浅析我国现行海水水质标准存在的问题*

王菊英,穆景利,马德毅

(1.国家海洋环境监测中心 大连 116023;2.国家海洋局近岸海域生态环境重点实验室 大连 116023; 3.国家海洋局第一海洋研究所 青岛 266061)

浅析我国现行海水水质标准存在的问题*

王菊英1,2,穆景利1,2,马德毅3

(1.国家海洋环境监测中心 大连 116023;2.国家海洋局近岸海域生态环境重点实验室 大连 116023; 3.国家海洋局第一海洋研究所 青岛 266061)

本研究在讨论和定义海水水质基准和海水水质标准概念的基础上,简要介绍了开展海水水质基准研究的科学意义;对比美国海水水质基准和标准体系的特点,结合我国海洋环境监测评价的技术需求和海洋环境保护的管理需求,剖析了我国现行海水水质标准存在的问题及原因,并对我国今后的海水水质基准和标准的研究进行了展望,给出了相应的对策和建议。

海水水质标准;海水水质基准;对策分析

1 海水水质标准和海水水质基准的概念

环境质量基准(environmental quality criteria),是指环境中有害物质和因素对特定对象(人或其他生物等)不产生不良或有害影响的最大剂量或浓度,与此相对应的是环境质量标准这一概念。环境质量标准是为保障人群健康、促进生态系统良性循环,实现社会经济发展目标,根据国家的环境政策和法规,在综合考虑本国自然环境特征、社会经济条件和科学技术水平的基础上,对环境中有害物质和因素所作的限制性规定。环境质量标准是在一定时期内衡量环境优劣程度的尺度,从某种意义上而言是环境保护的目标值。在保护环境层面上,环境质量标准是衡量环境质量优劣的标尺;在制订环境质量标准的层面上,环境质量基准是环境质量标准的依据和 “坐标”,二者的本质区别在于属性的不同,环境质量标准兼有社会和自然属性,环境质量标准中则纳入了环境质量现状、社会经济发展和科学技术水平的考量,反映了国家环境政策的意志;环境质量基准只具自然属性,它是有害物质和因素在环境中可以“安全无害”存在的客观度量,反映了污染物与目标受体间的剂量 (浓度)——效应关系[1-3]。

海水水质标准和海水水质基准的关系也是如此,根据海洋环境保护科学专家组(GESAMP)的定义,海水水质基准指的是根据海域用途、海洋生态系统、人类健康等要求,在一定时空范围内,各种海洋环境介质中客观上可被允许的污染物浓度或含量的科学指标体系;而海水质量标准则指在海水水质基准的基础上,综合考虑社会、经济、技术发展水平、环境保护需求和国家环境政策等因素,在一定时空范围内,海水中允许的污染物浓度或含量的法定指标体系[1,4]。

海水水质标准是海水水质基准的科学性与海洋环境管理的功能性之间的纽带,管理部门通过制订海水水质标准,将海水水质基准实用化,与此同时将国家政策、经济技术等社会属性引入海水水质基准。海水水质标准是社会经济与自然环境相互妥协的结果,这反映在海水水质标准的表述形式上:不同海洋功能区,适用不同的海水水质标准。因此,海水水质标准是一多值体系,同时海水水质标准也需随着国家环境政策的变动和经济技术的发展而变化[1]。

2 美国的海水水质基准及标准体系

美国拥有世界上体系最完善、科学性最强的水质基准和标准。早在1965年,美国就启动了水质基准的基础及应用研究,第一个水质基准由美国国家技术顾问委员会 (当时美国环保署尚未成立)于1968年发布。1985年,美国环保署发布了 《推导保护水生生物及其用途的水质基准指南》,此后分别于1999年、2002年、2004年、2006年和2009年公布了不断修订的针对保护水生生物和人体健康的 《国家推荐水质基准》[2]。

美国没有全国统一的水质标准,由国家颁布水质基准 (包括数据型基准和定性描述基准),各州根据实际情况制订相应的水质标准,包括指定水体的用途、确定不同用途水体的水质标准值、防止水体功能退化及水质综合管理的措施等。美国国家的水质基准是一张水质基准表,各州的水质标准 (法规)一般有上百页的详细内容。

美国目前最新的水质基准是2009年美国环保署发布的 《国家推荐的水质基准》[5]。推荐的保护水生生物的水质基准分为淡水和海水两类,推荐的水质基准涉及120种优先控制污染物, 47种非优控污染物,还包括23种污染物感官效应水质基准值。1998年,美国开始制订区域性的营养物质基准,于2000年开始发布了河流、湖库的营养物质基准制订导则,至今已颁布了14个生态区的河流和湖库的营养物质水质基准。

美国制订水质基准所遵循的原则可总结为以下3个方面[6]。

(1)颁布水质基准的目标在于防止污染物对重要的经济生物及其他重要物种,如河流湖泊中的鱼类、底栖无脊椎动物和浮游生物造成不可接受的长期和短期的效应。每个污染物的基准包括两个值:基准连续浓度(CCC),为防止低浓度污染物长期作用对水生生物造成慢性毒性效应;基准最大浓度(CMC),为防止高浓度的污染物短期作用对水生生物造成的急性毒性效应。

(2)充分考虑了生物多样性,用于推导CMC的急性毒性数据至少覆盖三门八科的水生生物,具有较好的代表性,要求能为大多数生物(95%以上)提供适当的保护,以避免“欠保护”。另外对受试生物的分类单位进行了合理的规定,以科为选择受试物种的分类单位,而以属为最终计算基准值的分类单位,避免了过多采用同一属 (或科)的试验生物而影响数据的代表性。

(3)引入暴露频次的概念,将水质基准最终表述为:“如果每三年某污染物的4 d平均浓度超过CCC的次数不多于1次,并且每三年某污染物的1 h平均浓度超过最大浓度基准的次数不多于1次,那么淡水 (或海水)水生生物及水体用途将不会受到不可接受的影响”,这样就充分考虑了水生态系统对偶然暴露的耐受能力和恢复能力,防止了 “过度保护”。

3 我国海水水质标准存在的问题

3.1 海水水质标准的科学基础薄弱

对于海水水质标准而言,海水水质基准是制订海水水质标准的理论基础和科学依据,是海水水质标准不可或缺的 “坐标”,决定了海水水质标准本身的科学性和客观性。遗憾的是,水质基准及标准研究,尤其是近海海水水质基准及标准研究在我国极为薄弱,严格地说,我国并没有在真正意义上建立起相应的水环境质量基准体系[7]。

目前尚缺乏充分的科学数据说明我国现行的水质 (包括淡水和海水)标准可以为大多数水生生物提供适当的保护。我国于1988年制订的GB 3838“地面水环境质量国家标准”和1997年修订实施的GB 3097“海水水质标准”,其主要依据是日本、苏联及欧洲等国的水质标准和美国的水生态基准数据,基本上没有我国的水生态毒理学数据,且侧重于鱼类毒性数据。

根据已有的调查资料,海洋生境和淡水生境中生物门类共有28个门,鱼类仅为脊索动物门中的一个纲,其毒性数据不能充分地反映水生物种的毒理学敏感性。同一化学物质对不同鱼类的毒性阈值可以相差两个数量级,不同门类间的差异就更大。从生态学的观点来看,不同的生态区域有不同的生物区系,对某个生物区系无害的毒物浓度,也许会对其他区系的生物产生不可逆转的毒性效应。因此,美国环保署在其文件中规定,只能用在北美分布的野生生物作为试验物种来推导保护美国淡水和海洋生态系统的水生态基准值。由于不同科的鱼在对生活环境的适应性和要求及对毒物的耐受性上有很大的差异。欧共体在规定评价水生态系统环境状况的标准时,也严格地将不同鱼类水系加以区分。因此,无论是从地理位置,还是从鱼类水系来说,仅参考美国等国的水质基准数据来确定我国的水质标准,只能是权宜之计,缺乏充分的科学依据。

我国海水水质标准限值根据海域的使用功能和保护目标,将海水水质分为四类,其限值除直接参考了发达国家的水质基准或水质标准限值外,在分类定值方面也具较明显的主观判定倾向。表1列出了我国海水水质标准(GB 3097-1997)与《国家推荐的水质基准》(2009版)[5]的对比。通过比较可以发现:汞、镉、六价铬、砷、锌、硒、镍等金属的我国一类海水水质标准限值均低于美国的CCC;滴滴涕、六六六、马拉硫磷等有机物一类标准限值均高于美国的CCC;四类海水水质标准限值与美国CMC相比,二者之间的差异更大。通过上述比较,可初步判断目前我国的海水水质标准中的部分金属要素可能存在着 “过保护”的问题,而对于有机污染物则可能存在 “欠保护”的问题。

表1 我国海水水质标准(GB 3097-1997)与美国海水水质基准(US EPA-2009)的限值比较μg/L

3.2 海水水质标准涵盖要素少,难以满足管理需求

从涵盖的污染物范围和数量来看,我国现行 《海水水质标准》涉及39种指标33种污染物,为我国海水水质及海洋生物安全提供了有力保证,基本符合当时我国国情。但是,苏联制订的水质标准,涵盖了500多种化学物质(有毒有机化学物质占绝大多数)和环境因子,美国的水质基准共包括167种污染物,均远多于我国海水水质标准所规定的指标。可见,在污染要素的涵盖范围上,我国目前颁布实施的海水水质标准内容过于单薄,且主要考虑的是耗氧有机污染物、营养物质和金属污染物,对于已成为全球性环境问题、对水生态质量造成严重破坏的有毒有机污染物关注较少。

近年来,随着海洋经济与沿海经济的快速发展以及沿海地区城市化进程的加快,我国近岸海域承受了前所未有的巨大环境压力,尤其是陆源排污压力明显加大,致使近岸生态更加脆弱,重要的海洋功能区受损严重。据统计,我国近岸海域的主要污染物80%以上来自陆源排污,每年上百亿吨的工业和生活污水将大量的有毒有害物质携带排放入海,严重影响了邻近海洋功能区的功能,并造成近岸海域水质恶化。2007年,国家海洋局组织对全国部分入海排污口排放的污染物进行调查,结果显示排海污水中典型持久性有机污染物、环境内分泌干扰物及毒性金属等被普遍检出,生物毒性效应实验结果亦表明经陆源排污口入海的有毒有害物质已对我国近岸海洋环境质量构成潜在威胁。但是遗憾的是,对于大多数有毒有害物质,我国现行的 “污水综合排放标准”和 “海水水质标准”均未将其包含在内,由此导致污染排放控制管理缺失明确的管理目标和控制标准。

3.3 海水水质标准无暴露时间和频次要求,暴露评估难以统一

科学的水质基准须以在一定的暴露浓度中,确定的暴露时间内和一定的暴露频次下三者同时为约束条件才能达到保护水生生物的目的。在超标频次的确定上,应考虑水生生态系统从暴露浓度中恢复的能力,不同生态系统的恢复也有着很大差别,而且恢复能力还取决于污染物的类型、暴露浓度的高低和暴露时间的长短以及水生态系统的物理学和生物学特征。有研究表明,生态系统从很小的暴露压力中恢复仅需6周,而从严重的压力中恢复则需要10年或者更长的时间。一般认为,约在3年内大多数水生生态系统能够从一般的暴露浓度 (不包括化学品泄漏以及重大溢油事故等引起的高浓度暴露)下恢复。据此,如果水体除所关注的目标污染物外,无其他人为压力的影响,并且暴露浓度高于2倍正常浓度的发生概率较低,那么有研究认为每三年1次这样的暴露对于大多数水体是能够承受的[8]。因此,美国环保署将允许的超标浓度发生的频率规定为平均每三年1次[6]。

暴露浓度在时空上也非均匀分布。以营养盐为例,其含量本身即存在一定的季节波动性,同时在不同的水深,营养要素的生物地球化学循环作用也存在较大的垂直分布差异。对于有毒有害物质,可能来源于陆源入海排污口,其浓度也会存在较大的时空差异。但是,我国现行的海水水质标准仅对暴露浓度进行了规定,但对暴露时间和暴露频次并未给出相应的规定,这样在开展暴露评估时因评价者认识的不同,易产生一些偏颇。

3.4 海水水质标准修订不及时,不能反映海洋环境保护研究的最新成果

从标准修订与更新看,我国海水水质标准1982年发布实施,经过近15年后于1997年12月发布修订版,并于1998年实施,到目前为止仅修订一次。而美国的水质基准,自从1985年发布保护水生生物水质基准的推导方法后,已完成了多次修订。即便如此,推荐的167种污染物的水质基准中,仍有99种优先控制污染物和21种非优先控制污染物没有给出保护海水水生生物水质基准值;21种优先控制污染物和15种非优先控制污染物没有给出保护人体健康水质基准值。因此,美国的保护水生生物和人体健康的水质基准也存在大量亟待开展的工作。

4 对策分析

4.1 启动海水水质基准的系统研究,发布国家级的海洋水质基准国家指南文件

海水水质基准反映的是海水的自然属性,海水水质基准的定值关键在于确定海水介质中各种污染物浓度、剂量、强度与海洋靶系统 (海洋生物、人群和生态系统)响应 (或反应)间的定量关系。尽管海水水质基准属自然科学的研究范畴,可完全基于科学实验和客观记录从而科学推导而获得,不具有法律效力。但需要强调的是,海水水质基准不同于其他自然科学研究范畴的项目,因其具有可为海洋环境保护部门制定具有法律效力的海水水质标准提供最有用科学依据的特殊使命,海水水质基准的研究具有很强的科学性、系统性和连续性。海水水质基准研究是一项系统工程,绝非一家单位或者一个实验室可以完成,应该是集中国家相关研究领域的优势力量共同开展的一项工作;同时也是一项难于一蹴而就尚须坚持不懈的业务化运行来保障的基础性工作。因此,需要研究构建国家的海水水质基准体系,并发布规范性的国家级指南文件,以利于此项工作的全面展开。

自20世纪80年代初以来,美国、欧盟、荷兰、澳大利亚、新西兰和加拿大等国家和地区的环境管理部门根据其水环境污染状况和环境政策,先后发布了各自的保护水生生物水质基准推导文件或技术指南,建立了各自的水质基准研究体系。目前,我国的水质基准零星地散落在环保部环科院、中科院生态中心和国家海洋局的国家海洋环境监测中心等实验室,基本处于各自独立探索研发阶段,现有的研究成果以论文发布为主,尚未上升到国家统一组织和规范实施阶段。

总体来看,我国水质基准的研究成果相对较少,缺乏系统性研究,推导保护水生生物和人体健康基准的方法学研究体系亟须完善:包括受试生物的选取、我国海区代表性生物的急慢性毒性实验的开展、毒性数据的收集和筛选准则、统计外推模型的确定、污染物的参考剂量、日安全摄入量的推导等。建立适合我国国情的水质基准推导理论方法体系,颁布我国水质基准推导方法指南是大势所趋。

4.2 开展毒理学试验工作,建立具有我国海洋生物区系特征的海洋生态毒理学数据库

制约我国海洋环境质量标准体系改进和完善的主要原因之一,就是由于我国缺乏相应的海洋生态毒理学资料,仅参考美国等国的水生态基准数据来确定我国的水质标准,而未能充分考虑我国水域生态区系的特点,只能是权宜之计,缺乏充分的科学依据。为了更好地保护我国的海洋生物,亟须进一步开展可以体现我国海洋生物区系特征的毒理学研究,以具我国海洋生物区系特征的不同营养级的生物作为目标靶体,全面系统地开展典型和特征污染物的生态毒理学试验,以建立并完善我国的海洋生态毒理学数据库。

4.3 开展基础性研究,逐步提升我国海水水质基准研究的原创能力

水质基准及标准的原创性研究能力标志着一个国家环境科研的实力,随着保护海洋生物多样性和海洋环境管理工作的进一步强化和深化,迫切需要开展下述基础性研究工作,以提升我国海水水质基准研究的原创能力。

(1)开展对种群、群落水平或生态系统的微宇宙(microcosm)和中宇宙(mesocosm)生态模拟系统的毒理学研究,以更好地表征应激因子作用下物种间通过竞争和食物链相互作用而产生的间接效应。以往的毒理学效应研究主要针对单一物种的毒性测试,种群、群落水平或生态系统的研究结果可以作为水质基准推导的毒理学数据的补充,亦可对水质基准的推导结果进行验证。开展种群或生态系统在目标污染物作用下的恢复研究,对于确定海水水质基准体系中的超标频次和暴露周期也有重要的作用。

(2)现有的水质基准推导大多未充分考虑污染物的毒理学作用机制(MOA),建议在今后的水质基准研究中加以考虑。除部分新型污染物外,大多数化合物的毒理学作用机制相对比较明确,因此,可通过文献资料收集及实验室研究考察目标污染物的毒理学作用机制,从而在进行水质基准推导时,选取与毒理学作用机制密切相关的毒理学指标,以推导出更科学、可靠的水质基准值。除常规的毒理学研究方法外,开展分子水平上的生物标记物研究,如DNA加合物、金属硫蛋白(MT)、EROD酶活性等有助于揭示毒理学作用机制,以避免推导的基准值出现对海洋环境保护的 “过保护”和“欠保护”等问题。

(3)当前水质基准研究大多仍集中于淡水领域,尽管相应的理论与方法也适用于海水环境,但鉴于基于海水物种毒性数据的有限性、淡水与海水物种的敏感性差异和海水环境的复杂性等因素,海水水质基准研究仍有诸多方面需要深入研究,以完善方法学体系,包括诸如盐度、有机质、溶解氧和p H等环境要素对毒性结果的影响等。尤其在气候变化的作用下,盐度、温度和p H的变化,对污染物质的毒性作用过程、机制、毒性效应等产生的影响,将是海水水质基准面临的新挑战。

(4)使用单物种和单化合物的实验室毒性试验来推导水质基准常常饱受诟病,因为这样的实验无法诠释现场多重压力作用下的效应。对17种主要人类活动 (包括化学污染)的强度和分布特征研究表明,世界大洋的任何一个地方都叠加有至少5种人类活动的影响[9]。美国河流调查的结果表明,半数以上的样品中含有至少5种农药[10]。目前文献报道中混合物的毒性研究报道很少,即使有也只能研究实际环境中的极少一部分的混合物。研究证明,由单个目标污染物的暴露试验所导出的水质基准,可以保护生态系统,但问题是如果目标污染物A和B表现出加和 (或协同或拮抗)毒性作用,那如何在水质基准的推导中体现这种复合效应呢?针对多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons,PAHs)的研究显示,具有芳烃受体(aryl hydrocarbon receptor,AHR)激动剂的PAHs与细胞色素P4501A(CYP1A)抑制剂联合作用,可诱导鱼体的发育畸形,导致胚胎和子鱼出现蓝囊综合征(blue sac disease,BSD),呈现协同的毒性效应,指出现有基于相加效应的毒性当量(TEQ)PAHs风险评价模型可能低估了其实际风险[11]。目前在水质基准的推导中,所有的联合作用研究均处于探讨阶段,理想的情况是逐一导出每一种混合物的基准值,但这实际上是不可能做到的。如果混合物中各个化合物间的相互作用机制是未知的,可采用简单的加和作用模型。但是,若知道其间的作用是拮抗或者协同,那问题就比较复杂了。因此,要降低导出的基准值的不确定性,势必要对污染物的联合效应及其作用机制加以研究。

4.4 以科学的、区域海水水质基准研究为基础修订我国海水水质标准

由于缺乏主要参考依据——完善的海水水质基准技术体系,大多依据世界发达国家的水质基准资料,使得我国制订的现行海水水质标准缺乏科学依据和区域针对性。直接采用国外数据不能客观地反映我国海洋环境质量的真实情况,进而导致我国海洋环境管理不能达到预期的效果。因此,应在开展海洋环境污染过程和生态毒理效应研究的基础上,系统开展符合我国海洋生物区系特征的海水水质基准研究,根据我国现阶段的环境保护目标以及海洋环境质量现状,进行海水水质标准的修改研究工作,以达到为我国海洋环境管理和污染防治提供技术支撑,整体提升我国海洋环境保护科学研究水平和国际地位的目标。

[1] 马德毅,王菊英,洪鸣,等.海洋环境质量基准研究方法学浅析[M].北京:海洋出版社,2011:4-6.

[2] 张瑞卿,吴丰昌,李会仙,等.中外水质基准发展趋势与存在问题[J].生态学杂志,2010,29(10): 2049-2056.

[3] 孟伟,吴丰昌,李会仙,等.水质基准的理论与方法学导论[M].北京:科学出版社,2010:1-5.

[4] 穆景利,王莹,王菊英,等.海水水质基准的研究方法与我国海水水质基准的构建[J].生态毒理学报,2010,5(6):761-768.

[5] USEPA.National recommended water quality criteria[R].Washington DC:US Environmental Protection Agency,2009

[6] USEPA.Guidelines for deriving numerical national water quality criteria for the protection of aquatic organisms and their uses[R].Washington,DC: US Environmental Protection Agency,1985.

[7] 吴丰昌,冯承莲,张瑞卿,等.我国典型污染物水质基准研究[J].中国科学:地球科学,2012,42 (5):665-672.

[8] ZABEL T,COLE S.The derivation of environmental quality standards for the protection of aquatic life in the UK[J].Water and Environment Journal, 1999,13(6):436-440.

[9] HALPERN B S,WALBRIDGE S,SELKOE K A. A global map of human impact on marine ecosystems[J].Science,319(5865):948-952.

[10]USGS.Pesticides in surface and ground water of the United States:summary of the results of the national water quality assessment program (NAWQA)[R].Washington DC:US Geological Survey,1998.

[11]BILLIARD S M,MEYER J N,WASSENBERG D M.Non-additive effects of PAHs on early vertebrate development∶mechanisms and implications for risk assessment[J].Toxicological Sciences, 2008,105(1):5-23.

国家海洋局海洋公益性行业科研专项(200805090).