中國環境基準理論與方法學研究進展及主要科學問題

馮承蓮，趙曉麗，侯紅，黃薇，宋靜，李會仙，孟偉，吳豐昌,*

1. 中國環境科學研究院 環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012 2. 北京大學 公共衛生學院，北京 100083 3. 中國科學院南京土壤研究所，南京 210008

中國環境基準理論與方法學研究進展及主要科學問題

馮承蓮1，趙曉麗1，侯紅1，黃薇2，宋靜3，李會仙1，孟偉1，吳豐昌1,*

1. 中國環境科學研究院 環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012 2. 北京大學 公共衛生學院，北京 100083 3. 中國科學院南京土壤研究所，南京 210008

環境基準是指環境介質中的環境要素對特定保護對象不產生不良或有害效應的最大限值，是環境標準制修訂的科學依據。環境基準理論與方法學一直是國際環境科學和環境保護科學研究領域的前沿，也是國家環境管理的重大科技需求。本文在總結國際和我國環境基準研究成果的基礎上，較為系統地闡述了環境基準的基本概況、理論方法學及重要進展。同時，結合學科特點和環境基準科技需求，綜合分析了與環境基準理論方法學密切相關的系列關鍵科學問題。

環境基準；水質基準；土壤基準；空氣基準；毒性效應機理；毒性預測模型；環境要素；生物富集；本地化

環境基準是指“環境介質(水、土壤和空氣)中的環境要素對特定保護對象不產生不良或有害效應的最大限值”[1]。環境要素包括物理(噪聲和溫度等)、化學(金屬、有機污染物和氮磷營養鹽等)和生物(細菌和微生物等)及其他綜合(pH、堿度、色度、硬度和感官等)要素；特定保護對象可以是人體健康、生物或生態系統及環境介質的使用功能(包括飲用水、農業用地、工業用地、漁業用水和休閑娛樂等)。環境基準主要是依據科學實驗和科學判斷得出的，它強調“以人(生物)為本”及自然和諧的理念，是科學理論上人與自然“希望維持的標準”。環境基準屬于自然科學研究范疇，主要是依據特定對象在環境介質中的暴露數據，以及與環境要素的劑量效應關系數據，通過科學判斷得出的，涉及多個前沿交叉學科，包括環境化學、毒理學、生態學、流行病學、生物學和風險評估等，反映了各個學科的最新科技成果。環境基準是制定和修訂環境標準的基礎和科學依據，同時也是國家進行環境質量評價、環境風險控制及整個環境管理體系的科學基礎[2-3]。

按照環境介質的不同，環境基準可分為水環境基準、土壤環境基準和空氣環境基準等；按照保護對象的不同可分為健康基準(對人體健康的影響)、生態基準(對生物及使用功能)、物理基準(對能見度、氣候等的影響)和感官基準(防止不愉快的異味)等。根據基準制定的方法學原理的不同可分為毒理學基準(包括健康基準和生態基準)和生態學基準(包括營養物基準)(圖1)。

圖1 環境基準的分類Fig. 1 Classification of environmental quality criteria

環境基準研究一般是以環境介質為主線來進行，主要分為水環境基準、土壤環境基準和空氣環境基準三部分。

(1)水環境基準(以下簡稱“水質基準”)是指在一定環境條件下保護生物及特定水體使用功能而推薦的定量濃度或敘述性描述。涉及到的水體污染物包括重金屬、非金屬無機物、農藥和其他有機物，以及一些水質參數(pH值、色度、濁度和大腸桿菌數量等)。水環境基準可分為保護水生生物及其使用功能基準、保護人體健康基準、營養物基準、沉積物基準和生物學基準等。保護水生生物及其使用功能基準(簡稱“水生生物基準”)一般是指水環境中的污染物對水生生物及其使用功能不產生不良影響的最大濃度。水生生物基準是水質基準的核心內容之一，已成為世界各國水環境基準研究的重中之重。保護人體健康的水質基準是用來保護人體健康免受致癌物和非致癌物的毒性作用，它考慮了人群攝入水生生物以及飲水帶來的健康影響。營養物基準的概念是基于營養物在水體中產生生態效應危及了水體的功能或用途而提出的，是指對水體產生的生態效應不危及其水體功能或用途的營養物濃度或水平，可以體現受到人類開發活動影響程度最小的地表水體富營養化情況。沉積物質量基準是特定污染物在沉積物中的實際允許數值，是底棲生物免受特定污染物危害的保護性臨界水平。生物學基準是指生物學家或其他自然資源科學家根據科學原理從生物評價數據推導的一類描述型或數值型基準，用以描述特定功能水域中水生生物群落的理想生物學條件，反映在該類水域生物棲息地最可能達到的生物完整性[4-5]。

(2)土壤環境基準(以下簡稱“土壤基準”)是指通過研究土壤中污染物對人體和陸地生物等的危害影響，分析污染物劑量-效應之間的響應關系，由此獲得的相關研究資料與臨界濃度數據。土壤是一種多相異質環境介質，這是土壤作為環境介質區別于水、氣的顯著特點，由于這一特點，土壤基準的研究與標準的制定也有別于水體和空氣。土壤基準按照保護對象和目標的不同可以分為保護農產品安全、保護人體健康、保護生態受體及保護地下水4類土壤基準。保護農產品安全土壤環境基準主要是依據食品衛生標準以及農產品可食部分對污染物的富集系數或農產品可食部分污染物濃度與土壤污染物濃度、土壤性質之間的關系來反推制定的。對于沒有食品衛生標準的污染物，可以通過評估人群攝入受污染的農產品引起的污染物暴露量，利用人體健康風險評估來反推保護農產品安全的土壤環境質量基準。保護生態受體土壤環境基準旨在保護土壤中或與土壤相關的生態受體(如植物/作物、土壤無脊椎動物、土壤微生物活性和代謝過程、野生動物等)不會因暴露于土壤污染物而產生顯著的健康風險[6]。保護人體健康土壤環境基準主要基于農田、居住、商服、工業等各種用地方式下的暴露途徑、暴露參數、臨界風險人群和場地條件，借助健康風險評估進行制定，旨在保護暴露于污染土壤的臨界人群不產生顯著的健康風險。保護地下水的土壤環境基準旨在保證化學物質不因土壤的瀝濾對工業企業界區內土壤下方飲用水源造成危害。

(3)空氣環境基準(以下簡稱“空氣基準”)通常是指空氣中污染物(或物理因素)對特定對象(人或其他生物等)不產生不良或有害影響的最大劑量(無作用劑量)或濃度。空氣環境基準按作用對象的不同可分為人體健康基準(對人群健康的影響)、生態基準(對動植物及生態系統的影響)和物理基準(對材料、能見度、氣候等的影響)。同一污染物在不同的環境要素中或對不同的保護對象有不同的基準值，科學、合理的空氣基準，應該充分反映空氣介質中的污染物作用于研究對象、在不同濃度和劑量下引起的危害作用種類和程度的最新科研成果[7-8]。

環境基準是以污染來源、環境監測、環境標準、風險評估、污染控制技術和經濟政策等為內容的環境管理的重要環節，更是環境標準制修訂的科學依據，是環境保護和環境管理的基石和根本，也是環境科學基礎研究對環境管理支撐的重要出口，對國家環境安全和社會經濟可持續發展有重要的戰略意義。目前，國際社會已經將環境基準的研究作為反映一個國家環境科學研究水平的主要標志之一。環境基準是當前國際環境保護科研的前沿領域，也是環境化學、生物學、生態毒理學與風險評估等多學科的綜合集成。環境基準為環境監測指標的完善、環境質量評估、應急事故管理、污染控制與風險管理等環境管理工作提供科學依據，為我國環境標準體系和環境管理體系提供全面有效的科技支撐，提高環境管理生產力。迄今為止，我國還沒有建立基于完整科學理論和足量實測數據支持的環境基準理論與方法學體系，環境基準研究還存在若干科學問題需要科學家們逐一解決。環境基準研究的滯后已成為制約我國環境保護和環境管理工作的瓶頸。因此，開展環境基準研究是我國環境管理的重大科技需求，是國家環境安全和環境保護工作的迫切需要，也是時代和社會發展的必然趨勢。

1 環境基準研究概況

西方發達國家環境基準的研究開始較早，自20世紀60年代以來，美國應《清潔水法》的要求，投入巨資，開展了長期而系統的環境基準研究，目前已形成了比較完整的環境基準體系，奠定了美國在國際環境保護領域中的領先地位。近幾十年來，日本、加拿大、澳大利亞和歐盟等發達國家和組織也相繼著手構建各自的國家環境基準體系。國家環境基準體系已成為國際環境保護領域的趨勢和國家環境安全的發展戰略。在環境基準的理論和方法學上，環境基準體系的制定均是以環境介質為主線來進行的，并在此基礎上形成了發達國家的環境保護法律體系的基本框架。

1.1 水質基準研究概況

水質基準是整個環境基準體系中很重要的一部分。由于水環境介質的復雜性，水質基準研究也顯得尤為重要。水質基準是制定水質標準的理論基礎和重要技術依據之一，決定著水質標準的科學性、準確性和可靠性。水質基準較為系統的研究工作始于20世紀初期。水質基準被提出以后，一直在不斷完善和發展。隨著相關學科如環境地球化學、毒理學、生物學以及生態學的不斷發展，水質基準的理論和方法學也在不斷發展。水質基準的研究是伴隨著一系列水質基準論文、報告以及專著的形式展現的。

美國是最早開始水環境基準系統研究的國家。20世紀50年代，應《清潔水法》要求，為尋求環境質量與工業增長之間的平衡，保護生態系統和人群健康，美國投入巨資，開展了長期而系統研究，首次確立了基準在環境標準和環境保護工作的法律地位，引領國際水質基準領域的發展。并相繼發表了水環境質量基準文件：《綠皮書》、《藍皮書》、《紅皮書》和《金皮書》等；并在1985年頒布了水質基準的指南[9-13]。經過長期而系統的研究，目前最新的美國國家推薦基準，共涉及150多種污染物，按基準類別分為保護水生生物基準(包括水生態基準和沉積物質量基準)、保護人體健康基準和營養物基準等[14]。歐盟的水質基準主要是通過發布指令的形式開展的。近年來隨著歐盟水環境政策的發展，以1996年頒布的“污染防治綜合指令”和2000年頒布的“水框架指令”為代表的環境政策指令，對各成員國水環境質量標準的制定起到了發展和促進作用。“污染防治綜合指令”主要是針對污染源排放的環境基準與標準體系。根據該指令，歐盟將建立協調一致的、一體化的工業污染防治系統，范圍涉及與污染物處理相關的特定工業行為，其目的是防止或減少企業向水體、空氣和土壤中排污，達到整體上高水平的環境保護。“水框架指令”建立了歐洲水資源管理的框架，并對已有的水質指令作了補充，是針對水環境質量的基準與標準體系。歐盟在“水框架指令”中強調了所有水環境風險脅迫因子的綜合影響，以水體的“良好生態狀態”為保護目標。但是，由于水環境管理現狀的客觀需求，現階段“水框架指令”依然對環境優先控制污染物設置了單獨的水質目標。除歐美等國對水質基準研究較為系統外，世界衛生組織、加拿大、澳大利亞和新西蘭等國家和組織對水質基準也開展了大量研究。在水質基準值的描述上，有數值型和描述性兩種方式。不同國家對數值型基準有不同的分級，例如：澳大利亞和新西蘭使用觸發濃度(trigger values, TVs)；加拿大使用指導值(guidelines)；美國、丹麥、南非等國使用基準值(criteria)，荷蘭使用環境風險限值(environmental risk limits, ERLs)，歐盟化學管理局使用預測無效應濃度(PNECs)，世界經合組織使用最大可接受濃度(maximum toxicity concentration, MTCs)等[5, 15-19]。

世界各國水質基準是在各自國家或區域環境特征和自然背景基礎上建立的，水質基準具有明顯的區域性。水質基準也會受到水環境要素的限制，包括水體的理化性質(溫度、溶解氧、pH值、硬度和有機質等)、水生生物群落結構、特征污染物、水體污染程度以及污染物的環境地球化學特性等。水質基準在保護特定水體功能或水生生物時，都限定在一定的環境條件內。環境條件不同，水體理化性質、生物多樣性和氣候因素等就會不同，這些都會影響到水質基準對水質的保護效果。對于缺乏水質基準早期研究的發展中國家，許多污染物監測的標準限值直接借鑒其他國家的水質基準或水質準則中的推薦值。由于水質基準的區域性差異，在借鑒其他國家水質基準研究方法的同時，應注意到不同國家在生態環境特征、污染特征和生物區系上的差異，建立適合本國水環境條件和生物區系特征的水質基準體系。

1.2 土壤基準研究概況

土壤基準是制訂土壤標準的基礎和科學依據，是土壤環境保護和管理工作的基石。土壤是一種多相異質環境介質，這是土壤作為環境介質區別于水、氣的顯著特點，由于這一特點，土壤環境質量基準的研究與標準的制定也有別于水體和空氣。根據土壤環境管理的需要，歐美等國家發布的土壤環境質量標準均是指導性標準，當土壤中污染物濃度超過標準值時，要求啟動進一步的調查和評估，超過標準值并不意味著必須實施土壤治理與修復。

相對其他國家來講，美國較早地開展了土壤基準的研究，最早可追溯到1991年，根據人體健康風險評估外推得到的土壤環境基準值作為土壤篩選值直接發布。美國環境保護局(US EPA)于1996年正式發布了《土壤篩選導則：用戶指引》和《土壤篩選導則：技術背景文件》。于2003年發布了《生態土壤篩選值制定導則》，規定了基于風險評估制定生態土壤篩選值的技術過程和生態土壤篩選值的應用方法。加拿大的土壤環境質量基準研究始于1989年，為響應公眾對污染場地危害的日漸關注，保護生態環境和人體健康，加拿大聯邦環境部長委員會(CCME)啟動了歷時5年的“國家污染場地修復項目(NCSRP)”。CCME根據人體健康風險評估方法確定保護人體健康的土壤質量基準值，根據生態風險評估方法確定保護環境的土壤質量基準值，取兩者中的較小值作為最終的土壤質量指導值發布，并于1991年發布了《加拿大污染場地環境質量暫行基準》。英國早在1976年，就成立了“污染土地再開發部門間委員會(ICRCL, the United Kingdom Interdepartmental Committee for the Redevelopment of Contaminated Land)，為界定土壤污染對敏感目標造成顯著危害風險的濃度水平，ICRCL制訂了暫行觸發濃度(TCs, tentative trigger concentrations)，關注的土壤污染物包括無機物、與煤焦化生產活動相關物質以及土壤pH。英國環保局根據“污染土地暴露評估模型”外推得到不同用地方式的土壤環境質量基準值，并作為土壤指導值(環境標準)直接發布。荷蘭的土壤污染問題最早可追溯到1979年發生在Lekkerkerk新建住宅開發區的化學品廢物污染事件。1983年，荷蘭政府組織制訂了《臨時土壤修復法案》及土壤標準。1987年，荷蘭制訂出臺了《土壤保護法》，初步明確了土壤污染防治義務和資金機制。1994年，通過進一步的應用實踐和修改，荷蘭政府對《土壤保護法》進行重大修訂，引入了基于風險的土壤目標值和干預值，用于輔助土壤修復緊迫性的決策。2006年荷蘭修訂頒布了《土壤保護法》，2009年發布了《土壤修復通令2009》，替代了先前發布的相關規定文件[20]。總體來說，雖然歐美等國各國的土壤篩選值名稱各異，但根據其保護對象，土壤基準值可基本分為保護人體健康土壤基準、保護生態土壤基準和保護水體土壤基準三類。

歐美國家長期的土壤環境管理經驗表明，土壤環境質量管理中“一刀切”的通用標準一般用于識別土壤是否受到污染而需引起關注，超過標準對應的管理決策是進行調查和評估，進一步確定土壤污染是否已對受體產生不可接受的危害風險。土壤環境管理應綜合考慮土壤的利用方式、土壤性質、污染物的擴散遷移行為、受體等多種因素，評估確定特定污染土壤中污染物危害風險和濃度限值。因此，在土壤基準的研究方面，也應該根據區域土壤環境的差異性特征，按照不同的土地利用類型和不同的保護對象，分別開展土壤基準的研究。

1.3 空氣基準研究概況

空氣基準是制訂空氣標準的基礎和科學依據，是空氣環境保護的重要參考。19世紀工業革命以來，隨著工業化進程的不斷加快，歐美發達國家最先出現了空氣污染問題。20世紀30年代以來，工業發達國家相繼出現了公害事件，例如，美國加州的光化學污染和英國的“倫敦霧”事件。這些公害事件引起人們的廣泛關注，許多國家開始從法律層面上制定措施、保障空氣污染治理工作的開展。隨著相關學科如流行病學、毒理學的不斷發展，空氣基準的研究也在不斷深入。空氣基準的研究成果也是以一系列空氣基準論文、報告以及專著的形式展現的。

基于空氣污染對于人體健康可能存在危害，世界衛生組織(WHO)率先在20世紀50年代提出并開始著手空氣質量基準制定的前期準備工作。對于空氣中大量的毒害性有機物，經過長期的研究，US EPA和WHO都已經建立了比較完整的空氣毒害物基準體系，并提出了污染物健康和風險評價技術規范和操作手冊。美國于1955年首先制定了《空氣清潔法》(Air Pollution Control Act)，并在隨后的幾十年里不斷加以修訂和補充。圍繞《空氣清潔法》的修訂以及空氣環境基準制定工作的開展，美國的研究機構、環境保護部門和立法機構合作建立空氣污染科學治理架構的經驗和工作流程，對于發展中國家基準的制定工作有很重要的參考意義。US EPA負責定期對基準空氣污染物基準文件和國家環境空氣質量標準進行審議。同時，由非政府機構專家組成的獨立機構美國“清潔空氣科學顧問委員會”負責就顆粒物及其他污染物基準和國家環境空氣質量標準的科學性、公正性和適用性，向US EPA提出意見和建議。US EPA以空氣質量基準文件和不斷涌現的科學研究成果為依據，提出顆粒物污染管理需求報告。政府機構定期組織報告的修訂工作，修訂草案經過公眾若干次評價和“委員會”審議后，正式發布國家環境空氣質量標準的階段性修訂建議，并通過《聯邦公報》向公眾告知修訂意見[21]。WHO開展空氣基準的研究工作也較早，在20世紀50年代提出并開始著手空氣質量基準制定的前期準備工作。于1972年公布了SO2、懸浮顆粒物SPM、CO和光化學氧化物的空氣質量基準。于1987年公布了歐洲區空氣質量基準。1997年發布了全球空氣質量基準。2005年WHO基于人體對典型環境空氣污染物暴露健康影響研究的全球最新科學證據，發布了5種典型污染物PM10、PM2.5、O3、NO2和SO2最新空氣質量基準指導值。同時，為實現指導值成為全球大氣質量標準的目標，WHO的《全球大氣質量指南》也為每項大氣標準污染物濃度提出了過渡性實施目標，以便促進全球范圍內的基準參考值能逐漸從高濃度向低濃度過渡[22-25]。近年來，可吸入顆粒物，尤其是細顆粒物(PM2.5)已被公認為危害最大、代表性最強的空氣污染物，因此美國和歐盟在評價空氣污染的健康危害時均選擇顆粒物作為代表性大氣污染物，空氣質量基準也均以顆粒物為主。如美國環境保護局1971年首次頒布了顆粒物的環境空氣質量標準，即TSP(總懸浮顆粒物)標準；1987年和1997年，又分別頒布了PM10和PM2.5標準，PM10國家環境空氣質量標準；對于粒徑小于2.5 μm的顆粒物，2013年頒布了PM2.5的國家環境空氣質量新標準。為了全面檢驗影響顆粒物環境質量標準制定的因素，為標準的制定與頒布提供充分的科學依據，美國環境保護局組織了相關研究機構的專家，發布了《顆粒物空氣質量基準文件》[21, 26]。可見，隨著人們對空氣環境復雜性的不斷認識，空氣基準的研究也越來越深入。

近年的現代流行病學研究、暴露評價研究、以及風險評價研究成果顯示，即使暴露在相對濃度較低的常規空氣污染物中，人體健康依然會受到影響。因此空氣基準問題十分復雜，一些污染物是某個國家或地區范圍內特有的，一些是所有國家都存在暴露濃度和暴露路徑差異的基礎問題。讓一個區域內的公眾生活在更安全的自然條件中，是每個國家和地區基準研究工作推動和發展的動力。科學、合理的空氣基準，應該充分反映空氣介質中的污染物作用于研究對象、在不同濃度和劑量下引起的危害作用種類和程度的最新科研成果。

2 環境基準主要研究進展

環境問題是我國重大的民生問題，伴隨著社會經濟的快速發展，環境污染問題日益突出，生態環境壓力增大，環境風險增高，環境基準的研究也越來越引起國家和學者的重視。近年來，國際上環境基準的研究取得了很大的進展。尤其是環境基準的理論方法學方面，隨著各種新的環境問題的不斷出現，環境基準的研究方法也在不斷的完善和發展。環境基準主要是依據特定對象在環境介質中的暴露數據，以及與環境要素的劑量效應關系數據，通過科學判斷得出的。環境暴露、效應識別和風險評估是環境基準研究的三個關鍵環節。因此，以污染物的劑量效應關系等核心，在空氣、水、土壤基準的理論方法學方面，均取得了一系列重要研究進展。

2.1 水質基準研究進展

水質基準涉及到很多研究方面，其中污染物的毒性效應是水質基準研究的基礎和關鍵。同時，水環境要素、污染物的毒性特征、生物區系等因素也對水質基準研究產生重要影響。隨著水質基準研究工作的陸續開展，涉及到水質基準理論方法學的關鍵領域也取得了不同程度的研究進展，這對于豐富水質基準的理論方法學具有重要作用。

從水質基準的推導方法上來看，目前國際上關于水質基準的研究方法，總體上可以分為兩大類：評估因子法和統計外推法。統計外推法有多種不同外推手段，主要包括毒性百分數排序法和物種敏感度分布曲線法，其中統計外推法以物種敏感度分布曲線法為目前國際主流方法[5, 27-28]。國際上主流的水生生物基準方法均是基于生態風險評估技術，如歐盟對污染物預測無效應濃度值(PNEC)的制定一般使用物種敏感度分布法。物種敏感度分布法具有以下主要特點和假設條件：保護生態系統95%的物種水平；生態系統中不同物種可接受的效應水平滿足概率分布；不考慮生態系統各物種間的相互作用；毒性數據來自生態系統隨機抽取物種的獨立實驗結果；不考慮污染物的聯合毒性作用。歐盟在2003年頒布了關于風險評價技術的導則文件[18]，將推導PNEC的方法，作為推導水質基準的方法。文件指出要用8種不同的生物、至少10個慢性毒性值來獲得最終的PNEC值。美國采用生態風險方法評估污染物的潛在危害，主要采用評價因子法和毒性百分數排序法。評價因子法即通過最敏感生物的毒性值與評價因子的比值推導水質基準值，評價因子取值范圍通常根據實驗條件和污染物的特性而限定在10～1 000之間。毒性百分數排序法屬于統計外推法，是US EPA在1985年的水生態基準方法指南中推薦方法[12]。根據8個科的生物毒性數據計算4個基準參數，從而推導基準最大濃度和基準連續濃度。該指南確定水質基準的方法是基于物種對污染物的敏感度不同展開的。它是把所獲得的物種的屬平均毒性值按從小到大的順序進行排列，序列的百分數按公式P=R/(N+1)進行計算，其中P為累積概率，R是毒性數據在序列中的位置，N是所獲得的毒性數據個數。使用該方法得出的基準值包括基準最大濃度(criteria maximum concentration, CMC)和基準連續濃度(criteria continuous concentration, CCC)。該指南指出用于推導基準最大濃度(CMC)的急性毒性數據至少涉及3個門、8個科的生物，要為大多數生物物種(95%以上)提供適當的保護。人體健康基準針對污染物類別的不同，根據污染物的毒理學效應，如急性毒性、慢性毒性以及生物累積性等，可具體分為致癌和非致癌效應基準，是基于毒性外推和人體流行病學的研究而得出的結論。人體健康基準值的推導主要綜合了毒理學、暴露評價以及生物累積3方面的內容。開展毒性效應分析要開展污染物的急性、亞急性和慢性毒性、發育、生殖以及神經毒性方面的毒性實驗，以及污染物的致癌、致畸、致突變資料，主要是基于污染物的劑量-效應關系展開的，通過劑量效應關系的無觀察有害作用水平(NOAEL)以及最低觀察有害作用水平(LOAEL)等相關參數可以推導基準劑量，并最終通過多參數模型計算人體健康基準值。大多數人體健康基準基于以下假設：暴露僅來自飲用水或者水體中魚類和貝類的攝入。對于其他多種暴露途徑如經空氣、皮膚等的暴露，在基準推導時沒有考慮。確定人體健康水質基準還需要確定以下參數：即人體的默認體重值、淡水河近海魚、貝類的平均日消費量，平均每天飲水量等。推導出的基準值能夠保護當地大多數平均暴露條件下的成年人。US EPA在2000年頒布了人體健康水質基準指南，并形成了人體健康基準基本的理論與方法[29]。此外，US EPA發布的水環境質量基準還包括細菌基準、生物學基準、野生生物基準、物理基準等，這些研究成果奠定了美國在環境管理與科學研究領域的國際地位。

近年來國際上水質基準的研究取得了較大的進展。從污染物類型，環境要素的影響，以及污染物本身的毒性特征等方面均取得了重要進展。首先，從研究的污染物類型上來看，包括重金屬、有機物以及氮磷等營養元素的水質基準均有涉及[30-39]。一些常規的污染物，在研究水質基準時，通常選用LC50、EC50等致死或生長抑制效應毒性數據終點。而一些內分泌干擾物(endocrine disrupting chemicals, EDCs)，毒性效應終點相對復雜，能夠通過干擾生物體內激素的合成、分泌、轉運等環節，進而影響機體的內環境穩定、生殖、發育及行為等。這些內分泌干擾物質主要通過4種途徑干擾生物體的內分泌系統：1)生物體內激素受體結合；2)影響激素的正常代謝；3)改變生物體內激素受體的數目；4)影響生物體內激素的合成、貯存、釋放、運輸與分解。EDCs干擾正常的內分泌系統，影響人類和野生動物的生殖和發育能力，從而最終危害人類和野生動物的健康，因此引起了世界的廣泛關注。因此，關于EDCs類物質的水質基準，也有學者開始陸續開展了相關方面的研究[40-41]。這類污染物一般選擇與繁殖或發育有影響的毒性終點數據進行水質基準的研究，因為這類污染物往往在很低的濃度范圍內即可導致生物在繁殖或發育性狀出現不可逆轉的效應，而這個濃度范圍卻不足以導致生物死亡。其次，從水質基準的研究方法來看，大部分的水質基準研究，都是直接基于污染物的毒性數據開展的，并沒有考慮水環境要素對毒性和基準的影響。對于重金屬類污染物來講，毒性作用受水環境條件影響較大，如溫度、溶解性有機質、硬度等，因此在基準研究中應該充分考慮水環境條件(如硬度、溫度)對基準的影響。近年來，也有部分學者開始探討部分水環境要素(如硬度)對重金屬水質基準的影響[42]。關于重金屬的生物有效性以及水質基準的研究目前已經趨向于利用生物配體模型(BLM)開展相關研究，綜合考慮水環境條件對重金屬毒性的影響[43]。在US EPA新頒布的水質基準中，銅的水質基準已經開始采用BLM的預測數據[44]，考慮了各種水質參數以及銅的生物有效性對生物毒性的影響。再次，針對生物累積性的污染物，近些年部分學者開始采用組織殘留的方法開展基準的研究，即組織殘留基準。傳統的水質基準研究是將試驗生物暴露于含有污染物的各種環境介質中，從而最終得出造成生物產生有害效應的污染物在水體中的濃度閾值。然而對于具有生物累積性的污染物，由于環境中多種理化參數可影響化學物質的生物有效性以及污染物本身的物理化學特點，最終影響化學物質進入生物體內的劑量。因而僅靠水環境中污染物的濃度間接反映污染物對生物體本身的危害狀況是不夠科學的。美國和加拿大都提出了組織殘留基準的概念，推薦用于保護以水生生物為食的野生生物組織中的污染物最大殘留濃度[45-46]。組織殘留基準是針對保護野生生物的，其最終的表達方式都是以水生生物組織殘留濃度表示，是一種簡單的使用組織濃度描述毒性反應的方法。使用組織殘留濃度可以提供化學物質確切吸收量證據，避開了一些環境影響因素，基于組織殘留基準的理論，直接將生物累積量與毒性反應聯系起來，降低了由于物種和環境因素差異導致的不確定性。用組織參殘留基準基準的研究方法，已經開展了部分污染物的保護野生生物組織殘留基準的研究，包括有機磷殺蟲劑、甲基汞、多氯聯苯(PCB)、滴滴涕(DDT)、多溴聯苯醚(PBDE)等[47-52]。另外，隨著水質基準研究的迫切需要，部分污染物毒性數據的缺失已經制約了水質基準研究的進展。同時，近年來，動物保護組織對動物尤其是瀕危物種和稀有動物的保護要求越來越高，不提倡大量采用生物開展實驗研究。所以，為了盡量避免生物物種的消耗，部分學者開始嘗試采用模型預測的方式，對部分污染物的毒性進行預測，從而成為水質基準研究方法的重要補充。如US EPA發展了一種采用種間關系預測(interspecies correlation estimates, ICE)模型的方法對基準展開研究，使用數據庫中現有的毒性數據，對其進行了整合和匯編，建立相應的數據庫，對未知物種或數據量較少物種的毒性數據進行預測，從而避免了對實驗動物的傷害[53-56]。近年來，通過毒性預測的方式也開展了大量的水質基準研究工作，如定量結構活性相關模型(QSAR)對重金屬的毒性預測已經取得了很好的結果[57-58]。毒性預測模型是一個很好的研究方向，在未來水質基準的研究中將會被廣泛使用。

2.2 土壤基準研究進展

土壤基準研究由于涉及到不同的土地利用類型，因此土壤基準的理論方法學也是圍繞不同的保護對象展開的。隨著英國、美國等國家相繼提出了土壤污染風險評價的概念，基于風險的環境管理理念日益受到重視，并在許多國家發展成為相對完善的風險評估體系，迄今，已有數十個國家制定有立足國情、基于風險的土壤環境基準值。

從土壤基準的研究方法來看，按照不同的土壤基準類型，土壤環境基準的理論和方法也存在差異。在保護人體健康土壤基準方面，各國均采用人體健康風險評估的方法學制定保護人體健康的土壤基準。制定土壤生態基準的步驟基本類似，主要包括文獻數據的收集和評價、數據的選擇、土壤生態基準的計算及基準值的驗證等。但由于各國每種用地方式下的默認暴露場景、考慮的暴露途徑、暴露和污染物遷移模型、各類參數不同，導致各國土壤基準值出現幾個數量級上的差異。差異體現在考慮的生態受體類型、文獻數據的篩選原則、測試的終點(NOEC或LOEC)、生態毒性數據庫、保護的水平、數據外推使用的具體方法(SSD曲線、評價系數、平衡分配法、QSAR法、證據權重法等)等。由于生態系統本身的復雜性以及各國對生態保護的認知程度及賦予的重要性不同，與人體健康風險評估技術相比，各國生態風險評估技術發展相對滯后且參差不齊。美國于1998年發布了基于生態風險評估制定土壤生態基準的技術導則[59]。目前歐盟國家中只有德國、芬蘭和荷蘭制定了本國的生態風險評估技術導則[60]。各國土壤生態篩選值的差異主要是由于政策的不同，例如，保護的水平(95%、50%)、評價因子的選擇和最小數據量要求等等。在保護水體的土壤基準方面，土壤基準值是通過具體地區的地下水質標準值反推計算得到的，首先建立概念模型來描述地下水污染物的遷移。污染物從土壤遷移到地下水通常考慮4個步驟：(1)污染物進入在土壤-水的分配；(2)滲出液污染物在無污染的包氣層的遷移；(3)滲出液在地下水中混合稀釋；(4)污染地下水的橫向遷移。一些國家已制定了關于保護地下水的土壤基準，在制定基準的方法學上，US EPA和加拿大CCME，假設地下水直接位于污染源的下方，不包括未污染的不飽和帶，并且受體位于污染區域的邊緣。US EPA考慮的稀釋衰減稀釋只包括地下水中污染物的稀釋，而不考慮污染物在深層土壤中的衰減(吸附和降解)。加拿大CCME既考慮包氣帶中的吸附和降解，也包括飽和帶中的吸附降解。而新西蘭考慮污染源和地下水中間的未污染的包氣帶部分，及其包氣帶中的吸附和降解等過程。不同國家用于制訂土壤環境基準的暴露模型往往不同，但其所考慮的暴露情景和關鍵暴露途徑基本上是類似的。但在考慮地下水暴露途徑時卻有較大差異。不同國家選用的計算模型不同，美國GSI公司推出的RBCA模型、新西蘭的包氣帶模型(VZCOMML)和加拿大環境部長委員會(CCME)制訂國家土壤質量指導值(SQG)的相關模型方法與運算法則[21]。

當前國際上土壤基準研究方法根據保護對象不同可分為3類：第一類是基于人體健康風險評估制訂，目的是保護活動在污染場地上的人體健康安全；第二類是基于生態風險評估制訂，目的是保護土壤的生態功能；第三類是基于污染土壤的環境風險制訂，目的是保護與土壤相鄰的環境介質不受污染，如用于保護地表水、地下水等的土壤環境基準。當前各國保護土壤相鄰環境介質的基準與保護人體健康、生態風險的基準一般單獨頒布，二者在數值上往往相差很大。根據基準作用類型，土壤基準值可以分為3類：一是目標值，其數值非常保守，用于保護土地自然生態環境和土地可持續發展利用；二是篩選值，其數值相對保守，用于保護人體健康或土地主要生態功能；三是行動值/干涉值，據此可以判斷污染場地存在不可接受的風險需要立即采取對應措施。基于風險的污染土壤修復與管理思想在發達國家發展迅速并得到廣泛的認可。這是一種以保護不同土地利用方式下的人體健康和生態安全作為污染判別或污染修復最終目標的管理策略。由于其具有現實性和可操作性，美國、英國、加拿大、荷蘭、澳大利亞等發達國家都先后建立了污染土壤風險評估導則和基于風險的土壤環境基準與標準。US EPA于1996年頒布用于推導保護人體健康的土壤篩選值(soil screening level, SSL)的土壤篩選導則。在該導則中，SSL被明確定義為污染場地用于或將來可能用于居住用地時，假設各暴露參數取值滿足大多數場地狀況，采用人體健康風險評估方法推導出來的各種污染物相對保守的濃度限值。SSL主要用于污染場地管理的初期快速鑒定場地是否存在污染，當污染場地土壤污染物含量低于SSL時一般認為不對人體健康造成危害，當污染物含量高于SSL時則需進一步針對具體場地進行風險評估來確定其風險。土壤生態篩選基準的研究也是當前土壤污染生態風險評價和基于風險的土壤環境管理的重要內容。美國已逐步建立了銅、鉛、砷、鋅、鎘、鎳等17類金屬和DDT、狄氏劑、五氯酚、總多環芳烴(總PAHs)等4類有機物對植物、土壤無脊椎動物和野生動物的土壤生態篩選基準值。加拿大CCME也公布了一系列考慮不同土地利用類型(農業用地、住宅或公園用地、商業用地和工業用地)，同時兼顧保護人體、植物、土壤動物和微生物的土壤質量指導值。荷蘭住房、空間規劃和環境部應用基于風險的方法建立了基準土壤(有機質和粘粒含量分別為10%和25%)中污染物的目標值和干預值，其中目標值主要基于對生態系統的保護而制定，而干預值是綜合考慮人體健康和生態保護的需要，以保護人體健康和保護生態系統這兩者中的低值為最終的干預值，最終的取值大多來自于生態風險值。德國、芬蘭、丹麥、西班牙、奧地利等國家也在最近幾年頒布了土壤污染物的生態篩選值，英國、瑞典、比利時等國家正在構建類似的生態篩選值[21,61-62]。從農田土壤的基準研究來看，雖然很多發達國家和地區都采用人體健康或生態風險評估的方法學制訂了不同用地方式(如居住用地、工業用地、商業用地、娛樂休閑用地等)的土壤環境基準，但專門制訂農業或類似用地方式土壤環境基準的國家和地區并不多。目前，僅有加拿大、英國、新西蘭、荷蘭、日本、韓國、泰國、我國大陸地區及我國臺灣地區制訂了農業或類似用地的土壤環境基準/標準。當土壤中的污染物不能被及時清除時，污染物就可能對地下水造成污染。污染物對地下水的影響，一方面視地下水埋藏的深淺，另一方面根據土壤水分補給、土壤水分的運行與地下水的相互關系。污染物對地下水的影響，主要是因土壤類型，地表污染物的污染方式與途徑，區域水文地質條件來決定的。因此，從保護地下水的角度，很多國家對土壤基準開展了相關研究。美國新澤西州對地下水的影響基準是根據污染物能夠影響該處地下水潛在可能性確定的。新西蘭、加拿大、美國及日本明確提出在發展通用土壤指導值時考慮地下水保護[21]。由此可見，目前國際上關于土壤基準的研究，大部分是基于風險的概念提出的。在土壤基準的研究方面，主要有以下特點：(1)參數的不斷增加和完善，不但包括許多傳統污染物，而且涉及了一些新型污染物，甚至還考慮到了物理性和生物性污染物；(2)確定的閾值濃度建立在更廣泛的生物受體上，使其數值更加準確；(3)考慮了更多的環境因素和實際污染情況，使所得數值更加接近自然狀態下的數值。

2.3 空氣基準研究進展

空氣基準的研究主要是針對空氣污染物開展的，由于空氣污染是典型的復合型污染，尤其是顆粒物的污染，與人體健康有著密切的聯系，因此關于空氣基準的研究，主要是基于保護人體健康開展的，涉及到了流行病學、暴露評價以及健康風險方面的內容。隨著相關學科研究的不斷深入，空氣基準的理論方法也取得了重要研究進展。

從空氣基準的研究方法上來看，目前大部分空氣基準都是在人體暴露假設值的基礎上，通過采用健康風險評估程序進行估算的，涉及到動物毒性外推和人體流行病學研究。空氣基準制定的關鍵是空氣基準理論方法學，即基準值的推導定值。對于常規空氣污染物，包括顆粒物、二氧化硫、二氧化氮、臭氧和一氧化碳等，國際上主要的空氣基準推導方法是基于人體健康影響評價技術；對于流行病學調查無法完成的毒害性污染物的潛在危害，國際上的基準推導方法主要是采用基于健康的風險評估技術。空氣基準的研究主要包括污染物毒性與理化數據的獲得和基準值的推導兩個方面。由于污染物本身的毒性作用可能是致突變、致畸、致癌、神經毒性作用、心肺損傷或系統性損傷，污染物之間的毒性作用也有所區別，在基準值確定過程中，毒性篩查和基于毒性的目標污染物風險排序依據和方法有可能影響到污染物的健康影響評價。在致癌風險評價中，定量化致癌風險的低劑量外推法取代了線性多級模型。在非致癌風險評價中，傾向于使用更多的統計模型來推導基準值，而不是傳統的基于無觀察有害效應劑量(NOAEL)的方法。在數據選擇上，一般選擇空氣毒害物的動物毒性數據推導。效應方面，致癌和非致癌性終點不同，當使用致癌效應作為臨界終點時，空氣基準是以一組與特定增量生命期風險水平相關的濃度表示的。對于致癌物質，基準是指人體暴露特定污染物時可能增加10-6個體終生致癌風險的空氣濃度，而不考慮其他特定來源暴露引起的額外終生致癌風險，基準值一般用單位風險因子(unit risk factors, URF)或單位風險估計值(unit risk estimate, URE)表示。當以非致癌效應作為臨界終點時，基準反映的是“非效應”水平評價。對于非致癌物，估算不對人體健康產生有害影響的大氣濃度，基準值一般用參考濃度(reference concentration, RfC)表示。美國科學院首次確定了健康風險評估的四階段法。目前許多國家都采用這一方法，其基本程序為：危害鑒別、劑量-效應評估、暴露評估和風險表征四個階段。在考慮多個參數后根據劑量-效應關系推到得出基準值。在人體健康空氣基準的推導過程中，使用的毒理學數據大多來自動物試驗，沒有充足的人體流行病學資料，導致基準的推導中存在一定的不確定性。空氣基準的推導方法，隨著風險評價和健康風險評價研究的發展，也有所改變。在篩選新的優先污染物時，采用的原則是：(1)污染物來源比較廣泛，因而造成了一個普遍污染問題；(2)個體暴露的潛力比較大；(3)出現新的環境影響或健康數據；(4)從監測的角度看，比較容易可行；(5)大氣污染濃度呈上升趨勢。基于這種考慮，35種污染物列入到空氣基準的研究名單中，其中包括了POPs類物質、PCBs和二惡英。因此，空氣基準方法學研究的關鍵問題是基于前瞻性流行病學隊列調查的污染物暴露劑量-反應關系的建立和常規及毒害性污染物基準值推導方法的優化集成。

從空氣基準的研究方法來看，隊列跟蹤調查是國際上公認的研究空氣污染長期暴露對人群健康影響較為理想的方法，但是所需周期長，需要人力物力的巨大投入，迄今為止得到公認的高質量空氣污染隊列研究均在歐美發達國家進行，我國目前還沒有開展以評價常規污染物健康影響為研究目的的大規模人群隊列研究。如美國采用隊列研究方法，通過美國癌癥協會隊列研究和六城市研究兩項長期追蹤調查，提出了空氣細顆粒物(PM2.5)的基準值。到目前為止，US EPA僅僅對少數化學物質列出其參考濃度值(reference concentration, RfC)，其他毒害物質基本上是采用參考劑量(reference dose, RfD)值，RfD與RfC不同的是，RfD考慮了所有的暴露途徑，得到的是每日總暴露量，而RfC僅僅考慮的是呼吸暴露，到1996年US EPA已列有200多種物質的RfD值[21]。歐共體從1980年起逐步頒布了一些空氣污染物濃度的“限制值”和“建議值”指標。“限制值”為保護人體健康而不得超過的濃度值；“建議值”是作為長期的人體健康和環境保護指標，以及為各成員國所決定的某些特殊區域而規定的指標。加拿大、澳大利亞、芬蘭以及日本等國已相繼制定了部分大氣污染物的環境基準值，世界衛生組織也對幾種空氣污染物提出了指導值[9-11, 21,63]。我國關于毒害性污染物的健康風險評價工作目前還十分有限，主要集中在利用空氣環境監測數據，借鑒歐美發達國家提出的基準值，對某些區域的人群健康或生態風險作初步評價。近20年來，我國空氣基準領域陸續開展了空氣毒害有機污染物的污染狀況、時空變化特征、污染源識別等方面的研究工作，但人群暴露評價工作缺乏系統性，人體健康風險評價方面的研究工作也十分缺乏暴露評價、流行病學、毒理學研究數據支持。我國環境健康研究人員采用生態學、時間序列等研究方法，在北京、上海、重慶、太原、武漢、沈陽、西安等地陸續開展了常規空氣污染物急性健康影響調查，為我國常規空氣污染物的急性健康硬性的綜合評價積累了一定的數據資料。近年來，我國研究人員在珠江三角洲地區、長江三角洲地區、京津冀地區以及西北地區開展了一系列時間序列研究，陸續報道了主要空氣污染物(PM10, PM2.5, SO2, NO2, O3, CO)的急性暴露與居民死亡率和發病率的增加存在顯著關聯[21]。

3 環境基準研究的主要科學問題

環境基準主要是依據特定對象在環境介質中的暴露數據以及劑量效應關系等數據，通過科學判斷得出的，涉及了環境化學、毒理學、生態學、流行病學、生物學和風險評估等前沿學科領域的最新研究成果。環境基準值的推導是基于大量科學數據和研究成果的基礎上，經過一套嚴格的方法和程序最終獲得的，是環境標準的科學依據。我國最近幾年才開始大規模開展環境基準的相關研究，研究基礎相對薄弱。雖然我國的環境基準目前已經開展了大量工作，但是研究方法基本上是參照借鑒國外發達國家，無論在方法的應用上，還是在方法的適應性方面，仍有一些科學問題不明確，缺乏一定的科學性，環境基準研究的滯后已成為制約我國環境標準科學性、環境有效管理及民生保障行動的瓶頸。因此，我國的環境基準研究應該在充分吸收和借鑒國外的先進經驗和最新成果的基礎上，結合本國的具體環境特征和主要的科學問題深入開展，最終構建符合我國區域特點和國情的科學、合理、完善的環境基準理論方法學體系，為我國環境標準的制/修訂提供科學依據，為國家環境保護提供全面科技支撐。總體來看，環境基準研究主要存在以下科學問題：

3.1 污染物的毒性效應機理

環境基準是針對污染物開展的研究，需要大量污染物的的毒性數據，包括生物毒性數據、人體健康毒性數據、流行病學數據等。污染物的毒性效應機理，是環境基準研究的基礎，也是環境基準研究的關鍵。

不同類型的污染物，其毒性效應機理存在顯著差異。在基準研究中，應針對污染物的毒性效應，選取恰當的毒性終點進行研究。對于一些常規污染物，往往會會生物產生生長抑制、運動抑制、致死效應，毒性終點很容易判斷。而對于一些新型的污染物，由于其毒性效應機理比較復雜，毒性效應終點很難判斷，因此無法獲得相應的毒性數據，也就制約了環境基準的順利開展。如一些環境內分泌干擾物，能夠通過干擾生物體內激素的合成、分泌、轉運等環節，進而影響機體的內環境穩定、生殖、發育及行為等。針對環境中越來越多的生殖毒性類化合物，傳統測試終點、傳統評估因子法不適合生殖毒性類化合物水生態基準的推導。環境內分泌干擾物對人類和野生動物危害在一定程度上明顯高于持久有機污染物，特別是在種群水平上的影響，一些環境內分泌干擾物直接危害人類和野生動物生殖系統，導致種群數量明顯下降，性別比率失衡，甚至種群滅亡。因此對內分泌干擾物的致毒機理有必要繼續深入研究，尤其是針對具有生殖/繁殖毒性的環境內分泌干擾物。不同的毒性終點對生物體造成的損害存在差異，因此在基準的制定中對不同的毒性終點的污染物應該區別對待。隨著生態毒理學的不斷發展，生物毒性測試手段的不斷提高，根據污染物對生態受體的不同效應，采用多種生物測試手段，比如酶學指標、分子標記物等測試方法對污染物的毒性效應終點進行研究，將會有助于探究污染物致毒機理，為基準研究提供重要的理論支持。

3.2 構效關系和毒性預測模型

環境基準的研究需要大量的毒性數據，毒性數據的獲取一般是通過數據庫或者文獻檢索來獲得。而當污染物的毒性數據很難獲得時，結合污染物本身的理化參數以及環境要素等因素構建預測模型，對污染物的毒性進行預測，這也是基準研究的重要方法。

開展毒性效應分析要開展污染物的急性、亞急性和慢性毒性、發育、生殖以及神經毒性方面的毒性實驗，以及污染物的致癌、致畸、致突變資料，主要是基于污染物的劑量-效應關系展開的。而目前經常被采用的毒性數據庫主要包括US EPA建立的ECOTOX數據庫(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)和國際農藥行動聯盟建立的PAN農藥數據庫(http://www.pesticideinfo.org/)。數據庫相對較少，不能滿足基準研究的需要，這是基準研究需要解決的問題。對于缺少的毒性數據，一方面可以通過實驗測定進行數據補充，但是當實驗測定無法獲得所需數據時，模型預測就成為一種重要的補充方法。從管理者的角度來看，需要一種高效、低成本的方式來產生和解釋基準研究所需的數據，但通過傳統毒性測試方法來獲得大量毒性數據顯然是不現實的。考慮到動物保護組織對動物的保護需求，用毒性預測模型進行污染物毒性的預測，是一種比較理想的方法。因此，從長遠來看，解決毒性數據缺乏的問題并不是盡快地測定大量毒性數據，而是找到一種方式有效地預測污染物毒性的模型方法。目前能夠用來進行毒性預測的模型包括種間關系預測模型(ICE)，生物配位體模型(BLM)以及定量結構活性相關模型(QSAR)等。如何有效地將毒性預測模型運用到基準研究中，將是研究者面臨的重大挑戰，也是基準研究方法的重要補充。

3.3 環境要素對污染物毒性影響機理

不同的環境條件下，污染物的毒性會存在差異，即環境要素會影響污染物的生物有效性。環境要素與污染物毒性的相關關系和影響機理，是環境基準需要深入探究的問題，也是基準定量化研究的前提。

污染物的毒性除了與污染物本身的性質有關之外，還跟環境條件有關。以水環境為例，污染物的毒性數據受各種水環境因素如硬度、pH、溫度、鹽度、溶解氧、溶解性有機質以及其他無機及有機組分等影響。這些因素能改變污染物的化學形態及其被生物攝取的能力，從而導致生物毒性的變化，即生物有效性發生變化。如在各種因素中，硬度對于不可離子化的有機污染物毒性影響較小，正常生理范圍內的pH值幾乎不對其毒性產生影響；而對于離子狀態的金屬離子，硬度和pH值則會影響其毒性。有機質能與金屬離子發生吸附、絡合等作用，從而影響了金屬的毒性。雖然水環境參數對有機污染物分子本身的生物有效性影響較小，但它們常通過改變有機質的分子構型，進而影響其與有機污染物間的相互作用。對于大多數有機污染物而言，主要考慮各種環境基質與污染物之間的交互作用及其對生物有效性的影響。盡管人們對污染物的生物有效性進行了大量研究，但如何表征生物有效性仍然是一個關鍵問題，往往無法確定在某一特定條件下有多少污染物是生物有效的。目前關于環境基準的研究，大部分都是基于污染物的實驗室毒性數據，并沒有考慮環境要素對毒性的影響。目前頒布的基準值中，也只有銅的基準值考慮了環境要素的影響，采用了BLM進行推導[44]，其他污染物還沒有相關方面的研究。關于部分重金屬的生物配體模型的開發，是重金屬生物有效性運用的一個典型例子，如何結合污染物的生物有效性開展基準的研究工作，是基準研究需要考慮的問題。

3.4 生物富集機理與生物富集因子

一些污染物會通過食物鏈的傳遞在高營養級的生物中進行富集。生物富集在基準的研究中起著重要的作用。目前國際上關于基準的研究主要是依據污染物對單個物種的毒性數據，如何考慮種間關系、食物鏈放大等因素，是目前基準研究的難點。

生物富集污染物包括兩個基本途徑：即通過暴露在水相中的跨生物膜運輸和直接從含污染物的食物中攝取。攝食途徑在污染物對生物的暴露總量中占很大比例，但對于大多數物種，人們對它的影響程度還不太了解。生物富集因子是基準研究的重要組成部分，長期以來，主要用生物富集因子來估算水生生物對水中污染物的累積。目前只有美國的水質基準指南中使用了生物富集因子。生物富集因子涉及到了不同營養級、環境條件特征、污染物特征、人類生活習慣和社會經濟條件等多種因素，因而綜合考慮這些因素才能獲得置信度較高的生物富集因子。生物累積因子的推導要根據污染物的類型采用獨立的方法。目前推導生物累積因子的方法主要實測生物累積因子法、實測生物-沉積物累積因子法、總生物富集因子法和辛醇-水分配系數法等。任何一種生物累積因子的計算方法都有各自的局限性，選擇哪種方法依賴于多個因素，應該針對具體的情況，按照污染物的類別分別進行估算。而且，其準確性、不確定性因素，也需要通過合適的手段進行驗證和分析。近年來，持久性、生物累積性的化學物質越來越引起人們的關注。一些典型污染物如多氯聯苯、滴滴涕等，具有很強的生物累積性，在含量較低的情況下可能在高營養級生物體內累積很高含量，甚至達到致毒水平。這類污染物的生物富集機理是國際環境科學研究的前沿領域，也是保護食物鏈頂端的野生生物和人體健康水質基準急需解決的關鍵科學問題和突破口。

3.5 環境基準的定量化和本地化

不同國家關于環境基準的研究方法不完全相同。如何結合本國的環境特征將環境基準的方法進行本地化，以及如何結合區域差異、模型差異、生物區系差異等因素等對基準開展定量化研究，也是目前基準研究需要解決的關鍵問題。

區域差異是基準制定過程中需要考慮的關鍵因素，區域的差異可引起本地敏感物種的差異以及人體污染物暴露途徑和數量的差異，從而最終導致毒性數據和基準值的差異。我國在地理位置、地形地貌、氣候條件以及人類開發程度等情況的差異，導致不同區域環境介質類型、環境演變過程以及物理、化學、生物學特性等方面存在顯著差異，并且也使本地物種的生物區系呈現明顯差異，這種差異到底如何影響基準值，是值得考慮的問題，基準的區域差異性需要定量化。另外，基準研究方法的本地化也需要進行深入研究。環境基準的理論方法學雖然在國際上是通用的，但是當研究特定區域的環境基準時，需要結合當地的區域特征，將方法進行校正和驗證，進而實現方法的本地化，從而減少方法的不確定性，更加準確地開展基準研究。由于不同國家在環境特征、氣候條件、工農業發展水平、生產方式、人群特點、生活習慣，以及經濟基礎、社會制度等方面所存在的差異，在用模型進行基準研究時，模型參數的選擇對于環境基準的構建十分關鍵。源于暴露參數、毒理數據、生物富集因子和保護水平等選擇上的差異，不同國家針對同一種污染物制定的基準值可以相差一千倍以上。如部分國家和地區已經頒布了當地適用的暴露參數手冊，而我國至今還沒有類似的文件可供參考[21]。因此，基于我國環境特征的基準定量化和本地化研究，能夠為基準值的建立提供數據支持，是我國環境基準研究工作要解決的關鍵問題。

綜上所述，環境基準研究是目前環境科學領域和環境保護領域的研究前沿，是科學制定環境標準的重要依據，也是國家環境管理的重大科技需求。通過對環境基準研究進展的系統論述，在我國環境基準研究現狀的基礎上，針對我國區域特點、具體國情以及國際環境基準領域的發展態勢，有針對性地指出了我國環境基準研究的關鍵科學問題，這將為環境基準研究者提供新的研究思路和著力點。環境基準研究對推動我國環境保護事業發展、引領國際環境科學領域發展、保障我國社會經濟發展將產生重大而深遠的影響。

[1] US EPA. Ambient Water Quality Criteria (series) [R]. Washington DC: US EPA, 1980

[2] 孟偉, 張遠, 鄭丙輝. 水環境質量基準, 標準與流域水污染物總量控制策略[J]. 環境科學研究, 2006, 19(3): 1-6

Meng W, Zhang Y, Zheng B H. The quality criteria, standards of water environment and the water pollutant control strategy on watershed [J]. Research of Environmental Sciences, 2006, 19(3): 1-6 (in Chinese)

[3] 吳豐昌, 孟偉, 宋永會, 等. 中國湖泊水環境基準的研究進展[J]. 環境科學學報, 2008, 28(12): 2385-2393

Wu F C, Meng W, Song Y H, et al. Research progress in lake water quality criteria in China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2008, 28(12): 2385-2393 (in Chinese)

[4] 孟偉, 吳豐昌. 水質基準的理論與方法學導論[M]. 北京: 科學出版社, 2010: 1-4

[5] 馮承蓮, 吳豐昌, 趙曉麗, 等. 水質基準研究與進展[J]. 中國科學: 地球科學, 2012, 42(5): 657-664

[6] 王國慶, 駱永明, 宋靜, 等. 土壤環境質量指導值與標準研究I. 國際動態及中國的修訂考慮[J]. 土壤學報, 2005, 42(4): 666-673

Wang G Q, Luo Y M, Song J, et al. Study on soil environment quality guidelines and standards I. International trend and suggestions for amendment in China [J]. Acta Pedologica Sinica, 2005, 42(4): 666-673 (in Chinese)

[7] 王瑞斌, 王安. 我國環境空氣質量標準與國外相應標準的比較[J]. 環境科學研究, 1997, 11(6): 35-39

[8] US EPA. National Air Quality and Emissions Trends Report. EPA-450/4-90-002 [R]. Washington DC: US EPA, 1988

[9] US Department of the Interior. Report of the Subcommittee or Water Quality Criteria [R]. Washington DC: US Department of the Interior, 1968

[10] NAS, NAE. Water Quality Criteria [R]. Washington DC: National Academy Press, 1972

[11] US EPA. Water Quality Criteria [R]. Washington DC: Office of Water Regulations and Standards, 1976

[12] Stephan C E, Mount D I, Hansen D J, et al. Guidelines for Deriving Numerical National Water Quality Criteria for the Protection of Aquatic Organisms and Their Uses [R]. Washington DC: US EPA, 1985

[13] US EPA. National Recommended Water Quality Criteria [R]. Washington DC: Office of Water Regulations and Standards, 1986

[14] US EPA. National Recommended Water Quality Criteria [R]. Washington DC: Office of Water, Office of Science and Technology, 2013

[15] RMCANZ and ANZECC. Australian and New Zealand guidelines for fresh and marine water quality [R]. Canberra: Australian and New Zealand Environment and Conservation Council and Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand, 2000

[16] CCME. A Protocol for the Derivation of Water Quality Guidelines for the Protection of Aquatic Life [R]. Winnipeg: Canadian Council of Ministers of the Environment, 2007

[17] Van Vlaardingen P L A, Verbruggen E M J. Guidance for the Derivation of Environmental Risk Limits within the Framework of International and National Environmental Quality Standards for Substances in the Netherlands'(INS) [R]. Bitlhoven: National Institute for Public Health and the Environment, 2007

[18] ECB. Technical Guidance Document on Risk Assessment-PartⅡ [R]. Italy, Ispra: Institute for Health and Consumer Protection, 2003

[19] OECD. Guidance Document for Aquatic Effects Assessment. OECD Environment Monographs No 92. [R]. Paris: Organization for Economic Co-operation and Development, 1995

[20] 徐猛, 顏增光, 賀萌萌, 等. 不同國家基于健康風險的土壤環境基準比較研究與啟示[J]. 環境科學, 2013, 34(5): 1667-1678

Xu M, Yan Z G, He M M, et al. Human health risk-based environmental criteria for soil: A comparative study between countries and implication for China [J]. Environmental Science, 2013, 34(5): 1667-1678 (in Chinese)

[21] 吳豐昌, 孟偉. 中國環境基準體系中長期路線圖[M]. 北京: 科學出版社, 2014: 83-91

[22] 北京市環境保護局, 北京市環境保護科學研究院, 北京市環境保護監測中心. 顆粒物環境空氣質量基準(譯)[M]. 北京: 中國環境科學出版社, 2008: 5-10

[23] WHO. Air Quality Guidelines for Europe [R]. Geneva: World Health Organization, 1987

[24] WHO. Air Quality Guidelines. Global update 2005 [R]. Geneva: World Health Organization, 2006

[25] WHO. Air Quality Guidelines for Particulate Matter, Ozone, Nitrogen Dioxide and Sulfur Dioxide. Global update 2005. Summary of Risk Assessment [R]. Geneva: World Health Organization, 2006

[26] Krzyzanowski M, Cohen A. Update of WHO air quality guidelines [J]. Air Quality, Atmosphere & Health, 2008, 1 (1): 7-13

[27] 吳豐昌, 馮承蓮, 張瑞卿, 等. 我國典型污染物水質基準研究[J]. 中國科學: 地球科學, 2012, 42(5): 665-672

[28] 金小偉, 雷炳莉, 許宜平, 等. 水生態基準方法學概述及建立我國水生態基準的探討[J]. 生態毒理學報, 2009, 4(5): 609-616

Jin X W, Lei B L, Xu Y P, et al. Methodologies for deriving water quality criteria to protect aquatic life (ALC) and proposal for development of ALC in China: A Review [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2009, 4(5): 609-616 (in Chinese)

[29] US EPA. Methodology for Deriving Ambient Water Quality Criteria for the Protection of Human Health. Technical Report, EPA-822-B-00-004. [R]. Washington DC: Office of Water, Office of Science and Technology, 2000

[30] Feng C L, Wu F C, Zhao X L, et al. Water quality criteria research and progress [J]. Science China: Earth Sciences, 2012, 55(6): 882-891

[31] 吳豐昌, 馮承蓮, 曹宇靜, 等. 鋅對淡水生物的毒性特征與水質基準的研究[J]. 生態毒理學報, 2011, 6(4): 367-382

Wu F C, Feng C L, Cao Y J, et al. Toxicity characteristic of zinc to freshwater biota and its water quality criteria [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(4): 367-382 (in Chinese)

[32] 吳豐昌, 馮承蓮, 曹宇靜, 等. 我國銅的淡水生物水質基準研究[J]. 生態毒理學報, 2011, 6(6): 617-628

Wu F C, Feng C L, Cao Y J, et al. Aquatic life ambient freshwater quality criteria for copper in China [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2011, 6(6): 617-628 (in Chinese)

[33] Jin X, Zha J, Xu Y, et al. Derivation of aquatic predicted no-effect concentration (PNEC) for 2,4-dichlorophenol: Comparing native species data with non-native species data [J]. Chemosphere, 2011, 84: 1506-1511

[34] 吳豐昌. 水質基準理論與方法學及其案例研究[M]. 北京: 科學出版社, 2012: 109-277

[35] Wu F C, Feng C L, Zhang R Q, et al. Derivation of water quality criteria for representative water-body pollutants in China [J]. Science China: Earth Sciences, 2012, 55(6): 900-906

[36] Wu F C, Meng W, Zhao X L, et al. China embarking on development of its own national water quality criteria system [J]. Environmental Science & Technology, 2010, 44(21): 7792-7793

[37] Liu Y D, Wu F C, Mu Y S, et al. Setting water quality criteria in China: Approaches for developing species sensitivity distributions for metals and metalloids [J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2014, 230: 35-57

[38] 吳豐昌, 孟偉, 曹宇靜, 等. 鎘的淡水水生生物水質基準研究[J]. 環境科學研究, 2011, 24(2): 172-184

Wu F C, Meng W, Cao Y J, et al. Derivation of aquatic life water quality criteria for cadmium in freshwater in China [J]. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(2): 172-184 (in Chinese)

[39] 吳豐昌, 孟偉, 張瑞卿, 等. 保護淡水水生生物硝基苯水質基準研究[J]. 環境科學研究, 2011, 24(1): 1-10

Wu F C, Meng W, Zhang R Q, et al. aquatic life water quality criteria for nitrobenzene in freshwater [J]. Research of Environmental Sciences, 2011, 24(1): 1-10 (in Chinese)

[40] Caldwell D J, Mastrocco F, Hutchinson T H, et al. Derivation of an aquatic predicted no-effect concentration for the synthetic hormone, 17α-ethinylestradiol [J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(19): 7046-7054

[41] Wu F C, Fang Y X, Li Y S, et al. Predicted no-effect concentration and risk assessment for 17-[beta]-estradiol in waters of China [J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2014, 228: 31-56

[42] 閆振廣, 孟偉, 劉征濤, 等. 我國淡水水生生物鎘基準研究[J]. 環境科學學報, 2009, 29(11): 2393-2406

Yan Z G, Meng W, Liu Z T, et al. Biological criteria for freshwater Cd in China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2009, 29(11): 2393-2406 (in Chinese)

[43] Feng C L, Wu F C, Zheng B H, et al. Biotic ligand models for metals-A practical application in the revision of water quality standards in China [J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46: 10877-10878

[44] US EPA. Aquatic Life Ambient Freshwater Quality Criteria-Copper [R]. Washington DC: Office of Water Regulations and Standards Criteria Division, 2007

[45] US EPA. Great Lakes Water Quality Initiative Criteria Documents for the Protection of Wildlife. Technical report, EPA/820/B-95/008. [R]. Washington DC: Office of Water, Office of Science and Technology, 1995

[46] CCME. Canadian Tissue Residue Guidelines for the Protection of Wildlife Consumers of Aquatic Biota [R]. Winnipeg: Canadian Council of Ministers of the Environment, 2000

[47] Steevens J A, Reiss M R, Pawlisz A V. A methodology for deriving tissue residue benchmarks for aquatic biota: A case study for fish exposed to 2,3,7,8-tetrachlorodibenzo-p-dioxin and equivalents [J]. Integrated Environmental Assessment and Management, 2005, 1(2): 142-151

[48] Beckvar N, Dillon T M, Read L B. Approaches for linking whole-body fish tissue residues of mercury or DDT to biological effects thresholds [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2005, 24(8): 2094-2105

[49] Zhang R Q, Guo J Y, Wu F C, et al. Toxicity reference values for polybrominated diphenyl ethers: Risk assessment for predatory birds and mammals from two Chinese lakes [J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2014, 229: 111-137

[50] Su H L, Wu F C, Zhang R Q, et al. Toxicity reference values for protecting aquatic birds in China from the effects of polychlorinated biphenyls [J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2014, 230: 59-82

[51] Su H L, Mu Y S, Feng C L, et al. Tissue residue guideline of ∑DDT for protection of aquatic birds in China [J]. Human and Ecological Risk Assessment, 2014, 20(6): 1629-1642

[52] Zhang R Q, Wu F C, Li H X, et al. Toxicity reference values and tissue residue criteria for protecting avian wildlife exposed to methylmercury in China [J]. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2013, 223: 53-80

[53] Raimondo S, Jackson C R, Barron M G. Web-based Interspecies Correlation Estimation (Web-ICE) for Acute Toxicity: User Manual Version 3.2 [R]. US EPA, Office of Research and Development , National Health and Environmental Effects Research Laboratory, 2013

[54] Dyer S D, Versteeg D J, Belanger S E, et al. Interspecies correlation estimates predict protective environmental concentrations [J]. Environmental Science & Technology, 2006, 40: 3102-3111

[55] Feng C L, Wu F C, Dyer S D, et al. Derivation of freshwater quality criteria for zinc using interspecies correlation estimation models to protect aquatic life in China [J]. Chemosphere, 2013, 90: 1177-1183

[56] Feng C L, Wu F C, Mu Y S, et al. Interspecies correlation estimation-Applications in water quality criteria and ecological risk assessment [J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47: 11382-11383

[57] Mu Y S, Wu F C, Chen C, et al. Predicting criteria continuous concentrations of 34 metals or metalloids by use of quantitative ion character-activity relationships-species sensitivity distributions (QICAR-SSD) model [J]. Environmental Pollution, 2014, 188: 50-55

[58] Wu F C, Mu Y S, Chang H, et al. Predicting water quality criteria for protecting aquatic life from physicochemical properties of metals or metalloids [J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47(1): 446-453

[59] US EPA. Guidelines for Carcinogen Risk Assessment. EPA 2005/630/P-03/001F. [R]. US EPA, 2005

[60] Carlon C. Derivation Methods of Soil Screening Values in Europe. A Review and Evaluation of National Procedures Towards Harmonization. EUR 22085 EN. [R]. Ispra: European Commission, Joint Research Centre, 2007

[61] 顏增光, 谷慶寶, 李發生, 等. 構建土壤生態篩選基準的技術關鍵及方法學概述[J]. 生態毒理學報, 2008, 3(5): 417-427

Yan Z G, Gu Q B, Li F S, et al. A synoptic review of the technical tips and methodologies for the development of ecological soil screening benchmarks [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2008, 3(5): 417-427 (in Chinese)

[62] 周啟星, 安婧, 何康信. 我國土壤環境基準研究與展望[J]. 農業環境科學學報, 2011, 30(1): 1-6

Zhou Q X, An J, He K X. Research and prospect on soil-environmental criteria in China [J]. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30(1): 1-6 (in Chinese)

[63] 陳魁, 董海燕, 郭勝華, 等. 我國環境空氣質量標準與國外標準的比較[J]. 環境與可持續發展, 2011(1): 47-50

◆

Research Progress and Main Scientific Problems of Theory and Methodology of China's Environmental Quality Criteria

Feng Chenglian1, Zhao Xiaoli1, Hou Hong1, Huang Wei2, Song Jing3, Li Huixian1, Meng Wei1, Wu Fengchang1,*

1. State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 2. School of Public Health, Peking University, Beijing 100083, China 3. Institute of Soil Science, Chinese Academy of Science, Nanjing 210008, China

14 November 2014 accepted 21 November 2014

Environmental quality criteria are the threshold limits for pollutants or other hazard factors to certain receptors in the ambient environment, which are scientific basis to formulate and revise environmental quality standards. The theory and methodology of environmental quality criteria has been the international frontier in the field of environmental science and environmental protection science. It is also the great science and technology demand of national environmental management. Based on the research results of international and China's environmental quality criteria, the general situation, theory, methodology and important progress of environmental quality criteria were systematically expounded in this paper. At the same time, combining with the characteristics of disciplines and science and technology demand of environmental quality criteria, a series of key scientific problems that are closely related to the theory and methodology of environmental quality criteria were comprehensively analyzed.

environmental quality criteria; water quality criteria; soil quality criteria; air quality criteria; toxic effect mechanism; toxicity prediction model; environmental factors; bioaccumulation; localization

環保公益性行業科研專項(201409037)；環保公益性行業科研專項(201309060)

馮承蓮(1981-)，女，博士，副研究員，研究方向為水生態毒理和水質基準，E-mail: fengcl@craes.org.cn；

*通訊作者(Corresponding author), E-mail: wufengchang@vip.skleg.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20141114001

2014-11-14 錄用日期：2014-11-21

1673-5897(2015)1-002-16

X171.5

A

吳豐昌(1964—)，男，研究員，博士生導師，環境基準與風險評估國家重點實驗室主任。主要研究方向為環境基準與風險評估，天然有機質環境生物地球化學行為等。

馮承蓮, 趙曉麗, 侯紅, 等. 中國環境基準理論與方法學研究進展及主要科學問題[J]. 生態毒理學報, 2015, 10(1): 2-17

Feng C L, Zhao X L, Hou H, et al. Research progress and main scientific problems of theory and methodology of China's Environmental Quality Criteria [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(1): 2-17 (in Chinese)