國際食品法典委員會動物源性食品中農藥最大殘留限量制定現狀

張峰祖, 樸秀英, 李富根

(農業農村部農藥檢定所，北京 100125)

在中國《食品安全國家標準 食品中農藥最大殘留限量》(GB 2763—2019) 中規定了112 種農藥在動物源性食品中共703 項最大殘留限量 (MRL)標準，包括104 種農藥669 項最大殘留限量和8 種農藥 34 項再殘留限量 (EMRL)[1-2]。

原中國農業部于2015 年發布了《食品中農藥殘留風險評估和食品中農藥最大殘留限量制定指南》[3]。在2017 年發布實施的《農藥登記資料要求》中，對于涉及飼料作物或含飼用部位作物的新農藥 (含保護期內的新農藥)，明確提出了需提交畜禽代謝資料的要求[4]。2020 年發布了《畜禽中農藥代謝試驗準則》(NY/T 3557—2020) 和《畜禽中農藥殘留試驗準則》(NY/T 3558—2020) 2 項農業行業標準[5]。上述技術規范和標準的發布實施，為動物源性食品的農藥膳食風險評估和MRL 制定提供了數據要求、試驗技術、評估規范等方面的必要支撐。

然而，基于中國試驗數據開展的動物源性食品中農藥膳食風險評估和MRL 制定的實踐非常少，在GB 2763—2019 中，有95%以上動物源性食品中的MRL 是通過轉化評估CAC 標準制定的。在《食品中農藥殘留風險評估指南》和《食品中農藥最大殘留限量制定指南》中涉及動物源性食品中農藥殘留評估的內容很少[3]，在國內也未見相關評估技術方面的報道。鑒于此，本文系統介紹了聯合國糧農組織/世界衛生組織 (FAO/WHO) 農藥殘留專家聯席會議 (JMPR) 關于在動物源性食品中農藥殘留膳食風險評估和MRL 推薦時的數據要求和評估方法[6]，并對CAC 動物源性食品中農藥殘留定義和MRL 制定現狀進行分析，旨在為中國今后開展相關工作提供借鑒。

1 試驗數據要求

動物源性食品中的農藥膳食風險評估和MRL制定，除需開展動物飼料中的農藥殘留試驗外，還需開展畜禽代謝試驗、畜禽飼喂試驗和畜禽及其圈舍直接處理試驗等[6]。

1.1 畜禽代謝試驗

畜禽代謝試驗是研究農藥在畜禽體內的遷移、轉化、代謝或降解過程，用于明確飼料 (作物的飼用部位) 和畜禽可食組織、蛋、奶中的農藥殘留物組成，是開展后續相關試驗和評估的基礎。一般以同位素標記的農藥母體作為供試物，通常需要加大劑量，以便在組織中獲得足夠的殘留物。如果某一植物代謝產物未在畜禽代謝試驗中發現，且該代謝產物在飼料中是主要殘留物，則還需要對該代謝產物開展畜禽代謝試驗。試驗動物一般選擇泌乳期的山羊或奶牛 (1 只) 和穩定產蛋期的家禽 (10 只)，分別至少連續給藥5 d 和7 d[6]。給藥期間每天收集2 次排泄物、奶和蛋，給藥結束后24 h 之內屠宰試驗動物并收集肌肉、脂肪、肝臟和腎臟等組織，分別測定每類樣品的總放射性殘留量。對肌肉、脂肪、肝臟、腎臟、蛋、奶中農藥殘留物成分的放射性殘留水平進行測定，鑒定主要殘留物，有時還需對不可提取殘留進行釋放，以明確殘留物的結合態[6]。如果毒代動力學試驗中大鼠的代謝途徑和畜禽不同，還需要進行豬的代謝試驗。

1.2 畜禽飼喂試驗

畜禽飼喂試驗用于建立飼料與畜禽可食組織、奶、蛋中的農藥 (或/和主要代謝物) 殘留水平的關系。飼料中主要農藥殘留物作為供試物，不需要進行同位素標記。分別開展畜類和禽類動物的飼喂試驗，試驗設3 個給藥劑量水平，每個給藥劑量組至少分別設3 只畜類和9～10 只禽類動物，同時設不給藥的空白對照組[6]。如果供試物具有生物富集性，最高給藥劑量組應增加試驗動物數量，以開展農藥殘留清除 (depuration) 試驗。在畜類穩定泌乳期和禽類產蛋盛期給藥，通常選擇膠囊給藥方式，至少連續給藥28 d，以保證動物源性食品中的農藥殘留達到穩定水平。整個試驗期間記錄每個動物體重、飼喂量、產奶量或產蛋量，以及出現的任何健康問題、反常行為、進食量降低或非常規動物處理，因為動物的身體狀況可能影響化合物的吸收和清除。于給藥前和給藥期間，每天至少采集2 次奶或蛋樣品進行檢測；在最后一次給藥后24 h 和6 h 內分別屠宰畜類和禽類動物，取樣并檢測肉、脂肪、肝臟和腎臟等組織中的農藥殘留物。對于脂溶性農藥殘留物，還應單獨分析不同部位和種類的脂肪、蛋清和蛋黃、乳脂肪和全脂乳中的農藥殘留量[6]。農藥殘留結果需要分別給出不同動物個體的殘留平均值和殘留高值。

通過飼喂試驗，獲得飼料中農藥殘留濃度與不同動物源性食品中農藥平均殘留濃度和最高殘留濃度之間的關系，一般采用相近兩點的線性回歸方程。一般而言，牛的飼喂試驗結果可類推到其他家畜 (反芻動物、馬、豬、兔等)，蛋雞的飼喂試驗可以類推到其他禽類 (火雞、鵝、鴨等)。如果豬的代謝途徑與反芻動物不同，則還需要進行豬的飼喂試驗。

1.3 畜禽及其圈舍直接處理試驗

對于畜禽及其圈舍直接處理試驗的結果通常不能進行外推，因此需要對反芻動物、非反芻動物、家禽分別進行獨立的試驗。此外，視情況對不同農藥制劑分別進行試驗。藥劑處理應該設置兩個獨立的圈舍或者在同一圈舍的兩個獨立的區域中進行，以最高處理劑量及其1.5～2.0 倍的劑量，按照標簽上推薦的方法使用，并且獨立區域設置對照動物[6]。所有供試動物應具有相同品種、性別、齡期、體重及身體狀況。藥劑處理后采集蛋和奶樣品，按標簽規定屠宰采集動物組織，檢測分析農藥殘留量。

2 動物源性食品中的農藥殘留水平估算

2.1 飼喂暴露途徑

2.1.1 畜禽攝入負荷計算 畜禽攝入負荷是指畜禽通過飼料所攝入的農藥殘留物的量，一般以在單位質量干飼料中的農藥殘留物質量 (mg/kg) 來表示。計算畜禽攝入負荷時，需要飼料中農藥殘留試驗的殘留物數據和畜禽的飼料攝入數據，分別計算平均和最高攝入負荷。JMPR 使用OECD 動物飼料表 (feeding table) 以及飼料計算器估算動物攝入負荷，其中包括美國、加拿大、歐盟、日本和澳大利亞的肉牛、奶牛、肉雞、蛋雞、火雞、羊和豬的飼料數據，飼料分為豆類飼料 (AL)、谷物秸稈和青貯飼料 (AS/AF)、混合青貯飼料 (AM/AV)；作為飼料的加工副產品，如谷物副產品(CM)、果蔬加工副產品 (AB)、混合次級植物農產品 (SM)；用作飼料的食品，如谷物 (GC)、根莖蔬菜 (VR)、蕓薹類蔬菜 (VB)[6-7]。使用每種飼料的規范殘留中值 (STMR) 或加工規范殘留中值 (STMRP) 計算平均攝入負荷；使用飼料的最高殘留值(HR) 或加工農產品的規范試驗殘留中值計算最高攝入負荷。為獲得盡可能高的攝入負荷，按飼料中農藥殘留水平由高到低的順序代入，直至達到100%攝入。通常每個分組中只選擇一種飼料，如果使用多種飼料，則要看該組中全部飼料的百分比，如果總攝入貢獻超過該組的百分比，則刪除或降低最低農藥殘留水平飼料的攝入貢獻率，直至達到該組飼料的百分比例。由此可見，飼料中的農藥殘留數據和動物飼料表是開展動物飼喂試驗的基礎，對開展動物源性食品中農藥膳食風險評估以及MRL 制定至關重要。

2.1.2 動物源性食品的農藥殘留水平 分別估算動物源性食品的STMR 和HR。估算STMR 時，使用來自家畜飼喂試驗 (1.2 節) 得到的給藥劑量與動物源性食品中農藥平均殘留水平的關系方程，以及平均攝入負荷 (2.1.1 節)；估算HR 時，使用給藥劑量與動物源性食品中農藥最高殘留水平的關系方程，以及最高攝入負荷。采用直接估算、內插法或轉化系數法等方式，估算動物源性產品中的農藥殘留水平。如果畜禽攝入負荷與某一飼喂試驗的給藥劑量一致，則從飼喂試驗結果直接估算；如果畜禽攝入負荷在飼喂試驗的給藥劑量水平范圍內，則采用內插法進行估算；如果畜禽攝入負荷大于飼喂試驗的最高給藥劑量或小于最低給藥劑量，則采用轉化系數法計算，即等比例換算，但是攝入負荷不得超過最高給藥劑量的30%[6]。當肉牛和奶牛的攝入負荷不同時，應使用農藥殘留量的較高值。

2.2 畜禽及其圈舍直接處理的暴露途徑

畜禽及其圈舍直接處理的試驗數據遠少于作物規范農藥殘留試驗，不適合獲得一般意義上的STMR。JMPR 為開展長期膳食風險評估提出了典型農藥殘留量的概念，是指在施藥處理后最短間隔屠宰的動物組織中農藥殘留量的平均值。農藥最高殘留值用于急性膳食風險評估和推薦MRL。此外，當農藥殘留是因對動物直接處理而產生時，制定的MRL 值應與登記標簽上規定的動物種類以及提供的動物試驗相關。

3 農藥膳食風險評估和最大殘留限量推薦

3.1 農藥殘留定義

與植物源性食品相同，動物源性食品中的農藥殘留定義也分為用于膳食風險評估和用于監管MRL 的殘留定義，通過綜合評估代謝試驗、畜禽殘留試驗、相關殘留物的毒理學意義以及檢測方法等確定。值得注意的是，評估動物源性食品中的農藥殘留定義時還應分析殘留物的脂溶性。通過動物代謝及飼喂試驗獲得的在肌肉與脂肪之間的農藥殘留分布是確定脂溶性的首要指標。在缺少明確信息的情況下，可選擇辛醇-水分配系數 (log Kow) 作為脂溶性指標。在沒有反證存在且log Kow大于3 的情況下，農藥將被認為是脂溶性的[8]。

3.2 農藥膳食風險評估

3.2.1 長期膳食風險評估 某一農藥的長期膳食

風險評估應考慮含有該農藥殘留的所有食品，因此在長期膳食風險評估中無需區分植物源性和動物源性食品。每種食品中的STMR 或STMR-P 乘以平均每日消費量即可得到每種食品的攝入量，然后將各種食品中的攝入量相加，即可得到國際估算每日攝入量 (IEDI)。如果某一農藥的IEDI 不超過ADI，說明長期膳食風險可接受；如果IEDI超過ADI，則說明長期膳食風險不可接受，需要采取風險管理措施[6]。JMPR 使用基于WHO 全球環境監測系統/食品污染監測與評估計劃 (GEMS/FOOD) 17 區 膳食表的IEDI 電子計算表進行長期膳食風險評估[6]。在WHO GEMS/FOOD 17 區膳食表中，將全球分為17 個區，目前納入了718 種食品，其中動物源性食品89 種，包括哺乳動物和禽類的肉、脂肪、內臟、蛋、奶，淡水魚、洄游魚類、海洋魚類和蜂蜜[6,9]。

3.2.2 急性膳食風險評估 急性膳食風險評估僅針對短時間急性暴露造成健康損害的農藥，并不是所有農藥都要開展急性膳食風險評估。目前在JMPR 評估的農藥中，159 種農藥不需要制定急性參考劑量 (ARfD)，即對這些農藥不需要開展急性膳食風險評估[10]。急性膳食風險評估是針對某一農藥及某一食品開展，是基于某一食品的大份額膳食消費量、農藥殘留水平以及食品個體大小估算國際估計短期攝入量 (IESTI)，再與該農藥ARfD 進行比較。如果IESTI 不大于ARfD，認為風險可接受；如果IESTI 大于ARfD，則認為風險不可接受。計算IESTI 時，對于奶類使用STMR，因為人們消費的奶通常是不同奶源的混合物，但是對于其他動物源性食品則使用HR。同樣，JMPR采用基于WHO GEMS/FOOD 急性膳食數據的IESTI 電子計算表進行急性膳食風險評估[6,11]。目前，IESTI 電子計算表包含中國、英國、美國、加拿大、日本、瑞典、南非、泰國等15 個國家和歐盟所使用的農藥膳食攝入模型數據，包含哺乳動物和禽類的肉、脂肪、內臟、蛋、奶，魚類，蜂蜜的大份額膳食消費數據[6,11]。

3.2.3 其他 在動物源性食品的長期和急性膳食風險評估中，應特別注意不同動物的脂肪/肌肉質量百分比，豬采用10/90 的脂肪/肌肉比、牛和其他哺乳動物采用20/80 的脂肪/肌肉比。如果某一農藥涉及通過飼料飼喂和圈舍直接處理兩種暴露途徑，應分別估算兩種暴露途徑的農藥在動物源性食品中的殘留水平，開展膳食風險評估時先采用農藥殘留高值。如果采用農藥殘留高值時的風險可接受，則可以推薦其MRL；如果采用農藥殘留高值時的風險不可接受，應明確進一步精確化風險評估的可能性和方法。如果不可能優化，則不能按農藥殘留高值來推薦MRL，應使用農藥殘留低值開展評估。如果風險可接受，則按農藥殘留低值推薦MRL；如果風險不可接受，同樣考察風險評估優化的可能性。

3.3 農藥最大殘留限量推薦

JMPR 采用OECD 計算器推薦了植物源性食品中農藥的MRL 值[6]。與植物源性食品不同，JMPR 是基于農藥殘留高值推薦動物源性食品中農藥的MRL。例如：乙基多殺菌素在哺乳動物脂肪中的殘留高值為0.86 mg/kg，則將其MRL 推薦為1 mg/kg[12]；螺甲螨酯在肉類 (脂肪) 和奶中的殘留高值分別為0.099 mg/kg 和0.009 6 mg/kg, 則將其MRL 分別推薦為 0.15 mg/kg 和 0.015 mg/kg[13]。

如果動物源性食品中的農藥殘留來自飼料途徑，推薦MRL 時同樣適用于畜禽飼喂試驗結果外推原則 (1.2 節)。對于肉 (除海洋哺乳動物以外的哺乳動物)、可食用內臟 (哺乳動物)、奶、家禽肉、家禽可食用內臟及蛋等動物源食品，推薦MRL 值的一般原則如下：對于肉，非脂溶性農藥按肌肉組織中的殘留水平推薦，脂溶性農藥則按以脂質含量表示的可剔除的脂肪組織中殘留水平推薦；對于可食用內臟，一般以整個組織的農藥殘留水平來推薦，如果肝臟和腎臟中的農藥殘留水平顯著不同，則以殘留水平較高者推薦MRL，例如氟吡菌酰胺在哺乳動物肝臟和腎臟中的殘留高值分別為7.2 mg/kg 和1.1 mg/kg，則根據在肝臟中的農藥殘留高值推薦在可食用內臟中氟吡菌酰胺的MRL 為8 mg/kg[12]；如果數據允許，則分別推薦脂溶性農藥在全脂奶和乳脂肪中的MRL值；對于蛋，根據去殼后的農藥殘留水平推薦MRL。

對于非常容易代謝或在動物源性食品中會迅速分解的農藥，如果畜禽代謝試驗或飼喂試驗數據表明，在動物組織、蛋或奶中均未檢測到該種農藥的殘留，并且分析方法符合評估要求，則將分析方法的定量限 (LOQ) 推薦為MRL。

4 動物源性食品中農藥最大殘留限量制定情況分析

4.1 動物源性食品分類

在農藥殘留領域，CAC 將食品和飼料產品分為5 大類[14]，即植物源性初級食品 (Class A)、動物源性初級食品 (Class B)、初級動物飼料 (Class C)、植物源性加工食品 (Class D) 和動物源性加工食品 (Class E)。動物源性初級食品分為哺乳動物產品、禽類產品、水生動物產品、兩棲和爬行動物產品、無脊椎動物產品等5 類，其中對前4 類又分為亞組。動物源性加工食品主要有肉、魚和奶的加工品。

4.2 農藥最大殘留限量

4.2.1 農藥最大殘留限量數量 目前，CAC 共制定了1 021 項動物源性食品中的農藥MRL，占所有農藥MRL 總數的18.0%，涉及188 種農藥、39種 (或類) 動物源性食品[10]。從圖1 中可看出，無論是MRL 數量還是農藥和產品種類，在哺乳動物初級產品中最多，其次是在禽類初級產品中，在兩類食品中的農藥MRL 數量分別占動物源性食品中農藥MRL 總數的61.9%和34.9%。動物源性加工食品中的29 項農藥MRL 涉及29 種農藥和2 種奶加工品，在水生動物初級產品中為林丹在洄游魚類和海洋魚類中的EMRL，在兩棲和爬行動物產品和無脊椎動物產品中均沒有農藥MRL。

4.2.2 農藥最大殘留限量水平 目前，CAC 制定的在動物源性食品中農藥的MRL 水平在0.000 4～60 mg/kg 范圍內，最低的是嘧菌環胺在奶類中的MRL (0.000 4 mg/kg), 最高的是苯嘧磺草胺在哺乳動物可食用內臟中的MRL (60 mg/kg)[14]。其中，525 項MRL 設定在分析方法定量限水平上 (0.004～0.2 mg/kg)。分析不同濃度水平的MRL 數量分布(表1)可以看出：在0.01～0.05 (不含0.05) mg/kg水平的MRL 最多，占動物源性食品中MRL 總數的53.7%；其次是0.05～0.1 (不含0.1) mg/kg 和0.1～0.5 (不含0.5) mg/kg 水平，分別占比17.5%和15.2%，其他水平的MRL 數均少于100 項。

植物源性食品中農藥的MRL 水平主要分布在0.1～10 mg/kg (62.17%)，飼料中的農藥的MRL水平則分布在 1～100 mg/kg (63.73%)，MRL 大于100 mg/kg 的有56 項。由此可見，與植物源性食品和飼料中的MRL 比較，動物源性食品中的MRL水平相對低。分析其原因主要有兩個方面：一是植物源性食品和飼料來源于直接施用農藥的作物的可食和飼用部位，而且部分產品是具有農藥殘留濃縮效應的加工產品，例如橙加工為可食橙精油時丙環唑的加工系數為185，其在橙和可食橙精油中的 MRL 分別為10 mg/kg 和 1 850 mg/kg[10,14]；二是動物源性食品中的MRL 主要是通過評估攝入飼料引起的動物可食組織、蛋、奶和其加工品中農藥殘留水平而制定的，而代謝試驗表明，多數農藥進入動物體內后大部分殘留物組分可通過排泄物排出體外。

4.3 農藥殘留定義

4.3.1 概況 截至目前，JMPR 共評估了311 種農藥，由于部分企業不再提供數據支持導致在周期性評估中未獲得完整數據等情況，共撤銷了其中73 種農藥及其MRL 值。在具有CAC MRL 標準的238 種農藥中，JMPR 評估確定了229 種農藥在動物源性食品中的殘留定義[10]。在未確定殘留定義的9 種農藥中，甲基溴因其毒理學性質尚未明確，故未確定其殘留定義；此外，JMPR 尚未收到三唑磷、硫酰氟、環氧丙烯、氰霜唑、fenpicoxamid、氟啶胺和mandestrobin 的相關數據，故未確定這8 種農藥的殘留定義；而硝苯菌酯則因不會在動物源性食品中殘留而不需要確定其動物源性食品中的殘留定義[8,10,14-17]。229 種農藥中有108 種脂溶性農藥和121 種非脂溶性農藥[10]。氟吡菌酰胺的殘留定義為母體和代謝物之和，母體氟吡菌酰胺為脂溶性，而代謝物2-(trifluoromethyl)benzamide 為非脂溶性，鑒于代謝物為主要殘留物，因此最終確定為非脂溶性[10]。

表1 不同水平的最大殘留限量數量和百分比Table 1 Number and percentage of different level of MRL

4.3.2 動物源性食品中農藥殘留定義分析 分析229 種農藥在動物源性食品中的殘留定義可以看出，198 種農藥的監管MRL 與風險評估殘留定義一致，其中121 種農藥的殘留定義為母體、69 種為母體和代謝物、8 種為代謝物；30 種農藥的監管MRL 與風險評估殘留定義不一致，其中23 種農藥的監管MRL 殘留定義為母體、風險評估殘留定義為母體和代謝物；6 種農藥的監管MRL 和風險評估殘留定義均為母體和代謝物或代謝物，只是風險評估殘留定義包含更多代謝物；1 種農藥的監管MRL 殘留定義為母體和代謝物、風險評估殘留定義為母體[14,18]。此外，吡蚜酮在動物源性食品中僅評估了監管MRL 殘留定義，未評估風險評估殘留定義，主要是由于代謝物CGA294849 經結構分析具有基因毒性，但尚未經過試驗驗證，且其暴露評估超過了毒理學關注閾值，因此無法得出結論[18]。

百菌清、敵草腈、丙硫菌唑、三唑錫、醚菌酯、氟菌唑、乙草胺、三乙磷酸鋁和唑啉草酯9 種農藥的殘留定義為代謝物。主要原因是在畜禽代謝中農藥母體全部轉化為代謝物，或農藥母體在植物代謝中已轉化為代謝物，導致飼料中已經不存在母體。從表2 可以看出，百菌清、敵草腈和丙硫菌唑代謝物的ADI 和/或ARfD 均小于母體，即代謝物的毒性高于母體，其殘留定義則以代謝物表示；其余6 種農藥，代謝物與母體的ADI 和/或ARfD 相同，是主要基于農藥母體在大鼠毒代動力學研究中的代謝物包含植物和畜禽中的代謝物，由此認為母體的ADI 或ARfD 可以覆蓋代謝物，除三乙膦酸鋁外的5 種農藥的殘留定義以母體表示，即代謝物的殘留量均轉計為母體[14]。

4 種農藥在不同動物源性食品中的殘留定義不盡相同。嘧霉胺在哺乳動物體內被大量代謝為單羥基和二羥基衍生物，主要存在于奶和內臟中，在肌肉和脂肪組織中幾乎沒有殘留，且缺少在禽類中的數據，由此分別評估了嘧霉胺在奶和動物組織 (不包括禽類) 的殘留定義[19]。由于在不同動物或不同組織中的代謝途徑不一致，分別確定了噻蟲嗪在禽類和其他動物源性食品、吡丙醚在哺乳動物肝腎和其他動物源性食品中的風險評估殘留定義[18,20]。吡蚜酮在哺乳動物組織、家禽組織和蛋中最適合的監管MRL 殘留定義是母體，但是在奶中全部代謝為CGA313124 及其磷酸鹽軛合物，因此在奶中的監管MRL 殘留定義為代謝物CGA313124[18]。

4.3.3 植物和動物源性食品中農藥殘留定義比較

比較植物和動物源性食品，監管MRL 和風險評估殘留定義均一致的農藥有160 種。監管MRL 殘留定義一致但風險評估殘留定義不一致的農藥有26 種，對于農藥風險評估殘留定義更復雜的情形，植物和動物源性食品各占50%。監管MRL 和風險評估殘留定義均不一致的農藥有34 種，多數情況是植物源性食品中農藥的兩種殘留定義為母體，而動物源性食品中則為母體和代謝物[14]。監管MRL 殘留定義不一致而風險評估殘留定義一致的農藥有8 種。其中，氟噻蟲砜 (fluensulfone) 的代謝物BSA 在植物源性食品中具有明顯的殘留水平，因此將BSA 作為使用氟噻蟲砜的指示物

(indicator) 納入植物源性食品中的監管MRL 殘留定義，但鑒于BSA 不具有毒理學意義，則不納入風險評估殘留定義；草甘膦則因轉基因作物導致部分植物源性 (大豆、玉米、油菜) 和動物源性食品中的監管MRL 的殘留定義不一致；噻螨酮等6 種農藥雖然在植物和動物中的代謝途徑相同，但作物規范殘留試驗結果表明代謝物的殘留水平不顯著而未納入植物源性食品中的監管MRL 殘留定義。

表2 殘留定義為代謝物的農藥的殘留定義、ADI 和ARfDTable 2 Residue definition, ADI and ARfD of pesticides where only metabolites are incorporated in the residue definition

5 對我國相關工作建議

5.1 完善農藥登記資料要求

2017 年版的農藥登記殘留資料要求中，明確提出了農藥代謝、儲藏穩定性、農產品加工等試驗資料，為科學評估農藥膳食風險提供了技術和數據支撐。但是開展動物源性食品的膳食風險評估時，如果畜禽農藥代謝試驗不能提供足夠的數據，則還需要畜禽農藥殘留試驗數據。此外，用于畜禽圈舍中的衛生用殺蟲劑，如果有可能導致其在動物源性食品中的殘留，也需要進行相關試驗進行評估。

5.2 開展基礎數據調研

適時開展基于不同飼料種類的畜禽膳食攝入調查，建立我國的畜禽膳食攝入數據表，用于計算畜禽的農藥攝入量。另外，亟待修訂我國居民膳食攝入表，區分不同人群，進一步細化食品分類，同時建立我國居民的大份額膳食數據表，開展完整的膳食風險評估。

5.3 規范評估程序和方法

動物源性食品中的農藥膳食風險評估及MRL 制定方法與植物源性食品大不相同，更為復雜，主要表現在畜禽農藥攝入量計算、STMR和HR 的確定、MRL 的推薦，需要制定細化的評估技術程序和方法，以開展科學規范評估。計算畜禽農藥攝入量，可以借鑒FAO/WHO JMPR 和歐盟的做法，開發相應的計算軟件，以方便評估人員使用。

5.4 建立農藥和獸藥風險評估聯動機制

在《食品安全國家標準 食品中獸藥最大殘留限量》(GB 31650—2019) 中規定了雙甲脒、阿維菌素、氟氯氰菊酯、氯氰菊酯、溴氰菊酯、二嗪磷、敵敵畏、倍硫磷、氰戊菊酯、辛硫磷、馬拉硫磷和敵百蟲在食用畜禽產品中的MRL[21]。比較GB 2763—2019 和 GB 31650—2019 發現，相同化合物在兩部國家標準中存在不一致的問題。例如雙甲脒，其ADI 和殘留物 (殘留標志物) 在農藥殘留和獸藥殘留標準中均不一致；在農藥殘留標準中包括肌肉和脂肪的豬肉 (0.05 mg/kg)、牛肉(0.05 mg/kg) 和綿羊肉 (0.1 mg/kg) 的 MRL 與獸藥殘留標準中的豬脂肪 (400 μg/kg)、牛脂肪 (200 μg/kg) 和綿羊脂肪 (400 μg/kg) MRL 不相協調，農藥殘留標準中綿羊內臟 (0.2 mg/kg) 與獸藥殘留標準中綿羊肝 (100 μg/kg) MRL 不一致。對于氯氰菊酯、二嗪磷和敵敵畏也存在類似不一致的問題，其余8 種化合物僅在GB 31650—2019 中規定了動物源性食品中的獸藥MRL。農藥和獸藥進入動物源性食品的途徑不同，農藥主要是通過含農藥殘留的飼料，而獸藥則是直接施用于動物，因此動物源性食品中農、獸藥殘留的評估方法也有所不同。作為食品安全國家標準，對于既是農藥又是獸藥的化合物在相同或相關食品中的MRL 應協調一致，包括殘留物 (殘留標志物) 和食品名稱 (靶組織)。近幾年，CAC 正在尋求建立農、獸藥殘留風險評估和標準制定領域的協同工作機制。

5.5 持續跟蹤相關研究進展

水產品和蜂產品屬于動物源性食品。水產品中的農藥殘留主要來自含有農藥殘留的作物飼料和/或養殖環境中衛生殺蟲劑的使用，蜂產品中的農藥殘留則是在蜜源作物上的農藥施用或在蜜蜂養殖過程中施藥引起的。我國尚未開展水產品和蜂產品中農藥殘留膳食風險評估和MRL 制定。GB 31650—2019 規定了作為獸藥的雙甲脒在蜂蜜以及溴氰菊酯在魚皮和魚肉中的MRL[21]。CAC 也尚未制定蜂產品中的MRL，只有2 項水產品的MRL[14]。歐盟制定了部分農藥在魚和蜂蜜中的MRL，并且制定了相應的技術規范[22-24]。我國是水產品和蜂產品的生產和消費大國，應適時啟動開展相關試驗以及風險評估技術研究，逐步實現農藥殘留風險管控的全覆蓋。