石油烃污染场地健康风险评价.doc
《石油烃污染场地健康风险评价.doc》由会员分享，可在线阅读，更多相关《石油烃污染场地健康风险评价.doc（7页珍藏版）》请在冰豆网上搜索。
石油烃污染场地健康风险评价
龚选波，王广才
中国地质大学（北京）水资源与环境学院，北京10083
摘要:
本文首先从健康风险评价的概念入手，总结了目前国内外健康风险评价的研究进展，健康风险评价的发展历史和内容。
并在此基础上探讨了石油烃污染场地健康风险评价方法。
构建适合我国实际的石油烃污染场地健康风险评价体系。
关键词:
石油烃风险评价健康风险评价方法体系
HealthRiskAssessmentofPetroleumHydrocarbons-ContaminatedSites
Abstract:
Thisarticlefirstfromtheenvironmentriskassessment'sconceptobtained,tosummarizethepresentdomesticandforeignenvironmentriskassessmentresearchdevelopment,thehistoryofthedevelopmentandcontentaboutHealthRiskAssessment.AndDiscussionthepetroleumhydrocarboncontaminatedsiteshealthriskevaluationmethod,Tobuildtheevaluationsystemthatfittheactualpetroleumhydrocarboncontaminatedsiteshealthriskourcountry
Keywords:
PetroleumhydrocarbonsRiskAssessmentHealthRiskAssessmentmethodssystem
工业革命以来，石油成为推动社会进步和发展的主要能源之一。
随着大量的石油开采、加工、运输和使用等活动,形成了各种各样的石油烃污染场地.这类污染场地是世界各国普遍存在的环境问题.据不完全统计,2001年美国现有300万个储油罐中大约有50万个存在不同程度的泄漏[1]；英国有30%以上的加油站以及几乎所有炼油厂等都存在严重污染[2]。
而在我国油气田地区,地下水系统石油烃污染已经非常严重。
河北保定某石油污染场地中，石油类污染物的检出率超过40%，其中二氯甲烷、三氯甲烷、苯和甲苯检出率到达100%。
石油及其石油化工造成的场地污染已逐渐凸现，并逐渐成为继农药污染之后的又一大污染场地。
随着石油污染问题日益严重,特别是对人体健康和饮用水安全造成严重威胁,开展石油类污染场地健康风险评价将有利于充分了解水体与土壤污染状况、污染物迁移转化途径和对人体健康与生态的危害,提高人们风险意识和饮用水安全性。
本文主要从健康风险评价的基本概念入手，回顾了健康风险评价的发展历史，在分析目前国内外污染场地健康风险评价的研究成果基础上，结合我国石油烃污染场地具体情况，探讨了污染场地风险评价方法。
为构建适合我国实际的石油烃污染场地健康风险评价体系奠定基础。
一健康风险评价的基本概念
风险:
某一特定危险情况发生的可能性和后果的组合。
其定义为事故发生概率P（即风险度）与事故造成的环境后果C的乘积,用风险值R表征[3][4],即:
R[危害/单位时间]=P[事故/单位时间]×C[危害/事故]
风险评价：
对系统发生事故的危险性进行定性或定量分析，评价系统发生危险的可能性及其严重程度，以寻求最低的事故率、最少的损失和最优的安全投资效益。
健康风险评价（healthriskassessment,HRA）是环境影响评价的重要组成部分，是收集，整理和解释毒理学资料，人类流行病学资料，环境和暴露的因素等资料的过程，通过使用风险评价方法和暴露评价模型来估计特定剂量的化学或物理因子对人体、动植物或生态系统造成损害的可能性及其程度大小[5]。
二健康风险评价发展
健康风险评价起步于19世纪末至20世纪30年代,因环境污染造成的在短期内人群大量发病和死亡事件逐渐增多,其中最具代表性的就是世界上著名的“八大公害事件。
这些事件发生后，毒理学家和环境专家开始用毒物鉴定方法进行健康风险分析。
后来一些学者收集并综合流行病学和动物实验资料，对每一种有害物质的不良健康效应进行剂量-反应关系分析[5]。
直到60年代，毒理学家才开始进行低浓度暴露条件下的健康风险评价[6]。
19世纪70至80年代，健康风险评价迎来发展的高峰期，特别在一些发达国家，健康风险评价体系基本建立。
美国是较早开展污染场地风险评价的国家并在该时期取得了丰硕成果。
1975年美国核管会对核电站进行的安全研究，建立并完善了概率风险评价方法体系[7]。
此后风险评价概念进入了其它各个领域。
其间取得最大的成果是1983年美国国家科学院（NAS）出版的红皮书《联邦政府的风险评价:
管理程序》，该书将健康风险评价概述为四个步骤:
危害鉴别、计量一反应评估、暴露评估和风险表征[8]。
该方法目前己被荷兰、法国、日本等许多国家和国际组织采用[9]。
同时，美国相继制和颁布了一系列的导则、手册、指南等相关的技术文件，这些文件涵盖了场地查、监测、评价、修复和管理的各个方面，如《土壤筛选导则》、《致癌物质风险评价指南》、《致突变风险评价指南》、《化学混合物健康风险评价指南》、《石油污染土壤修复指南》和《超级基金污染场地健康风险评价指南》等[10]。
此外美国还建立了比较全面的污染场地风险评价数据库和若干个用于污染场地健康风险的模型软件系统。
英国建立了污染场地相关污染信息网和评价模型，英国环境署和环境、食品与农村事务部提出了污染场地对人类健康的风险评价模型，既CLEA模型。
该模型被英国官方用来产生英国土壤污染物的指导值。
此外，荷兰、新西兰等国家在污染场地评价方面也取得了较大的发展。
其中，荷兰早在20世纪80年代早期就进行了严重污染场地名录的汇编。
并且使用类指导值（A、B、C值以及其后继的值）来对污染场地进行管理[10]。
19世纪90年代后，健康风险评价有了长足的发展。
美国科学院提出的风险评价四步法成为健康风险评价常用的方法,并逐渐应用到矿山环境、石油污染场地和农药污染等各个领域。
我国在80年代中后期开始对健康风险评价的重视与应对措施的研究。
潘自强[11]等首先在核工业系统内开展了环境风险评价综合评价的研究，以期达到环境中包括放射性污染物、致癌化学物和非致癌化学物进行综合性全面评价。
胡二邦[5]等在有关环境风险评价的成果中分别对健康风险评价的方法和不确定性等进行了解释和描述。
张应华，李广贺[12]等从危害鉴别、计量一反应评估、暴露评估和风险表征四个步骤评价了石油污染对人体健康的风险，并使用了MMSOILS模型进行暴露评估和用蒙特卡罗技术进行不确定性分析。
陈鸿汉等[13]和堪宏伟[14]分别对污染场地健康风险评价的理论和方法开展了探讨，提出了叠加风险和多暴露途径同种污染物人群健康风险的概念。
但是与发达国家相比，我国目前还没有颁布关于污染场地风险评价的法律法规性文件，也没有建立污染场地的国家数据库，不同类型污染场地风险评价技术与标准体系不完善，缺乏系统的污染场地风险评价调查体系和方法体系。
为有效地保护人体健康及合理利用资源，我国需逐步加强污染场地风险评价方面的研究工作，尽快建立和完善污染场地风险评价技术与政策体系。
三主要内容和评价方法
石油烃中含有多种有毒物质，其毒性按烷烃、环烷烃和芳香烃的顺序逐渐增加。
其中有2000多种毒性大且疑有“三致”效应的有机物质，如苯系化合物、多环芳烃中菲、葱、花及酚类等。
石油进入水体环境后，会对动物、水生生物和人类等产生严重危害。
土壤遭受石油污染后，石油会破坏土壤结构，影响土壤的通透性，降低土壤质量。
此外，进入土壤的石油污染物还会随着地表径流进入地表水体，引起江河湖泊污染;通过土壤淋溶、渗滤作用进入土体深层和地下水，引起地下水污染[10]。
因此开展石油烃污染场地的健康风险评价势在必行。
随着环境化学、环境微生物学、生态毒理学以及分析化学等学科的发展,研究有毒有害化学物质对人体健康和生态环境的危害逐渐为人们所重视,健康风险评价的研究内容和方法随着这些基础学科的发展而不断发展.本文以健康风险评价的基本步骤为主线,对健康风险评价各阶段的主要内容和研究方法进行综合论述，构建适合我国国情的石油烃污染场地健康风险评价体系。
污染场地健康风险评价方法基本包括4个步骤：
数据收集和分析、毒性评估、暴露评估、和风险表征。
1数据的收集与分析
综合不同国家和组织机构提出的健康风险评价的程序和步骤,健康风险评价的第一步都是进行数据收集与分析，即进行场地信息调查和分析。
识别可能的研究区域的范围，初步判定直接或潜在污染源和途径。
这一阶段收集资料主要包括：
土地利用的历史变迁资料，工业生产历史和现状、产业结构布局资料；与场地有关的自然环境、社会经济、污染源和场地污染历史等方面的资料；过去场地废物的产生与处理过程、与场地有关的有害物质、有害物质的潜在来源、扩散途径和受影响的介质等资料；流行病学与毒理学的统计数据；污染区或附近居民进行调查，获取当地居民的人群分布、人群结构、人群生活方式等信息。
2毒性评价
毒性评价指分析受试物引起暴露人群不良健康反应的各种证据，估计暴露强度与不良反应增加的可能性和不良健康反应程度之间的关系。
毒性评价包含危害鉴别和剂量—反应评估二个部分。
2.1危害鉴别
危害鉴别是判定某种污染物是否对人体健康产生危害。
如果判定某污染物对人体健康产生危害，并进一步确定其危害后果，如是否具有致癌性或者非致癌性等。
危害鉴别资料一般通过人类流行病学资料获取，在缺少人类流行病学资料时，根据动物实验的资料也是可以的。
在对人类流行病学资料和动物实验资料进行评估后，将人类和动物资料证据的程度分组[5]。
如表一：
表一动物实验和人类资料进行的证据分类
人类证据
动物证据
足够的
有限
不充分
无资料
无证据
足够的
A
A
A
A
A
有限
B1
B1
B1
B1
B1
不充分
B2
C
D
D
D
无资料
B2
C
D
D
E
无证据
B2
C
D
D
E
将人类和动物证据结合进行证据权重分类。
A组：
人类致癌物
B组：
很可能的人类致癌物
C组：
可能的人类致癌物
D组：
不能划为人类致癌物
E组：
对人类无致癌证据
2.2剂量—反应评估
剂量—反应评估是在认定待评价的物质具有毒性的基础上，依据人群流行病学调查资料和毒理学的研究结果，阐明不同剂量水平的待评价物质与接触群体中出现的最为敏感的关键的有害效应发生率之间的定量关系。
在毒理学中将剂量—反应评估分为两类：
（1）暴露某一化学物的剂量与个体呈现某种生物反应强度之间的关系，又称剂量—效应关系；
（2）某一化学物的剂量与群体中出现某种反应的个体在群体中所占的比例，可以用%或者比值表示，如死亡率、肿瘤发生率等[5]。
目前关于人体健康风险评价的剂量-反应关系研究较多,剂量-反应关系主要是通过人类流行病学资料和与人类接近的敏感动物的实验资料的基础上估算出来的.在健康风险评价中,通常有以下两种剂量-反应评估方法：
1无阈效应（如癌）情况下，由于人体在实际环境中的暴露水平通常很低，而动物实验学或流行病学研究中的剂量相对比较高，因此剂量-反应评估通常采用低剂量外推方法[7]。
常用的低剂量外推模型有：
概率单位模型、对数单位模型、威尔布模型、单击模型、多阶段模型、线性多阶段模型、一次打击模型和多次打击模型等[15]。
2有阈效应（如非致癌）情况下，通常通过未观察到的有害作用水平（noobservedadverseeffectlevel,NOAEL）和不确定系数（uncertaintyfactor,UF）来推导出可接受的某种有阈化学物的参考剂量（r
升级会员 