不同环境介质中污染物生态风险评价方法的国内研究进展

生态风险评价是伴随着环境管理目标和环境观念的转变而逐渐兴起并得到发展的一个新兴的研究领域[1]。一般来说，生态风险评价是指对人为活动或不利事件对生态环境产生危害，或对生物个体、种群及生态系统产生不利影响的可能性的分析过程[2]。

目前，世界上很多国家、组织或者实验室都开展了有关生态风险评价的研究，不管是水生生态系统还是陆地生态系统，都已有相应的生态风险评价方法。其中，针对水生生态系统的风险评价较多；赵晨等[3]对漫湾大坝上下游沉积物中的重金属进行了生态风险评价；乔敏敏等[4]探讨了北京市密云水库的入库河流沉积物中重金属的潜在危害；ZHANG等[5]对滦河河口表层沉积物中的多环芳烃进行了风险评估。而对于陆地生态系统的评价只是集中在几种典型的有毒有害物质方面，如对农药、重金属的研究等[6]，HOUBRAKEN等[7]采用RQ方法对农药残留进行了生态风险评估。本文综述了国内生态风险评价的研究进展和应用案例，并着重对在不同环境介质中的污染物生态风险评价的方法与模型进行了归纳。

（7）雙魚宫亥次，攝訾神君，宰衛地并州分野。（《太上說玄天大聖真武本傳神呪妙經註》卷一，《中华道藏》30/534）

1 生态风险评价发展概述

美国环保局于1992年颁布了生态风险评价框架[8]，1998年又发布了《生态风险评价指南》，其中不仅叙述了生态风险评价的一般原理、方法和程序，而且大大扩展了生态风险评价的研究方向，包括气候变化、生物多样性丧失、多种化学品对生物影响的风险评估等[2]。

英国环境部在1995年要求所有环境风险评价和风险管理行为必须遵循国家可持续发展战略，其创新点在于应用了“预防为主”的原则。它强调如果存在重大环境风险，即使目前的科学证据并不充分，也必须采取行动预防和减缓潜在的危害行为[8]。

联邦、州和地方多个部门设立基金和针对再生水资金支持项目计划的外生融资主要用于项目建设，运行维护和更替费用则主要依赖使用费、物业税、用户付费、公共设施税收返还、特种税、增容费等收入渠道的内生融资体系。这使得再生水项目在得到必要外部支持的同时，通过努力改善经营而获得充足的收入。由于原则上要求用户承担全部运营更替成本，其内生融资的费率体系充分体现了清晰的商业原则。

荷兰风险管理框架于1989年提出，其创新之处在于应用阈值来判断特定的风险水平是否能被接受，利用不同生命组建水平的风险指标(如死亡率或其他临界响应值)，通过数值明确表达最大可接受或可忽略的风险水平[8]。

由表4可见，按照本方法对国家一级标准物质GBW07446（GSS-17）测试结果全部在规定的不确定度范围内。

加拿大在1996年颁布了《生态风险评价框架》(以下简称《框架》)，并于2010—2012年发布了一系列指导文件，对上述《框架》进行了补充，同时也有具体的技术指导文件[9]。

张璐璐等[11]运用熵值法计算了中国典型水环境中邻苯二甲酸酯类物质对于藻类、水蚤和鱼类种群的生态风险熵值，并据此将邻苯二甲酸酯类的生态风险划分为4个水平。许凯[12]采用熵值法，对贵阳市主城区水域及饮用水源地水体中邻苯二甲酸酯类的生态风险进行了回顾性评价，以斑马鱼胚胎和藻类作为生态风险评价的目标受体，结果表明：邻苯二甲酸二甲酯和邻苯二甲酸二乙酯均无生态风险，其中仅有2次属于潜在低生态风险；主要污染物质邻苯二甲酸二丁酯、邻苯二甲酸二异丁酯与邻苯二甲酸二(2-乙基己基)酯虽然均未产生直接的生态风险，但绝大部分采样点属于潜在低生态风险。

NDVI值除石渠县外分布较均匀，石渠县北部区域NDVI值均较低（图5c）。研究区内NDVI减少区域与增加区域无明显差距（图5d）。研究区NDVI变化趋势以无明显变化为主（图5f），显著减少区域与显著增加区域除石渠县外均匀零星分布；显著减少区域、无明显变化区域和显著增加区域占研究区总面积比例分别为 10.55%、68.89%、20.56%；在石渠县北部显著增长区域较为集中，南部则显著减少较为集中。

2 生态风险评价方法与模型

2.1 水环境生态风险评价方法与模型

2.1.1 风险熵法(熵值法)

风险熵(risk quotient, RQ)主要是指环境中污染物的测量浓度(MEC)与预测的无效应浓度(PNEC)之间的比值，被用来评估目标生物的生态风险。PNEC值的估算是根据毒理学的相关浓度(LC50或 EC50)与安全系数(f)的比值。风险熵的计算公式为

 

(1)

Hakanson潜在生态风险指数法是瑞典科学家HAKANSON于1980年提出的一种生态风险评价方法。这是目前较为常用的评价沉积物中重金属污染程度的方法之一，该方法的重点之一是可以确定重金属的毒性系数，还考虑了沉积物中污染物的毒性及其在沉积物中普遍的迁移转化规律，通过污染物总量分析与区域背景值进行比较，消除了区域差异及异源污染的影响[29]。计算公式为

物种敏感度分布曲线法(species sensitivity distribution, SSD)是最初由美国科学家STEPHAN和荷兰科学家KOOIJMAN于20世纪70年代末提出的一种生态风险评价方法，当可获得的毒性数据较多时，SSD能用来计算PNEC[19]。SSD假定在生态系统中不同物种可接受的效应水平跟随一个概率函数，称为种群敏感度分布，并假定有限的生物种是从整个生态系统中随机取样的，因此可认为评估有限物种的可接受效应水平适合整个生态系统。SSD的斜率和置信区间揭示了风险估计的确定性，一般用作最大环境许可浓度阈值(HCx，通常x取值5)，HC5表示该浓度下受到影响的物种不超过总物种数的5%，或达到95%物种保护水平时的浓度[20]。虽然选择保护水平是任意的，但它反映了统计考虑(HCx浓度太低，风险预测不可靠)和环境保护需求(HCx值应尽可能地小)的折中。

生态风险评价在中国尚处于发展阶段，在方法和技术上还不成熟。目前，中国开展的生态风险评价研究一般以区域和污染物为研究对象，通过建立相应的指标来评价生态风险[2]。

在评价程序和方法方面，原国家环境保护总局于2003年颁布了《新化学物质环境管理办法》，并同时发布了《新化学物质危害评估导则》[2]。导则中，关于化学品的危害评估包括人体健康危害评估和生态环境危害评估两部分内容，其中生态环境危害评估基本按照理化特性评价、生态毒理学评估、环境暴露评估、生态环境危害表征的程序进行。

 

表1 生态风险水平的划分Fig.1 Division of ecological risk levels

  

RQ生态风险程度RQ<1．00无显著风险1．00≤RQ<10．0较小的潜在负效应10．0≤RQ<100显著的潜在负效应RQ≥100预期的潜在负效应

2.1.2 AQUATOX模型

AQUATOX模型是由美国环境保护署开发的一种综合的水生态系统模型，可以预测化学物质的环境行为并评估其生态风险，例如水生态系统中营养物质和有机物质的生态风险。该模型不仅可以预测直接毒性效应，即由化学物质对单一物种的急性和慢性毒性数据(LC50或EC50)计算水生态系统生物量的变化，还可以预测由食物网引起的间接生态效应，例如碎屑量的增加将导致碎屑在营养循环中作用的增强以及分解过程中溶解氧的消耗。模型中各个种群的生理参数主要来源于AQUATOX模型数据库或文献资料[13-15]。

以受人为干扰较强的白洋淀为研究区，张璐璐等[16]运用AQUATOX模型评价了多溴联苯醚(PBDEs)的水生态系统风险。结果表明，该模型能够有效地评估PBDEs的直接毒性效应和间接生态效应。魏星瑶等[17]以殷村港为例，借助AQUATOX水生态模型进行建模，分析了营养盐、温度、流速等因子对殷村港富营养化水平的影响。NIU等[18]针对天津的景观湖，用AQUATOX模型评价、预测了湖中不同物种的营养物变化。结果表明，该模型对最佳温度、最大光合速率和呼吸率高度敏感。

（42）總諮訣北極帝命，報應出右勝府司。（《太上說玄天大聖真武本傳神呪妙經註》卷六，《中华道藏》30/580）

2.1.3 物种敏感度分布曲线法

adc[9]=((float)AdcRegs.RESULT9)*3.0/65520.0+adclo; //读取ADCINB1通道采样结果

在自由贸易区政策框架下，国内主要大中型商业银行纷纷抢占自贸区市场，特别是基于FT账户开展了系列自贸区金融产品和服务模式创新。自贸区在我国商业银行树立国际市场竞争意识、提高经营治理能力和业务转型发展等方面发挥了积极作用。可以预期，相比自由贸易区，改革力度空前的自由贸易港将会催生更多的商业银行业务需求，同时也将面临更为激烈的国际商业银行竞争、更高要求的风险管理水平和业务创新能力。在建设自由贸易港的新时期，如何利用自身优势服务港区经济，打造港区金融服务品牌是当前商业银行亟需思考的问题。对此进行研究有助于银行业机构对自由贸易港未来政策进行宏观把握，对自贸港区金融提前布局和谋划提供参考。

张晓惠等[21]应用物种敏感度分布曲线法(SSD)分别计算DDT、艾氏剂、狄试剂、异狄氏剂等共8类持久性有机污染物在淡水环境中为保护95%的淡水生物时的浓度阈值(HC5)。结果表明，8类污染物质的SSD拟合曲线R2均大于0.96，能够反映不同物种毒理数据点的累积概率分布。陈瑾等[22]通过采集淡水生物毒性数据构建了SSD方程，在95%物种保护的基础上评估微囊藻毒素、氨氮和亚硝态氮对淡水生物的生态风险浓度阈值(HC5)和复合生态风险，以及不同暴露浓度下的潜在影响比例。结果表明，微囊藻毒素对淡水生物的HC5质量浓度为19.22 μg/L，其水生态风险高于氨氮(ρ(HC5)=6 583. 94 μg/L)和亚硝态氮(ρ(HC5)=334.33 μg/L)。应用生态风险评价中的物种敏感性分布(SSD)方法，刘亚莉等[23]研究了敌敌畏对不同类别生物的5%危害浓度阈值(HC5)，整理收集了中国重要水体中敌敌畏的环境浓度，计算了对淡水生物的潜在影响比例。结果表明不同模型的选择会影响HC5的结果，且BurrⅢ模型拟合结果较好，HC5质量浓度为0.37 μg/L；在敌敌畏低浓度范围内，无脊椎动物的敏感性明显高于脊椎动物，甲壳类动物与昆虫和蜘蛛类相似，敏感度较高，鱼类则较低。杨建军等[24]采用SSD方法，对渭河陕西西段的环境内分泌干扰物双酚A(BPA)的水质基准进行了研究，根据BPA毒性数据进行SSD曲线拟合。结果显示，BPA的HC5质量浓度为806 μg/L。

2.2 沉积物和土壤中重金属的生态风险评价方法与模型

2.2.1 地积累指数法

地积累指数法(index of geoaccumulation, Igeo)是德国海德堡大学学者MÜLLER等[25]在1969年研究河底沉积物时提出的一种计算沉积物中重金属元素污染程度的方法，通过计算Igeo值评价某种特定化学污染物造成的环境风险程度[26]。计算公式如下：

综合潜在生态风险指数(RI值)由单个污染物的潜在生态风险参数之和组成，计算公式为

 

(2)

式中：Igeo为地积累指数；Cn为元素n在沉积物中的浓度；Bn为元素n的环境背景值；k为考虑各地岩石差异或成岩作用可能引起环境背景值的变动而选取的修正指数，通常用来表征岩石地质、沉积特征以及其他影响。

齐鹏等[27]采用地积累指数法对永康市122个地表水表层沉积物中Ti，Cr，Mn，Co，Ni，Cu，Zn，As，Pb和Fe共10种重金属的含量进行了分析，解析重金属的来源并评价其潜在的生态风险。张琪等[28]对南通市51个沉积物样品中重金属Cu，Pb，Cr，Hg，As，Cd的浓度进行了测试，并用地积累指数法评价了河流沉积物的重金属污染。

2.2.2 Hakanson潜在生态风险指数法

根据风险熵值，将生态风险水平划分为4个标准[10]，见表1。

 

(4)

此模块包括学校人事档案信息管理、教学档案信息管理、科研项目与成果档案信息管理、各职能部门相关政策文件档案信息管理等子系统。各类档案数据信息都以相对独立又可通过关联字段相互关联的关系数据库文件形式存在，其数据库结构由前述各职能部门的管理信息系统结构设计时一并形成，其库中数据多由前述各子系统运行中自动归档而成，也有部分由本模块管理员依据实情审核后上传。

 

(5)

式中：表示沉积物中单个污染物的潜在生态风险参数，为某一污染物质的毒性系数；反映了不同污染物的毒性水平和生物对不同污染物的敏感程度，揭示了单个污染物对人体和水生生态系统的危害为某一污染物的污染参数，为全球工业化前沉积物中污染物含量和表层沉积物中污染物含量实测值Ci的比值；Cd为多种污染物的综合污染指数。RI的风险水平划分标准见表2。

 

表2 不同生态风险水平的划分Fig.2 Different levels of ecological risk

  

EirRI潜在生态风险的程度Eir<10RI<30低生态风险10≤Eir<2030≤RI<60中生态风险20≤Eir<4060≤RI<120较高生态风险40≤Eir<80RI≥120高生态风险Eir≥80极高生态风险

利用Hakanson潜在生态风险指数法计算得到的结果不仅可以反映出单一重金属元素污染对环境造成的影响，而且能够反映出多种重金属并存时对环境造成的综合影响。

宋冬梅等[30]应用Hakanson潜在生态风险指数法对北极亚北极海区的白令海、楚科奇海、加拿大海盆海区沉积物中8种重金属元素的潜在风险进行了评价，求得北极整体生态风险指数达到43.01，处于轻微生态风险状态，Co重金属元素的风险最大。李珊珊等[31]采集滏阳河表层沉积物，分析了6种重金属Cr，Cu，Cd，Pb，Zn，Ni的污染特征，采用生态风险指数评价其环境风险。结果表明，沉积物中重金属的平均含量超过了河北省土壤元素背景值，沉积物中Cd污染达到极强生态危害，其次为 Cu，Pb 和 Zn，生态风险指数评价表明，滏阳河沉积物中重金属总体处于强生态风险水平。方晓波等[32]采用生态风险指数对雷竹林土壤重金属的潜在生态风险进行了评价。结果表明，雷竹林土壤重金属 Hg，As，Cu，Pb，Zn，Cd，Cr，Ni，Co，Mn 的平均含量超过浙江省土壤背景值，各重金属单因子的RI平均值评价结果显示，只有Cd 污染达到中等生态风险，其他重金属均为轻微生态风险，而局部采样点的Cd和Hg单因子的潜在生态风险指数较高，存在很强的生态风险。厉炯慧等[33]以海宁市电镀工业园区周边土壤为对象，研究土壤重金属的污染特征，并采用潜在生态风险指数法对土壤中重金属的潜在生态危害进行了评价。结果表明，海宁市电镀工业园区附近土壤中的平均重金属含量低于中国土壤环境质量标准的二级标准，对植物和环境不构成危害性影响。

2.2.3 物种敏感度分布曲线法

土壤的理化性质差异对重金属污染的毒性效应有很大影响[34]，因此，充分考虑生物有效性的影响对于完善土壤介质中重金属SSD模型的意义重大。为了消除这种影响，一些学者建立了生物毒害模型，对不同土壤对应毒性进行归一化预测[35]，并结合这些生物毒害模型，进一步构建土壤介质中的SSD模型[36-37]，所得到的 SSD 研究结果更为科学，更宜于推广使用。

王小庆等[38]利用不同SSD拟合了基于中国土壤的21个物种的铜毒理学数据，建立了不同土壤条件下铜的物种敏感性分布曲线，结果不仅显示了不同土壤条件下的不同物种对铜毒害的敏感性分布规律,还为建立对应土壤性质的铜生态阈值提供了可靠的科学基础。采用逻辑斯蒂克分布(log-logistic distribution)模型和SSD分布方程，魏威等[39]研究了在2种不同土壤中添加不同水平的外源Zn后，对8种植物毒性的剂量-效应关系及不同植物对外源Zn毒害的敏感性差异。结果表明，不同植物对Zn毒性的敏感性频次分布有明显差异，其中叶菜类植物对土壤中Zn的毒害较为敏感，而禾本科类植物对Zn具有较强的抗性，不同类型植物对土壤中Zn毒害的敏感性分布频次顺序与土壤性质无关。

3 结 语

目前，在现有的生态风险评价方法中，有的方法只能应用于某种环境介质中，如风险熵法、AQUATOX模型，而有的方法可以应用于不同的环境介质，如物种敏感度分布曲线法既可以应用于水环境中，也可以应用于土壤中。

风险熵法可以确定某污染物是否有生态风险，并可以明确其生态风险的高低，适宜于水环境中低浓度污染物的生态风险评价，但其缺点是不能确定风险等级和危害的概率。该方法简单、实验费用低，能简要地解释风险，适应于单个化合物的毒理效应评估。

AQUATOX模型在风险评价中不仅考虑了污染物的直接毒性效应，还考虑了污染物通过食物网传递引起的间接生态效应。目前该模型被广泛用于北美地区水体中有机氯农药、多环芳烃、多氯联苯及酚类化合物的生态风险评估。在中国，这一模型已经被用来评价松花江硝基苯污染事件的生态风险。

物种敏感度分布曲线法(SSD)目前已经被国际上多个国家和机构确立为制定环境基准的方法，并应用于生态环境风险评价中。但由于国际上没有权威研究证明SSD曲线属于某一特定的曲线分布，因此尚没有具体原则可以指导不同的研究者从国际上现有的多种拟合模型中，选择适宜的拟合方法。

地积累指数法(Iego)不但考虑了人为污染因素和环境地球化学作用对背景值的影响，还考虑了自然成岩作用可能引起的背景值变动，弥补了其他评价方法的不足。Hakanson潜在生态风险指数法不仅考虑了重金属含量，还将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起，进而对潜在的生态危害进行评价。Iego主要考虑了重金属的富集程度，而Hakanson潜在生态风险指数法在此基础上还考虑了不同重金属的生物毒性的影响。相比之下，Hakanson潜在生态风险指数法的评价结果更加全面和准确。

近年来，中国在污染物生态风险评价技术与方法方面取得了一些研究进展，但是相关的技术方法还不成熟，今后应加强对新型污染物的生态风险评价方法以及不同环境介质中多种污染物共存时导致的生态风险的研究，丰富生态风险评价方法体系，为环境监测与管理提供技术支持。

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