人体健康水质基准制定技术指南（全文）

7.1 非致癌效应基准推导

非致癌效应的水质基准按公式（ 8）计算。计算公式如下：

1000

i i

B i

AWQC RfD RSC

DI FI BAF

(8)

式中：

AWQC—水质基准， μg/L；

RSC—相关源贡献率， %；

BW—人体体重， kg；

DI—饮水量， L/d。只考虑消费水产品暴露途径时，该参数缺省；

FIi—不同营养级 i（ i=2、 3 和 4）对应的水产品摄入量， kg/d；

BAFi—最终营养级 BAFi，为污染物质在某一营养级 i（ i=2、 3 和 4）生物中的 BAF，

L/kg。

公式（ 8）中 RfD 的参数含义见公式（ 2）。

7.2 致癌效应基准推导

根据致癌物质的剂量-效应关系不同，致癌效应基准推导方法分为线性法、非线性法和

线性/非线性法 3 种。

7.2.1 线性法

致癌物质的作用模式呈线性剂量-效应关系时，选用线性法进行水质基准推导，推导公式

如下：12

1000

i i

B i

AWQC RSD

DI FI BAF

(9)

式中：

公式（ 9）中 AWQC、 BW、 DI、 FIi 和 BAFi 的参数含义见公式（ 8）， RSD 的参数含义

见公式（ 5）。

7.2.2 非线性法

当污染物质的致癌效应没有线性证据但有足够的证据支持非线性假设时，选用非线性法

推导水质基准。

非线性假设包括以下两个方面：

（ 1）致癌效应呈现出非线性作用模式，且 DNA 诱变效应没有显示出线性关系；

（ 2）致癌效应呈现出非线性作用模式，虽有 DNA 诱变迹象，但未对肿瘤形成起到重要

作用。

非线性法的推导公式如下：

1000

i i

POD BW

AWQC RSC

UF DI FI BAF

(10)

式中：

POD—起算点， mg/(kg·d)。

公式（ 10）中 AWQC、 RSC、 BW、 DI、 FIi 和 BAFi 的参数含义见公式（ 8）， UF 的参

数含义见公式（ 2）。

7.2.3 线性/非线性法

线性和非线性两种作用模式同时存在时，应分别采用线性和非线性法推导水质基准，选

择较小值作为基准值。

两种作用模式同时存在的情形包括：

（ 1）不同肿瘤类型的作用模式分别呈现出线性和非线性关系（如三氯乙烯一个肿瘤类

型适用于非线性关系，而另一类型由于缺乏作用模式信息而适用于线性关系）；

（ 2）单一肿瘤类型的作用模式在剂量-效应曲线的不同部分分别呈现线性和非线性关系

（如 4,4’-二氯甲烷）；

（ 3）肿瘤的作用模式在高剂量和低剂量时分别呈现线性和非线性关系（如甲醛在高剂13

量时呈现非线性关系，而低剂量时呈现线性关系）。

7.3 基准结果表述

按照本标准推导出的水质基准属于数值型基准，包括饮水和消费水产品水质基准、只消

费水产品水质基准。

7.3.1 基准取值

人体健康水质基准一般保留 4 位有效数字。必要时，可采用科学计数法进行表达，单位

用μg/L 表示。

7.3.2 基准值表述

人体健康水质基准相关内容包括基准值及其重要参数（起算点 POD（ mg/(kg·d) ）、参

考剂量 RfD（ mg/(kg·d)）、致癌斜率系数 q（[mg/(kg·d)]-1）及相关源贡献率 RSC 等）。

水质基准应附有技术报告（见附录 E）。

8 基准审核

8.1 自审核项目

水质基准值的最终确定需要仔细审核基准推导所用数据以及推导步骤，以确保基准值是

否合理可靠。需要审查的项目如下：

（ 1）使用的未发布数据是否可被充分证明；

（ 2）所有要求数据是否均可获得；

（ 3）所用数据中是否存在可疑数值或异常数据；

（ 4）是否遗漏其它重要数据。

8.2 专家审核项目

（ 1）基准推导所用数据的相关性与适用性；

（ 2）相关实验设计的规范性及可靠性；

（ 3）各参数中不确定性系数使用的科学性；

（ 4）基准推导过程的准确性；

（ 5）所获得水质基准值是否经过审核；

（ 6）评估是否有任何背离技术指南的内容及可接受性。14

9 基准应用

9.1 用于水环境质量标准制/修订

国家和地方在制/修订水环境质量标准时，对于已颁布人体健康水质基准的污染物质，

可以其为参照制/修订标准。

9.2 环境质量评价与风险评估

国家和地方在水环境质量评价与风险评估时，对于已颁布人体健康水质基准的污染物

质，可以其为依据进行水环境质量评价与风险评估。

9.3 污染损害与赔偿评估

国家和地方在水环境污染损害与赔偿评估工作中，对于已颁布人体健康水质基准的污染

物质，可参照其水质基准对人体健康进行损害与赔偿评估。15

附录 A

（规范性附录）

毒性数据质量评价准则

推导各项毒理学参数值应首先查阅和评价毒性数据库，以识别污染物质对健康不利影响

的类型和程度。该评价应包括急性、短期（ 14-28 天）、亚慢性、生殖/发育以及慢性效应。

毒性实验的设计、实际操作以及数据结果的产出必须满足一定的标准。该附录为各类毒

性实验以及数据质量的评价提供参考。

A.1 急性毒性测定

急性暴露结果通常用半致死剂量或浓度， LD50或 LC50表示。对于没有参照标准测试指

南的急性毒性数据，应参照以下测试条件对毒性数据质量进行评价。

A.1.1 一般准则

（ 1）受试生物龄期和所属种属；

（ 2）每个剂量组每一性别至少包含5个样本（两性都应使用）；

（ 3）暴露需14天或更长时间的观察期；

（ 4）至少有3个适当间隔的剂量水平；

（ 5）所用试验材料的纯度或等级；

（ 6）如果选用基质，所选基质应无毒性；

（ 7）受试生物的尸检结果；

（ 8）受试生物的驯化期。

A.1.2 经口 LD50的特定条件

（ 1）填喂法或服用胶囊；

（ 2）所有剂量水平的溶剂和受试污染物质的总体积保持恒定；

（ 3）饲喂前对受试生物禁食。

A.1.3 经皮 LD10的特定条件

（ 1）皮肤完好无损，受试皮肤约占体表面积10%；

（ 2）遮盖受试皮肤部位以防止受试生物舔舐。

A.1.4 吸入 LC50的特定条件

（ 1）暴露时间不少于4小时；

（ 2）若是气溶胶（烟雾或颗粒），应标明粒径大小。16

A.2 短期毒性研究（ 14 天或 28 天重复的剂量毒性）

短期毒性数据质量评价准则如下：

（ 1）至少包括3个剂量水平，并设有对照组；

（ 2）每一剂量组每一性别至少要包含10个受试生物（两个性别均应使用）；

（ 3）最高剂量水平应引起毒性效应但不会引起过多致死，而最低剂量应不产生致毒迹

象；

（ 4）理想的受试时间为14天或28天为一周期，且每周给药7天；

（ 5）整个实验过程中所有受试生物暴露方式相同；

（ 6）实验期间应每天观察所有受试生物的中毒症状。对死亡的生物应进行尸检，在研

究结束时应杀死所有存活动物并进行尸检；

（ 7）所有定量和偶然的观察结果，都应采用适当的统计方法进行评价；

（ 8）临床检查应包括血液学、临床生物化学，必要时还需作尿液分析。病理检查应包

括肉眼尸检和组织病理学检查。

A.3 亚慢性和慢性毒性

亚慢性暴露（通常3个月以上）和慢性暴露（包括延续暴露时间研究，或研究对象整个

生命期中有重要作用的生命期）用于测定连续或重复暴露于某种污染物质的不可见效应水平

（ NOEL）和毒性效应。理想条件下，亚慢性和慢性研究应包括：

（ 1）至少3个剂量水平和一个对照组；

（ 2）亚慢性和慢性研究中每一剂量组每一性别至少应包含10和20个受试生物（雌雄两

种性别都应包括）；

（ 3）最高剂量水平应引起某些毒性效应但没有引起过多死亡率，最低剂量最好不产生

毒性效应；

（ 4）啮齿动物的亚慢性研究应至少暴露90天，慢性研究至少应暴露12个月，每周暴露

5-7天。对于亚慢性研究受试生物至少暴露生命期的10%，而慢性研究暴露至少是整个生命

时间的50%或更长；

（ 5）暴露期间应每日观察所有受试生物的中毒症状；

（ 6）死亡的动物要进行尸检，在研究结束时将存活的生物处死并进行尸检和组织病理

学检验；

（ 7）选用合理的统计学方法对结果进行评价；17

（ 8）应评价测试污染物质剂量与异常的（包括行为和临床异常）出现、发生率和严重

性、肉眼可见损害、识别靶器官、体重变化、致死效应以及其他任何毒害效应之间的关系。

A.4 发育毒性

发育毒性应持续整个胚胎器官的形成期。高质量实验条件应包括：

（ 1）至少20只年幼、成年和怀孕的大鼠、小鼠或仓鼠，或每剂量组中挑选12只年幼、

成年和怀孕的兔子；

（ 2）至少要3个剂量水平和一个对照组；

（ 3）最高剂量其死亡率不超过10%；最低剂量对子体不产生可见的有害影响。理想结

果是中等剂量产生最低可见毒性效应；

（ 4）暴露期应包含完整的胚胎器官发育期（如小白鼠和大鼠6到15天、仓鼠6到14天和

兔子6到18天的妊娠期）；

（ 5）应每天观察母鼠的损害，测量每周食物消耗量和体重变化；

（ 6）尸检应包括对母鼠总体和微观检验，也应对子宫进行检验以便了解胚胎或幼体死

亡数以及计算已成型子体的死亡数。子体应称体重；

（ 7）每胎1/3到1/2动物应进行骨骼异常检验，剩余的动物应作软组织异常检验；

（ 8）以窝数和产仔量作为统计实验单位，应分析特定终点每窝产仔的发病率或窝数有

关的数据。

A.5 生殖毒性

推荐两代生殖研究，以提供有关污染物质影响性腺功能、受孕、分娩以及子代成长和发

育程度的信息。也可提供有关新生子代的发病率、死亡率和发育毒性等信息，理想条件如下：

（ 1）在上代（ P）交配前10周进行暴露（至少20只雄体和足够的雌体以保证雌体受孕），

直至母体怀孕和子代的断奶（ F1或第一代）。随后以相同的给药方法暴露F1代，直至第二

代（ F2）产生并持续到断奶。剂量水平设置同发育毒性实验条件；

（ 2）应提供交配过程、同胎产仔数（每窝随机挑选4雄4雌）、观测、尸检和病理学详

细资料；

（ 3）对用于交配的所有高剂量组动物（包括父本和子一代）的阴道、子宫、睾丸、附

睾、精囊、前列腺、垂体和靶器官进行组织病理学检测，若出现病理学证据，则进一步检验

器官的变化。18

附录 B

（规范性附录）

个体生物基线生物累积系数推导方法

个体生物基线 BAF 是用于推导物种基线 BAF、营养级基线 BAF 和最终营养级 BAF 的

基础。个体生物基线 BAF 的推导包括如下 4 种方法：

B.1 野外实测法

该方法适用于任何污染物质，并为优先推荐方法。

B.1.1 计算方法

应用下列公式，通过实测 BAF 计算个体生物基线 BAF：

fd l

f f

BAF

BAF -1 1

实测

基线

(B.1)

式中：

基线 BAF—个体生物基线 BAF， L/kg；

实测 BAF—野外实测生物累积系数， L/kg；

fl—脂质分数， %。

公式（ B.1）中 ffd 的参数含义见公式（ 1）。

B.1.2 实测 BAF 确定

实测 BAF 以水生生物相应组织中的污染物质总浓度以及采样现场水环境中的污染物质

总浓度为基础，采用下列公式计算：

t w

C C

实测BAF

(B.2)

式中：

Ct—污染物质在特定组织中的浓度， mg/kg；

Cw—污染物质在水体中的浓度， mg/L。

公式（ B.2）中实测 BAF 的参数含义见公式（ B.1）。

B.1.3 自由溶解态分数的确定

通过水体中有机碳的含量预测污染物质的自由溶解态分数，采用下列公式计算：

fd 1

poc doc

POC K DOC K

(B.3)

式中：19

POC—颗粒态有机碳浓度， kg/L；

DOC—溶解态有机碳浓度， kg/L；

Kpoc—值等于 Kow（污染物质的辛醇-水分配系数），用于估算污染物质在 POC 中的分

配系数， L/kg；

Kdoc—值等于 0.08·Kow，用于估算污染物质在 DOC 中的分配系数， L/kg。

公式（ B.3）中 ffd 的参数含义见公式（ 1）。

B.1.4 脂质分数的确定

采用下列公式计算：

l t

l M

(B.4)

式中：

Ml—特定组织中脂质的质量（湿重）， kg；

Mt—特定组织的质量（湿重）， kg。

公式（ B.4）中 fl 的参数含义见公式（ B.1）。

B.2 BSAF 法

该方法适用于可在水生生物组织和沉积物中检测到，但在水体中难于精确测定的污染物

质，此类污染物质在生物体内新陈代谢的速率快。

B.2.1 计算方法

应用下列公式，通过实测 BSAF 计算个体生物基线 BAF：

ow r

i r socw r ow i

i i K

D K

BAF BSAF

( )

( )( ) ( )

) ( )

(基线

(B.5)

式中：

(基线 BAF)i—污染物质 i 的个体生物基线 BAF， L/kg；

(BSAF)i—污染物质 i 的实测生物相-沉积物累积系数， kg 有机碳/kg 脂质；

(IIsocw)r—参比化学物质 r 在沉积物和水中的分配系数， L/kg；

(Kow)i—污染物质 i 的辛醇-水分配系数；无量纲；

(Kow)r—参比化学物质 r 的辛醇-水分配系数；无量纲；

Di/r—污染物质 i 和参比化学物质 r 的 IIsocw/Kow 比值，通常选择 Di/r =1。

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