《健康风险评价》PPT课件.ppt

,第1节 概述 第2节 危害识别 第3节 暴露评价 第4节 剂量-效应评价 第5节 风险表征 第6节 健康风险评价案例分析,第1节 概述,人们总是自觉或不自觉地通过食物、空气、水等介质接触各种物理性、化学性、生物性的有害因子。随着生活水平的提高，人们更加关注自身的健康，关注这些有害因子是否对其健康造成危害，如果存在危害，那么危害的严重性及发生的概率又是多少？ 健康风险评价主要是通过有害因子对人体不良影响发生概率的估算，评价暴露于该有害因子的个体健康受到影响的风险。,1.1健康风险评价的基本步骤,人类很早就认识到环境受污染后可能影响到健康.20世纪60年代以后,科学家开始使用一些数学模型预测健康效应,首先在动物实验剂量-效应关系曲线的基础上估计人终身得癌症的超额危险度。80年代以后，随毒理学及相关科学研究的深入，对化学物质危害的评定开始由定性向定量发展，美国国家科学院（NAS）和国家研究委员会（NRC）经过反复研究，认为健康风险评价是保护公众免受化学物质危害，以及为危险管理提供重要科学依据的最合适方法，并于1983年提出了健康风险评价步骤。,健康风险评价首先是从致癌物的风险评价开始的，因此，癌风险评价是研究最多、程序相对成熟的风险评价方法。 除癌风险以外，致突变性、生殖毒性、发育毒性、神经毒性等风险评价程序也相继建立。,1.2 健康风险评价的技术框架,由于各国制定的危险管理法律规定不同,所以不同国家采用的健康风险评价方法有一定差别。国际化学品安全规划署从1993年起召开了多次会议,最后达成：危害识别、暴露评价、剂量效应评价、风险表征作为健康风险评价的基本框架。,第2节 危害识别,2.1危险识别的概念 识别接受评价的化学物质对人体健康和环境潜在的影响和危害。 危害包括短期内暴露在某一种化学物质下发生的急性或亚慢性的毒性危害;长期暴露在某一种化学物质下发生的慢性毒性危害。 在危害识别阶段要收集一些相关数据来确定产生危害或疾病的暴露条件,从而给出化学物质的毒性和暴露程度与人群健康效应之间会存在关系的可信的证据 。,2.2危害识别的研究方法 对现存化学物质,主要是评审该化学物质的现有毒理学和流行病学资料,确定其是否对生态环境和人体健康造成损害;对危害未明的新化学物质需要积累较完整而可靠的资料。 (1)危害识别方法 病例收集、结构毒理学、短期简易测试系统（如Ames实验、微核实验等）、长期动物实验以及流行病学调查等方法。 (2)危害识别所需资料 物理化学资料、动物实验资料、生物学实验的资料、生态学实验资料、人类流行病学资料。 （3）理想的动物实验应具备的条件 受试动物的种属能较好的代表人的效应。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。,2.3 危害识别的程序 2.3.1 收集资料、确定采样地点 (1)通过查阅获得的地点资料(包括该地的调查报告、照片等），确定可能存在危险的场所。 （2）确定采样地点各种污染物背景值 （3）识别潜在的暴露风险 （4）制定采样策略 2.3.2资料评价 (1)对采用的分析方法进行评价 (2)检验所得资料的质量,即检验资料的可信度和代表性 (3)寻找试验性的标识物 (4)检验所得资料的连贯性，标识污染物发生的频率以及一致水平。,第3节 暴露评价,3.1 暴露的概念 暴露是指化学品与人体外界面(如皮肤、鼻、口）的接触。通常情况下这些化学品是存在于空气、水、土壤、产品或交通与载体等介质中，接触界面的化学品的浓度即暴露浓度。 E-暴露量; t2-t1-暴露时间；(t)-暴露浓度(是时间的函数),（1）潜在剂量指被吞咽、吸入或涂抹于皮肤的化学品的量。 (2)应用剂量:指有毒化学品在吸收界面(皮肤、肺、支气管等）处可提供的吸收剂量。若通过实验建立吸收剂量与内部（吸收）剂量的关系，则对于内部剂量的计算是非常有用的。 （3）有效剂量指接触初次吸收界面（如皮肤、肺、胃肠道）并被吸收的化学品的量。,（4）内部/吸收剂量是指经物理或生物过程穿透吸收屏障或交换界面的化学品的量， （5）送达剂量指与特定器官或细胞作用的化学品的量，它只是内部剂量的小部分。 （6）生物有效性剂量指真正到达细胞、作用点、膜，并产生危害作用的量，只是送达剂量中的小部分。 对于大多数化学品，基于送达剂量或有效剂量的代谢动力学数据是无法获得的，所以现在健康风险评价通常将潜在剂量或内部（吸收）剂量作为剂量效应的基础。随环境化学品的代谢动力学数据库的不断完善，这种情况也将发生变化。,ADD=（*IR*t)/(BW*AT) ADD-潜在的日均剂量；BW-体重；AT-时间周期；-平均暴露浓度；IR-摄入效率；t-持续时间 通常假设，在暴露量相同情况，人群短期暴露于高浓度致癌物与终身持续暴露于低浓度致癌物的危害后果是相同的。故用一生中平均每日暴露量表示，即终身日平均剂量（LADD），用mg/(kg.d)表示。,例如，某种颗粒物对空气造成了一定污染，经呼吸道的终身日均暴露量，计算方法如公式： 公式中，LADD为终身日均剂量，(mg/kg.day)；C为颗粒物上的污染物浓度，mg/kg；PC为空气中颗粒物的浓度，mg/m3；IR为吸收速率，m3/h；RF为颗粒物可吸入率；EL为暴露时间，h/day；AF为吸入率，暂时代替值为1；ED为持续暴露时限，days；BW为体重，kg；TL为平均寿命，days。,3.2 暴露、剂量和风险的关系,暴露与剂量信息经常通过暴露-效应或剂量-效应关系相联合的形式来评价和解释健康风险与可能产生的不良效应。 风险与剂量或风险与暴露之间可通过不同的数学关系来表达。 通过提供的暴露与剂量信息，对个体风险和群体风险进行评估。,（1）个体风险 个体风险是指人群中的个体承受的风险。风险评价一般不限于对单独个体进行评价，一般情况下，评价者总会对目标研究人群中的一些或全部进行个体风险的计算，然后考察整个群体的风险分布。 （2）群体风险 指对于暴露产生的人群或目标人群危害的风险。特别注意：对于目标人群而言一个特定时段内可能会产生特殊的健康案例的数量； 群体风险描述常常采用以下形式：对于特殊人群中不良特征影响发生的程度和概率的统计；对于高于一定风险值人群的描述，对于不同群体与亚群风险分布的描述。,3.3 暴露评价的内容,暴露评价是对人群暴露于环境介质中有害因子的强度、频率和时间进行测量、估算或预测的过程，是进行健康风险评价的定量依据。暴露人群的特征鉴定与被评物质在环境介质中浓度与分布的确定，是暴露评价中密切相关而不可分割的两个组成部分。,第一部分是研究体外污染物在环境中迁移转化与积累，并与受试人群接触，第二部分研究污染物进入体内的剂量，以及在体内的转化，第三部分研究接触人群健康效应的鉴定。,3.3.1环境中污染物的排放、迁移转化和归属,3.4.2污染物在体内的转化与吸收,整体暴露（总暴露或累积暴露）是指在一个特定的时期内通过所有暴露途径在某种化学物质的暴露下的总量。,3.4 暴露评价的方法 3.4.1 暴露与暴露评价分类 (1)暴露分为三类: 急性暴露：一般指与某种化学物质一次性的接触，通常接触时间小于一天 慢性暴露：指长时期暴露在某种化学物质的作用下，通常暴露时间为几年、十几年，甚至是人们的一生。 亚慢性暴露：暴露时间介于前面两者之间。,（2）暴露评价分为三种： 历史性或回顾性暴露评价：暴露重现，即尝试识别、确定发生在过去的暴露事件。 描述现状的暴露评价：有利于环境监测，及时获得相关信息。如对工作场所铅暴露的测量。 对未来可能发生的暴露评价：对未来风险进行评价，一般是以未来计划、排放源排放计划、暴露计划等为基础进行的。如评价一个计划建立的废物焚化炉对人群可能产生的暴露及其影响。,3.4.2暴露评价的方法 在三种不同类型的暴露评价中需要采用不同的方法：间接法、直接法、模型法。这些评价方法虽各自独立，但要相互结合才能得到较好的评价结果。,暴露评价的关键是收集与暴露有关的数据资料，因暴露资料的可信度大小、代表性强弱、直接关系到后续的暴露分析，甚至关系到健康风险评价的最终结果。,个人监测可以在受试者日常活动中利用便携式呼吸采样器采集周围的空气样品，也可以检测食物和水。 生物监测是对血液、尿、唾液、呼出的空气、皮肤、头发等样品进行分析，生物监测关键是识别生物标志物，利用生物标志物的敏感性，对暴露效应进行评价。 生物标志物分为暴露标志物和健康效应标志物。,第4节 剂量效应评价,4.1剂量-效应评价的概念 剂量效应评价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，并由此计算出评价危险人群在某种暴露剂量下的危险度的基准值，是对有害因子暴露水平与暴露人群肿瘤发生率间的关系进行定量估算的过程，也是进行健康风险评价的定量依据。 剂量-效应评价主要包括确定剂量-效应关系、反应强度、种族差异、作用机制、接触方式、生活类型、以及环境中与之有关的其它化学物质的混合作用等，审定这些资料的真实性和可靠性，确定能否用于数学模型，找出能供模型使用的剂量-效应参数和数据等。,NOEL（mg/kg(体重).d) 未观察到效应的剂量水平。在此剂量率下，暴露组与对照组比较，其效应发生频率和严重程度的增加无统计学或生物学意义。 NOAEL（mg/kg(体重).d) 未观察到有害作用的剂量水平。在此剂量率下，暴露组与对照组比较，有害作用发生的频率和严重程度的增加无统计学或生物学意义。有可能观察到的效应具有统计意义，但不认为这些效应是有害的。 LOAEL（mg/kg(体重).d) 观察到有害作用最低剂量水平。在此剂量率下，暴露组发生有害作用频率和严重程度的增加，与对照组比较有统计学或生物学意义。,4.2资料选择 流行病学调查资料是进行剂量-效应评价的首选资料,但一般情况下,很难得到完整的与效应相对应的人群暴露资料,特别是对一些范围广、剂量低、暴露时间长、接触人群复杂的化学物质更是困难。因此，反应与人接近的、敏感动物的实验就成为剂量-效应评价的主要手段，利用一定的模式外推到人群得出近似的人群剂量-效应关系。如果流行病学和动物实验资料无法获得，那末不同种属、不同性质、不同剂量、不同暴露途经的多组长期致癌实验结果也可以用来估算剂量-效应关系。故剂量-效应关系往往不是直接得到的，而是通过一定的数学模型估算出来的。,对于流行病学调查资料来说，尽管它的数据直接来源于人群，但被调查人群往往处于高暴露水平，而低暴露水平的剂量-效应关系需要估算。对于动物实验资料来讲，则更需要通过一定的模式外推到低剂量，将一定暴露途径得到的剂量-效应关系外推到人在暴露方式下的剂量-效应关系。因此估算模型的建立、选择、使用及对其可信度的分析是目前健康风险评价领域面临的重要问题，这一问题的研究和解决会直接推动风险评价的发展。,4.3 外推模型 目前在健康风险评价中,基本上还是采用毒理学传统的剂量-效应关系外推模型,即在从动物向人外推时,采用体重、体表面积外推法或采用安全系数法。从高剂量向低剂量外推时，可选用的模型有威布尔模型、一次打击模型、多次打击模型、对阶段模型、生物药代动力学模型等。,（1）威布尔模型 p(d)某暴露剂量（d)下,预期效应发生率 d暴露剂量 和m是曲线拟合参数，均大于0。 =1时,低剂量下的剂量反应关系曲线为线性; 1时,低剂量下的剂量反应关系曲线为次线性; 1时,低剂量下的剂量反应关系曲线为超线性,（2）一次打击模型 假定一个靶细胞于一定时间内受到一次生物学有效剂量单位的打击后,即可诱发肿瘤 p(d)某暴露剂量（d)下,预期效应发生率 d暴露剂量 0,低剂量下的剂量反应关系曲线为线性; 一次打击模型估计的危险度最高,即此模型最为保守.,（3）多次打击模型 是一次打击模型的扩展,它假设靶细胞必须经过至少K1次打击后才能诱发一次反应. p(d)某暴露剂量（d)下,预期效应发生率 d暴露剂量; -曲线拟合参数 (k)-是K的函数;K-打击次数.u-预测的打击次数 与一次打击模型相比,此模型更容易与数据拟合,在合适的实验剂量范围内剂量-效应关系曲线特征同威布尔模型.与多阶段模型相比,在低剂量时此模型剂量-效应关系曲线呈线性.,（4）多阶段模型 假设癌症的发生是许多(K1)不同随机发生生物学过程的结果. p(d)某暴露剂量（d)下,预期效应发生率 d暴露剂量; i-曲线拟合参数,i=1,2,3k,k是随机发生的生物学过程次数,其值通常是根据经验自行选定. i0时,低剂量下曲线为线性; i=0时,为亚线性(介于线性与常数之间).,第5节 风险表征 5.1风险表征的概念 风险表征是健康风险评价的最后步骤,也是风险管理的第一步。利用危害识别、暴露评价、剂量-效应评价获得的数据，通过综合暴露评价和剂量-效应评价的结果，估算人群在不同接触条件下，可能产生的健康危害的强度或某种健康效应的发生概率，并对其可信度或不确定性加以阐述，最终以报告形式提供给环境风险管理人员，作为他们进行管理决策的依据。,5.2风险表征的内容 （1）对前三阶段的结果进行综合分析 判断各阶段的实验动物资料与人有无关联，各阶段之间是否协调一致、有无矛盾之处。对整个评价过程中不确定的因素进行讨论。 （2）对有害因子的风险大小进行分析 首先将接触水平的数据代入有关剂量-效应关系的某种模型中，求得可能出现的反应概率，这一预期概率就是该化学物质对人群造成的风险度。,一般认为致癌物质的作用被认为是相互独立的，因此，多种致癌物质综合风险度就是每个致癌物风险度的简单相加，不需要考虑种属差异、癌症的类型以及致癌作用的机制等。 而非致癌物质的评价一般采用危害指数（HI）法，此法假设同时暴露于阈下浓度的几种化学物质可导致一种有害效应，其大小和各物质的暴露量（E）与参考剂量（RfD)之比的和成比例，当HI大于1时，可以认为有一定的危害度存在。 参考剂量(RfD)由美国环境保护局(EPA)首先提出，用于非致癌物质的危险度评价。RfD为环境介质(空气、水、土壤、食品等)中化学物质的日平均接触剂量的估计值。人群(包括敏感亚群)在终生接触该剂量水平化学物质的条件下，预期一生中发生非致癌或非致突变有害效应的危险度可低至不能检出的程度。,5.3风险表征报告 从风险评价的整个过程不难看出，评价中虽然进行一些现场监测、流行病学调查和动物实验，但大部分数据还从国际上认可的数据库中收集获得。同时在评价中采用大量假设和数学模型，这些因素都会影响到评价结果对实际风险的真实反应，即造成了评价结果的不确定性。,第6节 健康风险评价案例分析 6.1健康风险评价 6.1.1污染源识别、特征污染物筛选,6.1.2暴露情景分析,6.1.3暴露模型及暴露参数的选取 （1）暴露人群 暴露人群主要为当地常住居民。,6.1.4剂量-反应关系,6.1.5风险表征,6.1.6不确定分析,6.1.7分析与讨论,6.2污染场地的健康风险评价 根据生态系统健康评价和环境风险评价的一般流程，可以将针对污染场地系统健康的风险评价分为四步，即数据收集、暴露评价、毒性评价、风险表征。 6.2.1数据收集 数据收集是生态系统健康评价的基础，通常需要收集已有的资料，开展实地调查和采样分析，并建立数据质量管理和质量控制目标体系。 （1）场地背景资料 包括气候、气象、土壤、地质与水文地质条件、场地利用历史、场地布局等场地物理特征。 （2）场地污染状况 场地空气、地表水、地下水、土壤污染程度与分布 （3）与污染有关的资料 污染类型、污染物种类、污染物物理化学性质和毒理学证据等 （4）与暴露人群有关的资料 人群分布、人群结构、人群生活方式。,6.2.2暴露评价 根据收集的资料和实地调查,分析场地物理特征,识别污染源和污染物排放方式、污染物迁移转化路径、暴露点和人群暴露方式，建立污染物从源到人体的各种可能的暴露途径，并确定人群暴露频率和暴露期。在此基础上，针对不同暴露人群，分暴露途径对各种暴露方式进行暴露点的污染物浓度和人体摄取量估算。 暴露点污染物的浓度值主要根据日常监测数据确定，或采用污染物迁移转化模型进行预测。污染物摄取量以不同剂量为基础，采用单位时间单位体积摄取量表示。呼吸途经和饮食途径一般采用潜在剂量进行估算，皮肤接触途径采用吸收剂量估算。,（1）呼吸途经 呼吸挥发性气体： 呼吸可吸入颗粒物： intake单位时间单位体重污染物摄取量（mg/(Kg.d)；a空气中挥发性气体含量（mg/m3)；IR摄取速率（m3/h)；ET暴露时间（h/d)；EF暴露频率（d/a)；ED暴露期（a)；BW人均平均体重（kg)；AT平均暴露时间（d),对于致癌物质为人群平均寿命；对非致癌物质，为暴露期；P空气中可吸入颗粒物含量（kg/m3)；FP可吸入颗粒物中污染物含量（mg/kg)。,（2）饮食途径,饮水： 食物： w水中污染物浓度（mg/L)； f食物中污染物含量（mg/kg)； IR摄取速率（m3/h)；FI污染食物占总食物的比例。IR摄取速率（水：L/d,食物：kg/餐）；EF-暴露频率（水：d/a,食物：餐/a),（3）皮肤接触途径,皮肤接触污染水体： 皮肤接触污染土壤： 皮肤接触污染空气：,AD单位时间单位体重中皮肤吸收污染物量（mg/(Kg.d);Kpw、Kpa分别为水与空气接触时污染物在皮肤中的渗透参数cm/h;s土壤中污染物浓度（mg/kg);ABS皮肤对污染物的吸收分数（mg/(cm2.h);SA与污染水体、土壤、空气接触的皮肤表面积(cm2)；Fadh土壤对皮肤的粘附系数；CF-单位转换因子（水：1L/（1000cm3),土壤：1kg/(106mg),空气：1m3/(106cm3),6.2.3毒性评价,毒性评价是指利用场地目标污染物对暴露人群产生负面效应的可能证据，估算人群对污染物的暴露程度和产生负面效应的可能性之间的关系。分为危害识别和剂量-效应评价两个步骤。危害识别指分析暴露于某种物质是否会引起负面健康效应发生率的升高。剂量效应评价指定量评价污染物毒性，描述污染物暴露剂量和暴露人群负面健康效应发生率之间的关系。 非致癌物质的毒理性评价采用参考剂量表述。污染物的致癌毒理性评价包括两方面内容，首先对污染物质进行致癌毒性分类，然后根据剂量-效应关系确定标准建议值，用来估算暴露期内人体暴露于一定剂量污染物产生致癌效应的风险。,基于短期暴露于较大剂量污染和长期暴露于小剂量污染物所带来的致癌作用具有等价效应的假设，致癌风险评价常采用人体终生暴露可能造成的健康风险表示。USEPA将污染物质的致癌毒性分为A、B、C、D、E五大类，并用剂量-效应曲线所确定的斜率因子作为标准建议值，来表示人体终生暴露于一定剂量某种污染物质而产生致癌效应的最大