2.1 风险评估

目前国际公认的风险评估政策包括：

2.1.1 危害识别

危害识别目的在于确定人体摄入化学物的潜在不良作用，这种不良作用产生的可能性，以及产生这种不良作用的确定性和不确定性。本节中，有别于剂量-反应及危险性特征描述的内容，危害识别不是对暴露人群的危险性进行定量的外推，而是对暴露人群发生不良作用的可能性作定性的评价。

由于往往是资料不足，因此，进行危害识别的最好方法是证据加权。此法需要对来源于适当的数据库、经同行专家评审的文献及诸如企业界未发表的研究报告的科学资料进行充分的评议。此方法对不同研究的重视程序如下顺序：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-反应关系。

2.1.1.1流行病学研究

如果能获得阳性的流行病学研究数据，应当把他们应用于危险性评估中。如果能够从临床研究获得数据，在危害识别及其他步骤中应当充分利用。然而，对于大多数化学物，临床和流行病学资料是难以得到的。此外，阴性的流行病学资料难以在危险性评估方面进行解释，因为大部分流行病学研究的统计学力度不足以发现人群中低暴露水平的作用。风险管理决策不应过于依赖流行病学研究而受耽搁。评估采有的流行病学研究必须是用公认的标准程序进行。

危害识别一般以动物和体外试验的资料为依据，因为流行病学研究费用昂贵，而且提供的数据很少。

2.1.1.2动物试验

用于风险评估的绝大多数毒理学数据来自动物试验，这就要求这些动物试验必须遵循界广泛接受的标准化试验程序。尽管存在这类程序，如联合国经济合作发展组织（OECD）、美国环境保护局（EPA）等的，但没有适用于食品安全危险性评价的专用程序。无论采用哪种程序，所有试验必须实施良好实验室规范（GLP）和标准化质量保证/质量控制（QA/QC）方案。

长期（慢性）动物试验数据至关重要，包括肿瘤、生殖/发育作用、神经毒性作用、免疫毒性作用等。短期（急性）毒理学试验资料也是有用的。动物试验应当有助于毒理学作用范围的确定。对于人体必需微量元素，如铜、锌、铁，应该收集需要量与毒性之间关系的资料。动物试验的设计应考虑到找出NOEL值、可观察的无副作用剂量水平（NOAEL）或者临界剂量。应选择较高剂量以尽可能减少产生假阴性。

2.1.1.3短期试验研究与体外试验

由于短期试验既快速且费用不高，因此用来探测化学物质是否具有潜在致癌性，或引导支持从动物试验或流行病学调查的结果是非常有价值的。

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他广泛接受的程序。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。

2.1.1.4结构-反应关系

对于加强识别人类健康危害的加权分析是有用的。在对化学物作为一类（如多环芳烃化合化、多氯联苯类和四氯苯丙二噁英）进行评价时，此类化学物的一种或多种有足够的毒理学资料，可以采用毒物当量的方法来预测人类摄入该类化学物中其他化学物对健康的危害。

2.1.1.5对致癌物质的识别与分类

危害物的识别中，最难的是对于致癌物質如何确定。五百多万种现存的化合物中，真正做过动物试验、有数据者不超过一万种；约有一千多种会引起某种动物致癌，而其中有确证会引起人类癌症的，还不到三十种。       

    其致癌的分类法是根据各种动物试验，及流行病学观察的结果来评估。因为物种之间代谢功能相差甚大，有的化学物只对某种动物有致癌性，对其他动物並不致癌。　

其次，由多种不同动物在多次试验中，其皆可引致癌症，但没有流行病学证据，或只有相当有限的临床观察者，我们将之归类为“有充分证据的可疑致癌物”(Sufficient evidence of Carcinogenicity)。有鉴于不能拿人类做试验，以及缺乏流行病学的数据，将這些已充分证明会导致动物致癌的物质，视同“有可能导致人类癌症”( suspected human carcinogen )。

毒性分类表

不同施予途径

2.1.2 危害描述

食品添加剂、农药、兽药和污染物在食品中的含量往往很低，通常只有百万分之几，甚至更少。为了达到一定的敏感度，动物毒理学试验的剂量必须很高，取决于化学物的自身毒性，一般为百万分之几千。为了与人体摄入水平相比较，需要把动物试验数据经过处理外推到低得多的剂量。因此人体健康风险评估多数都是基于动物试验的毒理资料。所以，在无阈值剂量的假设之下，用高于人的环境暴露浓度的动物试验剂量，由高至低的外推是必须也是可行的。

2.1.2.1剂量-反应的评估

这种高剂量到低剂量的外推过程在量和质上皆存在不确定性。危害的性质或许会随剂量而改变或完全消失。如果动物与人体的反应在本质上是一致的，则所选的剂量-反应模型可能有谬。人体与动物在同一剂量时，药代谢动力学作用有所不同，而且剂量不同，代谢方式也不同。化学在高剂量或低剂量时，代谢特征可能不同。因此，毒理学家必须考虑在将高剂量的不良作用外推到低剂量时，这些和其他与剂量有关的变化存在哪些潜在影响。

2.1.2.2遗传毒性和非遗传毒性致癌物

在传统上，毒理学家认同不良作用存在阈值，但致癌作用除外。这种认识可追溯到40年代，当时便已认识到癌症的发生有可能源于某一种体细胞的突变。在理论上，少数几个分子，甚至一个分子都有可能诱发人体或动物的突变而最终演变为肿瘤。因此，在理论上通过这种作用机制的致癌物没有安全剂量可言。

近年来，已逐步能够区别各种致癌物，并确定有一类非遗传毒性致癌物，即本身不能诱发突变，但是它可作用于被其他致癌物或某些物理化学因素启动的细胞的致癌过程的后期。遗传毒性致癌物定义为能间接或直接地引起靶细胞遗传改变的化学物。遗传毒性致癌物的主要作用靶是遗传物质，而非遗传毒性致癌物作用于非遗传位点，从而促进靶细胞增殖和/或持续性的靶位点功能亢进/衰竭。大量的报告详细说明遗传毒性和非遗传毒性致癌物均存在种属间致癌效应的差别。

世界上许多国家的食品卫生界权威机构认定遗传毒性和非遗传毒性致癌物是不同的。在原则上，非遗传毒性致癌物能够用阈值方法进行管理，如可观察的无作用剂量水平-安全系数法。要证明某一物质属于遗传毒性致癌物，往往需要提供致癌作用机制的科学资料。

2.1.2.3阈值法（Threshold approach）

试验获得的NOEL或NOAEL值乘以合适的安全系数等于安全水平或者每日允许摄入量。这种计算的理论依据是人体与试验动物存在着合理可比的阈剂量值。但是，人的敏感性或许较高，遗传特性的差异更大，并且膳食习惯更为不同。鉴于此，JECFA采用安全系数以克服此类不确定性。通常对长期动物试验资料的安全系数为100，但不同国家的卫生机构有时采用不同的安全系数。当科学资料数量有限或制定暂行每日允许摄入量时，JECFA采用更大的安全系数。其他卫生机构按作用强度和可逆性调整ADI值。ADI值的差异构成了一个重要的风险管理问题，这应当引起重视。

ADI值提供的信息是：如果按ADI值或以下的量摄入某一化学物，则没有明显的风险。如上所述，安全系数用于弥补种群差异。当然，理论上有可能某些个体的每感程度超出了安全系数的范围。

2.1.2.4非阈值法

对于遗传毒性致癌物，一般不能用NOEL——安全系数来制定允许摄入量，因为即使在最低摄入量时，仍然有致癌危险性。因此，对遗传毒性致癌物的管理办法有二：（1）禁止商业化的使用该种化学物；或（2）制定一个极低而可忽略不计、对健康影响甚微或者社会能接受的化学物的风险水平。

2.1.3 暴露评估

对于食品添加剂、农药和兽药残留以及污染物等危害物暴露评估的目的在于求得某危害物的剂量、暴露频率、时间长短、途径及范围，由于剂量决定毒性，所以削弱危害物的的膳食摄入量估计需要有关食品消费量和这些食物中相关化学物浓度的资料。一般来说，摄入量评估有三种方法：（1）总膳食研究；（2）个别食品的研究；（3）双份饭研究。WHO制定了化学污染物膳食摄入量的研究准则（GEMS/Food，1985）。

2.1.3.1暴露剂量的类型

给予剂量：指外界给予动物及其他生物体的剂量；

吸收剂量：危害物质通过生物屏障到达血液或其他组织的浓度；

终生平均剂量：考虑介质摄入量与体重等因素，在一生中各年龄阶段的变化而计算出的剂量；

有效剂量：以化学伤害的程度来表示的剂量。

剂量的测定：

给予剂量＝

吸收剂量＝给予剂量×吸收率

2.1.3.2暴露量评估准则

由于暴露评估所需进行的工作项目极多，若无可依循的准则常导致评估结果有极大的差异。鉴于此制定暴露评估准则。

完整的暴露量应包括以下六大项工作,即

1.    单一化学危害物或混合物的基本特性；

2.    污染源；

3.    暴露路径及对环境的影响；

4.    通过测量或估计的危害物浓度；

5.    暴露人群情况；

6.    整体暴露分析。

计算暴露剂量常用的参数

可以根据食品添加剂、农药和兽药规定的使用范围和使用量，来估计膳食摄入量。然而，食品中食品添加剂、农药和兽药残留的实际水平远远低于最大允许量；因为仅有部分庄稼/家畜使用了农药和兽药，因此食品中或食品表面有时完全没有农药和兽药残留。食品中添加剂含量的数据可以从制造商那里取得，计算膳食污染物暴露量需要知道它们在食品中的分布情况，只有通过采用敏感和可靠的分析方法对有代表性的食物进行分析来得到。

膳食中食品添加剂、农药和兽药的理论摄入量必须低于相应的ADI值。通常，实际摄入量远远低于ADI值。确定污染物的限量会遇到一些特殊的问题，通常在数据不足时制定暂行摄入限量。污染物水平偶尔会比暂行摄入限量高。在此情况下，限量水平往往根据经济和/或技术方面而定。

根据测定的食品中化学物含量进行暴露评估时，必须要有可靠的膳食摄入量资料。评估时，平均/中位数居民和不同人群详细的食物消费数据很重要，特别是易感人群。另外，必须注重膳食摄入量资料的可比性，特别是世界上不同地方的主食消费情况。一般认为发达国家居民比发展中国家居民摄入较多的食品添加剂，因为他们膳食中加工食品所占的比率较高。

2.1.4 风险描述

风险描述的结果是提供人体摄入化学物质对健康产生不良作用的可能性的估计，它是危害识别、危害描述和暴露评估的综合结果。

2.1.4.1有阈值的化学危害物

对于化学物质风险评估，如果是有阈值的化学物，则对人群风险可以摄入量与ADI值（或其他测量值）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。即

安全限值（Margin of safety, MOS）=

MOS≤1  该危害物对食品安全影响的风险是可以接受的

MOS＞1  该危害物对食品安全影响的风险超过了可以接受的限度，应当采取适当的风险管理措施

2.1.4.2无阈值的化学危害物

如果所评价的化学物质没有阈值，对人群的风险是摄入量和危害程度的综合结果。即

食品安全风险＝摄入量×危害程度

对于微生物危害而言其风险描述依据危害识别、危害描述、暴露评估等的考虑和数据。风险描述提供特定菌体对特定人群产生损害作用的能力的定性或定量估计。

    在风险描述时必须说明风险评估过程中每一步所涉及的不确定性。风险描述中的不确定性反映了前几个阶段评价中的不确定性。在实际工作中依靠专家判断和额外的人体研究以克服各种不确定性。人体试验可以在产品上市前或产品上市后进行。