健康风险评价（精选12篇）
健康风险评价 篇1
水是自然界一切生命的重要基础。但是,随着人类活动和工农业的迅速发展,水在自然界的循环过程中污染问题日益严重,饮用水安全受到严重威胁。矿泉水是地下水在地层深处经长期与围岩相互作用,溶蚀岩石中的矿物质而形成的[1]。相对于地表水和一般地下水而言,矿泉水具有水质稳定、不易受污染、富含多种常量和微量元素,已经成为健康优质饮水资源[2]。各国都对饮用矿泉水制定了严格的标准、规范以及限定值,用以保证饮用矿泉水的安全。在某些地区的饮用矿泉水中有毒金属离子的含量在限定值以下,符合饮用标准。但是,当人们长期饮用以后,对人类健康具有潜在危害。所以,开展饮用矿泉水中重金属对人体健康造成的风险评价显得尤为迫切和重要[3,4,5]。
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。
关键词：五大连池,矿泉水,健康风险评价
健康风险评价 篇2
安全、健康与环境风险识别和评价概述
安全、健康与环境(HSE)管理的根本目的是最大限度地降低风险,防止人员伤害、财产损失及环境破坏,而风险识别和评价是搞好风险管理的.关键所在.文中就风险识别和评价的目的、过程、方法等做了简单论述.
作 者：董国永 Dong Guoyong 作者单位：中国石油天然气集团公司质量安全与环保部刊 名：油气田环境保护 ISTIC英文刊名：ENVIRONMENTAL PROTECTION OF OIL & GAS FIELDS年，卷(期)：9(4)分类号：F4关键词：安全 健康 环境保护 管理体系 风险 识别 评价
健康风险评价 篇3
关键词：填埋场 地下水环境 风险管理
中图分类号：X5 文献标识码：A 文章编号：1674-098X（2014）09（c）-0099-01
我国每年产生大量的危险废物，这些危险废物含有大量有毒物质，造成周围环境污染，威胁着人们的身体健康。因此必须将其进行安全填埋。但安全填埋仍存在不安全隐患，对安全填埋进行风险评价与管理，从选址到建设都有充分考虑各种因素，做出最佳选择，制定出相应方案，将安全填埋造成环境污染的几率降到最低。
1 安全填埋场选址
危险废物安全填埋场址选择涉及环境、经济、社会等多方面的综合因素。国际上对垃圾填埋场的选址十分重视并在选址方法上取得很大进展。相比之下，我国在垃圾填埋场址选择上的研究尚处于起步阶段。填埋场选址总要求是以合理的技术、经济方案，尽量少的投资，达到最理想的经济效益，实现保护环境的目的。场址不宜选在地形高程低的地域和低洼汇水处，场址选择应在渗透性弱的、具有一定厚度的黏土及砂质黏土地带该底层的渗透系数应小于0.0000001 cm/s且对有害物质迁移、扩散有一定的阻滞能力。对地表水域的保护所选场地必须在100年一遇的地表水域的洪水标高泛滥区之外，或历史最大洪泛区以外。
2 地下水污染风险评价
2.1 地下水污染
地下水虽属可再生资源，但地下水更新和自净非常缓慢，一旦被污染，所造成的环境与生态破坏，往往长时间难以逆转。按学科来看，地下水污染问题属于水文地质学的研究范畴。地下水污染有自身的特点，即使严重污染，也无色无味，难以鉴别，污染部位处于地面以下，监测困难，不易被发现。对人体影响是慢性、长期作用，不易察觉。具有难以逆转性，一旦污染，修复困难。地下水流量受季节和区域气候变化影响大，自净能力差，进入地下水的污染物在介质吸附和各种化学反应的作用下，成分和性质变得复杂，具有不确定性。地下水污染治理投资大、技术难、周期长。
2.2 环境风险评价的意义
环境风险评价是指人类的各种开发行为所引发的或面临的危害对人体健康、社会经济发展、生态系统等所造成的风险，可能带来的损失进行评估，并据此进行管理和决策的过程。简单的来说就是评估危害人类健康和产对生态产生不利影响可能性的一个过程，这关系到一个或者更多的因素。通过环境风险评价，分析和预测建设项目存在的潜在危险、有害因素、建设项目建设和运行期间可能发生的突发性事件或事故（一般不包括人为破坏及自然灾害），引起有毒有害等物质泄漏，所造成的人身安全与环境影响和损害程度，提出合理可行的防范、应急与减缓措施，以使建设项目事故率、损失和环境影响达到可接受水平[1]。
2.3 地下水环境风险评价的具体步骤
一般环境风险评价的步骤包括风险识别、风险度量和风险评价与对策。风险识别就是由垃圾填埋场的现场调查及其自然环境、社会环境、建设工程的概况，识别出该垃圾填埋场的主要风险物质。评价过程中依据的指标包括地下水环境介质指标、渗滤液产生量指标、污染物特性指标、污染物毒性指标、环境风险事故类指标、暴露评价指标、日常运行管理水平评价指标和周边区域风险评价指标等。构建风险评价体系，开展危险废物填埋场对地下水污染的风险评价，可以为填埋场的综合治理提供科学依据，避免场地附近的地下水污染。横向结构的构建和纵向结构的构建是构建风险评价体系时主要采用的两种方法。对于地下水风险评价，要计算污染物浓度分布、包络面积及质点轨迹漂移等指标，用水生生态损害阈与计算结果作比较分析最后在确定风险因素，并分清主要风险与次要风险后，需要根据所获得数据采取相应措施以防范风险。
3 填埋场控制水污染措施
3.1 填埋场建设要点
填埋场在建设过程中应综合考虑各方面因素，在小细节处也应落实到位。如在地下水及其它工程地质条件允许的情况下，应尽量采用深挖和高填设计，增加使用年限。由于受到水泥抗折强度等性质的影响，刚性填埋场的底板跨度有一定的限制，一般不宜超过50 m，这就造成刚性填埋场单位容积较小、单位造价较高、操作运行不便的特点。所以应慎重选择刚性填埋场结构。还应注意填埋场应分区建设，每一期的服务年限宜控制在5～8年。上层高密度聚乙烯膜的保护层应尽可能的采用粘土，避免单独采用土工布。在危险废物安全填埋场运行期也有很多问题需要各部门重视起来。如尽量减少有机物质进入填埋场，填埋过程中无需使用压实机，固化体可以进行场内养护，注意防雨，注意对渗滤液的物化处理，可采用多期分步填埋和分层填埋相结合的办法，增加填埋高度等。
3.2 管理措施
因此对危险废物填埋场日常运行管理应分为：职员素质、应急处理能力、处理设施的设计、运行和维护情况等。填埋场的运营是一个长期的过程，关系到填埋场的安全、质量和环境保护等多个方面，在填埋场的管理中占很重要的位置，国际上对垃圾填埋场的运营管理有一套成熟的方法和技术要求。环境管理和财务担保是管理垃圾填埋场的两个重要部分。就财务担保来说，现在国际上花费很大精力对危险废物垃圾填埋场运营资金的管理，在美国、加拿大等国家，明确规定垃圾填埋场的所有者需要持有EPA批准的财务担保，EPA定期进行检测检查，并可根据检查结果决定是否终止财务担保。这种规范化管理更加科学，效率也更高。封场管理是填埋场管理的最后阶段。目前全球对垃圾填埋场的使用量持续减少，但仍有数以千计的已经关闭的垃圾填埋场，并有成千上万仍在运营的垃圾填埋场将在5年内停止使用，可见解决垃圾填埋场重复利用的问题意义深远，无论对经济还是社会，都将带来极大价值[3]。垃圾填埋场可进行封场修复，但修复一旦开始整个修复时间较长，且目前仍缺乏统一的修复标准。在管理填埋场过程中，应制定、完善地下水监测和评价的相关法律法规，为地下水污染风险评价和地下水保护提供法律保障。为防止危险废物渗滤液对地下水造成污染，还必须采取适宜的防渗措施。同样由于防渗失效而引起的地下水污染的治理措施也是十分必要。
4 结语
危险废物填埋场烦安全与否关系到环境、发展、社会等都多方面。对危险废物的安全填埋场进行风险管理能有效的规避风险，控制潜在的不安全因素。地下水一旦污染将很难治理，及时对危险废物填埋场地下水污染风险进行全面的风险评价能有效的保护地下水，将可能存在的水污染风险降低到最小。目前我国危险废物填埋场的发展距发达国家还存在很大差距，还需要不断借鉴和探索。
参考文献
[1]刘春尧，刘丹.城市固废填埋场选址的优选方法及其应用[J].四川建筑，2009，27（5）：204-205.
东江博罗县段水环境健康风险评价 篇4
1 水环境健康风险评价模型
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,包括致癌化学有毒物质、放射性污染物和非致癌化学有毒物质[3,4,5]。由于缺少放射性污染物的日常监测数据,本文根据美国环保局推荐的健康风险评价模型,分别计算水中致癌化学物质和非致癌化学物质对人体健康危害风险值,对东江博罗县段4 个水源地断面水环境健康风险进行评价。
1. 1 致癌化学物质风险评价
致癌化学物质通过饮用途径所致的平均个人健康危害风险计算模型为[3,4]:
式中,Rcig为致癌化学物质i所致的平均健康危害个人风险值,a- 1; Dig为致癌化学物质i所致的单位体重日均暴露剂量,mg /( kg· d) ; Qig为致癌化学物质i的致癌强度系数,[mg /( kg·d) ]- 1; 76. 5 为广东人平均寿命; 2 为成人平均每日饮水量; Ci为致癌化学物质的浓度,mg /L; 61. 8 为人均体重,根据 《中国居民营养与慢性病状况报告( 2015 年) 》 全国18 岁及以上成年男性和女性的平均体重分别为66. 2 kg和57. 3 kg,取均值61. 8 kg) 。
1. 2 非致癌化学物质风险评价
非致癌化学物质通过饮用途径所致的平均个人健康危害风险计算模型为[3,4]:
式中,Rnig为非致癌化学物经i饮用途径所致的平均健康危害个人风险值,a- 1; Dig为非致癌化学物i所致的单位体重日均暴露剂量,mg/( kg·d) ; Rf Dig为非致癌化学物i的参考剂量,mg/( kg·d) ; 76. 5 为广东人平均寿命。
致癌化学物质和非致癌化学物质对人体健康危害的毒性作用呈相加关系,水环境总的健康危害风险R为[3,4,6]:
1. 3 评价参数选择
根据IARC和WHO编制的分类系统,致癌化学物质( 镉、砷和六价铬等) 的强度系数和非致癌化学物质( 氨氮、氟化物、挥发酚、氰化物、铜等) 的参考剂量分别详见表1 和表2[4,6]。
2 水质评价结果与分析
2. 1 水质状况
东江博罗段有4 个饮用水源地断面( 观音阁、博罗县城、龙溪、园洲) ,2013 - 2015 年中每月或每季度对4 个水源地断面进行采样监测,监测项目为 《地表水环境质量标准》( GB3838- 2002) 中表1、表2 中项目共30 项。根据各断面每年所测得的监测数据求平均值( 年均值) 进行统计,根据统计结果显示,东江博罗县段总体水质优良,能满足集中式生活饮用水地表水源地保护区水质功能区( Ⅱ类) 标准要求( 总氮除外) 。其中部分监测项目年均值见表3,氨氮是东江博罗段水环境中的最主要污染物之一,而且从上游往下游氨氮浓度值呈升高趋势。
2. 2 水质健康危害风险度计算
运用水环境健康风险评价模型,参考2013 - 2015 年水质监测项目年均值,分别对东江博罗县段的观音阁、博罗县城、龙溪、园洲等4 个水源地断面的水环境健康危害风险值进行计算,分别获得年均个人化学致癌风险Rc、非化学致癌风险Rn及总风险R的值,计算结果见表4。4 个水源地断面的各个致癌化学物质( 镉、砷和六价铬) 的风险值( Rcig) 比较见情况见图1,总的化学致癌风险水平( Rc) 变化情况见图2,总的非化学致癌风险水平( Rn) 变化情况见图3。
2. 3 水质健康危害的风险评价
由表4 可知,目前东江博罗县段4 个水源地断面中各污染物质所致健康危害的个人年总风险值在( 3. 91 ~ 4. 35) × 10- 5a- 1之间,即一年中约有十万分之四左右人的健康会受到水体中致癌化学物质和非致癌化学物质的影响,均低于美国环保局的推荐值( 1. 0 × 10- 4a- 1) 和国际放射防护委员会的推荐值( 5. 0× 10- 5a- 1) 。从时间角度上分析,东江博罗段的水环境健康个人年风险呈波动上升的趋势,这与博罗的经济开发加速导致工业、农业和生活污染加剧有关; 从空间角度上分析,东江博罗段下游的水环境健康个人年风险高于上游,其中园洲断面的最高,这与东江下游沿岸入江河涌增多及受污染加剧有关。
由表4、图1 和图2 可知,2013 - 2015 年,东江博罗县段水中化学致癌物质的个人年健康风险值在( 3. 88 ~ 4. 32) × 10- 5a- 1之间,个人年健康风险由大到小的排序为六价铬> 砷> 镉,其中六价铬约占88. 9% ,砷约占8. 8% ,镉约占2. 3% 。由于东江博罗段水中六价铬和镉基本维持为未检出的水平,主导东江博罗县段水中化学致癌物质的个人年健康风险水平变化的因素是砷。从时间角度上分析,东江博罗县段水中致癌化学物质所致健康危害的个人年风险值均呈波动上升; 从空间角度上分析,东江博罗县段下游水中致癌化学物质所致健康危害的个人年风险值高于上游,这可能与东江下游沿岸采石场开发及运砂石码头导致砷污染上升有关。
由表4 和图3 可知,2013 ~ 2015 年,东江博罗县段水中非化学致癌物质的个人年风险值在( 2. 77 ~ 3. 34) × 10- 7a- 1之间,其中,氟化物和氨氮的个人年风险值相比其他非化学致癌物质要高,是主导东江博罗县段水中非化学致癌物质的个人年健康风险水平变化的因素,约占96% 。总体而言,东江博罗县段水中非化学致癌物质所致健康危害的个人年风险值较低,与化学致癌物质相比相差甚远,对东江博罗县段水环境总的健康危害风险影响较小。
3 结论
目前,东江博罗县段总体水质优良,能满足集中式生活饮用水地表水源地保护区水质功能区( Ⅱ类) 标准要求( 总氮除外) 。东江博罗县段4 个水源地断面中水环境总的健康危害风险值均较低,低于美国环保局( EPA) 和国际放射防护委员会( ICRP) 的推荐值,其中化学致癌物质所致健康危害风险度远高于非化学致癌物质。
砷作为主导东江博罗县段水中化学致癌物质的个人年健康风险水平变化的因素,氟化物和氨氮作为主导东江博罗县段水中非化学致癌物质的个人年健康风险水平变化的因素,应得到负有东江水环境保护职责的相关政府部门的重视,并将其作为日常环境管理工作中的重点防控目标,加强对产生该类污染物的行业的日常监管。
此外,应开展对东江各饮用水源地水质全指标监测,加大对东江各支流水质监测密度,全面掌握东江及各支流的水环境质量状况及变化趋势,加强水环境健康风险管理和水环境保护措施,提高东江水环境风险防控能力。
摘要：运用美国环保局推荐的水环境健康风险评价模型对东江博罗县段的4个饮用水源地2013-2015年的水质监测数据进行健康风险评价分析。结果表明,东江博罗县段的水环境健康个人年风险均低于美国环保局和国际放射防护委员会的推荐值,下游的水环境健康个人年风险高于上游,化学致癌物质所致健康危害风险度远高于非化学致癌物质,砷作为主导风险水平变化的因素;致癌化学物质所致健康危害的个人年风险值均呈波动上升,非致癌化学物质所致健康危害的个人年风险值较低。
关键词：健康风险评价,饮用水源地,东江
参考文献
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[5]李祥平,齐剑英,陈永亨.广州市主要饮用水源中重金属健康风险的初步评价[J].环境科学学报,2011,31(3):547-553.
健康风险评价 篇5
【摘要】近年来,国内外突发性大气污染事故频繁发生,不仅造成巨大的经济损失,而且还给周边环境和人群健康带来严重影响。突发性大气污染事故人群健康风险评估是对事故过程中,事故风险场内暴露人群可能产生的健康伤害效应及其发生概率进行定性和定量评估的过程。突发性大气污染事故具有持续时间短、有害因素强度大(或浓度高)且难以测定等特点,因此,与早期针对有害因素长期或终身暴露造成的人体慢性健康风险的研究不同,突发性大气污染事故人群健康风险评估在研究方法等方面具有自身特点。
【关键词】突发性；大气环境污染；应急监测
目录
1.突发性大气环境污染事故类型......................................................................................3 2.突发性和普通性大气环境污染事故比较...................................................................3 3.突发性大气污染事件应急监测概念............................................................................4 4.突发性大气污染事件应急监测特点............................................................................4 5.突发性大气污染事件应急监测相关设备...................................................................5
5.1应急监测仪器..........................................................................................................5 5.2防护设备...................................................................................................................5 6.突发性大气环境污染事故应急监测程序...................................................................6
6.1接收事故报警..........................................................................................................6 6.2现场取样工作..........................................................................................................6 6.3监测数据处理以及污染预测.............................................................................6 6.4出具监测报告..........................................................................................................6 结语：.........................................................................................................................................7 参考文献：...............................................................................................................................7
随着我国工业化程度的不断提高，近几年发生了许多重大的突发性大气污染事件，从而给国民经济以及人民安全造成一定损害、威胁。突发性的大气污染是环境污染中较为严重的一种，由于我国工业活动增加以及化学品种类的增加，大气突发性环境污染事件发生的概率正在不断增加，据统计，我国的突发性大气环境污染事故的数量呈现逐年上升趋势，因此，相关人员应当高度重视突发性大气环境污染事件的应急监测工作，从而保障经济和谐发展以及人民生命安全。
1.突发性大气环境污染事故类型
一般来讲，突发性大气环境污染类型主要包括以下几种类型：第一类，有毒物质扩散污染事故，出现这种事故主要原因是由于生产、存储、运输或者排放化学物品过程中，有害的化学物品泄露所引起的大气环境污染。第二类，毒气污染事件，毒气污染事件属于较为常见的突发性大气污染事件，主要包括硫化氢、氨气、氯气等污染。第三类，爆炸性大气污染事故。事故主要由于易燃易爆物品着火或者突然爆炸引起，主要包括天然气、硫磺、液化气等。第四类，某些固体废物或者垃圾由于处臵方式缺乏合理性，引发爆炸，从而造成突发性大气环境污染。
2.突发性和普通性大气环境污染事故比较
一般来讲，普通环境污染事故属于常量排污引起，并在一段时间内具有规律性，然而，突发性大气污染事故则完全是偶然性的，没有固定的规律，并且难以预测，相对于普通的大气环境污染事故而言，突发性的大气环境污染具有短期、瞬时、破坏强等特点。突发性大气污染事故出现主要是人民过分追求经济回报，并且忽视环境保护而导致的。近几年，我国的突发性大气环境污染事故数量较多并且呈现逐年上升的趋势。突发性环境污染不但造成巨大的经济损失，而且给当地居民造成严重心理阴影，影响人民正常生活，甚至由于大气环境污染造成人员死亡，从而引起纠纷和混乱，影响社会的和谐安定[1]。
3.突发性大气污染事件应急监测概念
突发性大气环境污染应急监测工作主要是指，在发生严重、突发性大气环境污染事故之后，为了查明污染情况以及污染原因而进行的环境监测工作。突发性大气环境污染事故应急监测工作要求相关技术人员在最短的时间内，使用小型、简易的工具，测试出污染物种类、污染范围、污染危害、污染物浓度等若干要素。应急监测工作是处理突发性大气污染事故的首要步骤，是处理突发性大气污染事故的基础以及关键。突发性大气环境污染发生之后，应当及时采取有效应急监测的措施，从而减少事故造成的经济损失以及降低对群众的危害。
4.突发性大气污染事件应急监测特点
一般来讲，应急监测工作具有以下几个特点：首先，及时性。突发性大气环境污染发生之后，一分一秒都不能延误，事故发生后，监测人员必定需要第一时间开展工作，及时监测大气环境并得出相关数据，为环境污染事故处臵提供数据依据。其次，准确性。
应急监测人员的数据必然要准确，从而确保突发性大气环境污染处理的可靠性。最后，代表性。突发性大气环境污染事件出现之后，应急监测人员无法在所
有污染地点监测，因此，其监测地点具有代表性。不但提高监测效率，而且也确保监测结果的可靠性以及科学性[2]。
5.突发性大气污染事件应急监测相关设备
5.1应急监测仪器
一般来讲，应急监测仪器主要包括以下几种：首先，实验器材，气象色谱仪，标准气体、各种试剂等。其次，便携测试仪。便携测试的类型具有多样性，主要特点的便携直读并且误差较小，然而，便携测试仪的价格较为高昂。最后，采样设备。采样设备是指大气采样仪，按照使用功能划分，又分为自动采样仪以及手动采样仪。
5.2防护设备
现场应急监测工作要求相关工作人员在第一时间进入现场完成监测任务，然而，突发性大气污染事故也会危害工作人员的生命安全，因此，为了保障监测人员的生命安全，在实施监测工作之前，应当配备必要的防护设备，从而不但有助于应急监测人员顺利完成监测任务，而且切实保障工作人员的人身安全。防护设备主要有防毒工作服、防毒呼吸器、应急灯、面部防护罩等。应急监测车以及定位仪一般来讲，突发性大气环境污染事件发生之后，要求相关人员在短时间内赶到事故现场，这就要求监测工作必须快速准确完成，迅速到达事故现场，从而监测污染造成的损坏。因此，监测站应当配备应急监测车以及定位仪，从而保障监测工作顺利完成，减少突发性大气污染造成的经济损失以及对群众的危害。
6.突发性大气环境污染事故应急监测程序
6.1接收事故报警
一般来讲，环境监测站应当重视应急监测工作，在平时就要设臵专用电话，并且安排人员值班。如果接收到突发性大气环境污染事故报警，应当快速了解事故发生地点、环境污染种类以及可能的传播范围，接收到报警电话并且大概了解事故情况之后，应当快速出动相关人员，开展应急监测工作[3]。
6.2现场取样工作
环境监测站的相关人员应当及时前往事故发生的现场，并且需要携带取样工具以及设备。到达突发性大气环境污染事故现场之后，应当根据事故状态以及情况，快速取样检测，并且得出初步的监测结果。剩余比较细节的工作交给监测中心，比如分析大气污染物其他成分，从而得出完整的监测数据。
6.3监测数据处理以及污染预测
一般来讲，环境监测中心应当将监测人员的监测数据输入微机，从而得出进一步的结论，并且根据数据，通过监测站的微机预测突发性大气污染物扩散的趋势以及影响范围，从而推测出突发性大气环境污染事故的等级以及危害程度。
6.4出具监测报告
监测中心通过微机了解突发性大气环境污染的扩散模式、发展趋势以及危害程度之后，得到详细的结论，并且短期内写出一份监测报告。这份报告应当迅速送到政府领导机构，报告中不但需要指出突发性环境污染的具体情况，而且应当提出控制或者解决大气污染的处理方式。
结语：
综上所述，突发性大气污染事件具有瞬时性以及破坏强的特点，对于我国经济发展以及人民群众正常生活造成一定负面影响，因此，相关人员应当做好应急监测工作，从而有效控制突发性环境污染的范围以及危害程度，最大限度地减少经济损失以及对群众的危害。
参考文献：
高校债务风险及其评价 篇6
分析高校的财务风险应首先了解高等教育投入体制。从经济学角度分析，高等教育投入既是消费性支出（这部分非补偿性支出需政府公共财政投入），又是生产性投资（这部分投资补偿主要来源于接受高等教育的个人或社会助学）。教育部《2003-2007年教育振兴行动计划》提出非义务教育的办学经费，以政府投入为主渠道，由政府、受教育者和社会共同分担。而实际情况是1999年全国教育工作会议后，大规模的扩招对高校进一步扩大基础建设、本科评估对内涵建设质量和速度都提出了新的要求，高校的基础设施和办学条件明显跟不上需求，建设资金需求不足的矛盾日渐凸显。至2003年末，教育部18所高校债务总额高达72.75亿元，较上年增长45%，其中基本建设形成的债务占82%。另据厦门大学邬大光教授的调研，目前全国公办高校的贷款规模达2000至2500亿元。这种扩张性内需和教育拨款投入不足的矛盾，是形成当前高校债务风险的动因。另外，《高等教育法》明确规定，“高等学校依法自主办学，依法享有民事权利，承担民事责任”。正是由于这种自负盈亏的主体意识，也使得高校有一种扩大投资的内在冲动。
一、文献回顾
对高校债务风险的研究已取得以下研究成果。有根据现金负债比等建立高校贷款风险综合监控模型预警线；有以总经费年增长率等建立的高校恰当举债数学模型；有将多个具有相关性的变量如生均总收入、收支比等变量综合评价的因子分析方法；有设计以高校各会计要素的现金保证率为中心的财务风险预警指标。这些成果基本建立在以《高等学校会计制度》为基础的财务框架之上来分析研究，但相对于目前高校资金来源的多元化，尤其是高额的银行贷款负债，以《高等学校会计制度》为框架设计的现有高校财务报告来反映高校资金的受托责任将受到相当程度的限制，加上会计制度由于本身存在公共领域又为相关的会计寻租提供了便利，使得现有财务报告不能有效地衡量受托者资金风险。在没有新制度出台前，笔者以设计新的高校财务报告为突破口，在不改变原有核算模式的前提下探索一种新的评价方式。
二、财务报告转换规则
财务报告的列报是通过列报的原则和依据以及列报的形式和内容这两个层次来实现的，现行高校财务报告是基于事业单位会计制度及收付实现制的基础上设计的，但资产负债表的设计存在严重缺陷，完全违反会计核算基本原理和规范要求；收支表只是简单罗列收支项目，无法提供信息含量更丰富、项目间更具关联性的综合收益表，更不能利用现有成熟的企业财务综合分析模型来进行有效的财务风险分析。考虑到高校是以收付实现制为核算基础，收支与现金流量的同步性，所以不需设计现金流量表。
说明：在以下报表中，“等于”前和后分别是新旧报表项目。
（一）资产负债表
资产类：1.货币资金（含财政应返还额度）、其他应收款、存货、长期股权投资、长期债权投资、无形资产核算口径与企业基本相似；2.固定资产原价等于固定资产，高校固定资产不计提折旧；3.在建工程等于借出款，一般高校事业财务和基本建设财务是分开核算的，是事实上的一个法人两个会计主体，但基建不能直接获取银行贷款，所以基本建设工程项目贷款是通过事业财务作为借出款借给基建，待项目完工交付并确定有资金来源时冲减借出款，列入结转自筹基建，如非上述方式核算，应作相应处理。特别说明：（1）高校财务不执行权责发生制，加上近年助学贷款力度较大，欠费率已处于很低水准，所以应收账款未列示应收学生欠费；（2）存货及相关资产不计提减值准备。
负债类：1.短期借款等于借入款（短期借入款），一般高校如需借助流动资金贷款来维持日常运转，则属于典型的不良贷款；2.应交税金等于应交税金，主要是个人所得税；3.其他应交款等于应缴财政专户；4.其他应付款等于代管款项、应付及暂存款之和；5.长期负债等于借入款（长期借入款），主要是项目贷款，即基建借款，是债务风险最关注的指标。
净资产类：1.股本等于事业基金（投资基金）和固定基金之和，从高校会计制度的设计和核算体系上来看，高校的净资产是不实的，以其账务处理来分析：（1）事业基金（一般基金），是年终结账后形成的高校当年未分配的非限定用途的结余（相当于企业的未分配利润）。（2）事业基金（投资基金），当对外投资时，实际上是将非限定用途的一般事业基金转入限定用途的投资基金，这部分可看作是国家对高校的资本投入，列入转换后的股本。（3）固定基金，购置时，借记事业支出，贷记银行存款，同时借记固定资产，贷记固定基金，可见固定资产在实际购置时已列入当年成本，并在当年收入中得到了补偿，但考虑到其单位价值较大且受益期较长，所以账务处理时又同时增记资产类和净资产类账户，是已经费用化的成本又当作净资产，同时固定基金中又包含未计提折旧部分，所以高校净资产是不实的。但在报表转换设计时，可视同国家用高校当年财政补助收入和非税收入购置了固定资产对高校直接进行的投资，而固定资产减少则反映为已归还投资，作为股本的减项。2.盈余公积等于专用基金，其来源是按一定比例从成本中计提或结余分配中形成的，属依规计提和有专门用途，在含义和经济内容上与盈余公积（法定公益金）类似。3.未分配利润等于事业基金（一般基金），虽然事业基金（一般基金）受制度限制包含有限定用途的未完项目结余，但就高校全局而言，这种结余也是当年收支冲减后的净额。但从另一个侧面也反映出只有事业基金（一般基金）和专用基金是属于严格意义上收支相抵后的净资产，是高校还贷能力的主要考察指标。（4）资本公积，高校普遍成立了类似教育基金会法人社团性质的机构，捐赠等都在基金会核算。
（二）利润表
主营收入部分：1.主营业务收入等于财政补助收入和非税收入之和，就高等院校而言，国家财政拨款和有收费许可的非税收入仍是高校正常稳定的收入。2.主营业务成本等于事业支出减事业支出（招生、就业指导、财务费用、成教业务、离退休、捐赠），是高校维持其日常运转的各项支出，但必须将用于招生和就业指导的费用剔除，这两项费用相当于高校为获得产品（学生）和推销产品而发生的费用，应属于营业费用范畴；财务费用应单独反映；成教业务属其他业务支出；对外捐助捐赠支出应列入营业外支出。3.高校是全额拨款事业单位，没有所得税问题。
主营业务利润部分：1.其他业务利润等于教育事业收入（成教收入、培训等其他收入）、科研事业收入、其他收入（房租收入）之和减事业支出（成教业务）、科研事业支出和结转自筹基建，以上项目是从属于高校的辅助业务，其形成的收入应归于其他业务收入。自筹基建不属于高校的基本业务，应从其他业务利润中扣除。2.营业费用等于招生费、就业指导费之和。3.管理费用等于事业支出（离退休）。由于历史原因，离退休人员费用已占据高校人员成本的相当大部分，而这部分与高校正常运转业务无直接关系的成本应列在管理费用。同时考虑到近年来高教体制和后勤社会化改革，高校行政管理人员、后勤成本也未列入。4.财务费用等于事业支出（利息支出）减其他收入（利息收入），这部分费用是反映高校未资本化的银行贷款资金成本，是高校负债重点分析部位。
营业利润部分：1.投资收益等于附属单位上缴款、其他收入（对校办产业投资收益）和其他收入（其他投资收益）之和。2.补贴收入等于财政补助收入（教育附加或其他专项），属一次性财政补助，应列入补贴收入栏。
净利润部分：1.年初未分配利润等于事业基金（一般基金）的年初数。2.其他转入等于当年直接计提进入事业基金（一般基金）中的期间发生额。3.提取法定盈余公积等于专用基金当年计提数。
三、案例分析
本文采用某高校2004-2006年度实际财务决算数据来进行案例分析，受篇幅限制，转换后的财务报告全部省略。
（一）偿债能力分析
由表1可知，该校的流动比率、速动比率、现金流动负债比率、营运资本逐期上升，说明该校短期偿债能力增强，主要原因是该校通过调整银行信贷结构而使流动性资产增多（将2005年短期银行信贷1.1亿元调整为0.3亿元短期和0.8亿元长期贷款）；2006年净增0.5亿元长期信贷后，资产负债率上升；已获利息倍数逐期下降，一是该高校结余逐期减弱；二是该高校银行贷款结构调整（长期负债利率较高）和贷款总额增长所致。如果不注意长期负债内部还贷时间结构和有效地组织还贷资金，则该高校长期还贷风险增大。
（二）Z计分模型分析
由表2可知，该校有二年Z<2>（非上市公司）计分值均大于2.99，而2004年值小于1.81且为负值，说明该校2004年由于流动负债较大，面临较大的短期还款压力，短期财务风险很大；2005年由于调整了债务结构，使得该高校2005年短期和长期财务风险都处在一个相对平衡的水平；2006年新增长期贷款0.5亿元，使得财务风险增高。三年横截面数据的基本态势表明该校债务风险已逐步处于可控范围内。
（三）巴萨利模型分析
由表3可知，2005年运营状况较2004年有明显改善，2006年较2005年，模型值减幅为6.85%，显示学校实力有进一步减弱的趋势，分析结果与Z计分模型相印证。三年巴萨利模型值横截面数据的基本态势分析表明该校债务风险仍处于可控范围内。
四、结论
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
参考文献
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健康风险评价 篇8
洞庭湖作为我国第二大淡水湖, 是我国重要的湿地分布地区, 也是湖南省重要的农业生产区。已有研究资料[9,10]表明洞庭湖湿地遭受了有毒类重金属和有机物质的污染, 且东洞庭湖是洞庭湖重金属污染最严重的子湖区。因此本文以东洞庭湖湖滨带为研究区域, 对土壤中的重金属As、Hg、Cd、Pb、Zn、Cu、Ni、Cr进行健康风险评价, 旨在为合理地规划和利用湿地土壤、改善和提高湿地环境质量、保障人群健康提供重要的科学依据。
1 材料与方法
1.1 研究区概况
东洞庭湖是洞庭湖系中最大的湖泊, 位于长江中下游荆江段南侧, 介于28°59′-29°38′N, 112°43′-113°15′E。东洞庭湖区总面积1328 km2, 承纳湘、资、沅、澧四水, 吞吐长江水量, 来水面积130 km2。该区地处亚热带湿润气候区, 日照充足, 雨量充沛, 年均气温17℃, 降水1200-1300 mm, 土壤类型主要为沼泽土和河沼土, 土壤p H值多6.5-7.5之间[11], 适合种植多种作物, 且拥有丰富的鱼类资源、多样的湿地植被和大量的珍稀物种, 是国际重要湿地自然保护区之一[12], 也是湖南省乃至全国重要的商品粮和渔业基地。
1.2 样品采集与分析方法
将东洞庭湖湿地分为8个不同的生态功能区, 即岳阳市区、城陵矶港口区、鹿角港口区、麻塘镇居民区、君山旅游区、采桑湖湿地保护区、团洲农场区、漉湖芦苇场区。参考当地土地利用现状、水文条件以及植被类型等因素, 于2009年12月在东洞庭湖不同功能区采集了68个0-20 cm表层土壤样品。
每个样品采集5个采样点作为1个混合土样, 采集的土样经自然风干, 滤去石块和残根等杂物, 磨细后过100目筛孔后密封装入塑料袋备用。全量重金属采用硝酸-氢氟酸-高氯酸联合消解, Pb、Cu、Zn、Cr、Ni采用射线荧光光谱法测定;Cd采用原子吸收分光光度法测定;As、Hg采用氢化物法测定。
1.3 健康生态风险评价
美国EPA土壤健康风险评价方法已广泛应用土壤重金属的风险评估[8]。土壤重金属进入人体主要通过三种途径:无意吸食暴露、皮肤接触暴露和呼吸吸入暴露。本文在现有数据的基础上, 主要针对皮肤暴露途径下土壤重金属对人体的健康风险进行评价, 评价模型包括非致癌风险模型和致癌风险模型[13,14,15], 皮肤暴露量公式为:
式中:CS为土壤重金属暴露含量 (mg/kg) ;ADDderm为皮肤接触日平均暴露量 (mg/kg) 。其余各种参数综合前人的研究成果[14,15]和东洞庭湖居民的实际情况, 确定适合当地的暴露评价参数 (表1) 。
注:*致癌作用时间;**非致癌作用时间
在健康风险评价当中, 致癌风险 (Risk) 即表示人群癌症发生的概率, 多污染物致癌风险进行叠加为总致癌总风险 (RISKT) 。当Risk值超过10-6-10-4时, 可认为存在明显的致癌风险, 但对于土壤治理而言, 美国EPA在国家风险计划中把污染导致增加的致癌风险指数10-6 (即污染导致百万人增加一个癌症患者) 作为土壤治理的基准[14];非致癌风险用各暴露途径下单个污染物的危害指数 (HQ) 表示, 各污染物危害指数 (HQ) 之和为总非致癌危害指数 (HI) 。Hazard Quotient表示, 若HI<1时时, 认为风险较小或可以忽略;HI≥1时, 则认为存在非致癌风险。所研究的八种重金属中, As和Cd具有较强致癌风险, 其他元素具有慢性非致癌健康风险。因此, HI和RISKT计算方式如下[14]。
式中:RFD为皮肤暴露途径的非致癌参考剂量, SF为各类致癌物质的风险系数, 具体参数见表2。
2 结果与分析
2.1 土壤重金属含量的统计特征
东洞庭湖湖滨带土壤中的重金属除Pb外, As、Hg、Cd、Cu、Zn、Ni、Cr的平均含量分别是19.31 mg/kg、0.0113 mg/kg、0.989 mg/kg、50.29 mg/kg、125.7 mg/kg、43.9 mg/kg和93.36 mg/kg, 是洞庭湖背景值的1.44倍、1.61倍、4.3倍、1.1倍、1.26倍、1.05倍和1.11倍 (表3) , 而且As、Hg的最大含量已超过洞庭湖背景值的5倍之多, Cd的最大含量已超过洞庭湖背景值的20倍之多, 说明东洞庭湖湖滨带土壤已经受到一定程度的重金属污染。土壤中重金属空间分布状况用变异系数来表示, 变异系数的大小代表空间分布均匀状况, 变异系数越大, 说明空间分布越不均匀, 越可能受到人为活动的干扰。在东洞庭湖湖滨带土壤重金属Cd、Pb、As的变异系数分别达到了94%、70%、60%, 可能受到较强的人为活动的干扰, 其他几种元素变异系数小于50%, 都属于中等变异。
2.2 致癌风险评价
2.2.1 单因子致癌风险评价
As元素评价结果显示, As对成人的致癌风险指数在各功能区均在10-6以上, 其中鹿角港口区的致癌风险指数最大, 为4.24×10-5, 致癌风险指数较大的为岳阳工业区和城陵矶港口区 (表4) 。As对儿童的致癌风险指数在各功能区的评价中, 只在鹿角港口区、岳阳工业区、城陵矶港口区和麻塘居民区, 风险指数达到了10-6以上。因此, As元素对东洞庭湖周边居民造成明显的致癌健康影响, 尤其应该在工业区和港口区要加强防范, 以免污染加重。
Cd元素评价结果显示, Cd对成人和儿童的致癌风险指数在各功能区均小于10-6, 较大值主要位于港口区、岳阳市区和漉湖芦苇场, 说明Cd元素不是主要的致癌风险因素, 不会对当地的居民的身体健康造成威胁。
2.2.2 致癌总风险评价
在整个研究区内, 从致癌元素看, 重金属对成人和儿童的致癌风险指数总平均值大小为:As>Cd (表4) , As为主要的致癌物质。就致癌总风险指数来看, 成人的RISK致癌总风险指数平均值为1.68×10-5, 说明研究区内重金属污染将导致百万人中平均至少增加17个成人癌症患者;儿童的RISK致癌总风险指数平均值为1.04×10-6, 说明研究区内重金属污染将导致百万人中至少平均增加1个儿童癌症患者。如果执行美国EPA将致癌风险指数为10-6作为土壤治理的基准, 需要在洞庭湖开展全面的土壤治理工作。如果执行Risk值在10-6-10-4也是可以接受的, 则由重金属引起的东洞庭湖致癌风险尚可接受。从各功能区对人群的致癌总风险指数可以看出, 风险大小排序为鹿角港口>岳阳市区居民区>城陵矶港口区>总平均值>麻塘镇>漉湖芦苇场>君山旅游区>采桑湖湿地保护区>团州农场。无论是对成人还是儿童, 鹿角港口、岳阳市区、城陵矶港口的致癌总风险指数已经分别是基准值的1.38-4.28倍, 而经调查在鹿角港口和城陵矶港口主要是货轮集中地和集装箱口岸, 岳阳市区多年前存在大量的电镀行业、医疗行业加之人口密集制造大量的生活垃圾, 因此工业活动、城市垃圾等对人类健康已造成一定的威胁。
2.3 非致癌风险评价
2.2.1单因子非致癌风险评价
Hg在各功能区对成人的非致癌风险指数介于6.18×10-6-13.93×10-6, 对儿童的非致癌指数介于1.57×10-6-2.83×10-6 (表5) , 均在鹿角港口区和漉湖芦苇场的风险指数较大。Cu在各功能区对成人的非致癌风险指数介于5.96×10-4-10.56×10-6, 对儿童的非致癌指数介于6.43×10-4-3.43×10-4, 均在漉湖芦苇场和团州农场的风险指数较大。Pb在各功能区对成人的非致癌风险指数介于5.97×10-4-18.95×10-4;对儿童的非致癌指数介于3.64×10-4-11.56×10-4, 均在鹿角港口区和漉湖芦苇场的风险指数较大。Zn对成人的非致癌风险指数在各功能区变化不大, 介于2.02×10-4-2.99×10-4, 对儿童的非致癌指数介于1.23×10-4-1.82×10-4, 在鹿角港口区和城陵矶港口区的风险指数相对较大。Ni对成人的非致癌风险指数在各功能区变化不大, 介于6.52×10-2-8.98×10-2, 对儿童的非致癌指数介于0.93×10-4-1.11×10-4, 其中团洲农场区和采桑湖湿地保护区的风险指数相对较大。Cr对成人的非致癌风险指数在各功能区变化不大, 为1.53×10-2-2.21×10-2, 在城陵矶港口区和团州农场的风险指数相对较大;对儿童的非致癌指数介于3.97×10-2-5.47×10-2。综上所述, 非致癌风险因子Hg、Cu、Pb、Zn和Ni风险指数在整个湖区内都远小于1, 对居民人体健康均不会造成威胁。
2.2.2非致癌总风险评价
在整个研究区内, 非致癌元素重金属对成人和儿童的非致癌风险指数总平均值大小为:Ni>Cr>Pb>Cu>Zn>Hg (表5) 。就非致癌总风险指数来看, 研究区成人非致癌风险指数为1.79×10-1, 明显比儿童的非致癌风险指数 (1.09×10-2) 高, 这可能与其计算公式中的参数 (接触面积) 有关, 成人的接触面积要大于儿童。各功能区的非致癌风险指数大小顺序为漉湖芦苇场、团州农场、君山旅游区非致癌风险指数较高。研究区非致癌风险指数虽然低于不可接受水平1, 但是并非远小于1, 因此对其非致癌性仍不可忽略。
3 结论
从单元素看, As元素为东洞庭湖湿地湖滨带主要致癌元素, 已经对居民健康产生很大威胁, 应集中对As的污染状况进行治理。从功能区分布看, 鹿角港口区、岳阳市区和城陵矶港口区的总致癌风险高于其他功能区, 说明工业活动、城市垃圾等对人类健康已造成威胁。东洞庭湖湿地湖滨带重金属非致癌元素Hg、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni的健康风险指数均小于1, 理论上来说在人体内的慢性积累量不会对当地居民健康产生危害。漉湖芦苇场、团州农场、君山旅游区非致癌风险指数高于其他功能区, 说明农业活动和旅游活动对人体健康造成的风险不大。在重金属对人体健康总风险评价中, 由于是以假设各污染物质之间不存在拮抗作用和协同作用为前提的, 因此存在一定的不确定性, 有待进一步深入研究。
摘要：以东洞庭湖湖滨带为研究区域, 系统调查分析其土壤中的重金属污染状况, 并进行致癌风险评价和非致癌风险评价。东洞庭湖湖滨带土壤中的重金属As、Hg、Cd、Cu、Zn、Ni、Cr的平均含量分别为19.31、0.0113、0.989、50.29、125.7、43.9和93.36 mg/kg, 已全部超过了洞庭湖背景值, 其中As、Hg和Cd的最大含量分别已超过洞庭湖背景值的5倍、5倍和20倍之多, 说明东洞庭湖湖滨带土壤已经受到一定程度的重金属污染。致癌风险评价结果表明, As为当地主要的致癌物, Cd属于安全的范围, 叠加后的致癌总风险指数平均值成人的为1.6810-5, 儿童的为1.0410-6, 在鹿角港口区、岳阳市区和城陵矶港口区相对较高, 是平均值的1.3至2.6倍。非致癌风险评价结果显示, Hg、Pb、Cu、Zn、Cr、Ni的非致癌风险指数均远小于1, 不会对当地居民健康构成威胁。叠加后的非致癌总风险指数平均值成人的为1.7910-1, 儿童的为1.0910-2, 在漉湖芦苇场、团州农场、君山旅游区较高。
健康风险评价 篇9
1 材料与方法
1.1 测试所用仪器与试剂
测试所用到的仪器主要有气相色谱仪、电子恒温水浴锅。
测试所用到的试剂主要有:甲醇、1, 1, 2-三氯乙烷、1, 1, 1-三氯乙烷、四氯化碳、1.3.2三氯甲烷、1, 2-二氯乙烷、1, 1, 4-四氯乙烯等等, 标样均购自国家标准物质中心。
1.2 实验方法简述
2010年4、5、6月份, 笔者对北方某市城区的居民饮用水进行随机采样调查, 所采集的13个采样位置包含了该市的8个城区。具体步骤是以下几方面。
(1) 采取样本之前, 装好相关的检测仪表, 先让自来水放水8min, 待水温和电导稳定后再进行样本的收集。
(2) 所用的采样容器为500mL聚四氟乙烯瓶, 所采取的样品首先通过水相滤膜过滤, 进行密封, 带回至实验室置于4℃冰箱里面进行密封保存。
(3) 采样的空瓶在使用之前, 每次使用前用超纯水在100℃的水温下进行消毒处理, 晾干后在烘箱中于115℃下烘烤相当的时间以为采样备用。
(4) 用洁净的试管抽取200mL水于空瓶中, 封好后置于恒温水浴锅中加热适当的时间。
(5) 抽取微量进样器扎入瓶盖约1.5cm处抽取适量的上层气体, 加入到气相色谱仪中进测定。
检查色谱的各种参数的设定:进口温度150℃, 检测器温度220℃, 柱温60℃, 保留1.5min后, 以5℃/min升温至80℃, 再以15℃/min升温至170℃, 保留2min。
检测结果表明:9种挥发性有机污染物除了1, 1, 1-三氯乙烷、1, 1, 2-三氯乙烷、三氯乙烯没有被检测出来外, 其余几种有机污染物都有不同程度的检出, 相应的含量是:点位1~9, 1.1-二氯乙烯含量分别为:3.2 4、2.4 9 8、6.5 3、0、0、0.7 9、0、0、5.80ng/L;1.2-二氯乙烷含量分别为:0、0、0、0.01、0、0、0.09、0.11、0ng/L;三氯甲烷含量分别为:3.08、3.22、9.45、3.57、3.91、0.15、0.11、0.02、1.47;四氯化碳含量分别为:7.25、7.57、8.61、7.66、7.69、8.71、5.2 2、6.6 3、6.85;四氯乙烯含量分别为:0、0、3.21、0、0、4.3 5、4.3 5。
2 检测结果和分析
9种挥发性有机污染物的质量浓度均在0~9.42ng/L之间, 其中1, 1, 1-三氯乙烷、1, 1, 2-三氯乙烷、三氯乙烯这三种污染物的质量浓度都没有检测出来;四氯化碳和三氯甲烷在各个采样点都被检测出来, 浓度分别为0.02~9.42ng/L、5.22~8.71ng/L;1, 1-二氯乙烯、四氯乙烯及1, 2-二氯乙烷有不同程度的检测出来。9个采样点位所测得挥发性有机污染物浓度均低于CJ/T206—2005所制定的《城市供水水质标准》。
检测结果表明:1.2-二氯乙烷在饮水和洗浴中分别含量分别是:0、0、0、.85×10-23、0、0、21109.4-×、107.621-×;0、0、0、108.123-×、0、0、26102.1-×、102.126-×;四氯乙烯在饮水和洗浴中分别含量分别是:0、0、24106.2-×、0、0、8103.1-×、101.126-×、26101.1-×、0、0;0、0、24106.2-×、0、0、104.324-×、24104.3-×、0;四氯化碳在饮水和洗浴中分别含量分别是:9101.3-×、9107.3-×、107.39-×、107.39-×、9103.3-×、108.29-×、9107.2-×、107.29-×;26104.1-×、106.126-×、26104.1-×、26104.1-×、26106.1-×、26108.12-×、104.126-×、26-×、100.126103.1-×;总风险分别是:9101.3-×、9101.3-×、9101.3-×、9101.3-×、9101.3-×、9101.3-×、9101.3-×、9101.3-×、9101.3-×。
由以上数据可以看出, 此次取样自来水中挥发性有机污染物的致癌物含量超标者的总风险数量级在10-8~10-9之间, 经过检测后, 比较不同采样点各种致癌性污染物由饮水途径所致健康危害的风险, 其中采样点6所显示的数据最高, 其总风险值约为1.6×10-8。同样也可以看出, 采样点9的值最低, 总风险值为3.0×10-9。经过分析比较, 各种致癌性污染物因为饮水途径所招致的健康危害风险, 从数据可以可能出:四氯乙烯>四氯化碳>1, 2-二氯乙烷) 。
3 讨论
根据美国环境保护署的相关定义[3], 对于致癌风险, 其推荐的可接受的致癌风险值在10-4~10-6之间, 有实验数据可以看出此次实验的9个采样点位的挥发性有机污染物致癌风险数值的数量级都在10-6以下因此可以认为这些挥发性有机污染物不会对人体产生危害的, 尤其是致癌风险比较小。
由表2可以看出, 有机物的致癌风险数值以四氯化碳和四氯乙烯为主, 它们的含量最为突出。相对而言, 1~2-二氯乙烷的污染值含量较小。在所研究的所有挥发性的有机污染物中, 通过实验数据可以看出致癌物对人体健康危害的风险远远低于非致癌物的风险。
通过有限样本分析, 初步认为该市自来水致癌物质所引起的健康风险甚微, 不会对暴露人群构成明显的危害。
参考文献
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[2]王永杰, 贾东红.健康风险评价中的不确定性分析[J].环境工程, 2003, 21 (6) :66～69.
健康风险评价 篇10
1 对象与方法
1.1 对象
选择内蒙古某煤制天然气企业为调查对象,该企业劳动定员1 068人,管理人员为常白班,生产岗位为四班三运行,每班工作8 h。该企业由动力区(包括输煤分厂、动力分厂)、化工区(包括气化分厂、净化分厂、甲烷化分厂)、辅助生产及公用工程区(包括空分分厂、仪控分厂、质量检验部、储运经营部、环境分厂、电气分厂)组成。
1.2生产工艺
其主要生产工艺为煤经过气化生产合成气,合成气通过一氧化碳变换和净化处理后,最后甲烷化合成代用天然气的过程。该企业工艺流程简图1。
1.3 ICMM健康风险评价定量法
ICMM健康风险评价定量法[7,8]为根据职业病危害因素健康后果、可能暴露水平(基于OEL)、暴露频率和评价过程中的不确定因素分级并赋予一定分值,来计算健康风险。
计算公式:RR=C×Pr E×Pe E×U。
式中:RR为风险等级(≥400为不可容忍,200~399非常高,70~199高,20~69潜在,<20可容忍);C为后果(赋值见表1);Pr E为暴露概率(根据超过暴露限值的可能性赋值:低为3,中为6,高为10);Pe E为暴露时间(赋值:每年1次为0.5,1年几次为1,每月几次为2,每个班次连续暴露2~4 h为6,每个班次连续暴露8 h为10);U不确定性(危害风险和暴露评估的不确定性赋值:确定为1,不确定为2,非常不确定为3)。
1.4 风险应对
根据ICMM模型的健康风险评估步骤,在确定风险水平后,必须根据风险水平确立优先行动,建立风险控制行动计划,以应对存在的风险。风险水平及相应的对策见表2。
2 结果
2.1 各岗位工作人员及工作信息
接触职业病危害因素的各岗位工人工作时间、工龄、职业病危害因素及防护措施等情况见表3。
2.2 作业场所中职业病危害因素辨识及检测结果
对煤制天然气企业主要岗位的职业病危害因素辨识及检测结果见表4。
2.3 ICMM健康风险评价定量法评估结果
ICMM健康风险评价定量法判定为不可容忍风险的是接触煤尘后导致尘肺病的输煤皮带巡检岗位、输煤皮带保洁岗位以及放灰除渣岗位。评估结果见表5。
3 讨论
3.1 ICMM健康风险评价定量法优缺点分析
ICMM健康风险评价定量法优点为该风险评价法对于物理因素、化学毒物、粉尘均能进行评价,适用范围广;引入了不确定度系数的公式计算法,对危害风险和暴露评价中的不确定性均进行了考虑,能够较为科学地反映实际工作情况;该方法对同一职业病危害因素所引起的不同健康后果的风险等级均可以进行判定,能够获得精确的评估结果,针对性强;根据风险评估结果,该方法可以确定高风险岗位,使建设单位能够高度重视,对减少或消除工作场所中存在的主要职业病危害风险有着重要的指导意义;根据风险等级该评价方法给出了相应的对策和建议,能使建设单位较好地控制风险和管理风险。ICMM健康风险评价定量法缺点为该评价方法主要依据职业接触限值和现场检测结果对暴露等级进行判定,因此不能评估通过皮肤吸收物质的暴露等级。
3.2 风险评价在煤制天然气企业职业卫生管理中的指导意义
近几年,我国的煤制天然气企业刚刚投产,还没有建立起完善规范的职业卫生管理制度,企业法人重生产轻健康,同时缺乏对企业职工的职业健康教育,职工不重视职业健康防护。且煤制天然气企业职业危害因素复杂,多样,使用和产生的高毒物品较多。因此,降低煤制天然气行业职业病发生概率的关键为积极对煤制天然气行业开展职业健康风险评价,并根据评价结果采取相应的防护措施以减少健康风险。
根据本次风险评价的结果,煤制天然气企业的输煤皮带巡检岗位、输煤皮带保洁岗位、放灰除渣岗位和气化岗位其风险水平较其他岗位要高,因此,这些岗位应该作为煤制天然气企业的高风险岗位进行风险控制。采取的具体控制措施为:局部机械排风除尘设施的安装和维护、个人职业病危害防护措施的使用和管理的加强、相关接触职业病危害因素人员的职业卫生教育培训、定期职业健康检查及工作场所空气检测、根据建设单位实际产生的职业病危害因素而建立的急救和应急预案等。对评价结果为高风险的岗位,则应立即停止作业,进行整顿甚至关闭,待各岗位工作场所中的职业病危害因素达到接触限值后方可重新开始生产作业。
3.3风险评价的重要性
目前,我国尚未建立一套系统的职业病健康风险评估技术性规范;而且我国主要采用了短时间接触容许浓度(PC-STEL)、最高容许浓度(MAC)和时间加权平均容许浓度(PC-TWA)等作为评估参数,使评价参数比较单一,在评估过程中没有考虑工作场所中职业病危害因素的种类、理化性质、暴露方式、暴露时间、暴露人数等因素。因此,可以学习ICMM健康风险评价法,考虑不同健康后果和增加一个不确定性因子的风险分级,根据评价结果确定优先行动,建立与风险等级相配套的防控措施,同时对危险程度及职业病防护措施效果进行跟踪评价,使之形成一套完整的职业健康风险控制管理体系。我国的职业健康风险评估刚刚起步,尚不规范,随着人们生活水平的提高和职业健康安全意识的加强,职业健康风险评估将会越来越被重视。
作者声明
本文无实际或潜在的利益冲突
参考文献
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[7]International Council on Mining and Metals.Good Practice Guidance on Occupational Health Risk Assessment[M].London.UK:Pennington Fine Colour,2009:44-49.
区域金融生态风险及其评价 篇11
关键词:金融生态;生态风险评价;区域金融生态风险;评价指标体系;能值分析
Abstract:Aimed to deepen the study on the financial ecology,we set definition of the regionally financial ecological risk according to the ecology theory about ecological risk assessment (ERA)for the first time,analyze the distinction between it and the traditional financial risk and also the financial ecology assessment,and discuss its assessment principle and methods. With the hope of decrease in its description difficulty,we further establish the simplified assessment framework and corresponding regionally financial ecological risk assessment indices and employ advanced emergy analysis theory from the ecology to depict total development quality of the regionally financial ecology and to boost its application in the financial practice.
Key Words:financial ecology,ecological risk assessment (ERA),the regionally financial ecological risk,assessment indices,emergy analysis
中图分类号:F830.2文献标识码:A文章编号:1674-2265(2010)03-0018-05
开展区域金融生态风险评价研究,是对区域金融生态乃至金融生态的深化研究,是金融生态观念在金融发展实践应用层面的必然要求。解决了金融生态风险评价问题,才能更好地指导人们如何理解、使用和评价金融生态思维模式与管理模式。本文提出区域金融生态风险概念,并借助生态风险评价(Ecological Risk Assessment,ERA)理论,通过对区域金融生态风险的界定,探讨其评价方法。
一、文献综述
从白钦先2001年首先提出“金融生态环境”,到周小川2004年提出“金融生态”,国内金融理论界和金融实业界普遍开展了金融生态本质、金融生态环境评价、金融生态环境建设等诸多方面的研究和实践,极大地推动了以金融生态为理念的金融发展模式。其中,徐诺金(2005),苏宁(2005),林永军(2005),谢太峰(2006),曾建中(2007)等分别多角度阐述了独到的观点,综合起来可以认为,金融生态是影响金融发展的、由金融内外环境共同构成又相互作用、具有生态特征(依存性、竞争性、进化性、动态平衡性)的大金融环境,从而形成了金融生态的广义概念。
不难发现,金融生态具有宏观层面的涵义,有利于金融业的宏观调控、整体进步以及与经济社会的协调发展。但是,毕竟各地区、各领域发展千差万别,这时,如果笼统提及金融生态,难免空洞、缺乏可操作性。为此,区域金融生态概念应运而生,它在继承金融生态总体特征的基础上,较多地突出了区域发展的特殊性。张智峰、陈鑫(2005)阐述了区域金融生态环境建设的理论基础,证明金融系统与环境之间存在密切的联系,环境金融的协调发展是金融业可持续发展的关键。汪祖杰、吴江区(2006)提出了区域金融安全指标体系及其计量模型的构建方法。刘煜辉(2007),李扬、王国刚、刘煜辉(2005)等根据城市的经济基础、企业诚信、金融发展、司法环境、政府诚信、金融部门独立性、社会诚信文化、中介服务发展、社会保障等多个方面构成一个城市的金融生态环境。以这些方面为投入,以城市金融生态现实表征为产出,通过数据包络分析,得到了对50个大中城市的金融生态环境的综合评价。人民银行洛阳市中心支行课题组(2006)、人民银行成都分行营业管理部课题组(2006)等也各自根据特定区域的实际提出了评价区域金融生态环境的方法。
然而,还要看到,与金融生态有关的风险即区域金融生态风险还没有进入人们研究的重点范围,它和传统的金融风险以及金融生态评价有何联系,以及如何评价,相应的研究较少。有鉴于此,本文的研究目标将主要针对这些问题进行展开。
二、区域金融生态风险的界定
(一)区域生态风险及其评估
1. 生态风险(Ecological Risk,ER)指一个种群、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小该系统健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价值的一种状况。二十世纪90年代初,美国科学家Joshua Lipton等提出了一套规范化的生态评估框架,被普遍接受。因为它把生态风险的最终受体不仅定义为人类自己,而且包括生命系统的各个组建水平(个体、种群、群落、生态系统乃至景观),并且考虑了生物之间的相互作用以及不同组建水平的生态风险之间的相互关系(即风险级联)。
同样,可比照生态风险与生态风险评估的定义来描述区域生态风险与区域生态风险评估,只不过要注意区域生态风险评价所涉及的风险源以及评价受体等都在区域内具有空间异质性(即参与评价的风险源和其危害的作用结果在区域内的不同地点可能是不同的),因而比一般生态风险评价更复杂。
2. 生态风险评估(Ecological Risk Assessment,ERA)指受一个或多个胁迫因素影响后,对不利的生态后果出现的可能性进行的评估。美国环保局(EPA)在1992年对生态风险评价作了定义,即生态风险评价是评估由于一种或多种外界因素导致可能发生或正在发生的不利生态影响的过程。其目的是帮助环境管理部门了解和预测外界生态影响因素和生态后果之间的关系,有利于环境决策的制定。生态风险评价被认为能够用来预测未来的生态不利影响或评估因过去某种因素导致生态变化的可能性。生态风险评价基于两种因素:后果特征以及暴露特征。主要进行三个阶段的风险评价:问题的提出、问题分析和风险表征。
(二)区域金融生态风险
根据生态学对生态风险的界定,可将区域金融生态风险定义如下:
区域金融生态风险是考虑区域范围内,由于外部干扰或内部变化而导致的金融生态平衡被破坏所带来的金融机构、金融头寸的损失以及与此相关的金融环境的恶性变化。它同传统意义上的金融风险以及金融生态评价有着联系和区别。
同传统意义上的金融风险相比有如下共同特征:
1. 不确定性,即人们事先难以准确预料危害性事件是否会发生以及发生的时间、地点、强度和范围,最多具有这些事件先前发生的概率信息,从而根据这些信息去推断和预测区域金融生态系统所具有的风险类型和大小。
2. 危害性,即区域金融生态风险评价所关注的事件是灾害性事件,而危害性是指这些事件发生后的作用效果对风险承受者(这里指生态系统及其组分)具有的负面影响。这些影响将有可能导致区域金融生态系统结构和功能的损伤,区域金融生态系统内个体多样性的减少、个体之间相互作用和相互影响关系及其机制的改变等。
3. 客观性,即区域金融生态系统不是封闭的和静止不变的,它必然会受诸多具有不确定性和危害性因素的影响,也就必然存在风险。
(三)区域金融生态风险的独特性
区域金融生态风险与传统意义的金融风险也存在不同点。金融风险只强调某个金融机构或某个金融头寸的未来收益的不确定性,而生态风险则通盘考虑了各个组建水平(个体、种群、群落、生态系统乃至景观),并且考虑了生物之间的相互作用以及不同组建水平的生态风险之间的相互关系,是对整个生态系统受到危害或损失的衡量。具体体现为:
首先,区域金融生态风险强调区域金融生态平衡被破坏所带来的影响,这种影响是宽泛的,既包括金融机构的运营安全甚至区域金融体系的安全和金融头寸的损失,又包括与金融生态平衡相比较而显现出来的金融环境的恶性变化,如信用环境恶化、金融法律制度弱化、金融市场体制和机制出现短期不适应、所在区域经济和社会发展环境由此表现出来的非良性变化,等等。总之,和传统意义上的金融风险相比,区域金融生态风险既考虑了可直接货币化的价值损失,又考虑了与金融生态平衡相关的一切方面。这就要求理解区域金融生态风险,既要了解通常“风险”所具有的不确定性和危害性,又要了解其所具有的内在价值性,即区域金融生态风险评价的目的是评价具有危害和不确定性事件对生态系统及其组分可能造成的影响,在分析和表征区域金融生态风险时应体现区域金融生态系统的整体价值变化和功能移位。
这一点与通常经济学意义上的风险评价不同。在经济学意义上,通常将风险用经济损失来表示,但针对区域金融生态系统所作的风险评价是不可以将风险值用简单的物质或经济损失来表示的。由于金融环境的恶化而带来了具有某种功能的金融机构、金融市场甚至是社会信用水平的缺失,由此造成的损失也是难以用经济价值来衡量的。因此,分析和表征区域金融生态风险一定要与生态系统自身的结构和功能相结合,以区域金融生态系统的整体价值变化为主要依据。这也就决定了区域金融生态风险不可能完全实现定量化分析。
其次,区域金融生态风险发生的因素即风险源来自与外部和内部,或者兼而有之。外部因素主要有宏观经济环境与政策、法律法规、区域经济社会发展的外力等方面的变化,内部因素主要有金融体系突发事件、所在区域经济社会发展环境的自身变化等。
最后,区域金融生态风险的受体即风险承受者不一定是区域内的金融体系。比如,由于区域内信用环境恶化,导致金融机构不良资产增多,进而又影响金融机构对区域经济和社会发展的支持力度,最终结果很可能是区域经济社会发展遭受重创。显然,区域金融生态风险能够从整体上把握金融生态系统所受到的影响以及内部之间的相互关系。因此,从风险衡量和控制角度来看,存在系统筹划和优化问题,即为了降低区域金融生态风险总量,要在系统内部之间进行收益和损失的权衡,所以,借助一些科学的分析方法,如区域生态经济学理论和方法、金融生态的系统论方法,并可进一步利用生态学处理生态风险时的线性规划。
(四)同金融生态评价的比较
现有金融生态评价大多数采用层次分析方法来研究金融生态的结构与质量,得到的结论主要体现为表征金融生态质量的系数或分值,是对金融生态环境的层级评价,从而判断金融生态环境的优劣。但是,这种评价方法只是定性分析,并没有指出金融生态环境的风险值或者损失。而在这里提出的区域金融生态风险是一个定量指标,是从价值角度来考虑的。它从理论上提出了一种定量分析区域金融生态价值损失的思路和估计方法,因而具有较高的适用性。
三、区域金融生态风险的评价
(一)区域金融生态风险的评价原则
由于同传统金融风险相比,区域金融生态风险无论从内涵还是从度量范围和方法上都发生了较大变化,因此,区域金融生态风险的评价方法也将发生相应变动。概括起来,这些变动将表现在以下几个方面:
1. 在强调量化分析的基础上,定性分析也是非常重要的。由于金融生态涉及金融运营的内外各方面,单纯用数据是不能直接和完全来描述这些方面的变化的。比如,不像经济总量可用数据直观表示那样,金融生态的内部调节机制、外部适应机制等质量就不能完全靠数据来表示其好坏的程度。
2. 除了继续使用概率论、随机过程等描述方法外,还要借助于其它技术和方法来完善。在衡量传统金融风险时,概率论、随机过程知识较好地描述了未来收益不确定性和动态变化过程,但从金融生态的复杂性来看,仍需要其它学科知识来补充和完善。这时,系统论可以很好地揭示金融生态内部各子系统及其之间的运动规律和相互作用与联系,从而从深层次衡量整个金融生态系统的质量优劣和价值损益;规划理论则在要求金融生态系统、某子系统、某组分满足一定约束的情况下,寻求达到金融生态发展的最优目标,充分体现出运筹学的优势。
3. 考虑到在区域尺度内,金融生态的风险源以及评价受体具有空间异质性,因而增加了系统的复杂性和风险评价的难度。这时,应该采取一定方法来克服这种复杂性。
(二)区域金融生态风险的评价方法
可参照区域生态风险评价的方法论基础,对区域金融生态风险进行相应的刻画。
一般地,区域生态风险评价的方法基于风险度量的基本公式:
(1)式中,R为灾难或事故的风险,P为灾难或事故发生的概率,D为灾难或事故可能造成的损失。
因此,对于一个特定的灾害或事故x,它的风险可以表示为:
对于一组灾害或事故,风险可表示为:
在有些情况下,灾害或事故可能被认为是连续的作用,它的概率和影响都随x而变化,则这种风险是一种积分形式,可表示为:
在(2)—(4)式中,x为一定类型的灾害或事故,P(x)为灾害或事故发生的概率,D(x)为灾害或事故造成的损失。
在这里,考虑到区域金融生态的结构复杂性和空间异质性,需要对公式(4)进行修正,以使区域金融生态风险能够充分反映这些特性,这时有:
(5)式中,系数表示区域金融生态的结构复杂性,显然,不会小于1,具体取值情况可依据实践经验决定,这时需要尽可能地利用一切有关的信息和数据资料,掌握各种干扰对风险受体的作用机理,提高评价的准确性,同时,也要考虑综合效应,即不同的干扰及其影响之间的相关性,有时这些干扰及其影响之间会呈现出不同的作用关系,或者相互抵消,或者相互增强; 表示区域金融生态风险的空间异质性,其取值应具体分析所在区域金融生态环境的结构及其特殊性,依对风险的抗冲击强度而定。一般来讲,若某地区对风险的抗冲击强度越大,则取值就越小。
就理论而言,利用公式(5)就可较完整地刻画和衡量区域金融生态风险的大小。但是,也要注意到,在公式(5)中,往往不知道未来将有多少金融灾害或事故发生,并且,其发生的概率也不容易确定,因此,直接利用公式(5)计算区域金融生态风险就非常困难,有时甚至不可能,尤其是在金融体系不健全、金融市场不完善、经济社会发展不稳定、前景不明朗、社会信用环境较差等情况下。
鉴于此,需要简化区域金融生态风险的评价方法并建立相应的框架与评价指标体系,以便降低评价难度。
(三)区域金融生态风险评价的简化框架—指标体系
主要从区域金融生态的构成角度来分析,并针对金融体系内部风险、金融体系与外部相互作用关系以及区域金融生态整体发展质量三个方面进行探讨。
1. 金融体系内部风险评价指标。可参照传统金融风险的衡量方法,采用波动率、系统风险、非系统风险、VaR(Value at Risk)等分析某个金融头寸或某个金融机构所面临的未来收益的不确定性,并且这几种衡量方法各自存在发挥优势的场合。如,VaR的出现不仅被各种金融机构总裁、公司财务主管和基金经理们广泛地应用,而且,来自金融监管机构的要求也促使VaR得到更进一步地推广。
2. 金融体系与外部相互作用关系—均衡发展状态的风险评价指标。由于金融体系的健康发展不仅受到内部各子系统及其相互之间作用关系的影响,而且来自外部诸如社会、经济及其部门(政府、企业、个人)等其它方面的变化也将十分重要地影响金融体系的发展,这也是金融生态的本质要求。
对于这部分评价指标,应着重体现金融体系与外部之间相互作用、相互影响、彼此促进的均衡关系及其动态变化,并反映这种变化的程度和状态。可用以参考的指标应选择相互关系、依存度与和谐性、稳定性、适应性等两方面的可量化或可定性分析的指标,以及相应的评判原则和方法。甚至,还可以利用目前比较流行的连接函数(copula)技术来分析金融体系与外部的相互作用关系及其变化形态。
3.区域金融生态整体发展质量的风险评价指标。可借助于生态学中的能值分析理论。能值(Emergy)是研究生态系统自组织过程的重要目标函数,通过对生态系统能量—价值过程的分析,为生态经济学的研究提供了新的理论和方法,在应用上从不同的角度表现生态系统功能,两者的互补关系受到了生态学家的关注,并在实际应用中取得了有益的研究成果。
能值分析法认为,地球上的各种能量都直接或间接地来源于太阳能,任何资源都包含着一定的太阳能,因此可将一个区域(如国家、地区、企业等)内不同种类、不同量纲的资源统一转换为太阳能值进行比较分析。这需要以太阳能值转换率为中介,计算区域内各种资源的能值及总能值。计算公式为:
(6)式中, 、分别为第i种资源的总能量和能值, 为第i种资源的太阳能值转换率(以单位资源的能量中所含的太阳能值确定),为区域内各种资源的总能值。
基于上面能值分析理论,金融生态的能值分析就是以能值为基准,把金融生态系统中不同种类、不可比较的能量转换成同一标准的能值来衡量和分析,从中评价其在系统中的作用和地位;综合分析系统中各种金融生态流(能物流、货币流、信息流等),得出一系列能值综合指标(Emergy Indices),定量分析系统的结构功能特征与生态经济效益。那么,进一步基于金融生态系统能值的变化(如波动率),可设计出金融生态整体发展质量的风险评价指标。
四、结论
本文借鉴生态学关于生态风险的评价理论,提出了区域金融生态风险的定义,探讨了评价原则和方法,并建立了简化的评价框架和相应的评价指标体系;同时,进一步利用生态学前沿研究成果—能值分析理论,评估区域金融生态整体发展质量。区域金融生态风险方法主要侧重基于价值损失的定量分析,并同传统的金融风险概念以及金融生态评价方法存在着联系和区别。但是,这种方法仍存在着一定局限性,如基于自然学和经济学的实质区别,以能值分析为基础的评价方法存在较多问题,需要在完善区域金融生态风险评价的能值理论和各种反映区域金融生态环境质量指标的能值计算技术方面下功夫。尽管如此,该方法的提出仍具有理论意义,并且上述问题的突破性解决,将进一步促进该评价方法的深入研究,并将成为下步研究的方向和领域。
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健康风险评价 篇12
职业健康安全管理体系, 是现代安全管理工作中的一种重要的管理模式, 正日益被更多的煤炭企业所采用, 选煤企业作为煤炭行业的一员在安全管理体系危险源辨识方面有其独特的地方, 如何通过系统化的预防管理机制, 充分辨识选煤企业危险源并恰当地做出评价, 真正抓住危险源头, 消除或控制导致事故的危险因素, 确保职工健康安全, 最大限度地降低风险减少生产事故, 有效保护选煤企业的财产及相关人员的健康和生产安全, 提高选煤企业的本质安全程度和安全管理水平。
二、辨识要充分, 且危险因素描述要一目了然指导操作性要强
在危险源辨识过程中, 要坚持“横向到边、纵向到底、不负留死角”的危险辨识原则。在具体的工作中不同的选煤企业有不同的选煤工艺, 工艺流程不尽相同, 危险源辨识的方法也不尽然全部相同。但不论哪种选煤企业通常有多种作业活动, 要根据具体工作特点划分作业活动, 目的是为了充分辨识危害。所划分出的每种作业活动既不能太复杂 (如包含多达几十个作业步骤或作业内容) , 也不能太简单 (如仅由一、两个作业步骤或作业内容构成) , 一般以能进行清晰辨识没有遗漏为准。作业区可根据实际按如下方法划分作业活动:按生产 (工作) 流程的阶段分;按地理区域分;按装置分;按作业任务分;上述几种方法的结合。如在储煤运输车间就可以按工作流程划分:从原料煤入厂、卸煤、给煤、筛分、破碎、除尘等过程划分作业活动;而重介、浮选车间可以按设备装置、地理区域、作业任务综合划分。在实际辨识过程中, 各选煤企业可以根据实际情况设定本企业的通用部分, 如:管理缺陷;生产作业场所的违章、环境;设备的违章和运行过程;检修作业等场所和活动产生的危险源。根据这些大的模块再一一细分开来, 并汇总各车间、部门的危险源辨识和评价表。即, 各车间、部门有共同点、有不同点, 某项指标在不同的车间、部门因其工作性质的侧重点不同, 风险评价值也不同, 但无论如何设置危险源作业活动, 在危险源描述时一定要清晰明了, 让不同文化层次的职工都能一看就懂在此作业活动下, 存在什么危险 (危险源) ?即危险因素有哪些;伤害怎样发生?即事故模式有哪些;谁 (什么) 会受到伤害?即事故类别造成的不良后果有哪些。
三、辨识要有效, 且评价打分高低和具体的工作场所匹配
不同于传统企业实行的上级以及行业主管部门的安全检查和事故的事后处理, 即至上而下的比较被动的管理模式, 职业健康安全管理思想和管理方法是以一个事前的、动态循环的、控制人的不安全行为和物的不安全状态的系统化的管理过程, 在管理过程中以预先辨识、风险评价、有效改进和控制为主线, 在危险源辨识和风险评价过程中遵循自下而上的, 激发职工群众主动需求自我保护意识、积极行为群策群力发现危险源、控制危险因素的主动要求改善安全生产作业环境的管理模式。因此, 在危险源辨识过程中, 各级管理部门要设置本级别的危险源评价小组, 由安监员和班组长对职工贯彻传达危险源的辨识知识, 向每位职工下发危险源征集建议表, 要求各班认真组织。对提出的危险源议案, 由班长收集进行现场调研核查其真实性, 确认后逐项填表, 上报本车间、部门。评价小组成员对所报危险源项目审核立项之后, 由内审员和安监员对所立项危险源进行整编、归类、测评, 然后报企业主管部门审核、评定、制定相关管理方案, 最终在体系运行过程中检验辨识和评价的准确度、修订和改进。
因为危险等级的划分是凭借经验判断, 难免带有局限性, 不能认为是普遍适用的, 应用时需要根据实际情况予以修正。如:在重介选煤工艺为主的选煤企业, 在原料煤破碎、给煤环节粉尘、噪声就是重要危险源。而在重介、浮选、电气、检修等车间这两项就不是重要危险源, 原因是在此类环节发生事故的可能性、正常生产过程中暴露于危险环境的频繁程度、发生事故可能, 危险程度等级划分并不完全一致, 需要增加安全措施, 控制事故发生的可能性, 或减少人体暴露于危险环境中的频繁程度, 或减轻事故损失, 调整到允许范围的力度也不尽相同。
四、辨识要及时且培训要到位、监督检查要形式多样
前面说到在危险源辨识过程中不怕细, 要充分, 在这里还要补充一点, 再细的辨识工作也难免有遗漏下的危险因素, 这就要求在今后的实际工作中不断发现, 不断完善。由于安全工作永远只有起点, 没有终点, 所以安全管理要不断持续改进, 不能满足于现状, 在安全体系运行过程中, 各级安全监督检查部门要以定期和不定期、抽查和全面检查、调查问卷和现场询问观察等多种形式重新审视所有常规和非常规的活动, 所有进入作业场所人中的活动, 所有作业场所内的设施这些范围内都要进行危险辨识。尤其在选煤企业新建、改、扩建计划下达之日起, 危险源辨识的新目标就应围绕新项目逐步确立起来。对新项目工艺流程、设备的运行特点要进行初步的包括物理性危险因素、化学性因素、生物性危险因素、心理生理性危险因素、行为性危险因素等各种可能存在的危险源辨识, 在设备试运行阶段进一步评价危险源辨识的准确度, 并适时更正与补充危险因素表, 并在风险控制方面做好充足的风险防范工作, 制定风险控制措施。在不同的阶段, 培训工作要先行、要跟进、要扎实、要有效, 要分层次、要分步骤、要能调动职工主动学习热情, 只有全体职工懂得并积极掌握危险源的辨识方法、危险因素的存在形式、危险事前预防措施、生产全过程控制, 危险到来时的防范和控制, 长时期的主动持续改进, 本选煤企业的职业安全健康管理体系和企业的规章制度才能确保持续适用、充分、有效的贯彻执行, 有利于安全生产责任制的落实, 有利于安全管理工作由被动转变为积极主动的参与, 有利于全员安全意识的提高, 有助于建设“以人为本”的选煤企业文化和选煤企业整体绩效的提高。
现代选煤企业应保持强烈的社会关注力和责任感, 实施职业安全健康管理体系是现代企业的一个重要标志。事实证明, 一个扎实有效的危险源辨识和风险评价过程对建立实施持续、有效的职业安全健康管理体系, 是选煤企业获得经济效益和社会效益双丰收的有效途径, 是企业安全生产的治本之策, 对选煤企业的经济效益长期产生积极效应, 对企业持续快速健康发展定将产生积极的促进作用。
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