1.3 生态暴露评估方法

在化学物质的环境风险评估的四个过程——危害识别、影响评估（剂量—效应）评估、暴露评估、风险表征中，实际环境暴露评估是关键步骤之一。环境暴露评估的直接产出是得到目标化学物质在环境介质（如水、沉积物、土壤、大气以及高级捕食者等）中的预测效应浓度（PECs）即可能的实际环境暴露浓度，目的是用以与剂量—效应评估中推算得出的预测生物毒性无效应浓度（PNECs）进行比较，从而确定可能的环境生态风险情况。

化学物质的预测环境浓度（PECs）是如下两个过程的结果：一是化学物质被释放到环境中，对释放的评估属于环境暴露场景构建的一部分；二是化学物质的环境归趋，即被释放进入环境后发生的迁移转化，例如扩散、沉积、降解等，使其以一定浓度分布于各类环境介质（大气、水、沉积物、土壤、生物）中。对每一个可能被暴露的环境介质（大气、水、沉积物、土壤），考虑化学物质进入环境后的分布情况及归趋过程，通过模型预测得到暴露浓度（即预测环境浓度PECs）。因此化学物质的环境暴露评估通常包含环境释放、分布和归趋估计三部分内容。

具体工作步骤如下。

①构建包含化学物质全部可识别用途及各生命周期的初步暴露场景。

②基于暴露场景的信息，选择合适方法用于释放估计；假如释放估计结果显示有物质释放于环境中，则需要进行进一步的环境分布和归趋的环境暴露估计。

③收集或计算化学物质的相关特性数据。环境暴露评估中需要的物质特性主要有蒸汽压、水溶性、沸点、相对分子质量、正辛醇—水分配系数、熔点和降解性等试验数据；可能还需潜在非生物转化产物等有关信息。

④确定参与某一过程或生命周期的化学物质的量，确定释放估计过程中可能用到的其他输入参数的量。

⑤基于释放公式[见式（1-9）]，通过推导计算，确定出局部或区域环境水平的物质释放量。

⑥应用相关的释放量，计算分析环境分布和归趋过程（分配、降解、转化、吸收等）的物质量，并由此计算出暴露环境中的PECs值。

⑦如有必要，进一步计算食物链营养级的高级捕食者的暴露情况（次生毒性），以及人类通过接触环境生态系统的间接暴露量。

作为完整的生态暴露风险评估过程，建议还需包括以下2个步骤。

①当出现环境生态风险不可接受的情况时，应通过获得实际特定暴露场景更为明确的信息，修正释放估计中的默认参数，或者改进风险管理措施及增加物质固有危害性数据等方法，进行反复暴露风险评估。

②如初级暴露评估不能证实风险的可接受性，则需要进行更高级别的暴露风险评估，或者可考虑禁止该化学物质的环境生态暴露用途。

暴露评估应涵盖暴露场景中所有可识别的用途，当构建一个暴露场景后，应检验所收集到的信息是否足够用于说明所有可识别用途的生产活动的风险可以被接受；如果风险不可接受，则需要进行反复的暴露预测评估。对于每次修正的环境暴露估计，需优化条件后进一步通过上文第5和第6步估算得到新的PECs。每次修正的评估都需将环境浓度（PECs）与无效应浓度（PNECs）进行比较分析。环境生态暴露评估工作流程见图1-3。

①物质如果具有急性毒性同时被分类为“特定靶器官（反复接触）类别1”或者“生殖毒性类别1A、1B、类别2、附加类别”，或具有其他迹象（如内分泌干扰性），可考虑进行该步骤的估计。

②如果申报化学物质的量>100t/a，并且物质具有长期暴露毒性如致癌、致畸、致突变性或生殖毒性等，可进行该步骤的估计。

1.3.1 生态释放估算

生态释放估算是对化学物质在其生命周期中如何释放进入生态环境中的定量描述，通常进行释放估计需要以下信息的支持。

①物质的总量。

②生命周期阶段 生产、配制、包装、储运、物质或配制品的工业或专业或消费者使用、废物阶段（废物收集、处理、处置或再生）的方式、途径等。

③在生命周期各阶段中的使用类型包括封闭系统使用、开放系统使用、全分散室内使用、全分散室外使用、被纳入母体（附着于表面或嵌入内部）的使用、中间体的工业使用、加工助剂的工业使用、反应加工助剂的工业使用等。

④产品数量在市场中的分布 即制造商对物质的年生产量，或者进口商对物质的年进口量，在下游用户市场中的分布情况等。

⑤排放方式（时间和空间的分布）包括局部和区域环境范围。

⑥排放路径 物质可能被排放进入大气、土壤、水体，需对每一种环境介质，针对每一个相关生命周期阶段进行排放估计。

⑦多重排放，即同时由多个源头发生的排放。

⑧排放因子，即排放到目标环境介质的量在使用量中所占的比例。包括过程和产品中的排放因子，长寿命物品的使用寿命排放因子，废物处置排放因子等。

⑨减排的风险管理措施，应用的环境风险管理措施的类型和程度等。

对于局部环境的释放估计方法，推荐使用基本公式为：

　（1-9）

式中　i——环境介质（水体、空气、土壤）；

j——生命周期阶段（从生产到废弃物处置/回收）；

u——某一具体生命周期阶段中的使用过程。

其他输入参数见表1-20。

释放估计输出可依据实际暴露过程，推算出不同用途多种生命周期阶段的释放量，以单位时间排放的物质质量来表达。释放量直接用于风险暴露估计的源计算。

化学物质环境释放估计参数的获得，需依据可获得数据的数量和质量来决定，目前通常有2种方式获取相关参数：

a.采用现成的标准化文件获取，如欧盟REACH中给出的环境释放类别（ERC）文件及特殊环境释放类别（spERC）文件等，国外标准化参数可参考相应的指导文件；

b.应用特定排放物质的具体信息。

如果释放估计是基于标准化文件的默认值进行的计算，则推算结果仅作为初始阶段的保守估计；若建立在该保守的释放估计基础之上的暴露场景显示出有风险，建议可用更多具体的参数数据来反复改进实际生态暴露的释放量估算。一般可考虑的主要改进因数有暴露场景、物质量、释放时间、实际环境暴露的使用量及受纳水体流量条件的稀释倍数等。

1.3.2 环境分配与降解

一般化学物质进入环境生态系统中，可通过环境分配和降解等作用在生态系统中进行分布和归趋，主要过程可能有：

a.气体—气溶胶分配（气溶胶颗粒的吸附）；

b.水—气分配（挥发）；

c.土壤、沉积物、悬浮物质中固体和水的分配（吸附/解析）；

d.水/固体和生物之间的分配（生物积蓄或食物链富集等）；

e.环境生态系统中的转化过程，包括生物及非生物降解；若过程中形成稳定的或有毒的降解产物，还应考虑该类产物的生物和非生物效应。

估算物质在环境介质中的分布和归趋，应注意关注了解环境介质的特征，实际环境特征在时间和空间上与模式假设都可能有差异。但在文件假设的“标准环境”系统中，为描述可比性强的“规范化”环境生态系统特征，给出了平均或标准默认值。在实际评估过程中，如果可以获得更多关于目标化学物质所在环境的详细信息资料，则这些信息可用于优化PEC计算中由于使用标准环境默认值而导致的偏离的修正推算；目前推荐的欧盟“标准环境”的主要特性参数见表1-21。

对于化学物质的环境分配和降解行为的评价，一般需要以下基本信息：相对分子质量、水溶性、蒸汽压、辛醇—水分配系数以及物质可降解性等。基于环境参数及物质基本信息，通过公式计算，可获得物质的分配系数以及降解率（或者半衰期）等数据。其中有机物的分配系数基本上都能够通过辛醇—水分配系数、水溶性以及蒸汽压计算获得。

1.3.2.1 气体—气溶胶分配

环境中气溶胶颗粒相关的化学物质比例可以根据物质的蒸汽压来进行估算。

　（1-10）

式中　CON_junge——Junge方程常数，Pa·m；

SURF_aer——气溶胶颗粒的表面积，CON_junge和SURF_aer的乘积默认为10^-4Pa·m²/m³；

VP——蒸汽压，Pa；

Fass_aer——气溶胶颗粒中物质比例。

对于固体，需要对蒸汽压进行修正，得到过冷液蒸汽压，计算式为：

　（1-11）

式中　TEMP——环境温度，K，默认285K；

TEMP_melt——物质熔点，K；

VPL——过冷液蒸汽压，Pa；

VP——蒸汽压，Pa。

1.3.2.2 空气—水分配

环境中空气—水分配可通过其亨利定律常数推算，也可由蒸汽压和水溶解度的比值估计推算，计算式为：

　（1-12）

　（1-13）

式中　VP——蒸汽压，Pa；

MOLW——相对分子质量，g/mol；

SOL——溶解度，mg/L；

R——气体常数，Pa·m³/（mol·K），取值8.314Pa·m³/（mol·K）；

TEMP——水气界面的温度，K，取值285K；

K_air-water——气—水分配系数；

HENRY——亨利定律常数，Pa·m³/mol。

1.3.2.3 固—水分配

土壤、沉积物、悬浮物质的固—水分配系数（K_p）可以通过有机碳—水分配系数（K_oc）以及介质中的有机碳比例计算得到，计算式为：

　（1-14）

式中　K_oc——有机碳—水分配系数，L/kg；

F_occomp——环境介质中有机碳的质量分数，可参考欧盟标准环境系统默认值，kg/kg；

K_psusp——悬浮物质中的固—水分配系数，L/kg；

K_psed——沉积物中固—水分配系数，L/kg；

K_psoil——土壤中的固—水分配系数，L/kg。

K_p可以表示为物质吸附于土壤的浓度（mg/kg）除以物质在孔隙水中的溶解浓度（mg/m³），称为总介质—水分配系数，由以下公式计算得出：

　（1-15）

其中comp∈{soil，sed，susp}

式中　F_watercomp——环境介质中水的比例，可参考欧盟标准环境系统默认值，m³/m³；

F_solidcomp——环境介质中固体的比例，可参考欧盟标准环境系统默认值，m³/m³；

F_aircomp——环境介质中空气的比例，可参考欧盟标准环境系统默认值，m³/m³；

RHO_solid——固相的密度，欧盟标准环境系统默认值2500，kg/m³；

K_pcomp——介质中固—水分配系数，L/kg；

K_air-water——气—水分配系数，kg/m³；

K_soil-water——土壤—水分配系数，m³/m³；

K_susp-water——悬浮固体—水分配系数，m³/m³；

K_sed-water——沉积物—水分配系数，m³/m³。

当可以实测化学物质在水环境中的水与另一个介质的分配系数时，通常使用非盐水（淡水或者蒸馏水/去离子水）进行检测研究而获得水体中的分配系数；在无实测数据的情况下，相关的分配系数可以根据上面列出的公式，利用相关的已知数据推算出；但这种推算很大程度上基于淡水数据，因此，若要评定海水环境中化学物质的分布时，要考虑物质在海水与淡水中的分配系数差异性。

1.3.2.4 生物—水/固体分配

生物浓缩和生物富集是指脂溶性有机化学物质或某些金属化合物在生态系统中的慢性暴露过程中，对生物体产生的直接或间接毒性（次生毒性）效应。生物富集的途径主要有空气、水、土壤和食物。生物放大主要指化学物质通过食物链营养级生物的逐级浓缩富集过程，导致食物链中高营养级别的生物体内浓度显著增加的现象。

（1）生物富集潜力指标

一般用于估计环境化学物质在水生生物体内潜在的生物富集作用可通过试验测定目标物质的生物富集系数（BCF）及相关因素进行评价。具体如下所述。

①正辛醇/水分配系数（K_ow）通常认为如果化学物质的lgK_ow≥3，表明该物质可能较易发生生物富集作用。对于某些类型的化学物质，如表面活性剂及在水中易电离的物质，则lgK_ow不适于计算BCF。lgK_ow主要能表征化学物质在生物体的脂肪部分分配积累过程。化学物质在生物体表面的吸附作用，如在腮或皮肤表面的吸附，也可以导致生物积累或通过食物链摄食进入生物体内，较高的吸附性（lgK_p>3），也可以表明物质具有潜在生物富集作用。

②水解 在接近实际水环境的pH值（4~9）和温度下，若水解半衰期小于12h，一般可认为物质的水解速率大于生物暴露的摄入速率。

③降解 降解可以导致化学物质在水环境中的浓度降低，进而使其在水生生物体内的浓度较低。

④相对分子质量 经验性认为化学物质的相对分子质量大于700，则物质不易被鱼类直接吸收，因此该物质一般不会具有强的生物蓄积作用。

可指示化学物质生物蓄积潜力的主要指标有：lgK_ow≥3且相对分子质量<700，具有较高的吸附性，与某一已知的能够在生物体内富集的化学物质属于同一类物质，有结构特性的指示且没有衰减特性（例如水解性）等。

（2）生物富集系数

一般环境化学物质的生物富集系数主要指化学物质在水生态系统中水生物（如鱼类）体内的浓度与其在水中浓度的比值。如果对吸收和净化速率常数进行测定，则可以通过吸收和净化速率常数计算动态的生物富集系数。

　（1-16）

式中　C_org——水生生物体内物质的浓度，mg/kg；

C_water——水中物质的浓度，mg/L；

k₁——水的吸收速率常数，L/（kg·d）；

k₂——消除速率常数，1/d；

BCF_org——生物富集系数，L/kg。

1.3.2.5 电离与降解

环境中有机酸或碱的电离程度会在很大程度上影响化合物的归趋和毒性，以离子形式存在的化学物质，其水溶性、吸附性、生物富集以及毒性，将会与相应的中性分子有所不同。若已知某种物质的解离常数（pK_a/pK_b），则可以确定解离百分数。在进行初级生态风险评估时，所有环境介质以及污水处理厂中的降解均可用物质快速生物降解信息进行保守的预测；若需进行反复评估，可以考虑获取环境中实际降解速率的进一步信息。

物质在环境中的降解包括的主要过程有：地表水中的水解；地表水和大气中的光解；污水处理厂的生物降解；环境介质（地表水、土壤、沉积物）中的生物降解。

1.3.2.5.1 水解

在化学物质生态风险评估过程中，环境水解半衰期可以由标准测试方法得出，然后通过如下计算公式换算成生态风险评估中需要的环境温度（如欧盟设定的地表水环境温度默认值为12℃）时的值。

DT50（X℃）=DT50（t）·e^{[0.08（T-X）]}

若物质的水解速率不仅受温度影响，还受到所评估环境介质特征pH值的影响，则其水解速率应当通过不同pH值的标准试验得到或推算出，然后再进行温度修正。

地表水中物质水解的准一级反应速率常数，也可以通过水解半衰期推算得到：

　（1-17）

式中　K_hydrwater——地表水中水解的准一级速率常数，1/d；

DT50hydr_water——地表水中水解半衰期，d。

水中的光解如下。

地表水中光解半衰期转化成准一级反应速率常数的公式为：

　（1-18）

式中　DT50photo_water——地表水中光解半衰期，d；

Kphoto_water——地表水中光解的准一级速率常数，1/d。

1.3.2.5.2 大气光化学降解

大气中降解的准一级速率常数公式为：

　（1-19）

式中　K_HO·——与HO·自由基反应的特定降解速率常数，cm³/（mol·s）；

OHCONC_air——大气中HO·自由基的浓度，全球年平均HO·自由基浓度可以假设为5·105个/cm³，mol/cm³；

KDEG_air——大气中降解的准一级速率常数，1/d。

1.3.2.5.3 污水处理厂的生物降解

通常直接测量化学物质在环境暴露浓度下的降解速率可能性不大，但可以模拟污水处理厂的简单处理过程，从生物降解筛选试验中获得推荐的速率常数见表1-22。

1.3.2.5.4 地表水、沉积物以及土壤中的生物降解

（1）地表水中的生物降解

当无法得到模拟地表水条件的化学物质的生物降解测试结果时，可以考虑使用多种生物降解筛选试验结果进行估计。表1-23给出了基于生物降解筛选试验结果的地表水一级速率常数建议值，可以用于局部及区域环境暴露风险评估模型的推算；这些值来自于经验性的可快速及不可快速生物降解物质在地表水中的生物降解半衰期数据。

（2）土壤、沉积物中的生物降解

环境中不具备土壤或者沉积物模拟条件的试验数据时，可以考虑使用生物降解筛选试验数据；一般认为目前对于固—水分配系数（K_p）值低的物质，还没有充足的经验数据证明土壤生物降解半衰期对固—水分配系数有较大的依赖性，但对于高K_p值的物质，则有证据表明土壤生物降解半衰期对K_p有一定的依赖性。推荐对土壤降解的半衰期基于K_p的分级见表1-24，表中所列的半衰期认为是保守的。

用如下公式可将半衰期（DT50）转化成土壤中的生物降解速率常数：

　（1-20）

式中　DT50bio_soil——根际土生物降解半衰期，表1-24，d；

K_biosoil——根际土中生物降解一级速率常数，1/d。

通常认为环境沉积物包括一个相对较薄的好氧外层和一个厌氧内层，因此直接从生物降解试验结果推断沉积物中生物降解的反应速率常数不太合适；对于厌氧层的生物降解，可以假设速率常数为零（无穷半衰期），除非具备厌氧条件下的特定降解信息；对于好氧层，可以假设与土壤有相似的降解速率常数。对于目前欧盟使用的区域环境模型，沉积物介质厚30mm，其好氧外层最多为3mm，假设沉积物介质中的化学物质浓度均匀，沉积物介质的总半衰期高于土壤中半衰期，系数一般为10，沉积物降解半衰期公式为：

　（1-21）

式中　DT50bio_soil——根际土壤中降解半衰期，d；

F_aersed——沉积物介质中好氧部分比例，m³/m³；

K_biosed——根际沉积物中降解一级速率常数，1/d。

（3）地表水降解的总速率常数

在地表水环境中，物质可能会经过光解、水解以及生物降解被转化。在区域预测环境浓度（PECregional）的模型计算中，这些过程的速率常数可以假设成一个总降解速率常数，可将不同类型的降解（初级降解和终极降解）叠加在一起[见式（1-22）]进行计算，实际上一种降解过程的测量结果中可能已经包括了其他过程的影响，如生物降解试验或者光解试验的条件可能同时发生了水解反应，所以水解可能已经包含在这些测试的实测速率中。若将不同降解过程的速率相加，则应确认这些过程同时发生且彼此的速率不相包含，如不能证实其他降解速率中去除了水解，则公式中水解的速率常数一般可设定为零；式（1-22）是关于初级降解的，若初级降解在所有环境降解过程中不是限速步骤，并且有降解产物积累，那么应当对该特定过程（例如水解）产生的降解产物进行分析评估；若这种做法不可行或无法完成，则这一过程的速率常数应当定为零。

　（1-22）

式中　K_photowater——地表水中光解的一级速率常数，见式（1-18），1/d；

K_hydrwater——地表水中水解的一级速率常数，见式（1-17），d；

K_biowater——地表水中生物降解的一级速率常数，表1-23，d；

K_degwater——地表水中降解的总一级速率常数，d。

1.3.2.5.5 海水环境中的生物降解

各种海水环境中的生物降解速率主要取决于物质的浓度和内在特性、营养物质和有机质的浓度以及分子氧的存在等可降解因素，这些因素在不同的海水环境中差别可能很大。当仅有海水或者淡水生物降解筛选试验结果时，对于远海水层带建议使用表1-25中推荐的默认矿化半衰期；并假设淡水和河口水体中生物异源物质的降解可以用相似的降解速率来描述。

1.3.3 生态暴露效应推算

1.3.3.1 概述

化学物质在环境介质中的分布估计可涉及3种空间尺度：大陆范围、区域范围以及局部环境，局部环境从区域范围获得背景浓度；区域范围从大陆范围内获得空气、水等主要背景介质的流入。图1-4阐明了这3个空间尺度间的联系。

在化学物质的环境暴露估计时，通常主要考虑局部范围（化学物质释放点源）和区域范围（若干化学物质点源或面源）。化学物质的区域预测环境浓度主要用于背景值的估计，称为稳定态浓度，假设其由长时间内发生的化学物质排放和环境归趋得到，因此可看作是对最坏情况的估计；化学物质估计的保守性取决于其环境归趋过程的速率，当环境过程进行很缓慢时，则对化学物质是保守的估计。

化学物质的局部风险预测环境浓度主要针对的是每一个可识别的局部可能的有害物质（污染物）点源，时间尺度单位一般为天，即对于一天中有多种不同的可能存在的有害化学物质的排放量情况，在评估中使用日平均浓度来表征。许多环境特性可能对暴露值都有一定影响，如温度、容重、pH值、含水率、土壤及沉积物中有机物的含量等，因此，欧盟在推荐的模型计算中，为推算取值统一，假设定义了局部范围的“标准环境系统参考数据”（见表1-21）；当然，最好也可以依据实际情况，使用点源周围的实际调查环境条件数据来估计特定区域工业点源的局部环境暴露特征。

目前我国进行化学物质的环境暴露估计，建议考虑的主要信息有：化学物质的特性；化学物质排放量；化学物质在污水处理系统中的去除和分布；化学物质在环境介质中的分配系数和降解率。

环境暴露评估的目的是得到化学物质一些主要的预测环境浓度（PECs）。

（1）对于陆地生态风险评估

①污水厂处理系统中的微生物环境暴露PEC_STP。

②局部大气环境的PEC_localair，主要计算其年平均浓度，用于人类间接暴露的计算。计算出的年平均沉降通量，用于作为土壤模型的输入参数。

③局部水生生态系统（包括沉积物）的地表水暴露的PEC_localwater，沉积物暴露的PEC_localsed。

④局部陆地（土壤）生态系统的土壤暴露的PEC_localsoil，包括将被用于人类间接暴露计算的地下水PEC_localgrw。

⑤生态食物链中的顶级捕食者（次生毒性）暴露的PEC。

（2）对于海水生态风险评估

①水生生态系统（包括沉积物）暴露的PEC。

②食物链中的顶级捕食者（次生毒性的作用），输出结果是捕食者食物中的预测环境浓度。

（3）环境中人类的间接暴露

由环境暴露浓度计算人类通过环境暴露可能接触的PEC。

预测环境浓度（PEC）的计算，包括每一种局部环境浓度（PEC_local）及区域稳定态浓度（PECregional）的计算，表1-26推荐列出了不同保护目标下关注的化学物质暴露的环境介质及暴露场景。

1.3.3.1.1 局部环境暴露

局部环境暴露分布主要指对局部区域环境内邻近点源的暴露风险评估。图1-5表示了局部排放途径和排放后对于不同环境介质模拟分布过程之间的关系。物质不同用途和不同生命周期阶段的暴露假定分别由不同的点源产生，因此局部环境暴露评估必须对于每一相关用途和每一相关生命周期阶段都要进行评估；如欧盟在进行欧洲境内的环境暴露风险评估时，主要参考荷兰研究提出环境系统参数，通过专家确定，定义了欧盟的“标准参考”环境参数，该标准环境并非表征出一个平均水平的欧洲环境，而是所选的默认参数值反映了典型的或合理的最坏情况的假设。目前美国污染防治框架（P2）模型中，化学物质理化性质及环境归趋数据预测模型（EPI）中使用的环境系统参数值，许多参数值与此接近。通过相关模型方法可以推算化学物质在环境空气、地表水、沉积物、地下水及土壤等介质的局部环境暴露浓度。

依据欧盟相关方法，假设基于同一大陆范围内的不同区域环境的介质参数的平均值变化差异不大，且目前我国尚未有明确的区域性标准化的环境参数值，因此在我国生态暴露风险的初步评估中，推荐借鉴欧洲相对标准化的环境参数默认值来进行PEC的数据推导。

1.3.3.1.2 区域环境暴露

对化学物质在区域环境中的暴露浓度进行预测估计时，欧盟国家较多使用多介质归趋模型（Simple Box）；该模型主要由荷兰环境健康研究院（RIVM）于1993年开发了1.0版本，到2003年修订为3.04版本。该多介质模型中的环境箱（Box），假设代表了4种混合良好的环境介质，即大气、地表水（淡水与海水环境）、沉积物（淡水与海水沉积物）、土壤。这些“箱”中的目标化学物质的浓度是由进出“箱”的物质量决定的；化学物质可以通过输入从系统外进入“箱”，也可以通过输出从“箱”内排出相关系统，通过物质的传输及扩散在各环境体系之间流动。该多介质归趋模型主要基于物质的逸度输运来推算，且假设该模型的输入过程是一个均匀连续的面源排放，计算得到的是化学物质的稳态暴露浓度，适用于评估长期平均的暴露水平；该区域环境模型中物质的分布过程原理见图1-6。

在推算区域环境暴露的预测环境浓度（PECregional）时，相关模型参数的选择和区域环境中目标化学物质排放量的确定较重要。一般可采用建议的标准区域环境模型参数进行推算评估，但当具备更多关于产生或排放地点位置的特定信息时，也鼓励可采用实际调研数据来校正完善评估；同时，也可以使用为特定区域研发的具体模型参数进行有效地推算PEC值。

欧盟国家建议的用于成员国的环境风险评估的标准参考区域主要考虑有：以西欧典型人口稠密区为代表，计算面积200km×200km，居民人口2000万；假设欧洲产量和使用量的10%发生于这一区域，即估算物质释放量的10%作为区域的输入量。

欧盟推荐的对标准参考区域环境建议的模型参数见表1-27。由于客观上确定欧洲区域典型或代表性的环境参数较困难，因此表1-27的数值是经验性的，尚没有充足的科学依据，但目前采用这些参考数值可以作为区域范围风险评估的基础。一般对于化学物质的环境暴露评估，假设化学物质的环境背景浓度是0，因此在进行化学物质初步评估时，为简化起见可以只考虑局部环境暴露评估，而忽略对区域范围的环境暴露浓度估算。

除了区域环境特性参数，在多介质归趋模型中还需要选择环境介质的传质系数，以确保与其他模型的可比性，推荐的传质系数见表1-28。

1.3.3.2 污水处理厂的预测环境浓度

环境水介质中化学物质的去除可能包括物理、化学及生物过程，对于污水处理厂中的化学物质，物理去除的主要过程之一是吸附于悬浮物上的化学物质的沉淀，这一物理过程并不降解物质，只是将物质从液相转到固相。对于挥发性物质，污水处理厂的曝气过程可能会使化学物质从固相或液相中“剥离”而进入环境大气，使之从水相中去除。主要的生物过程即为微生物作用导致的生物降解，由此可知污水处理厂中化学物质的去除率取决于物质的物理、化学和生物学特性（生物降解性、污泥吸附性、不溶物质的沉淀、挥发等）以及污水处理厂的操作条件。在估计污水处理厂中微生物对某种化学物质的暴露作用时，一般假设曝气池中发生均匀混合，即认为曝气池中物质的溶解浓度与污水处理厂出水的浓度相等；对污水处理厂中目标化学物质的预测环境暴露浓度（PEC_STP）的推算，还可获得的相关参数有：污水处理厂中目标物质向环境大气的排放量（用于PEC_air估算）；污泥中目标物质的浓度（用于PEC_soil估算）；污水处理厂出水中目标物质浓度（用于PEC_water估算）。

1.3.3.2.1 进入污水处理厂的化学物质的归趋

环境化学物质排放进入污水处理厂后经物理、化学以及生化过程，可使物质得到部分去除，再可经排放进入大气、地表水及污泥或底泥。一般由于无法取得污水处理厂对化学物质去除过程的实测数据，因此常使用模拟污水处理厂模型进行预测。较常用的预测模型如欧盟使用的预测污水处理厂化学物质的分布和去除模型（Simple Treat）；该模型主要由荷兰环境健康研究院（RIVM）开发，是预测污水处理厂中化学物质的环境归趋，即预测经假设的标准化参考污水处理厂处理的化学物质的分布和去除的模型。由于废水的处理量与城市人口排放的废水量紧密相关，因此，经过污水处理厂后物质的排放浓度便与当地居民人口数量及人均污水排放量直接相关。欧盟各个国家污水处理情况差异较大，为方便计算，该模型中使用了“标准参考环境”代替实际环境，假设了标准参考城市污水处理厂，其特性见表1-29。

其中SimpleTreat3.0模型（1996年）以活性污泥好氧生物降解为基础，是一个包含9个部分多隔间箱式污水处理厂的模型（见图1-7）。模型中污水处理厂由一级沉淀池、曝气池以及泥水分离器等部分组成。

该模型主要参数设置为：设定模拟污水处理厂的处理能力为200L/（人·d），进水中悬浮物质的浓度为0.45kg/m³；为保持污泥浓度的稳定，在一级沉淀池中悬浮固体的稳态浓度设为150mg/L，表示未处理污水中要有2/3的固体被一级沉淀池分离；经一级沉淀池沉降后的污水流入曝气池所含需氧量为176mgBOD/L，其中活性污泥反应器的运行主要由输入参数污泥负荷率决定，从而规定了污水处理厂的BOD负荷。污泥负荷率以kgBOD/[kg（干重）·d]为单位，与污泥停留时间（SRT）或污泥泥龄及水停留时间（HRT）相关；一般对于SRT为9.2d，HRT为7.1h的情况，使用中等的污泥负荷率：0.15kgBOD/（kg_dw·d）。基于化学物质的正辛醇—水分配系数，亨利定律常数（单位为Pa·m³/mol）和生物降解性，根据SimpleTreat模型可以估计出不同类型化学物质通过污水处理厂处理后，分别进入空气、地表水、污泥中的比例（Fstp_air、Fstp_water、Fstp_sludge）及污水处理厂的降解率和去除率。可应用于预测环境浓度估计的主要输出结果为：

（1）不能生物降解化学物质

分类为“不能生物降解化学物质”的环境归趋数据见表1-30~表1-34。活性污泥液相中，生物降解速率常数K_biostp=0h^-1。

（2）可固有生物降解化学物质

分类为“可固有生物降解化学物质”的环境归趋数据见表1-35~表1-39。在活性污泥液相中，生物降解速率常数K_biostp=0.1h^-1。

（3）符合28d快速生物降解要求化学物质

分类为“除不满足10d观察期要求外，符合28d快速生物降解要求的化学物质”的环境归趋数据见表1-40~表1-44，活性污泥液相中生物降解速率常数K_biostp=0.3h^-1。

（4）可快速生物降解化学物质

分类为“可快速生物降解且达到10d观察期要求的化学物质”环境归趋数据见表1-45~表1-49，在活性污泥液相中生物降解速率常数K_biostp=1h^-1。

1.3.3.2.2 污水处理厂预测环境浓度推算

（1）污水处理厂进水物质浓度

局部范围环境暴露的化学物质评估，假设点源污水排入某一污水处理厂，污水处理厂进水中的浓度即是未经处理的污水中物质的浓度，从污水局部点源排放并流入污水处理厂进水中，污水处理厂进水中目标化学物质浓度计算为：

　（1-23）

式中　E_localwater——局部点源排放到污水中的物质日排放量，见公式（1-9），kg/d；

EFFLUENT_stp——污水处理厂的污水流量，如果无确切数据可用，则参照欧盟标准污水处理厂默认值2×10⁶，L/d；

C_localinf——污水处理厂进水（未处理废水）中物质浓度，mg/L。

（2）污水处理厂出水物质浓度

①污水处理厂出水的目标物质浓度 由直接进入水相中物质的比例和未处理污水中物质的浓度来确定，计算如下：

　（1-24）

式中　C_localinf——未处理废水中物质浓度，见公式（1-23）。mg/L；

Fstp_water——污水处理后直接排放入水的比例，Simple Treat模型。L/d；

C_localeff——污水处理厂出水中物质浓度，mg/L。

如果点源水不经污水处理厂处理，直接排入地表水，则Fstp_water为1，Fstp_air及Fstp_water为0。

②污水处理厂向大气间接排放物质的浓度 污水处理厂向大气中间接排放物质量可以通过污水处理厂物质直接排放进入环境大气的比例来计算：

　（1-25）

式中　Fstp_air——污水处理厂中物质排入大气的比例，Simple Treat模型；

E_localwater——局部点源排放到污水中的物质日排放量，见公式（1-9），kg/d；

Estp_air——排放阶段污水处理厂向大气的局部间接排放量，kg/d。

③污水处理厂污泥中物质浓度 通过局部点源的污水排放速率、污水处理厂中物质排放进入污泥的比例以及污泥产生量，来计算干污泥中物质的浓度：

　（1-26）

式中　E_localwater——局部点源排放到污水中的物质日排放量，见式（1-9），kg/d；

Fstp_sludge——污水处理厂中物质排入污泥中的比例，Simple Treat模型；

SLUDGERATE——污泥产生量，见式（1-27），kg/d；

C_sludge——干污泥中物质浓度，mg/kg。

污泥产生量可由初沉池和二沉池中污泥流量估算：

　（1-27）

式中　SUSPCONC_inf——污水处理厂进水中的悬浮物质浓度，见表1-29，kg/m³；

EFFLUENT_stp——污水处理厂的污水流量，m³/d，在欧盟标准污水处理厂中给定默认值为2×10⁶m³/d；

SURPLUS_sludge——每人口当量的剩余污泥量，见表1-29，kg/（d·eq）；

CAPACITY_stp——以人口当量表征的局部污水处理厂处理能力，见表1-29，eq；

SLUDGERATE——污泥产生速率，kg/d。

（3）污水处理厂预测环境浓度计算

计算污水处理厂预测环境浓度（PEC_STP）的目的主要是用于评估目标化学物质对微生物的抑制状况，假设化学物质在污水处理厂各个处理单元内（包括曝气池）状态稳定且完全混合，出水中物质浓度接近活性污泥中的真正溶解浓度，且只有溶解于水的物质才是生物可利用的，活性污泥中溶解的物质浓度即微生物实际暴露于其中的浓度。计算污水处理厂中微生物对某种化学物质的暴露，认为物质的溶解浓度与污水处理厂出水中物质浓度相等，即：

　（1-28）

式中　C_localeff——污水处理厂出水中物质浓度，见式（1-24），mg/L；

PEC_STP——污水处理厂中微生物暴露的预测环境浓度，mg/L。

1.3.3.3 大气的局部预测环境浓度

通过对局部大气环境的暴露估计，可获得以下参数：

a.排放阶段大气的局部预测环境浓度（年平均值）PEC_{localair，ann}——人类间接暴露估算的输入值；

b.总沉降通量（年平均值）DEPtotal_ann——土壤估算的输入值。

一般由于无法得出大气环境的预测无效应浓度（PNEC），因此大气的PEC_local并不用于与PNEC进行比较。大气的局部预测环境浓度通常作为计算环境中人类的间接暴露（吸入空气）的输入参数。沉降通量通常被用于土壤PEC_local计算的输入参数，沉降通量和浓度一般以年平均值来计算。

大气的局部预测环境浓度（PEC_localair）以距离排放源100m处（假设这一距离代表工业场地平均大小）的平均浓度计算，大气沉降则取距排放源约1000m为半径的圆形区域的浓度平均值，且假设这一区域代表当地农业地区大小；大气环境的物质输入来源于物质向大气环境的直接排放和污水处理厂中目标物质的挥发。

1.3.3.3.1 大气局部预测环境浓度计算

对于化学物质，通常不具备详细的暴露信息，因此需经验性地给许多明确的假设及默认参数，先进行初步环境暴露评估。在计算大气局部预测环境浓度（年平均值）PEC_localair时，需考虑点源的排放和污水处理厂的排放，并且与背景浓度（即区域范围内的浓度PECregional）相叠加计算。如对于一般化学物质，认为背景浓度为0，对于污水处理厂的排放，可以将污水处理厂看作一个点源，计算距离其100m处化学物质的浓度；选直接排放或者通过污水处理厂排放这两类排放中浓度较大的值用作PEClocal_air估算：

PEC_{localair，ann}=C_{localair，ann}+PEC_regionalair=C_localair,ann

C_localair=max（E_localair，E_stpair）·Cstd_air

　（1-29）

式中　E_localair——排放阶段点源向局部大气环境直接排放量，见式（1-9），kg/d；

E_stpair——排放阶段污水处理厂向局部大气环境间接排放量，见式（1-25），kg/d；

C_stdair——源强为1kg/d的大气浓度为mg/m³，一般取值2.78×10⁴mg/m³；

Temission——每年排放发生的天数（实际场景资料或暴露场景默认值），d/a；

C_localair——排放阶段大气局部环境浓度，mg/m³；

C_{localair，ann}——大气年平均局部浓度，mg/m³；

PEC_regionalair——大气区域浓度，mg/m³；

PEC_{localair，ann}——大气年平均预测环境浓度，mg/m³。

1.3.3.3.2 总沉降通量计算

沉降通量由分别来自点源直接排放和污水处理厂排放的两个源头排放量相加而得：

　（1-30）

　（1-31）

式中　E_localair——排放阶段点源向局部大气直接排放量，见式（1-9），kg/d；

E_stpair——排放阶段污水处理厂向大气间接排放量，见式（1-25），kg/d；

Fass_aer——气溶胶中物质比例，见式（1-10）；

DEPstd_aer——源强为1kg/d时气溶胶中物质标准沉降通量，1×10^-2，mg/（m²·d）；

DEPstd_gas——源强为1kg/d时气体中物质标准沉降通量，mg/（m²·d），lgHENRY≤-2时取值5×10^-4mg/（m²·d）；-2>lgHENRY≤2时取值4×10^-4mg/（m²·d）；lgHENRY>2时取值3×10^-4mg/（m²·d）；

Temission——每年排放发生的天数（实际场景资料或暴露场景默认值），d/a；

DEPtotal——排放阶段总沉降通量，mg/（m²·d）；

DEPtotal_ann——年平均总沉降通量，mg/（m²·d）。

1.3.3.4 地表水环境局部预测环境浓度

通常排放阶段地表水的局部环境浓度是在排出水完全混合之后计算的，计算得到的预测环境浓度PEC_localwater用于与PNEC_water做对比，进行风险表征；据此还可计算出同一位置水体沉积物中的预测浓度（PEC_localsed），若保护目标为寿命相对较短的水生生物，则以排放阶段地表水局部预测环境浓度（PEC_localwater）进行评估。对于人类或其他动物经由地表水环境的间接暴露的输入，建议使用年平均值较合适。通过化学物质在局部环境地表水中的暴露估计，可获得主要参数有：a.排放阶段地表水的局部预测环境浓度PEC_localwater；b.地表水中的年平均局部预测环境浓度PEC_{localwater，ann}。

污水处理厂出水排放进入地表水后被稀释，由于从污水排放到地表水暴露之间的时间短暂，假设：一般去除过程不考虑地表水中的降解、挥发及沉淀等去除过程，稀释常为主要的“去除”过程，因此使用稀释因子对排放浓度进行校正；且地表水中的出水完全混合，以此代表水生态系统暴露情况；同时考虑吸附的影响，将目标物质吸附于悬浮物的去除部分也应考虑。

地表水中局部物质浓度估算为：

　（1-32）

式中　C_localeff——污水处理厂出水中物质浓度，见式（1-24），mg/L；

K_psusp——悬浮物质的固水分配系数，见式（1-14），L/kg；

SUSP_water——河流中悬浮物质的浓度，当地实际资料，或用欧盟默认值15，mg/L；

DILUTION——稀释因子，当地实际资料，或用欧盟默认值10；

C_localwater——排放阶段地表水中局部物质浓度，mg/L。

对于环境间接接触的人类暴露和食物链次生毒性的评估，需计算出地表水中化学物质的年平均浓度：

　（1-33）

式中　C_localwater——排放阶段局部地表水中物质浓度，见式（1-32），mg/L；

Temission——每年排放发生的天数（实际场景资料或暴露场景默认值），d/a；

C_{localwater，ann}——局部地表水中物质年平均浓度，mg/L。

区域环境浓度（PECregional_water）用作局部环境浓度的背景值，对于化学物质，背景浓度可忽略为0，故此：

　（1-34）

　（1-35）

式中　C_localwater——排放阶段地表水局部物质浓度，mg/L；

C_{localwater，ann}——地表水中局部物质年平均浓度，mg/L；

PECregional_water——地表水中区域预测环境浓度，mg/L；

PEC_localwater——排放阶段地表水局部预测环境浓度，mg/L；

PEC_{localwater，ann}——地表水局部年平均预测环境浓度，mg/L。

1.3.3.5 地表水下沉积物局部预测环境浓度（PEC_localsed）的计算

局部水环境沉积物的PEClocal可以与沉积物中底栖生物的PNEC相比较来进行风险表征。

通过对目标化学物质在局部地表水环境沉积物中的暴露估计，可得到主要参数：排放阶段局部水环境沉积物的预测环境浓度PEC_localsed；其可认为是刚沉降的沉积物中目标物质的浓度，因此可近似认为是悬浮物中目标物质的浓度。根据热动力学平衡分配原理，沉积物中物质浓度可以通过相应水体中物质浓度推算得到：

　（1-36）

式中　PEC_localwater——排放阶段局部地表水预测环境浓度，见式（1-34），mg/L；

K_susp-water——悬浮物质-水分配系数，见式（1-15），m³/m³；

RHO_susp——悬浮物质的容重，见式（1-35），kg/m³；

PEC_localsed——局部沉积物预测环境浓度，mg/kg。

通常土壤、沉积物以及悬浮物质的湿容重由固、液、气三相的比例决定，因此：

RHO_comp=F_solidcomp·RHO_solid+F_watercomp·RHO_water+F_aircomp·RHO_air（1-37）

其中comp∈{soil，sed，susp}

式中　Fx_comp——环境介质中x相的比例（x分别指固、液、气相），m³/m³；

RHOx——x相（x分别指固、液、气相）的密度，kg/m³；

RHO_comp——环境介质的湿容重，kg/m³。

若使用欧盟标准参考环境系统默认值，可以计算出一些常用的标准环境介质的湿容重，主要有：RHO_susp——悬浮物质的湿容重，kg/m³，一般取值1150kg/m³；RHO_sed——沉积物的湿容重，kg/m³，一般取值1300kg/m³；RHO_soil——土壤的湿容重，kg/m³，一般取值1700kg/m³。

1.3.3.6 海水环境局部预测环境浓度计算

化学物质可能会向海水环境的局部释放，对于直接入海的特定位置释放的局部海水暴露场景，需要对进行化学物质的局部暴露环境浓度（PEC_{localseawater}）估算；物质排放前是否经过污水处理厂，以及物质局部排放入海后经海水稀释，对海水中物质局部浓度影响较大。一般假设，对于向沿海地带的排放，局部稀释将大于淡水中的稀释；对于局部特定位置的评估，在计算PEC值时，可以考虑将真实的稀释情况应用于给定排放中，一般只需考虑悬浮物的吸附去除，忽略降解和挥发等去除过程；若无有关稀释的实际可用信息，则可假设向沿海地带排放的最坏情况下稀释因子为100（欧盟默认值）；对于受水流和潮汐影响的河口，若进行初步评估，则该评估既可以包含在内陆地表水风险评估中，也可以包含在海洋风险评估中；若有必要，可以进一步使用特定的方法或更高级别的模型方法进行评估推算，同时内陆地表水暴露评估中使用的评估方法，在特定条件下，可采用来获得局部海水中的物质浓度（C_{localseawater}）计算。推荐欧盟的局部海水中物质浓度计算公式为：

　（1-38）

式中　C_localeff——污水处理厂出水的物质浓度，见式（1-24），mg/L；

K_psusp——悬浮物的固水分配系数，见式（1-14），L/kg；

SUSP_water——海水中悬浮物质浓度，mg/L，实际资料或欧盟默认值15mg/L；

DILUTION——稀释因子，实际资料，或欧盟保守的默认值100；

C_{localseawater}——排放阶段局部海水中物质浓度，mg/L。

对于通过环境间接接触的人类暴露及经由食物链次生毒性的评估，需计算海水环境中的年平均浓度：

　（1-39）

式中　C_{localseawater}——排放阶段海水局部物质浓度，见公式（1-38），mg/L；

Temission——每年排放发生的天数，实际场景资料或暴露场景文件默认值，d/a^-1；

C_{localseawater,ann}——海水中年平均局部浓度，mg/L。

由此得出：

　（1-40）

　（1-41）

式中　C_{localseawater}——排放阶段海水中局部物质浓度，见式（1-38），mg/L；

C_{localseawater,ann}——海水中局部物质年平均浓度，见式（1-39），mg/L；

PECregional_seawater——海水中区域物质浓度（化学物质），mg/L；

PEC_{localseawater}——排放阶段海水局部预测环境浓度，mg/L；

PEC_{localseawater,ann}——海水中局部预测年平均环境浓度，mg/L。

1.3.3.7 海水沉积物中化学物质的预测暴露浓度

海水局部沉积物的化学物质的预测暴露浓度PEC_local指刚刚沉降的沉积物浓度，可利用悬浮质的特性进行计算，依据热动力学平衡分配法原理，局部海水沉积物的暴露浓度可以由相应水体暴露浓度计算得到：

　（1-42）

式中　PEC_{localseawater}——排放阶段局部海水预测环境浓度，见式（1-40），mg/L；

K_susp-water——悬浮物质-水分配系数，见式（1-36），m³/m³；

RHO_susp——悬浮物质的容重，见式（1-37），kg/m³；

PEC_localsed——排放阶段局部沉积物预测环境浓度，mg/kg。

1.3.3.8 局部土壤环境的预测环境浓度

一般认为土壤最敏感的保护目标为用于耕种庄稼的农业土壤，假设最坏情况的暴露途径为：土壤中化学物质来源于污水处理厂（STP）中污泥的施肥和附近点源持续性的大气沉降；对于局部土壤环境的预测环境浓度PEClocal的计算，由于含有危害性物质的废物不允许直接排放到土壤，常不考虑物质的直接使用，只有在事故情况下才考虑直接排放导致的土壤污染；因此，PEC_localsoil计算的是以污水处理厂（STP）中的污泥来施肥的农业土壤中某一时间段的平均浓度，同时这一土壤受到工业现场以及污水处理厂曝气池等附近点源持续性的大气沉降；对于农业土壤中污泥的施用，假设向农业土壤的施用速率为每年5000kg干重/hm²；污泥的施用被认为是每年一次的单一事件；干湿沉降的贡献是基于点源排放量的计算，评估范围为点源周围1000m内区域，此处采用沉降量年均值也意在表达选择适中的暴露场景；为便于计算，大气沉降量以全年的平均值计。农业土壤中计算PEC有2个基本目的：a.用于进行陆地生态系统的风险表征；b.作为通过农作物摄入而引起的人类间接暴露的计算基本点。

此外，还可以根据农业土壤中物质浓度计算在这片农业土壤区域内的地下水暴露浓度（PEC_localgrw），通过对土壤介质的环境暴露估计，还可得参数：局部农业土壤中的化学物质某段时间的平均值预测环境浓度PEC_localsoil。

1.3.3.8.1 污泥施用后局部土壤中物质暴露浓度

在对土壤环境暴露进行初步评估时，还可以使用一个较为简单的模型，研究对象为土壤环境介质的最上层，土壤中物质释放来自于大气沉降和污泥施用，同时考虑降解、挥发、淋溶和其他相关过程导致的去除；污泥施用后，化学物质在这一土壤环境暴露中某一时刻物质浓度可以由简单的微分方程表示如下：

　（1-43）

其中初始浓度C_soil（0）来自于污泥施用。

式中　D_air——每千克土壤的大气沉降通量，见式（1-44），mg/（d·kg）；

t——污泥施用后的时间，d；

k——从最上层土壤中去除的一级反应速率常数，1/d；

C_soil——污泥施用后某一时刻土壤中物质浓度，mg/kg。

其中：

　（1-44）

式中　DEPtotal_ann——年平均总沉降通量，见式（1-40）、式（1-41），mg/（m2·d）；

DEPTH_soil——土壤混合深度，见表1-50，m；

RHO_soil——土壤容重，见式（1-37），kg/m³；

D_air——每千克土壤的大气沉降通量，mg/（d·kg）。

解上述微分方程得到一个解析解，即污泥施用t时间后，该时刻土壤中物质浓度为：

　（1-45）

若已知污泥施用后的初始物质浓度C_soil（0），即可通过这一方程，计算污泥施用后某一时刻土壤中物质的浓度值。

考虑到连续多年施用污泥，土壤中可能会发生物质的积累，假设现实中最坏暴露场景情况为连续10年施用污泥，一般土壤中的浓度在时间尺度上并不为常数，污泥刚施用后物质浓度较高，因去除过程而在年底物质浓度变低；因此对于所评估终点的暴露情况，其物质浓度应为某一时间段的平均值；对不同的评估终点应当考虑在不同时间段取平均值；如对于生态系统评估，使用污泥连续10年施用后30d的平均值；对于次生毒性以及人类间接接触的环境暴露评估，取180d时间段的平均值；将局部土壤中的物质浓度定义为污泥连续施用10年后某个时间段T内的平均浓度，即：

在0~T的范围内求解这一方程，得到这一时间段内平均浓度的最终方程为：

　（1-46）

式中　D_air——每千克土壤中的大气沉降通量，见式（1-44），mg/（d·kg）；

T——污泥施用10年后用于土壤暴露估计的平均时间，见表1-50，d；

k——从最上层土壤中去除的一级反应速率常数，见式（1-47），d；

C_soil10（0）——污泥施用10年后的初始物质浓度，见式（1-54），mg/kg；

C_localsoil10——局部土壤中物质浓度，mg/kg。

由式（1-46）可以看出，要想计算出污泥施用后T天时间段内土壤中物质的平均浓度，还需得到污泥施用10年后的初始物质浓度，以及物质从上层土壤中去除的速率常数。

1.3.3.8.2 土壤中物质去除速率常数

化学物质随污泥施用进入土壤上层后，由于其自身的挥发、向深层土壤的淋溶以及土壤中生物降解等过程，使之得到一定程度的去除。土壤中物质去除的总速率常数主要组成因子有土壤中的生物降解、土壤中物质的挥发、向深层土壤的淋溶，总去除速率常数可表达为各分速率常数之和：

　（1-47）

式中　k_volat——土壤中挥发的准一级反应速率常数，见式（1-48），1/d；

k_leach——最上层土壤淋溶作用的准一级反应速率常数，见式（1-49），1/d；

K_biosoil——土壤中生物降解的准一级反应速率常数，见式（1-20），1/d；

k——最上层土壤中去除的一级反应速率常数，1/d。

上述各分速率常数计算可为：

（1）土壤中挥发的准一级反应速率常数（k_volat）

土壤中挥发的准一级反应速率常数可由下述公式计算而得。

　（1-48）

式中　k_aslair——空气—土壤界面空气侧的部分传质系数，m/d，一般取值120m/d；

k_aslsoilair——空气—土壤界面土壤空气侧的部分传质系数，m/d，一般取值0.48m/d；

k_aslsoilwater——空气—土壤界面土壤水侧传质系数，m/d，一般取值4.8×10^-5m/d；

K_air-water——空气—水分配系数，m³/m³；

K_soil-water——土壤—水分配系数，m³/m³；

DEPTH_soil——土壤的混合深度，见表1-50，m；

k_volat——土壤中挥发的准一级反应速率常数，1/d。

（2）土壤中淋溶的准一级反应速率常数（k_leach）

淋溶的准一级反应速率常数可以通过浸润进入土壤液相中的雨水量计算出来：

　（1-49）

式中　F_infsoil——浸润进入土壤的雨水比例，0.25；

RAINrate——湿沉降速率（700mm/a），m/d，一般取值1.92×10^-3m/d；

K_soil-water——土壤—水分配系数，见式（1-15），m³/m³；

DEPTH_soil——土壤的混合深度，见表1-50，m；

k_leach——土壤中淋溶作用的准一级反应速率常数，1/d。

（3）土壤中生物降解的准一级反应速率常数

土壤中生物降解的准一级反应速率常数，可以由土壤生物降解半衰期转化而来。

1.3.3.8.3 污泥施用10年初始物质浓度

土壤中化学物质的释放，同时考虑污泥的施用和附近点源的持续大气沉降，对大气沉降和污泥施用分别进行计算。

（1）沉降

对于只是由于10年持续的大气沉降引起的土壤中物质浓度，运用公式1-44计算，初始浓度C_soil（0）来自于污泥施用，因此此时C_soil（0）=0，输入时间t=10年，可得出大气沉降10年后土壤中初始物质浓度为：

　（1-50）

（2）污泥施用

污泥施用后，土壤中化学物质的浓度因去除过程而随时间不断变化，第一年刚刚施用完污泥之后，土壤中物质初始浓度为：

　（1-51）

式中　C_sludge——干污泥中物质浓度，见式（1-26），mg/kg；

APPL_sludge——干污泥的年施用率，见表1-50，kg/（a·m²）；

DEPTH_soil——土壤的混合深度，见表1-50，m；

RHO_soil——土壤密度，见式（1-37），kg/m³；

C_sludgesoil1（0）——第一年污泥施用后土壤中物质初始浓度（只考虑污泥施用），mg/kg。

第一年，土壤中物质被部分去除之后，年末仍然留在土壤最上层的物质比例为：

　（1-52）

式中　k——最上层土壤的一级反应速率常数，见式（1-47），1/d；

F_acc——一年内的积累比例。

如此类推，每年年末，该年施用污泥后土壤中物质初始浓度中均有一部分（比例为Facc）仍然留在最上层土壤中，则污泥施用10年后，单纯由于污泥施用而导致的土壤中物质的初始浓度为：

　（1-53）

（3）第10年的总初始浓度

污泥施用10年，土壤中物质总初始浓度为附近点源大气沉降和污泥施用分别导致的土壤中物质初始浓度之和：

　（1-54）

1.3.3.8.4 局部土壤预测环境浓度计算

对于土壤环境介质，可以针对不同的评估终点计算出一般土壤和农业土壤暴露浓度两个不同的PECs，如表1-50所列。

土壤混合深度表示土壤评估中所关注的最上层土壤的深度范围，假设对于农业土壤，给定最上层深度为20cm，因为大部分农作物根系存在于这一深度，并且这一深度也代表了耕作深度；考虑作物生长期，对于提供人类消耗作物的农业土壤，采用180d为土壤暴露估计的平均时间；对于陆生生态系统评估，30d是与土壤微生物慢性暴露相关的时间段。局部土壤预测环境浓度为局部环境土壤中物质浓度与局部土壤背景浓度（即区域预测环境浓度）之和；对于目标化学物质，可简化忽略背景浓度。计算式为：

　（1-55）

式中　C_localsoil10——土壤中局部物质浓度，见公式（1-46），mg/kg；

PECregional_natrualsoil——天然土壤区域预测环境浓度，mg/kg，一般取值为0；

PEC_localsoil——土壤局部预测环境浓度，mg/kg。

局部土壤中物质的预测环境浓度，应用相平衡分配法，可得到局部土壤孔隙水中预测环境浓度的计算式为：

　（1-56）

式中　PEC_localsoil——局部土壤预测环境浓度，见式（1-55），mg/kg；

K_soil-water——土壤—水分配系数，见式（1-15），m³/m³；

RHO_soil——湿土壤的密度，见式（1-37），kg/m³；

PEC_{localsoil,porew}——局部土壤孔隙水预测环境浓度，mg/L。

1.3.3.9 局部地下水暴露预测环境浓度

对局部地下水进行预测环境浓度估算的目的是为了评估通过饮用水而导致的人类间接接触暴露，对于这个层面地下水暴露的计算，国际上具有若干现成的数值模型（主要用于杀虫剂等农药评估），这些模型大都需要详细的土壤特性参数，因此不太适合用于化学物质的初步评估。在进行目标化学物质的初步评估时，通常采用农业土壤中孔隙水的浓度作为地下水中物质浓度的最坏情形，由于该模式忽略了更深层土壤的转化和稀释，因此更加保守。局部地下水预测环境浓度PEC_localgrw估算为：

PEC_localgrw=PEC_localagr._soil._porew

式中　PEC_{localagr.soil.porew}——土壤孔隙水局部预测环境浓度，见式（1-56），mg/L；

PEClocal_grw——地下水局部预测环境浓度，mg/L。

1.3.3.10 顶级捕食者食物的预测浓度计算（次生毒性暴露评估）

对于次生毒性暴露评估，可认为水体或陆地的顶级捕食者，分别以水中的鱼及土壤中蚯蚓为食物，因此计算捕食者食物暴露的预测浓度（PECoral_predator），可计算蚯蚓以及鱼类体内富集的物质浓度。

1.3.3.10.1 次生毒性暴露评估条件

（1）具有潜在生物富集性

首先应考虑目标化学物质是否存在生物富集的可能性。

（2）具有哺乳动物毒性

需要考虑目标物质若在更高一级生物体中积累是否具有引起毒性效应的可能性。这一评价主要基于哺乳动物毒性数据分类，即当该物质具有急性毒性，同时被分类为“特定靶器官（反复接触）类别1”，或者“生殖毒性类别1A、1B、类别2、附加类别”的物质，需考虑其对环境中更高级生物次生毒性的可能性。对于遗传毒性中致癌物的人类健康风险评价方法，无论定性还是定量，由于致癌物的肿瘤发病率及随后的癌症风险关系，在大多数情况下很难将个体风险推算到人类群体影响，一般在环境暴露中还没有实际执行；但是对于濒危物种可能是例外，特别是那些具有长生命周期的物种，需要对其个体进行保护以保持物种的存活。

1.3.3.10.2 顶级捕食者次生毒性的暴露评估

一般吃鱼的捕食者（包括食鱼哺乳动物或食鱼鸟类）的暴露途径，如图1-8所示。

假设食鱼捕食者食物的鱼类中污染物浓度（PECoral_predator）是由从水相中摄取和吸收被污染食物（水生生物）引起，可以基于PEC_water，由生物富集系数（BCF）和生物放大系数（BMF）计算出PECoral_predator。

　（1-57）

式中　PECoral_predater——顶级捕食者食物预测浓度，即基于湿重的鱼体中预测浓度，mg/kg；

PEC_water——水中的预测浓度，mg/L；

BCF_fish——鱼类基于湿重的生物富集系数，L/kg；

BMF——鱼类的生物放大系数。

建议应使用能够反映食鱼动物或鸟类的觅食区的PEC_water来对作为食物的鱼体中化学物质的浓度进行估算，觅食区可能对不同的捕食者而有所不同，因此决定一个适当规模的觅食区域常较困难；如果使用局部环境暴露浓度（PEC_local）可能会导致高估风险，因为食鱼鸟类或动物觅食位置有可能不在排放源附近，且一般估算PEC_local时没有考虑地表水中的生物降解；但是若使用区域环境暴露浓度（PEC_regional）也许有低估风险的可能，因为区域环境内某些部分可能具有较高的浓度；因此估算时应注意确定对于暴露评估尽量合适的场景，如食物中50%来自局部环境地区（以局部年平均值PEClocal_annal表示），另外50%来自区域环境地区（以区域年平均值PECregional_annal表示）。

1.3.3.10.3 海水中食鱼及顶级捕食者次生毒性的暴露评估

海水环境中食鱼捕食者及顶级捕食者的捕食是从海水中摄取含目标化学物质的生物。生态食物链示意见图1-9，包括海水相、海水食物、海水鱼类以及两种不同水平的捕食者。从图中可见，至少需要对三种不同营养级进行目标化学物质的暴露风险评估。

（1）海水鱼类的暴露评估

海水鱼类的风险即为海水水生生物风险，已包含在海水环境暴露评估中，不必再做特别计算。

（2）海水捕食者的暴露估计

海水捕食者的暴露考虑生物富集及食物链生物放大两个因素，从水相中物质的生物富集，以及对于高疏水性物质由鱼类消耗的食物（包括不同类型的水生生物）中产生的生物累积作用，获得海水鱼类中目标物质浓度（PECoral_predater）；一般PECoral_predater可用生物富集系数（BCF）及生物放大系数（BMF1）（参见表1-22）来推算。

（3）海水顶级捕食者的暴露估计

由于高疏水性的物质可能在顶级捕食者的组织和器官中被浓缩放大，在计算顶级捕食者体内物质浓度（PECoral_top-predator）时建议使用附加生物放大系数（BMF2）（参见表1-22）。

1.3.3.10.4 陆生食物链的次生毒性评估

化学物质通过陆生食物链营养级生物的逐富积可发生生物放大作用，从而导致次生毒性，可以使用与水生环境暴露途径相似的模拟方法，如较简单的陆生食物链示意见图1-10。

由于鸟类及哺乳动物一般在捕食蚯蚓时会连同（蚯蚓 的 ）内脏内含物一起消耗，并且蚯蚓的内脏也BC含F 有BM相F1当量的土壤，因此捕食者的暴露会受到存在于土壤中物质的影响。PEC_{oral,predater}的计算为：

　（1-58）

式中　PEC_{oral,predater}——捕食者食物中的预测环境浓度，mg/kg；

C_earthworm——由蚯蚓组织中的生物蓄积和肠道中土壤对目标物质的吸附导致的蚯蚓体内目标物质的总浓度。

一般假设对于局部土壤浓度使用预测浓度PEClocal_soil（污泥施用后180d的平均值）的估算，也应使用与水生食物链相类似的暴露场景，即食物中的50%来自PEC_local，其余50%来自PEC_regional；蚯蚓肠道内含物比例很大程度上取决于土壤条件以及可得到的食物（若能得到像牛粪这样的高质量食物，则肠道中内含物比例会降低）；据报道其数值范围在2%~20%（肠道内含物干重/排空的蚯蚓组织湿重），可以取10%作为合理可接受值；完整的蚯蚓体内化学物质总浓度可以由蚯蚓组织（与BCF和土壤孔隙水预测环境浓度有关）及肠道内含物中（与土壤预测环境浓度有关）所含化学物质的加权平均来计算：

　（1-59）

式中　C_earthworm——基于湿重的蚯蚓体内化学物质浓度，mg/kg；

BCF_earthworm——基于湿重的蚯蚓生物富集系数，L/kg；

PEC_porewater——土壤孔隙水预测环境浓度，mg/L；

PEC_soil——土壤预测环境浓度，mg/kg；

W_earthworm——蚯蚓组织的质量，kg；

W_gut——肠道内含物的质量，kg；

其余符号意义同上。

其中肠道内含物的质量可以使用蚯蚓组织中肠道内含物的比例进行计算：

　（1-60）

此处：

　（1-61）

式中　CONV_soil——干湿重土壤转换因子，kg/kg；

F_solid——土壤中固体的体积比例，见表1-21，m³/m³；

F_gut——蚯蚓肠道内含物比例，kg/kg，一般取值0.1kg/kg；

RHO_soil——湿土壤密度，见式（1-36），kg/m³；

RHO_solid——固相密度，见表1-21，kg/m³。

将式（1-60）代入式（1-59），得出蚯蚓所含化学物质浓度的计算式为：

　（1-62）

式中　C_earthworm——基于湿重的蚯蚓体内物质浓度，mg/kg；

BCF_earthworm——基于湿重的蚯蚓生物富集系数，蚯蚓生物富集实测数据，L/kg；

PEC_porewater——土壤孔隙水预测环境浓度，见式（1-56），mg/L；

PEC_soil——土壤预测环境浓度，见公式（1-55），mg/kg；

F_gut——蚯蚓肠道内含物比例，kg/kg，一般取值0.1kg/kg；

CONV_soil——干湿重土壤转换因子，见公式（1-61），kg/kg。

1.3.3.11 环境人体间接暴露

1.3.3.11.1 概述

环境中化学物质对人体的间接暴露可能会通过食物（鱼类、谷物、肉类与奶制品及农作物等）及生产与生活中的饮用水、吸入空气和对土壤接触等活动而发生。人类食物中目标物质的浓度与水、土壤、空气及生物等环境介质中物质的浓度有关，也与其生物蓄积潜力以及生物转化行为有关；在估算人体日摄入量的模型中，对于化学物质，使用局部预测环境浓度。不同国家或地区间的人类行为可能存在显著差异，即便同一国家地区，也会存在个体差异；因此在拟保护的人群之间，间接暴露的情况会有很大差异；暴露场景特性的选择将会对评估结果产生主要影响，由于涉及对人群来源和活动的行为过程，及对所有局部环境目标物质源头的分布和强度进行准确的统计评价才可能获得科学全面的评估方法，这样较完善的评估方法实施是相当困难的，因此通常实践中选择采用折中的较简单的经验性与数理统计相结合的方法。一般原则上人体间接暴露在两个空间尺度上进行评估：点源附近地区的局部评估，以及加大范围使用平均浓度的区域性评估。假设在局部环境评估中，所有食品均来自某一点源附近；在区域环境评估中，所有食物都取自区域模型环境；这里的局部范围代表了个案最坏情况，实际上人们不会100%仅仅消耗来自点源附近的食物，因此局部评价代表了一种事实上不存在的情况；但通常总的暴露中总有某一种或两种途径起主导作用，因此由这些途径造成的局部环境暴露也并非不切实际；区域环境评估代表更高水平的暴露情况，但它不能确保对消耗来自点源附近食物的个体的保护，区域评估表示区域中居民的潜在平均暴露情况。可见，一般的间接人体暴露估计，只用于指出潜在的风险问题，可作为有助于决策的工具，而并不能作为真实的实际人类暴露情况的测算。

对人体间接暴露核心物质的风险估计，需要定义标准化的参考消耗方式，由于不同地域之间存在人群习性及食物消耗速率和方式的差异，所以选择一个平均或者最坏情况常觉困难；欧盟为解决不同成员国间食物摄入速率的差别，对于每一种食品，都使用所有成员国中最高水平的平均食品消耗速率，并假设出一种事实上并不存在的最坏场景的“总食物篮”，作为初步暴露风险评估，最初可以先关注这个最坏的假设环境暴露场景。间接暴露计算的输出结果是区域和局部经由环境间接摄入物质的总人体内吸收剂量，将这些值与外暴露的DNEL值作比较来进行人体暴露风险评估。间接人体暴露计算需要的输入数据是在环境暴露评估计算中所得的PEC值，涉及的PEC值列于表1-51。此外，还需要生物富集系数（BCF），土壤累积系数（BSAFs），以及人类对谷物、奶制品及肉类的摄入速率，其中欧盟的默认值见表1-52。通常，如果申报的化学物质的量大于100t/a，且该物质具有长期暴露毒性或遗传致癌或致突变性，或具生殖毒性，则需进行该步骤的暴露风险估计。

1.3.3.11.2 摄入介质中物质浓度估计

（1）通过环境介质暴露

①通过空气吸入的暴露 对于挥发性化合物，这一暴露途径对总暴露的贡献较大，空气中物质浓度计算方法见1.3.3.3部分相关内容。与该暴露途径最相关的是吸入暴露场景，建议使用最坏情况的场景：即在一定的化学物质的空气浓度下人类持续的慢性暴露可能产生的风险评估，建议可将呼吸吸入暴露与经口暴露加在一起考虑。

②通过土壤摄入或皮肤接触的暴露 一般这些途径的暴露可暂不考虑，只在土壤受到严重污染的情况下，这些途径才能对总暴露有明显的贡献。

③饮用水暴露 环境中人体饮用水可来自于地表水或者地下水，地下水可能由于土壤表面的淋溶作用被污染，地表水可能通过直接或间接的排放被污染。

（2）通过食物消耗暴露

评估人类食品（主要指鱼类、叶作物、根作物、肉类以及乳制品）中的目标物质浓度，常需要对生物富集系数（BCF）或者生物转移系数（BTF）进行估算，假设暴露阶段持续足够长的时间，以使其达到一个稳定状态，因此可以用固定的系数进行描述；一般通过试验实测的生物富集系数优于估算值。

①鱼类的生物富集 环境中生活在受污染地表水中的鱼类，能够通过腮或者食物吸收化学物质（尤其是亲脂性物质），且由于脂类的富积作用可使鱼体中的浓度比水中浓度大几个数量级；通常鱼类的生物富集系数与化学物质的正辛醇—水分配系数（K_ow）有很好的相关性。目前除鱼类外的其他水生生物导致的人类间接暴露场景还无法进行标准化的暴露评估，因为迄今为止国际较公认的生物富集标准测试方法只涉及鱼类，而其他水生生物的有效数据尚缺少。

②从土壤或空气到植物的生物转移 农作物等植物是人类和牲畜食物的主要组成部分，因此植物的消耗也是人类通过环境间接暴露于目标化学物质的主要途径之一。在预测植物体内化学物质的浓度时，主要的问题有粮食作物由上百种不同的植物物种组成，品种特性差异大；被消耗部分涉及植物的不同组织（根、块茎、果实、叶片），成分特性差异大；不同植物对目标化学物质暴露的环境特性差异较大；植物可以通过土壤吸收而被暴露，也可以通过气体吸收和空气沉降被暴露，因此暴露的环境介质特性差异较大。这些问题可看出，任何基于假设的计算模型仅能对植物中的浓度做一个粗略的估计；在模型预测时，可能需要对块茎类植物和叶片类农作物分别对待，且植物暴露场景应当考虑包括土壤以及空气途径。

土壤中的吸收是一种由植物叶片蒸发或者根部物理吸附控制的被动过程，从气相吸收进入叶片也可被看做是一个被动的过程，其中叶片的各组成部分（气相、液相、固相）与空气浓度处于平衡状态。一般可用空气—水分配系数（K_ow）和空气—水分配系数（K_aw）来评定空气和植物之间的分布，可以使用一些较成熟的模型方法来估计由土壤和空气吸收导致的植物叶片或根中目标化学物质的浓度。

③肉类或奶制品中的生物转移 通常牲畜会通过摄食生长于土壤中的草或者其他的饲料、饮用水以及吸入空气从而暴露于化学物质，从而亲脂性化学物质会在动物肉脂类中易于蓄积，并会转移到奶类中，这一过程通可用生物转移系数来表征。生物转移系数可以假设定义为肉脂类稳态下的目标物质浓度除以物质日摄入量的商。

（3）人体总日摄入量

当获得了人体各摄入介质中的化学物质浓度，可通过将每一介质的贡献值相加，即可从每一介质的日摄入速率中估算总日摄入速率。