污染场地健康风险评价
有机氯农药污染场地的健康风险评价
ｔｏ ｋｔ ． ｏ ｌ ｉ ２ ５软 件进 行健 康风 险 的计 算 ， 出 ９ 置信 上 限浓度 对 应 的人 体健 康 风 险值． 算结 果表 明该场 得 ５ 计 地有 机 氯农 药的 单一 致癌 风 险值 超 过 了 １ ０ ， ×１ ～ 并且 表层 污染物 累加致 癌风 险值超 过 了 １ Ｏ ． ×１ 关键 词 ： 污染 场地 ； ＨｓＤＤ ； Ｈｃ ； Ｔｓ 土壤筛 选基 准 ； Ｂ Ａ； 康 风险评 价 Ｒ Ｃ 健
多种生 殖效应 Ｅ 引．
由于原农 药生产 场地 潜在 的土壤 和地 下水 污染 ， 周 围环境及 人体健 康构 成 了风险． 对 为保 障人 民群众 身 体 健康 和环境 安全 ， 防止 环境 污染事故 发生 ， 污染 调查 和健 康 风险 评价 势在 必 行． 目前 国 内外 针 对健 康 风 险 评 价［ ］ １ 主要参 照 １ ８ ” ９ ３年美 国 国家科学 院 （ ＮＡＳ 提 出 的风险评 价“ ） 四步走 ” 即危 害鉴别 、 量 一效 应关 系 ， 剂
２ ２正 ０１
河 北大 学 学报 （ 自然科 学版 ）
Ｊ ｕ ｎ ｌ ｆＨ ｅ ｅ ｎｖ ｒｉｙ （ ｔ ｒ ｌＳ ｉｎ ｅＥｄｔ ｎ ｏ ｒ ａ ｂ ｉ ｏ Ｕ ｉｅ ｓｔ Ｎａ ｕ ａ ｃｅ ｃ ｉ ｏ ） ｉ
２ ２ ０１
第３卷 ２
第 １ 期
Ｖｏ ． ２ Ｎ０ １ １３ ．
到 ５ ８ｍｇ ｋ ， ＤＴ ０ ／ ｇ Ｄ ｓ残 留 水 平 为 从 低 于 ０ ０ ／ ｇ到 ３ ０ ｍｇ ｋ ． Ｈｓ的 残 留 水 平 要 高 于 Ｄ ｓ ｐ ． １ｍｇ ｋ ９ ／ ｇ ＨＣ ＤＴ ． －
ＨＣ 和 ＤＤ 为优 势 污染物． Ｈ Ｄ 该场 地地 下 水样 品分 析 结 果表 明 地 下水 没 有 受 到 Ｏ Ｐ Ｃ ｓ的 污染． 用 Ｒ Ｃ 使 Ｂ Ａ
污染场地健康风险评价述评
引 言
场 地指 某 一 地 块 范 围 内 的 土壤 、 下 水 、 表 地 地 水、 大气 和 生物 的总 和 ¨ 。场 地 污染 是 过 去 或现 在
合组织 （ Ｅ Ｄ） 同建 立 了人体 健 康风 险 和 生态 风 ＯＣ 共 险 的框 架 。欧盟 于 １ ９ ９ ６年完 成 了污 染 场地 风 险 评 价协 商指 南 。加 拿 大 、 大利 亚 和 芬 兰等 国均 澳
作者简介 ： 孙金华（ ９６ ， ， １８一） 女 河南虞城人 ， 硕士研究生 ， 要从事土壤污染与防治研究． ｍ ｉ ｍｈ ｅｕ ｅｕ Ｃ Ｅ－ａｌ ｊ＠ｈｎ ・ ｄ・ Ｈ ：
孙金 华 ，马建 华
（ ． 南 大学 资源 与 环 境 研 究 所 ， 南 开 封 ４ ５０ １河 河 ７ ０４： ２ 河 南 省高 校 重 点 学 科 环境 变化 与水 土 污 染 防 治 开 放 实 验 室 ， ． 河南 开 封 ４５ ０ ） ７ ０ ４
摘 要 ：首 先 介 绍 了污 染 场地 （ 地 是 一定 范 围 内的 土壤 、 下 水 、 表 水 、 气 和 生 物 的 总和 ） 康 风 险评 价 场 地 地 大 健
收 稿 １期 ：０ １— ９— ０ 修 订 １期 ：０ １—１ １ ３ ２１ ０ ２ ； ３ ２１ Ｏ一 ３
１ 污 染场 地 健 康 风 险 评价 理论 和 方 法 研 究
开 展污 染场地健 康 风险评价 是一项 错综 复杂 的
基 金 项 目 ： 等学 校 博 士 学 科 点 专项 科 研 基 金 （００ １３ １０ １ ； 育 部 和 河 南 省 共 建 河南 大学 项 目 （Ｂ Ｊ９ １ １ 资 助 高 ２ １４ ０ １００ ） 教 Ｓ Ｇ ００ ０ ）
则》 北京 市环境保 护 局 ，０ ７ 尚未颁 布 实施 ， 多 （ ２０ ） 许
污染场地健康风险评价
20世纪90年代，我国开始了以介绍和应用国外
研究成果为主的环境风险评价研究，但大部分集中 在事前风险评价。 同时，我国环境保护法和环境影响评价法也只对规 划和建设项目开展环境影响评价作出了规定，尚未 涉及污染场地健康风险评价方面的内容。
健康风险评价基础理论
健康风险评价的内容主要包括估算污染物进入人体 的数量、评估剂量与负面健康效应之间的关系。
规章
国 家 石油和 有 毒 有害 物 质污 染应 急 计 划
导则
超 级 基金 风 险 评价导 则
人体健 康评 估手 册 环境评 估手 册
超 级 基金 暴 露 评价手 册
欧盟 1994年成立欧盟污染场地公共论坛； 1996年完成污染场地风险评价协商行动指南，指 南拟解决7大问题。
荷兰 1987年颁布《土壤保护法》； 80年代设立了“国家公众健康与环境保护研究院” 和“土壤保护技术委员会”。
➢人体污染物摄取方式和机制 ➢剂量-反应关系 ➢毒性评估 ➢风险表征
人体污染物摄取方式和机制
人体摄取污染物质的途径主要包括三条： 口、呼吸和皮肤接触。
通常采用不同类型剂量来表示污染物质进入人体 各个阶段的数量
无论通过
何种途径，
污染物质
大气
只有最终 进入到人
呼吸途径
体血液中
才会对人 体健康产
污 染
生影响。
源
因此，原
土壤 水
人
皮肤接触
体 器
官
则上估计
人体污染
食入途径
物摄取量 应以内部
食物链
剂量或吸
收剂量为
依据
污染物暴露途径
污染场地健康风险评价方法
数 据收 集和分析
收 集 和 分析 相 关 场 地 数据 识 别 潜 在污 染 物
污染场地风险评估技术导则
污染场地风险评估技术导则
污染场地风险评估技术导则
污染场地风险评估技术是用于确定污染场地的安全性的重要技术。
它是一种系统评价污染场地发生环境污染及其危险影响的技术。
本导则旨在提供关于采用污染场地风险评估技术的建议，以便改善风险识别和风险管理的效应。
首先，要考虑风险设定，即确定污染场地的风险水平和相关参数，以确定风险管理策略。
其次，应完成敏感性评估，即计算出污染场地对人体健康和环境影响的程度。
第三，应考虑剂量反应模型，即确定生物体受到污染场地的潜在威胁。
最后，应结合作物和动植物模型，以确定污染场地对它们的潜在影响。
污染场地风险评估技术包括一系列定量和定性评估方法。
定量法是采用数据和模型来计算和估算污染场地的总体影响，以估计它们可能对人类和环境产生的影响程度。
定性方法则通过实地考察和采样分析，估计污染场地的污染情况，以估计污染场地可能产生的风险。
为了更好的开展污染场地风险评估技术，必须考虑多种因素，如气象条件，土壤和地下水特性，植物和动物群落，污染源组成和排放强度，环境条件的历史变化等。
此外，污染场地风险评估技术还应采用有效的数据管理，可确保生态学家和技术人员能够有效获取，使用和对这些数据进行分析。
总之，污染场地风险评估技术是一种重要的管理和行政技能，可以有助于确定污染场地与环境和人体健康的风险。
只有通过了解风险，政府和企业才能承担风险，制定有效的风险管理策略，以避免可能遇到的灾难性风险。
因此，充分采用污染场地风险评估技术，保护人类健康和环境安全，将是重要的措施之一。
场地调查、风险评估与修复工作流程
场地调查、风险评估与修复工作流程场地污染往往是“看不见的污染”，一旦污染，其修复既费时间又耗费大量资金。
土壤污染防治攻坚战的战斗核心依然是污染修复。
我国土壤修复的难点在于开发符合我国国情的调查和修复技术体系，重点在于场地调查的全面性、风险评估的准确性、修复技术的可靠性。
一、场地调查场地调查是场地修复成功的基础，不合适的概念模型是导致修复失败的主要原因。
在场地调查中，较准确地确定污染源、污染扩散途径、污染物分布和受体关系，才能制定更经济有效的修复方案。
现阶段我国场地污染调查阶段投入的人力和资金往往十分不足，存在较为严重的重修复轻调查现象。
场地调查，分为初步调查和详细调查两个阶段。
实施步骤一般包括资料搜集、现场踏勘、人员访谈、初步采样分析等。
搜集场地有关文件、历史档案、照片等资料，有助于了解场地污染的历史情况；现场踏勘目的在于核实已搜集到的资料，了解污染现状，包括周边敏感点等；人员访问是为了进一步考证已有资料。
而后，制定采样计划并现场采样，分析整理监测结果，最后形成初步调查报告和详细调查报告。
如果缺乏细致的场地调查数据，复杂场地的修复效果可能收效甚微。
目前美国场地调查先进技术包括概念模型、土壤采样统计学、地下水采样及监测井优化、三元现场决策法、基于决策的场地调查、高精度技术、环境法医学、场地修复地质学、水文学和环境生物分子诊断等。
传统的调查方式是透过有限的钻孔取样或MIP来推测可能的分布情况，通过点和点之间的结果的关联来推估污染分布的范围、深度等信息；地球物理探勘方法是透过非破坏性的方式，对地底下的填埋物和地层构造做量测，除了不须钻孔的特点之外，还能透过大范围的量测得到连续性的剖面数据。
这些传统的探矿方法用于场地环境调查可以实现：（1）查明工作区地下管线平面位置、走向、埋深等基本情况；（2）结合高密度电阻率法，探地雷达法及感应电磁法可以有效的初步查清土壤污染羽，垂直分布范围及深度等信息，确定可能的高浓度污染物区域；（3）通过高密度电阻率法结果能准确分辨出地表附近地层结构以及潜水面的位置；（4）利用微地震和大地电阻法可以探测深层污染的分布，如石油开发对地下水环境的影响等。
某电镀污染场地对人类健康的风险评价
健康 影 响 。
３某 电镀场地的健康风 险评价 、
下 图为 某 电镀 厂 监 测 点 布 设示 意 图 。 上壤 蘑金 属监 测 分 析 结 果统 计 如 表 ｌ 。风 险计算 中采用 的污 染物致癌斜率 系数 （Ｓ ） Ｃ Ｆ 和慢性 经 ｕ参考剂量 （ｆ ） Ｒ Ｄ 参考值如表 ２ 。三种暴露途径下 的暴露参考系数见表 ３ 。
ｃＦ ｓ 一一各类途径 （ 口、 经 皮肤或尘直接摄 入） 的致癌风险斜率系数 。 每一种途径 （ 经口、 皮肤或尘直接摄入） 的致癌风险将 等于所有致癌污 染物通过此途径产 生的风险之和 ， 对个体总风险则为上述 所有途 径产生风
险之和 。 美 国 ＥＡ在 国家风 险计划 中建立 了污染 导致增 加致癌 风险 为 １— Ｐ ０６
（ 即污染导致百万人增加一个癌症患者） 作为土壤 治理的基准。 ２ ３ ２非致癌风 险评价 ．． 非致癌后风险值定义 为每天摄入量 （ 平均 到整个暴露作用期） 除以每 途 径 的慢 性经 口参 考 剂 量 。 Ｈ ＝ＥＩ ｆ ： 中， Ｑ Ｄ ／Ｒ Ｄ 式 Ｈ 一一风险值 ； Ｒ Ｄ Ｑ ｆ 一一参考剂量 ，ｇ （ｇ ｄ ： ｍ ／ ｋ ？ ） ＥＩ Ｄ 一一每天摄入量 （ 平均到整个暴露作用期） ｍ ／ ｋ ？） ，ｇ （ｇｄ 。 每个化学物质 总的非致癌风险等于通过 各种途 径非致癌风险值的总 和 。 当 非致 癌 风 险 值 小 于 １ ， 时 不会 对 场 地 上 居 民造 成 明显 的不 利 非 致 癌
城市环境污染的三种健康风险评价模型及比较
围内； 当 CDI / HCV ＞ 1，说明污染场地具有潜在的健康风
险。
1． 3 HHRE（ Human health risk evaluation）模型
HHRE 模型是由欧洲官方提供的，为解决规划带来的
土地利用对土壤重金属的影响和风险。该模型指潜在风
险源对人类与土壤重金属的接触（ 暴露途径） 的影响，它
ence Dose） 值为衡量标准，暴露剂量率和参考剂量的关系 HQ = CDI / RfD，RfD 污染物的参考剂量，因此非致癌物质
的危害商（ HQ） 计算公式如下：
HQ = C × IRoral × EForal × EDoral BW × AT × RfDoral
+ C × IRdermal × EFdermal × EDdermal BW × AT × RfDdermal
对于非致癌物质计算其危害商判定标准设定为112cleac???a???a???la??e???????a?????????模型clea模型是有英国环保署和环境食品与农村事务部以及苏格兰环境保护局联合开发是英国官方推荐用来进行污染场地评价以及获取土壤指导限值sgvs的模型35
中国人口·资源与环境 2010 年 第 20 卷 第 5 期 专刊 CHINA POPULATION，RESOURCES AND ENVIRONMENT Vol． 20 No． 5 2010
价。一级评价仅针对污染源点上方的暴露点，也即假定污
染物暴露的受体位置在污染点原位。评价所需的土壤、地
下水、大气、污染物特性等参数大量采用经验保守值。二
级评价针对 污 染 影 响 区 内 的 真 实 暴 露 点，相 比 于 一 级 评
价，二级评价在分析与污染源点异位的暴露点时，需要考
某电镀污染场地对人类健康的风险评价
某电镀污染场地对人类健康的风险评价作者：卢宁川展漫军来源：《科学与财富》2010年第03期[摘要] 采用健康风险评价方法对某电镀污染场地在该地块未来土地使用性质为工业与商贸用地的情况下进行健康风险评价。
结果该地块重金属镉、镍、铬的致癌风险是可以接受的。
该污染地块的非致癌风险基本上是可以接受的。
但是区域内的个别点已经超过了健康可接受的非致癌风险程度,需要对此点位的污染土壤进行治理或修复。
[关键词] 电镀污染场地健康风险评价致癌风险非致癌风险1、引言污染土地对人类健康风险评价是对某特定的土壤污染现象,结合其可能对人类健康产生的潜在影响,对其风险进行定量、定性分析的活动。
土地中有毒污染物可能造成两种不良健康影响:致癌或非致癌效果1-5。
根据美国环保局(EPA)的实践和相关案例,对于致癌性危害,风险水平10-4-10-6之间被认为是可接受水平;对于非致癌性危害,如果场地暴露指数不超过1,即人体吸收的有害污染物不大于无不良健康影响的参考标准,则认为危害程度是可以接受的6-8。
污染场地环境污染的风险影响主要取决于场地的环境污染状况和场地的未来用途9。
在确定风险时应考虑未来土地利用方向。
一般来说,未来土地利用可以有三个方向:①工业与商贸用地;②农业用地;③居住用地。
本次某电镀厂污染场地风险评估是按照工业与商贸用地情景进行。
2、场地风险评价的定量计算2.1暴露途径本文假定为工业与商贸用地暴露场合,考虑经口直接接触不慎摄入、皮肤直接接触土壤和经呼吸土壤尘三种暴露途径,以此评估该地块未来土地利用带来的健康风险影响。
2.2摄入量计算本文采用的健康风险评价模型中的暴露参考系数主要来自美国环保局《暴露评价指南》以及有关暴露评价文献给出的参考值。
考虑到我国实际情况,本文参考系数同时参考了北京市环境保护科学研究院《场地环境评价导则》。
2.2.1直接摄入污染土壤因不慎摄入土壤而摄入的污染物EDI(mg/(kg?d))可按下式计算:式中,CS——土壤中化学物质浓度,mg/kg;IR——土壤摄入量,mg/d;CF——转换系数,kg/mg; EF——暴露频率,d/a;ED——暴露年限,a; BW——体重,kg;AT——平均作用时间,d。
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K2-2
K2-3 K2 K2-4 K2-5 K2-6 K2-7
10
20 40 60 80 120
0.000
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0 .1 体 积含 水量
0 .1 5
2 .0
包气带土层的特征参数
水分特征曲线拟合参数列表
样号 2-6 2-8 α 0.0317 0.0046 n 1.146 2.015 m 0.127 0.504 θ r 0.001 0.0378 θ s 0.46 0.51
土壤剖面取样分析成果表
Risk 1 exp(CDI SF)
HQ Intakeor Absorbed Dose/RfD
Risk为致癌风险，表示人群癌症发生的概率，通常以一定数量人口出现癌症患 者的个体数表示； CDI为人体终生暴露于致癌物质单位时间单位体重的平均日摄取量（mg/kg/d）； SF为斜率因子（(mg/kg/d) -1）； RfD—非致癌参考剂量。
？ 污染场地
污染场地风险评价
污染场地风险评价是对已经或可能造成污 染的工厂、加油站、地下储油罐、垃圾填 埋场、废物堆放场等场地由于污染物质排 放或泄漏对人体健康和生态安全的危害程 度进行概率估计，并提出降低风险的方案 和对策。 它包括：基于人群健康的风险评价和
基于生态安全的风险评价。
国内外研究进展
钻 孔 编 号
取样 编号
K1-1
取样 深度 （cm） 2
分析项目（mg/kg） 二氯 甲烷 0.000 三氯 甲烷 5.620 四氯 化碳 44.790 二氯 乙烯 0.000 三氯 乙烯 ND 四氯 乙烯 ND 二氯 乙烷 0.000 二氯 丙烷 0.007
K1-2
K1-3 K1 K1-4 K1-5 K1-6 K1-7 K2-1
1 资料收集 1）场地背景
气候与气象：温度、降雨、风速、风向； 地质背景：地层、特征； 植被：森林、草地、裸露； 土壤类型：砂质、有机质、酸碱性等； 地表水：位置和特征描述；如类型、流速、盐度。
2）暴露人群
人群的分布现状：如相对于场地的距离和方位； 人群结构：敏感人群。
超 级 基金 修 正 和 授权 法 案
规章
国 家 石油和 有 毒 有害 物 质污 染应 急 计 划
导则
超 级 基金 风 险 评价导 则
人体健 康评 估手 册 环境评 估手 册
超 级 基金 暴 露 评价手 册
欧盟 1994年成立欧盟污染场地公共论坛； 1996年完成污染场地风险评价协商行动指南，指 南拟解决7大问题。 荷兰 1987年颁布《土壤保护法》； 80年代设立了“国家公众健康与环境保护研究院” 和“土壤保护技术委员会”。
毒性 评 估
收 集 目 标 污 染 物 的 毒理 学 数 据 确 定 目 标 污 染 物 的 毒性 值
估 算不 同 暴 露 途径 的 人 群 摄 取量
风险 表 征
负 面 健 康 效应 发 生 的 可 能性 计 算 致 癌风 险 计 算 非 致癌 危 害 指 数 不 确 定 性 分析
数据收集和分析
数据收集是风险评价的基础， 通常需收集已有资料， 开展实地调查和采样分析， 并建立数据质量管理和质量控制目标体系。
2）不确定性分析
不确定性来源于风险评价的各个阶段，野外取样、
实验分析、模型参数获取、模型的适用性和假设、毒
理学数据等均存在客观和主观的不确定因素。 USEPA CMTP模型模拟污染物在包气带和饱水带中
的迁移转化过程时充分考虑到各种模型参数的可变
性，引入蒙特卡罗模型，计算出暴露点污染物浓度 的概率分布，不失为降低模型不确定性的有效方法。
研究成果为主的环境风险评价研究，但大部分集中 在事前风险评价。 同时，我国环境保护法和环境影响评价法也只对规 划和建设项目开展环境影响评价作出了规定，尚未 涉及污染场地健康风险评价方面的内容。
健康风险评价基础理论
健康风险评价的内容主要包括估算污染物进入人体 的数量、评估剂量与负面健康效应之间的关系。
3）确定土地利用现状及规划
居民区； 商业/工业区； 娱乐区。
拟解决的主要问题
（1）污染源的确定；
（2）包气带和饱水带污染物迁移转化模型的选择 和模型参数的获取；
（3）不确定性分析。
暴露评 估
分析目标 污染物运移情 况 识别暴露 人群 分析暴露 途径
估算不同 暴露途径的暴 露浓度
估算不同 暴露途径的人 群摄取量
技术文件和指南： 1988年《健康风险评价手册》； 1989年《场地治理调查和可行性分析导则》； 1992年《超级基金暴露评价手册》； 1996年《土壤筛选导则》； 1998年《生态风险评价指南》； 2005年《铅污染场地风险评价指南》等。
美国超级基金健康风险评价框架
法律
环境 响应 、 补 偿 和义务 法 案
人体污染物摄取方式和机制 剂量-反应关系 毒性评估 风险表征
人体污染物摄取方式和机制
人体摄取污染物质的途径主要包括三条：
口、呼吸和皮肤接触。 通常采用不同类型剂量来表示污染物质进入人体 各个阶段的数量
无论通过 何种途径， 污染物质 只有最终 进入到人 体血液中 才会对人 体健康产 生影响。 因此，原 则上估计 人体污染 物摄取量 应以内部 剂量或吸 收剂量为 依据
大气 呼吸途径 土壤 污 染 源 水 食入途径 食物链 皮肤接触 人 体 器 官
污染物暴露途径
污染场地健康风险评价方法
数 据收 集和分析
收 集 和 分析 相 关 场 地 数据 识 别 潜 在污 染 物
暴露评 估
分 析目 标 污 染 物运 移 情 况 识 别暴 露 人 群 分 析暴 露 途 径
估 算不 同 暴 露 途径 的 暴 露 浓 度
多污染物总风险：为某一暴露途径各污染物风险之和。
致癌总风险：
(Risk)T (Risk) i
HI HQi
非致癌总危害指数
HQ和HI分别为单污染物和多污染物的非致癌危害指数，其数值的大小，表 示风险的大小。
当小于1时，认为风险：各暴露途径总风险之和。
管理的相对滞后同样带来了日益严重的环境问题。 尽管没有具体的数字，但由工厂、加油站和垃圾场等 场地引起的环境污染已相当广泛。 工厂“三废”排放、加油站和地下储存罐的泄漏、矿
山尾矿处理和垃圾废物处置等对环境的危害极为严重。
供水安全保障程度降低
人类健康－暴露或食物链
生态环境恶化与环境安全性降低 “水质型”缺水日益突出 …….
欧美国家在不断建立和完善污染场地风险评
价体系的基础上，多数开展了全国性的污染场地
调查，并根据不同场地条件和污染类型建立污染
场地国家数据库：
美国：370, 000个；
荷兰：300, 000个。 同时选择其中1000个典型的污染场地逐步开展场地 污染治理。
土壤油污染治理
20世纪90年代，我国开始了以介绍和应用国外
10
20 40 60 80 120 2
0.000
0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000
ND
ND 0.850 0.000 0.000 0.000 ND
184.520
215.200 191.654 0.000 0.000 0.000 87.440
0.000
0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000
0.390
0.880 0.778 0.000 0.000 0.000 ND
4.210
4.010 3.604 0.000 0.000 0.000 ND
0.000
0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000
0.000
0.000 0.009 0.000 0.000 0.009 0.000
样 品2- 6 R =0 .9 97 5
2
拟合线
试测线
吸 力（c mH 2 O）
8000
样 品2- 8
R = 0 .9 94 1
2
拟合 线
试测 线
8 00 0
吸 力 （c mH 2 O）
6 00 0
6000
4 00 0
4000
2 00 0
2000
0 0 .0 8
0
0. 1 2 0 .16 体 积含水 量
三个发展阶段： 第一阶段（20世纪30至60年代）：风险评价的萌 芽阶段； 第二阶段（20世纪70至80年代）：风险评价研究 高峰期，基本形成较完整的评价体系； 第三阶段（20世纪90年代后）：生态风险评价成 为研究热点。
美国
法规： 1980年《环境响应、补偿与义务综合法案》（超级基金）； 1986年《超级基金修正和授权法案》； 1985、1988年《国家石油与有毒有害物质污染应急计划》。
K1-7 120cm 120cm
K2-7
VG模型：
1 r 1 m 1 S e 1 n m 1 n S [ 1 ( ) ] m s r [1 ( ) ] m 1
r e n m s r m
n
其中：ψm—土壤基质势（压力单位）；Se—有效饱和度； θ—土壤含水量（%）；θr—土壤残余含水量（%）；θs—土 壤饱和含水量（%）；α、n和m为经验参数。
毒性评估
毒性评估是指利用场地目标污染物对暴露人群产生负面效应的 可能证据，估计人群对污染物的暴露程度和产生负面效应的可 能性之间的关系。