1.2 生态风险剂量—效应评估方法
环境风险评估过程中，化学物质的剂量—效应评估（也可称影响评估）是风险评估的重要过程，一般指目标化学物质的试验剂量或浓度与可能产生的生物毒性终点效应的程度或关系的科学估测，这种剂量或浓度与毒性效应之间的关系可以表述为定性或定量关系，物质有明确的剂量—毒性效应关系也是符合毒理学效应原理的基本科学需求。在环境风险的剂量—效应评估过程中，常要将试验的生物毒性数据转化为用以对人体（哺乳动物）或生态系统中生物物种的预测无（损害）作用效应浓度/剂量（DNELs/PNECs）。在进行化学物质的环境影响评估时，通常依据危害性鉴别确定需要关注的环境风险效应，通过剂量—效应评估，将获得的实验室检测或模拟生态系统过程的生态毒理学终点数据，结合考虑足够的环境评价因素，可以推导得出预测无效应浓度（PNEC），再将PNEC值与环境暴露评估阶段中获得的预测环境（实际暴露）浓度（PEC）值进行比较分析，就可获得目标化学物质的环境风险评估的风险表征程度或水平。目前有关环境化学物质的风险评估主要涉及水生物生态系统、陆地（土壤）生物生态系统、污水处理厂微生物生态系统、沉积物生态系统、大气环境生态系统以及由于食物链蓄积或转化导致的包括次生毒性在内的多种生态系统的环境风险评估。
1.2.1 国外剂量—效应评估方法
1.2.1.1 美国剂量—效应评估方法
美国环保局（US EPA）的污染预防和有毒物质办公室（OPPT）为支持实施《有毒物质控制法》（TSCA，1976），在1999年发布的有关环境生态风险评估指南文件中阐述了化学物质生态风险评估的指南方法，在原先主要针环境人体健康风险评估技术指南的基础上，进一步提出了针对环境生态系统风险评估中剂量（浓度）—效应评估的相关数据表征的推导方法指导文件。美国EPA的指南文件推荐当依据TSCA法规指南，进行化学物质的相关水生物生态风险评估时，可较简单地采用特征生态系统的评估系数方法，进行有关生物预测无（危害）效应浓度（PNEC）的数据推导，即通常是将来自实验室针对目标化学物质的生物毒性效应测试结果值除以经验性的生物评估外推系数则可得出该化学物质的PNEC值。相关推导评估系数的推荐值见表1-10。
实践中，美国EPA的生态风险评价指南主要关注环境污染物质对整个生态系统多种介质（水、土、沉积物、大气、生物）的生态风险评价，对单独化学物质对生态系统的风险进行评价的环境安全可接受阈值以环境质量基准值为主，可间接看作是生态风险评价中的PNEC或NOEC值。美国EPA定义的水质基准主要是指以保护人类健康和生态平衡为目标，为保护水生态系统95%以上生物物种安全的用可信的科学数据表示的水中的污染物质的允许浓度。它说明当某一物质或因素在目标水生态系统内不超过一定的浓度或剂量水平时，将会保护该水生态系统的生物物种、种群、群落等结构和功能是安全无危害风险的。美国在世界上较早开展了水质基准的研究工作约有一百年历史，1965年美国在“公共法律600”中通过了制定水质基准的全国政府管理水平的开发计划，相继发表了《绿皮书》（The Green Book，1968）、《蓝皮书》（The Blue Book，1972）、《红皮书》（The Red Book，1976）、《金皮书》（The Gold Book，1986），以及以后不断升级的水质基准白皮书等一系列环境质基准文件。1980年美国EPA初步制定了获取水生态基准的技术指南，并在1983年和1985年进行了修订；1998年开始增加发布区域性水环境营养物基准，并于2000年发布了河流、湖库的营养物基准制定导则，至今已逐步颁布了14个生态区的河流、湖库的营养物水质基准。从1990年以来，美国的环境水质基准技术体系已发展成主要由水生生物基准、生物（生态完整性）学基准、沉积物基准、营养物基准、人体健康基准等部分组成。
美国早期制定的水质基准只有一个值（水生生物基准），一般用水生生物的急性毒性值除以相应的经验性应用评估系数所得到的浓度值（即类似PNEC或NOEC值），作为环境水体中不允许超过的限值。在后来颁布的《绿皮书》中就开始对某些物质规定用两个值作为其水质基准，一个是考虑污染物质的长期或慢性累积性作用，即3年内不能超过1次的最高4d平均浓度称为基准连续浓度值（CCC）；另一个是3年内不能超过1次的最高1h的平均浓度值称为基准最大浓度值（CMC）。这是在综合考虑了急性和慢性这两种不同的毒性效应以及可能的突发性污染物排放的波动之后，对原水质基准理念进行的修正。美国环境保护局发布的水质基准数据推导中的主要参数有最终急性毒性值（final acute value，简称FAV）、最终慢性毒性值（final chronic value，简称FCV）、最终植物毒性值（final plant value，简称FPV）、最终残留值（final residue value，简称FRV）等。
通过急性毒性试验获得最终急性毒性值（FAV）的试验生物至少应包括3门8科的水生动物数据：a.硬骨鱼纲的鲑科（Salmonidae）；b.硬骨鱼纲的非鲑科，最好是商业或娱乐物种；c.脊索动物门中的其他一个科（可以是硬骨鱼纲或两栖纲）；d.浮游甲壳类（例如枝角类、桡足类）；e.底栖甲壳类（例如介形虫亚纲、等足目、两足目等）；f.昆虫纲的一个科（例如摇蚊科、蜻蜓科）；g.节肢动物门和脊索动物门以外的一个门中的一个科；h.昆虫纲任一目的一个科或其他生物的一个门；此外还应至少1~2种水生植物（可以是藻类或维管束植物）的数据。其中，FCV值得计算式为：
（1-1）
式中 GMCV——物种的平均慢性毒性值；
S——物种内一定数量的生物lnGMCV标准偏差；
P——每一个GMCV的累积概率，按照R=1~4（N），P=R/（N+1）计算获得；
N——可获得GMCV的总数量；
L、A——系数。
当需要简易采用物种的最终急性/慢性毒性比率（FACR），以最终急性值（FAV）推算最终慢性值时（FCV）（FCV=FAV/FACR），获得的水生生物至少是生态食物链不同营养级别的3个科，这3个科要符合要求：
a.至少一种是鱼；
b.至少一种是无脊椎动物；
c.至少一种是急性敏感的淡水物种（其他两种可以是海水生物）。其中，植物毒性试验方法可以是藻类96h生长抑制试验或水生维管束植物的毒性试验，有时依据实际情况可取试验中得到的最小慢性值（ChV）作为FPV。如果植物是水生生物中对受试材料最为敏感的物种，则可以考虑采用其他门的植物进行试验；推导最终残留值（FRV）主要为保护鱼类等水生物作为食品的商业价值和保护以水生生物为食的野生生物如鱼类、水鸟类、水生哺乳类及人类等免受生态食物链效应的有害风险影响，其中FRV=MPTC/BCF（或BAF），MPTC是水生生物组织中最大允许毒物浓度（maximum permitable toxicant concentration）限值，主要用美国国家食品和药品监督管理局（FDA）发布的人体限量和最大允许日摄入量（maximum allowable dairy intake，MADI）推导，BCF是生物浓缩系数，BAF是生物积累系数，一般采用实验或野外调查检测的方法获得相关数据；至少获得一种淡水生物的生物富集系数，获取的数据增加，则结果的置信限可以增加。
1.2.1.2 欧盟剂量—效应评估方法
欧共体理事会是欧盟（EU）国家相关化学物质环境风险评估管理的主要技术组织和依托机构，在结合自身实践和学习美国相关经验的基础上，为支持各成员国的化学物质风险管理评估工作，1992年分布了对《关于统一危险物质分类、包装与标志的指令（67/548/EEC）》指令的第七次修订（92/32/EEC），提出了化学物质环境生态风险评估的要求。管理模式主要由关注人体危害评估转变为环境风险评估，主要包括生态系统风险和人体健康风险两部分的风险评估；于1995年发布适用于现有物质和新化学物质的风险评估技术指南（TGD）文件，并于2003年对该指南文件进行修订，发布第二版TGD文件。现阶段执行的《化学品的注册、评估、授权与限制（REACH）》（2006年发布）法规，不再区分新化学物质和现有化学物质，均提出了同样的注册要求；且在TGD文件的第二部分化学物质生态风险评估方法中，针对需要评估的主要环境介质，提出了化学物质的剂量（浓度）—效应关系评估的数据推导外推方法指南。主要包括淡水生态系统、淡水沉积物生态系统、海水生态系统、海水沉积物生态系统、污水处理厂微生物生态系统、陆地土壤生态系统以及由于食物链蓄积或转化导致的包括次生毒性效应在内的水、土、气多介质环境生态系统。欧盟国家提出采用的数据推导方法主要以经验性评估系数法为主，可针对不同环境介质较简易给出不同的推荐性推导系数，进行有关生物预测无（危害）效应浓度（PNEC）的数据推导。此外，当实际水生态系统的生物数据充足时，美国或欧盟国家在相关技术指南中也提出，数据推导方法中可采用科学性较强的物种敏感度分布（SSD）的统计学方法进行PNEC值得数据推导。
物种敏感度分布方法主要基于数理统计学计算，通常需要大量来自生态系统中不同分类群的物种毒性数据即无可见（损害）效应浓度（NOEC）值。该方法的目的是通过计算得出PNEC，在该浓度下假设可以保护生态系统中95%的生物不会受到目标化学物质的毒性影响。实践中，若有条件可以获得较多的急、慢毒性试验数据，则经验性的评估系数可减小使用。欧盟推荐的相关风险评估中生物效应的数据推导方法及评估系数见表1-10。
1.2.1.3 OECD剂量—效应评估方法
由美国、加拿大、日本、欧盟等发达国家为主组成的经济合作与发展组织（OECD），为统一各成员国化学物质的测试方法以及风险评估技术，主要基于集成美国、欧盟等发达国家实际经验，自1981年组织发布并经不断发展多次修订、补充的《OECD化学品测试准则》被世界多国采用为开展化学物质测试的指导性文件。OECD在1995年出版了水生生物效应风险评估指导文件，其中介绍了对水生态系统中水生生物进行剂量（浓度）—效应评估的两类数据推导方法：一类是依据生物毒性试验数据，主要采用统计学方法进行数据推导；另一类则是依据经验性生态毒理学评估系数，对生物毒性试验数据按评估系数法进行推导获得PNEC数值。这些方法的共同点是采用有效的生物试验毒性数据推导出针对目标化学物质的环境生物最大耐受（无危害）浓度（MTC）或称无可见（危害）效应浓度（NOEC）。如果可以获得大量生态学上不同生物物种的试验数据，则可以采用统计推导技术外推PNEC或NOEC。主要统计推导技术一般假设为：
a.物种的敏感性分布（SSD）是按照理论正态方程分布；
b.在实验室进行试验的生物是该分布中的随机样本；
c.毒性试验数据根据分布方程进行lg转换，同时按指定的分布百分数作为评判依据。
较常用的分布方程有美国EPA（1985）采用三角函数（logtriangular）分布方程。一些欧洲国家采用逻辑函数（log-logistic、log-normal）方程等。
统计推导方法的优点是应用生态系统中整个物种的敏感性分布来外推PNEC替代了用少数生物毒性推NOEC值，是较经验性评估系数（AF）推导法的科学性要强，但该种方法需进一步发展，其主要缺点是使用该方法结果比较缺少透明性，选择试验物种的代表性、不同毒理学终点的差异，经验性确定物种的百分分布与置信区间等也有待改善。
依据OECD介绍的相关数理统计推导方法，其中包括目标化学物质对生态系统中一定生物物种比例的危害浓度HCp（指生态系统中p%的物种受到危害的浓度）及物种最终慢性浓度（FCV）的计算方法。依据实际情况，低于SSD概率图中浓度对应点5%的物种数据由确定PNEC时的数据中值推导，与此相关浓度的50%的置信区间（50%c.i）也可推导，有时PNEC可以按照下式计算：
（1-2）
式中 AF——评估系数（一般取值为1~5），AF确切的值主要取决于对于5%标准偏差的评估。
实践中一般要求至少获得5个不同物种的慢性NOEC或最大耐受浓度（MTC）值，就可以采用HCp方法进行PNEC或NOEC值的推导；该种方法得到的阈值为生态系统中有P百分数的物种可能受到目标化学物质危害的风险浓度，一般HCp（如HC5）被认为是对生物群落产生最小影响的临界危害浓度。计算式：
（1-3）
或
T=exp（Sm·k）
式中 m——试验生物物种数；
Sm——m物种的lnNOEC值的样品标准偏差；
P——群落中未被保护物种的百分数；
k——logistic或normal函数分布中单边忍受限；该方法适用于可以获得5个以上的数据。但是，需要注意的是HC5的获得主要依靠实验物种敏感性的差异。目前，通常化学物质的生态风险评估不需进行较科学复杂的基于多物种实验数据的环境基准值推导的风险效应评估；一般OECD推荐采用评估系数方法，来推导环境风险评估中的PNEC或NOEC浓度。经验性的评估系数主要用于推导PNEC或NOEC，现阶段OECD推荐的数据评估系数及推导方法见表1-10。
1.2.1.4 UNEP推荐的风险评价
联合国环境保护署（UNEP）于1995年发布了相关环境污染物质的环境风险评价指南文件，该指南对需要评价的环境系统要素进行了分析，其中给出了水生生态风险评价的数据推导方法主要为评价系数法，采用评价系数法的目的是为了以实验室的数据为基本依据，结合采用专家经验性评估系数来简易外推实际的生态系统暴露风险效应。
现阶段主要开展生态风险评价的机制理念如下。假设：
a.尽管生态系统具有复杂特性，还是可以近似地针对目标化学物质试验观测模拟对大多数物种的敏感性；
b.保护生物种群或群落的结构（如物种序列、多样性，空间尺度及年龄结构等）合理，以确保生态系统的功能（如能量的固定、转化、生产力及对不良因子的抗性、营养物质的循环利用等）安全；
c.通过实验室或模拟试验，获得敏感物种的毒性试验结果，进行由物种数据外推生态系统的安全阈值；
d.为维护自然生态系统的功能安全，所涉及的生物物种（至少95%的生物及置信限）都应受到保护以保证生态系统的生物结构不被破坏。
对大多数现有化学物质而言，贫乏的生态毒理学数据会使得预测生态系统的风险效应可靠性十分有限；由于在进行风险表征参数的推导过程中，在许多情况下可能只获得单一或及少数（1~2种）生物物种的有效毒性数据，此时应承认风险评估没有很严格的科学准确性，必须采用经验性的评价系数进行对目标生态系统风险的经验性外推评估。
在选用风险外推的评价系数时，应考虑用单一物种的实验室数据外推多物种的生态系统数据时可能产生的一系列科学不确定性，主要有：
a.物种的种内和种间的生物学差异；
b.急性试验与慢性试验的差异；
c.实验室数据与野外勘测数据差异；
d.生态毒理学测试终点的差异；
e.试验方法与实验室技术质控水平的差异。
表1-9为水生生态系统风险评估中推荐参考使用的效应评价系数。
表1-9 UNEP外推水生生态系统PNEC的评价系数
表1-10 剂量（浓度）—效应评估系数及数据推导方法一览表
续表
续表
续表
1.2.2 我国化学物质剂量—效应评估方法
主要依据化学物质环境风险管理经验适用性较强的欧盟国家的风险评估技术方法进行了研究分析，以便快速建立适合当前我国特色的环境化学物质生态风险评估的剂量（浓度）—效应评估技术及相关数据推导方法。
在进行生态环境效应评价时，通常依据危害性识别确定需要关注的环境效应，然后通过剂量—效应关系研究，获得物种实验室毒理学测试或在少数情况下通过模拟生态系统试验获得毒理学数据，然后考虑足够的评价因素，应用毒理学数据外推得出预测无效应浓度（PNEC），即最大可能不发生无法接受效应的最高浓度。
生态风险评价中的效应评价，通常涉及水生生态系统效应、污水处理厂微生物效应、沉积物效应、陆生生态系统效应、大气环境系统效应以及由于食物链蓄积导致的次生毒性效应等多方面的评价。如果假设生态系统的敏感性取决于最敏感种；通过保护生态系统的结构来保护生态系统的功能，则依据上述假设，可以通过对化学物质毒性效应最敏感物种的实验室数据，外推至生态系统。实验室数据向生态系统的外推，通常使用评估系数法，也有研究给出统计外推法。
（1）采用评估系数计算PNEC
在确定评估系数（AF）时，需要考虑从单物种实验室数据外推至多物种生态系统效应的不确定性。主要包括毒性数据的实验室内与实验室外的差异、种内和种间生物学差异、短期毒性向长期毒性外推的不确定性、实验室数据向野外环境外推的不确定性。评估系数的大小由推导PNEC的置信限确定。如果获得的生物毒理学数据都是在一系列营养水平或种群水平或代表了不同营养级的生物，则置信限较高。如果获取的数据多于基础数据组的要求，评估系数的值可以降低。通常根据评价终点除以评估系数既为PNEC，对于多个物种多项评价终点时取最低值除以评估系数得到PNEC。综观国外的研究，OECD、欧盟、UNEP以及日本在其相应的工作指南中均推荐了评估系数法外推PNEC。
（2）应用统计推导技术计算PNEC
如果符合质控和风险评估数据选用规范要求的关于物种敏感性分布的数据充分，可以获得足够的生态学不同分类的代表性生物试验数据时，可以采用统计推导法技术计算PNEC值，进行风险效应评价。统计推导技术主要假设为：生态系统中所有生物物种的敏感性分布是按理论正态函数分布的；在实验室进行试验的生物是该分布中的随机样本。实践中，目前数理统计推导方法主要由于常缺少足够的生态系统水平的有效实验数据，而应用较少。这种方法的优点是应用生态系统中整个物种的敏感性分布替代采用生物的经验性评估因子及少数物种的无可见（危害）效应浓度（NOEC）值来外推PNEC，其科学性较强。
1.2.2.1 我国化学物质剂量—效应评估方法筛选原则
综合考虑国内外的研究和实践情况，提出我国现阶段开展化学物质环境风险评估方法的筛选原则，主要相关内容如下。
①采用国际上发达国家及组织现阶段较普遍使用的技术方法，推荐使用评估系数法为主，结合数理统计法进行主要风险评估参数的数据推导。
②通过研究化学物质的实际暴露过程及剂量水平，明确物质剂量—效应（影响）评估关注的主要环境介质要素。
③通过前期的化学物质危害性鉴别评估结果，确定进行剂量—效应评估的主要生态毒理学终点指标及推导评估系数。
④对于暂时无法获取生物毒性数据的物质，可考虑结合危害性识别信息及分子特性计算模型工具等方法经验性推算化学物质的环境无（负）影响浓度或剂量（NOEC），但该类模型计算结果建议仅作为化学物质的初筛性评估参考使用，有条件要经实践数据（实验或实际调查）验证确认。
分子结构-（生物）活性相关的技术方法往往由于没有考虑化学物质的实际暴露过程而使预测结果的不确定性较大。如经验性分子定量结构活性相关（QSAR）方法模型因通常不考虑目标化合物在实际环境或生物体内的具体暴露途径与过程，导致预测计算结果与实际暴露效应之间可能存在较大的不确定性，尤其针对大多数有自己特异性活性（毒性）作用路径的化学物质有可能产生错误的计算结果。QSAR方法的主要假设是基于：有共性结构的同类化合物（一般指有共性基团的有机化合物）分子与（环境）生物体分子（或其他介质分子）之间发生直接的活性作用，其作用结果可以用与该活性作用相关性高的分子参数来表征；QSAR研究中普遍存在的主要问题如下。
a.QSAR方法理论上不考虑发生活性效应过程中，目标化合物在暴露过程或途径中可能产生变化的因素；而客观上许多化合物对生物体或环境介质的活性作用可能各具特征性的暴露作用路径或过程，并因此可能在与（生物）靶分子产生活性作用之前化合物自身的分子结构已发生变化，使得原化合物分子可能不会直接与活性（毒性）终点靶分子发生假设的活性作用反应，而可能导致虚假的推测结果；故此，通常QSAR的计算模型来源于同系列化合物的非特征性生物活性（毒性）作用（如仅与化合物剂量相关的生物致死毒性）或已明确具有相同特征活性作用机制的实验结果，并主要用来初筛性预测该模型涉及的同系列其他化合物的同样活性（毒性）终点值。
b.通常如何正确选择与活性作用结果相关性高的化合物的分子表征参数，自20世纪70年代QSAR方法从药物分子特性的设计预测开始发展至今，基本上是靠研究者经验及数据统计相关性判断技术来筛选，因此分子结构参数与活性效应表征之间相关性解释的经验随意性较大，而其科学意义不够明确，理论客观性不强。但QSAR等经验性数据推算方法在现阶段风险评估中，作为化合物环境活性特征的快速初筛或快速预测的工具还是值得不断发展利用的。
⑤选用的风险效应评价指标与国外发达国家或组织相同时，建议初期可参考采用国外通用的评估系数进行数据推导计算，同时应根据我国实际状况进行适当修正，提出我国适用的评估系数。
⑥选用风险效应评价的危害性识别指标与国外不同时，若无现成可供参考使用的评估系数，建议采用专家咨询系统，讨论暂时给出实际合适的评估系数；有条件时，应基于实验研究提出我国适用的相关新评估系数。
1.2.2.2 我国化学物质剂量—效应评估方法
准确预测化学物质的环境浓度及其生态效应是一个复杂的过程，目前许多方法都需随研究的深入而不断发展完善。因此目前建立的环境风险评估系统以及给出的评估外推系数是一个开放的系统，只能反映当前的研究成果，并且仅作为当前的评估方法使用。
由于评估系数法可以采用最少的试验数据来推导预测环境无（危害）浓度（NOEC），评估系数基本根据专家的经验获得，在早期风险效应评价中被多数国家采用。概率分析表明，在不高于根据现有评估系数所预测的化学物质剂量水平时，一般不会发生有害的环境效应，但并不意味着当低于某一剂量水平时，该化学物质一定是安全的，要结合实际条件综合评估。
采用评估系数，通过实验室的数据外推实际环境生态系统效应时，主要的假设基础如下。
①尽管生态系统具有复杂特性，还是可以近似获得大多数物种的毒性敏感性。
②保护生态系统中种群、群落及系统的结构平衡合理，以保护生态系统的功能正常安全。
③通过实验室选择生态系统中代表性敏感物种的毒性试验，进行保护生态系统全物种预测安全阈值（如PNEC、NOEC等）的推导，使生态系统的功能中所涉及的生物都受到保护，以防止生态系统的结构不被破坏。
由于生态风险评估中的剂量—效应评估（或称影响评估），通常涉及水生生态系统效应、污水处理厂微生物效应、沉积物效应、陆生生态系统效应、大气环境系统效应以及由于食物链蓄积导致的次生毒性效应等多方面的评估；一般进行剂量—效应评估的毒性风险终点主要为短期毒性和长期毒性效应的预测安全阈值PNEC或NOEC。对于化学物质可能影响的多个代表性环境生态系统，现阶段建议我国采用的数据推导方法，现分别进行论述。
1.2.2.2.1 淡水生态环境数据推导方法
在进行水生生态系统效应评价时，依据风险评价的目标是保护生态系统安全，因此先有假设为：
a.生态系统结构与功能的安全敏感性主要取决于大多数敏感物种的安全性；
b.考虑保护生态系统的结构和功能安全，同时应考虑预测评估的不确定性，允许采用敏感性代表物种的短期试验数据推导生态系统的风险效应。
（1）采用评估系数计算PNEC
在确定评估系数时，需要考虑当用单物种实验室数据外推至多物种生态系统效应时的风险不确定性，主要包括实验室内部毒性数据与外部实验室数据的差异，物种、种群内部和物种及种群之间的生物学差异，短期毒性与长期毒性的差异，用急性效应外推慢性效应，用外地生物试验数据替代本地生物实验数据，及用实验室数据向野外环境效应外推的不确定性等。评估系数的大小一般由推导PNEC的置信限确定，如果获得的有效生物毒理学数据来源于生态食物链一系列基础营养级物种或种群水平（如有生产者、消费者或捕食者组成的简单食物链），即有生态系统中基本营养级结构组成的生物物种的代表性，则其置信限较高；如果获取的数据多于基础数据组的要求，评估系数的值可以降低。根据不同试验结果推导PNEC的评估系数表1-11，通常采用评价毒性终点值除以评估系数既为PNEC，对于多个物种有多项评价终点时，一般取最低值除以评估系数可得到PNEC。
表1-11 淡水生态效应评估系数
续表
①评价中，如果采用短期毒性外推环境，评估系数1000是一个相对保守和保护性的评估系数，用以保证物质对环境的潜在危害。假定各方面的不确定性对总的不确定性有贡献，对于给定的化学物质可能其中一种不确定性在总的不确定性中所占的比例最大，在这种情况下需对评估系数进行修正。根据可以获得的证据，增大或减小评估系数的值。对于存在间歇式排放的物质通过短期毒性试验外推PNEC，评估系数一般不低于100；当存在基础数据组不全时，如物质的产量小于1t/a，如仅有大型溞的急性毒性数据，PNEC可采用评估系数1000计算。
②如果获得的长期NOEC值的试验生物，可通过短期毒性试验证明为最敏感种（短期试验LC50值为最低值），则评估系数100适用于该生物的长期NOEC值。当获得的长期毒性NOEC值的试验生物，通过短期试验证明不是最敏感物种（短期试验LC50值不是最低），则采用该评估系数不能够保护更敏感生物，此时效应评价可采用短期毒性试验数据除以评估系数1000计算；但依靠短期毒性试验获得的PNEC值不应高于依据长期毒性试验获得的PNEC值。此外，评估系数100也适用于来自2个营养级别生物的长期毒性NOEC值，并且获得的长期毒性NOEC的试验生物，通过短期试验证明这两种生物非最敏感种；但不适用于最敏感物种的急性毒性LC50值低于最低的NOEC的情况，此时PNEC可通过最低LC50除以评估系数100计算。
③当获得的两个营养级别生物或生物类别的两项长期毒性NOEC能通过短期试验证明其中一种生物为最敏感种，则评估系数50适用于包括两个生物类别或两个营养级别水平的物种的两项长期毒性NOEC中的最低值。当获得的长期NOEC的试验生物中，通过短期试验证明这两种生物非最敏感物种，则评估系数50适用于包括三个生物类别或三个营养级别水平的生物物种的三项毒性NOEC中的最低值；同时该系数不适用于最敏感物种急性毒性LC50低于最低的毒性NOEC的情况，此时PNEC一般可通过最低物种LC50除以100推导。
④评估系数10仅适用于具有三个物种的食物链的三个营养级别的至少三项长期毒性试验结果（如鱼、溞和藻）。当检验长期毒性结果时，PNEC值应该通过可获得的最低的物种毒性NOEC值推导，当外推到整个生态系统效应时，因需要更大的置信限，故将评估系数缩小到10一般是可能的。如果有数据说明试验的物种可以被认为代表生态系统的一个更敏感物种时，数据可看作较充分；也可能是获得了至少三个营养级别的至少三个物种的试验数据来进行初步判断。通常采用最敏感物种进行试验，而进一步获得的不同生物分类学上的物种毒性NOEC值不得低于已经获得的数据，同时应注意当目标化学物质有潜在生物富集效应时获得最敏感物种的毒性NOEC尤为重要，一般进行这种判断并不容易；当物种间敏感性存在差异则评估系数可考虑采用10，基于实验室研究的数据的评估系数通常不应低于10。
⑤见统计推导方法规定。
⑥通过模拟生态系统的微宇宙试验或采用半野外试验数据外推时，应根据实际情况确定外推系数。
（2）数理统计方法推算PNEC
当可以使用的关于生态系统的物种毒性敏感性分布（SSD）的数据充分时，可以采用统计学方法推导PNEC值。其主要假设为：
a.生态系统中物种的敏感性分布是按照理论正态方程分布；
b.在实验室进行试验的生物是该分布中的随机样本；
c.物种的毒性试验数据根据正态函数分布方程进行lg转换，同时以指定的分布百分数作为评判标准。
这种方法的优点是应用生态系统中大多数或全部物种的敏感性分布来推导PNEC，替代了用一种或少数物种的毒性NOEC值来外推生态系统物种的PNEC值；但该种方法也有不足，主要问题是选择试验物种的生态代表性、不同毒性终点的敏感性比较、经验性设定生态物种的百分分布与置信区间等存在不确定性。该方法适合于所有可信的来自本土（目标生态系统）生物的急/慢性NOECs值，更适合物种的全生命周期试验或多代长期研究。
进行化学物质风险评估，当采用SSDs方法推导生态系统的PNEC时，需要获得有效的最少生物物种的毒性数据（MSD），并应了解化学物质的短期毒性与长期毒性效应特性的差异，以及其对不同生物物种的作用方式等状况。对于水生态系统，进行统计推导PNEC值时，至少需要的生物物种类别有：脊索动物门的鱼类两个科（进行试验的种类通常包括冷水鱼类如鲑科、温水鱼类如鲤科等）；甲壳类动物（如桡足类动物水溞、介形亚纲动物、等脚类动物、片脚类动物等）；一种昆虫（如蜉蝣类、蜻蜓、摇蚊等）；不同于节足动物门或脊索动物的一个门中的一个科（如环节动物、软体动物等）；昆虫纲中任何等级的一个科或任何其他一个门的动物，植物单细胞藻类或高等植物；如果数据库中至少含有6~8个不同生物科的物种的NOEC（最好10~15个以上物种数据），则采用SSD的统计推导技术较充分可行。可进一步通过考虑敏感性物种的试验终点、毒性作用方式及/或化学物质结构特性等相关信息等确定推荐的PNEC值。
处理一种生物的多组数据要关注：如果适合并可能，应根据现实环境参数[如水硬度、pH值、有机质和（或）温度等]对数据进行预选。对于抽取信息的所有数据应进行仔细评估（如毒理学终点），否则将数据平均成一个值后会丢失这些信息，可采用的最敏感物种毒理学终点的数据应该作为该物种的代表数据，筛选的毒理学终点统计参数应与生态物种、种群的动力学变化具有毒理学相关性。对于同一个物种同样的试验终点的多个值应根据实际情况进行调查分析，寻找结果存在差异的原因；对于同一个物种同样的试验终点的平行数据，取几何平均值作为计算输入的数据；当数据不适合取几何平均值时，或许因为有效的结果差异较大（如因水质pH值差异的影响）而无法进行分组和合并，则可考虑缩小使用数据量，同时对于采用不同处理数据方式得出的结果，应进行调查和讨论说明。此外，还应考虑结果对于某些特定条件可能是有限制的（如不同水质的pH值适应范围等），因此应对这些环境限制条件进行解释，有时来自不同环境条件或统计处理过程的数据结果，对于指示敏感生态区域的风险评估有重要的说明价值。
采用适合的正态分布函数如三角函数、逻辑函数分布方程推算PNEC值很重要，因为不同的分布函数其数学特性的适用性及推导结果的不确定性是有差异的；对于复杂数据组选择分布函数参数应充分分析。分布函数的不适合可能由多种因素引起，如较普遍的原因是在一个实验室中获得包括多个物种的NOECs值，且对所有物种采用相同的试验浓度，统计确定结果可能不同生物计算出相同的值；或者是物种的毒性数据可能呈双峰分布，说明目标化学物质对于某些类别的生物具有特殊的毒理学作用机制，可能选用的毒理学终点不适合选用的风险推导方法。无论选用的分布函数是否适合，均应考虑物种分布图的代表性以及对通过试验物种获得的不同毒性值结果进行评估，并对选择任何特殊的分布函数方程都应该进行说明；如果数据不适合任何分布函数，则SSD方法不适合使用。如NOEC值低于物种敏感性分布5%，则在风险评价报告中需进行讨论；如果此类NOEC都来自同一个营养级别生物，则表明存在特殊敏感物种，进行统计推导的一些假说可能不适合该种情况；则确定性的PNEC可采用评估系数方法推导；如果可以获取微或中宇宙实验的数据，可将该结果加入评估系统中，PNEC值可根据目前欧盟风险评估技术指南文件（TGD）中规范化的进行推导；如采用多种方法推导PNEC，应对所用的推导方法进行比较分析，在此基础上可最终确定PNEC值。
（3）间歇排放的效应评价
对于环境中间歇性排放的化学物质，持续暴露的时间一般较短，原则上只进行短期暴露评价。水生生态系统如果进行至少3个不同营养级水平的短期毒性实验，则评估系数选择100。评估系数要充分考虑从短期到长期、种内到种间、由实验室内到实验室之间及野外环境的数据外推的不确定性。数据外推的结果使用要慎重，因为有些物质可能被水生生物迅速吸收或转化，有时在排放结束后会有延迟的毒性效应，此时通常采用评估系数100来进行校正，但有时也许更高或更低的值更合适，要依据实际状况判断使用合适的评估系数。可产生生物富集的化学物质一般不建议采用低于100的评估系数，已知具有非特异性活性的化学物质，一般种内差异较小，此时评估系数可选择较小值，通常短期毒性试验的评估系数不应低于10。
1.2.2.2.2 海水生态环境数据推导
化学物质在海水生态环境中的剂量—效应评估主要应基于海水相关生物物种的生态毒理学数据。目前针对我国本土海水物种的有效化学物质的毒性数据相对较少，参照欧盟国家及OECD组织的有关技术文件，表1-12推荐给出了我国开展化学物质生态风险评估时，开展海水生态环境的剂量/浓度—效应风险评估时，采用评估系数法推动PNEC或NOEC值得的评估系数。由于海水生态系统中生物种类如海水藻类、无脊椎动物溞类、脊椎动物鱼类等与淡水生态系统生物相比可能有更大的多样性，这就可能表现出敏感性生物种群的分布更为广阔，数据推导也具有更多的不确定性。一般当可以获得更低的生物短期急性结果或长期试验结果时，推导PNEC的评估系数的量级可以考虑适当降低，且若经长期研究可获得更多物种的有效毒理学数据，其评估系数的量级也可以考虑降低。
表1-12 我国化学物质海水生态环境的推荐评估系数
续表
①当仅获得生物急性毒性数据时，使用外推安全系数10000作为评估系数是较保守做法，以确保有潜在有害毒性效应的物质能够在剂量（浓度）—效应评估中识别风险；当存在一些特殊情况时：a.来自结构相似物质（一般指有机化合物）的证据表明一个更高或更低的评估系数可能更加合适，可以对评估系数进行调整；b.已知某些物质由于其结构的原因以一种非特异性毒作用方式（如致死）产生作用，则可以考虑更低的评估系数，同样由于已知的特异性毒作用机制，也可以采用更高的评估系数；c.如果可以获得涵盖食物链3个营养级别的多个物种的数据，且能够得到其中的毒性最敏感物种（通常该物种表现出的急性毒性浓度比其他物种低10倍）的多个数据（如急、慢性数据）时，才可以考虑低推导的评估系数；除了间歇性排放化学物质外，在采用急性毒性数据推导海水环境的PNEC值时，一般不得采用小于1000的评估系数。
②当可以获得更多类别物种数据，包括藻类、甲壳类和鱼类及其他类别物种（如棘皮动物和软体动物）的数据时，可以采用1000作为评估系数。采用1000作为评估系数的最低要求是获得代表海水生物的两种类别物种的数据。评估系数1000，也可以用于单个物种的长期毒性的NOEC数据推导，但应注意此NOEC一般是针对藻类、甲壳类或鱼类急性毒性试验中具有最低L（E）C50的物种类别；如果仅有的一个物种长期毒性NOEC针对的不是急性试验中具有最低L（E）C50的物种类别，一般就不认为采用1000的评估系数可以为其他更敏感的物种提供有效保护，此时剂量/浓度—效应评估的PNEC推算应该基于急性数据，采用10000作为评估系数。当NOEC不是针对生物急性毒性试验中具有最低L（E）C50的物种时，评估系数1000可以采用至少有两个营养级别（淡水或海水藻类、甲壳类或鱼类）的两种生物长期NOEC的具较低值的物种数据进行推导PNEC值，但是这种情况不适用于急性毒性最敏感物种的L（E）C50值低于较低的NOEC值的情形，此种情形下，PNEC应该通过利用急性试验的最低L（E）C50，以1000作为评估系数进行计算。
③当至少获得两个营养级生物的两物种急性试验的NOEC，且具有最低L（E）C50的物种数据时，可采用2个物种NOEC最低值并使用500作为评估系数。可以考虑降低评估系数的状况：a.较确定包括鱼类、甲壳类和藻类在内的至少两类代表性物种的最敏感物种已经考虑，即第三个类别的物种长期NOEC不会低于现有的两类物种的毒性数值，此时可考虑使用100作为评估系数；b.当已经获得其他代表性海水物种类别的短期试验（如针对棘皮动物和软体动物），且表明不是最敏感物种，或较确定针对目标物质（不具有生物富集潜力的物质尤其重要）来自海水物种的长期NOEC值不会比已经获得数据更低。有时当获得海水代表物种的两项短期试验数据，评估系数也可依据实际判断降低至50。评估系数500也可以用于计算涵盖三个营养级的三个物种NOEC中的最低者，前提是这些NOEC不是源于急性试验中具有最低L（E）C50值的物种类别；但这不适用于急性毒性敏感物种的L（E）C50值低于最低NOEC值的情形，如有此情形，则可以考虑采用急性试验中的最低L（E）C50除以评估系数1000来推导计算PNEC。
④当获得生态系统三个营养级的至少三种淡水或海水物种的长期毒性NOEC值时，可以使用100作为评估系数。有时可将评估系数最低降至10的状况有：a.已获得其他代表性海水物种的短期试验（如棘皮动物和软体动物等），并表明不是最敏感物种，同时较确定这些物种的长期NOEC不会低于已经获得数据；b.其他物种类别（如棘皮动物或软体动物）的短期试验表明，这些物种之一可能是急性毒性最敏感物种，并且已获得该类物种的长期试验结果，且这仅适用于较确定其他物种毒性NOEC值不会低于已经获得数据的情形；若仅基于实验室研究，一般不应将评估系数降至10以内。
1.2.2.2.3 污水处理厂微生物生态环境数据推导
化学物质可能影响污水处理厂中的微生物活性，因而需要通过化学物质对活性污泥的毒性效应数据来推导污水处理厂的微生物生态环境的PNEC值。表1-13推荐给出了我国开展化学物质对污水处理厂微生物环境剂量（浓度）—效应评估时的评估系数参考值。
表1-13 污水处理厂微生物环境浓度—效应评估推荐评估系数
注：1.当只有硝化试验的数据，且PEC/PNEC值大于1，则应对评估的污水处理厂的污泥进行硝化抑制试验，采用与硝化试验对应的评估系数进行外推PNEC。
2.当仅有污泥呼吸抑制试验的数据时，且PEC/PNEC值大于1，则应对评价的污水处理厂的污泥进行呼吸抑制试验，如果评价对象为生活污水处理厂，则不能用处理工业污水厂的污泥进行呼吸抑制试验。
3.当进行了污泥呼吸抑制试验、标准生物降解试验以及小规模污泥模拟试验，若对于一个特殊的工业污水处理厂，PEC/PNEC值大于1，则建议采用该处理厂的活性污泥重新进行小规模污泥毒性模拟试验，以便对评价结果进行修正。
1.2.2.2.4 地表水沉积物生态环境数据推导
水生态系统中沉积物体系既是化学物质吸附于底层颗粒物的沉降聚集汇，也是化学物质再悬浮产生可能二次污染的主要源。由于沉积物在时间或空间上可以集合地表水污染效应，可能会对水生态系统中生物群落产生危害影响，而有时此类毒性效应不能通过水相浓度直接预测，应认识到底栖生物是水生态食物链中的重要一环，在含营养物的底泥腐殖质再循环中起到重要作用；因此化学物质对于水生态环境中底栖生物的危害影响应有所关注，在对沉积物生态环境进行剂量（浓度）—效应评估时，应根据不同情形分别评估：
a.当暂时无法获得水生态系统中沉积物生物的毒理学数据，可利用沉积物相平衡分配法原理来对沉积物中底栖生物的潜在风险危害进行推导评估，但该方法一般仅可作为初步筛选判断方法使用；
b.当可获得沉积物中底栖生物的长期毒性数据，可采用评估系数法推算沉积物的PNECsed；
c.当只获得沉积物中底栖生物的短期毒性数据，建议同时考虑采用评估系数法（以最敏感物种数据除以评估系数1000推算）和相平衡分配法得出的PNEC，取两者中的较低值作为PNECsed用于沉积物中目标化学物质的风险评估。
采用沉积物的相平衡分配方法推算PNECsed，主要基于假设为：
a.沉积物中底栖生物与水相中的生物对目标化学物质的毒性敏感性相同；
b.沉积物浓度与孔隙水以及底栖生物间的物质能量转化符合热力学平衡，固体相、水相、气相等相关介质相中的化学物质浓度可以通过分配系数进行预测；
c.沉积物/水分配系数可以直接检测得到，也可以基于公式计算估计。可以利用公式计算目标化学物质在沉积物中的PNEC：
（1-4）
式中 PNECsed——沉积物环境预测无效应浓度，mg/kg；
PNECwater——水环境预测无效应浓度，mg/L；
RHOsusp——悬浮物密度，kg/m3；
Ksusp-water——悬浮物—水分配系数，m3/m3。
当采用平衡分配法进行计算时，无论Ksusp-water是检测值还是估计值，都应注意公式只考虑了通过底栖生物对孔隙水的吸收，而未考虑生物通过其他暴露途径的吸收，如摄入沉积物或直接接触沉积物；这一点对于吸附性较强的化学物质尤应考虑（如lgKow>3），通常这类物质的吸收被低估了，可考虑对相平衡分配法推算结果进行修正。有来自土壤的研究表明，当lgKow<5时，相平衡分配法计算PNECsed的影响较小，但当lgKow>5时，应对相平衡分配法推算结果进行修正，一般修正系数可为10（即这类化学物质的PNECsed应除以系数10加以修正）。
评估系数法计算PNEC如下。
如果可以获得底栖生物完整的沉积物试验结果，则可以采用评估系数方法推算PNEC，但对于可获得的沉积物试验数据应该进行仔细评估。表1-14推荐了我国化学物质在淡水沉积物浓度—效应评估中推荐的评估系数。
表1-14 我国化学物质淡水沉积物环境浓度—效应评估系数推荐值
表1-14推荐的评估系数主要针对长期毒性数据，但如果仅能够获得底栖生物的短期试验数据，则采用评估系数1000进行推算，评估系数的修正应根据可以获得生态食物链中营养级物种的急、慢性毒性试验的实际情况来考虑。
1.2.2.2.5 海水沉积物生态环境数据推算方法
通常具有高疏水性的有机化合物被认为对浮游生物的危害风险较低，但也会富集于沉积物中而产生较显著的生物毒性效应；沉积物作为高疏水性化学物质的重要归趋场所，且海水沉积物是海水生态系统的重要组成部分，在海水环境中尤其值得关注。
（1）采用相平衡分配法计算海水沉积物PNEC
当缺少海水环境的底栖生物的生态毒理学数据，可以通过检测实际暴露化学物质的沉积物浓度数据，获得预测PECsed，而PNECsed则可以暂时采用相平衡分配法进行计算。该方法采用海水中的水生生物的PNECwater和海水的悬浮物—水分配系数进行计算。根据相平衡分配原理应用如下等式进行计算：
（1-5）
式中 PNECwater——海水的预测无影响浓度，mg/L；
RHOsusp——悬浮物的湿体积密度，kg/m3；
Ksusp-water——悬浮物—水分配系数，m3/m3；
PNECsed——海水沉积物的预测无影响浓度，mg/kg。
当采用相平衡分配法进行计算时，应考虑经由水相的吸收以及经由其他暴露途径（如沉积物的摄入或与沉积物的直接接触）的吸收，这对易于吸附沉积物有机质的化学物质较重要；如对于Kow>3的化合物，在研究多环芳烃（PAHs）化合物对海水底栖生物活性作用时（lgKow≥5），可以观察到化合物在海水沉积物中的直接吸附作用；有研究也表明喂养模式（暴露方式、途径）的不同，也会影响生物体对物质的摄入。一般当化合物的lgKow>5时，因考虑到生物体通过摄入沉积物而产生对化学物质的吸收作用，需要对相平衡分配系数法进行修正；这类化合物的PEC/PNEC比率经验性认为修正因子要增加10倍，同时需要认识到该方法仅作为底栖生物的风险筛选水平进行评价；采用该方法如果PEC/PNEC>1，建议采用对海水底栖生物另用加标沉积物方法进行长期试验，来对沉积物系统进行实际的风险评价。
（2）采用评估系数计算海水沉积物PNEC
当可以获得底栖生物的全沉积物试验（whole-sediment tests）结果，则可以采用评估系数方法推导PNEC海水沉积物，并要考虑相关的不确定性分析，一般对于海水环境中底栖生物在沉积物结合型化合物的长期暴露评估，主要考虑的亚致死性试验终点有：生物的生殖、生长、萌发及沉积物回避和打洞活性等。通常经验性认为：当有一项沉积物急性试验数据时，评估系数为10000；如果仅可以获得淡水环境中底栖生物的短期试验结果时，取物种的最低值，评估系数也为10000；当除了淡水底栖生物的试验结果外，还可以获得一项海水底栖生物的急性结果时（最好是在淡水或海水试验中代表同一类群的最敏感物种），则评估系数可为1000；如果可以获得沉积物中居住的底栖生物的长期试验结果，则评估系数还可以缩减。PNEC海水沉积物可以通过毒性试验终点的最低值除以表1-15、表1-16的评估系数进行推导。
表1-15 短期试验推导PNECsed的评估系数
表1-16 长期试验推导PNECsed的评估系数
①有时水生环境关于水生生物数据的注解也可用于沉积物数据计算；如果有充分的数据证明海水生物的敏感性已经被可获取的淡水生物充分覆盖，则适用于淡水沉积物的评估系数也适用于海水沉积物。此类证据应包括来自淡水和海水生物的长期试验数据，同时可能包括海水特定的类群。如果没有沉积物中底栖生物的长期试验结果，同时PEC/PNEC比率是通过短期沉积物试验或相平衡分配法获得，则建议应多关注沉积物生物长期试验。
1.2.2.2.6 陆生生态环境数据推算
陆生生态系统包括地表面的生物群落、土壤生物群落以及地下水系统的生物群落。本书该部分仅考虑直接通过孔隙水或土壤暴露对土壤表面的生物效应。通常土壤基本生物试验应包括：生产者（如植物）、消费者（如土壤无脊椎动物）、捕食者（如昆虫或鸟类）、分解者（如土壤微生物），它们在陆地食物链及生态系统的结构组成和物质与能量的正常循环中起着重要作用；若被评估的化学物质缺少这类数据时，有时可采用相平衡分配法进行补偿性评估。
进行生态毒理学试验应考虑的土壤理化参数一般有有机质含量、黏土成分、粒径、温度、pH值以及湿度等特征，生物物种对外源性化学物质的利用率以及毒性效应与土壤的理化特性有关。有时，不同土壤的同种生物试验数据的可比性不强；一般将来自不同特性土壤的试验结果转化为标准土壤试验结果（如欧盟规定标准土壤有机质含量为3.4%）进行比较；假设对于非离子有机化学物质，其生物吸收率由土壤中的有机质含量决定，则推荐NOEC与LC50可根据式（1-6）校正：
（1-6）
式中 NOEC或L（E）C50(standard)——标准土壤的NOEC或L（E）C50，mg/kg；
NOEC或L（E）C50(exp)——试验土壤的NOEC或L（E）C50，mg/kg；
Fomsoil(standard)——标准土壤中有机质的比率，%，默认为3.4%；
Fomsoil(exp)——试验土壤中的有机质比率，%。
可以根据下述不同情况，采用相平衡分配法或评估系数法推算PNEC值。
①当无法获得土壤生物的毒理学数据时，可利用相平衡分配法进行剂量（浓度）—效应推算评估，该方法仅作为“筛选方法”替补使用。
②当可以获得有关生态系统中生产者、消费者和/或分解者的毒性数据时，可采用简便的经验性评估系数法推导PNEC值。
③当仅能够获得土壤中生活的一种生物的试验结果，建议PNECsoil的确定可同时考虑评估系数法及平衡分配法的计算结果，取两者中的最低PNECsoil值用于风险表征。
（1）相平衡分配法计算PNEC
基本理论方法与沉积物的相平衡分配法相同，土壤的相平衡分配法也假设化学物质的生物利用率及其对土壤生物的毒性仅由土壤孔隙水的浓度决定，且不考虑吸附于土壤颗粒的化学物质被生物摄入的效应。PNEC计算公式如下：
（1-7）
式中 PNECsoil——土壤环境预测无效应浓度，mg/kg；
PNECwater——水环境预测无效应浓度，mg/L；
RHOsoil——土壤密度，kg/m3；
Ksoil-water——土壤—水分配系数，m3/m3。
建议对于lgKow≥5的化学物质，PNECsoil要通过除以评估系数10进行修正；应注意，相平衡分配法仅是在无土壤生物毒性数据时，对生活于土壤中的生物风险评估的初步筛选性评价方法，该评价结果的不确定性较大。在进行化学物质风险评估时，若风险商大于1时，应开展实际土壤生物的毒性试验，对浓度—效应评估加以修正。
（2）利用评估系数法计算PNEC
推荐给出的目前我国开展化学物质陆生土壤环境浓度—效应评估的推算评估系数见表1-17，如果可以获得有关我国土壤生物的更多毒性信息时，可对评估系数进行修正。
表1-17 我国目前化学物质陆生生态环境浓度—效应评估推荐评估系数
1.2.2.2.7 大气环境生态风险数据
进行大气环境的剂量/浓度—效应评估时，应考虑生物和非生物效应两个方面。化学物质对大气环境的生物效应，指生物吸入空气中的化学物质所产生的毒性效应；目前还没有相应成熟的国际标准化毒性试验方法用于评估化学物质经由大气对环境生物物种的毒性效应，当前化学物质对大气环境的生物危害效应主要涉及人类的健康危害评估，因此在一般的大气生态风险评估中尚不涉及此内容。
化学物质对大气环境的非生物效应，指化学物质进入大气环境后导致的全球变暖、平流层臭氧破坏、对流层臭氧生成以及酸化等作用，非生物效应是化学物质大气暴露中的显著效应，目前评估方法主要采用模型推算基础上的专家判断为主。考虑上述情况，现阶段我国尚未开展政府管理层面上的对大气生态环境进行剂量（浓度）—效应关系评估工作。
1.2.2.2.8 生物蓄积与次生毒性效应
生态系统中的化学物质，长期或慢性暴露的情况下亲脂性化学物质的生物富集可对生物物种产生直接或间接（次生毒性）的毒理学效应。次生毒性与食物链中较高营养级别的生物毒性效应有关，且毒效应可存在于水生环境或陆生环境，一般主要指由于营养级高端生物通过摄入体内含有蓄积性化学物质的较低营养水平生物，而产生的富集性毒作用效应。
通常当某种化学物质需要进行次生毒性评估时，主要考虑的因素有水体或土壤中的预测环境浓度、化学物质在食物链较高营养级生物的食物中的浓度以及化学物质对动物的毒性。化学物质在水中暴露可导致鱼体的积累，进而导致更高级别的食鱼动物受到化学物质的有害影响，其中对哺乳动物的毒性则可能指示在环境中的有害化学物质（污染物）通过生态食物链（水—藻—溞—鱼）对食鱼的鸟类或哺乳动物及人类可能产生的风险效应；在这过程中，当食鱼的鸟类或哺乳动物每日食物中化学物质的剂量（浓度）低于鸟类或哺乳动物毒性试验中的无可观察负效应水平（NOAEL或NOEL）时，则认为一般不会产生次生毒性效应。
评估系数法推算PNEC如下。
通常次生毒性的剂量（浓度）—效应评估结果用于预测食物链无负效应浓度表达，次生毒性效应在鸟类或哺乳动物的短期试验中较难表现出来，因此次生毒性浓度—效应评估主要考虑生物长期毒性试验结果；如致死性效应、繁殖或生长的NOEC值等。一般对于化学物质，需通过哺乳动物重复—剂量毒性试验或鸟类长期试验进行剂量（浓度）—效应评估；当无法获得关于鸟类或哺乳动物的有效且充分的毒理学数据时，目前阶段一般不进行次生毒性的风险评估；通过毒性试验结果推算生物的PNEC，从而保护哺乳动物（可包括人类）及鸟类种群等高营养级生物；其中鸟类限定日食量试验的急性毒性结果也可用于推算鸟类的慢性毒性效应。
目前在进行次生毒性效应评估时，应将试验结果表达成生物的NOEC值开展评估；鸟类和哺乳动物的毒性测试终点通常以无可见负效应水平（NOAEL）给出，因此需通过公式将NOAEL转化为NOEC值，计算方法如下，转换系数见表1-18。
（1-8）
式中 NOECbird——鸟类NOEC值，kg/kg；
NOECmammal,food——哺乳动物NOEC值，kg/kg；
NOAELbird——鸟类NOAEL值，kg·kg/d；
NOAELmammal,food——哺乳动物NOAEL值，kg·kg/d；
CONVbird——鸟类从NOAEL转化为NOEC的转换系数，kg·d/kg；
CONVmammal——哺乳动物从NOAEL转化为NOEC的转换系数，kg·d/kg。
表1-18 推荐哺乳动物和鸟类从NOAEL到NOEC转换系数
①bw为体重（g）；dfi为每日食物摄入量（g/d）。
我国化学物质在开展次生毒性浓度—效应评估时，PNECoral由哺乳动物及鸟类的毒性数据（NOEC）除以评估系数获得，推荐的评估系数见表1-19。
表1-19 化学物质次生毒性浓度—效应评估推荐评估系数
注：如果同时获得了鸟和哺乳动物的NOEC值，则采用其中的最低值外推PNEC。