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2009年10月，在白洋淀采集了18个表层水样品，采样深度为0.5m，在同一个采样点选取有代表性的样点采集3个水样进行混合。白洋淀表层水样品采样点位见图2.1。在每个采样点，将水样放置于聚乙烯小瓶中，贴标签后带回实验室。在实验室，水样过0.45μm滤膜，加浓硝酸酸化（pH值小于2）后，于4℃下保存、待测。采用Elan DRC-e型ICP-MS（美国Perkin-Elmer公司）测定水样中15种金属元素的含量。
图2.1 白洋淀表层水样品采样点位
白洋淀水样中金属元素浓度的最小值、最大值、平均值和标准差见表2.1。15种金属元素的浓度范围分别是：Li为8.64～16.48μg/L，V为0.72～5.04μg/L，Cr为0.15～6.79μg/L，Mn为10.49～119.72μg/L，Fe为119.27～342.68μg/L，Co为0.07～0.54μg/L，Ni为1.22～6.73μg/L，Cu为1.19～2.56μg/L，Zn为15.20～36.50μg/L，Se为0.06～1.33μg/L，Sr为262.31～582.77μg/L，Cd为ND～0.06μg/L，Ba为43.91～96.79μg/L和Pb为0.18～0.96μg/L。Cr、Zn、Cd和Pb的浓度范围均小于以往的研究（温春辉，2009）。各金属元素的平均浓度大小依次为Sr＞Fe＞Mn＞Ba＞Zn＞Li＞Ni＞V＞Cu＞Cr＞Se＞Pb＞Co＞Cd。其中，Mn、Fe、Co、Se、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb的最大值均出现在安新桥（W17）上。安新大桥位于保定市的纳污河——府河淀口，历年来污染均相对较重，而B、V、Mn、Fe、Co和Se的最小浓度出现在枣林庄。枣林庄位于白洋淀出口附近。保定市的工业废水和生活污水排入府河（杨卓等，2005a，2005b），金属也会通过径流释放到白洋淀，在从入口到出口的迁移过程中吸附沉降，造成白洋淀出口处的金属浓度低于入口。
根据《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002），地表水按功能可划分为五级。白洋淀的功能区划定位是《地表水环境质量标准》的Ⅲ类：主要适用于集中式生活饮用水地表水源地二级保护区、鱼虾类越冬场、洄游通道、水产养殖区等渔业水域及游泳区。白洋淀水体中的金属元素浓度远低于《生活饮用水卫生标准》（GB 5749—2006）和《地表水环境质量标准》（GB 3838—2002）的规定限值。因此，在本书中，地表水中的所有金属元素浓度都符合规定要求。
表2.1 白洋淀水体中金属元素浓度
单位：μg/L
金属可通过三种途径对人类构成威胁：摄入、皮肤吸收和呼吸吸入（Smith et al.，1992）。饮用水对人体产生危害的最直接接触途径是饮用受污染的水。然而，仅通过金属元素的实测浓度及其水质标准的对比分析，无法确定水体中金属对人体的危害。事实上，水环境中的金属元素含量虽然可能低于相应的水质标准，但由于其毒性较大，经健康风险评价后仍可能会成为水体中的潜在污染物。因此，对水环境中金属污染所引起的人体健康风险评价研究具有重要的科学和现实意义。
健康风险评价是通过估算有害因子对人体产生不良影响发生的概率，从而来评价该有害因子对人体健康产生威胁的风险。通过健康风险评价，可以将水环境污染与人类健康联系在一起。目前健康风险评价已成为环境风险评价的重要组成部分。我国的风险评价研究起步较晚，主要是利用美国环境保护署（EPA）推荐的环境风险评价模型对不同类型水体中金属污染进行健康风险评价。
健康风险评价主要针对水环境中的两类物质：基因毒物质和躯体毒物质。基因毒物质包括放射性污染物和化学致癌物；躯体毒物质指非致癌物质。其中Cr和Cd是基因毒物质；而其他金属为躯体毒物质。风险评价考虑人类生命经的四个阶段：婴幼儿、青少年、成人和老人。
化学致癌物导致的致癌风险的计算公式如下（US EPA，1992）：
式中：
R
c
为由化学致癌物（金属Cd、Cr）引起的总致癌风险；
为金属
j
通过饮水产生的年均致癌风险，
；
q
j
为金属
j
的致癌因子，mg/（kg·d）；
D
j
为金属
j
经饮水途径产生的单位体重日均暴露剂量，mg/（kg·d）；
Y
为人类平均寿命，a；
Q
i
为人均每日饮水量，L；
C
j
是金属
j
的浓度，mg/L；
W
i
为人均体重，kg。
躯体毒物质导致的非致癌风险的计算公式如下：
式中：
R
n
为总非致癌风险；
为金属
k
通过饮水产生的年均非致癌风险，
；
R
f
D
k
为金属
k
的参考剂量，mg/（kg·d）。
假设金属对人体健康的危害作用呈相加关系，而不是协同或拮抗关系，则饮水途径产生的总健康风险是致癌风险和非致癌风险的综合：
致癌物质的致癌强度系数 Q i 和非致癌物质的参考剂量 R f D k 见表2.2。表2.3列出了美国环境保护署（EPA）、国际辐射防护委员会（ICRP）、荷兰建设和环保部、瑞典环保局和英国皇家协会规定的最大可接受风险和可忽略风险。其中，最大可接受水平为1×10 -6 ～1×10 -4 a -1 ，最大可忽略风险水平为1×10 -8 ～1×10 -7 a -1 。
表2.2 风险评价模型参数 Q i 和 R f D k 取值
续表
表2.3 不同组织规定的可接受风险水平和可忽略风险水平
本书选取的非致癌物质为Li、V、Mn、Co、Ni、Cu、Zn、Ba和Pb。根据健康风险评价模型和评价参数，白洋淀水体中非致癌金属对人体产生的健康风险计算结果见表2.4。总体来说，婴幼儿、青少年、成人和老人的平均总非致癌风险的平均值分别为6.49×10 -9 a -1 、5.53×10 -9 a -1 、6.22×10 -9 a -1 和5.33×10 -9 a -1 。该风险值比英国皇家协会以及荷兰建设和环境部规定的可忽略风险水平低1～2个数量级（Geng et al.，2016；Zhao et al.，2017），说明本书选取的金属产生的非致癌风险可以忽略，不会对人体健康产生明显的危害。具体来说，本书选取的各金属在人类四个发育阶段的平均非致癌风险的大小顺序均为：Zn＜Ni＜Ba＜Pb＜Cu＜Li＜Co＜Mn＜V。Li、V、Mn、Co、Ni、Cu、Zn、Ba和Pb产生的非致癌风险分别占总非致癌风险值的6.16%、35.09%、33.74%、10.69、1.99%、3.92%、0.78%、3.83%和3.86%，说明V和Mn是造成非致癌风险的主要元素。
表2.4 水体中金属通过饮水途径产生的致癌风险和非致癌风险
续表
根据健康风险评价模型和评价参数，致癌物质Cr和Cd产生的致癌风险结果见表2.4。总体来说，婴幼儿、青少年、成人和老人致癌风险的平均值分别为3.45×10 -5 a -1 、2.94×10 -5 a -1 、3.31×10 -5 a -1 和2.83×10 -5 a -1 。该风险值低于美国环境保护署（EPA）（1×10 -4 a -1 ）和国际辐射防护委员会（ICRP）推荐的可接受风险水平（5×10 -5 a -1 ），高出瑞典、荷兰和英国等环境机构推荐的最大可接受风险水平（1×10 -6 a -1 ）一个数量级；但大于所有机构推荐的最大可接受风险水平（1×10 -6 ～1×10 -4 a -1 ）。具体来说，两种致癌金属元素的健康风险大小顺序为Cr＞Cd，且Cr产生的致癌风险值比Cd高三个数量级。Cd产生的年人均致癌风险低于各个机构推荐的风险值。Cr的年人均致癌风险小于EPA（1×10 -4 a -1 ）和ICRP（5×10 -5 a -1 ）推荐的可接受风险水平，但比瑞典、荷兰和英国等环境机构推荐的最大可接受风险水平（1×10 -6 a -1 ）高出一个数量级。Cr的致癌风险大于Cd，不仅与其在水体中的浓度有关，还与Cr具有较大的致癌系数（41）有关。因此，Cr应作为相关管理部门风险决策的过程中需要关注的重点对象。
白洋淀水体金属总健康风险为致癌物质和非致癌物质所产生的健康风险之和。金属产生的总健康风险值由表2.4可知，婴幼儿、青少年、成人和老人致癌风险的平均值分别为3.45×10 -5 a -1 、2.94×10 -5 a -1 、3.31×10 -5 a -1 和2.83×10 -5 a -1 。致癌金属所产生的健康风险数量级为10 -5 ，而由非致癌金属所产生的健康风险数量级为10 -10 ～10 -9 ，这表明致癌物质所引起的危害性远远超过非致癌物质，金属产生的健康风险主要来自于致癌金属元素的致癌风险。总的来说，人类四个阶段的致癌风险和非致癌风险的大小顺序均依次为婴幼儿＞成人＞青少年＞老人。其中，婴幼儿和老人是最敏感的人群，未来需要特别关注。因此将水质标准评价和健康风险评价相结合，将可以更加全面的评价水质质量。