd。
研究區農田表層土壤中各元素的單項潛在生態風險指數和綜合潛在生態風險指數顯示，所有采樣點的Cu和Zn元素的潛在生態風險指數均小于40，潛在風險級別為A級，潛在生態危害程度輕微，其中Zn元素的潛在生態風險指數范圍為0.23～4.70，Cu元素的潛在生態風險指數范圍為2.31～36.84；對于Pb元素，潛在生態風險指數范圍為3.03～136.23；對于Cd元素，潛在生態風險指數范圍為9.88～173.43。由此可看出，Cd元素的潛在生態危害最大，各元素的潛在生態危害程度為Cd>Pb>Cu>Zn。
兩種方法都得出Zn元素的污染程度最低，但是對于其他3種元素的結果均不相同，這是各方法的要求不同造成的，具體采用何種方法應根據研究目的而定。根據潛在生態風險指數法的評價結果，Cd元素的潛在生態危害最大，但是根據地累積指數法的評價結果，只有40%的采樣點土壤Cd達到中等污染程度，其余屬無污染或輕度―中等污染程度，風險等級較低。在成杰民等[15]對Cu、Cd、Pb、Zn的積累速率的計算中發現，4種重金屬元素中雖然Cd的積累速率非常低，但由于其本身原始含量就較低，其年變化速率卻高于Cu、Zn，僅次于Pb，這從另一方面說明了Cd存在較大潛在風險。賈琳等[1]在對山東禹城農田土壤的研究中同樣發現其土壤中Hg和Cd潛在生態危害指數較大，存在較大的潛在生態風險。因為禹城為典型施肥區，其畜禽養殖和污灌以及城市化進程是造成土壤中Cd含量超過原有背景值的主要因素。
農田土壤的質量與人類的生產活動密切相關，因此對于農田土壤重金屬污染的危害應多從人類和生物的角度考慮，對毒性的研究要多加注意。潛在生態風險指數法不僅可以反映在一定環境中的全部污染物的影響，并且通過潛在生態危害指數的計算指出了其中應該特別注意的物質，所以對于污染的控制非常重要[16]。由此來看，采用潛在生態風險指數法對農田土壤重金屬污染進行評價更適合此次的研究目的。
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[11] 山東省土壤肥料工作站.山東土壤[M].北京：中國農業出版社，1994.
[12] GB/T17138-1997，土壤質量銅、鋅的測定 火焰原子吸收分光光度法[S].
[13] GB/T 17140-1997，土壤質量鉛、鎘的測定 KI-MIBK萃取火焰原子吸收分光光度法[S].
1.1事故風險評價環境風險評價分為事故性風險評價（突發性風險評價）和非突發性風險評價，非突發性風險評價包括生態風險評價和健康風險評價。廢棄物填埋場必須依據其工程力學特性進行合理的預處理或者分區填埋來控制堆體穩定性。國內外曾出現數次垃圾填埋場失穩破壞事件：1996年美國俄亥俄州辛辛那提發生歷史上最大的垃圾填埋場滑坡；2001年深圳下坪填埋場的滑坡體積達2450萬m3；另外，土耳其、菲律賓等國家也曾出現垃圾大堆體引起的沼氣大爆炸［6］。因此，垃圾堆體沉降或滑動引起的環境風險屬于廢棄物填埋場事故風險評價的內容之一。根據國內外學者對廢棄物填埋場穩定性的研究，填埋廢物自身性質、填埋邊坡穩定性及填埋堆體襯墊系統穩定性是主要的環境風險因素［7］。填埋氣體（LFG）是垃圾降解的主要產物，在填埋初期，LFG的主要成分是CO2，隨后CO2含量逐漸變低，CH4含量逐漸增大。在產氣穩定期，厭氧條件下LFG中CH4含量為50%~60%，CO2含量為30%~50%，以及少量的NH4及H2S等氣體［8］。孫亞敏將垃圾堆體爆炸分為物理性爆炸和化學性爆炸。物理性爆炸由于填埋氣體大量堆積不能及時正常排出引起，化學性爆炸由于CH4和空氣的混合體積達到爆炸限制范圍（5.3%~14%），遇到明火引起。此外，NH4、H2S屬于惡臭氣體，是影響人體健康的危險物質。填埋氣引起的環境風險屬于另一種廢棄物填埋場事故風險評價內容。
1.2非突發性風險評價廢棄物填埋場的水污染是環境影響評價的主要內容之一，主要來源于垃圾滲瀝液，滲瀝液屬于高濃度有機廢水，主要的污染物包括BOD5、COD、NH3-N和錳、砷、鎘、鉻、鎳和銅等重金屬［9］，如果處理不當會對填埋場周圍的地表水和地下水造成污染。南方多雨地帶的廢棄物填埋場在設計污水調蓄池容積的時候都要考慮洪水的影響，特大洪水引起的未處理污水外溢污染地表水屬于事故性環境風險。韓東升將由于豎向集水石籠兼導氣管失效引起的填埋場集水系統失效和選址不當或施工不合要求引起的不均勻沉降導致的防滲層斷裂作為填埋場水環境風險事故的誘因。此外，填埋場水污染特別是地下水污染屬于非突發性風險，通常采用健康風險評價方法和指標體系。填埋場地的土壤污染屬于第二大類非突發性風險，采用生態風險評價和健康風險評價。廢棄物中的有害成分會隨雨水滲出液或滲瀝液進入土壤，影響土壤酸度和結構以及微生物活動，富集在植物體內，影響食物鏈。王春銘［10］對廣州增城市垃圾填埋場封場土壤及植物當中的重金屬進行調查后發現填埋場區土壤呈堿性，明顯高于場外的土壤酸度，而且Cd元素污染指數最高；周圍的4種本土植物對Zn的富集作用最強。趙秀閣等［11］研究發現不同風向區域土壤和植被樣品中的Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn等重金屬含量存在顯著性差異，下風向明顯高于上風向。周效志等［12］的研究表明減少地表水入滲量，合理控制滲瀝液回灌溫度，并在回灌前進行脫氮處理，可以顯著提高垃圾填埋處理的無害化與資源化水平。
2源項分析和后果計算
事故源項分析是對通過風險識別找出的主要危險源進一步分析、篩選，以確定最大可信災害事故。表2列出了廢棄物填埋場可能的潛在風險源，分析時須依據具體項目，統計出發生頻率、發生時間和事故級別，對于受天氣和風向影響的事故性風險，要考慮不利天氣出現的概率及下風向的人口分布。層次分析法常用來篩選有一定發生概率，危害程度最大且風險值最大的事故。確定最大可信事故，對該風險源進行源強分析，估算各功能單元的最大可信事故泄漏量和泄漏率。垃圾填埋場穩定性可以通過物理力學模型和數值模擬相結合的方法，結合力學數值計算結果綜合分析廢棄物堆體的穩定性。孫嬌［6］采集典型的危險廢棄物通過室內土工試驗測定理化特性和工程力學特性，發現安全填埋高度取決于填埋坡度和廢棄物自身強度，進入填埋場的廢棄物含水率不得高于50%，若高于50%須進行脫水處理，滲透力強的廢物不適合埋在頂層，堆體填埋中不得堆放軟層作為夾層，填埋物的填埋順序應按照其抗剪強度與滲透系數綜合確定。對填埋場整體的穩定性數值模擬后發現靠近坡面處的HDPE膜剪切變形大，存在較大的破壞風險，高抗壓強度的地基材料可以提高堆體整體的穩定性，應用Geo-Studio軟件可以有效指導填埋處置操作。填埋氣產量可以通過經驗估算法、數學模型法和現場測試法來確定，關于產氣速率的計算目前應用較多的是SchoolCanyon數學模型法［13］。王偉等［14］依據IPCC統計模型和Marticorena模型分別計算某填埋場的CH4產量，結果基本吻合；閔一玨等［15］采用等標污染負荷和等標污染負荷比計算填埋氣中的惡臭物質排放量，發現惡臭氣體NH4、H2S對周圍環境的影響與氣象條件、地形因素有關，一般與廢氣源強、溫度成正比，與垃圾填埋時間成反比。滲瀝液產生的計算方法很多，基本可以分為日本填埋場設計指南所推薦的主因素相關法、以水量平衡為基礎的多因素法及美國環保局的HELP模型［16］。錢磊等［17］考慮了填埋過程中的孔隙比和滲透系數等隨深度的變化，將飽和-非飽和滲流分析方法應用于二維分析，對滲瀝液水位的分析比HELP和FILL軟件與實測結果更吻合。填埋場滲瀝液中污染物在襯層和包氣帶土層中的遷移是由于地下水的遷移和污染物與介質間的吸附/解吸、化學溶解/沉淀等多種物理化學反應的共同作用所致，其遷移速度與地下水的運動速度有一定的關系［18］。此外，在環境現狀調查時通過環境背景值測定或數據收集確定填埋場附近土壤的污染物的污染程度和污染分布。
3風險計算和評價
環境風險評價具體的研究方法有安全檢查表法、預先危險性分析法、概率風險評價法、打分的檢查表法、事件數分析法、故障樹分析法、道化學指數法、ICI蒙德法等。馬娟［19］采用事故樹法對阜新市垃圾填埋場的最大量可信事故進行定量分析，根據事故源項建立數學模型進行事故后果預測。發現在公關營子村處污染物的濃度最后達到穩定值，其中，氨氮、汞、鐵、錳在預測期內最大濃度均超過地下水Ⅲ類水質標準，氨氮超標最為嚴重。由于填埋場滲瀝液的釋放是一個長期而緩慢的過程，故其危害主要表現為慢性效應，采用健康風險評價模型進行風險評價。美國環保局（EPA）1989年提出的健康風險評價模型包括4個步驟：數據收集和數據評估，毒性評估，暴露評估、風險表征。張玉晨［20］使用健康風險評價方法，對北京14處典型垃圾場展開評價，得到北天堂垃圾場、看丹垃圾場、西紅門垃圾場同一預測期內對成年人和兒童的多污染物非致癌危害指數均大于風險警戒值1，其它垃圾場多污染物非致癌危害指數均小于1的結果。嚴小三［21］運用不同的健康風險模型對垃圾填埋場附近的淺層地下水進行評價，得出基因毒物質中化學致癌物造成的健康風險遠大于軀體毒物質的結果。生態風險評價是定量預測各種風險源對生態系統產生風險的或然性及評估該風險可接受程度的方法體系，是生態環境風險管理與決策的重要依據［22］。張思鋒等［23］認為對于化學類污染源有商值法、暴露-反應法2種生態風險評價方法，對生態事件類風險源有物種入侵、遺傳修飾生物體2種生態風險評價方法，而對于復合風險源有R=P•D（R為生態風險，P為風險概率，D為風險可能造成的損失）模型、生態梯度、相對風險模型等生態風險評價方法。鄧煥廣等［24］通過化學評價法和潛在生態危害指數法對老港潮灘沉積物中的重金屬污染進行評價，得出老港潮灘沉積物受到一定程度的重金屬污染，污染狀況為Zn＞Cu＞Pb＞Cr，沉積物中由這4種元素造成的潛在危害是中等程度，其中，Cu和Pb的毒性貢獻較大。張維等［25］采用單向污染指數法、綜合污染指數法和潛在生態危害指數法隨4種填埋結構陳腐垃圾重金屬污染進行評價，發現Cr、Cu、Zn、As、Cd、Hg、Pb重金屬平均含量均低于GB15618—1995土壤環境質量標準三級標準，但厭氧填埋體陳腐垃圾中Cr略超標。準好氧填埋體陳腐垃圾重金屬潛在生態風險指數（R）I均低于輕微生態風險水平，且在數值上低于厭氧填埋體，開采和利用準好氧填埋體中的陳腐垃圾存在重金屬污染的相對風險較小。
中圖分類號：P964 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2017）04-0797-04
由于社會經濟的發展和人口的增加，生態系統結構受到的干擾和破壞強度日益加強，土地利用的變化在很大程度上反映了人與自然相互作用的過程[1-5]。國內大量學者對土地利用生態風險開展大量研究，研究內容主要包括土地利用生態風險評價指標體系、方法與模型等方面[6-9]。如孫洪波等[10]對經濟快速發展地區昆山市開展了土地利用生態風險評價；安佑志等[11]在開展上海市土地利用生態風險評價的基礎上，采用半變異函數對生態風險空間結構進行了定量測度；吳文婕等[12]采取土地景觀生態格局與馬爾可夫概率轉移矩陣相結合的方法，對綠洲城市的土地利用生態風險進行了評價；楊勇等[13]從土地利用視角，基于綜合生態風險指標模型和土地生態風險指數模型，對西安市長安區土地利用生態風險進行了評價。
平塘縣喀斯特峰叢洼地發育典型，代表性顯著，國家重大科技基礎設施建設500 m口徑球面射電望遠鏡（簡稱FAST）項目利用平塘縣克度鎮金科村的一個天然巖溶洼坑圓形洼地――大窩凼作臺址。本研究從景觀生態視角，結合研究區特殊地質地貌特征，篩選出土地利用程度指數、耕地墾殖指數、植被覆蓋指數、景觀多樣性指數、景觀優勢度指數等主要土地利用生態風險因子，構建典型喀斯特峰叢洼地平塘縣土地利用生態風險評價指標體系，采用改進的TOPSIS模型與變異系數法相結合的方法，對平塘縣2000、2005、2010年三年土地利用風險進行綜合評價，以期為該地區土地利用效益的提高及土地資源的可持續利用提供科學依據，為在建FAST項目創造優美的生態環境提供參考依據，以供FAST項目周邊地區乃至黔南、黔西南喀斯特峰叢洼地石漠化生態修復參考借鑒。
1 研究區概況
中圖分類號 X53 文獻標識碼 A 文章編號 1007-5739（2015）15-0215-03
污水灌溉曾被認為是緩解農業水資源緊張狀況的重要途徑，但長期使用未經處理的污水進行灌溉，可能會導致污水中的重金屬等污染物在土壤中累積，并經過作物吸收進入食物鏈，或通過某些遷移進入地下水和大氣，最終威脅其他動物甚至人類的健康[1]。由于長期污灌已經引起了一系列的環境問題，如小麥拔節后抽穗少、蔬菜易腐爛不耐貯藏等[2]。因此，污染土壤修復技術已成為全球的熱點研究領域之一，通過土壤淋洗、加入土壤改良劑使重金屬固化或改變重金屬形態、微生物與植物的生物修復等措施，可以減輕或清除土壤的重金屬污染[3]。但無論采取何種污染修復技術，都必須先了解土壤污染狀況、污染類型和污染程度等，才能采取相應的措施。
白銀市位于甘肅省中部，黃河上游，地下水資源豐富，黃河流經市轄區，水能資源充足。面積2.12萬km2，人口180萬人。白銀地區礦產豐富，開采歷史悠久，礦產資源有銅、鉛、鋅、金、銀等金屬礦產及硫磺、煤炭、石膏、石灰石、芒硝、氟石等非金屬礦產。白銀市幾十年來粗放的有色金屬采選和冶煉加工，致使境內東大溝流域農田及周圍生態環境的重金屬污染問題嚴重，直接影響黃河流域生態安全。東大溝是白銀市東市區工業區的一條排污溝，起源于白銀公司露天礦，由北向南穿過白銀市東市區，流經38 km于四龍口匯入黃河。沿途主要接納了白銀公司、銀光公司等工業企業排放的工業廢水和東市區居民生活污水。作為農業灌溉用水的有效方式，東大溝沿線耕地用污水灌溉有很長的歷史。因此，研究污灌區土壤重金屬污染特征，對土壤環境質量進行評價，可為污灌區土壤重金屬污染修復提供科學依據。
1 研究方法
1.1 樣品采集
1.1.1 采樣區域與采樣點分布。本次研究基于2007年全國第二次土壤普查工作中在東大溝污灌6個不同區域（分別標記為A、B、C、D、E、F）采集的表層土壤，采樣深度為0～20 cm，共計50個，其中區域A有4個，區域B有10個，區域C有23個，區域D有3個，區域E有6個，區域F有4個，代表白銀市東大溝污灌區域土壤環境質量，采樣定位見圖1。
1.1.2 土樣采集與處理方法。測量重金屬的樣品用竹片或竹刀去除與金屬采樣器接觸的部分土壤，再用其取樣。等重量混勻后用四分法棄取，保留相當于風干土3 kg的土樣記錄裝袋。采樣結束后，采樣小組填好樣品流轉單，同樣品一起交樣品管理員。采集的土壤樣品放置于風干室的風干盤中，除去土壤中混雜的磚瓦石塊、石灰結核、根莖動植物殘體等，攤成2～3 cm的薄層，經常翻動。半干狀態時，用木棍壓碎或用2個木鏟搓碎土樣，置陰涼處自然風干。風干后的樣品倒在有機玻璃板上，用木錘敲打，用木棒再次壓碎，細小已斷的植物須根，采用靜電吸附的方法清除。混勻土樣，過孔徑2 mm的尼龍篩，去除2 mm以上的砂粒，大于2 mm的土團繼續研磨、過篩。過篩后的樣品全部置于無色聚乙烯薄膜上，充分攪拌、混合直至均勻，用四分法棄取、稱重，保留2份樣品，一份裝瓶備分析用，另一份繼續進行細磨，過孔徑0.15 mm的尼龍篩用于分析。
1.2 樣品分析
采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸全消解的方法，徹底破壞土壤中的礦物晶格，使試樣中的待測元素全部進入試液，使用Zeenit-700原子吸收分光光度計測定Cu、Pb、Zn、Cd，使用AFS-930原子熒光光度計測定As、Hg。所有測定均有空白樣和質控樣進行質量控制。
1.3 評價方法
污染評價的方法很多，目前使用較多的是指數法，不同的評價方法側重點不同。本次研究采用污染綜合指數法、污染分擔率對污灌區土壤重金屬污染特征進行評價，采用Hakanson潛在生態危害指數法對污灌區土壤生態風險進行評價。
1.3.1 土壤重金屬污染質量評價。土壤按照應用功能、保護目標和土壤主要性質劃分為3類，Ⅱ類主要適用于一般農田、蔬菜地、茶園、果園、牧場等土壤。土壤質量基本對植物和環境不造成危害和污染。本次評價區域執行《土壤環境質量標準》（GB15618―1995）Ⅱ類土壤標準[4]，采用單項污染指數和綜合污染指數，對污灌區土壤重金屬污染進行評估。具體的數學模型如下。
單項污染指數：Pi=Ci/Si
污染分擔率：Ki（%）=（Pi/P）×100
式中，Pi為第i種污染物單項污染指數，Ci為第i種污染物的實測值，Si為第i種污染物的評價標準，P為污染綜合指數，Ki為第i項污染物所占的分擔率（%）。
土壤質量分級標準見表1。綜合污染指數全面反映了各污染物對土壤污染的不同程度，同時充分考慮了高濃度物質對土壤環境質量的影響。
根據國家土壤環境質量標準的定義，本文將土壤環境質量分為5個級別，具體分級見表2。
1.3.2 潛在生態風險評價。瑞典著名地球化學家Hakanson在1980年提出的潛在生態指數法（The Potential Ecological Risk Index）（RI）是一套應用沉積學原理評價重金屬污染和生態危害的方法。該方法作為國際上土壤（沉積物）中重金屬研究的先進方法之一，不僅反映了某一特定環境中不同污染物的影響，同時也反映了多種污染物的綜合影響，并定量劃分出潛在危害程度，是目前應用很廣的一種方法。我國著名學者陳靜生曾于1989年根據Hakanson的關于潛在生態危害指數評價方法介紹了6個重金屬元素的毒性系數的計算方法，并給出了毒性系數。隨后，我國眾多學者在研究土壤（沉積物）重金屬污染評價中也大量使用了潛在生態危害指數法。
單個元素污染系數：Cir=Ci實測/Cin
式中，Cir為某一種金屬的污染系數，Ci實測為土壤（沉積物）重金屬元素的實測含量，Cin為該元素的評價標準，某一重金屬的潛在生態危害系數Eir=Tir×Cir
某一點土壤（沉積物）多種重金屬綜合潛在生態危害指數：
Hakanson提出的重金屬毒性水平順序：Hg（40）>Cd（30）>As（10）>Pb（5）=Cu（5）>Zn（1），潛在生態風險指數可以定量評價單一元素的風險等級，也可以評價多個元素的總體風險等級。重金屬的潛在生態風險指標與分級關系見表3。
2 結果與分析
2.1 東大溝污灌區土壤重金屬污染特征
對白銀市東大溝污灌區50個點位表層采集的土壤樣品，使用原子吸收光度法和原子熒光光度法完成了6種元素（Cu、Pb、Zn、Cd、As、Hg）的測試。同時，選取全國第二次土壤普查中本地區環境土壤背景點的土壤樣品，并將此作為本地的背景值。監測分析結果可知，東大溝污灌區不同區域表層土壤中重金屬含量分布差別較大（表4）。由表4可知，6種重金屬含量均值大小在區域A、E、F中依次為Zn>Pb>Cu>As>Cd>Hg，區域B依次為Cu>Zn>Pb>As>Cd>Hg，區域C、D則為Zn>Cu>Pb>As>Cd>Hg。重金屬污染程度沿程分布呈現逐漸降低的趨勢。
以相關元素背景值為評價標準是土壤環境質量評價的最基本的依據之一，也是判別土壤污染程度與否的重要標準之一[5]。通過與白銀市土壤背景值比較，污灌區表層土壤中6種重金屬平均含量均顯著高于土壤背景值。其中，Cu的最高平均值達到土壤背景值的39倍（區域B），Pb為24倍（區域A），Zn為23倍（區域A），Cd為475倍（區域A），As為15倍（區域F），Hg為48倍（區域F）。除As和Hg外，其他重金屬元素的超標率為100%。因此，由于歷史原因和現實條件限值，常年使用處理未達標的污水灌溉，白銀市東大溝污灌區表層土壤已經出現了嚴重的重金屬累積現象，應引起農業環境部門的重視。
2.2 東大溝污灌區土壤重金屬污染質量評價
由于該地區的土壤pH均值為7.58，屬微堿性環境，故選擇國家土壤環境質量標準pH>7.5的二級限量值作為污染評價值，計算污灌區土壤中6種重金屬的單項污染指數值和綜合污染指數值，分析結果見表5。
從表5可以看出，根據單項污染指數法和綜合污染指數法的評價結果，污灌區表層土壤已經受到重金屬污染。在研究區中的重金屬，Cu、Pb、Zn、Cd、As、Hg的單項污染指數的變化范圍分別為1.06～7.57、0.50～1.99、0.73～4.46、10.7～62.0、1.68～6.92、0.14～1.89；單項污染指數均值分別為3.91、1.34、2.50、35.2、3.32、1.06，均大于1。在研究的污灌區中，Cd的污染指數最高，對環境的污染也最大。表層土壤重金屬的平均單項污染指數從大到小依次為Cd>Cu>As>Zn>Pb>Hg。
污灌區的綜合污染指數范圍為2.5～13.2，均值為7.9，污灌區土壤受到重污染，作物受到的污染已相當嚴重。由綜合污染指數看以看出，各個污灌區表層土壤重金屬污染程度為區域C>區域A>區域B>區域D>區域F>區域E。從分布的區域來看，重金屬污染程度呈現污灌土地沿流域自上而下，由近岸到遠離逐漸降低的趨勢。
污染物分擔率反映了各污染物在污染過程中所占的比率。從表6看以看出，污灌區表層土壤中6項污染物平均分擔率的順序為Cd>As>Cu>Zn>Pb>Hg，但不同區域中污染物分擔率有差別。在污灌區表層土壤中，Cd污染物分擔率明顯高于其他污染物，平均值達到了72.51%，因此東大溝污灌區表層土壤重金屬的污染程度主要由該地區Cd的污染程度來判定。從污染因子結構來看，與東大溝納入廢水企業明顯相關。
2.3 東大溝污灌區表層土壤潛在生態風險評價
根據東大溝流域特點，綜合本地區背景土壤不會對東大溝污灌區土壤中重金屬含量造成影響情況，本次研究確定以《土壤環境質量標準》（GB15618―1995）Ⅱ類標準進行生態風險評價。
【關鍵詞】旅游資源環境經濟價值生態系統服務價值風險損失損益分析
隨著旅游業的迅速發展，它對于生態環境社會等方面的消極影響逐漸暴露出來。如何對開發利用進行合理的規劃，在開發中保護生態環境，使區域社會經濟與生態環境協調持續發展是目前首要研究的問題。自然生態環境具有價值，生態服務功能是人類生存與現代文明的基礎，科學技術能影響生態服務功能，但不能完全替代。
旅游行為具有兩重性，一方面旅游行為能夠促進社會經濟和文化的發展，另一方面也加劇了環境耗損和地方特色的消失。當前，對于旅游業這兩方面的作用，人們往往注意前者而忽視后者，認為其是無煙產業，投資少、見效快、產出高，而旅游消費又是一種精神消費過程，旅游資源不存在枯竭問題。實際上，過度開展旅游活動、不合理開發和游客的大量涌入，也會排出廢物、污染環境、消耗資源。主要包括：自然環境的污染與破壞、自然資源破壞、旅游資源破壞、生態破壞、社會污染。
一、自然生態區生態系統服務價值評估
1、自然生態區生態系統服務功能的價值
人們的思維慣性認為，自然生態區如果沒有進行旅游資源開發，它的存在就是沒有價值的，甚至某些專業旅游人士也存在這樣的看法。原因在于：雖然它的存在有其自身價值，但這種價值并沒有通過貨幣形式體現出來，或只體現其中的一部分價值可以通過貨幣形式得以體現，而一旦進行旅游資源開發，門票收入、住宿收入、出售紀念品的收入等等大量的資金收益，讓人們看到資源開發后形成旅游區帶來的利益，進一步認識到開發的價值。正是由于這種觀念的存在，使人們在進行旅游資源開發的時候，一味只重視開發后的經濟收益，忽略資源的固有價值。導致對資源的野蠻開發，使生態環境遭受到一定程度的破壞。因此在旅游開發的時候要把生態系統服務功能價值考慮在內。
2、生態系統服務功能價值評估
通過一系列方法可以對生態系統服務功能價值進行評估。如印度加爾各達農業大學德斯教授就曾經對一棵樹的生態價值進行了計算：一棵50年樹齡的樹，以累計計算，產生氧氣的價值約為200美元；吸收有毒氣體、防止大氣污染價值約62500美元；增加土壤肥力價值約31200美元；涵養水源價值37500美元；為鳥類及其它動物提供繁衍場所價值31250美元；產生蛋白質價值2500美元。除去花、果實和木材價值，總計價值約196000美元。
根據生態經濟學、環境經濟學和資源經濟學的研究成果，生態系統服務功能的價值評估方法可分為兩類：（1）替代市場技術法。它以“影子價格”和消費者剩余來表達生態服務功能的經濟價值，評價方法很多，包括費用支出法、市場價值法、機會成本法、旅行費用法和享樂價格法等等。（2）模擬市場技術法。又稱假設市場技術法，它以支付意愿和凈支付意愿來表達生態服務。功能的經濟價值，其評價方法為條件價值法。目前，常用的方法為條件價值法、費用支出法和市場價值法。
二、旅游資源開發的風險損失評估
1、旅游資源開發風險評估步驟與方法
（1）充分了解旅游資源開發地區自然和環境的基本狀況，包括地質構造、氣候、土壤、河湖分布、植被分布、社區分布等等。社會經濟狀況調查主要目的是為了了解社會經濟發展與環境的相互作用。旅游開發項目的社會經濟調查圍繞項目開發與區域經濟發展、人民生活、人群健康以及社會文化的相互作用展開。主要包括：區域經濟發展水平、產業結構、開發區的產業發展情況、毗鄰的工礦企業等。具體包括區域總人口、城鄉比例、人口密度、人均耕地與水資源、收入水平與主要來源、居住特點與村鎮分布、占地拆遷問題及安置辦法、區域社會文化特點，有無特別風俗、教育普及程度、人口文化素質、人文景觀與歷史文化保護目標。
（2）分析旅游資源開發活動可能影響的地區范圍。旅游資源開發活動可能影響的地區范圍包括開發活動的直接影響范圍和間接影響范圍。按照程序，可分為調查范圍、分析范圍和影響范圍。按照受影響因子的性質，可分為植被、動物、土壤、地表水、地下水等不同因子相應的調查與評價范圍。一般確定此范圍所考慮的因素是：地表水系特征、道路交通狀況、地形地貌特征、生態特征、旅游開發項目特征等。可以把旅游資源開發活動及其影響范圍分為三級，如表1所示。
（3）風險識別。逐項分析旅游資源開發活動可能產生的對自然環境社會因子各方面的影響，綜合分析風險種類及風險發生概率。歷史記錄法——歷史上許多類型的生態環境破壞事件不斷重演，如一定頻率的暴雨、洪水都有出現期。通過查閱區域的地方志可了解當地歷史上的生態環境破壞事件及災害事件，再根據區域旅游開發活動的現狀，分析歷史環境破壞在當前條件下發生的可能性及其可能損失。成因分析法——對于自然環境破壞不僅可分析發生原因，還可以找出其發生的規律，揭示其發生的可能性及時空分布。預測法——根據區域的地理位置、自然條件、區域旅游開發的性質和強度，預測未來可能發生的生態環境破壞事件。
（4）風險估算。不同的風險種類具有不同的風險估算方法，應用這些方法，分析各種風險可能產生的損失，最后進行加和，得到總的風險損失，
（5）風險評價。對風險損失嚴重程度進行評價，計算規避風險可能付出的代價，進行全面動態綜合比較，以確定具體的旅游資源開發活動是否應在這些可能產生風險的地方有所規避，或進行先期預防，并制定風險規避防范對策與建議。其中主要包括：主要對象——旅游開發建設項目。主要目的——保護生態環境和自然資源，解決優美和持續性問題，為旅游資源開發區域長遠發展利益服務。評價因子——生物及其生境，污染的生態效應，根據旅游開發活動影響性質、強度和環境特點來篩選。評價方法——重生態分析和保護措施，定量和定性方法相結合，綜合分析評價。工作解度——闡明生態環境影響的性質、程度和后果。評估生態風險損失，采取有效措施使生態環境功能達到可持續發展的要求。措施——合理利用資源、尋求保護、恢復途徑和補償、建設方案及替代方案。評價標準——法定標準、背景與本底、類比及其它、具有研究性質。
三、旅游資源開發的損益分析
3．鄂爾多斯國家級遺鷗自然保護區管理局，內蒙古 鄂爾多斯 017000）
摘要：以泊江海子流域的土壤為對象，采集表層土樣54份，對7種重金屬（Cu、Zn、Pb、Cr、Ni、Hg、As）含量進行了分析，利用ArcGIS 10．1獲取各重金屬在該流域空間分布特征，運用單因子法、綜合污染指數法及Hakanson潛在生態危害指數法對研究區的土壤質量及重金屬潛在生態危害程度進行評價。結果表明，土樣中7種重金屬含量平均值從高到低依次為Zn（79．60 mg／kg）、Cr（56．40 mg／kg）、Ni（12．89 mg／kg）、As（12．48 mg／kg）、 Cu（8．34 mg／kg）、Pb（6．60 mg／kg）、Hg（0．03 mg／kg），均達到了國家土壤環境質量標準（GB 15618－1995）一級標準，其中Zn、Cr、Pb含量均值高于內蒙古土壤背景值，Ni、As、Cu含量低于內蒙古土壤背景值；7種重金屬空間變異系數均達到中等變異程度；土壤各重金屬元素的單因子指數均值從大到小依次為As、Zn、Cr、Ni、Cu、Hg、Pb，綜合污染指數平均值為0．95，說明整個研究區土壤為尚清潔狀態；相對于標準，約1／3土壤存在輕微以上污染，Zn含量的高低是影響土壤環境質量的主導因素；Hg、As為綜合潛在生態風險主要貢獻元素，綜合潛在生態風險指數RI均值為85．98，該流域處于輕微生態危害等級。
關鍵詞 ：鄂爾多斯國家級遺鷗自然保護區；泊江海子流域；土壤重金屬；分布特征；生態風險
中圖分類號：X53 文獻標識碼：A 文章編號：0439－8114（2015）05－1081-06
DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.05.013
收稿日期：2014－12－16
基金項目：國家科技支撐計劃項目（2012BAC09B00）
作者簡介：辛 展（1990－），女，遼寧丹東人，在讀碩士研究生，研究方向為環境監測與評價，（電話）15120090145（電子信箱）xinzhan1990＠163．com；
通信作者，婁華君，（電子信箱）louhj＠igsnrr．ac．cn。
土壤中的重金屬具有難降解、易積累、不可逆的特性［1－3］，其過量富集會對生態環境造成威脅，其中，對生態環境安全影響最大的重金屬包括Cu、Zn、Pb、Cd、Co、Cr、Ni以及As等［4，5］。重金屬作為土壤一個必要參數、生態安全的基本指標，已經成為環境領域的一個重要的研究方向。土壤重金屬含量和生態環境質量息息相關，分析一個地區土壤重金屬狀態是判斷該地區土壤環境質量安全的最直接、有效的方法［6］。
泊江海子流域的中心部分為鄂爾多斯國家級遺鷗自然保護區，是迄今為止全球僅有的以保護遺鷗及其棲息地濕地生境為目的的國際重要濕地［7］。隨著泊江海子流域內油房壕煤礦和泊江海子煤礦的發現，最容易受煤礦業影響的土壤重金屬將逐漸成為人們關注的焦點問題。目前，針對該地區的研究主要集中在生態學、動物學、水文學方面，對土壤的研究十分缺乏［7－13］。本研究以泊江海子流域為研究對象，在煤礦未正式開采、土壤重金屬含量尚未受到影響時，在野外充分地開展了土壤背景值調查，對土壤重金屬Cu、Zn、Pb、Cr、Ni、Hg、As含量進行測定，并系統分析了各種重金屬的分布特征，按照國家標準對土壤環境質量狀況及潛在的生態風險進行評價。本研究彌補了泊江海子流域在土壤方面的資料匱乏，不僅分析了該地區土壤的重金屬背景值狀況，評價了保護區濕地的生態環境安全狀態，而且為以后分析煤礦的開采對當地土壤環境的影響及對土壤重金屬的修復提供了科學依據。
1 研究區概況
泊江海子流域地處鄂爾多斯市東勝市西約45 km處，地理坐標為109°10′－109°58′E，39°65′－39°95′N，流域面積約為744．6 km2（圖1）。研究區屬于鄂爾多斯波狀高原，為典型的閉流盆地，四周高且中間低，最高點位于流域西側巴彥敖包山，海拔約為1 590 m，最低點位于研究區中心的桃阿海子湖，海拔約為1 360 m，整個流域80％以上的海拔高度在1 365～1 420 m。流域屬溫帶大陸性氣候，其中8、9月份降雨量約占全年的65％，1961～2006年，泊江海子流域年均降雨量約344．7 mm，年均蒸發量約2 523．75 mm。流域內的植被以草地、沙柳為主，存在少量紅柳、白刺等。該地區主要以栗鈣土為主。
2 樣品采集與分析
2．1 樣品采集與預處理
在充分考慮地形特點及空間分布均勻性等因素的基礎上，2013年在研究區內共確定采樣點54個。采樣點采用GPS定位坐標，采樣布局如圖2所示。采用混合采樣法選取表面（0～20 cm）土樣，除去碎石、動植物殘體等雜物，用四分法取500 g樣品，將樣品帶回室內風干后，用木棒碾碎，過2 mm篩，裝袋備用。
2．2 重金屬含量測定
土壤中As、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn利用HF－HClO4－HNO3三酸消煮法消化［14］，處理后Cr、Cu、Pb、Ni、Zn用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP－OES）測定，As利用原子熒光法檢測。土壤中Hg用原子熒光法檢測［14］。在樣品進行消化、測定過程中，均有2~3個空白樣品、平行樣品和標準物質（GSS－2、GSS－10）同步分析，控制分析結果質量。
2．3 評價方法
本研究主要使用的評價方法包括單因子法及綜合污染指數法［14，15］、生態危害指數法［16］、ArcGIS 10．1克里格插值法。
2．3．1 單因子法及綜合污染指數法 單因子法常用于評價土壤被某一重金屬的污染程度，是中國較為通用的方法。當評價某區域土壤受到多種重金屬綜合影響程度時，通常采用綜合污染指數法，該方法更加突出超標最嚴重的重金屬元素對土壤環境的影響［15］。本研究采用單因子法和綜合指數法兩種方法相結合，來評價土壤重金屬相對于國家一級標準濃度的超標程度，評價結果相對單一方法更加直觀，能較精確、完整地反映出土壤質量的優劣。
單因子指數計算用公式如下：
式中，Pi為i金屬的污染指數；Ci為i金屬的實測值；Si為i金屬的評價標準。
當Pi≤1時，表示土壤重金屬含量未超過標準；Pi＞1時，表示土壤重金屬含量超過標準。
綜合污染指數PN法公式如下：
式中，Piave為平均單項重金屬指數；Piamx為最大單項重金屬指數。
綜合指數評價標準見表1。
2．3．2 生態危害指數法 本研究采用潛在生態危害指數法對泊江海子流域土壤重金屬存在的潛在生態危害進行評價。該方法從各個重金屬具有的生物毒性角度考慮，不僅利用Eir定量的方法反映某種污染物的潛在生態危害的程度，同時利用RI反映了多種污染物的綜合生態影響［17］。
其計算公式為：
Eir＝Tir·Pi；RI＝∑Eir （3）
式中，Pi為i金屬的污染指數；Eir為i金屬的潛在生態風險指數；Tir為重金屬的毒性系數；RI為多種重金屬的綜合潛在生態風險指數。
根據Hakanson的研究，7種重金屬的毒性系數分別為：THg＝40，TAs＝10，TNi＝TPb＝TCu＝5，TCr＝2，TZn＝1［16］。土壤重金屬的潛在生態風險分級標準如表2所示：
3 結果與分析
3．1 土壤重金屬統計
3．1．1 重金屬含量分析 經過對泊江海子流域54個土壤樣品的分析，7種重金屬含量數據統計見表3。土壤中各種重金屬的含量均值從大到小依次為：Zn（79．60 mg／kg）、Cr（56．40 mg／kg）、Ni（12．89 mg／kg）、As（12．48 mg／kg）、 Cu（8．34 mg／kg）、Pb（6．60 mg／kg）、Hg（0．03 mg／kg）。As、Zn的含量平均值均超過了內蒙古地區、全國和世界土壤背景值［18］，As的含量均值約為內蒙古土壤背景值的2倍， Zn的含量均值約為內蒙古地區和世界土壤環境背景值的1．5倍，與全國的土壤背景值含量相近；研究區Hg的平均含量與內蒙古地區土壤背景值基本相同；僅為全國和世界土壤Hg含量的1／2左右；Cr含量高于內蒙古地區土壤背景值，比全國均值略低； Cu、Ni、Pb含量均值遠低于內蒙古地區、全國、世界土壤的背景值，3種重金屬的4個背景值含量從低到高均依次為泊江海子流域、內蒙古地區、全國、世界。與國家土壤環境質量標準（GB15618－1995）一級標準相比，各重金屬均值均未超標，但個別采樣點重金屬含量超標，其中Zn的超標率最高為15．1％。
變異系數反映一個數據集變異性程度，變異系數≤0．1為弱變異性，0．1＜變異系數＜1為中等變異性，變異系數≥1為強變異性［19］。7種重金屬元素的變異系數均相對較大（0．39～1．75），均在中等變異以上，Zn達到強變異性，表明研究區內土壤各重金屬，尤其是Zn濃度波動程度較大。
利用皮爾遜相關性檢驗對7種重金屬之間的線性關系進行分析，結果如表4所示。在7種重金屬之間，Cr和Pb、Zn存在0．01水平上的顯著負相關，Pb、Zn之間存在顯著正相關；Cr和Ni之間存在顯著正相關性，Cu和Ni之間存在極顯著正相關，As、Hg與其他重金屬元素之間沒有顯著的相關性。
3．1．2 重金屬分布特征 為了更加清晰表述各重金屬在整個流域的濃度分布狀況，研究利用ArcGIS10．1克里格插值法繪制出各重金屬在研究區內的含量分布圖（圖3-圖9）。
根據濃度分布圖發現重金屬含量分布規律如下：Ni在雞溝河和烏爾圖河兩條主要河流的中上游地區濃度較低，在泊江海子周圍不斷增大，說明河流對Ni的富集作用比較明顯，順著河水的流向，造成Ni濃度在地表水匯集地泊江海子變大；Cu在整個流域分布規律整體為從流域四周到桃阿海子附近逐漸升高，Cu的分布主要和海拔高度有關，即隨著高度的降低，Cu濃度逐漸增加；從區域的東北部向西南部，Cr含量總體呈現上升趨勢；As分布規律與Cr基本相反，從北部到南部含量逐漸下降；Hg在整個流域內含量較小，分布狀況基本沒有變化；Pb濃度從西北和東南方向向流域中心先減小再增大；Zn濃度從西北向東南方向逐漸升高，同時在研究區正北部地區濃度存在較大處。
3．2 土壤質量評價結果
由表5可知，7種重金屬的單因子指數平均值從大到小依次為As（0．83）、Zn（0．80）、Cr（0．63）、Ni（0．32）、Cu（0．24）、Hg（0．22）、Pb（0．19），按照單因子指數分級標準所屬等級均為安全。從各重金屬的指數分布來看，Ni、Pb、Cu、Hg除極少采樣點為尚清潔，其余均為安全狀態；Cr、As指數主要分布在安全和尚清潔區域，只有少部分為輕污染；Zn大部分處于安全水平，有7個采樣點濃度超過標準值達到2倍以上。經現場調查，泊江海子流域目前除受到生活、農業等人為影響之外，附近無可導致各重金屬污染的工廠、產業。本次研究各重金屬濃度接近該地區本底值，部分重金屬濃度偏高除了與該地區土質等自然原因有密切聯系，還可能與生活、農業生產例如農藥的使用和農田的灌溉等有關。
研究區綜合污染指數的范圍是0.31~3.73，反映各采樣相對于標準的污染水平各不相同，且差異明顯，綜合指數平均值為0．95，尚為清潔水平。通過圖10綜合指數分布圖可得，相對于國家一級標準，在整個流域北部、西北部、中部土壤較清潔，從北至南土壤質量逐漸下降，東南角地區的土壤綜合指數均大于1，處于輕微以上污染水平，面積約為整個流域1／3以上。同各重金屬濃度分布圖相比較，綜合指數的分布狀況與Zn空間濃度分布規律相似，說明Zn含量高低對研究區的綜合污染指數空間的分布影響較大，為影響土壤質量的主導因素。
3．3 潛在生態風險評價
由圖11可知，泊江海子流域各重金屬的潛在生態風險由大到小為Hg、As、Cu、Cr、Pb、Zn、Ni，其中，Hg的部分采樣點的風險等級為中等生態危害級別，是研究區潛在生態風險的主要來源，屬于重金屬污染的優先修復對象，對綜合潛在風險貢獻率為59．17％；As僅30號采樣點為中等生態風險，對綜合潛在風險貢獻率為27．72％；其余5種重金屬的值很低，主要集中在0～7，基本不存在潛在生態風險。泊江海子流域綜合潛在生態風險指數（RI）在56．36～188．26，平均為85．98，結果表明整個泊江海子流域土壤中重金屬基本不存在綜合潛在生態風險。根據RI風險等級劃分，11％的樣點呈現中等潛在生態風險，89％的樣點存在輕微潛在生態風險。
單因子污染指數和潛在生態風險指數、綜合污染指數和RI之間存在根本上的差異，主要是受到重金屬毒性系數影響，在研究區內Hg雖然濃度較低，但毒性系數最高（THg＝40），因此潛在生態風險最大，反之，雖然Zn濃度明顯高于標準值，由于Zn的生物毒性系數最低（TZn＝1），所以其生態風險降至最低。Hakanson潛在生態風險指數法在考慮重金屬濃度基礎上，更結合了不同重金屬的生物毒性因素，相比較而言其結果更準確［20］。
4 結論
1）對泊江海子流域的土壤7種重金屬進行分析，其均值均低于國家土壤環境質量標準（GB15618－1995）一級標準；除Zn、Pb、Cr含量較大外，其余元素含量基本小于內蒙古土壤背景值；在研究區內各重金屬的含量變異系數均為中等以上變異。
2）土壤各重金屬元素的單因子指數均值從大到小依次為As、Zn、Cr、Ni、Cu、Hg、Pb，均小于1；綜合指數平均值為0．95，說明整個研究區土壤為尚清潔狀態；該流域從西北向東南土壤環境質量逐漸下降，約1／3以上面積土壤未達到尚清潔標準，Zn含量是影響整個流域土壤質量的主導因素。
3）生態風險指數分析表明，除部分土樣Hg存在中等、強潛在生態風險，其他元素潛在生態風險輕微；Hg、As為綜合潛在生態風險主要貢獻元素，貢獻率分別為59．17％、27．72％；綜合潛在生態風險指數（RI）均值為85．98，該流域處于輕微生態危害等級。
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指示生物又叫生物指示物(BiologicalIndicator，Bioindicator)，是指在一定地區范圍內，能通過特性、數量、種類或群落等變化，指示環境或某一環境因子特征的生物［1］。使用生物體來對環境狀況進行監測的歷史由來已久。早在古希臘時期，亞里士多德就把淡水魚放到鹽水中，觀察其行為。在工業革命時期，金絲雀被放到地下煤礦中，工人通過觀察金絲雀的特殊反應，及時離開煤礦避險;20世紀初期，歐美生物學家為了應對河流湖泊污染，開始研究利用水生生物監測水環境污染。中國開展指示生物監測河流污染研究是從20世紀80年代開始的，到目前還沒有完善的監測指標體系，尚需進一步發展研究。使用指示生物監測方法，監測水體重金屬污染狀況，有著傳統理化監測不可比擬的優點，主要表現在［2］:(1)反映生物學效應。常規分析技術只說明污染程度偏離正常值，常常忽視生物個體以及種群對外源性污染物的效應;(2)靈敏性。重金屬在一般水體中，濃度很低，Cu、As、Cd、Hg在水體中的濃度通常在1×10－2～10μg/L之間，甚至在檢測限以下。生物監測利用生物對重金屬的靈敏性、富集、放大作用，準確快速監測出水體中重金屬的污染狀況;(3)長期性。指示生物可以持續監測水體，可以反映出劑量小，長期作用的慢性毒性效應;(4)綜合性。重金屬在生物體內可以表現為協同效應或拮抗效應等復合污染效應，指示生物可以反映出重金屬對其的綜合效應;(5)范圍廣。(6)成本低。
2指示生物的分類
生物監測是使用活著的生物獲得定量的環境變化信息，而這些環境變化往往來自于人為活動。指示生物是生物監測的重要組成部分，根據物種不同，指示生物可以分為動物、植物、微生物。根據不同的環境介質，指示生物又可分為土壤、大氣、水體生物。根據生態學層次不同，可以分為個體以及系統水平上的指示生物;種群、群落、生態系統水平上的指示生物［3］。由于重金屬在不同的生態學層次中有不同的表達特征，掌握這些特征，對準確監測重金屬污染有重要作用。
2．1個體、系統水平上的指示生物研究
2．1．1水生植物監測重金屬研究水生植物是指能正常生長在水中的植物。按照水生植物的形態結構和生活習性，水生植物可以分為三類:水生維管植物、水生蘚類、高等藻類。底棲植物長期暴露在水環境中，能直接吸收水體和沉積物中的污染物，而積累的重金屬元素在其體內不表現出生物響應［4］。然而，環境重金屬的壓力會導致部分水生植物出現生理變化和生理功能減弱［5］，對指示生物的監測，就是監測其生理變化和生理功能改變，以反映水體重金屬的污染狀況。水生維管植物通過發達的根系和葉子吸收水體中重金屬，結合其定棲的習性，使其適用于監測水環境狀況的變化［6］。Fawzy等［7］研究6種水生維管植物富集重金屬能力，發現維管植物提供一種具有成本效益的方式來監測水體重金屬污染。Magdalena等研究波蘭南部沿海地區多種水生植物對汞的累積性時，發現開花維管植物體內汞濃度隨著河流中汞濃度上升而增加。苔蘚植物自1971年Goodman等人發明蘚袋法監測重金屬開始，蘚袋法在世界范圍得到了廣泛應用。有研究表明，蘚袋法對于河流重金屬的慢性污染有良好的監測效果。藻類植物種類繁多，主要有硅藻、綠藻、藍藻等。藻類吸收重金屬后，將影響藻類蛋白質合成以及酶活性，引起藻類生長代謝與生理功能紊亂、抑制光合作用、減少細胞色素、導致細胞畸變、組織壞死、甚至使機體死亡。同種重金屬由于價態、化合態和結合態的不同，藻類吸收后引起的毒性也不同，藻類監測重金屬就是利用這種特異性。LalitK等利用硅藻監測恒河重金屬Cu和Zn，發現細胞膜發生畸變，表明硅藻細胞膜形態異常可以用來監測水體重金屬污染。Chakraborty使用海底藻類監測海洋重金屬污染，發現綠藻和褐藻能高度富集重金屬，可以作為潛在生物指示物用于指示重金屬污染。
2．1．2水生動物監測重金屬研究水生動物是生態系統重要組成部分，最常見的是魚類，此外還有腔腸動物，如海葵、海蜇、珊瑚蟲;軟體動物，如烏賊、章魚;甲殼動物，如蝦、蟹;其他動物，如海豚、鯨(哺乳動物)、龜(爬行動物)等其他生物。水生動物往往能夠積累某些重金屬，對重金屬毒性作出相應的行為反應或表現出某種遺傳特征，因此，這一類水生動物能成為監測重金屬污染的生物指示物。在突發性重金屬污染脅迫下，水生動物常常能作出生物學行為反應。水生動物行為反應能直觀、快速地反映水質變化，常見的指標有呼吸、生長、心率、求偶行為和游動行為等。Gendusa發現黑鱒暴露在Cr6+環境中時，快速的胸鰭運動能作為外部生物標識監測Cr。Svecevicius等研究虹鱒魚在Cr6+脅迫下的行為變化，發現虹鱒魚的游動行為隨著Cr6+濃度增加而增加。黃東龍對斑馬魚行為反應進行研究發現在Zn2+和Cr6+的突發性脅迫下，其行為反應快速而且敏感，表明斑馬魚的行為變化能對突發性重金屬污染進行監測，提供早期預警。
2．2種群、群落、生態系統水平上指示生物研究重金屬對生物的有害性研究往往側重個體或細胞水平，然而不同水平上的生物有害效應具有非線性的層次性，即高一級的生物水平上的效應可能具有不能從次一級水平上得到的預測的新特征。如生物標志物的研究集中在細胞水平上，通常不能直接擴展到個體甚至種群水平上，因為細胞水平的毒性效應可能被組織的補償機制所掩蓋。同樣，個體的重金屬濃度、行為特征等參數并不能直接推移到種群水平上，要監測水體重金屬的生物效應，更需要關注種群、群落甚至生態系統上的生物監測研究。生物在重金屬脅迫作用下，群落內不同生物具有不同的響應，尤其是長時間低劑量暴露的情況下，群落種數發生變化，同時群落結構也發生變化，敏感種減少，耐受性種成為優勢種。常用的利用微生物群落監測水體重金屬的方法是國標PFU法(GB/T12990－91)。PFU(polyure-thanefoamunit，聚氨酯泡沫塑料塊)法就是將PFU浸沒在水中，利用PFU的小孔徑(約150μm)，采集微型生物群落，并評價水質。研究表明，高濃度重金屬影響底棲生物和浮游生物的多樣性。
3對指示生物進行環境風險評價的應用研究
通過指示生物監測獲得的環境狀況，往往是生物體內重金屬濃度的數值，還需要使用適合的評價方法反映當前環境的污染程度，以及后期可能帶來的環境風險，提出合理的控制對策。當前水體重金屬評價往往局限于對當前濃度的評價達標與否，忽視了長期低劑量暴露下造成的生態風險和對人體的健康風險。對指示生物的風險評價有利于量化這一不確定性的風險。風險評價可分為生態風險評價與健康風險評價。生態風險評價是一個預測環境污染物對生態系統或其中某些部分產生有害影響可能性的過程。環境健康風險評價是以風險度作為評價指標，把人體健康和環境污染相聯系，通過定量描述在污染環境中人暴露所受危害的風險。
3．1指示生物在生態風險評價中的應用目前，這些水生生物重金屬評價方法均能反映區域水質生態風險水平，實際應用中，為了更全面評估各種風險水平，常常同時使用多種評價方法。其次，還有基于種群、群落的生物評價方法，如對于水體物種種群豐度、敏感種的生態風險評價，常采用生物評價指數。生物評價指數有很多，如基于敏感種和耐污種的出現與否構建的指數BMWP(Bi-ologicalMonitoringWorkingParty)、基于物種的耐污值及其在群落中的重要性構建的FBI(FamilyBioticIndex)指數、基于物種豐度和耐污值構建的BI(Biot-icIndex)指數等。這些評價指數對各種環境問題的靈敏性不一，有研究發現，FBI指數可以有效指示酸污染與氨氮污染，BI指數可以評估流域土地利用和重金屬污染對河流生態的影響。
3．2指示生物在健康風險評價中的應用健康風險評價將人體健康和環境污染聯系在一起，定量估算有害物質對人體健康的危害程度，并提出減小環境健康風險的對策。指示生物能用于評估重金屬對人體健康風險水平，為食用水生生物、消費水產品人群提出早期預警以及安全指導。健康風險評價的程序分為:危害鑒定、劑量反應評估、接觸評估、風險評定等四個階段。目前，健康風險評價方法已被法國、荷蘭、日本、中國等許多國家和一些國際組織如經濟發展與合作組織(OECD)、歐洲經濟共同體(EEC)等所采用。計算生物體內重金屬的潛在非致癌風險值，通常使用目標風險系數(THQ)，而致癌風險的計算，則使用致癌系數(CR)表示。在重金屬防治對策制定的過程中，必須考慮重金屬對人體的危害程度，指示生物的環境健康風險評價能科學地評估其風險值，從而指導決策的制定。
