2.3 污染物生态风险评价技术方法
美国于20世纪70年代开始生态风险评价工作的研究。EPA在1992年对生态风险评价作了定义,即生态风险评价是评估由于一种或多种外界因素导致可能发生或正在发生的不利生态影响的过程。其目的是帮助环境管理部门了解和预测外界生态影响因素和生态后果之间的关系,有利于环境决策的制定。生态风险评价被认为能够用来预测未来的生态不利影响或评估因过去某种因素导致生态变化的可能性。生态风险评价基于后果特征、暴露特征和问题提出、问题分析和风险表征三个步骤,形成了生态风险评价框架。
我国的风险评价工作起步较晚,已经作过一些研究工作,但是还难于系统的应用于环境影响评价当中,原因是生态风险评价需要大量的基础数据、生态调查,评价方法和试验研究,评价模型的论证等。例如一般的毒害物质生态风险评价需要研究:①不同生物种类、生长阶段、栖息地的调查;②毒性物质在环境中迁移转化的调查研究;③暴露的毒性物质对不同生物种类的不同生长阶段的影响。
生态风险评价技术方法包括基于暴露评价的风险系数法和基于指标体系的综合评价方法。由于指标体系构建不一,在此仅介绍US EPA框架下的风险系数法。
2.3.1 生态风险评价过程
生态风险评价工作一般分为以下过程。
(1)制订计划。根据评价内容的性质、生态现状和环境要求提出评价的目标和评价重点。
(2)风险识别,判断分析可能存在的危害及其范围。
(3)暴露评价和生态影响表征,分析影响因素的特征以及对生态环境中各要素的影响程度和范围。
(4)风险评价结果表征,对评价过程得出结论,作为环保部门或其他部门的参考,作为生态环境保护决策的依据。
风险识别中需判断污染物对生态系统潜在的不利影响,暴露评价是预测和测定污染物的暴露浓度,结果表征是建立在污染物的剂量-效应关系的评价上。在包括饮用水水源在内的水体生态风险评价过程中,首先确定水体污染物的暴露水平,然后根据文献资料中报道的生态毒性数据,得到预测无效应浓度(Predicted No Effect Concentrations,PNECs),通过环境中监测或预测的污染物暴露水平与PNECs比较,根据风险等级划分标准表征风险高低,确定受影响的生态系统。根据取得的风险表征结果,对污染物进行风险管理。当大于PNECs时为不可接受的风险水平,当处于0.01PNEC～1PNEC时为需要降低的风险,当<0.01PNEC时为可忽略的风险。
2.3.2 生态风险评价框架
水体生态风险评价框架见图2.3.1。早在1995年,殷浩文(1995)就提出了程序基本上可分5个部分:源分析、受体评价、暴露评价、危害评价与风险表征。在以后的研究实践中,大部分均按照这种基于美国US EPA的程序来完成评价。
(1)源分析。源分析是为了了解污染物进入水体的方式及其毒性。应对下列问题作出明确阐述:废水组成及总量、排放方式及排放口位置、废水综合毒性及毒性负荷、废水一般理、化特征。
源分析中内容有废水浓度、毒性指标、总量等,部分内容与现行的环境影响评价近似。然而生态风险评价的基础是生态毒性,因此源分析除了需要反映污染物的理、化等常规特征外,还应有各类废水的毒性数据。收集废水毒性数据目前主要有两种技术:一是采用实验室单种系列试验来确定敏感生物的毒性数据;另一种采用标准化的快速毒性检测程序进行筛选。实践表明,后者有足够的灵敏度,因此近些年来得到了快速推广。
目前美国环保局建立的ECOTOX数据库(http://www.epa.gov/ecotox/)、国际农药行动联盟建立的PAN Pesticide数据库(http://www.pesticideinfo.org)等为较常用的数据库,根据数据库的来源文献溯源检验后可进行使用。
(2)受体评价。受体评价的目的,是为了准确了解纳污水体的水生态系统,包括生物与非生物的特征(结构与功能)。应对以下问题形成认识:纳污系统正常的结构与功能;系统或群落中的关键种;系统中敏感、脆弱的生物学过程,关键种及生物学过程与水环境质量的关系。由于关键种的重要含意是,能控制整个群落的构成,因而在生态风险评价中得到关注。受体评价的目标在于确定评价终点,即要保护的对象和目标。
(3)暴露评价。暴露评价是研究污染物进入水体后的迁移、转化等过程,方法一般用数学或物理学模型。早期简单的BOD/DO模型主要讨论有机物在水体中的降解过程,包括Streeter—Phelps、O‘Conner、Dobbins模型等,此类暴露模型适用面广,数据基础简单,但不能反映生态毒理问题。较为复杂的二维水质模型,WASP模型、Vollen-wide模型等,虽然将污染物拓展,也加入了藻类生长率、死亡率、叶绿素a、大肠杆菌等生物学参数,但迄今为止很多模型尚难以反映农药、多环芳烃、雌激素等有毒物质的暴露行为。
图2.3.1 生态风险评价框架图
暴露评价应对一些问题有定量的说明:污染物在水生生态系统各相(水相/沉积相/生物相)中的浓度场;模型的灵敏度分析及验证程序等。然而由于现有研究的局限性,在实践运用中对于预测环境浓度(Predicted Environmental Concentration,PEC)的推导有其他的方法。
在欧盟风险评价技术指南(EC,2003)中对于污染物在水体和沉积物的PEC推导进行了详细描述。对于点源污染,可以通过化学品的年使用量、污水处理厂进水浓度和出水浓度、污水排放稀释因子、分配系数、生物降解和悬浮作用因素来预测其在水体和沉积物中的浓度,及其在受纳水体中的迁移过程,其基本公式如下:
由于目前对于水体和沉积物相中PEC的推导需要大量的数据支持,即便国内外很多国家在化学品登记使用、河流基本状况、污水处理厂分布、人口社会经济发展、污染物经由污水处理厂的去除率等方面建立了资料数据库,PEC的推导结果仍然与实测浓度(Measured Environmental Concentration,MEC)有较大的差别,且需要大量的MEC数据进行检验和校正(Coetsier et al.,2009)。相比之下,采用实测浓度的方式反映污染物在水体或沉积相的暴露水平,近些年来在我国取得了长足的发展,污染物涉及多环芳烃、多氯联苯、有机氯农药、雌激素等持久性有机污染物(应光国等,2012)。而对于多种污染物带来的协同影响较为普遍的做法是用毒性当量因子(Toxic Equivalent Factor,TEF)来进行综合。
(4)危害评价。危害评价是水环境生态风险评价的核心,目的是确定废水对生态系统的损害程度,这需要在污染物浓度与生物效应之间建立关联。通过急性毒性试验、慢性毒性试验、全废水监测、群落及系统毒性试验,提供包括废水进入水体后的毒性变化、废水完全混合前后的生物效应浓度、安全稀释因子、生物效应的不确定性分析等信息。根据源分析获得的生态毒性数据,推导出污染物的预测无效应浓度(Predicted No Effect Concentrations,PNECs)作为危害评价的结果。
在欧盟风险评价技术指南(EC,2003)中采用评价因子AF(Assessment Factor)来推导PNEC,并根据现有毒性数据情况来分类推导。
1)当现有毒性数据为3个营养级(鱼、蚤和藻)中至少1种生物的急性半致死(效应)浓度数据时,PNEC为该最小的急性半致死(效应)浓度除以1000后的值。
2)当现有毒性数据为1种生物(鱼或蚤)的慢性NOEC数据(无可观察效应浓度,No Observation Effect Concentration)时,或代表两个营养级的两种生物的慢性NOEC数据,或至少代表3个营养级的3种生物的慢性NOEC数据时,PNEC为最小的NOEC与相应AF的比值。
3)当现有毒性数据为3门8种的慢性NOEC数据,可采用物种敏感度分布曲线(SSD)法进行生态风险评价。其主要步骤如下:
a.根据研究区域水体的参数,选取本地区生物物种测试的毒性数据。
b.以污染物慢性毒性数据为横坐标,以效应累积概率为纵坐标,得到SSD曲线。通常采用log-normal或log-logisitc模型进行拟合,根据K-S检验或A-D拟合优度检验判断其合理性。
c.采用SSD曲线5%概率所对应的浓度HC5除以AF获得PNEC,并取与该浓度相关联的50%置信区间(c.i.)来计算:
式(2.3.6)意义为:污染物低于PNEC时,有50%的可能性可以保护95%以上的生物免受污染物的不利生态效应影响。
(5)风险表征。风险表征是水环境风险评价的综合阶段,采用定性描述、定量比较、专业判断、计算等方法确定废水排放的风险效应。风险表征应明确说明:废水排入特定水域是否有生态风险;风险的可能性和范围是否超过允许的限度;不同排放量或环境浓度改变引起的风险等级变化。
商值法是使用最多的风险表征法。通常先确定一个环境指标值(控制标准),以保护受体系统中的特定目标,将环境中的污染物浓度与控制标准比较,如前者超过后者,则认为有潜在风险,商值法关键在于确定控制标准。其计算公式为:
其中RQ为风险商,若RQ≥1,则表明污染物存在高生态风险;反之则低。
如果水体中存在多种污染物组分,i(i=1,…,n)种污染物组分之间具有相同作用机制可以形成加和作用,则以混合危害指数(Hazard Index,HI)表征其风险,如下:
若专一效应的混合物预先转换为毒性当量浓度,则混合风险的RQ也可以参照污染物的RQ来表征。若污染物之间不具有相同作用机制,则可用下式计算混合物的RQ:
2.3.3 饮用水水源生态风险评价方法
在水环境生态风险评价框架下,具体到饮用水水源领域,其生态风险评价方法主要包括以下步骤,见图2.3.2。
图2.3.2 饮用水水源生态风险评价流程图
(1)源分析。是根据风险源、研究区域等特征了解污染物进入水体的方式及其毒性。需要进行风险识别和风险源描述,来明确研究区域内对生态系统或其组分产生不利作用的干扰进行识别、分析和度量。
首先需要界定研究对象,主要包括河流型、湖库型和地下水型三种类型的水源地。研究区域以饮用水水源保护区为主,以饮用水水源集水区为外延拓展区域。根据区域发展特征(有条件的地区结合水源水体广谱特征分析)确定水源主要风险污染物,获取风险污染物的生态毒性数据库和毒性当量因子。
(2)受体分析。饮用水水源的生态风险受体是地下水系统、河流水生生态系统及湖库水生生态系统。根据生态风险评价框架,受体分析的主要目的在于确定评价终点。
评价终点是需要保护的对象实际生态价值的外在表达。评价终点的选择主要基于生态相关性、对胁迫因子(污染物)的易感性以及与管理目标的相关性;潜在的评价终点可能是生态系统结构、功能和稳定性的丧失等。饮用水水源的主要功能是为城市提供水源,管理目标是以水资源量的大小和水质的好坏来衡量。对于水质良好的水源地以水量变化为评价终点,水量有保障但周围环境污染风险较大,可以选水质的变化作为评价终点。现有的生态风险评价主要以污染物浓度变化作为评价终点。
(3)暴露评价。除了参考欧盟风险评价技术指南(EC,2003)对于PEC的预测方法之外,采用MEC来说明环境暴露评价也是实际应用方法。水源水质变化预测可以用水质的年际变化趋势来表示,湖库型饮用水水源富营养化状态采用综合营养状态指数法进行分析。
(4)危害评价。基于污染物暴露评价和生态毒性数据,推导出饮用水水源中单一污染物的PNEC值。暴露评价和危害评价是饮用水水源生态毒理效应评价的前提。
(5)风险表征。根据商值法等方法评价饮用水水源的生态风险水平。
[1]段小丽.暴露参数的研究方法及其在环境健康风险评价中的应用[M].北京:科学出版社,2012.