国内外农药膳食风险评估技术现状

张峰祖，朴秀英

（农业农村部农药检定所，北京 100125）

农药作为重要的农业生产资料之一，对保障国家粮食安全和重要农产品有效供给作出了不可替代的重要贡献。然而，农药又是一把“双刃剑”，在生产、使用过程中和使用后对人类健康和生态环境产生负面影响。针对农药的潜在风险，世界各国、地区和国际组织相继制定了相关的法律法规和管理制度，对农药进入市场前和使用后的安全性进行科学评价，建立并不断发展、完善相应的评估技术。

当前，风险评估是农药安全性评价最主要的技术。国际化学品安全规划署（International Programme on Chemical Safety,IPCS）《食品中化学品风险评估原则和方法》（Environmental Health Criteria, EHC 240）阐述了国际上开展风险评估的通用原则和方法[1]。风险评估包括危害识别、危害特征描述、暴露评估和风险特征描述[1]。农药膳食风险评估是食品中化合物风险评估的一类，是基于农药的毒理学和残留化学评估，结合居民膳食结构，对农药残留经膳食摄入途径进入人体后所产生风险的可能性及其程度进行评价的过程[2]。农药膳食风险评估的目的是确保食品中农药残留不会对消费者产生不可接受的健康风险，推荐制定农药最大残留限量，进而管控农药合理合法使用。

“十三五”期间，我国立足国内、借鉴国际，开展了农药膳食风险评估技术研究，加快完善了农药残留标准体系建设。2021年3月，国家卫生健康委员会、农业农村部、国家市场监管总局联合发布GB 2763—2021《食品安全国家标准食品中农药最大残留限量》，使我国农药最大残留限量达到1万多项，我国农药残留标准建设迈上了新的台阶[3]。本文围绕风险评估的4个部分，即危害识别、危害特征描述、暴露评估和风险特征描述，重点阐述了国内外农药膳食风险评估技术的基本原理、方法和应用，简要介绍了国外正在研究或用于评估实践的集合风险评估和累计风险评估技术，进而对我国农药膳食风险评估技术研究提出了几点建议。

1 农药膳食风险评估

1.1 危害识别和特征描述

在我国，危害识别和特征描述合并称为毒理学评估，通过毒理学试验，可以鉴定食品中可能存在的产生健康影响的农药及其代谢物，开展剂量-反应评估等定性定量分析，推导健康指导值[2]。毒理学试验通常包括毒物代谢动力学试验、短期和长期系统毒性试验和特异性毒性试验、遗传毒性试验和生殖毒性试验等。经济合作与发展组织（Organization for Economic Cooperation and Development, OECD）制定的《化学品测试准则》是国际上普遍认同的指南，其中对一系列毒理学试验提出了管理和技术要求[4]。欧盟主要采用OECD化学品测试准则。美国制定了《健康影响测试指南（OPPTS 870）》，我国制定了《化学品毒理学评价程序和试验方法》《食品安全国家标准毒理学检测实验系列标准》和《农药登记毒理学试验检测标准》等一系列国家标准和指南[5-8]。

根据毒理学试验数据，对农药的毒理学特征进行全面分析和评估，识别可能对人体健康产生影响的危害，尤其关注致突变性、繁殖和发育毒性、致癌性、神经毒性等特殊毒性效应。在评估过程中除农药企业的登记试验资料外，可能还会利用公开发表的文献资料等。美国环保署（Environment Protection Agency,EPA）制定了关于如何使用已发表的文献资料进行人类健康风险评估的准则[9]。

通过毒理学全面评估，判定敏感终点，选择最适合的试验及结果，确定未观察到有害作用剂量水平（No-observed-adverse-effect level,NOAEL）或观察到有害作用的最低剂量水平（Lowest-observedadverse-effect level,LOAEL）；如果有合适的剂量-反应模型或无法确定NOAEL或LOAEL时，可用基准剂量可信下限（Lower confidence limit of the benchmark dose, BMDL）代替NOAEL或计算暴露限值（Margin of exposure,MOE）[1-2]。

通常，每日允许摄入量（Acceptable daily intake,ADI）和急性参考剂量（Acute reference dose,ARfD）作为用于农药膳食风险评估的健康指导值，单位均为mg/kg bw，其中ARfD仅对短时间暴露（24 h或更短时间内）造成健康损害的农药制定。从NOAEL推导ADI或ARfD时，存在实验动物数据外推和数据质量等因素引起的不确定性，需要采用不确定系数减少不确定性。不确定系数一般为100，即将实验动物的数据外推到一般人群（种间差异）以及从一般人群推导到敏感人群（种内差异）时所采用的系数，种间差异系数和种内差异的系数均设定为10[1-2,10]。另外，选择不确定系数时，除种间差异和种内差异外，还要考虑毒性资料的质量和可靠性以及有害效应的性质等因素，再结合具体情况和有关资料，对不确定系数进行适当的放大或缩小[2]。

美国在农药毒理学评估中使用参考剂量（Reference dose，RfD）和群体校正剂量（Population adjusted dose，PAD）。其中，RfD推导方法与上述的ADI和ARfD一致。获得慢性参考剂量（Chronic reference dose，cRfD）和ARfD后，再考虑食品质量安全法（Food quality protection act，FQPA）安全系数，以保证对婴儿和儿童的健康安全，获得慢性群体校正剂量（Chronic population adjusted dose，CPAD）和急性群体校正剂量（Acute population adjusted dose，APAD）[10]。默认的FQPA安全系数是10，但EPA会具体情况具体分析，确定FQPA安全系数[10-11]。

如果农药的植物代谢试验和毒代动力学试验中发现相同代谢物，且其在动物尿液或血浆中的含量达到一定水平，则认为农药母体的毒理学试验可以反映代谢物的毒性效应，该代谢物的健康指导值与母体相同[1]。健康指导值主要来自对农药首次登记的评估，由于评估的技术路线基本相同，国内外采用的健康指导值基本一致，但也存在不同情况，例如农药残留联席会议（Joint Meeting on Pesticide Residues，JMPR）和欧洲食品安全局（European Food Safety Authority，EFSA）在评估百菌清及其代谢物时，对NOAEL的判定和评估结果有所不同[12]。

1.2 膳食暴露评估

在膳食暴露评估中，结合食品中的农药残留数据以及覆盖一般人群和重点人群（如儿童、孕妇等）的膳食消费数据，估计膳食暴露量。膳食暴露=Σ（食品中农药残留浓度×膳食消费量）/体重。膳食暴露评估一般分为慢性膳食暴露评估和急性膳食暴露评估，慢性暴露指每天暴露并持续终生，急性暴露指24 h以内的暴露。

1.2.1 食品中农药残留量水平

食品中农药残留数据的来源主要有农药残留试验、最大残留限量（Maximum residue limit,MRL）、监测数据以及文献等。对于植物源性初级食品，JMPR根据各成员/观察员提交的规范残留试验数据，评估确定最严格的良好农业规范（Good agriculture practice,GAP）下的初级农产品中残留水平，估算最高残留值（High residue, HR）和规范试验中值（Supervised trials median residue,STMR）[13]。对于植物源性加工食品，如果能够获得加工因子，通过初级食品的STMR和HR乘以膳食风险评估残留定义对应的加工因子（PFRISK），分别估算出加工食品的残留试验中值（STMR-P）和残留高值（HR-P）；如果从加工试验中无法获得加工因子，则选取最严格的GAP开展足够数量的规范残留试验和加工试验，以此估算出加工食品中的农药残留水平[13]。对于动物源性食品，第一步基于饲料中的农药残留数据和畜禽的饲料摄入数据，计算畜禽通过饲料所摄入的残留物的量，即畜禽摄入负荷；第二步基于畜禽饲喂试验获得的饲料中农药浓度与畜禽可食组织、奶、蛋中农药的残留水平的关系方程和畜禽摄入负荷，采用直接估算、内插法或转化系数法等方式估算动物源性食品中农药的残留水平[13]。目前，我国尚未开展针对动物源性食品的膳食暴露评估，植物源性食品中农药残留水平评估方法与JMPR一致[2]。

除农药最大残留限量和残留试验数据外，美国和欧盟还使用监测数据。美国主要使用农业部（United States Department of Agriculture, USDA）农药数据计划、食品药品管理局（Food and Drug Administration,FDA）监测数据、州监测数据和国家农药残留数据库等[10]。欧盟通过欧盟多年控制项目（EU Multi-Annual Control Programme，EU MACP）和国家控制项目（National Control Programmes，NCPs）获得食品中农药残留监测数据[14-15]。此外，欧盟在膳食摄入评估时还考虑鱼体中农药残留水平，并制定了相应的工作文件[16-18]。

评估食品中的农药残留量水平，首先应确定用于膳食风险评估的农药残留定义。OECD、JMPR和欧盟制定了残留定义制定原则和指南文件，其中OECD成立工作组正在修订残留定义指南[13,19]。用于膳食风险评估的农药残留定义应包含具有毒理学意义（与农药母体相比较）的残留物，并且其残留量水平对膳食摄入风险具有显著贡献，由此需要代谢物的毒理学数据和残留水平信息。然而，在具体评估实践中出现了有些代谢物毒理学数据不完整、不充分或缺失的情况。针对这种情形，近几年国外开发了毒理学关注阈值（Threshold of toxicological concern，TTC）评估方法，JMPR应用于螺甲螨酯、二甲戊烯、杀铃脲等具体农药的评估实践中[20-22]。TTC评估方法是一种化合物安全性初级筛查方法，用于确定化合物是否需要进一步的安全性评估。通过对代谢物进行分析，建立可接受的暴露量水平，即毒理学关注阈值，当暴露量低于该水平时，认为该代谢物的风险可以接受，并且暂不纳入用于膳食风险评估的残留定义。但是，如果农药申请登记在新作物或已登记作物的GAP发生变化导致膳食风险增加时，需要重新开展TTC评估，再次确认用于膳食风险评估的残留定义。目前，在TTC评估中化合物分为5类，即潜在的遗传毒性或致癌性关注化合物、有机磷和氨基甲酸酯类神经毒性化合物、Cramer III类、Cramer II类和Cramer I类，分别设定了慢性和急性TTC阈值[1,20]。

1.2.2 膳食消费数据

膳食消费数据主要来自各国食物生产、损失或使用情况的国家统计资料。FAO依据成员国官方数据或通过国家食物生产和消费的统计信息的估计数据，建立了一个包含超过245个国家的膳食消费数据库（FAOSTAT）[23]。WHO基于FAOSTAT建立了全球环境监测系统/食品污染监测与评估计划（GEMS/FOOD）17区膳食分类表[13]。一些国家和地区基于人群调查方法统计数据，建立膳食消费数据库，例如美国农业部经济研究所和澳大利亚统计局[24-25]。也有一些国家和地区基于个体调查方法获得数据，例如许多欧洲国家的国家膳食消费调查，EFSA的综合欧洲食物消费数据集[26]。我国的膳食消费数据也是来自国家层面，主要采用《中国居民营养与健康状况调查》所提供的包括25组食物的分组膳食数据[27]。

1.2.3 膳食暴露评估算法和模型

膳食暴露评估通常采用分步法以达到切合实际的膳食暴露评估，包括利用最少的资源和尽可能短的时间的筛选法到改进数据质量的点评估方法和更加精确的概率评估方法。

JMPR和我国主要采用点评估方法开展膳食暴露评估。JMPR采用GEMS/FOOD膳食分类表、STMR和HR，考虑食物可食部分和加工过程校正系数，利用获得的最佳信息，采用一步法进行评估，计算国际估算每日摄入量（International estimated daily intake,IEDI）和国际估算短期摄入量（International estimated short-term intake,IESTI），我国使用国家膳食风险评估表和STMR计算国家估计每日摄入量（National estimated daily intake,NEDI）[2,13]。目前，我国尚未开展考虑急性膳食暴露评估。

点评估结果表明某一农药的膳食风险不可接受时，还可以对暴露的变异性进行概率分析，但需要更多的数据作为支撑。美国和欧盟还采用概率评估，要求在进行膳食风险评估时提供结果的不确定性分析，主要采用蒙特卡洛模型[28-31]。

美国使用膳食暴露评估模型——食品商品摄入量数据库软件（DEEM-FCID/Calendex）开展农药膳食风险评估，该软件整合了EPA根据国家健康与营养调查膳食数据开发的美国人吃什么——膳食摄入量数据库（WWEIA-FCID，2005—2010年），涉及500多种农产品，提供了以可食用商品表示的膳食消费量估算值，用于估算美国一般人群和各个人群分组的农药膳食摄入量[28,32]。欧盟基于欧洲议会和欧盟理事会《关于植物源、动物源食品和饲料中农药最大残留限量法规》（EC No 396/2005），使用农药残留摄入量模型开展膳食风险评估[33-34]。

1.3 风险特征描述

风险特征描述是指在危害识别、危害特征描述和暴露评估的基础上，对特定人群发生已知的或潜在的不良健康效应的可能性和严重程度进行定性和/或定量估计，包括对随之产生的不确定性的描述[1]。

定量评估方法是将膳食暴露评估结果和健康指导值进行比较，如果膳食暴露量小于健康指导值，则认为风险可接受，否则风险不可接受。如果某一农药长期膳食暴露超过了ADI或急性膳食暴露超过了ARfD，JMPR将相关情况提交给CCPR，如果有成员或观察员需要额外的数据，例如替换GAP或者提供加工研究等，使用4年规则，JMPR开展进一步精确的膳食暴露评估[35]。

除定量评估外，JMPR、美国和欧盟根据对风险的贡献程度，在膳食风险评估中采用定性评估的方法。例如，JMPR和欧盟将对风险贡献小的代谢物暂不纳入用于膳食风险评估的残留定义[19,21]。需要说明的是，使用定性评估方法需要有充分的分析解释，并且开展相应的不确定度分析，便于风险管理者基于风险评估结果做出有效可靠的管理决策。

2 集合风险评估和累积风险评估

国际上，将单个农药通过多种途径和方式的联合暴露定义为集合暴露，将具有共同毒性效应或毒性机制的多种农药的联合暴露定义为累积暴露。从上述定义看，集合和累积风险评估是农药膳食风险评估的延伸，最终目的是保证消费者健康。美国、欧盟、IPCS、JMPR提出了集合暴露和累积暴露的概念，并制定了相关风险评估的指导原则或工作文件，我国也开展了相关学术研究[1,19,21,22,36-38]。

2.1 集合风险评估

2.1.1 美国

1996年美国国会通过了FQPA，要求美国环保署农药项目办公室（EPA's Office of Pesticide Programs,OPP）在作出农药管理决策时应考虑集合暴露[39]。集合暴露是指某一化合物的多种暴露途径（食物、饮用水、居家环境）和多种暴露方式（经口、经皮、呼吸）的联合暴露。农药暴露通常是由一系列相继或同时发生的事件引起，而这些事件在时间和空间上相互重叠和/或相互关联，显著增加了风险评估的复杂性，由此OPP制定了相关指导原则，主要按以下步骤开展评估[36]。（1）识别毒理学参数，即每一潜在暴露路径（经口、经皮、呼吸）的毒性效应、剂量和持续时间。如果不同暴露路径在不同剂量下引起相同的毒性效应，则需要合并评估，例如，在不同剂量的经口和经皮暴露路径都会引起胆碱酯酶抑制，这时需要合并经口和经皮暴露。（2）识别潜在的暴露场景。基于所有拟申请和已批准的农药使用模式构建暴露场景，并以使用临界估算或最保守的初级评估结果，识别哪些暴露场景、路径或途径对总暴露水平的贡献可忽略，由此从下一步精确评估中排除。（3）基于暴露路径和持续时间，配对毒理学终点和暴露场景，确定在给定持续时间内独立或联合发生的暴露场景。（4）根据已有数据，确定用于暴露评估最合适的算法（点评估或概率评估）。（5）确定合适的风险描述模型，分析评估每一暴露途径的暴露水平和风险，开展敏感度分析，识别每一暴露路径的主要风险驱动因素或来源，撰写报告。

2.1.2 欧盟

欧盟在开展消费者暴露评估时，主要还考虑地下水暴露这一途径。欧盟对地下水暴露评估方法如下：母体和相关代谢物的预测浓度均不应高于0.1 μg/L，且母体和相关代谢物的总预测浓度不应高于0.5 μg/L；非相关代谢物在地下水中的预测浓度不应高于0.75 μg/L，如果高于0.75 μg/L，需要评估其对消费者的影响。欧盟采用WHO方法估算来源于饮用水中的农药残留对消费者摄入贡献，参考参数主要是成人（60 kg体重）、儿童（10 kg体重）和婴幼儿（5 kg体重），其日饮用水量分别为2、1 L和0.75 L[40-41]。

2.2 累积风险评估

2.2.1 美国

美国FQPA中明确要求EPA在制定农药残留限量时应考虑多种农药的累积风险[39]。累积风险评估是对具有共同毒性机制、两种以上的农药对人类造成的潜在风险进行评估。当两种或多种化合物通过相同或基本相同的一系列生化事件产生共同毒性效应时，则认为这些化合物具有共同毒性机制。美国累积风险评估中也考虑食物、饮用水和居家环境的潜在暴露途径。OPP制定发布了相关导则和文件，包括共同毒性机制识别导则、累积风险评估导则、筛选分析框架等，并且已完成了有机磷酸酯类、氨基甲酸酯类、三唑类、氯乙酰苯胺类和除虫菊酯/拟除虫菊酯类等5类农药的累积风险评估，此外，还确定了硫代氨基甲酸酯类和二硫代氨基甲酸酯类农药不具有共同的毒性机制[42]。

通常OPP先开展单一农药化合物的集合风险评估，再开展具有共同毒性机制的多个农药的累积风险评估。累积风险评估方法简述如下[37]。（1）识别由共同毒性机制引起共同毒性效应的化合物群，即共同机制组（Common mechanism group，CMG）。（2）根据每一农药的已登记和拟登记用途，识别潜在的暴露途径和暴露方式，分析每个化合物的危害和暴露，从CMG中确定开展定量累积风险评估的化合物，称为累积评估组（Cumulative assessment group，CAG）。对没有纳入CAG的累积危害和暴露贡献小的化合物、使用模式、暴露途径或暴露方式，开展定性评估。（3）对CAG的每个化合物进行剂量-反应评估，明确其毒性效能。（4）选择合适的某一化合物作为指示化合物，计算CAG中其他化合物的相对效能系数（Relative potency factors，RPFs），即某一化合物与指示化合物毒性效能的比值。以指示化合物为基准，转化CAG中其他化合物的暴露水平时使用RPFs。（5）建立CAG所有化合物的暴露场景，确定对共同毒性效应的联合风险有贡献的相关暴露途径、暴露方式和持续时间，并确定相对重要的暴露场景、人群和地点，分析开展定量评估的必要性。基于不同暴露事件的时间、地点和人群特征的一致性以及个体的暴露剂量、暴露方式和持续时间与相关毒理学参数的匹配性原则，确定相关暴露途径或暴露方式联合的暴露水平、频率和持续时间。（6）选择适合的的风险评估模型开展评估，评价输出结果和分析敏感性，确定评估的不确定性和FQPA安全系数。（7）开展累积风险特征描述，包括毒性效应的相对可信度、暴露数据来源、模型输入输出以及风险评估结果。分析评估的不确定性以及对评估结果的影响，评估每个暴露途径、方式及其组合对风险的贡献，识别对风险有贡献的来源（农药化合物、暴露途径、年份等）以及受影响的人群亚组，确定风险的主要影响因素。

2.2.2 欧盟

欧盟396/2005号法规中也提出了多种农药残留的累积评估和增效效应的理念[33]。2008—2013年期间，EFSA专门成立了累积风险评估工作组，提出了多种农药的累积风险评估方法。累积风险评估需要基于大量的数据和完整信息，然而实际情况往往是数据不足或信息缺失，需要作出一些假设。2013年11月欧盟成立的专家工作组讨论了关于累积风险评估方法的风险管理问题，在后续讨论中明确了基于农药监测数据的回顾性场景建立累积暴露评估方法的原则。2020年EFSA发布了对甲状腺和神经系统有影响的多种农药累积风险评估报告，是基于2014—2016年欧盟农药残留监测数据开展的评估[43]。

与美国相同，欧盟累积风险评估的第一步是识别哪些毒性效应可能由多种农药引起，例如引起甲状腺机能减退效应的多种农药纳入累积评估组（CAGs），并推导毒性效应的健康参考值。第二步是采用分级评估方法，对CAGs的每一化合物进行暴露评估。共有两级评估，第一级使用保守评估的参数，对低于定量限的检测结果赋予1/2定量限的浓度数值；第二级使用进一步精确化的参数，包括加工系数、用于急性风险评估的变异系数。与食品中农药残留相比，饮用水中农药残留水平普遍低，因此CAGs中筛选最关注的5类化合物，浓度设定第一级为0.1 μg/L，第二级为0.05 μg/L。两级暴露评估都采用概率评估模型，结合膳食消费数据分布和农药残留浓度分布进行概率评估，得出消费者农药残留暴露分布。第三步采用总暴露限值（Total margin of exposure,MOET）进行风险特征描述。为了与建立毒理学参考值时使用的安全阈值相协调，选择100作为累积风险监管阈值，如果MOET大于100，认为有足够的安全阈值，因此不需要采取管理措施；如果MOET小于100，则风险管理部门需要考虑采取管理措施[44]。

2.2.3 JMPR

2019年，JMPR就开发多种化合物联合暴露的风险评估准则进行了讨论，提出了几点建议[21]。（1）设定用于实际评估的阈值。如果某一化合物膳食暴露估算量都不超过所有人群健康指导值的10%，则不需要纳入联合暴露评估；如果超过任一人群健康指导值的10%，则纳入联合风险评估。（2）按照标准程序开展危害识别和危害特征描述，包括相对效能系数（RPFs）。（3）建议采用概率评估方法进行膳食暴露评估，最好使用每个国家的个体食物消费量和残留量数据。首选剂量相加的方法计算多个化合物的联合暴露水平，但部分化合物的暴露水平需要用RPFs调整。（4）在毒理学评估中，根据化学结构相似性、毒理学特征、共同的不良效应以及国家和地区的评估结果，采用证据权重法。采用具体问题具体分析的方法，确定化合物间协同交互作用的可能性。（5）识别主要风险因素。（6）需要考虑某一化合物的多种用途（农药和兽药）和已禁用的持久性有机污染物（Persistent organic pollutants，POPs）引起的暴露情况。

3 展望

目前，国际上采用的农药膳食风险评估的原理、框架和主要技术基本相同，仅在一些评估的范围和技术细节有些差异。与国外相比，我国已建立了与国际接轨的农药膳食风险评估技术，但仍需要持续开展深入研究，不断提升完善评估技术体系。一是开展基础数据的调研和分析整理。修订用于农药膳食风险评估的居民膳食摄入表，区分不同人群、不同区域，增加食品种类；建立我国居民的大份额膳食数据表，为开展急性膳食风险评估做准备；开展基于不同饲料种类的畜禽膳食摄入调查，建立我国的畜禽膳食摄入数据表，以便将动物源性食品纳入膳食风险评估中。二是开展具体评估技术研究。我国每年都开展国家和地方层面的农药残留监测，积累了大量数据，应用这些监测数据开展农药膳食暴露评估需要建立相应技术，例如概率评估方法。此外，还需要研究建立不确定性分析方法，并应用于具体评估实践，将风险评估结果及其不确定性提交给风险管理部门，以便作出风险管理决策。三是开展延伸评估技术研究。立足国内管理需求，跟踪国际上农药残留集合，累积评估技术研究进展，比较分析欧美和国际组织的评估理念、基本假设、所需数据和评估算法等及其差异，建立适用于我国的评估技术。