环境铅暴露健康风险评价三种PBPK模型的比较_李梅

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上海市PM_2_5_重金属污染水平与健康风险评价_胡子梅

上海市PM_2_5_重金属污染水平与健康风险评价_胡子梅

第33卷第12期2013年12月环境科学学报Acta Scientiae CircumstantiaeVol.33,No.12Dec.,2013基金项目:国家自然科学基金项目(No.41271472);上海市教育委员会科研创新项目(No.1322035);上海市自然科学基金项目(No.12ZR1409000);上海市科委社会发展重点项目(No.12231201900)Supported by the National Natural Science Foundation of China (No.41271472),the Research and Innovation Project of the Shanghai Municipal Education Commission (No.1322035),the Shanghai Natural Science Foundation (No.12ZR1409000)and the Key Project of Social Development of Shanghai Science and Technology Commission (No.12231201900)作者简介:胡子梅(1988—),女,E-mail :zimeihu0@gmail.com ;*通讯作者(责任作者),E-mail :jwang@geo.ecnu.edu.cn Biography :HU Zimei (1988—),female ,E-mail :zimeihu0@gmail.com ;*Corresponding author ,E-mail :jwang@geo.ecnu.edu.cn胡子梅,王军,陶征楷,等.2013.上海市PM 2.5重金属污染水平与健康风险评价[J ].环境科学学报,33(12):3399-3406Hu Z M ,Wang J ,Tao Z K ,et al .2013.Pollution level and health risk assessment of heavy metals in PM 2.5,Shanghai [J ].Acta Scientiae Circumstantiae ,33(12):3399-3406上海市PM 2.5重金属污染水平与健康风险评价胡子梅,王军*,陶征楷,陈振楼华东师范大学资源与环境科学学院,地理信息科学教育部重点实验室,上海200241收稿日期:2013-03-07修回日期:2013-05-07录用日期:2013-05-22摘要:为了解上海市大气环境中PM 2.5及其重金属的污染特征和健康风险,于2012年5 10月对上海市普陀区(PT )、闵行区(MH )和崇明岛(CM )大气颗粒物PM 2.5及其重金属(Cd 、Cr 、Cu 、Pb 、Zn )含量进行了监测.结果显示,PM 2.5质量浓度介于13.66 143.52μg ·m -3之间,其中,普陀和闵行大气中PM 2.5的含量高于崇明岛,且于5月、9月和10月超出国家空气质量二级标准(24h 均值75μg ·m -3).3个监测点PM 2.5中重金属含量的时间分布规律与PM 2.5一致;崇明岛PM 2.5中Cd 、Cu 、Pb 、Zn 的含量整体上低于普陀和闵行,而Cr 的含量则较高.5种重金属元素对成年男性的健康风险最大,其次是成年女性,对儿童青少年的健康风险则最小;其中,Cd 和Cr 的风险指数要高于Cu 、Pb 、Zn 的风险指数.关键词:PM 2.5;重金属;污染水平;健康风险评价;上海文章编号:0253-2468(2013)12-3399-08中图分类号:X513,X820.4文献标识码:APollution level and health risk assessment of heavy metals in PM 2.5,ShanghaiHU Zimei ,WANG Jun *,TAO Zhengkai ,CHEN ZhenlouKey Laboratory of Geographic Information Science of Ministry of Education ,School of Resources and Environmental Science ,East China Normal University ,Shanghai 200241Received 7March 2013;received in revised form 7May 2013;accepted 22May 2013Abstract :PM 2.5and its heavy metal concentrations from May to October ,2012in Putuo District ,Minghang District and Chongming Island ,Shanghai ,were investigated to identify the pollution characteristics and health risks.The PM 2.5concentrations ranged from 13.66μg ·m -3to 143.52μg ·m -3,and its concentrations in Putuo and Minhang were higher than those in Chongming Island.Additionally ,the PM 2.5concentrations exceeded the national standard Ⅱ(24h average concentration ,75μg ·m -3)in May ,September and October ,2012.The results also showed that the temporal variation of heavy metal concentrations was consistent with that of PM 2.5.The concentrations of Cd ,Cu ,Pb and Zn in Chongming were lower than those in Putuo and Minhang ,while the Cr concentrations were higher in Chongming.These 5kinds of heavy metal had the greatest risk for the health of adult male ,followed by adult female ,the health risk was minimal for children and adolescent.Among them ,the risk indexes of Cd and Cr were higher than those of Cu ,Pb and Zn.Keywords :PM 2.5;heavy metals ;pollution level ;health risk assessment ;Shanghai1引言(Introduction )近年来,随着中国经济的快速崛起,工业发展迅速、人口剧增、拆建工程众多、交通流量增加,大气污染问题越来越严重,其中,大气颗粒物已经成为我国许多城市大气环境中的首要污染物.大气颗粒物中尤以细微颗粒物PM 2.5(大气动力学当量直径≤2.5μm )对环境、气候和人体健康危害较大.大气环境中的细颗粒物PM 2.5主要来自燃烧过程(燃油机动车、木柴燃烧、煤炭燃烧)和工业生产(钢铁生产、冶金等)(Arden Pope III et al .,2006).此外,由二氧化硫、氮氧化物的加速排放带来的二DOI:10.13671/j.hjkxxb.2013.12.028环境科学学报33卷次粒子(硫酸盐、硝酸盐)的增加也是近年来PM2.5污染加重的主要原因(Yao et al.,2010).相对于粗颗粒物,PM2.5因其粒径小、重量轻和数量多而不容易通过干沉降去除,因而能在大气中滞留较长时间,并通过大气环流进行远距离输送,造成区域性的大气污染(Schichte et al.,2001;Furuta et al.,2005;Pey et al.,2010).另一方面,颗粒物毒性大小与其化学组成和粒径大小有关.颗粒物粒径越小,其比表面积越大,更易富集空气中各种有毒重金属、酸性氧化物、有机污染物等多种化学物质以及各种细菌和病毒,并通过呼吸作用进入人体,在肺部发生沉积,从而对机体造成严重的损伤(Natusch et al.,1974;Churg and Brauer,1997;Nemmar et al.,2002;潘小川等,2012).大量流行病学和毒理学的研究已经证实细颗粒物污染与死亡率、呼吸系统及心血管发病率等显著相关(Dominici et al.,2006;Valavanidis et al.,2008;Peng et al.,2009).作为细颗粒物主要的无机成分,富集在PM2.5中具有高毒性和持久毒性的重金属,可以通过呼吸作用随PM2.5颗粒进入人体内并发生沉积,导致人体机能功能性障碍和不可逆性损伤,对人体健康危害较大,是近年来国内外研究的热点(Donaldson et al.,1997;Adamson et al.,2000;王春梅等,2003;Schaumann et al.,2004;王玉秋等,2005).另一方面,研究证实大约75% 90%的重金属分布在PM10中,且颗粒越小重金属含量越高(唐孝炎等,2006).目前,我国环境空气质量标准(GB3095—2012)仅规定了环境空气中的Pb、Cd和Cr的浓度限值,而对其它重金属的环境危害性重视不够,因此有必要确定细颗粒物PM2.5中各重金属的环境危害性,并开展相应的健康风险评价.上海市环境监测中心公布的数据显示,可吸入颗粒物PM10和细颗粒物PM2.5是近几年来上海市大气环境中首要的污染物(上海市空气质量实时发布系统.http://www.semc.gov.cn/aqi/home/Index.aspx).2010年上海市因PM2.5造成的循环系统疾病和心血管疾病总死亡人数为2980人,合计经济损失为236924万元(潘小川等,2012).这一结果只是反映了短期PM2.5暴露造成的健康和经济效应,从长期效应看,PM2.5造成的影响将更为严重.针对上海市PM2.5污染现状及其造成的健康危害和经济损失,有必要开展PM2.5及其重金属的污染水平和健康风险评价,为进一步防治大气污染、保护公众健康和减少经济损失提供科学依据和参考.2材料和方法(Materials and methods)2.1采样点分布为使样品能够反映上海市大气环境中PM2.5整体含量水平,分别在中心城区、郊区和崇明岛布设采样点,中心城区采样点设置在普陀区长风社区一建筑物四楼顶,郊区采样点设置在闵行区吴泾镇一建筑物三楼顶,崇明岛采样点设置在陈家镇一居民建筑物三楼顶.采样点500m范围内均无主干道路和大型工厂分布,不受单一污染源影响,能够反映区域性综合污染特征,采样点具有代表性.其中,中心城区采样点交通流量较大,人口较为密集;郊区采样点以工业生产和农业生产为主,受工业活动影响较大;崇明岛属于郊县,距市区较远,主要以农业生产为主,受交通源排放和工业生产等人类活动影响相对较小,可以作为评价PM2.5污染水平的参照点.采样仪器距地面高度约9m.每个样点每次采集两个PM2.5样品.2.2样品采集与实验分析于2012年5 10月,使用Minnivol TAS大气颗粒物(美国Airmetics公司)采样器采集普陀区(PT)、闵行区(MH)和崇明岛(CM)大气中颗粒物,切割头粒径为2.5μm,采样流量8L·min-1,选取无降水日进行颗粒物采集工作,每次持续采样约48h 以上,采样滤膜为PK100型玻璃纤维滤膜,直径47 mm.共采集有效样品40个(表1).采样后,将滤膜用塑料剪刀剪碎放入聚四氟乙烯杯,用HNO3、HF 和HClO4消解后放入180ħ烘箱2h,消解冷却后将样品放置在加热板上于180ħ高温赶酸,最后定容至50mL(Shi et al.,2008).定容后的样品使用Perkin-Elmer AANALYST800型原子吸收光谱仪测定5种重金属元素(Cd、Cr、Cu、Pb、Zn)浓度,其中Zn用火焰法测定,Cd、Cr、Cu、Pb均用石墨炉法测定.为确保实验的准确性,GSS-6(国家研究中心,中国)作为质控标样,在每批实验中做3个GSS-6标准物质检测,3个空白检测,2组平行.为了最大限度减少污染,均使用摩氏级的酸,实验容器均在10% HNO3中浸泡超过24h,所有容器的洗涤先用自来水,其次用一级水,最后用超纯水,每步都重复3次.004312期胡子梅等:上海市PM2.5重金属污染水平与健康风险评价表1各采样点PM2.5采样时段和有效样本数Table1The sampling period and the number of valid samples for PM2.5in each sampling point月份普陀区采样时段样本数/个闵行区采样时段样本数/个崇明岛采样时段样本数/个5月05/04—05/07205/04—05/07205/15—05/172 6月06/01—06/04206/01—06/04206/28—06/302 7月07/02—07/06,07/24—07/28407/02—07/06,07/24—07/28407/21—07/234 8月08/16—08/19208/16—08/19208/19—08/212 9月09/17—09/21209/17—09/21209/24—09/262 10月10/05—10/10210/05—10/10210/22—10/2423结果与讨论(Results and discussion)3.1PM2.5的质量浓度采样期间各个采样点PM2.5质量浓度的变化如图1所示.PM2.5质量浓度的范围为13.66 143.52μg·m-3,最小值出现在MH采样点,最大值则出现在PT采样点.PT大气中PM2.5的浓度范围在22.43 143.52μg·m-3,整体上略高于MH (13.66 142.33μg·m-3).参照点CM大气环境中PM2.5的含量较低,最大值为73.57μg·m-3,达到国家空气质量二级标准(24h浓度限值75μg·m-3),空气质量较好.这说明中心城区和郊区大气环境中PM2.5的含量水平差别不大,相对于崇明岛,中心城区和郊区大气中PM2.5的浓度较高.密集的人类活动(机动车尾气排放、工业生产、日常生活等)对大气环境中PM2.5的浓度变化有着显著的影响.从时间变化上看,6月、7月和8月,3个采样点大气环境中PM2.5的含量均达到国家环境空气质量二级标准,空气质量较好.这主要与降水因素有关.夏季(6月、7月和8月),上海市进入雨期,降水频率高、降水量大,雨水对细颗粒物的去除效应明显,颗粒物整体含量较低(Wang et al.,2012).另一方面,7、8月份台风登陆造成的大风天气也有利于污染物的稀释和扩散.5月和9月,中心城区和郊区大气中PM2.5含量超出国家二级标准,其中,9月份中心城区和郊区大气中PM2.5的浓度分别达到143.52、142.33μg·m-3,接近标准限值的2倍,污染等级为四级(中度污染).10月,中心城区PM2.5浓度略高于国家二级标准限值.春季(5月),多大风天气,地面扬尘和外部污染物的输送造成大气环境中PM2.5的浓度增高.秋季(9月和10月),上海市降水明显减少,连续多日无降水易导致大气环境中细颗粒物(尤其是汽车尾气排放的细粒子)不断累积,浓度不断增高,造成细颗粒物污染.此外,秋季风力较弱,大气层结稳定,颗粒物聚集难以扩散,也是造成秋季颗粒物污染较为严重的原因之一.图1采样点PM2.5质量浓度Fig.1Mass concentration of PM2.5at sampling sites3.2环境空气PM2.5中重金属含量特征从时间分布看,中心城区(PT)、郊区(MH)和崇明岛(CM)大气细颗粒物PM2.5中5种重金属元素均表现出相同的时间分布规律,且与PM2.5浓度时间变化一致(图2).中心城区和郊区大气PM2.5中的Cd、Cu、Pb、Zn在5月和9月含量较高,6、7、8和10月含量较低;崇明岛大气PM2.5中的Cd、Cu、Pb、Zn在5月和10月质量浓度较高,低值出现在6月、7月、8月和9月.其中,空间变化表现为崇明岛PM2.5中Cd、Cu、Pb、Zn的含量整体上低于中心城区和郊区(10月份除外).Cd、Cu、Pb、Zn是交通源排放和有色金属冶炼的主要产物(Arditsoglou et al.,2005;Hueglin et al.,2005).中心城区和郊区交通流量和工业生产活动较多,因此,Cd、Cu、Pb、Zn的含量相对高于崇明岛.Cr元素的时间分布规律不同于其它4种重金属元素.中心城区大气PM2.5中Cr的含量呈现先减后增的趋势,其中浓度最大值出现在5月,1043环境科学学报33卷其次是10月.郊区和崇明岛大气PM 2.5中Cr 的含量从5月到10月,基本呈现递减趋势,最大值出现在6月,其次是5月.空间上,崇明岛大气PM 2.5中Cr的浓度要高于郊区和中心城区,这与其它4种重金属元素的空间分布显著不同.农田施肥及农作物秸秆燃烧是造成崇明岛大气中Cr 的含量较高的主要原因(孙超等,2009).10月份,崇明岛大气PM 2.5中的5种重金属元素的含量整体高于中心城区和郊区.崇明岛采样时间与中心城区和郊区不一致,本次崇明岛采样发生在10月22日至10月24日,10月22日08点至23日08点上海市PM 2.5平均浓度达到114.8μg ·m -3,超过国家空气质量二级标准限值(24h 均值75μg ·m -3),处于污染状态.而普陀和闵行采样发生在10月5日至10月10日,整个采样期间上海市PM 2.524h (08时至08时)平均浓度分别为43.8、152.7、79.1、18.6、27.7、33.8μg ·m -3,该时段上海市大气质量整体较好,因此普陀和闵行的PM 2.5含量要低于崇明岛,导致崇明岛PM 2.5中的重金属浓度要高于中心城区和郊区.图2采样点PM 2.5中重金属含量Fig.2Contents of heavy metals in PM 2.5at sampling sites204312期胡子梅等:上海市PM2.5重金属污染水平与健康风险评价3.3与其他城市比较为进一步说明上海市环境空气PM2.5中重金属的污染水平,选取了公开发表文献中3个城市大气PM2.5中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn的含量与本研究的结果进行对比,如表2所示.4个城市相比较,上海市PM2.5中5种重金属元素的浓度相对较低;济南和南京大气PM2.5中Cd的含量在3个季节均处于较高污染水平;北京市大气PM2.5中Cr的含量是4个城市中最高的,其次是上海市;上海市大气PM2.5中Pb的含量在各个季节均是最低的;春季,北京和上海大气PM2.5中Zn的含量较高.这说明,和其他大城市相比,上海市大气PM2.5中重金属的含量整体上稍低,但要注意Cr和Zn的污染.表2不同城市环境空气PM2.5中重金属含量比较Table2Comparison of heavy metal contents in PM2.5in different citiesμg·m-3元素上海(本研究)春季夏季秋季南京1)春季夏季秋季北京2)春季夏季秋季济南3)春季夏季秋季Cd0.0030.0050.0020.0040.0160.0120.0040.0010.0070.0100.0100.005 Cr0.0560.0420.0440.0090.0060.0090.0810.0410.0920.0150.0200.015 Cu0.0410.0150.0230.0480.0220.0370.0470.0190.0840.0150.0200.025 Pb0.1010.0250.0510.2190.1730.2120.2130.0750.3170.2200.2850.250 Zn0.4900.1460.2810.4290.2980.3980.5760.1710.1010.3350.3900.420注:1)杨卫芬等,2010;2)张小玲等,2010;3)杨凌霄,2008.3.4环境空气PM2.5中重金属的健康风险评价3.4.1健康风险评价模型环境流行病学研究一直采用暴露指标评估周围环境要素对人体健康的负面影响.大气污染暴露从污染物浓度、持续时间、作用频率或强度3个方面来描述人体经呼吸、经口、经皮肤暴露与周围环境污染物浓度之间的联系(USEPA,1997;Hertel O et al.,2001).对于致癌物和非致癌物的健康风险评价都需要建立在暴露量计算的基础上.美国是世界上最早开展暴露参数研究、发布暴露参数数据库和手册的国家.1997年,美国环境保局(USEPA)发布的《暴露参数手册》(Exposure Factor Handbooks)详细规定了不同人群呼吸、饮食、饮水和皮肤接触的各种参数,给出了各参数在不同情况下的均值、中位值、最大值、最小值和范围值,并提出了在各种情况和需求下暴露参数选用原则的建议(USEPA,1997).大气环境中的细颗粒物PM2.5进入人体的主要途径是呼吸摄入,健康风险评价模型适用于评价不同类型污染物通过多种途径进入人体后引起的健康风险,包括非致癌物引起的非致癌风险和致癌物引起的致癌风险.本文采用美国环保局(USEPA)推荐的健康风险评价模型(USEPA,2011),根据实际情况对模型中的部分参数进行了修改.利用修改后的评价模型对上海市大气PM2.5中Cd、Cr、Cu、Pb、Zn 5种重金属元素通过呼吸途径对人体(成年男性、成年女性、儿童青少年)的健康风险进行评价.根据EPA综合风险信息数据库(IRIS)和国际癌症研究机构(IARC)的相关研究成果,污染物可分为致癌物质和非致癌物质,本研究中的Cd和Cr属于致癌性物质,Pb、Zn和Cu属于非致癌性物质,两类污染物的健康风险评价模型有所不同.3.4.2暴露剂量率计算非致癌物质通常用日均暴露剂量ADD表示,致癌物质通常用终生日均暴露剂量LADD表示.ADD/LADD=C()()ˑIRˑED/BWˑAT(1)式中,ADD为日均暴露剂量(mg·kg-1·d-1),LADD 为终生日均暴露剂量(mg·kg-1·d-1),C为污染物的浓度(mg·m-3),IR为呼吸速率(m3·d-1),ED为暴露持续时间(d),BW为体重(kg),AT为平均暴露时间(d).具体取值见表3.考虑到中国人群体质(体重)与西方人群的差异,本文的体重BW数据采用2010年国民体质监测公报(国家体育总局.2011.2010国民体质监测公报.http://www.gov.cn/test/2012-04/19/content_ 2117320.htm)中的全国平均值:成年男性(20—59岁)为69kg;成年女性(20—59岁)为57kg;儿童青少年(7—19岁)为44kg.平均期望寿命采用上海市2010年平均期望寿命(82岁)(上海市统计年鉴,2011).3043环境科学学报33卷表3经呼吸途径进入人体的暴露参数Table 3Exposure parameters enter human body through the breath way人群IR/(m 3·d -1)BW /kg ED /d AT (致癌)/d AT (非致癌)/d成年男性15.26930ˑ36570ˑ36530ˑ365成年女性11.35730ˑ36570ˑ36530ˑ365儿童青少年8.74418ˑ36570ˑ36518ˑ3653.4.3致癌风险评价致癌污染物的人群年均超额危险度计算公式为:R=1-exp -LADD ˑ()[]SF /82(2)式中,R为人群年均超额危险度,无量纲;LADD 为现场或预期人群的终生日均暴露剂量(mg·d -1·kg -1);SF 为致癌化学物质的致癌强度系数(kg·d -1·mg -1);82为人均寿命(a ).3.4.4非致癌风险评价非致癌污染物的人群年均超额危险度计算公式为:R=ADD ˑ10-()6/RfD ˑ()82(3)式中,R为人群年均超额危险度,无量纲;ADD 为现场或预期人群的日均暴露剂量(mg ·kg -1·d -1);RfD为参考剂量(mg·kg -1·d -1);82为人均寿命(a );10-6为与RfD 相对应的可接受危险度水平.其中,致癌重金属Cd 和Cr 的SF 分别为8.4、56mg ·kg -1·d -1;非致癌重金属Cu 、Pb 和Zn 的RfD 分别为2.0ˑ10-3、4.3ˑ10-4、1.0ˑ10-2mg ·kg -1·d -1(杜金花等,2012).美国和欧洲等大多数国家一般可接受的风险水平为1ˑ10-6,此风险值和日常活动所造成的风险水平近似(Sauvain et al.,2003).上海市中心城区(PT )、郊区(MH )和崇明岛(CM )3个采样点Cd 、Cu 、Pb 、Zn 4种元素通过呼吸途径对暴露人群的超额危险度在2.39ˑ10-111.57ˑ10-8之间(表4),均低于人群可接受的危险度水平1ˑ10-6(USEPA ,1989).其中,致癌物质Cd 和Cr 的风险数量级分别为10-9 10-8和10-6,Cr 的风险值略高于USEPA 的一般可接受风险水平1ˑ10-6;非致癌物质(Cu 、Pb 、Zn )以Pb 的风险值最大,但是它们的风险数量级介于10-1110-10,不会对暴露人群构成明显的危害.整体上,Cd 和Cr 的风险指数要高于Cu 、Pb 、Zn 的风险指数.空间上,Cr 的致癌风险指数高低依次表现为CM >MH >PT.CM 大气中PM 2.5的含量虽然最低,但是Cr 的含量较高,其风险指数也是3个采样点最高的,这说明CM 大气PM 2.5中Cr 的污染较为严重.崇明岛以农业生产为主,化肥的使用以及农田秸秆燃烧都会加重大气中Cr 的污染(孙超等,2009).Cu 、Pb 、Zn 的非致癌风险指数以CM 采样点最低,PT 和MH 相差不大.这说明中心城区和郊区应关注大气环境中非致癌物质导致的健康风险.MH 大气PM 2.5中Cd 的风险指数最高.MH 属于郊区,工业活动较多,含Cd 污染物的排放对大气环境中Cd 的影响较大.大气PM 2.5中5种重金属元素对成年男性的健康风险最大,其次是成年女性,对儿童青少年的健康风险则最小.一般情况下,老人和儿童对大气环境中的PM 2.5更为敏感,而本研究的结果显示成年男性的健康风险最大.这可能与人群室外活动的时间长短有关,通常成年男性室外活动时间较长,PM 2.5的暴露量要高于其他人群.另外,本研究的人群年龄段在7—59岁之间,并未开展年龄段在7岁以下和59岁以上人群的颗粒物暴露健康风险评价.表4上海市大气PM 2.5中5种重金属经呼吸途径健康危害的风险评价Table 4Health risk assessment of 5heavy metals in PM 2.5through breathing重金属风险值(男性)PT MH CM 风险值(女性)PT MH CM 风险值(儿童)PT MH CM Cd 1.43ˑ10-81.57ˑ10-88.57ˑ10-91.30ˑ10-81.29ˑ10-88.57ˑ10-91.00ˑ10-81.00ˑ10-85.71ˑ10-9Cr 2.83ˑ10-62.84ˑ10-64.41ˑ10-62.45ˑ10-62.47ˑ10-63.82ˑ10-61.89ˑ10-61.90ˑ10-62.94ˑ10-6Cu 3.82ˑ10-113.34ˑ10-112.76ˑ10-113.31ˑ10-112.90ˑ10-112.39ˑ10-114.25ˑ10-113.72ˑ10-113.07ˑ10-11Pb 3.31ˑ10-103.45ˑ10-102.91ˑ10-102.87ˑ10-102.99ˑ10-102.52ˑ10-103.68ˑ10-103.84ˑ10-103.23ˑ10-10Zn 8.19ˑ10-118.40ˑ10-115.55ˑ10-117.10ˑ10-117.29ˑ10-114.82ˑ10-119.11ˑ10-119.35ˑ10-116.18ˑ10-11合计2.84ˑ10-62.86ˑ10-64.42ˑ10-62.46ˑ10-62.48ˑ10-63.83ˑ10-61.90ˑ10-61.91ˑ10-62.95ˑ10-6404312期胡子梅等:上海市PM2.5重金属污染水平与健康风险评价3.5局限性和不确定性分析受条件限制,本研究仅选取了3个较有代表性的采样点收集大气环境中的PM2.5颗粒,样本量相对较少,无法更为全面的反映整个上海市大气环境中PM2.5颗粒及其重金属的浓度水平,这也间接影响到重金属健康风险值的高低.除PM2.5颗粒外,大气环境中的总悬浮颗粒物TSP和粗颗粒PM2.5 10与人群健康效应各终点的流行病学联系也较为密切(Vedal,1997;Yeatts et al.,2007).本文只探讨了细颗粒物PM2.5中重金属的健康效应,并未对PM2.5 10和TSP经呼吸摄入造成的健康风险开展评价,因此大气颗粒物中重金属暴露的实际健康风险可能更高.另一方面,健康风险评价中暴露参数的选取对于污染物的风险评价至关重要.由于目前我国有关暴露参数的研究有限,缺乏暴露参数的基础数据.本文的暴露参数(呼吸速率、暴露持续时间、体重、人均寿命、平均暴露时间)参照美国环保局的推荐值,虽然根据我国实际情况对暴露参数中的人均寿命和体重参数进行了修改,但呼吸速率、暴露持续时间等参数仍采用美国环保局的推荐值,考虑到不同人种和地区间的差异性,风险评价计算结果可能存在一定的误差.由于研究时段主要集中在夏秋季节,缺少冬季样品,而冬季大气层节稳定,多逆温,颗粒物不易扩散,浓度较高(谈荣华等,2004;杨兴堂等,2009;Wang et al.,2012).这就使得本研究的结果无法反映高浓度细颗粒物污染暴露对人群健康的影响.4结论(Conclusions)1)3个采样点PM2.5质量浓度的范围为13.66 143.52μg·m-3.崇明岛大气环境中PM2.5含量最低,中心城区和郊区PM2.5的含量较高,且季节变化显著.2)中心城区(PT)、郊区(MH)和崇明岛(CM)PM2.5中5种重金属元素均表现出相同的时间分布规律,且与PM2.5浓度时间变化一致,即夏季浓度低,春季和秋季浓度较高.密集的人类活动使得中心城区(PT)和郊区(MH)大气PM2.5中Cd、Cu、Pb、Zn的含量相对高于崇明岛.3)中心城区(PT)、郊区(MH)和崇明岛(CM)3个采样点Cd、Cu、Pb、Zn4种元素通过呼吸途径对暴露人群的超额危险度在2.39ˑ10-11 1.57ˑ10-8之间,均低于人群可接受的危险度水平1ˑ10-6,只有Cr的风险指数偏高.整体上,Cd和Cr 的风险指数要高于Cu、Pb、Zn的风险指数,对人体健康的潜在危害较大.4)大气PM2.5中5种重金属元素均对成年男性的健康风险最大,其次是成年女性,对儿童青少年的健康风险则最小.责任作者简介:王军(1975—),男,副教授.研究方向:城市自然地理.E-mail:jwang@geo.ecnu.edu.cn.参考文献(References):Adamson YR,Prieditis H,Hedgecock C,et al.2000.Zinc is the toxic factor in the lung response to an atmospheric particulate sample [J].Toxicology and Applied Pharmacology,166(2):111-119 Arden Pope III C,Dockery D W.2006.Health effects of fine particulate air pollution:lines that connect[J].Journal of the Air&Waste Management Association,56(6):709-742Arditsoglou A,Samara C.2005.Levels of total suspended particulate matter and major trace elements in Kosovo:a source identification and apportionment study[J].Chemosphere,59(5):669-678 Churg A,Brauer M.2000.Ambient atmospheric particles in the airways of human lungs[J].Ultrastructural Pathology,24(6):353-361 Dominici F,PengRD,Bell M L,et al.2006.Fine particulate air pollution and hospital admission for cardiovascular and respiratory diseases[J].The Journal of the American Medical Association,295(10):1127-1134Donaldson K,Brown D M,Mitchell c,et al.1997.Free radical activity of PM10:iron-mediated generation of hydroxyl radicals[J].Environmental Health Perspectives,105:1285-1289杜金花,黄晓锋,何凌燕,等.2012.深圳市大气PM2.5中重金属的健康风险评价[A].中国环境科学学会学术年会论文集[C].1994-1999Furuta N,Iijima A,Kambe A,et al.2005.Concentrations,enrichment and predominant sources of Sb and other trace elements in size classified airborne particulate matter collected in Tokyo from1995to 2004[J].Journal of Environmental Monitoring7:1155-1161 Hertel O,De leevw F A A M,Oleraaschou-Nielsen,et al.2001.Human exposure to outdoor air pollution(IUPAC Technical Report)[J].Pure and Applied Chemistry,73(6):933-958 Hueglin C,GehrigR,Baltensperger U,et al.2005.Chemical characterisation of PM2.5,PM10and coarse particles at urban,near-city and rural sites in Switzerland[J].Atmospheric Environment,39(4):637-651Moya J,Phillips L,Schuda L,et al.2011.Exposure Factors Handbook:2011edition[C].U.S.Environmental Protection AgencyNatusch D F S,Wallace JR,Evans Jr.C A.1974.Toxic trace elements:preferential in respirable particles[J].Science,183(4121):202-204Nemmar K,Brown D M,Mitchell C,et al.1997.Passage of inhaled5043环境科学学报33卷particles into blood circulation in humans[J].Circulation,105:411-414潘小川,李国星,高婷.2012.危险的呼吸———PM2.5的健康危害和经济损失评估研究[M].北京:中国环境出版社PengRD,Bell M L,Geyh A S,et al.2009.Emergency admissions for cardiovascular and respiratory diseases and the chemical composition of fine particle air pollution[J].Environment Health Perspectives,117(6):957-963Pey J,Querol X,Alastuey A.2010.Discriminating the regional and urban contributions in the North-Western Mediterranean:PM levels and composition[J].Atmospheric Environment,44(13):1587-1596Sauvain J J,Duc T Vu,Guillemin M.2003.Exposure to carcinogenic aromatic compounds and health risk assessment for diesel-exhaust exposed workers[J].International Archives of Occupational and Environmental Health,76:443-455Schaumann F.2004.Metal-rich ambient particles(particulate matter2.5)cause airway inflammation in healthy subjects[J].American Journal ofRespiratory and Critical Care Medicine,170:898-903Schichtel B A,HusarRB,Falke SR,et al.2001.Haze 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环境污染与健康风险的评估

环境污染与健康风险的评估

环境污染与健康风险的评估随着人类社会的发展,环境污染已经成为一个严重的问题,给人类健康带来了巨大的风险。

环境污染主要包括大气污染、水体污染和土壤污染等。

这些污染物会通过食物、水源和空气等途径进入人体,对健康产生潜在的危害。

因此,进行环境污染与健康风险的评估是非常必要的。

首先,环境污染对大气质量产生直接的影响,并通过吸入途径对呼吸道系统产生潜在危害。

大气污染主要包括颗粒物、二氧化氮和臭氧等。

颗粒物的直径越小,对人体健康的影响就越大。

细小颗粒物可以穿过呼吸道进入血液,导致心血管疾病的发生。

此外,二氧化氮和臭氧会刺激呼吸道,并引发慢性呼吸系统疾病。

因此,通过监测大气质量以及评估其对健康的潜在风险,可以为公众提供及时的健康建议,减少患病风险。

其次,水体污染对健康风险的评估也是非常重要的。

水是人类赖以生存的重要资源,但由于工业废水和家庭生活污水等的排放,许多水体已经被严重污染。

水体污染主要包括重金属、有机物和细菌污染。

重金属如铅、汞和镉等,会通过摄入污染水源的饮用水或食物进入人体,导致中毒和内脏器官损害。

有机物如农药和工业废物中的化学物质也会通过水源进入人体,对神经系统和免疫系统产生潜在危害。

因此,通过对水源进行监测和评估,可以及时发现潜在的危险,并采取相应的防护措施,确保水品质安全。

最后,土壤污染也对人体健康产生了不容忽视的风险。

土壤是农作物的生长基质,但由于化肥和农药的广泛使用,污染了许多农田。

土壤污染会导致农产品中残留有害物质,进而通过食物链进入人体。

这些残留物质会对健康产生潜在危害,如致癌物质可以增加癌症的发生风险。

因此,进行土壤污染的评估,不仅可以保护农田的安全,还可以控制农产品中有害物质的残留,保障公众的健康。

综上所述,环境污染对人体健康构成潜在风险,需要进行评估和监测。

评估环境污染对大气质量、水体质量和土壤质量的影响,有助于及时发现潜在危险,并采取相应措施保护公众健康。

通过各项评估指标的引入和创新研究的推进,可以进一步提高环境污染与健康风险评估的准确性和综合性。

环境与健康风险评估方法

环境与健康风险评估方法

环境与健康风险评估方法环境与健康风险评估是一种重要的方法,用于评估环境因素对人体健康的潜在风险。

它可以帮助政府、组织和个人了解和管理环境因素对健康的影响,以制定有效的环境保护和健康管理策略。

本文将介绍几种常用的环境与健康风险评估方法。

一、生态毒理学评估生态毒理学评估是通过研究化学物质对环境中生物的影响,进而评估其对人体健康的潜在风险。

这种评估方法基于实验室和野外观察,考虑不同生物对化学物质的暴露水平和生理反应。

通过确定物种的敏感性以及对特定化学物质的耐受能力,可以推断其对人体的潜在风险。

生态毒理学评估方法在环境污染和毒性物质管理中具有广泛的应用。

二、暴露评估暴露评估是评估个体或种群暴露于环境中潜在风险的方法。

暴露评估包括确定接触途径、暴露时间和暴露水平。

通过采集环境样本、生物监测和问卷调查等方法,可以确定个体或种群对特定环境因素的真实暴露情况。

暴露评估可以为健康风险评估提供重要数据,有助于制定相应的风险管理措施。

三、剂量反应评估剂量反应评估是评估特定环境因素与健康效应之间剂量-反应关系的方法。

它通过研究不同暴露水平下产生的健康效应,建立剂量-反应关系,并根据暴露剂量和敏感性推断潜在风险。

剂量反应评估可以帮助确定环境因素的安全限值,从而指导环境管理和健康保护措施的制定。

四、风险特征识别风险特征识别是评估特定环境因素对健康的特定影响的方法。

它基于流行病学研究和医学证据,确定特定环境因素与特定健康问题之间的关系。

风险特征识别可以帮助发现环境与健康之间的关联,并为干预和管理提供科学依据。

综上所述,环境与健康风险评估是评估环境因素对人体健康风险的重要方法。

生态毒理学评估、暴露评估、剂量反应评估和风险特征识别是常用的评估方法。

通过运用这些方法,可以更准确地评估环境与健康之间的风险,为环境保护和健康管理提供科学依据。

未来,随着研究方法的进步和数据的积累,环境与健康风险评估方法将得到进一步的改进和应用。

环境学中的环境风险评估方法

环境学中的环境风险评估方法

环境学中的环境风险评估方法环境学是一门研究自然环境和人类环境的学科,在这个学科里,环境风险评估是非常重要的一个研究领域。

环境风险评估是指对环境因素的影响进行评估分析,为环境保护和环境污染治理提供科学依据。

下面就让我们一起探究环境学中的环境风险评估方法。

环境风险评估的基本概念首先,我们要了解环境风险评估的基本概念。

环境风险评估是为了保护人类健康和环境安全而进行的科学分析方法,其目的是评估人类活动对自然和人造环境所造成的影响,通过量化和评估来确定环境中存在的或潜在的风险。

环境风险评估包括三个步骤:风险识别、风险评估和风险管理。

环境风险评估的方法环境风险评估的方法非常多样,可以根据环境因子、污染源、污染物种类和污染程度等方面来进行分类。

下面就针对不同的方面介绍几种环境风险评估的方法。

一、根据环境因子的评估方法1.气候风险评估:气候风险评估考虑到气候变化的因素,主要通过对气候现状和气候变化趋势的分析、归纳和总结,来评估气候变化对环境和人类健康的影响和潜在的风险。

2.水资源风险评估:水资源风险评估主要包括对水体质量、水体数量、水环境变化的评估,通过对水文地理信息、水源利用方式和管理方式、污染控制技术等进行研究,来评估水资源的状况和潜在的风险。

3.土地风险评估:土地风险评估主要针对土地污染以及土地用途变化对生态环境和人类健康的影响进行评估。

二、根据污染源的评估方法1.工业源污染风险评估:工业源污染风险评估主要针对工业生产和生活废水处理工艺等提出的破坏性环境影响进行评估。

通过对施工过程的控制、环境保护技术的应用和环境监测等方法进行评估。

2.农业源污染风险评估:农业源污染风险评估主要是针对农业生产和畜禽养殖过程中对环境的污染进行评估,通过对方法和技术、管理和监测等进行研究,来进行农业源污染的风险评估。

三、根据污染物种类的评估方法1.化学物质风险评价:化学物质风险评价主要通过评估化学物质作为污染物的潜在危害以及接触者的敏感性。

环境铅暴露健康风险评价三种PBPK模型的比较

环境铅暴露健康风险评价三种PBPK模型的比较

[ Ke y wo r d s ] Mo d e l s ; Le a d ; He a l t h r i s k a s s e s s me n t
铅 是 一 种 常 见 且 严 重 危 害 健 康 的重 金 属 污染
物, 可通 过大 气 、 饮用 水 、 土壤 、 灰尘 、 膳 食 等 多 种途
Le a d L I Me i ,WANG Qi , Z HO U Yi k a i , e t a 1 .S c h o o l o f P u b l i c He a l t h, T o n g j i Me d i c a l C o l l e g e o f Hu a z h o n g U n i v e r ~
1 . 1 O' F l a h e r t y模 型
O ' F l a h e r t y模 型 是 美 国辛 辛 提 那 ( C i n c i n n a t i ) 大学 医学 院环 境 卫 生学 院 O F l a h e r t y ] 教授 于 2 O
径 进入 人体 。血 铅是人 体铅 健康 效应 敏感 生物标 志 物 之一 , 因此 , 环境 铅污 染健 康风 险评价 需要 考虑 多 种 途径 铅暴 露及 人群血 铅水 平 。基 于生理 学 的药 物
s i t y o f S c i e n c e a n d Te c h n o l o g y,MoE Ke y La b o r a t o r y o f En v i r o n me n t a n d He a l t h,Wu h a n,4 3 0 0 3 0,C hi n a [ Ab s t r a c t ] Mo d e l s h a v e b e e n wi d e l y u s e d f o r h e a l t h r i s k a s s e s s me n t( HRA) .I n o r d e r t o f i n d o u t t h e mo s t a p p r o —

铅暴露的环境健康风险评估模型的本土化研究

铅暴露的环境健康风险评估模型的本土化研究

铅暴露的环境健康风险评估模型的本土化研究作者:杨珂玲张宏志张志刚严培胜来源:《中国人口·资源与环境》2016年第02期摘要:我国现阶段重金属污染引发的群体事件频繁发生,其中铅污染事件尤为突出和严重。

铅污染暴露对儿童健康损害的严重性、不可逆性以及铅污染后果的积累性和潜伏性特点,使得铅暴露的环境健康风险评估对中国的铅污染防治具有重要意义。

目前,国际上最常用的铅污染暴露的儿童健康风险评估模型是美国EPA开发的IEUBK 模型。

为使IEUBK模型在中国得到更好的应用,本文首先对美国IEUBK模型系统做出如下本土化:①鉴于中国儿童的饮食结构、生活习惯及暴露参数等方面与欧美儿童存在的差异,对IEUBK模型暴露模块中的膳食模块和土壤-灰尘模块的数学模型进行改进;②探讨IEUBK模型中生理毒物代谢多隔室模型的高速精确的迭代算法。

即针对生理毒物代谢多隔室模型的线性特征,通过离散化方法转化为线性方程组,引进中间变量,设计出了不需要进行高阶矩阵计算、存贮量较小、计算速度快且大样本模拟计算时优点明显的模型求解的一次迭代算法;③根据改进后的模型算法,编制模型的底层代码程序,并优化设计出友好的IEUBK模型系统中文输入界面。

接着,对本土化IEUBK 模型系统进行测试,测试结果表明:模型迭代算法的计算快速、结果准确,输入界面友好。

然后,对本土化IEUBK模型进行实证分析,实证结果显示:本土化IEUBK模型的血铅预测值与血铅实测值的统计学差异并不显著。

因此,本土化的IEUBK模型可在中国推广应用。

最后,本文探讨了本土化的IEUBK模型系统的进一步改进方向及其在中国环评、环境标准制定及环境诉讼等方面的应用。

关键词:IEUBK 模型;本土化;儿童血铅生物动力学模型;环境健康风险评估中图分类号 X503.1 文献标识码 A 文章编号 1002-2104(2016)02-0163-07 doi:10.3969/j.issn.1002-2104.2016.02.020我国现阶段重金属污染引发的群体事件频繁发生,其中铅污染事件尤为突出和严重。

环境健康风险评估方法 第一讲 环境健康风险评估概述及其在我国应

环境健康风险评估方法 第一讲 环境健康风险评估概述及其在我国应

境 污染 问题 层 出不 穷 , 对 人群 造 成 的健 康 影 响也 日益
相继 颁布 了 自己的 与风 险评估 有关 的规 范 、 准则 , 使风 险评估技术迅速发展并在世界范 围内得到广泛应用 。 1 . 2 定义 风险 是一 个非 常 难 以定义 的概念 , 在 日常 生活 中, 常 常意 味 着 “ 危 险发 生 的概 率 ” , 而 当此 概 念
1 概 述
后 果 的影 响程度 [ 1 5 ] 。 1 . 3 风 险三 要 素 任 何 风 险 的产 生 都 需 要 三个 要 素
( 图 1 ) 。即危 害 、 接 受者及 途 径 。这三 者缺 一不 可 。三
个 要 素 同 时存在 , 则构 成 了 风险 。在 环 境健 康 风 险评 估体 系中 , 危 害往 往 指 有 毒 有 害 化 学 物 质 , 途 径 为 吸 人、 经 口摄 入 、 皮 肤接 触 三类 , 接 受 者为人 群 。
1 . 1 发展历程 环境健康风险评估是 由 2 0 世纪 4 O 年 代 开 始 使 用 的 环境 辐射 标 准制 定 方 法 引 申 出来 的 种 评估 技 术 。 1 9 8 3年 美 国 国家 科 学 院 颁 布 了题 为 《 联邦 政府 的风 险评估 管理 》 的报告 。提 出了人群 健康 风险评估 的经典模 型 , 该模型提 出了风险评估“ 四步 法” , 即危 害识 别 、 剂量一 反应 关 系 、 暴 露 评 价 和风 险特 征 。该模 型 已经被 全世 界广 泛地接 受 与应用 并 奠定 了 环境 健康 风 险评 估 这 一方 法体 系 的科 学 性 。此 后 , 美 国 国家 环 保 局 ( U S E P A) 根 据 此 报告 颁 布 了一 系 列 的
因素对 健康 的影响及 环境 相 关性 疾病 的发 生 , 开展 环 境健 康风 险评估 与预 警工作 对保 障公众健 康 , 促进社 会 与经 济

环境致癌物的健康风险评价方法

环境致癌物的健康风险评价方法

环境致癌物的健康风险评价方法环境致癌物的健康风险评价方法是为了评估人类在接触环境致癌物时可能面临的健康风险。

环境致癌物是指能够引起癌症的化学物质或生物物质,如重金属、有机溶剂、农药等。

这些物质可以通过空气、水和食物进入人体,对人体的健康造成潜在威胁。

因此,健康风险评价方法的发展对于环境保护和公众健康具有重要意义。

健康风险评价方法包括以下几个主要步骤:问题识别、暴露评估、剂量响应评估和风险特性评估。

首先,问题识别是评价过程的第一步,目的是确定评价范围和目标。

在问题识别阶段,需要确定所关注的环境致癌物的类型和特性,以及评估的目的和所关注的人群。

例如,可以针对某个特定的环境污染源(如工业废水排放)进行评估,或者针对某个特定的人群(如居住在污染地区的居民)进行评估。

接下来是暴露评估,即评估人类接触环境致癌物的暴露程度。

暴露评估的目的是确定人类的接触途径、频率和程度。

暴露途径主要包括呼吸、食物摄入和皮肤接触。

通过测量环境中致癌物的浓度、分析人体组织和生物标志物,以及调查居民的生活习惯和饮食结构,可以估计人类的暴露程度。

剂量响应评估是评估环境致癌物对人体健康的影响程度和方式。

通过研究动物实验和流行病学调查,可以确定环境致癌物对癌症发生的剂量响应关系。

这一步骤的目的是确定暴露水平与健康效应之间的关系,即剂量-反应关系。

根据剂量响应评估结果,可以确定环境致癌物的潜在健康风险。

最后是风险特性评估,即综合评估环境致癌物的健康风险。

在这一步骤中,评估者将暴露评估和剂量响应评估的结果与人群特征相结合,综合评估环境致癌物对人体健康的潜在风险。

评估的结果可以表达为患癌的概率或相对风险。

如果评估结果超过了安全标准或指导值,就意味着人体可能受到潜在的致癌风险,并需要采取相应的控制措施来减少暴露水平。

尽管现有的健康风险评价方法已经比较成熟,但仍然存在一些挑战和改进空间。

首先,暴露评估中的数据获取和分析仍然存在一定困难,特别是对于部分环境致癌物的暴露途径和暴露水平缺乏有效的监测手段和数据来源。

铅暴露对人体健康风险评价的模型综述

铅暴露对人体健康风险评价的模型综述

铅暴露对人体健康风险评价的模型综述铅暴露对人体健康风险评价的模型综述引言铅是一种广泛存在于自然环境中的金属元素,也是一种高度有毒的物质。

过去几十年来,随着人们对环境污染的关注增加,人们对铅暴露所带来的健康风险也越来越关注。

铅对人体的中枢神经系统、肾脏和造血系统等有害影响已经得到了充分的认识。

因此,建立科学的铅暴露对人体健康风险评价模型是十分必要的。

本文旨在综述现有的铅暴露对人体健康风险评价模型,为今后的研究提供参考。

一、铅暴露途径铅主要通过以下途径进入人体:空气、水、土壤和食物。

工业生产、汽车尾气排放、家庭装修等都是造成空气中铅含量升高的原因。

水和土壤中的铅主要是由于工业废水和农药残留等原因造成。

食物中的铅主要来自于污染的土壤和水源。

因此,人们通过呼吸空气、饮用水和食物等途径暴露于铅。

二、铅暴露对健康的影响人体长期接触过量的铅会导致一系列的健康问题。

首先是中枢神经系统的损害,铅对大脑和神经细胞造成损伤,导致学习能力和记忆力下降、行为异常等。

其次是肾脏的损伤,高浓度的铅会致使肾脏毒性增加,导致慢性肾脏疾病。

另外,铅还会对造血系统产生负面影响,导致贫血等问题。

三、铅暴露评估模型的分类目前,对铅暴露风险进行评估的模型可以分为两类:基于剂量的模型和基于生物指标的模型。

基于剂量的模型通过测量铅的暴露水平和吸收通量,然后使用剂量-反应模型来预测潜在的健康风险。

基于生物指标的模型则通过测量人体中铅的生物标志物水平,如血液、尿液、毛发等,来评估铅暴露的风险程度。

四、基于剂量的模型1. 暴露评估模型基于剂量的模型通常使用数学方程来计算铅的吸收通量和暴露水平。

这些模型考虑了个体特征、环境因素和行为习惯等因素。

常用的暴露评估模型有AREAL、CARES、ALM等。

2. 风险评估模型在暴露评估模型的基础上,风险评估模型通过剂量-反应模型对健康风险进行评估。

这些模型依据剂量与不良效应之间的关系,预测潜在的健康风险。

常用的风险评估模型有HBM-I、IEUBK、BMDS等。

风险评估模型在环境监测中的应用概述

风险评估模型在环境监测中的应用概述

风险评估模型在环境监测中的应用概述随着人类社会的发展和工业化进程的加快,环境问题日益突显,对人类的生存和健康构成了严重威胁。

为了及时了解环境状况并采取相应的措施,环境监测成为了至关重要的工作。

而风险评估模型作为一种科学、系统的分析工具,在环境监测中发挥着重要作用。

本文将对风险评估模型在环境监测中的应用进行概述。

首先,我们需要了解风险评估模型的基本概念。

风险评估是指通过对环境中存在的威胁和危险进行系统评估,以确定其对人类健康和环境造成的潜在风险以及可能的后果。

而风险评估模型就是一种定量或定性的工具,它通过采集、整理、分析和解释相关数据,对环境中的潜在风险进行评估和预测。

在环境监测中,风险评估模型可以帮助我们了解环境状况、预测潜在风险和制定相应的措施。

首先,它可以帮助我们定量评估环境中存在的污染物对人类健康和环境的潜在风险。

通过收集和分析大量的环境数据,包括空气、水、土壤等多个方面的参数,风险评估模型可以将这些数据与环境标准进行对比,评估出不同污染物对环境的影响程度和可能的风险水平。

其次,风险评估模型还可以帮助我们识别环境中存在的潜在风险。

通过对环境监测数据的分析和建模,风险评估模型可以识别出可能的污染源、污染物的扩散路径和潜在的暴露途径。

这有助于我们更好地了解环境中存在的潜在风险和危害,并制定相应的应对策略。

另外,风险评估模型还可以帮助我们评估不同风险源之间的优先级。

在资源有限的情况下,我们需要根据风险评估模型的结果,对不同污染源的风险进行排序,以确定哪些风险源应该优先考虑和应对。

这可以帮助我们更有效地分配资源,提高环境管理的效率。

除了在环境监测中的应用,风险评估模型还在政策制定和工程设计中发挥着重要作用。

在制定环境政策时,风险评估模型可以为政策制定者提供科学依据,帮助他们了解不同政策措施的风险和效益,从而做出更明智的决策。

在工程设计中,风险评估模型可以帮助工程师识别潜在的风险和危害,并提供相应的措施和建议,以降低环境污染和安全风险。

城市环境污染的三种健康风险评价模型及比较

城市环境污染的三种健康风险评价模型及比较

暴露量 ( Chronic Dailay Intake,CDI) ( mg / kg / day) 的计算
公式如下:
CDI
=
C
×
IR × EF × BW × AT
ED
( 1)
式中,C 为污染物的浓度,mg / kg; IR 为摄 入 污 染 物 的 浓
度,kg; EF 为暴露频率,1 / days; ED 为暴露持续时间,years; BW 为体重,kg; AT 为平均寿命,years;
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
虑污染物沿横向距离的浓度变化,即污染物沿水平方向移
分为阈值和非阈值效应,非阈值效应用指示剂量表示,阈 值效应用可 接 受 日 土 壤 摄 入 量 表 示,总 称 为 健 康 标 准 值
( HCV) . 依据日平均暴露量( CDI) 与 HCV 的比值来评价
化学物质的危害程度。ADE / HCV 的计算公式如下:
CDI / HCV = C × IRoral × EForal × EDoral BW × AT × HCVoral
收稿日期: 2010-06-20 作者简介: 郝萌萌,硕士,主要研究方向为土壤重金属污染。 通讯作者: 王济,博士,教授,主要研究方向为土壤重金属污染。 * 国家“十一五”科技支撑计划( No. 2007BAD89B03) 和贵州省教育厅自然科学研究项目( 黔教科 2008013 号) 联合资助。

三种风险评估模型在二甲基甲酰胺职业健康风险评估中的应用论文

三种风险评估模型在二甲基甲酰胺职业健康风险评估中的应用论文
were
hazards risk
assessment
index
were
method demonstrated that
the
position
risk
jindex
of pasting,burdening,
unreeling,rolling,assisting
42(high),33(high),23(middle),21(middle)and 22(middle).The results
measures.Methods
The jindustries
involving DMF exposure in Jiangsu province were chosen as the evaluation objects in 201 3 and three risk assessment models were used in the e~'aluation.EEA inhalation risk assessment model:HQ=EC/]RfC:Singapore semi—quantitative risk assessment model:Risk=(HR xER)”;Occupationall hazards risk assessment
表性行业——皮革制造行业的职业健康风险,以期为我国
DMF的职业健康风险管理提供一定的科学依据。 一、对象与方法 1.研究对象:于2013年进行职业卫生现场调查,选择江 苏某地区3家涉及DMF作业的企业(浆料生产1家,皮革制 造2家),其中DMF接触工人为接触组(865人),不接触 DMF的行政管理人员为对照组(386人)。采集并分析空气 DMF样品291个,DMF浓度按GBZ/T 160.62.2004{工作场所 空气中酰胺类化合物的测定方法》进行测定,并对研究对象 进行问卷调查以及肝功能、尿常规和血常规检查。 2.EPA吸入风险评估模型原理l弧”121:根据吸人暴露资料 和吸入毒性参考值(RfC)[161,DMF的RfC值为0.03 mg/m3,计算 危害商数(HQ),判定风险水平。(1)暴露浓度(EC):EC=(CAx ETxEFxED)/AT。式中:cA:空气污染物浓度(mg/m3);ET:暴露 时问(h/d);EF:暴露频率(d/年);ED:暴露工龄(年);AT:暴露 周期平均时间(EDx365 d/q=:x24 h/d o(2)非致癌风险值(HQ): HQ=EC/RfC;HQ≥1为健康风险较大,<l为健康风险较小。 3.新加坡半定量风险评估模型原理mlq:依据风险矩阵评 估公式,Risk=(HRxER)m进行分级,Risk表示风险指数。(1) 确定危害等级(HR):根据化学品本身毒性来划分。常将HR 分为5级:1,无危害;2,低危害;3,中危害;4,高危害;5,极危 害。(2)确定暴露等级(ER):根据E=FxDxM/W进行评判。式 中:E:每周时间加权平均暴露水平(mg/m3);F:每周暴露频率 (次);M:空气监测浓度(mg/m,);w:每周平均工作时间(40h); D:平均每次暴露时间(h)。通过E/PEL(长时间职业接触限 值)的比值确定ER。E/PEL<0.1,ER为1;0.1≤E/PEL<0.5,ER 为2;0.5≤E/PEL<I.0,ER为3;1.0≤E/PEL<2.0,ER为4;E/ 表2不同企业的DMF作业现场调查情况(mg/m3) 二、结果 1.DMF作业现场调查情况:在DMF浆料企业生产过程 中,原辅料添加均通过真空泵泵入反应釜,基本密闭化操作, 因此该类企业车间空气中DMF浓度相对较低,平均浓度为

环境毒理学中的健康风险评估方法

环境毒理学中的健康风险评估方法

环境毒理学中的健康风险评估方法环境毒理学是一门研究环境中对生物体产生有害影响的学科。

这些有害影响可能来自于环境中的化学物质,如有毒金属、农药、工业化学品等。

了解这些化学物质对人体健康的潜在风险至关重要。

在环境毒理学中,健康风险评估方法被广泛应用,以评估人们接触到的化学物质对健康的潜在危害程度。

健康风险评估是一种系统的分析方法,旨在确定暴露于化学物质的人群是否存在健康风险,以及该风险的程度。

它有助于政府、科学家和公众了解和管理不同化学物质对健康的潜在威胁。

下面将介绍几种常用的健康风险评估方法:1. 暴露评估:暴露评估是健康风险评估的第一步。

它的目的是确定人们接触到的化学物质的量和方式。

暴露评估考虑到暴露途径(如食物摄入、空气呼吸、皮肤接触等)以及人们在日常生活和职业环境中可能面临的潜在暴露源。

暴露评估可以通过监测环境中的化学物质浓度、调查人们的饮食和生活方式、分析工作场所中的化学物质等方式进行。

2. 毒性评估:毒性评估考虑到暴露于化学物质后可能对人体产生的不良影响。

它涉及到对化学物质的毒性进行评估,包括急性毒性、慢性毒性和致癌性等。

毒性评估可以基于实验室动物研究数据或人体流行病学研究数据来确定化学物质的潜在危害。

3. 风险表征:风险表征将暴露评估和毒性评估的结果结合起来,以确定化学物质对人体健康的独特风险。

它将确定的暴露量与毒性评估的结果相对比,以确定健康风险水平。

风险表征通常以定量的方式呈现,以便决策者和公众能够更好地理解潜在的健康风险。

4. 敏感性评估:敏感性评估考虑到不同人群对化学物质的暴露和毒性反应是否存在差异。

由于个体因素的差异,例如年龄、性别、遗传等,人们对化学物质的反应可能会有所不同。

敏感性评估旨在确定易感人群并提供更详细的风险评估。

5. 不确定性分析:不确定性分析是健康风险评估中的重要步骤。

由于数据的缺乏或不完善,评估结果常常伴随着不确定性。

不确定性分析考虑到可能的误差来源,并进行统计分析以确定不确定性的程度。

环境污染对生命健康风险评估模型构建与分析

环境污染对生命健康风险评估模型构建与分析

环境污染对生命健康风险评估模型构建与分析随着工业化和城市化的快速发展,环境污染已成为全球重要的社会问题之一。

环境污染不仅对自然生态系统造成了损害,还对人类的生命健康产生了严重的影响。

为了评估环境污染对人类生命健康的风险,科学家们提出了一种评估模型,用于定量描述环境污染对人类的危害程度,并提供指导措施用于控制和减轻环境污染的影响。

环境污染对生命健康的风险评估模型构建的重要性就在于它能够帮助决策者了解环境污染对人体的潜在危害,并采取必要的措施来保护人们的健康。

该模型通常包括以下几个关键步骤的分析:首先,模型需要明确环境污染的来源和类型。

不同的污染物对人体健康的影响是不同的,因此,在构建评估模型之前,需要对目标环境污染物进行准确定义,并了解其来源和种类。

例如,大气污染主要来自工业废气和汽车尾气,水污染可能来自废水排放和农药使用等。

其次,评估模型需要确定人体接触环境污染物的途径。

人体接触环境污染物主要通过空气、水和食物等途径。

分析每个途径的重要性,可以帮助我们确定哪些接触途径是最需要关注的,以及采取何种措施来减少健康风险。

在确定接触途径后,模型需要考虑人体暴露于环境污染物的时间和剂量。

根据不同的接触途径和不同的环境污染物,人体有不同的暴露渠道和时间。

比如,空气污染物主要通过呼吸进入人体,而食物中的有毒物质则主要通过摄入进入体内。

了解这些暴露途径和时间可以帮助我们评估潜在的健康风险。

最后,通过整合环境污染物的暴露数据和已建立的有关健康效应的科学研究,模型可以计算出环境污染对人体健康的潜在危害。

评估模型通常使用流行病学方法和统计学技术来分析暴露与健康效应之间的关系,并预测不同污染水平下人体健康的风险。

在完成评估后,模型可以提供政策制定者和决策者所需的科学支持,以制定和实施控制环境污染的措施。

通过定量描述环境污染对人类生命健康的危害程度,决策者可以就环境管理和监测系统进行优化,以减少环境污染对人体健康的风险。

环境污染与健康风险评估模型研究

环境污染与健康风险评估模型研究

环境污染与健康风险评估模型研究随着现代工业的快速发展和经济的蓬勃增长,环境污染逐渐成为了一个全球性的问题。

环境污染对人类的健康产生了严重的影响,因此,准确评估环境污染对健康可能带来的风险显得尤为重要。

环境污染与健康风险评估模型研究旨在开发一种科学、可靠的方法来评估环境污染对人体健康的影响。

这种模型可以帮助决策者识别和量化环境污染源对人健康的风险,从而采取相应的措施来减少这些风险。

在环境污染与健康风险评估模型的研究中,确定污染源以及影响人体健康的途径是关键的一步。

常见的环境污染源包括空气污染、水污染和土壤污染等。

评估模型需要收集大量的环境数据、人群健康信息和暴露信息,以便于分析和量化环境污染对健康的影响。

环境污染与健康风险评估模型的另一个重要方面是确定暴露剂量和健康风险之间的关系。

不同的污染物对人体的健康有不同的影响,因此需要准确测定暴露剂量。

此外,人体对不同污染物的敏感程度也不同,需考虑人的年龄、性别、健康状况和遗传因素等因素。

为了评估环境污染对健康的风险,评估模型还需要考虑到各种不确定性因素。

例如,数据的不确定性、模型的不确定性以及人体对不同污染物暴露的变异性。

通过合理处理这些不确定性因素,可以使评估结果更加准确和可靠。

近年来,许多研究通过构建环境污染与健康风险评估模型来研究污染物对人体的影响。

这些模型基于统计分析、GIS技术以及数学建模等方法,能够准确地评估环境污染对人体健康的风险,并提供建议以减少这些风险。

例子之一是AirQ+模型,该模型可以评估空气污染对人体健康的影响。

该模型基于污染物浓度、人口暴露、健康指标等因素,以此来评估空气污染对人体健康的风险。

研究者通过应用该模型可以准确地评估和预测不同区域的空气污染对人体健康的影响,并为政府制定相应的环境保护政策提供科学依据。

另一个例子是WATERS模型,该模型用于评估水污染对人体健康的影响。

通过考虑水质、暴露途径、曝光时间等因素,该模型可以评估不同污染物对人体健康的潜在风险。

环境污染领域健康风险评估模型建议

环境污染领域健康风险评估模型建议

环境污染领域健康风险评估模型建议健康风险评估模型是环境污染领域的重要工具,用于评估环境污染对人体健康可能产生的影响。

本文将为环境污染领域的健康风险评估提出一些建议,包括建立综合评估指标体系、提高数据采集与监测、强化风险通告与应急管理、加强风险沟通与公众参与等方面。

首先,建立综合评估指标体系是建立健康风险评估模型的基础之一。

该指标体系应包括环境质量指标、污染源指标、暴露水平指标、健康效应指标等。

环境质量指标可以通过监测空气、水质、土壤等环境因素来评估。

污染源指标可以从源头上对污染排放进行量化。

暴露水平指标可以通过人体暴露量、暴露路径等来评估。

健康效应指标可通过流行病学调查等方法来确定。

此外,还应考虑人群的易感性和暴露时间等因素,以建立更精准的评估模型。

其次,提高数据采集与监测是保证健康风险评估模型准确性的重要环节。

应加强环境污染数据的采集和监测工作,确保数据的准确性和全面性。

可以利用远程监测技术、自动监测设备、大数据分析等手段提高数据采集的效率和精确性。

同时,不同污染源的排放和传输过程也应进行实时监测,以掌握污染物的时空变化规律,为风险评估模型提供可靠的数据支持。

第三,强化风险通告与应急管理是健康风险评估的重要环节。

当环境污染达到一定程度,会对公众健康产生潜在威胁。

应建立健全的风险通告机制,及时向公众发布环境污染预警信息,提醒公众采取相应的防护措施。

同时,建立完善的应急管理体系,制定详细的应急预案,确保在污染发生时能够及时采取应对措施,减少风险对公众健康的影响。

最后,加强风险沟通与公众参与是提高健康风险评估模型的可信度和可接受度的关键。

应该与政府、科研机构、行业协会等建立紧密合作的机制,加强信息共享和协同创新。

在风险评估结果出台后,要积极与公众进行沟通,使公众了解评估结果、风险程度和可能的防护措施。

此外,还应鼓励公众参与风险评估的过程,引入公众意见,增加评估的透明度和公正性。

总之,在环境污染领域的健康风险评估中,建议建立综合评估指标体系、提高数据采集与监测、强化风险通告与应急管理、加强风险沟通与公众参与等方面进行努力。

环境健康风险评估的方法与实践

环境健康风险评估的方法与实践

环境健康风险评估的方法与实践在当今社会,环境问题日益凸显,对人类健康产生了潜在的威胁。

为了保障公众的健康,环境健康风险评估成为了一项至关重要的工作。

它能够帮助我们识别、分析和评估环境因素对人体健康可能造成的不良影响,并制定相应的预防和控制措施。

环境健康风险评估的方法多种多样,每种方法都有其特点和适用范围。

首先,我们来谈谈暴露评估。

这一环节主要是确定人体暴露于环境污染物的途径、强度和时间。

比如说,对于空气中的污染物,我们要考虑人们呼吸的频率、在污染环境中停留的时间;对于水中的污染物,要研究人们的饮水量以及水的污染程度。

通过实地监测、问卷调查、模型计算等手段,收集大量的数据,从而准确评估暴露水平。

危害识别也是关键的一步。

这需要我们了解各种环境污染物的性质、毒性作用机制以及可能导致的健康危害。

例如,某些化学物质可能具有致癌性、致畸性或者对神经系统造成损害。

这方面的信息通常来源于实验室研究、动物实验以及对人群的流行病学调查。

剂量反应评估则是建立污染物暴露剂量与健康效应之间的定量关系。

简单来说,就是确定摄入多少污染物会导致什么样的健康问题,以及这种问题发生的可能性有多大。

这通常需要依赖于复杂的数学模型和大量的实验数据。

风险表征是将暴露评估和剂量反应评估的结果整合起来,计算出风险的大小和不确定性。

它以定量或定性的方式描述风险的程度,比如给出一个具体的患病概率或者风险等级。

在实践中,环境健康风险评估有着广泛的应用。

比如在工业污染地区,为了确定周边居民的健康风险,评估人员会采集土壤、空气和水样进行分析,评估污染物的种类和浓度,然后结合居民的生活习惯和暴露情况,计算出可能的健康风险。

如果风险超过了可接受的水平,就会建议采取搬迁居民、治理污染等措施。

再比如,在新的建设项目规划中,环境健康风险评估也必不可少。

比如要建一个化工厂,就需要评估其排放的废气、废水对周边环境和居民健康的潜在影响。

如果评估结果显示风险较大,就需要调整项目设计或者增加环保设施,以降低风险。

环境毒理学评价风险分析方法

环境毒理学评价风险分析方法

环境毒理学评价风险分析方法环境毒理学评价风险分析方法是一种重要的科学工具,用于评估化学物质对环境和生物系统的潜在危害。

这些方法的目的是确定和量化潜在的环境和健康风险,以制定和实施有效的风险管理策略。

在本文中,我将介绍几种常用的环境毒理学评价风险分析方法。

第一种方法是急性毒性评估。

急性毒性评估根据接触短暂但高浓度化学物质引起的短期效应来评估风险。

这项评估通常使用不同生物体的急性毒性实验数据,如小鼠、大鼠和鱼类。

评估结果通常以LD50(半数致死剂量)或LC50(半数致死浓度)等指标来表示。

另一种常用的评估方法是慢性毒性评估。

慢性毒性评估是通过长期接触低浓度化学物质引起的慢性效应来评估风险。

这些评估通常使用动物试验数据,并将暴露浓度与可能导致的不良效应的剂量响应曲线联系起来。

通过观察动物在长期接触下的生理和行为变化,可以计算出无效暴露水平和可能引起的风险。

第三种方法是生态毒性评估。

生态毒性评估是评估化学物质对生态系统的潜在风险。

这个过程涉及对物种多样性、生态系统结构和功能的评估,以及对生态系统组成和生态过程的影响进行量化和预测。

这些评估通常以生物多样性指标、生态连通性和生态系统功能恢复等指标为基础。

此外,还有一种重要的评估方法是残留量评估。

残留量评估是评估化学物质在环境中的残留水平和对生态系统和人类健康的潜在风险。

这项评估要求对环境中的残留物进行采样和分析,并根据多年的监测数据来确定和估计残留物的潜在风险。

最后,还有一种常见的评估方法是生态风险评估。

生态风险评估是综合分析环境中存在的化学物质、食物链传递、生物富集和生态系统受影响的潜在风险。

这种评估通常包括对环境中化学物质的生物富集、生物放大作用和生态系统功能受损的研究。

在进行环境毒理学评价风险分析时,需要考虑潜在的生物多样性和生态系统的敏感性,以及不同物种、生境和暴露途径之间的差异。

此外,评估过程中还应该考虑到化学物质的剂量-响应关系、作用机制、毒性累积和协同效应等因素。

环境污染物风险评估方法综述

环境污染物风险评估方法综述

环境污染物风险评估方法综述引言:在现代社会,环境污染已经成为全球面临的重要问题之一。

污染物的排放和累积对人类健康和生态系统产生了巨大的威胁。

为了更好地了解和评估环境污染物的风险,科学家们开发了各种各样的评估方法。

本文将综述环境污染物风险评估的方法,包括了生态风险评估、健康风险评估和社会经济风险评估。

一、生态风险评估生态风险评估是评估污染物对生态系统的潜在威胁的方法。

该评估方法考虑了生物多样性、物种丰度和生态系统功能等因素。

常见的生态风险评估方法包括临界负荷理论、生物累积潜能指数和生态危害评价等。

临界负荷理论认为,当污染物输入超过生态系统的自净能力时,会引起不可逆转的生态风险。

通过研究环境质量标准和生态系统吸收能力等参数,可以预测污染物对生态系统的影响。

生物累积潜能指数(BAF)是用于估计污染物在生物体内富集程度的重要参数。

该指数应用了物质在生物链中的转移规律,可以用于评估污染物在食物链中的传递和累积趋势。

生态危害评价是通过定量化地评估生态系统中的植物、动物和微生物生态功能受到的威胁程度,以揭示和预测污染物对生态系统的危害。

这种评估方法常用于评估河流、湖泊和湿地等生态系统的健康状态。

二、健康风险评估健康风险评估是评估污染物对人类健康的潜在威胁的方法。

该评估方法考虑了暴露路径、接触方式和暴露剂量等因素。

常见的健康风险评估方法包括毒性学评估、流行病学评估和风险特征评估等。

毒性学评估是通过研究污染物对人体的毒理学效应和剂量-效应关系来评估其潜在健康风险。

通过实验室动物试验或体外试验,可以评估污染物的毒性和潜在危害。

流行病学评估是通过调查和研究人群中暴露于污染物的人员和非暴露人员之间的健康差异,来评估污染物对人类健康的潜在影响。

该方法可以帮助研究人员了解污染物与疾病之间的关联程度。

风险特征评估是通过确定污染物的潜在暴露途径和人口暴露情况,来评估潜在健康风险。

该评估方法结合了环境监测和人口统计数据,可以对不同污染物的风险进行定量化和比较。

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中 国 社 会 医 学 杂 志 2013 年 2 月 第 30 卷 第 1 期 Chinese Journal of Social Medicine,February 2013,Vol.30,No.1
环境铅暴露健康风险评价三种 PBPK 模型的比较
李 梅 , 王 齐 , 陈 建 伟 , 周 宜 开
【摘 要 】 介 绍 了 用 于 环 境 铅 健 康 风 险 评 价 的 3 种 基 于 生 理 学 的 药 物 动 力 学 (physiologically based pharmacokinetic, PBPK )模型,即 O’Flaherty模型、Leggett模型和IEUBK 模型,并对3种模 型 的 应 用 对 象、应 用 范 围、结 构 及 准 确 性 进 行 比 较 ,从 而 筛 选 最 佳 模 型 。 【关 键 词 】 模 型 ; 铅 ; 环 境 健 康 风 险 评 价 【中 图 分 类 号 】 R12 【文 献 标 识 码 】 A DOI:10.3969/j.issn.1673-5625.2013.01.023
O'Flaherty 模 型 是 美 国 辛 辛 提 那 (Cincinnati)大 学医学 院 环 境 卫 生 学 院 O'Flaherty[5]教 授 于 20 世 纪90年代建立的 人 体 铅 暴 露 PBPK 模 型。 该 模 型 暴露模块包括 空 气、食 物、水、尘 土 和 土 壤。 预 测 值 为儿童及成人血 铅、骨 皮 质 和 骨 小 梁 铅 含 量。 生 物 动力学部分由吸收、组 织 分 布、排 泄 3 大 块 组 成,基 本 原 理 是 :通 过 年 龄 与 体 质 量 的 函 数 关 系 、体 质 量 与 身体各器官的重量 和 容 量 的 函 数 关 系,模 拟 铅 在 不 同年龄段人体内的 吸 收、分 布、代 谢 和 排 泄 过 程,反 映人的终生铅暴露 情 况,可 应 用 于 预 测 个 人 从 出 生 到成年任何年龄段的铅 暴 露 情 况。O'Flaherty 模 型 比较全面地模拟了 铅 在 人 体 内 转 运 过 程,尤 其 它 详 细描述了血液与其他组织之间铅转移时间以及血液 与其他组 织 器 官 之 间 的 铅 浓 度 比 值,美 国 IEUBK 模型及成人血铅预测模型的生物动力学部分参考了 该模型的部分参数 。 [6]
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类似,在 O’Flaherty模型的基础上增加了脑组织部 分,不过并未对铅在脑组织中的代谢做详细描 述 。 [7] Leggett模型可应用于 评 价 职 业 铅 暴 露 者 的 血 铅 水 平,也可以预测非职业暴露者的血铅值和骨铅 值 。 [8] 该 模 型 适 用 于 环 境 介 质 中 铅 的 短 时 间 、不 规 律 暴 露 , Khoury等 运 [2] 用该模型对德克萨斯州达拉斯西 部, 铅污染土壤修复活动是否会对当地儿童造成急性铅 暴露危害进行评价。
2.3 模 型 的 结 构
3种 PBPK 模型的结构都包括铅暴露、吸收、多 组织分布和排出,暴 露 途 径 都 主 要 是 经 呼 吸 道 和 消 化道的摄入。IEUBK 模 型 作 为 专 为 儿 童 设 置 的 模 型,其暴露模块根据 儿 童 的 生 活 习 惯 和 行 为 特 点 设 置暴露途径、暴露 方 式 与 暴 露 频 率,包 括 大 气、饮 用 水 、食 物 、泥 土 、灰 尘 和 其 他 。 大 气 、土 壤 和 灰 尘 还 分 为 室 内 和 室 外 暴 露,比 全 年 龄 段 暴 露 模 型 O’Fla- herty模型和 Leggett模 型 的 暴 露 模 块 的 设 置 更 加 全面 和 细 致;吸 收 模 块 部 分,O’Flaherty 模 型 和 Leggett模 型 铅 的 吸 收 率 值 只 随 年 龄 的 变 化 而 变 化,而IEUBK 不仅考虑的 铅 吸 收 率 的 年 龄 差 异,还 考虑了不同地区、不 同 环 境 介 质 中 铅 吸 收 率 的 差 异 (可通过体外或体 内 试 验 测 出),它 更 准 确 地 描 述 了 铅的吸 收 过 程[8];组 织 分 布 模 块 部 分,O’Flaherty 模 型 设 有 血 液 、骨 组 织 (包 括 骨 皮 质 和 骨 小 梁 )、肝 和 肾,Leggett模型增加 了 脑 组 织 部 分,但 对 脑 组 织 铅 代谢没有进一步详细描述[7],IEUBK 模型 的 结 构 与 O’Flaherty模 型 类 似,且IEUBK 的 某 些 代 谢 参 数 参考了 Leggett模型和 O’Flaherty 模 型;排 泄 模 块 部分,O’Flaherty模型 只 包 括 尿 液 和 粪 便 两 种 排 出 途径,而 Leggett模 型 和IEUBK 模 型 除 此 之 外,还 包括 皮 肤、毛 发 和 指/趾 甲 等 铅 排 出 途 径。 另 外, Leggett模型和 O’Flaherty 模型尚没有反应模型变 异性的概率分布模块 。 [4]
2 模 型 的 比 较 与 评 价
2.1 应 用 对 象
3个 PBPK 模型之中,O’Flaherty模型 和 Leg- gett模 型 可 用 于 全 年 龄 段 人 群 的 铅 暴 露 健 康 风 险 评 价,IEUBK 模型只针对7岁以下的儿童。儿童是铅 中毒最敏感人群[12],因此环境 铅 暴 露 的 健 康 风 险 评 价应该充分重视 儿 童 的 铅 暴 露 情 况。 美 国 EPA 建 立的 儿 童 IEUBK 模 型 中,以 儿 童 的 行 为 特 点 为 基 础 ,构 建 了 多 项 自 填 和 默 认 暴 露 参 数 ,可 更 准 确 地 计 算 儿 童 铅 暴 露 量 ,从 而 更 有 效 地 预 测 儿 童 血 铅 水 平 。
【资 助 项 目 】 环 保 公 益 性 行 业 科 研 专 项 (201109058) 【作者单位】 华中科技大学 同 济 医 学 院 公 共 卫 生 学 院 、环 境
与健康教育部重点实 验 室(华 中 科 技 大 学),湖 北 武汉,430030 【通 讯 作 者 】 周 宜 开
1.1 O'Flaherty 模 型
IEUBK 模型的应用主要包括以下几个方面:① 以环境介质中的铅含量预测儿童血铅水平及分布; ②探究儿 童 的 血 铅 水 平 与 各 种 暴 露 因 素 之 间 的 关 系 ,发 现 最 主 要 污 染 源 和 污 染 途 径 ,进 而 为 健 康 监 管 提供依据[1];③根据血铅限量标准,用模型反推环 境 质量 标 准,为 采 取 具 体 的 环 境 治 理 对 策 提 供 依 据[11];④环境监管部门还可用 该 模 型 评 价 某 一 地 区 控铅措施的有效性 。 [2]
Comparison of Three PBPK Models Used in Environmental Health Risk Assessment for
Lead
LI Mei,WANG Qi,ZHOU Yikai,et al.School of Public Health,Tongji Medical College of Huazhong Univer- sity of Science and Technology.MOE Key Laboratory of Environment and Health,Wuhan,430030,China 【Abstract】 Models have been widely used for health risk assessment(HRA).In order to find out the most appro- priate model for lead exposure,this article described three kinds of physiologically based pharmacokinetic (PBPK) models used for HRA for lead (i.e.O'Flaherty model,Leggett model and the Integrated Exposure Uptake Biokinet- ic (IEUBK)Model for Lead),and compares their target population,range of applications,structure and accuracy. 【Key words】 Models; Lead; Health risk assessment
1.2 Leggett模 型
Leggett模 型 是 美 国 橡 树 岭 国 家 实 验 室 (Oak Ridge National Laboratory)的 Leggett[7]于1993年 建立的铅暴露模 型,被 国 际 放 射 防 护 委 员 会 (Inter- national Commission for Radiation Protection, ICRP)推荐应用 于 铅 暴 露 健 康 风 险 评 价,因 此 也 被 称为ICRP 模 型。Leggett模 型 主 要 评 价 经 呼 吸 摄 入的 铅,预 测 结 果 为 全 年 龄 段 人 群 血 铅 及 骨 铅。 Leggett模型生物动力学模块与 O’Flaherty模型相
铅是 一 种 常 见 且 严 重 危 害 健 康 的 重 金 属 污 染 物,可通过大气、饮 用 水、土 壤、灰 尘、膳 食 等 多 种 途 径进入人体。血铅是人体铅健康效应敏感生物标志 物 之 一 ,因 此 ,环 境 铅 污 染 健 康 风 险 评 价 需 要 考 虑 多 种途径铅暴露及人群血铅水平。基于生理学的药物 动 力 学 (physiologically based pharmacokinetic,PB- PK)模型被欧 美 国 家 广 泛 应 用 于 铅 健 康 风 险 评 价, 其在铅暴露量评估、环 境 安 全 限 值 的 制 定 及 污 染 控 制措施效果评价中发挥 了 重 要 作 用 。 [1~3] 我 国 尚 未 将这种模型纳入环 境 健 康 风 险 评 价 框 架 之 中,本 文 简要介绍3种常见的 PBPK 模型,并进行比较,为选 择最佳环境铅健康风险评价提供参考。
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