神經毒性和生殖毒性是風險評估的重要領域，因為神經系統和生殖系統對異生物質的影響高度敏感。 許多藥劑已被確定對人體的這些系統有毒（Barlow 和 Sullivan 1982；OTA 1990）。 許多殺蟲劑被故意設計成通過乾擾激素生物化學和神經傳遞來破壞目標生物（例如昆蟲）的繁殖和神經功能。
由於三個相互關聯的原因，很難確定對這些系統具有潛在毒性的物質：首先，這些是人類最複雜的生物系統之一，生殖和神經功能的動物模型通常被認為不足以代表認知等關鍵事件或早期胚胎胎兒發育； 其次，沒有簡單的測試來識別潛在的生殖或神經毒物； 第三，這些系統包含多種細胞類型和器官，因此沒有一套單一的毒性機制可用於推斷劑量-反應關係或預測結構-活性關係 (SAR)。 此外，眾所周知，神經系統和生殖系統的敏感性隨年齡而變化，關鍵時期的接觸可能比其他時間產生更嚴重的影響。
神經毒性風險評估
神經毒性是一個重要的公共衛生問題。 如表 1 所示，已發生數起人類神經毒性事件，涉及數千名工人和其他人群通過工業排放、受污染的食物、水和其他媒介暴露。 鉛、汞、有機磷殺蟲劑和氯化溶劑等神經毒素的職業暴露在世界各地都很普遍（OTA 1990 年；Johnson 1978 年）。
表 1. 選定的主要神經毒性事件
| 年份） | 地址 | 物質 | 留言 |
| 400 BC | 羅馬 | 鉛 | 希波克拉底認識到採礦業中的鉛毒性。 |
| 1930s | 美國（東南部） | 托普 | 潤滑油中經常添加的化合物會污染“Ginger Jake”酒精飲料； 超過 5,000 人癱瘓，20,000 至 100,000 人受影響。 |
| 1930s | 歐洲 | 芹菜醇（含 TOCP） | 含有 TOCP 的流產藥物導致 60 例神經病變。 |
| 1932 | 美國（加利福尼亞） | 鉈 | 含有硫酸鉈的大麥被用作殺鼠劑，被偷來用來製作玉米餅； 13名家屬因神經系統症狀入院； 6人死亡。 |
| 1937 | 南非 | 托普 | 60 名南非人在使用受污染的食用油後出現癱瘓。 |
| 1946 | - | 四乙基鉛 | 超過 25 人在清潔汽油箱後受到神經系統影響。 |
| 1950s | 日本（小又） | 水星 | 數百人食用被化工廠汞污染的魚類和貝類； 121人中毒，46人死亡，多名嬰兒神經系統嚴重受損。 |
| 1950s | 法國 | 有機錫 | 三乙基錫污染 Stallinon 導致 100 多人死亡。 |
| 1950s | 摩洛哥 | 錳 | 150 名礦工患有慢性錳中毒，並出現嚴重的神經行為問題。 |
| 1950s-1970s | 美國 | AETT | 被發現具有神經毒性的香料成分； 1978 年退出市場； 對人類健康的影響未知。 |
| 1956 | - | 異狄氏劑 | 49 人在食用了由被殺蟲劑異狄氏劑污染的麵粉製成的烘焙食品後生病； 在某些情況下會導致抽搐。 |
| 1956 | 土耳其 | 六氯苯 | 六氯苯，一種籽粒殺菌劑，導致中毒3,000至4,000； 10%的死亡率。 |
| 1956-1977 | 日本 | 氯喹醇 | 用於治療旅行者腹瀉的藥物被發現會導致神經病變； 二十年來，多達 10,000 人受到影響。 |
| 1959 | 摩洛哥 | 托普 | 被潤滑油污染的食用油影響了大約 10,000 人。 |
| 1960 | 伊拉克 | 水星 | 汞用作殺菌劑處理麵包中使用的籽粒； 超過 1,000 人受到影響。 |
| 1964 | 日本 | 水星 | 甲基汞影響 646 人。 |
| 1968 | 日本 | 印刷電路板 | 多氯聯苯洩漏到米油中； 1,665 人受影響。 |
| 1969 | 日本 | 正己烷 | 93 例神經病變發生在接觸用於製造乙烯基涼鞋的正己烷後。 |
| 1971 | 美國 | 六氯苯 | 在將嬰兒用 3% 的六氯酚沐浴多年後，發現這種消毒劑對神經系統和其他系統有毒。 |
| 1971 | 伊拉克 | 水星 | 用作殺菌劑處理種子的汞用於麵包； 超過 5,000 人嚴重中毒，450 人在醫院死亡，對許多產前暴露的嬰兒的影響沒有記錄。 |
| 1973 | 美國（俄亥俄州） | 甲基異丁基酮 | 接觸溶劑的織物生產廠員工； 超過 80 名工人患有神經病，其中 180 名的影響較輕。 |
| 1974-1975 | 美國（弗吉尼亞州霍普韋爾） | 十氯酮（Kepone） | 接觸殺蟲劑的化工廠員工； 超過 20 人患有嚴重的神經系統問題，超過 40 人的問題不太嚴重。 |
| 1976 | 美國（德克薩斯州） | 雷普托磷 (Phosvel) | 至少有 9 名員工在製造過程中接觸殺蟲劑後出現嚴重的神經系統問題。 |
| 1977 | 美國（加利福尼亞） | 二氯丙烯 (Telone II) | 24 人在交通事故後接觸殺蟲劑 Telone 後住院。 |
| 1979-1980 | 美國（德克薩斯州蘭開斯特） | BHMH (Lucel-7) | 塑料浴缸製造廠的七名員工在接觸 BHMH 後出現嚴重的神經系統問題。 |
| 1980s | 美國 | 多點傳輸協議 | 發現非法藥物合成中的雜質會導致與帕金森病相同的症狀。 |
| 1981 | 西班牙 | 受污染的有毒油 | 20,000 人因油中有毒物質中毒，造成 500 多人死亡； 許多人患有嚴重的神經病。 |
| 1985 | 美國和加拿大 | 涕滅威 | 在加利福尼亞州和其他西部各州以及不列顛哥倫比亞省，超過 1,000 人在攝入被殺蟲劑涕滅威污染的甜瓜後出現神經肌肉和心臟問題。 |
| 1987 | Canada | 海藻酸 | 攝入被軟骨藻酸污染的貽貝導致 129 人患病和 2 人死亡； 症狀包括記憶力減退、定向障礙和癲癇發作。 |
資料來源：OTA 1990。
化學品可能通過作用於中樞或外周神經系統內的幾個細胞靶標或生化過程中的任何一個來影響神經系統。 對其他器官的毒性作用也可能影響神經系統，例如肝性腦病。 神經毒性的表現包括對學習（包括記憶、認知和智力表現）、體感過程（包括感覺和本體感受）、運動功能（包括平衡、步態和精細運動控制）、情感（包括人格狀態和情緒）和自主神經的影響功能（內分泌功能和內部器官系統的神經控制）。 化學品對神經系統的毒性作用通常隨著年齡的增長而在敏感性和表現上有所不同：在發育過程中，由於細胞分化、遷移和細胞間接觸的延長過程，中樞神經系統可能特別容易受到毒性損傷這發生在人類身上（OTA 1990）。 此外，神經系統的細胞毒性損傷可能是不可逆的，因為神經元在胚胎髮生後不會被替換。 雖然中樞神經系統 (CNS) 通過緊密連接的細胞系統（血腦屏障，由排列在大腦血管系統中的毛細血管內皮細胞組成）在一定程度上避免與吸收的化合物接觸，但有毒化學物質可以進入中樞神經系統通過三種機制：溶劑和親脂性化合物可以穿過細胞膜； 一些化合物可以附著在為中樞神經系統提供營養和生物分子的內源性轉運蛋白上； 吸入的小蛋白質可以直接被嗅覺神經吸收並輸送到大腦。
美國監管機構
監管神經毒性物質的法定權力分配給美國的四個機構：食品和藥物管理局 (FDA)、環境保護署 (EPA)、職業安全與健康管理局 (OSHA) 和消費品安全委員會（美國消費品安全委員會）。 雖然 OSHA 通常對神經毒性（和其他）化學品的職業暴露進行監管，但 EPA 有權根據聯邦殺蟲劑、殺真菌劑和滅鼠劑法案 (FIFRA) 對職業和非職業的殺蟲劑暴露進行監管。 EPA 還在製造和銷售之前對新化學品進行監管，這使該機構有義務考慮職業和非職業風險。
危害識別
對神經系統的生理學、生物化學或結構完整性或行為表現的神經系統功能產生不利影響的藥劑被定義為神經毒性危害 (EPA 1993)。 由於神經系統的複雜性和神經毒性的多種表現，固有神經毒性的確定是一個困難的過程。 有些效果可能會延遲出現，例如某些有機磷殺蟲劑的延遲神經毒性。 在確定神經毒性危害時需要謹慎和判斷，包括考慮暴露條件、劑量、持續時間和時間。
危害識別通常基於對完整生物體的毒理學研究，其中行為、認知、運動和體感功能使用一系列調查工具進行評估，包括生物化學、電生理學和形態學（Tilson 和 Cabe，1978 年；Spencer 和 Schaumberg，1980 年）。 仔細觀察整個有機體行為的重要性怎麼強調都不為過。 危害識別還需要評估不同發育階段的毒性，包括生命早期（宮內和新生兒早期）和衰老。 在人類中，神經毒性的鑑定涉及使用運動功能、言語流暢性、反射、感覺功能、電生理學、神經心理學測試的神經學評估方法進行臨床評估，在某些情況下還包括腦成像和定量腦電圖的先進技術。 世衛組織開發並驗證了神經行為核心測試組合（NCTB），其中包含運動功能、手眼協調、反應時間、即時記憶、注意力和情緒的探針。 該電池已通過協調過程在國際上得到驗證 (Johnson 1978)。
使用動物進行危險識別也取決於仔細的觀察方法。 美國 EPA 開發了一種功能性觀察電池作為第一級測試，旨在檢測和量化主要的明顯神經毒性效應 (Moser 1990)。 這種方法也被納入 OECD 亞慢性和慢性毒性測試方法。 一個典型的電池包括以下措施：姿勢； 步態; 機動性； 一般覺醒和反應； 是否存在震顫、抽搐、流淚、立毛、流涎、多尿或多排便、刻板印象、轉圈或其他怪異行為。 引發的行為包括對處理、捏尾巴或點擊的反應； 平衡、翻正反射和後肢握力。 表 2 顯示了一些具有代表性的測試和通過這些測試確定的代理。
表 2. 測量神經毒性的專門測試示例
| 功能 | 程序 | 代表代理商 |
| 神經肌肉 | ||
| 弱點 | 握力; 游泳耐力； 懸掛在桿上； 辨別運動功能； 後肢張開 | 正己烷、甲基丁基酮、西維因 |
| 不協調 | Rotorod，步態測量 | 3-乙酰吡啶、乙醇 |
| 震 | 等級量表，光譜分析 | 十氯酮，I 型擬除蟲菊酯，滴滴涕 |
| 肌陣攣、痙攣 | 等級量表，光譜分析 | DDT，II 型擬除蟲菊酯 |
| 感覺的 | ||
| 聽覺 | 判別條件反射，反射修正 | 甲苯、三甲基錫 |
| 視覺毒性 | 判別條件 | 甲基汞 |
| 體感毒性 | 判別條件 | 丙烯酰胺 |
| 疼痛敏感性 | 判別條件反射（btration）； 功能觀察電池 | 對硫磷 |
| 嗅覺毒性 | 判別條件 | 3-甲基吲哚甲溴 |
| 學習、記憶 | ||
| 習慣 | 驚嚇反射 | 氟磷酸二異丙酯 (DFP) |
| 經典的空調 | 瞬膜，條件性味道厭惡，被動迴避，嗅覺調節 | 鋁、西維因、三甲基錫、IDPN、三甲基錫（新生兒） |
| 操作或儀器調節 | 單向迴避、雙向迴避、Y-迷宮迴避、Biol 水迷宮、Morris 水迷宮、徑向臂迷宮、樣本延遲匹配、重複採集、視覺辨別學習 | 十氯酮、鉛（新生兒）、維生素 A 過多症、苯乙烯、DFP、三甲基錫、DFP。 西維因，鉛 |
資料來源：美國環保署 1993 年。
這些測試之後可能會進行更複雜的評估，通常用於機械研究而不是危害識別。 用於神經毒性危害識別的體外方法是有限的，因為它們不提供對複雜功能（例如學習）的影響的指示，但它們在確定毒性目標位點和提高目標位點劑量反應研究的精確度方面可能非常有用（參見WHO 1986 和 EPA 1993，全面討論了識別潛在神經毒物的原則和方法）。
劑量反應評估
如上所述，毒性和劑量之間的關係可能基於可用的人類數據或動物試驗。 在美國，不確定性或安全係數方法通常用於神經毒物。 該過程涉及確定“未觀察到的不良反應水平”(NOAEL) 或“最低觀察到的不良反應水平”(LOAEL)，然後將該數字除以不確定性或安全係數（通常是 10 的倍數），以考慮諸如數據、人類潛在的更高敏感性以及由於年齡或其他宿主因素導致的人類反應的可變性。 所得數字稱為參考劑量 (RfD) 或參考濃度 (RfC)。 在最敏感的動物物種和性別中以最低劑量發生的效應通常用於確定 LOAEL 或 NOAEL。 將動物劑量轉換為人類暴露是通過跨物種劑量測定的標準方法完成的，同時考慮到壽命和暴露持續時間的差異。
使用不確定因素方法假設存在閾值或劑量，低於該閾值或劑量不會引起不利影響。 特定神經毒物的閾值可能難以通過實驗確定； 它們基於對所有神經毒物可能適用或不適用的作用機制的假設（Silbergeld 1990）。
暴露評估
在此階段，將評估有關人群、亞人群甚至個人接觸神經毒物的來源、途徑、劑量和持續時間的信息。 該信息可能來自對環境介質的監測或人體採樣，或來自基於標準情景（例如工作場所條件和工作描述）或環境歸宿和擴散模型的估計（有關暴露評估方法的一般指南，請參閱 EPA 1992）。 在某些有限的情況下，生物標記可用於驗證暴露推斷和估計； 然而，神經毒物的可用生物標誌物相對較少。
風險表徵
危害識別、劑量反應和暴露評估的組合用於製定風險特徵。 該過程涉及以下假設：從高劑量外推到低劑量、從動物外推到人類，以及閾值假設的適當性和不確定性因素的使用。
生殖毒理學——風險評估方法
生殖危害可能會影響人類的多種功能終點和細胞靶點，並對受影響的個人和後代的健康產生影響。 生殖危害可能影響男性或女性生殖系統的發育、生殖行為、荷爾蒙功能、下丘腦和垂體、性腺和生殖細胞、生育力、懷孕和生殖功能的持續時間（OTA 1985）。 此外，誘變化學品還可能通過破壞生殖細胞的完整性來影響生殖功能 (Dixon 1985)。
化學暴露對人類生殖功能的不利影響的性質和程度在很大程度上是未知的。 關於男性或女性的生育能力、女性絕經年齡或男性精子數量等終點的可用監測信息相對較少。 然而，男性和女性都受僱於可能發生生殖危害的行業（OTA 1985）。
本節不概括神經毒物和生殖毒物風險評估的共同要素，而是著重於生殖毒物風險評估的特定問題。 與神經毒物一樣，EPA、OSHA、FDA 和 CPSC 的法規規定了對生殖毒性化學品進行監管的權力。 在這些機構中，只有 EPA 有一套明確的生殖毒性風險評估指南。 此外，加利福尼亞州根據州法律第 65 號提案（Pease 等人，1991 年）制定了生殖毒性風險評估方法。
生殖毒物，如神經毒物，可能通過影響許多靶器官或分子作用位點中的任何一個而起作用。 他們的評估更加複雜，因為需要單獨和一起評估三種不同的生物——雄性、雌性和後代（Mattison 和 Thomford 1989）。 雖然生殖功能的一個重要終點是健康孩子的產生，但生殖生物學還在發育和成熟生物體的健康中發揮作用，無論它們是否參與生育。 例如，通過自然消耗或手術去除卵母細胞而導致的排卵功能喪失對女性的健康有重大影響，包括血壓、脂質代謝和骨骼生理學的變化。 激素生化的變化可能會影響對癌症的易感性。
危害識別
可根據人類或動物數據確定生殖危害。 總的來說，由於需要仔細監測以檢測生殖功能的變化，例如精子數量或質量、排卵頻率和周期長度或青春期年齡，因此來自人類的數據相對較少。 通過收集生育率信息或妊娠結果數據來檢測生殖危害可能會被許多夫婦通過計劃生育措施故意抑制生育所混淆。 對選定人群的仔細監測表明，當評估早孕的生物標誌物時，生殖失敗（流產）的發生率可能非常高（Sweeney 等人，1988 年）。
使用實驗動物的測試方案被廣泛用於鑑定生殖毒物。 在大多數這些設計中，正如 FDA 和 EPA 在美國以及 OECD 測試指南計劃在國際上開發的那樣，在男性和/或女性接觸後根據生育能力檢測可疑藥物的影響； 觀察與交配有關的性行為； 性腺和輔助性腺體的組織病理學檢查，例如乳腺（EPA 1994）。 生殖毒性研究通常涉及對動物連續給藥一代或多代，以檢測對綜合生殖過程的影響以及研究對特定生殖器官的影響。 建議進行多代研究，因為它們可以檢測子宮內生殖系統發育過程中可能由暴露引起的影響。 國家毒理學計劃在美國開發了一種特殊的測試方案，即連續育種繁殖評估 (RACB)。 該測試提供了有關妊娠時間間隔變化的數據（反映排卵功能），以及整個測試期間的產仔數和大小。 當延長到女性的生命週期時，它可以提供有關早期生殖失敗的信息。 可以將精子措施添加到 RACB 中以檢測男性生殖功能的變化。 檢測植入前或植入後丟失的特殊測試是顯性致死測試，旨在檢測男性精子發生中的誘變效應。
還開發了體外試驗作為生殖（和發育）毒性的篩選（Heindel 和 Chapin 1993）。 這些測試通常用於通過提供有關目標位點和觀察到的效應機制的更多信息來補充體內測試結果。
表 3 顯示了生殖毒性評估中的三種終點類型——夫妻介導的、女性特定的和男性特定的。 夫妻介導的終點包括在多代和單一生物體研究中可檢測到的終點。 它們通常也包括對後代的評估。 應該注意的是，與人類的這種測量相比，囓齒動物的生育力測量通常不敏感，並且與顯著影響生育力的劑量相比，對生殖功能的不利影響很可能發生在較低的劑量下（EPA 1994）。 男性特異性終點可以包括顯性致死率測試以及器官和精子的組織病理學評估、激素測量和性發育標誌物。 精子功能也可以通過體外受精方法來評估，以檢測生殖細胞的滲透和獲能特性； 這些測試很有價值，因為它們可以直接與人類生育診所進行的體外評估進行比較，但它們本身並不提供劑量反應信息。 除了器官組織病理學和激素測量外，女性特定的終點還包括對生殖後遺症的評估，包括哺乳和後代生長。
表 3. 生殖毒理學終點
| 夫妻介導的終點 | |
| 多代研究 | 其他生殖終點 |
| 交配率，交配時間（懷孕時間1) 受孕率1 交貨率1 妊娠長度1 窩產仔數（總產仔數和活產仔數） 活的和死的後代數量（胎兒死亡率1) 後代性別1 出生體重1 產後體重1 後代存活1 外部畸形和變異1 後代繁殖1 |
排卵率 受精率 植入前丟失 著床數 著床後損失1 內部畸形和變異1 產後結構和功能發育1 |
| 男性特異性終點 | |
| 風琴重量 視覺檢查和組織病理學 精子評估1 激素水平1 發展性 |
睾丸、附睾、精囊、前列腺、垂體 睾丸、附睾、精囊、前列腺、垂體 精子數量（計數）和質量（形態、活力） 黃體生成素、卵泡刺激素、睾酮、雌激素、催乳素 睾丸下降1, 包皮分離, 精子生產1, 肛門-生殖器距離, 外生殖器正常1 |
| 女性特定終點 | |
| 體重 風琴重量 視覺檢查和組織病理學 發情期（月經1) 週期常態 激素水平1 哺乳期1 技術開發 衰老（更年期1) |
卵巢、子宮、陰道、垂體 卵巢、子宮、陰道、垂體、輸卵管、乳腺 陰道塗片細胞學 LH、FSH、雌激素、黃體酮、催乳素 後代生長 外生殖器正常1, 陰道口, 陰道塗片細胞學, 發情行為的開始 (月經1) 陰道塗片細胞學、卵巢組織學 |
1 人類可以相對非侵入性地獲得的終點。
資料來源：美國環保署 1994 年。
在美國，危害識別以對毒性數據的定性評估結束，據此判斷化學品是否具有足夠或不充分的危害證據（EPA 1994）。 “充分”證據包括基於病例對照或隊列研究或得到充分支持的病例係列提供令人信服的因果關係證據（或缺乏因果關係證據）的流行病學數據。 足夠的動物數據可能與有限的人類數據相結合，以支持生殖危害的發現：為了充分，實驗研究通常需要利用 EPA 的兩代測試指南，並且必須包括至少證明不利生殖影響的數據在一個測試物種中進行適當的、進行良好的研究。 有限的人類數據可能可用也可能不可用； 出於危險識別的目的，它不是必需的。 為排除潛在的生殖危害，動物數據必須包括來自不止一項研究的足夠多的端點，表明在對動物的毒性最小的劑量下沒有不利的生殖影響（EPA 1994）。
劑量反應評估
與神經毒物的評估一樣，劑量相關效應的證明是生殖毒物風險評估的重要組成部分。 由於懷孕期間複雜的毒代動力學，以及區分特定生殖毒性和對生物體的一般毒性的重要性，劑量反應分析中出現了兩個特別的困難。 虛弱的動物或具有大量非特異性毒性（如體重減輕）的動物可能無法排卵或交配。 母體毒性會影響妊娠的生存能力或對哺乳的支持。 這些影響雖然有毒性證據，但並不特定於繁殖（Kimmel 等人，1986 年）。 評估特定終點（例如生育能力）的劑量反應必須在對生殖和發育進行全面評估的背景下進行。 不同效應的劑量反應關係可能存在顯著差異，但會干擾檢測。 例如，減少窩產仔數的藥物可能不會對窩重產生影響，因為減少了對宮內營養的競爭。
暴露評估
生殖風險評估的暴露評估的一個重要組成部分涉及暴露時間和持續時間的信息。 累積暴露測量可能不夠精確，具體取決於受影響的生物過程。 眾所周知，雄性和雌性在不同發育階段的暴露會導致人類和實驗動物的不同結果（Gray 等人，1988 年）。 精子發生和排卵的時間性質也會影響結果。 如果停止接觸，對精子發生的影響可能是可逆的； 然而，卵母細胞毒性是不可逆的，因為雌性有一組固定的生殖細胞用於排卵（Mattison 和 Thomford 1989）。
風險表徵
與神經毒物一樣，通常假設生殖毒物存在閾值。 然而，誘變化合物對生殖細胞的作用可能被認為是這個一般假設的一個例外。 對於其他終點，通過確定 NOAEL 或 LOAEL 並應用適當的不確定因素計算 RfD 或 RfC，與神經毒物一樣。 用於確定 NOAEL 或 LOAEL 的效應是來自最合適或最敏感的哺乳動物物種的最敏感的不良生殖終點（EPA 1994）。 不確定因素包括對種間和種內變異的考慮、定義真實 NOAEL 的能力以及檢測到的終點的敏感性。
風險特徵還應側重於處於風險中的特定亞群，可能指定男性和女性、懷孕狀況和年齡。 特別敏感的個體，如哺乳期婦女、卵母細胞數量減少的女性或精子數量減少的男性，以及青春期前的青少年也可以考慮。