張峰祖，樸秀英

（農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)藥檢定所，北京 100125）

農(nóng)藥作為重要的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料之一，對保障國家糧食安全和重要農(nóng)產(chǎn)品有效供給作出了不可替代的重要貢獻。然而，農(nóng)藥又是一把“雙刃劍”，在生產(chǎn)、使用過程中和使用后對人類健康和生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生負面影響。針對農(nóng)藥的潛在風險，世界各國、地區(qū)和國際組織相繼制定了相關的法律法規(guī)和管理制度，對農(nóng)藥進入市場前和使用后的安全性進行科學評價，建立并不斷發(fā)展、完善相應的評估技術。

當前，風險評估是農(nóng)藥安全性評價最主要的技術。國際化學品安全規(guī)劃署（International Programme on Chemical Safety,IPCS）《食品中化學品風險評估原則和方法》（Environmental Health Criteria, EHC 240）闡述了國際上開展風險評估的通用原則和方法[1]。風險評估包括危害識別、危害特征描述、暴露評估和風險特征描述[1]。農(nóng)藥膳食風險評估是食品中化合物風險評估的一類，是基于農(nóng)藥的毒理學和殘留化學評估，結合居民膳食結構，對農(nóng)藥殘留經(jīng)膳食攝入途徑進入人體后所產(chǎn)生風險的可能性及其程度進行評價的過程[2]。農(nóng)藥膳食風險評估的目的是確保食品中農(nóng)藥殘留不會對消費者產(chǎn)生不可接受的健康風險，推薦制定農(nóng)藥最大殘留限量，進而管控農(nóng)藥合理合法使用。

“十三五”期間，我國立足國內(nèi)、借鑒國際，開展了農(nóng)藥膳食風險評估技術研究，加快完善了農(nóng)藥殘留標準體系建設。2021年3月，國家衛(wèi)生健康委員會、農(nóng)業(yè)農(nóng)村部、國家市場監(jiān)管總局聯(lián)合發(fā)布GB 2763—2021《食品安全國家標準食品中農(nóng)藥最大殘留限量》，使我國農(nóng)藥最大殘留限量達到1萬多項，我國農(nóng)藥殘留標準建設邁上了新的臺階[3]。本文圍繞風險評估的4個部分，即危害識別、危害特征描述、暴露評估和風險特征描述，重點闡述了國內(nèi)外農(nóng)藥膳食風險評估技術的基本原理、方法和應用，簡要介紹了國外正在研究或用于評估實踐的集合風險評估和累計風險評估技術，進而對我國農(nóng)藥膳食風險評估技術研究提出了幾點建議。

1 農(nóng)藥膳食風險評估

1.1 危害識別和特征描述

在我國，危害識別和特征描述合并稱為毒理學評估，通過毒理學試驗，可以鑒定食品中可能存在的產(chǎn)生健康影響的農(nóng)藥及其代謝物，開展劑量-反應評估等定性定量分析，推導健康指導值[2]。毒理學試驗通常包括毒物代謝動力學試驗、短期和長期系統(tǒng)毒性試驗和特異性毒性試驗、遺傳毒性試驗和生殖毒性試驗等。經(jīng)濟合作與發(fā)展組織（Organization for Economic Cooperation and Development, OECD）制定的《化學品測試準則》是國際上普遍認同的指南，其中對一系列毒理學試驗提出了管理和技術要求[4]。歐盟主要采用OECD化學品測試準則。美國制定了《健康影響測試指南（OPPTS 870）》，我國制定了《化學品毒理學評價程序和試驗方法》《食品安全國家標準毒理學檢測實驗系列標準》和《農(nóng)藥登記毒理學試驗檢測標準》等一系列國家標準和指南[5-8]。

根據(jù)毒理學試驗數(shù)據(jù)，對農(nóng)藥的毒理學特征進行全面分析和評估，識別可能對人體健康產(chǎn)生影響的危害，尤其關注致突變性、繁殖和發(fā)育毒性、致癌性、神經(jīng)毒性等特殊毒性效應。在評估過程中除農(nóng)藥企業(yè)的登記試驗資料外，可能還會利用公開發(fā)表的文獻資料等。美國環(huán)保署（Environment Protection Agency,EPA）制定了關于如何使用已發(fā)表的文獻資料進行人類健康風險評估的準則[9]。

通過毒理學全面評估，判定敏感終點，選擇最適合的試驗及結果，確定未觀察到有害作用劑量水平（No-observed-adverse-effect level,NOAEL）或觀察到有害作用的最低劑量水平（Lowest-observedadverse-effect level,LOAEL）；如果有合適的劑量-反應模型或無法確定NOAEL或LOAEL時，可用基準劑量可信下限（Lower confidence limit of the benchmark dose, BMDL）代替NOAEL或計算暴露限值（Margin of exposure,MOE）[1-2]。

通常，每日允許攝入量（Acceptable daily intake,ADI）和急性參考劑量（Acute reference dose,ARfD）作為用于農(nóng)藥膳食風險評估的健康指導值，單位均為mg/kg bw，其中ARfD僅對短時間暴露（24 h或更短時間內(nèi)）造成健康損害的農(nóng)藥制定。從NOAEL推導ADI或ARfD時，存在實驗動物數(shù)據(jù)外推和數(shù)據(jù)質(zhì)量等因素引起的不確定性，需要采用不確定系數(shù)減少不確定性。不確定系數(shù)一般為100，即將實驗動物的數(shù)據(jù)外推到一般人群（種間差異）以及從一般人群推導到敏感人群（種內(nèi)差異）時所采用的系數(shù)，種間差異系數(shù)和種內(nèi)差異的系數(shù)均設定為10[1-2,10]。另外，選擇不確定系數(shù)時，除種間差異和種內(nèi)差異外，還要考慮毒性資料的質(zhì)量和可靠性以及有害效應的性質(zhì)等因素，再結合具體情況和有關資料，對不確定系數(shù)進行適當?shù)姆糯蠡蚩s小[2]。

美國在農(nóng)藥毒理學評估中使用參考劑量（Reference dose，RfD）和群體校正劑量（Population adjusted dose，PAD）。其中，RfD推導方法與上述的ADI和ARfD一致。獲得慢性參考劑量（Chronic reference dose，cRfD）和ARfD后，再考慮食品質(zhì)量安全法（Food quality protection act，F(xiàn)QPA）安全系數(shù)，以保證對嬰兒和兒童的健康安全，獲得慢性群體校正劑量（Chronic population adjusted dose，CPAD）和急性群體校正劑量（Acute population adjusted dose，APAD）[10]。默認的FQPA安全系數(shù)是10，但EPA會具體情況具體分析，確定FQPA安全系數(shù)[10-11]。

如果農(nóng)藥的植物代謝試驗和毒代動力學試驗中發(fā)現(xiàn)相同代謝物，且其在動物尿液或血漿中的含量達到一定水平，則認為農(nóng)藥母體的毒理學試驗可以反映代謝物的毒性效應，該代謝物的健康指導值與母體相同[1]。健康指導值主要來自對農(nóng)藥首次登記的評估，由于評估的技術路線基本相同，國內(nèi)外采用的健康指導值基本一致，但也存在不同情況，例如農(nóng)藥殘留聯(lián)席會議（Joint Meeting on Pesticide Residues，JMPR）和歐洲食品安全局（European Food Safety Authority，EFSA）在評估百菌清及其代謝物時，對NOAEL的判定和評估結果有所不同[12]。

1.2 膳食暴露評估

在膳食暴露評估中，結合食品中的農(nóng)藥殘留數(shù)據(jù)以及覆蓋一般人群和重點人群（如兒童、孕婦等）的膳食消費數(shù)據(jù)，估計膳食暴露量。膳食暴露=Σ（食品中農(nóng)藥殘留濃度×膳食消費量）/體重。膳食暴露評估一般分為慢性膳食暴露評估和急性膳食暴露評估，慢性暴露指每天暴露并持續(xù)終生，急性暴露指24 h以內(nèi)的暴露。

1.2.1 食品中農(nóng)藥殘留量水平

食品中農(nóng)藥殘留數(shù)據(jù)的來源主要有農(nóng)藥殘留試驗、最大殘留限量（Maximum residue limit,MRL）、監(jiān)測數(shù)據(jù)以及文獻等。對于植物源性初級食品，JMPR根據(jù)各成員/觀察員提交的規(guī)范殘留試驗數(shù)據(jù)，評估確定最嚴格的良好農(nóng)業(yè)規(guī)范（Good agriculture practice,GAP）下的初級農(nóng)產(chǎn)品中殘留水平，估算最高殘留值（High residue, HR）和規(guī)范試驗中值（Supervised trials median residue,STMR）[13]。對于植物源性加工食品，如果能夠獲得加工因子，通過初級食品的STMR和HR乘以膳食風險評估殘留定義對應的加工因子（PFRISK），分別估算出加工食品的殘留試驗中值（STMR-P）和殘留高值（HR-P）；如果從加工試驗中無法獲得加工因子，則選取最嚴格的GAP開展足夠數(shù)量的規(guī)范殘留試驗和加工試驗，以此估算出加工食品中的農(nóng)藥殘留水平[13]。對于動物源性食品，第一步基于飼料中的農(nóng)藥殘留數(shù)據(jù)和畜禽的飼料攝入數(shù)據(jù)，計算畜禽通過飼料所攝入的殘留物的量，即畜禽攝入負荷；第二步基于畜禽飼喂試驗獲得的飼料中農(nóng)藥濃度與畜禽可食組織、奶、蛋中農(nóng)藥的殘留水平的關系方程和畜禽攝入負荷，采用直接估算、內(nèi)插法或轉化系數(shù)法等方式估算動物源性食品中農(nóng)藥的殘留水平[13]。目前，我國尚未開展針對動物源性食品的膳食暴露評估，植物源性食品中農(nóng)藥殘留水平評估方法與JMPR一致[2]。

除農(nóng)藥最大殘留限量和殘留試驗數(shù)據(jù)外，美國和歐盟還使用監(jiān)測數(shù)據(jù)。美國主要使用農(nóng)業(yè)部（United States Department of Agriculture, USDA）農(nóng)藥數(shù)據(jù)計劃、食品藥品管理局（Food and Drug Administration,FDA）監(jiān)測數(shù)據(jù)、州監(jiān)測數(shù)據(jù)和國家農(nóng)藥殘留數(shù)據(jù)庫等[10]。歐盟通過歐盟多年控制項目（EU Multi-Annual Control Programme，EU MACP）和國家控制項目（National Control Programmes，NCPs）獲得食品中農(nóng)藥殘留監(jiān)測數(shù)據(jù)[14-15]。此外，歐盟在膳食攝入評估時還考慮魚體中農(nóng)藥殘留水平，并制定了相應的工作文件[16-18]。

評估食品中的農(nóng)藥殘留量水平，首先應確定用于膳食風險評估的農(nóng)藥殘留定義。OECD、JMPR和歐盟制定了殘留定義制定原則和指南文件，其中OECD成立工作組正在修訂殘留定義指南[13,19]。用于膳食風險評估的農(nóng)藥殘留定義應包含具有毒理學意義（與農(nóng)藥母體相比較）的殘留物，并且其殘留量水平對膳食攝入風險具有顯著貢獻，由此需要代謝物的毒理學數(shù)據(jù)和殘留水平信息。然而，在具體評估實踐中出現(xiàn)了有些代謝物毒理學數(shù)據(jù)不完整、不充分或缺失的情況。針對這種情形，近幾年國外開發(fā)了毒理學關注閾值（Threshold of toxicological concern，TTC）評估方法，JMPR應用于螺甲螨酯、二甲戊烯、殺鈴脲等具體農(nóng)藥的評估實踐中[20-22]。TTC評估方法是一種化合物安全性初級篩查方法，用于確定化合物是否需要進一步的安全性評估。通過對代謝物進行分析，建立可接受的暴露量水平，即毒理學關注閾值，當暴露量低于該水平時，認為該代謝物的風險可以接受，并且暫不納入用于膳食風險評估的殘留定義。但是，如果農(nóng)藥申請登記在新作物或已登記作物的GAP發(fā)生變化導致膳食風險增加時，需要重新開展TTC評估，再次確認用于膳食風險評估的殘留定義。目前，在TTC評估中化合物分為5類，即潛在的遺傳毒性或致癌性關注化合物、有機磷和氨基甲酸酯類神經(jīng)毒性化合物、Cramer III類、Cramer II類和Cramer I類，分別設定了慢性和急性TTC閾值[1,20]。

1.2.2 膳食消費數(shù)據(jù)

膳食消費數(shù)據(jù)主要來自各國食物生產(chǎn)、損失或使用情況的國家統(tǒng)計資料。FAO依據(jù)成員國官方數(shù)據(jù)或通過國家食物生產(chǎn)和消費的統(tǒng)計信息的估計數(shù)據(jù)，建立了一個包含超過245個國家的膳食消費數(shù)據(jù)庫（FAOSTAT）[23]。WHO基于FAOSTAT建立了全球環(huán)境監(jiān)測系統(tǒng)/食品污染監(jiān)測與評估計劃（GEMS/FOOD）17區(qū)膳食分類表[13]。一些國家和地區(qū)基于人群調(diào)查方法統(tǒng)計數(shù)據(jù)，建立膳食消費數(shù)據(jù)庫，例如美國農(nóng)業(yè)部經(jīng)濟研究所和澳大利亞統(tǒng)計局[24-25]。也有一些國家和地區(qū)基于個體調(diào)查方法獲得數(shù)據(jù)，例如許多歐洲國家的國家膳食消費調(diào)查，EFSA的綜合歐洲食物消費數(shù)據(jù)集[26]。我國的膳食消費數(shù)據(jù)也是來自國家層面，主要采用《中國居民營養(yǎng)與健康狀況調(diào)查》所提供的包括25組食物的分組膳食數(shù)據(jù)[27]。

1.2.3 膳食暴露評估算法和模型

膳食暴露評估通常采用分步法以達到切合實際的膳食暴露評估，包括利用最少的資源和盡可能短的時間的篩選法到改進數(shù)據(jù)質(zhì)量的點評估方法和更加精確的概率評估方法。

JMPR和我國主要采用點評估方法開展膳食暴露評估。JMPR采用GEMS/FOOD膳食分類表、STMR和HR，考慮食物可食部分和加工過程校正系數(shù)，利用獲得的最佳信息，采用一步法進行評估，計算國際估算每日攝入量（International estimated daily intake,IEDI）和國際估算短期攝入量（International estimated short-term intake,IESTI），我國使用國家膳食風險評估表和STMR計算國家估計每日攝入量（National estimated daily intake,NEDI）[2,13]。目前，我國尚未開展考慮急性膳食暴露評估。

點評估結果表明某一農(nóng)藥的膳食風險不可接受時，還可以對暴露的變異性進行概率分析，但需要更多的數(shù)據(jù)作為支撐。美國和歐盟還采用概率評估，要求在進行膳食風險評估時提供結果的不確定性分析，主要采用蒙特卡洛模型[28-31]。

美國使用膳食暴露評估模型——食品商品攝入量數(shù)據(jù)庫軟件（DEEM-FCID/Calendex）開展農(nóng)藥膳食風險評估，該軟件整合了EPA根據(jù)國家健康與營養(yǎng)調(diào)查膳食數(shù)據(jù)開發(fā)的美國人吃什么——膳食攝入量數(shù)據(jù)庫（WWEIA-FCID，2005—2010年），涉及500多種農(nóng)產(chǎn)品，提供了以可食用商品表示的膳食消費量估算值，用于估算美國一般人群和各個人群分組的農(nóng)藥膳食攝入量[28,32]。歐盟基于歐洲議會和歐盟理事會《關于植物源、動物源食品和飼料中農(nóng)藥最大殘留限量法規(guī)》（EC No 396/2005），使用農(nóng)藥殘留攝入量模型開展膳食風險評估[33-34]。

1.3 風險特征描述

風險特征描述是指在危害識別、危害特征描述和暴露評估的基礎上，對特定人群發(fā)生已知的或潛在的不良健康效應的可能性和嚴重程度進行定性和/或定量估計，包括對隨之產(chǎn)生的不確定性的描述[1]。

定量評估方法是將膳食暴露評估結果和健康指導值進行比較，如果膳食暴露量小于健康指導值，則認為風險可接受，否則風險不可接受。如果某一農(nóng)藥長期膳食暴露超過了ADI或急性膳食暴露超過了ARfD，JMPR將相關情況提交給CCPR，如果有成員或觀察員需要額外的數(shù)據(jù)，例如替換GAP或者提供加工研究等，使用4年規(guī)則，JMPR開展進一步精確的膳食暴露評估[35]。

除定量評估外，JMPR、美國和歐盟根據(jù)對風險的貢獻程度，在膳食風險評估中采用定性評估的方法。例如，JMPR和歐盟將對風險貢獻小的代謝物暫不納入用于膳食風險評估的殘留定義[19,21]。需要說明的是，使用定性評估方法需要有充分的分析解釋，并且開展相應的不確定度分析，便于風險管理者基于風險評估結果做出有效可靠的管理決策。

2 集合風險評估和累積風險評估

國際上，將單個農(nóng)藥通過多種途徑和方式的聯(lián)合暴露定義為集合暴露，將具有共同毒性效應或毒性機制的多種農(nóng)藥的聯(lián)合暴露定義為累積暴露。從上述定義看，集合和累積風險評估是農(nóng)藥膳食風險評估的延伸，最終目的是保證消費者健康。美國、歐盟、IPCS、JMPR提出了集合暴露和累積暴露的概念，并制定了相關風險評估的指導原則或工作文件，我國也開展了相關學術研究[1,19,21,22,36-38]。

2.1 集合風險評估

2.1.1 美國

1996年美國國會通過了FQPA，要求美國環(huán)保署農(nóng)藥項目辦公室（EPA's Office of Pesticide Programs,OPP）在作出農(nóng)藥管理決策時應考慮集合暴露[39]。集合暴露是指某一化合物的多種暴露途徑（食物、飲用水、居家環(huán)境）和多種暴露方式（經(jīng)口、經(jīng)皮、呼吸）的聯(lián)合暴露。農(nóng)藥暴露通常是由一系列相繼或同時發(fā)生的事件引起，而這些事件在時間和空間上相互重疊和/或相互關聯(lián)，顯著增加了風險評估的復雜性，由此OPP制定了相關指導原則，主要按以下步驟開展評估[36]。（1）識別毒理學參數(shù)，即每一潛在暴露路徑（經(jīng)口、經(jīng)皮、呼吸）的毒性效應、劑量和持續(xù)時間。如果不同暴露路徑在不同劑量下引起相同的毒性效應，則需要合并評估，例如，在不同劑量的經(jīng)口和經(jīng)皮暴露路徑都會引起膽堿酯酶抑制，這時需要合并經(jīng)口和經(jīng)皮暴露。（2）識別潛在的暴露場景?；谒袛M申請和已批準的農(nóng)藥使用模式構建暴露場景，并以使用臨界估算或最保守的初級評估結果，識別哪些暴露場景、路徑或途徑對總暴露水平的貢獻可忽略，由此從下一步精確評估中排除。（3）基于暴露路徑和持續(xù)時間，配對毒理學終點和暴露場景，確定在給定持續(xù)時間內(nèi)獨立或聯(lián)合發(fā)生的暴露場景。（4）根據(jù)已有數(shù)據(jù)，確定用于暴露評估最合適的算法（點評估或概率評估）。（5）確定合適的風險描述模型，分析評估每一暴露途徑的暴露水平和風險，開展敏感度分析，識別每一暴露路徑的主要風險驅(qū)動因素或來源，撰寫報告。

2.1.2 歐盟

歐盟在開展消費者暴露評估時，主要還考慮地下水暴露這一途徑。歐盟對地下水暴露評估方法如下：母體和相關代謝物的預測濃度均不應高于0.1 μg/L，且母體和相關代謝物的總預測濃度不應高于0.5 μg/L；非相關代謝物在地下水中的預測濃度不應高于0.75 μg/L，如果高于0.75 μg/L，需要評估其對消費者的影響。歐盟采用WHO方法估算來源于飲用水中的農(nóng)藥殘留對消費者攝入貢獻，參考參數(shù)主要是成人（60 kg體重）、兒童（10 kg體重）和嬰幼兒（5 kg體重），其日飲用水量分別為2、1 L和0.75 L[40-41]。

2.2 累積風險評估

2.2.1 美國

美國FQPA中明確要求EPA在制定農(nóng)藥殘留限量時應考慮多種農(nóng)藥的累積風險[39]。累積風險評估是對具有共同毒性機制、兩種以上的農(nóng)藥對人類造成的潛在風險進行評估。當兩種或多種化合物通過相同或基本相同的一系列生化事件產(chǎn)生共同毒性效應時，則認為這些化合物具有共同毒性機制。美國累積風險評估中也考慮食物、飲用水和居家環(huán)境的潛在暴露途徑。OPP制定發(fā)布了相關導則和文件，包括共同毒性機制識別導則、累積風險評估導則、篩選分析框架等，并且已完成了有機磷酸酯類、氨基甲酸酯類、三唑類、氯乙酰苯胺類和除蟲菊酯/擬除蟲菊酯類等5類農(nóng)藥的累積風險評估，此外，還確定了硫代氨基甲酸酯類和二硫代氨基甲酸酯類農(nóng)藥不具有共同的毒性機制[42]。

通常OPP先開展單一農(nóng)藥化合物的集合風險評估，再開展具有共同毒性機制的多個農(nóng)藥的累積風險評估。累積風險評估方法簡述如下[37]。（1）識別由共同毒性機制引起共同毒性效應的化合物群，即共同機制組（Common mechanism group，CMG）。（2）根據(jù)每一農(nóng)藥的已登記和擬登記用途，識別潛在的暴露途徑和暴露方式，分析每個化合物的危害和暴露，從CMG中確定開展定量累積風險評估的化合物，稱為累積評估組（Cumulative assessment group，CAG）。對沒有納入CAG的累積危害和暴露貢獻小的化合物、使用模式、暴露途徑或暴露方式，開展定性評估。（3）對CAG的每個化合物進行劑量-反應評估，明確其毒性效能。（4）選擇合適的某一化合物作為指示化合物，計算CAG中其他化合物的相對效能系數(shù)（Relative potency factors，RPFs），即某一化合物與指示化合物毒性效能的比值。以指示化合物為基準，轉化CAG中其他化合物的暴露水平時使用RPFs。（5）建立CAG所有化合物的暴露場景，確定對共同毒性效應的聯(lián)合風險有貢獻的相關暴露途徑、暴露方式和持續(xù)時間，并確定相對重要的暴露場景、人群和地點，分析開展定量評估的必要性?；诓煌┞妒录臅r間、地點和人群特征的一致性以及個體的暴露劑量、暴露方式和持續(xù)時間與相關毒理學參數(shù)的匹配性原則，確定相關暴露途徑或暴露方式聯(lián)合的暴露水平、頻率和持續(xù)時間。（6）選擇適合的的風險評估模型開展評估，評價輸出結果和分析敏感性，確定評估的不確定性和FQPA安全系數(shù)。（7）開展累積風險特征描述，包括毒性效應的相對可信度、暴露數(shù)據(jù)來源、模型輸入輸出以及風險評估結果。分析評估的不確定性以及對評估結果的影響，評估每個暴露途徑、方式及其組合對風險的貢獻，識別對風險有貢獻的來源（農(nóng)藥化合物、暴露途徑、年份等）以及受影響的人群亞組，確定風險的主要影響因素。

2.2.2 歐盟

歐盟396/2005號法規(guī)中也提出了多種農(nóng)藥殘留的累積評估和增效效應的理念[33]。2008—2013年期間，EFSA專門成立了累積風險評估工作組，提出了多種農(nóng)藥的累積風險評估方法。累積風險評估需要基于大量的數(shù)據(jù)和完整信息，然而實際情況往往是數(shù)據(jù)不足或信息缺失，需要作出一些假設。2013年11月歐盟成立的專家工作組討論了關于累積風險評估方法的風險管理問題，在后續(xù)討論中明確了基于農(nóng)藥監(jiān)測數(shù)據(jù)的回顧性場景建立累積暴露評估方法的原則。2020年EFSA發(fā)布了對甲狀腺和神經(jīng)系統(tǒng)有影響的多種農(nóng)藥累積風險評估報告，是基于2014—2016年歐盟農(nóng)藥殘留監(jiān)測數(shù)據(jù)開展的評估[43]。

與美國相同，歐盟累積風險評估的第一步是識別哪些毒性效應可能由多種農(nóng)藥引起，例如引起甲狀腺機能減退效應的多種農(nóng)藥納入累積評估組（CAGs），并推導毒性效應的健康參考值。第二步是采用分級評估方法，對CAGs的每一化合物進行暴露評估。共有兩級評估，第一級使用保守評估的參數(shù)，對低于定量限的檢測結果賦予1/2定量限的濃度數(shù)值；第二級使用進一步精確化的參數(shù)，包括加工系數(shù)、用于急性風險評估的變異系數(shù)。與食品中農(nóng)藥殘留相比，飲用水中農(nóng)藥殘留水平普遍低，因此CAGs中篩選最關注的5類化合物，濃度設定第一級為0.1 μg/L，第二級為0.05 μg/L。兩級暴露評估都采用概率評估模型，結合膳食消費數(shù)據(jù)分布和農(nóng)藥殘留濃度分布進行概率評估，得出消費者農(nóng)藥殘留暴露分布。第三步采用總暴露限值（Total margin of exposure,MOET）進行風險特征描述。為了與建立毒理學參考值時使用的安全閾值相協(xié)調(diào)，選擇100作為累積風險監(jiān)管閾值，如果MOET大于100，認為有足夠的安全閾值，因此不需要采取管理措施；如果MOET小于100，則風險管理部門需要考慮采取管理措施[44]。

2.2.3 JMPR

2019年，JMPR就開發(fā)多種化合物聯(lián)合暴露的風險評估準則進行了討論，提出了幾點建議[21]。（1）設定用于實際評估的閾值。如果某一化合物膳食暴露估算量都不超過所有人群健康指導值的10%，則不需要納入聯(lián)合暴露評估；如果超過任一人群健康指導值的10%，則納入聯(lián)合風險評估。（2）按照標準程序開展危害識別和危害特征描述，包括相對效能系數(shù)（RPFs）。（3）建議采用概率評估方法進行膳食暴露評估，最好使用每個國家的個體食物消費量和殘留量數(shù)據(jù)。首選劑量相加的方法計算多個化合物的聯(lián)合暴露水平，但部分化合物的暴露水平需要用RPFs調(diào)整。（4）在毒理學評估中，根據(jù)化學結構相似性、毒理學特征、共同的不良效應以及國家和地區(qū)的評估結果，采用證據(jù)權重法。采用具體問題具體分析的方法，確定化合物間協(xié)同交互作用的可能性。（5）識別主要風險因素。（6）需要考慮某一化合物的多種用途（農(nóng)藥和獸藥）和已禁用的持久性有機污染物（Persistent organic pollutants，POPs）引起的暴露情況。

3 展望

目前，國際上采用的農(nóng)藥膳食風險評估的原理、框架和主要技術基本相同，僅在一些評估的范圍和技術細節(jié)有些差異。與國外相比，我國已建立了與國際接軌的農(nóng)藥膳食風險評估技術，但仍需要持續(xù)開展深入研究，不斷提升完善評估技術體系。一是開展基礎數(shù)據(jù)的調(diào)研和分析整理。修訂用于農(nóng)藥膳食風險評估的居民膳食攝入表，區(qū)分不同人群、不同區(qū)域，增加食品種類；建立我國居民的大份額膳食數(shù)據(jù)表，為開展急性膳食風險評估做準備；開展基于不同飼料種類的畜禽膳食攝入調(diào)查，建立我國的畜禽膳食攝入數(shù)據(jù)表，以便將動物源性食品納入膳食風險評估中。二是開展具體評估技術研究。我國每年都開展國家和地方層面的農(nóng)藥殘留監(jiān)測，積累了大量數(shù)據(jù)，應用這些監(jiān)測數(shù)據(jù)開展農(nóng)藥膳食暴露評估需要建立相應技術，例如概率評估方法。此外，還需要研究建立不確定性分析方法，并應用于具體評估實踐，將風險評估結果及其不確定性提交給風險管理部門，以便作出風險管理決策。三是開展延伸評估技術研究。立足國內(nèi)管理需求，跟蹤國際上農(nóng)藥殘留集合，累積評估技術研究進展，比較分析歐美和國際組織的評估理念、基本假設、所需數(shù)據(jù)和評估算法等及其差異，建立適用于我國的評估技術。