第四章 环境化学物对健康影响的危险性评价
与管理
第一节 概 述
一、健康危险度评价和管理的目的及意义
人类在生活和职业环境中经常接触到无数的化学物质,
?人工台成的化学物质估计有 200万种，每年增加 1000种；
?常用的 5万多种化学物品中有 10％为诱变剂。
1、危险度评价（ Risk assessment)的目的意义,
? 预计可能产生的健康效应类型及其特征；
? 估计这些健康效应发生的概率；
? 提出环境中有毒物的可接受浓度建议；
? 提出针对性预防保健重点。
2、危险度管理 (risk mangement),
以危险度评价结果为根据结合,
费用 — 效益分析、政策分析、社会经
济和政治因素 ?决定可接受危险度和适
当的管理措施付诸实施，以降低或消除
该危险度，保护人群健康。
?排放标准，环境卫生标准、规章条例的
制定 。
?危害性鉴定
?剂量 -反应关系的
评定；
?暴露评定
?危险度特征分析
二、危险度评价的基本步骤
第二节 危害性鉴定
一、危害性鉴定在危险度评价中的地位和作用
危害性鉴定的任务,
? 确定化学物质对暴露人群能否产生不良健康影响；
? 暴露与不良健康效应之间是否存在因果关系；
? 对所产生的不良健康效应应予以分类，并估计其危
害的强度；
?确定评价的必要性和可能性。
二、危害性鉴定的主要科学依据
在开展 鉴定之前，首先要掌握到必要的、足够的科
学资料，作为鉴定的依据。
1、流行病学资料
特点,
?直接反映出人群暴露后所产生的有害影响特征；
?不需要进行种局的外推，不确定因素较少；
?是危害性鉴定中员有说服力的依据。
局限性,
?例如很难找到理想的反映不同污染水平的暴露现
场；
?有些新化合物尚未投入市场，无流行病学资料；
?环境中往往有若干有害因素同时存在以致混杂因
素较多等等。
2、动物试验
特点,
? 实验条件易于人为控制，人为地设计出各种
实验条件，例如年龄组、性别、染毒剂量组、
染毒方式、染毒期限、观察指标等，并且能
控制很多混杂因素。
? 可以较确切地反映出各种特定条件下所产生
的特定健康效应，其因果关系明确；
? 容易得出剂量 — 效应曲线。
? 局限性,
? 考虑动物与人存在种属差异；
? 对实验结果需进行外推。
3、体外试验
?包括微生物、植物、非哺乳类动物、哺乳类动物细胞和离
体器官等各种层次的非整体的动物试验。
?例如 Ames试验 (沙门菌株在缺乏组氨酸的培养基上培养）、
大肠杆菌 DNA聚合酶缺陷型修复试验,V79细胞转化试验、
CHO细胞体外 SCE试验、大鼠器官培养等，这些都是短期测试
的过筛试验。
?虽然不能全面反映哺乳动物整体状况下的生物学效应，但
其异常反应也能反映出待评物对机体可能产生的有害影响，
作为判断对机体有致癌、致突变可能性的辅助资料。
4、化学分子结构比较
将待评化合物与已知毒性物质进行分子结构比较，根据构 —效关系
理论，初步判断其可能毒性。
5、待评化学物的主要理化性质，在环境
中的迁移转化
例如,溶解度、沸点、燃点、油／水分配系数、
血／气分配系数、主要的化学反应和生物降
解过程以及有关生成物的毒性等等。
?判断该物质在环境化学性质；人类可能
接触途径和方式。
收集详尽、可靠的综合资料，进行综合分
析，获得正确结论。
第二节 暴露评定的程序和内容
一、概述
暴露评定要说明以下 5个主要问题：①来源；②暴露途径； ③测定相估计
的浓度和持续时间； ④暴露人群；⑤综合的暴露分析。
暴露特征评价必需的内容包括,
①毒物的商品名、通用名、别名；
②化学名称和化学结构式；
③释放时或释放后产生的其它物质；
④在所有地点有无燃烧或爆炸的危害；
⑤ 该物质在环境中残存期间内它在所有地点的各种介质 (空气、水、食物等 )
内的浓度；
⑥在所有发生暴露的地点人口分布 (包括每个人的社会安全编号、年龄、性
别 )；
⑦每个人暴露的浓度和持续时间 (通过各种介质 )。
二,暴露评定的程序和主要说明
1,摘要,微型报告，应对所采用的程序，提出的假设，
总结性图表的结果作简单的描述。对与结果有关的不
确定性进行简单讨论。
2,序言 (目的和范围 ),应阐明暴露评定的预期目的，
并认定所研究的暴露因子、来源的类型、暴露途径和
有关的暴露人群。
3,化学物的基本资料
(1)鉴定
①分子式、分子结构、商品名、通用名、别名
②级别、污染物,添加剂的描述；
③其它有助于鉴定的特性。
(2)理化特性
①物理特性：分子星、熔点、沸点、密度、蒸气压等；
②化学特性：化学成份、溶解度、稳定度 (包括燃烧爆炸的危
险性 )、杂质成份、复合物或裁体,PH等。与其它物质 (包括容
器 )起反应的活性；形成的化合物及其危害性。
(3)环境化学特征,
①在环境中的迁移转化特征、②动物代谢；③生物蓄积的潜
力，④植物从土壤中的吸收。
4, 来源,
应说明污染物进入环境的地点以及可以知道的排放速率。并
应详细研究污染物的来源、产生、使用、消失／处理和环境释放。
5．暴露途径分析
说明污染物如何从污染源到暴露人群或对象的。污染物在环
境中的去向，说明所有可能的暴露途径。
6．暴露监测和污染物浓度的确定
监测,
污染源排放量的监测、生物监测、环境监测、数学模型分析。
监测数据必须准确、精确、并有代表性。
7．暴露人群特征
暴露人群或称危险人群是由所有暴露于高于化学物本底值浓度的个
体构成。
(1)人群
①人群数量和特征 (比如发展趋势、性别／年龄分布 )； ②人群地理
位置； ③ 人群习俗：交通习惯、饮食习惯、文化娱乐习惯、工作场所习
惯、使用物品习惯等； ④ 高敏感的亚组人群（孕妇、婴儿、慢性病患者）
分析；
(2) 生物群落
① 群体规模和特征 (如种类、发展趋势 )；②群体地理位置； ③ 群体
习性。
8．综合暴露分析
就是把环境浓度的评估 (来源和转归的资料 )和暴露人群的描述结合
在一起，确定总的暴露情况。
参见 p536，表 23-2。
确定了每一地区饮用该水的人口数；并计算出各地的暴露浓度和持
续时间。利用地面水污染物扩散数学模型估算沿河不同地点水中毒
物浓度。
对一个毒物的暴露特征完全的描述应包括,
暴露人群数量；暴露浓度、频度、强度；持续时间以及暴露途
径；暴露人群的行为特征和生物学特征要描述；各种浓度下的人
群暴露；并且要评估与其有关的不确定性。
实例,
一次铁路交通车故导致某化合物排放入附近的环境。该化合物无挥
发性，它流入邻近的一条河中，该河水供沿河居民饮用。由于雨水地
表径流和其它稀释水的排入，排放口下游 50m处，毒物被稀释到未检
出水平。大约在排入河中 48h后，该毒物被水解为无毒形态。
第四节 剂量 — 反应关系评定
一、有阈化学物质的剂量 — 反应关系的评定
(一 ) 目的,
利用动物或人的定量研究资料，确定人暴露于该物质不致引起有害健康效应的
最高剂量，以此做为参考值 (或基难值,RfD)，来评价危险人群在某种暴露量下的
危险度；
推算该物质在环境介质中的最高容许浓度 (或可接受的限量 )。
(二 ) 方法,
根据对化学物所引起的关键效应的研究所获得的 NOAEL、或 LOAEL，并充分考
虑研究资料应用到人类的所有不确定因素，确定参比剂量（ RfD,VSD,MAC、
ADI）。
关键效应 (critical effect)：经判断被认为是最适用于确定参考剂量的有害效应。
针对关键效应的研究 — 关键研究。
一个化学物质可能对机体引起多种有害效应。通常这些效应的 NOAEL是不同的。
在剂量 — 反应评定时，一般是选择具有最低 NOAEL的有害效应做为关键效应。
不确定系数（ Uncertainty
Factor,UF)：为最大程度
保证人类安全，必需考虑
研究资料的不确定性，如
种属差异、高剂量向低剂
量外推等，因此，又称为
安全系数（ Safty Factor,
SF)，当资料不完整时，会
增加外推的不确定性，还
需要加以修正，修正系数
（ Modifying Factor,MF)。
)( MFUF
ELN O E A Lo r LO AR fD
??
(三 )参考剂量的推导步骤
充分收集、审阅现有有关的毒理学实验动物研究，人群暴露流行病学研
究，以及毒物代谢动力学和毒物反应 (或毒效应 )动力学研究资料的基础上，
选用可以进行剂量 — 反应关系评定的对人或动物的研究资料 (关键性研究 )；
从中确定关键效应及其对人或动物不产生关键效应的最高剂量或暴露负荷
(即 NOAEL或 NOEL)，以及相加适当的总不确定性系数。
1．毒性资料库的全面收集
收集在数量和质量上都是充分完整的毒性资料库。它应包括：人群流行
病学定量研究、实验动物定量毒性研究、毒物代谢动力学和毒物效应动力
学等多方面整体及体外定量研究资料。
2．选择关键研究和关键效应
关键效应的 NOAEL一直是有阈毒物危险性评价和管理的主要依据。此方
法的假设前提是如果能够预防关键毒效应的发生，则所有其它毒效应均可
预防。
(1)关键研究必需具备的条件
1)要有准确有效的定量化剂量 — 反应资料量组间距不应过大。剂量谱带
应在合理范围内尽可能宽广
2)实验研究 (动物和流行病学的 )组应与危险人群组在化学物质种类、暴
露途径、首次暴露年龄、剂量、剂量率、暴露时问占整个寿命的比重、性
别、毒物代谢动力学、毒作用机理等方面尽可能相匹配。匹配度愈高，评
价结果愈准确。
(2)关键研究选择的优先顺序
1)流行病学研究资料应首选为关键研究资料。选用此类研究可不必
作物种间的外推。
2)动物研究资料 这类资料通常是危险度评价的主要依据。利用此
类资料时，需有物种间外推，高剂量向低剂量外推，个体不均匀性
外推等问题。
(3)关键效应及其 NOAEL的确定,
应注意以下问题,
1)在确定关键效应时必需判断所检出的效应是否是有害效应。
2)NOAEI(或 NOEL,LOAEL)是多种参数 (如样本大小、暴露期限、
首次暴露、检查方法灵敏度等 )的函数。
3)确定多个候选“关键效应”及其关键数据，再通过比较由它们
推导出的 RfD值，最终选定关键效应及其 NOAEL值。
3．不确定性系数的选定
本世纪 50年代初开始采用的安全系数 (10× 10)，
不是由实验得出的科学数据推导的、因此属于缺
席值 (default value),
近年来在国际上对不确定性系数 (即安全系数 )的选
用原则基本趋于一致，并日趋规范化。
(一 )目的
由于这类化学物质的关键效应 (致突、致癌 )的剂量 — 反应关系已知
或假设是无阈值的，即大于零的所有剂量在某种程度上都有可能导致
该有害效应的发生。
而且在实际中这类化学物质对人类的危害，主要是长期低浓度暴露
的结果。
关键目的,确定低剂量范围内的剂量 — 反应的定量关系，以作为预
测危险人群在某特定暴露水平下的危险度的方法学依据。
核心内容,根据线性无阈数学模型确定致癌物的致癌强度系数
(carcinogenic potency index)，即终身持续暴露于一个单位浓度的化学
致癌物时，所导致的终身超额致癌危险度 (lifetime excess risk)。
低剂量范围外推 必要性,用实验动物进行毒性研究时，通常都是采
用大剂量染毒，而危险度评定则需要在产生 极低发生率 (如 10-5或 10-
6。 )的剂量范围内估计效应发生率。
二、无阈化学物质的剂量 — 反应关系的评定
(二 ) 方法
三大类方法。
1．完全禁止法
完全禁止无 阈化学物质 (如致癌物 )的生产或向环境中释放。
最安全、保 守的方法。其主要缺点是理论依据不足、经
济技术上不合理、不适用于环境中天然存在的一些致癌物
(如砷等 )。
2．采用有阈剂量 — 反应关系评定中的不确定性系数法
即用最大末观察到致癌效应的 剂量和不确定性系数求出用
以评价危险人群危险度的参考剂量。由于是针对致癌效应，
因此将用较大的不确定性系数，如 5000。
3．数学外推模型法
一般认为，致癌物低剂量范围内的剂量 — 反应关系的曲线待征可能有
三种：即线性 (1inear)、超线性 (supperlinear)和次线性 (或称亚线
性 )(sublinear)。
常用模型及其主要持征,p538表 23— 3。
(1)耐受分布模型,
模型是纯统计学模型，模型假设,
a、暴露 于有害物质的群体中的每个成员，对该毒物的毒作用均有一
待定的耐受水平 (或阈值 ),低于此耐受剂量，机体不会发生效应，超
过即有效应发生；
b、人群中这种耐受水平的个体 差异很大，群体中个 体间水平的变异
可以用概率分布宋描述，即耐受量的分布可以持定的函数式表达。
①对数 — 正态模型
2 21 l g()lg ( / 2 )
211 lg
22
DUDz
Z
eP e d D e d Z?? ? ?
??
?
? ? ? ?????
Pe:累积频率
② 对数 — 逻辑斯蒂模型
( l g )
1
1 a b DPe e ??? ?
当 b＝ 1时，在低剂量时，剂量 — 反应曲线 特征为线性；
b＞ 1时，为亚线性；
b＜ 1时，为超线性。
由于式中 D等于 0时,Pe并不等于 o，因此模型 在生物学上不是完全可信的。
3 威布尔模型
1 baDP e e ???
a和 b同上式，并均＞ 0,
当 b＝ 1时，低剂量下剂量 — 反应曲线特征为线性；
＞ 1时为亚线性；
＜ 1时为超线性。
它在生物学上是可信的，因为当 D＝ 0时,Pe亦为 0。
（ 2）机理性模型
见 P540
（ 3）模型的选择
上述模型大多对同一实验所得数据组的拟台度都很好，但外推到低
剂量时，所得到的预测值间的差别却很大模型的保守程度的顺序为：多
次打击模型＞威布尔模型＞逻辑斯蒂模型＞多阶段模型＞对数 — 正态模
型＞二阶段线性 模型。而线性模型和一次打击模型通常是最保守的。
因此选择合适的外推模型时，应当依据有关毒作用 (如致癌性 )机理
等生物学证据和统计学方面的证据，而不能根据模型 对实验剂量 — 反
应数据的拟合程度：如有作用机理方面的生物学证据，则所选用的模型
或 方法应与证据相一致；
?当致癌机理很不确切时，如与有限资料天矛盾，则可首选线性多 阶段
模型；
?如条件合适，可用多种模型外推，并将结果与之比较，这样可减少外
推的误 差；
?如有纵向研究肿瘤发生的资料，可选用时间 — 肿瘤发生模型；
?目前尚无一个公认的最合适的外推模型，必须在对所获得的全部有关
资料进 行认真评审的前题下，正确选用合适的外推模型。在评价结果
报告中，应对所选用模型 的合理性加以说明。
第五节 危险度特征分析
危险度特征分析是定量危险性评价的最后步骤。
目的,
?在对前三个阶段评 定结果的综合、分析、判断的基础上，确定暴露
人群 (危险人群 )中，有害效应发生率 (即危险度 )的估计值及其可倍程
度或不确定性程度；
?详细说明有害化学物质可能引起 的 (或真实的 )公众健康问题；
?最终形成危险度管理人员可利用和易懂的文件，为管 理机构做决策
提供科学依据。
一、综合、分析、判断各阶段的结果
综合分析前三阶段的结果做出必要的判断
1、对各阶段的判断进行审查；
2、总结和讨论每个阶段中的假设和不确定性；
3、评价危险度评价总的质量和可信度 ；
4、说明可用资料的局限性
二、危险度分析
(一 )有阈毒物的危险度分析
危险度的表示方法可以有多种,
1．暴露量达某一重要水平的估计人数,
一般是以 RfD值为衡量标准。
暴露水乎＜ RfD值 [或参考浓度 (RfC)〕 者，为“不大可能有危险
者”；
＞ RfD值者为“可能有危险 者”。
2．提出持定的暴露情况,
以“如果 ……,会 ……?’’ 的问话形式提出特定的暴露情况，这
种方法有助于使危险度管理者从多方面考虑问题，尤其是在制定
基准值、耐受限 量、或环境介质幼质量标准情况下。
例如“在此建议值时，如果超过 RfD，所引起的毒性效应发生率为多
少”。
3．将剂量 — 反应关系评定结果 (RfD值或 NOAEL等 )与危险人群总暴露量 (来自
所 有途径 )估计值 (EED)相结合的方法。
(1)将 EED值与 RfD值直接比较 以衡量发生危害的可能性的大小。如果 EED＜
RfD值，说明危险人群发生某种特定有害效应的可能性很小；反之，可能性增
大。
(2)用, 暴露界限值, 描述：暴露界限值 (Margin of Exposure MOE)是 NOAEL
与 EED的比值。如 MOE＞总不确定性系数，则 说明危险人群发生危害的可
能性很小。
4．用真实的危险度估计值 R表示,
根据 RfD和 EED值、计算出暴露人群的终身危险度,
R＝ EED/RfD× 10-6
式中,R为发生某种特定有害健康效应而造成等效死亡的终生危险度；
10-6为与 R仍对应的假设危险度水平,
若考虑多种有阈化学物质,
危害指数（ Harzard Index,HI),
610EEDH I R i
R fD
?? ? ???
(二 )无阈化学物质的危险度分析,
危险度分析包括计算超额危险度 (excess risk)和预期超
额病例数 (number of excess cases)，并讨论各种误差来
源对结果的影响。
超额危险度 (Pe),
Pt：暴露组的效应发生率,Pt=Xt/Nt
Pc：对照组的效应发生率,Pc=Xc/Nc
1
tC
c
PPPe
P
??
?
1、根据毒理学试验合流行病学调查资料计算。
2、根据外推数学模型计算,
计算终身暴露量,
D=CIT
C：暴露介质浓度,T：终身暴露时间,I：日摄入量。
例：计算暴露于以下条件工人的超额危险度,0.2 mg／
m3,8h／ d,5d／周,50周／年，持续 45年，采用与
动物实验中的剂量 — 反应数据有很高拟合度的方程,
Pe＝ 0.002十 0.02× InD。
暴露时间 T=5d /周 × 50周 /年 × 45年 =11250d;
日摄入量 I=29L/min × T=13.9 m3/d;
终身暴露量 D=CIT=31275mg
Pe=0.002+0.02 × ln 31275=0.21
第六节 在制定环境标准中的应用
一、基本概念
1、标准：对重复性事物和概念所作的统一规定。
以科学、技术和实践经验的综合成果为基础，综合考虑社会、经济和自然条
件，经有关方面协调一致，由主管机构批准，以特点形式发布，作为共同遵守的
准则和依据。
2、基准：物质与特定对象之间的剂量 — 效应的定量关系，是客观规律的反
映，不具有法律效力。基准是制定标准的核心科学依据。
3、环境标准：为保护人群健康和生活质量，对生活环境中与人群健康有关
的 各种因素，以法律形式所作的量值规定以及为实现量值所作的有关的技术行
为规范的规定。
标准分国家标准（ GB)、行业标准 (HY)、地方标准和企业标准四级。
二、制定环境标准的原则
1、对人体健康无直接危害；
2、对人的主观感觉无不良影响；
3、对人体健康无间接危害；
4、选用最敏感指标的原则；
5、掌握经济合理和技术可行的原则。
三、环境毒理学在制定环境标准中的应用
通过毒理学研究所获得的剂量 — 效应关系和污染物的环境风险评价，以最
大无作用剂量作为制定污染物最高容许量的依据。
根据污染物可能引起的健康效应，计算环境介质污染物可接受浓度的方法,
1、有阈化学物 — 安全系数法,
C=Dj/(I?T)
C：可接受浓度 Dj,NOAEL (mg) I：摄入量（ mg/人 ?日）
T：暴露时间（日）
对于空气中污染物的可接受浓度，代入有关参数后可得,
?居民个体终身暴露有毒物的可接受浓度,
C(mg/m3)=1.9?10-6Dj
?居民个体终身每日暴露于水中有毒物的可接受浓度,
C(mg/L)=1.5?10-5Dj
E1：动物寿命（年）
L1：动物效应潜伏期中位数（年）
T1：动物暴露时间的中位数（年）
W1：动物体重；
F：不确定系数。
C1：介质污染物浓度（ mg)；
I1：日摄入污染介质量,
2
3 3
11( / ) 0, 1 0 5 ( / 0, 1 1 3 )I m d W?
小鼠,
23
311( / ) 0, 0 3 4 5 ( / 0, 0 2 5 )I m d W?
Dj的计算,
? 根据动物试验计算,
1 1 1
6
11
1
1
7 0 ( 7 5 ) 3 6 5j
i
i
C I TDL
ELWF
?
? ? ? ? ? ?
??
大鼠,
2,无阈化学物 — 危险度分析法,
P：可接受危险度 10-6
I:：摄入量
T3：暴露时间 =（ 74-L)*365
R：危险系数 =Pe/Dj
22
25
1
365j
i
i
CI
DT
F
?
? ? ?
?
3/ ( )C p R I T? ? ?
从人研究的资料,
与管理
第一节 概 述
一、健康危险度评价和管理的目的及意义
人类在生活和职业环境中经常接触到无数的化学物质,
?人工台成的化学物质估计有 200万种，每年增加 1000种；
?常用的 5万多种化学物品中有 10％为诱变剂。
1、危险度评价（ Risk assessment)的目的意义,
? 预计可能产生的健康效应类型及其特征；
? 估计这些健康效应发生的概率；
? 提出环境中有毒物的可接受浓度建议；
? 提出针对性预防保健重点。
2、危险度管理 (risk mangement),
以危险度评价结果为根据结合,
费用 — 效益分析、政策分析、社会经
济和政治因素 ?决定可接受危险度和适
当的管理措施付诸实施，以降低或消除
该危险度，保护人群健康。
?排放标准，环境卫生标准、规章条例的
制定 。
?危害性鉴定
?剂量 -反应关系的
评定；
?暴露评定
?危险度特征分析
二、危险度评价的基本步骤
第二节 危害性鉴定
一、危害性鉴定在危险度评价中的地位和作用
危害性鉴定的任务,
? 确定化学物质对暴露人群能否产生不良健康影响；
? 暴露与不良健康效应之间是否存在因果关系；
? 对所产生的不良健康效应应予以分类，并估计其危
害的强度；
?确定评价的必要性和可能性。
二、危害性鉴定的主要科学依据
在开展 鉴定之前，首先要掌握到必要的、足够的科
学资料，作为鉴定的依据。
1、流行病学资料
特点,
?直接反映出人群暴露后所产生的有害影响特征；
?不需要进行种局的外推，不确定因素较少；
?是危害性鉴定中员有说服力的依据。
局限性,
?例如很难找到理想的反映不同污染水平的暴露现
场；
?有些新化合物尚未投入市场，无流行病学资料；
?环境中往往有若干有害因素同时存在以致混杂因
素较多等等。
2、动物试验
特点,
? 实验条件易于人为控制，人为地设计出各种
实验条件，例如年龄组、性别、染毒剂量组、
染毒方式、染毒期限、观察指标等，并且能
控制很多混杂因素。
? 可以较确切地反映出各种特定条件下所产生
的特定健康效应，其因果关系明确；
? 容易得出剂量 — 效应曲线。
? 局限性,
? 考虑动物与人存在种属差异；
? 对实验结果需进行外推。
3、体外试验
?包括微生物、植物、非哺乳类动物、哺乳类动物细胞和离
体器官等各种层次的非整体的动物试验。
?例如 Ames试验 (沙门菌株在缺乏组氨酸的培养基上培养）、
大肠杆菌 DNA聚合酶缺陷型修复试验,V79细胞转化试验、
CHO细胞体外 SCE试验、大鼠器官培养等，这些都是短期测试
的过筛试验。
?虽然不能全面反映哺乳动物整体状况下的生物学效应，但
其异常反应也能反映出待评物对机体可能产生的有害影响，
作为判断对机体有致癌、致突变可能性的辅助资料。
4、化学分子结构比较
将待评化合物与已知毒性物质进行分子结构比较，根据构 —效关系
理论，初步判断其可能毒性。
5、待评化学物的主要理化性质，在环境
中的迁移转化
例如,溶解度、沸点、燃点、油／水分配系数、
血／气分配系数、主要的化学反应和生物降
解过程以及有关生成物的毒性等等。
?判断该物质在环境化学性质；人类可能
接触途径和方式。
收集详尽、可靠的综合资料，进行综合分
析，获得正确结论。
第二节 暴露评定的程序和内容
一、概述
暴露评定要说明以下 5个主要问题：①来源；②暴露途径； ③测定相估计
的浓度和持续时间； ④暴露人群；⑤综合的暴露分析。
暴露特征评价必需的内容包括,
①毒物的商品名、通用名、别名；
②化学名称和化学结构式；
③释放时或释放后产生的其它物质；
④在所有地点有无燃烧或爆炸的危害；
⑤ 该物质在环境中残存期间内它在所有地点的各种介质 (空气、水、食物等 )
内的浓度；
⑥在所有发生暴露的地点人口分布 (包括每个人的社会安全编号、年龄、性
别 )；
⑦每个人暴露的浓度和持续时间 (通过各种介质 )。
二,暴露评定的程序和主要说明
1,摘要,微型报告，应对所采用的程序，提出的假设，
总结性图表的结果作简单的描述。对与结果有关的不
确定性进行简单讨论。
2,序言 (目的和范围 ),应阐明暴露评定的预期目的，
并认定所研究的暴露因子、来源的类型、暴露途径和
有关的暴露人群。
3,化学物的基本资料
(1)鉴定
①分子式、分子结构、商品名、通用名、别名
②级别、污染物,添加剂的描述；
③其它有助于鉴定的特性。
(2)理化特性
①物理特性：分子星、熔点、沸点、密度、蒸气压等；
②化学特性：化学成份、溶解度、稳定度 (包括燃烧爆炸的危
险性 )、杂质成份、复合物或裁体,PH等。与其它物质 (包括容
器 )起反应的活性；形成的化合物及其危害性。
(3)环境化学特征,
①在环境中的迁移转化特征、②动物代谢；③生物蓄积的潜
力，④植物从土壤中的吸收。
4, 来源,
应说明污染物进入环境的地点以及可以知道的排放速率。并
应详细研究污染物的来源、产生、使用、消失／处理和环境释放。
5．暴露途径分析
说明污染物如何从污染源到暴露人群或对象的。污染物在环
境中的去向，说明所有可能的暴露途径。
6．暴露监测和污染物浓度的确定
监测,
污染源排放量的监测、生物监测、环境监测、数学模型分析。
监测数据必须准确、精确、并有代表性。
7．暴露人群特征
暴露人群或称危险人群是由所有暴露于高于化学物本底值浓度的个
体构成。
(1)人群
①人群数量和特征 (比如发展趋势、性别／年龄分布 )； ②人群地理
位置； ③ 人群习俗：交通习惯、饮食习惯、文化娱乐习惯、工作场所习
惯、使用物品习惯等； ④ 高敏感的亚组人群（孕妇、婴儿、慢性病患者）
分析；
(2) 生物群落
① 群体规模和特征 (如种类、发展趋势 )；②群体地理位置； ③ 群体
习性。
8．综合暴露分析
就是把环境浓度的评估 (来源和转归的资料 )和暴露人群的描述结合
在一起，确定总的暴露情况。
参见 p536，表 23-2。
确定了每一地区饮用该水的人口数；并计算出各地的暴露浓度和持
续时间。利用地面水污染物扩散数学模型估算沿河不同地点水中毒
物浓度。
对一个毒物的暴露特征完全的描述应包括,
暴露人群数量；暴露浓度、频度、强度；持续时间以及暴露途
径；暴露人群的行为特征和生物学特征要描述；各种浓度下的人
群暴露；并且要评估与其有关的不确定性。
实例,
一次铁路交通车故导致某化合物排放入附近的环境。该化合物无挥
发性，它流入邻近的一条河中，该河水供沿河居民饮用。由于雨水地
表径流和其它稀释水的排入，排放口下游 50m处，毒物被稀释到未检
出水平。大约在排入河中 48h后，该毒物被水解为无毒形态。
第四节 剂量 — 反应关系评定
一、有阈化学物质的剂量 — 反应关系的评定
(一 ) 目的,
利用动物或人的定量研究资料，确定人暴露于该物质不致引起有害健康效应的
最高剂量，以此做为参考值 (或基难值,RfD)，来评价危险人群在某种暴露量下的
危险度；
推算该物质在环境介质中的最高容许浓度 (或可接受的限量 )。
(二 ) 方法,
根据对化学物所引起的关键效应的研究所获得的 NOAEL、或 LOAEL，并充分考
虑研究资料应用到人类的所有不确定因素，确定参比剂量（ RfD,VSD,MAC、
ADI）。
关键效应 (critical effect)：经判断被认为是最适用于确定参考剂量的有害效应。
针对关键效应的研究 — 关键研究。
一个化学物质可能对机体引起多种有害效应。通常这些效应的 NOAEL是不同的。
在剂量 — 反应评定时，一般是选择具有最低 NOAEL的有害效应做为关键效应。
不确定系数（ Uncertainty
Factor,UF)：为最大程度
保证人类安全，必需考虑
研究资料的不确定性，如
种属差异、高剂量向低剂
量外推等，因此，又称为
安全系数（ Safty Factor,
SF)，当资料不完整时，会
增加外推的不确定性，还
需要加以修正，修正系数
（ Modifying Factor,MF)。
)( MFUF
ELN O E A Lo r LO AR fD
??
(三 )参考剂量的推导步骤
充分收集、审阅现有有关的毒理学实验动物研究，人群暴露流行病学研
究，以及毒物代谢动力学和毒物反应 (或毒效应 )动力学研究资料的基础上，
选用可以进行剂量 — 反应关系评定的对人或动物的研究资料 (关键性研究 )；
从中确定关键效应及其对人或动物不产生关键效应的最高剂量或暴露负荷
(即 NOAEL或 NOEL)，以及相加适当的总不确定性系数。
1．毒性资料库的全面收集
收集在数量和质量上都是充分完整的毒性资料库。它应包括：人群流行
病学定量研究、实验动物定量毒性研究、毒物代谢动力学和毒物效应动力
学等多方面整体及体外定量研究资料。
2．选择关键研究和关键效应
关键效应的 NOAEL一直是有阈毒物危险性评价和管理的主要依据。此方
法的假设前提是如果能够预防关键毒效应的发生，则所有其它毒效应均可
预防。
(1)关键研究必需具备的条件
1)要有准确有效的定量化剂量 — 反应资料量组间距不应过大。剂量谱带
应在合理范围内尽可能宽广
2)实验研究 (动物和流行病学的 )组应与危险人群组在化学物质种类、暴
露途径、首次暴露年龄、剂量、剂量率、暴露时问占整个寿命的比重、性
别、毒物代谢动力学、毒作用机理等方面尽可能相匹配。匹配度愈高，评
价结果愈准确。
(2)关键研究选择的优先顺序
1)流行病学研究资料应首选为关键研究资料。选用此类研究可不必
作物种间的外推。
2)动物研究资料 这类资料通常是危险度评价的主要依据。利用此
类资料时，需有物种间外推，高剂量向低剂量外推，个体不均匀性
外推等问题。
(3)关键效应及其 NOAEL的确定,
应注意以下问题,
1)在确定关键效应时必需判断所检出的效应是否是有害效应。
2)NOAEI(或 NOEL,LOAEL)是多种参数 (如样本大小、暴露期限、
首次暴露、检查方法灵敏度等 )的函数。
3)确定多个候选“关键效应”及其关键数据，再通过比较由它们
推导出的 RfD值，最终选定关键效应及其 NOAEL值。
3．不确定性系数的选定
本世纪 50年代初开始采用的安全系数 (10× 10)，
不是由实验得出的科学数据推导的、因此属于缺
席值 (default value),
近年来在国际上对不确定性系数 (即安全系数 )的选
用原则基本趋于一致，并日趋规范化。
(一 )目的
由于这类化学物质的关键效应 (致突、致癌 )的剂量 — 反应关系已知
或假设是无阈值的，即大于零的所有剂量在某种程度上都有可能导致
该有害效应的发生。
而且在实际中这类化学物质对人类的危害，主要是长期低浓度暴露
的结果。
关键目的,确定低剂量范围内的剂量 — 反应的定量关系，以作为预
测危险人群在某特定暴露水平下的危险度的方法学依据。
核心内容,根据线性无阈数学模型确定致癌物的致癌强度系数
(carcinogenic potency index)，即终身持续暴露于一个单位浓度的化学
致癌物时，所导致的终身超额致癌危险度 (lifetime excess risk)。
低剂量范围外推 必要性,用实验动物进行毒性研究时，通常都是采
用大剂量染毒，而危险度评定则需要在产生 极低发生率 (如 10-5或 10-
6。 )的剂量范围内估计效应发生率。
二、无阈化学物质的剂量 — 反应关系的评定
(二 ) 方法
三大类方法。
1．完全禁止法
完全禁止无 阈化学物质 (如致癌物 )的生产或向环境中释放。
最安全、保 守的方法。其主要缺点是理论依据不足、经
济技术上不合理、不适用于环境中天然存在的一些致癌物
(如砷等 )。
2．采用有阈剂量 — 反应关系评定中的不确定性系数法
即用最大末观察到致癌效应的 剂量和不确定性系数求出用
以评价危险人群危险度的参考剂量。由于是针对致癌效应，
因此将用较大的不确定性系数，如 5000。
3．数学外推模型法
一般认为，致癌物低剂量范围内的剂量 — 反应关系的曲线待征可能有
三种：即线性 (1inear)、超线性 (supperlinear)和次线性 (或称亚线
性 )(sublinear)。
常用模型及其主要持征,p538表 23— 3。
(1)耐受分布模型,
模型是纯统计学模型，模型假设,
a、暴露 于有害物质的群体中的每个成员，对该毒物的毒作用均有一
待定的耐受水平 (或阈值 ),低于此耐受剂量，机体不会发生效应，超
过即有效应发生；
b、人群中这种耐受水平的个体 差异很大，群体中个 体间水平的变异
可以用概率分布宋描述，即耐受量的分布可以持定的函数式表达。
①对数 — 正态模型
2 21 l g()lg ( / 2 )
211 lg
22
DUDz
Z
eP e d D e d Z?? ? ?
??
?
? ? ? ?????
Pe:累积频率
② 对数 — 逻辑斯蒂模型
( l g )
1
1 a b DPe e ??? ?
当 b＝ 1时，在低剂量时，剂量 — 反应曲线 特征为线性；
b＞ 1时，为亚线性；
b＜ 1时，为超线性。
由于式中 D等于 0时,Pe并不等于 o，因此模型 在生物学上不是完全可信的。
3 威布尔模型
1 baDP e e ???
a和 b同上式，并均＞ 0,
当 b＝ 1时，低剂量下剂量 — 反应曲线特征为线性；
＞ 1时为亚线性；
＜ 1时为超线性。
它在生物学上是可信的，因为当 D＝ 0时,Pe亦为 0。
（ 2）机理性模型
见 P540
（ 3）模型的选择
上述模型大多对同一实验所得数据组的拟台度都很好，但外推到低
剂量时，所得到的预测值间的差别却很大模型的保守程度的顺序为：多
次打击模型＞威布尔模型＞逻辑斯蒂模型＞多阶段模型＞对数 — 正态模
型＞二阶段线性 模型。而线性模型和一次打击模型通常是最保守的。
因此选择合适的外推模型时，应当依据有关毒作用 (如致癌性 )机理
等生物学证据和统计学方面的证据，而不能根据模型 对实验剂量 — 反
应数据的拟合程度：如有作用机理方面的生物学证据，则所选用的模型
或 方法应与证据相一致；
?当致癌机理很不确切时，如与有限资料天矛盾，则可首选线性多 阶段
模型；
?如条件合适，可用多种模型外推，并将结果与之比较，这样可减少外
推的误 差；
?如有纵向研究肿瘤发生的资料，可选用时间 — 肿瘤发生模型；
?目前尚无一个公认的最合适的外推模型，必须在对所获得的全部有关
资料进 行认真评审的前题下，正确选用合适的外推模型。在评价结果
报告中，应对所选用模型 的合理性加以说明。
第五节 危险度特征分析
危险度特征分析是定量危险性评价的最后步骤。
目的,
?在对前三个阶段评 定结果的综合、分析、判断的基础上，确定暴露
人群 (危险人群 )中，有害效应发生率 (即危险度 )的估计值及其可倍程
度或不确定性程度；
?详细说明有害化学物质可能引起 的 (或真实的 )公众健康问题；
?最终形成危险度管理人员可利用和易懂的文件，为管 理机构做决策
提供科学依据。
一、综合、分析、判断各阶段的结果
综合分析前三阶段的结果做出必要的判断
1、对各阶段的判断进行审查；
2、总结和讨论每个阶段中的假设和不确定性；
3、评价危险度评价总的质量和可信度 ；
4、说明可用资料的局限性
二、危险度分析
(一 )有阈毒物的危险度分析
危险度的表示方法可以有多种,
1．暴露量达某一重要水平的估计人数,
一般是以 RfD值为衡量标准。
暴露水乎＜ RfD值 [或参考浓度 (RfC)〕 者，为“不大可能有危险
者”；
＞ RfD值者为“可能有危险 者”。
2．提出持定的暴露情况,
以“如果 ……,会 ……?’’ 的问话形式提出特定的暴露情况，这
种方法有助于使危险度管理者从多方面考虑问题，尤其是在制定
基准值、耐受限 量、或环境介质幼质量标准情况下。
例如“在此建议值时，如果超过 RfD，所引起的毒性效应发生率为多
少”。
3．将剂量 — 反应关系评定结果 (RfD值或 NOAEL等 )与危险人群总暴露量 (来自
所 有途径 )估计值 (EED)相结合的方法。
(1)将 EED值与 RfD值直接比较 以衡量发生危害的可能性的大小。如果 EED＜
RfD值，说明危险人群发生某种特定有害效应的可能性很小；反之，可能性增
大。
(2)用, 暴露界限值, 描述：暴露界限值 (Margin of Exposure MOE)是 NOAEL
与 EED的比值。如 MOE＞总不确定性系数，则 说明危险人群发生危害的可
能性很小。
4．用真实的危险度估计值 R表示,
根据 RfD和 EED值、计算出暴露人群的终身危险度,
R＝ EED/RfD× 10-6
式中,R为发生某种特定有害健康效应而造成等效死亡的终生危险度；
10-6为与 R仍对应的假设危险度水平,
若考虑多种有阈化学物质,
危害指数（ Harzard Index,HI),
610EEDH I R i
R fD
?? ? ???
(二 )无阈化学物质的危险度分析,
危险度分析包括计算超额危险度 (excess risk)和预期超
额病例数 (number of excess cases)，并讨论各种误差来
源对结果的影响。
超额危险度 (Pe),
Pt：暴露组的效应发生率,Pt=Xt/Nt
Pc：对照组的效应发生率,Pc=Xc/Nc
1
tC
c
PPPe
P
??
?
1、根据毒理学试验合流行病学调查资料计算。
2、根据外推数学模型计算,
计算终身暴露量,
D=CIT
C：暴露介质浓度,T：终身暴露时间,I：日摄入量。
例：计算暴露于以下条件工人的超额危险度,0.2 mg／
m3,8h／ d,5d／周,50周／年，持续 45年，采用与
动物实验中的剂量 — 反应数据有很高拟合度的方程,
Pe＝ 0.002十 0.02× InD。
暴露时间 T=5d /周 × 50周 /年 × 45年 =11250d;
日摄入量 I=29L/min × T=13.9 m3/d;
终身暴露量 D=CIT=31275mg
Pe=0.002+0.02 × ln 31275=0.21
第六节 在制定环境标准中的应用
一、基本概念
1、标准：对重复性事物和概念所作的统一规定。
以科学、技术和实践经验的综合成果为基础，综合考虑社会、经济和自然条
件，经有关方面协调一致，由主管机构批准，以特点形式发布，作为共同遵守的
准则和依据。
2、基准：物质与特定对象之间的剂量 — 效应的定量关系，是客观规律的反
映，不具有法律效力。基准是制定标准的核心科学依据。
3、环境标准：为保护人群健康和生活质量，对生活环境中与人群健康有关
的 各种因素，以法律形式所作的量值规定以及为实现量值所作的有关的技术行
为规范的规定。
标准分国家标准（ GB)、行业标准 (HY)、地方标准和企业标准四级。
二、制定环境标准的原则
1、对人体健康无直接危害；
2、对人的主观感觉无不良影响；
3、对人体健康无间接危害；
4、选用最敏感指标的原则；
5、掌握经济合理和技术可行的原则。
三、环境毒理学在制定环境标准中的应用
通过毒理学研究所获得的剂量 — 效应关系和污染物的环境风险评价，以最
大无作用剂量作为制定污染物最高容许量的依据。
根据污染物可能引起的健康效应，计算环境介质污染物可接受浓度的方法,
1、有阈化学物 — 安全系数法,
C=Dj/(I?T)
C：可接受浓度 Dj,NOAEL (mg) I：摄入量（ mg/人 ?日）
T：暴露时间（日）
对于空气中污染物的可接受浓度，代入有关参数后可得,
?居民个体终身暴露有毒物的可接受浓度,
C(mg/m3)=1.9?10-6Dj
?居民个体终身每日暴露于水中有毒物的可接受浓度,
C(mg/L)=1.5?10-5Dj
E1：动物寿命（年）
L1：动物效应潜伏期中位数（年）
T1：动物暴露时间的中位数（年）
W1：动物体重；
F：不确定系数。
C1：介质污染物浓度（ mg)；
I1：日摄入污染介质量,
2
3 3
11( / ) 0, 1 0 5 ( / 0, 1 1 3 )I m d W?
小鼠,
23
311( / ) 0, 0 3 4 5 ( / 0, 0 2 5 )I m d W?
Dj的计算,
? 根据动物试验计算,
1 1 1
6
11
1
1
7 0 ( 7 5 ) 3 6 5j
i
i
C I TDL
ELWF
?
? ? ? ? ? ?
??
大鼠,
2,无阈化学物 — 危险度分析法,
P：可接受危险度 10-6
I:：摄入量
T3：暴露时间 =（ 74-L)*365
R：危险系数 =Pe/Dj
22
25
1
365j
i
i
CI
DT
F
?
? ? ?
?
3/ ( )C p R I T? ? ?
从人研究的资料,
