国际食品法典委员会动物源性食品中农药最大残留限量制定现状

张峰祖, 朴秀英, 李富根

(农业农村部农药检定所，北京 100125)

在中国《食品安全国家标准 食品中农药最大残留限量》(GB 2763—2019) 中规定了112 种农药在动物源性食品中共703 项最大残留限量 (MRL)标准，包括104 种农药669 项最大残留限量和8 种农药 34 项再残留限量 (EMRL)[1-2]。

原中国农业部于2015 年发布了《食品中农药残留风险评估和食品中农药最大残留限量制定指南》[3]。在2017 年发布实施的《农药登记资料要求》中，对于涉及饲料作物或含饲用部位作物的新农药 (含保护期内的新农药)，明确提出了需提交畜禽代谢资料的要求[4]。2020 年发布了《畜禽中农药代谢试验准则》(NY/T 3557—2020) 和《畜禽中农药残留试验准则》(NY/T 3558—2020) 2 项农业行业标准[5]。上述技术规范和标准的发布实施，为动物源性食品的农药膳食风险评估和MRL 制定提供了数据要求、试验技术、评估规范等方面的必要支撑。

然而，基于中国试验数据开展的动物源性食品中农药膳食风险评估和MRL 制定的实践非常少，在GB 2763—2019 中，有95%以上动物源性食品中的MRL 是通过转化评估CAC 标准制定的。在《食品中农药残留风险评估指南》和《食品中农药最大残留限量制定指南》中涉及动物源性食品中农药残留评估的内容很少[3]，在国内也未见相关评估技术方面的报道。鉴于此，本文系统介绍了联合国粮农组织/世界卫生组织 (FAO/WHO) 农药残留专家联席会议 (JMPR) 关于在动物源性食品中农药残留膳食风险评估和MRL 推荐时的数据要求和评估方法[6]，并对CAC 动物源性食品中农药残留定义和MRL 制定现状进行分析，旨在为中国今后开展相关工作提供借鉴。

1 试验数据要求

动物源性食品中的农药膳食风险评估和MRL制定，除需开展动物饲料中的农药残留试验外，还需开展畜禽代谢试验、畜禽饲喂试验和畜禽及其圈舍直接处理试验等[6]。

1.1 畜禽代谢试验

畜禽代谢试验是研究农药在畜禽体内的迁移、转化、代谢或降解过程，用于明确饲料 (作物的饲用部位) 和畜禽可食组织、蛋、奶中的农药残留物组成，是开展后续相关试验和评估的基础。一般以同位素标记的农药母体作为供试物，通常需要加大剂量，以便在组织中获得足够的残留物。如果某一植物代谢产物未在畜禽代谢试验中发现，且该代谢产物在饲料中是主要残留物，则还需要对该代谢产物开展畜禽代谢试验。试验动物一般选择泌乳期的山羊或奶牛 (1 只) 和稳定产蛋期的家禽 (10 只)，分别至少连续给药5 d 和7 d[6]。给药期间每天收集2 次排泄物、奶和蛋，给药结束后24 h 之内屠宰试验动物并收集肌肉、脂肪、肝脏和肾脏等组织，分别测定每类样品的总放射性残留量。对肌肉、脂肪、肝脏、肾脏、蛋、奶中农药残留物成分的放射性残留水平进行测定，鉴定主要残留物，有时还需对不可提取残留进行释放，以明确残留物的结合态[6]。如果毒代动力学试验中大鼠的代谢途径和畜禽不同，还需要进行猪的代谢试验。

1.2 畜禽饲喂试验

畜禽饲喂试验用于建立饲料与畜禽可食组织、奶、蛋中的农药 (或/和主要代谢物) 残留水平的关系。饲料中主要农药残留物作为供试物，不需要进行同位素标记。分别开展畜类和禽类动物的饲喂试验，试验设3 个给药剂量水平，每个给药剂量组至少分别设3 只畜类和9～10 只禽类动物，同时设不给药的空白对照组[6]。如果供试物具有生物富集性，最高给药剂量组应增加试验动物数量，以开展农药残留清除 (depuration) 试验。在畜类稳定泌乳期和禽类产蛋盛期给药，通常选择胶囊给药方式，至少连续给药28 d，以保证动物源性食品中的农药残留达到稳定水平。整个试验期间记录每个动物体重、饲喂量、产奶量或产蛋量，以及出现的任何健康问题、反常行为、进食量降低或非常规动物处理，因为动物的身体状况可能影响化合物的吸收和清除。于给药前和给药期间，每天至少采集2 次奶或蛋样品进行检测；在最后一次给药后24 h 和6 h 内分别屠宰畜类和禽类动物，取样并检测肉、脂肪、肝脏和肾脏等组织中的农药残留物。对于脂溶性农药残留物，还应单独分析不同部位和种类的脂肪、蛋清和蛋黄、乳脂肪和全脂乳中的农药残留量[6]。农药残留结果需要分别给出不同动物个体的残留平均值和残留高值。

通过饲喂试验，获得饲料中农药残留浓度与不同动物源性食品中农药平均残留浓度和最高残留浓度之间的关系，一般采用相近两点的线性回归方程。一般而言，牛的饲喂试验结果可类推到其他家畜 (反刍动物、马、猪、兔等)，蛋鸡的饲喂试验可以类推到其他禽类 (火鸡、鹅、鸭等)。如果猪的代谢途径与反刍动物不同，则还需要进行猪的饲喂试验。

1.3 畜禽及其圈舍直接处理试验

对于畜禽及其圈舍直接处理试验的结果通常不能进行外推，因此需要对反刍动物、非反刍动物、家禽分别进行独立的试验。此外，视情况对不同农药制剂分别进行试验。药剂处理应该设置两个独立的圈舍或者在同一圈舍的两个独立的区域中进行，以最高处理剂量及其1.5～2.0 倍的剂量，按照标签上推荐的方法使用，并且独立区域设置对照动物[6]。所有供试动物应具有相同品种、性别、龄期、体重及身体状况。药剂处理后采集蛋和奶样品，按标签规定屠宰采集动物组织，检测分析农药残留量。

2 动物源性食品中的农药残留水平估算

2.1 饲喂暴露途径

2.1.1 畜禽摄入负荷计算 畜禽摄入负荷是指畜禽通过饲料所摄入的农药残留物的量，一般以在单位质量干饲料中的农药残留物质量 (mg/kg) 来表示。计算畜禽摄入负荷时，需要饲料中农药残留试验的残留物数据和畜禽的饲料摄入数据，分别计算平均和最高摄入负荷。JMPR 使用OECD 动物饲料表 (feeding table) 以及饲料计算器估算动物摄入负荷，其中包括美国、加拿大、欧盟、日本和澳大利亚的肉牛、奶牛、肉鸡、蛋鸡、火鸡、羊和猪的饲料数据，饲料分为豆类饲料 (AL)、谷物秸秆和青贮饲料 (AS/AF)、混合青贮饲料 (AM/AV)；作为饲料的加工副产品，如谷物副产品(CM)、果蔬加工副产品 (AB)、混合次级植物农产品 (SM)；用作饲料的食品，如谷物 (GC)、根茎蔬菜 (VR)、芸薹类蔬菜 (VB)[6-7]。使用每种饲料的规范残留中值 (STMR) 或加工规范残留中值 (STMRP) 计算平均摄入负荷；使用饲料的最高残留值(HR) 或加工农产品的规范试验残留中值计算最高摄入负荷。为获得尽可能高的摄入负荷，按饲料中农药残留水平由高到低的顺序代入，直至达到100%摄入。通常每个分组中只选择一种饲料，如果使用多种饲料，则要看该组中全部饲料的百分比，如果总摄入贡献超过该组的百分比，则删除或降低最低农药残留水平饲料的摄入贡献率，直至达到该组饲料的百分比例。由此可见，饲料中的农药残留数据和动物饲料表是开展动物饲喂试验的基础，对开展动物源性食品中农药膳食风险评估以及MRL 制定至关重要。

2.1.2 动物源性食品的农药残留水平 分别估算动物源性食品的STMR 和HR。估算STMR 时，使用来自家畜饲喂试验 (1.2 节) 得到的给药剂量与动物源性食品中农药平均残留水平的关系方程，以及平均摄入负荷 (2.1.1 节)；估算HR 时，使用给药剂量与动物源性食品中农药最高残留水平的关系方程，以及最高摄入负荷。采用直接估算、内插法或转化系数法等方式，估算动物源性产品中的农药残留水平。如果畜禽摄入负荷与某一饲喂试验的给药剂量一致，则从饲喂试验结果直接估算；如果畜禽摄入负荷在饲喂试验的给药剂量水平范围内，则采用内插法进行估算；如果畜禽摄入负荷大于饲喂试验的最高给药剂量或小于最低给药剂量，则采用转化系数法计算，即等比例换算，但是摄入负荷不得超过最高给药剂量的30%[6]。当肉牛和奶牛的摄入负荷不同时，应使用农药残留量的较高值。

2.2 畜禽及其圈舍直接处理的暴露途径

畜禽及其圈舍直接处理的试验数据远少于作物规范农药残留试验，不适合获得一般意义上的STMR。JMPR 为开展长期膳食风险评估提出了典型农药残留量的概念，是指在施药处理后最短间隔屠宰的动物组织中农药残留量的平均值。农药最高残留值用于急性膳食风险评估和推荐MRL。此外，当农药残留是因对动物直接处理而产生时，制定的MRL 值应与登记标签上规定的动物种类以及提供的动物试验相关。

3 农药膳食风险评估和最大残留限量推荐

3.1 农药残留定义

与植物源性食品相同，动物源性食品中的农药残留定义也分为用于膳食风险评估和用于监管MRL 的残留定义，通过综合评估代谢试验、畜禽残留试验、相关残留物的毒理学意义以及检测方法等确定。值得注意的是，评估动物源性食品中的农药残留定义时还应分析残留物的脂溶性。通过动物代谢及饲喂试验获得的在肌肉与脂肪之间的农药残留分布是确定脂溶性的首要指标。在缺少明确信息的情况下，可选择辛醇-水分配系数 (log Kow) 作为脂溶性指标。在没有反证存在且log Kow大于3 的情况下，农药将被认为是脂溶性的[8]。

3.2 农药膳食风险评估

3.2.1 长期膳食风险评估 某一农药的长期膳食

风险评估应考虑含有该农药残留的所有食品，因此在长期膳食风险评估中无需区分植物源性和动物源性食品。每种食品中的STMR 或STMR-P 乘以平均每日消费量即可得到每种食品的摄入量，然后将各种食品中的摄入量相加，即可得到国际估算每日摄入量 (IEDI)。如果某一农药的IEDI 不超过ADI，说明长期膳食风险可接受；如果IEDI超过ADI，则说明长期膳食风险不可接受，需要采取风险管理措施[6]。JMPR 使用基于WHO 全球环境监测系统/食品污染监测与评估计划 (GEMS/FOOD) 17 区 膳食表的IEDI 电子计算表进行长期膳食风险评估[6]。在WHO GEMS/FOOD 17 区膳食表中，将全球分为17 个区，目前纳入了718 种食品，其中动物源性食品89 种，包括哺乳动物和禽类的肉、脂肪、内脏、蛋、奶，淡水鱼、洄游鱼类、海洋鱼类和蜂蜜[6,9]。

3.2.2 急性膳食风险评估 急性膳食风险评估仅针对短时间急性暴露造成健康损害的农药，并不是所有农药都要开展急性膳食风险评估。目前在JMPR 评估的农药中，159 种农药不需要制定急性参考剂量 (ARfD)，即对这些农药不需要开展急性膳食风险评估[10]。急性膳食风险评估是针对某一农药及某一食品开展，是基于某一食品的大份额膳食消费量、农药残留水平以及食品个体大小估算国际估计短期摄入量 (IESTI)，再与该农药ARfD 进行比较。如果IESTI 不大于ARfD，认为风险可接受；如果IESTI 大于ARfD，则认为风险不可接受。计算IESTI 时，对于奶类使用STMR，因为人们消费的奶通常是不同奶源的混合物，但是对于其他动物源性食品则使用HR。同样，JMPR采用基于WHO GEMS/FOOD 急性膳食数据的IESTI 电子计算表进行急性膳食风险评估[6,11]。目前，IESTI 电子计算表包含中国、英国、美国、加拿大、日本、瑞典、南非、泰国等15 个国家和欧盟所使用的农药膳食摄入模型数据，包含哺乳动物和禽类的肉、脂肪、内脏、蛋、奶，鱼类，蜂蜜的大份额膳食消费数据[6,11]。

3.2.3 其他 在动物源性食品的长期和急性膳食风险评估中，应特别注意不同动物的脂肪/肌肉质量百分比，猪采用10/90 的脂肪/肌肉比、牛和其他哺乳动物采用20/80 的脂肪/肌肉比。如果某一农药涉及通过饲料饲喂和圈舍直接处理两种暴露途径，应分别估算两种暴露途径的农药在动物源性食品中的残留水平，开展膳食风险评估时先采用农药残留高值。如果采用农药残留高值时的风险可接受，则可以推荐其MRL；如果采用农药残留高值时的风险不可接受，应明确进一步精确化风险评估的可能性和方法。如果不可能优化，则不能按农药残留高值来推荐MRL，应使用农药残留低值开展评估。如果风险可接受，则按农药残留低值推荐MRL；如果风险不可接受，同样考察风险评估优化的可能性。

3.3 农药最大残留限量推荐

JMPR 采用OECD 计算器推荐了植物源性食品中农药的MRL 值[6]。与植物源性食品不同，JMPR 是基于农药残留高值推荐动物源性食品中农药的MRL。例如：乙基多杀菌素在哺乳动物脂肪中的残留高值为0.86 mg/kg，则将其MRL 推荐为1 mg/kg[12]；螺甲螨酯在肉类 (脂肪) 和奶中的残留高值分别为0.099 mg/kg 和0.009 6 mg/kg, 则将其MRL 分别推荐为 0.15 mg/kg 和 0.015 mg/kg[13]。

如果动物源性食品中的农药残留来自饲料途径，推荐MRL 时同样适用于畜禽饲喂试验结果外推原则 (1.2 节)。对于肉 (除海洋哺乳动物以外的哺乳动物)、可食用内脏 (哺乳动物)、奶、家禽肉、家禽可食用内脏及蛋等动物源食品，推荐MRL 值的一般原则如下：对于肉，非脂溶性农药按肌肉组织中的残留水平推荐，脂溶性农药则按以脂质含量表示的可剔除的脂肪组织中残留水平推荐；对于可食用内脏，一般以整个组织的农药残留水平来推荐，如果肝脏和肾脏中的农药残留水平显著不同，则以残留水平较高者推荐MRL，例如氟吡菌酰胺在哺乳动物肝脏和肾脏中的残留高值分别为7.2 mg/kg 和1.1 mg/kg，则根据在肝脏中的农药残留高值推荐在可食用内脏中氟吡菌酰胺的MRL 为8 mg/kg[12]；如果数据允许，则分别推荐脂溶性农药在全脂奶和乳脂肪中的MRL值；对于蛋，根据去壳后的农药残留水平推荐MRL。

对于非常容易代谢或在动物源性食品中会迅速分解的农药，如果畜禽代谢试验或饲喂试验数据表明，在动物组织、蛋或奶中均未检测到该种农药的残留，并且分析方法符合评估要求，则将分析方法的定量限 (LOQ) 推荐为MRL。

4 动物源性食品中农药最大残留限量制定情况分析

4.1 动物源性食品分类

在农药残留领域，CAC 将食品和饲料产品分为5 大类[14]，即植物源性初级食品 (Class A)、动物源性初级食品 (Class B)、初级动物饲料 (Class C)、植物源性加工食品 (Class D) 和动物源性加工食品 (Class E)。动物源性初级食品分为哺乳动物产品、禽类产品、水生动物产品、两栖和爬行动物产品、无脊椎动物产品等5 类，其中对前4 类又分为亚组。动物源性加工食品主要有肉、鱼和奶的加工品。

4.2 农药最大残留限量

4.2.1 农药最大残留限量数量 目前，CAC 共制定了1 021 项动物源性食品中的农药MRL，占所有农药MRL 总数的18.0%，涉及188 种农药、39种 (或类) 动物源性食品[10]。从图1 中可看出，无论是MRL 数量还是农药和产品种类，在哺乳动物初级产品中最多，其次是在禽类初级产品中，在两类食品中的农药MRL 数量分别占动物源性食品中农药MRL 总数的61.9%和34.9%。动物源性加工食品中的29 项农药MRL 涉及29 种农药和2 种奶加工品，在水生动物初级产品中为林丹在洄游鱼类和海洋鱼类中的EMRL，在两栖和爬行动物产品和无脊椎动物产品中均没有农药MRL。

4.2.2 农药最大残留限量水平 目前，CAC 制定的在动物源性食品中农药的MRL 水平在0.000 4～60 mg/kg 范围内，最低的是嘧菌环胺在奶类中的MRL (0.000 4 mg/kg), 最高的是苯嘧磺草胺在哺乳动物可食用内脏中的MRL (60 mg/kg)[14]。其中，525 项MRL 设定在分析方法定量限水平上 (0.004～0.2 mg/kg)。分析不同浓度水平的MRL 数量分布(表1)可以看出：在0.01～0.05 (不含0.05) mg/kg水平的MRL 最多，占动物源性食品中MRL 总数的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，分别占比17.5%和15.2%，其他水平的MRL 数均少于100 项。

植物源性食品中农药的MRL 水平主要分布在0.1～10 mg/kg (62.17%)，饲料中的农药的MRL水平则分布在 1～100 mg/kg (63.73%)，MRL 大于100 mg/kg 的有56 项。由此可见，与植物源性食品和饲料中的MRL 比较，动物源性食品中的MRL水平相对低。分析其原因主要有两个方面：一是植物源性食品和饲料来源于直接施用农药的作物的可食和饲用部位，而且部分产品是具有农药残留浓缩效应的加工产品，例如橙加工为可食橙精油时丙环唑的加工系数为185，其在橙和可食橙精油中的 MRL 分别为10 mg/kg 和 1 850 mg/kg[10,14]；二是动物源性食品中的MRL 主要是通过评估摄入饲料引起的动物可食组织、蛋、奶和其加工品中农药残留水平而制定的，而代谢试验表明，多数农药进入动物体内后大部分残留物组分可通过排泄物排出体外。

4.3 农药残留定义

4.3.1 概况 截至目前，JMPR 共评估了311 种农药，由于部分企业不再提供数据支持导致在周期性评估中未获得完整数据等情况，共撤销了其中73 种农药及其MRL 值。在具有CAC MRL 标准的238 种农药中，JMPR 评估确定了229 种农药在动物源性食品中的残留定义[10]。在未确定残留定义的9 种农药中，甲基溴因其毒理学性质尚未明确，故未确定其残留定义；此外，JMPR 尚未收到三唑磷、硫酰氟、环氧丙烯、氰霜唑、fenpicoxamid、氟啶胺和mandestrobin 的相关数据，故未确定这8 种农药的残留定义；而硝苯菌酯则因不会在动物源性食品中残留而不需要确定其动物源性食品中的残留定义[8,10,14-17]。229 种农药中有108 种脂溶性农药和121 种非脂溶性农药[10]。氟吡菌酰胺的残留定义为母体和代谢物之和，母体氟吡菌酰胺为脂溶性，而代谢物2-(trifluoromethyl)benzamide 为非脂溶性，鉴于代谢物为主要残留物，因此最终确定为非脂溶性[10]。

表1 不同水平的最大残留限量数量和百分比Table 1 Number and percentage of different level of MRL

4.3.2 动物源性食品中农药残留定义分析 分析229 种农药在动物源性食品中的残留定义可以看出，198 种农药的监管MRL 与风险评估残留定义一致，其中121 种农药的残留定义为母体、69 种为母体和代谢物、8 种为代谢物；30 种农药的监管MRL 与风险评估残留定义不一致，其中23 种农药的监管MRL 残留定义为母体、风险评估残留定义为母体和代谢物；6 种农药的监管MRL 和风险评估残留定义均为母体和代谢物或代谢物，只是风险评估残留定义包含更多代谢物；1 种农药的监管MRL 残留定义为母体和代谢物、风险评估残留定义为母体[14,18]。此外，吡蚜酮在动物源性食品中仅评估了监管MRL 残留定义，未评估风险评估残留定义，主要是由于代谢物CGA294849 经结构分析具有基因毒性，但尚未经过试验验证，且其暴露评估超过了毒理学关注阈值，因此无法得出结论[18]。

百菌清、敌草腈、丙硫菌唑、三唑锡、醚菌酯、氟菌唑、乙草胺、三乙磷酸铝和唑啉草酯9 种农药的残留定义为代谢物。主要原因是在畜禽代谢中农药母体全部转化为代谢物，或农药母体在植物代谢中已转化为代谢物，导致饲料中已经不存在母体。从表2 可以看出，百菌清、敌草腈和丙硫菌唑代谢物的ADI 和/或ARfD 均小于母体，即代谢物的毒性高于母体，其残留定义则以代谢物表示；其余6 种农药，代谢物与母体的ADI 和/或ARfD 相同，是主要基于农药母体在大鼠毒代动力学研究中的代谢物包含植物和畜禽中的代谢物，由此认为母体的ADI 或ARfD 可以覆盖代谢物，除三乙膦酸铝外的5 种农药的残留定义以母体表示，即代谢物的残留量均转计为母体[14]。

4 种农药在不同动物源性食品中的残留定义不尽相同。嘧霉胺在哺乳动物体内被大量代谢为单羟基和二羟基衍生物，主要存在于奶和内脏中，在肌肉和脂肪组织中几乎没有残留，且缺少在禽类中的数据，由此分别评估了嘧霉胺在奶和动物组织 (不包括禽类) 的残留定义[19]。由于在不同动物或不同组织中的代谢途径不一致，分别确定了噻虫嗪在禽类和其他动物源性食品、吡丙醚在哺乳动物肝肾和其他动物源性食品中的风险评估残留定义[18,20]。吡蚜酮在哺乳动物组织、家禽组织和蛋中最适合的监管MRL 残留定义是母体，但是在奶中全部代谢为CGA313124 及其磷酸盐轭合物，因此在奶中的监管MRL 残留定义为代谢物CGA313124[18]。

4.3.3 植物和动物源性食品中农药残留定义比较

比较植物和动物源性食品，监管MRL 和风险评估残留定义均一致的农药有160 种。监管MRL 残留定义一致但风险评估残留定义不一致的农药有26 种，对于农药风险评估残留定义更复杂的情形，植物和动物源性食品各占50%。监管MRL 和风险评估残留定义均不一致的农药有34 种，多数情况是植物源性食品中农药的两种残留定义为母体，而动物源性食品中则为母体和代谢物[14]。监管MRL 残留定义不一致而风险评估残留定义一致的农药有8 种。其中，氟噻虫砜 (fluensulfone) 的代谢物BSA 在植物源性食品中具有明显的残留水平，因此将BSA 作为使用氟噻虫砜的指示物

(indicator) 纳入植物源性食品中的监管MRL 残留定义，但鉴于BSA 不具有毒理学意义，则不纳入风险评估残留定义；草甘膦则因转基因作物导致部分植物源性 (大豆、玉米、油菜) 和动物源性食品中的监管MRL 的残留定义不一致；噻螨酮等6 种农药虽然在植物和动物中的代谢途径相同，但作物规范残留试验结果表明代谢物的残留水平不显著而未纳入植物源性食品中的监管MRL 残留定义。

表2 残留定义为代谢物的农药的残留定义、ADI 和ARfDTable 2 Residue definition, ADI and ARfD of pesticides where only metabolites are incorporated in the residue definition

5 对我国相关工作建议

5.1 完善农药登记资料要求

2017 年版的农药登记残留资料要求中，明确提出了农药代谢、储藏稳定性、农产品加工等试验资料，为科学评估农药膳食风险提供了技术和数据支撑。但是开展动物源性食品的膳食风险评估时，如果畜禽农药代谢试验不能提供足够的数据，则还需要畜禽农药残留试验数据。此外，用于畜禽圈舍中的卫生用杀虫剂，如果有可能导致其在动物源性食品中的残留，也需要进行相关试验进行评估。

5.2 开展基础数据调研

适时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，用于计算畜禽的农药摄入量。另外，亟待修订我国居民膳食摄入表，区分不同人群，进一步细化食品分类，同时建立我国居民的大份额膳食数据表，开展完整的膳食风险评估。

5.3 规范评估程序和方法

动物源性食品中的农药膳食风险评估及MRL 制定方法与植物源性食品大不相同，更为复杂，主要表现在畜禽农药摄入量计算、STMR和HR 的确定、MRL 的推荐，需要制定细化的评估技术程序和方法，以开展科学规范评估。计算畜禽农药摄入量，可以借鉴FAO/WHO JMPR 和欧盟的做法，开发相应的计算软件，以方便评估人员使用。

5.4 建立农药和兽药风险评估联动机制

在《食品安全国家标准 食品中兽药最大残留限量》(GB 31650—2019) 中规定了双甲脒、阿维菌素、氟氯氰菊酯、氯氰菊酯、溴氰菊酯、二嗪磷、敌敌畏、倍硫磷、氰戊菊酯、辛硫磷、马拉硫磷和敌百虫在食用畜禽产品中的MRL[21]。比较GB 2763—2019 和 GB 31650—2019 发现，相同化合物在两部国家标准中存在不一致的问题。例如双甲脒，其ADI 和残留物 (残留标志物) 在农药残留和兽药残留标准中均不一致；在农药残留标准中包括肌肉和脂肪的猪肉 (0.05 mg/kg)、牛肉(0.05 mg/kg) 和绵羊肉 (0.1 mg/kg) 的 MRL 与兽药残留标准中的猪脂肪 (400 μg/kg)、牛脂肪 (200 μg/kg) 和绵羊脂肪 (400 μg/kg) MRL 不相协调，农药残留标准中绵羊内脏 (0.2 mg/kg) 与兽药残留标准中绵羊肝 (100 μg/kg) MRL 不一致。对于氯氰菊酯、二嗪磷和敌敌畏也存在类似不一致的问题，其余8 种化合物仅在GB 31650—2019 中规定了动物源性食品中的兽药MRL。农药和兽药进入动物源性食品的途径不同，农药主要是通过含农药残留的饲料，而兽药则是直接施用于动物，因此动物源性食品中农、兽药残留的评估方法也有所不同。作为食品安全国家标准，对于既是农药又是兽药的化合物在相同或相关食品中的MRL 应协调一致，包括残留物 (残留标志物) 和食品名称 (靶组织)。近几年，CAC 正在寻求建立农、兽药残留风险评估和标准制定领域的协同工作机制。

5.5 持续跟踪相关研究进展

水产品和蜂产品属于动物源性食品。水产品中的农药残留主要来自含有农药残留的作物饲料和/或养殖环境中卫生杀虫剂的使用，蜂产品中的农药残留则是在蜜源作物上的农药施用或在蜜蜂养殖过程中施药引起的。我国尚未开展水产品和蜂产品中农药残留膳食风险评估和MRL 制定。GB 31650—2019 规定了作为兽药的双甲脒在蜂蜜以及溴氰菊酯在鱼皮和鱼肉中的MRL[21]。CAC 也尚未制定蜂产品中的MRL，只有2 项水产品的MRL[14]。欧盟制定了部分农药在鱼和蜂蜜中的MRL，并且制定了相应的技术规范[22-24]。我国是水产品和蜂产品的生产和消费大国，应适时启动开展相关试验以及风险评估技术研究，逐步实现农药残留风险管控的全覆盖。