人体健康水质基准制定技术指南（全文）
5 5.3 数据筛选与评价
5.3.1 筛选原则
（ 1） 优先选用国家/地区的本土数据， 在缺乏本土数据的情况下， 可采用国外权威机构
发布的数据；
（ 2） 优先选用采用国际、 国家标准测试方法以及行业技术标准， 操作过程遵循良好实
验室规范 （ Good Laboratory Practice, GLP）的实验数据 （ 参照 GB/T 605、 GB/T 606、 GB/T 778、
GB/T 7588、 GB/T 21752、 GB/T 21757、 GB/T 21759、 GB/T 21763、 GB/T 21766、 GB/T 21787、
GB/T 21793、 GB/T 21800 和 GB/T 21858）；
（ 3） 对于非标准测试方法的实验数据， 在评估其实验方法、 结果科学合理后可采用；
（ 4） 优先选用敏感毒性效应终点的毒性数据；
（ 5） 优先选用人体毒性数据， 对缺乏足够人体毒性数据的可采用动物毒性数据；
（ 6） 在选择人体毒性数据时， 优先选用环境流行病学数据， 若缺乏足够数据可选用职
业流行病学数据。
5.3.2 筛选方法及质量评价
（ 1） 数据产生过程不完全符合实验准则， 但有充足的证据证明数据科学合理的可采用；
（ 2） 同一污染物质的同一指标实验数据相差 10 倍以上时， 应剔除离群值；
（ 3） 数据产生过程与实验准则有冲突或矛盾、 没有充足的证据证明数据可用、 且实验
过程不能令人信服或被判断专家所不能接受的数据不可用；
（ 4） 没有提供足够的实验细节， 无法判断数据可靠性的数据不可用；
（ 5） 需满足建立剂量-效应关系曲线所需最低毒性数据量；
（ 6） 毒性数据质量评价准则见附录 A。
6 本土参数的确定
6.1 暴露参数
优先使用通过标准调查方法获得的本土暴露参数， 在缺乏实际暴露参数的情况下， 可使
用国家或地方发布的数据。
本标准推荐使用成年人（ 18 岁及以上） 暴露参数如下：
（ 1） 平均体重： 60.6 kg；6
（ 2） 每日饮水量： 1.85 L/d；
（ 3） 每日水产品摄入量： 0.0237 kg/d。
6.2 生物累积系数 BAF
BAF 分为个体生物基线 BAF、 物种基线 BAF、 营养级基线 BAF 和最终营养级 BAF。
污染物质可分为非离子型有机化合物、 离子型有机化合物、 无机化合物和有机金属化合
物， 分别选择不同的推导程序（ 见图 2） 。 根据污染物质的疏水性、 代谢率和生物放大作用
等选择具体个体生物基线 BAF 推导方法。
6.2.1 个体生物基线 BAF 推导方法
根据污染物质疏水性、 代谢率和生物放大作用的不同， 在图 2 所示程序 1-6 中选择合适
的推导程序， 程序 1-6 中个体生物基线 BAF 的推导共有 4 种方法， 方法前所标数字表示该
方法的优先采用顺序。 优先顺序依次为野外实测法、 生物相-沉积物累积系数法（ 即 BSAF
法） 、 实验室生物富集系数×食物链倍增系数法（ 即实验室 BCF×FCM 法） 和辛醇-水分配
系数×食物链倍增系数法（ 即 Kow×FCM 法） ， 具体方法参见附录 B。
6.2.2 物种基线 BAF 推导方法
多个个体生物基线 BAF 的几何平均值即为“ 该物种的基线 BAF” 。 在计算过程中， 应
仔细审核个体生物基线 BAF 数据及其来源的合理性。 需对污染物质在水体和生物组织中的
含量时空分布特征获得尽可能多的测定数据， 以保证数据可靠性； 应剔除明显异常数据（ 差
异大于 10 倍的数据即为异常数据） 。
6.2.3 营养级基线 BAF 推导方法
某一营养级中多个物种基线 BAF 的几何平均值即为“ 营养级基线 BAF” 。 应计算第 2、
3 和 4 营养级的基线 BAF。
当获得不止一个营养级基线 BAF 时， 应考虑不同推导方法的优先顺序和结果的不确定
性， 选择最优的营养级基线 BAF。
6.2.4 最终营养级 BAF 推导方法
最终营养级 BAF 用于描述污染物质在特定营养级（ 2、 3 和 4 级） 生物中的生物累积潜
力。 每一营养级的最终营养级 BAF 由公式（ 1） 计算：
最终营养级 BAFTLn [(营养级基线BAF )TLn ( f l)TLn 1] f fd (1)
式中：
最终营养级 BAFTL n—污染物质在某一营养级（ 2、 3 和 4 级） 生物中的 BAF， L/kg；7
营养级基线 BAFTL n—污染物质在某一营养级（ 2、 3 和 4 级） 的平均基线 BAF， L/kg；
(fl)TL n—某一营养级中被消耗水生生物的脂质分数， %， 计算方法参见附录 B；
f—fd
污染物质在水中的自由溶解态分数， %， 计算方法参见附录 B。
图 2 生物累积系数推导程序
收集和审核数据
对污染物质进行分类
非离子型有机化合物 离子型有机化合物 无机化合物和有机金属化合物
疏水性？ 离子化是否可忽略？
中 到 高 疏 水
性(lgKow≥4)
低 疏 水 性
(lgKow<4)
程序 1
1． 野外实测法
2． BSAF 法
3． 实验室 BCF×FCM 法
4． Kow×FCM 法
程序 2
1． 野外实测法
2． BSAF 法
3．实验室 BCF
法
程序 3
1． 野外实测法
或实验室 BCF
法 2．
Kow 法
程序 5
1． 野外实测
法或实验室
BCF 法
程序 4
1． 野外实测
法或实验室
BCF 法
是 否
新陈代谢？
否 是
生物放大作用？
高
新陈代谢？
低 低 高
程序 6
1． 野外实测
法 2．
实验室
BCF×FCM 法
物种基线 BAF
营养级基线 BAF
最终营养级 BAF
个体生物基线 BAF8
6.3 非致癌效应毒性参数
本标准采用参考剂量（ RfD） 作为非致癌效应毒性参数指标， 用于非致癌物水质基准的
推导。
6.3.1 数据需求
获得参考剂量（ RfD） 所需的动物毒性数据应同时包括：
（ 1） 2 种哺乳类动物且其中之一必须是啮齿类动物的慢性毒性试验数据；
（ 2） 1 种哺乳类动物多代生殖毒性试验数据；
（ 3） 2 种哺乳类动物在给药途径相同条件下的发育毒性试验数据。
对具有免疫毒性和神经毒性的污染物质应考虑其特殊毒性。
6.3.2 计算方法
参考剂量（ RfD） 的计算方法包括基准剂量法（ BMD） 和 NOAEL/LOAEL 法， 优先使
用基准剂量法。
（ 1） 基准剂量法（ BMD）
第一步， 在 6.3.1 数据基础上， 明确效应及其剂量-效应关系；
第二步， 分析剂量-效应关系， 引起 10%效应对应的剂量即为 BMD 值， BMD 值的 95%
置信区间下限为 BMDL 值；
第三步， 选择最小的 BMD 和 BMDL 值；
第四步， 根据实验条件与数据质量， 分析不确定性系数（ UF） ；
第五步， 根据公式（ 2） 计算 RfD。
BMDL
RfD=
UF
(2)
式中：
RfD—参考剂量， mg/(kg·d)；
BMDL—BMD 值的 95%置信区间下限值， mg/(kg·d)；
UF—不确定性系数， 无量纲。 取值参见附录 C。
（ 2） NOAEL/LOAEL 法
根据公式（ 3） 计算参考剂量。
或
NOAEL LOAEL
RfD=
UF MF UF MF
(3)
式中：
NOAEL—不可见有害作用浓度， mg/(kg·d)；9
LOAEL—最低可见有害作用浓度， mg/(kg·d)；
MF—修正因子， 无量纲。 取值参见附录 C。
公式（ 3） 中 RfD 和 UF 的参数含义见公式（ 2） 。
如果没有合理的不可见有害作用浓度（ NOAEL） 值， 可用最低可见有害作用浓度
（ LOAEL） 值估算参考剂量。
6.4 致癌效应毒性参数
致癌效应毒性参数包括起算点（ POD） 和特定风险剂量（ RSD） ， 其中起算点用于致癌
非线性作用模式下的基准推导， 特定风险剂量用于致癌线性作用模式下的基准推导。
6.4.1 起算点 POD
致癌效应起算点（ POD） 的计算方法包括基准剂量法（ BMD） 和 NOAEL/LOAEL 法，
优先使用基准剂量法。
（ 1） 基准剂量法（ BMD） 起算点的确定
当可获得致癌污染物质剂量-效应关系曲线时， 可通过 BMD 法确定起算点， 即
POD=BMDL。 BMDL 获取方法参见 6.3.2。
（ 2） NOAEL/LOAEL 法
当无法按 BMD 法获得 POD 时， 可采用不可见有害作用浓度（ NOAEL） 值作为起算点，
如果没有合理的 NOAEL 值， 可用最低可见有害作用浓度（ LOAEL） 值作为起算点。 如果
没有合理的 NOAEL/LOAEL 值时， 可以采用 LED10 值（ 10%致癌效应对应剂量的 95%置信
区间下限） 确定起算点。
（ 3） 当以动物实验数据为起算点依据时， 需通过种间剂量调整或毒物代谢动力学数据
转化为人体等效剂量。 人体等效剂量计算公式：
1/4
动物体重
人体等效剂量 = 动物剂量 ×
人体体重
(4)
6.4.2 特定风险剂量（ RSD）
特定风险剂量（ RSD） 按公式（ 5） 确定：
TICR
RSD =
q
(5)
式中：
RSD—特定风险剂量， mg/(kg·d)；
TICR—目标增量致癌风险；
q—致癌斜率系数， 是坐标原点和致癌效应点连线的斜率， [mg/(kg·d)]-1。10
（ 1） TICR 的确定
当保护对象为一般居民时， 取其目标增量致癌风险水平为10-6； 对于高暴露人群（ 钓客
或渔民）， 取其目标增量致癌风险水平为10-4。
（ 2） 致癌斜率系数 q 的确定
当以动物实验数据为致癌斜率系数 q 的依据时， 需通过毒物代谢动力学数据或公式 4
转化为人体等效剂量。
致癌斜率系数 q 可通过 BMD 法获得， 计算公式（ 6） 为：
BMR
q =
BMDL
(6)
式中：
BMR—1%~10%（ 根据不同效应选择确定） 致癌效应对应的污染物质的剂量。
公式（ 6） 中 q 的参数含义见公式（ 5） ， BMDL 的参数含义见公式（ 2） ， 获取方法参
见 6.3.2。
当无法按 BMD 法获得致癌斜率系数 q 时， 也可以 LED10 作为效应点计算致癌斜率系数
q， 计算公式如下：
0.10
10
q =
LED
(7)
式中：
LED10—10%致癌效应对应剂量的 95%置信区间下限， mg/(kg·d)。
公式（ 7） 中 q 的参数含义见公式（ 5） 。
6.5 相关源贡献率（ RSC）
当某一污染物质存在多种暴露途径时， 为了确保总暴露量不超过参考剂量（ 或起算点/
不确定性系数） ， 需对相关源贡献率进行计算。 常见计算方法有扣除法、 百分数法和暴露决
策树法。
（ 1） 扣除法
为计算某一污染物质的水质基准， 当能确定饮水和消费水产品类之外的其他暴露途径的
暴露量时， 可将其从参考剂量（ 或起算点/不确定性系数） 中直接扣除。 为方便计算， 可将
其换算出所关注的暴露途径的百分数。
（ 2） 百分数法
当计算某一污染物质的水质基准时， 根据获取的所有暴露途径和暴露量， 计算各种暴露
途径所占的百分数， 从中选取所关注暴露途径的百分数。
（ 3） 暴露决策树法
当某一污染物质处于多环境介质暴露， 且有效监测数据不充足， 无法明确各种暴露途径11
及其暴露量时， 推荐采用暴露决策树法估算相关源贡献率。
暴露决策树法具体参见附录 D。
7 基准推导
根据健康效应的不同，污染物质分为非致癌和致癌两类，分别采用不同的基准推导方法。
当主导效应不明确或效应不清楚时， 应使用非致癌效应和致癌效应两种基准推导方法进行确
定， 选择较小值作为基准值。
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