人类健康风险评估
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人类健康风险评估范文第1篇
1健康管理和风险评估控制
健康管理是一个对于健康造成危险因素的全面管理的过程，其能有效提高人、集体以及社会的积极性，进而尽可能地将有限的资源运用于保持人类健康之中。健康管理最早出现于北美地区的临床预防服务，目前在我国的教学材料中也将健康管理称为临床预防服务。其实现个性化健康干预的方法是合理改善个人行为生活方式。在近两年来随着医疗研究技术的不断发展，健康管理已经从由家庭医生承担的临床预防护理模式发展为医院、保险机构以及IT等行业共同参与健康管理模式。健康管理师目前在我国率先成为一种新型行业，健康风险评估与控制作为健康管理中最为重要的部分，其只能采取健康风险评估手段和进行健康干预措施才能有效实现健康管理，并且能有效控制慢性病，让患者摆脱病魔困扰。临床医学专业学生通常对于预防医学的学习并不是很重视，其通常专注于研究临床医学，并且更希望将来成为临床医生或某科的专家学者。近年来随着我国人口老龄化，慢性病的发生率也呈现出逐年增高的情况。因此对于慢性病更需要健康合理的维护，未来对于临床预防医学的人才需求也会越来越多。
2健康管理的组成部分和运用
健康管理是由服务对象的个人健康信息、健康风险评估以及健康干预3个部分组成。服务对象的个人健康信息主要有个人一般资料情况、行为生活方式、健康状况、疾病家族史、医学体检以及部分实验室检查指标。健康风险评估的主要过程是将个人健康信息输入计算机软件，之后分析和预测个人在之后一段时间可能存在的健康风险。评估的结果进行高危、中危以及低危分级。健康干预是根据上2个部分的评价结果提出相应的健康干预措施，并且动态追踪效果，从而起到促进患者健康的效果。以上3个部分是长期的、连续的，且周而复始的服务过程。在对患者实施健康干预之后根据不同患者的具体效果来制定进一步的干预方案，这样才具有长期预防疾病的效果。
3健康风险评估与控制在教学中的运用
在进行健康管理时需不断建立和完善多种健康风险评估。健康风险评估技术有单因素加权法和多因素模型法两种，单因素加权法的基础是单一健康危险因素和发病率，以危险性作为强度，从而计算各个因素得出患病的危险性。这种方法的优点是只需少量的数据分析，且计算方法较为简单。多因素模型法是在数理分析的基础上采用流行病学、统计学以及数学模型方法确定患病的危险性与健康危险性之间的关系模型。这种方法能采用健康危险分级的方法制定出不同个体相应的健康干预方案。根据实际对学生的教学情况可将健康风险评估分为两部分，其一是是根据指定的案例信息进行相应的评估和干预，其二是学生自身健康风险的评估和干预。但是因为学生有学时的限制，使健康风险评估与控制的内容不能在课堂内完全学习完，所以导师在前一部分案例讲解完后，引导学生分析评价自己或家属所存在的健康危险因素。尤其是学生自己父母有高血压等心血管疾病的更应该注意查找自身健康的危险因素。通过对学生维护健康的积极性将健康管理理念完全教授给学生，进而尽可能地提高预防医学的质量。
4建立健康管理教学基地
学生在完全掌握健康风险评估技术的基本原理和操作技能后即可给予实践机会，这样就将所学的理论知识和实践相结合。学校应当提供学习讲座和技能的培训，建立教学实习的基地，使学生在进行社会时间时不仅能熟练掌握健康管理的全部过程，还能够服务于社会，积极地参加到慢性病的预防和控制的工作中，使自身得到充分的锻炼。
5小结
人类健康风险评估范文第2篇
（上海格林曼环境技术有限公司，上海 210000）
摘要：随着我国污染场地环境管理水平的不断提升，风险评估已成为场地环境调查和修复中间必不可少的一个环节，国家和地方层面也相继颁布了一系列技术规范文件以指导污染场地风险评估工作的开展。以场地风险评估的工作程序为主线，依次对国家和地方技术规范文件确定的技术路线和主要工作内容的异同点进行了比较分析，并对完善我国污染场地风险评估技术方法体系提出了相关建议。
关键词 ：污染场地；风险评估；技术方法
中图分类号：X82 文献标识码：A 文章编号：1008－9500（2015）07－0047－06
收稿日期：2015－06－09
作者简介：李春平（1988－），女，辽宁阜新人，硕士研究生，主要从事污染场地风险评估与场地修复方面的研究。
近年来，随着城市化进程的加快及产业结构的快速调整，我国大中城市多种行业企业的关闭和搬迁一直在持续进行，由此遗留的潜在污染场地的环境管理工作正受到国家和地方层面越来越多的关注和重视。
早在2009年10月，北京市就开始实施《场地环境评价导则》（DB11/T 656-2009）［1］（北京导则），以规范北京市污染场地的环境评价和风险评估流程，防止潜在污染场地的开发利用危害群众健康。2010年1月，重庆市颁布《重庆场地环境风险评估技术指南》［2］（重庆指南），从场地环境调查、风险评估及修复方案3方面规定了重庆市污染场地环境风险评估和修复工作要求。2011年8月，北京市《场地土壤环境风险评价筛选值》（DB11/T 811-2011）［3］（北京筛选值），作为潜在污染场地开发利用时是否需要开展环境风险评价的判定依据。2013年6月，浙江省颁布《污染场地风险评估技术导则》（DB33/T 892-2013）［4］（浙江导则），详细规范风险评估的整个流程，并提出浙江省适用的部分关注污染物的土壤风险评估筛选值。2014年2月，国家环境保护部《污染场地风险评估技术导则》（HJ25.3-2014）［5］（国家导则），从国家层面规范了污染场地人体健康风险评估工作。2014年10月，上海市制定《上海市污染场地风险评估技术规范》（试行）［6］（上海规范），以规范上海市污染场地人体健康风险评估的原则、内容、程序、方法和技术要求。
人体健康的定量风险评估已成为我国污染场地管理体系中必不可少的技术手段［7］。本文以污染场地风险评估的工作程序为主线，依次对国家导则和各个地方技术规范文件确定的技术路线和主要工作内容的异同点进行了全面的比较分析，并对完善我国污染场地风险评估技术方法体系提出了相关建设。
1风险评估的工作内容和程序
国家导则按照污染场地风险评估的工作流程将其划分为5部分：危害识别、暴露评估、毒性评估、风险表征和控制值计算。地方导则中，浙江导则和上海规范中风险评估的工作程序与国家导则保持一致。北京导则中，风险评估作为场地环境评价中污染识别和现场采样分析后的第三阶段，主要内容为建立场地概念模型、进行风险计算、确定修复目标并划定修复范围。重庆指南中，首先要求对第一阶段场地污染调查进行了工作回顾，在补充污染调查的基础上，提出了暴露分析、毒性分析和风险评估的要求，并要求在污染土壤修复方案中提出土壤的修复标准，重庆指南中同样未涉及地下水的修复标准。
国家导则和地方导则中关于风险评估工作内容的规定比较见表1。
由表1可见，国家导则和地方导则中风险评估的主要工作程序基本保持一致，只有北京导则在工作程序中未明确提及毒性评估，仅在附件中列举了一些常见污染物的毒性参数，作为污染物毒性评估的参考依据。
2危害识别与筛选值
2.1危害识别
危害识别为污染场地风险评估的第一阶段。国家导则中，此阶段需获取如下场地信息：详尽的场地相关资料及历史信息、场地土壤和地下水样品中污染物的浓度数据、场地土壤的理化性质分析数据以及场地气候、水文及地质特征信息数据等，并要求明确场地及周边地块的土地利用方式，在此基础上来确定场地的敏感受体，并结合相应筛选值通过一定的技术方法来确定场地的关注污染物。
北京导则中虽未明确提出危害识别这一阶段，但在场地环境评价的第一阶段污染识别及第二阶段现场勘查与采样分析中分别提及资料收集及污染识别等相关内容，并在第三阶段风险评价的“建立场地概念模型”中，明确在此过程中需要确定污染源、未来用地方式并确定污染场地受影响的人群。重庆指南中场地环境风险评估程序中提及了污染源分析阶段，但其资料调查分析及采样分析分别在场地环境调查及污染调查工作回顾中进行，土地利用方式、敏感受体及关注污染物则在暴露分析中进行详细阐述。浙江导则和上海规范中危害识别阶段的内容与国家导则保持一致。
需要指出的是，在确定场地敏感受体时，除考虑居住人群等敏感人群外，国家导则、浙江导则和上海规范均考虑了土壤污染对地下水的影响，将地下水同样列为敏感受体之一。北京导则在此阶段提及的敏感受体仅涉及受影响的人群，而重庆指南在风险暴露评估分析中提及的敏感受体包括居民和临时活动人员，但均未考虑地下水体等其他可能的受体。
部分地方导则将危害识别阶段与场地环境调查或其他相关工作阶段一同进行阐述，而国家导则对此的技术要求则相对清晰完整。
2.2筛选值
在进行关注污染物的初筛时，一般应用筛选值作为判定是否开展土壤或地下水环境风险评价的启动值。
国家导则中虽暂未制定污染物的土壤和地下水筛选值，然而环境保护部已《建设用地土壤污染风险筛选指导值》（征求意见稿），待正式后可作为国家层面筛选土壤中关注污染物的参考。北京市有一套完整的土壤筛选值［3］，共制定了88种污染物的土壤筛选值，可以作为北京市场地土壤环境风险评价的参考启动值。重庆指南中，对于未来用地性质没有明确规定时，要求应用《展览会用地土壤环境质量评价标准（暂行）》（HJ 350-2007）［8］（展览会用地标准）A级标准对污染物进行筛选。浙江导则中同样列举了88种污染物的土壤风险评估筛选值，作为当地土壤关注污染物筛选的参考依据。上海目前要求分别应用展览会用地标准A级标准和《地下水质量标准》（GB/T 14848-93）［9］（地下水国标）Ⅲ类标准及其他相关的环境质量标准对土壤和地下水中的污染物进行筛选。目前看来，除上海参考地下水国标进行地下水中污染物的筛选外，国家和其他各地方均暂未制定地下水中污染物的筛选值。
对比北京和浙江的土壤筛选值，污染物的种类及筛选值均相同。北京筛选值中单独制定了公园与绿地用地方式的土壤筛选值，与住宅用地相比，公园与绿地用地方式的土壤筛选值相对宽松；浙江则将住宅用地、公园与绿地用地方式统称为住宅及公共用地。对比北京/浙江住宅用地土壤筛选值和展览会用地标准A级标准，仅少数污染物如砷、镍、多氯联苯及滴滴涕等的住宅用地土壤筛选值与展览会用地标准A级标准相同，大部分污染物均存在差异性。
3 暴露评估
暴露评估是在危害识别的基础上确定场地土壤和地下水污染物的暴露情景、主要暴露途径和暴露评估模型，确定评估模型参数取值，计算敏感人群对土壤和地下水中污染物的暴露量。
3.1暴露情景
暴露情景是指在特定土地利用方式下场地污染物经由不同暴露途径迁移和达到受体人群的情况，其对后续暴露量计算公式的选择起着重要的指导作用。国家导则、重庆指南和上海规范均对暴露情景进行了明确的分类，基本可分为以住宅用地为代表的敏感用地和以工业用地为代表的非敏感用地；浙江导则中对暴露情景的分类则以敏感人群中是否涉及儿童来定；北京导则中暂未明确提及暴露情景这一说法，但在北京筛选值中分别提及住宅用地、公园与绿地和工业/商服用地的土壤污染物筛选值。
3.2暴露途径
暴露途径是场地污染物迁移到达和暴露于人体的方式。对比分析各导则的暴露途径，国家导则和上海规范对暴露途径的考虑比较全面，在综合考虑保护人体健康各途径的基础上，还考虑了对地下水的保护即土壤淋溶至地下水的暴露途径。重庆指南对各暴露途径尚未进行详细的划分，如未区分土壤呼吸吸入途径的室内外颗粒物及蒸气，未考虑土壤淋溶至地下水及地下水室外蒸气途径等，但增加了其他导则中没有的土壤果蔬种植摄入及地下水皮肤接触暴露途径。
风险评估技术的暴露途径比较见表2。
3.3暴露量计算及暴露参数
在进行暴露量的计算时，国家及各地方导则应用的模型基本保持一致。其中，北京导则和重庆指南直接将污染物的浓度带入暴露量的计算中，计算得到各暴露途径土壤或地下水中污染物的暴露量，其他导则仅计算得到各暴露途径下土壤或地下水的暴露量。此外，重庆指南在计算呼吸吸入途径污染物的暴露量时，未区分污染物室内外颗粒物及蒸气。
国家及各地方导则均按照敏感受体及暴露情景的不同，对风险评估中需要的暴露参数进行了统计。国家导则、浙江导则和上海规范中统计的暴露参数相对较为详细，考虑了住宅和工业用地两种暴露情景；北京导则中统计了包括体重、皮肤表面积、暴露频率在内的7种暴露参数，考虑了居住、公园、商业和工业用地4种暴露情景；重庆指南在统计暴露参数时，考虑的暴露情景更加详细，综合考虑了居住、工业、商业/娱乐/市政用地、开挖施工及农业用地。
风险评估技术暴露参数的比较（以住宅类敏感用地为例）见表3。
表3以住宅类敏感用地为例，选取了部分代表性暴露参数进行了比较，与国家导则相比，上海规范的参数取值与其基本保持一致，其他导则中部分参数取值与其保持一致，取值不同的各参数与国家导则相比差别不大。
4毒性评估
毒性评估即在危害识别的基础上，分析关注污染物对人体健康的危害效应，包括致癌效应和非致癌效应，确定与关注污染物相关的毒理学及理化等参数。
4.1污染物毒性分级及参数
美国国家环保局（United States Environmental Protection Agency，USEPA）对污染物进行了如下毒性分级。A：人类致癌污染物；B2：很可能的人类致癌污染物；C：可能的人类致癌污染物；NA：暂时未对其致癌性进行划分［10］ 。我国目前参考USEPA对污染物进行毒性分级。
污染物致癌效应的毒性参数包括呼吸吸入单位致癌因子（IUR）、呼吸吸入致癌斜率因子（SFi）、经口摄入致癌斜率因子（SFo）和皮肤接触致癌斜率因子（SFd）。污染物非致癌效应的毒性参数包括呼吸吸入参考浓度（RfC）、呼吸吸入参考剂量（RfDi）、经口摄入参考剂量（RfDo）和皮肤接触参考剂量（RfDd）。
国家导则中，呼吸吸入途径的SFi和RfDi可分别通过IUR和RfC外推得到，皮肤接触途径的SFd和RfDd则可分别通过SFo和RfDo外推计算得到，并列出了外推计算公式。北京导则中，呼吸吸入途径的SFi和RfDi及皮肤接触途径的SFd和RfDd直接为文献参数值，未进行外推计算。重庆指南中暂未列举污染物的毒性参数。浙江导则中直接列举了部分污染物的毒性参数，对于未收录的污染物毒性参数，规定可参考国外毒性数据库或可根据相关外推模型进行计算。上海规范与国家导则保持一致，在毒性参数取值时应用了具体的外推模型进行计算。
对比国家及各地方导则中污染物的毒性参数，由于参考不同的文献，污染物的毒性参数各有不同，污染物毒性参数的差异会导致后续污染物风险的不同，在风险评估中需根据地方政府的要求合理选择污染物的毒性参数。
4.2污染物理化性质及其他参数
风险评估中还涉及到一些污染物的理化性质参数及其他一些和暴露途径相关的吸收因子参数。
国家导则、浙江导则和上海规范中分别列表给出了部分污染物的理化参数，而北京导则和重庆指南中暂无污染物的理化性质参数。具有代表性的理化性质参数即无量纲亨利常数（H’）、水中扩散系数（Dw）、空气中扩散系数（Da）、土壤-有机碳分配系数（Koc）和水溶解度（S）等，浙江导则中未给出溶解度的参考取值。由于参考不同的文献，各导则中污染物的部分理化性质参数取值也存在不同。以四氯化碳为例，对比国家导则和上海规范，其H’和S的取值相同，而Dw、Da和Koc存在轻微差异；对比浙江导则和上海规范，其Dw和Da的取值相同，而H’、Koc和S存在轻微差异。
四氯化碳理化性质参数的比较见表4。
污染物的吸收因子参数主要包括消化道吸收因子ABSgi、皮肤吸收因子ABSd和经口摄入吸收因子ABSo，分别用于计算皮肤接触致癌斜率因子及参考剂量、皮肤接触土壤途径的土壤暴露量和经口摄入土壤途径的土壤暴露量。国家导则、浙江导则和上海规范对吸收因子参数考虑的较为全面，北京导则中仅考虑了ABSd，重庆指南中考虑了ABSd和ABSo。参数取值方面，各导则中污染物的ABSgi和ABSo的取值均相同，由于参考不同的文献，各导则中污染物的ABSd不完全相同。
5风险表征
风险表征是在暴露评估和毒性评估的基础上采用风险评估模型计算土壤和地下水污染物的致癌风险和危害商。
在进行污染物的风险表征时，国家导则和地方导则的相同之处在于，均分别考虑了致癌污染物的致癌风险和非致癌污染物的非致癌危害商，并首先分别计算土壤或地下水中单一污染物经单一途径的致癌风险和非致癌危害商，再计算单一污染物的总致癌风险和非致癌危害指数，计算方法也保持一致。此外，国家导则和地方导则均选择相对保守的10～6作为单一污染物的可接受致癌风险水平，选择1作为单一污染物可接受非致癌危害商。
国家和地方导则的不同之处在于，首先，在进行单一污染物非致癌危害商的计算时，是否考虑暴露于土壤和地下水的参考剂量分配系数SAF和WAF。上海规范同国家导则应用的推荐模型保持一致，在进行非致癌危害商的计算时，均考虑了暴露于土壤和地下水的参考剂量分配系数，而北京导则、重庆指南和浙江导则未对其进行考虑。此外，在完成污染物总致癌风险和非致癌危害指数的计算后，应进行不确定性分析，以分析污染场地风险评估结果不确定性的主要来源，国家导则、重庆指南和上海规范中分别对该部分内容进行了详细分析，而北京导则和浙江导则中未涉及该部分内容。
6风险控制值的计算及修复目标值的确定
污染物的风险控制值是基于健康风险评估模型的计算值，是确定污染场地修复目标值的重要参考值。而污染物的修复目标值是根据不同修复方式（原位/异位）和不同修复技术（污染物总量削减/风险途径控制）而确定的，修复目标值不完全等同于风险控制值。
6.1风险控制值的计算
当风险评估结果表明场地土壤或地下水中污染物浓度超过可接受风险水平时，需要计算土壤和地下水中关注污染物的风险控制值。国家导则、浙江导则和上海规范中计算污染物风险控制值应用的模型基本一致，不同之处在于在进行非致癌污染物的风险控制值计算时，国家导则考虑了暴露于土壤和地下水的参考剂量分配系数SAF和WAF，而地方导则中未对其进行考虑。北京导则和重庆指南中均仅提及计算方法，未给出计算模型。
此外，国家导则和上海规范中考虑了对地下水环境的保护，主要考虑土壤污染物淋溶至地下水后对地下水造成的危害，制定了保护地下水的土壤风险控制值的确定方法。其他导则中暂未考虑对地下水环境的保护。
6.2修复目标值的确定
国家和各地方导则中对污染物修复目标值有不同的确定方法。我国《污染场地土壤修复技术导则》（HJ25.4-2014）［11］中指出，在分析比较风险评估计算获得的风险控制值、场地所在区域土壤中目标污染物的背景含量及国家有关标准中规定的限值后，合理提出土壤目标污染物的修复目标值。北京导则中，在确定污染物的修复目标值时，还应参考该污染物的检出限、评价地区的土壤和地下水中污染物的背景值、当地的法律法规和修复技术的可行性。重庆指南中，需综合考虑技术、经济等，执行相对严格的修复目标值。浙江导则中指出，应根据污染物的风险控制值以及场地的实际情况和用途确定修复目标值。上海规范中明确区分了污染物的风险控制值及修复目标值，当选择原位修复技术时，修复目标值可引用风险控制值；选择异位修复技术时，修复目标值应根据不同的修复策略和处置方式制定。
需要指出的是，对于地下水的修复目标值，浙江导则还有一特殊规定，要求在比较经过风险评估计算得到的地下水修复限值及《地下水质量标准》（GB/T 14848-93）中规定的地下水污染物浓度最大限值的基础上，选择最小值作为污染场地地下水修复建议目标。
7 其他
铅污染场地的风险评估在国家和地方导则中均有提及但各有不同。与其他化学物质的非致癌性危害相比，铅的主要特点即在很低的浓度下依然可能对儿童或胎儿造成非致癌危害。
国家导则和上海规范的适用范围中均指出其不适用于铅、放射性物质、致病性生物污染及农用地土壤污染的风险评估。而北京导则和浙江导则的适用范围中则未提及不适用于铅污染场地的风险评估，也未给出铅的毒性参数，但均提出了铅的土壤参考筛选值。重庆指南中，对于住宅用地及公共用地，铅污染场地风险评估采用儿童血铅评估方式，要求经各种暴露途径导致的儿童体内血铅水平高于0.1 mg/L的概率小于5%，其具体方法参照USEPA公布的方法；而对于商服及工业用地，铅污染场地采用单因子评价方法，评估标准为展览会用地标准中的B级标准。
8结论与建议
8.1结论
从以上综合比较分析可以得出以下结论。
（1）我国污染场地风险评估相关的国家导则和地方导则中有关风险评估的工作内容和程序要求基本相同，各工作程序的内容综合比较也无很大差异。
（2）在进行污染场地风险评估时，各导则考虑的污染物暴露途径各有不同，而暴露途径的选择不同，将导致风险评估的结果存在差异。
（3）各导则对于包括暴露参数、毒性参数及理化参数等在内的数据库的选择各有不同，这也将导致计算得到的污染物风险控制值或修复目标值存在差异。
（4）在进行非致癌污染物的风险评估时，计算危害商及风险控制值时，模型中是否考虑暴露于土壤和地下水的参考剂量分配系数，将对非致癌污染物风险评估的结果存在影响。
8.2建议
我国污染场地风险评估技术方法有关的国家和地方导则各有优势和不足，国家导则在评估程序、各程序的工作内容、风险评估各计算模型的选择等方面相对完善。通过对比分析，对完善我国污染场地风险评估技术方法提出了如下相关思考和建议。
（1）国内有关场地土壤及地下水污染物的筛选标准尚不完善，且大多仅有污染物的土壤筛选值，基于此，建议从国家和地方层面分别完善各自的土壤筛选值并制定地下水筛选值。
（2）暴露评估阶段，各地应以国家导则作为参考依据，并根据本地区的实际情况，完善地方特定的暴露参数数据库。
（3）毒性评估阶段，国家和地方导则中污染物的毒性参数取值各有不同，且均参考国外的污染物毒性参数数据库，建议从国家层面整体规范污染物的毒性参数。
（4）建议在制定非致癌危害商及非致癌污染物的风险控制值时，统一考虑暴露于土壤和地下水的参考剂量分配系数。
（5）污染场地风险评估应从健康与环境两个方面来进行，应考虑对地下水环境的保护。
参考文献
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人类健康风险评估范文第3篇
【关键词】铅 食品安全 健康危害 风险评估
Security Risk Assessment of Pb to Health Hazard
ZHOU Yujie
(Xiangchen Center for Disease and Prevention,, Henan 400299,china)
【Abstract】Pb has significantly poison to nervous system, bone marrow hemopoiesis, alimentary system, reproductive system and other function in body, especially to gravida,infant and children .on the basis of risk assessment theory(hazard identification, hazard characterization, exposure assessment and risk characterization), the research on harm risk assessmen of Pb was summarized from food safty
【Keyword】Pb; food safty; Health Hazard; risk assessment
中图分类号：TS201.6 文献标识码：B 文章编号：1005-0515（2011）3-374-02
大多数普通消费者的食品安全观念仅仅局限在农药兽药残留和假冒食品上，对重金属污染影响食品安全的问题知之甚少。铅是对人体毒性最强的重金属之一。由于人类的各种活动，特别是随着近代工业的发展，铅向大气圈、水圈以及生物圈不断迁移，再加上食物链的累积作用，人类对铅的吸收急剧增加，吸收值已接近或超出人体的容许浓度。铅的摄入已经成为危害人体健康不容忽视的社会问题，从食品安全角度研究铅与人体健康之间的关系，评估铅给人类健康带来的风险具有重要的学术价值和现实意义。
1 评估框架
1995年食品法典委员会（CAC）对风险评估所下的定义是：对由于人体暴露于食源性危害而产生的危害人体健康的已知或潜在的作用的发生可能性与严重程度所做的科学评估。这一过程包括以下步骤：:危害鉴定（hazard identification）、危害特征描述（hazard characterization）、暴露评估（exposure assessment）、风险特征描述（risk characterization）[1]。
1.1 危害鉴定
危害鉴定是指对某种已知有潜在影响健康的因素进行的认定。危害鉴定的目的在于确定人体摄入化学物的不良反应，对这种不良效应进行分类和分级[2]。铅是典型的慢性或积累性毒物。当个体暴露于低剂量铅时，一般观察不到对人体健康造成的影响，文献没有报道过它的LD50值。经过短期铅盐饲喂，从实验动物得到的最低可观察致死剂量范围为300～400mg/kg[3,4]。
1.1.1 对神经系统的影响。当人暴露于高浓度的铅时，最明显的临床病症是脑部疾病。症状常为易怒、注意力不集中、头痛、肌肉发抖、失忆以及产生幻觉，严重的将导致死亡。该种情况通常在血铅水平超过了300μg/dl时发生。在血铅水平为100μg/dl时还观察到了其他一些针对中枢神经系统的间歇作用[4，5]。这种综合症常在儿童身上观察到。特别是当血铅水平超过30μg/dl时，神经传导速度的降低常被认为与之有关。
1.1.2 对肾脏的影响。铅可能会导致两种肾病。一种是常在儿童中观察到的急性肾病，它是由于短期高水平铅暴露，造成线粒体呼吸及磷酸化被抑制，致使能量传递功能受到损坏。这种损坏作用一般是可逆的。有文献报道，可检测到肾功能损害对应的最低血铅水平为40μg/dl[7,8]。另一种肾病是由于长期铅暴露导致肾丝球体过滤速率降低以及肾小管的不可逆萎缩。
1.1.3 对血液的影响。人体因为铅慢性毒害引起的最主要病症之一是贫血。铅引起机体产生贫血，原因之一是通过干扰血红蛋白的重要组成部分亚铁血红素的合成而阻滞血红蛋白生物合成，红血球生命周期缩短，血液合成受阻。造成贫血的另一个原因是铅引起溶血，铅与红细胞膜上的三磷酸腺苷酶结合并对它产生抑制作用，该酶可以控制红细胞膜K+、Na+、H2O的分布；当酶的作用被抑制时，K+、Na+、H2O的分布失控，红细胞皱缩、细胞膜弹性降低、脆性增大，红细胞在血液循环中易受伤破碎，造成溶血，最终引起贫血。当血铅水平达到80～100μg/dl时，血红素的抑制作用能被检出[5]。
1.1.4 对发育的影响。Needleman等人曾报道，波士顿一组妇女在怀孕期间有过铅暴露，她们的后代出现先天性畸形的机率增加[8]。还有报道，新生儿体重的减少以及妊娠期的缩短与子宫铅暴露量有关[9，10]，但与之相悖的结论也有报道[4，11]。
在非职业性铅暴露水平下，最重要也是研究最多的是铅对儿童神经行为发育的影响。曾报道了儿童血铅水平与儿童智商（IQ）值减少之间的相关性。很多类似的典型实验都研究了这个问题。
1.1.5 对心血管的影响。铅暴露可能导致高血压和心血管疾病发生率的增加[4]。
1.1.6 对生殖功能的影响。流产和死产可能与孕前以及孕期内铅暴露相关[4]；另外，严重职业性铅暴露会导致男性数量减少和畸态数量增多[4][7]。
1.1.7 致癌作用。铅对动物具有肯定的致癌作用，对人的致癌作用目前证据不充分。国际癌症研究机构(IARC)将其分类为2B类，即对动物是致癌物，对人类为可疑致癌物。有报道，铅冶炼厂和电池厂工人的肺癌、消化道癌以及肾癌的标准死亡率从1升至2.5，其对应的血铅范围为40～100μg/dl [4]。
1.1.8 致死效应。由于职业性铅暴露，血铅含量超过50μg/dl时，死亡率增加在该种暴露情况下的死亡原因常与铅污染引起的心血管疾病、肾病以及癌症相关。
1.2 危害特征描述
危害特征描述是指由此危害引起的不良健康作用的评估，该步骤的核心是剂量―反应关系评估，即确定暴露于化学性、生物性与物理性因子的大小（剂量)和与之相关的不良健康作用（反应）的严重程度和/或频率的关系[1]。剂量―反应关系拟合模型是在相应暴露模型的基础上加上剂量―反应部分发展而得。Schwartz在Bellinger等人研究的基础上，进一步完善了血铅含量与IQ值之间的剂量―反应关系模型，该模型包含13个变量。结果发现，一个IQ分数变化对应着2～4μg/dl的血铅含量变化，并且在高血铅含量时影响更为显著。Schwartz还进行了七个研究的转换分析，根据文献中的剂量―反应关系的回归系数来估计相关的变量。在该分析中发现，血铅含量从10μg/dl升至20μg/dl时，会导致约2.5个IQ分数的下降。但以上分析对于风险评估的目的来说存在着缺陷，主要表现在没有将人口变化(易感人群)以及评估的不确定性(测量误差、采样偏差、模型选择等)考虑在内。国际法典委员会食品添加剂与污染物委员会(CCFAC)使用三种关系模型(linear，hockey stick，Hill)来代表剂量一反应关系中的不确定性；两种关系模型(normal，lognormal)来代表人口变化因素。其中三参数的Hill模型被给予了更多关注，因为它在低剂量铅暴露下提供了更好的数据吻合。
1.3 暴露评估
暴露评估是指生物性、化学性与物理性因子通过食品或其它相关来源摄入量的定性和/或定量评估[l]。对于大多数非吸烟人群，铅暴露主要来自食物和水。对于婴儿和幼童，食物、空气、水、灰尘或土壤都是造成铅暴露的重要潜在途径，同时对于4～5月大的婴儿，牛奶、配方奶粉和水是铅暴露的最主要来源[7]。
食品摄人量调查主要有三种：食品日记、24h膳食回忆调查以及膳食历史调查。
铅是慢性毒物，需要对长期的暴露进行安全性评估。对于经常摄入的食物种类，消费者常对某一特定食品消费很多次，这时的铅摄入量用食品的消耗分布与食品中铅含量的算术平均值的乘积来表示。总铅摄入量通过在蒙特卡罗(Monte―Carlo)模型中拟合不同的分布得到。然而，简单的加合不同分布并不能将特定食品种类的相互关系考虑在内，因为一种食品的高摄入量可能伴随着其他种类食品的摄入。这种相关关系可以通过引入统计关系模型来关联各种食品，或者对食品消费调查得到的数据进行精确地拟合。对于较少食用的品种，个人的铅摄入量用一段时间内铅摄入量的平均值代表。如果铅暴露偶尔发生或是短时间内的高水平暴露，常用0’Flaherty药物动力学模型来表示。
铅在地球上广泛存在，其水平大致符合log正态分布且向高水平倾斜，在平均铅水平很低时，很多人实际上已经处于铅高暴露状态下，特别是婴儿和儿童。城市儿童以及低收入家庭也常常可能处于铅高水平暴露下。Lacey等人很好地评估了婴儿血铅值与膳食摄入铅之间的关系。对于婴儿与幼童铅摄入量与其血铅含量之间的关系，合理的拟合应该有如下的对应：膳食铅摄入量为0时，血铅含量应大致为15μg/dl。
另外，在进行暴露评估时为了减少不确定性，专家的意见是另一重要资料。虽然专家判断的本身不能作为证据，但他们的推论是以可获得的资料为基础的。
1.4 风险特征描述
风险特征描述是指依据危害鉴定、暴露评估以及危害特征描述的结果，考虑不确定性，定性和/或定量估计特定人群的已知或潜在不良健康作用的发生概率[1]。根据国际法典委员会食品添加剂与污染物委员会(CCFAC)的数据，当前膳食中含有的铅污染对人体健康影响总的来说可以忽略不计，但是，含有高水平铅含量的食品仍然在流通领域中存在。
婴儿和儿童以及职业性人群是铅污染的高危人群。如果以单位体重计算，婴儿和儿童需要更多能量、水、空气以及食物，并且他们的肝、肾、神经及免疫系统不完善。同时，婴儿和儿童的行为习惯也可能是造成铅高暴露的一个重要原因，例如吮吸手指或其他物体，吞食非食物类物质如异食症等。根据CCFAC的评估，如果按照单位体重摄入量来计算，儿童及婴儿的铅摄入量是成人的2～3倍。其中，最重要也是研究最多的是铅对儿童神经行为发育的影响。低浓度铅暴露造成儿童认知能力低下、智力水平降低。很多研究都证明，血铅含量与儿童IQ值有着相互联系。另外，由于孕产妇的铅暴露会对腹中胎儿的生长发育带来直接影响，所以孕产妇也是铅污染的易感人群之一。
模型的不确定性在暴露评估和危害特征描述中有重要意义。用数学形式的剂量反应关系代表实际生物性过程具有很大的不确定性，尽管如此，数学模型仍然是当今预测对人体健康产生不良作用的最常用方法，并且在制定政策中也是行之有效的。
2 铅的食品安全风险评估存在的问题及发展趋势
食品安全问题可以对社会产生巨大的政治和经济影响，因此，食品安全风险评估问题受到各国的普遍重视。铅作为重要的有毒重金属之一，其对人体的毒性已有相当多的研究积累。但在设计铅剂量―反应评估时，还存在着以下问题：第一，大多数研究都是个体研究，不利于得出较全面的评价。有必要在获得原始数据的基础上，整理归纳，以某种统一的格式，设计选择适合的模型，模型应包含所有变量；第二，涉及很多潜在变量的流行病学研究结论通常取决于所用的模型，当模型不同时很难将不同的研究进行比较；第三，用最适合的测试方式衡量不同的终点，如衡量IQ值时，最好选择其认知能力以及运动能力作为其测试指标；第四，大多数研究都只建立了铅暴露与行为表现之间的关系而不是评估铅暴露与产生的结果之间的定量关系，分析都只是基于比较铅高暴露和铅低暴露组的统计学意义，而不是真正剂量―反应关系的评估。在对铅的风险评估中，剂量―反应关系的研究仍然有待发展；以机制为基础的、致癌和非致癌统一的随机性暴露模型是风险评估的发展方向，在此领域尚有待进行深人的研究。
参考文献
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人类健康风险评估范文第4篇
关键词：转基因食品 风险评估 食品安全
一般而言，消费者认为传统食品是安全的。当采用自然方法开发新食品时，食品的某些现有的特性可以正面或负面的方式发生改变。对于转基因食品，大多数国家认为特定评估是必要的，并且已建立特定系统，严格评价与人类健康和环境有关的转基因生物和转基因食品。而对于传统食品一般不开展类似评价。因此，对这两类食品，在投放市场之前的评价程序方面存在显著差别。
1 转基因生物(GMOs)和转基因食品
转基因生物可定义为遗传物质(DNA：脱氧核糖核酸)以非自然的方法而改变的生物。这一技术通常被称为现代生物技术，有时也称做DNA重组技术或基因技术。它可以将选定的个体基因从某一种生物转变成另一种生物，并且还可在不相关的物种之间进行转变。这类方法，也同样可以用于转基因作物的栽培以及转基因植物的育种上。
转基因食品得以开发并在市场流通，是因为它为转基因食品的生产者及消费者带来实在的利益。这是指转基因技术可将产品转变为一种价格更低、利益更大(在耐久性或营养价值方面)或二者兼备的产品。最初，转基因种子的开发者希望他们的产品能够为生产者所接受，因此专注于农民(以及更广泛的食品工业)所重视的技术革新上。以转基因生物为基础开发植物的最初目标是改进作物保护。
现在国际市场上所看到的转基因作物利用3个基本特性之一进行设计：抗虫害抵抗性、抗病毒感染、对某些特定除草剂耐受性，用于改良作物的所有基因均来源于微生物。
目前市场上的转基因作物主要优点在于通过增强对昆虫或对除草剂的耐受性，提高作物的保护水平。通过将能从苏云金芽孢杆菌这种细菌中生产毒素的基因纳入到粮食作物，从而实现抗虫害抗性。这种毒素目前已在农业中作为常规杀虫剂使用，并且供人食用也是安全的。长期产生这种毒素的转基因作物已显示，在特定情况下，如在虫害多的地方，可减少杀虫剂的使用量。通过从引起植物患病的某些病毒中引入一种基因，可实现抗病毒抵抗性。抗病毒抵抗性使植物较不易受这些病毒引起的疾病的影响，从而使农作物产量增高。通过从传送抗某些除草剂抵抗性的一种细菌中引入种基因，可实现抗除草剂耐受性。在杂草多的情况下，利用这些作物可减少除草剂的使用量。
2 转基因食品与人类健康关系
转基因食品的安全评估，一般按以下方式进行调查：
(1)对人类健康的直接影响(毒性)；
(2)引起过敏反应的趋势(过敏性)；
(4)被认为有营养特性或毒性的特殊成分；
(5)插入基因的安全性；
(6)与基因改良有关的营养效果；
(7)由于基因插入可产生的任何非预期影响。
关于转基因食品安全问题争论的3个主要问题是：引起敏反应的趋势(过敏性)、基因转移、异性杂交。(1)过敏性：作为一个原则问题，除非可以证明转入基因的蛋白质生成物不引起过敏，否则，不赞成从普遍引起过敏的食品中转移基因。虽然，对传统方法制备的食品一般不检测过敏性，但是转基因食品测试方案已经联合国粮农组织和世界卫生组织评价。在市场上，目前尚未发现与转基因品有关的关于过敏的影响。(2)基因转移：如果转入的遗传物质对人类健康产生不良影响，将转基因食品的基因转移到身体细胞或胃肠道细菌必须引起关注。(3)异性杂交：将基因从转基因植物转移到传统作物或相关野生物种以及将传统种子与利用转基因作物培植的种子产生的作物混合，可对食品安全和粮食保障产生间接影响。一些国家已采取战略以减少混合，包括明确分开种植转基因作物和传统作物的田地。对于转基因食品上市销售后的监测，转基因食品安全性持续监测的可行性和方法正在进行讨论。
3 基因食品安全性
不同的转基因生物包括以不同方式插入的各种基因。这意味着应逐案评估各个转基因食品及其安全性，并且不可能就所有转基因食品的安全性发表总体声明。目前在国际市场上可获得的转基因食品已通过风险评估，并且可能不会对人类健康产生危险。此外，在此类食品获得批准的国家，普通大众对这些食品的消费并未显示出对人类健康的影响。但仍应利用以食品法典委员会原则为基础的风险评估，并酌情包括上市销售后监测，构成评价转基因食品安全性的基础。
4 基因食品在国际上流通会发生哪些情况
现在尚未制定特别的国际管理制度，但是，一些国家及相关组织正在参与制定转基因生物相关的协议。食品法典委员会正在制定转基因食品的人类健康风险分析规则。这些规则的前提是强制规定在逐寨基础上开展上市销售前评估，并包括评价(插入基因的)直接影响和(由于新基因的插入可能产生的)非预期影响。食品法典委员会规则对各国立法不具有约束力，但是，在世界贸易组织的卫生和植物检疫措施协议(sPs协议)中提及，其可在贸易争端的情况下用作参考基准。卡塔赫纳生物安全议定书(cPB)是对其缔约方有约束力的一项环境条约，管制改性活体生物的越境转移。转基因食品如果包含能够转移和复制遗传物质的改性活体生物体，则属于议定书的管辖范围。
5 各国如何管理转基因食品
自20世纪90年代中期在市场上首次引入一种重要的转基因食品(抗除草剂大豆)以来，在政治家、社会活动家和消费者中间，特别是在欧洲，对这些转基因食品的忧虑不断增多。从20世纪80年代后期到90年代初期，数10年微量研究的结果变为众所周知的事实，形成了不受专利权保护的状态。在此之前，消费者通常并不十分了解该研究的潜力。就食品而言，由于消费者感到现代生物技术正导致产生新的物种，所以他们开始怀疑其安全性。就药品而言，许多消费者更容易接受生物技术有益于他们的健康(如有望改进治疗的药品)。就引入欧洲市场的第一批转基因食品而言，这些消费品对消费者并没有明显的直接好处(不便宜，不增加保存期，味道也并不更美)。转基因种子造成每一耕作面积更高产量的潜力应使其具有更低的价格。但是，公众的注意力更多已集中在风险和效益二者中的风险一边上。在欧洲，由于20世纪90年代后半期发生的与转基因食品无关的多起食品恐慌，消费者对食品安全供应的信心已显著下降。这也对关于转基因食品的可接受性的讨论产生了影响。消费者已从消费者健康和环境风险方面对风险评估的有效性提出疑问，焦点特别聚集于长期影响上。消费组织争论的其他议题包括过敏性和抗微生物耐久性。消费者的担忧已引起对转基因食品加贴标签，使之能做出知情选择的可取性的讨论。同时，现已证实，要检测出食品中微量转基因生物是困难的，这意味着往往不能检测出极低的浓度。
将转基因生物释放到环境和转基因食品的上市流通已在世界许多地区
引起公开讨论。这一讨论有可能继续下去，也可能在生物技术的其他利用(如在人类医学药物等)及其对人类社会的后果这一更广泛的范畴内进行。即使正在讨论的问题通常很相似(成本效益，安全性问题)，但是讨论的结果却因国家不同而异。关于转基因食品的标签和可追踪性等问题，迄今尚未取得共识。并在过去几年食品法典委员会内讨论中变得更为突出。虽然缺乏对这些主题的共识，但是已就协调关于风险评估的观点取得了重大进展。食品法典委员会即将通过关于上市流通前风险评估的规则，并且卡塔赫纳生物安全议定书的规定也显示出国际间日益增多的了解。最近，南非的人道主义危机已引起对利用转基因食品作为紧急情况下食品援助的注意。该地区一些国家政府提出疑虑，涉及环境和食品安全恐惧。虽然在些国家对去壳谷物的分配已找到切实可行的解决办法，但是其他国家已限制利用转基因食品援助和获得不含转基因生物的产品。
6 转基因生物领域的进一步发展
未来转基因生物可能包括具备有增强抗病或抗旱性的植物，增高营养水平的作物，强化生长特性的鱼类以及产生重要药用蛋白质如疫苗的植物或动物。在联合国粮农组织和世界卫生组织2000年和2001年组织的专家协商会上以及食品法典委员会用生物技术生产的食品特设专题小组的工作中可看到对新发展的反应。此项工作已形成从总体上改进和统一转基因食品风险评估的框架。诸如评价转基因食品过敏性或用转基因微生物生产的食品安全性等特定的问题，特别是利用转基因动物生产的食品。
人类健康风险评估范文第5篇
关键词:风险预防原则;WTO;贸易壁垒
一、风险预防原则之于贸易
随着国际贸易突飞猛进的发展,环境保护、人类健康及食品安全等问题得到越来越广泛的关注。世界各国争相制定了相关战略政策并相继出台了一系列具体措施,这些措施构成了一层层靓丽的技术屏障,成为当前贸易中的技术壁垒。预防原则是国际环境法领域的一项新兴原则,其本意在于防止对人类健康、生命、自然资源等造成损害的风险,该原则的适用范围不断扩大到其它领域。风险预防原则在越来越多的立法和政策中得到体现,尽管该原则的倡导者宣称,该原则试图在保护人类健康、环境和确保产业竞争力之间建立一个合理的平衡,但其无疑其对国际贸易产生了不可忽视的重要影响。近年来,风险预防原则在贸易领域中的作用,越来越得到各国乃至世界范围内的关注,尤其是欧盟,该原则的重要性和地位,在其立法与政策中均得到体现。事实上,随着欧盟在世界经济舞台上位置的不断提升,风险预防原则在政府对公共危险的评估和管理中的角色,在国际范围内已经越来越成为加深全球经济融合中的中心议题。以“风险预防原则”为导向的政策制定者,试图建立一个以环保为中心、不受任何风险干扰的乌托邦完美世界,但却没有认识到由此导致的经济和机会成本,对相关产业乃至世界范围造成的影响。
二、WTO体制下风险预防原则的定位
实施卫生与植物卫生措施协定(Agreement on the Application of Sanitary and Phytosanitary Measures, SPS)第5.7条是WTO框架下,成员可能解释其有权适用“风险预防原则”的一项可援引条款。《SPS协定》要求各成员在确定适当的卫生与植物卫生保护水平时,应考虑将对贸易的消极影响减少到最低程度的目标,应避免其认为适当的保护水平在不同的情况下,存在对国际贸易产生歧视或变相限制的任意或不合理的差异。依据协定要求,各成员应保证其制定的相关规则在保护合理目标所必要的限度内实施,并且根据科学原则,一旦不具备充分的科学证据,则不得再继续保持该规则,《SPS协定》第5.7条规定了该要求的例外情形。该条款允许成员方在科学证据不充分的情况下,采取临时措施,同时,这可以解读为,在不具备证明一种产品安全性的充分证据条件下,各成员方可以采取预防措施。SPS协议第5.7条的规定通常被认为具备了预防原则的基本要素,但仅仅具备相关要素并不能够就此认定第5.7条就是预防原则。至少从条文本身以及WTO争端解决机构(DSB)的案件处理结果来说,DSB并没有将第5.7条作为预防原则来适用。
在荷尔蒙牛肉案件中,欧盟援引了“预防原则”来支持其主张,而上诉机构拒绝对该原则在国际法中的地位做出明确评述。本案中,欧共体并未主张其对来自美国和加拿大的牛肉的进口禁令是临时措施,而是援用了“预防原则”支持其主张:其荷尔蒙牛肉禁令是基于风险评估,并主张预防原则是一项国际法的习惯规则。欧盟提出预防原则已经是一项基本的国际习惯法或者说至少是一项一般法律原则,预防原则的本质在于它不仅用于处理风险,而且用于风险评估。欧盟认为,专家组关于预防原则的适用不能凌驾于已经有明确规定的SPS协议第5.1条和5.2条的陈述以及预防原则与上述条款相冲突的陈述是不正确的。欧盟认为SPS协议的第5.1条、5.2条和附件A.4并没有描述一种特殊的风险评估的类型,而仅仅是说明了风险评估需要考虑的因素。因此,上述条款本身并没有阻止成员国在遇到有冲突的科学信息和科学不确定性时基于谨慎的考虑设定相应的安全标准。
上诉机构对于“预防原则”与《SPS协定》之间的关系,做出了具体评述,但仍拒绝对“预防原则”的国际法地位发表意见。上诉报告中提到,第一,预防原则没有被写入《SPS协定》,不能作为使与协议其他条款规定的义务不符的措施合法化的依据。第二,预防原则的确在协定第5.7条中有所反映,同时,预防原则在前言第6段和第3.3条中也有所反映。这些都明确承认了成员国有权采取他们各自认为合适的保护措施,这些保护措施的水平可以高于目前现存的国际标准,指南和建议中规定的保护水平。第三,专家组对是否存在充分的科学证据以证明SPS措施的合法性等问题的界定,具有决定权。第四,预防原则本身并没有、也不存在相关的文本指南,将专家组从适用条约解释的一般原则来解读《SPS协定》各条款的义务中解脱出来。但是,上诉机构认为,“风险预防原则”的在国际法中的地位问题一直是学术界、管理者、律师及法官争论的对象,一些观点认为,该原则已经发展成为国际环境法领域的一项一般习惯法原则。但是,对于此项原则是否作为一般原则或国际习惯法被各成员所广泛接受,仍是不确定的。因此,上诉机构不必要也是非谨慎的,对这个抽象却重要的问题提出观点。
由此可见,对于“预防原则”在国际法中的法律的地位并未做出明确界定,“预防原则”,至少是在国际环境法领域之外,仍待权威解释。我们可以得出的结论是在SPS协议的有关条款中,可以找到预防原则的要素,预防原则只有在当科学证据不是很充分的时候才能被援引,但必须基于一项风险评估。而且,预防原则在SPS协议中的反映是有限的,不明确的。另外值得注意的是,SPS协议虽是WTO体制下协调贸易自由与人类、动植物健康保护这两种不同的,在一定程度上相对立的政策目标的成果,但在法律规制上,更强调贸易自由。
三、《TBT》协定对风险预防原则壁垒作用的规制
在风险预防原则之下,如果某一物质、产品本身,或在其生产、形成、组装的过程中,可能在不确定的将来,对健康或环境造成潜在的未知风险,那么这一物质或产品将会受到禁止或严厉的限制。表面上看,预防原则是公共安全、健康及食品安全的“安全第一”(better safe than sorry)管理体制之下的一项科学原则,但究其本质,不难发现其在更大的程度上发挥着达到政治目标的作用。风险预防原则,并非是基于现实环境中实际风险发生的可能性,而是基于实验环境中判定的、在不确定的将来可能发生的潜在风险或危害,并以此确定某一物质的危险性。该原则的倡导者,对建立一个以环境为中心、不受任何风险干扰的乌托邦完美世界,但却没有认识到由此导致的经济和机会成本,对相关产业乃至整个社会造成的影响。以风险预防原则为导向的政策制定者,试图消除不确定的、潜在的对环境或健康的危害,却带来了新的、更大的公共危险,并且对此种危险不容易进行评估和管理。如果该原则在全世界范围内被采用,那么根据这项所谓的“科学原则”,各个国家可以依据某产品与环境变化之间微弱的联系为推定证据,而严重限制其国内或国际贸易。
WTO法律框架下,有两个为防止成员国制定构成贸易不必要障碍的技术法规或标准而特别制定的协议,除了之前论述的《SPS协定》之外,另一个是技术性贸易壁垒协定(Agreement on Technical Barriers to Trade,TBT),一定程度上可以说,这两个条约的有关条款,与风险预防原则密切相关。《TBT》协议的使用范围则相对广泛,适用于卫生与植物卫生措施之外的技术法规、标准或其他事项。根据《TBT协定》第2条的规定,各成员有义务保证其制定、采用或实施技术法规,不得在目的或结果上对国际贸易造成不必要的障碍。此外,技术法规对贸易的限制不得超过为实现合法目标所必需的限度,同时考虑合法目标未能实现可能造成的风险。因此,披着“环保外衣”的风险预防原则,不仅会因为其对风险评估系统根基的破坏,而有可能造成更大的风险,还会因其对贸易的限制作用而违反WTO框架下相应的义务。
四、结束语
鉴于风险预防原则涉及法律、经济、政治、社会多方面因素,在WTO框架下,对于此问题也展开了讨论和关注, 在迄今为止提交WTO争端解决机制的案件中,也存在涉及该原则的相关案例。在WTO层面上,贸易与环境的关系已经引起了广泛的讨论,但对于“风险预防原则”尚未作出明确的定位。WTO规则不防碍成员国在其认为合理的范围内,采取保护环境和人类、动物、植物生命或健康的相关措施,但此采取此类措施不得对国际贸易产生不合理的限制作用。因此,在国际贸易领域对于风险预防原则应采取审慎的态度,否则其适用很可能对贸易产生壁垒作用。
参考文献:
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3、Appellate Body Report on EC Hormones[Z].1998-2-13.
人类健康风险评估范文第6篇
食品质量安全管理现状
伴随我国城市化进程的不断加快以及农业、工业经济的快速发展，工业和农业事业在发展和建设的过程中，将会释放出大量的有毒废物和废气，并将有毒物质渗入到周围土壤中，进而导致土壤中的有毒含量和有害物质超标，严重影响了我国食品质量的安全问题。除此之外，在食品的种植和养殖过程中，不符合标准的人为行为在一定程度上增加了食品质量安全事件的发生。主要体现在以下方面：
食源中毒。由于食源性中毒将会在一定程度上增加患者大量发生肠炎和病毒以及寄生虫中毒的几率，这在一定程度上增加了食品质量安全问题的发生几率。
食品污染。在农业的种植以及养殖的过程中，将会使用大量的化肥、农药以及催长素等，特别是我国已经明文规定禁止使用的化肥，已经成为严重影响我国人民的身体健康的有害物质。
加工问题。目前，我国普遍存在部分企业使用功能添加剂超标的情况，甚至由于添加剂增加而引发的食品质量的安全问题屡见不鲜。如：使用工业盐制作的四川泡菜，使用添加剂制作的山西老陈醋。伴随我国社会技术的不断发展和进步，新工艺和新技术所造成的食品安全问题层出不穷，如：转基因、嫁接等。
提高食品安全质量问题的解决对策
完善监管过程。增食品质量的安全管理能力，需要进一步完善监管流程和方法，建立健全的预警系统和防御机制，通过建立检测系统以及应急系统，进一步推动食品质量安全管理工作的稳步发展。
建立检验体系。（1）食品质量的安全检验系统作为确保食品质量安全检验体系的重要构成环节，同时，也是确保检验工作能够顺利展开的技术保障，对于消除目前食品市场发展过程中所出现的食品质量安全问题具有十分重要的积极作用。进一步完善食品质量安全检验体系，需要加强相关技术的把关，进一步明确检验任务，积极强化管理对策，同时，伴随社会经济的不断发展和进步，加强检验机制的创新和检验，针对食品质量检验的工作人员，需要定时进行技术考核和测评，建立完善的检验目标和任务；（2）针对检验过程中的重点内容和难点内容，需要进行严格监控。首先，对于重点产品项目进行着重检查；其次，对于重点食品的生产单位进行重点把控；最后，对于食品生产的重点环节进行严格监管；（3）提高质量检验工作人员的综合素养，按照我国相关法律和法规，并根据目前的实际工作情况制定针对性的检验制度和操作体系，与此同时，还应该加强对于质量检验人员的定期培训，增强检验人员的专业素养和操作技术，并积极努力提高检验人员的安全意识。等到培训结束后，需要对每一名检查人员进行培训总结和测评，并采取相应的奖惩制度，提高检验人员的工作自觉性和积极性。
人类健康风险评估范文第7篇
一、生物入侵及其危害
生物入侵是伴随人类社会的进步而加剧出现的一种现象。国际组织世界自然保护同盟对其定义认为，生物入侵是外来生物(非本地、非土著生物)借助自然力或者人类社会力量，从原生区域扩散至新生区域，在新生区域繁殖生长，对新生区域(当地)环境造成影响的过程。
生物入侵对全球生态环境所带来的危害已经日益凸显，其具体表现为:
(一)生物入侵对入侵地的生态影响
外来生物在得到人类力量的帮助后落户当地，在逃离人类控制能力后，在当地获得适宜环境后，可成为当地优势物种，并进一步蔓延，形成物种单一。同时可能会因为生物的单一性通过生物链影响相关物种群，威胁当地已经处于濒危的物种，加剧当地生态恶化。另外，生物入侵后极有可能与当地的近亲物种杂交，产生出新的杂交品种，使得其杂交的后代侵略性更强。
(二)生物入侵的文化影响
生物入侵的首要破坏便是对当地生态环境的影响。同时也由于历史及地理的原因，每一个生物圈的人类社会文化都是以本地生物多样性为重要元素，在生物对当地环境入侵后，可能会影响生物圈背后的文化元素，使当地的文化遭受间接破坏。
(三)生物入侵的经济影响
生物入侵当前所造成的影响正以数以亿计的成本递增。以美国为例，当前在美国境内有接近4500多种的入侵生物，且每年在以数十种数量在增加。这些生物造成的经济损失有:生物入侵(尤其是植物)成为当地有害生物，成为贸易摩擦的借口;对当地的旅游资源造成难以估计的损失;生物入侵通过生物的改变，影响当地气候、水质等环境因素形成不良影响产生间接经济损失。
二、生物入侵与风险预防原则
(一)风险预防原则
所谓风险预防原则就是指，当前科学有足够证据证实是无害的，否则所有对环境有害的行为都应当被约束。风险预防原则在经历了近五十年的发展后，在实践中被不断完善。传统法学认为，在采取相应行动或措施的基础应当是基于当前可得知识，即对可能的有证据证明的巨大安全隐患，采取措施应是能遇见的，对于不能遇见的不应成为行动的依据。这种科学的确定性为基础的思想长期占据传统法学的脉络。在环境法学被日益重视之后，作为传统法学的科学确定性原则也受到了挑战，科学性的不确定性日益成为当前法律行动的重要基础。所谓科学的不确定性，是指当前对于某一项技术或者现象是否具有环境风险存在争议，科学技术对此风选具有不确定性争论，但同时，如果风险不予以控制则可能造成难以挽回的后果。以《生物多样性公约》而言，在对待科学的不确定问题上，表述为:科学的不确定性不能作为推迟采取用来避免或者减少生物多样性重大损失的措施的理由。为解决科学的不确定性带来的机遇与挑战之间的矛盾，预防原则顺势出现。
(二)预防原则与生物入侵
预防原则无疑是解决当前生物入侵的有效原则，同时预防原则也被多部国际条约所引用，虽然具体内容有所差异，但从法律条文本身来看都是为避免发生生态环境问题。比如《海洋法公约》第196条规定:条约缔约国应当采取相应措施预防、减少引入的外来生物到特定海洋环境中，因为这些海洋生物可能对当地海洋环境带来有害变化《生物多样性公约》第8条11款中，缔约成员国应当对那些威胁当地生态系统的外来生物进行预防、控制以至于根除《国际水道非航行利用法公约》中规定水道国家应当采取措施预防外来生物到国际水道。
三、防范生物入侵实践中风险预防原则的法律适用
生物入侵防范作为一种长期性的防治工作，在防范生物入侵过程中，法律适用应当着眼于风险本身，有针对性的解决风险所面临的各种因素。就其风险本身而言，可将风险的过程细分为风险因素、风险事件和风险损失。所谓风险因素，指的是能够引起或者增大风险事故发生幅度的组成要素;所谓风险事件，是指由风险直接导致发生的损害事件;风险损失，指的是由风险事件引起的非可预计、直接因果关系的价值量减少，包括经济的、文化的各种价值。从这些概念来看，不难看出，在这个关系链中，风险因素与风险损失直接是直接的因果关系，而风险事件只是一种表象。在对待生物入侵防范这个问题上，我们可以考虑从本源的角度来充分评估各类风险的因素，减低风险事件的发生从而降低风险损失:
(一)评估风险因素
外来生物的评估是针对有意识引入外来生物之前，对拟引入的外来生物进入本地可能带来的影响进行评估，这些评估的内容包括环境的影响、生物多样性的威胁、人类健康及引入后的生态系统效应问题等。对于这些内容的评估，应当尽可能的全面，同时在全面的基础上，应做出相应的识别和处理，做出相应决策后应当尽可能降外来生物所带来的不良影响降。以发达国家对于风险评估的操作来看，其在数十年前就已经加大了对外来生物入侵的管理，将风险评估作为一项极其重要的环节。以澳大利亚为例，其已经制定了国家杂草战略，对杂草有相应的评估系统，该种系统能够清楚识别多种杂草，有效解决了外来生物的风险评估。
(二)防控风险事件
对于风险事件可以从以下方面进行防控。第一，建立完备的检验检疫制度。检验检疫是控制外来生物入国门的重要屏障，应积极建立相应外来生物名录。同时，有重点的针对入侵生物来源地检验，对于美洲这种重点区域应当重点检疫，严格评估其在国内的环境适应性和入侵性。其次，应当建立完整的报批制度。对于外来生物的引入，应当在完整的名录制度及行政许可下进行引入备案。最后，可以建立预警机制。在外来生物已经在当地形成规模即将造成风险事件，迅速利用一切手段将风险消除在萌芽状态。
(三)减少风险损失
人类健康风险评估范文第8篇
对于生态系统健康目前尚无一个确切而普遍认同的定义[6],Karr等[7]认为,如果一个生态系统的潜能能够得到实现,条件稳定,受干扰时具有自我修复能力,这样的生态系统就是健康的。Schaeffer等[8]认为当生态系统的功能阈限没有超过时,生态系统是健康的。这里的阈限定义为“当超过后可使危及生态系统持续发展的不利因素增加的任何条件,包括内部的和外部的”。Costanza[9]则认为如果一个生态系统稳定而且可持续,系统具有活力,能维持其组织且保持自我运作能力,对外界压力有一定弹性,那么该生态系统才可视为是健康的。Haworth等[10]认为生态系统健康可以从系统功能和系统目标2个方面来理解。系统功能是指生态系统的完整性、弹性、有效性以及使生境群落保持活力的必要性。因为不存在一个适当的标准,讨论什么是生态系统健康是一个困难的主题,而且评判某个状态是否健康在很大程度上决定于社会利益。综合科学家们的观点,关于生态系统健康一般包含了如下几个方面的含义:①一个健康的系统必须是稳定、有弹性、可持续的;②生态系统健康具有尺度限制;③应用生态系统健康概念的目标是管理资源;④一个生态系统健康的标准状态必须包括人类作为生态系统的一部分,并认识到人口统计学的影响;⑤生态系统功能的保持,生态系统的可持续性等必须考虑到区域或空间分配等。
Rapport[11]提出,生态系统健康学将会发展成为一门完整的科学,当然这得先给出一系列原则,包括生物学的、社会学的和健康学等方面的科学原则。Calow[12]认为应该给出一个假设的标准,围绕该标准派生出各种健康状态。健康分类在某些方面是有用的,但这不应该有严格的限定。农业生态系统健康和农业可持续发展的思想是分不开的,一个有病或不健康的生态系统是不可持续的。健康的农业生态系统主要是指那种能够满足人类需要而又不破坏甚至能够改善自然资源的农业生态系统,其目标是高产出、低投入、合理的耕作方式、有效的作物组合、农业与社会的相互适应、良好的环境保护、丰富的物种多样性等。这对人类的生存和发展都十分重要。要同时达到所有这些要求是很困难的,甚至是不可能的,我们只是要求尽可能地向这些目标看齐,为人类的生存与发展创造一个良好的空间。农业的可持续发展一定程度上受到工业的影响,并不能只从农业的角度出发去考虑,因为破坏生态环境的污染物主要来源于工业,特别是化学工业[11]。另外,社会和经济等方面的操作对自然资源的破坏作用也是不容忽视的。
2影响农业生态系统健康的胁迫因子
生态系统在受到压力胁迫(stress)的情况下会产生健康风险。广义的胁迫可概括为引起生态系统发生变化、产生反应或功能失调的作用因子。然而并非所有胁迫都影响生态系统的生存力和可持续性,实际上许多生态系统依靠某种胁迫而维持[13]。这些胁迫已成为自然生态系统的组成部分,可称为正向胁迫(eustress)。但在更一般的意义上,胁迫常指给生态系统造成负面效应的逆向胁迫(dysstress)。对于农业生态系统,主要的胁迫因子有以下一些。
2.1农药等环境污染化合物
农业生产中大量使用杀虫剂、杀菌剂、除草剂,在有效防治病虫草害的同时也存在着对非靶标生物的杀伤力[14]、对害虫天敌种群结构的破坏、对农业生态系统生物多样性的不良影响[15]。但是,与工业污染物特别是有毒化合物及重金属相比,农药的破坏作用还是较轻的。
2.2生物技术
基因改良生物体释放于环境可能会产生潜在的不良效应。转基因植物的释放对环境影响的问题,现在越来越多地引起了人们的重视,因为转基因植物本身可能变为杂草或使其他野生近缘种变为杂草。如果转基因植物具有很高的适合度和竞争力,就可能引起种群爆发,破坏生物多样性,从而改变生物群落的结构,影响生态系统的能流和物质循环[16]。
2.3生态入侵
生态入侵是指外源生物引入本地区,种群迅速蔓延失控,造成其他土著种类濒临灭绝,并伴生其他严重危害的现象。生态入侵对生态系统的稳定性影响很大,有时甚至能使整个生态系统发生不可逆转的崩溃。
2.4不当的农业生产活动
土地的过度开垦和耕作、作物的不当种植方式、过度放牧、化肥的不当使用等,也是影响农业生态系统健康的重要因素。
2.5其他
一些偶发性的自然灾害如地震、火山爆发、洪水、干旱、龙卷风、森林火灾、战争、毒物暴露等对生态系统的破坏也较大。
3农业生态系统健康的评估
评估生态系统健康的方法是非常复杂的,一般要选择一套指示物(indicator),共同将功能完好与病态的生态系统区分开来。然后进行系统的分析,从而诊断产生病态的原因并制定预防及恢复系统健康的方法。群体水平上的健康评估常常对相同的指示生物的早期病症进行监测,观察这些指示物在施加压力(包括经济、社会和环境压力)前后是如何反应的。
3.1生态系统健康的评估基础
生态系统具有一种自发地趋向和保持稳定的机制。一般来说,生态系统的复杂程度决定其稳定性,多数生态学过程都有一个阈值,低于或超过这个阈值,生态过程就会变得不连续、混乱甚至终止。Vilchek[17]提出根据系统稳定性、弹性和脆弱性综合评估生态系统健康。Bertollo[18]认为,健康不应根据系统的自然化程度,而应根据其自我保持和更新能力来评判。评估生态系统健康关键是分析恰当的时间与空间尺度,选择不同尺度分析的结果差异很大。如果选择的尺度太细微,正常的扰动即可能使评估结果显示为严重灾难;如果选择尺度太粗放,又可能漏掉某些隐蔽的危险。
3.2生态系统健康的评估方法
对于农业生态系统的健康评估方法很多,常用的有如下几类。
3.2.1生态系统失调综合症的诊断
生态系统失调综合症(ecosystemdistresssyndrome)是指系统被破坏后导致其在正常生命期限前终结的不可逆过程,生态系统失调综合症的诊断就是选择一组关键指标来评估生态系统处于有害环境压力下的特征[3,4,11]。如生物多样性的减少(包括生境、物种、基因水平上)、营养资源受损、初级生产者的减少、生物组成的变化、外来物种和r-类对策物种在生态系统中的优势度增加、生态系统中某些种群振荡幅度加大、生物分布生境大小的降低、能流的变化、污染物在生物体和媒介体中的循环等。
3.2.2生态系统的缓冲力和持续性评估
这是根据生态系统抵抗压力的能力大小来评价其健康程度的。即生态系统抵抗自然灾害或受自然灾害的干扰后恢复原来状态的能力。生态系统越健康,其抗干扰能力或从干扰中恢复过来的能力就越强。农业生态系统是地球生态系统的一部分,包含有许多复杂的亚系统及其相互间的作用,很多指示因子如土质、水质、作物产量等都可用于监测农业生态系统的健康状态[19]。Wichert等[20]用鱼群结构评价农业排水区域河岸系统的退化(degradation)和恢复(rehabilitation)状况。他们提出农业生态系统中各组分的健康状况可通过测量农业排水区域的变化来实现,把该变化作为一个农业生态系统景观整体因子。有证据显示,设计维护健康环境的管理措施如通过在排水区域种植草木等可对鱼群完整性产生积极影响。
3.2.3生态风险评估
生态系统健康风险评估就是评价危害生态系统健康的不良事件发生的概率以及在不同概率下不良事件所造成后果的严重性,并决定应该制订和采取的可行对策。因此评估的着眼点在于风险决策管理,目的是预防性地保护生态系统健康。这是一个多学科、多领域、多层次的综合管理问题,包括技术、经济、政策、法律、公众参与、伦理道德等多个方面。风险分析方法偏重于压力,而不是生态系统的反应。其重点放在已知来源的压力对受压系统可能产生的影响,进而可以估算出单一或多方面压力对受压系统可能产生损害的风险,如生产力降低、物种多样性或其他生态系统功能的损失。早期的生态风险评估多针对人类健康而言,主要评估化学污染物进入食物链后可能对人类造成的影响[21]。但生态系统风险评估的最终受体不仅是人类自己,而且应包括生态系统的各个组建水平:个体、种群、群落、生态系统及环境,并且要考虑生物间以及不同组建水平的生态风险之间的相互作用。
3.3关于评估的指标
指标是用来表达和交流持续发展状态和过程信息的工具,指标设计和使用的好坏,直接影响决策的正确性和有效性。目前对生态系统评估的指标很多也较混乱,生产力、稳定性、持续性、自组织力、多样性/复杂性、公平性、恢复力、有效性等是评估农业生态系统或农业生态系统状况的基础[22]。其中持久性是农业生态系统重要评估指标之一[23]。然而,对各个农业生态系统是否健康的状态进行评价,不可能建立一个完整的统一的指标体系,因为不同的农业生态系统所处的自然、社会、经济状态不同,同一系统发展的不同阶段所具有的特点也不同,需要由不同的指标来监测,因而不同系统、同一系统不同的时间段上要求使用的指标不一样,这就使得一致性的指标体系难以确定。当前多数人所接受的做法是,选择一套对系统变化敏感的生物或理化性质作为指示器,监测指示器对生态环境变化的反应,并以此来判断生态系统是否健康。如土质、水质、作物产量、生物多样性等指示因子常被用于监测农业生态系统的健康状态[19],某些鱼类可作为评估水生生态系统健康与否的指示器[20]。关于化学农药对土壤生态系统安全性的评价,有人以土壤微生物受到的影响及影响程度作为重要指标[24,25],而另一些研究认为以农药对蚯蚓的毒性作为评估农药对农业生态系统健康程度的一个指标也是可行的[26,27]。吸虫(trematode)因为具有复杂的生活周期可作为评估沼泽生态系统健康的一个好的指示器[28]。根据时间序列获取的卫星数据监测植被对胁迫的物候反应可作为评估生态系统健康的指示器[29]。多种外生菌根(ectomycorrhizas)由于受污染物影响时可显著降低其地上部分子实体的产生而常被用作生物指示器[30];螺贝类(snails)种群因与森林土壤的理化性质,包括土壤湿度、pH值和地面覆盖度等因子密切相关,可作为监测赤杨沼泽森林生态系统健康状况的敏感指示器[31];水貂(mink)可作为监测有机氯农药和重金属污染的农业生态系统健康状况的有效生物指示器[32]。
4讨论
评估生态系统健康与生态、经济、人类健康等多方面有关,该领域正得到迅速的发展[33]。广义上人类是生态系统的一部分,因此生态系统健康包括了人类健康[34]。把农业放在可持续发展的大范围内考虑,从经济、社会和环境角度为农业发展定位,在讨论农业生态系统健康问题时,除了国家农业宏观政策层面上的评价外,主要集中在具体的农业生态系统健康状态评价。农业生态系统的稳定与健康发展的关系,首先表现在农业环境对农业活动的反应及其对破坏作用的承载能力,而农业活动类型及影响主要决定于人们采取的农业政策和技术措施。生态系统健康研究,其核心是要确立农业生态系统的整体观,从维护和增强农业生态系统健康着想,从恢复或增强农业生态系统中的自然控制作用着手。