1.3　饮用水水源环境风险研究进展

1.3.1　污染源风险评估

污染源风险即针对风险因素的风险。造成松花江水污染事件的吉林石化厂、造成沱江水污染的四川大型化肥厂、造成甘肃兰州水污染事件的兰州石化均是这种风险源。随着我国工业化程度的加深和规模的扩大,以及行业的关联程度增加,过去一段时间内发达国家的重污染企业转移到了中国,尽管饮用水水源保护区受到严格管控,但是在利益驱使下一些重污染企业进入了饮用水水源保护区,还有些企业落户到饮用水水源准保护区。一旦这些企业发生泄漏、爆炸等事故,都会给饮用水水源带来风险。

环境风险起源于对自然灾害的认识、评估与防治,20世纪50年代开始对核风险的恐惧使全球很多国家制定了污染源风险评估的方法指南,故障树分析、事件树分析方法得到了迅速发展。20世纪70年代中期美国开始将这种污染源风险评估方法应用于农药管理、石油化工领域,一些国际组织和大型企业建立了化工领域风险评价方法和指标体系,美国科学院在1983年首次提出了完整的环境风险评价程序(US EPA,1990)。

与此同时,学术研究也开始活跃起来,出现了许多风险分析的学术团体和期刊。1987年国际影响评估学会(IAIA)第七届年会开始将风险评价单独列为一个专题,世界银行、亚洲开发银行、经济合作与发展组织(OCED)等国际组织出版了一系列的环境风险分析指南。针对这种风险源的定量分析程序通常包括4个步骤:①危害识别;②事故频率和后果估算;③风险估计;④风险防范和管理(Contini&Servada,1992)。

具体到水环境及饮用水水源方面,Van Baardwijd(1994)提供了一套污染源排放的风险分析方法,用于荷兰水质污染事故的发生概率、危害后果计算和预防对策工作。Hengel&Kruitwagen(1996)采用风险分级方法确定了内陆河流流动运输风险源带来的事故风险,并以污染物浓度值来表示危害后果。美国环保局基于GIS运用优先设置法,利用水源井被污染的可能性和严重性的加和值,对美国Gaston County某水源地保护区内潜在污染源进行了评价,前者包括污染源释放污染物的可能性和污染物到达水源井的可能性,后者包括污染源释放的量、污染物的衰变能力和污染物的毒性(Hillenbrand,2002);Ducci(1999)基于土壤和污染物的性质评价了污染源对地下水的潜在污染。这种从风险识别、源项分析、危害后果到风险计算和风险管理的污染源风险评价过程多用于特定研究区域(如保护区)内工业应用的风险评价,其中以可能造成污染事故的固定源或流动源为多,例如欧洲莱茵河流域突发性水污染事故的风险评价与管理就是一个典型的例子。

20世纪80年代西方发达国家在环境风险评价领域取得了丰硕的研究成果,评价体系逐步完善,之后在定量评价的基础上逐步发展到生态风险评价(费尔曼等,2012)。而在我国除核电风险之外,20世纪80年代我国才开始在项目建设中重视环境风险的研究。1990年国家环境保护局发布文件,要求对重大环境污染事故隐患进行风险评价,2004年制定了《建设项目环境风险评价技术导则》(HJ/T 169—2004),通过松花江、靖江、兰州重大水污染事件,环境风险逐步受到重视,并成为包括饮用水水源环境保护在内的各类环境科研、环境影响评价不可缺少的内容。20世纪80年代到现在,污染源风险评价、管理研究和实践也是我国饮用水水源环境保护的热点。

《建设项目环境风险评价技术导则》(HJ/T 169—2004)的适用对象包括涉及有毒有害和易燃易爆物质的生产、使用、储存等的新建、扩建、改建和技术改造项目(不包括核建设项目),规定了评价的5个基本内容,是现阶段饮用水源保护区和准保护区建设项目环境风险评价的基本标准。胡二邦(1999)详细阐述了环境风险评价的技术方法。毕军等(2006)将建设项目环境风险评价和突发性环境风险管理界定为当前环境风险应用的主要领域之一。利用故障树分析,计算风险发生的概率是污染源环境风险分析的主要方法之一(邓春朗,1996;石剑荣,2000;吴宗之等,2001;程春生等,2011),此外也有学者通过建立指标体系进行污染源的环境风险评估(金爱芳等,2012)。

对于在饮用水水源保护区或集水区存在环境风险的污染源,除了根据《中华人民共和国水污染防治法》进行管理外,针对突发性的水污染事故各地都出台了一些相应的管理办法或制定应急预案。如2009年武汉市环境保护局出台了《农村集中式饮用水水源地突发环境事件应急预案》,2010年西宁市出台了《西宁市饮用水源突发环境事件应急预案》,2013年浙江省绍兴市出台了《绍兴市集中式饮用水源突发污染事件应急预案》。根据全国饮用水水源环境状况评估工作的要求,很多饮用水水源都建立了自身的风险源名录,用建立相应的数据库加以监管。总体上各类饮用水水源对可能存在的风险源均采取了严格的防范措施,但频发的水污染事故仍然暴露出了污染源环境风险研究的不足。

1.3.2　污染物风险评估

1.饮用水水源环境健康风险评估

随着我国社会经济的发展和人民群众对于饮用水安全的重视,饮用水水源环境健康风险评估逐步得到开展。健康风险评价作为一种将饮用水水源环境与人体健康联系起来的评价方法,其目标在于为风险管理和决策支持提供依据。由于饮用水为人体所必需,即使一些物质的含量很低,也有可能导致环境健康危害。即使某一种污染物的健康危害不大,多种污染物的叠加或长期的暴露也有可能严重危害人体健康。国际上对于很多污染物质的致癌或非致癌效应都进行了界定,是进行健康危害识别的基础。

例如,长期砷暴露会对神经系统、皮肤、动脉血管等产生不良影响,同时还有致癌性;铬(六价铬的化合物)具有致突变性和致癌性,它可以使蛋白质变性、核酸和核蛋白沉淀、酶系统受干扰;铅会危害造血功能,影响免疫功能、内分泌系统和消化系统;汞中毒严重的可产生中枢神经系统损伤和失明等,甚至会造成终身残疾或死亡;铜是人体必需的微量元素,但是过量的摄入会对人体许多器官,如肝、肾、消化系统和大脑等产生不良影响(杨仝锁等,2008)。邻苯二甲酸酯类是一类危害较严重的环境激素,在一些包含有大量使用增塑剂(塑化剂)的产业(如家具、塑料制造业)的水源集水区,易于造成水源PAEs含量偏高,可能造成水源存在一定的健康风险(CALL et al.,2001)。污染饮用水源的有机毒物主要包括持久性有机污染物(POPs)、挥发性有机物(VOC)、半挥发性有机物(SVOC)、农药类、内分泌干扰素、藻毒素等,大部分为难降解有机物,可被生物富集,通过食物链间接进入人体,或通过饮用水直接进入人体,严重影响人体健康(王静等,2010)。

对于化学物质的环境健康风险评价程序,使用最普遍的是1983年美国科学院(US National Academy of Sciences,USNAS)公布的四步法,即危害鉴别(Hazard Identification)、暴露评价(Exposure Assessment)、剂量反应分析(Dose-response Analysis)以及风险表征(Risk Characterization)(胡二邦,2009)。饮用水水源环境健康风险评价主要是针对人体有害的物质,包括基因毒物质和躯体毒物质,前者包括放射性污染物和化学致癌物;后者则指非致癌物。根据国际癌症研究机构(International Agencyfor Research on Cancer,IARC)通过全面评价化学有毒物致癌性可靠程度而编制的分类系统,以及有害物质通过饮水途径对人体健康产生的危害效应研究,建立致癌物和非致癌物所致健康危害的风险模型(US EPA,2005,2009;周国宏等,2011)。

我国目前的饮用水水源环境健康风险评价实践主要源自于上述美国四步法模型,早期污染物以重金属为主,近期逐渐拓展到其他持久性有机污染物,如农药类、多环芳烃类、激素类、邻苯二甲酸酯类、藻毒素类等,目标污染物逐步增加,健康风险评价逐步深入,并基于自身实际发布了我国的评价暴露系数(段小丽,2012)。

高继军等(2004)对北京市城区8个区和郊区10个区(县)120个样点的饮用水中铜(Cu)、汞(Hg)、镉(Cd)和砷(As)的浓度进行了调查研究,并应用美国环保局推荐的健康风险评价模型对北京市各区(县)饮用水中重金属所引起的健康风险作了初步评价。结果表明在北京市通过饮水途径引起的非致癌健康风险中,汞(Hg)的风险最大,铜(Cu)次之,但是两者风险水平均在10-8～10-9a-1,远低于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受风险水平。

杨仝锁等(2008)结合山东地区人群状况,对青岛市黄岛区饮用水源地中污染物通饮水和皮肤接触进入人体产生的危害进行了风险计算和评价。2006年黄岛区各饮用水源地中污染物所致健康危害的个人年总风险最大为1.54×10-4a-1。其中化学致癌物质所致健康危害的个人年风险按从大到小排列为:铬、砷。而非致癌物质所致健康危害的个人年风险按从大到小排列为:氟化物、铅、铜、氨氮、氰化物、挥发酚。并且化学致癌物质所致健康危害远大于非致癌物质。另外,通过饮水途径所致健康危害的个人年风险要远大于通过皮肤接触途径所致的风险。

周国宏等(2011)计算深圳市生活饮用水源水中致癌重金属砷(As)、六价格(Cr6+)和镉(Cd)对人体健康危害的个人年风险分别为3.08×10-5a-1、3.91×10-5a-1和5.97×10-6a-1;非致癌重金属铅(Pb)、汞(Hg)和硒(Se)所引起的健康危害的个人年风险水平是8.50×10-10a-1、7.94×10-11a-1和1.46×10-9a-1。按健康风险大小排列为Cr6+>As>Cd>Se>Pb>Hg。6种重金属对人体健康危害的年总风险达7.58×10-5a-1。深圳市生活饮用水源水中重金属污染物对人体健康产生的潜在危害的个人年总风险高于国际辐射防护委员会(ICRP)推荐的最大可接受值(5.0×10-5a-1),主要健康风险来自于Cr6+和As。

王静等(2010)在98个饮用水源地水体中共检出7种有机毒物,分别为微囊藻毒素-LR(MC-LR)、微囊藻毒素-RR(MC-RR)、草甘膦、邻苯二甲酸二异辛酯(DEHP)、邻苯二甲酸二丁酯、多环芳烃、咔唑;各饮用水源地水体中检出的有机毒物引起的健康风险大小依次为多环芳烃>DEH P>咔唑>MC-LR>草甘膦>邻苯二甲酸二丁酯;存在有机毒物检出的饮用水源地水体的总健康风险约为10-13～10-8a-1,与部分国际机构制定的饮用水源地水质健康风险水平判断标准相比,浙江省饮用水源地水体中有机毒物污染引起的健康风险远低于可接受水平,大部分饮用水源地水体的健康风险甚至达到可忽略水平。

此外,还有众多学者应用美国环保局的这个模型进行了饮用水水源环境健康风险评估,在此不再赘述(许川等,2007;胡冠九等,2009;孙超等,2009;于云江等,2011;李祥平等,2011;王若师等,2012;贺涛等,2014)。

2.饮用水水源生态风险评估

生态风险评价在20世纪80年代由安全风险和健康风险评价发展而来,美国、欧盟等发达国家和地区得到广泛应用,被视为环境决策的重要基础。作为风险评价的最新阶段,关于生态风险评价的研究很多,国内对于生态风险评价的述评也不少(李国旗等,1999;毛小苓和倪晋仁,2005;陈辉等,2006;阳文锐等,2007;张思锋和刘晗梦,2010)。

目前,生态风险评价方法以美国的“三步法”为主。1998年美国国家环保局正式颁布了《生态风险评价指南》,提出生态风险评价的“三步法”,即问题形成、分析和风险表征,同时要求在正式的科学评价之前,首先制定一个总体规划,以明确评价目的。20世纪90年代,EPA开展了一系列专题和案例研究,形成了这一新的生态风险评价框架(EPA,1998)。世界卫生组织(WHO)对EPA框架进行了修改,强化了风险评价、风险管理与利益相关方参与的内容。20世纪90年代,风险评价的热点已经从人体健康评价转入生态风险评价,风险压力因子也从单一的化学因子,扩展到多种化学因子及可能造成生态风险的事件,风险受体也从人体,发展到种群、群落、生态系统、流域景观水平。而在大尺度的区域生态风险评价水平,一般需要综合多种因子设立指标体系来进行评价,目前尚未形成统一的方法。除了美国之外,英国、荷兰等西方国家也出台了自身的风险评价框架,但应用不多。

国内对于生态风险评价的研究较多,多数借鉴了美国EPA框架的方法,国内尚未出台有关生态风险评价的指南。殷浩文(1995)提出水环境生态风险评价是20世纪80年代发展起来的一项新技术,是现代环境管理的基础。评价程序分5个部分:源分析、受体评价、暴露评价、危害评价和风险表征。生态学原理是评价的指南,生态毒理试验结果是评价的核心,在危害评价中提出了以毒性试验为基础的方法。

卢宏玮等(2003)以洞庭湖地区的东、南、西三部分作为研究区域,根据其特殊的背景,将工业污染、农业污染及血防污染作为其污染类风险源,引入由氮毒性污染指数、磷毒性污染指数、重金属类毒性污染指数共同构成的毒性污染指数与自然灾害指数和系统本身的生态指数,包括生物指数、多样性指数、物种重要性指数以及脆弱性指数完成了对洞庭湖流域的区域生态风险评价。

付在毅等(2004)利用遥感数据、历史资料和调查数据对中国辽河三角洲湿地生态系统进行了生态风险评价,指出洪涝、干旱、风暴潮灾害、油田污染事故是湿地生态风险的主要来源。

目前学术界对生态风险评价的类型划分有3种依据。一是根据风险源的性质,划分为化学污染类风险源生态风险评价、生态事件(生物工程或生态入侵)类风险源生态风险评价、其他复合风险源(自然生态风险源、人类活动风险源)类生态风险评价。二是根据风险源的数量,划分为单一源和多源生态风险评价。三是根据影响范围,划分为小范围生态风险评价和区域生态风险评价。生态风险评价集中于区域、流域等方面,相比之下,单独针对饮用水水源的生态风险评价不多,且主要为化学污染类风险源生态风险评价,即污染物的生态风险评价。

郭先华等(2009)参考美国环境保护署(US EPA)的生态风险评价导则,以贵阳市的主要水源地——红枫湖为例进行生态风险评价,将红枫湖分为南湖、中湖和北湖3个研究区域,识别出主要生态风险源为点源污染源、面源污染源、湖泊沉积物、酸沉降、干旱和石漠化等。以水质变化为评价终点,通过暴露、危害分析,采用基于因子权重的评价方法进行综合评价。

汤嘉骏等(2014)通过检测流溪河水体18个采样点水样有机氯农药的浓度,计算各类水生生物的HC5(Hazardous Concentration for 5%the Species)值,预测不同浓度有机氯农药对生物的潜在影响比例PAF(Potential Affected Fraction)。采用商值概率分布法进行生态风险评价,表明当污染物的浓度达到0.50μg/L时,除了甲体六六六、七氯之外,其余9种有机氯农药对全部物种的PAF值均超过了5%的阈值,在假定保护95%的物种情况下,硫丹硫酸酯的生态风险最高。

智昕等(2008)通过采集并测定长江水系武汉段30个不同样点水样中3种典型有机氯农药(OCPs)(p,pc-DDT、艾氏剂、C-HCH)的浓度,依据OCPs对44～68种水生生物的无可见效应浓度(NOEC),分别应用商值法、概率密度函数重叠面积和联合概率曲线3种风险评价方法对长江水系武汉段p,pc-DDT、C-HCH、艾氏剂的生态风险进行了评价。结果表明3种风险评价方法得到的结果基本一致,长江水系武汉段3种OCPs残留均存在一定的生态风险。其中p,pc-DDT的生态风险最大,艾氏剂次之,C-HCH的生态风险最小。

此外,一些学者还对饮用水水源沉积物的生态风险进行了评价(宁建凤等,2009;王禄仕等,2010;郑玲芳,2013)。从已有实践上,目前国内的饮用水水源生态风险评价方法主要采用商值法和暴露-反应法。商值法是判定某一浓度化学污染物是否具有潜在有害影响的半定量生态风险评价方法,即依据已有文件或经验数据,设定需要受到保护受体的化学污染物浓度标准,再将污染物实测浓度与标准进行比较获得商值,由商值得出有无风险的结论。在商值法的基础上发展了地质累积指数法和潜在生态风险指数法。商值法简单易行,但不确定因素较多。

另外一种方法是暴露-反应法是依据受体在不同剂量化学污染物的暴露条件下产生的反应。建立暴露-反应曲线或模型,再根据暴露-反应曲线或模型,估计受体处于某种暴露浓度下产生的效应,这些效应可能是物种的死亡率、产量的变化、再生潜力变化等的一种或数种(张永春,2002)。如广泛用于前瞻性生态毒理学风险评估和环境质量标准(EQS)的制定方法的物种敏感度分布SSD法(Species Sensitivity Distributions),是被列于欧盟风险评价技术导则(Technical Guidance Document on Risk Assessment,TGD)的标准方法内,并被美国环境保护局(EPA)推荐用于水生生物物种保护(刘良等,2009)。

SSDs方法评价污染物生态风险的步骤是:①毒理数据的获取与处理;②运用模型进行SSD曲线拟合;③5%危害浓度HC5(Hazardous Concentration for 5%of Species)与预测无效应浓度(Predicted No-effect Concentration,PNEC)的推算;④计算多种污染物累积潜在生态风险影响并评估污染物的联合生态风险(Maltby et al.,2009)。

由于建立暴露-反应曲线或模型需要大量的污染物暴露与受体效应的数据,由于很难获得足够量的与实际情况更为接近的慢性毒理数据,因而研究者往往采用受控条件下的急性毒理数据。而由于急性毒理数据可能带来的误差,使得这种方法在我国应用上受到一定的限制。

1.3.3　环境风险管理

与污染源风险评估和污染物风险评估相比,饮用水水源环境风险管理在全球范围内尚未有推广应用的导则或框架。

风险管理(Risk Management)是根据风险评估和对法律、政治、社会、经济等综合考虑所采取的一种风险控制措施(刘燕华等,2005)。美国《联邦政府的风险评价管理》将风险管理定义为依据风险评价的结果,结合各种经济、社会及其他有关因素对风险进行管理决策并采取相应控制措施的过程(周平和蒙吉军,2009)。根据荷兰健康委员会的分析框架,一般风险管理分析需要包括三个方面:①确定风险容忍度,通过设计半结构化问卷抽样调查各亚区内的群众对风险的态度,主要与群众关注程度、风险值高低、潜在后果和潜伏期等密切相关;②风险决策,根据风险管理的目标,在风险综合评价和分析风险容忍度的基础上,合理选择降低风险的措施,以制定风险管理方案;③实施降低风险措施(Eduljee,2000),风险管理从整体角度考虑多种因素,在风险识别和评价的基础上,根据不同的风险源和风险等级,针对风险未发生时的预防、风险来临前的预警、风险来临时的应对和风险过后的恢复与重建4个方面所采取的规避风险、减轻风险、抑制风险和转移风险的防范措施和管理对策。因此风险管理的主要目标是预警应急和防范措施,这在饮用水水源的环境管理过程中尤为重要。

近年来,国际上对风险管理的研究内容主要包括风险管理的原则、内容与框架机制的研究和在具体风险管理活动中的应用研究。张勇等(2006)介绍了美国饮用水源突发污染事件应急管理的法律依据和机构设置、美国国家环保局饮用水源突发污染事件应急预案编制导则及俄亥俄州饮用水源突发污染事件应急管理的具体应急预案,总结了美国饮用水源突发污染事件应急管理在法律体系、机构设置、信息技术应用、多部门参与、专业研究、资金保障6个方面的成功做法和经验,指出《安全饮用水法》《清洁水法》《国家紧急状态法》和《反恐法》中详尽的法律条文为饮用水源突发污染应急管理提供了强大的法律保障。

车越等(2007)重点阐述了加拿大在保护地表饮用水源方面所采用的生态系统管理与集水区管理方法,说明了集水区管理方法在保护地下饮用水源方面的应用,并从饮用水管理重心前移、集水区保护策略拓展、水源保护与土地规划的集成、各级政府及当地社区的积极参与、政策实施费用与风险平衡等方面分析了加拿大对饮用水源保护的趋势及方向,并指出现有的管理机制应体现减少水源风险的内容。

国外关于饮用水水源保护基本法律制度主要有:水质标准制度、水质监测制度、水源保护区制度和紧急处置制度等,并通过立法的形式予以确立。这些制度在我国也存在,随着突发性水污染事故逐步受到重视,我国也出台了相应的法律法规、标准规范等文件予以回应。在《国务院关于实行最严格水资源管理制度的意见》(国发〔2012〕3号)中提出“强化饮用水水源应急管理,完善饮用水水源地突发事件应急预案,建立备用水源”。环境保护部在《关于印发<集中式饮用水水源环境保护指南(试行)>的通知》(环发〔2012〕50号)中提出了风险预警、应急方案的指南方案。在《企业突发环境事件风险评估指南(试行)》(环发〔2014〕34号)规定了企业层面环境风险评估的内容、程序和方法。此外还出台了《玉树抗震救灾及灾后重建饮用水安全保障技术指南》等特大突发事件的应急处置方案。各地也通过对饮用水水源水质保护条例的修订来完善有关风险防范的规定和措施。

针对饮用水水源环境风险,除应急处置预案,建立生态补偿机制也是饮用水水源环境风险管理研究较多的领域,旨在为水源保护区降低环境风险。在《中共中央关于全面深化改革若干重大问题的决定》中提出“实行资源有偿使用制度和生态补偿制度”,将生态补偿制度提升到国家高度。赵旭等(2008)确定饮用水源保护区生态服务补偿主要是对生态公益林提供的涵养水源和水土保持服务的补偿。以武夷山市饮用水源保护区为研究案例,将饮用水源保护者所付出的机会成本作为补偿标准,计算结果为897.7万元,补偿年限为2005—2020年。将补偿标准折合成水费,武夷山市需要在水费中加收0.07元/(t·a)的生态服务补偿费,但最终的水费增收额需要通过考虑补偿者的支付意愿来决定。

此外,实施饮用水水源保护区分类分级风险管理(蔡美芳等,2012)、建立饮用水水源环境综合预警机制、开展饮用水水源保护联防联动、探索水源生态管理公司模式(陈曦,2010)等也是我国现阶段风险管理的研究内容。

总体上,国内饮用水水源环境风险管理以应急处置为主,在其他领域也进行了相应研究,但比较分散,对于风险利益相关方和博弈群体管理研究较少,尚未形成一套较为完整的风险管理体系,有待各类实践中总结提升。