风险评价兴起于七十年代几个工业发达国家，尤以美国在这方面的研究独领风骚。在短短20多年中，就环境风险评价技术而言，大体上经历了三个时期：七十年代至八十年代初，风险评价处于萌芽阶段，风险评价内涵不甚明确，仅仅采取毒性鉴定的方法；八十年代中，风险评价得到很大的发展，为风险评价体系建立的技术准备阶段。美国国家科学院(nas，1983)[1]提出风险评价由四个部分组成，称为风险评价“四步法”即危害鉴别，剂量一效应关系评价，暴露评价和风险表征。并对各部分都作了明确的定义。由此，风险评价的基本框架已经形成。在此基础上，美国epa制定和颁布了有关风险评价的一系列技术性文件、准则或指南。但大多是人体健康风险评价方面的。例如，1986年了致癌风险评价、[2]致畸风险评价、[3]化学混合物健康风险评价、[4]发育毒物健康风险评价、[5]暴露评价、[6]超级基金场地（superfund sites）危害评价和风险评价[7]等指南。1988年又了内吸毒物(sytemictoxicants)[8]和男女繁殖性能毒物[9,10]等评价指南。1989年，美国epa还对1986年指南进行了修改。因此，从1989年起，风险评价的科学体系基本形成，并处于不断发展和完善的阶段。
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。
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。
3．生态暴露评价 在人体健康风险评价中，暴露评价是测定人体暴露值大小、频率、途径和暴露时间，表征受暴露的人群。在生态风险评价中、暴露评价相对人体健康暴露评价来说是特别困难的，尤其对暴露群体的表征，针对不同物种，它们栖息地环境差异很大，如水生环境、陆生环境和其他特定环境等。目前对生态暴露评价的定义还没有完全统一，一般认为生态暴露评价是测定污染物的空间和时间分布、存在形态、生物有效性以及与所关注的生态组分的接触状况。生态暴露评价是生态风险评价过程中最基本的组成部分，由于暴露系统的复杂性，目前还没有一个暴露的描述能适用所有的生态风险评价。由于对存在风险的种群认识不完全、污染物有效性的因子了解不够、单一、特别是多种混合物暴露的剂量一响应规律认识不深入，以及将实验室结果外推到野外的不同时空范围的困难等，暴露评价中的许多因子都存在不确定性。显然，生态暴露评价远比人体暴露评价复杂，关键必须考虑污染物与生物体以及生态系统、污染物与环境间的相互作用、相互影响。因此，必须加强这方面评价方法和技术的研究。
4．不确定性处理 不确定性处理一直是风险评价中的主要问题。不确定性来源于各种外推过程，例如：物种间外推、不同等级生物组织间外推、由实验室向野外情况外推，由高剂量向低剂量外推等。因此对不确定性的定量化处理是风险评价必须解决的关键技术问题。要发展各种外推理论，建立合适的外推模型。 总之，随着环境保护进入一个新的时代，可以预见，环境风险评价研究必将对人类生存及自然环境的保护和改善作出新的贡献，并将对环境科学理论研究有新的推进。
参考文献
[1] nas(1983):risk assessment in the federal government：managing the process．nationalacademy press，washington，dc
[2] usepa(1986):guidelines for carcinogen risk assessment．fed．regist，51:33992?4003．
[3] usepa(1986):guidelines for mutagenicity risk assessment．fed．regist．51:34006?4021、
[4].usepa(1986):guidelines for the health risk assessment of chemical mixturse．fed．regist51:34014?4025．
[5].usepa(1986):guidelines for developmental toxicity risk assessment．fed．regist．51:34028?4040．
[6] usepa(1986):guidellnes for exposure assessment.fed．regits．51:34042?4054．
[7] usepa(1986):superfund health assessment manual.epa 540／1?6／060．
[8] usepa(1988):guidelines for health assessment of systemic toxicants．fed regist．(in draft)．
[9] usepa(1988):proposed guidelines for assessing femaelreproductive risk．fed．regist．53:24834-24847.
关键词：生态风险评价；水源地；生态风险因子；黄河新城桥段
中图分类号：FX820.4 文献标志码：A 文章编号：1673-291X（2015）02-0078-04
生态风险是指生态系统及其组分所承受的风险。是一个种群、生态系统或整个景观的正常功能受外界胁迫，从而在目前和将来减少该系统内部某些要素或其本身的健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价值的可能性[1，2]。生态风险评价在20世纪80年代由安全风险和健康风险评价发展而来，在美国、欧盟等发达国家得到广泛应用[3-5]，被视为环境决策的重要基础[6]。我国目前的环境风险研究主要集中在危险化学品的突发事故上，对生态风险评价还没有明确的法律规定[6-8]。生态风险评价的研究也多侧重于重金属污染、难降解有机毒物方面[9-11 ]。对区域生态风险评价的危害分析和综合评价都建立在生态脆弱性和生态损失度的基础上，对城市水源地生态风险评价的研究关注较少[12-14]。
水源地是一个城市生存和发展的必要条件，目前随着城市化进程的加快，城市供水遇到前所未有的压力，引入环境风险管理，对城市水源地进行生态风险评价成为城市水源地保护研究的重点内容之一[6]。本文参考依据美国环境保护署（US EPA）分布的生态风险评价导则提出的城市水源地生态风险评价的基本框架对兰州市水源地――黄河兰州新城桥段进行生态风险评价，以期为当地政府选择城市水源地或加强水源地的保护提供相关依据。
一、城市水源地生态风险评价方法
US EPA将生态风险评价的基本内容分为问题的形成、分析过程、风险表征及风险管理等部分。国内学者按照该原则提出为以研究区的界定与分析、受体分析、风险源分析、暴露与危害分析及生态风险综合评价为主要步骤的城市水源地生态风险评价的基本框架[6]。
（一）研究区的界定与分析
进行生态风险评价首先要确定拟评价的区域，即评价的范围，同时要对拟评价的区域有充分的了解和认识。根据水源地类型的不同，研究区域的界定方法也有差别：地下水水源地以地下水的补给范围来界定，以水文地质单元来划分，重点考虑地面环境因素（如固体废物和生活垃圾堆场等）对地下水的影响；湖泊以湖泊主体及小流域来确定；河流以流域范围来确定[15]。
（二）受体分析
1.受体
“受体”即风险承担着，在风险评价中指生态系统中可能受到来自险源的不利作用的组成部分，它可能是生物体，也可能是非生物体；通常是生态系统中对外部风险压力最敏感的因子[10]。
2.评价终点
区域生态风险评价中的评价终点是指在具有不确定性风险源的作用下，风险受体可能受到的损害，以及由此发生的区域生态系统结构与功能的损伤。评价终点的选择主要基于生态相关性，对胁迫因子（污染物）的易感性，以及管理目标的相关性[16]。
（三）风险源分析
“风险源分析”是指对区域中可能对生态系统或其组分产生不利作用的干扰进行识别、分析和度量[6]。这一过程又可分为风险识别和风险源描述两部分。根据评价目的找出具有风险的因素，即进行风险识别。水源地区域的基本风险源见表1。风险源描述是对研究区域内各种风险源进行定性、定量分析，确定风险发生的概率、强度、时间和空间的变化。
（四）暴露与危害分析
“暴露分析”是研究各风险源在评价区域中的分布、流动及其与风险受体之间的接触暴露关系[10]。各风险源对水源地的胁迫作用都通过一定的形式表现出来，如通过水量及水质的变化趋势、富营养化状态等进行分析[6]。
危害分析是确定风险源对生态系统及其风险受体的损害程度。风险源产生的压力会影响或降低生态环境因子的质量和功能，危及经济的正常发展。水源地的风险危害主要是造成供水企业的经济损失、城市居民生活缺水、当地经济发展受限以及饮用不合格水而带来的人体健康危害等[17]。“危害分析”是区域生态风险评价的重要部分，其目的是确定风险源对生态系统及其风险受体的损害程度。
（五）生态风险综合评价
风险评价是前述各评价部分的综合阶段，它将暴露分析和危害分析的结果结合起来，并考虑综合效应，将区域生态风险评价的其他组分有机结合起来，得出区域范围内的综合生态风险值[18]。
二、结果与分析
（一）研究区的界定与分析
兰州市水源地类型为河流，因此以流域范围来进行界定。黄河兰州新城桥段是兰州市主要的水源地，穿行于峡谷与川地之间，由于深居内陆，海洋暖湿气流不易到达，所以成雨机会较少，大部分地区十年九旱，气候干燥，多年平均降水量在200～400mm之间，水量很不稳定，91%的降水集中在夏秋雨季（5～10月），11月至次年4月为枯水季节。
（二）受体分析
1.受体
新城桥水源地属于黄河兰州段的一部分，在对新城桥进行生态风险评价时，选择水生生态系统作为生态风险评价的受体。
2.评价终点
评价终点可以在任意组织水平上被确认，包括个体水平、种群水平、群落水平，以及生态系统水平与景观层次上确认[19]。新城桥水域目前最重要的功能为城市水源地功能，因此以水质变化作为评价终点。
（三）风险源分析
1.风险识别
兰州新城桥段分布着大量工厂，而大多数工厂直接将废水排入河水中，造成点源污染。同时，上游的大面积农田以渠道灌溉为主，大量的残留农药、化肥随河水流入水源地造成直接的面源污染。综合表1分析后，确定新城桥水域的主要生态风险源为：点源污染、面源污染和内污染。
2.风险源描述
（1）点源污染
点源污染是指工业废水与城市生活污水在小范围内的大量集中排放。甘肃兰州市自来水厂的安全直接受其上游甘肃刘化集团、兰州新西部维尼纶有限责任公司排污的影响，国家和甘肃省环保局都非常重视，已将其列为治理的重点。
（2）面源污染
面源污染是指分散的小企业和分散的居民在大面积上的少量分散排放，如夹带着化肥、农药的农田径流，无序排放的农村废弃物，水土流失等；另外，还包括大量乡镇企业就地无序排放的废水，畜禽养殖业排放的废水、废物以及农户生活污水等。
流域内大量的化肥、农药随雨水或灌溉流入排水沟后汇入黄河，成为重要的面源污染。此外，畜禽粪便的还田率只有30%多，大部分未被利用或处理就直接通过排水沟汇入黄河。流域内土壤疏松，水土流失严重，随暴雨径流进入河流的泥沙，往往携带大量氮、磷元素，影响河流水质。在农业方面，不合理的大量使用农药、化肥，畜禽养殖、秸秆腐烂等污染随水土流失和农田退水进入水体，增加了水体中COD和TN、TP的污染物总量，成为影响水质的重要因素。
（3）内污染
内污染又称二次污染，是指江河湖库水体内部由于长期污染的积累产生的污染再次排放，黄河干支流与水库中的沉积物以及水库的养殖场，是主要的内污染源。
（四）暴露分析
从新城桥水域的水质变化方面对其进行暴露分析。根据黄河兰州段污染物监测中的22项主要指标的统计结果[20]分析，各暴露因子的权重层次排序中挥发酚和石油类在前两位，粪大肠杆菌群和总大肠杆菌群所占权重居第二，重金属汞居第三，pH指标在层次总排序中较为靠后，总硬度和水温所占权重最小。
（五）危害分析
兰州黄河上游流域内排放的点源污染和面源污染等不利风险因素对黄河的累积作用，可能会引发大的污染事件，水质下降，导致完全丧失其特有功能，如饮用水源地功能；更为重要的是，一旦黄河水源地遭到严重污染，则兰州市上百万居民的生活用水无法保障，兰州市的经济将会迅速衰退，城市的发展将会遇到瓶颈，经济的发展会受到制约，带来严重的社会影响。保证黄河的水源地功能，就要控制分析黄河水各污染物指标，提早做出预防和处理，防止水质进一步恶化。
（六）生态风险综合评价
通过以上分析，确定理化指标、营养盐及有机污染综合指标、无机阴离子、金属及其化合物、有机污染物和生物指标6大类指标作为兰州黄河新桥段城市水源地生态风险评价的指标。
由于各主要风险源对风险受体的作用强度是不同的，对形成区域性生态风险的作用大小也有差异，因此，我们采取层次分析法对新城桥段水域进行生态风险综合评价，确定各风险指数的权重[21]，据此进行综合评价。
将新城桥段主要生态风险源两两相互比较，按比较重要性大小根据表2进行仿数量化，得到的数量值构成一个判断矩阵，并且通过一致性检验。从而获得黄河兰州新城桥段水源地生态风险的权重分别为理化指标0.054、营养盐及有机污染0.217、无机阴离子0.078、金属及其化合物0.217、有机污染物0.246、生物指标0.187（表3）。
三、讨论
暴露分析结果显示各暴露因子权重大小为挥发酚和石油类>粪大肠杆菌群和总大肠杆菌群>重金属汞居第三>pH指标>总硬度和水温所。说明其上游甘肃刘化集团、兰州新西部维尼纶有限责任公司等化工企业排污引起的点源污染主要的风险暴露因子，其次是农业和畜牧业养殖引起的生物性及化学性面源污染。
生态风险综合评价结果显示水质综合评价6类大指标所占权重有机污染物>营养盐及有机污染综合指标和金属及其化合物>生物指标>无机阴离子>理化指标，说明有机污染物对水质影响最大，也就是说有机污染物对水源地生态风险的贡献率最大，营养盐及有机污染综合指标和重金属污染物指次之，而只是影响感官的理化指标贡献率最小。说明各种点源污染、面源污染及内污染是兰州市水源地主要的生态风险因子。而由化工企业排污及农业施肥、污灌等引起的有机物污染及重金属污染是重点控制对象。
四、结论
1.识别出新城桥水源地的主要生态风险源为：电源污染、面源污染和内污染。
2.位于该水域上游的化工企业排污引起的点源污染和由农业和畜牧业养殖引起的生物性及化学性面源污染是主要的生态风险暴露因子。
3.在地表水水质综合评价体系6类大的指标中，有机污染物对兰州市水源地生态风险的贡献率最大，其次是营养盐及有机物然综合指标和重金属污染物指标，是风险管理的重点控制对象。
4.兰州黄河新城桥段处于污染和水土流失严重的的黄河流域，多种污染源及不同污染物的复合污染的胁迫下，水质恶化不断加剧，对居民的用水安全造成极大威胁。为保障兰州市居民用水安全，必须将生态风险评价及管理引入到对水源地的保护中，加强对水源地复合风险、多种污染的协同作用、累积作用的研究，制定出针对各种污染源及污染物的综合、宏观的水源地管理和保护模式。
参考文献：
[1] Kelly J R，Levin SA.A comparison of aquatic and terrestrial nutrient cycling and production processes in natural ecosystems，with
reference to ecological concepts of relevance to some waste disposal issues In：Kullenberg G，ed[J].The Role of the Oceans as a Waste
Disposal Option.Hingham ：Reidel publish ComPany，MA，1986.
[2] 卢宏玮，曾光明，谢更新，等.洞庭湖流域区域生态风险评价[J].生态学报2003，23（12）：2520-2530.
[3] 陈辉，刘劲松，曹宇，李双成，欧阳华.生态风险评价研究进展[J].生态学报，2006，26（5）：1558-1566.
[4] 李谢辉，李景宜.我国生态风险评价研究[J].干旱区资源与环境，2008，22（3）：70-74.
[5] US EPA.Guidelines for Ecological Risk Assessment.EPA 630-R-95-002F，Washington，DC：U.S.Environmental Protection Agency，1998.
[6] 郭先华，崔胜辉，赵千钧.城市水源地生态风险评价[J].环境科学研究，2009，22（6）：688-694.
[7] 王军，陈振楼，王初，等.上海崇明岛蔬菜地土壤重金属含量与生态风险预警评估[J].环境科学，2007，28（3）：647-653.
[8] 孙洪波，杨桂山，苏伟忠，万荣荣.生态风险评价研究进展[J].生态学杂志，2009，28（2）：335-341.
[9] 张曼胤，崔丽娟，盛连喜，等.衡水湖湿地底泥重金属污染及潜在生态风险评价[J].湿地科学，2007，12：362-369.
[10] 智昕，牛军峰，唐阵武，等.长江水系武汉段典型有机氯农药的生态风险评价[J].环境科学学报，2008，28（1）：168-173.
[11] 马婷婷，刘立，嵇文涛.生态风险评价内涵及方法研究[J].甘肃科技，2010，26（13）：63-65.
[12] 王雪梅，刘静玲，马牧源，等.流域水生态风险评价及管理对策[J].环境科学学报，2010，30（2）：237-245.
[13] 陈春丽，吕永龙，王铁宇，等.区域生态风险评价的关键问题与展望[J].生态学报，2010，30（3）：808-816.
[14] 黄先飞，秦樊鑫，胡继伟，等.红枫湖沉积物中重金属污染特征与生态危害风险评价[J].环境科学研究，2008，21（2）：18-23.
[15] 吴学丽，杨永亮，汤奇峰，等.沈阳河水、地下水及沉积物中重金属的生态风险评价及来源辨析[J].生态学杂志，2011，30（3）：438- 447.
[16] USEPA.Guidelines for Ecological Risk Assessment[S].Published on May 14，1998，Federal Register 63（93）：26846-26924.
[17] 史贵涛，陈振楼，张翠，等.上海市饮用水源地周边环境中的重金属[J].环境科学，2008，29（7）：1797-1805.
[18] 张晓晶，李畅游，张生，等.呼伦湖沉积物重金属分布特征及生态风险评价[J].农业环境科学学报，2010，29（1）：157-162.
[19] 蒙吉军，赵春红.区域生态风险评价指标体系[J].应用生态学报，2009，20（4）：983- 990.
[20] 闻常玲，王莉红，贺徐蜜，等.水库型饮用水水源地生态安全评价及应用[J].水资源保护，2008，24（3）：91-94.
[21] 任B，王刚.黄河上游水质分析与污染治理对策研究[M].北京：中国环境科学出版社，2008：113-142.
当前，中国大部分的环境风险评价和管理一般仅限于某一具体的工程建设项目，不涉及政府部门的总体发展规划或某一领域的发展计划，这样常常导致政府在制定规划或决策时，很少或甚至没有考虑过其环境风险的影响[1]。然而，项目环境风险评价的对象及时间、空间的范围过窄，难以影响决策。
任何一个决策必然会通过各种途径对环境产生作用，而决策失误的环境影响具有长期性、复杂性和不可弥补的严重性[2]。历史教训告诉我们，如果决策时不考虑环境风险问题，往往会造成灾难性的后果。由于决策失误造成的风险往往是十分重大的，比项目造成的风险大得多。因此，如何避免决策在环境风险上的失误，决策环境风险评价成为了一种必不可少的工具。目前世界上利用相关决策风险理论在决策层面进行环境风险评价，并以此作为决策参考依据的相关研究仍然有限[3]。
本文对环境风险评价的基本概念、发展历程以及主要的技术路线和方法作了简要介绍，在此基础上结合比较风险评价的概念，总结了决策环境风险评价的应用状况，指出当前相关研究中存在的主要问题。
1 环境风险评价的发展及其常用的技术路线与方法
1.1 环境风险的概念和类型
1.1.1 概念
毛小苓和刘阳生认为：传统的环境风险评价广义上是指对人类的各种社会经济活动所引发或面临的危害(包括自然灾害)对人体健康、社会经济、生态系统等所造成的可能损失进行评估，并据此进行管理和决策的过程；狭义上传统的环境风险评价常指对有毒有害物质(包括化学品和放射性物质)危害人体健康和生态系统的影响程度进行概率估计，并提出减小环境风险的方案和对策[4]。
1.1.2 类型
传统的环境风险评价(Environmental Risk Assessment，ERA)按风险源划分一般分为三类：自然灾害风险评价、有毒有害化学品环境风险评价、生产过程与建设项目的环境风险评价[5]。目前应用的比较多的有事故风险评价、健康风险评价、区域性综合环境风险评价、自然灾害风险评价以及生态风险评价[3]。除此之外，另外一种应用于决策层面的风险评价类型——比较风险评价(Comparative Risk Assessment，CRA)是一种在通过风险的分析并确定优先风险的基础上，为决策的选择和改善提供服务的一种工具。
1.2 环境风险评价的发展历程
1.2.1 国外
环境风险评价兴起于20世纪70年代，发达的工业国家，特别是美国的研究尤为突出[6]。国外环境风险评价的发展大致分为以下三个阶段。第一阶段：20世纪30年代到60年代，风险评价处于萌芽阶段，主要采用毒物鉴定方法进行健康影响分析，以定性研究为主，直到1960年代，毒理学家才开发了一些定量的方法进行低浓度暴露条件下的健康风险评价；第二阶段：20世纪70年代到80年代，环境风险评价研究处于高峰期，评价体系基本形成，主要研究集中在事故和健康风险评价方面；第三阶段：20世纪90年代以后，随着事故与健康风险评价不断发展和完善，生态风险评价和区域性综合环境风险评价逐渐成为新的研究热点。
20世纪80年代末以后，随着事故风险评价、健康风险评价、生态风险评价和区域性综合环境风险评价不断发展和完善，在决策层面上开展环境风险评价并以此来支持决策方面的研究也逐渐受到重视，但相关的研究仍然很少。其中与决策风险评价相关并具有代表性的是CRA的提出和应用。
1.2.2 国内
中国的环境风险评价研究起步于20世纪90年代，且主要以介绍和应用国外的研究成果为主，还没有一套适合中国的有关风险评价程序和方法的技术性文件[7]。1990年代以后在一些部门的法规和管理制度中已经明确提出风险评价的内容。具有代表性的是2004年国家环保局颁发了《建设项目环境风险评价技术导则(HJ/T169-2004)》。国内到目前未见有关CRA的研究成果。
1.3 传统环境风险评价的技术路线和方法
传统环境风险评价常用的技术路线和方法如下：
(1)健康风险评价的技术路线多采用：①危害判定→②剂量-反应评估→③暴露评估→④风险表征(可接受水平)→⑤风险管理措施[8-10]。
(2)事故风险评价的技术路线：在核电、油库和石油化工风险方面一般步骤是：①历史数据分析→②风险识别和危害分析→③概率的估算和后果预测→④风险的计算和评价→⑤事故预防措施和应急方案[11-12]；有毒有害物质污染的风险评价的一般步骤与健康风险评价相似：①风险识别→②源项分析→③暴露-剂量计算→④风险评价和表征→⑤风险管理和应急措施[13-14]；在海上事故和船舶溢油风险评价方面的一般步骤为：①回顾性评价→②风险源识别→③预测未来船舶发展数→④估算风险概率值和理论值→⑤分析和估算影响和范围→⑥提出管理的措施[15-16]。
(3)自然灾害风险评价技术路线的一般步骤为：①致灾风险(因子的识别和分析→②承灾体易损性的评价→③自然灾害风险损失的评估→④灾害风险的管理。
(4)区域综合环境风险评价的一般步骤为：①搜集工程资料→②源项分析→③环境风险识别和危害后果评估→④单个风险因素评价→⑤风险综合评价→⑥环境风险管理。
传统环境风险评价研究常用的评价方法有：故障树分析法、决策树法、层次分析法、情景分析法、模糊综合评价法、蒙特卡罗模拟法和危险指数法等。
2 决策环境风险评价的技术路线和方法
2.1 比较风险评价的概念及其应用
2.1.1 基本概念
CRA研究起步的时间较晚，目前国内外对其尚未有明确的定义。Ijjasz和Tlayie认为：在宏观上，比较风险评价是在掌握大量正确数据的基础上对决策中的风险进行排序比较，并以风险的大小作为决策方案的选择依据，从而形成一个包含有科学家、决策者与利益相关者的开放、公平的相互交流的结构。Keane认为CRA是一个在将风险管理与区域环境容量结合的基础上进行环境规划与决策的工具。
微观研究领域，CRA主要是通过对所存在环境威胁进行排序和比较，确定首要的环境威胁，从而提出并修正管理的措施。宏观研究领域，CRA是通过比较决策方案风险大小的方式来为决策提供依据。在CRA的过程中，不仅要考虑各个风险之间的排序，也要考虑关于减少风险措施的排序，即在众多减少风险的措施中，确定最佳的减少风险的措施。
2.1.2 应用范围及应用状况
美国是开展CRA研究最多的国家，也是最早将C RA的概念用于环境决策中，但主要集中于微观研究领域。1986年，USEPA开展了对当前各地区存在的各种环境威胁进行相互的比较评价，以确定哪些是当前政策仍未解决的环境问题。USEPA(1987)在《Unfinished Business》一书中公布了上述评价中的研究成果。1987年，第一批比较风险评价开始在Washington D. C.和Vermont等州进行，其目的是为了确定当时环境的优先决策。1988-1998年间，24个州结合《Unfinished Business》一书中的成果和本州的实际情况开展了大量的CRA研究。
虽然当前CRA已经有了自己的体系，但主要还是集中应用于有毒化学物质、人体健康风险方面的评价，并通过这些评价对原有的决策进行改进，在决策时考虑环境和生态方面的风险，即在决策层面上开展真正意义上的环境风险评价的研究尚不完善。McDaniel s指出，CRA与多准则决策分析理论(MCDA)的结合已经成为当今决策风险评价的一种趋势，它是解决复杂的决策问题的合适的系统工具。
2.2 比较风险评价及其与决策相关的技术路线
到目前为止，学术界还未形成统一的将CRA应用于决策过程中的技术路线。Linkov在其著作《比较风险评价与环境决策(Comparative Risk Assessment and Environmental Decision Making)》一书中将CRA及其在决策中应用的过程归纳为以下三个步骤[3]：
(1)识别主要的风险并对风险进行定性或定量的估算和排序；
(2)根据排序和比较的结果确定首要风险，以风险的形式来进行决策分析；
(3)通过比较选择最佳的决策方案。
美国陆军工程兵团(USACE)、美国国家环保局(USEPA)以及美国能源部(DOE)先后提出了将CRA应用于环境决策中的一般步骤，其中以USEPA和DOE的技术路线最具代表性。
USEPA将CRA应用于环境决策中的一般步骤是：
①根据相关法律，将当前环境决策未解决的问题具体化；
②搜集相关的数据资料并进行分析；
③充分考虑社会政治因素，明确而具体地表达决策中可供选择的几种新方案；
④决策者根据各种指标，包括社会、经济、环境风险等给不同的决策方案赋予权重，从而评价不同方案的效果；
⑤比较不同的备选方案；
⑥方案的选择和最佳决策确定；
⑦检验选择的决策是否可以解决原先的问题。
但这一技术路线存在着一些不足：①只有专门的利益相关者参加，却并没有综合所有利益相关者的意见；②将自然科学与社会科学脱离，过分强调社会指标，忽略了自然科学指标的重要性，尤其是没有充分考虑相关的环境风险指标；③采用了一些非定量的社会和政治上的意见来排除一些决策。
DOE提出的将CRA应用于环境决策中的一般步骤是：
①决策中问题的确定；
②决定要解决这些问题的要求；
③建立起解决这些问题的目标；
④确定可以解决这些问题的备选方案；
⑤在上述目标的基础上确定决策评价需要的标准，其中包括社会、经济、环境风险等方面的指标；
⑥选择决策的工具；
⑦应用这些工具并结合CRA的原理进行决策备选方案的分析和选择；
⑧检验选择的决策是否可以解决原先的问题。
DOE的技术路线与其他两者的区别就在于重视环境决策分析工具的选用，而这些环境决策分析工具包括了简单的成本-效益分析，正反面分析、CRA原理以及MCDA中的多属性效用分析理论(MAUT)和层析分析法(AHP)等，以此用于不同条件下的决策分析，具有很大的灵活性。
2.3 传统环境风险评价和CRA在决策中应用的方法
传统的环境风险评价方法一般可分为定性、定量、定性与定量相结合三类，对项目进行风险评价的方法很多，但主要应用于决策方面的有故障树分析法、主观评分法、决策树法、层次分析法、情景分析法(Scenarios Analysis)、模糊风险综合评价、蒙特卡罗模拟法(Monte Carlo Simulation)等。
而CRA在决策中的应用中除了使用上述提到的环境风险评价的基本方法以外，还要与MCDA的相关方法相结合共同来解决这一难题。所以，CRA在决策中应用的主要方法还包括正反面分析法(Pros and Cos analysis)。
正反面分析法就是通过定性地比较备选方案的优点(正面)和缺点(反面)，其中优点得分最高且缺点得分最低的方案作为最佳的决策方案。
SWOT(S-优势，W-弱势，O-机会，T-威胁)分析法源自一种企业内部决策的分析方法，即根据企业自身的既定内在条件进行分析，找出企业的优势、劣势及核心竞争力之所在，最后根据分析结果找出解决方案。
贝叶斯决策就是在不完全情报下，对部分未知的状态用主观概率估计，然后用贝叶斯公式对发生概率进行修正，最后再利用期望值和修正概率做出最优决策。
多属性效用理论就是在多目标决策分析中，将所要达到的各个决策目标用效用大小程度的效用函数来表示，通过效用函数构成多目标的综合效用函数，以此来判断各个可行方案的优劣。
层次分析法就是把复杂问题中的各种因素通过划分为相互联系的有序层次，使之条理化，根据对一定客观现实的主观判断结构(主要是两两比较)把专家意见和分析者的客观判断结果直接而有效结合起来，对每一层次元素两两比较的重要性进行定量描述。而后，利用数学方法计算反映每一层次元素的相对重要性次序的权值，通过所有层次之间的总排序计算所有元素的相对权重并进行排序。在决策分析中，层次分析法的基本原理为先分解后综合。整理和综合人们的主观判断，使定性分析与定量分析有机结合，实现定量化决策。
3 结论
3.1 总结
传统环境风险评价技术路线的一般步骤主要可以归纳为四个部分：风险识别、风险分析、风险表征与风险管理，但根据评价的对象与范围的不同，各步骤的具体内容也不尽相同。健康风险评价主要侧重于危险物质剂量与人体健康反应之间的关系从而确定风险防范的措施；事故风险评价主要侧重于事故发生的概率与其后果来表征风险的大小；自然灾害的风险评价起步较晚，主要是通过致灾因子分析、承灾体易损性评价、灾情损失评估来提出减灾的对策，但其技术路线的实施中却只注重于经济损失的计算，忽略了生态环境和自然资源的保护；区域环境风险的综合评价已经上升到了战略环境评价的层次，是上述三种风险评价技术路线的一种综合形式。
CRA及其在决策中应用的技术路线一般为：①决策中问题的确定→②决定要解决这些问题的要求→③建立起解决这些问题的目标→④确定可以解决 这些问题的新决策→⑤在上述目标的基础上确定决策评价需要的标准，其中包括社会、经济、环境风险等方面的指标→⑥选择决策的工具→⑦应用这些工具并结合CRA的原理进行决策的分析和选择→⑧检验选择的决策是否可以解决原先的问题。CRA在决策风险评价中应用的主要方法包括多属性效用理论(MAUT)和层次分析法(AHP)，此外还有分层序列法、目标规划法、多目标群决策和多目标模糊决策等方法。
3.2 存在的问题
(1)虽然传统的环境风险评价理论已经趋于成熟，但是决策的环境风险评价开展不够成熟，尤其是从决策的源头开展环境风险评价的研究仍然很少，尚未见较为完善的决策环境风险评价体系。
(2)当前CRA主要在美国开展研究，已经有了自己的体系，但主要应用还是集中于有毒化学物质、人体健康风险方面的评价，并通过这些评价对原有的决策进行改进。在决策时考虑环境和生态方面的风险，即在决策层面上开展真正意义上的环境风险评价的研究尚少见。
(3)目前在国外开展的一些研究中，大部分是在决策制定之后才对其存在的风险进行比较分析，在决策前将不同的决策中存在的风险进行比较并最终确定决策的研究尚未见报道。
(4)环境风险评价的基本特征之一就是不确定性。虽然当前CRA在决策风险评价的应用不断完善，但由于决策一般涉及区域性问题，评价中所需的许多基础资料往往比项目层次的环境风险评价更缺乏，使评价过程和结果具有更大的不确定性，使决策环境风险评价结果的科学性和可靠性受到影响。
鉴于配电网的设备在其使用期限内，其运行使用的时间与配电网设备发生故障之间的频率具有一定规律。由于每台设备实际发生故障的频率、次数以及使用寿命都不相同，但是，如果对配电网的运行状况进行统计分析就可以对故障发生的规律进行总结。一般而言，设备故障发生的频率主要包含三个阶段：早期、偶发期以及耗损期。相关人员对故障发生时期的规律进行分析总结，配电网设备的整体性是在不断发生变化的，在对设备指标的关键参数分析，能够对设备未来运行的趋势以及状态进行预测。该体系的创建过程具体为：
①对配电网中设备的整体运行状态进行评价；接着对不同设备中每个零件的性能状态进行评价；最后对电网设备中各状态量化取值。
②对电网设备中每层状态的评价标准进行建设，并依据相关标准对配电网最后的状态进行赋值计算，进而得出合理的设备状态评价结果。
③依据配电网当前设备的评价结果，通过对具体的计算公式以及风险评估方法进行利用，对设备故障的发生概率进行综合的计算，评估出设备的风险值，得出科学的风险评估结果。
④依据配电网的风险值对风险级别进行划分，并结合风险评估的结果以及具体的应用情况对不同数量的风险等级进行合理的划分。
⑤配电网设备运行维护中的风险评估与状态评价的方法。
2配电网设备运行维护中的风险评估方法
一般而言，对配电网运行设备进行那个风险评估主要包含：设备自身风险与故障风险。其主要是对设备的资产值、资产损失度以及设备发生的风险概率等方面进行评估。相关人员在设备状态评价的基础上，对配电网进行风险评估，能够对设备各方面的因素进行综合考虑，通过对评价结果的应用来提高工作人员的效率。评估人员在对设备风险评估前，应该注意以下的准备工作：
①了解初始的配电网设备信息，其主要包含状态评价结果中的等级与评分，针对设备故障的案例，其主要包含设备可能性故障、发生故障以及损失程度等。
②应该结合设备的信息以及状态评价结果对设备的资产量化值以及设备的故障平均概率进行计算。
③综合设备量化值，通过对特定算法的应用，对配电网的设备风险进行评估，从而确定风险的量化值。
2.1对配电网设备的资产值进行确定
相关人员对设备资产值的确定，应该综合对资产以及资产损失程度进行考虑，得出设备运行中潜在的损失总量。所谓设备的资产就是指设备的价值，能够直接反应设备的购买成本、维修以及成本更新的情况。鉴于设备的资产损失程度是由安全、环境以及价值所决定，其每个要素的损失程度由损失概率与损失值直接决定。
2.2对配电网设备的风险值进行确定
一般而言，设备的风险值是由设备故障概率与设备资产值进行确定，与此同时，还应该对设备的使用寿命以及是使用实际进行考虑。由此可见，配电网设备的风险值主要与时间、设备资产值以及设备的故障概率有关。
2.3配电网设备运行维护中的状态评价方法
鉴于配电网的设备具有复杂、繁多以及分布广泛的特点，对配电网设备确定的状态分为以下步骤：
①对配电网每个设备的状态量进行明确。
②对配电网的评分等级以及评价规则进行确定，对设备状态量的优劣等级评分，进而获得设备状态的评分。
③对照配电网的评分标准，对配电网状态的级别进行确定。
2.3.1配电网状态量的选择
在对配电网状态量进行选择的过程中，应该保证选择的状态量信息对设备状态有一个直接的表现，其中包括设备的家族缺陷、原始信息、检查状态、试验结果以及事故的类型等，必须保证对设备状态量收集的完备与准确。结合状态量对配电网设备性能影响与正常运行的大小，其主要把状态量分为关键状态量与普通状态量两种。
2.3.2配电网的评价方法
对配电网进行评价，电力企业普遍采用扣分评价的方法，此种方法由于操作简单而被人们广泛使用。相关人员应该依据设备状态量的优劣程度以及影响程度对配电网设备状态进行核算量化，只有在对设备部件的单项扣分与合计扣分综合考虑下，得出其都属于正常状态，才能够判定其设备正常，如果仅仅是整体或者单项一个方面达到标准状态，应判定其设备为严重状态。
3配电网设备运行维护中的风险评估与状态评价的应用实例
某地的电网企业在对配电设备进行检修的过程中，通过对风险评估与状态评价系统的应用，对电网设备运行的状况与存在的问题进行全面的掌握，并依据评估结果对设备进行检修，进而降低了电网设备的风险以及设备的安全隐患，从而取得了对风险良好的预防效果，促进了电网企业经济利益的提高。
4结语
“动态风险控制”是相对静态风险控制而提出的。在企业并购过程中，伴随并购的推进，风险来源不断发展、变化，即使在同一阶段也存在着由于并购双方决策互动而产生的决策风险。
动态风险控制包括两层含义：一是从并购流程上看，动态风险控制必须贯穿于并购规划设计——交易执行——并购整合三个阶段，尤其是要贯穿于并购定价、融资和支付等交易执行阶段的三个环节，以此实现动态控制过程；二是从交易决策上看，动态风险控制必须以信息传递为基础，并根据双方的行为信号来不断调整自己的行动战略，实现动态决策控制。动态风险控制既体现在过程中又体现在决策上，是动态控制与动态决策控制的统一。
动态风险控制理论的实施具有条件：首先，完全的市场机制是动态风险控制理论实施的市场条件。动态风险控制理论是建立在现代企业财务理论基础上的理论，因此，现代财务理论的应用条件在动态风险控制理论实施时也必须具备。无论是现代财务理论还是实施动态风险控制理论，有一些基本的条件不可忽视，即完全竞争机制和自由价格机制。如果没有完全的竞争机制和市场价格机制，那么一切不确定性因素在本质上就不可能用概率或其他方式加以量化，风险控制就丧失了量化的基础；且一切的不确定因素在本质上可以全部归结到人的因素中，财务学的研究工具就可以全部被心理学的描述所取代。所以完全的市场机制是动态风险控制理论的市场条件。其次，私有产权的明确界定是动态风险控制理论实施的制度条件。动态风险控制里引入了不对称信息博弈理论的信号传递思想，而信号传递的基本假设包含了风险回避、效应最大化等目标，同时还隐含了市场的有效性假设等。这些假设概括起来反映了决策主体的自利主义动机，而自利主义动机的制度条件是产权或所有权的私有。从制度从层面上讲，动态风险控制理论实施的制度条件是私有产权明确界定，决策主体之间存在着明确的反向利益。
企业的动态并购风险控制主要包括以下几个方面：
第一，企业并购的定价风险控制。在企业并购中，定价包含两个基本步骤：一是对目标企业进行价值评估；二是在评估价值基础上进行谈判。由于评估价值是价格谈判的主要依据，因此，能否客观、公正地评估目标企业的价值是定价风险控制的关键。在通常情况下，目标企业价值评估聘请中介机构进行，因为中介机构专业化的评估知识和丰富的经验能够提供相对较为客观的价值判断，不过，其前提是中介机构本身客观公正，具有中间立场。即便如此，在目标企业价值评估中仍然存在两个方面的风险来源：一是来自目标企业的财务报表；二是来自评估过程和评估方法的采用。目标企业的财务报表之所以存在风险，是因为企业可能利用会计政策和会计方法进行财务欺诈；评估过程和评估方法之所以存在风险，是因为中介机构可能在利益驱动下进行虚假评估，或者采用了不恰当的评估方法和技术路径导致评估结果失真。
针对定价过程的两种风险来源，动态风险控制需要采取两个层次的风险控制策略：一是在目标企业的评估过程中进行不确定风险控制；二是在价格谈判过程进行信息不对称风险控制。目标企业价值评估中不确定性风险控制的基本途径是运用资本资产定价模型进行资产定价，具体表现为风险贴现率的确定。即在有效假设条件下通过股东要求的收益率与风险之间的正相关关系来估计股权资本成本，从而确定不同财务杠杆企业的加权平均资本成本并以此作为风险贴现系数。由于风险贴现系数的变化会导致评估价值的较大波动，因此风险贴现系数的确定便成为评估风险控制的着力点。而风险贴现系数的确定又集中体现在对β系数的估计上，这就使反映资产收益水平对市场平均收益水平变化敏感性程度的β系数成为评估风险控制的关键。β系数是一个衡量资产承担系统性风险水平并受资本市场完善程度影响的指标，这就决定了资本市场完善程度直接影响到β系数的估计和风险价格的大小，从而影响到风险——收益——价值的配比关系，并进而影响到评估价值的风险。所以，在一定程度上，目标企业价值评估中进行不确定风险评估的关键取决于是否具有一个完善的资本市场环境。
由于评估价值只是并购定价的依据而不是最终的交易价格（最终交易价格还需要经过价格谈判），所以，动态风险控制还必须包含以信号博弈为手段的价格谈判过程中的不对称信息风险控制。在正常情况下，价格谈判是以评估价值下为下限的空间中进行的。由于被并购方知道自己企业的真实价值而不会让评估价值低于真实价值，因此评估价值是真实价值的上限，成为被并购方讨价还价的底线；另一方面，收购方以协同效应为依据确定了一个预期价值并以此为价格谈判的上限。这样，价格谈判的空间就在评估价值与预期价值之间。但在信号定价博弈条件下，处于信息劣势的收购方会根据拥有信息优势的被并购方所发出的信号不断调整自己的还价策略，使得价格谈判的空间变到真实价值与预期价值之间，价格谈判的底线变为真实价值。因为真实价值一定低于评估价值，所以，信号定价博弈的底线低于正常谈判条件下的底线，起到了定价风险控制的作用。
第二，企业并购的融资风险控制。企业并购是一次性资金需要量很大的企业投资行为。为取得并购成功，收购方通常需要的资金不仅包括定价所决定的购买价格，还包括债务成本、中间费用、税收成本、意外成本、整合与运营成本和并购机会成本等。对于任何企业都要借助外部融资支持企业资金并购资金来源。实践中收购方如何选择并购融资工具通常需要做两个方面的考虑：一是现有融资环境和融资工具能否为企业提供及时、足额的资金保证；二是哪一种融资方式的融资成本最低而风险最小，同时有利于资本结构优化。这两个方面的考虑实际上是企业基于市场现实的风险回避途径。在成熟和发达的资本市场条件下，融资环境的便利性和融资工具的多样性为企业灵活选择融资方式创造了有利空间，融资成本表现为市场机制硬约束条件下的显性成本，因此企业融资依据融资成本而遵循内源融资——债券融资——信贷融资——股权融资的顺序选择融资方式，融资风险表现为债务风险。根据现代财务理论，对债务风险控制的主要方法是在成本——收益均衡分析框架内进行最优资本结构决策。成本分析侧重于债务融资的利息成本和破产成本，收益分析侧重于债务融资的节税价值，利息成本和破产成本与节税价值两者的均衡点即为最优资本结构的债务比例。
不过从本质上讲，以利息和破产成本与节税价值两者的权衡所决定的资本结构事实上只基于不确定性风险控制问题，而对于并购融资实践中存在的由于不对称信息所产生的风险却无能为力。动态风险控制理论认为，不对称信息理论条件下的最优资本结构决策逻辑地表现为股权成本与债务成本的均衡决定，风险控制的途径应以最大化地减少成本为依据。在成熟的市场条件下，成本最小化可以利用融资信号博弈在达到市场信号均衡条件下得以实现。因此，收购方减少融资成本从而实现融资风险控制的途径是对融资信号的选择和传递。对于处于信息优势方和融资方的收购方来说，信号选择同样框定在负债比例，通过负债比例的选择来向出资者传递有关企业获利能力和质量的信息，从而减少出资人的逆向选择行为，降低融资成本。不过，由于受市场和企业自身条件的约束，在信号选择和传递中，收购方还需进一步考虑企业的自有资金、成本和并购方案的成功概率等因素，从而使融资风险控制落脚于自有资金约束条件下的最优融资结构设计。所以从根本上讲，融资风险控制最终表现为以融资成本为主题、以债务杠杆为标尺的资金来源数量结构和期限结构的匹配关系。
第三，企业并购的支付风险控制。在企业并购活动中，支付方式是其中十分重要的一个环节。不同的支付方式会影响到收购价格，导致收购公司与目标公司股东的效益水平不同，能否采取合理的支付方式关系到公司并购的成败。这里的支付风险主要是指与资金流动性和股权稀释有关的并购资金使用风险，主要表现在两个方面：一是现金支付产生的资金流动性风险，以及由此最终导致的债务风险；二是股权支付产生的股权稀释风险。不同支付方式选择带来的支付风险最终表现为支付结构不合理。
【关键词】VAR 基金系QDII 模糊综合评价
风险价值（VaR）模型旨在估计给定投资工具或组合在未来资产价格波动下可能的或潜在的损失。用Jorion给出的权威说法，可把VaR定义为“给定置信区间的一个持有期内的最坏的预期损失”。Jorion用银行Bankers Trust的数字为例说明了VaR值的含义。该银行1994年年度报告公布了它当年每日的VaR值，在99%的置信区间内平均为3500万美元，这意味着，因市场波动而每天发生超过3500万美元损失的概率只有1%。
对基金系QDII投资风险的预测和评价，作者采用模糊综合评价方法，将主观指标和客观指标相结合，综合求得一个预警系数，通过总的预警系数值来测定基金系QDII营运风险程度，从而起到报警作用。
首先要确定影响该问题的几个主要因素，也就是要建立相应问题的因素集，表示为U={u1，u2，…，un}，ui表示第i个因素，i=1，2，3，...，n；其次要确定评价问题的几个可能的结论，建立相应的评价集，表示为V={v1，v2，…vm}：vj表示第j个评价结果，j=1，2，3，....，m.。
一般的，各种因素对评价结果的影响状态是不同的。对于因素集U上每一个影响因素ui，相对应的某一评价结果有一个权重，即影响程度，设为ai，可得因素权重集A={a1，a2，…，an}，A是因素集U上的一个模糊子集，0≤ai≤1，∑ai=1，i=1，2，…，n。
从因素集U到评价集V的一个模糊映射R的向量R（ui）=（ri1，ri2，…，rim）称为单因素评价向量，R（ui）是V上的模糊子集（0≤rij≤1，i=1，2，…，n，j=1，2，…，m），rij表示第i个影响因素ui在第j个评价结果vj上的隶属度。由此将因素集U中的每一被考虑因素所对应的模糊映射向量排列起来，得到模糊评价隶属度矩阵R。它表示因素与评价结果之间的模糊关系，称R为模糊关系矩阵。
rij=μR（ui，vj）（0≤rij≤1），表示对于因素ui，该事件被确定为vj的程度。矩阵R中的第i行Ri=（ri1，ri2，…，rim）为第i个因素的单因素评价，它是V上的模糊子集。矩阵中的行表示某种因素与各种评价结果的密切程度，矩阵中的列表示某种评价结果与各种因素的密切程度。
这样，在权重集A=（a1，a2，…，an）已知的情况下，对模糊子集A和模糊矩阵R进行复合运算即可进行综合评价。在单层次结构情况下，模糊评价模型为：
B=A*R=（b1，b2，…，bm）
B是评价集上的模糊子集，bj表示第j种风险等级状态vj对模糊子集B的隶属度。通常按最大隶属度原则选取bj中的最大值，该最大值所对应的风险等级状态即为综合评价所得到的结果，这就是模糊综合评价确定的结论。
从基金系QDII投资风险控制的实际，得出基金系投资风险模糊综合评价模型。从模糊矩阵评判中得到结果，取其最大值所对应的风险状态等级，四种风险状态等级发出不同程度的警报来报警，预报的发出可采取“亮灯”的方式，例如：当最大值对应的风险状态为正常状态时则亮“绿灯”；当最大值对应的风险状态为低度风险状态时则亮“黄灯”；当所取的最大值对应的风险状态为高度风险状态时，则亮“红灯”。亮灯的目的在于警示风险管理决策者及时调整策略，以减少损失或危机发生的可能性，增强基金系QDII抗风险的能力。
我们选取，上投摩根基金管理有限公司来验证模型。根据上投摩根亚太优势2012年第三季度的报告，我们算该项投资的汇率风险值，利率风险，市场风险，流动性风险，信用风险同样利用VaR方法可以计算出。
为了方便，我们首先取W=1元人民币
使用方差一协方差法计算VaR的具体步骤如下：
计算人民币汇率几何收益的均值μ、标准差б。本文都采用J.P.摩根公司的置信度为95%。
首先，在既定分布密度函数的假定下，求出一定显著性水平的、反映分布偏离均值程度的分位数Z1-б。本文选择正态分布。对于正态分布，通过查询相应显著水平下的标准正态函数分布表可得分位数Z1-б
其次，利用公式VaR=Z1-бб，得到VaR的值。计算结果=VaR0.05=0.086。
最后，从亚太优势2008年季报，可以看出公司的期末有资产约为140亿元。这样，我们可以算出公司当前汇率风险为140*0.086=12亿元。
同理：我们可以采用VaR的历史模拟法和方差-协方差法得出利率风险、市场风险、流动性风险、信用风险的VaR值分别约为VaR2=8亿元，VaR3=35亿元，VaR4=70亿元，VaR5=5亿元。最后算出
B=（0.0698， 0.1125， 0.18， 0）
根据隶属度最大原则，0.18对应的风险状态等级v3即高度风险为亚太优势QDII该项投资的综合风险状态。根据预警结果，亚太优势QDII的高级管理层应该采取措施，找出原因，看是否是投资行业需要变化还是投资地区是否需要变化，或者是投资组合需要改进，必须要加强风险管理措施，进行风险控制决策。
参考文献：
[1]苏平，马维珍，田元福.模糊综合评价法在项目风险管理中的运用[J].兰州交通大学学报（自然科学版），2005.
[2]张成恩，马雅男，乔节增.我国商业银行信用风险量化管理VaR方法研究[J].内蒙古财经学院学报，2008.
[3]甄建敏.VaR方法及其在我国证券市场风险管理中的运用[D].杭州：浙江大学硕士学位论文，2003.
[4]杜海涛，VaR模型在证券风险管理中的应用[J].证券市场导报，2000.
【摘要】旅游资源开发会破坏原有生态系统，导致生态服务功能价值降低，这一点应受到充分重视。文章针对以上两个方面问题进行相关研究与理论探讨，提出包括自然环境价值与生态环境风险损失在内的旅游资源开发损益评估方程。希望通过这种方法，对资源开发风险进行先期评估，提前预防，尽量减少其开发损失，促进旅游业的可持续发展。
【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
通常，在对旅游资源开发收益情况进行分析时，一般考虑开发的费效比问题，即开发后产生的经济收益与开发所需的资金及日常维护费用之间的差值，而忽略生态环境的价值，低估环境破坏的社会成本。产生这种现象，原因在于在市场中环境的社会价值通常得不到正确的反映，造成市场失效。这主要由于以下因素导致：第一，由于很难制定资源的所有权与使用权，正如空气一样。第二，有些从环境中获取的资源可以市场化，而其它的则不能，比如森林、木材可以市场化，由分水岭保护而产生的环境服务则不能市场化。因此，一些非市场的收益经常被忽视。第三，公共可取性资源导致它们可以被所有人开发。如开发者并没有认识到森林资源对环境产生的影响，从而导致大量开采。
【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，估算方法如表2所示。
（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
通常，在对旅游资源开发收益情况进行分析时，一般考虑开发的费效比问题，即开发后产生的经济收益与开发所需的资金及日常维护费用之间的差值，而忽略生态环境的价值，低估环境破坏的社会成本。产生这种现象，原因在于在市场中环境的社会价值通常得不到正确的反映，造成市场失效。这主要由于以下因素导致：第一，由于很难制定资源的所有权与使用权，正如空气一样。第二，有些从环境中获取的资源可以市场化，而其它的则不能，比如森林、木材可以市场化，由分水岭保护而产生的环境服务则不能市场化。因此，一些非市场的收益经常被忽视。第三，公共可取性资源导致它们可以被所有人开发。如开发者并没有认识到森林资源对环境产生的影响，从而导致大量开采。
在将生态环境价值和损失纳入到分析系统中之后，旅游资源开发的最终收益及区域最终长远价值计算不再只是单一的经济因素，而是包括了3个方面：自然生态区未开发前的自然环境价值A；自然生态区旅游资源开发的潜在风险损失B；自然生态区旅游资源开发的费效比（旅游资源开发后产生的收益——开发所需的资金及日常维护费用）C。
在将生态环境经济价值及生态环境损失纳入到旅游资源开发的损益评价之中去后，自然生态区旅游资源开发的最终收益将变为：C-B，而不是简单经济增长计算中的C，自然生态区旅游资源开发后的最终长远价值将为：A＋C-B。通过这种方法，在对自然生态区进行资源开发之前，对生态系统服务价值和生态环境损失进行货币化计算，是将环境问题外在化处理的一种方法。这种计算，把旅游区未开发前的自然生态系统的环境价值与开发的潜在风险损失，纳入到开发的收益和旅游区的长远价值计算中去，使开发的损益分析前后综合成为一个完整的系统。这样，旅游工作者们在制定旅游规划时，以及在进行资源开发时，就不会单纯考虑到开发的费效比C的最大化问题。而是把原生态环境经济价值A与开发的风险损失B一并考虑进行计算。因此，通过这样的方法和步骤，在一定程度上，可以避免开发的盲目性及单纯追求经济效益的旅游开发行为对区域整体环境造成的长远破坏，从而在经济、社会、环境三个关键领域寻求一种平衡，促进旅游业可待续发展（见图1）。
【参考文献】
[1]曾贤刚：环境影响经济评价[M]，化学工业出版社，2003.
[2]马彦：我国西部旅游资源的可持续性开发[J]，武汉工业学院学报，2001.
[3]T.阿姆达尔：挪威风险评估的新准则[J]，水利水电快报，2001.
