地下水污染健康风险评价方法

南水北调与水利科技

South󰀁to󰀁NorthWaterTransfersandWaterScience&TechnologyVol.6No.6

Dec.2008

地下水污染健康风险评价方法

李政红1,毕二平2,张󰀁胜1,殷密英1,马琳娜1,王文中1,张翼龙1

(1.中国地质科学院水文地质环境地质研究所,石家庄050061;2.中国地质大学(北京)水资源与环境工程学院,北京100083)

摘要:为了探讨构建适合我国国情的地下水污染健康风险评价体系,在综合分析国内外有关地下水污染风险评价的研究方法的基础上,初步探索建立了一套地下水污染健康风险评价方法。该评价方法包括危害识别、剂量-效应分析、暴露评价及风险表征4个步骤,对每一步骤进行了详细的探讨,提出了危害识别与判定方法及原则,毒性因子查询、暴露量和风险计算等方法,以及有关建立我国地下水污染健康风险评价体系方面的一些建议。关键词:健康风险;评价方法;地下水污染

中图分类号:R123󰀁󰀁文献标识码:A󰀁󰀁文章编号:1672󰀁1683(2008)06󰀁0047󰀁05

MethodforHealthRiskAssessmentofGroundwaterPollution

LIZheng󰀁hong1,BIEr󰀁ping2,ZHANGSheng1,YINMi󰀁ying1,MALin󰀁na1,WANGWen󰀁zhong,ZHANGYi󰀁long1

(1.InstituteofHydrogeology&EnvironmentalGeology,CAGS,Shijiazhuang050061,China;2.SchoolofWaterResourcesandEnvironment,ChinaUniversityofGeosciences,Beijing100083,China)

Abstract:Toconstructahealthriskassessmentsystemofgroundwaterpollution,theauthorshaveattemptedtoestablishagroundwaterpollutionhealthriskassessmentmethods,basedonthecomprehensiveanalysistheresearchresultsonthehealthriskassessmentofgroundwater.Theas󰀁sessmentmethodincludesfoursteps,i.e.,hazardidentification,dose󰀁responseassessment,exposureassessmentandriskcharacterization.Thispa󰀁perhadproposeddeterminingmethodsandprinciplesofhazardidentification,enquiringmethodsoftoxicityfactor,calculatingmethodsofexposureandrisk,andsomeadvicesaboutestablishmentofgroundwaterpollutionriskassessmentsysteminChina.Keywords:healthrisk;assessmentmethod;groundwaterpollution

1󰀁研究背景

地下水污染健康风险评价是基于保护人类健康的考虑,以地下水质量标准和风险评价的健康基准值为基础,客观、科学的量化地下水污染对人体健康产生潜在影响的方法。健康风险评价是美国国家工程学院和国家科学院于1972年首先提出,并于1983年的!红皮书∀中正式提出,以危害识别、剂量-效应分析、暴露评价及风险表征4个主要框架执行健康风险评价的概念。在随后的几十年里,美国环保署在该领域取得了大量了成果,出版了相关的系列报告,制定了一系列的技术性文件、准则和指南[1󰀁10]。目前,英国、荷兰、意大利、加拿大、澳大利亚、新西兰、日本以及我国等都开展了环境风险评价研究工作,在采用美国的风险评价方法的同时,构建了适合本国实际的健康风险评价体系[11󰀁15]。

20世纪90年代,我国学者也开始开展环境风险评价研

究工作,但多以介绍和应用国外研究方法为主[16󰀁20]。目前我国还没有国家权威机构发布的有关地下水污染健康风险评价技术导则等技术性文件,地下水污染风险评价的相关理论也不完善,技术方法还不成熟。

本文在综合分析国内外有关地下水污染健康风险评价的研究成果[1󰀁10,21󰀁24]的基础上,初步探索建立了一套地下水污染健康风险评价方法,目的是探讨构建适合我国国情的地下水污染健康风险评价体系。

2󰀁评价方法

地下水污染健康风险评价方法包括危害识别、剂量-效应分析、暴露评价及风险表征4个步骤。

2.1󰀁危害识别

危害识别是地下水污染风险评价的第一步,主要是收集

收稿日期:2008󰀁10󰀁24󰀁󰀁修回日期:2008󰀁10󰀁30

基金项目:中国地质大调查项目󰀂地下水污染调查评价技术方法研究与信息系统建设 (1212010634610)作者简介:李政红(1970󰀁),女,河北石家庄人,助理研究员,主要从事环境地质、微生物地球化学研究。通讯作者:张翼龙(1965󰀁),男,内蒙古包头人,教授级高级工程师,博士,主要从事水文地质等方面的研究。

水文地质与环境地质

#47#

第6卷总第39期#南水北调与水利科技#2008年第6期󰀁

评价场地的污染物检测数据资料并开展相应的调查取样分析,根据污染物的生物学和化学数据,判定某种特定污染物是否产生危害,筛选出目标污染物。分析目标污染物的影响范围、影响受体、定性评价目标污染物可能造成的不良效应,确定其危害类型及危害等级。

2.1.1󰀁资料收集󰀁通过开展地下水环境调查,收集有关研究区的环境、水文地质、土地利用方式、污染源分布等资料;开展地下水污染现状调查与评价,收集地下水化学资料、污染物种类及浓度范围、污染范围、受体及其参数、暴露途径、暴露时间,以及有助于进行风险评价的、与地下水环境相关的资料。2.1.2󰀁目标污染物判定󰀁目标污染物是指风险评价所要评价的物质。在地下水污染评价中凡被评价为超标的污染物均应为目标污染物。采用污染指数法进行地下水污染评价,对无机组分和有机组分的评价采用不同标准。无机组分的污染是与区域环境背景值(地质环境所决定的)比对来确定是否有污染的,故选取区域环境背景值为评价标准。而对有机组分的评价,一般是有检出就表明有污染发生,因此取各种有机组分的目标检出限作为污染评价标准。具体的计算公式为:

I=Ci

Coi

(1)

癌性物质。否则,应再查询美国环境保护署的IRIS数据库。在IRIS数据库中属于A、B1、B2或C类,则判定该物质为致癌性物质。

2.2󰀁剂量∃效应评价

剂量-效应评价是对目标污染物暴露水平与暴露人群或生物种群中不良健康反应发生率之间关系进行定量估算的过程,是风险评价的定量依据。剂量∃效应评价以毒理学动物研究或是相关的人体流行病学研究为基础,除讨论有害物质的致病机理外,并根据现有的实验数据或统计结果,将暴露剂量与毒性反应程度之间的关系量化成剂量-效应曲线。以这个量化的数学模式为出发点,来计算该有害物质毒性因子的数值。

2.2.1󰀁剂量-效应评价方法󰀁剂量-效应评价最终是要计算出目标污染物的毒性因子,即致癌毒性因子和非致癌毒性因子。

目标污染物被判定为非致癌物质的,要计算该污染物的非致癌毒性因子。非致癌毒性因子的计算是以阈值(又称参考剂量RfD)方法为主。其计算方法为:

RfD=

NOAEL(LOAEL)

UF

(2)(3)

式中:I∃某项指标的污染指数;Ci∃某项指标的实测含量;Coi∃评价无机组分时为某项指标的背景值(对照值),评价有机组分时为某项指标的目标检出限值。

2.1.3󰀁危害识别󰀁危害识别主要是判定目标污染物是否具有致癌性,即是致癌物质,还是非致癌物质。目前,欧美的相关机构已建立了各种毒理数据库,并根据其最新研究成果不断更新。因此,可将这些具权威性的数据库作为目标污染物危害类型和危害等级的判别依据。以下为本评价方法对化学物质致癌性分类的依据。

%国际癌症研究署(IARC)是隶属于联合国的研究机构,专门进行化学物质致癌性质与机理研究。该机构将化学物质的致癌性分为四类:第一类(G1):具有充足的人类致癌性的证据。第二类(G2):具有有限的人类致癌性的证据。(又分为两种情况,G2A:为人类可能致癌物质,其流行病学资料有限,但有充分的动物实验资料。G2B:也许是人类致癌物,其流行病学资料不足,但动物资料充分,或流行病学资料有限,动物资料不足。)第三类(G3):具有的致癌证据不足。第四类(G4):具有对人类无致癌性证据[6]。

&美国环境保护署综合风险信息系统(IRIS)由美国环境保护署建立并定期更新,该系统将化学物质的致癌性分为五类:第一类(A):人类致癌物质。第二类(B):很可能的人类致癌物质(又分为两种情况,B1:根据有限的人体毒性资料与充分的动物实验资料,极可能为人类致癌物质。B2:根据充分的动物实验资料,极可能为人类致癌物质)。第三类(C):可能的人类致癌物质。第四类(D):不能划分为人类致癌物质。第五类(E):对人类无致癌性物质[7]。

对目标污染物致癌性与非致癌性的判定原则为,优先依据国际癌症研究署的致癌性分类标准,即目标污染物在IARC数据库中属于G1、G2A和G2B类,则判定该物质为致

其中:UF=F1∋F2∋F3∋MF

式中:RfD∃某有阈化学物质的参考剂量(mg/kg/d);NOAEL∃最高未观察到的有害作用水平(mg/kg/d);LOAEL∃最低可观察到的有害作用水平(mg/kg/d);UF∃总不确定系数(无量纲);F1∃种间不确定性系数,数值为1~10(无量纲);F2∃种内不确定性系数,数值为1~10(无量纲);F3∃毒性性质不确定性系数,数值为1~100(无量纲);MF∃资料库完整性的不确定性系数,数值为1~10(无量纲)。

致癌毒性因子采取无阈值方法,以斜率概念表示,即以剂量反应关系曲线估计平均每增加一个单位剂量所增加的致癌概率有多少(生物体暴露一定剂量的化学物质与其所产生反应之间存在一定的关系,称为剂量-反应关系。剂量-反应关系可用曲线表示,不同毒物在不同条件下引起的反应类型是不同的)[21]。因此,目标污染物被判定为致癌物质的,要计算该污染物的致癌毒性因子(致癌斜率CSF)。2.2.2󰀁

毒性因子的确定󰀁通过查询世界上具有权威性的化

学物质毒理数据库确定目标污染物的毒性因子。世界上具有权威性的毒理数据库有:美国环境保护署综合风险信息系统(IRIS);世界卫生组织简明国际化学评估文件与环境卫生准则(WJPCICAD;WHOEHC)[8];美国环境保护署暂行毒性因子(PPRTVs)[9];毒性物质与疾病登记署(ATSDR)最小风险浓度(MRL)[10];美国环保署健康效应预警摘要表格(HEAST)。

2.3󰀁暴露评价

暴露评价是对人群暴露于介质中污染物的强度、频率、时间进行测量、估算或预测的过程。暴露评价是进行风险评定的定量依据,主要是对暴露环境、环境介质、受体暴露途径、环境浓度和暴露量的评价。

#48#水文地质与环境地质󰀁李政红等#地下水污染健康风险评价方法

2.3.1󰀁暴露环境评价󰀁根据土地利用情况可将暴露环境分为住宅区、工商业区、休闲区和农渔牧区四种类型,其判定原则为。

%住宅区。场址本身或相近区域土地使用为以下情况之一的判定为住宅区暴露环境:多为住宅区形式的;为住宅、工、商业区混合的;土地利用资料不足的。

&工商业区。场址本身或相近区域土地使用多为工、商业区形式的判定为工商业区暴露环境。

(休闲区。场址本身或附近区域有休闲区的,如湖泊沿岸和海洋沿岸的浴场、森林或草原的娱乐场等,其共同点为受体活动区域的表土裸露,增加了受体直接暴露于污染物的可能性,则判定为休闲区暴露环境。

)农渔牧区。场址本身区域土地利用为农、渔、牧区形式的,或食用附近农渔牧区中作物、养殖的动物的,即受体以口服吸收方式暴露于污染物中的,则判定为农渔牧区暴露环境。2.3.2󰀁环境介质评价󰀁本评价方法中的环境介质指地下水,根据污染物的特性和暴露环境等因素,进一步决定暴露途径和其它需要评价的环境介质,即与地下水相关联的土壤和空气。2.3.3󰀁

受体评价󰀁根据暴露环境类型,描述潜在暴露受体

类型分布、数量、位置和习惯。

暴露环境为住宅区的,受体为当地居民,包括12岁以上的成人,以及12岁以下的儿童。暴露环境为工商业区的,受体为工作人员,即只有成人。暴露环境为休闲区的,受体为工作人员。暴露环境为农渔牧区的,受体为工作人员和农渔牧区产品的消费者。2.3.4󰀁

暴露途径评价󰀁地下水介质中受体吸收污染物的途

径有口服吸收、吸入吸收和皮肤接触吸收。

%口服吸入途径:饮用受污染地下水并由口服吸收;消费者食用了用受污染地下水灌溉或养殖生产出的农作物或渔畜产品,经口服吸收污染物。

&吸入吸收途径(此暴露途径仅适用于有机污染物及汞):使用受污染地下水作为洗澡或日常清洗用途,水中有害物质汽化后经吸入吸收;或受体吸入由受污染的地下水汽化出的污染空气。

(皮肤接触吸收途径:使用受污染地下水作为洗澡或日常清洗用途,水中有害物质经皮肤接触吸收。

2.3.5󰀁环境浓度估值󰀁计算受体暴露量之前,首先需要推算出受体可能暴露的环境介质中污染物浓度,然后再计算暴露量。

一般地,取场址内污染物检测浓度的95%置信区上限为环境浓度值。但95%置信区的计算有其性,若不能符合其计算的条件时,则以污染物最大浓度为环境浓度值。2.3.6󰀁

暴露量󰀁地下水介质中受体吸收污染物的方式包括

口服吸收、吸入吸收和皮肤接触吸收,不同暴露途径的暴露量计算方法如下。

%口服吸收。Intakeoral󰀁water=

Cwater∋IRoral󰀁water∋EF∋ED

BW∋AT

(4)

DA

event

式中:Intakeoral󰀁water∃口服吸收暴露量(mg/kg/d);C下水中污染物浓度(mg/L);IR

oral󰀁water

water

∃地

∃饮水量(L/d);EF∃

暴露频率,一年中暴露的天数(d);ED∃暴露期间,暴露的总年数(y);BW∃体重(kg);AT∃暴露发生的平均时间(d)。

&吸入吸收。

洗澡:Intakeinh󰀁water(shower)=

([Ca1∋B∋t1]+[Ca2∋B∋t2])∋EVshower∋EF∋ED

BW∋AT

(5)

日常清洗:Intakeinh󰀁water(wash)=Cair∋IRinhal∋EF∋EDBW∋AT

(6)

污染物经汽化蒸散至室外空气:

Intakeinh󰀁water(air)=Cair∋IRinhal∋EF∋ED

BW∋ATtakeinh-(7)

式中:Intakeinh󰀁water(shower)∃吸入吸收暴露量(mg/kg/d);In󰀁

water(wash)

∃吸入吸收暴露量(mg/kg/d);Ca1∃淋浴时∃空气中污染物浓度(mg/m3);B∃呼吸速∃呼吸速率(m3/d);t1∃每次淋浴时间(h);

shower

空气中污染物浓度(mg/m3);Ca2∃淋浴后空气中污染物浓度(mg/m3);C率(m3/h);IR

air

inh

t2∃每次淋浴后仍待在浴室中的时间(h);EV数;EF、ED、BW、AT含义同前。

(皮肤接触。Intakedermal󰀁water=

∃淋浴次

DAevent∋EVshower∋ED∋EF∋SA

(8)

BW∋AT

∃事件发生频率;

式中:Intakedermal󰀁water(wash)∃皮肤接触吸收暴露量(mg/kg/d);

∃每次暴露剂量(mg/cm2);EV

shower

SA∃身体表面积(cm2);EF、ED、BW、AT含义同前。

)食物链。由于受体食用农作物或渔牧产品的模式因种类不同而存在较大差异。因此,应依照场址的实际调查结果,制定或引用适宜的计算公式计算暴露量。

2.4󰀁风险表征

风险表征是对暴露于目标污染物的人群在各条件下不良健康反应发生机率的估算过程。它是风险评价的最后一个步骤,在这一步应把前三步的数据和分析加以综合,以确定有害结果发生的概率,可接受的风险水平及评价结果的不确定性等。因此,风险表征应包括两大部分,一为风险计算,二为不确定分析。2.4.1󰀁

风险计算󰀁风险计算分为致癌风险与非致癌风险计

算两种。

%致癌风险的计算。首先是将某一特定污染物所通过的口服、吸入、皮肤接触各不同吸收途径的暴露量(已由暴露评价中计算获得)分别相加,然后乘以相应吸收途径的致癌斜率,计算得出该污染物各不同吸收途径的致癌风险。然后,将各不同吸收途径的致癌风险相加,得到该污染物的各暴露途径的总致癌风险,最后将各种暴露途径的总致癌风险相加,得到受体一生中因暴露于各种污染物中所致的总致癌风险。具体计算公式如下:

口服吸收途径:TRo=Intakeoral󰀁water∋CSFo

(9)

式中:TRo∃口服吸收暴露途径的致癌风险;Intakeoral󰀁water∃

水文地质与环境地质

#49#

第6卷总第39期#南水北调与水利科技#2008年第6期󰀁

一生中平均每人每天每公斤由饮用地下水吸收污染物的暴露量;CSFo∃由口服吸收污染物的致癌斜率。

吸入吸收途径:TRi=(Intakeinh󰀁water(shower)∋Intakeinh󰀁water(wash)∋Intakeinh󰀁water(air))∋CSFiIntakeinh-water(wash)、Intakeinh-(10)

∃一生中平均每人每天每

式中:TRi∃吸入吸收暴露途径的致癌风险;Intakeinh-water(shower)、

water(air)

THQt=∗THQo+∗THQi+∗THQd(16)

式中:THQt∃总风险指数,即受体一生中因暴露于各种污染物中所致的非致癌风险;∗THQo、∗THQi、∗THQd∃受体一生中因暴露于各种污染物中口服吸收、吸入吸收、皮肤接触吸收途径总非致癌风险。

以总风险指数小于或等于1为可接受非致癌风险的上限,即总风险指数大于1时,受体所承受的非致癌风险在不可接受范围内;反之,受体所承受的非致癌风险处于可接受范围。

(11)

2.4.2󰀁

不确定性分析󰀁风险评价中风险估值是基于许多假

定条件的暴露量和毒性的估算值,这使得风险评价具有很大的不确定性。因此,除量化风险值之外,还应包括不确定分析。其内容包括以下几方面。

%收集的场址调查资料是否有不确定性,是否会造成风险之高估或低估。

&毒性因子的取得是否有不确定性。由于毒性资料不充分,是否有污染物的毒性无法量化的,未包括在定量风险评价中的物质,应将此类污染物列出,并讨论对评价结果的影响程度。

(讨论计算结果中各暴露途径与污染物对风险的贡献比例,讨论何种暴露途径或污染物对风险的影响较大。

)污染物历史检测数据呈现的时间趋势,以及此趋势是否会造成风险的高估或低估。

公斤由使用地下水洗澡、日常清洗、由于地下水污染物经汽化蒸散至室外空气中,吸入吸收污染物的暴露量;CSFi∃由吸入吸收污染物的致癌斜率。

皮肤接触吸收途径:TRd=Intakedermal󰀁water∋CSFd

式中:TRd∃皮肤接触吸收暴露途径的致癌风险;Intakedermal󰀁water∃一生中平均每人每天每公斤由皮肤接触地下水吸收污染物的暴露量;CSFd∃由皮肤接触吸收污染物的致癌斜率。

总致癌风险的计算:TRt=∗TRo∋∗TRi∋∗TRd(12)式中:TRt∃总致癌风险,即受体一生中因暴露于各种污染物中所致的致癌风险;∗TRo、∗TRi、∗TRd∃受体一生中因暴露于各种污染物口服吸收途径、吸入吸收途径、皮肤接触吸收途径总致癌风险。

以总致癌风险小于或等于10限,即总致癌大于10

-6

-6

为可接受致癌风险的上

时,受体所承受的致癌风险在不可接

受范围内;反之,受体所承受的致癌风险处于可接受范围。

&非致癌风险的计算。非致癌风险又称为风险指数,其计算方法为:首先是将某一特定污染物所通过的口服、吸入、皮肤接触各不同吸收途径的暴露量(已由暴露评价中计算获得)分别相加,然后除以相应吸收途径的参考剂量(在剂量反应评价中已给出),计算得出该污染物各不同吸收途径的风险指数。然后,将各不同吸收途径的风险指数相加,得到该污染物的各暴露途径的总风险指数,最后将各种暴露途径的总风险指数相加,得到受体一生中因暴露于各种污染物中所致的总风险指数。具体计算公式如下:

Intakeoral󰀁water

口服吸收途径:THQo=

RfDo

(13)

3󰀁结论与建议

近20年来,我国经济高速发展,地下水资源具有重要的战略性作用。但地下水不断遭受污染,已严重威胁了人类健康和生态安全的问题也是不容忽视。地下水污染健康风险评价研究有利于了解土壤环境和地下水污染之间的关系,识别出地下水污染的高风险区,为土地利用规划及地下水资源管理提供一个强有力的工具,从而帮助决策者和管理者制定有效的地下水保护管理战略和措施。因此,建议%加大对地下水污染健康风险评价研究工作的支持力度,尽快编制适合我国国情的有关地下水污染健康风险评价的技术导则等技术性文件。&在典型污染区开展地下水污染健康风险评价示范研究,为建立合理、可行的地下水污染风险评价体系提供实际经验。(充分发挥职能作用,完善地下水水质监测与评价的法律、法规和规范,加强交叉学科交流与研究,尽快建立我国的地下水污染监测网和化学物质毒理数据库,为开展地下水污染风险评价提供第一手的基础数据。参考文献:

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eralRegister,WashingtonDC.http://www.epa.gov,1992,57

式中:THQo∃口服吸收暴露途径的风险指数;Intakeoral-water∃一生中平均每人每天每公斤由饮用地下水吸收污染物的暴露量;RfDo为某一特定非致癌物的口服吸收的参考剂量。

吸入吸收途径:THQi=

(Intakeinh󰀁water(shower)+Intakeinh󰀁water(wash)+Intakeinh󰀁water(air))(14)

RfDi式中:THQi∃吸入吸收暴露途径的风险指数;Intakeinh󰀁water(shower)、Intakeinh󰀁water(wash)、Intakeinh󰀁water(air)∃一生中平均每人每天每公斤由使用地下水洗澡、日常清洗、由于地下水污染物经汽化蒸散至室外空气中吸入吸收污染物的暴露量;RfDi∃某一特定非致癌物的吸入吸收的参考剂量。

皮肤接触途径:THQd=

Intakedermal󰀁water

RfDd

(15)

式中:THQd∃皮肤接触吸收暴露途径的风险指数;Intakedermal󰀁water∃一生中平均每人每天每公斤由皮肤接触地下水吸收污染物的暴露量;RfDd∃某一特定非致癌物的皮肤接触吸收的参考剂量。

总风险指数的计算:

#50#水文地质与环境地质󰀁李政红等#地下水污染健康风险评价方法

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(上接第46页)

多因素影响并相互交融的动态环境体系。研究目的可分为:科学研究与科普教育、宏观管理和实际应用几个层面。地下水环境科学研究,具有涉及范围十分广泛,学科间交叉明显,影响机理复杂,时域变化等科学内涵。地下水环境编图的尺度效应明显。而且,不同区域、不同服务对象,编图选题及表达内容与形式也应该有所区别,进而提出亚洲地下水环境编图初步构想,探讨小比例尺地下水环境编图的内容与方法。参考文献:

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水文地质与环境地质

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