第四章
环境健康
危险评定与管理
第一节 概 述
一、目的及意义
1,危险度评价（ Risk assessment)的目的及意义
? 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
? 政治因素
?决定 可接受危险度 和 适当的管理措施 。
?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、在危险度评价中的地位和作用
危害性鉴定属 定性 危险评定。
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；
? 分类产生的不良健康效应，并估计其危害强
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
1、流行病学资料
优点,
?直接反映出人群暴露后所产生的有害影响
特征；
?不需要进行种属的外推，不确定因素较少；
?是危害性鉴定中最有说服力的依据。
局限性,
? 环境中往往有若干有害因素同时存在以致混杂因素
较多；
? 现有资料多来自职业流行病学研究，很难用于预测
一般人群的影响
? 对发病率很低的疾病，需调查大样本的人群
? 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；
2、动物试验
优点,
?实验条件易于人为控制。
?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。
?作为判断对机体有无致癌、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、主要理化性质，在环境中的迁移转化
?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。
EPA,EARC与 EEC的致癌物分类比较
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 环境残存期内，该物质在所有地点的各种介质内的
浓度；
⑥在所有暴露地点的人口分布；
⑦每个人暴露的浓度和持续时间。
二,暴露评定的程序和主要说明
1．摘要,采用的程序、提出的假设、总结性图表的结
果、与结果有关的不确定性
2,序言,预期目的、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
(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
?污染物进入环境的地点
?可以知道的排放速率
?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 (危险人群 ),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； ②人群地理位置；
③人群习俗； ④高敏感的亚组人群分析；
(2) 生物群落
① 群体规模和特征； ②群体地理位置；
③群体习性。
8．综合暴露分析
把环境浓度
的评估和暴露
人群的描述结
合在一起，确
定总的暴露情
况。
实例,
一次铁路交通事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。
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。
本例中,
? 确定暴露评定的范围；
? 确定每一地区饮用该水的人口数；
? 计算出各地的暴露浓度和持续时间。
第三节 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
(或基准值,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 可接受的安全水平 (acceptable safety
level,ASL)—— 不确定系数法
ASL又称,
? 参考剂量 (reference dose,RfD)
? 实际的安全剂量 (Virtually Safe Dose,VSD)
? 可接受的日摄入量 (acceptable daily intake,ADI）
? 最大容许浓度 (Maximum Allowable Concentration,
MAC)
? 估计的人群效应阈值 (Estimated Population
Threshold for Human,EPT-H)
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)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，需加
以修正,修正系数 （ Modifying Factor,MF)。
)( MFUF
ELN O E A Lo r LO AR fD
??
不确定系数法
(三 )参考剂量的推导步骤
1．毒性资料库的全面收集
包括多方面 整体及体外定量 研究资料。
2．选择关键研究和关键效应
(1)关键研究必需具备的条件
1) 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)实验研究组应与危险人群组在各方面尽可能相
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)首选 流行病学 研究资料
2)动物实验资料
(3)关键效应及其 NOAEL的确定
1)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)NOAEL(或 NOEL,LOAEL)是多种参数的函数。
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
(一 )目的
?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)。
二、无阈化学物质的剂量 — 反应关系的评定
?低剂量范围外推必要性
动物实验,大剂量染毒；
危险度评定,需要在产生极低发生率的
剂量范围内估计效应发生率。
(二 ) 方法
1．完全禁止法
? 完全禁止无阈化学物质的生产或向环境中释放。
? 最安全、保守的方法。
? 主要缺点,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。
2．不确定性系数法
用较大的不确定性系数，如 5000。
)( MFUF
ELN O E A Lo r LO AR fD
??
3．数学外推模型法
模型的选择
保守程度的顺序
线性模型和一次打击模型＞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。
选择依据
有关毒作用机理等生物学证据和统计学方面的证据
? 致癌机理很不确切：首选线性多阶段模型；
? 如条件合适，可用多种模型外推，并作结果比较，以减
少外推误差；
? 有纵向研究肿瘤发生的资料：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。
? 评价结果报告中，应对所选用模型的合理性加以说明。
第四节 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 可信或不确定性程度 ；
?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
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,
1．暴露量达某一重要水平的估计人数
暴露水平＜ RfD(或 RfC)：不大可能有危险；
＞ RfD：可能有危险。
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
3．剂量 — 反应关系评定结果与危险人群总暴露量估计
值 (EED)相结合
(1)将 EED值与 RfD值直接比较
衡量危险人群发生某种特定有害效应的可能性的大小。
?EED＜ RfD：可能性很小；
?EED＞ RfD：可能性较大。
(2)用“暴露界限值” (Margin of Exposure MOE)描述
MOE,NOAEL与 EED的比值。
MOE＞总不确定性系数，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
R＝ EED/RfD× 10-6
式中,
R—— 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 —— 与 R相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
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。
1、根据毒理学试验合流行病学调查资料计算
Pe：超额危险度
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
??
?
2、根据外推数学模型计算
终身暴露量 D=CIT
式中,
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／
m3,29L/min, 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。
解,暴露时间 T=5d /周 × 50周 /年 × 45年 =11250d;
日摄入量 I=29L/min × 8h／ d =13.9 m3/d;
终身暴露量 D=CIT=31275mg
Pe=0.002+0.02 × ln 31275=0.21
第五节 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。
分国家标准（ GB)、行业标准 (HY)、地方标准和企
业标准四级。
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。
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
1、有阈化学物 — 安全系数法
C=Dj/(I?T)
式中,C— 可接受浓度 ； Dj— NOAEL (mg)；
I— 日摄入量（ mg/人 ?日）； T— 暴露时间（日）
?居民个体终身每日暴露于 空气中 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
C1：介质污染物浓度（ mg)；
I1：日摄入污染介质量,
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。
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
I:：摄入量
T3：暴露时间
R：危险系数 =Pe/Dj
22
25
1
365j
i
i
CIDT
F
?
? ? ?
?
3/ ( )C p R I T? ? ?
从人研究的资料
环境健康
危险评定与管理
第一节 概 述
一、目的及意义
1,危险度评价（ Risk assessment)的目的及意义
? 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
? 政治因素
?决定 可接受危险度 和 适当的管理措施 。
?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、在危险度评价中的地位和作用
危害性鉴定属 定性 危险评定。
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；
? 分类产生的不良健康效应，并估计其危害强
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
1、流行病学资料
优点,
?直接反映出人群暴露后所产生的有害影响
特征；
?不需要进行种属的外推，不确定因素较少；
?是危害性鉴定中最有说服力的依据。
局限性,
? 环境中往往有若干有害因素同时存在以致混杂因素
较多；
? 现有资料多来自职业流行病学研究，很难用于预测
一般人群的影响
? 对发病率很低的疾病，需调查大样本的人群
? 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；
2、动物试验
优点,
?实验条件易于人为控制。
?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。
?作为判断对机体有无致癌、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、主要理化性质，在环境中的迁移转化
?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。
EPA,EARC与 EEC的致癌物分类比较
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 环境残存期内，该物质在所有地点的各种介质内的
浓度；
⑥在所有暴露地点的人口分布；
⑦每个人暴露的浓度和持续时间。
二,暴露评定的程序和主要说明
1．摘要,采用的程序、提出的假设、总结性图表的结
果、与结果有关的不确定性
2,序言,预期目的、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
(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
?污染物进入环境的地点
?可以知道的排放速率
?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 (危险人群 ),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； ②人群地理位置；
③人群习俗； ④高敏感的亚组人群分析；
(2) 生物群落
① 群体规模和特征； ②群体地理位置；
③群体习性。
8．综合暴露分析
把环境浓度
的评估和暴露
人群的描述结
合在一起，确
定总的暴露情
况。
实例,
一次铁路交通事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。
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。
本例中,
? 确定暴露评定的范围；
? 确定每一地区饮用该水的人口数；
? 计算出各地的暴露浓度和持续时间。
第三节 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
(或基准值,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 可接受的安全水平 (acceptable safety
level,ASL)—— 不确定系数法
ASL又称,
? 参考剂量 (reference dose,RfD)
? 实际的安全剂量 (Virtually Safe Dose,VSD)
? 可接受的日摄入量 (acceptable daily intake,ADI）
? 最大容许浓度 (Maximum Allowable Concentration,
MAC)
? 估计的人群效应阈值 (Estimated Population
Threshold for Human,EPT-H)
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)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，需加
以修正,修正系数 （ Modifying Factor,MF)。
)( MFUF
ELN O E A Lo r LO AR fD
??
不确定系数法
(三 )参考剂量的推导步骤
1．毒性资料库的全面收集
包括多方面 整体及体外定量 研究资料。
2．选择关键研究和关键效应
(1)关键研究必需具备的条件
1) 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)实验研究组应与危险人群组在各方面尽可能相
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)首选 流行病学 研究资料
2)动物实验资料
(3)关键效应及其 NOAEL的确定
1)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)NOAEL(或 NOEL,LOAEL)是多种参数的函数。
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
(一 )目的
?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)。
二、无阈化学物质的剂量 — 反应关系的评定
?低剂量范围外推必要性
动物实验,大剂量染毒；
危险度评定,需要在产生极低发生率的
剂量范围内估计效应发生率。
(二 ) 方法
1．完全禁止法
? 完全禁止无阈化学物质的生产或向环境中释放。
? 最安全、保守的方法。
? 主要缺点,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。
2．不确定性系数法
用较大的不确定性系数，如 5000。
)( MFUF
ELN O E A Lo r LO AR fD
??
3．数学外推模型法
模型的选择
保守程度的顺序
线性模型和一次打击模型＞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。
选择依据
有关毒作用机理等生物学证据和统计学方面的证据
? 致癌机理很不确切：首选线性多阶段模型；
? 如条件合适，可用多种模型外推，并作结果比较，以减
少外推误差；
? 有纵向研究肿瘤发生的资料：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。
? 评价结果报告中，应对所选用模型的合理性加以说明。
第四节 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 可信或不确定性程度 ；
?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
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,
1．暴露量达某一重要水平的估计人数
暴露水平＜ RfD(或 RfC)：不大可能有危险；
＞ RfD：可能有危险。
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
3．剂量 — 反应关系评定结果与危险人群总暴露量估计
值 (EED)相结合
(1)将 EED值与 RfD值直接比较
衡量危险人群发生某种特定有害效应的可能性的大小。
?EED＜ RfD：可能性很小；
?EED＞ RfD：可能性较大。
(2)用“暴露界限值” (Margin of Exposure MOE)描述
MOE,NOAEL与 EED的比值。
MOE＞总不确定性系数，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
R＝ EED/RfD× 10-6
式中,
R—— 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 —— 与 R相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
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。
1、根据毒理学试验合流行病学调查资料计算
Pe：超额危险度
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
??
?
2、根据外推数学模型计算
终身暴露量 D=CIT
式中,
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／
m3,29L/min, 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。
解,暴露时间 T=5d /周 × 50周 /年 × 45年 =11250d;
日摄入量 I=29L/min × 8h／ d =13.9 m3/d;
终身暴露量 D=CIT=31275mg
Pe=0.002+0.02 × ln 31275=0.21
第五节 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。
分国家标准（ GB)、行业标准 (HY)、地方标准和企
业标准四级。
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。
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
1、有阈化学物 — 安全系数法
C=Dj/(I?T)
式中,C— 可接受浓度 ； Dj— NOAEL (mg)；
I— 日摄入量（ mg/人 ?日）； T— 暴露时间（日）
?居民个体终身每日暴露于 空气中 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
C1：介质污染物浓度（ mg)；
I1：日摄入污染介质量,
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。
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
I:：摄入量
T3：暴露时间
R：危险系数 =Pe/Dj
22
25
1
365j
i
i
CIDT
F
?
? ? ?
?
3/ ( )C p R I T? ? ?
从人研究的资料
