生態風險評價方法精選(九篇)

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第1篇：生態風險評價方法范文

關鍵詞: 高速鐵路;生態風險評價;三角白化權函數;壓力-狀態-響應

中圖分類號:N941?5文獻標識碼:A 文章編號:1006-4311(2009)12-0116-03

0引言

高速鐵路是一種長距離、大范圍的人造工程,在切割自然環境的同時,會對沿線生態產生不可逆的深遠影響,在建設和運營過程中還會產生大量污染物質,從而帶來一定的生態風險[1~2]。為保證高速鐵路路域生態安全,建立科學的生態風險管理體系十分必要。對區域生態風險評價,隨著環境觀念轉變和環境管理目標深化而逐漸興起發展成為一個新領域[4～7],風險評價重點也由當初對人類健康發展到包括區域動植物以及景觀生態在內的區域整體生態健康的影響。

目前,生態風險評價的研究涉及鐵路的較少,對鐵路與生態環境關系研究[1~3]主要集中在野生動物、噪聲、振動和地質災害等方面。區域生態風險評價方法一般是單個評價因子計算后賦權疊加,需要從多個定性、模糊的認識中提取可用于評判的關鍵因子,且個別指標很難甚至不能定量描述,同時各指標之間無法直接準確地進行比較,因而單獨用定性、定量等方法很難實現整體目標最優,影響對區域整體生態風險做出有效評價和對管理決策提供有力支持。

鄧聚龍教授提出灰色系統理論,研究對象是“部分信息已知、部分信息未知”的“小樣本”、“貧信息”不確定性系統,通過對“部分”已知信息的生成、開發實現對現實世界的確切描述和認識[8]。而高速鐵路建設涉及多種生態系統,其路域生態系統構成一個灰色系統,且時態信息有很大的不確定性,因此本文結合京滬高速鐵路某段建設實際情況,采用劉思峰教授提出的基于三角白化權函數的灰色評估方法來建立高速鐵路建設路域生態風險評價模型。

1高速鐵路建設生態風險評價

1.1 生態風險評價指標體系概念框架的選取

壓力-狀態-響應(Pressure-Situation-Response, PSR)框架模型是OECD(Organization for Economic Cooperation and Development,聯合國經濟合作開發署)針對環境問題而建立的[7]。PSR模型引入因果關系思維方式,環境指標選取突出了環境受到壓力和環境退化之間的因果關系,與可持續的環境目標聯系緊密;包含了人類對環境問題的響應,人類為減輕環境不斷惡化所做的努力,這是評價生態環境的一個重要方面,而以往在指標研究中常被忽視。生態系統是多尺度的,評價模型應是普遍適應的。PSR模型在國際上被普遍認同,能較好地將環境壓力、系統狀態和對問題響應進行全面評價,故作為本文生態風險評價的基礎。

1.2 高速鐵路建設區生態風險評價內容

目前,區域生態風險評價的內容主要關注風險源分析和風險受體分析[4~6]。風險源分析指可能對生態系統或其組分產生不利作用的干擾進行識別、分析和度量。高速鐵路建設區生態風險主要是工程施工帶來邊坡滑坡災害、使沿線土地利用類型變化而引起動植物棲息地破壞和生態環境污染、水環境污染而產生動植物死亡或間接影響人群健康。風險受體分析包括受體選取和生態終點的確定。“受體”即風險承受者,是指生態系統中可能受到來自風險源的不利作用的組成部分,可能是生物體或非生物體。生態系統可以分為不同層級,通常經過判斷和分析,選取那些對風險因子作用較為敏感或在生態系統中具有重要地位的關鍵物種、種群、群落乃至生態系統類型作為風險受體。高速鐵路建設過程中極大地改變了沿線景觀類型,破壞動植物生態環境,也間接或直接影響路域人群健康。因此本文選取路域人群、動植物及沿線景觀作為風險受體。

此外,風險評價不能忽視高速鐵路建設現場風險管理的作用,國家和建設單位對其建設過程中的生態風險會采取相應管理措施,而措施實施的有效性必然會影響生態風險表征值。

1.3 高速鐵路建設區生態風險評價指標體系

根據PSR模型的指導思想,本文建立的生態風險評價指標體系從風險源的危險性(壓力)、路域生態系統的脆弱性(狀態)和風險管理的有效性(響應)三方面選取指標,來表征生態風險大小,如圖1所示。

2評價模型及步驟

2.1 評價方法選取

1993年劉思峰教授提出端點三角白化權函數的灰色評估方法近年來大量應用于各類評估實踐[9~10],但其理論本身仍有需要改進的地方。經研究,劉教授提出一種新的三角白化權函數構造方法,即中心點三角白化權函數[8],較之端點三角白化權函數更為合理。端點三角白化權聚類存在兩個以上灰類交叉現象,而中心點三角白化權聚類不存在此現象;端點三角白化權聚類可能出現某指標取值屬于各灰類聚類系數之和大于1或小于1的情況,而中心點三角白化權聚類某指標取值屬于各灰類聚類系數之和為1,更為規范化。基于此,本文選用中心點白化權函數灰色評價方法來建立高速鐵路路域生態風險評價模型。

2.2 評價步驟

設有n個對象,m個評價指標,s個不同灰類,對象i關于指標j的樣本觀測值為xij,則基于中心點三角白化權函數灰色評價方法步驟,主要包括以下5步:

①根據高速鐵路路域生態風險評價選取的指標,確定各指標{x■,x■,…,x■…,x■}的相應權重{K■,K■,…,K■…K■}。確定權重的方法一般有層次分析法、因素分析法、組合賦權法和熵值法等。

②按照評價所需劃分的灰類數s,選取λ■,λ■…λ■為屬于灰類1,2,…,s的點(可以是重點,也可以不是,以屬于灰類最大可能性為選取依據,稱為中心點),將各指標取值范圍也相應地劃分為s個灰類,如將j指標取值范圍[λ■,λ■]劃分為s-1個小區間:

[λ■,λ■],…,[λ■,λ■],…[λ■,λ■]

③同時連接點(λ■,1)與第k-1個小區間的中心點(λ■,0)及(λ■,1)與第k+1個小區間的中心點(λ■,0),得到j指標關于k灰類的三角白化權函數f■■(?),對于f■■(?)和f■■(?),可分別將j指標取數域向左、右延拓至λ■,λ■,可得到j指標關于灰類k的三角白化權函數f■■(?),如圖2所示。

對于指標j的一個觀測值x,可由公式1計算出其屬于灰類k的隸屬度f■■(x):

f■■(x)= 0x?埸(λ■,λ■)■x∈(λ■,λ■)■x∈(λ■,λ■)(1)

④計算對象i關于灰類k的綜合聚類系數σ■■;其中f■■(x■)為j指標k子類白化權函數。

σ■■=■f■■(x■)K■(2)

⑤由■{σ■■}=σ■■判斷對象i屬于灰類k*;當多個對象同屬k*灰類時,則可進一步根據綜合聚類系數大小確定同屬k*灰類的各對象優劣或位次。

3應用實例

本例以在建京滬高速鐵路某段實際數據為基礎,根據上文評價指標,采用層次分析法對指標進行賦權。其基本思路是決策者將復雜問題分解成若干層次和若干要素,由專家打分,在單個要素間簡單比較、判斷;然后計算,獲得不同要素的權重[12]。通過層次分析法賦權得到評價對象風險源風險度、風險受體脆弱性、風險管理有效度權重分別為:0.524,0.197,0.279。

為使不能直接相互比較的指標原始數據具有可比性,本文采用極差標準化方法將各指標歸一化。但目前確定壓力和響應歸一化中單項指標閾值相當困難,本研究主要依據國家、行業和地方法規、標準等,并參考其他相關研究成果,對指標閾值進行確定。

參照相關文獻對風險等級劃分[11],依據國外災害風險評估風險等級劃分,結合中心點三角白化權函數評價方法,本文將路域生態風險等級由劣到優劃分成5級;①σ1重警狀態[0.1,0.2];②σ2中警狀態(0.2,0.4];③σ3預警狀態(0.4,0.6];④σ4低風險狀態(0.6,0.8];⑤無風險狀態σ5(0.8,0.9]。各指標向左右延拓至0,1。這樣,根據各指標實際值和權重系數,利用本文構建的評價模型,計算各指標聚類系數,如表1所列。

根據■{σ■■}=σ■■,對表1聚類結果分析可以看出:本段路域生態風險總體屬于低風險狀態;風險源風險等級屬于低風險狀態;風險受體脆弱性屬于中警狀態;風險管理有效度屬于無風險狀態。說明風險受體脆弱度是本段路域需要重點關注內容,其主要原因是本路段受原有北京-上海線影響,對路域景觀生態的人為影響較嚴重,再加上該段路域地貌類型為波狀平原,殘丘和緩崗散布其中,人類對原有景觀生態破壞程度嚴重。故施工管理單位在建設過程中以建設一條生態鐵路為目標,應注意生態文化體系和生態環境體系構建,培養全社會生態意識,提升人民生活品質。

4結論

通過將中心點三角白化權函數灰色評價方法應用到路域生態風險評價中,得到在建京滬高速鐵路該段路域生態風險狀況,分析了影響路域生態風險方面表征情況,有利于管理決策者確定風險管理重點。本文引用的中心點三角白化權函數灰色評價方法,克服了以前的端點三角白化權函數灰色評價的缺點,評價結論更符合實際情況,科學可信。

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第2篇：生態風險評價方法范文

生態系統水平上的外界壓力帶來的生態風險體現在生態系統的各個方面,即生態系統作為一個系統化的整體成為了生態風險評價的“受體對象”.因此,本文以“生態系統服務”(以下簡稱生態服務)作為評價終點來表征生態系統水平的生態風險評價結果.目前有關生態服務指標的討論較多.本文以聯合國“千年生態系統評估”報告中構建的生態服務分類為基礎,結合相關文獻調研,篩選了10項具體的河流生態服務指標作為評價終點.這些指標分別為營養元素循環、初級生產、食物供給、淡水供給、基因資源、氣候調節、水調節、水凈化、娛樂價值和美學價值.

系統水平的“壓力-響應”模式分析與量化

本文將生態風險評價涉及的源、受體、終點等評價要素通過內部與相互間復雜多樣的聯系而產生生態風險的全過程稱之為“壓力-響應”過程.外界壓力通過“壓力源”(Source)和“脅迫因子”(Stressor)來描述.壓力源指各種自然和人為的活動,這些活動從生態系統外部施加一種或多種脅迫因子;脅迫因子指那些化學、物理或生物作用,這些因子會給特定的生態系統成分帶來擾動.外界壓力對評價終點(即生態服務)的影響過程可用如圖2所示的“影響鏈”來表示.由于生態系統水平的生態風險評價涉及的壓力源種類、影響方式及效應的多樣化,采用單一的類似毒理學數據作為風險的量化方式無法實現.為此,本文對涉及的生態風險量化采用如下方式:把各項壓力源的影響力(類似于“劑量”)按照其在不同區域(河段)的絕對數值的大小轉化為壓力源排序指數;把各項生態系統指標對應的生態系統要素對外界壓力的抵抗力按照其在不同區域(河段)的絕對數值轉化為彈性指數;把各風險組分之間的影響根據其方式、強度、效果等特征轉化為統一的影響指數.前兩者分別用壓力源排序矩陣和生態系統彈性指數矩陣來表示;后者則用4項關系矩陣來表示.

對于一河流,可綜合水體生態功能與相應壓力源區域的關系,將其劃分為若干河段(區域).壓力源排序矩陣SRM由r行(表示r種壓力源)和1列構成.元素iksr反映了在河段(區域)i中的壓力源k的排序指數.生態系統彈性指數矩陣HRM由e行(表示e種生態系統指標)和1列構成,其中元素ieei反映了特定的生態系統指標e在相應河段i的彈性指數.借鑒“相對風險模型”中的賦值方法,這兩個矩陣中的元素取值可分別用2、4、6這三個指數值來量化,數值越低,說明該河段(區域)對應的壓力源作用越小,或者對應的生態系統指標的彈性越大(彈性越強則相同壓力下的影響程度越弱,在數值上表現越低).SRM中的元素賦值采用排序法獲得;HRM中的元素則結合相應的研究給出的好、中、差的定性結果,或結合實地調查或者實驗的方法獲的分級標準來賦值.四項關系矩陣分別為“壓力源-脅迫因子關系矩陣”SSM、“脅迫因子-生態系統指標關系矩陣”SEM、“生態系統指標相互關系矩陣”AEM和“生態系統指標與生態服務關系矩陣”EEM.這四類矩陣采用層次打分法進行賦值.考慮到不同的風險組分之間的影響方式各異,因此各矩陣賦值所采用的判定標準存在差異.其評價過程如圖3所示.

在對相應風險組分及其相互間關系量化基礎上,即可進行壓力源對河流生態系統的生態服務的影響程度量化表征.某一河段壓力源產生的脅迫因子程度為:式中:i表示河段,j表示壓力源,k表示脅迫因子SRMij表示i河段的壓力源j的排序指數,CSSik表示i河段所有的壓力源產生的第k類脅迫因子的累積影響評價得分.而脅迫因子對于生態系統指標的影響有:式中:h表示生態系統指標.SEMkh表示脅迫因子k對生態系統指標h的影響指數,CESik表示i河段所有的脅迫因子對第h類生態系統指標的累積影響評價得分.

對于生態系統的不同彈性,即對相同的外界壓力所具有的不同響應程度,有:式中:HRMih表示i河段的生態系統指標h的彈性指數;ECESih為考慮了生態系統指標彈性之后的i河段所有的脅迫因子對第h類生態系統指標的有效累積影響得分.由于生態系統內部存在相互關系,某些生態系統指標受影響后會對其他指標產生間接影響.這種關系可表示為:式中:TCESih為考慮了生態系統指標彈性以及生態系統指標之間相互關聯的情況下,i河段所有的脅迫因子對第h類生態系統指標的完全有效累積影響得分式中:Impacti為i河段所有的脅迫因子對所有的生態服務的影響總和,即i河段總的生態風險得分.同時,上式可以拆解為針對壓力源、脅迫因子、生態系統指標和生態服務這四類風險組分對總的風險得分貢獻.通過對這些風險組分的得分貢獻排序,可以識別出壓力源和生態效果的優先序及其需要關注的問題.

案例研究選擇黃河為例來說明所構建的評價框架模型的應用.

1評價過程

綜合考慮各生態亞區在氣候、地貌、水文、水生生物和社會經濟活動要素上的差異性和關聯性,并結合已有的水系劃分和數據可得性原則,將

黃河共分為7個河段,分別為龍羊峽以上(RR1)、龍羊峽至蘭州(RR2)、蘭州至頭道拐(RR3)、頭道拐至龍門(RR4)、龍門至三門峽(RR5)、三門峽至花園口(RR6)、花園口以下(RR7).篩選了10項壓力源指標,分別為氣候變化、種植、畜禽養殖、淡水養殖、工業、生活、城市化、水利設施、上游水質和上游水量.前7類壓力源主要來源于本河段所處流域內的自然與社會經濟系統;后2類壓力源雖不屬于該河段所處流域空間內,但能通過上下游的聯系對河流生態系統產生影響作用.各項壓力源指標的實際數據如表2所示.與之對應的脅迫因子共篩選出11項,分別為有機污染物、營養物質、沉積物、重金屬、殺蟲劑、外來物種、流量變化、取水、水壩、河道單一化和不透水表面.對得到的各河段的壓力源的實際數據,通過排序法將各指標的絕對數轉化為排序得分.排序標準則根據ArcGIS的數據分段功能來制定.各河段生態系統指標對應的主要度量指標的實際數據如表3所示.結合相關研究成果,將這些度量指標的絕對數值轉化為彈性指數.四類關系矩陣的賦值以圖3提出的層次打分法,參照有關專家評價或結合實際數據賦值綜合得到.

2評價結果與討論

由圖4可見,生態風險程度較高的河段主要集中在中下游,且依次為龍門至三門峽、三門峽至花園口和花園口以下3個河段.由圖5可見,從整體層面看,造成黃河生態風險的主要壓力源為城市化、氣候變化和種植業;主要的脅迫因子為流量變化、有機污染物和營養物質,且這三項脅迫因子帶來的影響占到全部脅迫因子的50%以上;受影響較大的生態系統指標集中在生物組分和生態系統過程這兩類,且位于前3位的指標分別為生物多樣性、污染物遷移轉化和初級生產受影響較大的生態服務為基因資源和水凈化.評價結果表明,黃河生態系統的保護應重點關注中下游河段.其主要原因是中下游河段不僅受到本區域社會經濟系統和自然條件影響,而且還進一步受到上游影響,因而對于河流生態系統而言,在區域內的壓力源種類和強度相同或近似的條件下,下游河段的生態風險一般大于上游河段.其次,從系統整體看,黃河生態系統的風險控制需要重點關注城市和農業這些面源類壓力源,并且需要將氣候變化納入風險控制的考慮;同時,黃河生態系統的保護對象也需要從通常的水量、水質等問題面向對生境以及生物等目標上來.第三,各河段生態風險的差異性說明了對于不同河段生態系統的風險控制策略應有所不同.

評價結果也體現了本文建立的評價方法區別于傳統方法的優勢.該方法從系統層面綜合分析多因素帶來的宏觀結果,可以識別系統的核心要素和關鍵問題,進而為針對特定要素和特定問題的分析和解決指明方向.其次,該方法將風險評價結果與造成風險的來源,及社會經濟要素相關聯,進而可以分析社會經濟發展特征與河流生態風險特征之間的相互關系,為基于風險反饋的社會經濟調控提供依據.

結論

1圍繞生態系統與復雜系統的理論概念,以生態服務作為生態系統水平的風險評價終點,通過外界壓力與生態系統服務的“壓力-響應”過程的量化表征,建立了系統尺度上河流生態系統的指標體系與相應的河流生態系統生態風險評價方法.所建立的評價方法能夠為河流生態系統管理提供科學信息支持,進而揭示基于河流生態系統的政策與管理含義.

第3篇：生態風險評價方法范文

0引言

生態風險預警指就工程建設、資源開發、國土整治等人類活動或各種自然災害對生態系統所造成的外界影響進行預測、分析與評價。生態風險預警集中研究生態系統質量或狀態逆化變化的過程和規律,做出及時的警告和對策。本研究在生態風險評價和預測基礎上,對沈陽市的生態環境狀況進行了預警分析。提出沈陽市的生態風險的程度,以期為科學評價和有效維護沈陽市的生態環境提供一種思路。

1 生態風險預警

1.1生態風險預警理論

生態風險預警理論是以生態風險評價為基礎,對區域內的人類活動對生態環境所造成的影響進行預測、分析與評價的理論；確定區域生態環境質量和生態系統狀態在人類活動影響下的變化趨勢、速度以及達到某一變化闌值的時間等,并按需要適時地提出惡化或危害變化的各種警戒信息及相應的對策。

1.2生態風險預警方法

借助經濟預警的方法分類,區域生態風險預警的方法可分為5類:黑色預警方法、紅色預警方法、黃色預警方法、綠色預警方法和白色預警方法,每l種預警方法都有l套基本完整的預警程序,只是在具體應用方面有所區別陳。在實際應用中,主要是運用黑色、黃色和紅色的預警方法,尤以黃色預警方法居多,本文結合黑色預警法與黃色預警法中的統計預警進行生態風險預警研究。綠色方法主要借助于遙感技術。這幾種方法的分類也不是絕對的,在分析解決問題時可以綜合考慮兩種或兩種以上的分析方法。

2 綜合預警指標體系

2.1 指標體系的理論框架

以環境指標的壓力(pressure)-狀態(state)-響應(response)理論為依據，研究構建了P-S-R框架下的預警指標體系。從社會經濟與環境有機統一的觀點出發，表明了人與自然這個生態系統中各種因素間的因果關系，能更精確地反映自然、經濟和社會因素之間的關系，為生態風險預警指標體系構建提供了一種邏輯基礎。

2.2 預警指標體系的構建

為了掌握從城市宏觀到局部空間地域范圍的風險分布具體狀況，構建了沈陽市市生態風險預警指標體系，設計了鎮域預警評價指標體系。本文按區級單位作為評價中的地域空間單元最小尺度，結合統計資料數據與遙感監測數據進行綜合預警評價。

表1 基于狀態―壓力―響應模型的城鎮化生態風險預警指標體系

類別 指標名稱 單位

城

鎮

化

綜

合

生

態

風

險

A2

城鎮系統壓力E1 人口密度（F1） 人/平方公里

人均GDP（F2） 萬元/人

人均耕地面積（F3） 平方米/人

人均年供水量（F4） 萬立方米/人.年

土壤侵蝕（F5） 噸/平方公里年

城鎮系統狀態E2 森林覆蓋率（F6） %

人均建設用地面積（F7） 平方米/人

生物豐富度指數（F8） ――

生態系統服務價值（F9） 元/平方米

植被覆蓋度（F10） %

城鎮系統響應E3 生活垃圾處理率（F11） %

污水處理率（F12） %

3生態風險指標的量化與預測

3.1研究區域的確定

由于沈陽市位于中國東北地區南部，遼寧省中部，地勢以平原為主，山地、丘陵集中在東南部，遼河、渾河、秀水河等途經境內。屬于溫帶季風氣候，年平均氣溫6.2～9.7℃，全年降水量600～800毫米，全年無霜期155～180天。受季風影響，降水集中在夏季，溫差較大，四季分明。冬寒時間較長，近六個月，降雪較少，夏季時間較短，多雨，春秋兩季氣溫變化迅速，持續時間短：春季多風，秋季晴朗。

本研究選取沈陽市中心區、新城子、蘇家屯、東陵、于洪五個主要分區作為研究區域，對相關數據的提取與量化，以進行生態風險預警研究。

3.2生態風險指標量化

以遙感數據和GIS技術為基礎，利用土壤流失方程對土壤侵蝕進行了量化。

修正的通用土壤流失方程（RUSLE）已被廣泛的應用于土壤侵蝕量的計算，其表達式為：

A＝R?K?L?S?C?P

式中，A為土壤流失量（t/ha?a）； R為降雨侵蝕力因子； K為土壤可蝕性因子； L為坡長因子； S為坡度因子； C為覆被管理因子；P為土壤侵蝕控制措施因子。

利用遙感影像對研究區景觀類型的監測結果，采用以下模型對沈陽市的生態系統服務功能價值進行了量化計算：

式中，ESV為研究區生態系統服務總價值；Sa為研究區內土地利用類型a的面積；Pa為單位面積上土地利用類型a的生態系統服務價值系數。

其中，生態系統服務價值系數如表2：

表2 生態系統服務價值指數（萬元/公頃?年）

土地利用類型 裸地 城鎮 耕地 草地 林地 水域

生態價值系數 646 3245 10638 11147 33641 70776

沈陽市面積（公頃） 2012.7 212968.3 914487.6 18930.8 71131.6 74163.9

利用歸一化植被指數作為反映研究區生態環境與資源狀態的指標，用以下模型計算。

NDVI=(NIR-VIS)/(NIR+VIS)

式中：NIR為近紅外波段的反射率，VIS為可見光波段的反射率。越健康的植物，,紅光反射值越小，紅外反射值越大，其比值越大。

首先應用2010年沈陽市的TM遙感數據基于ERDAS得到NDVI數據，圖3-12。

其次，基于ERDAS計算植被覆蓋度，通過提取每景影像直方圖中NDVI最大的2%的像元作為覆蓋度為100%的像元 ，NDVI最小的2%的像元作為覆蓋度為0％的像元。2%的范圍根據影像的實際情況會有調整。計算公式為：

4 預警結果分析與結論

4.1 預警結果分析

通過運用GIS相關軟件軟件的解譯分析后，得出沈陽市各區的生態風險預警數據。

從1997年到2005年的時間內，沈陽市中心五區（中心區、新城子、蘇家屯、東陵、于洪）,綜合風險均有不同程度的升高，其中于洪區生態風險上升最為快速，其他四區基本保持平穩，于洪區的綜合風險升高是由于資源供給及社會經濟的風險增大而增大，在三種不同風險的比重來看市內五區主要是以資源供給風險值比重最大，其次是環境管理的風險值，最后是社會經濟的風險值，而市中心區的風險值比重里社會經濟要比環境管理的比重大很多，其中主要原因是市中心人口壓力大，土地面積小，在環境投資方面優勢明顯，因此導致社會經濟的生態風險明顯高于環境管理。

4.2結論

從沈陽市自身的發展條件來講，大部分區域自然資源缺乏，如水資源、礦產資源、森林資源；少量資源存量略豐，但是因人口基數過大而表現出相對稀缺性，如耕地資源，生物資源；地勢以平原為主，地表植被覆蓋率低。

以空間信息技術為基礎的鎮域生態風險預警，可以從時間與空間兩個維度反映出區域城鎮化進程中風險發展趨勢與分布格局。

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第4篇：生態風險評價方法范文

關鍵詞：不確定性分析；MonteCarlo模擬；土壤；重金屬

中圖分類號：X820.2 文獻標識碼：A

土壤是歷史自然體，是位于地球陸地表面和淺水域底部具有生命力、生產力的疏松而不均勻的聚積層，基于土壤形成的生態環境體系介于大氣圈、水圈、巖石圈和生物圈的交界面上，是各環境介質的連接紐帶[1].重金屬是一類持久性有毒物，易通過食物鏈的生物放大作用在生物體內積累，從而對人群健康和生態系統的穩定產生危害或風險[2].土壤重金屬污染可改變土壤的理化性質，直接或間接破壞土壤生態系統結構，并可通過土壤農作物等多個途徑的遷移積累對農產品安全和人體健康造成風險，所以土壤環境質量評價作為評估污染程度和制定污染控制策略的重要參考而被廣泛關注.國內外現常用的土壤環境質量評價方法主要包括：單因子指數評價法、內梅羅綜合污染指數法、模糊貼近度法、地累積指數評價法[3]、潛在生態危害指數法[4]等.其中地累積指數評價法是由Muller提出的一種可良好表征土壤中重金屬富集污染程度的定量指標，現廣泛應用于研究評價土壤或沉積物中重金屬的污染程度[5-6].但其在國內外評價過程中仍存在一些缺陷，需要進一步完善，主要表現在：1）常用確定性評價方法中重金屬含量輸入值的單一確定性與評價區域土壤環境中重金屬含量的空間差異性之間的矛盾造成了區域污染評價結果存在較大模糊性；2）不同學者或決策者選取地球化學背景值參數的差異及不同土地利用類型的土壤重金屬背景值的差異造成評價結果缺乏可比性；3）確定性地累積評價模型主要表征土壤中各重金屬的富集污染程度，而忽略了不同重金屬之間的生態毒性差異，這會導致低含量高毒性的重金屬的污染程度被低估或高含量低毒性的重金屬污染程度被高估.以上3點不足均可能會誤導最終決策.

本研究以地累積模型為基礎，將MonteCarlo模擬引入環境質量評價領域中來處理參數不確定性，并在模型內嵌入表征不同重金屬的生物毒性差異的權重系數，提出了基于不確定性理論的土壤環境重金屬污染評價法.將所建土壤環境重金屬污染評價法在實例中加以利用和驗證，以期為土壤重金屬的污染評價、優先污染物的控制及區域污染防控決策的制定提供新思路.

1基于MonteCarlo模擬的評價法

1.1地累積指數評價模型

1.2MonteCarlo模擬的應用

MonteCarlo模擬是由Nicholas Metropolis在二次世界大戰期間提出的，而后Von Neumann與Stanislaw Ulam合作建立了概率密度函數、反累積分布函數的數學基礎，以及偽隨機數產生器，現此方法在金融工程學、宏觀經濟學、生物醫學、計算物理學等領域已得到應用廣泛，效果良好[7-8].土壤環境評價系統是一個集隨機性、灰性、模糊性等多種不確定性于一體的系統.因此，常規的確定性評價方法不能準確反映土壤中重金屬污染程度的真實情況.為了降低模型參數由于土壤重金屬數據空間變異性、不同學者或決策者采用的地球化學背景值參數的差異性和不同土地利用類型的土壤重金屬背景值的差異性等因素帶來的參數不確定性，本研究將MonteCarlo模擬引入地累積指數法.其主要模擬步驟為[8]：1）確定評價模型隨機變量，在本研究中為土壤中重金屬實測含量參數和其所對應區域土壤背景值參數；2）構建隨機因素的概率分布模型，在本研究中采用歷史經驗和實地采樣檢測相結合的方法；3）將所得到的隨機數轉化為輸入參數的抽樣值，主要方法為MonteCarlo抽樣和拉丁超立方抽樣（LHS）.其中MonteCarlo抽樣一般從樣本分布較少的低概率區進行抽樣，即為偏尾端抽樣；LHS抽樣則是由樣本整體分布考慮，這說明相對于MonteCarlo抽樣方法，LHS方法更適合構建小樣本的概率分布，故本文采用LHS法.4）整理分析所得模擬評價結果.

1.3重金屬生物毒性評價權重系數

2實例研究

2.1采樣點布設及樣品采集

實例源于作者2011～2012年的研究成果[10]，采樣區域為新鄉市市郊的農用土壤，經過采樣監測所獲數據的統計分析結果見表2.

實際監測數據常包含一些誤差較大的、無代表性的數據，本文建議對所得數據進行異常數據的剔除，否則可能會影響評價區域整體污染水平評價的正確性，本文的剔除原則為平均值±3*標準差[8].本文相關統計計算采用SPSS 16.0vers軟件進行.

將土壤實測含量參數進行ShapiroWilk檢驗，由表2可知，Ni，Zn，Cu和Cr的sig.值均大于0.05，表明這些重金屬的實測含量數據都呈正態分布.而Cd的sig.值小于0.05，不符合正態分布，須進一步轉化驗證，根據其偏度和峰度的信息，選擇Ln函數進行數據轉換，轉換前后的Cd的概率分布見圖2～3所示，故Cd的含量符合對數正態分布.

據上述章節的數據和分析，按照1.2節中的MonteCarlo模擬步驟，將模擬參數設置設定：最大實驗量為1 000，置信區間為95%，抽樣方法為拉丁超立方，其它參數取軟件的默認值.對于實例區域土壤中各種金屬的評價模擬預測圖見圖4～8所示.圖中Probability代表概率可信度，Frequency代表頻數.

根據表1和圖4～8計算得出表4，其表征了各重金屬模擬評價結果隸屬于各污染等級的概率可信度，可得出：1）評價區域重金屬Cd隸屬于嚴重污染等級的概率高達98.1%，對當地有著極大的潛在生態風險或人體健康風險；2）評價區域重金屬Ni和Zn的評價結果較相似，隸屬結果均跨越了全部7個污染等級，說明評價區域中Ni和Zn有著明顯的空間分布特征，同時它們屬于嚴重污染的概率也分別高達84.5%和87%；3）評價區域重金屬Cu的模擬評價結果隸屬于各污染等級的概率較為均勻，其最大隸屬于偏中污染，概率為30.9%，而其隸屬于輕度污染和重度污染的概率分別為21%和24.7%，故很難判斷其最終的評價結論，這也證實了評價過程中確實存在較大的不確定性，并且很可能誤導決策；4）評價區域重金屬Cr的模擬評價結果跨越了3個污染等級，而且它隸屬于輕度污染的可信度達69.8%，這說明Cr的空間含量分布較均勻.

根據單因素指數法的評價準則（評價值大于1則土壤已受污染，小于1則未受污染），可知Cd、Ni和Zn已超標，而Cu和Cr未超標，但單因素指數法只能定性地判斷污染程度，對于篩選優先控制污染物的評價辨識度較低.確定性地累積模型有較為完善的污染程度定量評級準則（見表1），根據表5結果，基本可較好地識別出優先控制污染物，但仍存在一些問題：1）其評價結論中對于Ni和Zn污染等級均為4級，無法進一步分辨二者的相對污染程度的高低；2）Cu和Cr在確定性地累積評價中的污染級別分別為1級和0級，而單因素指數評價中二者的評價結果都小于0（未污染狀態），二種評價方法的結論出現了分歧，故在實際應用中確定性地累積模型的評價分辨力仍有不足.基于MonteCarlo模擬的土壤環境重金屬污染評價結果（IM-C），由于各重金屬潛在生態風險權重系數（Ti）的嵌入，評價結論出現了幾點變化：1）Ni和Zn的IM-C值出現了較顯著的差異，其原因是Ni的潛在生態風險權重系數5遠大于Zn的潛在生態風險權重系數1.大量研究證明Ni具有明顯的致癌性和致敏性，并對水生生物有明顯的危害性[1]，相比之下，Zn是人體必不可少的有益元素.這也正對應了我國土壤環境質量標準中關于Ni（60 mg·kg-1）和Zn（300 mg·kg-1）的污染限值差異.參考單因素指數法結果，且對比于確定性地累積法Ni和Zn污染級別一致，證明基于MonteCarlo模擬的土壤環境重金屬污染評價法分辨力更強.2）對比于Zn和Cu的確定性地累積模型評價結果的較大差異，Cu和Zn的IM-C值則相對趨于接近，這是由于Cu的生態風險權重系數5大于Zn的生態風險權重系數1，同樣Cu的污染限值為100 mg·kg-1也明顯嚴于Zn的污染限值300 mg·kg-1，故基于MonteCarlo模擬的土壤環境重金屬污染評價法更符合客觀實際.3）Cu和Cr在確定性地累積模型評價結果中污染等級分別為1級和0級，但根據單因素指數法的評價結果，二者的污染級別都屬于未污染級別，由于Cu的生態風險權重系數大于Cr的生態風險權重系數，基于MonteCarlo模擬的土壤環境重金屬污染評價法“放大”了二者之間評價結果的差異性，更有利于篩選出優先控制污染物.

3結論

針對現行確定性土壤環境質量評價中的不足，提出了基于MonteCarlo模擬和生態風險權重系數的土壤環境重金屬污染評價法，而后借助實例與現行評價方法進行對比研究.結果表明：所提出方法的評價結果為一系列隸屬于各個評價等級的概率可信度，同時，生態風險權重系數的嵌入使其具有更高的評級分辨力.與確定性評價模型相比，能夠更真實、更客觀地表征整體區域土壤中重金屬的真實污染狀態，給決策者提供更全面、科學的參考.

但需要指出，由于所提出的評價方法側重于評價區域整體的土壤重金屬污染水平，所以可能忽略個別極值點，故建議對個別極端值進行確定性污染評價，如評價結果與不確定性評價結果差異較大，則需要有針對性進行采樣調查驗證.

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第5篇：生態風險評價方法范文

關鍵詞：底泥；重金屬；多環芳烴；生態風險評價；汞

中圖分類號：X522 文獻標識碼：A 文章編號：1672-1683（2017）04-0079-08

Abstract：[HJ1.7mm]Jilin is one of the most important chemical industry cities located in China's northeastern old industrial base.Heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons （PAHs） have been detected in the sediments of different regions in China，but little is known about the sewage-received river of Jilin，whose pollution was very severe owing to long-time discharge of industrial and municipal wastewater.The aim of this study was to investigate the pollution of heavy metals and PAHs in sediments and to assess their ecological risks.A total of 35 sediment samples from 12 monitoring sections along this sewage-received river were collected for determination of the concentrations of 8 heavy metals （Hg，Pb，As，Cu，Zn，Cr，Cd，Ni） and 16 USEPA priority pollutant PAHs.Geoaccumulation index，Hkanson potential ecological risk index，and sediment quality guidelines （SQGs） were respectively used to assess the pollution and potential ecological risks of these pollutants in the sediments.The concentrations of heavy metals and PAHs were higher than the background values，especially those of Hg，Pb，Cu，As，NAP，and ANT.The geoaccumulation index indicated that the ecological risks of heavy metals in the sediments from high to low were as follows： Hg>Pb>As>Cu>Zn>Cr>Cd>Ni.The Hkanson potential ecological risk indexes of heavy metals were ranked as follows： Hg>As>Cd>Pb>Cu>Ni>Zn>Cr.SQGs indicated that adverse benthic impacts would occur frequently.The sediments were polluted by PAHs and heavy metals，especially Hg.

Key words：sediment；heavy metal；PAHs；ecological risk assessment；Hg

底泥一般指河流、湖泊、水庫和海灣等水體底部長期存積的沉積物，是水環境的重要組成部分。它不僅是水體中各種污染物（營養鹽、重金屬、難降解有機污染物等）的主要蓄積場所，也是對水質有潛在影響的次生污染源[1-3]，因此，底泥的污染狀況不僅可以反映水體的污染程度，也可對水體產生重要影響。底泥的污染狀況和底棲生物的分布、生長和種群組成也有密切關系[4]，基于此，開展底泥污染狀況調查及生態風險評價研究具有十分重要意義[5-6]。

作為一個城市重要的排洪泄污通道，城市排污河在城市發展過程中發揮著重要作用，然而隨著城市化進程不斷加快，城市居住人口的逐步增多，城市排污河在長期的生活污水和工業廢水排放的影響下，水環境質量已不斷下降，嚴重影響到周圍居民的生活質量[7]。同時，排污河底泥中的污染物含量通常較高，當外界環境條件發生變化時，污染物極有可能重新釋放回水體，對當地水質甚至下游受納水體水質產生威脅[8]。因此探明城市排污河底泥的污染狀況，明確污染特征及污染物分布，劃定底泥生態風險等級，對城市水環境保護有著重要意義。

目前許多國家和地區已出臺水體沉積物相關標準和評價方法，如沉積物環境質量標準[1，9-10]、地質累積指數法[11]、沉積物質量基準法[12]、潛在生態風險評價法[13]、污染負荷指數法[14]、次生相與原生相分布比值法[15]、臉譜圖法[16]、回歸過量分析法[17]等。許多學者利用這些方法進行了底泥沉積物等的深入研究[18-19]，但很少同時涉及重金屬和有機污染物的評價分析。基于此，本研究選取東北老化工城市吉林省吉林市某排污河為研究對象，分析檢測其底泥中重金屬和多環芳烴質量分數，在此基礎上采用Igeo、PERI、SQGs對污染物生態風險進行評價，以探明該排污河污染物的空間分布特征和污染物生態風險水平，為后續綜合治理和生態功能恢復提供理論依據和數據支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區域概況

該城市排污河位于東北老工業城市吉林省吉林市龍潭區，自東向西匯入松花江，流域面積13.5 km2，河道長6.65 km（圖1）。該河流經龍潭區城鄉結合部，河道兩岸多為居民區及化工廠，自二十世紀五十年代始，作為城市主要納污水體，該河接收了大量生活污水和工業污水。長期的污水排放已導致污染物沉積、水質下降，不斷威脅著河道水生態環境及周邊居民的生活環境質量。

1.2 樣品采集及地理位置

在龍潭區排污河各重點路橋設置監測斷面12個，位置見圖1。利用土鉆每50 cm深度采集一個底泥混合樣品，直至河道底部，通常采集深度在50～200 cm。12個監測斷面共計采集35個底泥樣品（表 1）。樣品采集后裝入玻璃材質的土壤瓶中密封，低溫運至實驗室用于重金屬和多環芳烴分析檢測。

1.3 樣品處理與分析

底泥樣品經冷凍干燥后剔除礫石及動植物殘體，用瑪瑙研缽研磨后過100 目尼龍篩，以備分析測試用。樣品檢測指標包括8種常見重金屬（Cu、Cr、Ni、Zn、Pb、Cd、As、Hg）和USEPA規定的16種多環芳烴，即萘（NAP）、苊烯（ANY）、苊（ANA）、芴（FLU）、菲（PHE）、蒽（ANT）、熒蒽（ALT）、芘（PYR）、苯并（a）蒽（BaA）*、世（CHR）*、苯并（b）熒蒽（BbF）*、苯并（k）熒蒽（BkF）*、苯并（a）芘（BaP）*、茚并（1，2，3-cd）芘（IPY）*、二苯并（a，h）蒽（DBA）*、苯并（g，h，i）p（BPE），其中*號物質具有致癌性。

重金屬的消解及測定：Cu、Zn、Cr、Ni、Pb、Cd的消解采用鹽酸-硝酸-氫氟酸-高氯酸全分解法，As、Hg采用王水消解，Cu、Zn、Cr、Ni、Pb和Cd采用火焰原子吸收分光光度法，As、Hg采用原子熒光法。

多環芳烴的提取及測定：準確稱取10 g沉積物樣品加5 g無水硫酸鈉，用二氯甲烷/丙酮溶液提取24 h，并脫硫。萃取液干燥后繼續淋洗萃取后濃縮定容，冷藏待測。采用的儀器為Agilent7890A-5795C氣相色譜-質譜聯用儀，色譜柱為HP-5MS 30×0.25 mm×0.25 μm。

1.4 質量控制

重金屬的測定采用國家標準河流沉積物樣品（GBW 08301）進行分析質量控制。平行樣相對誤差

1.5 底泥中污染物的生態風險評價方法

1.5.1 地質累積指數法

1.5.3 沉積物質量基準法

沉積物質量基準法（Sediment Quality Guidelines，SQGs）可快速評價污染沉積物的生物毒性[12]，該方法不僅可用于評價底泥中重金屬的污染程度，也可用于評價有機污染物的污染程度。目前影響最大的SQGs是Long等人[22]由北美沉積物生物效應數據庫（The Biological Effects Database For Sediments，BEDS）導出的效應范圍低值（Effects Range Low，ERL）和效應范圍中值（Effects Range Median，ERM），當污染物質量分數低于ERL時，不利生物毒性效應很少發生，當污染物質量分數高于ERM，不利生物毒性效應將頻繁發生。此外，紐約環境保護局（NYSDEC）[9]和新澤西環保局（NJDEP）[10]以MacDonald等人[23]和Persaud等人[24]所得出的最低效應閾值（Lowest Effects Levels，LELs）和嚴重效應閾值（Severe Effects Levels，SELs）為基礎，設立沉積物生態篩選標準。當污染物質量分數低于LEL時表示表明污染物對大部分底棲生物沒有負效應，高于SEL時則說明底泥沉積物已受到嚴重污染并且會影響底棲生物的健康。該方法不僅可以評價重金屬的生態風險，同樣可以評價有機物污染的生態風險。ERL/ERM、LEL/SEL相關數值見表7。

2 結果與討論

2.1 底泥重金屬及PAHs質量分數

表4中列出了該排污河底泥中8 種重金屬和16 種多環芳烴的質量分數水平、不同監測斷面各污染物質量分數均值。從表4可以看出，底泥樣品中重金屬和多環芳烴質量分數變化較大，8種重金屬變異系數在0.41～1.07之間，其中Cd、Cu質量分數變化最為顯著，最大值與最小值之間分別相差69.67、55.30倍，這表明不同點位重金屬富集情況不同。有機污染物的變異系數在0.33～2.86之間， NAP、PHE、ANT的質量分數變化最為明顯，最大值與最小值相差倍數分別達到2 784.23、1 166.32、1 105.10倍。可能原因是這3種多環芳烴均為低環，易揮發和生物降解[25]，從而導致沉積物中質量分數差別較大。同佘中盛等[26]、聶海峰等[27]對排污河底泥背景值調查結果比較，取樣點重金屬及多環[HJ2.3mm]芳烴均不同程度超過背景值，8 種重金屬平均值超標倍數在0.30～87.47之間，多環芳烴超標倍數在-0.04～228.45之間，其中Hg、Pb、Cu、As、NAP、ANT等平均值已分別超背景值87.47、10.21、6.18、5.90、115.55、228.45倍，這表明多年的污水排放已導致上述物質在沉積物中大量累積。具有致癌效應的BaP在35 個樣品中檢出率達65.71%，平均值超背景值1.05倍。從污染物的沿程分布來看，8 種重金屬在不同位置的富集情況不同，質量分數最高點主要集中在B8、B7和B4，這可能與排污河兩側的化工企業排污歷史相關。在20世紀50年代至80年代，該排污河是吉化染料廠和吉化電石廠兩個企業的排污渠道，直至20世紀80年代初吉化公司才建成污水處理廠。但20世紀80年代后居民產生的生活污水仍舊直排入該河道，故其接納污水來源廣，污染成分馱印

2.2 底泥中污染物的生態風險評價

2.2.1 地質累積指數法

為真實反映該排污河底泥重金屬的積累及變化，選擇佘中盛等[24]測得的松花江水系沉積物地球化學背景值計算了12個監測斷面的地質累積指數并分級，結果列于表5。8種重金屬中，Hg的Igeo平均值最高（5.82），污染等級在4～6之間，處于偏重-嚴重污染水平。其次為Pb（2.64），污染等級在1～5之間，B4～B6、B10～B12兩段處于偏重污染水平。As的Igeo平均值為1.96，污染等級在1～4之間，處于輕度-偏重污染水平。Cu的Igeo平均值為1.72，污染等級在0～4之間，處于清潔-偏重污染水平，B4、B8位置為偏重污染。Zn、Cr、Cd的大部分點位處于輕度-中度污染水平。Ni的Igeo平均值為-0.31，為清潔狀態。8種重金屬Igeo的均值排序為Hg（5.82）>Pb（2.64）>As（1.96）>Cu（1.72）>Zn（1.63）>Cr（0.54）>Cd（-0.04）>Ni（-0.31）的特征。這表明，該排污河底泥Hg的生態風險最大，Cd和Ni的風險較小。Hg的嚴重污染可能與排污河沉積物中有機物累積較多相關，Hg易于富集在有機相以有機結合態沉降滯留在底泥中[28]。

2.2.2 潛在生態風險評價法

采用佘中盛等[26]人測得的松花江水系沉積物地球化學背景值計算了排污河重金屬的生態風險，評價結果見表6。8種重金屬Eir均值排序為Hg>As>Cd>Pb>Cu>Ni>Zn>Cr。研究區域中Hg的Eir平均值最高（4 145.78），范圍在575.76～7 016.06之間，均處于極強生態風險級別。其次為As和Cd，其Eir平均值分別為70.28和62.96，生態風險級別在輕微生態風險與很強生態風險之間。Pb和Cu的Eir平均值分別為58.29和37.42，風險級別均在輕微生態風險-強生態風險之間。Ni、Zn、Cr的Eir平均值分別為6.42、5.22、4.64，均屬于輕微生態風險級別。從多種重金屬綜合生態風險（RI）角度來看，RI值范圍為634.16～7 523.77，均處于極強生態風險水平，原因是Hg的單因子生態風險極高，RI值產生顯著影響。從空間分布來看，8種重金屬的潛在生態風險等級在監測斷面B1、B2位置低于其他監測斷面，B4、B7、B8、B10則明顯高于其他監測斷面。

2.2.3 沉積物質量基準法

ERL/ERM、LEL/SEL相關數值及35個底泥樣品的SQGs評價結果列于表7。除Cd以外，其余重金屬的ERL超標率均高于60%，LEL超標率均高于80%，可能因為重金屬質量分數的地區差異導致部分背景值已高于ERL和LEL，且重金屬質量分數實測值較高。生物毒性較大的Hg的ERM和SEL超標率已超過60%，說明由Hg引起的不利生物效應將頻繁發生，底泥已受到嚴重污染并且影響底棲生物的健康。16種PAHs也不同程度超ERL、LEL、ERM， ANY和ANA超過SEL，這是因為與ERM相比，SEL標準值過高，兩者最大相差已達924倍（BaA）。從空間分布來看，Hg、Zn在B3-B12的平均質量分數均超過ERM，說明在上述斷面由Hg、Zn引起的不利生物毒性效應將頻繁發生。

As、Hg在B4-B12的平均質量分數超過SEL。NAP、ANA、FLU、PHE、ANT在B4-B12的平均質量分數已超ERM，BaP在B11的平均質量分數超過ERM。SQGs分析結果表明，該排污河底泥的生態風險主要由Hg引起和多環芳烴引起，其不利生物毒性將頻繁發生。

2.2.4 評價結果比較

綜合比較Igeo、PERI、SQGs三種方法，結果均顯示Hg是主要的風險因子，一方面是因為Hg的背景值較低，另一方面是因為其生物毒性系數極高，是Ni的8倍，Cr的20倍。

Igeo和PERI中8種重金屬的生態風險級別排序有所不同，這是因為Eif值不僅與背景值有關，還與重金屬的種類和生物毒性效應有關，比如Igeo的排序結果中Cd處于第7位，而在Eif結果中Cd處于第3位。PERI考慮了Cd的生物毒性效應，且其生物毒性系數較大，僅次于Hg，致使其排序發生前移。

兩套SQGs（ERL/ERM和LEL/SEL）的結果均表明該排污河底泥中多環芳烴質量分數已超ERL和LEL，多環芳烴已經開始對底泥產生不良影響，需要對其生態風險進行關注。

3 結論

（1）該排污河底泥中8種重金屬及16種多環芳烴均不同程度超松花江沉積物環境背景值。重金屬污染物在監測斷面B4、B7、B8、B12的質量分數較高，4環及以上多環芳烴多集中于監測斷面B11。

（2）Igeo評價結果顯示，不同重金屬污染程度按Igeo從大到小排序為Hg>Pb>As>Cu>Zn>Cr>Cd>Ni。PERI結果顯示，各重金屬生態風險危害依次為Hg>As>Cd>Pb>Cu>Ni>Zn>Cr，兩種評價結果均顯示Hg的生態風險最高，底泥呈現出以Hg為主的多種重金屬復合污染特征。SQGs評價結果顯示，重金屬及多環芳烴均不同程度超過ERL、LEL，說明污染物已經開始對底泥產生不良影響。

（3）該排污河底泥中Hg的風險水平遠高于其它元素，是構成了潛在的生態危害的主要因素。在今后區域生態環境的治理與恢復工程中，應特別關注Hg對生態環境影響。

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第6篇：生態風險評價方法范文

關鍵詞：綠色劑；生物降解性；生態毒性；生態風險評價

中圖分類號：TE626.39 文獻標識碼：A

0 前言

以礦物油為基礎油的礦物基油在自然環境中可生物降解能力很差，滯留時間長，一旦滲透到土壤或含水層中將會對環境造成嚴重破壞。更可怕的是，在對生態環境造成嚴重危害的同時，礦物基油已經直接威脅到了人類的身體健康。1999年發生在比利時的雞蛋二惡英事件經調查，發現是車用油在高溫條件下產生的二惡英混入飼料添加劑中，造成了動物飼料的污染［1］。因此，研究和開發可生物降解的綠色劑取代傳統的礦物基油已刻不容緩。綠色劑又被稱為環境友好劑、環境容許劑和可生物降解劑等，它是指在使用性能滿足機器工況要求的前提下，油或脂及其耗損產物對生態環境不造成危害，或在一定程度上為環境所容許，通常表現為生物降解性好且生態毒性及毒性累積性小。生物降解性是指物質被活性有機體通過生物作用分解為簡單化合物(如CO2和H2O)的能力。劑的生物降解性是其生態效應最主要的指標，以一定條件下、一定時間內劑被生物降解的百分率來衡量。劑的生態毒性與其配方中添加劑的存在有關，是指劑在生態環境中對某些有機生命體所造成的毒性影響，毒性大小可以半致死量(LD50)或半致死濃度(LC50)來表示。

1 綠色劑的生態研究

對于綠色劑的生態研究是為了確定該劑是否是與環境兼容，即是否是“綠色的”。生態研究的內容主要有兩方面：劑自身的內部特征，即生物降解性和生態毒性評價；油與環境接觸的可能性評價，即生態風險評價和生命周期評價。

1.1 生物降解性評定

在生物降解過程中，常伴隨著一些現象的發生，像物質損失、氧氣消耗、水和二氧化碳的生成、能量釋放或微生物量的增加等。生物降解性的評價就是通過定量測定生物降解過程中的這些現象來衡量生物降解性的。其中最適用的方法是測定物質損失和新物質生成的量。國外在油生物降解性試驗方法方面進行了大量的研究工作，先后發展出一些較成熟的試驗方法。

1.1.1 常用評定方法

到目前為止，關于劑生物降解性的測定還沒有國際通用的標準，最常用的測試方法見表1［2-4］。

其中OECD系列方法是由OECD(經濟協作開發組織)和歐洲聯合體提出的一系列試驗方法，主要適用于水溶性油，雖然已經被國際上接受并應用了很多年，但該方法試驗過程較復雜、周期較長、成本也較高。CEC L-33-T-93是由CEC L-33-T-83試驗方法發展而來的，該方法是針對舷外二沖程發動機油而制定的，但很快成為油工業的標準，并且得到歐洲廣泛的承認。它是一個相對生物降解試驗，再現性差，不同的試驗室之間的結果誤差可達20％左右，且只適用于非水溶性油。ISO系列試驗是國際標準化組織制定的標準試驗方

收稿日期:2007-11-26。

作者簡介：朱立業(1983-)，男，后勤工程學院油料應用工程系在讀碩士研究生，主要從事油及其添加劑等方面的研究工作。

注：DOC－溶解性有機碳；TOC－總有機碳；BOD－生物耗氧量；COD－化學耗氧量。

1．1．2 生物降解性評定方法研究進展

以上試驗方法較為常用，但與油污染環境的實際狀況還有一定差別，同時普遍存在著試驗周期偏長(14 d以上)、過程復雜、成本較高、且測定的結果沒有可比性和通用性等問題。這不僅不適應現今綠色劑快速發展的需要，還會給其研究帶來混亂。因此國內外對上述試驗方法進行了進一步的完善和發展，如OECD實驗方法已經改進，能夠試驗水溶性較差的石油產品，同時也在探索使用新的試驗方法來評定劑的生物降解性。

土壤試驗方法［7］是歐洲近幾年逐漸發展并成熟起來的方法,其主要試驗裝置見圖1。土壤密封在有定量空氣的玻璃管①中，試管內為裝有少量濃堿的容器③，酸性硫酸銅的電解池⑧，試管外有與電解池容積相同的補償容器⑥，在電解樣品池中侵入銅作為陰極，鉑作為陽極置于硫酸銅溶液上面。通入氧氣，放出的二氧化碳被堿吸收，使樣品池中壓力減小，補償容器的壓力使電解溶液與電極相遇產生電流，導致陽極釋放出氧氣，當壓力平衡時，電源斷開。計算方法同樣是以釋放二氧化碳的多少來確定。

土壤試驗法與劑污染環境的狀況非常接近。因為多數劑污染的是陸地環境，而常用試驗大都是在液體培養基中進行測定，以土壤為基礎的試驗更能準確的表示劑在環境中的實際降解能力。同時該方法不僅可以考察溫度、時間對生物降解性能的影響，而且也可以考察其他因素對劑生物降解性能的影響。因此，土壤試驗方法有望成為評定劑生物降解性通用的標準試驗方法。此外，國際上對油生物降解性評定方法的研究還取得了不少成果，如：N.S.battersby對常用的OECD系列方法、CEC和ISO試驗進行了解釋、比較，對各種方法的優缺點和適用范圍進行了闡述，并進一步提出了使用和改進方法的建議。并以CO2－headspace實驗為基礎建立了一種新的“物質固有降解性評定法”，該方法不久適用于非水溶性和揮發性物質，還具有很好的再現性［8-9］。Rhee［10］等人設計了一種生態動力學模型，通過該模型預測液壓油的生物降解性，不但速度快而且不需要太多生物學的專業知識，簡單方便。

1.玻璃過濾管；2.玻璃排淤管；3.堿液容器；4.頂塞；5.聚丙烯Y型管;6.補償瓶；7.SUBA密封管；8.聚苯乙烯管；9.銅陰極；10.鉑陽極

我國研究人員也在借鑒常用試驗方法的基礎上建立了一些適合我國情況的方法。呂剛［11］等參照歐洲CEC標準創新性地建立了二沖程汽油機油生物降解性能評定方法以及該方法采用的菌種標準，該方法所得實驗結果與國外已公布的類似方法評定結果相比，具有良好相關性，且方便、可靠、重復性好、更符合我國的實際。武雅麗［12］等自行設計的土壤模擬法能夠較好的模擬自然降解的環境，能比較真實有效地預測油在土壤中的實際生物降解程度，但由于不同的土質、植被會產生不同的試驗結果，給試驗模擬帶來了很大的不便，該方法還需進一步完善。唐秀軍［13］在CEC L-33-T-93的基礎上，建立了油“生物降解性能”評定方法。但該法的試驗時間較長，而且生物降解性的最終評價標準不夠全面，還需要進一步的優化。王昆［14］等進一步改進了唐秀軍的方法，以CO2生成量作為評價指標所建立的油生物降解性測定方法，其試驗結果具有良好的區分性、穩定性和相關性，可以在相對較短的時間內有效地測定油品的生物降解性能。同時還提出了以受試油品與參比物(油酸)在試驗期間內CO2生成量的百分比值作為該油的生物降解性指標，即生物降解性指數BDI，并提出了合適的生物降解性能評價標準。

1．2 生態毒性評定方法

生態毒性是指劑在生態環境中對某些有機生命體所造成的毒性影響。由于在實驗室內不可能把所有的野生生物都用來進行毒性研究，所以通常的做法是選取各種標準的物種(在生物鏈中代表著不同級別的物種)來對劑的生態毒性進行評價，水生生物的魚、水蚤、海藻和菌類都是常用的實驗生物。

1．2．1 常用評定方法

OECD對生態毒性的評定制定了標準的試驗方法［15］,見表2。

生態毒性實驗可分為2組，一組是急性實驗，評價高濃度下短時間內油的生態毒性，評價指標是半致死量LD50(mg/kg)及半致死濃度LC50(mg/L)，其中LD50是使試驗動物半數死亡的計量，是將動物實驗所得的數據統計處理而得的。綠色油的LD50或LC50應大于100 μg/g，如果生物毒性積累很低，在水生動植物類中LC50在10～100 μg/g之間也可以接受。劑的急性生態毒性分類見表3［16］。另一組是慢性實驗，評價油在亞致死濃度下，長期的影響結果，評價指標是無觀測影響濃度(NOEC，No Observed Effect Concentration)。

綠色油對水生環境的毒性評價是以德國的WGK(Wasser Gefhrdungs－Klassen)分類為基礎的,WGK分類是用水污染分類體系來確定物質對水污染的潛力，水污染分類體系是以水污染數值(WEN)為基礎的，而WEN值，除急性毒性值(哺乳動物、魚類和細菌等的毒性)外，是由生物降解能力和其他生物累積特性綜合得到的。該標準由德國聯邦環境部委員會負責制定，2000年以后有所修改，現行的標準見表4［17］。

1．2．2 生態毒性評定方法研究進展

美國ASTM于1998年公布了“油毒性測試：樣品液制備方法的標準”［18］，國外一些學者采用此標準制備樣品液，用珊瑚蟲、章魚仔、海蝸牛、水螅等海生生物研究原油和石油產品的生物毒性，這些海洋生物對石油類物質的生物毒性耐受性較強，試驗的時間相對較長，成本較高。國際上針對綠色油生態毒性評定方法的研究很多且已有一些進展，如：Baumann［19］發現在某種發動機上使用綠色油出現鉛含量過重的現象并進行了改進，為測試改進效果自行設計了一種可測試油鉛含量的方法。Erlenkaemper［20］利用細菌、藻類研究綠色油對人體肝臟細胞的毒性取得了一定成果。

我國在1995年頒布了《水質急性毒性的測定――發光細菌法》，但其適用范圍只限于在水中可溶性化學物質的水質急性毒性監測，對于較難溶于水的試驗物質，也有學者采用增溶劑或超聲波技術等方法增溶，但這些方法可能會改變試驗物質的自然性質，并導致非代表性的生態毒性關系。現在對于PAO基礎油、一些添加劑如丁二酰亞胺、磺酸鈣、ZDDP、烷基胺等都有一些生態毒性試驗數據。雖然還沒有針對綠色劑生態毒性的全面衡量標準和試驗方法，我國學者也做了大量研究，如：居蔭誠［21］等以發光細菌為受試生物，參照美國ASTM標準的水融合組分(WAF)方法制備油毒性測試樣品液，采用半數效應載荷EL50作為油在水中生物毒性的判定指標，建立了一套檢測油和添加劑急性生物毒性的評定方法，該方法具有快速、簡便、靈敏、準確、穩定、經濟以及測定只需微量樣品等特點，使油等難溶物質的生物毒性判定更加科學。同時給出的難溶物質急性毒性分級標準簡單易行，可操作性強，為油的毒性評定提供了依據。

1．3 生態風險評定

生態毒性和生物降解性確定的是綠色劑的內部特性，不包含與外界接觸產生的影響。一種油對水生有機體有毒或生物降解性差，從本質上講，不意味著它一定會對環境造成不利的影響，為了能準確評價一種油是否是環境友好油，還必須進行生態風險評價。生態風險評價［22］(Ecological Risk Assessment)可以理解為評估污染物對動植物和生態系統產生不利作用的大小和概率。

簡單地講，劑生態風險評定的基本步驟有：首先測定某種化學物質的固有特性，如可生物降解率、生態毒性等；再通過物資用量的多少、應用類型、排放處理等預測其在環境中的濃度(PEC)；然后預測該物質對水生有機體不造成危害的極限濃度(PNEC)；最后求出兩者的比值進行判斷，如果PEC/PNEC小于1，則這種物質的生態風險不大，就可以認為是環境友好的。目前，對綠色劑的生態風險評價還處于開始階段，雖然能確定油環境污染風險的“有”與“無”，但卻不能確定危害的大致概率，也沒有針對劑的生態風險等級。

1．4 生命周期評價

綠色劑是否可稱為“綠色產品”，按照國際環境質量管理認證標準的規定，還必須要通過“生命周期評估”加以確定。生命周期評估［23］(Life Cycle Assessment)是一種用于評價產品在從生產(包括原材料采集、加工)到使用，再到廢棄后處置的整個過程中所產生的環境影響的方法。可以說，這種評價方法能夠為某種特定商品“從搖籃到墳墓”的全過程所產生的環境影響提供較為可靠的分析結果。生命周期評價［33］被用于評價劑對環境的總的影響，包括基礎液、添加劑、原材料的使用、能源、包裝、運輸、產品的使用及廢棄、處理處置以及循環再生等全過程。不過，目前將LCA真正應用于劑領域，還存在很多困難，如資料難于收集，無現成的適用于劑的分析模型等等。

2 結束語

保護環境早已成為全世界的共識，綠色劑的發展將是大勢所趨。要全面發展綠色油，使其全面代替礦物基油，不僅要研究綠色油的基礎油和添加劑，其生態研究也應該成為重中之重，因為只有建立起適合各國國情、科學完整的生態研究、評價方法才能使綠色油的發展真正成為資源、經濟和環境有機結合的一項系統工程。

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SURVEY AND HEADWAY OF THE ECOLOGICAL STUDY ON GREEN LUBRICANTS

ZHU Li-ye，CHEN Li-gong，YANG Jun

(Dept. of Oil Application & Management Engineering, LEU, Chongqing 400016, China)

第7篇：生態風險評價方法范文

1實驗部分

1.1樣品的采集與處理花溪水庫屬于云貴高原典型的喀斯特中型供水水庫，地處貴陽市花溪區，距貴陽市市區僅20km，下游距花溪僅3km。花溪水庫庫容近3×107m3，每天向貴陽供應飲用水20多萬噸，占全市總供水的30%左右，屬貴州省一級水源保護區，是貴陽市的重點供水水庫之一。作為重要飲用水水源地，其水質的好壞將直接影響到市民的身體健康。2009年10月在花溪水庫庫區內共布設1#(大壩)、2#(半邊山)、3#(鎮山村)、4#(李村)、5#(天鵝渡口)、6#(竹攏)6個沉積物采樣點(見圖1)，采用抓斗式采泥器采集水庫沉積物表層0～5cm的樣品。樣品經離心、風干、研磨、過100目尼龍篩、充分混合后，按四分法選取過篩的細土，最后留下足夠分析用的數量，置于密封袋中保存備用。

1.2樣品的分析測試稱取風干樣品0.2g(精確到0.0001g)，用少許去離子水潤濕，加入消解液(硝酸與高氯酸體積比為4∶1)15ml，濕法消解，0.5%的HNO3定容至50ml，用AA400原子吸收光譜儀測定Zn和Cu的含量，AA800原子吸收光譜儀測定Cd和Pb的含量。稱取風干樣品0.2g(精確到0.0001g)，用少許去離子水潤濕，加消解液(王水)10ml，微波消解，冷卻后用5%的HCl定容至50ml，用AF－640原子熒光光譜儀測定Hg和As的含量。稱取風干樣品0.5g(精確到0.0001g)，于150ml三角瓶中，加去離子水潤濕樣品，加入1.5mlH2SO4，搖勻，加入1.5mlH3PO4、3mlHNO3搖勻消解，用ICP測定Cr的含量。

1.3評價方法LaysH［7］提出的潛在生態風險指數法是基于8種污染物(PCB、Hg、Cd、As、Pb、Cu、Cr和Zn)，其中PCB為多氯聯苯，屬持久性有機污染物(由于分析方法所限，研究未測定)，此次僅評價7個參數。

1.3.1潛在生態風險指數法各項評價指標的計算單因子污染參數(富集系數)Cif:Cif=Cis/Cin(1)式中，Cis為沉積物中金屬i的實測值，Cin為該污染物參比值(環境背景值)。本文采用國際上常用的工業化前沉積物中重金屬的全球最高背景值［5］(As、Pb、Cu、Cd、Cr、Zn和Hg的背景值分別為15、25、30、0.5、60、80、0.25mg/kg)。單個重金屬污染的潛在生態風險系數Eir:Eir=Tif×Cif(2)式中，Tif為某一重金屬的生物毒性響應系數，反映重金屬元素的毒性水平及水體對重金屬元素污染的敏感程度。本文所研究的Tif為Hg(40)﹥Cd(30)﹥As(10)﹥Pb(5)=Cu(5)﹥Cr(2)﹥Zn(1)［8］。

2結果與討論

2.1重金屬分布特征花溪水庫沉積物中重金屬含量如表2所示。花溪水庫中As、Hg、Cd的含量在各采樣點變化范圍較小，Pb、Zn、Cu的含量變化起伏較大。As、Pb、Cu、Zn、Hg、Cd的最大值均出現在3#樣點;在6個采樣點中，3#、5#采樣點受人為干擾較大，3#采樣點位于鎮山村附近，有生活污水的排放;5#采樣點位于天鵝渡口，曾有渡船和網箱養魚，所以出現了3#樣點的重金屬累加值在6個采樣點中最高，5#采樣點次之。而2#和1#采樣點位于下游，可能是由于重金屬的沉積作用，使得2#采樣點的重金屬累加值高于1#采樣點。各采樣點重金屬元素累積疊加值由高到低依次為3#。

2.2潛在生態風險指數評價潛在生態風險評價的各項指標計算見表3和表4。根據表3和表4，以國際上常用的工業化前沉積物中重金屬的全球最高背景值為參照，貴陽市花溪水庫重金屬富集(Cif)順序為污染水平(Eir)順序為總體上看，As、Pb、Cu、Cr、Zn重金屬潛在的生態危害在6個采樣點中屬于輕微生態危害范疇(Eir＜40)，其值遠小于40;Cd在3#樣點的Eir值超出了輕微生態危害范疇，其值為40.20，6個樣點的均值為r值為43.20，屬中等生態危害，6個樣點的均值為36.60，接近中等生態危害范圍(40≤E＜80)。評價結果顯示，Hg的單項污染程度最小，但潛在生態風險程度最高;Cu的單項污染程度最大，但潛在生態風險程度較小。這是因為，沉積物中Hg的含量雖小，但其Tif相對最高，因此Eir較高;而沉積物中Cu的含量雖最高，但因其Tif相對較低，因此Eir較低。從表4看出，各采樣點的潛在生態風險指數都屬于輕微污染范疇(IR＜150)，但3#樣點IR=124.87，接近中等生態危害，分析表明，這可能是與鎮山村的生活排污有關，應引起注意。6個樣點的IR值大小順序依次為3。

3結論

(1)花溪水庫沉積物重金屬在6個采樣點中，As、Pb、Cu、Cd、Cr、Zn和Hg含量的最大值均出現在3#樣點，且3#樣點的多種重金屬的生態系統的潛在生態風險指數為124.87，接近中等生態危害程度，應當引起有關部門的注意。(2)以現代工業化前正常顆粒沉積物中重金屬含量的最高背景值為參比值，花溪水庫的潛在生態危害屬輕微范疇。花溪水庫重金屬潛在生態危害程度由大到小依次為Hg＞Cd＞Cu＞As＞Pb＞Cr＞Zn。

第8篇：生態風險評價方法范文

關鍵詞 農藥企業；土壤；重金屬污染；生態風險

中圖分類號 X825 文獻標識碼 A 文章編號 1002-2104（2013）04-0067-06 doi：12.3969/j.issn.1002-2104.2013.04.013

隨著工業發展和城市化進程的加劇，通過工業排放、現代農業活動、交通運輸和大氣沉降等造成土壤重金屬污染的現象越來越嚴重。土壤中的重金屬可以通過吞食、呼吸攝入和皮膚吸收等途徑進入人體，直接對人體健康帶來危害[1-2]，還可以通過污染水環境、食物鏈富集等途徑間接危害居民身體健康。重金屬污染自身所具有的生物累積性、潛伏性、長期性和難降解性等特點導致了這種污染對人類健康的威脅越來越嚴重。如過量的鉛對人體多種器官有毒害作用；長期食用鎘含量高的食品會引起人體腎臟功能紊亂，導致死亡率上升、壽命縮短；銅是人體必需微量元素，但攝入過量銅可影響人體的生殖系統、影響嬰兒的免疫功能[3-4]。

農藥的使用是保障農業豐收的重要措施，農藥化工企業的發展對我國農業經濟發展有十分重要的影響。農藥化工生產過程中，合成農藥本身含有的重金屬及農藥合成時使用的金屬催化劑等都會對周邊土壤環境帶來重金屬污染[3]。重金屬濃度較高的污染表土容易在風力和水力作用下進入到大氣和水體中，導致大氣和地表水污染。此外，由于淋洗作用，重金屬還將導致地下水污染等生態環境問題。地表灰塵與土壤存在相互轉化關系，灰塵極易受人為或自然條件擾動而進入大氣，更易被人體吸收，因而受重金屬污染的土壤對人類健康的危害非常大[5-6]。因此，農藥化工企業周邊土壤重金屬污染狀況研究以及風險評價備受人們的關注，至今相關研究報道較少。本研究選擇河北省以生產農藥、殺蟲劑、除草劑等化工產品為主的某農藥化工企業為研究對象，對企業廠區內及周邊環境土壤中銅、鎳、鎘、鋅、鉻、鉛、汞和砷8種重金屬的含量及風險狀況進行分析，旨在明確農藥化工企業對周邊土壤環境的重金屬污染，為地方有關管理部門提供科學管理的依據和決策支持。

1 材料與方法

1.1 采樣及分析方法

第9篇：生態風險評價方法范文

關鍵詞：中央銀行；國庫監管；體系建設

中圖分類號：F203 文獻標識碼：A 文章編號：1672-3198（2007）07-0045-02

1 國庫監管體系建設的總體要求

（1）國庫資金風險監測與控制的充分性：我國中央銀行國庫資金風險監測與控制體系建設要充分考慮我國金融、財政體制改革、發展的總體要求，要與世界經濟、金融、財稅發展的趨勢接軌；滿足社會政治、經濟、人民生活穩定的需求，體現建設社會主義市場經濟的生態金融環境、生態財稅環境需求和對外開放的要求；體現以人為本的原則，提高民族生活質量的要求；保證貨幣政策和財稅政策執行的有效性；保證業務操作的規范性、合法性，提升央行國庫的管理質量和服務水平。

（2）國庫資金風險控制體系的有效性：國庫資金風險控制要達到控制的目標就必須得到有效實施。國庫的風險控制體系必須要保證有效地履行經理國庫職責，維護國庫資金安全、完善結算手段、保證服務質量，促進經濟發展。

（3）國庫資金風險控制體系的可操作性：國庫風險控制必須具有可操作性，能夠滿足各國庫的內部風險管理、風險控制和風險治理工作需求，只有可控的才是可行的，才能確保證國庫資金安全。

（4）國庫資金風險控制的目標性：國庫資金風險控制體系是為實現國庫工作目標體系服務的，國庫的資金風險控制必須保證更好地履行職責，實現央行國庫工作目標。

（5）國庫資金風險控制的科學性：國庫資金風險控制實際上是方法和程序的結合，只有保證風險監測與控制的科學、合理，才能保證方法的可行、程序的適用，否則南轅北轍，達不到預期效果。

（6）國庫資金風險控制體系的效率性：國庫資金風險監測與控制要有講求效率，只有高效的監測與控制機制，完善的組織結構，才能保證目標的實現。

2 國庫監管要素

2.1 控制環境

影響國庫資金安全的因素很多，既有外部因素，又有內部因素，對建立和實施控制這些因素的內外態度和采取行動總稱就是控制環境。

（1）誠信和道德價值觀；無論是國庫組織最高管理層（庫主任、庫副主任）、中層（部門負責人）、還是一般業務人員都應當嚴格一致地保持誠信行為和道德標準。通過加強央行的內部審計、紀律監察機構的監督職能和國庫的實地，使其客觀監督國庫管理者和員工，并提供道德方面的指導，通過制定國庫行為準則和業務標準，使所有員工在一般和特定環境下能夠保持正確的操作行為，規避不誠實、非法和不道德行為。

（2）管理理念和管理風格；央行國庫內部無論高層、中層、還是一般管理者都必須樹立科學的發展觀和正確的政績觀，提高內部控制重要性認識，支持、配合、參與機構內部資金風險監測與控制，加強風險管理、控制和治理。

（3）組織結構控制：國庫組織結構是指為國庫活動提供計劃、執行、控制和監督職能的整體框架。具體應考慮：組織結構的合適性，及其提供管理國庫所需信息的溝通能力;各主管人員所負責任的適當性;按照主管人員所擔負的責任，判斷其是否具備足夠的知識及豐富的經驗;當環境改變時，配合改變其組織結構的程度;員工、尤其是負責管理及監督職能的員工人數的充足程度。組織機構要科學、可行，具有相互配合、相互制約的機制。

（4）權力的分配和責任的劃分：國庫部門敏感職位較多，因此權力分工要準確明晰，只有明確授權和分配責任的方法，才可以大大增強國庫部門的風險控制意識，以規避管理風險和操作風險。

（5）人力資源政策和慣例：建立有效的員工調配、培訓、待遇、績效考核、提升政策和執行機制，才能保證央行國庫員工的勝任能力和正直品行。

（6）人員的能力：包括領導在內的全體員工，都必須具備相應的政治、業務素質和業務操作技能，只有具備相應的能力，才能確保各項政策、措施的有效落實。

（7）完善的內部檢查制度：建立完善的國庫內部檢查制度是促進國庫履行職責的需要。檢查方案要完善、科學，檢查內容全面、完整，檢點準確，檢查方法和程序要符合效率、效益的原則。

此外，金融生態環境、財政、稅務政策和地方利益分配也將對各級國庫的內部資金風險監測和控制產生重大的影響，各級國庫組織必須引起高度的重視，加強轄區金融生態環境建設，妥善處理與地方政府和政府部門關系。

2.2 國庫會計業務核算和資金清算系統

（1）國庫會計核算系統。規定各項國庫會計業務的鑒定、分析、歸類、登記和編報的方法，明確預算收入收納、劃解、入庫和支付的管理責任。健全的國庫會計系統應實現下列目標:鑒定和登記一切合法的核算業務;對各項業務按時進行適當分類，作為編制財務報表的依據;確定國庫業務發生的日期，以便按照會計期間進行記錄;在財務報表中恰當地表述核算業務以及對有關內容進行揭示。

（2）國庫資金清算系統。國庫資金清算系統包括：資金支付系統、內部行來系統和同城清算系統。

2.3 控制程序

控制程序指各級國庫部門所制訂的用以保證達到資金安全目的的方針和程序。它包括下列不同的控制程序:

（1）業務授權：國庫各項業務和活動通過依法授權，合理界定各級國庫的業務權力，確保各級國庫依法治庫。

（2）責任劃分：明確各個人員的職責分工和崗位互控，防止有關人員對正常業務圖謀不軌的舞弊行為。

（3）憑證與記錄的控制：指派不同人員分別承擔記錄業務和保管重要憑證的職責；憑證和賬單的設置和使用，應保證業務和活動得到正確的記載。

3 國庫監管的內容

從中央銀行國庫職能和業務性質看，央行國庫資金風險監測與控制應包括以下內容：

（1）職務崗位分離控制：中央銀行國庫的各項業務崗位要達到互相制約，相互牽制要求。責任的分配與授權，強調對于國庫內部的全部活動要合理有效地分配職責和權限，并為執行任務和承擔職責的工員、特別是關鍵崗位的人員，提供和配備所需的資源并確保他們的經驗和知識與職責權限相匹配，要使所有員工知道:他們的工作行為，以及職責擔負形式和認可方式，與達成央行國庫資金安全目標的聯系。

（2）金融政策、法規的執行監督控制：建立健全央行國庫依法行政機制和責任追究機制，保證國家各項財政政策的貫徹落實，使國庫所有的員工都能夠掌握國庫業務所必要的法律、法規知識，成為金融政策、財政政策的忠實執行者和監督者。

（3）授權批準控制：授權必須符合實際，過度授權可能造成下級機構權力過大，風險難以控制，一旦出現權力亂用、濫用現象，就會造成較大的損失；若權力收縮過大，易影響下級機構的工作積極性，造成工作效能低下。只有通過合適的授權程序、方式進行適度的授權，才能保證權力的可控、風險的可控。

（4）業務程序控制：包括預算收入收納、劃解、入庫、退庫、撥付和國債兌付等業務的會計核算控制、國庫資金清算控制等。員工必須充分掌握所從事工作的業務操作規程，知道不按規定業務程序操作的危害，能夠依照法定程序進行業務操作，就可以有效地防范國庫操作風險。

（5）網絡系統控制：國庫網絡系統要進行不斷的完善和優化，加強網絡登錄的管理與權限控制，加強計算機病毒實時監控，提高網絡核算的可控性。

4 國庫監管手段的類型

中央銀行國庫風險業務是以序時操作為基礎的，這就決定了其內部監測與控制也應是以序時控制為主。具體可分為事前控制、過程控制和結果控制三類

（1）事前控制：就是為了保證央行經理國庫職責在履行中不發生偏差，進行的事前控制。如：各項預算收入退庫審批業務、預算收入的更正審核業務、大額預算支付的審核業務、國債兌付的審批業務等等；

（2）過程控制：就是對央行國庫業務活動中針對正在發生的行為進行的控制。如：會計核算記錄、重要事項的登記、重要空白憑證的登記等等；

（3）結果控制：對國庫會計業務活動最終結果采取的各項控制措施。如：對會計核算業務的事后監督、國庫風險業務的定期排查、國庫的內、外部對帳等等。

我國中央銀行國庫的業務活動應逐步建立事前、事中控制機制。國庫核算事前控制有利于國庫資金的風險預防；過程控制往往能在事中發現問題、解決問題，比結果控制更可靠、更完善，更符合國庫資金風險大的特點。

5 對國庫監管體系的評價

對國庫資金控制所作的研究和評價可以分為三個步驟：①調查了解資金風險監測控制情況，并做出相應的記錄；②實施符合性測試程序，證實有關內部控制設計和執行的效果；③評價資金監測與控制的風險，確定資金監測與控制的薄弱環節和領域，實施擴展監督領域，降低風險。

5.1 了解國庫資金風險控制的方法

現場觀察法：通過現場觀察記錄關鍵控制活動、潛在的關鍵點、控制缺陷或控制過度情況。

流程圖法：就是用符號和圖形來表示中央銀行國庫部門業務和憑證在組織機構內部有序流動情況。

調查表法：就是將與保證業務記錄正確性和可靠性以及與保證業務完整性有關的事項列作調查對象，并列表由有關人員填寫。

5.2 進行符合性測試

符合性測試：為了確定內部控制制度的設計和執行是否有效而實施的程序。主要包括：實質測試、憑證測試和模擬測試；

實質性測試：對央行國庫的控制程序檢查、業務處理程序檢查、數據信息可信程度檢查。

憑證測試：就是要查閱國庫內部有關文件、資料；查閱國庫業務、會計帳目；核對有關帳證、賬賬、賬表；進行對比分析，進行科學的判斷與評價。

模擬測試：就是按實際業務處理過程進行模擬作業，核查資金風險監測與控執行情況。

5.3 國庫資金風險控制的評價

國庫資金風險控制體系風險評價步驟：（1）確認國庫政策執行、業務管理、操作中可能發生哪些潛在風險；（2）確認哪些控制可以防止或者發現這些風險；（3）執行符合性測試，獲取這些控制是否適當設計和有效執行的證據；（4）評價所獲得的證據；（5）評價該項認定的控制風險。

國庫資金風險監測與控制體系的風險評價：國庫資金風險監測與控制體系風險可評為高水平，也可以評為低水平。

評價為高風險內部控制：（1）控制政策和程序與認定不相關；（2）控制政策和程序無效；（3）取得證據來討價控制政策和程序顯得不經濟。

評價為低風險內部控制：（1）控制政策和程序與認定相關；（2）控制政策和程序有效。

5.4 控制風險評價的記錄

控制風險評價高水平時，只需記錄評價結論；控制風險評價低水平時，還必須記錄評價的依據。