场地土壤生态环境与人体健康损害因果关系判定技术指南编制说明

场地土壤生态环境与人体健康损害因果关系

判定技术指南

编制说明

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1编制背景

1.1国内外场地土壤生态环境与人体健康损害鉴定评估技术现状

1.1.1国外场地土壤生态环境与人体健康损害鉴定评估技术体系

美国、欧盟等分别针对生态环境与人体健康损害构建了比较健全的应急响应、责任追究与赔偿法律制度

体系。生态环境损害鉴定评估涉及领域广，损害对象类型多，过程和机理复杂，表现形式多样，损害评估难

度大，因此，发达国家通常针对某些重点关注的损害类型，优先开展有针对性的立法与资金保障机制建设以

及相关技术方法研究，再逐步拓展到其它损害类型。

（1）美国

美国构建了系统的自然资源损害鉴定评估标准体系。自20世纪70年代起，美国开始针对自然资源损害

的责任追究进行专门立法，如1974年的《安全饮用水法》、1977年的《清洁水法》、1980年的《综合环境

响应、赔偿与责任法》、1990年的《油污染法》等。尽管《超级基金法》的初衷在于保护人体健康，但同时

规定了排放危险物质导致自然资源损害的责任主体的生态环境恢复义务，在该法施行后两年内由美国内政部

制定规则来指导自然资源受托人开展自然资源损害评估（NRDA）。1986年，国会对《超级基金法》进行了修

正，赋予自然资源受托人行使自然资源损害索赔的权利。经过近20年的实践逐步完善了自然资源损害评估与

赔偿的相关立法，建立了生态环境损害评估与赔偿的工作机制。

随着环境形势的变化和环境损害评估实践的需要，美国针对石油类污染物泄漏、危险废物不当处置和有

毒有害物质排放三种主要的环境污染事件造成的生态环境损害构建了完整的自然资源环境损害评估工作程序，

包括自然资源及其服务损害确定与量化、因果关系判定、损失确定等。针对自然资源损害评估，美国内政部

制订了行政法规《Part11—NaturalResourceDamageAssessment》，1986年-1987年美国内政部根据CWA

和CERCLA最先颁布了分别针对大型和小型环境污染事件的TypeB和TypeANRDA技术规范，提出了“较少

原则”和以市场价值评估为主的评估技术方法，1994年的俄亥俄州以评估技术方法不够科学全面为由诉美国

内政部案发生后，对NRDA规范非使用价值评估技术方法部分进行了修订。根据该法规，美国内政部土地管理

局和国家公园管理局于2003年和2008年分别提出了指导开展NRDA的工作手册《BLMNaturalResource

DamageAssessmentandRestorationHandbook》和《DamageAssessmentandRestorationHandbook》。

鱼类和野生动物管理局（FWS）也制定了自然资源损害评估相关导则《AManualForConductingNatural

ResourceDamageAssessment:TheRoleofEconomics》，以指导损害评估的开展。专门针对土壤损害评估

的《自然资源损害与鉴定评估手册》规定了以土地和自然资源作为受托人的联邦和州政府机构以及印度部落

评估资源损害并恢复受影响资源的方法，为开展自然资源损害评估和恢复活动提供指导和政策支持。

1983年，美国国家科学院（NationalAcademyofSciences，NAS）发布了红皮书《联邦政府的风险评估：

管理过程》（RiskAssessmentintheFederalGovernment:ManagingtheProcess），提出了健康风险评

估的定义与框架，包括危害识别、毒性评估、暴露评估和风险表征4个步骤，这对健康风险评估工作具有里

程碑意义。基于健康风险评估的实践，美国建立了完善的人体健康风险评估技术体系，从风险评估框架、专

项技术导则、基础技术方法以及具体应用指南方面都出台了具体的文件。其中，《暴露评估指南》

（GuidelinesforExposureAssessment）辨析了暴露和剂量的区别与联系，并给出了暴露定量估计的方法；

《儿童环境暴露健康风险评估框架》（AFrameworkforAssessingHealthRisksofEnvironmental

ExposurestoChildren）是专门针对敏感人群儿童；《暴露参数手册》（ExposureFactorsHandbook）列

出了众多风险评估参数的推荐值。这些文件已被许多国家的健康风险评估导则所采用。

自1978年美国拉夫运河事件以来，美国已有40多年的场地风险管理经验，其中美国材料测试学会

（AmericanSocietyforTestingMaterial，ASTM）颁布的《基于风险的纠正行动标准指南》（Standard

GuideforRisk-BasedCorrectiveAction，E-2081）已在美国40多个州成功实施，基于该行动指南开发的

RBCA（Risk-BasedCorrectiveAction）模型也开始广泛用于污染场地的风险评估。此外美国环境保护局颁

布了一系列技术性文件、导则和指南，系统介绍了土壤环境健康风险评估的方法和技术，包括《暴露风险评

估指南》（GuidelinesforExposureAssessment）、《超级基金（RAGS）风险评估指南：A部分》(Risk

AssessmentGuidanceforSuperfund(RAGS):PartA)、《土壤筛选指南》（SoilScreeningGuidance:

User’sGuide）、《暴露因子手册》（ExposureFactorsHandbook）、《蒸气入侵评估导则》

（GuidelinesforVaporIntrusionAssessment）和《超级基金场地健康风险评估手册》（SiteRisk

AssessmentGuidanceforSuperfund）等。

（2）其他国家

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欧盟的环境损害评估进程明显滞后于美国的实践，但同时也充分借鉴了美国经验。自20世纪90年代起，

欧盟成员国开始关注污染造成的生态环境损害。2004年，欧盟颁布了第一部具有严格环境责任和强制执行并

基于环境污染损害预防和受损生态环境恢复为理念的环境责任指令（ELD，2004/35/CE），同时将资源环境损

害的范围严格限定在野生鸟类保护指令（79/409/EEC）和自然生境和野生动植物保护指令（92/43/EEC）涉及

的受保护物种及其栖息地、欧盟水框架指令（2000/60/EC）中涉及的水生态环境以及对人体健康存在潜在风

险的污染土地三大类。2006年修订的环境责任指令（2006/21/EC）针对矿物采选工业固体废物处置环境责任

进行了补充规定，2009年修订的环境责任指令（2009/31/EC）增加了对存储场地运营工业活动的严格环境责

任补充规定。欧盟环境责任指令（ELD）推荐在评估环境损害和选择适用恢复措施时采用资源等值法（REM），

于2006年至2008年开展了在欧盟ELD指令框架下资源等值分析技术在环境损害评估中的应用（REMEDE）研

究计划，并于2008年推出了等值分析工具包（Toolkit），包括初始评估、确定和损害量化、确定和量化增

益、确定补充和补偿性恢复措施的规模、监测和报告五步。

1998年，德国制定《联邦土壤保护法》，确定了土壤生态环境损害修复相关制度。《联邦土壤保护法》

明确了土壤的服务功能也受到法律保护，包括自然功能：生命支持（栖息地）、生态系统平衡（过滤、缓冲

和物质转化，分解、平衡和恢复的媒介）、水和营养物质循环功能；文化历史功能；服务人类功能：定居、

娱乐、服务于农业林业、其他经济公共用途。意大利环境、领土与海洋部为环境修复的主管机构，负责对土

壤污染情况开展调查，并在必要时采取修复行动。意大利环境、领土与海洋部可以对责任方进行行政处罚，

也可以就责任方造成的损害提起民事诉讼，由法庭对环境损害进行确认。英国1992年开始研究污染场地暴露

评估方法学，直到2009年才完善了污染场地相关暴露评估方法学、污染物理化参数及风险评估导则，并在此

基础上开发了CLEA（ContaminatedLandExposureAssessment）模型。到目前为止，英国只公布了11种污

染物的土壤指导值（soilguidelinevalues，SGV）。由于土壤指导值过于保守，英国环境、食品及农村区

域部（DepartmentforEnvironment，FoodandRuralAffairs，DEFRA）于2013年委托英国污染场地实用

组织（ContaminatedLand:ApplicationsinRealEnvironments，CL:AIRE）制定了第四等级土壤筛选值

（category4screeninglevels，C4SL）。加拿大环境部（CanadianCouncilofMinistersofthe

Environment，CCME）于1996年在考虑保护生态物种和人体健康的基础上，分别制定了保护生态和人体健康

的土壤质量指导值，并取较低值作为综合性土壤质量指导值。欧洲环境署（EuropeanEnvironmentAgency，

EEA）于1999年颁布了环境风险评估的技术性文件，系统介绍了健康风险评估的方法与内容。荷兰1994年修

订了《土壤保护法》（SoilProtectionAct），发布了《土壤保护导则》（SoilProtectionGuideline），

制定了基于风险的目标值和干预值，2000年更新目标值与干预值，2006年以土壤背景值（background

values，BVs）取代目标值。德国颁布了《联邦土壤保护法》（FederalSoilProtectionAct，BbodSchG）

和《联邦土壤保护与污染场地条例》（FederalSoilProtectionandContaminatedSitesOrdinance，

BbodSchV），将土壤标准值划分为预防值（precautionaryvalues）、触发值（triggervalues）和行动值

（actionvalues）。

1.1.2我国场地土壤生态环境与人体健康损害鉴定评估技术体系

我国土壤生态污染损害鉴定评估方法体系初步建立。生态环境部从2011年前后开始，通过财政项目针对

生态环境损害评估技术框架、损害调查、因果关系判定、损害量化方法等开展了专门研究，开发了突发大气

环境事件损害评估模型、突发水环境事件损害评估模型、土壤地下水环境损害量化模型等实用工具。2018年，

科技部重点专项“场地土壤污染成因与治理技术”第一次专门设置了与土壤环境损害鉴定评估相关的课题

“场地土壤环境损害鉴定评估方法和标准”，但由于进展不力被科技部中止。另外，在2018年的“公共安全

风险防控与应急技术装备”重点专项（司法专题任务）中设计了“公益诉讼领域环境损害鉴定关键技术及方

法研究”，该课题重点关注满足环境公益诉讼领域的鉴定实施程序与技术标准化研究，难以为土壤生态环境

损害鉴定评估与责任追究提供技术方法支持。2018年生态环境部发布了《生态环境损害鉴定评估技术指南土

壤与地下水》（环办政法〔2018〕46号），针对涉及土壤与地下水的生态环境损害鉴定评估提出了详细的调

查评估方法和技术要点。

与发达国家相比，我国对场地风险评估的研究起步较晚，相关技术文件正在逐步颁布执行且完善中。

2009年，我国环境保护部起草了《工业污染场地风险评估技术导则》，并于2014年7月正式颁布实施了《污

染场地风险评估技术导则》（HJ25.3-2014），该导则主要参照美国环境保护局颁布的《超级基金场地风险

评估导则第一卷健康风险评估手册》（RiskAssessmentGuidanceforSuperfund(RAGS):PartA）、美

国材料测试协会颁布的《石油泄漏场地基于风险的纠正行动标准导则》（StandardGuideforRisk-based

CorrectiveActionAppliedatPetroleumＲeleaseSites）及《建立污染场地概念暴露模型的标准导则》

（StandardGuideforDevelopingConceptualSiteModelsforCon-taminatedSites）。《污染场地风

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险评估技术导则》（HJ25.3-2014）适用于制定基于人体健康风险的污染场地土壤及地下水筛选值，但没有

考虑污染物向场外迁移的情景以及保护水环境或生态环境，对建立土壤环境基准的土地规划类型及相关暴露

特征、暴露背景值、土壤性质、建筑物及气象因子等缺乏系统性的基础研究。因此，该导则在技术方法和模

型方面还存在一些局限。近年来，我国部分省市针对污染场地健康风险评估也颁布了一些地方标准或技术导

则，包括北京市颁布的《建设用地土壤污染状况调查与风险评估技术导则》（DB11/T656-2019）和《场地土

壤环境风险评价筛选值》（DB11/T811-2011），上海市颁布的《上海市污染场地风险评估技术规范》和《上

海市场地土壤环境健康风险评估筛选值（试行）》，重庆市发布的《场地环境调查与风险评估技术导则》

（DB50/T725-2016），浙江省颁布的《污染场地风险评估技术导则》（DB33/T）等，为各地开展场地健康风

险评估提供了技术支撑。

1.2场地土壤生态环境损害因果关系分析

根据场地土壤生态环境损害鉴定评估的工作流程和实践经验，其主要技术难点在于土壤与地下水环境基

线调查、因果关系判定、恢复方案制定和损害价值量化，已开展的相关研究也主要致力于提高基线确定的准

确性、保障因果关系判定的可接受度、增强恢复方案制定的合理性、降低损害价值量化的不确定性等方面。

1.2.1环境基线调查

基线在环境损害鉴定评估过程中的作用极其关键，它是判断环境损害是否发生的根据，也是损害时空范

围和损害程度、确定恢复目标和恢复规模的重要依据。不同国家对环境损害鉴定评估的基线有不同的理解和

认识。美国OPA法规（OilPollutionActRegulations）指出，基线是环境损害事件未发生的状况下自然资

源及其提供服务的存在状态，通常按照评估区域历史数据、邻近参考区域数据、控制数据等其中的某一种或

几种的组合来确定。DOI法（DepartmentoftheInteriorRegulations）提出，基线是指评估区域在没有出

现研究的石油排放或有害物质释放时的状态。欧盟环境责任指令（Directive2004/35/EC）对基线条件的定

义为在环境损害事件没有发生时自然资源和服务存在的状态，通常是基于现有可利用信息估计得到。在我国

环境损害鉴定评估中，基线也称为生态环境基线，是指环境污染或生态破坏行为未发生时，受影响区域内生

态环境的物理、化学或生物特性及其生态系统服务的状态或水平。

虽然《生态环境损害鉴定评估技术指南总纲》中规定优先采用历史数据作为基线水平，但大多数情况下

收集的生态环境数据资料是在资源状态改变或损害发生很久之后才获得的，历史数据往往很难获取，尤其是

土壤和地下水，在全国农用地与重点行业企业用地调查开展之前，历史上并未开展过全面的监测，即使开展

了监测，点位也难以做到全覆盖，因此，对于具体损害案例而言，通过历史数据确定基线水平难度很大，往

往需要通过调查对照区域确定基线水平。由于土壤本身的异质性非常强，地下水也具有流动性，污染物在土

壤和地下水中的分布往往不规律，空间变异性很大，因此需要通过在对照区布设优先的点位调查污染物浓度

背景值难度也很大。如何有效、科学地确定基线已然成为环境管理者和损害评估人员面临的重要难题。

我国还未针对生态环境损害基线确定方法开展过专门研究，仅在生态环境部支持的财政项目“环境损害

鉴定评估”中设置了土壤污染调查与损害确认方法研究课题，依托该课题正在编制土壤环境基线确定相关的

技术指南。但是，我国前期在土壤背景值、土壤环境标准等方面的研究积累，对土壤基线确定方法有重要的

参考价值。从二十世纪六七十年代开始，我国就陆续开展了土壤背景值研究，并积累了大量宝贵的基础数据，

发表了众多科研成果。

不同于环境基线值，土壤环境背景值是指一定时间条件下，仅受地球化学过程和非点源输入影响的土壤

中元素或化合物的含量。我国土壤环境背景值研究始于70年代中期，涉及全国、区域、省、市和县等多个尺

度。1978年，农牧渔业部组织34个单位，对13个省市自治区的主要农业土壤和粮食作物中的主要元素含量

进行调查研究，分析必测元素8个重金属，选择元素12个，研究成果《农业环境背景值研究》比较系统地介

绍了背景值的研究方法，包括调查、布点与采样、实验室分析和质量控制、土壤元素背景值的数理统计和背

景值图的编制技术，用含量范围、平均值和标准差给出我国主要农业土壤元素背景值，绘制了用分级统计图

形式表达的9个自然区域土壤元素背景值图。“七五”全国土壤环境背景值调查研究，其调查范围包括除台

湾省外的29个省市自治区和5个开放城市，主要按照不同密度的网格进行布点，采集典型性、代表性的剖面

样品，共测试61个元素含量，研究成果《中国土壤元素背景值》明确了土壤环境背景值的含义，系统地介绍

了调查工作程序、布点与采样、样品的分析测试与质量控制、数据处理与统计分析等，给出了61个元素的频

数分布和按照土类、行政单元和母岩统计的基本统计量，此研究成果在多个领域得到广泛应用，是我国土壤

环境背景调查研究成果的重要标志性成果，为土壤背景值的确定提供了重要方法参考。“十一五”全国土壤

污染现状调查在“七五”调查布设的4095个土壤典型剖面和862个主剖面点位采集土壤样品、进行分析测试

并对比分析有关监测结果。同时，取全国土壤环境背景样品库中20%的样品进行同步分析测定。通过回顾性调

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查，对比分析20年来我国土壤背景点环境质量变化情况，扩大了解我国土壤背景点环境质量状况，扩充了全

国土壤环境背景点样品库。

我国尚未发布土壤环境背景含量统计分析方法的技术导则、指南等标准文件，但发布了一些与土壤环境

背景调查相关的技术规范文件。2004年，原国家环境保护总局制定发布了《土壤环境监测技术规范》（HJ/T

166-2004），对区域土壤背景监测做了规定，包括采样单元、样品数量、网格布点、野外选点、采样、样品

流转、样品制备、样品保存、样品分析测定、背景值使用等。2006年，原国家环境保护总局印发了《全国土

壤污染状况调查点位布设技术规定》，规定了此次土壤环境背景点回顾性调查的背景点的布设。2012年，农

业部印发了《农田土壤环境质量监测技术规范》（NY/T395-2012），对农田土壤区域土壤背景监测布点做了

规定，包括布点原则、布点方法、布点数量。目前，生态环境部南京环境科学研究所正在编制《区域性土壤

环境背景含量统计技术导则》，用于规定区域性土壤环境背景含量统计工作程序以及区域性土壤环境背景含

量数据获取、数据处理分析、统计与表征的技术要求。

国外方面，美国环保署没有制定确定区域土壤背景值确定方法标准，只发布了与地块尺度土壤背景浓度

确定相关的技术文件：1995年，EPA国家工程论坛发布了《废物场地土壤和沉积物中无机物背景浓度的确定》

（DeterminationofBackgroundConcentrationsofInorganicsinSoilsAndSedimentsatHazardous

WasteSites）非正式技术指导文件，该技术文件讨论了背景取样地点的选择、采样程序选择中需考虑的因素

以及判断潜在废物场地和背景场地上污染物含量之间是否存在显著差异的统计分析方法。2002年，EPA制定

了《超级基金场地土壤背景和化学浓度比较指南》（GuidanceforComparingBackgroundandChemical

ConcentrationsinSoilforCERCLASites），为超级基金场地背景含量的确定提供实用指导，为评估背景

数据集与场地污染数据的差异性提供参考。国际标准化委员会（ISO）制定了《土壤质量-背景值确定指南》

（ISO19258：2018），明确背景值确定的程序，包括取样、土壤分析、数据处理和背景值表达。欧洲标准委

员会（CEN）于2018年8月直接将ISO《土壤质量-背景值确定指南》（ISO19258：2018）文本批准为欧洲标

准ENISO19258:2018。

1.2.2生态环境损害因果关系分析

因果关系判定是环境损害鉴定评估过程中难度最大的环节。对于土壤和地下水环境而言，可能存在污染

来源不明确、存在多个污染来源或者污染来源明确但证据不足等多种情况，均需要开展因果关系判定。土壤

本身具有高度异质性，污染物从源端进入土壤后，其迁移扩散过程往往呈现明显的不规律性，难以追踪迁移

路径。此外，污染物在土壤和地下水环境中，会发生一系列复杂的物理、化学、生物转化过程，导致受体端

污染物相比源端污染物变异更大，增加同源性分析难度。由于损害成因的多样性、损害过程的复杂性以及损

害后果的累积性、隐蔽性等，加之土壤和地下水是一个“黑箱”，要还原损害过程，构建“污染源-迁移途

径-受体”的完整证据链，技术难度较大。

美国内政部和土地管理局环境损害评估导则中均指出，在自然资源损害确定的因果关系判定环节，必须

确定油类或危险废物传输到受损资源的传输途径。可以通过证实可能迁移路径下资源（水、沉积物、土壤或

植物）中含有足够浓度的油类或危险废物来证明传输途径的存在；或者使用模型证明可能迁移路径中的污染

情况和油类或危险废物中一致，来证明该路径为传输途径。美国国家海洋和大气管理局自然资源损害评估导

则指出，如果损害是由直接暴露于油泄漏中导致的，那么需要证明：①泄漏和受关注的自然资源之间存在传

输途径；②资源暴露于泄露中；③该暴露导致了对资源的不利影响。欧盟资源等值分析和环境损害评估量化

导则指出，文献中的研究数据、逻辑分析、特定场地研究、模拟和演绎推理都能够用于评价因果关系。因果

关系证明包括：①发生危险化学物质的泄漏（证人、采样数据、照片）；②泄漏的化学物质通过空气或水传

输到受影响区域（采样数据、证人、照片、模拟）；③受体暴露于化学物质中（证人、采样数据、逻辑假

设）；④基于已知化学物质的毒性判断化学物质浓度足以引起有害效应（采样数据、模拟）；⑤效应已经发

生或可能发生（文献数据、专业观点、现场或实验室证实暴露、模拟）。评估者不需要确定单一事件对所涉

及自然资源和服务的准确效应，只要证明因果关系是合理的，并且至少对效应有一定的贡献即可。

近年来我国相关的法律条文和标准规范中对因果关系判定的原则和要求也有所涉及。2014年发布的《环

境损害鉴定评估推荐方法（第Ⅱ版）》指出，污染环境行为与环境损害间的因果关系判定，包括环境暴露与

环境损害间的因果关系判定和环境污染物从源到受体的暴露途径的建立与验证两部分。环境暴露与环境损害

间的因果关系判定应符合以下一般原则：环境暴露与环境损害间存在时间先后顺序，环境暴露与环境损害间

的关联具有合理性、一致性、特异性。在掌握污染源排放状况、区域环境质量状况等基础资料的基础上，提

出污染来源的假设并建立和验证暴露途径。2015年6月1日公布的《最高人民法院关于审理环境侵权责任纠

纷案件适用法律若干问题的解释》中第六条指出，被侵权人根据《中华人民共和国侵权责任法》第六十五条

规定请求赔偿的，应当提供证明以下事实的证据材料：①污染者排放了污染物；②被侵权人的损害；③污染

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者排放的污染物或者其次生污染物与损害之间具有关联性。2016年发布的《总纲》提出了生态环境损害鉴定

评估工作中因果关系的判定原则和注意事项。

目前常用的因果关系分析方法包括指纹图谱法、多元统计分析方法、同位素方法等。

（1）指纹图谱法

指纹图谱是将研究对象经过适当处理后，采用一定的分析手段，得到的能够表示其化学特征的共有峰的

色谱图或者光谱图等。形象地讲，污染源的指纹图谱就是其的身份证，其主要化学信息都能体现在指纹图谱

上，具有模糊性和整体性特点。由于它具有指纹特征，可以对图谱进行整体分析，适合宏观判断复杂化学物

质组成的稳定性。指纹图谱技术最早用于海洋溢油的鉴别，即通过对溢油和嫌疑油样品的“油指纹”进行鉴

别比对来确认溢油源．油品中正构烷烃、多环芳烃、类异戊二烯类化合物、甾烷和萜烷等均可作为“油指纹”

用于原油鉴别，之后该“指纹”的概念被扩展应用到其他领域。指纹图谱技术涉及众多方法，包括薄层扫描

法（TLCS）、高效液相色谱法（HPLC）、气相色谱法（GC）等色谱法以及紫外光谱法（UV）、红外光谱法

（IR）、质谱法（MS）、核磁共振法（NMR）和X射线衍射法等。其中，色谱法为主流方法，尤其是HPLC、

TLCS和GC已成为公认的3种常规分析手段。

（2）多元统计分析法

传统的多元统计方法是目前土壤与地下水污染同源性分析研究和实践中的常用方法。这类方法通过识别

具有相似分布特征的污染物来定性判定某些污染物的来源，即假设来自于同一污染源的污染物之间具有相关

性。传统多元统计方法不需要提前对污染源进行调查分析，但是其筛选出的公共因子与污染源之间的关系常

具有一定的主观性且难以区分出相似的污染源；此外，该方法需要大量的样品且需借助统计分析软件，对于

污染源数目较多的体系其计算比较繁琐。应用于同源性分析中多元统计分析方法主要有相关性分析、聚类分

析、因子分析、主成分分析等。

相关性分析：是用于统计分析不同变量之间是否具有某种共同变化关系的方法。不同污染物间的相关性

可用于反映这些污染物的来源及迁移途径，如果污染物间没有相关性，则表明这些污染物并不是受单一因素

的影响。Pearson相关系数是土壤与地下水污染同源性分析中常用的相关性分析方法。

聚类分析法（CA）：是根据不同污染物间的相似程度找出两种或两种以上能够衡量不同污染物间相似程

度的变量，然后以这些变量为分类依据，对污染物间的相关程度进行分类，采用聚类树状图形象地反映污染

物之间的远近关系。

因子分析法（FA）：可以将一系列具有复杂关系的变量归结为少数几个综合因子，该方法将土壤与地下

水中各污染物的含量值或浓度值看作是各种污染源贡献的线性组合，然后根据受体样品各化学成分之间的相

关关系，从各数据集合中归纳出公因子（又称主因子），然后由此计算出各个因子载荷，结合因子载荷情况

和污染源的特征元素定性推断出各因子可能代表的污染源类型。

主成分分析法（PCA）：它与FA既存在联系，又不完全相同，它是将初始因子载荷矩阵通过正交旋转变

换进行“降维”，再根据各变量载荷情况结合源特征元素来识别主因子，获得其主因子得分。这种传统的PCA

法不能定量解析污染源的贡献，改进后的主成分分析/绝对主成分得分（PCA/APCS）受体模型在PCA的基础上，

得到归一化的污染物浓度的因子分数APCS，再用污染物浓度数据对APCS做多元线性回归得到相应的回归系数，

该回归系数可将APCS转化为每个污染源对每个样本的浓度贡献。改进后的PCA/APCS不需要事先了解污染源

的个数及其特点，不但可以定量确定每个变量对每个源的载荷，还可以定量确定污染源对其污染物的平均贡

献量和在每个采样点的贡献量。

（3）同位素方法

应用于同源性分析中的同位素技术主要为同位素比值法，该方法基于同位素的质量守恒原理，利用不同

污染源中某种元素不同同位素比值具有差异性的特点，通过测定受体样品中相应同位素的组成来对污染物的

来源及贡献程度进行定量区分。由于元素同位素受后期地质地球化学作用影响小且该方法精确度高、需要的

样品量少、具有较高的辨别能力，目前已有Pb、Cd、Cu、Zn、Hg、Cl、C、H等多种同位素被用于土壤与地下

水污染的同源性分析研究。相对而言，同位素比值法能较准确区分不同污染源的贡献值，但只能针对特定的

元素进行溯源，且也需要收集各个排放源样品的相关同位素特征值，该方法样品处理与分析复杂、昂贵，不

适于大量样品的分析。

1.3环境污染人体健康损害因果关系分析

环境污染健康损害因果关系评价的研究是从环境污染事实出发，根据一定的评价原则，综合运用评价方

法，排除非环境污染因素的影响和混杂因素的干扰，进而揭示因果关系的复杂过程。它有别于传统流行病学

中的因果关系研究。因果关系评价研究所涉及的具体内容阐述如下：

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1.3.1国内外主要因果关系理论研究

环境污染导致的健康损害结果具有复杂性和复合性，健康损害者作为弱势群体要证明环境污染与损害结

果之间具有本质的、必然的联系是不现实的，鉴于此，一些西方国家在解决环境污染纠纷中普遍采用因果关

系推定原则，但关于因果关系的理论大多是法学家根据法学理论及语言阐述的，其他领域并没有形成较成熟

的理论体系。环境污染致健康损害判定中，最关键最复杂的是因果关系判定问题。因果关系判定过程中，不

仅要靠法律，而且需要医学家强有力的理论支持。

1.3.1.1国外主要因果关系理论

1.日本

（1）概率性因果关系理论

该理论的主要思想是：在环境污染致健康损害判定中，两者之间因果关系是否存在，只要环境污染行为

和健康损害结果之间达到“如果没有该环境污染行为，就不会发生此种健康损害结果”的某种程度的盖然性，

即可认定具有因果关系。它是在解决公害问题中产生的一种因果关系判定理论。

日本加藤一郎教授提出的优势证据学说对环境污染致健康损害因果关系判定有很大的借鉴性。主要内容

是，健康受害者在证明健康损害由污染物质引起的过程中，由于受科学技术和医学发展的限制，某些因果联

系无法揭示，只要能证明暴露于污染环境比不暴露更可能引起健康损害，而且这种可能性联系只要大于50%，

就能够认定因果关系存在。美国越战落叶剂案就依此判决。

优点：这种证明方法降低了因果关系判定的难度，健康损害者无须证明环境污染是否有百分百的可能引

起健康损害，只要证明暴露比不暴露更能引起健康损害，而且这种可能性达到50%即可。

缺点：由于受科学技术和医学发展的限制，有些因果关系的联系必定无法揭示。如果双方提出的因果关

系判定证据都无法达到要求的概率（50%），则无法判定，而且这种可能性联系是达到50%还是80%由判定者

得出，外界无法确切得知。鉴于此学说的缺陷，目前并没有被广泛采用。

（2）流行病学因果关系理论

鉴于环境污染多数对人体的身体和生命健康造成损害，有学者便提出以流行病学的方法来证明环境污染

行为与损害结果之间的因果关系，从而创立了流行病学因果关系理论。其基本思想是，采用流行病学群体性

统计方法，从环境污染与健康损害的分布分析可疑污染物及关系较大的因素，运用医学知识判断环境污染区

域内的受害人发生了某种程度健康损害，并判断可能引起此种健康损害的可疑污染物；然后用实验医学方法

确证该种污染物能否导致受害人的健康损害。若健康受害者居住区附近的一些污染源排放了某种污染物，经

过实验方法又证实该污染物能导致此种健康损害的发生，加上一定的统计数据支持，则可推定健康损害与环

境污染之间存在着因果关系。

运用该理论判定因果关系主要考虑：

①环境污染在健康损害之前发生作用；②污染因素作用程度越显著，健康受害者出现频率越高；污染因

素作用降低，健康损害的频率或程度下降；③因果关系结论符合生物学知识。满足以上的条件，并有一定的

统计数据说明，即可推定排污者排放含有某污染物的排污行为与健康损害结果之间存在着因果关系。

流行病学因果关系理论对于环境损害因果关系判定难题的解决具有十分积极的意义，对于复杂原因造成

的非特异性健康损害，也可采用此理论判定。该理论在实践中被广泛应用，日本的富士山骨痛病案和四日市

哮喘病案就依此判定。

优点：流行病学因果关系理论在一定程度上降低了判定的难度，尽管此理论不能得出完全正确的判定结

论，但它提出了两者因果关系判定的具体可操作的标准，又可以对复杂的因果关系判定做出有效的判定，对

医学者来说很有借鉴性。如果缺乏有效的流行病学证据，一项关于暴露因素和健康损害效应的研究是不能建

立起因果关系的。

缺点：由于个体间存在年龄、性别、免疫力、敏感性等的差异，在环境污染地区范围内可能引起的不是

群体健康损害而是个体现象，而流行病学又是一门研究群体的学科，此种情况下就很难用有效的统计学方法

确定环境污染因素与健康损害之间的关系；对环境污染造成的非特异性健康损害，加上时间间隔，以现在的

流行病学调查结果估计每个健康损害者都与环境污染存在着因果关系是不实际的。而且如果健康损害者要靠

法律解决的话，需要更科学的严密性。

（3）个体因果关系理论

此理论是针对流行病学因果关系理论无法判定个体健康损害的情况而提出的，是对流行病学理论的一个

完善。一般情况下，可以根据流行病学因果关系理论的一般原则认定因果关系。若遇到特殊情况，只要不能

否认两者因果关系存在的可能性，结合受害者的医学诊查结果、病理症状，即可推定其因果关系。日本千叶

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川铁公害诉讼中就采用了个案判断因果关系的方法。

优点：弥补了流行病学因果关系理论只限于群体健康损害的不足，使因果关系判定理论更加完善。

缺点：基本跟流行病学因果关系理论相同。由于环境污染大多数情况下造成非特异损害，随着时间和环

境的改变，加上个体可能患有其他疾病，认定环境污染造成的个体健康损害会存在着一定的风险和困难。

2.美国

（1）美国在环境污染健康损害因果关系推定方面的主要有两种典型方法：一，优势证据方法。该方法认

为，如果判定者认为环境污染引起健康损害的可能性大于50%，即可推定因果关系存在；否则因果关系不存

在。二，不言自明方法。依该方法，受害者只需证明：如无环境污染则健康损害一般不会发生；健康损害的

发生由工厂或企业控制的工具或媒介引起；健康损害的发生受害者没有参与也不是自愿的，即可认定因果关

系存在。

优点：减轻了受害者的证明难度，工厂或企业控制的工具或媒介造成的环境污染损害也可以判定，有效

保护了健康受害者的利益。

缺点：给环境污染者提供了排除因果关系存在的机会。当环境污染者掌握的资料有大于50%的可能性证

明因果关系不存在时则比较难判定。而且健康受害者是弱势群体（个人），无从查起工厂或企业控制的工具

或媒介，则给判定带来了一定的困难。

（2）无因果关系责任理论是美国的另一因果关系理论，源于著名案例“辛德尔诉阿伯特实验室”一案。

此理论的主要思想是，在环境污染者和健康受害者均为多人情况下，由于时间间隔太久而无法证明具体的污

染行为与具体个人损害结果之间的因果关系，将环境污染者和健康受害者各作为一个整体，如果从科学常识

出发，环境污染者的污染行为与受害者的健康损害结果之间必然存在着一定的因果关系，就可以推定每个受

害人与每个环境污染者的污染行为之间存在着因果关系。

优点：由于环境污染危及许多地区、涉及众多居民，在无法确定具体环境污染者的情况下，只要符合科

学常识，不必对全体人员逐一判定因果关系，只需对部分人进行判定即可推论群体因果关系存在，降低了因

果关系判定的难度。而经典的koch’s假设则要求被怀疑的因素应该在每一个个体上都能发现。

缺点：由于环境污染造成的健康损害具有长期性、复杂性、潜伏性、非特异性等特点，加之科学知识的

局限性和时间的间隔，能否根据科学常识推定因果关系的存在仍是个问题。

3.德国

间接反证因果关系理论来源于德国民事证据法，最早为日本新泻水俣病判定所采用。该理论主要思想是：

环境污染引起多数居民健康损害时，由于涉及高度的自然科学知识，判定因果关系时只需依据情况对：①环

境污染物与健康损害本身的性质及特点。②污染物质损害健康的途径。③企业或工厂通过某项装置排放了污

染物三项中的前两项事实证明因果关系的科学关联，则可推定因果关系的存在。

优点：因果关系证明相对简单，只需对因果关系链中的部分事实进行推定，则可以推定其他事实存在。

缺点：由于自然科学知识的局限，或者其他因素的影响，因果关系的关联还未得到明确充分的解释时，

就难以从一项事实推定其他事实的存在。如果就此否定环境污染损害因果关系，就相当于让健康受害者承担

自然科学知识落后这个不利的条件造成的后果。

国外环境污染致健康损害因果关系理论的突破推动了因果关系理论的发展，维护了受害人的合法权益，

为环境污染的防治和保持健康做出了一定的贡献。事实证明：环境损害发生的原因大多具有复杂性和较强的

技术性，单一理论无力应对纷繁复杂的环境损害，需要结合实际、权衡利弊，在各种理论的变迁中探索因果

关系理论的多元良性互动，在立法与实践中加以灵活运用。由于环境污染造成健康损害的成因、表现、范围

多样化，以上理论在普遍适用性方面仍然存在着不同的争议。

1.3.1.2国内主要因果关系理论

新中国成立初期，我国主要借鉴前苏联的必然因果关系说，认为“一个现象（原因）在某条件下，必然

导致特定后果的发生”，强调了原因和结果间的必然性联系。只有环境污染与损害后果间存在内在的、必然

的、本质的联系时，因果关系才成立，否则视为偶然联系，可否认因果关系存在。该说要求从三个方面评定

因果关系：分清原因和前提条件；区分主要和次要因素；区分直接和间接原因。通过多年的司法实践，国内

学者认为必然因果关系说将哲学因果关系和法律因果关系混为一谈，实用性受到挑战。

鉴于环境污染损害的复杂性、特殊性，其因果关系评定工作困难重重，学者看法不一，还没有形成一个

统一的规范体系，目前大多数是借鉴国外的相关理论，如无因果关系说、盖然性说、流行病学因果关系说等，

虽说因果关系推定原则的引用，有助于我国环境污染损害诉讼因果关系评定进一步发展，但是不管在理论上

或立法上，我国对因果关系的评定存在着诸多问题，如将举证责任倒置等同于因果关系评定，概念混淆；缺

乏一套完整的评定程序以及相关法律的规定等。

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1.3.2环境本底与人群健康基线调查

首先，收集污染区或对照区的土壤、水、大气、食物等环境介质中化学物质的本底值，包括物理性和化

学性等指标；其次，收集人群健康状况的基线资料，包括常见病的发病率、死亡率、肿瘤发生率、新生儿出

生缺陷发生率、人口统计学等指标。

1.3.3环境污染人群外暴露与内暴露评估

根据已有的资料，进行全面的调查和检测，核实、认定暴露因子和健康效应，并仔细研究健康效应的分

布，找出其分布的特点，通过分布的特点可以提出关于病因的各种假设。

1.人群外暴露评估

暴露评估按以下步骤进行：

步骤1——描述暴露特征。在这一步中，评估员根据场地的一般物理特征和场地上及附近人口的特征来描

述暴露情形，包括识别基本的场地特征，如气候、植被、土壤、地下水水文以及地表水的存在和位置；还识

别并描述影响暴露的那些特征，例如相对于场所的位置、活动模式和敏感亚群的存在。这一步骤考虑了当前

人口的基本特征，以及未来人口的潜在特征。

步骤2——识别暴露途径。在这一步骤中，暴露评估员需要确定人群可能的暴露途径。每种暴露途径都

具备一种独特的机制，通过该机制，人群可能会接触到现场或来自现场的化学物质。根据现场化学物质的来

源、释放、类型、位置、这些化学物质可能的环境命运（包括持久性、分配、运输和中间物转移）以及潜在

暴露人群的位置和活动，来确定暴露途径、确定每种暴露途径的接触点（可能接触化学品的点）和暴露方式

（例如摄入、吸入）。

步骤3——暴露量化。在此步骤中，评估员量化步骤2中确定的每种途径的暴露量、频率和持续时间。

这一步骤通常分两个阶段进行：第一阶段是估算暴露浓度；第二阶段是量化特定途径的摄入量。

第一阶段：暴露浓度估算，暴露评估员需要确定在暴露期间接触的化学物质的浓度。使用监测数据和

（或）化学迁移和环境归宿模型估算暴露浓度。模型可用于估算当前受污染或可能受到污染的介质中的未来

化学浓度，以及介质和（或）无监测数据地点的当前浓度。

第二阶段：摄入量估算，在步骤3的这一部分中，暴露评估员需要计算步骤2中确定的每种暴露途径的

化学特定暴露量。暴露估计值以每单位体重/单位时间内与身体接触的物质质量表示。这些暴露估计值被称为

“摄入量”并用于表示标准化的暴露率。通过使用包括暴露浓度、接触率、暴露频率、暴露持续时间、体重

和平均暴露时间等变量的方程式计算化学物摄入量，其中某些变量的取值取决于场地条件和潜在暴露人群的

特征。

在估算摄入量后，评估和总结不确定性的来源（例如，分析数据的可变性、建模结果、参数假设）及其

对暴露估计的影响。

第1步：暴露特征描述

评估化学原料和化学制品污染场地环境暴露的第一步是根据现场和附近人群的物理特征描述该场地。这

一步是对现场和周围人群暴露特征进行定性评估。在此步骤中收集的所有信息将支持步骤2中的暴露路径识

别。此外，关于潜在暴露人群的信息将在步骤3中用于确定某些摄入量变量的值。

（1）根据现场的一般物理特性描述暴露特征。重要的场地特征包括：

气候（例如，温度、降水量）；

气象学（例如，风速和风向）；

地质环境（例如，下伏地层的位置和特征）；

植被（例如，无植被、森林、草地）；

土壤类型（例如，砂质、有机质、酸性、碱性）。

这些信息的来源主要来源于现场描述和初步评估等。地质调查局提供的土壤调查、湿地地图、航空照片

和报告。评估员还应根据需要适当咨询相关技术专家（如水文地质学家、空气模型师），以确定现场特征。

（2）描述潜在暴露人群的特征

根据与场地相关的位置、活动模式和敏感群的存在，描述场地上或附近的人群特征，确定当前人群相对

于现场的位置，进而确定潜在暴露人群与现场的距离和方向，以及确定离现场最近或实际生活的人群。这些

信息的潜在来源包括：

现场考察；

在现场附近进行的人口调查；

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地形、土地使用、住房或其他地图；

娱乐和商业渔业数据。

确定当前土地利用。描述潜在暴露人群的活动和活动模式。包括以下土地利用类别：

住宅区；

商业/工业区；

娱乐区。

确定现场和周围区域的当前土地用途，最好的信息来源是实地考察。寻找房屋、游乐场、公园、商业、

工业或其他用地。当地土地利用的其他来源包括：

分区图；

地方分区或其他与土地使用者相关的法律法规；

人口普查局的数据；

地形、土地使用、住房或其他地图；

航空照片。

在确定场地的土地利用后，确定与每个土地利用相关的人类活动和活动模式。此项评估并不是基于任何

特定的数据源，而是基于对居住区、商业区或娱乐区发生的活动的总体了解。

通过以下步骤描述活动模式：

确定潜在暴露人群在潜在污染区域的时间百分比。例如，如果潜在暴露人群是商业或工业人口，则

合理的最大每日暴露时间可能为8小时（典型工作日）。相反，如果居民是居住区，则最大每日暴露时间为

24小时。

确定活动主要发生在室内、室外还是两者兼而有之。

确定活动如何随季节变化。

确定现场本身是否可供当地居民使用，尤其是在不限制或以其他方式限制（例如，按距离）的情况

下。例如，居住在该地区的儿童可以在现场玩耍，当地居民可以在现场活动。

识别可能影响暴露的任何现场特定人群特征。例如，如果该地点位于主要商业或休闲渔业或贝类渔

业附近，潜在的受影响人口可能会比内陆居民更多地食用当地捕获的鱼类和贝类。

确定潜在关注的敏感人群。审查现场区域的信息，以确定是否有任何敏感人群由于敏感性增加、可

能导致高暴露的行为模式和（或）当前或过去来自其他来源的暴露而面临更高的风险。可能对化学接触更敏

感的敏感人群包括婴儿和儿童、老年人、孕妇、哺乳期妇女和慢性病患者。由于行为模式的潜在高风险人群

包括儿童，他们更容易接触土壤，以及可能食用大量当地捕获的鱼类或当地种植的农产品（如自家种植的蔬

菜）的人。由于其他来源的接触而处于较高风险的敏感人群包括在职业活动中接触化学品的个人和生活在工

业区的个人。

确定现场区域潜在关注的敏感人群，确定学校、日托中心、医院、疗养院、退休社区、有儿童居住

区、附近重要的商业或娱乐渔业以及可能涉及化学品接触的主要行业的位置。使用当地人口普查数据和当地

公共卫生部门提供的信息进行确定。

第2步：识别暴露途径

暴露途径描述了化学或物理因素从污染源到个体暴露的过程。暴露途径分析将环境释放的来源、位置和

类型与人口位置和活动模式联系起来，以确定人类暴露的重要途径。

（1）识别来源和接收媒介

为了确定在没有补救措施的情况下可能的释放源，确定过去、当前和未来潜在的释放机制和接收媒介，

将监测数据与源位置信息结合使用，以支持对过去、持续性污染的分析。例如，旧储罐附近的土壤污染表明

储罐（源）破裂或泄漏（释放机制）至地面（接收介质）。除释放源外，一定要注意任何可能是暴露点的来

源（例如，敞口桶或储罐、地表废物堆或污水池污染土壤）。

（2）评估释放介质中的归宿和传输

评估化学品的归宿和传输，以预测未来的暴露，并将污染源与当前受污染的介质紧密联系，确定接收或

可能接收现场相关化学品的介质。在这一阶段，评估者应回答以下问题：现场和环境中化学物质的来源有哪

些？它们现在发生在什么媒介（现场和场外）？将来会在什么媒介和什么地点发生？使用可用数据和简化计

算或分析模型进行筛选分析可能有助于进行定性评估。

此外，还应考虑可能影响归宿和传输的特定场地特征。例如，土壤的含水量、有机碳含量和阳离子交换

容量等特性都会极大地影响化学物质的迁移。使用所有适用的化学和现场特定信息来评估介质内部和介质之

间的传输以及单个介质中的保留或积累。使用监测数据来识别现在被污染的介质，并通过归宿路径分析来识

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别现在（对于未取样的介质）或将来可能被污染的介质。

（3）确定暴露点和暴露路径

在识别出受污染或潜在污染的介质后，通过确定潜在暴露人群（在步骤1中确定）是否以及在何处可以

接触这些介质来确定暴露点。考虑该地区的人口位置和活动模式。任何可能与受污染介质接触的点都是暴露

点。对于潜在的场外暴露，最高的暴露浓度通常是在最接近现场的位置，以及现场的下坡或下风处。在某些

情况下，最高浓度可能出现在远离现场的地方。

确定暴露点后，根据受污染的介质和接触点处的预期活动，确定可能的暴露途径（即摄入、吸入、皮肤

接触）。在某些情况下，可能存在暴露点，但可能没有暴露途径。

（4）将有关污染源、释放、归宿和传输、暴露点和暴露路径的信息整合到暴露途径中

收集前三个步骤中开发的信息，并确定现场存在的完整暴露路径。如果存在污染源或来自污染源的化学

物质释放、可发生接触的接触点，以及可发生接触的接触路径，则路径是完整的，否则，路径是不完整的，

例如有一个污染源释放到空气中，但附近无人居住。

对于某些完整的途径，由于缺乏用于估算化学物质释放、环境浓度或人体摄入量的数据，在随后的分析

步骤中可能无法量化暴露量。可用的建模结果应补充可用的监测数据，以尽量减少此类问题。然而，与建模

结果相关的不确定性可能太大，无法在缺乏验证建模结果的监测数据的情况下进行定量暴露评估。尽管如此，

这些途径仍应通过暴露评估进行，以便对风险进行定性评估，或者在对暴露评估结果进行不确定性分析和风

险评估时考虑这些信息。

（5）总结所有完整暴露途径的信息

通过识别潜在暴露人群、暴露介质、暴露点和暴露路径，总结现场所有完整暴露路径的相关信息。还要

注意是否选择了路径进行定量评估；如果排除了某个路径，应总结理由。

第3步：暴露量化

暴露评估过程的下一步是定量评估选择的人群和暴露途径的数量、频率和持续时间。这一步骤通常分两

个阶段进行：首先，估算暴露浓度，然后，量化特定途径的摄入量。

（1）估计暴露浓度

暴露浓度可通过直接使用监测数据或者结合监测数据和环境条件以及运输模型来估计。

通常使用监测数据来估计暴露浓度，包括直接接触监测介质（例如，直接接触化学物质在土壤或沉积

物），或在这种情况下，监测发生直接接触点（例如，住宅饮用水或公共供水）。对于这些暴露途径，监测

数据通常能够提供当前暴露浓度的最佳估计值。

对现有监测数据进行总结是估计暴露浓度的第一步，而数据汇总的方式取决于场地特征和所评估的暴露

途径。同时也有必要根据取样点的位置和潜在的接触途径，对来自特定介质的采样数据分成亚组。

在对来自特定介质的采样数据进行分组的情况下，需要计算每种暴露介质和每种化学物质的算术平均浓

度的95%的置信上限。

在某些情况下，对于不适用于单独使用监测数据时，需要构建相关模型来估计暴露浓度。例如：

①暴露点与监测点在空间上是分开的。如果暴露点离污染源较远，并且存在释放和传输到暴露点的机制

（例如地下水传输、空气扩散），则可能需要建立环境模型。

②时间分布的数据缺乏。一般来说，调查数据是在相对较短的时间内收集的。然而，暴露评估通常需要

长期和短期的暴露估计。虽然在某些情况下，可以合理地假定浓度在很长一段时间内保持不变，但监测数据

的时间跨度不足难以预测未来的暴露浓度。因此，进行这些预测可能需要建立环境模型。

③监测数据受定量限制。某些化学品可能具有较强的毒性或生物蓄积性，即使在浓度低于定量限时仍可

能对机体健康产生影响。在这些类型的情况下，有必要可建立模型进行暴露估计。

估计暴露浓度的难易程度取决于现有数据的类型和数量、评估所需的详细程度以及可用于评估的资源。

一般来说，估计暴露浓度将涉及分析现场监测数据和应用简单的筛选级分析模型。决定工作水平的最重要因

素是可用数据的数量和质量。

由于现场筛选数据的分析方法不敏感，且质量控制不严格，因此不能直接估计暴露浓度需要经过验证的

气相色谱/质谱实验室数据，并进行适当的质量控制，以支持定量暴露评估。

在评估土壤接触暴露的监测数据时，数据的空间分布是一个关键因素。如果假定土壤接触暴露在空间上

是随机的（即，接触场地所有区域的土壤的概率相等），那么土壤污染的空间分布可作为估计一段时间内接

触的平均浓度的基础。来自随机抽样或均匀间隔网格的样本的数据通常可以代表整个站点的浓度。然而，在

许多站点，采样程序的设计只是为了确定明显的污染土壤或热点地区的特征。因此，在评估这些数据集的暴

露浓度时必须谨慎。在估计直接接触途径的当前接触浓度时，不应考虑来自不现实的直接接触地区的样本

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（如陡峭的斜坡或茂密的植被阻止电流进入的地区）。同样，也要考虑样品的深度，如果直接接触表层土壤

或吸入粉尘是现场潜在的暴露途径，那么表层土壤样本应与地下样本分开进行评估。

在某些情况下，污染并不会不均匀地分布在一个场地上，而是产生热点（相对于场址的其他区域污染严

重的地区）。如果一个热点位于邻近地区，而该地区由于场地或人口特点而经常使用，则应分别评估该热点

的暴露情况。在对某一热点的监测数据求均值时，应考虑预期活动将发生的区域。例如，平均一个住宅后院

面积的土壤数据可能最适合评估住宅土壤路径。

（2）各暴露途径的暴露量化

①经呼吸道暴露

呼吸摄入挥发性气体：

摄入量=CA×IR×ET×EF×ED/BW×AT

呼吸摄入污染颗粒物：

摄入量=CS×（1/PEF）×IR×ET×EF×ED/BW×AT

式中：CA－空气中挥发性气体浓度（mg/m3），根据监测或模拟预测结果而定；IR－摄取速率（m3/h），

一般成年人95%上置信区间值为30m3/d，均值为20m3/d。不同年龄段、不同性别及活动方式其摄取速率不同，

需视场地情况而定；ET－每次事件暴露时间（h/次），视情况而定；EF－暴露频率（d/a），随场地利用类型

变化较大，一般居住区为365d/a；ED－暴露期（a），根据美国环保局统计保守估计为70a，90%上置信区间

值为30a，50%置信区间为9a；PEF－土壤尘产生因子（m3/kg），一般假设为1.32×109m3/kg；BW－人群平均

体重（kg），一般成年人为70kg，不同年龄段不同；AT－平均暴露时间（d），非致癌效应平均暴露时间为

ED×365d，致癌效应平均暴露时间为70×365d。

②经消化道暴露

摄入量=CF×IR×FI×ABSgi×EF×ED/BW×AT

CF－食物中污染物质的浓度（mg/kg），根据对食物监测而定；IR－食物摄取速率（kg/meal），根据污

染场地潜在暴露人口生活方式而定；ABSgi－肠胃吸收因子（无单位），为污染物特性数据；EF－暴露频率

（meal/a），根据暴露人口生活方式而定；其他参数同上。

③经皮肤暴露

吸收率=CS×CF×SA×AF×ABS×EF×ED/BW×AT

式中：CS－土壤中污染物质的浓度（mg/kg），根据监测或模拟预测结构而定；ABS－皮肤对污染物吸收

因子（无单位），化学物质特性值；AF－土壤对皮肤的粘附系数（mg/cm2）；其它同上。

2.人群内暴露评估

内暴露是指实际被有机体吸收的物质的量，这部分物质通过多种途径（如呼吸、摄食、皮肤等）进入生

物体，参与了生物体内的吸收、分布、代谢、转运和排泄过程。通过内暴露检测既可以测定污染物原型，也

可以测定其代谢物。当生物体长期暴露于污染物，或者污染物在生物体内蓄积时，内暴露评估就成为一种非

常直观有效的暴露评价手段。

内暴露评估是通过检测生物体体液或组织中的代谢物或其他化合物来反映个体化学物的暴露水平，即利

用生物标志物来评价化学污染物的暴露情况。生物标志物包括了内剂量生物标志物、效应剂量生物标志物、

早期效应生物标志物和遗传易感性生物标志物。与传统的通过环境监测数据及问卷调查获得的外暴露数据相

比较而言，基于生物监测手段获取的内暴露数据更为精准。

1.3.4建立因果关系的工作假设

环境流行病学因果关系的工作假设是在上述资料和描述性研究的结果上发展起来的：它是根据疾病分布

和医学知识进行推理而建立的。有以下几种方法可以帮助研究工作提出假设。

1.求异法

求异法（methodofdifference）又称“同中求异法”是指在相似的事件之间寻求不同点。如新疆察布

查尔病的流行区，锡伯族人发病率较其他民族高，流行病学调查发现，锡伯族人吃一种特殊的食物——米送

乎乎（自制甜面酱的半成品，意为面酱），由此怀疑该食物是引起该病的原因，经证实该食物被肉毒梭状杆

菌毒素污染。

2.协同法

求同法（methodofagreement）又称“异中求同法”，是指在不同事件中寻求其共同点。如果不同情况

下的病人均具有相似的环境暴露时，则这种环境暴露有可能是病因。例如某地在春节期间发生百余名症状相

同的不明疾病，经调查发现病人均有吃涮羊肉的经历，而所吃的羊肉有旋毛虫寄生；在某一地区发生沙门菌

引起的食物中毒调查中发现，不同的人群如学生、教师及工人中暴露于某可疑食物者发病，未暴露者不发病。