2. 镇江市疾病预防控制中心;
3. 江苏省疾病预防控制中心
近年来我国水环境突发公共卫生事件的健康危害备受关注。据环境保护部环境应急与事故调查中心的相关数据,在全国4.6万多家重点行业及化学品企业中,81.3%的企业具有环境风险,72%的企业分布在长江、黄河、珠江和太湖等重点流域沿岸,爆发突发性水污染事故的概率较大[1-2]。依据中国环境统计公报,我国2006—2012年已公开报道的重大水源污染事件发生65起,2011—2015年我国主要省份水污染事件总计373起[3-4]。近年来,各级政府纷纷把制定突发性污染事故应急预案作为维护社会安全稳定的必选措施,而定量评价其对人体健康危害则是政府制定应急预案的重要依据。由于突发性水污染事故应急处置后,环境污染问题通常并未很快消除,仍然可能会有不同程度的残留污染长期存在。残留污染物可影响沿岸土壤和粮食作物,通过经口饮水、经口摄食的方式,对周边人群长期的形成慢性暴露,进而使两岸居民健康受到危害。科学评估水污染突发事件残留污染的健康风险,对于加强突发事件的科学应对及周边人群的健康风险防控具有重要意义。
突发水污染事件对周边人群的健康风险评估方法有待进一步探索。为了进一步掌握残留汚染远期影响,在前期系统调查工作的基础上,通过对环境样品补充检测分析及对人群健康风险评估尤为重要。目前,健康风险评价理论已经广泛应用于常规水环境污染对人体健康的影响[5-7]。针对健康风险评估,尽管已有研究者开展了探索性工作[8],但国内外水污染突发事件遗留污染问题的研究较少,特别是针对突发性水污染事件残留污染暴露特点开展健康风险评估的报道比较少,研究方法也存在诸多不确定性,仍需进一步研究探索。
本文选取了典型水体污染突发事件对此开展了案例研究。以2012年长江镇江段苯酚水污染突发事件中的残留污染问题为案例对象,基于具体断面的实际采样监测原始数据,围绕突发事件残留污染可能影响的主要关注水体范围,了解可能影响当地居民健康的残留污染问题及其远期影响,包括主要环境健康敏感区地表水中有毒有害污染物的污染情况,及主要污染物对接触人群的暴露情况和超额健康风险。在2017年采样检测基础上,本文评估了苯酚水污染突发事件的残留污染问题及其对周边人群的健康风险,探索了苯酚残留污染的健康风险评估方法,为后续其他突发性水污染事件遗留污染远期暴露的健康风险评估和风险防控积累了经验。
1 材料与方法 1.1 污染事件概况及后续影响2012年2月,镇江市发生了一起苯酚泄露污染长江的重大突发公共卫生事件。当晚镇江市出现多名群众反映家中自来水有特殊异味,相关部门立即启动应急机制。通过对管网末梢水样、某仓储码头下游约100 m处和取水口下游约50 km处江水的挥发酚类指标进行定性分析,被检样品的图谱与苯酚标准图谱高度一致,明确定性为苯酚污染[9]。由于当地自来水厂取水口均处于泄漏点下游区域,该污染带从取水口上游约10 km处的某仓储码头漂移到下游约50 km处的某水厂水源地(图 1)。2月3日23:00和2月4日凌晨3:00,分两次采集水源水、出厂水和末梢水11份水样,其中5份水样监测结果显示,挥发酚检测值为(0.008~0.133) mg/L, 超过国家标准4到66倍。2月4日凌晨3:00采集的6份水样,其中3份水样监测结果显示,挥发酚检测值为(0.011~0.078) mg/L, 超过国家标准(5~40)倍。截止2月4日上午,出厂水符合《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)[10]规定要求;至2月5日下午,各监测点的水质已基本符合国家《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)[10]要求。污染持续时间约3 d。从苯酚水污染突发事件发生至水质监测显示水质开始好转并达到《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)[10]要求,经过为期约3 d的及时应急处置,未出现突发性健康损害群体和个体现象。
随着时间的推移和水力交换不断进行,下游浓度逐渐下降,苯酚有可能沉积到底泥中并逐渐富集。远期来看,底泥中苯酚污染的缓慢再释放,会造成当地江水(饮用水源)的长期污染,也可能通过水产品食用和灌溉方式影响沿岸土壤和粮食作物,进而使两岸居民健康受到危害。该事件发生时地表水污染较为严重,部分公众也多次向主管部门咨询,了解突发水污染事件的后续健康影响问题。鉴于水污染事件后期苯酚暴露对人群损害的可能性,有必要评估突发事件对暴露人群的远期健康风险。
1.2 评估准备 1.2.1 环境健康情景分析从污染物来看,苯酚污染需要进行优先关注,其它污染物含量均很低。从污染空间范围来看,突发事件的遗留污染物(苯酚)可能会有不同程度的残留,涵盖下游数百公里并可能呈现出逐渐降低的趋势,其中镇江段、泰兴段和靖江段前段为优先关注水体区域,两岸居民有可能受到遗留污染物的健康危害。从环境介质来看,突发事件发生时地表水污染较为严重,对局部的底泥环境质量等可能会造成一定的影响,形成一定的污染残留;江底底泥是事件发生时苯酚的吸纳载体,也是事件过后苯酚污染的缓慢释放来源。从污染时间来看,底泥中的苯酚可能会存在较长的时间,通过水力交换影响地表水或饮用水源达较长时间[11-13]。
1.2.2 应关注的环境健康问题优先选择长江镇江段饮用水源取水口及其下游100 km两侧1 km带状范围为此次评估的关注区域,两岸饮用水源覆盖人群是主要关注人群对象。由于水体区域的底泥和可能受影响水体导致饮用水取水口水源水、居民使用末梢水等遗留苯酚可通过水力交换进入地表水体和饮用水源水进入居民体内,也可能通过灌溉的方式影响沿岸土壤和粮食作物。应优先关注的环境健康问题为长江镇江段底泥中的苯酚残留污染通过饮用水途径对当地居民的长期健康危害。
1.2.3 环境健康问题解析通过布点采样及检测评估发现苯酚的残留污染。在长江镇江段及其下游50 km的水面设置10层采样断面见图 1(即检测断面A至检测断面J),以泄露苯酚仓储码头下游1 km设置第1层A采样断面,每个断面采集3份水样(江面正中1份,距两侧岸边300 m各1份),2份底泥样品(距两侧岸边300 m各1份),同时在第一个采样断面上游15 km左右设置2层对照断面,布设类似采样点位,水样6个、底泥样品4个,共计36个地表水样、24份底泥样品的采集。镇江居民饮水主要来源于金西水厂,其取水口位于检测断面C。
参照《地表水和污水监测技术规范》(HJ/T 91-2002)[14]采集江水和底泥样品。依据《生活饮用水卫生标准检验方法》(GB/T 5750-2006)[15]对采集的水样进行检测。参照《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)[10]、《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[16]对采集的水样进行卫生评价。底泥中苯酚指标通过有机溶剂提取气相色谱质谱仪对被检样品进行苯酚检测,因缺乏相关标准,故不对底泥中苯酚超标情况进行评判。
苯酚测试的实验室质控主要采用加标回收和重复测试的方式,为保证监测数据的科学有效,采用统一棕色玻璃瓶采集容器、统一保存条件、统一检测方法、统一检测人员。最终地表水实际样品加标回收率为108%;按照检测样品的5%比例设置重复测试样,重复测试值的平均偏差小于20%[9]。
1.3 评价实施 1.3.1 资料完备性审查及危害鉴定在启动健康风险评估之前,需要针对特征污染物苯酚的资料完备性进行审查来判定能否启动开展健康风险评估(表 1)。经查阅美国综合风险信息系统(IRIS)、美国TOXNET毒理数据库和WHO环境健康基准(EHC),发现苯酚暴露的毒理学重点包括明确的非致癌效应,主要是经口接触后会导致母体体重减轻;关于致癌效应,由于研究资料不足,尚未发现明确的致癌效应终点。总体来看,满足苯酚污染的健康风险评估的资料要求。本次健康影响后评估中,针对苯酚暴露启动非致癌效应的环境健康风险评估。
序号 | 资料类型 | 资料内容 | 条件审查 | 获取途径 | 资料来源 |
1 | 污染物的健康危害终点 | 致突变 | 只要具备1项即可 | 资料调研 | 美国综合风险信息系统(IRIS)http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?IRIS 美国TOXNET毒理数据库;http://toxnet.nlm.nih.gov/WHO 环境健康基准(EHC);http://www.inchem.org/pages/ehc.html |
致癌 | |||||
靶器官毒性 | |||||
无明确健康效应终点 | 不启动 | ||||
2 | 暴露效应关系参数 | 有阈型的健康风险评估需要污染物的参考剂量(RfD)或者参考浓度(RfC)。 | 依据健康效应终点决定开展健康风险评估的类型 | 资料调研 | 美国综合风险信息系统(IRIS) http://toxnet.nlm.nih.gov/cgi-bin/sis/htmlgen?IRIS 美国TOXNET毒理数据库;http://toxnet.nlm.nih.gov/ |
无阈型的健康风险评估需要污染物的致癌系数等。 | |||||
3 | 污染物暴露人群信息 | 暴露人群的空间范围、数量及年龄、性别构成等。 | 必备条件 | 现场问卷调查及资料调研 | 现场人群问卷调查及人口资料调研结果。 |
4 | 污染物外暴露信息 | 污染物的日均外暴露量等。包括污染物的暴露来源、接触途径、接触频率、接触浓度、污染物的暴露参数如经口饮食和饮水情况,经呼吸道的呼气情况等。 | 必备条件 | 现场暴露调查、人群问卷调查及资料调研 | 外暴露量需要通过调查区域的现场暴露调查和人群问卷调查,依据暴露评价的方式获取。经呼吸道主要采取个体采样检测;经消化道主要采用混合饮食样品采集检测方式,也可参照采用膳食调查方式。 |
通过资料调研的方式进行危害鉴定[17]。按照危害性质,污染物对于人体健康的健康风险可以分为非致癌风险和致癌风险[18]。数据来源,重点参考美国环保局的“污染物综合风险信息系统(IRIS)”数据库,确定苯酚的健康效应终点资料,判定苯酚对人体是否具有不良健康效应以及具体的健康效应终点。优先采用我国或亚洲人群的研究资料。
1.3.2 剂量效应关系评定通过资料调研的方式确定目标污染物(苯酚)的剂量反应关系的评价类型及关键参数,主要参考使用数据库是美国环保局的污染物综合风险信息系统。有阈化学物质的剂量—反应关系评价是针对特定的污染物,在明确关键效应的基础上,确定相关的参考剂量(RfD)或者参考浓度(RfC)。所有数据均可以来自美国环保局的IRIS公开数据库。无阈化学物质的剂量-反应关系评价是直接查阅相关数据库资料。如果上述资料尚不具备,可以直接查询其它公开报道的人群流行病学资料或者毒理学研究资料。条件允许的情况下尽可能采用我国自己的流行病学或毒理学资料[19-20]。
1.3.3 暴露评估考虑到实际工作条件和研究需求,本次苯酚残留污染采用外暴露途径评价人群暴露量。
1.3.3.1 暴露途径本次评估主要采用外暴露评价方式,地表水利用类型为饮用水源,针对饮用水源中的污染物,估算终身暴露情况下目标污染物的外暴露量。相应的暴露人群为全体居民。本次饮用水源水中苯酚污染的暴露途径及筛选情况见表 2。暂不考虑污染物在自然环境中的衰减。而水处理环节苯酚含量的削减、粮食作物通过食物链进入人体等环节暂不考虑。
污染物存在 | 暴露介质 | 经呼吸道 | 经口饮水 | 经口摄食 | 经皮肤 |
地表水 | 饮用水 | × | √ | √× | × |
地下水 | 饮用水 | × | √× | × | × |
大气 | 空气 | × | × | × | × |
土壤 | 扬尘 | × | × | × | × |
粮食作物 | 食品 | × | × | √× | × |
注:√表示评估中值得关注的污染物进入体内的接触途径;×表示已经排除和不需要关注的污染物进入体内的接触途径。√×表示可能的接触途径。本次评估不考虑。 |
1.3.3.2 暴露量估算
本次评估经饮用水摄入苯酚的污染物日均暴露量(ADD)依据下列公式(1)计算[21],单位为mg/kg ·d。
$ A D D=\frac{C W \times I R \times E F \times E D}{B W \times A T} $ | (1) |
式中:CW——水中污染物含量,mg/L;
IR——摄入率,L/d;
EF——暴露频率,d/a;
ED——暴露持续时间,a;
BW——体重,kg;
AT——平均接触时间,d。
由于条件所限,本次评估没有对暴露人群进行暴露参数调查。而是根据中国人群暴露参数手册(成人卷)[22],确定经口饮水摄入途径苯酚暴露量估算相关参数(表 3)。
同时,经饮用水摄入苯酚的污染物日均暴露增量计算方法为将上述公式(1)中参数CW取值带入地表水苯酚含量增量值,其他参数取值不变。其中,地表水苯酚含量增量值为地表水苯酚含量与地表水苯酚含量对照值之差。
1.3.4 风险表征本研究采用危害指数法对突发性水污染事件的非致癌健康风险进行评估表征[2]。主要以RfD为衡量标准,采用健康危害指数(HI)进行评估。具体计算方法见公式(2):
$ H I=A D D / R f D $ | (2) |
HI为危害指数,无量纲;当HI < 1时,认为健康风险处于可接受水平;当HI≥1时,健康风险超过可接受水平[23]。
1.4 不确定性分析不确定性分析以为决策者提供相对准确的信息,作为风险评估的结果指导风险管理。本研究结合突发事件的特点,从以下三个方面对此次健康风险评估的不确定性进行分析。①事件背景的不确定性,包括事件的描述,专业判断的失误以及信息丢失,造成分析的不完整性;②参数选择的不确定性,例如气象,水文条件随着季节而变化,不同的人群包括性别,年龄和地理位置等;③模型本身的不确定性,选用的数学模型往往对真实情况进行简化后得到,与实际发生的情况存在差异等[24]。
2 结果 2.1 突发事件的遗留污染特征针对突发苯酚水污染事件的残留汚染进行地表水和底泥布点采样及检测,发现存在一定的苯酚污染(表 4)。
序号 | 地表水样品编码 | 地表水样品挥发酚/(mg/L) | 底泥样品编码 | 底泥样品挥发酚/(mg/L) |
1 | WA01 | 0.001 | SA01 | 0.0090 |
2 | WA02 | 0.001 | SA03 | 0.0067 |
3 | WA03 | 0.001 | SA04 | 0.0023 |
4 | WA04 | 0.002 | SA06 | 0.0035 |
5 | WA05 | 0.001 | SA07 | 0.0106 |
6 | WA06 | 0.001 | SA09 | 0.0073 |
7 | WA07 | 0.001 | SA10 | 0.0266 |
8 | WA08 | 0.001 | SA12 | 0.0105 |
9 | WA09 | 0.001 | SA13 | 0.0032 |
10 | WA10 | 0.002 | SA15 | 0.0041 |
11 | WA11 | 0.001 | SA16 | 0.0031 |
12 | WA12 | 0.001 | SA18 | 0.0028 |
13 | WA13 | 0.002 | SA19 | 0.0029 |
14 | WA14 | 0.001 | SA21 | 0.0040 |
15 | WA15 | 0.001 | SA22 | 0.0036 |
16 | WA16 | 0.002 | SA24 | 0.0026 |
17 | WA17 | 0.002 | SA25 | 0.0039 |
18 | WA18 | 0.002 | SA27 | 0.0033 |
19 | WA19 | 0.002 | SA28 | 0.0034 |
20 | WA20 | 0.002 | SA30 | 0.0067 |
21 | WA21 | 0.002 | SB01 | 0.0025 |
22 | WA22 | 0.002 | SB03 | 0.0025 |
23 | WA23 | 0.004 | SB04 | 0.0030 |
24 | WA24 | 0.006 | SB06 | 0.0028 |
25 | WA25 | 0.003 | ||
26 | WA26 | 0.005 | ||
27 | WA27 | 0.008 | ||
28 | WA28 | 0.003 | ||
29 | WA29 | 0.002 | ||
30 | WA30 | 0.006 | ||
31 | WB01 | 0.001 | ||
32 | WB02 | 0.001 | ||
33 | WB03 | 0.001 | ||
34 | WB04 | 0.001 | ||
35 | WB05 | 0.001 | ||
36 | WB06 | 0.001 | ||
注:若底泥样品苯酚未检出,则按照检出限0.002 mg/L的一半进行定量转换为0.001 mg/L参与计算。 |
其中,地表水样本共30例,其中3例挥发酚浓度超过《地表水环境质量标准》(GB 3838-2002)[16]Ⅲ类水体标准,超标率为10%。挥发性酚类浓度在G断面及之前的断面均不高,大部分低于检出限0.002 mg/L,在之后的H、I和J断面浓度突然升高。底泥样本共20例,与对照区土壤苯酚浓度相比,北岸和南岸的底泥中苯酚浓度在A断面、C断面、D断面的浓度偏高。
地表水苯酚含量分别取WA01—WA30对应挥发酚含量的算术均值和最大值,经计算分别为0.002和0.008 mg/L。地表水苯酚含量对照值取WB01~WB06对应的挥发酚含量的算术均值,经计算为0.001 mg/L。突发事件苯酚残留污染引起的地表水苯酚含量增量为下游地表水苯酚含量与对照断面地表水苯酚含量对照值之差,经计算分别为0.001和0.007 mg/L。
2.2 残留苯酚污染的健康风险评估 2.2.1 危害效应终点经查阅美国综合风险信息系统(IRIS)、美国TOXNET毒理数据库和WHO环境健康基准(EHC),发现苯酚暴露的毒理学重点包括明确的非致癌效应,主要是经口接触后会导致母体体重减轻;关于致癌效应,由于研究资料不足,尚未发现明确的致癌效应终点。满足环境健康风险评估的资料要求。本次健康影响后评估中,针对苯酚慢性暴露启动非致癌环境健康风险评估。
2.2.2 剂量反应关系系数资料调研结果显示,苯酚经口摄入暴露导致怀孕母亲体重增加减缓,对应的参考剂量值为0.3 mg/(kg ·d)[25]。
2.2.3 外暴露量将外暴露评价的暴露情景确定为终身饮用。若不采取任何额外干预措施,当地江水中的苯酚会经过集中供水途径,长期持续进入居民体内。由于下游沿岸分布着多个集中式供水厂源水取水点,故取所有检测断面水样的苯酚含量算术均值和最大值分别估算对应的日均暴露剂量:
依据苯酚含量算术均值估算对应的日均暴露量:
$ \begin{array}{c}{A D D \mathit{1}=(0.002 \times 1.73 \times 365 \times 77.4) /(56.8 \times} \\ {28251 )=6 \times 10^{-5} \mathrm{mg} /(\mathrm{kg} \cdot \mathrm{d})}\end{array} $ |
依据苯酚含量算术均值估算对应的来自于突发事件的暴露增量:
$ \begin{array}{c}{\delta A D D \mathit{1}=(0.001 \times 1.73 \times 365 \times 77.4) /(56.8 \times} \\ {28251 )=3 \times 10^{-5} \mathrm{mg} /(\mathrm{kg} \cdot \mathrm{d})}\end{array} $ |
依据苯酚含量最大值估算对应的暴露量:
$ \begin{array}{c}{A D D \mathit{2}=(0.008 \times 1.73 \times 365 \times 77.4) /(56.8 \times} \\ {28251 )=2.4 \times 10^{-4} \mathrm{mg} /(\mathrm{kg} \cdot \mathrm{d})}\end{array} $ |
依据苯酚含量最大值估算对应的来自于突发事件的暴露增量:
$ \begin{array}{c}{\delta A D D \mathit{2}=(0.007 \times 1.73 \times 365 \times 77.4) /(56.8 \times} \\ {28251 )=2.1 \times 10^{-4} \mathrm{mg} /(\mathrm{kg} \cdot \mathrm{d})}\end{array} $ |
主要采用健康危害指数(HI)进行评估,以RfD为衡量标准进行定性评价。按照下列公式计算:
苯酚含量算术均值对应的健康危害指数:
$ H I~~ \mathit{1}=A D D / R f D=6 \times 10^{-5} / 0.3=2 \times 10^{-4} <1 $ |
苯酚含量算术均值对应的来自于突发事件的健康危害指数增量:
$ \delta H I ~~ \mathit{1}=A D D / R f D=3 \times 10^{-5} / 0.3=1 \times 10^{-4} <1 $ |
苯酚含量最大值对应的健康危害指数:
$ H I~~ \mathit{2}=A D D / R f D=2.4 \times 10^{-4} / 0.3=8 \times 10^{-4} <1 $ |
苯酚含量最大值对应的来自于突发事件的健康危害指数增量:
$ \delta H I \mathit{2}=A D D / R f D=2.1 \times 10^{-4} / 0.3=7 \times 10^{-4} <1 $ |
由以上结果可知,该地区人群经饮用水摄入苯酚的环境健康风险处于可接受水平;突发水环境污染事件遗留苯酚污染经饮用水摄入途径的环境健康风险增量也处于可接受水平。
考虑到暴露评价的不确定性,将终身日均暴露量估计值上下浮动一定范围,发现危害指数(表 5)也处于可接受水平,健康风险依然很低。
组别 | 日均暴露量1[mg/(kg·d)] | HI1 | 日均暴露量2[mg/(kg·d)] | HI2 |
50%暴露量 | 3×10-5 | 1×10-5 | 1.2×10-4 | 4×10-5 |
90%暴露量 | 5×10-5 | 2×10-5 | 2.2×10-4 | 7×10-5 |
暴露量 | 6×10-5 | 2×10-4 | 2.4×10-4 | 8×10-4 |
110%暴露量 | 7×10-5 | 2×10-5 | 2.6×10-4 | 9×10-5 |
200%暴露量 | 1.2×10-4 | 4×10-5 | 4.8×10-4 | 1.6×10-4 |
注:日均暴露量1和HI1依据苯酚含量算术均值估算;日均暴露量2和HI2依据苯酚含量最大值估算 |
此外,根据《食用农产品产地环境质量评价标准》(HJ 332-2006)[26],农耕用地灌溉水的挥发酚浓度应为≤1.0 mg/L。而该地区灌溉水主要来源江水及其支流中挥发酚浓度经检测,远低于该标准,故可判断由此引发的环境健康风险也很低。
2.2.5 不确定性本次评估研究结果尚存在一些不确定性。如暴露途径主要考虑经口饮水摄入,没有涉及经口水产品摄食和两岸食物食入的暴露问题,会对评估结果产生一定的低估影响;此次评估采用终身暴露模式,假设的暴露频率为每年365 d,可能高估暴露时间并进而高估暴露量;由于缺乏目标污染区人群的具体暴露参数,在评价过程中引进了一些其他参数,可能存在一定程度上的偏差,从而造成计算出来的环境健康风险值与实际风险存在一定偏差;地表水中苯酚的含量以苯酚的一次采样浓度作为计算依据,实际含量可能随着时间有所变化,存在一定的不确定性。此外,论文引用了美国的暴露参数,但美国人口和中国人口体征和生活习惯存在较大差异,如中国习惯饮用烧开的水,而美国则习惯直接饮用,直接套用美国的暴露参数进行健康风险评价存在一定的不确定性。在后续工作中,遗留污染通过经口摄食暴露途径的慢性健康风险也是评估值得关注的一个方面。
3 讨论目前,国内外水污染突发事件的健康风险评估研究严重不足,特别是水污染突发事件的遗留污染问题的健康影响没有得到足够关注。在本次研究中,对镇江常见流域水污染突发事件的布点采样及检测发现苯酚的残留汚染,并对苯酚的暴露及暴露增量进行计算,得出健康风险估计值及健康风险增量估计值。结合人群暴露评估结果,苯酚残留污染可以通过经口饮水途径进入人体,但是对当地居民带来的超额健康风险很低,处于可接受水平。本次研究通过遗留污染问题解析、暴露情景梳理、外暴露量评估、背景对照断面设置等[11-13],对突发环境水污染事件残留污染的健康风险进行了较为成功的科学评估。
针对水污染突发事件的遗留污染对人群健康影响问题,在方法学上本文属于前期探索性研究。借鉴健康风险评估四步法基本原理,充分考虑突发性水污染事故残留污染物(苯酚)对接触人群的终身暴露情景特点,构建基于健康风险评估的突发性水污染事件后期遗留污染物人体健康风险评价技术体系,实现水污染事故残留污染的健康风险的表征评估。本研究使用的方法对于深化水污染突发事件的健康风险评估技术研究积累了相关经验,为后续的健康风险防控提供了技术支持。
本次研究也存在一些不足,如一次横断面采样样本量有限,评估结果与实际情况可能存在一定的偏差。后续可以在(5~10) a后继续开展周期性采样评估加以补充。本次调查主要针对地表水,而不是人群直接饮用的经过水厂净化后的饮用水苯酚浓度,没有考虑水厂的水处理净化作用。
突发性水污染事故的健康风险评估需要整合包括毒理学数据、环境背景浓度和应急监测数据等相关资料。然而,我国目前相关研究极少,无法满足环境突发水污染事件的健康风险评估和管理技术支持需求。建议今后针对重大突发水污染事件,需要关注残留污染对人群健康风险评估研究并实施周期性的追踪监测评估,为环境污染类突发事件的环境健康风险管理提供技术支撑。
[1] |
梁嘉琳, 姜韩. "十二·五"将推近岸海域污染防治规划[EB/OL].经济参考报. (2012-11-05)[2019-01-04]. https://www.antpedia.com/news/70/n-257370.html.
|
[2] |
赵艳民, 秦延文, 郑丙辉, 等. 突发性水污染事故应急健康风险评价[J]. 中国环境科学, 2014, 34(5): 1328-1335. (In English: Zhao YM, Qin YW, Zheng BH, et al. Emergency health risk assessment of water pollution accident[J]. China Environ Sci, 2014, 34(5): 1328-1335.) |
[3] |
吉立, 刘晶, 等. 2001-2005年我国水污染事件及原因分析[EB/OL]. (2017-10-18).[2019-01-04]. http://www.h2o-china.com/.
|
[4] |
韩晓刚, 黄廷林. 我国突发性水污染事件统计分析[J]. 水资源保护, 2010, 26(1): 84-86, 90. (In English: Han XG, Huang TL. Statistical analysis of sudden water pollution accidents[J]. Water Resour Prot, 2010, 26(1): 84-86, 90. DOI:10.3969/j.issn.1004-6933.2010.01.021) |
[5] |
高继军, 张力平, 黄圣彪, 等. 北京市饮用水源水重金属污染物健康风险的初步评价[J]. 环境科学, 2004, 25(2): 47-50. (In English: Gao JJ, Zhang LP, Huang SB, et al. Preliminary health risk assessment of heavy metals in drinking waters in Beijing[J]. Environ Sci, 2004, 25(2): 47-50.) |
[6] |
耿福明, 薛联青, 陆桂华, 等. 饮用水源水质健康危害的风险度评价[J]. 水利学报, 2006, 37(10): 1242-1245. (In English: Geng FM, Xue LQ, Lu GH, et al. Water quality health-hazard risk assessment on drinking water supply sources[J]. J Hydraul Eng, 2006, 37(10): 1242-1245. DOI:10.3321/j.issn:0559-9350.2006.10.015) |
[7] |
张映映, 冯流, 刘征涛. 长江口区域水体半挥发性有机污染物健康风险评价[J]. 环境科学研究, 2007, 20(1): 18-23. (In English: Zhang YY, Feng L, Liu ZT. Health risk assessment on semivolatile organic compounds in Water of Yangtze estuary area[J]. Res Environ Sci, 2007, 20(1): 18-23. DOI:10.3321/j.issn:1001-6929.2007.01.004) |
[8] |
段小丽, 王宗爽, 王菲菲, 等.突发性水污染事故中的健康风险评价-以松花江水污染事故为例[C]//中国毒理学会环境与生态毒理学专业委员会成立大会论文集.北京: 中国毒理学会, 中国环境科学研究院, 2010: 265-272.
|
[9] |
蒋兆峰, 姜方平, 丁震, 等. 一起水源苯酚污染引起饮用水异味事件的调查[J]. 环境与职业医学, 2012, 29(11): 707-709. (In English: Jiang ZF, Jiang FP, Ding Z, et al. An investigation on odor in drinking water by source water pollution with phenol[J]. J Environ Occup Med, 2012, 29(11): 707-709.) |
[10] |
中华人民共和国卫生部, 中国国家标准化管理委员会. GB 5749-2006生活饮用水卫生标准活饮用水标准检验方法[S].北京: 中国标准出版社, 2007. (In English: In English: Ministry of Health of the People's Republic of China, China National Standardization Management Committee. GB 5749-2006 Standards for drinking water quality[S]. Beijing: China Standards Press, 2007.)
|
[11] |
钱岩, 王先良, 郭辰, 等. 区域环境健康问题调查的实施机制[J]. 中国环境科学, 2015, 35(4): 1256-1260. (In English: Qian Yan, Wang XL, Guo C, et al. The implementation mechanisms of the regional environmental health investigation[J]. China Environ Sci, 2015, 35(4): 1256-1260.) |
[12] |
郭辰, 王先良, 吕占禄, 等. 环境健康传导链-认识区域环境健康问题的关键[J]. 中国环境科学, 2015, 35(4): 1261-1265. (In English: Guo C, Wang XL, Lü ZL, et al. Environmental health chain is the key for investigation and exploration of regional environmental health problems[J]. China Environ Sci, 2015, 35(4): 1261-1265.) |
[13] |
吕占禄, 王先良, 郭辰, 等. 科学识别环境健康传导链的六大特征[J]. 中国环境科学, 2015, 35(4): 1266-1270. (In English: Lü ZL, Wang XL, Guo C, et al. How to recognize the main six features of environmental health chain[J]. China Environ Sci, 2015, 35(4): 1266-1270.) |
[14] |
国家环境保护总局. HJ/T 91-2002地表水和污水监测技术规范[S].北京: 中国环境科学出版社, 2002. (In English: In English: National Environmental Protection Agency. HJ/T 91-2002 Technical Specifications Requirements for Monitoring of Surface Water and Waste Water[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2002.)
|
[15] |
中华人民共和国卫生部, 中国国家标准化管理委员会. GB/T 5750-2006生活饮用水标准检验方法[S].北京: 中国标准出版社, 2007. (In English: In English: Ministry of Health of the People's Republic of China, China National Standardization Management Committee. GB/T 5750-2006 Standard examination methods for drinking water-General principles[S]. Beijing: China Standard Press, 2007.)
|
[16] |
国家环境保护总局, 国家质量监督检验检疫总局. GB 3838-2002地表水环境质量标准[S].北京: 中国标准出版社, 2002. (In English: In English: State Environmental Protection Administration, General Administration of Quality Supervision, Inspection and Quarantine. GB 3838-2002 Environmental quality standards for surface water[S]. Beijing: China Standards Press, 2002.)
|
[17] |
仇付国.城市污水再生利用健康风险评价理论与方法研究[D].西安: 西安建筑科技大学, 2004: 22-28. (In English: In English: Qiu FG. A study on the theory and method of health risk assessment for wastewater reclamation and reuse[D]. Xi'an: Xi'an University of Architectural Science and Technology, 2004: 22-28.)
|
[18] |
Bos PMJ, Baars BJ, Van Raaij MTM. Risk assessment of peak exposure to genotoxic carcinogens:a pragmatic approach[J]. Toxicol Lett, 151(1): 43-50. DOI:10.1016/j.toxlet.2004.01.027 |
[19] |
USEPA. Reference dose (RfD): Description and use in health risk assessments[EB/OL]. (1993-03-15).[2019-01-04]. http://www.epa.gov/iris/rfd.html.
|
[20] |
Donohue JM, Lipscomb JC. Health advisory values for drinking water contaminants and the methodology for determining acute exposure values[J]. Sci Total Environ, 2002, 288(1-2): 43-49. DOI:10.1016/S0048-9697(01)01109-3 |
[21] |
钱岩, 吕占禄, 郭辰, 等. 黑龙江省某市矿泉水水质的健康风险评价[J]. 环境与可持续发展, 2015, 40(2): 63-66. (In English: Qian Y, Lv ZL, Guo C, et al. Health risk assessment on quality of the mineral Spring in a city of Heilongjiang PROVINCE[J]. Environ Sustain Dev, 2015, 40(2): 63-66. DOI:10.3969/j.issn.1673-288X.2015.02.017) |
[22] |
IRBW: 中国人群暴露参数手册(成人卷)中天津城乡均值.[22]USEPA. Risk Characterization[EB/OL]. (1993-03-15).[2019-01-04]. http://www.epa.gov/region8/r8risk/hh_risk.html.
|
[23] |
USEPA. Risk Characterization[EB/OL]. (1993-03-15).[2019-01-04]. http://www.epa.gov/region8/r8risk/hh_risk.html.
|
[24] |
王永杰, 贾东红, 孟庆宝, 等. 健康风险评价中的不确定性分析[J]. 环境工程, 2003, 21(6): 66-69. (In English: Wang YJ, Jia DH, Meng QB, et al. Uncertainty analysis of health risk assessment[J]. Environ Eng, 2003, 21(6): 66-69. DOI:10.3969/j.issn.1000-8942.2003.06.022) |
[25] |
USEPA. Integrated Risk Information System (IRIS)[EB/OL]. (2002-9-1).[2019-1-4]. https://www.epa.gov/iris.
|
[26] |
国家环境保护总局. HJ 332-2006食用农产品产地环境质量评价标准[S].北京: 中国环境科学出版社, 2006. (In English: In English: National Environmental Protection Agency. HJ 332-2006 Farland environmental quality evaluation standards for edible agricultural products[S]. Beijing: China Environmental Science Press, 2006)
|