2种毒性评估方法对PAHs污染场地人体健康风险的比较研究

王佩，陈莉娜，蒋鹏，刘宇

常州市环境科学研究院，常州213022

2种毒性评估方法对PAHs污染场地人体健康风险的比较研究

王佩*，陈莉娜，蒋鹏，刘宇

常州市环境科学研究院，常州213022

毒性评估是人体健康风险评价的重要部分，目前主要存在2种方法，一种基于PAHs相对于苯并[a]芘(BaP)的毒性当量因子，采用BaP致癌斜率因子参数(方法1)，另一种直接采用各PAHs致癌斜率因子和非致癌参考剂量等参数(方法2)。然而2种毒性评估方法得到的风险及修复量是否存在差异以及引起差异的原因等问题鲜有讨论。针对苏南某焦化厂PAHs污染土壤，采用分层土壤健康风险评价模型，对比了2种毒性评估方法确定的PAHs风险、修复目标污染物及土方量的差异，并对引起差异的关键因素进行探讨。结果表明：对于0.0～1.0 m表层土壤，方法1和方法2确定的致癌风险最大值分别1.48E-05和1.32E-05，均超过可接受致癌风险，修复土方量分别为27 846 m3和28 667 m3，修复目标污染物均为BaP和二苊烃(Acy)。对于1.0～3.0 m深层土壤，方法1确定的致癌风险最大值为3.36E-08，低于可接受致癌风险，不需要修复；而方法2确定的致癌风险最大值为3.73E-04，非致癌危害指数最大值为6.96E+01，分别超过可接受致癌风险和非致癌危害商，需要修复，修复目标污染物为萘(NaP)，修复土方量为35 944 m3。最终，方法2确定的总修复土方量(64 611 m3)为方法1确定土方量(27 846 m3)的2.45倍，而这种差异主要是由于方法1低估了深层土壤中高挥发性PAH单体尤其是NaP的风险所致。因此，从保守角度建议采用方法2进行PAHs风险评价。

多环芳烃(PAHs)；毒性评估；风险评价

王佩,陈莉娜,蒋鹏,等.2种毒性评估方法对PAHs污染场地人体健康风险的比较研究[J].生态毒理学报，2016,11(3):180-190

Wang P,Chen L N,Jiang P,et al.A comparative study of two toxicity evaluation methods on human health risks in a PAHs contaminated site[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2016,11(3):180-190(in Chinese)

多环芳烃(PAHs)具有持久性、强毒性和强变质性等特点，进入土壤中的PAHs在土壤颗粒吸附作用下积累赋存，并通过手-口途径、呼吸途径、食物链等进入人体[1-2]。进入人体的PAHs因其脂溶性而富集，通过干扰细胞膜与酶系统，对器官产生毒性，且PAHs代谢产物可能与DNA结合，导致生物体的细胞损伤，最终对人体健康产生危害[3-4]。健康风险评价基于保护人体健康的考虑，可以客观科学量化污染物对人体健康产生的潜在影响，一般包括数据收集-评估、毒性评估、暴露评估、风险表征4个步骤，其中毒性评估主要是确定目标污染物的毒性参数，评估人群对污染物的暴露程度和产生负面效应发生率之间的关系[5]。

目前，PAHs风险评价中毒性评估主要存在2种选择，一种是根据由毒性试验得到的PAHs相对于苯并[a]芘(BaP)的毒性当量因子(toxicity equivalence factor,TEF)，采用BaP的致癌斜率因子等参数(方法1)[6-7],另一种则是直接使用各PAHs的致癌斜率因子和非致癌参考剂量等参数(方法2)[8-9]。由于PAHs毒理学机制复杂，毒理学数据获取十分困难，在PAHs风险评价中采用BaP毒性当量因子，将PAHs质量浓度转化为BaP毒性当量浓度(toxicity equivalence concentration,TEC)，并利用已公布的BaP致癌斜率因子等参数进行PAHs致癌风险计算受到学者广泛青睐[4,10-13]。然而，针对美国国家环境保护局(USEPA)优先控制的16种PAHs，目前已经公布了苯并[a]蒽(BaA)、屈(Chr)、苯并[b]荧蒽(BbF)、苯并[k]荧蒽(BkF)、BaP、茚[1,2,3-cd]芘(Inp)、二苯并[a,h]蒽 (DBA)等7种致癌性PAHs的致癌系数、萘(Nap)的呼吸途径单位致癌因子和Nap、苊(Ace)、芴(Fl)、蒽(An)、荧蒽(Flu)、芘(Pyr)6种非致癌性PAHs的参考剂量[14-15]，只有二氢苊(Acy)、菲(Phe)、苯并[g,h,i]芘(BgP)3种非致癌PAHs无相关参数。因此随着PAHs毒理学数据库的不断丰富，分别进行PAHs致癌和非致癌风险评估得到一定程度发展[16-17]。然而，在PAHs污染场地风险评价中，采用2种毒性评估方法得到的健康风险评估结论是否存在差异等问题鲜有探讨。

鉴于此，本文以苏南某焦化厂为对象，结合区域开发规划，基于分层土壤健康风险评估模型，分别采用上述2种毒性评估方法，对USEPA优先控制16种PAHs的风险、修复目标污染物及土方量进行对比，探讨了2种方法确定的PAHs风险结果的差异及引起差异的原因，以期能为场地风险管理决策和污染修复提供借鉴。

1 材料与方法（Materials and methods）

1.1 研究区概况

焦化厂位于江苏省常州市，始建于1994年，总占地面积为44.58×104m2，主要生产冶金焦、煤气、冶金活性石灰以及焦油、粗苯等化工产品，生产历史长达14年。目前厂内所有设备和构筑物都已拆除，场地闲置。焦化厂地块周围分布村庄、学校、交运储运站、经济开发区等，根据城市发展规划，该地块未来开发为商住混合用地。

表1 测试土壤样品基本性质参数Table 1 Basic properties of the tested soil samples

1.2 样品采集与分析

采用网格布点和分区布点法，在了解焦化厂生产历史和工艺布局的基础上，选择潜在污染区域进行土壤分层采样，重点采样区集中在备煤车间、炼焦车间、化厂车间、油库仓库和码头区，污水处理站区，共设186个采样点，表层、深层土壤采样深度分别为0.0～1.0 m和1.0～3.0 m。考虑到场地地层分布的非均质性，选取研究区5个典型剖面土壤样品，测定其含水率、总有机碳和孔隙度等基本理化性质，样品平均值如表1。土壤采样点布置及样品采集按照HJ/T166-2004《土壤环境监测技术规范》[18]要求进行。所有样品保存于棕色玻璃瓶，于4℃下冷藏保存。土壤样品中PAHs分析方法参考US EPA Method 8270D[19]，PAHs单体检出限均为0.1 mg·kg-1。

1.3 风险评价方法

焦化厂地块未来规划为商住混合用地，通过种植及食用植物接触土壤中PAHs的暴露途径不存在，因此土壤中PAHs的暴露主要考虑经口摄入、皮肤接触、土壤颗粒物吸入、表层土壤挥发气吸入、深层土壤挥发气吸入等途径。USEPA优先控制16种PAHs按照其毒理学性质分为致癌性和非致癌性物质2类，因此对致癌风险及非致癌危害均进行讨论。当致癌风险大于1E-06，认为致癌风险不可接受；当非致癌危害指数大于1时，认为非致癌危害不可接受[9]。

1.3.1 致癌风险评价

对于致癌效应，考虑人群在儿童期和成人期暴露的终生危害[9]。不同暴露途径和总暴露途径致癌风险的计算公式为式(1)-(6)。

其中：R为致癌风险，o、d、i-p、i-v1、i-v2、T分别为经口摄入、皮肤接触、土壤颗粒物吸入、表层土壤挥发气吸入、深层土壤挥发气吸入及累积暴露途径；下角c、a为儿童、成人；Cs1、Cs2分别为表层、深层土壤PAHs质量浓度(实测)，mg·kg-1。ED为暴露周期，EDa为24 a，EDc为6 a；EFI、EFO、EF分别为室内、室外和总暴露频率，EFIa、EFIc均为262.5 d·a-1，EFOa、EFOc均为87.5 d·a-1，EFa、EFc均为350 d·a-1；BW为体重，BWa为56.8 kg，BWc为15.9 kg；ATca为致癌平均作用时间，26 280 d；OSIR为每日摄入土壤量，OSIRa为100 mg·d-1，OSIRc为200 mg·d-1；SAE为暴露皮肤表面积，cm2；SSAR为皮肤表面土壤粘附系数，SSARa为0.07 mg·cm-2，SSARc为0.2 mg·cm-2；Ev为每日皮肤接触事件频率，1次·d-1；DAIR为每日空气呼吸量，m3·d-1；PIAF为吸入土壤颗粒物在体内滞留比例，无量纲，0.75；fspi、fspo分别为室内、室外空气中来自土壤颗粒物所占比例，无量纲，取值分别为0.8和0.5；ABSo、ABSd分别为经口摄入、皮肤接触吸收效率因子，无量纲，ABSo为1；PM10为空气中可吸入浮颗粒物含量，0.15 mg·m-3[9]。VFoa1、VFoa2、VFia2分别为表层土壤挥发至室外，深层土壤挥发至室外、室内的气体挥发因子，kg·m-3；SFo、SFd、SFi分别为经口、皮肤、呼吸吸入途径的致癌斜率因子，kg·d·mg-1，见表2。

1.3.2 非致癌危害评价

对于非致癌效应，考虑儿童体重较轻、暴露量较高，一般根据儿童期暴露来评估污染物的非致癌危害效应[9]。不同暴露途径和总暴露途径非致癌危害的计算公式为式(7)-(12)。

其中：H为非致癌危害指数；ATnc为非致癌平均作用时间，2 190 d；SAF为暴露于土壤的参考计量分配系数，无量纲，0.2[9]。RfDo、RfDd、RfDi分别为经口、皮肤、呼吸吸入途径的非致癌参考剂量，mg· kg-1·d-1，见表2。

1.3.3 毒性评估

PAHs毒性评估目前主要存在2种方法。方法1选择致癌性强、生理毒性特征研究最清楚的BaP作为参照物质，其他PAHs的毒性用相对于BaP的毒性表示，各暴露途径致癌斜率因子参考BaP的值，并根据公式(1)-(6)进行致癌风险评价，而无法进行非致癌危害评价。其中Cs取各PAHs的TEC值，16种PAHs相对于BaP的TEF值[6]见表2。方法2则直接采用PAHs的致癌斜率因子、非致癌参考剂量等参数进行毒性评估。截止目前为止，USEPA优先控制16种PAHs的致癌斜率因子、非致癌参考剂量等参数主要来自于美国风险综合信息系统IRIS及美国第三、六、九区区域筛选值表格[14-15]，除Acy、Phe、BgP外，7种致癌PAHs的致癌斜率因子、Nap的呼吸途径致癌斜率因子和6种非致癌PAHs的参考剂量见表2。鉴于PAHs化学结构及毒性作用机制相似，针对Acy、Phe、BgP三种非致癌PAHs单体，文中基于BaP的TEF值进行致癌风险评价。对于其他13种PAHs单体，则按照公式(1)～(12)分别进行致癌和非致癌评价。最终得到BaA、Chr、BbF、BkF、BaP、DBA、Inp、Acy、Phe、BgP、Nap等11种PAHs的致癌风险及Nap、Ace、Fl、An、Flu、Pyr等6种PAHs的非致癌危害。

表2 PAHs毒性参数Table 2 Toxicity parameters for PAHs

2 结果（Results）

2.1 土壤中PAHs特征描述

研究区表层、深层土壤PAHs检测结果见表3。表层土壤中∑PAHs检出率为22.04%，16种PAHs中DBA未检出，Flu、Phe、Pyr、Acy和Nap等5种单体检出率均在10%以上，且Flu检出率最高，达12.37%。∑PAHs介于nd～191.8 mg·kg-1之间，平均值为2.509 mg·kg-1，其中2～3环PAHs平均值占∑PAHs平均值的92.6%，且Acy和Nap的平均值分别占∑PAHs平均值的52.71%和23.22%。而深层土壤中∑PAHs检出率为10.75%，BkF与DBA等2种单体均未检出，Nap和Acy的检出率最高，分别为8.6%和6.99%。∑PAHs介于nd～ 994.1 mg·kg-1之间，平均值为11.028 mg·kg-1，其中2～3环PAHs平均值占∑PAHs平均值的84.1%，且Acy和Nap的平均值分别占∑PAHs平均值的30.43%和26.48%。表明PAHs在表层土壤的检出率以及单体数均高于深层土壤，但表层土壤PAHs总量和平均值均低于深层土壤PAHs含量。此外，Acy和Nap在表层、深层土壤中检出率及平均含量均较高。

2.2 致癌风险评价结果

采用2种方法分别获得PAHs的致癌风险结果见表4～5。对于0.0～1.0 m表层土壤，方法1和方法2确定的总致癌风险最大值分别为1.48E-05和1.35E-05，二者均超过可接受致癌风险水平，需要修复；对于1.0～3.0 m深层土壤，方法1和方法2确定总致癌风险最大值分别为3.36E-08和3.73E-04，采用方法1确定的风险值远低于可接受致癌风险水平，不需要修复，但方法2确定的风险值高于可接受致癌风险水平2个数量级，需要修复。方法1确定的风险值低于方法2确定风险值4个数量级，表明采用方法1确定的风险值弱化了深层土壤致癌风险。方法1确定的修复目标污染物为苯并(a)芘、二苊烃，最大致癌风险贡献率分别为58.53%和12.96%；方法2确定的修复目标污染物除苯并(a)芘、二苊烃外，增加了萘，3种PAHs最大致癌风险贡献率分别为2.24%、0.5%和96.45%。方法1确定的各暴露途径致癌风险的贡献中，表层土壤4种暴露途径累积贡献率高达99.96%，深层土壤呼吸途径贡献率仅为0.04%；而方法2确定的各暴露途径致癌风险贡献中，表层土壤4种暴露途径累积贡献率仅为10.52%，深层土壤呼吸途径贡献率高达89.48%。

以可接受致癌风险水平为界限，采用surfer8.0基于克里金法对表层及深层土壤致癌风险分别进行空间插值，同时根据场地实际情况对插值结果进行适当调整，最终得到表层及深层土壤修复面积及土方量。

表3 表层及深层土壤中PAHs浓度Table 3 PAHs concentrations in surface and deep soils

表层土壤致癌风险分布(图1与图2)显示，方法1确定的表层土壤PAHs总致癌风险超过可接受致癌风险水平的面积约为27 846 m2，土方量为27 846 m3。表层土壤修复面积占焦化厂区面积的6.25%，其中化厂车间区及污水处理区修复面积占总修复面积的71.6%。而方法2确定的表层土壤PAHs总致癌风险超过可接受致癌风险水平的面积约为28 667 m2，土方量为28 667 m3。表层土壤修复面积占焦化厂区面积的6.43%，化厂车间区及污水处理区占总修复面积的63.77%。采用2种毒性评估方法确定的表层土壤风险超标点除污水处理站南部一个点外，其余风险超标点位分布基本一致，均集中在粗苯车间、无水氨车间、鼓风冷凝车间、煤气发生炉区、油库及污水处理区。化厂车间是焦化厂的核心生产区域，包括粗苯车间、无水氨车间、鼓风冷凝车间及干法脱硫车间，生产过程中均可能发生焦煤气或焦油的泄漏，污水处理区高浓度PAHs焦化废水可能发生跑冒滴漏，且焦油及焦化废水泄漏均在现场调查时得到证实。因此2种毒性评估方法确定的表层土壤修复结果基本一致。

对于深层土壤，方法1计算的结果显示不需要修复。方法2确定的深层土壤致癌风险分布(图3)显示，深层土壤中PAHs总致癌风险超过可接受致癌风险水平的面积约为17 972 m2，修复土方量为35 944 m3。深层土壤修复面积占整个焦化厂面积的4.03%，化厂车间区占总修复面积的72.44%。

综合毒性评估方法2确定的表层及深层土壤PAHs修复区域分布特征(图2和图3)，获得焦化厂PAHs污染土壤总修复面积约为40 513 m2，表层与深层土壤修复总土方量为64 611 m3。

2.3 非致癌危害结果

采用方法1进行风险评价无法获得非致癌危害指数，因此只分析方法2确定的非致癌危害指数。如表6所示，表层土壤总非致癌危害指数最大值为2.88E-01，小于可接受非致癌危害指数，不需要修复，但深层土壤总非致癌危害指数最大值为6.96E+ 01，远高于可接受非致癌危害指数，需要修复。Nap的非致癌危害指数最大，其最大值较其他单体最大值高1～2个数量级，是修复目标污染物。各暴露途径对非致癌危害指数的贡献率按从大到小为：深层土壤挥发气吸入>经口摄入>皮肤接触>表层土壤挥发气吸入>土壤颗粒物吸入，且深层土壤呼吸途径对总风险的贡献率高达99.4%。

表4 方法1确定的致癌风险Table 4 Carcinogenic risk calculated with method 1

表5 方法2确定的致癌风险Table 5 Carcinogenic risk calculated with method 2

表6 方法2确定的非致癌危害指数Table 6 Non-carcinogenic hazard index calculated with method 2

以可接受非致癌危害指数为界限，采用surfer8.0基于克里金法对深层土壤PAHs非致癌危害进行空间插值，同时根据场地实际情况对插值结果进行适当调整，最终得到场地深层土壤修复面积及土方量。

对于深层土壤，方法1确定的深层土壤不需要修复，而方法2确定的深层土壤非致癌危害指数分布(图4)显示，深层土壤中PAHs总非致癌危害指数超过可接受非致癌危害指数的面积约为13 203 m2，修复土方量为26 406 m3。深层土壤修复面积占整个焦化厂面积的2.96%，化厂车间区占总修复面积的85.79%。

图1 方法1确定的表层土壤PAHs致癌风险分布图

图2 方法2确定的表层土壤PAHs致癌风险分布图

图3 方法2确定的深层土壤PAHs致癌风险分布图

图4 方法2确定的深层土壤PAHs非致癌危害指数分布图

3 讨论（Discussion）

3.1 致癌风险结果分析

综合考虑表层、深层土壤致癌风险时，表3中Ace、Fl、An、Flu、Pyr等5种非致癌PAHs的总平均致癌风险占16种PAHs总平均致癌风险的1.79%，对总致癌风险影响较小。因此为了分析导致2种毒性评估方法确定的致癌风险差异的原因，文中只对表4和表5中Nap、BaA、Chr、BbF、BkF、Inp、DBA和BaP的致癌风险进行对比，鉴于表层及深层土壤中DBA均未检出，最终只讨论Nap、BaA、Chr、BbF、BkF、Inp和BaP等7种PAHs。

方法1和方法2不同暴露途径致癌风险分别可以用公式(13)和(14)表示，式中1、2分别表示方法1和方法2，k表示第k种PAH单体，Q表示暴露量。因此，在场地概念模型及场地参数确定的条件下，2种方法相同暴露途径致癌风险的差异由暴露量和致癌斜率因子决定。公式(1)、(3)中暴露量不受PAHs单体种类影响，且不同PAHs单体相同的ABSd取值(均为0.13)[9]使得公式(2)中暴露量也不受PAHs单体种类影响，针对经口摄入、皮肤接触、吸入土壤颗粒物3种暴露途径，不同PAHs单体的相同暴露途径的暴露量是一致的，进而2种方法上述3种暴露途径致癌风险的差异由致癌斜率因子确定。公式(4)、(5)中暴露量是气体挥发因子的函数，且气体挥发因子是污染物亨利常数H’及土壤有机碳-水分配系数的函数[9]，针对表层土壤挥发气吸入及深层土壤挥发气吸入途径2种暴露途径，不同PAHs单体的相同暴露途径的暴露量不同，进而2种方法确定的上述2种暴露途径致癌风险的差异由暴露量和致癌斜率因子共同决定。

表2中Nap呼吸途径致癌斜率因子与BaP对应途径致癌斜率因子比值高于相应TEF值31倍，Chr与BkF经口摄入、皮肤接触途径致癌斜率因子与BaP对应途径致癌斜率因子比值均小于相应TEF值1个数量级，其余BaA、BbF和Inp经口摄入、皮肤接触及呼吸吸入3种途径致癌斜率因子与BaP对应途径致癌斜率因子的比值均等于各PAHs的TEF值。因此方法2确定的Nap的吸入土壤颗粒物的致癌风险是方法1确定值的31倍，方法2确定的Chr与BkF的经口摄入及皮肤接触途径的致癌风险均低于方法1确定值1个数量级，而2种方法获得的BaA、BbF和Inp经口摄入、皮肤接触及吸入土壤颗粒物等途径的致癌风险结果完全一致。对于表层、深层土壤挥发气暴露途径，表7中Nap、BaA、Chr、BbF 2种途径暴露量均高于BaP相应途径的暴露量，BkF暴露量则与BaP的暴露量接近，Inp暴露量则低于BaP的暴露量，与致癌斜率因子共同作用，导致方法2确定Nap、BaA、Chr、BbF等4种PAHs 2种致癌途径风险高于方法1的结果，BkF则约等于方法1的结果，而Inp则低于方法1的结果。且Nap深层土壤暴露量高于BaP暴露量4个数量级，与高呼吸途径致癌斜率因子共同使用，使方法2确定的NaP深层土壤致癌风险(3.73E-04)高于方法1确定值(2.80E-10)6个数量级。

此外，结合研究区表层和深层土壤PAHs含量(表3)，Nap的检出率和平均含量均远高于BaA、Chr、BbF、BkF、Inp和BaP等6种PAHs。对于表层土壤，因吸入土壤颗粒物和表层土壤挥发气途径的贡献率远低于经口摄入和皮肤接触途径的贡献率(表4)，使得2种方法确定的表层土壤致癌风险结论基本一致。而对污染更为严重的深层土壤，采用方法1的风险计算中Nap参考低挥发性BaP(亨利常数为1.87×10-5)[9]的毒理参数，不能真实反映Nap的高挥发性(亨利常数为2.0×10-2>>10-5)[20]，最终导致2种方法确定的深层土壤致癌风险结论截然不同。

3.2 非致癌危害结果分析

对于Nap、Ace、Fl、An、Flu、Pyr等6种PAHs，图5～6分别给出2种方法确定的不同暴露途径百分比，方法1确定的不同致癌PAHs在相同暴露途径下的贡献率水平几乎一致，而方法2确定的不同非致癌PAHs在各种暴露途径的贡献率不完全相同，且对同一种PAH，2种方法确定的相同暴露途径的贡献率水平存在显著差异。焦化厂3.0 m处黏土层使得PAHs出现富集，导致深层土壤PAHs污染程度较表层土壤污染严重[21]。对于非致癌PAHs，2～3环PAHs单体数占75%。表3显示深层土壤中2～3环PAHs平均值占总∑PAHs平均值的84.1%，其中Nap的平均值占∑PAHs平均值的26.48%，含量高达325 mg·kg-1，为污染最严重的PAHs单体。由于方法1风险计算中所有PAHs均参考BaP毒理参数，最终导致不同污染物相同暴露途径的贡献率水平一致，且BaP挥发性较低导致其呼吸吸入途径的贡献率较小[22-23]，进而造成忽视深层土壤风险的结果。而方法2确定的非致癌危害计算中，深层土壤呼吸途径的贡献率显著增强，尤其是Nap、Ace和An，其深层土壤呼吸途径贡献率高达80%以上，更能客观评估焦化厂深层土壤PAHs的暴露风险。其中，强挥发性Nap的呼吸途径参考剂量低于其他PAHs单体2～3个数量级，导致其呼吸暴露途径下进入人体的量较高，Nap单体的贡献率高达99.52%，为深层土壤修复目标污染物。

表7 致癌效应评价中表层及深层土壤挥发气暴露途径对应的PAHs暴露量Table 7 PAHs exposure doses corresponding to surface and deep soils volatilization exposure routes in carcinogenic effects evaluation

图5 方法1确定的各暴露途径致癌风险贡献率

图6 方法2确定的各暴露途径非致癌危害指数贡献率

3.3 修复土方量对比分析

方法2确定的结果显示焦化厂表层、深层土壤均需修复，而方法1确定的结果显示只有表层土壤需要修复。其中方法2确定的深层土壤致癌风险与非致癌危害分布特征存在一定差异(图3～4)，致癌风险修复区域除包含非致癌危害修复区外，还存在其他修复区。因此，综合方法2确定的PAHs致癌风险与非致癌危害分布特征(图2～4)，获得焦化厂PAHs污染土壤总修复面积约为40 513 m2，表层与深层土壤修复土方量为64 611 m3，是方法1确定土方量(26 406 m3)的2.45倍。结合3.1和3.2章节分析，2种毒性评估方法获得BaP的致癌风险结果完全相同，但对于Nap、BaA、Chr、BbF、BkF和Inp等 PAHs，方法1高估了表层土壤中NaP、CHr和BkF的风险，但由于2种方法计算的NaP、CHr、BkF的风险均低于可接受风险水平，导致2种方法确定的表层土壤修复土方量差异不大；对于深层土壤，方法1低估了Nap、BaA、Chr、BbF而高估了Inp的深层土壤挥发气途径的风险，虽然2种方法计算的BaA、Chr、BbF、BkF和Inp的风险均低于可接受风险水平，但方法2获得Nap的深层土壤致癌风险及非致癌危害商均超过可接受风险水平，最终导致深层土壤修复土方量存在巨大差异。

综上所述，从保守角度建议优先采用毒性评估方法2进行PAHs风险评价。

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A Comparative Study of Two Toxicity Evaluation Methods on Human Health Risks in a PAHs Contaminated Site

Wang Pei*,Chen Lina,Jiang Peng,Liu Yu

Changzhou Research Academy of Environment Sciences,Changzhou 213022,China

19 July 2015 accepted 30 September 2015

Toxicity evaluation is an important part in human health risk assessment.Two methods were most used for toxicity evaluation:1)method one(method 1)uses BaP carcinogenic slope factor as indicator after converting PAHs to BaP equivalents;2)method two(method 2)directly utilizes parameters related to PAHs such as PAHs carcinogenic slope factors and PAHs non-carcinogenic reference doses.However,during PAHs human health risks calculation process,little study has been done about the differences between the above methods.Layered soil health risk assessment models using both method 1 and method 2 were conducted in a PAHs contaminated coking plant in the south of Jiangsu Province.PAHs risks,remediation pollutants and volumes were compared,and the key factorscausing the above differences were discussed.Results showed that with methods 1 and 2,the maximum carcinogenic risks and remediation volumes for surface soils within 1.0 m depth were 1.48E-05 and 1.32E-05,27 846 m3and 28 667 m3respectively,and the remediation pollutants were BaP and Acy.For soils within 1.0～3.0 m depth,the maximum carcinogenic risk calculated by method 1 was 3.36E-08,indicating no need to repair;however,the maximum carcinogenic risk and non-carcinogenic hazard index calculated by method 2 were 3.73E-04 and 6.96E+01respectively,and the remediation volumes were 35 944 m3with Nap as major remediation pollutant.Overall,the total remediation volumes 64 611 m3calculated with method 2 is 2.45 times more than that of 27 846 m3calculated with method 1,since method 1 underestimated the risks of high volatile PAHs especially NaP in deep soils.Therefore, method 2 should be recommended in PAHs health risks assessment from the conservative perspective.

PAHs;toxicity evaluation;risk assessment

2015-07-19 录用日期：2015-09-30

1673-5897（2016）3-180-11

X171.5

A

10.7524/AJE.1673-5897.20150719001

简介：王佩(1986—)，女，博士，工程师，主要研究方向为污染场地调查、风险评价及场地修复，发表学术论文8篇。

江苏省环保科研课题(2012038)；常州市应用基础研究计划项目(CJ20130048)；常州市科技支撑计划社会发展项目(CE20135039)

王佩(1986-)，女，工程师，研究方向为污染场地调查、风险评价及场地修复，E-mail:modest3000@163.com；