个大于 2 的正值，并且该值与种属间的生理参数，如肝、肾血流是一致的。因此 建议将种间和种内个体差异之间的分配系数作为一个暂定值是合适的。 安全系数的确定，缺乏统一意见，在很大程度上是凭经验的。但通常应考虑:a. 毒作用的类型；b. 试验动物与人群观察资料的完整性；c. 确定无作用剂量或阈 水非致癌有机物质容许浓度时，采用安全系数大小是按照现有 资料的范围来决定的: 性人体接触的数据，并佐有某种动物慢性消化道摄入的 毒性资料，则用安全系数 10。 摄入毒性数据时，用安全系数 100。 ，则用 安全系数 1000(NAS)或 500(EPA)。 硝酸盐等标准时，主要是从人群接触资料考 虑适当的安全系数，因此安全系数都很小。例如制订饮水镉标准时，已确定应当 就意味着，如果已经发现阈值，则下次测试水平应低于 30％，如果在此水平上 edved 等曾提出从阈值减去三个标准差的计算方法求安全系数，这种方法 完全是经验性的，缺乏生物学理论基础。作者还根据毒物的毒性效应、化学结构 Ｋ= 1ＭＣＨ／Ｋ 剂量的基础及其依据；d. 剂量-反应曲线的斜率，如曲线的斜度大，则要求有较 大的安全系数；e. 如有人体资料时，特别是以完整的流行病学调查资料作为依 据时，可采用很小的安全系数，例如对大气和水，采用人的感官阈浓度时，则不 需要安全系数。 美国在制订饮 1. 当具有完整的慢 2. 当具有完整的慢性消化道 3. 当只有有限的慢性毒性数据，或唯一数据来自呼吸道摄入资料时 美国在制订饮水中镉、氟化物、 比人一生的镉摄入量大 4 倍时引起肾脏毒性，因此安全系数规定 4。制订饮水氟 化物标准时，主要考虑有较低百分比的牙斑釉发生，故安全系数规定为 3 以下。 前苏联学者 Izmerow 报导，所有的容许浓度均应附有 30％的安全系数。这 污染物不引起任何影响，实验即可结束，最后的实验就是最高容许浓度。 这与 美国惯用的 10 倍或 100 倍安全系数相比，安全系数似乎很小，但必须指出，前 苏联是试图防止暴露后引起最敏感指标的变化，这种变化并不是真正的病理变 化。 M 和理化性质之间的定量关系，确定数学公式进行安全系数推算: ＭＡＣ＝Ｌ 式中: K 安全系数个大于 2 的正值，并且该值与种属间的生理参数，如肝、肾血流是一致的。因此 建议将种间和种内个体差异之间的分配系数作为一个暂定值是合适的。 安全系数的确定，缺乏统一意见，在很大程度上是凭经验的。但通常应考虑:a. 毒作用的类型；b. 试验动物与人群观察资料的完整性；c. 确定无作用剂量或阈 水非致癌有机物质容许浓度时，采用安全系数大小是按照现有 资料的范围来决定的: 性人体接触的数据，并佐有某种动物慢性消化道摄入的 毒性资料，则用安全系数 10。 摄入毒性数据时，用安全系数 100。 ，则用 安全系数 1000(NAS)或 500(EPA)。 硝酸盐等标准时，主要是从人群接触资料考 虑适当的安全系数，因此安全系数都很小。例如制订饮水镉标准时，已确定应当 就意味着，如果已经发现阈值，则下次测试水平应低于 30％，如果在此水平上 edved 等曾提出从阈值减去三个标准差的计算方法求安全系数，这种方法 完全是经验性的，缺乏生物学理论基础。作者还根据毒物的毒性效应、化学结构 Ｋ= 1ＭＣＨ／Ｋ 剂量的基础及其依据；d. 剂量-反应曲线的斜率，如曲线的斜度大，则要求有较 大的安全系数；e. 如有人体资料时，特别是以完整的流行病学调查资料作为依 据时，可采用很小的安全系数，例如对大气和水，采用人的感官阈浓度时，则不 需要安全系数。 美国在制订饮 1. 当具有完整的慢 2. 当具有完整的慢性消化道 3. 当只有有限的慢性毒性数据，或唯一数据来自呼吸道摄入资料时 美国在制订饮水中镉、氟化物、 比人一生的镉摄入量大 4 倍时引起肾脏毒性，因此安全系数规定 4。制订饮水氟 化物标准时，主要考虑有较低百分比的牙斑釉发生，故安全系数规定为 3 以下。 前苏联学者 Izmerow 报导，所有的容许浓度均应附有 30％的安全系数。这 污染物不引起任何影响，实验即可结束，最后的实验就是最高容许浓度。 这与 美国惯用的 10 倍或 100 倍安全系数相比，安全系数似乎很小，但必须指出，前 苏联是试图防止暴露后引起最敏感指标的变化，这种变化并不是真正的病理变 化。 M 和理化性质之间的定量关系，确定数学公式进行安全系数推算: ＭＡＣ＝Ｌ 式中: K 安全系数