外文文献风险评估计算公式

1. Yongli Li , Jingling Liu , Zhiguo Cao, et al. Spatial distribution
and
health risk of heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarb ons (PAHs) in the water of the Lua nhe River Bas in, Chin a[J].E nvir on Monit Assess, 2010,163:163 - 169
Yong Lili 等人对滦河流域地区重金属研究中提出，健康风险评估包括四个 阶段：危害鉴定，毒性(剂量-反应)评估，暴露评估，风险表征。

并指出人体 通过污染物接触对重金属的吸收量的估计依据长期每日摄入量 (CDI )进行评估。

CDI 表示人体每千克重量每天经由皮肤通过摄入、吸入或吸收的污染物的量。

C SA AF ABS E
D EF
BW 汉 AT
C 为介质中污染物浓度(mg/L )，IR 为每天摄入水量(L/day)，EF 为暴露频率 (days/years) ，E
D 为暴露时间(years) ，BV 为人体平均体重(kg)，AT 为平均时间
(days )，SA 为人体表面接触面积(m 2)，AF 为粘附因子(L/m 2 • day)，ABS^吸收 率。

Table 1 In put parameters to characterize the CDI value Paramte r s Descripti on Unit Value C Contamination concentration in madia mg/L
TR Ingestion rate per unit time water L/day 2 EF Exposure freque ncy days/years 300 ED Exposure durati on years 15 BW Body weight kg 60 AT Average time days 30/70 X 365
SA Surface area 2 m 1.6 AF Adhere nee factor
L/m 2 • day 37.5 ABS
Absorpti on factor
0.001
Table 2 Toxicity in dicesof metal eleme nts Eleme nt -1
SF[(mg/kg/day)]
RfD(mg/kg/day) Oral Dermal
Oral Dermal As 1.5 1.5
3.00E-04 3.00E-04 Hg
NA NA 3.00E-04 3.00E-04 Cd NA NA 0.005 5.00E-04
Pb NA NA - -
Cu NA NA 0.037 0.037 Zn NA NA 3.00E-01 7.50E-02 Fe
NA
NA
3.00E-01
3.00E-01
非致癌物质的的潜在暴露风险通过吸收量 (CDI )与每日允许摄入量(RfD)之比来
计算，公式如下：HQ 二泡。

RfD
致癌风险是通过计算人体一生暴露于潜在致癌物质引起的致癌可能性。

公式如
Ingestion : CDI
C IR E
D EF
BW AT
Dermal con tact : CDI d
下：Carcinogen ic risk 二CDI slope factor〔mgkg'day'
Slope factor为致癌斜率因子。

Table 4 Water quality standards limited values of basic items of
-1 environmental quality standards of heavy metals for surface water (mg L )
Item First
level(1)
Second
level(2)
Third
level(3)
Fourth
level(4)
Fifth
level(5)
As 5.00E-02 5.00E-02 5.00E-02 1.00E-01 1.00E-01
Cd 1.00E-03 5.00E-03 5.00E-03 5.00E-03 1.00E-02
Cu 1.00E-02 1.00E+00 1.00E+00 1.00E+00 1.00E+00
Fe 3.00E-01 3.00E-01 3.00E-01NA NA
Hg 5.00E-05 5.00E-05 1.00E-04 1.00E-03 1.00E-03
Pb 1.00E-02 1.00E-02 5.00E-02 5.00E-02 1.00E-01
Zn 5.00E-02 1.00E+00 1.00E+00 2.00E+00 2.00E+00
Data from the Ministry of Environmental Protection of the People ' s Republic of Chi na (2002) NA not 即plicable.
2. C. M. Liao, M. P. Ling.Assessment of Human Health Risks for Arsenic Bioaccumulati on in Tilapia ( Oreochromis mossambicus) and Large-Scale Mullet ( Liza macrolepis ) from Blackfoot Disease Area in Taiwa n[ J].
Arch. Environ. Contam. Toxicol , 2003, 45: 264 - 272
重金属易在水生生物中积累，一些重金属还会通过食物链扩大浓度。

人类可通过饮食摄入重金属，并且一段时间后重金属能够通过积累达到潜在的毒性浓度。

Fengyan Liu等人对扬子江地区凤尾鱼中重金属Cr、Cc、Pb Zn积累情况进行了研究，并引用USEPA提出的非致癌风险的THQ(target hazard quotients ) 计算方法，对人体食用凤尾鱼引起的健康风险进行了评估。

Eu工Er汉F Q疋C 3
Target hazard quotients (THQ) - - - 10
R F^W A^T A
E F-暴露频率(365天/年)，E--暴露时间(70年)，
F IR-食物摄入量(g/person/day)，C-食物重金属浓度(mg/kg)，F-D-参考摄入量(mg/kg/day)，VA^平均成人体重
(61.6kg ) ，T A-对非致癌物质的平均暴露时间(365days/year x 70year )。

当RfD达到最大残留限量时，THQ勺计算按如下公式：THQ二一J。

其中C-食品
MRL
中重金属浓度，MRL最高残留限量。

并指出Pb是一种存在于所有环境介质中的便在性元素。

成年人和年长一点的儿童对铅的主要暴露途径为食品摄入，然而，灰尘、土壤和食品全都会对年轻孩子们的铅的总暴露量作出贡献。

Table8 MRL and RfD published by differe nt orga ni zati ons or regions
RfD(US EPA) mg/kg/day MRL(Europea n
Un io n) mg/kg
MRL(Chi na Natio nal
Stan dard)mg/kg
Cr 1.5 {Cr(川);3.0 x 10-3{Cr(⑴- 2.0
Cd 1.0 x 10-3 5.0 X 10-2 1.0 X10-1 Pb--1
3.0 x 10-1
5.0 X 10 Zn 3.0 X10-1--
3. Brian L. Murphy, AmyP. Toole, , Paul D. Bergstrom. Heath risk assessment for arse nic con tam in ated soil[J].Bergstrom En viro nmen tal Geochemistry and Health,1989,11:3-4 Brian L. Murphy等人对砷污染土壤引起的人体健康风险进行了评价。

描述了关于两种慢性暴露途径包括砷污染土壤，也就是一生对扬尘颗粒的吸入，及无意
中对土壤及住所中灰尘的吸入的风险评估方法。

最终暴露后果首先是
会引起肺癌，其次是皮肤癌。

为了进行暴露评估，对不同年龄人群的吸入率和土壤灰尘的摄入量进行了估算；对不同年龄人群的室内室外时间分配进行了研究计算；还有依据室外浓度测量方法进行的室内表层灰尘和空气的砷浓度的估算。

记
录了不同类型社区的室内室外比率和灰尘颗粒大小，及生物利用率和灰尘颗粒大
小的可能性关系。

应用美国环境保护署颁布的潜在致癌因子计算其风险，及毒性
评估的不确定性基于：砷可能既不是致癌的引发剂也不是催进剂但是可能是后期的致癌物质的证据；由于无机砷的甲基化作用的增强，砷的剂量反应关系在低剂量时可能是非线性的证据。

采矿区土壤受尾矿和废石污染，冶炼厂区受携带冶炼厂排放物的风影响。

风险计算公式是在风险是由于暴露和毒性引起的假设前提之下。

这种评估方法的重点是所有暴露途径和毒性是等效的保守假设。

在评估过程中值得注意的是采矿区和冶炼区的砷的传输特性不同，室内和室外的暴露途径不同。

采石场和冶炼厂的不同操作产生的灰尘颗粒的物理化学特性也不同。

由于冶炼厂所产生的灰尘颗粒的表面特性及水分含量使它们比其他物质更容易吸附在鞋子衣服和宠物身上，因此更容易带入室内。

据他人研究，室内灰尘和室外灰尘中砷的浓度关系为：Si=0.13So+4.5mg/kg Si为室内房屋灰尘中砷的浓度，So为室外土壤中砷的浓度，0.13为转移系数。

4.5 表示对室内砷浓度的一小部分贡献，这部分不是由于室外转移造成的，如烟草烟雾、燃气灶的排放物等都可能会含有少量砷。

Steel等人研究得到铅的室内浓度计算公式为：Si=0.15So+500mg/kg。

表明
大约有500mglead/kg室内灰尘的贡献值，主要来源于含铅的油漆画图片。

美国环境保护署在1986年通过对冶炼厂和城市居民区的铅污染中就总结得出了灰尘和土壤中铅浓度的关系。

EPA S过对土壤铅浓度和室内灰尘中的铅浓度的观察数据得出，室内室外浓度比率基本为1:1。

其他一些学者关于铅冶炼厂的研究，如Roberts和Diemel等人，也曾得出室内灰尘铅浓度接近于土壤中铅浓度。

另外，Y ankel等人对爱达荷州一所冶炼厂的生产期间和倒闭后的周围空气土壤和灰尘中的铅浓度水平对比研究发现，与工厂倒闭前相比，工厂倒闭后空气
中的铅浓度降低到五分之二，但是土壤中浓度基本保持不变。

室内灰尘的铅平均浓度仍然和土壤中铅浓度相近，尽管比以前更凌乱分布了。

经由手进入口中的这一途径被认为是最重要的土壤摄入途径，尤其对于幼儿。

不同年龄群对土壤或灰尘的摄入量不同，随着年龄增长，土壤摄入量减少的
原因是手口接触行为的减少。

这些估计都是针对无意的土壤摄入行为而言，不包
括土壤异食癖的孩子们。

计算公式：C i -0.3C0 0.5C p S i 10*
G为室外空气中砷浓度（卩g/m3），C p室内悬浮颗粒浓度（卩g/m3），S为室内灰尘中砷浓度
（mg/kg）。

10-6为转换因子。

室内空气砷浓度主要有两个来源：侵入室内的室外含砷空气，室内含砷灰尘。

4. B. Wu ， D. Y. Zhao ， H. Y. Jia ，Y. Zha ng. Prelim in ary Risk Assessme nt of Trace Metal
Polluti on in SurfaceWater from Yan gtze River in Nanji ng Section, China[J]. Bull Environ Contam Toxicol,2009,82:405
- 409
B.Wu D. Y. Zhao 等人对南京扬子江地表水体中重金属污染引起的健康风险 进行评估，并指出人
体主要暴露途径有三个：直接摄食、经由嘴和口吸入、皮肤 吸收。

对于水环境中的重金属来说，摄食和皮肤吸收是人体最重要的暴露途径。

污染物暴露剂量的计算公式如下：
C W SA K p ABS d ET EF E
D CF
BW AT
CD I ngestion 通过摄食水的暴露剂量（[1 g/kg/day ） ， CDI dermal 通过皮肤吸收的暴 露剂量（i g/kg/day ）。

CV 水中重金属平均浓度i g/L ，IR 摄食率（本研究引用 2.2L/day ），SA 皮肤暴露面积（本研究引用2800cm ）K p 皮肤吸附因子（cm/h ， ABS 胃肠吸收因子，ET 暴露时间（本研究引用0.6h/day ），EF 暴露频率（本研究 引用365days/year ），暴露持续时间（70years ），CF 单位转换，对水来说为 1L/1000m 3, BV 人体平均体重（60kg ），AT 非致癌物和致癌物的时间（2, 5550days ）。

重金属健康风险评估通过风险系数来表征，非致癌物质的风险系数用如下公 式计算：Hazard Quotient 二 CDI /RfD
致癌物质As 和Cd 的风险系数计算公式为： Carci nogen ic Risk 二 1「exp(「CDI SF)
RfD 引用 USA 勺污染物参考剂量(i g/kg/day )，其中Pb 的参考剂量引自WHO SF (slope factor of a carci nogen )为致癌斜率因子(i g/kg/day )(引自 US EPA 2006)。

Table 2 Refere nee dose for each eleme nt
Eleme nt RfD n gestion
(i g/kg/day)
RfD dermal
(i g/kg/day)
As 0.3 0.123 Cd 0.5 0.005 Cr 3 0.015 Cu 40 12 Fe 300 45 Pb 1.4 0.42 Ni 20 5.4 Zn
300
60
结语：值得注意的是本研究所用的方法在一定程度上存在一定的不确定性。

重金属摄入参考剂量及致癌物质的比降因子来自于 US EPA 和 WHO 不一定适合中 国居民。

计算当地居民的风险水平时用的是每种重金属的平均浓度。

年龄和暴露
途径的差异会导致不同的风险。

另外，污染物的影响可能会通过它们之间的生物 化学作用被扩大。

因此，本研究只是提供了初步的判断结果， 为了准确评估当地 居民的健康风险，建立合理的指导方针，应进行更深入细致的调查。

CDI in gesti on
C W IR ABS g EF ED
BW AT
CDI dermal
5. Ju-Yong Kim, Kyoung-WoongKim, Joo Sung Ahn，Ilwon Ko, Cheol-Hyo Lee. Inv estigatio n and risk assessme nt modeli ng of As and other heavy metals con tam in ati on around five aba ndoned metal mines in Korea[J].
Environmental Geochemistry and Health,2005,27:193 - 203
Ju-Yong Kim等人对韩国某处遗弃的金属采矿区的重金属进行了调查分析，并评估了砷对周围居民的致癌风险。

土壤环境中的砷和重金属污染的评估总是依据于其土壤中的总浓度，而没有
把其暴露风险值计算出来。

近来，很多科学家进行了提取试验以评估土壤重金属的生物利用性，从而确定污染水平和人类健康的数量关系。

风险评估采用以模拟
人类胃消化系统为基础的简单的生物利用性提取试验来计算土壤中重金属的引起的风险。

目前大部分污染评价都采用由国家科学研究委员会和美国科学院的研究的风险评估模型。

风险评估可分为四个阶段：危害鉴定，暴露评估，剂量-效应评估，风险表
征。

目前最重要的毒性判断指标有SF致癌斜率因子和参考剂量。

AD为平均每日摄入量，计算公式如下：
C^IRXEDXEF
ADD =
BW x AT x 365
C为环境样品（土壤、水、空气）中中污染物浓度，IR摄食率（kg/day，L/day ），ED暴露时间（years ），EF暴露频率（days/year ），BV接受者的平均体重（kg），AT平均时间（years ）。

模型参数如下表所示：
Table 1 Exposure factors and in put parame nters of Korea n farmer
Factor/parameter Symbol Units Reside ntial/
Agricultural Data source
Exposure
durati on ED years30US EPA(1997) Exposure
freque ncy EF Soil(days/year)210US EPA(1997)
water(days/year)350US EPA(1997) Averag ing time
Carcinogens ATc years76.5KNSO(2001) Non-carc inogens ATnc years30US EPA(1997) Body weight BW kg60MOCIE(1997) In gesti on rate
soil IRs kg/day100X10-6US EPA(1997) Drinking water IRw L/day 2.0KOWACO(2001)风险表征可以分为两部分：致癌风险和非致癌风险。

致癌风险的计算公式为：
Cancer risk 二ADD average daily dose SF slope factor
上式估算值是指一生暴露于致癌性危害的产生任何一种癌症的可能性。

可以被接受或容许的风险值范围为：10-6—10-4。

为了定量化描述非致癌物质的风险，通过平均摄入量与相应的参考摄入量相比计算其风险系数HQ风险率(the hazard index )为各风险系数之和。

如果风险率超过1.0，则显示污染物存在毒性危害。

HQ 二ADD (from exposure assessment)/RfD(from IRIS of USEPA)
HI = ' HQs sum of hazard quotients
J.ADD1/RfD1 ADD z/RfD?… ADD i/RfDj
Table 2 Referenee doses and slope factors of As and Zn obtained from US-EPA IRIS database
metal mine AREAS, KOREA (方法同上)
Environmental Monitoring and Assessment (2006) 119: 233 - 244
SANG-WOO LEE , BYUNG-TAE LEE , JU-YONG KIM
摘要：污染地区的治理要以风险评估为基础，依赖于所关心化学物质的评估毒性。

毒性的评估以引起人类有害健康的生物利用性为基础。

尾矿和废石中的有毒污染物可通过溪流进入农田区域，并在矿区的农作物中
积累。

最终它可能对人体健康产生一定的威胁。

通过用生物有效利用浓度代替总浓度，风险计算更为现实，因此，使污染源
补救措施的改进的成本效益分析更有效。

不幸的是，通过总元素浓度测量的日常
毒性估计不能够提供详尽的信息。

最近，许多科学家已经进行了一项提取试验来估计土壤重金属的生物有效性，以呈现污染水平和人类健康的数量关系。

风险评
估利用以模拟人类胃消化系统为基础的最简单的生物利用性抽样试验计算土壤重金属的风险。

由美国研究委员会和美国科学院研究的风险评估模型被广泛应用于污染物的风险评估中。

风险评估可分为四个阶段：危害鉴定，暴露评估，剂量反应评估，风险特征描述。

两个最基本的毒性指数为致癌比率因子SF，参考剂量RfD。

通过简单的生物有效性提取试验计算了由土壤摄入途径的污染物的吸收量。

暴露评估：暴露因素及途径。

在暴露评估中，平均日剂量AD通过计算多个途径如土壤和水的重金属的摄入量而得到。

计算AD的暴露因素及输入参数见表1:
毒性重金属摄入的主要暴露途径归因于把受污染的水作为饮用水及农业活动和坏习惯引起的土壤摄入。

韩国环境部门规定的饮用水质量为： 1.0Cu mg/l ，0.05Pb mg/l ，1.0Zn mg/l。

7. S. Rapa nt ，J. Kord? '. k\n en vir onmen tal risk assessme nt map of the Slovak Republic: application of data from geochemical atlases[J]. Environmental Geology,2003,44:400-407
S. Rapa nt等人应用地球化学图集中的数据对斯洛伐克共和国进行环境风险评价，并绘制了环境风险评价分类图。

为了进行多元素评价，许多学者计算出了各种各样的环境指数和污染系数， 其中最具有关注价值的是积累因子，污染程度和污染系数。

环境风险被定义为环境发生负面变化的可能性大小。

被计算为环境中物质的 浓度与对生物群和生态系统无有害作用的浓度值的比值，计算公式为： PEC
ER 工
PNEC
其中 PEC 为predicted environmentai concentration
PNEC 为predicted no effect concentrations
在斯洛伐克共和国，环境和健康风险评估和管理的执行， 依据于环境政府部 门的方法规章(No.623/98-2 )。

由欧洲联盟管理委员会颁布的指导方针
(NO.1488/94/ES )中指出了存在物质对人类和环境造成风险的评估原则。

因此，生态或环境风险评估主要针对环境中个体的污染水平评价。

PEC/PNEC 的比率代表环境风险系数I ER 。

根据当前的认知，如果比率小于1则说 明无风险，反之，如果大于1则存在环境风险。

生态毒理学监控是一种理想的，对环境无潜在危害的，功能最好的定义 PNEC 值的方法。

但是在实际中，很难指定PNEC 值或其它毒性浓度，例如NOAEL (no observed adverse effect level), LOAEL (lowest observed adverse effect level), RfD (refere nee dose 。

多种元素的超标浓度的总影响可表示为每种元素的风险值的和， 计算忽略其 之间的协同作用。

分析浓度低于风险限制浓度时不进行计算。

地下水，土壤和河
流沉积物的环境风险系数I ER 的计算可分为两步：首先，计算每一种超过风险限 制值的元素的环境风险系数l ERi 。

其次，计算个体风险值之和。

计算公式如下：
其中 :l ERi - index of environmental risk of the ith element exceeding limit - risk concen trati
on
AC i -analytical concentration of the ith element RC i -limit _ risk concentration of the ith element
I ER - overall in dex of en vir onmen tal risk of evaluated sample
环境风险评估水平如下：
I ER = 0 no risk
0 < I ER < 1 low risk 1 < I ER < 3 mediumrisk 3 < I ER < 5 high risk I ER > 5 very high risk
Table 2 Evaluated parameters
Soil and stream sedime nts("A"refere need values;A non 1994b)
parameter As Cd Cr Hg Ni Pb Zn Limit(mg/kg) 29 0.8 130 0.3 35 85 140
8. Health Risk of Consuming Heavy Metals in Farmed Tilapia in Central
I ERi
RC i
Taiwan Bull Environ Contam Toxicol (2009) 83:558 - 564 Min-Pei Li ng Hui-Tsu ng Hsu Ruei-Hao Shie (评估方法同下)
9. Assessment of HumarHealth Risks for Arsenic Bioaccumulation in Tilapia (Oreochromis mossambicu^ and Large-Scale Mullet (Liza macrolepis ) from Blackfoot Disease Area in Taiwa n
Arch. Environ. Contam. Toxicol. 45, 264 -272 (2003)
Huma n Health Exposure and Risk model (引自 USEPA 1996)
The target cancer risk to adults is defined as shown in Equation3:
BW AT c 103
TF 指个体一生的致癌风险，CSF R IS 指由USEP 的IRIS 提供的口头的致癌物质的斜率 因子（1.50（mg/kg/d ）-1）, |R f 是年鱼摄食率（g/d ），C 是鱼体中As 浓度（卩g/g ）, EF 是暴露频率（day/year ） , ED 是暴露时间（year ） , ATc 是致癌物质的平均时 间（365x 70d ）, BW!人体平均体重（kg ）（ 65kg ）, 103是单位换算因子。

非致癌风险用风险商HQ 来计算，如公式： / <1/3 \
i BW ； I (70kg 丿丿
(执行标准： One was the New York Departme nt of En vir onmen tal Con
servation (NYSDEC, 1999) guideli ne. It proposes the lowest effect screening levels (LEL) for As, Hg, Cr, Cd, Pb, Cu, Zn, of 8.2, 0.15,26, 1.2, 16, 16 and 120 mg/kg and the severe effect screening levels (SEL) of 70.0, 1.3, 110, 9.6, 50, 110 and 270 mg/kg, respectively.
严峻的污染形势，需要我们深入分析污染水平和生物效应，而不是简单的分 析一下重金属的含量。

城市化和工业化的进程伴随着周围水体的重金属等汽车和工业的排放物的 增加。

给定污染物的潜在生态风险定义如下：
地区土壤背景值
Cr Cu Pb Zn As Cd Hg
北京 29.8 18.7 24.6 57.5 7.1 0.119 0.058 天津 81.4 27.6 20.4 76.7 9.4 0.087 0.048 河北 65.4
21
20.5 71.9 12.8 0.056 0.025 HQ 为毒性风险商，
RfD Ris 是来自IRIS 数据库的参考剂量 10-4mg/kg/d ） , ATnc 是非致癌物质的平均时间（day ）
换算因子。

Ecotoxicology
(2009)18:748 — 758 Jingling Liu,Yongli Li,Bao Zhang
C. M. Liao, M. P. Ling
C f IR f EF ED
HQ - ---------- RfD iRis (mg/kg/d )(无机砷 3X 365 X 30d ), 103为单位
C f 1/3、
汉 IRf 汉 EF x
ED
m
E r 二T； c f ；（c f 二c D/c R; C d 八c f）
i4
参数含义：E r为给定物质的毒性响应因子；c f为污染物因子（参考值与目
前沉积物中浓度值的比率）；C d为各种重金属的污染程度；C D为样品测量浓度;
c R为参考值。

毒性响应因子T r i，即毒性或敏感度，Hg （40）, Cd（ 30）, As（10），Cu Pb （5），Cr（2），Zn （1）（结合滦河的污染特性）整个水体的潜在风险为个体潜在风险之和。

m
RI 八E：
i 4
表2沉积物中重金属浓度评价值mg/kg）
韩国环境部门规定的饮用水质量为：，，
o。