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臺灣農藥科學 第
1
期
40
包括對照組在內總共只有
3
個劑量也已足
夠
BMD
模式分析
(
圖二
)
，然而一個試驗
中若僅在最高劑量有反應，此種情況並未符
合
BMD
模式分析最低條件要求，因此為了
增加觀測到超過一個劑量有反應的機會，
最好設計較多的劑量組。而設計供
BMD
分
析的套裝軟體，比較常被使用的包括歐盟的
PROAST
(49)
與美國環保署的
BMDS
(25)
，而此
兩套軟體分析結果差異性不大，同時它們都
可免費下載使用，但
BMR
的定義卻有不同
的方式，使得評估指標的
BMR
並未統一
(16)
，
導致計算
BMD
值目前尚未有統一的標準方
法，而影響劑量反應模式分析的透明度。
利用
BMD
分析做為風險評估仍爭議不
斷，不贊成者認為
BMD
操作的不熟與不易
瞭解、
BMD
之基準反應率定義、值與基準
劑量下限值等缺乏共識
(63)
，認為要達成國
際間對大部分相關毒理學參數的
BMR
值不
太可能
(16)
，然而應用
BMD
不同的評估指標
同時給予合理的
BMR
選擇，或許以一種非
正式的共識是可行的。同時部分學者認為
BMD
推估無需國際間相關
BMR
的共識，
因為引導操作方法與最似然法則即可推出
相似的
BMD
值
(44)
。再者是軟體的標準性，
最佳模式的選擇影響結果的程度遠大於不
同軟體的使用，因此模式的選擇應加以標
準化。最後是風險評估與風險管理混淆，
BMD
推估方法應讓歐盟與美國兩大團體相
關人士瞭解，但模式分析本身應是風險評
估專家的事情，只是風險評估專家將結果
提供給風險評估主管，供做為決定採取那
些方法的根據而已。
而傾向贊成推薦使用
BMD
分析者
(45)
，
認為分析結果不會受限於單一個試驗劑量，
因此比較不會受劑量選擇與劑量間距的影
響，且在一試驗無法取得
NOAEL
值情況
下，
BMD
值仍可被推估，因此試驗無需重
做。而在利用
PROAST
軟體
(
歐盟開發與美
國環保署
BMD
相似的軟體
)
可同時分析
2
個相關數據組，如雌與雄、
2
個次族群或兩
個化合物等。如此一來，
2
個數據組的敏感
性潛在差異可被辨認。再者，
BMD
之大約
不確定度可以藉由計算
BMDL
值而得，不
確定度越高，信賴區間越大，亦即
BMD
與
BMDL
間的距離與
BMD
與
BMDL
比值均越
大，此意謂有額外的訊息必需進行風險管
理措施。最後是
BMD
分析同時也提供劑量
─反應關係的相關訊息，如暴露濃度超過
BMD
值時，在該劑量產生的反應可從劑量
反應關係曲線推估。此外，
BMD
分析可適
合評估具有共通性作用機制的混合化合物，
例如有機磷類農藥等，如此相對潛在因子
可做為累積性暴露風險評估的起始點
(point
of departure, POD)
(24)
。
目前國際上利用
BMD
分析做為風險
評估的角色與應用中，會同時計算分析
BMD
與
BMDL
值，若風險評估的目的在於
對單一化合物推出健康為基礎的基準值，
其不確定度可被量化，所以比較建議使用
BMDL
值。根據學者的意見，毒性試驗的
整體
BMDL
值可藉由各不同評估指標中選
取最小的
BMDL
值而得
(47)
。但將來如何自
很多不同試驗的不同評估指標的
BMDL
值
整合至風險評估中則尚無結論，此問題乃