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由此可见,原先的风险评价主要限于人体健康风险评价,许多有害废物管理也是着眼于人体健康风险进行的。近几年来,生态风险评价业已被人们所重视,已处在同人体健康风险评价的同等地位。但是到目前为止,生态风险评价还没有一套方法指南。尽管有人将NAS模式加以改变后用于讨论生态风险问题,生态风险评价原则上也可按其四个方面进行,但由于生态风险评价不完全等同于人体健康风险评价,用于人体健康风险评价的一系列方法指南并不完全适用于生态风险评价。因此美国EPA从1989年以来一直致力于生态风险评价指南的制订工作,1992年确定了一个生态风险评价指南制订工作大纲[11],原则上给出了生态风险评价的框架。从研究内容上看,大致上与NAS提出的“四步法”相同,但每一方面的重点和方法又有不同的内容。该大纲将生态风险评价过程分为三步:第一步为问题阐述(Problem formulation),描述目标污染物特性和有风险生态系统,进行终点选择和有关评价中假设的提出。问题阐述是确定评价范围和制定计划的过程;第二步为分析阶段(analysis phase),主要从暴露表征和生态效应表征两个方面进行;第三步为风险表征。
显然,目前国外环境风险评价主要包括人体健康风险评价和生态风险评价两方面,风险评价的科学体系已基本形成。相对来说,人体健康风险评价的方法基本定型,生态风险评价正处在总结、完善阶段。总的来说,目前国外环境风险评价具有如下的特点和趋势:
·研究热点已由人体健康风险评价转移到生态风险评价;
·从污染物数量来说,已由单一污染物作用进一步考虑到多种污染物的复合作用;
·从环境风险类型来说,不仅考虑化学污染物,特别是有毒有害化学物,而且还要考虑到非化学因子对环境的不利影响;
·从评价范围方面来说,由局部环境风险发展到区域性环境风险,乃至全球环境风险;
·生态风险不仅仅只考虑到生物个体和群体,而且考虑到群落、甚至整个生态系统;
·技术处理上由定性向半定量、定量方向发展。
环境风险评价技术,特别是生态风险评价,还有许多问题有待研究,其中主要的有以下几方面:
1.评价终点的选择 人体健康风险评价的终点,只有一个物种(受体为人),而生态风险评价的终点却不止一个,终点选择就成了生态风险评价过程的关键。对任何不同组织等级都有终点选择问题,终点选择原则上根据所关注的生态系统和污染物特性来进行,对生态系统和污染物特性了解得愈深刻,终点选择就愈准确。由于生态系统复杂性,不同评价人员可以选择不同的终点,因此目前迫切需要有一个统一的方法来确定生态风险评价的终点。
由此可见，原先的风险评价主要限于人体健康风险评价，许多有害废物管理也是着眼于人体健康风险进行的。近几年来，生态风险评价业已被人们所重视，已处在同人体健康风险评价的同等地位。但是到目前为止，生态风险评价还没有一套方法指南。尽管有人将NAS模式加以改变后用于讨论生态风险问题，生态风险评价原则上也可按其四个方面进行，但由于生态风险评价不完全等同于人体健康风险评价，用于人体健康风险评价的一系列方法指南并不完全适用于生态风险评价。因此美国EPA从1989年以来一直致力于生态风险评价指南的制订工作，1992年确定了一个生态风险评价指南制订工作大纲[11]，原则上给出了生态风险评价的框架。从研究内容上看，大致上与NAS提出的“四步法”相同，但每一方面的重点和方法又有不同的内容。该大纲将生态风险评价过程分为三步：第一步为问题阐述(Problemformulation)，描述目标污染物特性和有风险生态系统，进行终点选择和有关评价中假设的提出。问题阐述是确定评价范围和制定计划的过程；第二步为分析阶段(analysisphase)，主要从暴露表征和生态效应表征两个方面进行；第三步为风险表征。
显然，目前国外环境风险评价主要包括人体健康风险评价和生态风险评价两方面，风险评价的科学体系已基本形成。相对来说，人体健康风险评价的方法基本定型，生态风险评价正处在总结、完善阶段。总的来说，目前国外环境风险评价具有如下的特点和趋势：
·研究热点已由人体健康风险评价转移到生态风险评价；
·从污染物数量来说，已由单一污染物作用进一步考虑到多种污染物的复合作用；
·从环境风险类型来说，不仅考虑化学污染物，特别是有毒有害化学物，而且还要考虑到非化学因子对环境的不利影响；
·从评价范围方面来说，由局部环境风险发展到区域性环境风险，乃至全球环境风险；
·生态风险不仅仅只考虑到生物个体和群体，而且考虑到群落、甚至整个生态系统；
·技术处理上由定性向半定量、定量方向发展。
环境风险评价技术，特别是生态风险评价，还有许多问题有待研究，其中主要的有以下几方面：
1．评价终点的选择人体健康风险评价的终点，只有一个物种(受体为人)，而生态风险评价的终点却不止一个，终点选择就成了生态风险评价过程的关键。对任何不同组织等级都有终点选择问题，终点选择原则上根据所关注的生态系统和污染物特性来进行，对生态系统和污染物特性了解得愈深刻，终点选择就愈准确。由于生态系统复杂性，不同评价人员可以选择不同的终点，因此目前迫切需要有一个统一的方法来确定生态风险评价的终点。
2．模型优化模型在风险评价中的重要性是显而易见的，因为风险评价是研究人为活动引起环境不利影响的可能性，是根据有限的已知资料预测未知后果的过程，这就需要应用大量的数学模型才能完成。模型的优劣直接关系到整个风险评价结果的准确性。风险评价涉及的模型很多，主要有污染物环境转归模型、污染物时空分布模型、暴露模型、生物体分布模型、外推模型、风险计算模型等。风险评价就是由这些模型的组合，借助于计算机来连串在一体的。随着风险评价越来越复杂，准确性要求越来越高，发展和完善各种数学模型始终是风险评价研究的重要方面。
1.1地累指数法地累指数法（Indexofgeoaccumulation，Igeo）是由德国学者Muller于1969年提出［9］，目前已被广泛作为研究沉积物中重金属污染程度的定量指标。以沉积物中重金属含量的高低反映污染水平［10］，适用于研究现代沉积物中重金属污染的评价。涂剑成等［8］采用地累指数法对我国东北地区部分污水处理厂污泥重金属潜在风险评价进行了对比研究，发现各污泥中Cr和Ni的Igea指数均小于0。表明污泥中Cr和Ni对耕地土壤环境无污染风险；大部分污泥样品中Cu和Zn的污染程度为中度污染到强污染之间，污泥中Zn的潜在生态风险程度最高。总体上看，污泥进入耕地黑土环境前，应降低Cu、Zn和Mn的含量。
1.2内梅罗综合指数法内梅罗综合指数法（Nemerouindex）常用于评估土壤重金属污染程度［11］，现已逐渐被引入研究污泥重金属的污染程度。评价方法首先根据公式计算出每个污泥样品中各个重金属元素的内梅罗单项污染指数，然后再计算各样品所有重金属的综合污染指数。某样品中某种重金属元素的内梅罗单项污染指数计算公式为。内梅罗综合指数分为5级：PI≤0.7时，污染程度为清洁；0.7>PI≤1时，污染程度为尚清洁；1<PI≤2时，污染程度为轻度污染；2<PI≤2时，污染程度为轻度污染；2<PI≤3时，污染程度为中度污染；PI>3时，污染程度为中度污染［11］。涂剑成等采用内梅罗综合指数法和地累指数法对某污水处理厂污泥重金属潜在生态风险进行了表征。结果表明，各污泥对应的内梅罗综合指数反映出各污泥总体对耕地土壤环境存在严重的潜在生态风险，由于内梅罗指数不仅考虑到各种影响参数的平均污染状况，而且特别强调了污染最严重的因子，同时在加权过程中避免了权系数中主管因素的影响。因此克服了平均值法各种污染物分担的缺陷，能较好反映污泥总体上潜在的生态风险。
1.3潜在生态风险指数法潜在生态风险指数法（PotentialEcologicalRiskIndex）是瑞典科学家Hacanson根据重金属性质及其环境行为特点，从沉积学角度提出来的对土壤或沉积物中重金属污染进行评价的方法。该方法不仅考虑土壤重金属含量，而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，采用具有可比的、等价属性指数分级法进行评价，并定量地区分出潜在生态危害程度，是应用比较广泛、比较先进的方法。宁建凤等采用潜在生态风险指数法对广东大中型水库底泥重金属的生态风险进行了调查与评价［16］，其研究结果表明：粤北大中型水库底泥重金属具有很强的潜在生态风险，其中Cd潜在生态风险系数最大。
1.险评价码法重金属的生物毒性和生态效应与其赋存形态密切相关，因此在进行潜在的生态风险评价时，需要考虑其赋存形态的影响。沉积物中重金属的赋存形态有可交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机质结合态，以及存在于晶格矿物中的残渣态等。可交换态及碳酸盐结合态存在的重金属，由于其键合微弱，易与上层水体相互交换，因而具有快速生物可利用性，常用于生态风险评价［17］。风险评价码（riskassessmentcode，RAC）方法是常用的沉积物中重金属的风险表征手段，以碳酸盐结合态和离子可交换态的重金属占重金属总量的质量百分数来表征［18］。有学者在河北滦河一些采样点的沉积物中发现，Cd的RAC已超过50%［19］。采用RAC评价沉积物中重金属风险，可反映重金属赋存形态的生物有效性，但还应考虑重金属的总质量，若金属总质量很低，即使RAC很高，也不宜判定为高风险。
1.5改进型潜在生态风险指数法相比RAC法，潜在生态风险评价指数法（ModifiedPotentialEcologicalRiskIndex）对重金属的化学形态未予以区分。越来越多的研究表明，相对于重金属的总量，重金属元素的生物有效态含量更能反映出其生态毒性大小。因此朱慧娜等对潜在生态风险评价指数法进行了修正。参考风险评价码法适当考虑了重金属元素的不同化学形态对生态风险的贡献度［20］，并使用MRI对霞湾港底泥重金属生态风险进行了评价。波兰学者在此研究基础上，将MRI用于了污泥堆肥中重金属的生态风险评价［21］，拓展了MRI的研究使用范围，为污泥中重金属生态风险评价提供了新的思路。
中图分类号X8 文献标识码A 文章编号 1674-6708（2013）97-0101-02
我国环境工程的风险评价存在特有的特点及趋势主要有：一是由污染物数量角度出发，已从简单单一的污染物作用延伸到了多种污染物之间复合产生的作用；二是由环境研究的风险评价焦点角度出发，已从人体健康变成了生态环境；三是由环境风险才类型角度出发，不单单考虑化学污染物、有毒害的化学物，还重视非化学因素造成的有害影响；四是由环境风险评价范围角度出发，已从局部发展成到区域，甚至全球；五是在风险评价技术上由南定性发展成了半定量或定量；六是生态风险的内容不限于生物个体及生物群体，还对生物群落及生态系统进行评价。
1 环境工程风险评价含义介绍
对于生态环境事件其受到影响的除了人群和生物，还有环境的介质，如水、土壤、空气等等。而造成环境工程受到影响的原因大致可分为三个因素：一是管理层决策，使环境处于长期较差质量，如环境监管部门根据环境的法规审批的项目在正常及非正常的情况下排放污染物；二是客观环境出现的事故或偶然事件，如地震、海啸、设备技术等；三是主观因素导致出现突发性事件，如人为破坏、施工管理不当等。因为化学品的特性及进入方式不同，自然中扩散、传递、转化途径也不同，而且对环境影响时间也不一样，可能是长期、短期，也有可能是一瞬间的事情。可以是直接的也可能是间接的，可以是急性的也可能是慢性的。因此环境工程风险评价广义上的内容有，环境质量、人体健康、社会影响、、资源需求、产品使用、产品终结处理。狭义上主要内容有，环境资源及质量、人体健康[1]。
2 环境工程风险评价重要性分析
随着高新科技的不断发展，化工业、建筑业等得到了飞速的进步，取得了很多技术上的突破，但是在快速发展的道路上化学品带来的爆炸、泄露、辐射等时间不断的侵扰着人们的生活环境，对人类的生命财产安全及生存环境的污染等产生了巨大的不容忽视的影响，成为当代各个国家重点治理项目之一。因此对存在风险的工程建设项目进行环境工程风险评价显得尤为重要，成为了人类安全及生态循环得以保障的最为急切的需要。通过对历史事例进行研究分析可以发现一个规律，对建设项目进行前期飞风险评价，如可能突发事故原因与概率分析并对后果危害进行预测，提出能够避免或减少的对策，这样能够大大降低事故发生的概率，降低损失到最低[2]。
3 环境工程的风险评价的问题分析
3.1选择风险评价终点
对于人体健康的风险评价终点一般为一个物种，受体是人，无需选择。生态系统风险评价终点却不一样，不仅仅一个，因此需要进行终点的选择，这个选择也决定了风险评价过程。终点选择问题存在于所有的环境组织中，选择的原则根据生态系统及污染物的特性进行选择，了解越多选择越准确。鉴于生态环境的复杂情况以及评价员的主观性，因此选择的终点不尽相同，对此现在缺乏一个统一的选择方法与标准对评价终点进行选择。
3.2优化数学模型
数学模型是环境风险评价不可缺少的部分。环境风险评价的目的是对人为活动造成环境影响的可能性进行预测，而该过程是通过对已有资料分析预测可能发生的后果，其中涉及到大量数学计量模型的使用。因此数学模型质量的好坏对整个风险评价的准确性起到关键性作用。主要涉及模型有：污染物的环境转归模型及时空分布模型、外推模型、暴露模型、风险计算模型等。风险评价是多种模型的有机组合，并通过计算机进行连接组合。随着社会的不断发展，风险评价变得日益复杂，准确性的要求也日益提高，因此对数学模型的完善与优化是风险评价研究重点工作。
3.3暴露评价
对人体风险评价过程中暴露评价主要是指预测人体的暴露值、暴露时间、频率、途径，表征为受到暴露群体。而进行生态风险评价过程中，生态暴露评价比人体暴露评价要有难度，特别是暴露群体表征的确定，主要原因是不同的物种拥有不同的栖息地环境，且该环境差异大，如陆生环境、水生环境等。生态的暴露评价属于风险评价中基本组成部分，且因为暴露系统具有极为复杂的特性，因此当前仍缺乏一个可以适用于全部生态风险评价的暴露描述。对生态暴露评价方法与技术的研究与发展成为当前本行研究工作者研究重点项目。
3.4处理不确定性风险
处理不确定性风险作为风险评价中长期存在的问题。其不确定性来自于多种外推的结果，如，非同级生物之间的外推、实验室对野外状况的外推等。对不确定性风险进行定量化的处理，是当前风险评价需要解决的重要技术问题，需要研究与发展多种外推的理论，并建立科学外推的模型。
4 风险评价的应用
风险评价在环境影响评价中应用的目的是有效科学的对整个环境影响评价质量进行提高。环境风险评价首先就工程进行分析，从中预测可能发生的事故风险，并对项目原有风险开展调查，调查内容有工艺、包装、运输、原料及燃料用量、贮存等。其次在确定了风险源后，根据选择的模式进行风险评价，最终确定该项目风险的级别，同时对事故造成进一步污染后果进行预测[3]。
5结论
综上所述，环境工程中的风险评价的发展进度直接影响着我国环境状况改善及质量提高的速度。现在对环境的保护意识越来越受到重视，环境风险评价将会给人类更加健康的发展以及生存环境的良性循环做出不可磨灭的贡献。作为新时代环境保护工作者，更应该不断发展提升自我素质，研究创新新的评价技术与方法，为环保事业的持续发展添砖加瓦。
参考文献
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：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
近年来，我国农业生产在快速发展的同时，农业生态环境也遭受着严重的污染和破坏[1]。调查表明，我国污灌区被重金属所污染的土地面积已达污灌区面积的64.8%，所以农村生态被称为“中国环保的短板”[2]，分析土壤重金属元素含量对研究人为活动对土壤质量的影响以及合理开发和利用土地资源具有重要意义[3]。根据农业部对全国污灌区进行的调查表明，在我国大约140万hm2的污水灌溉区中，已经遭受重金属污染的土地面积占到污水灌区面积的64.8%，具体为轻度污染的占46.7%，中度污染的占9.7%，而严重污染的占8.4%[4]。由农田土壤及作物的重金属污染所引起的潜在健康风险引起了国内外学者的广泛关注[5-7]。对重金属进行生态风险评价的方法很多，其中常用的有地积累指数法及潜在生态风险指数法等。地积累指数法主要对沉积物或土壤中的重金属污染程度及其分级情况进行定量评价[8，9]。潜在生态风险指数法可以将生物毒性、生态危害与污染物浓度有机结合起来，从而综合反映重金属对生态环境的影响潜力[10]。本研究以山东省典型农田土壤为对象，于2009-2010年对山东省90%以上的棕壤、褐土、潮土等主要土壤类型进行调查，并在此基础上采用地累积指数法和潜在生态风险指数法对山东省典型农田土壤重金属的生态风险进行评价，从而为采用何种方法对污染土壤进行科学管理、修复、治理并防止污染进一步发展提供科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
山东省地处黄河下游，位于东径114°36′-122°43′，北纬34°22′-38°33′之间，土地总面积15.7万km2，其中耕地面积为733.5万hm2。
山东省主要土壤类型有棕壤、褐土、潮土和盐土等土壤类型。其中褐土占全省土壤总面积的18.16%、潮土占41.10%、棕壤占30.66%，总计约90%。棕壤、褐土、潮土为山东省主要土壤类型[11]，同时也是本研究农田土壤的3种类型。
1.2 样品采集与测定
按照土壤类型和作物种植品种分布及土壤肥力高、中、低分别采样，采用全球定位系统进行全省范围内的精确布设代表性采样点60个（其中褐土25个，潮土16个，棕壤19个）（图1），采集农田耕层土壤（0～20 cm），风干，磨细，过筛，备用。土壤中Cu、Zn的测定采用火焰原子吸收分光光度法[12]；土壤中Pb、Cd的测定采用KI-MIBK萃取火焰原子吸收分光光度法[13]。
1.3 数据处理
1.3.1 地累积指数法 地积累指数（Index of geo-accumulation）又称Mull指数，地积累指数法考虑了元素相对于自然本底值的富集性，主要侧重于从自然角度对土壤进行评价[10] 。
计算公式如下：Igeo=log2Cn/（K・Bn）
式中，Cn为实测重金属元素的含量，mg/kg；Bn为当地沉积物中重金属元素含量的地球化学背景值，mg/kg；K为考虑到各地成岩作用不同引起背景值波动所设定的常数，K=1.5。地累积指数法分级标准见表1。
1.3.2 潜在生态风险指数法 潜在生态风险指数 （The potential ecologicalrisk index） 法则考虑了各重金属元素的毒性，更侧重于从生物和人的角度对土壤进行评价[14]。计算公式如下：
式中， RI为多种重金属元素的潜在生态风险指数； Eir为第i种重金属元素的潜在生态风险指数； Cif为第i种重金属元素的污染系数；Ci为所测样品中第i种重金属元素含量的实测值，mg/kg；Cin为第i种重金属元素含量的背景值，mg/kg；Tir为第i种重金属元素的毒性响应参数[14]。潜在生态风险指数法分级标准见表2。
2 结果与分析
2.1 地累积指数法评价结果
山东省农田土壤60个采样点的重金属污染地累积指数不同风险级别的频数及比例如表3所示。
根据地累积指数法分级标准可知，山东省典型土壤中Zn、Cu、Pb、Cd等元素多数样点在无污染至中等―强污染范围内。其中，Pb的污染最重，其中污染程度达到强―极严重污染和强污染的采样点各有1个，风险级别分别为5级和4级。另外有21.7%的采样点达中等―强污染的程度，值得重视。其次是Cu元素，有5.0%的采样点达中等―强污染的污染程度，3级风险，28.3%的采样点达中等污染程度。Cd、Zn的污染程度相对较轻，分别有40.0%和26.7%的采样点土壤达到中等污染程度，其余为无污染或轻度―中等污染程度，风险级别较低。
就不同的土壤类型来看（表4），褐土中Cu、Zn风险级别为1级，Cd、Pb为2级，各元素的风险程度依次为Pb>Cd>Cu>Zn；潮土中Cu、Cd、Zn为1级风险，Pb为2级，各元素的风险程度依次为Pb>Cu>Cd>Zn；棕壤中Cd、Zn为0级风险，Pb为1级风险，Cu的风险级别为2级，各元素的风险程度依次为Cu>Pb>Zn>Cd。
2.2 潜在生态风险指数法评价结果
研究区农田表层土壤中各元素的单项潜在生态风险指数和综合潜在生态风险指数（表5）显示，所有采样点的Cu和Zn元素的潜生态风险指数均小于40，风险级别为A，潜在生态危害程度轻微；对于Pb元素，占总数3.30%的采样点其潜在生态风险指数大于80但小于160，风险级别为C，生态危害程度强，占总数10%的采样点，其潜在生态风险指数大于40小于或等于80，潜在生态风险级别为B，潜在生态危害程度中等，其余监测点的潜在生态风险指数均小于或等于40，属A级风险级别，对生态有轻微危害，全省所有监测点平均潜在生态风险级别为A级；对于Cd元素，占总数3.30%的采样点，其潜在生态风险指数大于160，风险级别D级，潜在生态危害程度极强，A、B、C三个级别采样点所占比例分别为20.00%、36.70%和40.00%，全省平均潜在生态风险指数为82.78，大于80，属于C级，对生态具有强污染。由此可看出，Cd污染较为严重，各元素的潜在生态危害程度为Cd>Pb>Cu>Zn。
综合多元素，从综合潜在生态风险指数（表6）来看，山东省基本农田土壤中褐土和棕壤潜在生态风险级别为B级，潜在生态危害程度中等，潮土的潜在生态风险级别为A级，潜在生态危害程度轻微。
3 结论与讨论
从地累积指数可以看出，Pb的污染最重；其次是Cu元素，有5.0%的采样点达中等―强污染的程度，3级风险，28.3%的采样点达中等污染程度。Cd、Zn的污染程度相对较轻，分别有40%和26.7%的采样点土壤达到中等污染程度，其余为无污染或轻度―中等污染，风险等级较低。
根据地累积指数法，就不同的土壤类型来看，褐土中各元素的风险程度为Pb>Cd>Cu>Zn；潮土中各元素的风险程度为Pb>Cu>Cd>Zn；棕壤中各元素的风险程度为Cu>Pb>Zn>Cd。
研究区农田表层土壤中各元素的单项潜在生态风险指数和综合潜在生态风险指数显示，所有采样点的Cu和Zn元素的潜在生态风险指数均小于40，潜在风险级别为A级，潜在生态危害程度轻微，其中Zn元素的潜在生态风险指数范围为0.23～4.70，Cu元素的潜在生态风险指数范围为2.31～36.84；对于Pb元素，潜在生态风险指数范围为3.03～136.23；对于Cd元素，潜在生态风险指数范围为9.88～173.43。由此可看出，Cd元素的潜在生态危害最大，各元素的潜在生态危害程度为Cd>Pb>Cu>Zn。
两种方法都得出Zn元素的污染程度最低，但是对于其他3种元素的结果均不相同，这是各方法的要求不同造成的，具体采用何种方法应根据研究目的而定。根据潜在生态风险指数法的评价结果，Cd元素的潜在生态危害最大，但是根据地累积指数法的评价结果，只有40%的采样点土壤Cd达到中等污染程度，其余属无污染或轻度―中等污染程度，风险等级较低。在成杰民等[15]对Cu、Cd、Pb、Zn的积累速率的计算中发现，4种重金属元素中虽然Cd的积累速率非常低，但由于其本身原始含量就较低，其年变化速率却高于Cu、Zn，仅次于Pb，这从另一方面说明了Cd存在较大潜在风险。贾琳等[1]在对山东禹城农田土壤的研究中同样发现其土壤中Hg和Cd潜在生态危害指数较大，存在较大的潜在生态风险。因为禹城为典型施肥区，其畜禽养殖和污灌以及城市化进程是造成土壤中Cd含量超过原有背景值的主要因素。
农田土壤的质量与人类的生产活动密切相关，因此对于农田土壤重金属污染的危害应多从人类和生物的角度考虑，对毒性的研究要多加注意。潜在生态风险指数法不仅可以反映在一定环境中的全部污染物的影响，并且通过潜在生态危害指数的计算指出了其中应该特别注意的物质，所以对于污染的控制非常重要[16]。由此来看，采用潜在生态风险指数法对农田土壤重金属污染进行评价更适合此次的研究目的。
参考文献：
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[11] 山东省土壤肥料工作站.山东土壤[M].北京：中国农业出版社，1994.
[12] GB/T17138-1997，土壤质量铜、锌的测定 火焰原子吸收分光光度法[S].
[13] GB/T 17140-1997，土壤质量铅、镉的测定 KI-MIBK萃取火焰原子吸收分光光度法[S].
1.1事故风险评价环境风险评价分为事故性风险评价（突发性风险评价）和非突发性风险评价，非突发性风险评价包括生态风险评价和健康风险评价。废弃物填埋场必须依据其工程力学特性进行合理的预处理或者分区填埋来控制堆体稳定性。国内外曾出现数次垃圾填埋场失稳破坏事件：1996年美国俄亥俄州辛辛那提发生历史上最大的垃圾填埋场滑坡；2001年深圳下坪填埋场的滑坡体积达2450万m3；另外，土耳其、菲律宾等国家也曾出现垃圾大堆体引起的沼气大爆炸［6］。因此，垃圾堆体沉降或滑动引起的环境风险属于废弃物填埋场事故风险评价的内容之一。根据国内外学者对废弃物填埋场稳定性的研究，填埋废物自身性质、填埋边坡稳定性及填埋堆体衬垫系统稳定性是主要的环境风险因素［7］。填埋气体（LFG）是垃圾降解的主要产物，在填埋初期，LFG的主要成分是CO2，随后CO2含量逐渐变低，CH4含量逐渐增大。在产气稳定期，厌氧条件下LFG中CH4含量为50%~60%，CO2含量为30%~50%，以及少量的NH4及H2S等气体［8］。孙亚敏将垃圾堆体爆炸分为物理性爆炸和化学性爆炸。物理性爆炸由于填埋气体大量堆积不能及时正常排出引起，化学性爆炸由于CH4和空气的混合体积达到爆炸限制范围（5.3%~14%），遇到明火引起。此外，NH4、H2S属于恶臭气体，是影响人体健康的危险物质。填埋气引起的环境风险属于另一种废弃物填埋场事故风险评价内容。
1.2非突发性风险评价废弃物填埋场的水污染是环境影响评价的主要内容之一，主要来源于垃圾渗沥液，渗沥液属于高浓度有机废水，主要的污染物包括BOD5、COD、NH3-N和锰、砷、镉、铬、镍和铜等重金属［9］，如果处理不当会对填埋场周围的地表水和地下水造成污染。南方多雨地带的废弃物填埋场在设计污水调蓄池容积的时候都要考虑洪水的影响，特大洪水引起的未处理污水外溢污染地表水属于事故性环境风险。韩东升将由于竖向集水石笼兼导气管失效引起的填埋场集水系统失效和选址不当或施工不合要求引起的不均匀沉降导致的防渗层断裂作为填埋场水环境风险事故的诱因。此外，填埋场水污染特别是地下水污染属于非突发性风险，通常采用健康风险评价方法和指标体系。填埋场地的土壤污染属于第二大类非突发性风险，采用生态风险评价和健康风险评价。废弃物中的有害成分会随雨水渗出液或渗沥液进入土壤，影响土壤酸度和结构以及微生物活动，富集在植物体内，影响食物链。王春铭［10］对广州增城市垃圾填埋场封场土壤及植物当中的重金属进行调查后发现填埋场区土壤呈碱性，明显高于场外的土壤酸度，而且Cd元素污染指数最高；周围的4种本土植物对Zn的富集作用最强。赵秀阁等［11］研究发现不同风向区域土壤和植被样品中的Cd、Hg、As、Cu、Pb、Cr、Zn等重金属含量存在显著性差异，下风向明显高于上风向。周效志等［12］的研究表明减少地表水入渗量，合理控制渗沥液回灌温度，并在回灌前进行脱氮处理，可以显著提高垃圾填埋处理的无害化与资源化水平。
2源项分析和后果计算
事故源项分析是对通过风险识别找出的主要危险源进一步分析、筛选，以确定最大可信灾害事故。表2列出了废弃物填埋场可能的潜在风险源，分析时须依据具体项目，统计出发生频率、发生时间和事故级别，对于受天气和风向影响的事故性风险，要考虑不利天气出现的概率及下风向的人口分布。层次分析法常用来筛选有一定发生概率，危害程度最大且风险值最大的事故。确定最大可信事故，对该风险源进行源强分析，估算各功能单元的最大可信事故泄漏量和泄漏率。垃圾填埋场稳定性可以通过物理力学模型和数值模拟相结合的方法，结合力学数值计算结果综合分析废弃物堆体的稳定性。孙娇［6］采集典型的危险废弃物通过室内土工试验测定理化特性和工程力学特性，发现安全填埋高度取决于填埋坡度和废弃物自身强度，进入填埋场的废弃物含水率不得高于50%，若高于50%须进行脱水处理，渗透力强的废物不适合埋在顶层，堆体填埋中不得堆放软层作为夹层，填埋物的填埋顺序应按照其抗剪强度与渗透系数综合确定。对填埋场整体的稳定性数值模拟后发现靠近坡面处的HDPE膜剪切变形大，存在较大的破坏风险，高抗压强度的地基材料可以提高堆体整体的稳定性，应用Geo-Studio软件可以有效指导填埋处置操作。填埋气产量可以通过经验估算法、数学模型法和现场测试法来确定，关于产气速率的计算目前应用较多的是SchoolCanyon数学模型法［13］。王伟等［14］依据IPCC统计模型和Marticorena模型分别计算某填埋场的CH4产量，结果基本吻合；闵一珏等［15］采用等标污染负荷和等标污染负荷比计算填埋气中的恶臭物质排放量，发现恶臭气体NH4、H2S对周围环境的影响与气象条件、地形因素有关，一般与废气源强、温度成正比，与垃圾填埋时间成反比。渗沥液产生的计算方法很多，基本可以分为日本填埋场设计指南所推荐的主因素相关法、以水量平衡为基础的多因素法及美国环保局的HELP模型［16］。钱磊等［17］考虑了填埋过程中的孔隙比和渗透系数等随深度的变化，将饱和-非饱和渗流分析方法应用于二维分析，对渗沥液水位的分析比HELP和FILL软件与实测结果更吻合。填埋场渗沥液中污染物在衬层和包气带土层中的迁移是由于地下水的迁移和污染物与介质间的吸附/解吸、化学溶解/沉淀等多种物理化学反应的共同作用所致，其迁移速度与地下水的运动速度有一定的关系［18］。此外，在环境现状调查时通过环境背景值测定或数据收集确定填埋场附近土壤的污染物的污染程度和污染分布。
3风险计算和评价
环境风险评价具体的研究方法有安全检查表法、预先危险性分析法、概率风险评价法、打分的检查表法、事件数分析法、故障树分析法、道化学指数法、ICI蒙德法等。马娟［19］采用事故树法对阜新市垃圾填埋场的最大量可信事故进行定量分析，根据事故源项建立数学模型进行事故后果预测。发现在公关营子村处污染物的浓度最后达到稳定值，其中，氨氮、汞、铁、锰在预测期内最大浓度均超过地下水Ⅲ类水质标准，氨氮超标最为严重。由于填埋场渗沥液的释放是一个长期而缓慢的过程，故其危害主要表现为慢性效应，采用健康风险评价模型进行风险评价。美国环保局（EPA）1989年提出的健康风险评价模型包括4个步骤：数据收集和数据评估，毒性评估，暴露评估、风险表征。张玉晨［20］使用健康风险评价方法，对北京14处典型垃圾场展开评价，得到北天堂垃圾场、看丹垃圾场、西红门垃圾场同一预测期内对成年人和儿童的多污染物非致癌危害指数均大于风险警戒值1，其它垃圾场多污染物非致癌危害指数均小于1的结果。严小三［21］运用不同的健康风险模型对垃圾填埋场附近的浅层地下水进行评价，得出基因毒物质中化学致癌物造成的健康风险远大于躯体毒物质的结果。生态风险评价是定量预测各种风险源对生态系统产生风险的或然性及评估该风险可接受程度的方法体系，是生态环境风险管理与决策的重要依据［22］。张思锋等［23］认为对于化学类污染源有商值法、暴露-反应法2种生态风险评价方法，对生态事件类风险源有物种入侵、遗传修饰生物体2种生态风险评价方法，而对于复合风险源有R=P•D（R为生态风险，P为风险概率，D为风险可能造成的损失）模型、生态梯度、相对风险模型等生态风险评价方法。邓焕广等［24］通过化学评价法和潜在生态危害指数法对老港潮滩沉积物中的重金属污染进行评价，得出老港潮滩沉积物受到一定程度的重金属污染，污染状况为Zn＞Cu＞Pb＞Cr，沉积物中由这4种元素造成的潜在危害是中等程度，其中，Cu和Pb的毒性贡献较大。张维等［25］采用单向污染指数法、综合污染指数法和潜在生态危害指数法随4种填埋结构陈腐垃圾重金属污染进行评价，发现Cr、Cu、Zn、As、Cd、Hg、Pb重金属平均含量均低于GB15618—1995土壤环境质量标准三级标准，但厌氧填埋体陈腐垃圾中Cr略超标。准好氧填埋体陈腐垃圾重金属潜在生态风险指数（R）I均低于轻微生态风险水平，且在数值上低于厌氧填埋体，开采和利用准好氧填埋体中的陈腐垃圾存在重金属污染的相对风险较小。
中图分类号：P964 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2017）04-0797-04
由于社会经济的发展和人口的增加，生态系统结构受到的干扰和破坏强度日益加强，土地利用的变化在很大程度上反映了人与自然相互作用的过程[1-5]。国内大量学者对土地利用生态风险开展大量研究，研究内容主要包括土地利用生态风险评价指标体系、方法与模型等方面[6-9]。如孙洪波等[10]对经济快速发展地区昆山市开展了土地利用生态风险评价；安佑志等[11]在开展上海市土地利用生态风险评价的基础上，采用半变异函数对生态风险空间结构进行了定量测度；吴文婕等[12]采取土地景观生态格局与马尔可夫概率转移矩阵相结合的方法，对绿洲城市的土地利用生态风险进行了评价；杨勇等[13]从土地利用视角，基于综合生态风险指标模型和土地生态风险指数模型，对西安市长安区土地利用生态风险进行了评价。
平塘县喀斯特峰丛洼地发育典型，代表性显著，国家重大科技基础设施建设500 m口径球面射电望远镜（简称FAST）项目利用平塘县克度镇金科村的一个天然岩溶洼坑圆形洼地――大窝凼作台址。本研究从景观生态视角，结合研究区特殊地质地貌特征，筛选出土地利用程度指数、耕地垦殖指数、植被覆盖指数、景观多样性指数、景观优势度指数等主要土地利用生态风险因子，构建典型喀斯特峰丛洼地平塘县土地利用生态风险评价指标体系，采用改进的TOPSIS模型与变异系数法相结合的方法，对平塘县2000、2005、2010年三年土地利用风险进行综合评价，以期为该地区土地利用效益的提高及土地资源的可持续利用提供科学依据，为在建FAST项目创造优美的生态环境提供参考依据，以供FAST项目周边地区乃至黔南、黔西南喀斯特峰丛洼地石漠化生态修复参考借鉴。
1 研究区概况
中图分类号 X53 文献标识码 A 文章编号 1007-5739（2015）15-0215-03
污水灌溉曾被认为是缓解农业水资源紧张状况的重要途径，但长期使用未经处理的污水进行灌溉，可能会导致污水中的重金属等污染物在土壤中累积，并经过作物吸收进入食物链，或通过某些迁移进入地下水和大气，最终威胁其他动物甚至人类的健康[1]。由于长期污灌已经引起了一系列的环境问题，如小麦拔节后抽穗少、蔬菜易腐烂不耐贮藏等[2]。因此，污染土壤修复技术已成为全球的热点研究领域之一，通过土壤淋洗、加入土壤改良剂使重金属固化或改变重金属形态、微生物与植物的生物修复等措施，可以减轻或清除土壤的重金属污染[3]。但无论采取何种污染修复技术，都必须先了解土壤污染状况、污染类型和污染程度等，才能采取相应的措施。
白银市位于甘肃省中部，黄河上游，地下水资源丰富，黄河流经市辖区，水能资源充足。面积2.12万km2，人口180万人。白银地区矿产丰富，开采历史悠久，矿产资源有铜、铅、锌、金、银等金属矿产及硫磺、煤炭、石膏、石灰石、芒硝、氟石等非金属矿产。白银市几十年来粗放的有色金属采选和冶炼加工，致使境内东大沟流域农田及周围生态环境的重金属污染问题严重，直接影响黄河流域生态安全。东大沟是白银市东市区工业区的一条排污沟，起源于白银公司露天矿，由北向南穿过白银市东市区，流经38 km于四龙口汇入黄河。沿途主要接纳了白银公司、银光公司等工业企业排放的工业废水和东市区居民生活污水。作为农业灌溉用水的有效方式，东大沟沿线耕地用污水灌溉有很长的历史。因此，研究污灌区土壤重金属污染特征，对土壤环境质量进行评价，可为污灌区土壤重金属污染修复提供科学依据。
1 研究方法
1.1 样品采集
1.1.1 采样区域与采样点分布。本次研究基于2007年全国第二次土壤普查工作中在东大沟污灌6个不同区域（分别标记为A、B、C、D、E、F）采集的表层土壤，采样深度为0～20 cm，共计50个，其中区域A有4个，区域B有10个，区域C有23个，区域D有3个，区域E有6个，区域F有4个，代表白银市东大沟污灌区域土壤环境质量，采样定位见图1。
1.1.2 土样采集与处理方法。测量重金属的样品用竹片或竹刀去除与金属采样器接触的部分土壤，再用其取样。等重量混匀后用四分法弃取，保留相当于风干土3 kg的土样记录装袋。采样结束后，采样小组填好样品流转单，同样品一起交样品管理员。采集的土壤样品放置于风干室的风干盘中，除去土壤中混杂的砖瓦石块、石灰结核、根茎动植物残体等，摊成2～3 cm的薄层，经常翻动。半干状态时，用木棍压碎或用2个木铲搓碎土样，置阴凉处自然风干。风干后的样品倒在有机玻璃板上，用木锤敲打，用木棒再次压碎，细小已断的植物须根，采用静电吸附的方法清除。混匀土样，过孔径2 mm的尼龙筛，去除2 mm以上的砂粒，大于2 mm的土团继续研磨、过筛。过筛后的样品全部置于无色聚乙烯薄膜上，充分搅拌、混合直至均匀，用四分法弃取、称重，保留2份样品，一份装瓶备分析用，另一份继续进行细磨，过孔径0.15 mm的尼龙筛用于分析。
1.2 样品分析
采用盐酸-硝酸-氢氟酸-高氯酸全消解的方法，彻底破坏土壤中的矿物晶格，使试样中的待测元素全部进入试液，使用Zeenit-700原子吸收分光光度计测定Cu、Pb、Zn、Cd，使用AFS-930原子荧光光度计测定As、Hg。所有测定均有空白样和质控样进行质量控制。
1.3 评价方法
污染评价的方法很多，目前使用较多的是指数法，不同的评价方法侧重点不同。本次研究采用污染综合指数法、污染分担率对污灌区土壤重金属污染特征进行评价，采用Hakanson潜在生态危害指数法对污灌区土壤生态风险进行评价。
1.3.1 土壤重金属污染质量评价。土壤按照应用功能、保护目标和土壤主要性质划分为3类，Ⅱ类主要适用于一般农田、蔬菜地、茶园、果园、牧场等土壤。土壤质量基本对植物和环境不造成危害和污染。本次评价区域执行《土壤环境质量标准》（GB15618―1995）Ⅱ类土壤标准[4]，采用单项污染指数和综合污染指数，对污灌区土壤重金属污染进行评估。具体的数学模型如下。
单项污染指数：Pi=Ci/Si
污染分担率：Ki（%）=（Pi/P）×100
式中，Pi为第i种污染物单项污染指数，Ci为第i种污染物的实测值，Si为第i种污染物的评价标准，P为污染综合指数，Ki为第i项污染物所占的分担率（%）。
土壤质量分级标准见表1。综合污染指数全面反映了各污染物对土壤污染的不同程度，同时充分考虑了高浓度物质对土壤环境质量的影响。
根据国家土壤环境质量标准的定义，本文将土壤环境质量分为5个级别，具体分级见表2。
1.3.2 潜在生态风险评价。瑞典著名地球化学家Hakanson在1980年提出的潜在生态指数法（The Potential Ecological Risk Index）（RI）是一套应用沉积学原理评价重金属污染和生态危害的方法。该方法作为国际上土壤（沉积物）中重金属研究的先进方法之一，不仅反映了某一特定环境中不同污染物的影响，同时也反映了多种污染物的综合影响，并定量划分出潜在危害程度，是目前应用很广的一种方法。我国著名学者陈静生曾于1989年根据Hakanson的关于潜在生态危害指数评价方法介绍了6个重金属元素的毒性系数的计算方法，并给出了毒性系数。随后，我国众多学者在研究土壤（沉积物）重金属污染评价中也大量使用了潜在生态危害指数法。
单个元素污染系数：Cir=Ci实测/Cin
式中，Cir为某一种金属的污染系数，Ci实测为土壤（沉积物）重金属元素的实测含量，Cin为该元素的评价标准，某一重金属的潜在生态危害系数Eir=Tir×Cir
某一点土壤（沉积物）多种重金属综合潜在生态危害指数：
Hakanson提出的重金属毒性水平顺序：Hg（40）>Cd（30）>As（10）>Pb（5）=Cu（5）>Zn（1），潜在生态风险指数可以定量评价单一元素的风险等级，也可以评价多个元素的总体风险等级。重金属的潜在生态风险指标与分级关系见表3。
2 结果与分析
2.1 东大沟污灌区土壤重金属污染特征
对白银市东大沟污灌区50个点位表层采集的土壤样品，使用原子吸收光度法和原子荧光光度法完成了6种元素（Cu、Pb、Zn、Cd、As、Hg）的测试。同时，选取全国第二次土壤普查中本地区环境土壤背景点的土壤样品，并将此作为本地的背景值。监测分析结果可知，东大沟污灌区不同区域表层土壤中重金属含量分布差别较大（表4）。由表4可知，6种重金属含量均值大小在区域A、E、F中依次为Zn>Pb>Cu>As>Cd>Hg，区域B依次为Cu>Zn>Pb>As>Cd>Hg，区域C、D则为Zn>Cu>Pb>As>Cd>Hg。重金属污染程度沿程分布呈现逐渐降低的趋势。
以相关元素背景值为评价标准是土壤环境质量评价的最基本的依据之一，也是判别土壤污染程度与否的重要标准之一[5]。通过与白银市土壤背景值比较，污灌区表层土壤中6种重金属平均含量均显著高于土壤背景值。其中，Cu的最高平均值达到土壤背景值的39倍（区域B），Pb为24倍（区域A），Zn为23倍（区域A），Cd为475倍（区域A），As为15倍（区域F），Hg为48倍（区域F）。除As和Hg外，其他重金属元素的超标率为100%。因此，由于历史原因和现实条件限值，常年使用处理未达标的污水灌溉，白银市东大沟污灌区表层土壤已经出现了严重的重金属累积现象，应引起农业环境部门的重视。
2.2 东大沟污灌区土壤重金属污染质量评价
由于该地区的土壤pH均值为7.58，属微碱性环境，故选择国家土壤环境质量标准pH>7.5的二级限量值作为污染评价值，计算污灌区土壤中6种重金属的单项污染指数值和综合污染指数值，分析结果见表5。
从表5可以看出，根据单项污染指数法和综合污染指数法的评价结果，污灌区表层土壤已经受到重金属污染。在研究区中的重金属，Cu、Pb、Zn、Cd、As、Hg的单项污染指数的变化范围分别为1.06～7.57、0.50～1.99、0.73～4.46、10.7～62.0、1.68～6.92、0.14～1.89；单项污染指数均值分别为3.91、1.34、2.50、35.2、3.32、1.06，均大于1。在研究的污灌区中，Cd的污染指数最高，对环境的污染也最大。表层土壤重金属的平均单项污染指数从大到小依次为Cd>Cu>As>Zn>Pb>Hg。
污灌区的综合污染指数范围为2.5～13.2，均值为7.9，污灌区土壤受到重污染，作物受到的污染已相当严重。由综合污染指数看以看出，各个污灌区表层土壤重金属污染程度为区域C>区域A>区域B>区域D>区域F>区域E。从分布的区域来看，重金属污染程度呈现污灌土地沿流域自上而下，由近岸到远离逐渐降低的趋势。
污染物分担率反映了各污染物在污染过程中所占的比率。从表6看以看出，污灌区表层土壤中6项污染物平均分担率的顺序为Cd>As>Cu>Zn>Pb>Hg，但不同区域中污染物分担率有差别。在污灌区表层土壤中，Cd污染物分担率明显高于其他污染物，平均值达到了72.51%，因此东大沟污灌区表层土壤重金属的污染程度主要由该地区Cd的污染程度来判定。从污染因子结构来看，与东大沟纳入废水企业明显相关。
2.3 东大沟污灌区表层土壤潜在生态风险评价
根据东大沟流域特点，综合本地区背景土壤不会对东大沟污灌区土壤中重金属含量造成影响情况，本次研究确定以《土壤环境质量标准》（GB15618―1995）Ⅱ类标准进行生态风险评价。
【关键词】旅游资源环境经济价值生态系统服务价值风险损失损益分析
随着旅游业的迅速发展，它对于生态环境社会等方面的消极影响逐渐暴露出来。如何对开发利用进行合理的规划，在开发中保护生态环境，使区域社会经济与生态环境协调持续发展是目前首要研究的问题。自然生态环境具有价值，生态服务功能是人类生存与现代文明的基础，科学技术能影响生态服务功能，但不能完全替代。
旅游行为具有两重性，一方面旅游行为能够促进社会经济和文化的发展，另一方面也加剧了环境耗损和地方特色的消失。当前，对于旅游业这两方面的作用，人们往往注意前者而忽视后者，认为其是无烟产业，投资少、见效快、产出高，而旅游消费又是一种精神消费过程，旅游资源不存在枯竭问题。实际上，过度开展旅游活动、不合理开发和游客的大量涌入，也会排出废物、污染环境、消耗资源。主要包括：自然环境的污染与破坏、自然资源破坏、旅游资源破坏、生态破坏、社会污染。
一、自然生态区生态系统服务价值评估
1、自然生态区生态系统服务功能的价值
人们的思维惯性认为，自然生态区如果没有进行旅游资源开发，它的存在就是没有价值的，甚至某些专业旅游人士也存在这样的看法。原因在于：虽然它的存在有其自身价值，但这种价值并没有通过货币形式体现出来，或只体现其中的一部分价值可以通过货币形式得以体现，而一旦进行旅游资源开发，门票收入、住宿收入、出售纪念品的收入等等大量的资金收益，让人们看到资源开发后形成旅游区带来的利益，进一步认识到开发的价值。正是由于这种观念的存在，使人们在进行旅游资源开发的时候，一味只重视开发后的经济收益，忽略资源的固有价值。导致对资源的野蛮开发，使生态环境遭受到一定程度的破坏。因此在旅游开发的时候要把生态系统服务功能价值考虑在内。
2、生态系统服务功能价值评估
通过一系列方法可以对生态系统服务功能价值进行评估。如印度加尔各达农业大学德斯教授就曾经对一棵树的生态价值进行了计算：一棵50年树龄的树，以累计计算，产生氧气的价值约为200美元；吸收有毒气体、防止大气污染价值约62500美元；增加土壤肥力价值约31200美元；涵养水源价值37500美元；为鸟类及其它动物提供繁衍场所价值31250美元；产生蛋白质价值2500美元。除去花、果实和木材价值，总计价值约196000美元。
根据生态经济学、环境经济学和资源经济学的研究成果，生态系统服务功能的价值评估方法可分为两类：（1）替代市场技术法。它以“影子价格”和消费者剩余来表达生态服务功能的经济价值，评价方法很多，包括费用支出法、市场价值法、机会成本法、旅行费用法和享乐价格法等等。（2）模拟市场技术法。又称假设市场技术法，它以支付意愿和净支付意愿来表达生态服务。功能的经济价值，其评价方法为条件价值法。目前，常用的方法为条件价值法、费用支出法和市场价值法。
二、旅游资源开发的风险损失评估
1、旅游资源开发风险评估步骤与方法
（1）充分了解旅游资源开发地区自然和环境的基本状况，包括地质构造、气候、土壤、河湖分布、植被分布、社区分布等等。社会经济状况调查主要目的是为了了解社会经济发展与环境的相互作用。旅游开发项目的社会经济调查围绕项目开发与区域经济发展、人民生活、人群健康以及社会文化的相互作用展开。主要包括：区域经济发展水平、产业结构、开发区的产业发展情况、毗邻的工矿企业等。具体包括区域总人口、城乡比例、人口密度、人均耕地与水资源、收入水平与主要来源、居住特点与村镇分布、占地拆迁问题及安置办法、区域社会文化特点，有无特别风俗、教育普及程度、人口文化素质、人文景观与历史文化保护目标。
（2）分析旅游资源开发活动可能影响的地区范围。旅游资源开发活动可能影响的地区范围包括开发活动的直接影响范围和间接影响范围。按照程序，可分为调查范围、分析范围和影响范围。按照受影响因子的性质，可分为植被、动物、土壤、地表水、地下水等不同因子相应的调查与评价范围。一般确定此范围所考虑的因素是：地表水系特征、道路交通状况、地形地貌特征、生态特征、旅游开发项目特征等。可以把旅游资源开发活动及其影响范围分为三级，如表1所示。
（3）风险识别。逐项分析旅游资源开发活动可能产生的对自然环境社会因子各方面的影响，综合分析风险种类及风险发生概率。历史记录法——历史上许多类型的生态环境破坏事件不断重演，如一定频率的暴雨、洪水都有出现期。通过查阅区域的地方志可了解当地历史上的生态环境破坏事件及灾害事件，再根据区域旅游开发活动的现状，分析历史环境破坏在当前条件下发生的可能性及其可能损失。成因分析法——对于自然环境破坏不仅可分析发生原因，还可以找出其发生的规律，揭示其发生的可能性及时空分布。预测法——根据区域的地理位置、自然条件、区域旅游开发的性质和强度，预测未来可能发生的生态环境破坏事件。
（4）风险估算。不同的风险种类具有不同的风险估算方法，应用这些方法，分析各种风险可能产生的损失，最后进行加和，得到总的风险损失，
（5）风险评价。对风险损失严重程度进行评价，计算规避风险可能付出的代价，进行全面动态综合比较，以确定具体的旅游资源开发活动是否应在这些可能产生风险的地方有所规避，或进行先期预防，并制定风险规避防范对策与建议。其中主要包括：主要对象——旅游开发建设项目。主要目的——保护生态环境和自然资源，解决优美和持续性问题，为旅游资源开发区域长远发展利益服务。评价因子——生物及其生境，污染的生态效应，根据旅游开发活动影响性质、强度和环境特点来筛选。评价方法——重生态分析和保护措施，定量和定性方法相结合，综合分析评价。工作解度——阐明生态环境影响的性质、程度和后果。评估生态风险损失，采取有效措施使生态环境功能达到可持续发展的要求。措施——合理利用资源、寻求保护、恢复途径和补偿、建设方案及替代方案。评价标准——法定标准、背景与本底、类比及其它、具有研究性质。
三、旅游资源开发的损益分析
3．鄂尔多斯国家级遗鸥自然保护区管理局，内蒙古 鄂尔多斯 017000）
摘要：以泊江海子流域的土壤为对象，采集表层土样54份，对7种重金属（Cu、Zn、Pb、Cr、Ni、Hg、As）含量进行了分析，利用ArcGIS 10．1获取各重金属在该流域空间分布特征，运用单因子法、综合污染指数法及Hakanson潜在生态危害指数法对研究区的土壤质量及重金属潜在生态危害程度进行评价。结果表明，土样中7种重金属含量平均值从高到低依次为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），均达到了国家土壤环境质量标准（GB 15618－1995）一级标准，其中Zn、Cr、Pb含量均值高于内蒙古土壤背景值，Ni、As、Cu含量低于内蒙古土壤背景值；7种重金属空间变异系数均达到中等变异程度；土壤各重金属元素的单因子指数均值从大到小依次为As、Zn、Cr、Ni、Cu、Hg、Pb，综合污染指数平均值为0．95，说明整个研究区土壤为尚清洁状态；相对于标准，约1／3土壤存在轻微以上污染，Zn含量的高低是影响土壤环境质量的主导因素；Hg、As为综合潜在生态风险主要贡献元素，综合潜在生态风险指数RI均值为85．98，该流域处于轻微生态危害等级。
关键词 ：鄂尔多斯国家级遗鸥自然保护区；泊江海子流域；土壤重金属；分布特征；生态风险
中图分类号：X53 文献标识码：A 文章编号：0439－8114（2015）05－1081-06
DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.05.013
收稿日期：2014－12－16
基金项目：国家科技支撑计划项目（2012BAC09B00）
作者简介：辛 展（1990－），女，辽宁丹东人，在读硕士研究生，研究方向为环境监测与评价，（电话）15120090145（电子信箱）xinzhan1990＠163．com；
通信作者，娄华君，（电子信箱）louhj＠igsnrr．ac．cn。
土壤中的重金属具有难降解、易积累、不可逆的特性［1－3］，其过量富集会对生态环境造成威胁，其中，对生态环境安全影响最大的重金属包括Cu、Zn、Pb、Cd、Co、Cr、Ni以及As等［4，5］。重金属作为土壤一个必要参数、生态安全的基本指标，已经成为环境领域的一个重要的研究方向。土壤重金属含量和生态环境质量息息相关，分析一个地区土壤重金属状态是判断该地区土壤环境质量安全的最直接、有效的方法［6］。
泊江海子流域的中心部分为鄂尔多斯国家级遗鸥自然保护区，是迄今为止全球仅有的以保护遗鸥及其栖息地湿地生境为目的的国际重要湿地［7］。随着泊江海子流域内油房壕煤矿和泊江海子煤矿的发现，最容易受煤矿业影响的土壤重金属将逐渐成为人们关注的焦点问题。目前，针对该地区的研究主要集中在生态学、动物学、水文学方面，对土壤的研究十分缺乏［7－13］。本研究以泊江海子流域为研究对象，在煤矿未正式开采、土壤重金属含量尚未受到影响时，在野外充分地开展了土壤背景值调查，对土壤重金属Cu、Zn、Pb、Cr、Ni、Hg、As含量进行测定，并系统分析了各种重金属的分布特征，按照国家标准对土壤环境质量状况及潜在的生态风险进行评价。本研究弥补了泊江海子流域在土壤方面的资料匮乏，不仅分析了该地区土壤的重金属背景值状况，评价了保护区湿地的生态环境安全状态，而且为以后分析煤矿的开采对当地土壤环境的影响及对土壤重金属的修复提供了科学依据。
1 研究区概况
泊江海子流域地处鄂尔多斯市东胜市西约45 km处，地理坐标为109°10′－109°58′E，39°65′－39°95′N，流域面积约为744．6 km2（图1）。研究区属于鄂尔多斯波状高原，为典型的闭流盆地，四周高且中间低，最高点位于流域西侧巴彦敖包山，海拔约为1 590 m，最低点位于研究区中心的桃阿海子湖，海拔约为1 360 m，整个流域80％以上的海拔高度在1 365～1 420 m。流域属温带大陆性气候，其中8、9月份降雨量约占全年的65％，1961～2006年，泊江海子流域年均降雨量约344．7 mm，年均蒸发量约2 523．75 mm。流域内的植被以草地、沙柳为主，存在少量红柳、白刺等。该地区主要以栗钙土为主。
2 样品采集与分析
2．1 样品采集与预处理
在充分考虑地形特点及空间分布均匀性等因素的基础上，2013年在研究区内共确定采样点54个。采样点采用GPS定位坐标，采样布局如图2所示。采用混合采样法选取表面（0～20 cm）土样，除去碎石、动植物残体等杂物，用四分法取500 g样品，将样品带回室内风干后，用木棒碾碎，过2 mm筛，装袋备用。
2．2 重金属含量测定
土壤中As、Cr、Cu、Pb、Ni、Zn利用HF－HClO4－HNO3三酸消煮法消化［14］，处理后Cr、Cu、Pb、Ni、Zn用电感耦合等离子体发射光谱仪（ICP－OES）测定，As利用原子荧光法检测。土壤中Hg用原子荧光法检测［14］。在样品进行消化、测定过程中，均有2~3个空白样品、平行样品和标准物质（GSS－2、GSS－10）同步分析，控制分析结果质量。
2．3 评价方法
本研究主要使用的评价方法包括单因子法及综合污染指数法［14，15］、生态危害指数法［16］、ArcGIS 10．1克里格插值法。
2．3．1 单因子法及综合污染指数法 单因子法常用于评价土壤被某一重金属的污染程度，是中国较为通用的方法。当评价某区域土壤受到多种重金属综合影响程度时，通常采用综合污染指数法，该方法更加突出超标最严重的重金属元素对土壤环境的影响［15］。本研究采用单因子法和综合指数法两种方法相结合，来评价土壤重金属相对于国家一级标准浓度的超标程度，评价结果相对单一方法更加直观，能较精确、完整地反映出土壤质量的优劣。
单因子指数计算用公式如下：
式中，Pi为i金属的污染指数；Ci为i金属的实测值；Si为i金属的评价标准。
当Pi≤1时，表示土壤重金属含量未超过标准；Pi＞1时，表示土壤重金属含量超过标准。
综合污染指数PN法公式如下：
式中，Piave为平均单项重金属指数；Piamx为最大单项重金属指数。
综合指数评价标准见表1。
2．3．2 生态危害指数法 本研究采用潜在生态危害指数法对泊江海子流域土壤重金属存在的潜在生态危害进行评价。该方法从各个重金属具有的生物毒性角度考虑，不仅利用Eir定量的方法反映某种污染物的潜在生态危害的程度，同时利用RI反映了多种污染物的综合生态影响［17］。
其计算公式为：
Eir＝Tir·Pi；RI＝∑Eir （3）
式中，Pi为i金属的污染指数；Eir为i金属的潜在生态风险指数；Tir为重金属的毒性系数；RI为多种重金属的综合潜在生态风险指数。
根据Hakanson的研究，7种重金属的毒性系数分别为：THg＝40，TAs＝10，TNi＝TPb＝TCu＝5，TCr＝2，TZn＝1［16］。土壤重金属的潜在生态风险分级标准如表2所示：
3 结果与分析
3．1 土壤重金属统计
3．1．1 重金属含量分析 经过对泊江海子流域54个土壤样品的分析，7种重金属含量数据统计见表3。土壤中各种重金属的含量均值从大到小依次为：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的含量平均值均超过了内蒙古地区、全国和世界土壤背景值［18］，As的含量均值约为内蒙古土壤背景值的2倍， Zn的含量均值约为内蒙古地区和世界土壤环境背景值的1．5倍，与全国的土壤背景值含量相近；研究区Hg的平均含量与内蒙古地区土壤背景值基本相同；仅为全国和世界土壤Hg含量的1／2左右；Cr含量高于内蒙古地区土壤背景值，比全国均值略低； Cu、Ni、Pb含量均值远低于内蒙古地区、全国、世界土壤的背景值，3种重金属的4个背景值含量从低到高均依次为泊江海子流域、内蒙古地区、全国、世界。与国家土壤环境质量标准（GB15618－1995）一级标准相比，各重金属均值均未超标，但个别采样点重金属含量超标，其中Zn的超标率最高为15．1％。
变异系数反映一个数据集变异性程度，变异系数≤0．1为弱变异性，0．1＜变异系数＜1为中等变异性，变异系数≥1为强变异性［19］。7种重金属元素的变异系数均相对较大（0．39～1．75），均在中等变异以上，Zn达到强变异性，表明研究区内土壤各重金属，尤其是Zn浓度波动程度较大。
利用皮尔逊相关性检验对7种重金属之间的线性关系进行分析，结果如表4所示。在7种重金属之间，Cr和Pb、Zn存在0．01水平上的显著负相关，Pb、Zn之间存在显著正相关；Cr和Ni之间存在显著正相关性，Cu和Ni之间存在极显著正相关，As、Hg与其他重金属元素之间没有显著的相关性。
3．1．2 重金属分布特征 为了更加清晰表述各重金属在整个流域的浓度分布状况，研究利用ArcGIS10．1克里格插值法绘制出各重金属在研究区内的含量分布图（图3-图9）。
根据浓度分布图发现重金属含量分布规律如下：Ni在鸡沟河和乌尔图河两条主要河流的中上游地区浓度较低，在泊江海子周围不断增大，说明河流对Ni的富集作用比较明显，顺着河水的流向，造成Ni浓度在地表水汇集地泊江海子变大；Cu在整个流域分布规律整体为从流域四周到桃阿海子附近逐渐升高，Cu的分布主要和海拔高度有关，即随着高度的降低，Cu浓度逐渐增加；从区域的东北部向西南部，Cr含量总体呈现上升趋势；As分布规律与Cr基本相反，从北部到南部含量逐渐下降；Hg在整个流域内含量较小，分布状况基本没有变化；Pb浓度从西北和东南方向向流域中心先减小再增大；Zn浓度从西北向东南方向逐渐升高，同时在研究区正北部地区浓度存在较大处。
3．2 土壤质量评价结果
由表5可知，7种重金属的单因子指数平均值从大到小依次为As（0．83）、Zn（0．80）、Cr（0．63）、Ni（0．32）、Cu（0．24）、Hg（0．22）、Pb（0．19），按照单因子指数分级标准所属等级均为安全。从各重金属的指数分布来看，Ni、Pb、Cu、Hg除极少采样点为尚清洁，其余均为安全状态；Cr、As指数主要分布在安全和尚清洁区域，只有少部分为轻污染；Zn大部分处于安全水平，有7个采样点浓度超过标准值达到2倍以上。经现场调查，泊江海子流域目前除受到生活、农业等人为影响之外，附近无可导致各重金属污染的工厂、产业。本次研究各重金属浓度接近该地区本底值，部分重金属浓度偏高除了与该地区土质等自然原因有密切联系，还可能与生活、农业生产例如农药的使用和农田的灌溉等有关。
研究区综合污染指数的范围是0.31~3.73，反映各采样相对于标准的污染水平各不相同，且差异明显，综合指数平均值为0．95，尚为清洁水平。通过图10综合指数分布图可得，相对于国家一级标准，在整个流域北部、西北部、中部土壤较清洁，从北至南土壤质量逐渐下降，东南角地区的土壤综合指数均大于1，处于轻微以上污染水平，面积约为整个流域1／3以上。同各重金属浓度分布图相比较，综合指数的分布状况与Zn空间浓度分布规律相似，说明Zn含量高低对研究区的综合污染指数空间的分布影响较大，为影响土壤质量的主导因素。
3．3 潜在生态风险评价
由图11可知，泊江海子流域各重金属的潜在生态风险由大到小为Hg、As、Cu、Cr、Pb、Zn、Ni，其中，Hg的部分采样点的风险等级为中等生态危害级别，是研究区潜在生态风险的主要来源，属于重金属污染的优先修复对象，对综合潜在风险贡献率为59．17％；As仅30号采样点为中等生态风险，对综合潜在风险贡献率为27．72％；其余5种重金属的值很低，主要集中在0～7，基本不存在潜在生态风险。泊江海子流域综合潜在生态风险指数（RI）在56．36～188．26，平均为85．98，结果表明整个泊江海子流域土壤中重金属基本不存在综合潜在生态风险。根据RI风险等级划分，11％的样点呈现中等潜在生态风险，89％的样点存在轻微潜在生态风险。
单因子污染指数和潜在生态风险指数、综合污染指数和RI之间存在根本上的差异，主要是受到重金属毒性系数影响，在研究区内Hg虽然浓度较低，但毒性系数最高（THg＝40），因此潜在生态风险最大，反之，虽然Zn浓度明显高于标准值，由于Zn的生物毒性系数最低（TZn＝1），所以其生态风险降至最低。Hakanson潜在生态风险指数法在考虑重金属浓度基础上，更结合了不同重金属的生物毒性因素，相比较而言其结果更准确［20］。
4 结论
1）对泊江海子流域的土壤7种重金属进行分析，其均值均低于国家土壤环境质量标准（GB15618－1995）一级标准；除Zn、Pb、Cr含量较大外，其余元素含量基本小于内蒙古土壤背景值；在研究区内各重金属的含量变异系数均为中等以上变异。
2）土壤各重金属元素的单因子指数均值从大到小依次为As、Zn、Cr、Ni、Cu、Hg、Pb，均小于1；综合指数平均值为0．95，说明整个研究区土壤为尚清洁状态；该流域从西北向东南土壤环境质量逐渐下降，约1／3以上面积土壤未达到尚清洁标准，Zn含量是影响整个流域土壤质量的主导因素。
3）生态风险指数分析表明，除部分土样Hg存在中等、强潜在生态风险，其他元素潜在生态风险轻微；Hg、As为综合潜在生态风险主要贡献元素，贡献率分别为59．17％、27．72％；综合潜在生态风险指数（RI）均值为85．98，该流域处于轻微生态危害等级。
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指示生物又叫生物指示物(BiologicalIndicator，Bioindicator)，是指在一定地区范围内，能通过特性、数量、种类或群落等变化，指示环境或某一环境因子特征的生物［1］。使用生物体来对环境状况进行监测的历史由来已久。早在古希腊时期，亚里士多德就把淡水鱼放到盐水中，观察其行为。在工业革命时期，金丝雀被放到地下煤矿中，工人通过观察金丝雀的特殊反应，及时离开煤矿避险;20世纪初期，欧美生物学家为了应对河流湖泊污染，开始研究利用水生生物监测水环境污染。中国开展指示生物监测河流污染研究是从20世纪80年代开始的，到目前还没有完善的监测指标体系，尚需进一步发展研究。使用指示生物监测方法，监测水体重金属污染状况，有着传统理化监测不可比拟的优点，主要表现在［2］:(1)反映生物学效应。常规分析技术只说明污染程度偏离正常值，常常忽视生物个体以及种群对外源性污染物的效应;(2)灵敏性。重金属在一般水体中，浓度很低，Cu、As、Cd、Hg在水体中的浓度通常在1×10－2～10μg/L之间，甚至在检测限以下。生物监测利用生物对重金属的灵敏性、富集、放大作用，准确快速监测出水体中重金属的污染状况;(3)长期性。指示生物可以持续监测水体，可以反映出剂量小，长期作用的慢性毒性效应;(4)综合性。重金属在生物体内可以表现为协同效应或拮抗效应等复合污染效应，指示生物可以反映出重金属对其的综合效应;(5)范围广。(6)成本低。
2指示生物的分类
生物监测是使用活着的生物获得定量的环境变化信息，而这些环境变化往往来自于人为活动。指示生物是生物监测的重要组成部分，根据物种不同，指示生物可以分为动物、植物、微生物。根据不同的环境介质，指示生物又可分为土壤、大气、水体生物。根据生态学层次不同，可以分为个体以及系统水平上的指示生物;种群、群落、生态系统水平上的指示生物［3］。由于重金属在不同的生态学层次中有不同的表达特征，掌握这些特征，对准确监测重金属污染有重要作用。
2．1个体、系统水平上的指示生物研究
2．1．1水生植物监测重金属研究水生植物是指能正常生长在水中的植物。按照水生植物的形态结构和生活习性，水生植物可以分为三类:水生维管植物、水生藓类、高等藻类。底栖植物长期暴露在水环境中，能直接吸收水体和沉积物中的污染物，而积累的重金属元素在其体内不表现出生物响应［4］。然而，环境重金属的压力会导致部分水生植物出现生理变化和生理功能减弱［5］，对指示生物的监测，就是监测其生理变化和生理功能改变，以反映水体重金属的污染状况。水生维管植物通过发达的根系和叶子吸收水体中重金属，结合其定栖的习性，使其适用于监测水环境状况的变化［6］。Fawzy等［7］研究6种水生维管植物富集重金属能力，发现维管植物提供一种具有成本效益的方式来监测水体重金属污染。Magdalena等研究波兰南部沿海地区多种水生植物对汞的累积性时，发现开花维管植物体内汞浓度随着河流中汞浓度上升而增加。苔藓植物自1971年Goodman等人发明藓袋法监测重金属开始，藓袋法在世界范围得到了广泛应用。有研究表明，藓袋法对于河流重金属的慢性污染有良好的监测效果。藻类植物种类繁多，主要有硅藻、绿藻、蓝藻等。藻类吸收重金属后，将影响藻类蛋白质合成以及酶活性，引起藻类生长代谢与生理功能紊乱、抑制光合作用、减少细胞色素、导致细胞畸变、组织坏死、甚至使机体死亡。同种重金属由于价态、化合态和结合态的不同，藻类吸收后引起的毒性也不同，藻类监测重金属就是利用这种特异性。LalitK等利用硅藻监测恒河重金属Cu和Zn，发现细胞膜发生畸变，表明硅藻细胞膜形态异常可以用来监测水体重金属污染。Chakraborty使用海底藻类监测海洋重金属污染，发现绿藻和褐藻能高度富集重金属，可以作为潜在生物指示物用于指示重金属污染。
2．1．2水生动物监测重金属研究水生动物是生态系统重要组成部分，最常见的是鱼类，此外还有腔肠动物，如海葵、海蜇、珊瑚虫;软体动物，如乌贼、章鱼;甲壳动物，如虾、蟹;其他动物，如海豚、鲸(哺乳动物)、龟(爬行动物)等其他生物。水生动物往往能够积累某些重金属，对重金属毒性作出相应的行为反应或表现出某种遗传特征，因此，这一类水生动物能成为监测重金属污染的生物指示物。在突发性重金属污染胁迫下，水生动物常常能作出生物学行为反应。水生动物行为反应能直观、快速地反映水质变化，常见的指标有呼吸、生长、心率、求偶行为和游动行为等。Gendusa发现黑鳟暴露在Cr6+环境中时，快速的胸鳍运动能作为外部生物标识监测Cr。Svecevicius等研究虹鳟鱼在Cr6+胁迫下的行为变化，发现虹鳟鱼的游动行为随着Cr6+浓度增加而增加。黄东龙对斑马鱼行为反应进行研究发现在Zn2+和Cr6+的突发性胁迫下，其行为反应快速而且敏感，表明斑马鱼的行为变化能对突发性重金属污染进行监测，提供早期预警。
2．2种群、群落、生态系统水平上指示生物研究重金属对生物的有害性研究往往侧重个体或细胞水平，然而不同水平上的生物有害效应具有非线性的层次性，即高一级的生物水平上的效应可能具有不能从次一级水平上得到的预测的新特征。如生物标志物的研究集中在细胞水平上，通常不能直接扩展到个体甚至种群水平上，因为细胞水平的毒性效应可能被组织的补偿机制所掩盖。同样，个体的重金属浓度、行为特征等参数并不能直接推移到种群水平上，要监测水体重金属的生物效应，更需要关注种群、群落甚至生态系统上的生物监测研究。生物在重金属胁迫作用下，群落内不同生物具有不同的响应，尤其是长时间低剂量暴露的情况下，群落种数发生变化，同时群落结构也发生变化，敏感种减少，耐受性种成为优势种。常用的利用微生物群落监测水体重金属的方法是国标PFU法(GB/T12990－91)。PFU(polyure-thanefoamunit，聚氨酯泡沫塑料块)法就是将PFU浸没在水中，利用PFU的小孔径(约150μm)，采集微型生物群落，并评价水质。研究表明，高浓度重金属影响底栖生物和浮游生物的多样性。
3对指示生物进行环境风险评价的应用研究
通过指示生物监测获得的环境状况，往往是生物体内重金属浓度的数值，还需要使用适合的评价方法反映当前环境的污染程度，以及后期可能带来的环境风险，提出合理的控制对策。当前水体重金属评价往往局限于对当前浓度的评价达标与否，忽视了长期低剂量暴露下造成的生态风险和对人体的健康风险。对指示生物的风险评价有利于量化这一不确定性的风险。风险评价可分为生态风险评价与健康风险评价。生态风险评价是一个预测环境污染物对生态系统或其中某些部分产生有害影响可能性的过程。环境健康风险评价是以风险度作为评价指标，把人体健康和环境污染相联系，通过定量描述在污染环境中人暴露所受危害的风险。
3．1指示生物在生态风险评价中的应用目前，这些水生生物重金属评价方法均能反映区域水质生态风险水平，实际应用中，为了更全面评估各种风险水平，常常同时使用多种评价方法。其次，还有基于种群、群落的生物评价方法，如对于水体物种种群丰度、敏感种的生态风险评价，常采用生物评价指数。生物评价指数有很多，如基于敏感种和耐污种的出现与否构建的指数BMWP(Bi-ologicalMonitoringWorkingParty)、基于物种的耐污值及其在群落中的重要性构建的FBI(FamilyBioticIndex)指数、基于物种丰度和耐污值构建的BI(Biot-icIndex)指数等。这些评价指数对各种环境问题的灵敏性不一，有研究发现，FBI指数可以有效指示酸污染与氨氮污染，BI指数可以评估流域土地利用和重金属污染对河流生态的影响。
3．2指示生物在健康风险评价中的应用健康风险评价将人体健康和环境污染联系在一起，定量估算有害物质对人体健康的危害程度，并提出减小环境健康风险的对策。指示生物能用于评估重金属对人体健康风险水平，为食用水生生物、消费水产品人群提出早期预警以及安全指导。健康风险评价的程序分为:危害鉴定、剂量反应评估、接触评估、风险评定等四个阶段。目前，健康风险评价方法已被法国、荷兰、日本、中国等许多国家和一些国际组织如经济发展与合作组织(OECD)、欧洲经济共同体(EEC)等所采用。计算生物体内重金属的潜在非致癌风险值，通常使用目标风险系数(THQ)，而致癌风险的计算，则使用致癌系数(CR)表示。在重金属防治对策制定的过程中，必须考虑重金属对人体的危害程度，指示生物的环境健康风险评价能科学地评估其风险值，从而指导决策的制定。
