食品中的农药主要是残留所致，农药残留是指农药使用后残存于生物体、农副产品和环境中的微量农药原体、有毒代谢物、降解物和杂质的总称。对农药本身的毒性评价应包括农药转化毒性、遗传毒性、致癌性、生殖毒性、神经毒性及风险评估等评价方式，常规操作方式是按照制定的国家标准分析食品中最高残留限量和每日允许摄入量（ADI）来分析对人的危害程度。
食品中农药的安全性评价主要依据GB 2763—2016《食品中农药最大残留限量》。中国目前已规定了食品中2，4-D等433种农药的4140项最大残留限量。初步奠定了中国农药残留标准体系框架。但由于中国农药残留标准工作起步较晚，而且基础薄弱，标准数量少、标准制定滞后、标准制定技术落后等问题比较突出。
目前农业生产上常用农药（原药）的毒性综合评价（急性口服、经皮毒性、慢性毒性等），分为高毒、中等毒、低毒三类。
（1）高毒农药（LD50＜50mg/kg）有3911、苏化203、1605、甲基1605、1059、杀螟威、久效磷、磷胺、甲胺磷、异丙磷、三硫磷、氧化乐果、磷化锌、磷化铝、氰化物、呋喃丹、氟乙酰胺、砒霜、杀虫脒、西力生、赛力散、溃疡净、氯化苦、五氯酚、二溴氯丙烷、401等。
（2）中等毒农药（LD50在50～500mg/kg之间）有杀螟松、乐果、稻丰散、乙硫磷、亚胺硫磷、皮蝇磷、六六六、高丙体六六六、毒杀芬、氯丹、滴滴涕、西维因、害扑威、叶蝉散、速灭威、混灭威、抗蚜威、倍硫磷、敌敌畏、拟除虫菊酯类、克瘟散、稻瘟净、敌克松、402、福美砷、稻脚青、退菌特、代森胺、代森环、2，4-D、燕麦敌、毒草胺等。
（3）低毒农药（LD50＞500mg/kg）有敌百虫、马拉硫磷（马拉松）、乙酰甲胺磷、辛硫磷、三氯杀螨醇、多菌灵、托布津、克菌丹、代森锌、福美双、萎锈灵、异草瘟净、乙磷铝、百菌清、除草醚、敌稗、阿特拉津、去草胺、拉索、杀草丹、2甲4氯、绿麦隆、敌草隆、氟乐灵、苯达松、茅草枯、草甘膦等。
（一）农药遗传毒性评价
通过农药遗传毒性评价，可根据它的诱变性预测致癌性及对人体健康的不利影响。评价方法包括污染物致突变性检测试验（Ames试验，Salmonella Typhimurium/Microsomeassay）、染色体畸变试验、微核试验、紧急易错性修复反应（SOS反应）、32P标记法、加速器质谱技术、溴化乙锭荧光法、单细胞凝胶电泳试验、姊妹染色单体交换试验等。但目前农药遗传性评价多停留在实验室阶段，在实际中应用的较少。
农药遗传毒性产生机制。①代谢活化。某些农药代谢后毒性降低，有些农药经代谢后毒性比母体更强，如马拉硫磷。②形成DNA加合物和交联物。由于DNA形成加合物和交联物使其不能复制和转录，严重时可造成细胞死亡，如有机磷农药。③与活性氧化物有关如精喹禾灵在代谢中可形成活性氧化物而产生毒性。④通过DNA以外的途径。七氯是肿瘤促进剂，它能激活信号转导途径中关键激酶和抑制细胞凋亡。
（二）农药的致癌性评价
某些肿瘤如儿童的脑癌、白血病与父母在围生期职业性或生活性接触化学农药有一定的相关性。怀孕母亲食用农药，其子女患脑癌危险度明显增加。美国环保署于2008年公布了使用的农药危险性名单中B类（很可能的人类致癌物）27个，C类（可能的人类致癌物）65个，对人类可能具有致癌性34个，证据提示存在致癌可能性36个。在评价农药和化学品潜在致癌性时侧重于“危害、剂量-反应评估、暴露评估、危险特征描述及作用反方式的应用”，同时也要考虑农药的致癌强度及人类接触的可能性。农药的致癌性评价目前还没有一致性的统一方法，因为农药种类多，肿瘤的种类也极其复杂，机制不同，对这方面评价还需要探讨。
（三）农药的生殖毒性评价
哺乳动物的生殖过程包括生殖细胞（精细胞和卵细胞）的形成，卵细胞受精、着床、胚胎形成、器官发生、胎儿发育以及分娩与授乳过程。有些农药与身体接触后不仅能干扰上述过程的任何环节，还可通过神经系统、内分泌腺，特别是性腺功能的作用产生间接影响，导致生殖过程出现异常。
生殖毒性试验包括多代生殖试验、致畸试验。农药对生殖系统较其它系统更为敏感，而且其毒性作用不仅发生在接触化合物的机体本身，还可能影响仔代。为此，对农药做器官形成期致畸试验和繁殖试验已列入毒理学安全评价试验规范，也是申请农药登记的必备资料之一。
（四）农药的神经毒性评价
多种农药具有神经毒性，可分为急性神经毒性、迟发神经毒性以及慢性神经毒性。
（1）急性神经毒性 有机磷和氨基甲酸酯类农药能迅速抑制胆碱酯酶而阻断胆碱传递，引起一系列神经症状，测定红细胞乙酰胆碱酯酶活力来评价神经突触的乙酰胆碱酯酶活力。
（2）迟发神经毒性 有些有机磷农药引起人和鸡的迟发神经毒性，即在急性中毒后7～20d出现肢体麻痹和运动失调。
在磷酸酯的外消旋混合物中，能够形成会老化的蛋白质-磷脂复合物的光学异构体，可引起迟发性神经病。
（五）食品中农药残留类危害物风险评估
农药使用目的是为了保护农作物免受病虫害的侵袭，但农药使用后一般会在目标作物上、使用者身上、其他相关人、物以及环境中产生相应的农药残留。控制这种风险，就要从农药的使用量、所造成的残留范围以及它们的作用效果和致命性，以及该农药的其它来源方式和其它的相关农药的暴露方面作全面的风险评估。在日常管理上实行全国范围内的农药注册，识别和设定最大农药使用量，这样既能有效地防治植物病虫害，又能保证农药使用者的风险降到最低，还能使食品和环境中的有毒物质残留降低到人类可接受水平。
农药残留急性摄食风险评估直到最近才引起世界范围的广泛关注。目前，农药残留联席会议（Joint Meeting of Pesticide Residues，JMPR）在国际范围内研究农药急性摄食风险评估，并对推荐的农药最大残留限量（MRLs）、每日容许摄入量（ADI）和急性参考剂量（ARfD）提出了建议；食品中农药残留法典委员会（CCPR）负责制定食品中农药残留最大限量标准，并对农残检验方法提出建议；美国、英国、荷兰、澳大利亚和新西兰也开始进行国家农药急性摄食风险评估。
1. 危害识别
农药残留危害识别的目的是识别人体暴露在一种农药残留情况下对健康所造成的潜在负面影响，识别这种负面影响发生的可能性及与之相关联的确定性和不确定性。危害识别不是对暴露人群的风险进行定量的外推，而是对暴露人群发生不良作用的可能性做定量评价。
在实际工作中经常存在数据不充分的局面，这一步骤需要对来源于适当数据库、经同行专家评审的文献以及从未发表的相关研究中获得比较充足的相关科学信息，进行充分的评议。在操作时对不同研究的重视程度按如下顺序：流行病学研究、动物毒理学研究、体外试验以及最后的定量结构活性关系。
（1）流行病学数据 流行病学中的阳性数据在风险评估中是非常科学的证据，从人类临床医学研究得来的数据，在危害识别及其它步骤中应得到充分利用。但对于大多数农药化学物质来说，临床医学数据和流行病学数据是很难得到的。阴性流行病学数据很难在风险评估中做出相应的解释，因为大多数流行病学数据的统计结果不足以说明相对低剂量的农药化学物质对人体健康存在潜在的影响。为风险评估而进行的流行病学研究数据必须是用公认的标准程序进行的，而且必须考虑人群的以下因素：人敏感性的个体差异、遗传的易感性，与年龄和性别相关的易感性，以及其它受影响的因素，例如社会经济地位、营养状况和其它可能的复杂因素的影响。
（2）实验动物毒性风险评估 大部分毒理学数据来源于实验动物，动物试验必须遵循标准化试验程序。一般情况下，食品安全风险评估使用充足最小量的有效数据，包括规定的品系数量、两种性别、正确的选择剂量、暴露路径，以及充足的样品数量。长期的（慢性）动物毒性研究数据是非常重要的，包括肿瘤、生殖/发育作用、神经毒性作用、免疫毒性作用等。试验动物毒理学研究应该设计成可以识别NOEL（无效反应剂量）、NOAEL（可观察的无副作用剂量水平）或临界剂量。
评估应该考虑化学物质特性（给药剂量）和代谢物毒性（作用剂量）。基于这种考虑，应该研究化学物质的生物利用率（原形化合物、代谢产物生物利用率）具体到组织通过特定的膜吸收（如肠等消化道），在体内循环，最终到作用靶位。
（3）短期试验与体外试验研究 短期试验既快速又经济，可用来探测化学物质是否具有潜在致癌性，对动物试验或流行病学调查的结果引用也是非常有价值的。可以用体外试验资料补充作用机制的资料，例如遗传毒性试验。这些试验必须遵循良好实验室规范或其它广泛接受的程序。然而，体外试验的数据不能作为预测对人体危险性的唯一资料来源。
（4）分子结构比较 结构活性关系的研究对于提高人类健康危害识别的可靠性也是有一定作用的。在化合物的级别很重要的物质（如多环芳香烃、多氯联苯和二
英），同一级别的一种或多种物质有足够的毒理学数据，可以采用毒物当量预测人类暴露在同一级别其它化合物下的健康状况。
将危害物质的物化特性与已知的致癌性（或致病性）做比较，可以知道此危害物质的潜在致癌力（致病力），从许多试验资料显示致癌力确实与化学物质的结构和种类有关。这些研究主要是为了更进一步证实潜在的致癌（致病）因子，以及建立对致癌能力测验的优先顺序。
2. 危害描述
食品中的农药残留含量通常是很低的，多在百万分之一级或更低。要获得充足的灵敏度，实验动物毒理学评价必须在可能超标的高水平上，这要依靠化学物质的内在毒性，浓度在几千毫克每升。
（1）剂量-反应外推 为了比较人类暴露水平，试验动物数据需要外推到比它低得多的剂量。依据危害物和某种危害间的剂量反应关系曲线，求得无效反应剂量（NOEL）、有效反应最低剂量（LOEL），以及半数致死剂量（LD50）或半数致死浓度（LC50）等数据。这些外推步骤无论在定性还是定量上都存在不确定性。危害物的自然危害性可能会随着剂量改变而改变或完全消失。
（2）剂量缩放比例 动物和人体的毒理学平衡剂量一直存在争议，JECFA和JMPR是以每公斤（kg）体重的质量数（mg）作为种间缩放比例。最近美国官方基于药物代谢动力学提出新的规范，以每3/4kg体重的毫克数作为缩放平衡比例。理想的缩放因素应该通过测定动物和人体组织的浓度以及靶器官的清除率来获得。
（3）遗传毒性与非遗传毒性致癌物 遗传毒性致癌物是能够引起靶细胞直接和间接基因改变的化学物质。遗传毒性致癌物的主要作用靶位是基因，非遗传致癌物作用在其它遗传位点，导致强化细胞增殖或在靶位上维持机能亢进或机能不良。遗传毒性致癌物与非遗传毒性致癌物之间存在种属间致癌效应的差别。相比非遗传毒性致癌物，遗传毒性致癌物没有阈值剂量。Ames试验能够用来鉴别引起DNA突变的化学物质。
现在许多国家的食品安全管理机构，对遗传毒性致癌物和非遗传毒性致癌物都进行了区分，采用不同的方法进行评估。致癌物分类法是有助于建立评估摄入化学物致癌风险的方法。在证明某一物质属于非遗传毒性致癌物之前，往往需要提供致癌作用机制的科学资料。
（4）有阈值的物质 实验获得的NOEL或NOAEL值乘以合适的安全系数等于安全水平或每日容许摄入量ADI。这种计算方式的理论依据是，人体和实验动物存在合理的可比较剂量的阈值。人可能要更敏感一些，遗传特性的差别更大一些，人类的饮食习惯更多样化。ADI的差异就构成了一个重要的风险管理问题，这类问题值得有关国际组织的重视。
ADI提供的信息是：如果该种化学物质的摄入量小于或等于ADI值时，不存在明显的风险。ADI的另外一条制定途径就是摆脱对NOEL/NOAEL的依赖，采用一个较低的有作用剂量，这种方法称为基准剂量（Benchmark Dose）法，它更接近可观察到的剂量-反应范围内的数据，但它仍旧要采用安全系数。以基准剂量为依据的ADI值可能会更准确地预测低剂量时的风险，但可能与基于NOEL/NOAEL的ADI无明显差异。
（5）无阈值的物质 对遗传致癌物的管理办法有两种：①禁止商业化使用该种化学物品；②建立一个足够小的、被认为是可以忽略的、对健康影响甚微的或社会能够接受的风险水平。在应用后者的过程中要对致癌物进行定量风险评估。运用线性模型作风险描述时，一般以“合理的上限”或“最坏估计量”等来表达。对于农药残留采用一个固定的风险水平是比较切合实际的，如果预期的风险超过了可接受的风险水平，这种物质就可以被禁止使用。但对于确定会污染环境的禁止使用的农药，很容易超过规定的可接受水平。
3. 暴露评估
（1）膳食摄入量的估计
①预测总膳食摄入：在实际膳食摄入缺乏数据的情况下，很有必要对消费者面临的潜在风险，从估算总膳食摄入到分析每一餐的摄入进行评价。这种预测需要食品中残留水平和该种食品的消费量的数据，当然，要做出正确的评估还需要许多可以获得的定性和定量数据。不同的预测方法可以产生不同的数值，但不管使用何种方法，有效的估算膳食摄入农药残留量，需考虑以下数值：a. 充分了解农药的使用情况（不仅仅是注册的农药）；b. 食物商品消费占膳食摄入的比例；c. 最大残留量，平均或在收获期最可能预测的残留量；d. 农作物中农药残留的传播和分割，以及在烹饪和食品加工过程中农药残留的变化情况。
②饮食因素的使用：虽然饮食方式多种多样，WHO采用计算机研究方式，主要针对全球文化、地区差别、年龄差别以及其它饮食情况的假想。更准确的饮食因素能够基于一定的数值间隔，0.1、0.2、0.5、1、2、5、10、20（作为MRLs）食物商品占饮食比例小于0.5%的可以忽略，计入评估饮食农药残留的只考虑主要的食物商品。这样人类饮食的主要农作物商品将不超过30种。
③膳食摄入的计算：膳食调查的目的是为了了解调查期间被调查者通过膳食所摄取的热能和营养素的数量和质量，对照膳食营养供给量（RDA）评定其营养需要得到满足的程度。膳食调查既是营养调查的一个组成部分，本身又是一个相对独立的内容。单独膳食调查结果就可以成为对所调查人群进行改善营养咨询指导的依据。膳食调查方法有：a. 称重法；b. 查账法；c. 回顾询问法；d. 化学分析法。依调查目的和工作条件而选择单一或混合方法。如我国家庭膳食调查常采用a. 与b. 混合法。国外所谓总膳食研究，实质是a. 与d. 的混合法。
通过以下公式计算慢性膳食摄入：
式中 NEDI［The National Estimated（Chronic）Daily Intake］——国内膳食摄入评估（慢性）；
Fi——食品日消费量，可再分为进口食品和国内生产食品，kg/d；
Ri——来源于监控数据的食品中平均农药残留量，可再分为进口食品和国内生产食品，mg/kg；
Ci——农药在食品可食部分如香蕉、橙子的校正系数；
Pi——食品在加工、贮藏、运输以及烹饪过程中造成的农药含量变化（提高或降低）校正因子。
④数据的使用：在暴露评估中使用新鲜水果、蔬菜中的农药残留监控数据是很重要的，对所有的施用农药的农作物、各种气候条件和种植条件都做监控试验是不现实的，所谓的外推概念就是评估残留限值并估算出MRLs。然而从有限的试验中得出的数据，即使是非常准确无误的专家外推，在没有足够的其它残留数据作参考的情况下，来估算潜在的实际暴露和预测用于估算MRLs的总膳食摄入是不可行的。而且用于分析的样品是从监控样品中随机抽取的，这些样品在检测前是未经洗涤及去皮处理，但是在没有其它数据可用的情况下这种数据也可以使用。有必要说明的是，其评估结果势必会造成过高的估计通过食品而摄入的农药残留量，导致过度暴露。在这种情况下，就要采用一个衰减因子来校正，以对暴露量做出正确的评估。
⑤所用样品的同质性：所用暴露样品的另一个重要因素就是用于测量化学物质的样品应该具有同质性。总的来说，被分析的样品数量应该随着期望水平的增加而增加。而且在一般情况下，农作物中的营养成分、毒性物质和其它如植物化学物质等成分，在一定地区的成熟收获季节都很难把握一个植物内各种成分变化的适中程度。由此推断在不同地区、不同成熟程度、不同植物间，区别就更大了。同时，贮藏时间和贮藏条件也会影响测量结果。所以无论在任何条件下，必须保证充足的样品数量，以满足统计结果的可靠性。
在暴露评估中选取入口前的食品作为样品，比选取刚收获的农作物作为样品更有实际意义。但是在很多情况下，可获得的农药残留的数据都来自于农作物或常见的食品中。因此通常没有考虑食品在加工过程中农药残留的变化，如去皮、漂洗等使得残留降低，以及摄入脂肪引起的残留富集过程。
⑥对特殊人群的考虑：不同职业人群接触农药的机会不同，但几乎所有人都能接触农药，只不过有的职业人群，如生产农药的车间工人、配制农药的工人、包装农药的工人和运输农药的工人，接触农药的浓度高，占总人口比例却不高。有的职业人群，如喷洒农药的农民、林业工人、园林工人和其他农药用户，接触农药较前者为低，人数较前者多。社会公众通过食物，饮用水和农药事故性暴露潜在性接触农药，农药浓度是低水平的，但接触人数最多，谁也不能避免，形成了暴露风险金字塔。
在金字塔的塔尖处，人数虽少，暴露风险较高。这些人面对的是急性中毒，常常有生命危险；但因人数较少，人们往往看不到或低估事故的风险性。通过加强管理（包括立法）、教育和劳保措施的改进，可以逐步降低风险。研究人员指出，处于月经期、怀孕期和哺乳期的妇女接触农药，易发生月经病，中毒性流产或胎儿畸形，婴儿吸乳后中毒；儿童的各个器官组织都尚未发育成熟，神经系统和免疫功能很不完善，其机体的解毒排毒功能差，最易受农药侵害，而且儿童处于生长发育期，生长迅速的细胞更易受致癌农药的影响，容易造成中毒。
（2）暴露路径 暴露途径可从“农场到餐桌”的全过程各个方面进行考虑。如农药生产过程中的暴露、农药使用过程中对农药施用者造成的暴露；农药通过动物富集后到人体的暴露；人类直接食用施药后农作物造成的暴露；人类通过土壤、空气、水等途径造成的暴露。
（3）农药残留量的估计 要估计农药残留量，必须从最初的农药使用、监控、稀释、分解，到各种暴露途径及暴露量进行全过程分析。
最后一次施药至作物收获时允许的间隔天数，即收获前禁止使用农药的日期，大于施药安全间隔期，收获农产品的农药残留量不会超过规定的最大残留限量，可以保证食用者的安全。通常按照实际使用方法施药后，隔不同天数采样测定，绘制农药在作物上残留的动态曲线，以作物上残留量降至最大残留限量的天数作为安全间隔期的参考。安全间隔期因农药性质、作物种类和环境条件而异。
科学、规范化的采样是获得有代表性样本的关键，样本代表性将直接影响检测结果的规律性。采样方法和采样量是影响试验结果误差的重要因素之一，样本缩分、样本包装和储运也会对试验结果造成影响。
①如何评判农药残留：农药残留的最高残留限量标准（MRLs）是通过对农药的毒性进行评估，得到最大无毒作用剂量（NOEL），再除以100得到的安全系数，进而得到每日容许摄入量（ADI），最后再按各类食品消费量的多少分配。在制定标准时，还要适当考虑在安全良好的农业生产规范下实际的残留状况。我国的农药残留限量标准也是按照上述原则制定的。使用任何农药均有可能造成残留，但有残留并不等于一定对健康构成危害。国际食品法典和一些发达国家也允许在蔬菜、水果中有甲胺磷等剧毒农药残留，并通过制定最高残留限量标准来预防其危害。
②监控和监督食品中的农药残留：农作物收获时的农药残留主要受两个因素的影响：a.最初在农作物上的残留情况以及在农作物生长期间的传播和覆盖率情况；b. 通过作物生长的稀释作用、物理、化学和生物过程的作用，使施用后的农药残留量减少或消失。
使用量要严格遵照残留限量上限和收获作物上的理论最大残留量，这些数据可以从相关的每亩农作物平均收获量上预计出来。但是由于种种干扰，这一数字只是一种推测，并不代表真实的数值。
分离和测定所有的影响农药残留的重要因素是很困难的。以下是影响分离的一些因素：a.农药施用量；b. 农作物的表面积和总量之比；c. 农作物表面的天然特性；d. 农药施用设备；e. 当地的主要气候条件。
③农药残留超过最大残留限量（MRLs）时的监控研究：许多国家对农作物和食品农药残留多年来的监控结果表明，在成百万的随机农业商品中有80%以上不含有所要测定的农药残留。也就是说，如果农药残留存在，也低于检测方法所能测到的低限。15%～18%的食品含有能够检测出的农药残留，但低于法定MRLs值，低于3%。通常是对于大多数食品而言，小于1%的食品含有超过限定标准的农药残留，这种限量当然只是农业标准而非健康标准。
在现实生活中，只消费一种来自于高农药残留范围的食品，是不会对消费者产生很大风险的，况且一个消费者大量消费一种高残留食品在统计学上几乎是不可能的。这在理论上被称作急性参考剂量，即使超过了这个剂量还存在一个安全缓冲区，所以这种摄入量也不可能超过最大无毒作用剂量或产生风险。
④食品中的多种农药残留问题：农作物上经常要施用不止一种农药才能达到满意保护程度，对食品也就需要检测不止一种农药的残留情况，这就可能增加许多预想不到的交叉作用。不仅农药，所有的对人类存在暴露的化学物质（包括食品）之间都存在交叉作用。这就导致一个无限的可能性，而且没有具体的理论来解释农药之间，即使在很低的含量水平下仍有很大的交叉作用。(www.xing528.com)
（4）危害物质毒性作用的影响因素 危害物质的毒性作用强弱受多种因素的影响，主要包括危害物质作用对象自身的因素、环境因素和危害物质之间相互作用等因素。
①危害物质作用对象自身因素的影响。毒性效应的出现是外源化学物质与机体相互作用的结果，因此危害物质作用对象自身的许多因素都可影响化学物质的毒性。
a. 种属与品系。种属的代谢差异：不同种属、不同品系对毒性的易感性可以有质与量的差异。如苯可以引起兔白细胞减少，对狗则引起白细胞升高； β-萘胺能引起狗和人膀胱癌，但对大鼠、兔和豚鼠则不能；反应停对人和兔有致畸作用，对其它哺乳动物则基本不能。
生物转运的差异：由于种属间生物转运能力存在某些方面的差异，因此也可能成为种属易感性差异的原因。不同动物皮肤对有机磷的最大吸收速度［μg/（cm2·min）］依次是：兔与大鼠9.3、豚鼠6.0、猫与山羊4.4、猴4.2、狗2.7、猪0.3。铅从血浆排至胆汁的速度：兔为大鼠的1/2，而狗只有大鼠的1/50。
生物结合能力和容量差异：血浆蛋白的结合能力、尿量和尿液的pH也有种属差异，这些因素也可能成为种属易感性差异的原因。
其它：除此之外，解剖结构与形态、生理功能、食性等也可造成种属的易感性差异。
b. 遗传因素。遗传因素是指机体构成、功能和寿命等由遗传决定或影响的因素。遗传因素决定了参与机体构成和具有一定功能的核酸、蛋白质、酶、生化产物以及它们所调节的核酸转录、翻译、代谢、过敏、组织相容性等差异，在很大程度上影响了外源和内源性危害物质的活化、转化与降解、排泄的过程，以及体内危害产物的掩蔽、拮抗和损伤修复，因此在维持机体健康或引起病理生理变化上起重要作用。
c. 年龄与性别。年龄因素大体上可区分为三个阶段，从出生到性成熟之前、成年期和老年期。由于动物在性成熟前，尤其是婴幼期机体各系统与酶系均未发育完全，胃酸低，肠内微生物群也未固定，因此对外源化学物质的吸收、代谢转化、排出及毒性反应均有别于成年期。
成年动物生理特征的差别最明显的是性别因素。雌雄动物性激素的不同，激素水平的差别，将使机体生理活动出现差异。对于有机磷化合物，雌性一般比雄性动物敏感，例如对硫磷在雌性大鼠体内代谢转化速度比雄性快，或许这与毒性大于对硫磷的对硫磷氧化中间产物增加速度有关。但氯仿对小鼠的毒性却是雄性比雌性敏感。毒理学评价时一般应使用数目相等的两种性别动物，若化学物质性别毒性差异明显，则应分别用不同性别动物再进行试验。
d.营养状况。合理平衡的营养对维护机体健康具有重要意义。对于机体正常进行外源化学物质的生物转化，合理平衡的营养亦十分重要。合理营养可以促进机体通过非特异性途径对内源性和外源性有害物质毒性作用的抵抗力，特别是对经过生物转化毒性降低的有害物质尤为显著。当食物中缺乏必需的脂肪酸、磷脂、蛋白质及一些维生素（如维生素A、维生素E、维生素C、维生素B2）及必需的微量元素（如Zn2+、Fe2+、Mg2+、Se2+、Ca2+等）时，都可使机体对外源化学物质的代谢转化发生变动。低蛋白质食物使黄曲霉毒素的致癌活性降低，可能是因为黄曲霉毒素的代谢成环氧化中间产物（2，3-Epoxyaflation，B1）减少之故。当用高脂、高蛋白饲料喂饲动物，营养也将失调，化学物质的毒性效应也会改变。如断乳28d大鼠，当饲料中酪蛋白由26%增至81%时，经口给予滴滴涕（DDT）时毒性增加了2.7倍。食物中缺乏亚油酸或胆碱可增加黄曲霉毒素B1的致癌作用。
e. 机体昼夜节律变化。机体在白天活动中体内肾上腺应急功能较强，而夜间睡眠时，特别是午夜后，肾上腺素分泌处在较低水平，也会影响危害物质的吸收和代谢。
②环境影响因素。
a. 化学物质的接触途径：由于接触途径不同，机体对危害物质的吸收速度、吸收量和代谢过程亦不相同。实验动物接触外源化学物质的途径不同，化学物质吸收入血液的速度和吸收的量或生物利用率不同，这与机体的血液循环有关。
b. 给药容积和浓度：在进行毒性试验时，通常经口给药容积不超过体重的2%～3%。容积过大，可对毒性产生影响，此时溶剂的毒性也应受到注意。在慢性试验时，常将受试物混入饲料中，如受试物毒性较低，则饲料中受试物所占百分比增高，会妨碍食欲影响营养的吸收，导致动物生长迟缓等，有时会将其误认为危害物所致。相同剂量的危害物，由于稀释度不同也可造成毒性的差异。一般认为浓溶液较稀溶液吸收快，毒副作用强。
c. 溶剂：固体与气体化学物质需事先将之溶解，液体化学物质往往需稀释，就需要选择溶剂及助溶剂。有的化学物质在溶剂环境中化学、物理性质与生物活性可发生改变，溶剂选择不当，有可能加速或延缓危害物质的吸收、排泄而影响其毒性。
d. 气温：危害物及其代谢物在受体上的浓度受吸收、转化、排泄等代谢过程的影响，这些过程又与环境温度有关。
e. 湿度：高湿环境下，某些危害物如HCl、HF、NO和H2S的刺激作用增大，高湿条件可改变某些危害物质的形态，如SO2与水反应可生成SO3和H2SO4，从而使毒性增加。
③危害物质联合作用。
a. 联合毒性的定义和种类：联合作用指两种或两种以上危害物质同时或前后相继作用于机体而产生的交互毒性作用。人们在生活和工作环境中经常同时或相继接触数种危害物质，数种危害物质在机体内产生的毒性作用与一种危害物质所产生的毒性作用并不相同。多种化学物质对机体产生的联合作用可分为以下几种类型。
相加作用：相加作用指多种化学物质的联合作用等于每一种化学物质单独作用的总和。化学结构比较接近、同系物、毒作用靶器官相同、作用机理类似的化学物质同时存在时，易发生相加作用。大部分刺激性气体的刺激作用多为相加作用。
协同作用与增强作用：协同作用指几种化学物质的联合作用大于各种化学物质的单独作用之和。化学物质发生协同作用和增强作用的机理很复杂，有的是各化学物质在机体内交互作用产生新的物质，使毒性增强。
拮抗作用：拮抗作用指几种化学物质的联合作用小于每种化学物质单独作用的总和。凡是能使另一种化学物质的生物学作用减弱的物质称为拮抗物（Antagonist）。在毒理学或药理学中，拮抗作用常指一种物质抑制另一种物质的毒性或生物学效应的作用，这种作用也称为抑制作用。
独立作用：独立作用指多种化学物质各自对机体产生不同的效应，其作用的方式、途径和部位也不相同，彼此之间互无影响。
b. 联合作用的机制：由于目前的认识水平和研究方法的限制，对于联合作用机制的了解尚不够充分，联合作用的一个重要机制是一种化学物质可改变另一种化学物质的生物转化，这往往是通过酶活性改变产生的。常见的微粒体和非微粒体酶系的诱导剂有苯巴比妥、3-甲基胆蒽、滴滴涕（DDT）和B（α）P，这些诱导剂通过对化学物质的解毒作用或活化作用，减弱或增加其它化学物质的毒性作用。
受体作用：两种化学物质与机体的同一受体结合，其中一种化学物质可将与另一种化学物质生物学效应有关的受体加以阻断，以致不能呈现后者单独与机体接触时的生物学效应。
化学物质间的化学反应：物质可在体内与危害物质发生化学反应。例如硫代硫酸钠可与氰根发生化学反应，使氰根转变为无毒的硫氰根；又如一些金属螯合剂可与金属危害物（如铅、汞）发生螯合作用，成为螯合物而失去毒性作用。
功能叠加或拮抗：两种因素，一种可以激活（或抑制）某种功能酶，而另一种因素可以激活（或封闭）受体或底物。若同时使用，则可出现损害作用增强或减弱，如有机磷农药和神经性毒剂的联合应用等。
机体吸收、排泄等功能可能受到一些化学物质的作用而使另一危害物的吸收或排泄速度改变，进而影响其毒性。例如，氯仿等难溶于水的脂溶性物质在穿透皮肤后仍难吸收，如果与脂溶性及水溶性均强的乙醇混合就很容易吸收，其肝脏毒性明显增强。
c. 危害物质的联合作用的方式：人类在生活和劳动过程中实际上不是单独地接触某个外源化学物质，而是经常地同时接触各种各样的多种外源化学物质，其中包括食品污染（食品中残留的农药、食物加工过程中添加的色素、防腐剂等）、各种药物、烟与酒、水及大气污染物、家庭房间装修物、厨房燃料烟尘、劳动环境中的各种化学物等。这些外源化学物质在机体内可呈现十分复杂的交互作用，最终引起综合毒性作用。
4. 风险描述
风险描述是对人体暴露结果的负面影响的可能性估计。风险描述要考虑危害识别、危害描述和暴露评估的结果。对于有阈值的物质，人口的风险就是通过暴露量与ADI（或其它规范数据）的比较。在这种情况下，当暴露量的比较结果小于ADI时，概念上的负面影响的可能性为零。对于无阈值的物质，人类的风险在于暴露量和潜在危害。
风险描述要将风险评估过程中每一步的不确定度都要考虑在内。风险描述的不确定度将反应前几个阶段评价中的不确定性。从动物研究外推到人的结果将产生两种不确定性：①实验动物和人的相关性产生的不确定性，如喂养丁羟基茴香醚（BHA）的大鼠发生前胃肿瘤和甜味素引发小鼠神经毒性作用可能并不适用于人；②人体对某种化学物质的特异敏感性未必能在实验动物中发现，人对谷氨酸盐的高敏感性就是一个例子。在实际工作中，这些不确定性可以通过专家判断和进行额外的试验（特别是人体试验）加以克服。这些试验可以在产品上市前或上市后进行。
农药残留的风险描述应该遵守以下两个重要原则：农药残留的结果不应高于良好农业操作规范的结果；日摄入食品总的农药残留量（如膳食摄入量）不应超过可以接受的摄入量。无显著风险水平指即使终生暴露在此条件下，该危害物质都不会对人体产生伤害。
（1）定性估计 根据危害识别、危害描述以及暴露评估的结果给予高、中、低的定性估计。
（2）定量估计
①有阈值的农药危害物质：对于农药残留的风险评估，如果是有阈值的化学物质，则对人群风险可以摄入量与ADI（或其它测量值）比较作为风险描述。如果所评价的物质的摄入量比ADI值小，则对人体健康产生不良作用的可能性为零。MOS为安全限值（Margin of Safety）的缩写，即：
MOS≤1该危害物质对食品安全影响的风险是可以接受的。
MOS＞1该危害物质对食品安全影响的风险超过了可以接受的限度，应该采取适当的风险管理措施。
②无阈值的农药危害物质：如果所评价的化学物质没有阈值，对人群的风险评估是摄入量和危害程度综合的结果，即：食品安全风险＝摄入量×危害程度。
5. 农药残留分析的方法和程序
农药残留分析方法可分为两类：一类是单残留方法（SRM），它是定量测定样品中一种农药残留的方法，这类方法在农药登记注册的残留试验、制定最大农药残留限量或在其它特定目的的农药管理和研究中经常应用；另一类是多残留方法（MRM），它是在一次分析中能够同时测定样品中一种以上农药残留的方法，根据分析农药残留的种类不同，一般分为两种类型。一种多残留方法仅分析同一类的多种农药残留，例如一次分析多种有机磷农药残留，这种多残留方法也称为选择性多残留方法；另一种多残留方法一次分析多类多种农药残留，也称为多类多残留方法。多残留方法经常用于管理和研究机构对未知用药历史的样品进行农药残留的检测分析，以对农产品、食品或环境介质的质量进行监督、评价和判断。
农药残留分析的程序包括样品采集、样品预处理、样品制备以及分析测定等步骤。样品采集包括采样、样品的运输和保存，是进行准确的残留分析的前提。
随着经济的发展和人民生活水平的提高，消费者的膳食结构得到不断改善，对肉、蛋、乳等动物性食品的需求量也不断增加。为满足人类对动物性产品不断增长的需要，需要大幅度、快速地提高动物性食品的产量，从而促进了畜牧业朝着现代化、集约化、规模化的方向不断发展。在动物饲养过程中，兽药在降低动物发病率与死亡率，提高饲料利用率，促进动物生长和改善动物产品品质等方面起着非常重要的作用。但是，由于管理不当和受经济利益的驱使，兽药的滥用在动物性食品中造成了不同程度的兽药残留，对消费者健康产生危害。世界各国包括我国已经注意到了该问题的严重性，并采取各种有效措施控制兽药残留。
（一）食品中兽药残留的安全评价体系
食品中兽药残留的安全评价体系主要包括动物性食品中兽药最高残留限量和休药期两种指标，其中最高残留限量的制定基础是药物毒性观察。食品兽药残留法典委员会（CCRVDF）主要职责为制定食品中兽药残留最大限量标准，对兽药残留检验方法提出建议。原中华人民共和国农业部第235号公告《动物性食品中兽药最高残留限量》列举了相关产品的残留限量，包括：①动物性食品允许使用，但不需制定残留限量的兽药；②需要制定最高残留限量的兽药；③可用于动物性食品，但不得检出兽药残留的兽药；④农业部明文规定禁止用于所有动物的兽药四类；标准兽药休药期有202种，以及不需制订休药期的兽药，包括：丙酸睾酮注射液、注射用绒促激素、碘解磷定注射液等91种以及中药成分制剂、维生素类、微量元素类、兽用消毒剂、生物制品（质量标准有要求的除外）等。其中，动物用药停药期或休药期指畜禽最后一次用药到该畜禽许可屠宰或其产品（乳、蛋）许可上市的间隔时间。因为每个药品在体内代谢的时间长短不同，所以，很多药品的休药期也不一样。
兽药残留的原因主要有：①为了追求经济利益，不严格执行休药期有关规定，造成休药期过短；②滥用兽药或使用劣质兽药；③用药错误；④使用未经批准的药物进行治疗；⑤为逃避检查，屠宰前用药掩饰动物的临床症状。
1. 毒性安全实验
食品中兽药毒性安全评价主要采用以下三个实验：①急性毒性实验；②重复剂量实验：至少持续1/10生命周期的时间（亚慢性实验）；③慢性实验。
2. 最大残留限值
最大残留限值（MRLs）是指可食用组织中兽药活性残留物的最大残留量。MRLs水平不是健康指标，而是一个实际操作值，以组织中残留量来评估食用安全性。
3. 结合残留物
动物经某种兽药处理后，残留物以母体或代谢物的形式存在于体液和组织器官，这些结合物包括：①合并到机体内原成分中的药物母体碎片，如脂肪酸、氨基酸和核酸；②反应性代谢物与细胞大分子反应生成的共价结合残留物。通常①类物质没有毒性，而②类物质具有潜在毒性。评估这类药物的安全性是很困难的，首先提取这类物质存在很大困难。国际上目前还没有评价结合残留物潜在毒性风险的标准方法。FDA强调评估结合残留物是否具有致癌性，如果有致癌性就必须做毒理学试验，试验中需要解决的主要问题是评价这些结合残留物生物可利用性，如果可利用性较高，就需要应用适当的提取和分析方法进行评价。由于这些物质的分析比较复杂，一般采用就事论事的个案处理方式。
4. 注射部位残留
注射部位的残留可能会使动物性食品局部兽药残留浓度过高而造成潜在危害。在实际操作中局部残留过高不代表全部肉体残留水平，因此，其安全性评价是否有意义还存在争议。JECFA建议在屠宰时将动物的注射部位切除可以避免这类问题的发生。但有时候要确认注射部位是很困难的。兽药产品欧洲委员会分会的兽药标准方法建议取两份样品进行安全评估，其中一份必须取自非注射部位，如膈肌。
5. 停止给药时间
停止给药时间是指动物被屠宰前或蛋和乳被安全消费前的停止给药时间。存在于蛋乳中的兽药一般不会因消耗而降低，所以只要超过最大残留量的产品就应被销毁。评价养殖鱼类的兽药残留是比较特殊的，与陆生动物不同，要考虑水温对药物代谢的影响。
（二）兽药残留的控制
兽药对食品安全性产生的影响，越来越受到人们的关注。尽管WHO呼吁减少用于农业的抗生素的种类和数量，但由于兽药产品可给畜牧业和医药工业可带来丰厚的经济效益，要把兽药管理纳入合理使用的轨道并非易事。兽药残留作为目前及未来影响食品安全性的主要因素，需要采取有效的措施进行控制，主要包括以下几个方面。
1. 加强饲养管理，改变饲养观念
学习和借鉴国内外先进的饲养技术，创造良好的饲养环境，增强动物抗体免疫力；实施综合卫生防疫措施，降低畜禽的发病率，减少兽药的使用；充分利用等效、低毒、低残留的制剂来防病治病，减少兽药残留；不使用禁用兽药，避免兽药滥用。
2. 完善兽药残留监控体系
建立和实施国家兽药残留监控计划，加强兽药、饲料等投入品的质量安全监督管理；加大监控力度，严把检验检疫关，防止兽药残留超标产品进入市场；对超标产品予以销毁，给超标者予以重罚，并查出超标根源，从根拔除；同时引导养殖户合理科学地使用兽药和遵守休药期规定。
3. 加大对动物性食品生产企业的监督管理
食品企业应严格按照GMP、HACCP等管理体系，建立良好动物性食品供应基地，把好质量关。有关部门应不定期地进行抽检，对不合格即兽药超标产品没收处理，对严重超标企业进行停产整顿。
目前饲料在生产过程中添加药物是极为普遍的，而目前只能检测到饲料中的少数几种兽药。所以应抓紧研究有效的兽药检测方法，真正实现从源头控制药物残留。
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