張 艷，徐 斌，劉秀花

1.長安大學(xué)地球科學(xué)與資源學(xué)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(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，西安 710054 4.旱區(qū)地下水文與生態(tài)效應(yīng)教育部重點實驗室(長安大學(xué))，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(chǎn)生活、社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展具有重要的意義。在我國北方地區(qū)，地下水是工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和人民生活的主要水源，在一些干旱地區(qū)甚至是唯一的可利用水源。隨著人類活動的增強(qiáng)，地下水水質(zhì)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(fēng)險，對于地下水污染防治、保障飲水安全至關(guān)重要。關(guān)于人體健康風(fēng)險評價，國內(nèi)外眾多學(xué)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(fēng)險評價奠定了基礎(chǔ)[1-10]。

涇惠渠灌區(qū)是陜西省重要的糧食、蔬菜生產(chǎn)基地，地下水在灌區(qū)的工、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)以及居民生活中占有重要地位，其水質(zhì)對人體健康有重大影響。近年來灌區(qū)在高效發(fā)展農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的同時，以化肥、農(nóng)藥的殘留物為主的污染物對灌區(qū)土壤及淺層地下水造成了不同程度的污染，這給當(dāng)?shù)氐木用窠】祹砹艘欢ǖ娘L(fēng)險[11]。針對上述問題，本文在調(diào)查涇惠渠灌區(qū)農(nóng)業(yè)生態(tài)環(huán)境狀況的基礎(chǔ)上，采集地下水樣品進(jìn)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(huán)境保護(hù)署(the united states environmental protection agency，USEPA)的人體健康風(fēng)險評價模型對灌區(qū)地下水污染物的人體健康風(fēng)險做出評價，以期為灌區(qū)地下水污染防治、保障居民健康提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

涇惠渠灌區(qū)位于關(guān)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(qū)總面積約為1 300 km2，灌溉設(shè)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(qū))。灌區(qū)總體地勢由西北向東南傾斜，海拔350～450 m，全區(qū)大部分地區(qū)地勢平坦(圖1)。

灌區(qū)屬于大陸性半干旱氣候區(qū)，夏季氣溫高，雨量多而集中；冬季寒冷干燥，雨量稀少，蒸發(fā)作用較強(qiáng)烈。灌區(qū)屬于大型井渠雙灌灌區(qū)，是陜西省糧食主要產(chǎn)區(qū)之一，地下水利用超過區(qū)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(zhǔn)定位，有效覆蓋整個灌區(qū)。采樣過程按照《水質(zhì)樣品的保存和管理技術(shù)規(guī)定》(HJ 493-2009)[14]和《環(huán)境水質(zhì)監(jiān)測質(zhì)量保證手冊》[15]進(jìn)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(qū)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(qū)多年的地下水水質(zhì)監(jiān)測分析中，均檢測出重金屬以及農(nóng)藥、化肥殘留物等有毒有害微量元素的存在，當(dāng)此類物質(zhì)進(jìn)入生物體的量超過其允許范圍后，必然會對其生長、發(fā)育等產(chǎn)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(zhì)量濃度實測值；ρ0為第i項污染物的質(zhì)量濃度評價標(biāo)準(zhǔn)。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(jié)果

1.3 人體健康風(fēng)險評價

1.3.1 暴露評估

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

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

1)經(jīng)口暴露

對于經(jīng)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(jìn)行計算：

(2)

式中：Eo為目標(biāo)個體通過飲水?dāng)z取特定化學(xué)物質(zhì)的平均暴露劑量，mg/(kgd)；ρw為水中特定化學(xué)物質(zhì)的質(zhì)量濃度，mg/L；Ri為攝食率，即目標(biāo)個體每天的飲水量，L/d；fe為年暴露頻率，即目標(biāo)個體一年中飲水的天數(shù)，d/a；De為暴露年限，表示目標(biāo)個體一生中攝取包含特定化學(xué)物質(zhì)飲用水的年數(shù)，a；m為目標(biāo)個體的質(zhì)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(yīng)，ta=365De；對于致癌效應(yīng)，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(jīng)皮暴露

皮膚接觸暴露主要通過游泳、沐浴途徑發(fā)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(xué)物質(zhì)吸收劑量，mg/cm2；S為發(fā)生接觸的皮膚表面積，cm2；Ve為單日內(nèi)接觸事件的發(fā)生次數(shù)。

無機(jī)化學(xué)物質(zhì)的Ae用如下公式[20-21]進(jìn)行計算：

Ae=Kpρwte。

(4)

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

暴露劑量計算參數(shù)見表2，取值根據(jù)中國實際情況和研究區(qū)居民生活習(xí)慣進(jìn)行了相應(yīng)的調(diào)整[17-25]。其中：Ri對應(yīng)的平均飲水量根據(jù)左嬌蕾[22]研究成果進(jìn)行調(diào)整，均低于USEPA默認(rèn)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(xí)慣，結(jié)合不同部位皮膚表面積，計算取值為200 d/a;S值根據(jù)王喆等[25]研究成果按男女1∶1比例計算平均值。

1.3.2 風(fēng)險評價

進(jìn)行人體健康風(fēng)險評價時，通常使用致癌風(fēng)險和非致癌危害商數(shù)來表示其風(fēng)險程度。

1)致癌風(fēng)險

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

Rc=EoSc；

(5)

當(dāng)計算的致癌風(fēng)險超過10-2時，可采用下式估算致癌風(fēng)險值[18]：

Rc=1-exp(-EoSc)。

(6)

式中：Rc為致癌風(fēng)險；Sc為致癌強(qiáng)度系數(shù)，(kgd)/mg 。

2)非致癌風(fēng)險

對于非致癌物質(zhì)的風(fēng)險定量化，通常使用暴露量除以參考劑量進(jìn)行計算[18]：

Rn=E/Er。

(7)

式中：Rn為非致癌風(fēng)險；E為日平均暴露劑量，即

表2 暴露劑量計算參數(shù)

Eo或Ed，mg/(kgd)；Er為參考劑量，mg/(kgd)。

表3污染物毒理學(xué)特性參數(shù)

Table3Toxicologicalcharacteristicsparametersofcontaminants

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

當(dāng)風(fēng)險被具體量化后，即可以對潛在風(fēng)險進(jìn)行分析，主要是對風(fēng)險程度和類型進(jìn)行定性的描述。對于致癌物風(fēng)險程度，通常按照指定的人體健康可接受的最大風(fēng)險標(biāo)準(zhǔn)進(jìn)行衡量，但目前國際上尚無統(tǒng)一的標(biāo)準(zhǔn)值，不同機(jī)構(gòu)均制定了可接受風(fēng)險水平，范圍為1×10-6～1×10-4[26]。結(jié)合研究區(qū)污染情況，本研究選擇1×10-4作為最大可接受風(fēng)險水平來評價風(fēng)險程度，即當(dāng)總致癌風(fēng)險大于1×10-4時，受體承受的致癌風(fēng)險在不可接受范圍內(nèi)；反之，受體所承受的風(fēng)險在可接受范圍內(nèi)。

而非致癌物的綜合風(fēng)險則通過危害指數(shù)(hazard index，IH)來表達(dá)，危害指數(shù)計算的假設(shè)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(dǎo)致一種有害效應(yīng)，其數(shù)值上為各非致癌風(fēng)險之和，當(dāng)IH>1時認(rèn)為存在一定的健康風(fēng)險。

2 結(jié)果與分析

2.1 As

As的人體健康風(fēng)險高值區(qū)主要集中于閻良、高陵和三原局部區(qū)域，如圖3、圖4所示。

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

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

相同環(huán)境下，不同暴露人群在健康風(fēng)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(fēng)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(shù)方面均存在不同倍數(shù)關(guān)系，按式(2)—(4)進(jìn)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(tǒng)計數(shù)據(jù)可知，研究區(qū)內(nèi)成人罹患癌癥的風(fēng)險水平平均值明顯高于兒童，最高達(dá)3.50×10-4，是USEPA的最大可接受風(fēng)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(shù)達(dá)35人[1]。致癌風(fēng)險主要集中在經(jīng)口暴露途徑，平均高出經(jīng)皮暴露途徑2個數(shù)量級。從風(fēng)險分布特征角度分析，對于致癌風(fēng)險大于1×10-4的區(qū)域界定為暴露人群患癌潛在區(qū)域，據(jù)此對研究區(qū)進(jìn)行分類統(tǒng)計，結(jié)果顯示成人患癌的潛在區(qū)域面積比例為42.82%，兒童患癌的潛在區(qū)域面積比例為0.99%。

非致癌風(fēng)險主要集中在經(jīng)口暴露途徑，其數(shù)值約為經(jīng)皮暴露途徑的200倍(表5)。與致癌效應(yīng)不同，非致癌效應(yīng)下的日平均暴露劑量計算公式中消除了De參數(shù)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(shù)據(jù)，與As的致癌風(fēng)險相反，兒童面臨的As所造成的非致癌性風(fēng)險明顯高于成人，其非致癌風(fēng)險平均值為1.217 0，超過了非致癌風(fēng)險限值，最高值則達(dá)到4.246 5。從分布特征角度分析，對于非致癌危害商數(shù)大于1的區(qū)域界定為暴露人群患病潛在區(qū)域，統(tǒng)計結(jié)果顯示兒童患病潛在區(qū)域面積比例為69.19%，成人患病潛在區(qū)域面積為1.97%。

表4 As致癌風(fēng)險

表5 As非致癌風(fēng)險

2.2 Cr(Ⅵ)

Cr(Ⅵ)的人體健康風(fēng)險高值區(qū)主要集中于三原縣的大程鎮(zhèn)附近，如圖5所示。

通過表6的統(tǒng)計數(shù)據(jù)可知，與As的健康風(fēng)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(fēng)險明顯高于成人，其非致癌風(fēng)險平均值為1.576 0，最高值則達(dá)到8.693 7。在暴露途徑方面，Cr(Ⅵ)經(jīng)皮暴露途徑與經(jīng)口暴露途徑帶來的非致癌風(fēng)險比例約為1/2，該數(shù)值遠(yuǎn)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(jīng)皮暴露風(fēng)險以及帶來的健康問題應(yīng)引起關(guān)注。從分布特征角度分析，兒童患病的潛在區(qū)域面積比例為69.06%，而成人患病的潛在區(qū)域面積為12.46%。

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

表6 Cr(Ⅵ)非致癌風(fēng)險

表-N非致癌風(fēng)險

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

3 討論

人體健康風(fēng)險評價過程中存在著各種不確定性因素，對評價結(jié)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(rèn)識和分析評價結(jié)果以及合理應(yīng)對風(fēng)險具有重要意義[27]。現(xiàn)從以下幾個主要因素對不確定性進(jìn)行討論。

3.1 空間插值

傳統(tǒng)的描述性統(tǒng)計方法可以用來分析地下水污染物質(zhì)量濃度數(shù)據(jù)的分布特征、變化范圍，但很難揭示地下水污染物質(zhì)量濃度空間分布和變異特征；而基于ArcGIS的地統(tǒng)計學(xué)分析有效評估和預(yù)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(xué)依據(jù)[28]。

ArcGIS進(jìn)行地統(tǒng)計分析時，倒數(shù)距離加權(quán)插值(inverse distance weight，IDW)、徑向基函數(shù)(radial basis function, RBF)和克里格插值(Kriging)是3種主要的插值與預(yù)測模型。當(dāng)采樣點數(shù)量較多且地下水化學(xué)形成機(jī)制簡單，地下水化學(xué)成分變異有限時，不同插值模型的結(jié)果差異較小[29]。而對于本次調(diào)查，采樣點僅47處，且存在異常質(zhì)量濃度采樣點，為保障插值結(jié)果的科學(xué)性與合理性，需要對不同模型的插值結(jié)果進(jìn)行比較，選取最優(yōu)模型進(jìn)行預(yù)測。在ArcGIS地統(tǒng)計分析模塊中，3種模型共有的模型最優(yōu)判斷參數(shù)為均方根預(yù)測誤差(root mean square error，RMSE)，其數(shù)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(yīng)避免預(yù)測數(shù)據(jù)與實測數(shù)據(jù)在統(tǒng)計特征上有較大偏差，需要對最大值、最小值、平均值、標(biāo)準(zhǔn)差的偏差進(jìn)行評價，偏差越小則認(rèn)為模型精確度越高[29]。3種模型需獨(dú)立進(jìn)行參數(shù)最優(yōu)化處理，再對各模型最優(yōu)預(yù)測結(jié)果進(jìn)行交叉比較，評價結(jié)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(shù)據(jù)進(jìn)行人體健康風(fēng)險評價，在已知采樣點處及附近區(qū)域計算所得健康風(fēng)險與基于采樣點實測數(shù)據(jù)計算所得風(fēng)險在數(shù)值上偏差較??；而在未采樣區(qū)域計算所得健康風(fēng)險是基于污染物預(yù)測質(zhì)量濃度所得，應(yīng)與實際存在一定偏差，其評價結(jié)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(zhì)量分?jǐn)?shù)約為1.5 mg/kg，在天然水體中As的質(zhì)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(huán)境有很強(qiáng)的關(guān)聯(lián)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(fù)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(nóng)藥的使用等[30]。

表8 空間插值模型對比數(shù)據(jù)

涇惠渠灌區(qū)潛水一般蓄存于第四紀(jì)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(qū)內(nèi)沒有含As礦床分布，因此可以排除含As礦床開采導(dǎo)致的污染成因。灌區(qū)土壤中As質(zhì)量分?jǐn)?shù)主要與土壤母質(zhì)有關(guān)[32-33]，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中含As農(nóng)藥的使用在一定程度上增加了土壤中As的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，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(qū)早期研究成果顯示，2007年地下水As平均質(zhì)量濃度為0.016 7 mg/L，超標(biāo)面積為95.75%，僅少數(shù)區(qū)域低于0.010 mg/L，與本次水質(zhì)調(diào)查反映的特征不同[35-36]。由于數(shù)據(jù)時間序列較短，灌區(qū)地下水As質(zhì)量濃度在時間和空間上規(guī)律性特征并不明確，局部高質(zhì)量濃度區(qū)域可能是工業(yè)廢水或含As農(nóng)藥原液隨降水入滲進(jìn)入地下水含水層形成的短期污染。鑒于此，本次健康風(fēng)險評價中As污染所帶來的健康風(fēng)險具有一定的不確定性，需要進(jìn)一步進(jìn)行討論。

由高As水導(dǎo)致的飲水型地方病大多分布在我國干旱、半干旱地區(qū)[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(qū)[37]。2006年對兩市開展了As中毒病情調(diào)查，按照衛(wèi)生部制訂的《地方性As中毒診斷標(biāo)準(zhǔn)》(WS/T 211-2001)[38]，綜合水As檢測結(jié)果與As中毒檢出率兩項指標(biāo)，初步認(rèn)定陜西省有飲水型As中毒病區(qū)[39]。病區(qū)水砷超標(biāo)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(qū)所處的西安、咸陽、渭南3市，共抽查800份水樣，水As質(zhì)量濃度范圍為0.002～0.027 mg/L，因當(dāng)時執(zhí)行《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(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(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5479-2006))[16]的區(qū)域進(jìn)行As中毒病情調(diào)查，未確定灌區(qū)是否為飲水型As中毒病區(qū)[37]。本次污染評價若以0.05 mg/L為閾值，則超標(biāo)面積為0%，As將被排除在健康風(fēng)險評價目標(biāo)之外。因此，本次污染評價參考《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5479-2006)[16]，以0.01 mg/L為閾值，其超標(biāo)面積為2.58%，以此推斷灌區(qū)存在健康風(fēng)險，確定As為健康風(fēng)險評價目標(biāo)。健康風(fēng)險評價結(jié)果顯示，As的致癌平均風(fēng)險為1×10-4，為USEPA給定h的臨界風(fēng)險值，由圖2、圖3可知風(fēng)險區(qū)域?qū)?yīng)的水As質(zhì)量濃度最低值約為0.005 mg/L，低于《生活飲用水衛(wèi)生標(biāo)準(zhǔn)》(GB5479-2006)[16]閾值，合并非致癌風(fēng)險之后的超額風(fēng)險面積約70.00%。當(dāng)模型參數(shù)發(fā)生改變時，其對應(yīng)閾值和超額風(fēng)險面積會相應(yīng)變化。而相關(guān)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(shè)定對于是否進(jìn)行飲水型As中毒篩查以及確定健康風(fēng)險評價目標(biāo)具有決定作用，給人體健康風(fēng)險評價帶來了極大的不確定性，對此相關(guān)文獻(xiàn)也進(jìn)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(guān)。涇惠渠灌區(qū)內(nèi)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(yè)中廣泛應(yīng)用，其生產(chǎn)過程中產(chǎn)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(dǎo)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(qiáng)，容易通過包氣帶進(jìn)入到地下水環(huán)境中，引起地下水潛在的污染風(fēng)險[5]。灌區(qū)早期研究成果顯示，2007年地下水Cr(Ⅵ)平均質(zhì)量濃度為0.058 1 mg/L，超標(biāo)區(qū)域與本次調(diào)查點源污染空間位置基本一致，主要分布在灌區(qū)三原縣東北部及閻良區(qū)東南部[35-36]。灌區(qū)三原縣及閻良區(qū)有較多的工業(yè)企業(yè)，尤其閻良區(qū)是我國重要的航空工業(yè)基地，工業(yè)廢水的排放是造成地下水中Cr(Ⅵ)質(zhì)量濃度較高的一個重要原因[27, 35]；其次，灌區(qū)北部的清峪河自西向東流經(jīng)Cr(Ⅵ)質(zhì)量濃度較高的區(qū)域，跨越三原、閻良兩區(qū)縣，灌溉過程中引用污染較嚴(yán)重的清峪河水，使含有Cr(Ⅵ)的污水經(jīng)地表入滲到地下水含水層，最終滯留在含水層中致使該區(qū)域Cr(Ⅵ)質(zhì)量濃度過高[27, 35]。

本次研究未對工業(yè)廢水排放情況、地表水污染情況以及含水層污染程度進(jìn)行調(diào)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(fēng)險評價帶來了不確定性。

3.3 模型參數(shù)的選取與影響因素

由于USEPA人體健康風(fēng)險評價模型為線性函數(shù)，當(dāng)評價模型參數(shù)統(tǒng)一設(shè)置為相同數(shù)值時，健康風(fēng)險僅與污染物質(zhì)量濃度相關(guān)，健康風(fēng)險數(shù)據(jù)與污染物質(zhì)量濃度空間插值數(shù)據(jù)在空間分布特征、變化趨勢上呈現(xiàn)一致性(圖2—圖6)，這與現(xiàn)實情況可能并不相符。因此，模型參數(shù)的選取對評價結(jié)果可靠性同樣有直接影響。

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

4 結(jié)論與建議

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