农药使用的目的是为了保护农作物免受病虫害的侵袭，然而农药在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上，以及该农药的其他来源方式，和其他的相关农药的暴露作全面的风险评估。而且需要在日常管理上实行全国范围内的农药注册，来识别和设定最大农药使用量，它既能满足有效的防治植物病虫害，又能保证农药使用者的风险降到最低，而且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。
根据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。
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。
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-滴、燕麦敌、毒草胺等。
低毒农药（LD50＞500mg/kg）：有敌百虫、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、草甘磷等。
4.1危害识别
农药残留类危害识别的目的是识别人体暴露在一种农药残留物质下对健康所造成的潜在的负面影响，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作定量评价。
由于在实际工作中数据经常是不充足的，危害识别最好采用事实说话，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，以及可能的话从未发表的工业研究中获得的充足的相关科学信息，进行充分的评议。此方法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。
4.1.1 流行病学研究
如果能获得在流行病学中的阳性数据，在风险评估中应当是能够使用的。从人类临床医学研究得来的数据，在危害识别及其他步骤中应当充分利用。然而，对于大多数化学物质来说，临床医学数据和流行病学数据是很难得到的。此外，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研究的统计结果还不足以说明相对低剂量的化学物质对人体健康存在潜在的影响。那么既然流行病学数据是被认可的，阳性数据的结果说明负面的影响是存在的，风险管理决策就不应该依赖流行病学的发展而受到耽搁。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。
在流行病学研究设计或应用阳性流行病学数据过程中，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，与年龄相关的，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。
由于流行病学研究需要费用昂贵，而且它能够提供类似研究数据的有限性，危害识别一般以动物和体外试验的资料数据为依据。
4.1.2 实验动物研究
风险评估的大部分毒理学数据来源于试验动物研究，这就要求这些动物试验必须遵循科学界广泛接受的标准化试验程序。现在尽管存在许多这类标准化试验程序，如联合国经济合作发展组织（OECD），美国环保局（EPA）等，但没有适用于食品安全风险评估的专用程序。无论采用哪种程序，所有研究都应当遵循良好实验室操作规范（GLP）和标准化质量保证/控制系统（QA/QC）。
一般情况下，食品安全风险评估使用充足的最小量的有效数据应当是可以的。包括规定的品系数量，两种性别，正确的选择剂量（参照以下），暴露路径，以及充足的样品数量。一般而言，数据的来源（发表的研究，未发表的研究，工厂的数据，等）并不重要，只要研究有足够的透明度，并且能够证明遵照GLP和QC/QA执行就可以了。
长期的（慢性）动物毒性研究数据是非常重要的，应当着眼于有意义的主要的毒理学作用终点，包括肿瘤，生殖/发育作用，神经毒性作用，免疫毒性作用等。急性毒性实验动物研究数据也是有用的，也应当有相应的数据。实验动物研究应当能够识别出以上列出的毒性影响（毒性作用终点）范围。对于人体必需微量元素如铜、锌、铁，应该收集必需量与毒性之间关系的资料。实验动物毒理学研究应当设计成可以识别NOEL 、NOAEL或临界剂量。也就是说，应根据最终作用点来选择剂量。剂量可以选择足够高，以尽可能避免假阴性的出现。同时也要考虑例如代谢饱和性、细胞遗传学和有丝分裂导致细胞增殖等。
在可能的情况下实验动物研究，不但应该提供对人体健康的潜在负面影响，而且应该提供这些负面影响对人类造成风险的相关性资料。提供这种相互关系的资料包括阐明作用机制、给药剂量和药物作用剂量关系以及药物代谢动力学和药效学研究。
机理数据可能是由生物体外研究数据提供的，例如遗传毒性试验或其它相似试验。这些研究应当遵循GLP，以及其它广泛被接受的协议。然而体外生物研究数据不应当被用作预测人类风险信息的唯一来源。
体内和体外的研究结果能够强化对药物动力学和药效的作用机理的理解。然而类似的信息在许多情况下是无法获得的，风险评估过程不应当由于药物动力学和药效的作用机理不明而耽搁。
给药剂量和药物作用剂量的资料有助于评价作用机理与药物代谢动力学数据。评估应当考虑化学物特性（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、代谢产物的生物利用率）具体到组织通过特定的膜吸收（如，肠子等消化道），在体内循环，最终到作用靶位。
4.1.3短期试验与体外试验研究
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。
4.1.4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地方（如多环芳香烃，多氯联苯和二恶英），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）作比较，可以知道此危害物质潜在致癌力（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。
4.2.危害描述
这里考虑到的食品中的农药残留。它们在食品中的含量通常是很低的——一般在ppm级或更低。要获得充足的灵敏度，实验动物毒理学研究必须在有可能超标的高水平上，这要依靠化学物质的内在毒性，浓度在几千个ppm。
4.2.1剂量-反应外推
为了比较人类暴露水平，实验动物数据需要外推到比它低的多剂量。从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）等毒性。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。如果在动物和人体上的反应本质在量上是一致的，选择剂量-反应模型可能会不正确。人体与动物在同一剂量时，药物代谢动力学作用有所不同，而且剂量不同，代谢方式也不同。化学物质的代谢在低剂量和高剂量上可能存在不同。比如说高剂量经常会掩盖正常的解毒、代谢过程，所产生的负面影响也不会在低剂量时发生。高剂量还可以诱导更多的酶、生理变化以及与剂量相关的病理学变化。在外推到低剂量的负面影响时，毒理学家必须考虑这些的潜在危害以及其他与剂量相关的变化。
4.2.2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具有代表性的是以每公斤（kg）体重的毫克数（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mg数作为缩放平衡比例。理想到缩放因素应当通过测量动物和人体组织的浓度，以及靶器官的清除率来获得。血液中药物含量也接近这种理想状态。在无法获得充足证据时，可用通用的种属间缩放比例。
4.2.3遗传毒性与非遗传毒性致癌物
传统上，毒理学家除了致癌性物质外，接受毒性物质负面影响的阈值的存在。传统的认识可以追溯到20世纪40年代早期，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。理论上，几个分子，甚至单个分子引起突变，在动物或人体内持续而最终发展成为肿瘤。理论上，通过这种机理致癌的物质是没有安全剂量的。
近年来，已经逐步能够区别致癌物和非遗传毒性致癌物，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。相反的，其他致癌物由于通过诱发体细胞基因突变而活化肿瘤基因和（或）灭活抑瘤基因，因此，遗传毒性致癌物被定义为能够引起靶细胞直接和间接基因改变得化学物质。然而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他遗传位点，导致强化细胞增殖和/或在靶位上维持机能亢进或机能不良。大量的研究数据定量说明遗传毒性致癌物与非遗传毒性致癌物之间的存在种属间致癌效应的区别。此外，某种非遗传毒性致癌物，被称为啮齿类动物特异性致癌物，存在剂量大小不同时会产生致癌或不致癌的效果。相比较之下，遗传毒性致癌物则没有这种阈值剂量。
毒理学家和遗传学家研究出检测方法能够用来鉴别引起DNA突变的化学物质。众所周知的Ames试验就是一个例子。有几种这样的试验方法，有体内和体外的，组成一组试验，用来检测化学物质的致突变能力。尽管每一套试验方法都有它本身的局限性，但这些试验方法用于区分遗传毒性致癌物和非遗传毒性致癌物是有用的。
许多国家的食品安全管理机构，现在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。然而这种区分由于对致癌作用所获得信息的不足或知识的欠缺，并不能应用在所有的致癌物上，但这种致癌物分类法有助于建立评估摄入化学物致癌风险的方法。理论上，非遗传毒性致癌物可以用阈值法进行规范，例如“NOEL－安全系数”方法。在证明某一物质属于非遗传毒性致癌物之外，往往需要提供致癌作用机制的科学资料。
4.2.4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允许摄入量ADI。这种计算方式的理论依据是，人体和试验动物存在合理的可比较剂量的阈值。对人类而言，可能要更敏感一些，遗传特性的差别更大一些，而且人类的饮食习惯要更多样化。鉴于此，JECFA和JMPR采用安全系数以克服这些不确定性。通过对长期的动物实验数据研究中得出安全系数为100，但不同国家的卫生机构有时采用不同的安全系数。在可用数据非常少或制定暂行ADI值时，JECFA也使用更大的安全系数。其他健康机构按作用强度和作用的不可改变性调整ADI值。ADI值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引起重视。
ADI值提供的信息是这样的，如果对该种化学物质在摄入小于或等于ADI值时，不存在明显的风险。如上所述，安全系数用于弥补人群中的差异。所以在理论上某些个体的敏感程度超出了安全系数的范围。采用安全系数，如同下述的定量风险法，不能保证每一个个体都是绝对安全的。
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，例如ED10或ED05。这种方法被叫做基准剂量（benchmark dose），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值并无明显差异。对特殊人群，例如儿童，可采用一个种属内的转换系数和特殊考虑他们的摄入水平来进行保护。（参见暴露评估）
4.2.5无阈值的物质
对于遗传毒性致癌物而言，一般不能采用“NOEL——安全系数”法来制定允许摄入量，因为即使在最低的摄入量时，仍然有致癌的风险存在。因此对遗传致癌物的管理办法有两种：（1）禁止商业化的使用该种化学物品，或（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。
为这种目的人们提出各种各样的外推模型。目前的模型都是利用实验性肿瘤发生率与剂量，几乎没有其他生物学资料。没有一个模型可以超出试验室范围的验证。因而也没有对于高剂量毒性、促细胞增殖、或DNA修复等作用进行校正。基于这样一种原因，目前的线性模型被认为是对风险的保守的估计。这就通常使得在运用这类线形模型作风险描述时，一般以 “合理的上限”或“最坏估计量”等表达。这被许多法规机构所认可，因为他们无法预测人体真正或极可能发生的风险。许多国家试图改变传统的线性外推法，以非线性模型代替。采用这种方法的一个很重要的步骤就是，制定一个可接受到风险水平。在美国FDA、EPA选用百万分之一（10－6）作为一个可接受风险水平。它被认为代表一种不显著的风险水平，但风险水平的选择是每一个国家的一种风险管理决策。
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。但对于已成为环境污染的禁止使用的农药，很容易超过规定的可接受水平。例如，在美国四氯苯丙二恶英（TCDD）风险的最坏估计高达10－4，对于普遍存在的遗传毒性致癌污染物如多环芳香烃和亚硝胺，常常超过10－6的风险水平。
4.3暴露评估
膳食中农药残留总摄入量的估计需要食品消费量和相应农药残留浓度。一般有三种方式：（1）总膳食研究法，（2）单一食品的选择研究法，（3）双份膳食研究法。有关化学物质的膳食摄入量研究的一般指南可从世界卫生组织WTO获得（GEMS/Food,1985）。以上三种方法各有优缺点，总膳食研究法和双份膳食研究法得到的数据更适合于膳食中农药残留对人体的风险评估，但由于这两种方法没有具体的某种食品的消费量和残留的数据，不能很好的判断农药残留的来源，而有时农药残留可能仅仅来自某一种食品。单一食品的选择研究法可避免上述遗漏，但由于食品在加工、烹饪过程中某些农药可能有损失。因此，在进行农药暴露评估应尽可能利用三种方法的数据，而不是仅仅利用一种方法的数据，以免以偏盖全。近年来，通过直接测定人体组织和体液中污染物的浓度来评估污染物的暴露水平呈增加的趋势。例如，由于有机氯农药的摄入主要来自食品，从食品中摄入的有机卤素占其总量的90％以上，通过测定母乳中有机氯农药的浓度就可以评定该污染物的暴露水平。
4.3.1膳食摄入量的估计
膳食摄入量的测定可以采用相对直接的方法，即直接测定相应食品中农药残留的浓度和其消费量。值得提出的是，食品中农药残留经常低于最大允许量。由于我们样品前处理时仅仅是处理作物和动物组织的一部分，食品中的或残留在食品外部的农药残留值往往不能得到准确的数据。污染物在食品中的分布只有利用灵敏、可靠的分析方法分析有代表性的样品获得。有关食品污染物的监控计划有些机构已有详细的说明。
农药残留的最高允许限量可由它们的使用情况而定。例如，一定水平的残留量直到消费时都很稳定，这样最高残留值才与实际摄入量相当。但是很多情况下，我们关心的农药残留在消费前已经发生变化。如某些物质在食品储存过程中就可能降解或与其他物质发生反应。未加工食品在加工过程中可能降解，也可能累积放大。
最高残留限量的制定必须考虑到食品在进入市场和在一定条件下使用时残留的变化情况。农药残留物在食品中并没有什么特别的技术方面的作用，其限量的制定应在合理的范围内尽可能低。
农药残留的理论总膳食摄入量必须低于响应ADI值，很多情况下，污染物的实际摄入量低于ADI值。因为可用于制定临时允许摄入量所需的数据很少，所以当污染物的残留水平偶尔高于临时允许摄入量是可以的，在这种情况下，更多考虑的是经济和技术因素。
准确可靠的食品摄入量对于农药残留的暴露评估是必不可少的，消费者平均（中值）食品消费量和不同人群的食品消费数据对于暴露评估非常重要，特别是易感人群。另外，在制定国际性食品安全风险评估办法时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要食品消费情况。
GEMS现有五个地区和一个全球性膳食的数据库，有近250种原料和半成品的日消费量的数据。非洲、亚洲、东地中海、欧洲和拉丁美洲地区性膳食模式是根据联合国FAO的食物平衡表中部分国家的数据制定的。但这种数据不能提供特殊消费者的有关信息。在我国，卫生部疾病预防控制中心也对我国居民的膳食结构和消费水平进行过大规模的调查，他们有相对准确和完善的数据。
4.3.1.1总膳食研究
某种食品对消费者的潜在暴露量，主要来自于食用前的食品的加工处理方式，农药的暴露方式以及个体摄入农药的量。尽管某种商品中一种农药残留的摄入量评估是分开来进行的，但是总膳食评估同样是很重要的一步。一般来讲，总膳食研究在提供最准确的膳食摄入各种污染物的整体评估方面，比其他任何方法都准确。此外，总膳食研究明确的考虑到了加工过程（或烹饪过程）食品中污染物水平的评估。
4.3.1.1.1预测总膳食摄入
既然分析膳食研究指未知的农药用在非特定的商品上，这种问题不能用常规的思维去决定该种农药的使用情况。因此，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，要作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，既然最现实的预测数值需要许多非常难获得的数据，例如当年农作物上的农药使用情况，以及大体的理论最大日摄入量或TMDI，这些数据只能获得其近似值。TMDI数值的计算，来源于一种农药在所有农作物上的施用数据，而且这种农药的使用必须是符合农药使用规范，其残留水平是低于MRL的。
这一计算结果就是真实摄入量的一个总的评估，可以采用监控残留试验中获得的平均残留水平对这一数值进行修正。这可以作为一种暴露量估算手段从而取代MRL。
更有效的估算膳食摄入农药残留量，需考虑以下数值：
l 通晓农药的使用情况（不仅仅是注册的农药）；
l 食品商品消费占膳食摄入的比例；
l 最大残留量，平均或在收获期最可能预测的残留量；
l 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。
4.3.1.1.2饮食因素的使用
虽然饮食方式多种多样，采用数学源的因素只需要作很少的调整，考虑到多数数据的不确定性能够反映食品商品占“平均”饮食的比例，WHO已经进行了广泛的计算机研究，主要是全球文化、地区差别、年龄差别以及其他饮食情况的假想。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）食品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品商品。这样考虑来看人类饮食的主要农作物商品将不超过30种。
4.3.1.1.3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，它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①称重法，②查帐法，③回顾询问法，④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。如我国常用于家庭膳食调查为①与②的混合法。国外所谓总膳食研究(total diet study)，实质是①与④的混合法。
通过以下公式计算慢性膳食摄入：
NEDI=
其中：NEDI( The national estimated (chronic) daily intake):国内膳食摄入评估（慢性）
Fi- 食品日消费量（公斤/天），可再分为进口食品和国内生产食品；
Ri- 来源于监控数据的食品中平均农药残留量（mg/kg），可再分为进口食品
和国内生产食品；
Ci- 农药在食品可食部分如香蕉，橙子等上的校正系数；
Pi- 食品在加工、储藏、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。
通过以下公式计算极性膳食摄入：
其中：
NESTI(The national estimate of short-term intake):国内膳食极性摄入评估；
LP - 大量消费某种食品的数值（食用者的第95.7个百分点，单位kg）;
RCO – 组合样品中的农药残留量（单位mg/kg）;
HRiu- 个别样品中的最高农药残留量（单位mg/kg）;
V- 变异系数（单个样品中的最高残留量除以平均残留值）：
单位重量>250g的商品 v=5
单位总量在20－250g之间的样品 v=7
bw- 体重（单位kg），该数值由提供LP值的地区提供。
在膳食研究中应注意以下几点：
4.3.1.1.4数据的使用
在暴露评估中使用第一手的新鲜水果、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，对各种气候条件和种植条件都作监控试验是不现实的。所以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，在没有足够的其他残留数据作参考的情况下，用来估算的潜在的实际暴露，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，不能够使用曾经为某种用途而有目的的收集的数据，或那些对其生长和所出现的各种问题都了如指掌的指定指定样品，例如，专门针对某种问题而收集的非随机数据，同时这些样品在检测前是未经洗涤及去皮处理的，但是在没有其他数据可用的情况下这种数据也可以使用，但是必须说明的是，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，导致过渡暴露。在这种情况下，就要采用一个衰减因子来校正，以对暴露量作出正确的评估。
4.3.1.1.5.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当具有同质性。总的来说，被分析的样品数量应当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、和其他如植物化学物等成分，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，不同植物间的区别就更大了。同时储藏时间和储藏条件也会影响测量结果。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。
测定样品中农药残留通常要包括混合样品，例如10个苹果，2kg莴苣，均匀混合来进行分析。在某些情况下，例如10个胡萝卜样品中，所有的农药残留只来自于一个或两个胡萝卜样品。在这个示例中，单一胡萝卜样品的农药残留浓度是混合样品的约10倍左右。这一结果将使得暴露评估的结果产生很大的差异。在目前的新农药监控程序中，对于有极性毒性和无极性毒性的农药其处理方法是不同的。如果某种农药无极性毒性，混合样品的结果，来源于试验室测定农药有效性的结果，乘以平均消费量。如果是有极性毒性的农药，仍然适用同样的结果，但是在暴露评估中应当考虑以上提到的，混合样品所产生的变异系数。
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，还有如摄入脂肪引起的残留富集过程。
4.3.1.1.6对特殊人群的考虑
职业人群。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，园林工人和其它农药用户，接触农药较前者为低，人数较前者为多。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。
妇女、胎儿、婴儿及儿童。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之害，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。
患病人群。患有心脏病的人：很多农药都会直接毒害心肌，或通过神经的损害而影响心脏，进而导致心律不齐，心力衰竭，中毒性的心肌炎发生而危及生命，因此危险性更大。有癫痫病史的人：因农药对人体中枢神经有刺激，会导致癫痫病的发作，造成农药中毒或其他事故。 有皮肤病的人：有各种皮炎，皮肤溃疡或皮肤外伤的人，一旦皮肤沾染农药，不但病情加重，而且农药极易通过局部皮肤或溃烂部分侵入体内造成中毒。 患有感冒病的人：患感冒的人，体温升高，抵抗力弱，加之周身毛孔张大，如果从事农药生产，喷洒等工作更容易造成中毒，还会引发其他疾病。患肝病的人：无论是急慢性肝炎等肝病患者，其肝的解毒功能都较差，如果大暴露量农药进入体内，不能迅速分解，易造成中毒和肝脏损害。 患有肾炎病的人：急慢性肾炎患者，其肾脏的排泄功能都有所降低，农药进入体内不能迅速排出而滞留在体内，造成中毒的机率更高，加重肾功能的损伤。病愈恢复期的人：活动性肺结核、支气管哮喘、急性传染病、严重贫血、精神病患者，在病初愈休养恢复期间去进行喷药劳作，因体质差，极易造成农药中毒。农药过敏的人：这种人只要接触农药就产生胸闷、咳嗽、皮肤红肿、全身发冷、头昏恶心等过敏反应，严重的会危及生命。
4.3.1.2暴露路径
可从“农田到餐桌”的全过程各个方面进行考虑。
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，再到人体的暴露；
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；
4.3.2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、检测。
4.3.2.1农药的使用
如果农民违反农药使用规定，滥用国家明令禁止用于蔬菜水果的高毒和剧毒农药，或者违反安全间隔期规定，在接近收获期使用农药，就会在蔬菜水果中造成农药残留。因此在农药的使用的过程中应当严格遵照良好的农药操作规范（GLP），从源头上降低农药残留。
4.3.2.2农药监控
我国农业部制定了《农药残留试验准则》，农药残留试验包括田间试验（或模拟试验）和农药残留量检测两部分。
农药残留田间试验
科学的田间试验设计是提供足够数量和具有充分代表性残留检测样本的基础。田间试验设计包括农药在植物体（农作物）内和环境（土壤、水）中消解规律、各施药因子与最终残留量水平相关性试验。它是根据某种农药产品防治某种农作物病、虫、草害的施药需要，再按残留试验原则和要求而设计的试验。
l 供试农药。对每种农药剂型（产品）都要做残留试验。试验前应了解该农药产品的有关资料，如有效成分、剂型、含量、理化性质、毒性，并记录农药产品标签中农药通用名称（中、英文）、商品名称（中、英文）、适用作物、防治对象、作用特点、施药量（或浓度）、施药次数、施药方法、施药适期、注意事项以及生产厂家（公司）、产品批号等，必要时还应对农药产品实际有效成分含量进行检测。
l 供试作物。原则上应在每种作物上都作残留试验，由于作物种类繁多，若对每种作物都作残留试验，工作量太大而且没有必要。因此，一种剂型用于多种作物的农药品种，可在每类作物中选择1－2种作物进行试验。试验前应了解该作物的品种名称、生育期和栽培、管理等有关情况。
l 试验点。应在地理位置、气候条件、栽培方式、土壤类型等差异较大的代表性作物产区选择两个以上试验点，试验前应对试验点的土壤类型、前茬作物、农药使用历史、气候等情况做好调查和记载，应选择作物长势均匀，地势平整的地块。试验点前茬在试验进行中均不得施与供试农药类型相同的农药。
l 试验小区。为提供足够数量的残留检测样本，应设足够大的试验小区，以保证能多次重复采样获得有代表性的样本。
l 安全间隔期。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。大于安全间隔期施药。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，画出农药在作物上的残留动态曲线，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。
l 农药消解动态。为研究农药在农作物、土壤、田水中残留量变化规律而设计的试验，是评价农药在农作物和环境中稳定性和持久性的重要指标。即以农药残留量消解一半时所需的时间，“半衰期”表示。
l 施药因素与最终残留量水平相关性试验。为了评价各种施药因素与收获的农产品以及土壤中残留量相关性。首先按田间实验设计原则和基本要求选好实验点，确定小区面积、施药量（或浓度）、施药次数、间隔期等，然后按试验点地形顺序排列小区并绘制试验小区平面图，再按计划施药、采样，以获得田间试验样本（包括农作物可食部位和可作饲料部位样本以及土壤样本）。样本包括：籽粒（种皮和可食的未成熟的籽粒）、茎杆、果实（果皮、果壳）、土壤等。
l 采样。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。包括采样方法、采样量、样本缩分、样本包装和储运。
l 检测。根据国际或其他国家推荐或我国通用检测方法，也可根据自己实验室条件，针对样本种类和待测的有效成分（包括有毒代谢物和降解物）确定相应的提取、净化方法和仪器检测条件，建立标准操作程序。而确立的检测方法是否符合要求、可行，主要用方法的灵敏度、准确度和精确度来衡量，通常灵敏度以方法的最低检出浓度来表示；准确度以方法添加回收率表示；精确度以相对标准偏差表示。
4.3.2.3如何评判农药残留
判断农药残留是有一套评判标准的。农药残留的最高残留限量标准（MRL）是根据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的安全系数，得出每日允许摄入量（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这一原则制定的。但这些标准是在上世纪80年代末和90年代初制定的，以适应当时的需要。如我国由于管理水平和农民知识水平的限制，为了控制农药急性中毒的发生，规定剧毒、高毒农药不得用于蔬菜水果，也就是甲胺磷、对硫磷、甲拌磷、呋喃丹等不得在蔬菜水果中检出。此外，还制定了不是剧毒农药的马拉硫磷也不得检出这样严格的标准。这就是说，我国当时制定的农药残留标准是相对比较严格的。另外，这些标准的制定也与当时的检测技术有关。如今，伴随着检测技术的提高，原来不能检出的农药也能被检出了，这也是现在出现超标现象的原因之一。
还有一个引起超标的可能是因农药分解引起的。以乙酰甲胺磷为例，它是允许在蔬菜、水果中使用的农药，但它在蔬菜中残留的形式除了乙酰甲胺磷本身之外，还有其代谢物，如甲胺磷，而甲胺磷在国家标准中是不允许检出的。有关部门在抽查时是以不得检出来评判的，而没有考虑到针对乙酰甲胺磷这种农药，其残留标准应是以乙酰甲胺磷与甲胺磷合计来算。
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。国际食品法典和美国等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。
4.3.2.4监控和监督食品中的农药残留
对于已经注册过的农药，监控和监督数据能够更进一步审查其在注册使用过程中对摄入的估计。但采样方法以及样品残留的分析方法仍然需要仔细推敲，尤其是这种监控被用作制定管理措施。当然，如果监控样品的过程可以与一些农作物的生长相结合，以至于可以获得比较条件下监督试验数据，这将是再好不过的事情。研究这种最初滞留于环境、作物、食品甚至人体中的农药残留是很重要的。农作物收获时的农药残留主要受两个因素的影响：
1. 最初在农作物上的残留情况，以及传播和覆盖率。
2. 通过作物生长的稀释作用，通过物理、化学和生物过程的作用，使施用后的农药消失。
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。但是由于种种原因的干扰，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。以下是一些已经分离出来的影响因素：
1. 农药施用量；
2. 农作物的表面积和总量之比；
3. 农作物表面的天然特性；
4. 农药施用设备；
5. 当地的主要气候条件。
4.3.2.5农药残留超过MRLs时的监控研究
多年来许多国家对农作物和食品的农药残留监控结果表明，在成百万的随机农业商品中约有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。大约15－18％的食品含有能够检测出的农药残留，但低于合法MRLs值，低于3％，通常是对于大多数食品而言<1%的食品含有超过合法标准的农药残留。这种限量当然只是农业标准而非健康标准。
在这一监控研究中所采用的随机抽样方法，是根据国际抽样准则进行的。它包括了许多已制定MRLs值的样品。许多监测所得出的结果证实了使用MRLs值估计的准确性，然而，事实上样品中所使用的“平均”残留数值也会偶尔超过MRL，因此也要同时重视商品中残留的变异性。
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，即使超过了还存在一个安全缓冲区，所以这种摄入量也不可能超过NOAEL或产生风险。
4.3.2.6食品中的多种农药残留问题
农作物上经常要施用不只一种农药，才能达到满意保护程度。因此在食品中也就需要检测不只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。早在1961年人们就认识到了农药存在交叉作用的可能性，JMPR分别在1964，1967和1981年开会讨论了这个问题，最后得出结论：“不但农药，而且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也应引起很大的关注的交叉作用。”
4.3.3危害物毒性作用的影响因素
危害物的毒性作用强弱受多种因素的影响，其中主要包括：危害物作用对象自身的因素、环境因素和危害物之间相互作用等因素的影响。
4.3.3.1危害物作用对象自身因素的影响
毒性效应的出现是外源化学物与机体相互作用的结果，因此危害物作用对象自身的许多因素都可影响化学物的毒性。
4.3.3.1.1种属与品系
种属的代谢差异 不同种属(species)、不同品系(strain)对毒性的易感性（susceptibility）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，对其他哺乳动物则基本不能。又如小鼠吸入羰基镍的LC50为20.78mg/m3，而大鼠吸入的LC50为176.8mg/m3 ，其毒性比为1:8。有报道，对300个化合物的考察，动物种属不同，毒性差异在10～100倍之间。可见种属不同其反应的危害物作用性质和毒性大小存在明显差异。同一种属的不同品系之间也可表现出对某些危害物易感性的量和质的差异。例如有人观察了10种小鼠品系吸入同一浓度氯仿的致死情况，结果DBA2系死亡率为75％，DBA系为51％，C3H系为32％，BALC系为10％，其余6种品系为0％。尤其要指出的是，不同品系的动物肿瘤自发率不同，而且对致癌物的敏感性也不同。不同种属和品系的动物对同一危害物存在易感性的差异，其原因很多，大多数情况可用代谢差异来解释，即机体对危害物的活化能力或解毒能力的差异。如小鼠、大鼠和猴经口给予氯仿后分别有80％、60％和20％转化成CO2排出，但人则主要经呼吸道排出原型氯仿。又如苯胺在猫、狗体内形成毒性较强的邻位氨基苯酚，而在兔体内则形成毒性较低的对位氨基苯酚。
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。如皮肤对有机磷的最大吸收速度（ug／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。
4.3.3.1.2遗传因素
遗传因素是指遗传决定或影响的机体构成、功能和寿命等因素。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。其中最主要的是酶的多态性会导致代谢的多态性；而遗传因素决定的缺陷是导致致癌易感性和某些疾病的机体内在因素。在毒理学试验中常常观察到，同一受试物在同一剂量下，同一种属和品系的动物所表现的危害物作用效应有性质或程度上的个体差异。同样，在人群中许多肿瘤和慢性疾病有家族聚集倾向，肿瘤只在相同环境中的部分个体发生。同一环境污染所致公害病或中毒效应，在人群中总存在很大差别。造成上述情况的重要原因之一是遗传因素不同，特别是个体间存在酶的多态性差异，使危害物代谢或危害物动力学出现差异，导致中毒、致畸、致突变或致癌等毒性效应的变化。如谷胱甘肽转硫酶是重要的解毒酶系，其多态性较复杂，共有8种变异，而其中的μ型变异者缺乏掩蔽亲电子性终致癌物的能力。又如肝脏混合功能氧化酶的诱导剂3-甲基胆蒽（3-MC）类，与Ah受体结合后发挥诱导作用，Ah受体受Ah基因所调控，后者位于小鼠的第17号染色体。某些品系的小鼠如C57BL/6N（B6），体内各组织Ah受体浓度较高，被3-MC诱导后芳烃羟化酶（AHn）活性升高非常显著，具有纯合子的Ah等位基因为Ahb／Ahb，而有的小鼠品系如AK与DBA／LN（D2），则体内Ah受体浓度极低甚至不能检出，纯合子为Ahd／Ahd。由于AHH是显性的，纯合子Ahb／Ahd是反应型。据报道，在所研究的75种纯系小鼠中，2／3是反应型的（如B6），1／3是非反应型的（如D2）。因此，遗传因素是导致种属、品系和个体间危害物易感性差异的主要原因。
4.3.3.1.3年龄和性别
年龄因素大体上可区分为3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，因此对外源化学物的吸收、代谢转化、排出及毒性反应均有别于成年期。动物成熟的不同阶段，其某些脏器、组织的发育和酶系统等的功能也不相同。如小鼠肝脏Cyt-P-450在新生后15天的水平、谷胱甘肽在出生后第10天才能达到成年期的水平。新生动物的中枢神经系统（CNS）发育还不完全，对外源化学物往往不敏感，表现出毒性较低。新生动物的某些酶系也有一个发育过程，如人出生后需八周龄肝微粒体混合功能氧化酶系活性才达到成人水平。所以，凡是需要在机体内转化后才能充分发挥毒效应的化合物，对年幼动物的毒性就比成年动物低；反之，凡是经过酶系统代谢失活的外源化学物、在幼年动物所表现的毒性就大。动物进入老年，其代谢功能又逐渐趋于衰退，对外源化学物的毒性反应也减低。老年人免疫功能降低，应激功能低下；幼年肝微粒体酶系的解毒功能弱，生物膜通透性高和肾廓清功能低，因而对某些环境因素危害的敏感性高。如，老年人对高温的耐受性较青年人差；SD大鼠在4月龄时新陈代谢氧耗量为0.771mg/kg体重，到8月龄就下降至0.696mg／kg体重；老年大鼠的肝、肾微粒体的葡萄糖-6-磷酸酶和线粒体的细胞色素还原酶的活性均大大降低，红细胞膜的Na+-K+-ATP酶活性也随年龄的增长而下降。此时给老年大鼠八甲磷按35mg／kg体重灌胃，仅能引起20％的死亡。有报道，进行外源化学物的LD50值测定时，在222个化学物中有78%的LD50值，未成年动物（婴幼期）比成年动物低，即毒性大。也有报道，将化学物对动物LD50的测定结果进行计算，成年与新生动物LD50的比值在0.002～16之间，表明既存在化学物对新生动物毒性反应较低的，也存在毒性反应较强的现象。一般地讲，化学物的母体毒性大于代谢物毒性时，幼年期与老年期的毒性表现就比成年动物敏感；而化学物母体毒性弱，经代谢转化增毒时，对成年地毒性就大，而婴幼期与老年期毒性就低。
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，以及与之密切相关的其它激素，如甲状腺素、肾上腺素、垂体素等水平均有不同，激素水平的差别，将使机体生理活动出现差异。例如，Cyt-P-450可受“垂体-下丘脑”系统神经内分泌的调节，因此外源化学物在不同性别动物体内的代谢就存在差别。单胺氧化酶（MFO）系在两性动物间被化学物诱导或抑制结局也有所不同。性激素对肝微粒体酶功能有明显影响，从而影响危害物的生物转化及其对机体的毒性反应，如女性对铅、苯等危害物较男性更为敏感。又如给大鼠四氧嘧啶预处理，再给予氨基比林，观察MFO酶系分解氨基比林的活性，则雄性大鼠呈现酶活性下降（抑制状），而雌性大鼠呈酶活性增加（被诱导），但对于苯胺（aniline）的分解作用，则两种性别大鼠均表现为酶活性增强——诱导效应。雌性大鼠对巴比妥酸盐类一般较雄性敏感，如将相同剂量的环己烯巴比妥给予大鼠，雌性大鼠睡眠时间就比雄性大鼠长。且试验证明，环己烯巴比妥在体内的t1/2，也是雌性大鼠比雄性大。体外试验也证明肝脏代谢环己烯巴比妥的速度雄性大鼠快于雌性大鼠。
有机磷化合物一般讲也是雌性比雄性动物敏感。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。当雄性小鼠去睾处理后就失去了性别敏感差别。若去睾雄性小鼠再给以雄性激素，则性别敏感将又显现。此外，有的化学物也存在性别的排泄差异，如丁基羟基甲苯在雄性大鼠主要由尿排出，而雌性主由粪便排出。可能与大鼠性别不同，其葡萄糖醛酸与硫酸结合反应的速度与性别差异有关。
关于实验动物性别与化学物毒性反应的差别，有报道指出，大鼠和小鼠对各种化学物的性别毒性比值（雌性LD50／雄性LD50）小鼠为0.92，大鼠是0.88。因此，毒理学研究一般应当使用数目相等的两种性别动物，若化学物性别毒性差异明显，则应分别用不同性别动物再进行试验。
4.3.3.1.4营养状况
正常的合理营养对维护机体健康具有重要意义。对于生体内正常进行外源化学物的生物转化，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外源性危害物以及内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化学物质，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VA、VE、VC、VB2）及必需的微量元素（如Zn++、Fe++、Mg++、Se++、Ca++等），都可使机体对外源化学物的代谢转化发生动变。如蛋白质缺乏将降低MFO活性，VB是MFO系黄素酶的辅基，VC参与Cyt-P-450功能过程等，摄入高糖饲料MFO活性也将降低。机体内代谢改变，尤其是MFO系活性改变将使外源化学物毒性发生变化。低蛋白饮食可使动物肝微粒体混合功能氧化酶系统活性降低，从而影响危害物的代谢。在此种情况下，苯并(a)芘、苯胺在体内氧化作用将减弱，四氯化碳毒性下降；而马拉硫磷、六六六、对硫磷、黄曲霉毒素B1等的毒性都增强。高蛋白饮食也可增加某些危害物的毒性，如非那西丁和DDT的毒性增强。用低蛋白质饲料喂养大鼠，将使巴比妥（barbital）引起的睡眠周期延长，而CCl4致肝的毒性作用却减低，皆与MFO系酶活性低下有关。低蛋白质食物，黄曲霉毒素（anatoxin B1）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。当然用高脂、高蛋白饲料喂饲动物，营养也将失调，化学物的毒性效应也会改变。如断奶28天大鼠，当饲料中酪蛋白由26％增至81％则对经口给予滴滴涕（DDT）时毒性增加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。维生素A、C或E缺乏可抑制混合功能氧化酶的活性，但维生素B1缺乏则有促进活性作用。
4.3.3.1.5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，也会影响危害物的吸收和代谢。
人和动物机体内的各种酶也有昼夜节律的变化，如人和动物机体内的各种酶也有昼夜节律的变化，如胆碱酯酶活性存在以24小时为周期的波动过程，其中活性峰值约在6：00时，而谷值在18:00左右。有实验表明，胆碱酯酶活性与有机磷染毒后的死亡率节律在位相上恰呈倒置关系，即在活性的峰值期，染毒死亡率较低，而在活性的谷值期，死亡率较高。
蒽环类抗生素阿霉素、哌喃阿霉素等在早晨给药毒性较低而疗效更高；铂类化合物顺铂、卡铂及草酸铂在下午及傍晚给药最为安全有效：对抗代谢药5-Fu、FUDR、Ara-C、6-MP及MTX的耐受性是在傍晚或夜间睡眠期最佳。三尖杉酯碱的染毒死亡率在黑暗期较高，药代动力学的研究显示，甲氨蝶呤对小鼠及大鼠的毒性在光照期较强，血药浓度曲线下面积大且清除率较低，而黑暗期则相反。这提示毒性的昼夜差异与环境周期和体内代谢转运的昼夜变化有关。
4.3.3.2环境影响因素
4.3.3.2.1化学物的接触途径
由于接触途径不同，机体对危害物的吸收速度、吸收量和代谢过程亦不相同，故对毒性有较大影响。实验动物接触外源化学物的途径不同，化学物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。经呼吸道吸收的化学物，入血后先经肺循环进入体循环，在体循环过程中经过肝脏代谢。经口染毒，胃肠道吸收后先经肝代谢，进入体循环。经皮肤吸收及经呼吸道吸收，还有肝外代谢机制。例如青霉素（penicillin）给人静注瞬间血浆中即达到峰值，其t1/2为0.1h，肌肉注射相同剂量峰值为0.75h，且仅能吸收80％；而口服只能吸收3％，达到峰值时间为3.0h，t1/2则长达7.5h。又如戊巴比妥（pontobamital）给小鼠静注LD50为80mg／kg，腹注为130mg／kg，经口LD50为280mg/kg。以静注LD50为1则腹注与经口LD50值则分别增长1.5与3.5倍。 DFP给兔静注LD50为0.34mg／kg，腹注LD50的剂量是静注的LD50值2.9倍，肌注是2.5倍，皮下是2.9倍，经口是1.17倍。一般认为，同种动物接触外源化学物的吸收速度和毒性大小顺序是：静脉注射﹥腹腔注射﹥皮下注射﹥肌肉注射﹥经口﹥经皮，吸入染毒近似于静注。例如吸入己烷饱和蒸气1-3min即可丧失意识，而口服几十毫升并无任何明显影响。这是因为经胃肠道吸收时，危害物经门静脉系统首先到达肝脏而解毒。经呼吸道吸收则可首先分布于全身并进入中枢神经系统产生麻醉作用。经皮毒性一般较经口毒性小，如敌百虫对小鼠的经口LD50为400～600mg／kg，而经皮LD50为1700～1900mg／kg。但也有例外，久效磷给小鼠腹注与经口染毒毒性一致（LD50分别为5.37mg／kg和5.46mg／kg），说明久效磷经口染毒吸收速度快、且吸收率高，所以经口染毒与腹注效果才会相近。又如氨基腈大鼠经口LD50为210mg／kg，而经皮LD50 为84mg／kg，这是由于氨基腈在胃酸作用下，可迅速转化为尿素，使毒性降低，而且到达肝脏后经解毒则毒性更低。染毒途径不同，有时可出现不同的毒作用，如硝酸铋经口染毒时，在肠道细菌作用下，可还原成亚硝酸而引起高铁血红蛋白症；同样道理，经口给予硫元素时，可产生硫化氢中毒症状。
4.3.3.2.2给药容积和浓度
在毒性试验时，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。例如小鼠，静脉注射蒸馏水的LD50是44m1／kg，生理盐水是68m1／kg，而低渗溶液1ml即可使小鼠死亡。在慢性试验时，常将受试物混人饲料中，如受试物毒性较低，则饲料中受试物所占百分比增高，可妨碍食欲影响营养的吸收，使动物生长迟缓等，有时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，毒作用强。
4.3.3.2.3溶剂
固体与气体态化学物需事先将之溶解，液体化学物往往需稀释，就需要选择溶剂及助溶剂。有的化学物在溶剂环境中可改变化学物理性质与生物活性，所以，溶剂选择不当，有可能加速或延缓危害物的吸收、排泄而影响其毒性。如DDT的油溶液对大鼠的LD50为150mg／kg，而水溶液为500mg／kg，这是由于油能促进该危害物的吸收所致。有些溶剂本身有一定毒性，如乙醇经皮下注射时，对小鼠有毒作用，0.5ml纯乙醇即可使小鼠致死；乙醇本身可产生诱变作用。又如二甲基亚砜（DMSO）在剂量较高时有致畸和诱发姐妹染色单体交换（SCE）的作用。有些溶剂还可与受试物发生化学反应，改变受试物的化学结构，从而影响毒性。一般来说，选用的溶剂应是无毒、与受试化学物不起化学反应，而且化学物在溶液内应当稳定。最常使用的溶剂有水（蒸馏水）和植物油（橄榄油、玉米油、葵花籽油），然而，常用溶剂对某些化学物的毒性仍有影响。如, 有些化学物如1,1-二氯乙烯原液毒效应不明显，而经矿物油、玉米油或50％吐温稀释后肝脏毒性增强。1，1-二氯乙烯当以原液给大鼠灌胃200mg/kg剂量，引起SGOT活性增高到82±2单位，SGPT达到21±l单位，肝／体比值变化不大，为3.3±0.1；但在相同200mg/kg溶于玉米油中灌胃，大鼠血清中SGOT则增高达12023±4047单位，SGPT为2110±554单位，且肝／体比也增大为3.9±0.4；若1，1-二氯乙烯溶于5％吐温-80，大鼠血清SGOT为1442±125单位，SGPT为307±115单位，但肝／体比值正常。又如敌草快溶于不同硬度水中，其对鱼的LD50也会有明显差别。
4.3.3.2.4气温
危害物及其代谢物在受体上的浓度吸收、转化、排泄等代谢过程的影响，这些过程又与环境温度有关。在正常生理状况下，高温环境下机体排汗增加，盐份损失增多，胃液分泌减少，且胃酸降低，将影响化学物经消化道吸收的速度和量。低温环境下，一般讲化学物对机体毒性反应减弱，这与化学物的吸收速度较慢、代谢速度较慢有关。但是，化学物经肾排泄速度减慢，化学物或代谢物存留体内时间将延长。高温环境下经皮肤吸收化学物的速度增大，另外，有些危害物本身可直接影响体温调节过程，从而改变机体对环境气温的反应性。有人比较了58种化合物在8℃、26℃和36℃不同温度下对大鼠LD50的影响，结果表明，55种化学物在36℃时毒性最大，26℃时毒性最小。引起毒性增高的危害物，如五氯酚、2,4-二硝基酚及4,6-硝基酚等，在8℃下毒性最低，而引起毒性下降的危害物如氯丙嗪在8℃毒性最大。人和动物在高温环境下，皮肤毛细血管扩张，血液循环和呼吸加快，可加速危害物经皮吸收和经呼吸道的吸收。高温时尿量减少也延长了化学物或其代谢产物在体内存留的时间。
4.3.3.2.5湿度
在高湿环境下，某些危害物如HCL、HF、NO和H2S的刺激作用增大，某些危害物可在高湿条件下改变其形态，如SO2-与水反应可生成SO3和H2SO4，从而使毒性增加。在高湿情况下，冬季易散热，夏季反而不易散热，所以会增加机体的体温调节负荷。高温高湿时汗液蒸发困难，呼吸更加快。所以，在高温环境下外源化学物呈气体、蒸气、气溶胶时经呼吸道吸人的机会增加。且高湿环境下还因表皮角质层水合作用增高，化学物更易吸收，多汗时化学物也易于粘附于皮肤表面, 增加对危害物的吸收。
4.3.3.2.6气流
气象气流条件对外来化学物尤其以气态或气溶胶形态存在毒剂的毒作用效果影响很大。不利的气象条件，如无风、风速过小（＜1m/s）、风向不利或不定时，使用气态毒剂就会受到很大限制；风速过大（如超过6m/s）毒剂云团很快吹散，不易造成战斗浓度，甚至无法使用。炎热季节，毒剂蒸发快，有效时间随之缩短；严寒季节，凝固点较高的毒剂则冻结失效。雨、雪可以起到冲刷、水解或暂时覆盖毒剂的作用。
空气垂直稳定度对毒剂初生云的浓度影响很大。对流时，染毒空气迅速向高空扩散，不易造成战斗浓度，有效杀伤时间和范围会明显缩小；逆温时，空气上下无流动，染毒空气沿地面移动，并不断流向散兵坑、沟壑、山谷等低洼处，此种情况下，毒剂浓度高、有效时间长、纵深远；等温是介于逆温和对流之间的居中条件，对毒剂扩散速度也居中。
4.3.3.2.7季节和昼夜节律
人和动物对化学物品的反应，也受到季节和昼夜节律的影响，这要是与日光周期有关的昼间性作用，生理能发生相应的变化之故。例如大鼠和小鼠细胞色素P450活性是黑夜刚开始时最高。大鼠对苯巴比妥钠的睡眠时间，春季最长，秋季最短，仅为春季的40％左右。季节及气候因素与动物的冬眠有关。
4.3.3.2.8噪声、震动和紫外线
噪声、振动与紫外线等物理因素与化学物共同作用于机体，可影响化学物对机体的毒性。如发现噪声与二甲替甲酰胺（DMF）同时存在时可有协同作用。紫外线与某些致敏化学物联合作用，可引起严重的光感性皮炎。
4.3.3.2.9物理和生物有害因素的接触途径与部位
物理和生物有害因素的接触途径不同，也会影响机体的损伤后果和效应的程度。物理因素如辐射，照射部位不同，对机体影响也有很大差别，因为辐射效应与距离的平方呈反比。生物有害因素接触的途径不同，对机体产生的毒性反应也有很大差异。
4.3.3.2.10外环境对施放毒剂的影响
地形、地物和地面植被对毒剂的使用也有一定影响。山峦或高大建筑会阻碍染毒空气的传播，并改变传播方向和速度。在复杂在山区、洼地、丛林地带，毒剂滞留时间长、浓度高、杀伤范围则相对缩小、如毒剂云团传播方向与山谷走向大致相同，危害纵深可以很远。在平坦开阔地或海面。毒剂云随风运动，不受阻碍，并向周围扩散，形成较大的杀伤范围，但有效时间缩短。
城市居民区因街道形状、宽窄、方向不一，建筑物高低不等，风向、风速受影响的程度会有不同，毒剂云团传播和扩散就比较复杂。如街道方向与风向一致或交角不大于30°，风速4～8m/s，染毒空气沿街道顺利传播；风向与街道交角30～60°，染毒空气则部分受阻；风向与街道交角60～90°时，气流可越过低小房屋穿过街道；若是高层楼房，则有被挡回的可能。死胡同、小巷、拐角较多的街道、庭院及其背风处染毒空气易被滞留。
在居民区染毒空气的流动还会受空气垂直稳定度的影响。如白昼睛天，染毒空气能沿向阳面的墙壁“上楼”。夜间，染毒空气贴近街面运动，并可进入地下建筑和工事内，楼上则较安全。
4.3.3.2.11防护措施
在环境有害因素作用于机体，其损伤效应的大小与机体有无防护措施关系较大，最明显的例子是，防毒面具对多种军用战剂具有较好的防护效果。
化学袭击的效果，还取决于以方化学防护的有效性。也就是说，化学武器只能对毫无准备、缺乏训练和防护设备差的部队造成很大的危害。但对训练有素、有着良好的防护的部队来说，敌人就会考虑使用化学武器是否合算，并最终动摇敌人使用化学武器的决心或计划。
4.3.3.3危害物联合作用
4.3.3.3.1联合毒性的定义和种类
联合作用(joint action或combined effect)指两种或两种以上危害物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，数种危害物在机体内产生的毒性作用与一种危害物所产生的毒性作用，并不是完全相同。多种化学物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(additive effect)指多种化学物的联合作用等于每一种化学物单独作用的总和。化学结构比较接近、或同系物、或毒作用靶器官相同、作用机理类似的化学物同时存在时，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；具有麻醉作用的危害物，在麻醉作用方面也多表现为相加作用。
有机磷化合物甲拌磷与乙酰甲胺磷的经口LD50不同，小鼠差300倍以上，大鼠差1200倍以上。但不论以何种剂量配比（从各自LD50剂量的1:1、1/3:2/3、2/3:1/3），对大鼠与小鼠均呈毒性相加作用。大鼠经皮的联合作用，也呈相加作用。但并不是所有的有机磷化合物之间均为相加作用，如谷硫磷与苯硫磷为相加作用，但谷硫磷与敌百虫联合作用则毒性加大1.5倍，苯硫磷与对硫磷联合作用毒性增大达10倍。因此，同系衍生物，甚至主要的靶酶完全相同也不一定都是相加作用。再者，两个化学物配比不同，联合作用的结果也可能不相同。例如氯胺酮与赛拉嗪给小鼠肌注，当以药物重量1:1配比时，对小鼠的毒性呈相加作用，而以3:1配比时则毒性增强。
协同作用与增强作用：协同作用(synergistic effect)指几种化学物的联合作用大于各种化学物的单独作用之和。例如四氯化碳与乙醇对肝脏皆具有毒性，如同时进入机体，所引起的肝脏损害作用远比它们单独进入机体时为严重。如果一种物质本身无毒性，但与另一有毒物质同时存在时可使该危害物的毒性增加，这种作用称为增强作用(potentiation)。例如异丙醇对肝脏无毒性作用，但可明显增强四氯化碳的肝脏毒性作用。
化学物发生协同作用和增强作用的机理很复杂。有的是各化学物在机体内交互作用产生新的物质，使毒性增强。例如亚硝酸盐和某些胺化合物在胃内发生反应生成亚硝胺，毒性增大，且可能为致癌剂。有的化学物的交互作用是引起化学物的代谢酶系发生变化，例如马拉硫磷与苯硫磷联合作用，有报道对大鼠增毒达10倍、狗为50倍。其机理可能苯硫磷可抑制肝脏分解马拉硫磷的酯酶所致。诱导酶的改变，尤其是MFO系的诱导与抑制更需注意。例如动物在经苯巴比妥给药后肝MFO系被诱导，再给以溴苯，溴苯氧化增强毒性增大。此外致癌化学物与促癌剂之间的关系也可认为是一种协同作用。
拮抗作用。拮抗作用(antagonistic effect)指几种化学物的联合作用小于每种化学物单独作用的总和。凡是能使另一种化学物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，常以一种物质抑制另一种物质的毒性或生物学效应，这种作用也称为抑制作用(inhibition)。例如，阿托品对胆碱酷酶抑制剂的拮抗作用；二氯甲烷与乙醇的拮抗作用。
拮抗作用的机理也很复杂，可能是各化学物均作用于相同的系统或受体或酶，但其之间发生竞争，例如阿托品与有机磷化合物之间的拮抗效应是生理性拮抗；而肟类化合物与有机磷化合物之间的竞争性与AChE结合，则是生化性质的拮抗。也可能是在两种化学物之中一个可以激活另一化学物的代谢酶，而使毒性减低，如在小鼠先给予苯巴比妥后，再经口给久效磷，使后者LD50值增加一倍以上，即久效磷毒性降低。
独立作用。独立作用(independent effect)指多种化学物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。
两种或以上化学物由于对机体作用的部位不同、靶器官不同、受体不同、酶不同等，而且化学物的靶位点之间的生理学关系较为不密切，此时各化学物所致的生物学效应表现为各个化学物本身的毒性效应，称之为独立作用。例如乙醇与氯乙烯联合给予大鼠，能引起肝细胞脂质过氧化效应，且呈相加作用。但深入研究得知，乙醇是引起肝细胞的线粒脂质过氧化，而氯乙烯则是引起微粒体脂质过氧化，实为独立效应。
4.3.3.3.2联合作用的机制
由于目前的认识水平和研究方法的限制，目前对于联合作用机制的了解尚不够充分，大致的机制为:
生物转化的改变。 联合作用的一个重要机制是一种化学物可改变另一种化学物的生物转化。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、DDT和B(a)P，这些诱导剂通过对化学物的解毒作用或活化作用，减弱或增加其他化学物的毒性作用。
受体作用。两种化学物与机体的同一受体结合，其中一种化学物可将与另一种化学物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。例如阿托品对有机磷化学物的解毒作用以及抗组胺药物对组胺的作用。
化学物间的化学反应。一些物质可在体内与危害物发生化学反应。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，使之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。
其他 。吸收、排泄等功能可能受到一些化学物的作用而使另一危害物吸收或排泄速度改变，于是影响其毒性。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。
4.3.3.3.3危害物的联合作用的方式
人类在生活和劳动过程中实际上不是仅仅单独地接触某个外源化学物，而是经常地同时接触各种各样的多种外源化学物，其中包括食品污染（食品中残留的农药、食物加工添加的色素、防腐剂）、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等。这些外源化学物在机体可呈现十分复杂的交互作用，最终对机体引起综合毒性作用。联合作用的方式可为两种：
外环境进行的联合作用。几种化学物在环境中共存时发生相互作用而改变其理化生质，从而使毒性增强或减弱。如烟尘中的三氧化二铁、锰等重金属，使SO2氧化成H2S04的最好触媒，它凝结在烟尘上形成硫酸雾，其毒性比SO2大2倍。再如酸遇到含有砷或锑的矿石、废渣等可产生毒性很高的砷化氢或锑化氢，从而引起急性中毒事故。有些化学物在与某种环境因素（如温度、压力等）相互作用，才出现毒性变化，如有机氟聚合物在加热时会发生热裂解，而产生多种无机和有机氟的混合物。汽车排出的氮氧化物、碳氢化合物等废气，在强烈阳光照射下，可发生光化学反应，产生臭氧、过氧酰基硝酸酯（PAN）及其它二次污染物，就会发生“光化学烟雾”，全世界发生过多起千人以上城市居民中毒事件。
体内进行的联合作用。这是危害物在体内相互作用的主要方式。环境或职业有害因素在体内的相互作用，多是间接的，常常是通过改变机体的功能状态或代谢能力而实现。它可发生在危害物的摄入、吸收、分布、代谢、转化、排泄而改变各自的体内过程，或是作用于同一靶器官则产生相关的生物学效应。即可通过对各自的危害物代谢动力学及毒效动力学产生影响而发生联合作用效应，其中最有意义的是在代谢转化与在靶器官作用水平上的相互作用。前者主要通过对危害物代谢酶的作用而产生，如某些可与巯基结合的金属在体内与含巯基酶结合，使通过这些酶催化的危害物代谢减慢而产生增毒作用，例如Cd2+、Hg2+对人体红细胞内卤代甲烷的代谢抑制作用即是如此。后者是产生类同的或相反的效应而使毒性加强或减弱。当然危害物在响亦可产生直接相互作用而使自身的理化性质发生变化，而改变其毒性。另外，通过改变机体的健康状况，抑制某些系统的功能亦可对另一些化学物的毒性产生影响，这种联合作用常是非特异性的。
4.3.5建立模拟模型
“如果它走路像鸭子，叫声像鸭子，外形也像鸭子，那么它就是鸭子。”因此在暴露评估中要运用Monte Carlo进行模拟，模拟是建立系统或决策问题的数学或逻辑模型，并以该模型进行试验，以获得对系统行为的认识或帮助解决决策问题的过程，它的主要优点在于它将问题或系统的任何适当假设模型化的能力。同时模拟也是围绕着模型进行的，模型是对实际系统、思想和客体的抽象与描述。某些模型是规定型的，即它们决定着最优策略，线性规划模型就是规定型的，因为线性规划的解表明决策制定者应当采取的最佳行动过程。另一些模型则是描述型的，它们直接描述关系和提供评价信息。描述型模型用于解释系统的行为，预测输入规划过程的未来事件，并帮助决策者选择最优方案。
模型也可以是确定型或概率型的。在确定型模型中，所有数据都是确定已知的，或假设为确定已知的。在概率型模型中，某些数据由概率分部来描述。利用这种分类法，线性规划模型是确定型，而排队模型是概率型的。
模型可以是离散型或连续型的。在数学规划中，这种二分法是对模型中的变量类型而言的。例如，线性规划模型是连续型的，而整数规划模型是离散型的。
4.3.5.1模拟过程
要有效地利用模拟，就必须认真细致的对待建模和实施过程。模拟过程包括五个基本步骤：
1. 建立所研究的系统或问题的理论模型。这一步从理解和定义问题开始，要辨识研究的目的和目标，确定重要输入变量，并规定输出量度。它还可能包括所研究系统的详细逻辑描述。所建立的模拟应尽可能的简单，主要关注造成决策差异的关键因素。建模的基本规则是：首先建立简单模型，然后根据需要加以修饰和充实。
2. 建立模拟模型。这包括建立适当的公式或方程，收集所有必要的数据，决定不确定性变量的概率分部，构建记录结果的格式。这可能需要设计电子表格，开发计算机程序，或按照专用计算机模拟语言的句法来表述模型。
3. 验证和确证模型。验证系指确保模型没有逻辑错误的过程，即它能做它应该做的事。确证则保证模型是实际系统或问题的合理描述。二者是提供模型可信度并赢得管理者和其他使用者认可的重要步骤。
4. 设计利用模型的试验。这一步是要确定所要研究的可控变量的值或所要回答的问题，以便对准决策者的目标。
5. 进行试验并分析结果。运行适当的模拟，以获得作出有信息依据之决策所需要的信息。
这种方法未必是步步连续的，情况常常是，当有新的信息产生或结果建议模型应修正时，就必须回到前面的步骤。因此模拟是一个渐进的过程，不仅分析者和建模者必须参与，结果的使用者也应介入。
4.3.5.2模拟的优点与局限
模拟的优点为：首先它使管理者与分析者无须建立，或者由于现实条件不允许不能实际完成拟议中的系统或决策，就能评价它们，或在不干扰现有系统的情况下对它们进行试验。这种“如果－会怎样”能力是一个显著的优点；其次模拟模型一般比许多分析法更容易理解。
那么模拟的缺点就是，必须获得足够的输入数据、开发模拟模型和计算机程序；模拟的第二个主要局限就是没有精确的答案。
4.4风险描述
风险描述的结果就是，给出一个对于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值（或其他规范数据）的比较。在这种情况下，当暴露量的比较结果小于ADI值时，概念上的负面影响作用的可能性为零。对于无阈值得物质，人类的风险在于暴露量和潜在地危害。
在风险描述这一步，风险评估过程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这些步骤之前的不确定性。从动物研究外推到人的结果将产生两种不确定性：（1）试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试验动物上发现。人对古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当遵守以下两个重要原则：
农药残留的结果不应当高于“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）不应当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，该危害物都不会对人体产生伤害。
4.4.1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
4.4.2定量估计
4.4..2.1有阈值的农药危害物
对于农药残留的风险评估，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
4.4.2.2无阈值的农药危害物
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