國內外累積性環(huán)境風險評估研究進展

袁鵬，李文秀，彭劍峰，宋永會* ，許偉寧

1.環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，中國環(huán)境科學研究院，北京 100012

2.中國環(huán)境科學研究院城市水環(huán)境科技創(chuàng)新基地，北京 100012

3.中國礦業(yè)大學(北京)化工與環(huán)境工程學院，北京 100083

環(huán)境風險管理是我國“十二五”環(huán)境保護的重要任務，其研究內容不僅包括突發(fā)性事故的環(huán)境風險影響，也包含低濃度有毒有害物質長期排放累積效應的風險［1］，而后者也是目前研究和關注的重點。累積性環(huán)境風險涉及環(huán)境科學、環(huán)境化學、生態(tài)學、毒理學、經(jīng)濟學等多個學科，是環(huán)境風險評價的重要方面，也是環(huán)境管理和決策的科學基礎。

美國是最早開始累積性環(huán)境風險評估研究的國家，美國國家環(huán)境保護局(US EPA)將累積風險(cumulative risk)定義為來源于包括物理、化學、生物多個壓力源的綜合暴露的組合風險，累積性環(huán)境風險評估則是分析、表征和量化那些由于多種原因及來自多個壓力源的對人類和環(huán)境造成的危害，其特征體現(xiàn)為多來源、多暴露方式、多傳播途徑、多影響、持續(xù)時間長、人口集中的組合風險的綜合評估［2］。按照該定義，US EPA 的累積性風險主要指組合風險和疊加風險，其涵蓋寬泛，是綜合風險評估。

國內對累積性環(huán)境風險尚未明確定義，也缺乏對累積性環(huán)境風險評估流程與內容的技術指導。目前開展的研究主要考慮人類健康和生態(tài)兩方面，側重于單一污染物或化學品進入環(huán)境后潛在的健康危害和生態(tài)效應。王炳權等［3］認為累積性環(huán)境風險指自然及人類活動中潛在的對人類健康和生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生危害的行為，主要強調風險源的潛在累積影響。也有學者將藍藻水華歸為累積性環(huán)境風險的研究范疇［4］。筆者通過梳理現(xiàn)有的國內外研究成果，重點從累積性環(huán)境風險評估的發(fā)展歷史、評價流程、國內外研究進展與實踐案例等進行闡述，對其存在的問題進行分析與展望，以期為進一步開展累積性環(huán)境風險評估研究提供參考。

1 累積性環(huán)境風險評估發(fā)展歷史

20 世紀70年代，美國首先提出了累積效應的概念，累積性環(huán)境風險評估則興起于20 世紀90年代。1989年，美國超級基金會首次提出了環(huán)境風險對人類健康的重要性。1996年，美國頒布了《食品質量保護法(FQPA)》，提出為保護兒童健康和食品安全的農(nóng)藥殘留的標準，引入“綜合風險”(來自多個壓力源)、“累積暴露”(具有相同毒性機制農(nóng)藥)的概念，并要求US EPA 開展累積性環(huán)境風險評估的研究，累積性環(huán)境風險評估開始正式發(fā)展起來。1997年，US EPA 提出了“累積性環(huán)境風險評估指南第一部分:規(guī)劃和范圍”［5］，闡明了累積性環(huán)境風險的評估重點由單個壓力源、單一傳播途徑、單一評估端點轉向多來源、多傳播途徑、多評估受體的評估，從而為風險管理者提供一個清晰、透明、合理的評估基礎。1998年，US EPA 首次提出了農(nóng)藥的共同毒性作用機制［6］，并于1999年頒布了該類農(nóng)藥的識別方法［7］，經(jīng)多次修訂，于2002年正式頒布具有相同毒性作用機制的農(nóng)藥物質的累積性環(huán)境風險評估的指導文件，提出了進行累積性環(huán)境風險評估的基本原則和對該類物質評估的10 步評估程序，首次將不確定性因素作為風險評估中的重要考慮因素［8］。在此基礎上，2002年，US EPA 對39 種有機磷農(nóng)藥開始了初步的累積性環(huán)境風險評估［9］。2003年，US EPA 頒布了累積性環(huán)境風險評估框架，對框架的3個主要階段進行了詳細的闡述，旨在確定累積性環(huán)境風險評估過程中的基本元素，這是US EPA 在長期努力下制定累積性環(huán)境風險評估指南的第一步，是處理累積性環(huán)境風險和風險決策關系的一個重要的里程碑，為后續(xù)研究奠定了重要的理論基礎［10］。2004年，國際環(huán)境司法委員會(Environment Justice)研討了環(huán)境司法決策和累積性風險關系，指出累積性環(huán)境風險評估在風險決策中發(fā)揮著重要作用，同時風險評估也轉向以社區(qū)為基礎，考慮人類、動物、植物及生態(tài)系統(tǒng)的綜合的累積性環(huán)境風險評估［11］。2010年，K.Sexton 等［12］提出應更多地將風險決策和累積性環(huán)境風險評估聯(lián)系起來，并從公眾健康的角度探討了累積性環(huán)境風險評估在風險決策中的重要作用。累積性環(huán)境風險評估向著更全面、更科學、更人性的方向發(fā)展。盡管在科學理論方面，累積性環(huán)境風險評估已經(jīng)取得了相當大的進展，但在實踐上卻相對落后，缺乏可用來支持理論分析的具體實踐方法和工具。為解決這一問題，2007年，US EPA開發(fā)了一個關于污染場地的累積性環(huán)境風險評估工具，提供了累積性環(huán)境風險評估應用程序在線訪問工具箱［13］。隨著累積性環(huán)境風險評估研究的不斷發(fā)展，US EPA 陸續(xù)頒布了一系列指導性文件(圖1)，包括相關的評估指南、政策和特定的分析方法、數(shù)據(jù)處理方法等，為累積性環(huán)境風險評估的發(fā)展提供了重要的指引。

歐洲也逐漸重視累積性環(huán)境風險評估研究，歐盟第六框架計劃(FP6)將多壓力源的累積性環(huán)境風險評估新方法(NoMiracle)作為重要研究項目之一，自2004年起，來自17 個歐盟成員國的100 余位科學家參加了該項目［14］，研究了化學、生物和物理等綜合風險源作用下的環(huán)境風險評估方法，包括難降解化學物質的累積性環(huán)境風險，低劑量有毒物質的長期累積效應，對特殊人群尤其是兒童的健康風險以及風險管理等。

圖1 美國累積性環(huán)境風險評估指導性文件Fig.1 The cumulative risk assessment guidelines of the United States of America

2 累積性環(huán)境風險評估程序

開展累積性環(huán)境風險評估的3 個主要階段可概括如下［5］:

(1)規(guī)劃、審定和問題構建階段。在該階段，風險管理者、風險評估者和其他利益相關者的團隊首先確定評估對象的來源、目標、范圍、深度、關注點和方法，形成數(shù)據(jù)庫，進而構建一個概念模型和一個分析計劃。

(2)風險分析階段。該階段主要是專家應用風險評估方法開展工作的過程，包括形成暴露的途徑、考慮壓力源間的相互作用，進行受體的脆弱性分析，開展風險的識別、劑量效應分析、用定性或者定量的方法進行暴露評估等。

(3)風險表征階段。即對風險進行定性或者定量的表述，對風險水平與發(fā)展趨勢進行預測，得出危害最大、優(yōu)先考慮的風險源，預測評估人口或亞種群的風險。對風險的不確定性進行分析，明確不確定性的來源和可能造成的額外風險，并進行敏感性分析。

累積性環(huán)境風險評估的框架與具體流程如圖2所示。

圖2 累積性環(huán)境風險評估流程Fig.2 Steps for conducting a cumulative risk assessment

3 累積性環(huán)境風險評估方法與應用

3.1 食品中化學物質的累積性環(huán)境風險評估

美國國家研究委員會(NRC)于1993年首次提出食品中化學物質的累積暴露概念［15］。世界衛(wèi)生組織(WHO)也在1997年強調，應重視具有共同毒性作用機制的化學品的聯(lián)合暴露問題［16］。此后，英國食品標準局(FSA)、荷蘭健康委員會、US EPA 和歐洲食品安全局(EFSA)等機構先后提出了食品中化學物質(如食品添加劑、農(nóng)藥殘留、化學污染物)的累積暴露風險評估方法，為制定新的、更加科學的化學物質限量標準提供了科學手段［17］。1996年，美國的《食品質量保護法(FQPA)》正式出臺，旨在保障農(nóng)產(chǎn)品安全、保護兒童權益和解決法律體系的不一致性問題。食品農(nóng)藥殘留研究主要包括有機磷類和氨基甲酸酯類農(nóng)藥兩方面。A. F. Jensen等［18］以具有共同毒性機制的農(nóng)藥為風險源，研究了丹麥飲食中攝入的有機磷和氨基甲酸酯農(nóng)藥的累積性環(huán)境風險評估，基于1996—2001年的監(jiān)測數(shù)據(jù)，評估了35 種有機磷農(nóng)藥和氨基甲酸酯農(nóng)藥的環(huán)境風險，結果表明，該地區(qū)并沒有暴露在有機磷農(nóng)藥和氨基甲酸酯農(nóng)藥的長期累積性風險中。2002年，US EPA 華盛頓辦公室發(fā)布了具有共同毒性機理的農(nóng)藥化學物質的累積性環(huán)境風險評估指南，并詳細提出了對于殺蟲劑累積性環(huán)境風險評估的10 個步驟，用劑量效應分析和相對效能因子法來量化其累積性環(huán)境風險［7］。同年，US EPA 按照FQPA 的要求首次開展了食品中有機磷農(nóng)藥的累積性環(huán)境風險評估，并于2005年公布了滅多威、甲萘威、克百威、抗蚜威等11 種氨基甲酸酯類農(nóng)藥的累積性環(huán)境風險評估結果。P. E. Boon 等［19］基于2003—2005年對荷蘭人群和1 ～6 歲兒童飲食中的農(nóng)藥殘余量的數(shù)據(jù)統(tǒng)計，采用了乙酰甲胺磷和氨基乙二酰指數(shù)等效因子法來量化風險源，開展了對蘋果、香蕉、白菜、蘿卜等食用農(nóng)產(chǎn)品中26 種有機磷和8 種氨基甲酸酯類農(nóng)藥的累積性環(huán)境風險評估。結果表明，對于兒童，只有少部分有機磷農(nóng)藥殘余超過了健康標準。2006年11月EFSA 組織農(nóng)藥暴露評估和毒理學方面的專家召開了農(nóng)藥累積性暴露評估研討會，對具有相同作用機制的農(nóng)藥累積性環(huán)境風險評估所需要的數(shù)據(jù)來源和方法論進行了廣泛討論，在累積性環(huán)境風險評估的需求和重要意義等方面達成一致意見，認為在目前人類進行農(nóng)藥殘留暴露和累積性環(huán)境風險評估中，有機磷類和氨基甲酸酯類農(nóng)藥具有優(yōu)先性，但方法還需進一步的研究和發(fā)展［20］。2012年，S.C. Wason 等［21］整合化學和非化學壓力源對農(nóng)藥暴露進行累積性環(huán)境風險評估，應用已有的生理學的藥代動力學模型(PBPK/PD 模型)研究城市中低收入人群、兒童暴露在有機磷農(nóng)藥和其他農(nóng)藥的累積性環(huán)境風險，分析表明，化學和非化學因素都會影響有機磷農(nóng)藥的暴露，對于一個給定劑量有機磷農(nóng)藥值，通過不同壓力源的組合累積性環(huán)境風險可變性高達5 倍。

3.2 環(huán)境中污染物的累積性環(huán)境風險評估

累積性環(huán)境風險評估首先要識別風險來源，由于多種風險源及其在不同環(huán)境條件的相互作用和風險特征不同，因此，多風險源的識別與表征是評估的重點。M. Holmstrup 等［22］研究并總結了化學品風險源與環(huán)境條件的相互作用，包括環(huán)境中重金屬類(鎘、銅、汞、鉛、鋅、鎳)、農(nóng)藥類(阿特拉津、毒死蜱、敵百蟲、對硫磷等)、多環(huán)芳烴類、表面活性劑類風險源在高溫、低溫、干旱缺水、溶解氧減少、病菌存在等條件下的生態(tài)毒性效應，其在不同研究條件下表現(xiàn)為協(xié)同促進效應、反效應、無作用效應及免疫效應。研究表明，開展累積性環(huán)境風險評估應將極端的自然條件要素作為考慮因素［23］。

1999年，US EPA 農(nóng)藥項目組(OPP)啟動了一項美國地質勘探(USGS)工程，旨在通過依據(jù)現(xiàn)有監(jiān)測點位獲得的數(shù)據(jù)來評估飲用水水源處24 種有機磷農(nóng)藥污染物殘留的分布。美國地質勘探局第一次嘗試用回歸方程的方法來預測服務6 000 萬人飲用水的567 條河流中的總氮，其數(shù)據(jù)和輸出結果可以用在基于全國范圍內暴露人口上的評估，并且可識別出值得特別關注的區(qū)域，這種方法對由監(jiān)測數(shù)據(jù)推斷其地表水中農(nóng)藥殘留濃度的研究具有很好的指導作用［24］。2008年，S. Shrestha 等［25］充分利用統(tǒng)計、空間和水文等資源以及多元回歸模型，計算了日本富士河流域有機物、營養(yǎng)物的輸出系數(shù)，結果表明，大多數(shù)污染物輸出系數(shù)回歸效果顯著，在多元回歸模型中利用土地類別解釋了超過85%的負荷變化的現(xiàn)象，并提出了需進一步調查的水質監(jiān)測站的數(shù)量、采樣頻率和采樣時間，從而提高方法的穩(wěn)定性和實用性，這些結果可用于確定合適的實踐管理以改善流域水體質量。2012年，B. D. Crawford 等［26］構建了一個評估模型，將累積性環(huán)境風險用殘疾調整生命年(DALYs)來統(tǒng)一度量，并且協(xié)調癌癥和非癌癥、發(fā)病率和死亡率的影響，利用半定量化方法評估了假定的飲用水中50 種化學品組成的復雜混合物的風險，得出了復雜混合物的累積性環(huán)境風險由其中幾種主要的組分所主導的結論。A.M.J.Ragas等［27］應用DALYs 方法評估了城市環(huán)境中苯、甲苯、萘和幾種典型農(nóng)藥的累積性環(huán)境風險。飲用水消毒副產(chǎn)物(DBPs)可以通過人的口腔、皮膚被人體吸收，一些流行病學和毒理學研究表明，生殖、發(fā)育影響和癌癥與含氯飲用水相關。2013年，L. K.Teuschler 等［28］將暴露模型和藥物代謝動力學模型組合發(fā)展了一種累積性環(huán)境風險評估新方法——累積相對效能因子法(CRPF)，并且評估了13 種主要DBPs 3 個暴露途徑下的劑量效應和不同行為模式的影響。該方法遵循了劑量疊加和反應疊加原則，可以為不同種類的DBPs 混合物導致的累積性環(huán)境風險提供更為科學的評估。此外，累積性環(huán)境風險評估也可用于評價突發(fā)環(huán)境事件急性暴露后對健康的長期效應［29］，K. M. Wollin 等［30］研究了德國北部一起環(huán)氧氯丙烷泄漏污染事故后人群暴露的長期健康風險，評估結果表明，周邊居民暴露濃度較低，致癌風險極低。

3.3 國內開展的累積性環(huán)境風險評估研究

國內累積性環(huán)境風險評估研究起步較晚，相對滯后。研究工作主要是從生態(tài)風險和健康風險兩方面進行的。

在生態(tài)風險評價方面，吳健等［31］闡述了累積效應、流域累積效應和累積效應評估的概念，并從技術、哲學和社會價值體系三方面著重論述了累積效應評估存在的問題，通過對流域累積效應評估的研究和展望，提出了更加完善合理的流域生態(tài)管理思路。許妍等［32］梳理現(xiàn)有研究成果，對流域生態(tài)風險評價進行了概念界定與特征分析，按照風險源、生態(tài)受體、生態(tài)終點的分類標準對流域生態(tài)風險評價進行了類型劃分，并嘗試構建反映流域時空尺度變化規(guī)律的生態(tài)風險評價概念模型。馮承蓮等［33］對中國主要河流中多環(huán)芳烴(PAHs)生態(tài)風險進行了初步評價，結合毒性數(shù)據(jù)庫對蒽、芘、苯并［a］蒽、苯并［a］芘等7 種PAHs 進行了概率風險分析，并得到了它們的風險大小排序。劉衛(wèi)國等［34］對博斯騰湖流域進行生態(tài)風險評價，采用遙感技術確定生態(tài)風險受體，通過生態(tài)風險的綜合計算和GIS 分析疊加，得到博斯騰湖區(qū)域綜合生態(tài)風險評價結果。盧宏瑋等［4］以洞庭湖地區(qū)東、南、西三部分為研究區(qū)域，根據(jù)其特殊的背景，將工業(yè)源、農(nóng)業(yè)源作為其污染類風險源，對洞庭湖流域生態(tài)風險進行了評價，建立了由氮毒性污染指數(shù)、磷毒性污染指數(shù)、重金屬類毒性污染指數(shù)共同組成的毒性污染指數(shù)，并與自然災害指數(shù)和系統(tǒng)本身的生態(tài)指數(shù)構成了綜合評估指標體系，計算了洞庭湖流域的綜合生態(tài)風險。

在健康風險研究方面，段小麗［35］比較了國內外環(huán)境健康風險評價中的暴露參數(shù)，研究了暴露參數(shù)的調查方法，并得到了我國居民呼吸、飲水、飲食、土壤暴露、皮膚暴露等相關參數(shù)。鄒濱等［36］分別從致癌風險與非致癌風險兩方面建立了水環(huán)境健康風險評價模型，評價了某市2001—2005年5 個水質監(jiān)測站周圍水體中所含污染物對人體健康潛在危害的時空差異和風險源特征，有助于明確水體污染物治理的優(yōu)先順序。黃奕龍等［37］對深圳市的主要飲用水源地進行了分析與評價，計算了深圳市7 個主要水庫的水環(huán)境健康風險水平，指出基因毒物質是需要優(yōu)先控制的污染物。倪彬等［38］根據(jù)某湖泊飲用水源地水環(huán)境質量監(jiān)測資料，采用US EPA 推薦的水環(huán)境健康風險模型，對2 處飲用水源地的原水通過飲水途徑引起的健康風險進行了評價，得到了其水源地的水環(huán)境健康風險水平結果，并指出了其中主要的污染物為As 和Cr(Ⅴ)。陳凱等［39］以太湖流域常州段為研究對象，從風險源、環(huán)境風險控制機制和風險受體三方面構建了累積性水環(huán)境風險評估指標體系，應用MATLAB 建立遺傳神經(jīng)網(wǎng)絡綜合評價模型，對2004— 2009年常州市累積性水環(huán)境風險進行了綜合評估，指出農(nóng)業(yè)和畜禽養(yǎng)殖面源是影響常州段累積性水環(huán)境風險的主要因素。沈新強等［40］根據(jù)國內研究成果，總結了重金屬、石油烴以及有機物污染因子在貝類體內生物吸收、轉運、累積等生理過程以及毒理危害。

在農(nóng)藥累積性環(huán)境風險評估方面，姜官鑫等［41］對國外累積性暴露評估的主要方法進行了綜述，包括危險指數(shù)法(HI)、累積性風險指數(shù)法(CRI)、參考點指數(shù)法(RPI)、暴露邊界(MOE)以及毒性當量因子法(TEF)等，并對不確定因素的影響進行了分析。張磊等［42］則對每日可耐受攝入量(TDI)、HI、相對效能因子(RPF)、生理毒代動力學(PBTK)模型等方法進行了闡述，對方法的特征及其在食品中化學物累積性環(huán)境風險評估中的應用進行了討論。

4 問題與展望

累積性環(huán)境風險評估旨在更好地描述混合物的風險特征，識別污染物環(huán)境暴露影響的敏感易損受體，從而更有效地保護公眾健康、分配資源。公眾對環(huán)境風險及其累積效應的關注，推動了累積性環(huán)境風險評估的發(fā)展，國外許多研究機構、學者對累積性環(huán)境風險評估框架、模型和方法進行了大量探討，但仍存在著諸多問題，主要可歸納為以下幾方面:

(1)評估方法有待于完善。雖然US EPA 已將累積性環(huán)境風險評估方法應用于農(nóng)藥環(huán)境風險評估，但總體來說該方法仍處于研究和初步應用階段，累積性環(huán)境風險包含的內容復雜，需要一個綜合的評估方法，通過評估識別出對風險貢獻最重要的因子，制訂更為有效的風險管理對策，從而最大程度保護環(huán)境和健康。如何識別最重要的累積性風險源，多風險源及其與環(huán)境要素的相互作用是風險評估的難點。此外，適合一個區(qū)域的研究方法，在變換了環(huán)境、壓力源、暴露途徑后，存在方法不適用的問題，制約了方法的大規(guī)模應用。

(2)不確定性分析不足。累積性環(huán)境風險評估具有不確定性，盡管已經(jīng)有相關的研究試圖將評價過程中的不確定性定量化表達出來，但更多的是側重于表達風險評價結果的不確定性。對更為關鍵的如何減小輸入值及參數(shù)的不確定性，還需要進行大量的調查和統(tǒng)計才能獲得。因此，不確定性的研究仍然是累積性環(huán)境風險評價中需重點考慮的問題。

(3)基礎數(shù)據(jù)缺乏，基礎性科研工作需要深入。國內累積性環(huán)境風險評估還處于起步階段，不少學者對累積性環(huán)境風險評估方法進行了綜述，但開展的研究性工作很少。國內尤其缺乏區(qū)域特征污染物濃度的長期監(jiān)測和基礎數(shù)據(jù)，暴露調查和暴露參數(shù)等尚未建立有效的基礎數(shù)據(jù)庫，特征污染物毒性機理研究也不夠透徹，導致累積性環(huán)境風險評估的研究受到種種限制。

(4)突發(fā)環(huán)境污染事件后污染物的長期累積效應研究應引起重視。我國仍處于突發(fā)環(huán)境污染事故的高發(fā)期，事故發(fā)生后，多側重環(huán)境應急處理與處置，很少開展事故污染的長期生態(tài)環(huán)境影響和風險評估。應重視加強重特大環(huán)境污染事故的后評估，如松花江硝基苯污染的長期生態(tài)效應、重金屬水污染事故的環(huán)境累積性環(huán)境風險評估等。

(5)宏觀環(huán)境政策引導需進一步加強。與國外相比，我國在累積性環(huán)境風險評估方面尚未出臺明確的管理要求，缺乏技術引導。應盡快明確相關概念與管理要求，制訂累積性環(huán)境風險評估框架、流程與相應的技術指南，嘗試建立以環(huán)境風險受體保護為導向的環(huán)境風險管理策略，推進研究的深入和實踐探索，為長效的環(huán)境管理提供決策依據(jù)。

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