2.2.7 白洋淀沉积物再悬浮过程中金属的生物累积评估和健康风险评估
对于水环境中金属的风险评估，不仅要对污染现状进行评价，还需对可能产生的污染风险进行预测。金属进入水环境后，大部分被运输到沉积物中，使得沉积物成为它们最终的归宿。但自然（风暴、潮汐）或人为（疏浚、施工、船舶螺旋桨清洗）过程会引起沉积物再悬浮，使污染物重新进入水环境进而对水体产生污染。因此科学评估再悬浮过程中释放的金属产生的环境风险具有重要的意义。本书采用王文雄（2011）提出的环境影响评价模型，评估清淤过程引起沉积物再悬浮现象时，金属元素对水环境造成的影响。
2.2.7.1 清淤过程中沉积物可能产生的金属的生物累积
假设鱼类吸收从沉积物中解吸的金属。由于金属解吸导致水体金属的总浓度（Ct）可由水体中总悬浮颗粒物浓度（TSS）和沉积物中金属元素的浓度（Cs）计算：
式中：Cs为沉积物中金属元素的浓度，mg/kg；TSS为水体的总悬浮颗粒物的浓度，mg/L。
由于缺乏白洋淀水体颗粒物浓度的研究，本书采取鄱阳湖水体悬浮颗粒物的浓度值（张莉等，2017）。
假设金属分配系数Kd不变，水相中金属元素的浓度（Cw）可计算如下：
式中：Kd为颗粒相和水相之间金属的分配系数，L/kg；Cp为颗粒相中金属元素的浓度，mg/kg。结合式（2-15）和式（2-16）计算Cw：
在水环境中，当金属在生物与环境之间达到平衡时，生物对水相中金属富集。生物体内金属元素的浓度为
式中：C为鱼中金属元素的浓度，μg/g，干重；Cw为水相中金属元素的浓度，μg/L；BCF为鱼中金属元素的生物富集系数。金属元素的分配系数和富集系数见表2.13。
表2.13 金属元素的分配系数和富集系数
金属元素在沉积物中的浓度、模型预测水相中金属的浓度和鱼吸收从沉积物解吸的金属元素后体内的金属元素浓度见表2.14中。从表2.14中可以看出，再悬浮后，金属元素在水相中的浓度大小顺序为：Cu＞Cr＞Ni＞Zn＞Pb＞Cd，不同于金属元素在沉积物中的浓度顺序。不考虑鱼类对沉积物的直接摄入，那么鱼类吸收金属元素的途径是水相暴露。计算得出Cr、Ni、Cu、Zn、Cd和Pb在鱼体中的累积浓度分别为0.038μg/g、0.159μg/g、0.020μg/g、0.123μg/g、0.005μg/g和0.008μg/g。该浓度值远小于《无公害食品水产品中有毒有害物质限量标准》（NY 5073—2006）以及《食品安全国家标准 食品中污染物限量》（GB 2762—2012）的规定。
表2.14 金属元素在沉积物中的浓度、模型预测水相中金属的浓度和鱼吸收从沉积物解吸的金属元素后体内的金属元素浓度
2.2.7.2 沉积物再悬浮产生的健康风险评估
沉积物再悬浮释放的金属进入鱼体后，通过食物链富集到人体，并在人体中累积。人体通过对鱼类的食用产生的健康风险采用美国环境保护署的健康风险评价模型进行评价（US EPA，2000）。暴露剂量和参考剂量的比值、靶危害系数（Target Hazard Quotients，THQ）通常用于评价非致癌影响。当THQ＜1时，意味着暴露水平小于参考剂量，则每日摄入鱼不太可能对人产生不良影响。相反，如果T HQ≥1，对敏感人群可能产生健康风险。T HQ计算公式为（Chien et al.，2002）
式中：EFr为暴露频率，365d/年；EDtot为暴露时间，30年；FIR为摄食率，105g/d；C为鱼中金属元素的浓度，mg/kg，湿重；RfDo为每日参考剂量，mg/（kg/d）；BW为成人平均体重，55.9kg；AT为非致癌物的平均暴露时间，365d/年×暴露年数（假设70年）。
模型估算的每种金属元素的RfDo、THQ值及金属元素的贡献率见表2.15。由于缺少Ni的RfDo值，故THQ的计算不包括Ni。结果显示，所有金属元素的THQ均远小于1，说明每种单独金属不会对人体产生健康风险。在所有的金属元素中，其贡献大小顺序为：Cu＞Cd＞Pb＞Zn＞Cr。其中，Cu和Cd占比最大，分别为59.43%和27.68%；Cr的占比最小，为0.14%。所有金属元素的TT HQ为0.034，远小于1，说明再悬浮后富集在鱼体中的金属，经过食物链进入人体后不会对人体产生健康风险。
表2.15 模型估算的每种金属元素的RfDo、THQ值及金属的贡献率
