職業和環境毒理學的首要目標是改進在一般和職業環境中接觸有害物質對健康影響的預防或實質性限制。 為此，已經開發了與給定暴露相關的定量風險評估系統（參見“監管毒理學”部分）。
化學品對特定係統和器官的影響與接觸程度以及接觸是急性還是慢性有關。 鑑於即使在一個系統或器官內毒性作用的多樣性，已經提出了關於關鍵器官和關鍵效應的統一理念，用於風險評估和製定基於健康的不同環境介質中有毒物質的推薦濃度限值.
從預防醫學的角度來看，基於預防或限制早期影響可能會阻止更嚴重的健康影響發生的一般假設，識別早期不良反應尤為重要。
這種方法已應用於重金屬。 雖然鉛、鎘和汞等重金屬屬於一組特定的有毒物質，其活動的慢性影響取決於它們在器官中的積累，但下面給出的定義是由金屬毒性工作組 (Nordberg 1976).
金屬毒性工作組提出的關鍵器官定義稍作修改後被採納： 金屬 已替換為表達式 潛在有毒物質 （達弗斯 1993）。
一個給定的器官或系統是否被認為是關鍵的不僅取決於有害物質的毒性力學，而且還取決於吸收途徑和暴露人群。
- 細胞的臨界濃度: 在細胞中發生可逆或不可逆的不利功能變化時的濃度。
- 臨界器官濃度：器官中最敏感的細胞類型達到臨界濃度時器官中的平均濃度。
- 關鍵器官：在特定的暴露環境下和特定人群中首先達到金屬臨界濃度的特定器官。
- 暴擊效果：個體劑量和效應之間關係的確定點，即對關鍵器官的細胞功能產生不利影響的點。 在低於關鍵器官中金屬臨界濃度的暴露水平下，可能會發生一些影響，這些影響本身不會損害細胞功能，但可以通過生化和其他測試檢測到。 這種影響被定義為 亞臨界效應.
亞臨界效應的生物學意義有時是未知的； 它可能代表暴露生物標誌物、適應指數或關鍵效應前體（參見“毒理學測試方法：生物標誌物”）。 考慮到預防活動，後一種可能性可能特別重要。
表 1 顯示了不同化學品的關鍵器官和影響示例。 在長期接觸鎘的環境中，吸收途徑不太重要（鎘空氣濃度範圍為 10 至 20μg/m3 在城市和 1 至 2 微克/立方米3 在農村地區），關鍵器官是腎臟。 在TLV達到50μg/m的職業環境中3 吸入是主要的接觸途徑，肺和腎這兩個器官被認為是至關重要的。
表 1. 關鍵器官和關鍵影響示例
| 物質 | 慢性暴露的重要器官 | 暴擊效果 |
| 鎘 | 肺 | 無門檻: 肺癌（單位風險 4.6 x 10-3) |
| 腎 | 門檻: 增加低分子蛋白的排泄（β2 -M, RBP) 在尿液中 |
|
| 肺 | 肺氣腫輕微功能改變 | |
| 領導 | 成人 造血系統 |
尿液中 δ-氨基乙酰丙酸排泄增加 (ALA-U); 紅細胞中游離紅細胞原卟啉 (FEP) 濃度增加 |
| 外周神經系統 | 減慢較慢的神經纖維的傳導速度 | |
| 汞（元素） | 小孩子 中樞神經系統 |
智商下降和其他微妙的影響； 水銀性震顫（手指、嘴唇、眼瞼） |
| 汞（水銀） | 腎 | 蛋白尿 |
| 錳 | 成人 中樞神經系統 |
精神運動功能受損 |
| 兒童 肺 |
呼吸道症狀 | |
| 中樞神經系統 | 精神運動功能受損 | |
| 甲苯 | 粘膜 | 刺激 |
| 氯乙烯 | 肝 | 癌症 （血管肉瘤單位風險 1 x 10-6 ) |
| 乙酸乙酯 | 黏膜 | 刺激 |
對於鉛，成人的關鍵器官是造血系統和周圍神經系統，其中的關鍵影響（例如，游離紅細胞原卟啉濃度 (FEP) 升高、尿液中 δ-氨基乙酰丙酸排泄增加或周圍神經傳導受損）在以下情況下顯現血鉛水平（系統中鉛吸收的指標）接近 200 至 300μg/l。 在幼兒中，關鍵器官是中樞神經系統 (CNS)，即使在濃度約為 100μg/l Pb 的情況下，已發現使用心理測試電池檢測到的功能障礙症狀出現在受檢人群中在血液中。
已經制定了許多其他定義，它們可能更好地反映了該概念的含義。 根據 WHO（1989），臨界效應被定義為“當臨界器官達到閾值（臨界）濃度或劑量時出現的第一個不良反應。 沒有定義閾值濃度的副作用，例如癌症，通常被認為是嚴重的。 決定影響是否關鍵是專家判斷的問題。” 在國際化學品安全規劃署 (IPCS) 制定的指南中 環境衛生標准文件，臨界效應被描述為“被判斷為最適合確定可耐受攝入量的不利效應”。 後一個定義直接用於評估一般環境中基於健康的暴露限值。 在這種情況下，最重要的似乎是確定哪些影響可以被視為不利影響。 按照目前的術語，不利影響是“生物體形態、生理、生長、發育或壽命的變化，導致補償額外壓力的能力受損或增加對其他環境影響有害影響的敏感性。 任何影響是否不利的決定需要專家判斷。”
圖 1 顯示了不同效應的假設劑量反應曲線。 在接觸鉛的情況下， A 可以代表亞臨界效應（抑制紅細胞丙氨酸脫水酶）， B 關鍵作用（紅細胞原卟啉鋅增加或 δ-氨基乙酰丙酸排泄增加， C 臨床效果（貧血）和 D 致命的影響（死亡）。 對於鉛暴露，有大量證據表明暴露的特定影響如何取決於血液中的鉛濃度（劑量的實際對應物），無論是劑量反應關係的形式還是與不同變量（性別、年齡等）的關係.). 確定人體中此類效應的關鍵效應和劑量反應關係，可以預測特定人群中給定劑量或其對應物（生物材料中的濃度）的給定效應的頻率。
圖 1. 各種效應的假設劑量反應曲線
關鍵影響可以分為兩種類型：被認為具有閾值的那些和在任何暴露水平下都可能存在風險的那些（非閾值、基因毒性致癌物和細菌誘變劑）。 只要有可能，應使用適當的人類數據作為風險評估的基礎。 為了確定對一般人群的閾值效應，必須做出關於暴露水平（可耐受攝入量、暴露生物標誌物）的假設，使得暴露於給定有害物質的人群中的臨界效應頻率對應於頻率在普通人群中的這種影響。 在鉛暴露中，一般人群的最大推薦血鉛濃度（200μg/l，中值低於 100μg/l）（WHO 1987）實際上低於假設的關鍵效應的閾值——游離紅細胞原卟啉水平升高，儘管它不低於對兒童中樞神經系統或成人血壓產生影響的相關水平。 一般來說，如果來自良好進行的人群研究的數據定義了一個沒有觀察到的不利影響水平是安全評估的基礎，那麼不確定因素 10 被認為是合適的。 在職業暴露的情況下，關鍵影響可能指的是人口的某一部分（例如 400%）。 因此，在職業性鉛暴露中，基於健康的推薦血鉛濃度已被採納為男性 10 毫克/升，其中 ALA-U 的 5% 響應水平為 300 毫克/升，而 PbB 濃度約為 400 至 200 毫克/升. 對於鎘的職業暴露（假設增加低重量蛋白質的尿液排泄是關鍵影響），腎皮質中 10ppm 的鎘水平已被視為允許值，因為這種影響已在 1996% 的人中觀察到暴露人群。 目前（即 XNUMX 年），許多國家正在考慮降低這兩個值。
對於關鍵影響可能沒有閾值的化學品（例如遺傳毒性致癌物）的風險評估的適當方法，目前還沒有明確的共識。 許多主要基於劑量反應關係特徵的方法已被用於評估此類影響。 由於在諸如 歐洲空氣質量指南 (WHO 1987)，只有單位生命週期風險（即與生命週期暴露於 1μg/m3 危險劑）呈現為非閾值效應（參見“監管毒理學”）。
目前，開展風險評估活動的基本步驟是確定關鍵器官和關鍵效應。 關鍵和不利影響的定義反映了決定給定器官或系統中哪些影響應被視為關鍵的責任，這與隨後確定給定化學品在一般環境中的推薦值直接相關-例如， 歐洲空氣質量指南 （WHO 1987）或基於健康的職業暴露限制（WHO 1980）。 從亞臨界效應範圍內確定臨界效應可能會導致這樣一種情況，即一般或職業環境中有毒化學品濃度的建議限值實際上可能無法維持。 將可能與早期臨床效果重疊的效果視為關鍵可能會導致採用可能在某些部分人群中產生不良影響的值。 特定影響是否應被視為關鍵的決定仍然是專門從事毒性和風險評估的專家組的責任。