To assess the risk to farmers, the

To assess the risk to farmers, the guidelines for potential
risk assessment drawn up by the US Environmental
Protection Agency (US EPA) were followed. To evaluate
the chronic risks posed by pesticide exposures a reference
dose (RfD) is commonly used. This is the level at or below
which daily aggregate exposure over a lifetime will pose no
appreciable risk to human health. The RfD is generally
determined by dividing the no observed adverse effect level
(NOAEL) from the study with the lowest NOAEL by an
uncertainty factor (Uf) (usually 100 or more; the uncertainty
factor is usually applied to the NOAEL to
account for the fact that some humans may be may be
substantially more sensitive to the effects of substances
than others—intraspecies variation—or more or less
sensitive than a test animal—interspecies variation; US
EPA: http://www.epa.gov). An aggregate daily exposure to
a pesticide residue at or below the RfD is generally
considered acceptable by the EPA (US EPA, 2002a, b).
For shorter-term risks, the EPA calculates a margin of
exposure (MOE) by dividing the NOAEL of the appropriate
animal study by the estimated human exposure,
whereby MOEs lower than 100 are considered to be
unacceptable for most active ingredients, based on the
same rationale as the 100-fold uncertainty factor. The
calculated MOE is thus compared with the target MOE,
also referred to as the toxicological level of concern (LOC),
the latter being routinely set at 100. Exceptions are made
for 2,4-D, which has a target MOE set at 1000 (including
10 for interspecies extrapolation, 10 for intraspecies
variation, and 10 for a database uncertainty factor; EPA
2005: http://www.wripmc.org/NewsAlerts), and glyphosate,
which has no target MOE (US EPA, 2002b). In
determining the effect of dermal exposure in the present
study, a dermal exposure absorption rate of 10% has been
taken into account for 2,4-D (US EPA, 2005) and 25% for
cypermethrin (US EPA, 1998a–c) .
An environmental risk assessment was performed for
honeybees and fish, the two receptor groups most sensitive
to pesticide exposure (Table 3). In the case of honeybees a
hazard quotient (EPPO, 1993a, b) defined as the ratio
between the application rate of a pesticide’s active
ingredient (in g ha1) and the acute oral LD50 (in mg bee1)
was used. To calculate a conservative (worst case) dose for
the active ingredient absorbed through a bee’s integument,
honeybees were assumed to be 15mm long and shaped like
a sphere of 7.5mm radius. The area (A) of the integuments
was then calculated from the radius (r): A=4pr2. To determine the dose, active ingredient application rates were
converted to units of mg cm2 and multiplied by percentage
drift and exposed area of the hypothetical honeybee.
To assess the risk to fish from pesticide exposure via drift
onto nearby irrigation channels or creeks a different
procedure was used. To calculate the concentration of
active ingredient in channel water after drift exposure,
active ingredient application rates (in g ha1) were converted
to units of mg dm2. These rates were then
multiplied by the percentage drift at 0.5, 1.0 or 1.5m from
the field border and subsequently divided by 3 (i.e.,
assuming a channel depth of 30 cm), yielding active
ingredient concentrations in the channel (in mg L1). In
the final step of risk assessment these concentrations were
then compared with the LC50 (i.e., the same as LD50 but
with dose expressed as concentration) and the maximum
tolerable risk levels for the most sensitive fish species
(Tomlin, 1997) and aquatic species (Rijkswaterstaat, 2007).

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

การประเมินความเสี่ยงเกษตรกร คำแนะนำสำหรับศักยภาพประเมินความเสี่ยงที่วาดขึ้น โดยเราสิ่งแวดล้อมหน่วยงานป้องกัน (เรา EPA) ได้ตาม ในการประเมินความเสี่ยงเรื้อรังอึ้ง โดยแมลงภาพอ้างอิงโดยทั่วไปใช้ยา(ร็อกฟอร์ด RfD) นี่คือระดับที่ หรือต่ำกว่าแสงที่รวมทุกวันผ่านชีวิตจะก่อให้เกิดมีความเสี่ยงที่เห็นต่อสุขภาพมนุษย์ RfD เป็นโดยทั่วไปจากการหารไม่พบผลเสียต่อระดับ(NOAEL) จากการศึกษากับ NOAEL ต่ำสุดโดยการ ปัจจัยความไม่แน่นอน (Uf) (ปกติ 100 หรือมากกว่า ในความไม่แน่นอนNOAEL การมักจะใช้ปัจจัยบัญชีจริงที่มนุษย์บางอาจอาจจะมีความสำคัญมากขึ้นผลกระทบของสารอื่น ๆ เช่นเปลี่ยนแปลง intraspecies — หรือน้อยสำคัญกว่าสัตว์ทดสอบ — การเปลี่ยนแปลง interspecies เราEPA: http://www.epa.gov) การสัมผัสทุกวันรวมกับสารตกค้างยาฆ่าแมลงที่ หรือ ใต้ RfD เป็นโดยทั่วไปพิจารณายอมรับ โดย EPA (เรา EPA, 2002a, b)ความเสี่ยง shorter-term, EPA คำนวณกำไรของแสง (หมอ) โดยการหาร NOAEL ของงานศึกษาสัตว์ โดยการประเมินบุคคลเปิดรับแสงโดย MOEs ต่ำกว่า 100 จะถือเป็นไม่สามารถยอมรับได้สำหรับส่วนผสมอยู่มากที่สุด ตามเหตุผลเดียวกันเป็นตัว 100-fold ความไม่แน่นอน ที่หมอคำนวณจึงได้เปรียบเทียบกับเป้าหมายหมอเรียกว่าเป็น toxicological ระดับความกังวล (ล็อค),หลังอยู่เป็นประจำได้ที่ 100 ข้อยกเว้นจะ2, 4-D ซึ่งมีเป้าหมายที่หมอตั้ง 1000 (รวมถึง10 สำหรับ interspecies extrapolation, 10 สำหรับ intraspeciesเปลี่ยนแปลง และ 10 สำหรับฐานข้อมูลปัจจัยความไม่แน่นอน น้ำมันเบนซิน2005: http://www.wripmc.org/NewsAlerts), ไกลโฟ เสต และซึ่งมีเป้าหมายไม่หมอ (เรา EPA, 2002b) ในกำหนดผลของการสัมผัสผิวหนังในปัจจุบันศึกษา อัตราการดูดซึมแสงประมาณ 10% แล้วนำมาพิจารณาสำหรับ 2, 4-D (เรา EPA, 2005) และ 25% สำหรับcypermethrin (เรา EPA, 1998a – c)ดำเนินการประเมินความเสี่ยงสิ่งแวดล้อมสำหรับhoneybees และปลา ตัวรับสองกลุ่มสำคัญมากที่สุดการสัมผัสสารกำจัดศัตรูพืช (ตาราง 3) ในกรณีของ honeybees เป็นอันตรายผลหาร (สนพ. 1993a, b) กำหนดให้เป็นอัตราส่วนระหว่างแอพลิเคชัน ของแมลงเป็นของใช้งานอยู่ส่วนผสม (ใน g ฮา 1) และ LD50 ปากเฉียบพลัน (ในบีเอ็มจี 1)ใช้ การคำนวณปริมาณอนุรักษนิยม (กรณีเลวร้ายที่สุด) สำหรับตัวยาสำคัญดูดซึมผ่านของผึ้ง integumenthoneybees ถูกสันนิษฐานจะ 15 มม.ยาว และรูปทรงเช่นเป็นทรงกลมรัศมี 7.5 มม. พื้นที่ (A) ของ integumentsแล้วคำนวณรัศมี (r): A = 4pr2 เพื่อกำหนดปริมาณรังสี ใช้โปรแกรมราคาถูกแปลงหน่วยเซนติเมตรมิลลิกรัม 2 และคูณ ด้วยเปอร์เซ็นต์ดริฟท์และพื้นที่สัมผัสของน้ำผึ้งอิลอกสมมุติการประเมินความเสี่ยงปลาจากแมลงแสงผ่านดริฟท์ไปยังบริเวณใกล้เคียงสถานีชลประทานหรือลำธารที่แตกต่างกันใช้ขั้นตอน การคำนวณความเข้มข้นของส่วนประกอบในน้ำช่องแสงดริฟท์ใช้โปรแกรมพิเศษ (ใน g ฮา 1) ได้ถูกแปลงหน่วยของ dm มิลลิกรัม 2 ราคาถูกแล้วคูณดริฟท์เปอร์เซ็นต์ที่ 0.5, 1.0 หรือ 1.5 เมตรจากขอบเขตข้อมูล และในเวลาต่อมาแบ่งเป็น 3 ส่วน (เช่นสมมติว่าความลึก 30 ซม.ช่อง), ผลผลิตที่ใช้งานอยู่ส่วนผสมที่ความเข้มข้นในช่อง (ใน L 1 มิลลิกรัม) ในขั้นตอนสุดท้ายของการประเมินความเสี่ยงที่มีความเข้มข้นเหล่านี้แล้ว เทียบกับ LC50 (เช่น เหมือน LD50 แต่กับยาแสดงเป็นความเข้มข้น) และสูงสุดระดับความเสี่ยง tolerable สำหรับพันธุ์ปลาสำคัญที่สุด(Tomlin, 1997) และชนิดน้ำ (Rijkswaterstaat, 2007)

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

เพื่อประเมินความเสี่ยงให้เกษตรกร , แนวทางการประเมินความเสี่ยง
วาดขึ้นโดยหน่วยงานคุ้มครองสิ่งแวดล้อม ( EPA )
เราถูกติดตาม ประเมินความเสี่ยงอันเกิดจากสารพิษเรื้อรัง

( รูปอ้างอิง ( กรมป่าไม้ ) เป็นที่ใช้กันทั่วไป ซึ่งเป็นระดับที่หรือด้านล่าง
ซึ่งทุกวันรวมแสงกว่าชีวิตจะไม่มี
ชดช้อย ความเสี่ยงต่อสุขภาพของมนุษย์ การค้นหาโดยทั่วไป
กำหนดโดยการหารไม่พบว่ามีผลต่อระดับ
( เอ็นโอเออีแอล ) จากการศึกษาด้วยค่าเอ็นโอเออีแอลโดย
ความไม่แน่นอนของปัจจัย ( UF ) ( ปกติ 100 หรือมากกว่า ปัจจัยความไม่แน่นอน
มักจะใช้กับเอ็นโอเออีแอล

บัญชีสำหรับความจริงที่ว่า มนุษย์บางคนอาจจะอาจจะอ่อนไหวมากกับผล
อย่างมาก สาร
กว่าคนอื่น ๆ การเปลี่ยนแปลง intraspecies หรือมากกว่าหรือน้อยกว่า
ที่สําคัญกว่ารูปแบบการทดสอบสัตว์ interspecies ; เรา
EPA : http : / / www.epa . gov ) รวมข่าวสารทุกวัน

เป็นสารพิษที่หรือด้านล่างของกรมป่าไม้โดยทั่วไป
ยอมรับโดย EPA ( US EPA , 2002a , B )
ความเสี่ยงในระยะสั้น , EPA คำนวณอัตรา
แสง ( โมเอะ ) โดยแบ่งเอ็นโอเออีแอลของเหมาะสม
สัตว์การศึกษาโดยประมาณของมนุษย์แสง