基于逸度模型的一种健康风险评价方法与流程

本发明涉及环境科学和健康风险评价领域，涉及一种基于逸度模型的化学污染物在多环境介质中浓度的预测及其健康风险评价的方法。

背景技术：

在环境健康风险评价研究过程中，需考虑多种暴露途径对人体健康的影响。大多数研究，常采用检测不同环境介质中的污染物浓度，通过评估模型预测其对人群健康的影响程度及环境风险。在实际工作中，不难发现采用这种研究方法进行环境采样、检测周期长，成本较高，且由于环境样品的检测方法多样等会导致检测结果存在诸多的不确定性。

国内外有许多科研人员采用逸度模型对化合物在多介质的环境迁移、归趋展开研究，由于其具有结构简单、结果表示直观等优点得到广泛应用。其中对国内典型城市，特征污染物在多介质环境的迁移有较多研究报道，如董继元等(2009，2013)和田慧等(2013)运用逸度模型模拟稳态条件下兰州区域DDT、PAHs和硫丹的多介质环境归趋行为，指出其主要储库为土壤和沉积物，根据模型计算出的浓度与同期实测浓度基本吻合。李静等(2008)采用逸度模型模拟分析苯并(a)芘在天津地区气、水、土和沉积物多介质相间的浓度分布迁、移通量和累积趋势，结果表明土壤和沉积物是其最大的储库，同样验证了模型的可靠性。逸度模型根据区域环境特征设定模型参数，可提高模型敏感度，使区域污染物归宿的模拟结果更准确。

目前将逸度模型与健康风险模型相结合的研究较为少见，本专利的健康风险评价方法是基于逸度模型，在逸度模型的基础上，计算出化学污染物的预测 值，进而计算出对人体的健康风险，确定出其风险影响大小，对污染物进行重点控制。与目前具有的专利相比，所建立的筛选方法具有实用性。

技术实现要素：

本发明的目的是：提供一种实用性强的基于逸度模型的一种健康风险评价方法。

为解决上述技术问题，本发明采用的技术方案如下：

一种基于逸度模型的一种健康风险评价方法，所述方法包括以下步骤：

(1)采用LevelⅢ逸度模型，考虑选取大气、水体、土壤、沉积物四个主相；在假定整个生态系统平衡的情况下，结合研究区的环境特点，建立化学污染物的环境多介质逸度模型；

(2)逸度模型的过程和参数：所述过程包括化学污染物在环境介质中的输入和输出，输入过程为：化合物直接进入主相及气/水平流输入；输出过程为：在各介质间的降解和大气/水的平流输出；通过LevelⅢ逸度模型对研究区的污染化合物的迁移和归趋进行预测；

(3)在步骤(2)得出化学污染物在各环境介质中浓度后，利用四步法对研究区人群健康风险进行评估，所述四步法包括：危害鉴定、剂量-反应关系、暴露评价、风险表征。

进一步的，所述大气相包括气子相和气溶胶子相。

进一步的，所述水体相包括水子相、悬浮颗粒物子相和鱼子相。

进一步的，所述土相包括气子相、固子相和水子相。

进一步的，所述沉积物相包括固子相和水子相。

进一步的，所述步骤(2)中逸度模型的过程和参数步骤还包括：逸度模型参数的敏感性分析。

进一步的，所述步骤(3)还包括健康风险评估的敏感性分析。

采用本发明的技术方案的有益效果是：

1、本发明方法具有先进性、全面性；由于化学污染物在多介质的环境易于迁移，而逸度模型具有结构简单、结果表示直观，其中对于国内典型城市，特征污染物多介质环境迁移研究报道中，根据区域环境特征设定模型参数，可提高模型敏感度，使区域污染物归宿的模拟结果更准确。同时该方法环境采样及检测周期短、节省成本等优点。

2、本发明方法具有人群健康的安全性；考虑不同环境介质的暴露方式，综合考虑人群暴露途径，基于逸度模型的基础上进行人群健康风险评估，进而鉴别出化学污染物对人群的影响程度。

3、本发明方法具有可操作性、可持续性强的特点；根据模型预测的化学污染物的环境介质中浓度可强化该区化学污染物的实测值与健康风险评估的针对性，为该地区的环境保护提供一定的技术支持。

附图说明

图1模拟环境中TBBPA的迁移和归趋。

具体实施方式

下面结合具体实施例对本发明做进一步说明。

应用实例：

长江三角洲某市TBBPA一种健康风险评价方法

(1)研究区简介

研究区位于长江三角洲太湖平原西北缘，土地总面积为4.39×105hm²，其中陆地面积为3.6×105hm²，水域面积为7.33×104hm²，耕地面积为1.48×105hm²。研究区属北亚热带海洋性气候，常年气候温和，雨量充沛，四季分明。春 末夏初时常有梅雨发生，夏季炎热多雨，最高气温常达36℃以上，冬季空气湿润，气候阴冷。据2013年统治年鉴，研究区户籍人口为370万左右，男女性别比为99.1:100。

(2)逸度模型的参数

模型需要的数据包括TBBPA的理化参数和研究区所需的环境参数。理化参数通过查阅文献、资料收集所得，研究区的环境参数通过实际具体的测定和查阅文献获得。模型所需参数见表1、2。

表1 TBBPA主要的理化参数

表2研究区所需的环境参数

(3)逸度模型预测结果

通过LevelⅢ模型对研究区TBBPA的迁移和归趋进行预测。水体、大气平流层TBBPA的污染浓度采用实测数据(1.2ng·L^-1、0.5ng·m^-3)，通过模型预测显示大气相中TBBPA的浓度为437ng·m^-3，土壤相中的浓度为61.5ng·g^-1，水体相中的浓度为3.82mg·L^-1，沉积物相中为0.189mg·g^-1，分配百分比分别为5.62％、8.36％、63％、23％，见图1。

根据稳态假设和质量平衡关系可以建立涉及主相迁移量的平衡表达式：

E_i+G_AiC_Ai+f_j∑D_ij＝f_i(∑D_ij+D_Ri+D_Ai)

式中：

i，j＝1…4，分别为大气、水体、土壤、沉积物相；

R,A分别为降解过程和平流过程；

E_i为排放速率，mol/h；

G_Ai为平流流入速率，m³/h；

C_Ai为平流流入浓度，mol/m³；

D_Ai为平流输出速率mol/(Pa·h)；

D_Ri为降解速率mol/(Pa·h)；

D_ij为介质间迁移速率mol/(Pa·h)；

f_i，f_j为逸度，Pa。

三级逸度模型主要适用于稳态输入和输出，各相间的迁移，以及各相内发生的各种反应过程，且假设这些过程均属以及过程。

部分参数的计算方法，根据气-水界面质量交换的挥发双模理论模型，气相和液相的质量迁移系数K_12-A和K_12-W可用Southworth提出的方法计算。

气侧气/水质量迁移系数k_12-A(cm/h)：

$k_{12-A}=1137.5(V_{WIND}+V_{RIVER})\sqrt{18/M_B}$

式中：

V_wind：风速，m/s；

V_river：河流的速度，m/s；

M_B：污染物的分子量，g/mol。

水侧气/水质量迁移系数k_12-W(cm/h)：

当V_wind<1.9m/s时：

$k_{12-W}=23.51\frac{V_{RIVER}^{0.969}}{h_W^{0.6763}}\sqrt{32/M_B}$

当1.9<V_wind<5m/s时：

$k_{12-W}=23.51\frac{V_{RIVER}^{0.969}}{h_W^{0.673}}\sqrt{32/M_B}\exp \left(0.526\right(V_{WIND}-1.9\left)\right)$

式中：

h_w：河流水深，单位m。

水相分子扩散系数B_w(m²/h)的计算可以用Hayduk和Laudie的方法计算：

$B_W=\frac{13.26\&times;{10}^{-5}}{{\mathrm{\&eta;}}_W^{1.14}{v}_B^{0.589}}$

式中：

η_w：水的粘度，cP；

V_B：化合物的摩尔体积，cm³/mol。

化合物在土壤与空气之间的挥发过程是由通过空气边界层和土壤层的扩散串联组成，后者又由土壤中水和空气的扩散并联组成。

土壤中的空气相质量迁移系数K_3A(m/h)：

k_3A＝B_EA/yso

土壤中的水相质量迁移系数K_3w(m/h)：

k_3W＝B_EW/yso

式中：

yso：土壤层扩散通路长度(m)

B_EA：土壤中空气的有效扩散系数(m²/h)

B_EW：土壤中水的有效扩散系数(m²/h)

B_EA和B_EW的值可以有Millington-Quirk方程计算：

$B_{EA}=B_A{v}_A^{10/3}{(v_A+v_W)}^2$

$B_{EW}=B_W{v}_W^{10/3}/{(v_A+v_W)}^2$

式中：

V_A：土壤中空气的体积分数；

V_W：土壤中水的体积分数；

B_A：空气分子扩散系数(m²/h)；

B_W：水分子扩散系数(m²/h)；见见上方计算。

B_A可以用下式计算：

$B_A=\frac{{10}^{-3}{T}^{1.75}\sqrt{M_r}}{P{(V_A^{1/3},V_B^{1/3})}^2}$

$M_r=\frac{M_A+M_B}{M_A{M}_B}$

式中：

P：大气压，atm；

V_A：空气的摩尔体积，20.1cm³/mol；

M_A：空气的分子量，g/mol；

M_B：化合物的分子量，g/mol。

(4)健康风险评价

①危害鉴定

国际上通常根据国际癌症研究中心(IARC)和US EPA综合风险信息系统 (IRIS)化学致癌性分类进行化合物有阈、无阈的识别和评估。许多科研人员对TBBPA的生物毒性进行过系统的研究。WHO等(1995)用大鼠来检验TBBPA的毒性，分别在大鼠食物中添加50mg·kg^-1·d^-1、100mg·kg^-1·d^-1的TBBPA，结果发现，喂养28d和90d以后，大鼠无中毒症状，90d内给小鼠的事物中添加7100mg·kg^-1·d^-1TBBPA，小鼠会出现营养不良和贫血等症状。Koizumi等(2001)用刚出生4～21d的幼鼠进行18d经口染毒实验，发现TBBPA具有严重肾毒性。Tada等(2006)对怀孕小鼠从妊娠期开始到断奶后27d内进行经口染毒实验，通过对孕期小鼠及其后代的组织病理学进行检验，显示TBBPA暴露会引起肝实质细胞的病灶性坏死。目前并没有实验研究明确TBBPA是致癌物，国际公认TBBPA是一种环境内分泌干扰物，具有甲状腺素干扰、免疫毒性和细胞毒性。所以本次研究初步认定TBBPA为无阈化合物。

②剂量-效应关系

剂量-效应关系是对有害因子暴露水平与暴露人群健康健康效应发生率间的关系进行定量估算的过程，也是健康风险评价的定量依据。在环境与健康研究领域，关注污染物健康健康效应分析，通常主要包括关注污染物对人体健康危害性质，国际上多采用哺乳动物暴露实验方式，利用动物毒理学数据，通过种间推导或者流行病学资料，对人体安全阈值进行估算。在进行健康风险评估时，一般采用US EPA综合风险信息系统(IRIS)中推荐的化合物的RfD(参考剂量)，但通过查询在该数据库中未查询到TBBPA的RfD值。本研究拟通过前人的实验结果，结合基准剂量法、无阈化合物RfD推导方法、种间推导法对TBBPA的RfD值进行推导。荷兰科学家Leo等(2008)对Wistar大鼠进行内分泌干扰实验，分别对8组暴露剂量进行28d的剂量-效应关系研究，研究发现2种效应中，睾丸毒性BMDL值较低，为0.5mg·kg^-1·d^-1，故本研究采用其研究结果中睾丸毒 性效应BMDL值进行RfD推导。

根据US EPA推荐的无阈化合物RfD推导方法，计算公式如下：

$RfD=\frac{BMDL}{UF\&times;MF}---\left(1\right)$

(1)式中：UF(不确定因子)取值为300，MF(修正因子)取值为1。

对TBBPA在Wistar大鼠内的安全阈值进行估算，RfD值为1.6×10^-3mg·kg^-1·d^-1。根据种间推导法，人群的等效剂量为大鼠的1/6，初步推导出人群TBBPA的RfD值为2.6×10^-4mg·kg^-1·d^-1。

③暴露评价

结合US EPA推荐的《Exposure Factors Handbook》和《Dermal Exposure Assessment》及前期调查，确定研究区人群的暴露参数并结合前期研究成果，对研究区内人群进行多暴露途径的TBBPA暴露评价。研究区人群暴露参数见表3。

表3研究区人群暴露参数

对研究区各环境介质TBBPA进行暴露评价，由于沉积物相与人群接触较少，非主要暴露介质，故本研究不考虑涉及。对大气、水体、土壤相涉及的经口、皮肤、呼吸暴露途径进行暴露评价，结果见表4。3种暴露途径中研究区人群经口暴露剂量最高，达103.51mg·kg^-1·d^-1。其次为皮肤暴露、呼吸暴露，分别为7.42×10^-2mg·kg^-1·d^-1、1.60×10^-4mg·kg^-1·d^-1。研究区人群TBBPA的主要暴露介质为饮用水，其经口暴露贡献率可以达到99％。

④风险表征

对研究区人群3种暴露途径TBBPA的健康风险进行评估，发现呼吸暴露途径的非致癌风险值最低为6.1×10-⁷，在英国皇家协会推荐的可接受健康风险值1×10^-6及美国环境保护局推荐的健康风险水平1×10^-4范围之内。皮肤暴露和经口暴露均超出可接受健康风险值，分别约为2.85×10-⁴、0.41。其中，饮用水经口暴露非致癌风险值最高，为0.40，大大超过可接受健康风险值。

表4研究区成年人健康风险值

(3)模型验证

①模型验证

对环境相中TBBPA的迁移和归趋进行室内模拟。在1m³的空气仓，设置自然通风口，分别模拟大气相、水体相、土壤相、沉积物相等组成小生态系统。其中沉积物相的制备：取适量沉积物，进行曝气处理，后均匀平铺于空气仓的表层，厚度约为1cm，加入自制的模拟湖水作为上覆水，初始模拟湖水的总磷(TP)、总氮(TN)、化学需氧量(COD)浓度分别为0.5mg·L^-1、15mg·L^-1、50mg·L^-1。水-沉积物体积比为3:1。水相：见沉积物相的制备。土壤相的制备：将采集的土壤鲜样进行高温灭菌，冷冻干燥粉碎，将TBBPA标品加入到二氯甲烷溶液中，配置成TBBPA标准溶液，加入至样品中，充分混合搅拌后放入通风 厨中待二氯甲烷挥发，后检测损耗浓度及含水率，根据陈红星等(2007)保持土壤含水率在18％～25％。将染毒后土壤平铺放置在空气仓中，土层厚度约为5cm。大气相：空气仓中自由气体。根据研究区2013年统治年鉴(陆地面积为3.6×10⁵hm²，水域面积为7.33×10⁴hm²)，模拟空气仓中土壤相和水-沉积物相地表面积所占比例为5:1。仓内模拟温度控制在10～15℃之间。据TBBPA在环境中半衰期设置暴露时间(60d)。

②样品的检测

按照不同样品的采集、保存、分析的技术规范(GB/T 160.10-2004、GB/T5750.2-2006、HJ/T166-2004)，采集、检测、分析研究区的样品含量。

③模型验证

根据文献报道设定土壤相中TBBPA环境暴露浓度，分别设置2种批次：低浓度(0μg/kg、5μg/kg、25μg/kg)、高浓度(200μg/kg、300μg/kg^[)。实验模拟发现，大气相中TBBPA实测值与模拟值之间误差为4.38％～18.23％，其中低浓度(4.38％～14.68％)，高浓度(6.82％～18.23％)。水体相中TBBPA实测值与模拟值之间误差为5.71％～17.96％，其中低浓度(5.71％～12.58％)，高浓度(6.03％～17.96％)。沉积物相中TBBPA的实测值与模拟值误差为5.31％～18.73％，其中低浓度(5.31％～18.17％)，高浓度(6.82％～18.73％)。土壤相中TBBPA的实测值与模拟值的误差为4.69％～18.15％，其中低浓度(4.69％～16.84％)，高浓度(6.83％～18.15％)。

通过对不同暴露浓度TBBPA实测值与模拟值的比较，发现低浓度的实测值和模拟值之间误差更小，而高浓度的误差相对较大。需要说明的是，染毒后TBBPA损耗浓度约为(0±0.5)μg/kg、(5±3.38)μg/kg、(25±5.79)μg/kg、(200±10.21)μg/kg、(300±17.48)μg/kg，损耗后的含水率为20％±7％。

对研究区各环境介质TBBPA的归趋浓度进行健康风险评估。3种暴露途径中呼吸暴露途径的非致癌风险值最低为6.1×10^-7，在英国皇家协会推荐的可接受健康风险值1×10^-6及美国环境保护局推荐的健康风险水平1×10^-4范围之内。皮肤暴露和经口暴露均超出可接受健康风险值，分别约为2.85×10^-4、0.41。

通过对TBBPA浓度实测值和预测值的比较，发现大气相中TBBPA实测值与模拟值之间误差为4.38％～18.23％，水体相中TBBPA实测值与模拟值之间误差范围为5.71％～17.96％，沉积物相中TBBPA的实测值与模拟值误差范围为5.31％～18.73％，土壤相中TBBPA的实测值与模拟值的误差范围为4.69％～18.15％。研究发现，在各环境相中低浓度的误差相对较小，高浓度的误差相对较大。

尽管上述实施例已对本发明的技术方案进行了详细地描述，但是本发明的技术方案并不限于以上实施例，在不脱离本发明的思想和宗旨的情况下，对本发明的技术方案所做的任何改动都将落入本发明的权利要求书所限定的范围。