毒理学风险评估的基本流程包含哪些核心环节

毒理学风险评估是预防环境与化学物质健康危害的核心工具，通过系统串联“毒性识别-剂量关联-暴露量化-风险判断”的逻辑链，回答“物质是否有害、多少量有害、实际接触多少、风险有多大”的关键问题。其基本流程包含四个核心环节——危害识别、剂量-反应关系评估、暴露评估、风险表征，各环节层层递进，共同构成科学评估的基础框架。

危害识别：判断物质的固有健康危害

危害识别是风险评估的起点，核心是通过多源数据整合，判断某物质或因素是否可能对人体产生有害效应。这一步不涉及“实际风险”，只聚焦“物质本身是否具备毒性潜力”——比如砒霜的急性毒性、甲醛的致敏性，都是需要识别的“危害属性”。

数据来源分为三类：体外试验（如细胞毒性、基因突变检测），快速初步判断毒性机制；体内动物试验（急性、亚慢性、慢性毒性及致癌性等），模拟不同暴露场景观察动物健康结局；人群流行病学研究（职业暴露队列、环境暴露调查），直接反映人体接触后的实际影响。例如，判断某农药的神经毒性，需结合“大鼠高剂量暴露导致运动神经损伤”的动物试验数据，以及“职业农民接触后出现手脚麻木”的流行病学证据。

为整合不同数据的可靠性，通常采用“权重证据法”：优先采信人群研究（直接反映人体效应），其次是动物试验（模拟人体暴露），最后是体外试验（机制研究）；同时关注结果的一致性（多个研究结论是否一致）、剂量-反应关系（暴露越高效应越明显）。比如，若动物试验和人群研究均显示某化学物增加肺癌风险，且剂量越高发病率越高，就能更确定其致癌危害。

需注意的是，危害识别并非“风险判断”——比如酒精有肝毒性，但不饮酒就无风险；而有些物质虽毒性轻微，长期大量接触也会累积风险。这一步的价值是“圈定需要关注的物质”，为后续评估明确对象。

剂量-反应关系评估：量化毒性与剂量的关联

剂量-反应关系评估是将“危害”转化为“可计算风险”的关键，目的是建立“暴露剂量”与“健康效应强度”的数学模型，回答“多少剂量会导致有害效应”。

根据毒性机制，模型分为两类：有阈值模型适用于非致癌性或非遗传毒性物质（如铅、有机溶剂），即存在一个“安全剂量下限”——低于该剂量时，机体修复能力可抵消毒性。此时通过动物试验确定“无观察到有害效应水平（NOAEL）”或“最低观察到有害效应水平（LOAEL）”，再用安全系数（如10倍动物到人的外推、10倍个体差异，总计100倍）推导“参考剂量（RfD）”——人群长期暴露仍可接受的每日摄入量。例如，铅的神经毒性NOAEL为50μg/kg/day，安全系数100倍，RfD即为0.5μg/kg/day。

无阈值模型适用于遗传毒性致癌物（如苯、砷），认为“即使极低剂量也可能损伤DNA”，因此假设剂量与癌症风险呈线性关系（线性低剂量模型，LNT）。通过动物或人群数据计算“斜率因子”（每增加1μg/kg/day暴露，终身癌症风险的增量）。比如苯的斜率因子为0.029 (mg/kg/day)^-1，意味着每天暴露1μg/kg/day（0.001mg/kg/day），终身癌症风险约为2.9×10^-5（万分之二点九）。

模型选择需紧扣毒性机制：若化学物通过损伤DNA致癌（遗传毒性），用无阈值模型；若通过干扰生理功能（如肝酶抑制）产生毒性，用有阈值模型。例如，邻苯二甲酸酯干扰内分泌但不损伤DNA，因此用有阈值模型推导RfD。

暴露评估：计算人群的实际接触水平

暴露评估聚焦“人群实际接触了多少物质”，核心是明确四个要素：暴露途径（经口、经皮、吸入）、暴露频率（每天/每周接触）、暴露持续时间（急性/慢性）、暴露人群（一般人群/敏感人群）。

暴露途径直接影响计算方式：经口暴露量=物质在食物/水中的浓度×每日摄入量÷体重（如饮用水中砷浓度10μg/L，每天喝2L，体重60kg，经口暴露量为20μg/60kg=0.33μg/kg/day）；吸入暴露量=空气中浓度×呼吸速率×暴露时间÷体重（如空气中PM2.5浓度50μg/m³，呼吸速率1.5m³/天，暴露8小时，体重60kg，吸入暴露量为50×1.5×(8/24)÷60≈0.42μg/kg/day）；经皮暴露量则需考虑皮肤接触面积、物质的皮肤渗透率（如农药接触皮肤，渗透率为1%，接触面积100cm²，浓度10mg/cm²，体重60kg，经皮暴露量为10×100×1%÷60≈0.17mg/kg/day）。

暴露场景需贴合实际：比如“日常 residential 场景”针对普通人群接触家用清洁剂、涂料的情况，“职业场景”针对工人接触工业原料的情况。例如，评估某印刷厂挥发性有机物对周边居民的风险，需计算“吸入室内外空气”“食用受污染蔬菜”“皮肤接触受污染衣物”的总暴露量。

敏感人群是重点——儿童的饮食摄入量相对体重更高（如每天喝200ml牛奶，体重15kg，相当于每kg体重13ml；成人喝500ml，体重60kg，每kg体重8ml），且器官发育未成熟，对铅、汞更敏感；孕妇需考虑胎儿暴露（如双酚A可穿过胎盘影响胎儿内分泌）。例如，评估饮用水铅风险时，儿童的暴露量通常是成人的2-3倍，需单独计算。

风险表征：整合结果判断风险大小

风险表征是评估的终点，核心是将前三个环节的结果整合，回答“该物质的暴露对人群健康有多大风险”，并明确结果的不确定性。

非致癌性风险用“危害商（HQ）”衡量：HQ=实际暴露量÷参考剂量（RfD）。若HQ＜1，说明暴露量低于可接受水平，风险可忽略；若HQ≥1，提示可能存在不利效应。例如，某地区儿童铅暴露量0.3μg/kg/day，RfD0.5μg/kg/day，HQ=0.6，风险可接受。

致癌性风险用“终身超额癌症风险”衡量：即暴露人群终身因该物质导致癌症的额外概率，计算公式为“暴露量×斜率因子”。通常认为10^-6（百万分之一）到10^-4（万分之一）是可接受范围——比如某化学物暴露量0.002mg/kg/day，斜率因子0.01 (mg/kg/day)^-1，终身风险=0.002×0.01=2×10^-5（万分之二），处于可接受区间。

不确定性分析是风险表征的重要部分，需说明结果的局限性：比如动物试验外推到人的差异（动物代谢途径与人不同）、暴露场景的假设（如假设每天接触，但实际可能偶尔接触）、数据缺口（如缺乏长期人群研究）。例如，评估新型农药风险时，若仅有的数据来自大鼠90天试验，外推到人类终身暴露的不确定性就很高，需在结论中注明。

最终结论需清晰呈现：既包含量化的风险值，也说明假设和局限性。例如，“该化学物对普通人群的非致癌风险HQ为0.8，致癌风险为3×10^-6，处于可接受范围，但儿童暴露量接近RfD，建议加强饮用水监测”。