歐盟健康風險評估技術概述

李濰，于相毅，史薇,*，毛巖，張效偉，于紅霞

1. 污染控制與資源化研究國家重點實驗室，南京大學環境學院，南京 210023 2. 生態環境部固體廢物與化學品管理技術中心，北京 100029

1938年，美國首先頒布了關于控制聯邦食品、醫藥品和化妝品中化學品的法律法規，是全世界范圍內健康風險評估的最初起源[1]。由于水俁病環境公害問題，日本于1965年出臺了健康風險評估相關環境法規，并于1973年頒布《化學物質審查及制造管理法》(Chemical Substance Control Law, CSCL)[2]。1976年風險評估進入萌芽階段，美國環境保護局(U.S. Environmental Protection Agency, US EPA)發行了“致癌風險評估指南”，推動了化學物質致癌風險的定量化[3]，但在此階段對風險評估的內涵尚不明確。風險評估在20世紀80年代進入高速發展階段，1983年，美國通過美國國家科學院發行的《聯邦政府的風險評估：管理過程》，以及次年US EPA發行的《風險評估與管理：決策框架》共同確定了風險評估的基本框架，開始采用“四步法”進行風險評估[4]。1986年，美國發布了暴露風險評估、致突變性風險評估和致癌性風險評估等風險評估指南等[5-8]。2009年美國國家科學院發布了《風險評估中的科學與判斷》，在其中擴展了風險評估的原則。美國和日本的風險評估從初步建立到發展基本完善，經歷了近70年的時間，在這一過程中，明確了風險評估的定義、確立了風險評估的方法，并頒布了對應每一部分的指導文件。

在美國等國家風險評估法規、政策基礎上，1993年歐盟議會通過了已有物質的風險評估和危險物質對人類健康風險評估的“Council Regulation (EEC) No. 793/93”和“Commission Directive 93/67/EEC”2個法案指令，是歐盟進行風險評估的法律基礎。進而，歐盟以技術指導性文件(Technical Guidance Document, TGD)的方式總結了風險評估體系的整體框架和數據標準，包括在風險評估中的數據可用來源等問題，這一文件沿用至今，是其進行風險評估的技術基礎[9]。歐盟的具體風險評估體系體現在1997年開發的軟件：歐盟風險評估系統(European Union System for the Evaluation of Substances, EUSES)，這一軟件是歐盟成員國為了管理化學物質而開發的軟件，歐盟化學品管理法多根據這一軟件的結論設置[10]，是歐盟最有權威的風險評估體系。歐盟在2007年根據此健康風險評估方法體系，撰寫并實施REACH法規，即《化學品的注冊、評估、授權和限制》(Regulation Concerning the Registration, Evaluation, Authorization and Restriction of Chemicals, REACH)。這一法規主要是控制進口和生產的化學品，是目前世界上對化學品管控最嚴格最全面、也最復雜的法規[11]。REACH法規促進了化學工業的革新，使其生產更安全的產品，在歐盟范圍內創建統一的化學品管理體系，使化學品的生產與進口都遵循同一原則。

歐盟的風險評估主要是從化學品入手，根據化學品的釋放源和全生命周期，對化學物質進行綜合管理，更注重化學品的從生產到使用的整體排放量。目前，我國對下游消費者直接暴露于化學品的數據掌握相對較少且不夠全面，因此，相比于美國對于人群暴露途徑的評估方法來講，歐盟的根據化學品的生產量和排放路徑估算健康風險的方法更能適用于我國現有情況。

1 健康風險評估的發展及框架(Development history and framework of risk assessment)

健康風險評估框架“四步法”由美國首先提出，日本、加拿大和歐盟等國家和地區都是受到了美國風險評估的啟發，因此，健康風險評估的整體流程趨于一致，可分為危害識別、劑量-效應評估、暴露評估和風險表征四步[12]。

危害識別和劑量-效應評估又可統稱為效應評估。危害識別是為了確定當人類暴露于某種化學品時，可能對健康產生不良影響的類型，并表征支持識別該種類型證據的可信度和權重[13-14]。而劑量-效應評估是表征人類暴露于不同濃度的化學品時，產生不良效應的可能性變化。暴露評估的主要目的是測量、估計和計算人類暴露于某一化學品的程度(濃度)、頻率和持續時間等，得出總暴露量，也可能是對未投入使用的化學品進行預測與評估[15]。最后風險表征是整合劑量效應評估和暴露評估的信息后，得出關于任何可識別不良反應對人體產生影響的可能性[16]。

雖然歐盟與美國的健康風險評估方法在整體架構上基本類似，但其評估著重點、參數選取和計算模型選取等方面都有不同，歐盟在暴露評估部分，從化學品的生產量和排放速率入手，將重點放在化學品排放源頭數據的收集，并對其全生命周期進行評估，在效應評估過程中提倡基于結構效應關系及作用模式的毒性預測技術，本文將對歐盟的健康風險評估技術進行重點闡述。

2 暴露評估(Exposure assessment)

歐盟側重于從化學品出發，根據其不同的生產方式和用途進行暴露評估，因此歐盟根據人類接觸化學品的幾種情景，將暴露評估分為職業暴露、消費者暴露和環境間接暴露3種[17]。

暴露評估中的暴露量是指攝入物質的量、皮膚接觸的量及吸入量的總量，即外暴露量。在暴露評估中，需要考慮到暴露的持續時間、暴露途徑、人群習慣以及技術過程，還有暴露的空間尺度，如個人/地方/區域水平。

2.1 職業暴露

工作場所中的化學品可由呼吸、皮膚和經口3種途徑進入人體[17]。經呼吸的暴露量由人類吸入大氣中的化學品濃度計算得來，對整個工作周期(標準工作時間為8 h)進行評估時，暴露量通常表示為參考期間的化學品平均濃度。人類經呼吸的暴露量受到很多因素的影響，包括化學品的物理狀態、人的健康狀況以及工作強度等。經皮膚暴露分為潛在皮膚暴露和實際皮膚暴露2種，潛在皮膚暴露是指與皮膚外表面直接接觸的化學品濃度；實際皮膚暴露是指實際通過皮膚進入人體導致暴露的化學品濃度，在經皮膚的暴露評估中，歐盟一般選用潛在皮膚暴露量，潛在皮膚暴露量一般受化學品的數量和濃度、皮膚表面積、暴露持續時間和頻率等因素影響。對于經口暴露，目前并未找出量化評估的方法，而在職業暴露中，經口暴露量與經呼吸和皮膚暴露量相比也可忽略不計，常不予考慮。

職業暴露評估中所需信息較多，主要包括：化學品物化性質、暴露限值、生產方式、生產量、使用方式、使用環境、潛在暴露途徑和暴露量等，近年來發展了多種模型模擬的方法以獲得所需的數據，歐盟最初研發出暴露評估的通用模型——暴露評估模型(Estimation and Assessment of Substance Exposure, EASE)。而且歐盟的風險評價體系模型(European Union System for the Evaluation of Substances, EUSES)中也包含了化學品的排放信息模擬和分布信息模擬，可以對職業暴露和消費者暴露進行局部或全局的模擬[18]，近年來針對EUSES模型中所設定的“最差環境”參數值不斷進行調整，以便最大程度上避免對潛在風險的低估[19]，這一模型在農藥[20]、全氟辛烷磺酸鹽(PFOS)等物質的評估中獲得廣泛的應用，Lai等[21]利用這一模型對中國各地區PFOS的環境風險進行了評估，估計出PFOS在阻燃劑行業有局部層面的排放。

2.2 消費者暴露

消費者暴露評估過程是一個有邏輯的迭代過程，包括初篩和定量評估，初篩是用來確定是否需要進一步定量評估，而定量暴露評估的結果將與效應評估的結果相結合，被用于風險表征，以最終確定該化學品是否需要加以控制[22]。根據消費者暴露于化學品的方式，分為3種評估方法：基于消費者暴露途徑的評估；基于使用者、非使用者以及特定人口分組的評估；基于消費品不同生命階段的評估。主要應用的是基于消費者暴露途徑進行評估，具體可分為呼吸暴露、皮膚暴露和經口暴露。除這3種主要暴露途徑外，還存在著其他暴露途徑，如皮內或靜脈注射暴露[23-24]。其評估計算公式如下。

經口暴露主要是化學品從物品遷移到食物或飲料中，導致的經口暴露，其暴露公式為：

式中：Ioral為經口吸收劑量(kg·kgbw-1·d-1)；Vappl為每次與口腔接觸的稀釋后的化學品體積(m3)；THart為物品與食物接觸的厚度(m)；AREAart為物品與食物的接觸面積(m2)；Cart為存在于物品中的化學品濃度(kg·m-3)；Fcmigr為每單位時間內化學品遷移的分數(kg·kg-1·d-1)；Tcontact為每次暴露時物品與食物接觸的持續時間(d)；Vprod為食物的體積(m3)；BW為人的平均體重(kg)；n為每天暴露次數的平均值(d-1)。

經呼吸暴露的計算公式為：

式中：Iinh為通過呼吸吸入的物質量(kg·kgbw-1·d-1)；Fresp為物質的可吸入分數；Cink為環境氣體中的物質濃度(kg·m-3)；IHair為氣體吸入量(m3·d-1)；Tcontact為每次暴露的持續時間(d)；BW為人的平均體重(kg)；n為每天暴露次數的平均值(d-1)。

經皮膚暴露主要是從使用物品中遷移出的非揮發性物質，與皮膚接觸，導致經皮膚吸收的化學品暴露，其暴露公式為：

式中：Uder,pot為潛在吸收劑量(kg·kgbw-1·d-1)；Cder為物質濃度(kg·m-3)；THder為皮膚上的化學品層厚度(m)；AREAder為化學品與皮膚的接觸面積(m2)；BW為人的平均體重(kg)；Fcmigr為每單位時間內化學品遷移的分數(kg·kg-1·d-1)；Tcontact為每次暴露持續的時間(d)；n為每天暴露次數的平均值(d-1)。

綜上，所有消費者暴露的暴露劑量為：

Utot=Iinh·BIOinh+Uder,pot·BIOder+Ioral·BIOoral

式中：Utot為人類從不同途徑吸收的總暴露劑量(kg·kgbw-1·d-1)；BIOinh、BIOder和BIOoral分別為經口吸收、經呼吸吸收和經皮膚吸收的生物可利用系數。

應用這一方法，歐盟通過了REACH法規，對于生產量和使用量較大的化合物進行評估，根據評估結果不同分別整理了授權物質清單、限制物質清單和高關注度物質(Substances of Very High Concern, SVHC)清單，為歐盟的化學品管控提供標準[25]。同時《歐盟物質和混合物的分類、標簽和包裝法規》(Classification, Labeling and Packaging Regulation, CLP)根據化學品的性質、使用量和暴露情景不同，按照眼部刺激性、皮膚腐蝕性、皮膚刺激性和生殖毒性等進行評級分類。

2.3 環境間接暴露

人類可能通過環境間接接觸食物(魚、作物、肉類和牛奶)、飲用水、吸入空氣和攝入土壤而導致暴露。環境介質的不同暴露途徑如圖1所示。間接暴露是根據預測的環境介質(地表水、地下水、土壤和空氣)中的化學品濃度估算化學品的日總攝入量，進而進行健康風險評估。環境間接暴露評估的步驟是，首先評估化學品在暴露介質(水、食物、空氣和土壤)中的濃度，其次評估經由每種介質的攝入率，最后將介質中的濃度與每種介質的攝入率相結合得出有效的暴露量。

環境間接暴露的暴露途徑分為以下4種。通過吸入空氣暴露，這一途徑會大幅度增加揮發性化合物的總暴露量；通過土壤攝入和皮膚接觸暴露，這類暴露途徑的暴露可能性較小，只有在特定情況下才會加以考慮；通過飲水暴露，飲用水來自于地表水或地下水，地下水可通過地表淋溶而受到污染，地表水可通過直接或間接排放而受到污染，因此需要對飲用水暴露進行評估[26]；最后一種是通過攝入食物暴露[27]，其暴露參數[28-30]在表1中。歐盟健康風險評價中其他重要暴露參數根據男性女性有所不同[31]，具體整理在表2中。

圖1 環境介質暴露的不同途徑Fig. 1 Different ways of exposure via environmental media

表1 歐盟每人每日平均食物攝入量[28-30]Table 1 Total average food-consumption per capita per day in European Union (EU) [28-30]

注：*表示以濕重計。

Note: *indicates calculation based on wet weight.

表2 歐盟其他暴露參數選取Table 2 Selection of other exposure parameters in EU

3 效應評估(Effects assessment)

在歐盟健康風險評估體系中效應評估包括危害識別與劑量-效應評估。危害識別的目的是識別化學品是否具有需要關注的不良影響。劑量-效應評估是對物質的劑量(或暴露水平)與效應的發生概率和嚴重程度之間關系的評估。歐盟健康風險評估中所關注的不良效應主要有急性毒性、刺激性和腐蝕性、敏感性、重復劑量毒性、致突變性、致癌性和生殖毒性。在評估中，將這些不良效應分為有閾值的劑量-效應評估和無閾值的劑量-效應評估2種[32]。

3.1 有閾值的劑量-效應評估

歐盟普遍認為，一些化學品在達到某一閾值濃度之前，造成的不良影響并不會在相關器官中表達，在這些化學品的劑量-效應評估中，無影響作用濃度(no observed adverse effect level, NOAEL)、最小毒性作用濃度(lowest observed adverse effect level, LOAEL)和基準劑量(benchmark dose lower-confidence limit, BMDL)[33-34]均可用于外推閾值。下面以生殖毒性為例，介紹劑量-效應評估方法。

生殖毒性是指對哺乳動物生殖系統的任何方面造成的不良影響，其涵蓋生殖周期的所有階段，也包括對男性女性生殖功能的損害，以及對后代產生的非遺傳不良影響。歐盟采用兩代研究報告(OECD 416)[35]以及至少2個物種的產前發育毒性(致畸性)研究(OECD 414)[36-37]對化學品的生殖毒性進行健康風險評估。如果僅有OECD 421的數據也可以在一定程度上評估化學品是否具有生殖毒性，但這種結果有一定的局限性，主要還是需要采用兩代研究報告[38]。

因此，在這類劑量-效應評估中，最關鍵的是通過試驗或外推得到最相關的N(L)OAEL值，以進行合理的風險表征。

3.2 無閾值的劑量-效應評估中需要的信息

對于急性毒性、腐蝕性、敏感性、致突變性和致癌性這5種效應，歐盟認為盡管試驗結果可能顯示出有閾值的劑量-效應關系，但在評估中仍認為其不良效應不存在閾值。下面以急性毒性、致突變性和致癌性為例。

急性毒性表示某種化學品通過經口、皮膚或呼吸等途徑產生的人體暴露可能對健康造成的不良影響，如腐蝕性、敏感性。導致急性毒性的化學品主要是經口暴露途徑，因此，首先需要對所有除氣體外的化學品進行急性口服毒性試驗，再根據該化學品的物化性質決定第2次急性毒性試驗中采用何種暴露途徑(吸入/皮膚接觸)，最后對于某些化學品(如揮發性液體或可吸入粉塵)，需要進行第3次急性毒性試驗，以最終確定其急性毒性[39-40]。急性毒性試驗步驟如圖2所示。

致突變性是指細胞或有機體遺傳物質的數量或結構發生永久性的可遺傳變化，遺傳毒性所包含的范圍更廣，指的是對遺傳物質的潛在有害影響，而這些影響并不一定導致致突變性。歐盟對于新化學品和已有化學品的致突變性健康風險評估中，遺傳毒性數據來自細菌基因突變試驗和體外染色體畸變試驗2種[35-36,38]；而對于生物殺滅劑類物質，則應用細菌基因突變試驗、體外哺乳動物細胞遺傳學研究和體外哺乳動物細胞基因突變試驗3種試驗進行判斷[37,41]。通常情況下遺傳毒性化學品具有線性的劑量-效應關系，但也有在試驗中被證明為非線性的劑量-效應關系的化學品，這種遺傳毒性機制的例子包括極端pH、抑制DNA合成、修復和改變等情況[42]。

對于以上的不良效應而言，任何劑量的暴露都有可能會導致不良效應的發生，因此在針對急性毒性的試驗中需要獲得相關的半數致死劑量(median lethal dose, LD50)或半數致死濃度(median lethal concentration, LC50)，在致癌性和致突變性試驗中需要獲得劑量-效應關系曲線的斜率，以進行風險表征。

近年來歐盟也在不斷改進以上毒性終點的測試方法，尤其是敏感性、腐蝕性、刺激性和遺傳毒性(表3)

3.3 數據評估

數據的充分性和完整性評估是效應評估中一個重要的步驟。數據的充分性是由數據的可靠性和相關性這2個基本要素來定義的[43-44]。在效應評估中，當不存在給定終點數據，或者當數據有限時，可以考慮使用結構-活性關系(structure-activity relationship, SARs)獲得預測數據，但現在使用的SAR技術和方法，特別是定量結構-活性關系(quantitative structure-activity relationship, (Q)SARs)在哺乳動物毒理學方面的發展還不夠完善，大部分情況下，得到的數據需要經由專家判斷再加以使用。

在效應評估過程中，由于動物數據外推至人類、人群敏感度的差異以及從LOAEL外推至NOAEL等方面的因素，都會導致效應評估結果的不確定性[45]。歐盟采用一定的不確定性系數來使效應評估的結果更為可靠。美國的風險評估中也運用不確定系數來矯正結果，但其參數選擇與歐盟不同。表4總結了歐盟與美國的不確定性系數選取對比。

圖2 急性毒性試驗方法注：SAR表示結構-效應關系；Mmad為藥粒直徑。Fig. 2 Acute toxicity test methodNote: SAR is structure-activity relationship; MMAD is mass median aerodynamic diameter.

表3 歐盟部分效應評估最新測試方法總結Table 3 Summary of the latest test methods for EU partial effect assessment

表4 歐盟與美國在健康風險評價不確定性系數選取上的比較Table 4 Uncertainty factors using in the human health risk assessment in EU and USA

注： LOAEL表示最小毒性作用濃度；TK表示毒代動力學；TD表示毒效動力學。

Note: LOAEL stands for lowest observed adverse effect level; TK stands for toxicokinetics; TD stands for toxicodynamics.

目前運用劑量效應評估的方法，已經進行多種物質對應多種效應的評估，如：Purdy等[46]綜述了近年來輻射劑量的提高對鼻咽癌腫瘤發病率的貢獻，并提出了相應的建議；Lewis等[47]比較了常用藥物布洛芬、雙氯芬酸、吲哚美辛、萘普生、吡羅昔康和酮洛芬對人體的風險大小，得出布洛芬是風險最小的藥物，反之風險最大的藥物為酮洛芬。歐盟也通過以上方法對上百種化學品進行評估，并給出可能導致的毒性效應和使用限制，如確定在系統性長期暴露于β-蒎烯時職業人群的吸入限值是5.69 mg·m-3，一般人群的吸入限制則為1 mg·m-3；通過皮膚攝入時，職業人群的限值為0.8 mg·kgbw-1·d-1，一般人群則為0.3 mg·kgbw-1·d-1。

4 風險表征(Risk characterization)

在風險表征階段，歐盟健康風險評估是將人群的定量/定性暴露量與N(L)OAEL進行比較，或評估某一特定暴露導致特定效應發生的可能性，以進行風險表征。對每一個暴露人群的每一類影響，風險表征都是單獨進行的[48]。而風險表征的結果一般分為無需立即予以考慮、需要進一步測試、需要予以關注并立即提供進一步資料和應立即采用風險減輕措施4種[49-50]。

對于存在N(L)OAEL的劑量-效應關系，風險表征是通過將最相關的N(L)OAEL值與人類暴露水平進行比較來進行的。對于不存在閾值的劑量-效應關系，風險表征中使用的唯一可靠數值是LD50或LC50，將人類暴露水平與相關的劑量或濃度進行比較，或通過劑量-效應關系曲線中的斜率，判斷危害發生的可能性大小，并根據風險表征結果采取相應措施。在風險表征中，需要專家決定如何選取NOAEL、LD(C)50、不良影響的性質和嚴重程度、劑量-效應曲線的斜率、物種間/路線間外推的必要性等方面的結果。整合以上信息，根據某一特定化學品的不同性質、不同用途和所涉及的不同人口群體得出相應的結論。

5 歐盟健康風險評估的案例及現狀(The case and present situation of health risk assessment in EU)

歐盟已將風險評估方案運用在化學品管控的很多方面，并對不同的化學品進行健康風險評估，根據其結果推行各種政策方案。在REACH法規推行之前，歐盟就已對包括叔丁基過氧化氫(tert-butyl hydroperoxide, TBHP)、硫酸二甲酯在內的141種化學品[51]進行健康風險評估。歐盟現有化學品管控法案如表5所示。

表5 歐盟現有的化學品管控法規及其主要目的Table 5 The present chemical control regulations and their main targets in EU

雖然歐盟健康風險評估的框架和方法相對完善，但評估中還存在一些問題：

⑴評估中的步驟繁瑣，成本過高，耗時耗力。在對每一個情景下的每一種化學品進行評估時，從數據收集和評估到多種結果的選擇，都需要通過專家判斷來得出結論。而且每種化學品的物化性質和可能導致的不良效應各不相同，需要進行大量試驗進行評估，導致評估過程時間過長、成本過高。

⑵健康風險評估過程中的數據還很不足。例如目前健康風險評估的數據大部分都是從公司和國家檔案中獲取的，尤其是消費者暴露評估中，并不能直接獲得使用者的暴露數據，從而導致風險評估結果并不準確。

⑶健康風險評估過程中的參數還有待細化。一方面目前健康風險評估中一些參數一般根據年齡段和性別分類提供。在以后的研究中，可以嘗試細化參數的使用范圍，使參數的選取更加科學化。另一方面在外推過程中選用的不確定性系數，也需要在試驗和研究過程中不斷改進，使健康風險評估結果更加貼近實際。

由于評估中存在以上幾點問題，所以僅有以上幾個立法參考了風險表征的結論。但歐盟健康風險評估體系中的計算模型和評估公式，被世界承認并在危害評估中廣泛應用。如何降低健康風險評估的成本、完善健康風險評估的數據來源以及給出更科學的健康風險評估參數，是日后研究的重點。