环境风险评价概述

在毒理学研究中常将剂量-反应关系分为两类：


①指暴露某一化学物的剂量与个体呈现某种生物反应强度 之间的关系，又称为剂量-效应关系；剂量-反应关系一般 呈S型函数关系。 ②指某一化学物的剂量与群体中出现某种反应的个体在群 体中所占比例，可以百分率或比值表示，如死亡率、肿瘤 发生率等。
剂量-反应关系的获得
非致癌污染物健康危害的风险模式

Pi = (Di × 10-6/ RfDi ) / 70

式中 Pi ——非致癌物 i 经饮用途径所致健 康危害的个人平均年风险, a-1； Di——非致癌污染物 i 的单位体重日 均暴露剂量，mg/(kg.d) ； RfDi ——非致癌污染物 i 的参考剂量， mg/( kg.d) ；
参考剂量RfD按下式确定
RfD=（NOAEL or LOAEL） /(UF×MF)

式中，RfD ——化学物质的参考剂量，mg/ ( kg. d) ； NOAEL——无副作用剂量(no observed adverse effect level)，是不会产生某种可见有害效应的最高剂量， 即最高未观测到的有害物水平，mg/ (kg. d) ； LOAEL——最低可观测到的有害物水平(lowest observed adverse effect level)，mg/ (kg. d) ； UF——不确定系数（Uncertain Factor），一般为 10~10000，UPSEPA对酚类物质推荐采用UF=300； MF——修正系数( modifying factor)，UPSEPA对酚 类物质推荐采用MF=1。
环境风险与生态风险


环境风险：由自发的自然原因和人类活动引起 的、通过环境介质传播的、能对人类社会及自 然环境产生破坏、损害及至毁灭性作用等不幸 事件发生的概率及其后果 生态风险：是指一个生物个体、种群、生态系 统或整个景观的正常功能受外界胁迫从而在目 前和将来减小该系统内部某些要素或其本身的 健康、生产力、遗传结构、经济价值和美学价 值的可能性，有时也可称环境风险。
70——人类平均寿命，a。
致癌强度系数的确定



致癌强度系数指的是终生持续暴露于某一单位浓 度的化学致癌物中所导致的超额患癌风险，它为 每种化学致癌物在剂量风险之间确定出一定的关 系，从而定量预测某给定剂量的危险水平，每一 种致癌物质在特定的暴露途径下具有特定的致癌 强度系数。 一般可参考USEPA的“综合风险信息系统 （IRIS）”数据库中的数据。 对于该数据库中没有的非饮用暴露途径进入人体 的信息，如皮肤暴露和吸入途径，可采用跨途径 外推方法，借用食入途径的致癌强度系数来评价。

评价者要为风险管理者提供详细而准确的风险 评价结果，为风险决策和采取必要的防范和减 缓风险发生的措施提供科学依据。
三、化学物质的生态风险评价方法
1998年USEPA正式出台《生态风险评价指南》 生态环境是一个复杂多变的系统，生物与生物之 间、生物与环境之间以及各种环境介质之间相互联系、 相互制约，由于缺乏长期监测的生态、毒理学数据， 很难对其中某一成分进行准确的风险判断。
评价步骤
①确定生态无效应浓度（NOEC） NOEC=（NOAEL or LOAEL） /(UF×MF) ②找出环境暴露浓度（EC)水平； ③计算风险指数RQ EC
Байду номын сангаас
RQ
NOEC
1、确定无效应浓度

一般通过一定的生态毒理学数据获得，由试验获得 的数据说明污染物对几种在生态功能上具有重要性 的生物可能产生的影响，找出效应性质的证据和对 产生效应的浓度范围，确定不产生生态效应的浓度 （No-effect Observed Concentration，NOEC）， 它相当于健康风险评价中的参考剂量RfD，又称参 考浓度（RfC）。

USEPA对“三致”化学物质的人体健康风险 研究较为充分，并已建立了综合风险信息系 统。对某一化学物质该系统给出对人体健康 影响的定性描述和定量评价, 其核心内容包 括以下两点：


对致癌物质，给出致癌强度分类，单位口服和 吸入风险； 对于非致癌物质，给出口服参考剂量( R f D s ) 和吸入参考剂量( R f Cs )。

当需要将动物实验所得剂量向人体相当剂量进行转化 时，假设动物和人单位皮肤面积吸收的毒素的量相同， 对不同物种产生的不良反应也相同，则人体相当剂量：
动物体重 人体体重3 / 4 人体相当剂量 动物实验剂量 3/ 4 人体体重 动物体重

由于动物实验资料外推所造成的不确定性因素， 对于化学物质的低剂量水平的风险预测存在较大 的偏差。

规定可接受致癌风险率阈值为10-5/a (即： 每100000人中有1人患癌症的概率)。
对于通过饮用暴露途径，化学致癌物健康危 害的风险模式

Pi = [1 - exp (- Di qi) ] / 70
式中




Pi ——化学致癌物 i 饮用途径所致癌症的平均个人致癌年风险， a-1； Di ——化学致癌物 i 单位体重日均暴露剂量，mg/(kg.d)； qi——化学致癌物 i 致癌强度系数，[mg/( kg .d) ]-1 ；

环境风险评价的应用



农药的安全评审与登记 有毒化学品的登记与管理 优先分析和控制化学物质的筛选与确定 环境质量指标体系和标准的制定 有害废物的处理、处置场地管理 污染事故的分析、评价和处理方案的制定 大型建设项目、区域性开发项目的生态影响 评价与健康风险分析
再生水风险分析与对策研究路线
修正系数MF的确定

在将NOAEL外推到人类时，存在物种间差 异问题，通常认为，人类对非致癌污染物 毒性作用的敏感性最高，约为实验动物对 该种毒性作用的10倍。MF是专家通过对数 据和试验的主观把握判断而确定的修正系 数，范围在0~10之间，缺省值为10。
4、风险表征


风险表征 风险表征是利用前三步所获得的 数据, 估算化学物质在不同暴露途径下可能 产生的健康风险强度、概率及可接受的风险 水平。 风险表征也是连接风险评价和风险管理的桥 梁。

目前关于人体健康风险评价的剂量-反应 关系研究较多：


各种调查和实验资料的基础上估算 人类流行病学调查资料（是首选） 其次是与人类接近的敏感动物的实验资料。 污染物结构与毒理活性关系模型
动物实验数据换算到人体相剂量

利用数学模型采取体重、体表面积外推法，从动 物试验高剂量风险外推到人体经常接触的低剂量 风险。
第五专题 环境风险评价概述
一、 基本概念

风险
指不幸事件或不良后果发生的概率，或者说 发生人们不希望出现的后果的可能性 在一定时期产生有害事件的概率与有害事件 后果的乘积 R= S ×P 式中，R ——某种影响或危害的风险； S —— 影响或危害的严重程度； P ——影响或危害发生的机率。


污水再生处理回用 市政杂用、工业冷却、农灌等 河湖、城市景观水体补水 水生生态环境风险评价
人体健康风险评价
再生水水质标准 再生水处理过程达标分析
消减风险的措施和建议
二、化学物质的人体健康风险评价方法

1983 年美国科学院公布的四步法




危害鉴别（Hazard Identification）——鉴定风险源的 性质及强度； 暴露评价(Exposure Assessment)——对人群或生态系 统暴露于风险因子的方式、强度、频率及时间的评估 及描述； 剂量-反应分析(Dose-Response Analysis)——暴露与 暴露所导致的健康或生态系统影响的因果关系； 风险表征(Risk Characterization)——对有害事物发生 的机率及所得机率的可靠程度给以估算和分析。

化学物质的风险种类

由化学物质所造成的生态风险主 要表现在对人体健康的影响和对 自然生态系统的影响，即人体健 康风险和自然生态风险（生态风 险或环境风险）。
环境风险评价

通过对不良结果或不期望事件发 生的机率进行定性或定量描述， 判断风险是否可以被接受的过程 为风险评价，并提出减小环境风 险的方案和对策。
制定预防措施、 应用标准、管 理手段
确定危害性数 无影响浓度、或剂量效应数据、毒理作 据 用机理等 暴露量预测 风险表征 环境暴露量、人体暴露量 环境风险：暴露浓度/无影响浓度 个体风险：危害的程度*几率
由不同暴露途 径、危害程度、 风险大小决定 相应的管理措 施

国内外环境风险评价的发展状况


2、暴露评价

暴露评价 暴露评价是对环境或人群暴露于 风险因子的方式、强度、频率及时间进行定 性描述和定量评估，暴露量评估应确定暴露 途径与暴露量。


污水回用的环境暴露方式是多方面的，包括 污水回用的各种途径，几乎涵盖了地下水、 地表水、大气、土壤等各个环境介质中； 污水回用的人群暴露途径主要有食物、饮水、 呼吸及皮肤吸收等，污水回用途径的不同， 人群吸收这些物质的途径也就不同，故产生 的危害也不尽相同。
环境风险评价兴起于20世纪70年代，主要是 在发达的工业国家，特别是美国的研究尤为 突出。目前，国外环境风险评价研究主要包 括人体健康风险评价和生态风险评价两方面， 并制定了一系列的评价规范和准则，形成风 险评价的科学体系，其中人体健康风险评价 的方法基本定型，生态风险评价方法正处在 总结、完善阶段。 USEPA颁布了一系列与风险评价有关的技术 性文件、准则或指南，大多为人体健康风险 评价方面的。


对于污染物的暴露水平，可以直接测定， 但通常是根据污染物的排放量、排放浓 度以及污染物的迁移转化规律等参数， 利用一定的数学模型进行估算。 根据环境介质中污染物的浓度和分布、 人群活动参数、生物检测数据等，利用 适当的模型，就可以估算不同人群不同 时期的总暴露量。
3、剂量-反应分析

剂量-反应分析 对有害因子暴露水平与暴露人 群或生态系统中的种群、群落等出现不良效应 发生率间的关系进行定量估算的过程。是进行 风险评价的定量依据。
化学物质的环境风险评价
项目
特征 目的
内容
评价化学物质的环境风险大小 评价化学物质应用场所的风险
评价结果 的应用
制定法律、产 业政策、管理 措施等依据
评价范围
风险的对象
市民、生态系统
风险暴露途径 日常暴露（大气、饮用水、食品）、作 业场所暴露、产品、环境暴露等 暴露浓度 评价方法 大尺度的风险评价较小
1、危害鉴别

危害鉴别——旨在鉴定风险源的性质及强 度。


再生水健康风险主要来自微生物和化学物质， 风险因子主要包括对人体有害化学物质（如 重金属, 致癌、致畸、致突变有机物、环境类 激素等）和病原微生物（细菌、病毒、寄生 虫）。 在化学物质的危害鉴别中，目前对重金属和 “三致”作用的化学物质的人体健康影响研 究已比较充分。
参考剂量RfD确定

USEPA定义了参考剂量法(Reference Dose, RfD)，RfD是指人的一生暴露时间内，通过 口服途径进入人体并且不会对人体造成不利 影响的化学物质的最高剂量；而对于通过吸 入途径进入人体的剂量称为参考浓度 （Reference Concentration，RfC）。

生态效应评价可以是定性的，也可以是定量的描 述。


定性的风险评价一般将化合物划分为无危害、较小的 危害及严重的危害等类别。 定量的风险评价，或称剂量-效应评价，可以通过生物 实验或者理论预测，如QSAR的方法进行。

USEPA化学品环境风险评价的信息系统


（一）综合风险信息系统（IRIS） （二）潜在有毒化学品国际登记数据库 （IRPTC） （三）化学品信息网（CSIN）

USEPA将可疑化学物质的致癌程度分为5类：


确定致癌物 很可能致癌物 可能致癌物 没有被列入人体致癌物质 有证据表明为非致癌物质。
剂量-反应曲线
剂量-效应曲线的不确定性
不确定系数UF的确定

当没有官方资料时，UF通常考虑以下因素来 确定：


人体之间的差异系数(1~10)； 从动物试验向人体外推的不确定系数(1~10)； 从动物试验的短时间高剂量暴露向人体长期低 剂量暴露转换的不确定系数(1~10)； 当得不到NOAEL而采用LOAEL时，还要考虑10 倍的不确定系数。