内容提要环境健康危险评定是以环境毒理学、环境流行病学和环境卫生政策的知识为基础而进行的健康危险综合评价。通过此评价要估计在某种环境暴露情况下发生不良效应的概率。环境健康危险定量评定一般包括危害鉴定、暴露评价、剂量反应关系评定和危险特征分析四个部分。主要就环境化学物质健康危险评定的基本步骤、最新的一些研究动向以及目前我国在这方面开展的工作情况概括介绍。

在日常生活中，人们自觉或不自觉地通过食物、空气和水等接触各种物理性、化学性或生物性有害因子。因此，人们自然很想知道这些因子是否会对他们的健康造成危害，如果有危害，其严重性和发生的概率如何，环境健康危险评定就是为满足人们的这些需求而产生的。它起着联系环境毒理学、环境流行病学与卫生政策以及科学家与卫生管理者之间纽带的作用，为危险管理提供重要的科学依据。随着毒理学及相关学科研究的深入，我们对化学物质危害的评定逐渐由定性向定量发展，环境健康危险评定的方法也日见规范并形成了一定的体系。按照美国国家科学院和国家研究委员会于1983年提出的模式，环境健康危险定量评定一般可分为危害鉴定、暴露评价、剂量反应关系评定和危险特征分析四个步骤^［1］。本文就环境化学物质健康危险评定的基本步骤、最新的一些研究动向以及目前我国在这方面开展的工作情况作一概要介绍。

1环境健康危险评定的基本步骤^［2］

1.1危害鉴定(hazard identification;hazard assessment)危害鉴定属于定性危险评定，它要回答是否有证据表明受评化学物质会对暴露人群的健康产生危害。流行病学研究、病例报告以及临床研究可提供这方面的信息，我们也可从动物实验研究中获得上述资料。尽管动物实验的结果存在着由于种属差异而向人外推的问题，但与流行病学研究相比，它在暴露评估等方面的不确定因素要少得多。在选择动物实验资料时，应注意其暴露途径要尽可能地与人群实际的暴露一致。此外，还应考虑到所有的化学物质在不同剂量时会显示不同的靶器官毒性以及在同一剂量时可能产生不同类型的毒效应。理想的动物实验资料应具备以下几点：受试动物的种属能较好地代表人的效应；对实验动物的各种情况(品系、年龄、性别、数量等)以及染毒条件应有明确的说明；效应指标明确并有可靠的定量方法；对照组有可比性，有足够的剂量分组等。在鉴定某些危害如致畸性、致癌性时，体外实验的结果也很有参考价值。

1.2暴露评价(exposure assessment)如果没有暴露的话，化学物质即使有毒也不会对人产生危害。因此，人群的暴露评价是危险评价中的关键步骤。通过暴露评价，我们可测量或估计人群对某一化学物质暴露的强度、频率和持续时间，也可预测新型化学物质进入环境后可能造成的暴露水平。一般可通过测定环境中有害物质的水平即外暴露量初步了解人群的暴露情况。为降低评价中的一些不确定因素，较准确地对暴露水平作出判断，可通过测量内暴露剂量和生物有效剂量掌握有害物质实际进入或作用于人体的量。在暴露评价中，我们应特别注意了解暴露的开始时间和持续时间，它们与毒性效应的诱发时间和潜伏期有很大的关系。

1.3剂量反应关系评定(dose-response assessment)剂量反应关系评定是通过人群研究或动物实验的资料，确定适合于人的剂量反应曲线，并由此计算出评估危险人群在某种暴露剂量下的危险度的基准值。有阈化学物质如非致癌和非致突变物的剂量反应关系评定，一般采用NOAEL法推导出参考剂量或可接受的日摄入量，而无阈化学物质如遗传毒性致癌物的剂量反应关系评定的关键是通过一些数学模型外推低剂量范围内的剂量反应关系，并由此推算出终生暴露于一个单位剂量的化学物质导致的超额危险度。

1.4危险特征分析(risk characterization)危险特征分析是定量危险评定的最后步骤。它通过综合暴露评价和剂量反应关系评定的结果，分析判断人群发生某种危害的可能性大小，并对其可信程度或不确定性加以阐述，最终以正规的文件形式提供给危险管理人员，作为他们进行管理决策的依据。

2环境健康危险评定的一些新动向

2.1环境健康危险评定方法的国际统一或标准化由于各国目前制定的危险管理法律规定不同，一些国际组织制定的环境健康危险评定原则又有所差异，因此，目前不同国家或国际组织采用的环境健康危险评定方法有很大差别。例如：在致癌物的健康危险评定方面，尽管大部分都采用美国国家科学院和国家研究委员会提出的四步骤模式，但是在具体的评定程序上仍有所区别。美国环保局目前采用无阈的概率法对已知或可能的致癌物进行健康危险评定。英国则采用根据现有的证据，对致癌物的健康危险经专家分析判断后个例判定的方法。为此，1992年在巴西里约热内卢召开的联合国环境与发展大会(UNCED)的政府首脑会议后提出的21世纪行动日程的第19章中，特别指出环境健康危险评定方法的国际标准化是实施化学物质有效安全管理的必要措施。之后，一些国家和国际组织对已有的方法进行了比较研究和评价，并且加速开发研制一些新的方法^［3］。国际化学品安全机构(IPCS)从1993年起已召开了多次专门会议，探讨致癌物健康危险评定方法的国际标准化问题。在去年召开的一次会议上，参会者初步达成共识，上述四步骤模式为将来标准化的基本框架。今后应在评价方法的透明性、用语的规范性、如何选择评价依据、评价方法的可操作性以及如何更好地与公众交换意见(risk communication)等方面作进一步的努力。

2.2低剂量暴露的生物效应对环境健康危险评定结果的影响低剂量暴露的生物效应(biological effects of low-level exposures;BELLE)，特别是低剂量暴露的兴奋效应(Hormesis)是长期以来人们关注的一个话题。Hormesis是指某些化学、物理因素在低剂量时对生物群体产生兴奋效应而在高剂量时产生抑制效应的现象。在许多化学物质、种属以及采用不同的生物学判断终点都广泛观察到了这个现象。目前许多学者认为，低剂量暴露的兴奋作用往往产生有效的效应。因而，在环境健康危险评定中如何评价Hormesis的影响是最近的研究探讨热点^［4，5］。有Hormesis现象的化学物质的生物作用往往呈β型或U型的剂量反应曲线。β型曲线反映一类化学物质在低剂量时对某些有益的生物学反应终点如生长率、寿命、生殖等产生促进作用而在高剂量时则显示抑制作用。例如，有研究发现暴露低剂量的镉可明显促进怀孕母鼠的体重增长以及增加所产子鼠的数目。U型曲线代表某些化学物质在低剂量时可降低某些有害反应如致突变、致癌、出生缺陷等的发生率，而在高剂量时增加这些有害效应的发生。动物研究表明，促癌剂苯巴比妥和TCDD在低剂量时可抑制亚硝胺诱发的大鼠肝脏癌前病变的发生。传统的危险评定方法常采用剂量反应关系的线性外推模式，未充分考虑剂量反应关系的多样性以及它们可能对环境健康危险评定结果造成的影响。因此，上述Hormesis现象已引起各国和有关国际组织健康危险评价部门的高度重视。目前普遍认为，在今后的环境健康危险评定时应考虑某些物质可能具有的Hormesis特性，以便更为准确地对它们的危害程度作出判断。当然，有关这方面的工作还有一些亟待解决的问题，比如说如何判断什么是有益效应?所确定的有益效应是否会在包括儿童、老人等易感人群在内的所有人群中都出现?有时我们还需要结合实际的暴露水平对Hormesis现象的意义作出判断。如一些实验表明极微量的铅可能对动物是必需的，而我们实际上的暴露水平远远高于这些可能产生有益作用的水平。此外，同一化学物质的不同生物效应可能呈现不同的剂量反应关系。例如，TCDD的促癌作用呈U型剂量反应曲线，而它对CYP1A1型P450药物代谢酶的诱导则表现为直线型的剂量反应关系。在另一些情况下，化学物质在某一低暴露水平可同时产生有益和有害的效应。例如，适当饮酒可降低心血管疾病的发病率，但会增加其它疾病如乳腺癌的发生。因此，在考虑Hormesis因素进行危险评定时，科学性的综合判断显得尤为重要。

2.3基线剂量法在环境健康危险评定中的作用我们在有阈健康危险评定中长期使用NOAEL法推导参考剂量。在其应用过程中，人们逐渐发现此方法在许多方面存在有局限性，如NOAEL 值(no observed adverse effect level；未观察到有害效应的剂量水平)取决于样本的大小，NOAEL法在确定关键效应时未充分考虑剂量-反应关系的斜率，不同的剂量间隔选择可影响NOAEL的数值等等。因此，在有阈健康危险评定中，目前逐渐提倡使用基线剂量(benchmark dose,BMD)法推导参考剂量。通过基线剂量法可确定产生5%阳性反应率剂量的95%可信区间下限值，即BMD。用此值代替NOAEL，除以不确定系数即可推导出参考剂量。与NOAEL相比，BMD利用了实验中剂量-反应关系的全部数据，而不是依据一个点值，因此所得的结果可靠性、准确性好。BMD采用了95%可信区间的下限值，因而当实验本身质量较差(如动物数过少、观察指标变异较大等)时，可信区间较宽，导出的BMD较小。另外，在未直接观察到NOAEL的数据组，也可通过计算推出BMD。最近在致癌物的危险评定中也开始使用BMD法。美国EPA在最新的致癌物危险评定指针草案中明确建议，非遗传毒性致癌物的危险评定中应采用基线剂量法^［6］。随着BMD法的广泛应用和完善，它将作为NOAEL法的重要补充，在环境健康危险评定中发挥更大的作用。

2.4易感人群对环境健康危险评定结果的影响环境健康危险评定的结果应能保护婴幼儿、儿童、老人及其它易感人群。然而，由于有关资料的缺乏，现行的环境健康危险评定在暴露评价、剂量反应关系确定过程中往往未能充分考虑易感人群的特殊情况。<