当前我国经济快速发展、工业化进程显著加快, 但是水环境突发污染事件仍处于高发期。近5年来，我国接连发生了8次重要的饮用水污染停水事件^[1](图 1)，其中包括2013年7月，广西贺州镉、铊超标停水事件等；2014年4月，湖北武汉氨氮超标停水事件等; 2014年7月，江苏苏州锑超标停水事件等；2014年8月, 重庆巫山县停水事件等；2015年3月，河北邢台停水事件等；2016年4月, 江西新余镉、铊、砷超标停水事件等^[2]；2017年5月, 四川广元铊超标停水事件^[3]。这些突发污染事件发生地点分布广泛，影响范围从几万人到十几万人，严重影响城市供水安全，给公众和社会秩序带来了很大困扰。同时也暴露出我国现有的饮用水中污染物评价体系不完善的问题，我国现行的《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)^[4]中的污染物标准限值是依据终生暴露风险评价而得出的, 即以成人作为保护目标，暴露发生在整个生命周期；而按照国际上普遍采用的方式，短期暴露风险评价通常是基于对敏感人群的保护(将儿童作为敏感人群的代表)；两者对健康影响的浓度不同。因此，《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)^[4]并不适用于与突发污染事件相适应的短期暴露风险评价。为解决上述问题，本研究通过对饮用水中污染物短期暴露风险的国内外海量文献检索和研究，提出了采用短期暴露健康风险参考值(Health Risk Advisory Value, HA)的推导方法对饮用水中污染物进行短期暴露健康风险的评估方法，目的是为完善我国饮用水中污染物健康风险评价体系和饮用水污染事件应急处置工作提供技术支持。

1 短期暴露健康风险参考值制定方法

饮用水短期暴露健康风险参考值(HA)是指人类在短期暴露时间内通过饮用水暴露途径摄入某种(或某些)物质，而不产生可检测到非致癌性健康风险的安全限值，单位为mg/L。饮用水短期暴露健康风险参考值制定的主要步骤(图 2)包括毒理学等数据的收集和筛选、分离点的确定、不确定系数的选择和健康风险参考值推导。

1.1 收集和筛选资料

全面收集、汇总饮水污染物的流行病学资料和毒理学等资料，包括但不限于：权威机构如世界卫生组织(WHO)^[5]、美国环保总局(USEPA)^[6]、综合风险信息系统(IRIS)^[7]、国家毒理学项目(NTP)等的技术报告、相关数据库的科学文献等。并对这些数据的相关性、可靠性、充分性进行质量评价，常用毒理学数据质量评价方法包括Klimisch评级系统、美国环境保护局信息筛选系统、毒理学数据可靠性评价工具(ToxRTool)、美国NTP数据质量偏倚风险(Risk of Bias)评价方法等。从而遴选出符合技术要求的相关数据。原则上应利用科学方法对不同类型的数据、资料进行证据权重分析。在研究或试验质量均符合相关规范的情况下，证据权重大小顺序为：流行病学资料、动物试验资料、体外试验、定量构效关系。

1.2 分离点的选择

分离点(Point of Departure, POD)指从人群资料或实验动物的观察指标的剂量-反应关系得到的剂量值，即剂量-反应关系曲线上的效应起始点或参考点；分离点的确定取决于测试系统和观察终点的选择、实验剂量设计、毒作用模式和剂量-反应模型等。常用的分离点包括基准剂量下限(Benchmark Dose Lower, BMDL)未观察到有害作用剂量(No-observed-adverse-effect Level, NOAEL)、最小观察到有害作用剂量(Lowest-observed-adverse-effect Level, LOAEL)等。

BMDL利用基准剂量(Benchmark Dose, BMD)分析软件计算得来，如美国环境保护署开发的BMDS软件^[8]、荷兰公共卫生与环境国家研究院开发的PROAST软件^[9]。且实验数据需满足：有充足的样本量；至少有两个剂量组，不同剂量下产生不同的毒性效应。其单位为mg/kg/day。确定分离点时应优先选择BMDL，因为BMDL值是利用实验中所有剂量组拟合最佳剂量-反应模型而确定的，其值更接近真实分离点。

NOAEL指通过人体资料或动物试验资料，以现有的技术手段和检测指标未观察到任何与某种物质有关的有害作用的最大剂量，通常适用于无遗传毒性物质。选择NOAEL作为分离点，依赖于试验的剂量设计，因为NOAEL值相当于试验中的一个剂量水平。实验数据需满足：有充足的样本量；各受试物剂量组和对照组进行配对统计检验，至少有一个受试物剂量组与对照组比较没有出现统计学显著性差异；相关品系动物要有相关的观察终点等。当一个试验系统获得多个基于不同健康效应观察终点的NOAEL值时，原则上应选择公认的最敏感物种的敏感健康效应终点的NOAEL值或试验中最低的NOAEL值。对于证据权重相同的不同试验系统获得的基于相同健康效应观察终点的NOAEL值，可基于保守原则选择最低的NOAEL值，也可参照相关国际组织的原则和方法剔除明显偏高的NOAEL值。

当无法获得BMDL或NOAEL时，可选择LOAEL作为分离点。受试物剂量组与对照组相比较有统计学意义的差异，其最小剂量水平为LOAEL值。试验数据需满足：有充足的样本量；相关品系动物要有相关的观察终点等。在选择LOAEL作为分离点推导健康风险参考值时，要考虑增加适当的不确定系数。

1.3 确定不确定系数

不确定系数(Uncertainty Factor, UF)是指在推导健康风险参考值时，用于数据外推(如将实验动物数据外推到人或将部分个体数据外推到一般人群等)、数据不充分等情况下的调整系数。人体研究资料的不确定系数涉及两个方面，一是少量受试者的试验结果外推到总体人群；二是用人体试验中所得的BMDL/NOAEL值作为污染物实际毒性阈值的可靠程度。对于仅能获得动物试验、体外试验、定量构效关系的数据，不确定系数也涉及两个方面，一是试验结果的外推，包括从实验动物外推到一般人群(种间调整)以及从一般人群外推到特定人群(种内调整)；二是数据的局限性，包括无法获得BMDL/NOAEL值(使用LOAEL代替BMDL/NOEAL)、暴露途径和时长存在差异以及数据缺失等。通常情况下，将动物资料外推到人需要考虑物种间差异(UF设定为10)和人群内易感性差异(UF设定为10)。当存在以亚慢性试验结果外推到慢性暴露情形、无法获得BMDL/NOAEL而用LOAEL代替、数据质量较差和数据库不完整等影响数据的可信度等情况出现时，可考虑额外增加不确定系数。原则上把每种不确定系数的默认值定为10，也可根据专家意见来设定。通常不确定系数不超过3 000。

1.4 推导短期暴露健康风险参考值

根据我国饮用水突发污染事件处置工作中事件时长的经验，同时借鉴了美国EPA提出的污染物短期暴露健康风险的评价方法^[10]，本研究将短期暴露健康风险评价的暴露时间设定为1天和10天，即需要制定1天和10天的污染物暴露健康风险参考值。1天健康风险参考值是指饮用水中的某种污染物在暴露时间不超过1天时不会对人体造成非致癌性健康风险的浓度限值。10天健康参考值是指饮用水中的某种污染物在暴露时间不超过10天时不会对人体造成非致癌性健康风险的浓度限值。单位均为mg/L。其中，1天暴露健康风险参考值主要用于饮用水一过性污染的健康风险评价，事实上，用于直接推导1天暴露健康风险参考值的急性毒理学数据十分有限，且目前我国饮用水污染事件的处置过程一般会持续几天时间。因此，将10天暴露健康风险参考值作为典型的评价指标。

短期暴露健康风险评价中以敏感人群(儿童作为敏感人群的代表)为保护目标，将其平均体重设定为10 kg，每日饮水量设定为1 L/d。理想情况下，1天健康参考值是从暴露时间最多7天的人体资料、动物试验、体外试验或定量构效关系资料中推导出来，10天健康风险参考值是从(7~30)d的人体资料、动物试验、体外试验或定量构效关系资料中推导出来。这些研究提供了关键效应的剂量-反应关系。

短期暴露健康参考值(HA)推导公式如下：

式中:HA—短期暴露健康参考值，mg/L；

POD—分离点，即BMDL、NOAEL、LOAEL等，mg/kg/d；

BW(Body Weight)—平均体重，kg；

UF—不确定系数；

DWI(Daily Water Intake)—每日饮水摄入量，L/d。

当推导短期暴露健康风险参考值的急性毒性数据不充分时，也可考虑使用更长时间或终生暴露健康风险参考值作为短期暴露健康风险参考值的保守估计。其中，终生暴露健康风险参考值以成人作为保护目标，即假设暴露发生在整个生命周期，将其平均体重设定为70 kg，每日饮水量设定为2 L/d。当采用保守估计时，应标注所用的暴露时间。

2 结果 2.1 方法应用

以饮用水中甲萘威为例，推导其短期暴露健康风险参考值。第一步：全面收集、筛选国内外饮用水中甲萘威的流行病学资料、动物试验资料、体外试验和定量构效关系数据。甲萘威是氨基甲酸酯类杀虫剂的代表产品之一，具有触杀及胃毒作用，有关甲萘威毒性的毒性资料以动物资料为主，基于目前的动物资料，甲萘威的非致癌效应以急慢性毒性为主，其中，甲萘威的急性毒性主要表现为对胆碱酯酶活性的抑制^[11]。

从大量毒理学资料中筛选出两个动物试验资料：将甲萘威以胶囊的形式喂食雌性杂交犬：0(2只)，250(1只)，375(4只)和500 mg/kg(1只)。在两个较高剂量组中观察到副交感神经过度刺激症状，包括：呼吸加快、流涎、流泪、便溺、肌肉抽搐、瞳孔收缩，协调能力差及呕吐等。375 mg/kg剂量组中血浆胆碱酯酶活性未受影响，不过观察到红细胞胆碱酯酶活性有一过性下降(24%~33%)，1天后，所有动物恢复正常，有害的CNS(中枢神经系统)症状消失。在两个较低剂量组未发现胆碱酯酶活性下降。以胆碱酯酶活性下降为观察终点，该研究可得出NOAEL为250 mg/kg^[12]。

甲萘威喂饲HW大鼠(42日龄)1周，剂量分别为0，10，50，250，500 mg/kg/d。50 mg/kg/d剂量组及以上均观察到体重降低。0和10 mg/kg/d剂量组，血浆、红细胞及脑组织的胆碱酯酶活性均未受到影响。50 mg/kg/d剂量组，血浆胆碱酯酶活性下降15%~17%，红细胞胆碱酯酶活性下降26%~47%。更高剂量组，血浆和红细胞胆碱酯酶活性下降幅度更大，且观察到脑组织胆碱酯酶活性下降(250 mg/kg/d剂量组：23%~25%；500 mg/kg/d剂量组：33%~58%)，喂饲对照组大鼠的食物1天后，胆碱酯酶活性完全恢复。以胆碱酯酶活性下降为观察终点，得出甲萘威的NOAEL为10 mg/kg/d，LOAEL为50 mg/kg/d^[13]。

第二步，分离点的确定，两个动物资料均以胆碱酯酶活性下降为观察终点，选择较低的NOAEL值，得出甲萘威的NOAEL为10 mg/kg/d。

第三步，不确定系数(UF)的选择，UF=10(种间调整)×10(种内调整)=100。

第四步，推导健康风险参考值

式中：HA_10d—10天暴露健康风险参考值，mg/L；

NOAEL—基于甲萘威的对胆碱酯酶活性抑制的毒性，mg/kg/d；

BW—儿童平均体重，kg；

UF—不确定系数；

DWI—儿童每日饮水量，L/d。

3 讨论

本研究的创新点在于确定了我国饮用水中污染物短期暴露健康风险参考值的推导方法，为城市供水的日常监管和应急处置提供科学依据。

目前短期暴露健康参考值的确定存在许多局限性。例如，用于推导饮用水污染物部分指标的短期暴露健康参考值所依据的毒理学数据有限，因此需要用更长暴露时长的健康风险参考值作为保守估计，不能真实反映该暴露时长下的健康风险^[6]。

现阶段我国饮用水污染事件发生时，污染物的健康风险评价依据是《生活饮用水卫生标准》(GB 5749-2006)^[4]，鉴于该标准中非遗传的毒性污染物卫生限值的制定依据是终身暴露的健康风险评估，并不适用于突发污染事件中污染物暴露的短期特点。本研究在国内外文献和资料检索的基础上，启动了我国饮用水中污染物的短期健康风险评价工作，建立了我国饮用水中污染物短期暴露健康风险参考值的推导方法，对我国饮用水污染物健康风险评价的标准体系进行了补充和完善，为饮用水突发污染事件发生时污染物短期健康效应评估提供了依据。但是本研究尚属于起步阶段，还存在着我国饮用水中污染物短期暴露流行病学资料和毒理学等数据十分有限、国内外相关文献资料陈旧等问题，建议在现有工作基础上，进一步开展数据质量评价、对公众关注度和污染频率高或短期暴露健康风险参考值与终生暴露健康风险参考值差别较大的指标，开展针对性的短期暴露健康风险实验验证等相关性研究。同时也建议我国制定水源突发污染时规范化的应急管理办法，根据特定污染物的短期暴露风险综合确定停水等应急管理措施。