陜西省涇惠渠灌區地下水污染與人體健康風險評價

張 艷，徐 斌，劉秀花

1.長安大學地球科學與資源學院，西安 710054 2.陜西省土地整治重點實驗室，西安 710054 3.長安大學環境科學與工程學院，西安 710054 4.旱區地下水文與生態效應教育部重點實驗室(長安大學)，西安 710054

0 引言

地下水是地球上最豐富且分布最廣泛的淡水資源，對于人類的生產生活、社會經濟發展具有重要的意義。在我國北方地區，地下水是工農業生產和人民生活的主要水源，在一些干旱地區甚至是唯一的可利用水源。隨著人類活動的增強，地下水水質已遭受不同程度的污染，評價地下水中污染物的人體健康風險，對于地下水污染防治、保障飲水安全至關重要。關于人體健康風險評價，國內外眾多學者從原理、方法等角度開展了一系列的研究，為地下水污染的人體健康風險評價奠定了基礎[1-10]。

涇惠渠灌區是陜西省重要的糧食、蔬菜生產基地，地下水在灌區的工、農業生產以及居民生活中占有重要地位，其水質對人體健康有重大影響。近年來灌區在高效發展農業生產的同時，以化肥、農藥的殘留物為主的污染物對灌區土壤及淺層地下水造成了不同程度的污染，這給當地的居民健康帶來了一定的風險[11]。針對上述問題，本文在調查涇惠渠灌區農業生態環境狀況的基礎上，采集地下水樣品進行分析測定，利用GIS空間分析獲取地下水中主要潛在污染物的空間分布特征，借鑒美國環境保護署(the united states environmental protection agency，USEPA)的人體健康風險評價模型對灌區地下水污染物的人體健康風險做出評價，以期為灌區地下水污染防治、保障居民健康提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

涇惠渠灌區位于關中平原中部，西有涇河、南有渭河、東有石川河、北接渭北黃土臺塬。灌區總面積約為1 300 km2，灌溉設計面積903.3 km2，有效灌溉面積839.3 km2，包括涇陽、三原、高陵、臨潼、閻良、富平等縣(區)。灌區總體地勢由西北向東南傾斜，海拔350～450 m，全區大部分地區地勢平坦(圖1)。

灌區屬于大陸性半干旱氣候區，夏季氣溫高，雨量多而集中；冬季寒冷干燥，雨量稀少，蒸發作用較強烈。灌區屬于大型井渠雙灌灌區，是陜西省糧食主要產區之一，地下水利用超過區域水資源利用總量的50%[12-13]。

1.2 樣品采集與分析

1.2.1 樣品采集

樣品采集共選取47個采樣點(圖1)，采樣點用GPS精準定位，有效覆蓋整個灌區。采樣過程按照《水質樣品的保存和管理技術規定》(HJ 493-2009)[14]和《環境水質監測質量保證手冊》[15]進行。所取水樣為灌溉井、居民水井抽取的淺層地下水，每個采樣點采集3瓶樣品，共141個樣品。

1.2.2 樣品處理與分析

圖1 研究區與采樣點位置示意圖Fig.1 Map of the study area and sampling sites

1.2.3 污染物篩選

在對研究區多年的地下水水質監測分析中，均檢測出重金屬以及農藥、化肥殘留物等有毒有害微量元素的存在，當此類物質進入生物體的量超過其允許范圍后，必然會對其生長、發育等產生毒性作用和藥害作用。

Ii=ρi/ρ0

(1)

式中：ρi為第i項污染物的質量濃度實測值；ρ0為第i項污染物的質量濃度評價標準。Ii≤1表示水體未污染；Ii>1表示水體污染。

表1 各污染物的污染評價結果

1.3 人體健康風險評價

1.3.1 暴露評估

環境污染物可以通過呼吸道、消化道、皮膚等途徑進入體內，地下水污染物則主要以經口暴露途徑(飲水、食物)和經皮暴露途徑(洗澡、游泳)進入人體[18]。

圖2 As, Cr(Ⅵ),-N質量濃度空間分布特征Fig.2 Spatial distribution of As, Cr(Ⅵ) and NO3--N

1)經口暴露

對于經口暴露途徑主要考慮通過飲水方式攝入污染物，其暴露劑量采用以下公式[18]進行計算：

(2)

式中：Eo為目標個體通過飲水攝取特定化學物質的平均暴露劑量，mg/(kgd)；ρw為水中特定化學物質的質量濃度，mg/L；Ri為攝食率，即目標個體每天的飲水量，L/d；fe為年暴露頻率，即目標個體一年中飲水的天數，d/a；De為暴露年限，表示目標個體一生中攝取包含特定化學物質飲用水的年數，a；m為目標個體的質量，kg；ta為平均暴露劑量時間，d。ta用于計算平均暴露劑量：對于非致癌效應，ta=365De；對于致癌效應，ta=365×74.68，74.68為第六次人口普查給出的陜西省人均期望壽命[19]。

2)經皮暴露

皮膚接觸暴露主要通過游泳、沐浴途徑發生，其日平均暴露劑量計算公式[20-21]為

(3)

式中：Ed為皮膚接觸日平均暴露劑量，mg/(kgd)；Ae為單次接觸的單位面積皮膚上的化學物質吸收劑量，mg/cm2；S為發生接觸的皮膚表面積，cm2；Ve為單日內接觸事件的發生次數。

無機化學物質的Ae用如下公式[20-21]進行計算：

Ae=Kpρwte。

(4)

式中：Kp為水中特定化學物質的皮膚滲透系數，cm/h；te為單次接觸事件的時間，h。

暴露劑量計算參數見表2，取值根據中國實際情況和研究區居民生活習慣進行了相應的調整[17-25]。其中：Ri對應的平均飲水量根據左嬌蕾[22]研究成果進行調整，均低于USEPA默認值；成人m值按男女1∶1比例計算平均值；fe按照中國北方人洗澡、游泳和日常洗漱的生活習慣，結合不同部位皮膚表面積，計算取值為200 d/a;S值根據王喆等[25]研究成果按男女1∶1比例計算平均值。

1.3.2 風險評價

進行人體健康風險評價時，通常使用致癌風險和非致癌危害商數來表示其風險程度。

1)致癌風險

致癌風險一般表示人一生中患癌癥的超額危險度，USEPA通過致癌強度系數與日平均暴露劑量(Eo或Ed)計算公式來估計。當計算的致癌風險小于10-2時，采用下式估算致癌風險值[18]：

Rc=EoSc；

(5)

當計算的致癌風險超過10-2時，可采用下式估算致癌風險值[18]：

Rc=1-exp(-EoSc)。

(6)

式中：Rc為致癌風險；Sc為致癌強度系數，(kgd)/mg 。

2)非致癌風險

對于非致癌物質的風險定量化，通常使用暴露量除以參考劑量進行計算[18]：

Rn=E/Er。

(7)

式中：Rn為非致癌風險；E為日平均暴露劑量，即

表2 暴露劑量計算參數

Eo或Ed，mg/(kgd)；Er為參考劑量，mg/(kgd)。

表3污染物毒理學特性參數

Table3Toxicologicalcharacteristicsparametersofcontaminants

項目Sc/(kgd/mg) Er/(mg/(kgd))經口經皮As1.53.0×10-43.0×10-4Cr(Ⅵ)-3.0×10-37.5×10-5NO-3N-1.6×1001.6×100

當風險被具體量化后，即可以對潛在風險進行分析，主要是對風險程度和類型進行定性的描述。對于致癌物風險程度，通常按照指定的人體健康可接受的最大風險標準進行衡量，但目前國際上尚無統一的標準值，不同機構均制定了可接受風險水平，范圍為1×10-6～1×10-4[26]。結合研究區污染情況，本研究選擇1×10-4作為最大可接受風險水平來評價風險程度，即當總致癌風險大于1×10-4時，受體承受的致癌風險在不可接受范圍內；反之，受體所承受的風險在可接受范圍內。

而非致癌物的綜合風險則通過危害指數(hazard index，IH)來表達，危害指數計算的假設前提是人體暴露于小于閾值濃度的多種非致癌物同時作用下會導致一種有害效應，其數值上為各非致癌風險之和，當IH>1時認為存在一定的健康風險。

2 結果與分析

2.1 As

As的人體健康風險高值區主要集中于閻良、高陵和三原局部區域，如圖3、圖4所示。

圖3 As的致癌風險空間分布特征Fig.3 Spatial distribution of carcinogenic risk from As

圖4 As的非致癌風險空間分布特征Fig.4 Spatial distribution of non-carcinogenic risk from As

相同環境下，不同暴露人群在健康風險方面的差異主要源于其日平均暴露劑量的不同，日平均暴露劑量越大則風險越高。由表2可知，模型中成人與兒童在Ri、De、m和S等參數方面均存在不同倍數關系，按式(2)—(4)進行計算，As對成人日平均暴露劑量要高于兒童日平均暴露劑量。通過表4的統計數據可知，研究區內成人罹患癌癥的風險水平平均值明顯高于兒童，最高達3.50×10-4，是USEPA的最大可接受風險水平(1×10-4)的3.50倍。這意味著每10萬人中，因長期使用高砷地下水致癌人數達35人[1]。致癌風險主要集中在經口暴露途徑，平均高出經皮暴露途徑2個數量級。從風險分布特征角度分析，對于致癌風險大于1×10-4的區域界定為暴露人群患癌潛在區域，據此對研究區進行分類統計，結果顯示成人患癌的潛在區域面積比例為42.82%，兒童患癌的潛在區域面積比例為0.99%。

非致癌風險主要集中在經口暴露途徑，其數值約為經皮暴露途徑的200倍(表5)。與致癌效應不同，非致癌效應下的日平均暴露劑量計算公式中消除了De參數的差異，As對兒童日平均暴露劑量要高于成人日平均暴露劑量。通過比對表5數據，與As的致癌風險相反，兒童面臨的As所造成的非致癌性風險明顯高于成人，其非致癌風險平均值為1.217 0，超過了非致癌風險限值，最高值則達到4.246 5。從分布特征角度分析，對于非致癌危害商數大于1的區域界定為暴露人群患病潛在區域，統計結果顯示兒童患病潛在區域面積比例為69.19%，成人患病潛在區域面積為1.97%。

表4 As致癌風險

表5 As非致癌風險

2.2 Cr(Ⅵ)

Cr(Ⅵ)的人體健康風險高值區主要集中于三原縣的大程鎮附近，如圖5所示。

通過表6的統計數據可知，與As的健康風險類似，受日平均暴露劑量影響，對于Cr(Ⅵ)所造成的非致癌性危害，兒童面臨的風險明顯高于成人，其非致癌風險平均值為1.576 0，最高值則達到8.693 7。在暴露途徑方面，Cr(Ⅵ)經皮暴露途徑與經口暴露途徑帶來的非致癌風險比例約為1/2，該數值遠高于As，這說明與其他污染物相比，Cr(Ⅵ)通過皮膚被人體吸收的劑量更高，其經皮暴露風險以及帶來的健康問題應引起關注。從分布特征角度分析，兒童患病的潛在區域面積比例為69.06%，而成人患病的潛在區域面積為12.46%。

圖5 Cr(Ⅵ)的人體健康風險空間分布特征Fig.5 Spatial distribution of risks from Cr(Ⅵ)

表6 Cr(Ⅵ)非致癌風險

表-N非致癌風險

圖-N的人體健康風險空間分布特征Fig.6 Spatial distribution of risks from -N

3 討論

人體健康風險評價過程中存在著各種不確定性因素，對評價結果的可靠性會帶來一定的影響。分析評價過程中引入的不確定性因素，對于正確認識和分析評價結果以及合理應對風險具有重要意義[27]。現從以下幾個主要因素對不確定性進行討論。

3.1 空間插值

傳統的描述性統計方法可以用來分析地下水污染物質量濃度數據的分布特征、變化范圍，但很難揭示地下水污染物質量濃度空間分布和變異特征；而基于ArcGIS的地統計學分析有效評估和預測未采樣點地下水污染物的空間分布特征，可幫助判斷污染物的來源，為地下水污染防治提供科學依據[28]。

ArcGIS進行地統計分析時，倒數距離加權插值(inverse distance weight，IDW)、徑向基函數(radial basis function, RBF)和克里格插值(Kriging)是3種主要的插值與預測模型。當采樣點數量較多且地下水化學形成機制簡單，地下水化學成分變異有限時，不同插值模型的結果差異較小[29]。而對于本次調查，采樣點僅47處，且存在異常質量濃度采樣點，為保障插值結果的科學性與合理性，需要對不同模型的插值結果進行比較，選取最優模型進行預測。在ArcGIS地統計分析模塊中，3種模型共有的模型最優判斷參數為均方根預測誤差(root mean square error，RMSE)，其數值越接近0，則模型的全局趨勢擬合越合理。此外，在研究地下水污染問題時，應避免預測數據與實測數據在統計特征上有較大偏差，需要對最大值、最小值、平均值、標準差的偏差進行評價，偏差越小則認為模型精確度越高[29]。3種模型需獨立進行參數最優化處理，再對各模型最優預測結果進行交叉比較，評價結果見表8。

基于以上分析可知，利用RBF模型插值獲得的地下水污染物空間分布數據進行人體健康風險評價，在已知采樣點處及附近區域計算所得健康風險與基于采樣點實測數據計算所得風險在數值上偏差較小；而在未采樣區域計算所得健康風險是基于污染物預測質量濃度所得，應與實際存在一定偏差，其評價結果存在不確定性。

3.2 污染特征

3.2.1 As

砷(As)在自然界中廣泛分布，在地殼中的平均質量分數約為1.5 mg/kg，在天然水體中As的質量濃度較低，大部分低于1.0 μg/L[30]。從全球高As地下水的分布和地下水As異常的情況來看，高As地下水的成因主要分為天然和人為兩種類型[31]。天然高As地下水主要與地層的沉積環境有很強的關聯性，吸附As的鐵氧化物礦物還原、解吸附以及含As硫化物礦物氧化分解是高As地下水的主要成因，但實際過程往往非常復雜[30-31]。人為活動污染是在人類活動直接或間接影響下，給地下水帶來了額外的As，主要包括含As礦床的開采、含As農藥的使用等[30]。

表8 空間插值模型對比數據

涇惠渠灌區潛水一般蓄存于第四紀全新沖積層中，厚度20～50 m，徑流路徑通暢，潛水開采程度較高，不具備As滯留富集形成高As地下水的天然條件。灌區內沒有含As礦床分布，因此可以排除含As礦床開采導致的污染成因。灌區土壤中As質量分數主要與土壤母質有關[32-33]，在農業生產過程中含As農藥的使用在一定程度上增加了土壤中As的質量分數，但土壤中As通過淋濾向地下水遷移的能力十分有限[34]。灌區早期研究成果顯示，2007年地下水As平均質量濃度為0.016 7 mg/L，超標面積為95.75%，僅少數區域低于0.010 mg/L，與本次水質調查反映的特征不同[35-36]。由于數據時間序列較短，灌區地下水As質量濃度在時間和空間上規律性特征并不明確，局部高質量濃度區域可能是工業廢水或含As農藥原液隨降水入滲進入地下水含水層形成的短期污染。鑒于此，本次健康風險評價中As污染所帶來的健康風險具有一定的不確定性，需要進一步進行討論。

由高As水導致的飲水型地方病大多分布在我國干旱、半干旱地區[1]。陜西省于2005年開展了高As水篩查工作，以0.05 mg/L為閾值，先后從商洛、漢中2市篩查出高As水分布區[37]。2006年對兩市開展了As中毒病情調查，按照衛生部制訂的《地方性As中毒診斷標準》(WS/T 211-2001)[38]，綜合水As檢測結果與As中毒檢出率兩項指標，初步認定陜西省有飲水型As中毒病區[39]。病區水砷超標范圍為0.06～0.18 mg/L，病情檢出率在2.50%～51.6%之間[39]。此次篩查中，涇惠渠灌區所處的西安、咸陽、渭南3市，共抽查800份水樣，水As質量濃度范圍為0.002～0.027 mg/L，因當時執行《生活飲用水衛生標準》(GB5479-85)[40]中As的閾值為0.05 mg/L，未對超出0.01 mg/L(《生活飲用水衛生標準》(GB5479-2006))[16]的區域進行As中毒病情調查，未確定灌區是否為飲水型As中毒病區[37]。本次污染評價若以0.05 mg/L為閾值，則超標面積為0%，As將被排除在健康風險評價目標之外。因此，本次污染評價參考《生活飲用水衛生標準》(GB5479-2006)[16]，以0.01 mg/L為閾值，其超標面積為2.58%，以此推斷灌區存在健康風險，確定As為健康風險評價目標。健康風險評價結果顯示，As的致癌平均風險為1×10-4，為USEPA給定h的臨界風險值，由圖2、圖3可知風險區域對應的水As質量濃度最低值約為0.005 mg/L，低于《生活飲用水衛生標準》(GB5479-2006)[16]閾值，合并非致癌風險之后的超額風險面積約70.00%。當模型參數發生改變時，其對應閾值和超額風險面積會相應變化。而相關研究表明長期飲用含As量為0.005～0.010 mg/L的飲用水也會造成健康危害[41]。由此可見，污染評價閾值的設定對于是否進行飲水型As中毒篩查以及確定健康風險評價目標具有決定作用，給人體健康風險評價帶來了極大的不確定性，對此相關文獻也進行過論述[1]。

3.2.2 Cr(Ⅵ)

人(Cr)是金屬礦床地下水中的常見元素，天然高Cr地下水的分布多與Cr礦有關。涇惠渠灌區內沒有Cr礦分布，因此可以排除地下水Cr(Ⅵ)污染的自然成因。Cr及其化合物在冶金、化工、電鍍等行業中廣泛應用，其生產過程中產生大量的含Cr廢物，大氣中含Cr顆粒沉降、廢渣廢液淋濾均會導致Cr在表層土壤中的富集[5]。Cr(Ⅵ)在土壤中的遷移能力較強，容易通過包氣帶進入到地下水環境中，引起地下水潛在的污染風險[5]。灌區早期研究成果顯示，2007年地下水Cr(Ⅵ)平均質量濃度為0.058 1 mg/L，超標區域與本次調查點源污染空間位置基本一致，主要分布在灌區三原縣東北部及閻良區東南部[35-36]。灌區三原縣及閻良區有較多的工業企業，尤其閻良區是我國重要的航空工業基地，工業廢水的排放是造成地下水中Cr(Ⅵ)質量濃度較高的一個重要原因[27, 35]；其次，灌區北部的清峪河自西向東流經Cr(Ⅵ)質量濃度較高的區域，跨越三原、閻良兩區縣，灌溉過程中引用污染較嚴重的清峪河水，使含有Cr(Ⅵ)的污水經地表入滲到地下水含水層，最終滯留在含水層中致使該區域Cr(Ⅵ)質量濃度過高[27, 35]。

本次研究未對工業廢水排放情況、地表水污染情況以及含水層污染程度進行調查，不能確定Cr(Ⅵ)污染在時間尺度上的變化趨勢，這給健康風險評價帶來了不確定性。

3.3 模型參數的選取與影響因素

由于USEPA人體健康風險評價模型為線性函數，當評價模型參數統一設置為相同數值時，健康風險僅與污染物質量濃度相關，健康風險數據與污染物質量濃度空間插值數據在空間分布特征、變化趨勢上呈現一致性(圖2—圖6)，這與現實情況可能并不相符。因此，模型參數的選取對評價結果可靠性同樣有直接影響。

由于國內缺乏對健康風險評價模型參數的深入研究，本次評價過程中模型參數多數引用已有的國內外參考文獻。對于暴露人群的生理與生活習慣參數，選取的是全國平均值或地區平均值，忽略了暴露人群的民族、性別差異和生活習慣的地域性、季節性差異，參數可能并完全不符合涇惠渠灌區的實際情況，這會給評價帶來一定的不確定性。

4 結論與建議

由于評價過程中存在各種不確定性因素，分析結果可能與實際情況不完全相符，但依然應該對其足夠重視并制定相應措施予以治理。