饮用水健康风险评价

饮用水健康风险评价（精选7篇）

饮用水健康风险评价 篇1

天然或者人为放射性物质被排入环境之后,放射性核素可通过吸入、食人等途径进入人体,进而导致内照射,饮用水是其被食入的媒介[1]。居民饮用水水质的好坏直接影响着居民的健康,放射性污染是与微生物污染和化学性污染并列的影响饮用水质的三大因素之一,放射性污染的来源有天然辐射和人工辐射,放射性引起的水质污染在发达国家和部分发展中国家引起广泛的关注,并制定了相应的剂量标准[2]。放射性污染水平调查是水质监测的重要工作之一,研究饮用水放射性污染对人体健康影响的效应和机制以及开展饮用水放射性污染的风险评价是当前研究的重要方向[3],我们就饮用水放射性污染及健康风险评价的研究进展进行综述。

1 饮用水放射性污染水平的现状

国内的研究主要集中在这一方面,谭汉云等[4]对广州市2010年出厂水、管网水、井水和末梢水的总α和总β 放射性水平进行监测分析,共采集水样184个,其中只有出厂水和末梢水各有1个水样超标,其余全部合格,超标原因有待分析。顾晓莉等[5]对2008—2009年吉林省送检的生活饮用水总α和总β 放射性水平和5个行政区域矿泉水 226Ra放射性水平进行了监测,结果显示,放射性浓度全部符合国家标准。张继勉等[ 6 ]于2010年采集天津市政供水水源水、出厂水、管网水和9个区县的深井水共126个样品监测总α、总β放射性,监测结果均低于国家标准限值。类似的研究还有:孙小娜等[7]对新疆维吾尔自治区2001—2004年饮用水放射性水平测定,武丽等[8]对2006年河南省地下水总α、总β放射性的调查,晁斌等[9]对珠海地区山泉水放射性水平的调查,张雷等[10]对湖南省湖南省生活饮用水总α、总β放射性水平的调查等。收集从1962年开始至2007年全国27个省区、4个直辖市的各种饮用水水体,包括水源水、水库水、自来水、井水和泉水等近5 000条数据显示,我国大部分地区的饮用水中放射性水平均达到WHO和我国规定的饮用水限值要求[11]。除了天然放射性水平的本地调查外,人工放射性污染源对生活饮用水的污染也日益受到重视,其中以核电站对饮用水的影响最为典型。胡玉芬等[12]对秦山核电站周围饮用水总放射性水平进行历时7年的调查研究,结果显示,距离核电站不同距离内水体总放射性的差异无统计学意义,未显示饮用水中放射性水平与距离核岛远近有相关关系,未发现核电站对周围30 km内饮用水产生影响。

2 饮用水放射性污染与人群健康关系的研究

放射性核素可通过吸入、食入等途径进入人体,进而导致内照射,饮用水是其被食入的媒介[13]。影响人类的射线主要有3种,即α、β、γ射线。由于γ 射线是不带电的光子,所以它对人体内照射的危害要比α、β射线都小。因此,对饮用水而言主要关注α和β 射线的水平。其中由于α粒子的传能线密度很高,故对发射α粒子的同位素应予以特别关注。水体中最常见的放射性核素是 222Rn、226Ra、234U、228Ra,其中 222Rn、226Ra和 234U,来自 238U的放射性衰变;而 228Ra来自 232Th的衰变[14]。水体中总α射线主要来源于天然U、Th和 226Ra,水体中总β活度主要来自长寿命核素 40K等[10,15]。水中溶解的 226Ra的危害约为 90Sr的40倍,40K是环境水样中总β活度的主要成分[16]。因此,对水中放射性核素主要关注U、Th、226Ra和 40K。按照WHO《饮用水水质准则》第3版[2]的建议,饮用水中总α活度的“指导值”为0.5 Bq/L,总β为1 Bq/L,其目的在于确保人在每日消耗2L水的情况下,受到的年剂量当量低于0.1 m Sv/a。

总α、总β均属电离辐射,现有研究表明,其对公众健康产生的危害效应包括确定性效应、随机性效应、胚胎和胎儿效应﹑皮肤效应4种[17]。Ra吸收后早期,在选择性地向骨骼中转移时,也有一部分向软组织中扩散,晚期机体中的镭95%以上分布在骨骼,引起无菌性骨坏死、骨肉瘤和鼻窦癌[18,19]。虽然Rn是一个被确认的可以导致人类肺癌突变的变应原。然而饮用水中的Rn含量比较低,从水中的释放量对室内空气中氡浓度的贡献量很小,来自饮用水中的氡导致的胃癌和其他的胃肠的恶性肿瘤风险是比较小的[19]。

当放射性同位素被排泄或分泌进入尿液的时候,膀胱和肾脏将会接受一定放射性剂量内照射,从而使得肾脏和膀胱成为易受危害的器官。文献[20]报道采用病例对照研究的方法研究膀胱癌和肾癌与饮用水中Rn、Ra和U的相关关系,结果显示,3种放射性核素与膀胱癌和肾癌风险增加没有明显的关联性。作者认为这可能与水在饮用时加热使得部分放射性核素蒸发、统计偏移以及研究的样本量少有关系,放射性核素与癌症的关系研究仍需继续。虽然职业队列研究中没有证据显示在U暴露工人中的与肾脏相关的死亡率升高,但是最近研究认为肾脏是高U暴露的靶器官[21]。职业和基于社区人群的研究显示,慢性暴露于高浓度U饮用水中可以导致对肾脏的负效应,可致使尿中出现近曲小管损害的生物标志物,具体的影响机制尚不清楚,需要进一步的研究[21]。

WHO评估因摄入食品和饮用水而导致的辐射水平的年有效剂量为0.3 m Sv,约占各种辐照源导致的总照射水平的8%[2],但是当饮用水总α、总β放射性水平超过标准值或者发生放射性污染事故时,需要对饮用水中的放射性核素进行分析,从而进行风险评价,以明确饮用水放射性污染对健康的风险程度[3,19]。

3 健康风险评价

国际癌症研究机构(IARC)根据污染物对人体产生的健康危害效应,以及对通过饮用水途径而导致危害的有毒物质的风险评价研究结果,建立了放射性物质通过饮用水途径所致的平均个人健康危害风险模型为[14,22,23,24]:

式中,Rir为放射性污染物 (ii=1,2,…,I)通过饮水途径所产生的平均个人致癌年风险,a-1;Di为放射性污染物i通过饮水 途径所产 生的年有 效剂量 ,Sv/a;1.25×10-2为辐射诱发人体癌症死亡的概率,Sv-1;ua 为年龄组个人年饮用水摄入量,L/a;ga 为a年龄组通过饮水途径的剂量转换因子,SV/Bq;△Ci为i放射性污染物的在水中的活度浓度,Bq/L。

对于不同年龄组的人均年饮用水摄入量、不同性别及年龄组人群对应不同放射性核素的剂量转换因子具体数据可以参照美国环境保护局(EPA)[3]和欧盟[14]的相应规范。美国EPA将认定A类致癌物质的风险可接受度是最严格的,建议采用百万分之一(1.0-6)进行控制,随着污染物致癌证据充分程度的降低,风险可接受度可以逐步放宽,不应高于万分之一(1.0-4)[25]。采用该种评估方法Gharbi等对突尼斯桶装矿泉水中 234U和238U放射性水平进行监测,两种放射性核素的效应剂量低于WHO推荐的最高剂量[26]。

采用该种评估方法,Kim等[27]对韩国地下水中U的浓度进行了为期4年的调查,假定在饮用该水的情况下,由U而造成的超额癌症风险进行了评估;Ajayi等[28]对来自尼日利亚Ogun州20个城市浅井水样品进行了40K、226Ra、228Ac和 235U放射性活度的测量,并对不同年龄组人群接受的放射性剂量进行了评估,结果显示不同年龄组人群接受的放射性剂量有所不同(<1岁组>2~7岁组>大于或等于17岁组)。局部地区 226Ra的年有效剂量率超过了国际放射性委员会(ICRP)所规定的保护限值(1.0 m Sv/a),作者认为这些井水应进行放射性处理后再饮用。不同年龄组人群接受到的放射性剂量不同,Ajayi[14]对该地区的其他研究得出了类似的结果;Fatima等[29]对巴基斯坦首都伊斯兰堡和拉瓦尔品第市的11种不同品牌的销售桶装饮用水中的 226Ra、232Th、40K 3种放射性核素浓度进行了测量,与5~10、10~15岁和大于18岁的人群相比,1~5岁的孩子是对来自 226Ra的年有效剂量最高,4个人群通过桶装饮用水而导致的年剂量当量低于WHO推荐的0.1 m Sv/a。类似的 研究还有 ,Bronzovic等[30]研究认为克罗地亚自然矿物质和山泉桶装水中的 226Ra的浓度虽然符合克罗地亚的法规要求,但是在婴儿和青少年中,来自矿物质水的最高的226Ra的年剂量 当量要比WHO推荐的剂 量(0.1 m Sv/a)高7、8倍,而成年人和老年人对 226Ra不敏感,他们的年剂量当量则相当低。

除采用个人健康危害风险模型外,Li等[31]使用放射性化学法和α谱仪对天然饮用井水的的U浓度进行测量,同时测量饮用该井水的某家庭的5名成员尿中的U浓度,使用理论生物动力学模型(TheoreticalBiokinetic Modeling)对该人群从饮用水中摄入的 234U和238U的摄入、转化、分布、保留和排泄进行放射性危害评价。郑孝俊等[13]将水质模型和环境流体动力学程序模型与健康风 险评估问 题相结合 ,假定水源 水受到50 TBq的 137CS的污染后,以死亡风险和患病风险系数来评估 137CS对人体的健康风险。但是这些预测模型较健康风险模型更为复杂,应用性受到限制。

4 展 望

对比国内外的研究结果发现,国内研究偏重于简单调查研究,大多数是对总α和总β 放射性的测量,缺乏对放射性核素及各种核素可致有效剂量的分析,应参考国外研究进展,开展我国放射性污染与人群健康关系和风险评价等方面的研究[32,33]。

作者声明本文无实际或潜在的利益冲突

饮用水健康风险评价 篇2

环境健康风险评价方法探讨

环境健康风险评价分析对象为污染物-环境质量-人群健康.本文分析了环境影响评价与健康风险评价的.相关关系,介绍了环境健康指标的选取,环境健康风险评价研究方法和相关评价步骤.

作 者：陈华 CHEN Hua 作者单位：江苏省环境工程咨询中心,南京,210036刊 名：科技资讯英文刊名：SCIENCE & TECHNOLOGY INFORMATION年，卷(期)：“”(34)分类号：X1关键词：环境健康 风险 评价方法

饮用水健康风险评价 篇3

1 对象与方法

1.1 对象

选取《2015年北京市怀柔区农村饮用水水质卫生监测技术方案》中4个农村高氟地区饮用水在枯、丰水期采集的水源水,共计8件。

1.2 方法

1.2.2 检测方法

按照GB/T 5750-2006《生活饮用水卫生标准检验方法》进行。

1.2.3 结果表述

根据中国疾病预防控制信息系统数据上报要求,当检测结果低于检出限时,检测结果记录为检出限的1/2。

1.2.3 质量控制

为控制采样与检测质量,在每次采样中,同时采集平行样和空白对照,以确保检测的准确性。分析过程中进行空白样品、平行样品和加标回收率试验,对检测结果过高、过低的样本进行复测。

1.2.4 风险模型

1.2.4. 1 因子筛选

根据国际癌症研究机构(IARC)通过全面评价化学有毒物致癌性而编制的分类系统可知,1组和2A组化学物质是化学致癌污染物,其它物质是非化学致癌污染物。水环境健康风险评价主要针对水环境中对人体有害的物质,这种物质一般可分为两类:基因毒物质(放射性污染物和化学致癌污染物)和躯体毒物质(非化学致癌污染物)。由于放射性污染物在多数污染程度较低的饮用水中很难检出,通常在评价时不予考虑[2]。参考文献[2,3]及怀柔地区常年水质检测结果,本研究所选的化学致癌污染物为砷(As)、铬(Cr+6)和镉(Cd),非化学致癌污染物为铁(Fe)、锰(Mn)、铜(Cu)、锌(Zn)、汞(Hg)、硝酸盐(NO3-)、氨氮(NH3-N)、挥发酚(VP)、氰化物(CN-)和氟化物(F-)。

1.2.4. 2 基因毒物质的化学致癌污染物健康风险评价模型[2,4]

式中:Rc—化学致癌污染物综合健康风险,/a;Ric—化学致癌污染物i通过饮水途径而产生的人均致癌年风险,/a;Di—化学致癌污染物i通过饮水途径单位体重的日均暴露剂量,mg/(kg·d);qi为化学致癌污染物i通过饮水途径的致癌系数,(kg·d)/mg;81.35—2012年底北京市人均期望寿命,a。

1.2.4. 3 躯体毒物质(非化学致癌污染物)所致健康风险评价模型[4]

式中:Rin—非化学致癌污染物i通过饮水途径而产生的人均健康危害年风险,/a;Di—非化学致癌污染物i通过饮水途径单位体重的日均暴露剂量,mg/(kg·d);Rf Di—非化学致癌污染物i通过饮水途径的参考剂量,mg/(kg·d);

1.2.4. 4 饮水途径单位体重日均暴露剂量(Di)

式中:2.2为成人每日平均饮水量,L/d;Ci为相关污染物i的浓度,mg/L;60为WHO标准人体重,kg。

1.2.4. 5 评价参数的选择

根据IARC和WHO编制的酚类系统和美国环保署(USERA)综合风险信息系统(IRIS)的分类信息[2,3,5]化学致癌污染物砷、铬和镉的参考剂量[mg/(kg·d)]分别为15.0、6.1、14.0,非化学污染致癌物的饮水途径参考剂量见表1。

1.3 统计学分析

本研究的所有数据统计工作都是应用统计软件SPSS来完成的。

2 结果

2.1 水质检测结果

2015年水质检测结果表明,4个高氟地区饮用水监测点在枯、丰水期化学致癌污染物和非化学致癌污染物中部分指标浓度差异不大,本研究以4个高氟地区饮用水监测点各污染物的年平均值进行健康风险评价。见表2。

2.2 化学致癌污染物健康风险评价

将高氟地区饮用水各指标的年均检测值代入化学致癌污染物健康风险评价模型,可以计算出通过饮水途径化学致癌污染物造成的平均个人年风险。化学致癌污染物通过饮水途径的健康总风险介于1.35×10-5/a~2.45×10-5/a之间,均值为1.93×10-5/a。砷通过饮水途径所致健康危害的个人年风险均为3.38×10-6/a;铬通过饮水途径所致健康危害的个人年风险介于5.50×10-6/a~1.10×10-5/a之间,均值为1.13×10-5/a;镉通过饮水途径所致健康危害的个人年风险均为4.62×10-6/a。化学致癌污染物通过饮水途径的健康风险从大到小依次为铬>镉>砷,均低于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受值(5.0×10-5/a)。见表3。

2.3 非化学致癌污染物健康风险评价

将高氟地区饮用水各指标的年均检测值代入非化学致癌污染物健康风险评价模型,可以计算出通过饮水途径非化学致癌污染物造成的平均个人年风险,非化学致癌物通过饮水途径的健康总风险介于2.04×10-8/a~3.17×10-8/a之间,均值为2.63×10-8/a。10种非化学致癌污染物通过饮水途径所致个人健康年风险依次为氟化物>铜>硝酸盐>汞>铁>锌>锰>氨氮>氰化物>挥发酚。见表4。

2.4 总健康风险评价根据健康风险评价模型,计算出经饮水途径健康危害总风险,见表5。

3 讨论

铬是人体必需的微量元素,但若摄入过量又会引起肾脏、肝脏受损等;砷与皮肤癌之间存在紧密的因果联系;镉会干扰雌激素的分泌,可在人体内有组织地积累并有致癌性[3,5]。本研究显示,怀柔区高氟地区饮用水源水中化学性致癌污染物铬、镉、砷通过饮水途径所引起健康危害的个人年风险介于3.38×10-6/a~1.13×10-5/a之间,远高于非化学致癌污染物通过饮水途径引起的健康危害的个人年风险(9.01×10-13/a~1.52×10-8/a),均低于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受值(5.0×10-5/a),但化学致癌污染物通过饮水途径所致健康危害的个人年风险均超过了瑞典环保局、荷兰建设和环境部推荐的最大接受水平(1.0×10-6/a)[6],其中铬超过其最大可接受水平11倍之多,提示今后应重点关注铬对人体所产生的健康风险,其次关注镉、砷。

非化学致癌污染物通过饮水途径所致健康危害的个人年风险介于9.01×10-13/a~1.52×10-8/a之间,数量级低于瑞典环保局、荷兰建设和环境部推荐的最大接受水平(1.0×10-6/a)[5],表明怀柔区高氟地区饮用水中非化学致癌污染物通过饮水途径所引起的健康危害风险甚微。但从表5可以看出,氟化物通过饮水途径所引起的健康危害个人年风险高于其他非化学致癌污染物所引起的健康危害个人年风险,占非化学致癌污染物引起的健康总风险的57.8%,因氟化物摄入过多可致人体急、慢性中毒(慢性中毒主要表现为氟斑牙和氟骨症)[7],提示今后应适时进行氟化物监测,开展健康风险评价。

各类毒物个人健康年总风险均以化学致癌污染物为主,均超过个人健康年总风险的99.8%。本研究所使用的健康暴露风险评价方法中暴露途径仅考虑了平均饮水摄入,未考虑其他暴露途径,而得出的暴露剂量比实际暴露剂量要低;另外,通过饮水暴露风险还与自来水在家庭管网中的停留时间、消费者的生活方式以及职业类型等有关,这就需要更加负责的暴露评价方法[8];因此本文的研究只是初步的,将在今后工作中进一步完善。

作者声明本文无实际或潜在的利益冲突

参考文献

[1]周国宏,彭朝琼,余淑苑,等.深圳市饮用水原水中重金属污染物健康风险评价[J].环境与健康杂志,2011,28(1):50-52.

[2]敬燕燕,秦娟,李洁,等.丰台区农村饮水安全工程水质化学污染健康风险评估[J].环境卫生学杂志,2015,5(2):111-115.

[3]丁克颖,应圣洁,张佳维,等.上海闵行区城市供水水质健康风险评价[J].环境与职业医学,2010,27(6):349-352.

[4]曾光明,卓利,钟政林,等.水环境健康风险评价模型及其应用[J].水电能源科学,1997,15(4):28-33.

[5]陈炼钢,陈敏建,丰华丽.基于健康风险的水源地水质安全评价[J].水利学报,2008,39(2):235-239.

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[7]金银龙.《生活饮用水卫生标准》释义[M].北京:中国标准出版社,2007:47.

饮用水健康风险评价 篇4

1 对象与方法

1.1 对象

采取多阶段随机抽样的方法,于2015年8月—2015年11月在深圳市所辖的10个行政区中抽取3个,在每个行政区随机抽取120名调查对象,共计360名。调查对象入选标准:18~60岁,在深圳市居住≥6个月,健康、无重大慢性疾病(如糖尿病、高血压等)。

1.2方法

调查工具包括自行设计的《深圳居民饮水习惯调查问卷》,问卷包含了基本情况、身体活动强度、饮水相关情况、疾病情况4方面的调查内容,问卷的内容经过了专家论证,并在正式调查前进行了预调查,根据预调查结果对易产生歧义的条目做了修改。为确保调查结果的真实性、可靠性和科学性,所有的调查员都经过培训,做到了统一标准。问卷由调查员讲明填写要求后,调查对象自行完成问卷,并当场收回。

1.3 统计学分析

在录入数据前对收回的每份问卷进行审核,剔除不合格的问卷。应用SPSS 16.0软件进行统计分析。此次调查所得饮水量数据为非正态分布,以中位数(M)、范围描述,采用Wilcoxon秩和检验、Kruskal-Wallis秩和检验进行分析,以P<0.05为差异有统计学意义。

2 结果

2.1 基本情况

本次调查共发放问卷360份,收回360份,有效问卷319份,有效率为88.6%。其中,男性168人(52.7%),女性151人(47.3%)。

2.2 饮水总量

本次调查中,居民饮水总量包括了直接饮水量(含定型包装水、泡茶、冲咖啡用水等,不含除定型包装水以外的的其他成品饮料)和间接饮水量(含煲汤、煮粥用水等)。结果显示,深圳市成年居民饮水量为2 250 ml/d,范围为850~2 850 ml/d。其中,男性居民饮水总量范围为850~2 850 ml/d,中位数为2 350 ml/d;女性居民饮水总量范围为900~2 600 ml/d,中位数为2 175ml/d。

2.3饮水种类与饮水量

不同种类的饮用水中污染物的含量可能有很大差异,因此,居民经常饮用水的种类和饮用量是饮用水污染物健康风险评价必不可少的暴露参数。深圳作为经济较发达地区,居民使用饮用水的种类也较多,最为常见的有自来水、桶装和瓶装饮用水。通过这次调查,在深圳市成年居民中,完全以自来水为水源的为145人,占45.5%;以自来水和桶装水为水源的为119人,占37.3%;以自来水、瓶装水为水源的为32人,占10.0%;以自来水、桶装水和瓶装水为水源的为21人,占6.6%;完全以桶装水为水源的为2人,占0.6%。对于饮用不同类型饮用水的人群,其中男女居民自来水饮水量差异有统计学意义(Z=-2.176,P<0.05),男女居民桶装水饮水量差异无统计学意义(Z=-0.380,P>0.05),男女居民瓶装水饮水量差异无统计学意义(Z=-0.652,P>0.05)。见表1。

注:M—中位数。

2.4 文化程度与饮水量

本次调查发现,文化程度的高低也是影响居民饮水量的因素之一,差异有统计学意义(Z=-3.675,P<0.05)。见表2。

2.5 空调环境与饮水量

本次调查中,不同空调环境下的居民饮水总量的差异有统计学意义(Z=-3.504,P<0.05)。见表3。

2.6 身高体重指数与饮水量

污染物健康风险评价中,个体的身高体重特征常常是重要的暴露参数之一。本次分别调查正常、超重人群的饮水总量,差异无统计学意义(Z=-1.256,P>0.05)。见表4。

2.7 身体活动强度与饮水量

本调查以回顾的方式,获取调查对象在过去周内的身体活动情况,观察不同身体活动强度群体的饮水量,差异无统计学意义(H=4.508,P>0.05)。见表5。

注:M—中位数。

注:M—中位数。

注:BMI—体质指数;M—中位数。

注:M—中位数。

3 讨论

饮水摄入是人体暴露于有毒有害化学物的重要途径之一,开展深圳市成年居民饮水摄入量调查是进行本地区相关饮用水污染物暴露评估的基础。

本次调查结果显示,深圳市成年居民饮水总量为2 250 ml/d,其中男性为2 350 ml/d,女性为2 175 ml/d,高于马冠生等[2]于2010年2月在深圳某区的调查结果(饮水总量为1 403 ml/d,其中男性1 547 ml/d,女性1 293 ml/d)。原因有二:(1)本次调查的饮水总量包括了直接饮水量和间接饮水量,而深圳地区居民多有喝汤、喝粥的习惯,用于煲汤煮粥的间接饮水量较大,而上述调查数据中并未包括此项;(2)本次调查时间是夏秋季节,天气炎热,而上述调查时间是冬季,有研究显示,饮水摄入量和季节变化有一定的关系,由于夏季天气炎热,机体排汗散热加剧,新陈代谢旺盛,导致生理需求量增加,从而引起饮水量增多[3]。本研究结果中,男性每日饮水总量多于女性,可能是由于男性基础代谢率常高于女性,体内需水量也多于女性。

有调查显示,不同来源的饮用水中污染物的种类和含量存在较大的差别,例如自来水中的消毒副产物、瓶(桶)装水中的双酚A等。而不同来源的饮用水饮用方式也有差别,例如自来水需要煮沸饮用,桶装水需经饮水机饮用,而瓶装水常直接饮用但货架期较长,不同的饮用方式将会带来不同的污染物。本次调查结果中,自来水仍是深圳地区最常用的水源(45.5%的居民完全以自来水为水源,53.9%的居民以自来水作为水源之一),其次是桶装水(0.6%的居民完全以桶装水为水源,43.9%的居民以桶装水作为水源之一),再次为瓶装水(16.6%的居民以瓶装水作为水源之一)。目前,国内此类调查较少,对比上海市的调查结果(58.99%的家庭饮用单一的自来水,36.86%的家庭主要饮用桶装水)[6],深圳地区居民对桶装水的选择率较高。因此,在对深圳地区饮用水进行健康风险评价时,不能忽视不同来源的饮用水可能产生的健康危害,而本次调查结果中不同种类饮用水的饮水量将可作为主要暴露参数使用。

在以往的研究结果中,不同文化程度人群的日均饮水总量未发现显著差异[10],但本调查结果却显示,在不同文化程度的人群中,日均饮水总量存在差异,文化程度较高者(大专及以上)的日均饮水总量高于文化程度较低者(高中、中专及以下)。原因是文化程度较高者对饮水知识的认识较为深入,更加重视饮水行为对健康的影响,有意识的摄入较多的水量,另外,在本次调查中的文化程度较高者,工作环境也较好,获取水分也更加方便。

经过统计分析,深圳地区不同空调环境下的居民饮水量存在差异,不使用空调的居民饮水量高于使用空调的居民饮水量。原因是深圳地区气候温热,本次调查时间是夏秋高温时段,多数办公场所使用空调降温,未使用空调的多为从事室外作业的人员,XU等[7]在北京的调查结果也显示,工作地点对饮用水消费习惯有显著影响,可能是这一部分调查对象中从事体力劳动者较多,机体排汗散热较多,对水的需求量也较大。

另外,文献[2-8]的研究认为,随着体质指数[BMI(kg/m3)]的增高,其饮水量也增多,因其基础代谢率不同,饮水需求量也不同,本次调查以BMI切点24为超重的界限[9],分别调查正常、超重人群的饮水总量,并未发现BMI对饮水量有显著影响。KANT等[11]的研究显示,随着身体活动强度的增大而饮水量增多,而本调查将身体活动按MET强度进行划分(轻<3 METs;中3~6 METs;重>6 METs)[10],将1天内累计超过10分钟的身体活动纳入,对不同身体活动强度人群的饮水总量进行了分析,并未发现日均饮水总量与身体活动强度存在相关性。分析原因,体重和身体活动强度往往存在一定的相关性,超重人群常常身体活动较少且强度较轻,由于条件限制,本次调查中超重人群的样本量较少,未能对这一群体的总体情况进一步研究,可能存在混杂因素。同时,由于本研究对调查对象的身体活动情况采用的是回顾性问卷调查,回忆性偏倚不可避免,可能会影响身体活动强度的判断[4,5]。

饮水摄入量是决定人体对水中某种有害污染物暴露和健康风险评估准确性的关键暴露参数之一[12,13]。本研究得出了深圳地区成年居民饮水总量、不同来源饮用水的饮水量等数据,可以为本地区饮用水健康风险评价提供研究基础,同时研究发现,本地区居民饮水量受到性别、空调环境等因素的影响,在进行风险评价时可加以多因素考虑,避免造成误差。

作者声明

五大连池矿泉水健康风险评价 篇5

健康风险评价是将污染物质与人体健康定量联系起来,能够对化学污染物给人体健康造成危害的可能性及其程度的大小作出科学估算的一种评价方法。这是由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,包括危害识别、剂量—效应分析、暴露评价及风险表征四个主要部分[6,7]。重金属可以通过食物以及饮水进入人体,部分重金属可以在体内富集,严重危害人体健康[8,9]。目前,国内外很多学者针对重金属污染引起的饮水安全问题开展了大量的健康风险评价研究,并取得了丰硕的研究成果,为人类健康饮水提供了坚实的依据[10,11,12,13,14]。矿泉水作为优质天然安全的饮用水源越来越受到人们的青睐,但是有关矿泉水中重金属离子经长期饮用导致的健康风险评价的工作较少。

五大连池矿泉水是火山喷发后形成的、富含多种微量元素的、高品位的珍贵矿泉水资源。在五大连池自然风景保护区内分布有规模不等、类型多样的百余眼露头泉眼[15]。其中,南北饮泉的重碳酸铁硅质复合矿泉水,是世界三大冷矿泉之首,其品质高于法国维希矿泉和俄罗斯高加索矿泉,享有“神泉”“圣水”的美誉,在民间已有上千年的应用历史[16]。至今,每年仍有大量游客及患者来此饮用五大连池矿泉水,用以治疗胃肠疾病、皮肤病及泌尿系统疾病等[17]。二龙眼处偏硅酸矿泉水,由于储量丰富、日涌量大、水质优良无污染被作为当地居民日常生活饮水的自来水水源地。因此,开展饮用矿泉水健康风险评价工作,对于人们科学、合理饮用矿泉水具有重要意义。

1 资料与方法

1.1 健康风险评价模型

根据重金属通过饮水途径进入人体后所引起的健康风险不同,对基因毒物质和躯体毒物质的风险评价采用不同模型。美国环保局推荐的健康风险评价模型如下:

(1)基因毒物质的风险评价模型:

式中:Ri为终生超额患癌风险度;SF为致癌斜率系数;Di为化学污染物经饮食途径进入人体的单位体重日均暴露剂量。

(2)躯体毒物质风险评价模型(经饮水途径)

式中:Rj为躯体毒物质重金属j经饮水途径的平均健康危害个人年风险,a-1;1×10-6为躯体毒物质i的可接受风险水平;Di为躯体毒物质经饮水途径的单位体重日均暴露剂量,mg/kg·d。Rfd为躯体毒物质i经饮水途径参考剂量,mg/kg·d;

式中CW为水中化学污染物的浓度,mg/L;IR为水的日摄入量,L/d;BW为人均体重,Kg;AT为平均寿命,a。根据相关统计数据和文献,成年人的日均饮水量IR取值为2.2 L,我国居民的人均体重BW取值为60 Kg,平均寿命AT取值为70 a。

(3)饮用水总的健康风险R总

假设各重金属物质对人体健康危害的毒性作用呈相加关系,而不是协同和拮抗关系,则饮水途径重金属总的健康风险R总为

R总=Ri+Rj (5)

1.2 研究区域概况与数据来源

五大连池火山区位于黑龙江省北部,黑河地区南部,地处小兴安岭与松嫩平原的过渡地带。风景区总面积为1 060 km2,其地理坐标为东经125°42′—127°37′,北纬48°16′—49°12′。五大连池区矿泉水,北起五池东南岸边,南至药泉山,长约15 km,呈南北向带状分布,为受同一南北向脆性断裂构造系统控制。药泉山铁质重碳酸盐碳酸矿泉水区,分布在药泉山的东侧,由于地幔热柱活动产生的CO2,沿导气构造上升溶解于水,形成弱的碳酸矿水。这种酸性水,对围岩有较强的溶蚀力,在径流迟缓而又较为封闭的环境中便形成了含各种化学组分,有较高矿化度的原生矿泉水。而二龙眼矿泉水是深部矿水与浅层矿水混合作用的结果。根据黑龙江省科学院火山与矿泉研究所提供的矿泉水水质监测数据,监测时间为2010年1月—2011年12月,以一年内各月监测值的平均值为评价值,数据见表1。

根据国际癌症研究机构(IARC)和世界卫生组织(WHO)通过全面评价化学物质致癌性可靠程度而编制的分类系统,可知Cd为化学致癌物,Cd的致癌强度系数SF值为6.1 mg·(kg·d)-1。Hg、Pb、Mn、Ni、Ba及Zn为躯体毒物质,其Rfd取值见表2。由表1数据可知,两处饮用矿泉水水源水质除锰以外,均符合《饮用天然矿泉水》(GB 8537-2008)标准要求。北饮泉矿泉水源中,通过饮水途径对人体存在健康风险的重金属物质主要来自基因毒物质镉(Cd)和躯体毒物质汞(Hg)、铅(Pb)、锰(Mn)、镍(Ni)和钡(Ba)。二龙眼矿泉水源中,通过饮水途径对人体存在健康风险的重金属物质主要来自躯体毒物质汞(Hg)和镍(Ni)。分别计算基因毒物质和躯体毒物质中重金属离子通过饮水途径对人体造成的健康危害。

我国有关健康风险评价的研究起步较晚,鉴于我国目前的研究结果,研究参考国际辐射防护委员会及部分机构推荐的有毒物质个人年风险最大可接受水平(见表3)进行评价。

2 结果与分析

根据健康风险评价模型和评价参数,可以计算出2010年和2011年各年通过饮用两处矿泉水水源,重金属导致的基因毒物质Cd和躯体毒物质造成的平均个人年风险及个人年总风险,计算结果见表4和表5。

由表4数据可以看出,北饮泉的化学致癌物Cd的平均个人年风险为3.67×10-7,远远低于ICRP推荐的标准年风险度5×10-5。这表明饮用北饮泉矿泉水,重金属Cd引起的健康风险甚微,不会对常年饮用矿泉水的人群构成明显危害。在躯体毒物质重金属中,Mn和Ni所造成的个人年风险较大,分别为3.22×10-8和3.19×10-8。Hg和Pb的个人年风险较低,分别为2.32×10-10和2.65×10-10,均远远低于ICRP推荐的标准年风险度5×10-5。这说明长期饮用北饮泉矿泉水,躯体毒物质重金属不会对饮水人群构成危害。重金属造成的个人年风险排序为Mn>Ni>Ba>Zn>Pb>Hg,其中Mn离子的含量超过矿泉水标准规定限值,但是重金属Mn的个人年风险值低于5×10-5,这说明长期饮用该处矿泉水不会造成人体危害。二龙眼矿泉水水源,重金属躯体毒物质个人年风险排序为Ni>Hg>Zn,数量级为10-10,低于ICRP推荐的5×10-5,这说明长期饮用二龙眼处矿泉水,重金属躯体毒物质不会对人体健康造成危害。

由表5数据可知,北饮泉和二龙眼两处饮用矿泉水水源地化学致癌物和躯体毒物质的个人年总风险均低于ICRP标准,说明长期饮用两处矿泉水重金属不会对人体健康造成危害。而且,2011年与2010年相比,风险值有降低的趋势,但是还需长期监测。由于五大连池矿泉水区无重工业,因此矿泉水中的重金属主要来源于围岩的溶解,矿泉水中重金属离子致癌风险略高于躯体毒物质造成的危害,但是长期饮用不会对人体造成危害,所以可以长期饮用五大连池矿泉水达到疗养的目的。

3 结论

(1)五大连池北饮泉处矿泉水中重金属离子中致癌金属只有Cd离子,其个人年风险值低于ICRP推荐值。躯体毒物质重金属离子的个人年风险排序为Mn(Ni)>Ba>Zn>Pb>Hg,2010年个人年总风险值为6.596.59×10-8,低于2011年风险值,并且远远低于ICRP推荐值。由此可以看出,长期饮用五大连池北饮泉重碳酸矿泉水重金属离子不会对人体造成危害。

(2)五大连池二龙眼处矿泉水水源中致癌重金属离子未检出,风险极低。躯体毒物质重金属离子的个人年风险排序为Mn>Ni>Ba>Zn>Pb>Hg,2010年和2011年个人年总风险值分别为5.86×10-10和5.26×10-10,低于ICRP推荐的最大可接受风险水平,说明长期饮用该处矿泉水重金属离子不会对人体造成危害。

(3)五大连池矿泉水富含多种微量元素和常量元素,有较高的医疗价值,同时五大连池两处饮用矿泉水水源中重金属离子均不会对人体造成危害,长期饮用安全。

摘要：根据五大连池北饮泉及二龙眼泉两处天然矿泉水水质监测数据,采用美国环境保护署(USEPA)推荐的水环境健康风险评价模型,对两处饮用矿泉水中重金属离子通过饮水途径引起的健康风险进行了评价。结果表明,北饮泉矿泉水中化学致癌物重金属离子Cd所引起的健康风险度低于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险水平;二龙眼处矿泉水中致癌重金属离子未检出;矿泉水中躯体毒物质所构成的健康危害也较低,其中Mn和Ni平均个人年风险度分别达到了2.92×10-8a-1和2.99×10-8a-1;饮用矿泉水中重金属的健康危害总风险度未超过ICRP推荐的最大可接受限制5.0×10-5a-1。研究结果对科学安全地饮用矿泉水具有重要参考价值,同时可知长期饮用两处矿泉水对人体健康不会造成危害。

饮用水健康风险评价 篇6

1 材料与方法

1.1样品采集

于2010年8月分别在辽宁省大连和旅顺,山东省烟台、威海和青岛,福建省莆田和泉州,以及广东省汕头和汕尾采集人工养殖的成体鲍样品共90个,其中辽宁和山东2省各采集20个[皱纹盘鲍(Haliotis discus hannai)]、福建和广东2省各采集25个[杂色鲍(H.diversicolor)]。采样站位见图1。所有样品现场去壳,经冰冻后带回实验室,解冻后匀浆、待测。样品的采集、运输按《海洋监测规范》(GB 17378.3-2007)的规定进行。

1.2分析测定

样品采用干灰化法消解。准确称取5.000 g样品于坩埚中,置电热板上小火蒸干、低温碳化,再转移至马弗炉中500 ℃灰化完全。用0.5 mL优级纯硝酸溶解残渣,转移到容量瓶中定容。用日立Z-2000型塞曼效应原子吸收分光光度计测定样品消化液中的w(Cd)。测定结果以湿质量表示。

样品消解、测定过程设分析空白,检查试剂空白。样品全部平行双样检测,其差值低于10%。每15个样品随机抽取1个作加标回收,回收率在95%～103%之间。

1.3评价方法

Cd及其化合物是致癌物质,采用化学致癌物风险评价鲍体Cd对人体的健康风险。评价模型[17]为R=[1-exp(-D×F)]/A,式中R为Cd的致癌年风险(年-1);D为Cd的单位体质量日摄入量[mg ·(kg·d)-1];F为致癌强度系数[mg·(kg·d) -1];A为人均寿命(年)。

Cd的暴露量计算公式为undefined,式中E为单位体质量的暴露量(mg·kg-1);C为鲍体Cd质量分数(mg· kg-1);I为鲍的消费量(kg);BW为体质量(kg)。

1.4数据统计方法

应用SPSS 18.0软件进行数据的统计分析,鲍体w(Cd)差异采用Tamhane法多重比较检验。

2 结果

2.1鲍体w(Cd)的特征

鲍体w(Cd)的统计结果见表1。鲍体w(Cd)的分布曲线呈偏斜;平均值和中值一致,符合正态分布的特点。广东、福建、山东和辽宁4省鲍体w(Cd)分别为(0.42±0.21)mg·kg-1、(0.61±0.27)mg·kg-1、(1.21±0.35)mg·kg-1和(1.52±0.20)mg·kg-1。不同采样点鲍体w(Cd)有很大差异,辽宁鲍体w(Cd)明显高于其他3省(P<0.05),广东、福建2省鲍体w(Cd)明显低于山东、辽宁(P<0.05)。

2.2鲍体w(Cd)的健康风险评价

鲍与其他海产品的w(Cd)比较见表2。鲍体的w(Cd)高于鱼类、头足类和甲壳类生物体,也高于长牡蛎等贝类产品,但低于近江牡蛎、扇贝等经济贝类。总体上看,鲍体w(Cd)处于正常波动范围[(0.88±0.53)mg·kg-1]内。

《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》(NY 5073-2006)规定贝类Cd的限量值为不超过1.0 mg·kg-1,美国和韩国规定贝类软体动物Cd的限量值分别为4.0 mg·kg-1[21]和2.0 mg·kg-1[21],国际食品法典委员会(CAC)对Cd的限量值为2.0 mg·kg-1[21]。无公害食品中对Cd的限量值偏低。

注:同一列中,不同上标字母表示存在显著性差异(P<0.05)

Note: Different superscripts within the same column indicate significant difference(P<0.05).

由于贝类对Cd的富集能力强,采用美国等标准的限量要求比较合适,笔者以此标准进行相关评价。按照韩国和CAC的限量值,鲍w(Cd)的合格率为98.9%,最高超过标准限量值0.01倍;按照美国标准,鲍w(Cd)全部符合要求。

按照致癌性风险模型和暴露量公式,计算消费者食用鲍后重金属Cd的暴露量及致癌风险指数。在计算过程中,鲍体w(Cd)为所有样品质量分数的算术平均值。根据中国总膳食调查和广东省沿海城市居民膳食结构与水产品消费量[22,23],取20 g作为鲍的每日平均消费量。Cd的致癌强度系数为6.1 [mg·(kg·d) -1][17],人类的寿命为70年[17]、体质量数据取60 kg[21]。计算结果列于表3。鲍体Cd通过膳食途径可能产生的致癌年风险水平平均为2.55×10-5·年-1,低于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大风险可接受水平5×10-5·年-1,也低于美国环保署(EPA)提出的10-4 的可接受年风险水平[17]。食用鲍后人体每周Cd的暴露量平均为2.05 μg·kg-1,低于由世界卫生组织和联合国粮农组织联合组成的食品添加剂专家委员会(JECFA)推荐的暂定每周耐受摄入量(PTWI)推荐值7 μg·kg-1[21]。

3 讨论

3.1Cd的累积特征

数据分布的偏度系数反映数据的概率分布相对于正态分布的偏离程度,正值表示右偏,负值表示左偏,数值越大表示偏离程度越高,正态分布的偏度系数为0。从总体看,鲍体w(Cd)的分布呈轻微的右偏。w(Cd)集中分布在0～0.6 mg·kg-1和0.8～1.4 mg·kg-1 2个质量分数段,占总样品数的74%;高质量分数的样品数量少,超过1.8 mg·kg-1的样品占总量的4%。有调查研究表明,生物体微量元素的分布在一定程度上呈现右偏斜,表明大多数生物体内微量元素的质量分数低,只有少数生物微量元素质量分数高[24,25]。此次鲍体w(Cd)也出现类似特征,只有少量样品中w(Cd)较高。

所有海洋生物都在一定程度上累积重金属,不论是生命必需元素还是非必需元素。生命必需元素(如Cu、Zn等)在生物体内含量的最低值是该元素的代谢需求量;而Cd是非必需元素,在生物体内没有最小需求量,而且进入体内的Cd需要解毒或排出体外。实际上海洋动物极少能排出进入体内的重金属,重金属的累积必须以无毒形式存在。尽管Cu、Zn是必需元素,但是高含量的Cu、Zn也可能对生物体有害。超过贝类正常代谢所需要的Cu、Zn以无毒形式累积,贝类体内的Zn通常以可排泄的颗粒形式存在于消化腺和胃内,或以结核形式存在于肾脏中[26];长臂虾(Palaemon elegans)累积的Cu与肝胰腺细胞中富铜沉淀共存[27]。在受污染的环境中Cd的含量可能达到很高的水平。生物体通过解毒机制累积Cd,金属硫蛋白(MT)参与了解毒过程。MT是富含半胱氨酸的金属蛋白,其巯基(-SH)能强烈螯合有毒金属离子,对重金属有解毒功能[28],而且Cd能诱导MT的形成。进入鲍体内的Cd与金属硫蛋白结合,并在体内积累,进入体内的Cd越多,其体内Cd的质量分数越高。

重金属积累的一个非常突出的特点是即使是亲缘关系很近的物种,其体内金属积累量也很不同[29]。如近江牡蛎和长牡蛎体内w(Cd)有明显的差异(表2)。此次调查山东和辽宁海域样品为皱纹盘鲍、福建和广东海域样品为杂色鲍,前者鲍体w(Cd)明显高于后者。种类的差异可能是南、北海域鲍体w(Cd)差异的一个重要原因。除此之外,水体中的重金属含量是影响贝类体重金属w(Cd)的主要因素[30],模拟试验结果也表明生物体内重金属w(Cd)随外部水体中Cd水平的升高而增大[31,32]。研究表明,生物体对重金属的累积与季节变化、浮游植物的生长、食物中元素的可利用性,以及环境温度变化引起的生物体自身的代谢率变化有关[33];水体盐度变化,以及污染物排放量变化影响重金属可利用浓度,也导致生物体重金属含量改变。鲍的生长期长,一般在2年以上。此次调查的鲍样品分别采自中国南、北不同的海域,南、北海域温度、盐度差异大,对鲍的生长有不同的影响,进而导致对重金属的累积特征不同。同时,海域重金属污染状况也影响鲍对Cd的累积。因此,此次调查不同海域鲍体Cd质量分数的差异,与生物体自身的生长和所处的海域环境都有关系。

3.2鲍体Cd的安全性分析

与其他海水产品不同的是鲍属于海产珍品,其消费频率和消费量远低于鱼类等水产品,也低于一般贝类等产品。对于贝类产品的消费量,或者鲍的人均日消费量,目前尚未有比较准确、可靠的数值。通常都是采用全国居民总膳食调查,或者一定范围内的问卷调查等方式,对产品的消费量进行估计。文章在评估过程中用一般水产品的消费量作为鲍的消费量,这样处理的结果使鲍消费产生的人体Cd的暴露量偏高。有学者根据有毒有害物质的限量,反推牡蛎的安全消费量,作为指导牡蛎安全消费的参考量[34]。采用反推的方法,按照EPA提出的可接受风险水平进行反推计算,体质量60 kg的成年人,鲍的日均安全消费量为78 g;按照对安全要求更严格的ICRP致癌年风险水平进行反推计算,鲍的日安全消费量为39 g;而按照JECFA提出的PTWI推荐值进行反推算,鲍的日均消费量为68 g。在中国的膳食结构中水产品所占比重很小,即使是水产品消费量较多的广东省沿海各市,海洋贝类在膳食结构中人均每日食用量也平均低于20 g。鲍作为海产珍品,其消费频率和消费量更低于一般贝类,日消费量远低于上述数值。因此鲍体Cd通过膳食途径产生的致癌年风险和人体Cd的暴露量很低,食用鲍所摄入的Cd对人体产生的健康风险处于安全范围内。

重金属引起的毒性作用不是由其总含量控制,而取决于能有效与生物配合体作用的重金属形态。贝类体重金属生物可利用度是指贝类所累积的重金属在消化道内可溶的、且可被吸收的部分占重金属总量的比例[35]。贝类体重金属只有在消化道内被释放出来,变成游离形式,才能通过消化道壁膜进入血液循环,与组织器官发生作用。重金属生物可利用度很大程度上依赖于其最终的物理化学形态,这些元素形态能在消化道内被吸收并穿过肠壁膜进入循环系统。研究表明,牡蛎体重金属Cd、Cu和Zn的生物可利用度分别占各元素总量的44%～75%、26%～80%和50%～80%[33,34,35,36,37]。另外,Cd的毒性与其他必需微量元素的摄入有关,微量元素摄入量保持平衡可有效降低Cd的风险。

4 小结

鲍体w(Cd)基本呈正态分布,不同海域鲍体w(Cd)有显著的差异。与其他海洋生物类群相比,鲍体w(Cd)高于鱼类、头足类和甲壳类,与贝类体w(Cd)相当。

根据风险评估的结果,鲍体w(Cd)处于可接受的风险水平内,鲍体Cd的膳食暴露量低于JECFA的推荐值。

摘要：文章对中国部分海域鲍体镉(Cd)的质量分数与分布特征进行了分析讨论,并对鲍体Cd对人体的健康风险进行了评价。结果表明,1)鲍体w(Cd)总体上呈正态分布,其平均值为0.88 mg.kg-1,变化范围为0.06～2.02 mg.kg-1,其中广东、福建、山东和辽宁海域鲍体w(Cd)分别为(0.42±0.21)mg.kg-1、(0.61±0.27)mg.kg-1、(1.21±0.35)mg.kg-1和(1.52±0.20)mg.kg-1,不同海域鲍体w(Cd)差异显著(P<0.05)。2)鲍体w(Cd)高于鱼类、头足类和甲壳类海洋生物,与贝类产品w(Cd)相当;鲍体w(Cd)与栖息环境中Cd的污染程度有密切关系。3)鲍体Cd对人体的致癌性年风险指数低于国际辐射防护委员会推荐的风险水平,通过鲍膳食途径的人体Cd暴露量低于世界卫生组织/联合国粮食和农业组织的食品添加剂联合专家委员会推荐的暂定每周耐受摄入量推荐值。研究结果对于鲍的健康养殖和安全消费具有指导意义。

饮用水健康风险评价 篇7

1 材料与方法

1.1 数据来源及获取

首先, 笔者对微山湖周围环境进行调查, 调查内容主要包括微山湖地区水文、地质、气候特点、农业种植类型、工业生产, 以及水产养殖等的状况;接着, 在不同的时间点, 采用不同的采样方法和提取方法, 对水体、沉积物以及生物体进行采样, 并分别对其中的有机氯农药进行提取。

1.1.1 水体与沉积物中有机氯农药获取

按照从湖边到湖中心的采样路线依次设置9个采样点, 采样点涵盖了芦苇区、莲藕区、水产养殖区、静水区以及航线等区域 (见图1) 。采集水样分为4个时间段, 分别为2009年7月12日、2009年12月23日、2010年10月3日和2011年1月20日。

2009年7月12日在设置好的9个采样点处采集沉积物样品。首先, 用带有坠子的采样瓶投入水中0.5m处吸水, 用取样器采集沉积物表层10cm物质;接着, 将采集样品混合均匀后置于2.5L洁净棕色磨口玻璃瓶中, 低温保存;最后, 利用凝胶净化色谱 (GPC) 净化浓缩样品后, 用带电子捕获检测器的气相仪测定有机氯含量, 同时用GC-MS进行证实试验。在实际操作中, 每检测10个样品进行标准品和空白测试, 以减少试验误差。

1.1.2 生物体中有机氯农药获取

2013年5月26日在微山湖水域中采集野生生物样品, 样品主要包括黑鱼、虾、鮥鱼、鲫鱼等野生生物。提取生物体中有机氯含量分为4个阶段:1将采集的样品用湖水清洗干净, 放入密封袋置于车载冰箱中带回实验室, 冷冻以备分析测试。2解冻样品, 用超纯水清洗干净, 晾干外部水分, 按照GB/T14551-93标准进行样品制备。3取6mL制备后样品置于全自动净化浓缩仪的GPC柱中, 用25mL乙酸乙酯/环己烷 (1∶1体积比) 淋洗后, 浓缩至2mL。4每种分析样品 (样品、样品平行样、方法空白、加标空白、基质加标) 添加Surrogates标样, 以控制整个分析流程的回收率、监测样品分析及基质的影响, 从而提高分析结果的准确性。每次分析前用DDT降解标样, 检查GC进样口是否引起DDT降解, 降解率必须小于15%。最终, 得出各生物样品体内有机氯农药含量如表1所示。

μg/kg

注:ND表示未测出结果。

1.2 评价方法

1.2.1 水体中有机氯农药健康风险评价方法

水体中有机氯农药主要通过饮水和皮肤接触2种暴露途径进入人体。

(1) 饮水途径暴露量计算。

式中:Ci为水中有机氯农药含量, mg/L;U为日饮用量, L/d;EF为暴露频率, d/a;ED为暴露时间, a;BW为平均体重, kg;AT为平均时间, d。相关参数值见表2。

注:*表示采用ASTM推荐的保守安全值, 无*表示采用美国EPA的推荐值。

(2) 皮肤接触暴露量计算。

式中:SA为暴露的皮肤表面积, cm2;ABS为皮肤吸附参数, cm/h;τ为延滞时间, h;TE为洗澡时间, h;FE为洗澡频率, 次/d。相关参数值见表3。

注:*表示采用美国EPA的推荐值。

(3) 风险值计算。

水体中有机氯农药的健康风险指数计算公式:

式中:RfD表示非致癌参考剂量, mg/ (kg·d) ;SF表示致癌斜率因子, kg/ (d·mg) 。

依据美国US-EPA风险评价:非致癌风险指数小于1, 说明对人体没有危害;大于1, 说明对人体有危害。致癌风险指数小于10-7, 说明对人体没有危害;在10-5~10-7范围内, 为可接受风险;高于10-5, 则被认为是不可接受的或应采取风险减免措施。

1.2.2 沉积物中有机氯农药健康风险评价方法

对于沉积物中的有机氯农药, 主要考虑人体皮肤接触带来的风险, 所以对于平均每日摄入剂量ADD′ (mg/kg·d) 用以下的公式计算:

式中:Cj为沉积物中有机氯农药含量, mg/kg;AF为黏附系数, mg/cm2;AE为经皮肤接触的吸收系数;FC为被污染底泥份数, 无量纲;CF为转换系数。

考虑到沉积物和水的差异性, 部分参数略有不同, 参数取值见表4。

风险值计算与水体中有机氯农药健康风险值计算方法相同。

1.2.3 生物体中有机氯农药健康风险评价方法

本文采用美国科学院国家委员提出的风险评价模式[10]对微山湖水域中生物体有机氯农药健康风险进行评价, 分为致癌风险和非致癌风险2部分。

(1) 致癌风险R的计算公式。

式中:SF为化学致癌物的致癌斜率系数, kg·d/mg;E为暴露剂量率, mg/ (kg·d) 。

式中:BF为鱼类生物富集因子, L/kg;IRf为鱼类水产品的进食率;BW为平均人体重量, kg;AT为平均时间, d;C为生物体中有机物含量, mg/kg;ED为暴露历时。

(2) 非致癌风险Rf的计算公式。

其中:RfD为参考剂量, (mg/kg·d) ;E为暴露剂量率, mg/ (kg·d) ;L为平均寿命, a。

(3) 参数选择。依据国际癌症研究机构 (IARC) 和世界卫生组织 (WHO) 通过全面评价化学物质致癌性可靠程度而编制的分类系统, 污染物的斜率系数、参考剂量和鱼类富集因子均参考美国能源部建立的风险评估信息系统, 相关参数详见表5。

其他评价参数:人体体重参照70kg, 暴露历时致癌物取70a (约25 550d) , 非致癌物取30a (约10 950d) , 鱼类进食率参照国际推荐的成人摄入蛋白质含量, 根据鱼肉中蛋白质含量计算, 对于一个70kg的人每日摄入鱼肉参考值为90g, 每年为32kg。

2 结果与分析

2.1 水体中有机氯农药健康风险评价

根据风险评价相关参数及公式, 计算微山湖水体中有机氯农药通过饮水和皮肤接触2种暴露途径的健康风险值, 并绘制有机氯农药非致癌风险指数和致癌风险指数柱状图 (见图2、图3) 。由图2可知, 水体中有机氯农药非致癌风险指数总体范围为0.28~1.71, 均值为0.80, 小于1, 说明水体采样点的有机氯农药非致癌风险总体处于低水平, 对人体没有明显危害;在P8采样点处有机氯风险指数大于1, 会对人体健康产生一定危害。由图3可知, 水体中有机氯致癌风险指数范围为6.11~33.7×10-4, 均值为16.8×10-4, 且各采样点处有机氯致癌风险指数均高于10-5, 说明水体采样点的有机氯农药致癌风险处于较高水平, 且在P8采样点处致癌风险指数最高, 须采取一定措施降低风险。

2.2 沉积物中有机氯农药健康风险评价

根据监测数据, 计算出微山湖沉积物中有机氯农药健康风险指数, 并绘制沉积物中有机氯农药非致癌风险指数与致癌风险指数折线图 (见图4) 。从图4 (a) 可知, 沉积物中非致癌风险指数总体范围为1.27×10-5~2.47×10-5, 均值为1.88×10-5, 且各采样点非致癌风险指数大小依次为:P5

2.3 生物体中有机氯农药健康风险评价

按照生物体中有机氯测定值, 并结合公式 (6) 计算微山湖中生物体内有机氯农药通过人类食用水产品进入人体造成的平均个人年风险 (见表6) 的致癌风险指数R。由表6可知, 生物体中R值为ND~14.87×10-6 (ND表示未测出结果, 在表6中用“-”表示) , 其中黑鱼肉 (身体) 有机氯致癌风险指数最高, 但生物样品体内有机氯致癌风险指数均小于10-4, 认为是可接受的致癌风险。

×10-6

根据公式 (7) 计算微山湖各生物样品体内有机氯农药非致癌风险指数, 结果如表7所示。由表7可知, 生物体中非致癌风险指数为ND~3.2×10-6 (ND的含义同表6) , 其中黑鱼肉 (身体) 非致癌风险指数最高, 但生物样品体内有机氯农药非致癌风险指数均小于10-5, 认为是可接受的非致癌风险。

×10-6

3 结论

(1) 微山湖水体中有机氯的非致癌风险总体处于低风险水平, 而致癌风险处于较高风险水平。在4个不同时间点上, 非致癌风险指数与致癌风险指数在P8采样点处均取得最大值, 因此, 微山湖P8采样点周围区域应重点关注, 并尽量减少人体暴露在该点位附近。

(2) 微山湖沉积物中有机氯的非致癌风险与致癌风险均处于可接受风险范围内, 对人体没有明显危害, 且均在P5采样点处取得最小值, 在P8采样点处取得最大值。

(3) 微山湖生物体中有机氯的非致癌风险与致癌风险均处于可接受风险范围内, 对人体没有明显危害, 但在所测生物样品中, 黑鱼肉 (身体) 中有机氯农药非致癌风险指数与致癌风险指数均最高, 因此, 人们在选择微山湖中水产品时, 应注意尽量避免风险指数较高的水产品。

总之, 微山湖水域中有机氯农药总体上处于可接受风险水平, 但仍有一些区域有机氯农药健康风险水平较高, 生物水产品风险指数较高, 所以, 需要采取一定的预防和治理措施。

摘要：为研究微山湖水体中有机污染物对人体健康的潜在风险, 以微山湖水域中水体、沉积物与生物体为研究对象, 在采集和提取有机氯农药含量的基础上, 结合健康风险评价方法, 以有机氯农药的非致癌风险指数与致癌风险指数为评价指标, 对微山湖水域中有机氯农药进行健康风险评价。结果表明:水体中有机氯农药的非致癌风险指数均值0.80, 处于低风险水平;致癌风险指数均值为1.68×10-3, 处于较高风险水平。沉积物中有机氯农药的非致癌风险指数均值为1.88×10-5, 致癌风险指数均值为3.71×10-8, 均处于可接受风险范围。生物体中有机氯农药的非致癌风险指数均小于10-4, 认为是可接受的非致癌风险;致癌风险指数均小于10-5, 认为是可接受的致癌风险。

关键词：微山湖水体,沉积物,有机氯农药,健康风险评价

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