土壤健康风险评价和管理课件

1、第二章 土壤健康风险评价与管理 主要内容土壤健康的生态指示土壤健康质量分析及方法生态风险评价与管理健康风险评价与管理重金属污染土壤的风险评价与管理农药污染土壤的风险评价与管理减少危害的防范措施与应急计划一 土壤健康的生态指示植物指示敏感植物指示：如植物的抗盐、抗酸以及超富集植物等植物根的反应植物根的病原体土壤动物指示土壤节肢动物群落结构蚯蚓土壤微生物指示土壤微生物群落结构 土壤微生物生物量 营养物的循环土壤酶指示二 土壤健康质量分析及方法物理属性：土壤颜色和土壤温度；土壤水分；土壤质地；土壤团聚体；土壤容重；土壤孔隙度；土壤比表面积；土壤渗透性等化学属性：土壤酸碱度；土壤有机质；离子交换性能；

2、电导率；植物需要的营养元素生物学属性：微生物；动物；植物时时刻刻都会有风险！三 生态风险评价与管理3.1 风险的概念通俗地讲,风险就是发生不幸事件的概率。即指一个事件产生我们所不希望的后果的可能性。一般通用的定义为在一定时期产生有害事件的概率与有害事件后果的积累。风险广泛存在于人们的生活、生产等活动的环境之中。风险评估提供完整的信息，从而使风险管理者和有关决策者作出最佳对策，以便对环境质量提供必要的保护措施。环境质量的最终目标就是人类的健康。风险和危险在含义上是有差别的风险是指人或事物遭受损失、伤害、不利或毁灭的可能性;危险是指人或事物容易遭、受伤害、损失的程度,或者是指处于紧迫或可怕险境中的

3、状态或形势(如人体健康、财产等暴露在受损害、遭毁灭或丧失的境地之中)。其次,作为表述不幸事件发生的概率的风险,它符合一定的统计规律,即在一定的时间条件下,在一定的空间范围中,某个事件具有一定的发生概率,即具有一定的可能性;作为表征事物处于险境中的状态或形势的危险,不仅与时空条件以及事件性质有关,而且还与事件的承受者-人或事物紧密相连。 风险与危险又是紧密相联的 正是由于风险反映了一定时空条件下不幸事件发生的可能性.揭示了事件发生的规律,因而风险可以看成危险的根源。也就是说,正是由于客观存在着产生不利后果的可能性,才使得一定范围中的事物处于危险的境况之中3.2 环境风险概念：由人类活动引起的,或

4、由人类活动与自然界的运动过程共同作用造成的,通过环境介质传播的,能对人类社会及其生存、发展的基础环境产生破坏、损失乃至毁灭性作用等不利后果的事件的发生概率 具有两个主要特点：即不确定性和危害性 环境风险广泛存在于人们的生产和其他活动之中,而且表现方式纷繁复杂环境风险分类 根据产生原因的差异,可以将环境风险分为化学风险、物理风险以及自然灾害引发的风险。化学风险是指对人类、动物和植物能发生毒害或其他不利作用的化学物品的排放、泄露,或者是易燃易爆材料的泄露而引发的风险；物理风险是指机械设备或机械结构的故障所引发的风险；自然灾害引发的风险是指地震、火山、洪水、台风等自然灾害带来的化学性和物理性的风险,

5、显然,自然灾害引发的风险具有综合的特点。 根据危害性事件的承受对象的差异,将风险分为三类,即人群风险、设施风险以及生态风险。人群风险是指因危害性事件而致人病、伤、死、残等损失的概率;设施风险是指危害性事件对人类社会的经济活动的依托设施,如水库大坝、房屋等造成破坏的概率; 生态风险是指危害性事件对生态系统中的某些要素或生态系统本身造成破坏的可能性,对生态系统的破坏作用可以是使某种群数量减少,乃至灭绝,导致生态系统的结构、功能发生异变。3.3 风险评价对人类活动或自然灾害的不利影响的大小和可能性的评价在一般意义上，风险评价定义为一种系统过程，即估算由于出现一些系统失误，或一些类型的危害，在整个失误

6、系统范围内的所有重要的风险因子的后果，这种后果可能导致特定形式的系统反映，或系统危害。3.4 生态风险评价从环境科学的范畴内，风险评价可分为生态风险评价和健康风险评价两大类3.4.1 生态风险评价概念 暴露于一种或几种污染物而可能产生或已经产生不良生态效应的评估过程，是建立在生态学、生态毒理学、数学和计算机技术等学科研究成果基础上的一门综合分支学科。3.4.2 生态风险评价目标和要求识别现在的和预测可能的危害，并为这些危害排序，风险评价提供了风险比较和排序的定量基础识别所有可能的失误，并为它们排序帮助考虑当前的和未来可能出现的暴露场合系统反映暴露场合的风险而不是只涉及极端事件的风险识别对整个失

7、误和/或暴露贡献最多的因素便于比较减少风险的不同方案，平衡可以允许的风险与减少风险的代价识别和分析不确定性的来源，把结果表达为可能性，承认风险评价在预测未来环境状态过程中具有不确定性，使得评价比较可信污染物释放及使用方式 环境行为及转化土壤大气水叶片植物鱼类无脊椎动物脊椎动物土壤微生物植物食叶昆虫土壤动物食草动物捕食动物高级捕食动物污染土壤的生态风险评价概念性模型实县线表示直接关系，虚线表示间接关系3.4.3 生态风险评价步骤美国EPA:问题表述；风险分析（暴露表征和生态效应表征）；风险表征其它：不良生态效应识别；剂量-效应分析；生态暴露评估；风险表征生态风险评价框架 问题表述此

8、阶段是对污染物进入土壤之所以会导致生态效应的一个初步假设, 并对这种假设进行评估的过程, 是整个生态风险评估的基础。需要确定研究区范围并收集和分析所有相关的信息，形成 (1) 反映特定生态系统和管理目标的评估终点和测定终点; (2) 场地概念模型; (3) 风险分析计划。研究区界定和信息收集 土壤污染物的信息, 包括污染物种类、来源、环境行为等可能存在暴露风险的受体( 土壤动物、植物、微生物等) 场地信息。选择评估终点和测定终点 评估终点是可以明确表达被保护的环境价值, 在实际运用中通常指生态实体( 例如, 某一敏感种群) 及其属性。适宜的生态评估终点选择标准: 生态相关性; 受暴露和敏感性;

9、 服务于特定的管理目标。美国环境保护署( USEPA) 设定了四个水平的通用评估终点: 生物体水平, 其属性包括: 致死、总量异常、存活力、繁殖力和生长力; 种群水平, 其属性包括: 灭绝、丰度和生产量; 群落和生态系统水平, 其属性包括: 种类的多样性、丰度、生产量、群落面积、功能和物理结构; 法定的评估终点( 包括频危品种和特别保护区) , 其属性包括面积和质量。测定终点是指与所选择的评估终点相关联的可以测定的生态特征, 属于生物效应的定量化。当评估终点可以直接测定时, 评估终点就是测定终点, 否则, 就需要选择与评估终点相关联的测定终点。建立场地概念模型 生态风险评估场地概念模型的核心部

10、分是预测污染物、暴露和评估终点三者之间关系的一系列风险假设, 这些风险假设既可以基于污染物特性提出、也可以基于观测到的生态效应提出、还可以基于需要保护的生态价值提出。制定风险分析计划 主要包括四个部分的内容: 评估设计的描绘; 确定所有需要的数据; 确定要测定的项目, 包括效应测定、生态系统和受体特征测定和暴露测定; 确定下一步风险分析的方法。 风险分析风险分析是研究暴露和效应以及它们与生态系统特性关系的过程。它为确定污染物暴露条件下的生态效应提供必要的信息, 包括两个部分: 暴露表征和生态效应表征暴露表征 主要研究以下几个方面:分析污染物来源和污染物清单, 确定优先评估的污染物

11、质。确定污染物到受体的暴露途径, 不同的土壤生物体, 其暴露途径可能会有一定的差别。土壤微生物、土壤无脊椎动物、植物等。了解污染物的半衰期( DT50 ) , 以及在土壤中的代谢过程及其产物。污染物的暴露剂量( PEC soil ) 计算。 暴露剂量的计算最简单和直接的方法是直接测定生物受体体内的受关注污染物的含量。但是, 当生物测试不可行时( 譬如, 采样时间与生物生长期不一致等) , 也可以用土壤中测定的污染物含量来估算它们在生物体内的含量。目前, 这些估算模型有吸收因子模型( 经验回归) 、机理过程模型和逸度模型等, 其中以相对简单的吸收因子模型运用最为广泛。生态效应表征 生态效应表征是

12、评估生态受体随着不同程度风险源的变化情况, 分为生物个体、种群以及群落和生态系统三个评估水平。土壤污染物的生态效应评估目前主要指污染物对生物个体的生态毒理学评估和生物群体的功能评估。生态毒理学评估最直接和有效的方法就是对生物个体进行生态毒性效应测试并建立剂量-效应关系。直线型 反应强度与剂量呈直线关系，即随着剂量的增加，反应的强度也随着增强，并成正比例关系。但在生物体内，此种关系较少出现，仅在某些体外实验中，在一定的剂量范围内存在。 S形曲线 此曲线较为常见。它的特点是在低剂量范围内，随着剂量增加，反应强度增高较为缓慢，剂量较高时，反应强度也随之急速增加，但当剂量继续增加时，反应强度增高又趋于

13、缓慢，成为“S”形状，S形曲线可分为对称和非对称两种。 抛物线型 剂量与反应呈非线性关系，即随着剂量的增加，反应的强度也增高，且最初增高急速，随后变得缓慢，以致曲线先陡峭后平缓，而成抛物线形。如将此剂量换算成对数值则成一直线。将剂量与反应关系曲线换算成直线，可便于在低剂量与高剂量之间进行互相推算。 剂量-效应反应曲线指数曲线 在剂量反应关系的曲线中，当剂量越大，反应率就随之增高得越快，这就是指数曲线形式的剂量反应关系曲线。若将剂量或反应率两者之一变换为对数值，则指数曲线即可直线化。 双曲线 随剂量增加而反应率的增高类似指数曲线，但为双曲线。此时如将剂量与反应率均变换为对数值，即可将曲线化直。

14、受干扰的曲线 有时由于毒物的致死作用或对细胞生长的抑制作用等各种原因，可使曲线受干扰，在中途改变其形态甚至中断。虽然，在某些毒性试验中，可见到“全或无”的剂量反应关系的现象，即仅在一个狭窄的剂量范围内才观察到效应出现，而且是坡度极陡的线性剂量反应关系。产生这种情况的原因当依据具体情况作出解释。 图2-4指数曲线 图2-5双曲线 图2-6受干扰的曲线 分析污染物在土壤环境中的分布通常使用监测技术、模型计算或两者的结合，模型在定量分析土壤污染源和污染物关系上十分重要。主要内容包括：1）分析污染物在土壤环境介质之间分配的机制，在土壤中迁移的路线与方式，伴随迁移发生的转化作用，了解化学物质在土壤环境中

15、的迁移、转化和归宿的主要过程和机制2）模型建立，即选择建立模拟土壤污染物环境转归过程的数学模型或其它物理模型3）参数估算，即确定模型参数的种类，确定参数估算方法，包括经验公式法、野外现场试验法、实验室实验法和系统分析法等，进行参数估算4）计算方法确定，即根据所确定的数学模型，研究模型方程的计算方法5）模型校验，即对模型进行调试，选择独立于模型参数估算使用过的资料和其他实例资料对模型进行验证，如计算结果与实测值相差甚远，则对模型进行修正，或对模型参数进行调整6）转归分析，即利用计算机数学模型和有关资料，分析土壤污染物的环境转归过程和时空分布结果 风险表征风险表征是指综合各种暴露信息

16、和生态效应信息来估计潜在风险的性质、程度和影响范围。其表达方式大致可以分为定性和定量两种, 前者回答有无不可接受的风险及其性质, 而后者在此基础上还需要回答风险的大小程度和可能的影响范围。风险评估过程中从问题表达到效应表征, 每一步都存在不确定性因素的影响, 可能导致风险评估结果产生很大的偏差, 因此对不确定性的定量化分析也是定量化风险表征的要求之一。定性风险评价和定量风险评价定量风险表征：常用的方法有商值法、连续法、外推误差法、层次分析法、系统不确定分析等定性风险表征：常用的方法有专家判断法、风险分级法、敏感环境距离法、比较评价法生态风险评价有待研究的问题终点的确定 任何评价都必须有确定的终

17、点，否则评价无法进行。在庞大复杂的生态系统中选择什么指标作为反映生态影响大小的衡量依据，即终点，比较困难，至今，尚为找到一个反映生态系统“健康”与否的统一指标外推方法 生态风险评价希望定义在较高的生态水平上，例如种群水平、群落水平或生态系统水平。然而，定义的水平越高，分析越困难，需要的费用、人力、时间越多，而实验室生物个体水平的研究相对简单的多。怎样把实验室个体的研究结果外推到实际生态系统的更高水平上，合理的外推方法有待研究不确定性 风险评价中的不确定性是不可避免的。如何客观地分析、定量地表达、适当地处理需要进一步研究生态风险管理 概念：生态风险管理是指根据污染土壤的生态风险评价的结果，按照恰

18、当的法规条例，选用有效的控制技术，进行削减风险的费用和效益分析，确定可接受风险度和可接受的损害水平，并进行政策分析及考虑社会、经济和政治因素，决定适当的管理措施并付诸实施，以降低或消除该风险度，保护生态系统安全生态风险管理应包括的内容制定土壤有害物质的环境管理条例和标准提高土壤污染风险评价的质量，强化土壤环境管理加强对土壤污染源的控制，包括了解污染源的存在分布与现时状态、污染源控制管理计划、潜在风险预报、风险控制人员的培训与配备风险的应急管理及其恢复技术生态风险的管理方法 政府的职责和方法；建设单位的职责和方法；加强防范措施；强化关于风险分析、评价和管理的科研剂量-效应关系评价 暴露评价管理决

19、策 非风险分析控制方案风险表征危害识别法规政治社会因素经济风险管理风险评价污染土壤的生态风险评价与管理之间的关系/raf/publications/pdfs/ECOTXTBX.PDF环境健康风险评估是表征因环境污染所致的潜在健康效应过程, 主要评估区域内或场地污染对人体健康造成的影响与损害, 以便确定环境风险类型与等级, 预测污染影响范围及危害程度, 为风险管理提供科学依据与技术支持。污染土壤的健康风险评估越来越多应用于污染控制与风险管理我国土壤污染形势日益严峻, 开展健康风险评估可以为我国土壤环境政策与法规制定提供基础, 并为污染土壤修复与管理服务四 土壤健康风险评价与管理主要

20、包括：健康危害判定；剂量-效应分析；暴露评估；健康风险表征；健康风险管理污染土壤健康风险评估方法4.1 危害判定 危害判定是根据污染物的生物学和化学资料, 判定某种特定污染物是否产生危害与风险, 是致癌性效应还是非致癌性效应等。危害判定的关键内容是设定风险评估方向与评估范围, 建立风险评估的概念模型, 其内容如下。研究区界定与信息收集 首先确定评价目的, 恰当准确界定评价区边界范围与时间范围。然后进行实地考察, 收集相关信息: ( 1) 土壤污染信息; ( 2) 评估场地信息; ( 3) 受体信息( 人群) 。制定实施采样计划, 分析环境样品 在实地考察、信息收集的基础上, 考虑土地利用状况、

21、土壤污染特征以及人群行为模式, 识别潜在暴露途径, 进行暴露场景分类。在此基础上, 制定与实施采样计划。采样计划中, 不仅仅要考虑采集土壤样品, 还要联系其他介质, 考虑污染物从土壤到水、作物等介质的传输。对所采集样品( 如水、植物、大气等样品) 进行处理与分析, 测定内容应包括各介质中污染物的浓度与形态, 以及土壤基本性质。分析污染特征, 建立概念模型 概念模型是对现实的抽象与简化, 是识别污染物传输行为与风险的关键过程, 是表示污染土壤与人体暴露之间实际与潜在的、直接与间接的相互关系。根据环境样品分析结果, 分析区域污染特征、污染物迁移模式、暴露方式, 建立风险评估概念模型。4.2 剂量-

22、效应评估人体暴露于一定剂量的污染物与其产生反应之间的关系称为剂量-效应关系。剂量-效应评估是对有害因子暴露水平与暴露人群中不良健康反应发生率之间关系进行定量估算的过程, 是风险评估的依据。每种污染物依据其毒性终点的不同, 具有不同的剂量-效应关系。 毒理学研究中一般将剂量-效应关系分为两类: (1) 指暴露某一化学品的剂量与群体中出现某种反应强度之间的关系; (2) 指某一化学品的剂量与群体中出现某种反应的个体在群体中所占比例, 可以用百分号或比值表示, 如死亡率、癌症发病率等。 对土壤污染物暴露水平与暴露人群或生物种群中不良健康反应发生率之间的关系进行定量估算的过程，是风险评价的定量依据：主

23、要包括非致癌物的剂量-健康危害分析；致癌物的剂量-健康危害分析等非致癌物的剂量-健康危害分析 一般采用不确定系数法推导出可接受的安全水平（acceptable safety level ASL），因管理目的和内容的不同，ASL在不同的管理部门被称为参考剂量（reference dose， RfD）、实际的安全剂量（virtually safe dose，VSD）、可接受的日摄入量（acceptable daily intake，ADI）、最大容许浓度（maximum allowable concentration，MAC）或估计的人群健康效应阈值（estimated population th

24、reshold for human， EPT-H）等4.2.2 致癌物的剂量-健康危害分析 致癌物的剂量-健康危害分析是在无阈效应情况下，利用高剂量外推模式评价人群暴露水平上所致毒的危险概率。 分析过程一般包括：1）选取合适的数据资料2）利用高剂量外推模型推导出低剂量暴露下可能的危害程度3）将由动物试验数据得出的危害度估计值转化为人的相应值 一般认为，致癌物在低剂量范围内的剂量-危害反应关系曲线可能有3种类型即线形、超线形和次线形。由高剂量向低剂量外推的模型很多，常用的模型如下表。 还新发展了一些模型，如肿瘤出现时间模型、生理药代动力学模型、生物学为基础的剂量-反应关系模型。模型类别表达式模型

25、在低剂量范围的曲线特征对数模型耐受分布模型次线性威尔布模型耐受分布模型若n1为次线性若n0 为线性，若K I=0 为超线性线形多阶段模型机理性模型（取K i0） 线性常用的致癌物高剂量向低剂量外推模型4.3 暴露评估污染土壤的健康风险评估需要详细的暴露评估过程来确定或估算( 定性或定量) 暴露剂量的大小、暴露频度、暴露持续时间和暴露途径, 应当考虑到过去、当前和将来的暴露情况。暴露评估可以采样分析获取, 也可通过模型计算预测当前与将来污染物的浓度或没有监测数据地点的浓度。暴露评估需要建立土壤污染物的多介质传输模型, 模型的参数主要为污染物的含量、物理/化学性质、土壤基本性质以及研究区自然条件等

26、。这方面的模型已有较多报道, 如污染物在土壤-作物系统中迁移分配模型、污染物逸度模型、农田生态系统随机模型等。在得到污染介质浓度后, 根据暴露人群特征来计算暴露剂量, 暴露剂量以单位时间单位体重与人体暴露的污染物的量来表示。通常暴露剂量的计算采用如下公式计算:暴露剂量= ( 污染物浓度*摄入速率*暴露持续时间*吸收因子) / ( 体重* 平均时间) 。暴露评估主要工作不同交换界面的污染物暴露量估算：经呼吸道进入人体的量估算；经消化道进入人体的量估算；经皮肤吸收进入人体的量估算暴露评估的内容：包括土壤污染源分析、暴露途径分析、污染物在时间和空间上的强度和分布分析、暴露人群和环境受体的分析、计算暴

27、露水平和评估不确定性因素等暴露评价的步骤：表征暴露的土壤环境；确定暴露途径；定量暴露4.4 风险表征风险表征是对前面评估步骤进行总结, 并综合进行风险水平定性与定量表达。由于致癌物质和非致癌物质的毒性方式不同, 应分别考虑致癌效应和非致癌效应。风险表征要对每一污染物每一暴露途径的癌症风险和非癌症风险进行表征, 评估每一暴露途径癌症风险与非癌症风险及总癌症风险与非癌症风险。表征健康风险的方法有商值法、大量证据法、模拟模型法、经济-费用分析法等。 商值法是应用最广的半定量表征方法, 但是它在进行混合污染风险评估时没有考虑污染物之间的协同或拮抗效应, 因此其估计的风险水平会因污染物之间的相互作用而偏

28、低或偏高。大量证据法是根据化学物质大量可得的风险信息作为依据确定该化学物质是否存在风险以及风险度的大小, 具有一定的合理性, 但仍是一种半定量的方法, 不具有任何预测未来风险状况的能力。模拟模型法具有预测风险的能力, 是一种定量的风险表征方法, 但是在应用过程中需要较多的参数。经济-费用分析法主要从环境污染水平给人类造成的经济损失和费用支出两方面对污染物所致健康效应进行分析4.5 健康风险管理4.5.1 概念：污染土壤的健康风险管理是指根据风险评价的结果，按照适当的法规条例，选用有效的控制技术，进行削减风险的费用-效益分析，确定可接受风险度和可接受的损害水平，并进行政策分析及考虑社会、经济和政

29、治因素，决定适当的管理措施并付诸实施，以降低或消除该风险度，保护人群健康。4.5.2 主要内容：根据土壤污染危害判定结果，确定采用何种风险评价 筛选出需要做风险评价的项目，特别是有重大危害的项目确定土壤污染物的排放标准和土壤环境质量标准制定风险的应急措施及补救措施。/oswer/riskassessment/ragse/五 重金属污染土壤的风险评价与管理5.1 评价指标 对土壤质量的影响；对陆生生物的胁迫；对地下水的不良效应；进入食物链对人体健康产生的重要影响。5.2 评价系统 重金属在土壤中的迁移以及生物对重金属暴露浓度的计算；重金属进入土壤环境的源计算；土壤重金属污染的危害性

30、评价；风险表征5.3 评价工作内容污染源分析；生物对重金属的暴露分析与估算；风险表征对土壤动物危害影响的风险评价对作物危害影响的风险评价对有益微生物危害影响的风险评价5.4 重金属污染土壤生态风险评价开始重金属进入土壤是毒性试验不需毒性试验无风险计算060cm土层中浓度LC50PECQ=PEC/ LC50低风险Q=0.01高风险长期毒性试验NOECPEC/NOEC0.3高风险长期毒性试验NOECPEC/NOEC0.1中等风险Q0.003低风险PEC/NOEC10高风险潜在风险Q0.1无风险是是是否否否重金属对土壤微生物危害影响的风险评价决策树 EEC:Expected environmenta

31、l concentration SF :safety factors5.5 重金属污染土壤人体健康风险评价主要表现在4个方面土壤污染源强的计算重金属在土壤剖面及大气、地下水中浓度的分布对人体健康危害的风险度计算总年的危险计算重金属从土壤进入人体的途径土壤-植物-人土壤-人土壤-植物-动物-人土壤-动物-人土壤-地表水-人土壤-地下水-人土壤-空气-人风险评价的框架结构 Source/InventoryTransport and transformationUptakeBiokineticsDose/ResponseDoseRiskCharacterizationRiskMitigationEx

32、posure Eventsairwatersoil layerssedimentplantsResponse六、农药污染土壤的风险评价6.1 评价指标主要考虑的几个问题农药在土壤中的持久性及对土壤质量的影响，包括对土壤环境质量、土壤肥力质量和土壤健康质量的影响对陆地生态系统健康的影响，包括陆生生物的保护等通过地表径流的迁移及进入地表水的可能性，对地表水中的水生生物及水生生态系统健康的影响通过淋溶或其他迁移方式进入地下水的可能性，对地下水资源使用功能的影响挥发进入大气对大气污染的贡献通过陆生食物链对人体健康产生的直接、间接影响以及潜在效应6.2 农药生态风险评价系统的组成污染土壤中农药的形态转化

33、与迁移能力以及各种生物对农药暴露浓度的计算如还存在污染源，对进入土壤环境的农药污染源进行计算危害评价，包括直接和间接的危害风险表征污染源及其持续排放污染土壤（源）土壤浓度与分布形态转化与迁移人体摄入总量室内剂量-效应关系确定室内植物无作用浓度（N）确定室内动物无作用浓度（NEC）外推至生态系统确定生态系统NEC风险系数安全系数每天摄入量计算外推人体NEC农药污染土壤风险评价系统中源与效应间因果关系链6.3 评价工作内容污染污染中农药的浓度与存在形态污染源的继续输入或部分输出。生物体对农药的暴露分析与估算风险表征，农药污染土壤对地面水的影响、对浅层地下水的影响、对鸟和哺乳动物的影响、对土壤动物的

34、影响、对植物的影响、对周围生态系统健康的影响6.4 土壤农药污染途径与暴露途径6.4.1 种子处理剂污染土壤表面土层中农药量：Dossuf=Fmix* Dosmax Dosmax为农药最大施用量（kg/hm2）； Fmix为土壤混合因子（ Fmix =0.01） Dossuf为土壤表面农药量（ kg/hm2 ）农药与土壤混合，假设农药在020cm表层中均匀分布，则可以计算农药在土壤中的起始浓度（PIEC），计算公式如下：PIEC= PIEC为农药在土壤中的起始浓度， Dosmax为农药最大施用量，Hsoil为土壤深度（0.2m），Bd为土壤容量（kg/m3，一般取1400 kg/m3）土壤中农

35、药总量包括在固相上（csoil）和土壤水相（csoil w）中农药的量，即PIEC= ct= csoil + csoil w其中，csoil 和 csoil w的值的大小与农药的分配系数有关，计算方法如下csoil w= csoil=Ks/1为分配系数（dm3/kg）；ct为土壤中农药总量，即PIEC6.4.2 农药颗粒剂污染土壤 农药以颗粒形式施入土壤，在土壤中的农药浓度可根据其农药施用量直接进行计算。如果在一个季节中重复多次施用颗粒农药，需计算其最大浓度。最大浓度与农药生物降解半衰期、施用频率以及两次使用间隔时间有关，有关计算方法与种子处理剂相同，计算时所需的参数见表6.4.3农药喷施污染土壤 在一个季度中，农药喷施可以进行多次，因此，最大剂量为多次施用后的农药量，计算方法同上述。农药喷施后，一部分被作物表面截获，另一部分则散落到土壤、地面水和空气中。假设一般情况下，10%留在空气中，达到土壤和作物上的比例为90%。则90%部分的农药在作物上和散落在 土壤中的比例根据不同的作物和生长阶段有所不同。下表6.4.4 污泥施用造成农药的土壤污染土壤中农药污染物浓度计算如下：6.4.5 污染土壤中农药的挥发 K=6.4.6对地下水的污染 假如有水排放，只有40%的降雨通过淋溶进入地下水；若没有排水，则100%降雨全部进入地下水。然而，地下水中的农药浓度与浅层地下