我国农药单位面积用量为世界平均用量水平的 3 倍，同时农药施用量仅有约30%作用于目标生物^[1]， 其余农药通过渗滤、挥发、漂移或食物链传递等途径 在生态环境中残留^[2,3,4]。土壤是环境生态和农业生产中 极为重要的媒介，农药的残留将直接或间接影响土壤 生物、作物安全及人体健康。为了准确评价农药使用 可能带来的土壤生态风险，获取土壤中的农药残留的 监测数据是重要的途径。但这往往需要在农药施用后 以一定的时间间隔进行连续测定，再通过实验室分析 才能完成^[5,6]，不仅耗费大量的时间，经济成本也非常 高。当试验范围较大、不同时间使用多种农药时，农药 残留数据检测难以得到快速开展。美国及欧盟在农药 的生态风险评价管理方面已经逐渐形成一系列的技 术、程序和模型方法^{[7,8,9,10,11]}，结合农药的物理、化学、生物 毒理特征以及实际的环境场景，能够预测农药的使 用对环境产生的生态风险^[12,13]。通过模型的优化计 算，可以克服部分农药监测数据难以获取的弊端^[14]， 并对可能存在较大风险的区域进行重点监测和深入 的生物暴露评估试验，节约大量的人力和财力成本。 当前国内已有的一些关于农药生态风险的研究多为 对国外农药风险评价程序、暴露模拟外壳的介绍与探 讨^[15,16,17]，而很少有文献涉及评价模型具体算法方面的 研究与应用。

浙江萧山海涂围垦区是杭州市蔬菜种植和水产 养殖的重要生产基地，不合理的农药施用也对土壤环 境造成了潜在的生态风险。本文在前人的农药生态风 险评估算法基础上^{[11,18,19,20]}，在农场建立研究区域，以农 场中各种植区蔬菜地块为基本评价单元参考，建立预 测模型对不同农药施用后产生的土壤相对生态风险 水平进行评估；同时，融入地理信息系统（Geographic Information System，GIS）分析技术，将环境数据通过空 间插值技术插值到各蔬菜地块单元中，研究了蔬菜种 植区不同时空条件下地块单元上的土壤综合生态风 险（Integrated Ecological Risk Values，IERV）水平。 1 材料与方法 1.1 研究区域

本研究试验区域所在地为浙江省萧山围垦区 的吉天农场（120°36'50''~120°37'55''E，30°17'15''~ 30°18'30''N），农场总面积约200 hm²，其中蔬菜种植 基地占60 hm²，其余多为养殖水面。大面积种植的蔬 菜品种主要有芦笋、萝卜、番茄和辣椒。该区域属于典 型的亚热带季风气候，年平均气温为16.2 ℃，夏季平 均气温28.6 ℃，冬季平均气温3.8 ℃；年平均降雨量 约为1500 mm；蔬菜地土壤质地为砂土。研究区域位 置与蔬菜区块分布如图 1所示。

图 1 研究区域位置与蔬菜区块分布 Figure 1 Location of studied area and distribution of vegetable fields

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收集整理了2010年吉天农场蔬菜种植区块的田 间农药使用档案，这一年中各地块施用各种农药总次 数为130 次，各种农药在相同或不同地块上的施用总 次数在1~19 次不等。此外，还调查了蔬菜基地的土壤 采样数据、农药施用时气候条件以及农药有效成分特 性等信息，具体的数据内容分类与描述如表 1 所示。

表 1 数据采集分类与描述 Table 1 Classes and description of collected data

表选项

不同土壤中的农药生态风险除受当地气候条件 影响外，土壤质地、容重等多种参数也对农药的残留 产生不同程度的影响^[22]。依据不同农药的特性参数， 以蚯蚓为土壤指示生物（蚯蚓是农田土壤生态群落中 物质循环的重要载体以及常用的毒理实验的模式生 物^[23,24]，农药的毒理试验数据比较全），开展农药施用 后蔬菜地土壤中短期与长期生态风险评估。 1.3.1 土壤短期生态风险估算方法

农药在土壤中的短期生态风险相关因子可能涉 及农药施用浓度、土壤容重、农药被作物截留系数以 及农药有效成分含量等，依如下公式^[19]：

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土壤农药生态风险水平的评价是基于农药施用 后残留在土壤中的浓度与土壤生态环境中生物所能 承受的毒理浓度来判定^[25]。可通过如下公式得到短期 风险值：

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农药在土壤中的长期生态风险需要着重考虑农 药在土壤中降解半衰期、温度以及暴露时间等，具体 的计算方法如下^[10]：

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与短期风险值计算类似，农药的长期生态风险值 估算如下：

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针对多个农药同时作用于一个蔬菜地块的情况， 把综合的风险值定''为各个农药风险值（RV_ij）的累 加^[19]，如下式：

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比较RV_S和RV_L的值，取其中最大的代表土壤 中农药的生态风险估算值，如下式：

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为了便于比较各RV值，需要对该值进行标准化， 对所有得到的风险值进行对数转换，使其绝大部分落 在0~100之间（如果R_S<0，则取R_S=0），如下式：

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参考顾宝根等^[15]提出的以预测浓度与半致死浓 度比值作为关注标准，依据公式（10）进行转换，得到 风险值0~60、60~75、75~85 和>85 共4 个等级，分别 代表无风险、低风险、中等风险和高风险。需要指出的 是，这些风险值以及它们的划分都是一个相对的概 念，并不代表风险的绝对值或绝对水平。 2 结果与分析 2.1 蔬菜区块风险评价空间单元的确立

不同的蔬菜种植区块上，由于土壤特性、种植作 物、农药品种及其施用时间、施用剂量与施用方法等 情况都不尽相同，本研究确立各蔬菜种植区块为农药 生态风险的基本评价单元。考虑到蔬菜种植地块边界 上仍有可能在农药喷（撒）施过程中成为潜在的农药 渗入与残留区域，将距离蔬菜区块边界5 m之内的土 壤区补充纳入到地块的评价单元范围，使每个评价单 元能全部覆盖实际蔬菜种植区块及其边界。对各蔬 菜区块进行数字化成图，并在地图上对各地块进行编 码标识，然后将调查数据中的土壤容重、耕层质地以 及各次农药施用情况等信息通过GIS 分析技术，即 将点式的信息通过空间插值的方法（本研究中采用 反距离法，k=2）赋值到各蔬菜地块（面状）评价单元 上，借助ArcGIS 软件中的地统计分析（Geo-statistical Analysis）模块^[26]，建立“图形-属性”对应的风险评价 单元空间数据源。 2.2 不同农药施用的生态风险

本研究以1 个月为时间段，根据各月的农药施用 情况进行分类，计算各种农药施用后可能产生的生态 风险。表 2所示为各农药有效成分相关特征信息。

表 2 农药使用情况及有效成分特征信息 Table 2 Application rates and active ingredient（AI）properties of pesticides

表选项

从图 2 中可发现，多菌灵、毒死蜱、啶虫脒、三唑 磷、密菌酯和吡虫啉等农药在施用后具有高的土壤短 期或长期生态风险，其中以多菌灵最为严重，其短期 与长期风险值分别为104.6 和106.1，均达到了高风 险等级。通过调查蔬菜田间档案发现，该农药施用发 生在2010年4月的芦笋种植地块，当月共进行了三 次施药（4 月11 日、4 月16 日和4 月23 日），每次施 药浓度均为3 kg·hm^-2，多次施药的累加效应、相对较 长的土壤半衰期（40 d）以及对蚯蚓的较强毒性，这些 原因共同造成了其对土壤的高生态风险值。从图 2 与 表 2对照也可发现，虫螨腈施用后的短期风险较高， 与蚯蚓对其具有相对较低的耐受性有关（LC₅₀=12 mg·kg^-1）；而较短的土壤半衰期（1.4 d）则使其长期风 险值相对较低。嘧菌酯具有相对较高的长期风险是由 于该农药在土壤中有较长的土壤半衰期（78 d），且其 对蚯蚓的慢性无作用浓度较低（NOEC_W=3 mg·kg^-1）。 此外，甲维盐、异菌脲、氟虫腈、氟吗啉等则基本没有 风险，其他农药的施用对土壤生态环境具有中等风险 或低风险。

风险值risk value 图 2 各农药使用的短期与长期生态风险值 Figure 2 Values for short-term and long-term ecological risks of pesticides

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另外，从农药施用时间和所种植的蔬菜角度看，1 月、4 月和5 月的番茄地、芦笋地土壤的生态风险值 均较大，该时期温室大棚病虫害开始流行，用药量偏 多。而10月份的萝卜在用啶虫脒防治蚜虫时，间隔3 d 施药两次，农药用量与施用次数的增加直接造成生 态风险的偏高。 2.3 不同时空条件下农药使用的综合生态风险

通过图 2 的分析可知不同农药施用后土壤的短 期与长期生态风险，而对于某一特定的蔬菜种植区 块，事实上存在着相同或不同农药间隔或多次施用的 情况。在这样的条件下，蔬菜种植区块在某个月内的 土壤综合生态风险需要对各单一农药施用后的短期 或长期生态风险分别进行累加得到。利用克里格 （Kriging）^[26]从点到面的数值估计及分析，将各区块农 药施用风险评价的输入变量值插值到评价单元中，通 过累加计算预测风险值，获得了各蔬菜种植单元区块 土壤中农药综合生态风险水平。图 3 所示为各蔬菜区 块4月份的综合生态风险图。

图 3 四月份蔬菜地块土壤农药使用综合生态风险图 Figure 3 Map of integrated ecological risk values for vegetable parcels in April

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结合图 1中的蔬菜区块编号，我们发现有农药施 用的地块多为萝卜地（A/B/C/D/E/L/M）和芦笋地块（F/ G/J/K），以及小面积的辣椒、茄子区块（H）。对比蔬菜 田间农药施用档案发现，该月萝卜地主要为杜邦克露 72%粉剂（含代森锰锌和霜脲氰）防治霜霉病，该两种 有效成分具有较短的土壤半衰期（<1d），同时蚯蚓对其 又具有高浓度的耐受性（LC₅₀>299 mg·kg^-1），该条件下 其所造成的短期和长期生态风险均相对较小。而芦笋 地块因施用次数较多形成农药毒性的累加作用，造成 了该种植区块的高生态风险。 3 讨论

与运用复杂的模型^[8,10]，动态模拟、预测根际土壤 中农药的运移与残留动态变化不同，本文主要是针对 土壤农药残留的风险筛选水平（Screening-Level Risk Assessments）开展算法研究^[27]，并不苛求准确预测某 种农药或某个地块中农药的具体残留量。而是作为一 个初级阶段的相对风险评估方法，去估算试验区域内 农药使用对土壤产生的相对生态风险，用于快速筛选 出潜在的高风险区域，再对该区域进行更深入的数据 采集与风险分析。

现有数据中，只有少部分农药的半衰期试验数据 与研究的真实环境接近（表 2），其他多数农药的半衰 期值仍是参照实验室或特定试验条件下获得的数据 （PPDB）^[21]。为了使计算结果更接近真实场景，本研究 借鉴Stenrod^[13]和Zhan 等^[19]的修正方法，将农药土壤 半衰期数据与实际温度进行转换修正，以相对较少的 输入变量，获得了更接近实际情况的农药降解率系 数，并最终形成了土壤相对生态风险水平的综合评判 方法。

通过农药残留试验数据的比较分析，本研究中预 测残留浓度（PEC_L和PEC_S）基本上处于或小幅度超过 （10倍以内）文献中研究的浓度范围^{[28,29,30,31]}。从上述比较 结果看，预测结果可以指示该研究区域中农药使用后 在土壤中产生的相对风险水平，指导生产过程中农药 的合理使用，并针对具有高风险水平的蔬菜地块进行 重点的数据监测，节省成本和资源，避免非必需的试 验分析。预测存在几倍的误差情况，可能是浓度预测 时以最保守（即最坏）的情况考虑，此外研究区域内海 涂围垦特性、土壤微生物降解（或富集）、田间灌溉等 偶然性因素同样有可能影响预测结果的准确性。由于 这些更为复杂且难以量化的因素很难用简单的数学 关系进行解释，如果一开始就将所有这些因素纳入 考量，模型就会非常复杂，而且难以有效开展。因此， 在此风险筛选水平的基础上，再做进一步的农药试验 数据采集、场景构建以及详细的因素敏感性分析^[32,33]。 今后，更详细和深入的研究还需要构建大量的各种不 同的农田环境场景模式，在不同场景模式中去评估并 验证其风险，这将有助于进一步提高预测准确性，扩 展应用范围。 4 结论

在施用不同农药和剂量的情况下，从时间与空间 两个层面对浙江典型海涂围垦区蔬菜种植地进行了 土壤相对生态风险水平的估算，共得到了20 种不同 农药施用后对土壤产生的生态风险值。以大于85 为 具有高生态风险临界值，判定毒死蜱、啶虫脒、吡虫啉 和嘧菌酯等农药的施用对土壤中的生物具有较高的 短期或长期生态风险，其中4 月份的芦笋种植地块， 在施用多菌灵后产生的生态风险值最高（短期和长期 风险分别达到了104.6和106.1）。

此外，以蔬菜种植地块空间位置为对象，综合不 同时间施用多种不同农药的情况，获得了各蔬菜种植 地块的综合生态风险值（IERV）。结合GIS 空间插值 分析，实现了区块土壤生态风险的空间可视化，直观 地反映了研究区域不同时间（按月份）各蔬菜种植地 块土壤的相对生态风险水平。为典型的海涂围垦蔬菜 地场景提供了土壤生态风险评价的思路与方法，也可 为其他类似区域的风险评价或同类的研究提供借鉴。