摘 要：通过概述我国农业及渔业用水水质标准及其发展历程；美国，欧盟及世界其他国家和地区的农业相关水质标准的总体状况；对中、美两国农业相关水质标准和基准在制定方法及程序、指标限值、监测及评价方法等方面进行了总体比较。针对我国农业水质标准存在的问题，提出一些建议，为我国形成完整的农业用水水质标准体系提供参考。
关键词：农业用水 水质标准 比较
我国是水资源短缺的国家，2012年全国水资源总量为29526.9亿立方米，比常年值偏多6.6%，比上年增加27%[1]，但人均水资源占有量仅为世界平均水平的三分之一，是世界上13个贫水国家之一。同时，有限的水资源在时空分布上很不均匀，南多北少，东多西少，夏秋多，冬春少，农业的季节性、区域性干旱缺水问题十分突出。据2012年水利发展统计公报，2012年全国总用水量6131.2亿立方米，其中：农业用水3902.5亿立方米，占总用水量的63.6%，农业仍是我国第一用水大户[1]。我国的农业相关水质标准分别由国家、行业及地方制订，其级别不同，制订的意义不同，但它们也相互协调、相互补充。因此，讨论农业用水及其水质标准很有现实意义，了解和掌握这些标准是较好地开展农业环境管理、进行农业生产和水域生态环境评价的基础。
1 我国农业用水水质标准体系
农业用水狭义上指用于灌溉农田的水；广义上也包括养殖牲畜和渔业所需用水，本文提到农业用水应包括农田灌溉和渔业用水。
1.1 农田灌溉水质标准体系
我国农田灌溉用水水质标准主要由以下标准予以规定：《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）、《地下水质量标准》（GB/T 14848-93）、《农田灌溉水质标准》（GB 5084-2005）、《绿色食品 产地环境技术条件》（NY/T 391-2000）中农田灌溉水质要求、《有机食品技术规范》（HJ/80-2001）中对灌溉水质要求。
《地表水环境质量标准》按照地表水的功能分类和保护目标,规定了水环境质量应控制的项目、限值，以及水质评价、水质项目的分析方法。该标准适用于江河、湖泊、运河、渠道等具有使用功能的地表水水域，并且依据水域功能,将地表水划分为5类，其中的Ⅴ类适用于农业用水水域。采用地表水为农业用水水源时应符合地表水环境质量标准（GB 3838-2002）Ⅴ类水质标准。
《地下水质量标准》根据我国地下水水质现状、人体健康基准值及下水质量保护目标，将地下水质量划分为5类。采用地下水为农业用水水源时应符合地下水质量标准（GB/T 14848-93）规定：Ⅰ类主要反映地下水化学组分的天然低背景含量。适用于各种用途。Ⅱ类主要反映地下水化学组分的天然背景含量。适用于各种用途。Ⅲ类以人体健康基准值为依据。主要适用于集中式生活饮用水水源及工、农业用水。Ⅳ类以农业和工业用水要求为依据。除适用于农业和部分工业用水外，适当处理后可作生活饮用水。Ⅴ类不宜饮用，其他用水可根据使用目的选用。从以上分类要求看出地下水规定的水体用途比较笼统，可以说地下水Ⅰ～Ⅴ类都可适用于农业用水。
《农田灌溉水质标准》规定了农田灌溉水质要求、监测和分析方法，适用于全国以地表水、地下水和水处理后的养殖业废水及农产品为原料加工的工业废水作为水源的农田灌溉用水。该标准于1985年首次发布，1992年第一次修订，2005年第二次修订。现行的农田灌溉水质标准（GB 5084-2005）。1985年，国家正式发布了农田灌溉水质标准（GB 5084—1985），适用于全国以地面水、地下水、工业废水以及城市污水作水源的农田灌溉用水。该标准根据灌溉水的用途，将农业灌溉水水质要求分为两类，共22项。值得注意的是，该标准规定各项标准值均指单次测定最高值，而非多次测定的平均值[2]。1992年，国家对GB 5084—1985 标准进了第一次修订，发布了农田灌溉水质标准（GB 5084—1992），适用于全国以地面水、地下水和处理后的城市废水及城市污水水质相近的工业废水作水源的灌溉用水。该标准对水质的分类方法做了修订，改为根据农作物的需求状况，将灌溉水质按灌溉作物分为3类：水作、旱作和蔬菜。该标准有29项指标，与GB 5084—1985相比，增加了7个指标，其中有机污染物综合指标6项、卫生学指标1项，分别为：生化需氧量、化学需氧量、悬浮物、阴离子表面活性剂、凯氏氮、总磷、蛔虫卵数[3]。2005年，国家对农田灌溉水质标准进行了第二次修订，发布了农田灌溉水质标准（GB 5084—2005）。该标准共27项，将控制项目分为基本控制项目（16 项）和选择性控制项目（11 项）。基本控制项目适用于全国以地表水、地下水和水处理后的养殖业废水及农产品为原料加工的工业废水作为水源的农田灌溉用水；选择性控制项目由县级以上环境保护和农业行政主管部门，根据本地区农业水源水质特点和环境、农产品管理的需要进行选择控制，所选择的的指标作为基本控制项目的补充指标。与GB 5084—1992标准相比，减少了凯氏氮、总磷两项指标，修订了五日生化需氧量、化学需氧量、悬浮物、氯化物、总镉、总铅、总铜、粪大肠菌群数和蛔虫卵数共9项指标[4]。
1.2 渔业用水水质标准体系
我国的水环境质量是按照水域功能分区管理的。因此，综合性水环境质量标准都是分功能区制订浓度限值的，例如，《地表水环境质量标准(GB 3838 - 2002)》依据地表水使用功能和保护目标将其划分为5类，其中的Ⅱ类水适用于鱼虾产卵场等，Ⅲ类水适用于水产养殖区等渔业水域。而《渔业水质标准(GB 11607- 19)》等专门渔业保护标准则制订单一的浓度值用于渔业水域的监督管理。表1列出了目前我国部分渔业相关水质标准。
| 表1 渔业相关水质标准 |
| 编号 名称 标准类别 |
| GB 11607–19 渔业水质标准 国家标准 GB 3838-2002 地表水环境质量标准 国家标准 GB 3097-1997 海水水质标准 国家标准 GB /T 18407.4-2001 无公害水产品产地环境标准 国家标准 SL 63-1994 地表水资源质量标准 水利部行业标准 NY 5051-2001 无公害食品淡水养殖用水水质 农业部行业标准 NY 5052-2001 无公害食品海水养殖用水水质 农业部行业标准 NY /T 391-2000 绿色食品产地环境质量标准 农业部行业标准 |
《海水水质标准》适用于我国管辖的海域，该标准规定了不同使用功能的水质要求。现行的《海水水质标准》替代原有的GB 3097- 82，增加了有关海水水质监测样品的采集、运输和预处理等方面的规定，并且将海水水质的分类由3类改为4类，其中的第一类和第二类适用于海洋渔业水域，监测项目共35项。
《渔业水质标准》主要应用于渔业水域的监督管理，是渔业部门经常使用的标准，对实施渔业资源评价、渔业污染事故评价以及养殖用水的评价，都起到了很好的指导作用[5]。但是由于该标准制订于19年，监测仅包括水体自然性状项目4项、富营养化类生态项目3项、理化毒性项目25项和微生物项目1项，而近年来随着工农业的快速发展，新的污染物的出现以及对新污染物的科学认识的提高，对该标准在监测项目、浓度限值方面都需要作出修订和增改，才能继续较好地服务于渔业环境管理工作。目前农业部正开展相关修订工作，不少科研工作者和渔业管理人员都提出了自己的见解，主要集中于增加有关热污染、水体富营养化污染指标以及某些有机毒性污染物质指标[6,7]。
1.3 主要的农业用水水质标准比较
表2 农田灌溉用水主要标准对照 单位：mg/L
| 序号 | 项目 | 农田灌溉水标准 | 地表水 （Ⅴ类） | 备注 | ||||
| 水作 | 旱作 | 蔬菜 | ||||||
| 1 | 生化需氧量（BOD5）≤ | 60 | 100 | 40a，15b | 10 | a.加工烹调或去皮蔬菜 b.生食类蔬菜，瓜类和草本水果 | ||
| 2 | 化学需氧量（COD） ≤ | 150 | 200 | 100a，60b | 40 | |||
| 3 | 悬浮物 ≤ | 80 | 100 | 60a，15b | —— | |||
| 4 | 阴离子表面活性剂 ≤ | 5 | 8 | 5 | 0.3 | |||
| 5 | 水温/℃ ≤ | 35 | 人为造成的环境水温变化应在：周平均最大温升≤1周平均最大温降≤2 | |||||
| 6 | pH | 5.5～8.5 | 6～9 | |||||
| 7 | 全盐量 ≤ | 1000（非盐土地区） 2000（盐土地区） | —— | |||||
| 8 | 氯化物 ≤ | 350 | —— | |||||
| 9 | 硫化物 ≤ | 1 | 1 | |||||
| 10 | 总汞 ≤ | 0.001 | 0.001 | |||||
| 11 | 镉 ≤ | 0.01 | 0.01 | |||||
| 12 | 总砷 ≤ | 0.05 | 0.1 | 0.05 | 0.1 | |||
| 13 | 铬（六价） ≤ | 0.1 | 0.1 | |||||
| 14 | 铅 ≤ | 0.2 | 0.1 | |||||
| 15 | 铜 ≤ | 0.5 | 1 | 1 | ||||
| 16 | 锌≤ | 2 | 2 | |||||
| 17 | 硒 ≤ | 0.02 | 0.02 | |||||
| 18 | 粪大肠菌群数（个/100mL） ≤ | 4000 | 4000 | 2000a，1000b | 40000 | |||
| 19 | 蛔虫卵数(个/L) ≤ | 2 | 2a，1b | —— | ||||
| 20 | 氟化物 ≤ | 2（一般地区），3（高氟区） | 1.5 | |||||
| 21 | 氰化物 ≤ | 0.5 | 0.2 | |||||
| 22 | 石油类 ≤ | 5 | 10 | 1 | 1 | |||
| 23 | 挥发酚 ≤ | 1 | 0.1 | |||||
| 24 | 苯 ≤ | 2.5 | —— | |||||
| 25 | 三氯乙醛 ≤ | 1 | 0.5 | 0.5 | —— | |||
| 26 | 丙烯醛 ≤ | 0.5 | —— | |||||
| 27 | 硼 ≤ | 1（对硼敏感作物），2（对硼耐受性较强的作物），3（对硼耐受性强的作物） | —— | |||||
| 28 | 溶解氧 ≥ | —— | 2 | |||||
| 29 | 高锰酸盐指数 ≤ | —— | 15 | |||||
| 30 | 氨氮（NH3-N） ≤ | —— | 2 | |||||
| 31 | 总磷（以P计） ≤ | —— | 0.4 （湖库0.2） | |||||
| 32 | 总氮（湖库以N计）≤ | —— | 2 | |||||
由表2可以得出结论如下：农田灌溉水质标准中铜（水作）和粪大肠菌群数两项指标限值限值比地表Ⅴ类水标准相应指标限值低；其他指标限都等于或高于地表Ⅴ类水标准相应指标限值。
表3 灌溉用水标准比较
| 项目 | 指标项目 | 化学指标数量 | 细菌学指标数量 | 物理及 感官指标 | 相同名称指标项目 |
| 农田灌溉水质标准 | 27 | 25 | 2 | 2 | 19 |
| 地表水Ⅴ类标准 | 24 | 22 | 1 | 1 |
《农田灌溉水质标准》的目的是为了保护农作物及土壤生态环境，而《地表水环境质量标准》中的Ⅴ类水域不仅考虑了保护农作物，同时还考虑了地面水水环境基本生态保护要求。因此，这两个标准的管理对象和适用范围不同。《农田灌溉水质标准》只能用来评价用作农灌的水是否符合要求，并对其进行监督管理，而《地表水环境质量标准》用来评价和管理标准中规定的农业用水水区[8]。
表4 渔业用水主要标准对照 单位：mg/L
| 项目 | 渔业水质标准 | 地表水标准 | 海洋水质标准 | |||
| Ⅱ | Ⅲ | Ⅰ | Ⅱ | |||
| 色、臭、味 | 不得使鱼、虾、贝、藻类带有异色、异臭、异味 | —— | —— | 海水不得有异色、异臭、异味 | ||
| 漂浮物质 | 水面不得出现明显 油膜或浮沫 | —— | —— | 海面不得出现油膜、浮沫和其他漂浮物质 | ||
| 悬浮物质 | 人为增加的量不得超过10 | —— | —— | 人为增加的量≤10 | ||
| pH值 | 淡水6.5-8.5， 海水 7.0-8.5 | 6～9 | 6～9 | 7.8～8.5，同时不超过该海域正常变动范围的0.2pH单位 | ||
| 溶解氧≥ | 连续24h中,16h以上必须大于5,其余任何时候不低于3 | 6 | 5 | 6 | 5 | |
| 五日生化需氧量≤ | 5（冰封期 3） | 3 | 4 | 1 | 3 | |
| 总大肠菌群(个/L) ≤ | 5000(贝类 500 ) | —— | —— | 10000，供人生食的贝类养殖水质≤700 | ||
| 高锰酸盐指数≤ | —— | 4 | 6 | —— | —— | |
| 化学需氧量 ≤ | —— | 15 | 20 | 2 | 3 | |
| NH3-N ≤ | —— | 0.5 | 1 | —— | ||
| 汞 ≤ | 0.0005 | 0.00005 | 0.0001 | 0.00005 | 0.0002 | |
| 镉 ≤ | 0.005 | 0.005 | 0.005 | 0.001 | 0.005 | |
| 铅 ≤ | 0.05 | 0.01 | 0.05 | 0.001 | 0.005 | |
| 铬 ≤ | 0.1 | 0.05（六价） | 0.05（六价 | 0.05 | 0.1 | |
| 铜 ≤ | 0.01 | 1 | 1 | 0.005 | 0.01 | |
| 锌 ≤ | 0.1 | 1 | 1 | 0.02 | 0.05 | |
| 镍 ≤ | 0.05 | —— | —— | 0.005 | 0.1 | |
| 砷 ≤ | 0.05 | 0.05 | 0.05 | 0.02 | 0.03 | |
| 氰化物 ≤ | 0.005 | 0.05 | 0.2 | 0.005 | |
| 硫化物 ≤ | 0.2 | 0.1 | 0.2 | 0.02 | 0.05 |
| 非离子氨≤ | 0.02 | —— | —— | 0.02 | 0.02 |
| 氟化物 ≤ | 1 | 1 | 1 | —— | |
| 凯氏氮 ≤ | 0.05 | —— | —— | —— | —— |
| 挥发性酚 ≤ | 0.005 | 0.002 | 0.005 | 0.005 | 0.01 |
| 黄磷 ≤ | 0.001 | —— | —— | ||
| 石油类 ≤ | 0.05 | 0.05 | 0.05 | 0.05 | 0.3 |
| 丙烯腈≤ | 0.5 | —— | —— | —— | —— |
| 丙烯醛 ≤ | 0.02 | —— | —— | —— | —— |
| 六六六 ≤ | 0.002 | —— | —— | 0.001 | 0.002 |
| 滴滴涕 ≤ | 0.001 | 0.001 | 0.00005 | 0.0001 | |
| 甲基对硫磷≤ | 0.0005 | —— | —— | 0.0005 | 0.001 |
这里值得提出是，在对渔业水域相应项目的监测中则应考虑以《地表水环境质量标准》作为评价依据，《地表水环境质量标准》规定Ⅱ类、Ⅲ类水体的铜的值为1.0 mg/L，这种浓度值对渔业资源保护的可行性有必要进行讨论。有资料显示[9],铜对白鲢和枝角类的TLm(90)分别为0.062mg/L、0.06mg/L,相应的安全浓度则应为0.006mg/L。总体上说,水生生物对铜是比较敏感的。《渔业水质标准》中规定铜不能超过0.01mg/L，作为渔业资源的保护《地表水环境质量标准》中铜的限值显得过于宽松。
渔业水质标准与地表水(Ⅱ、Ⅲ类)的标准限值差异比较大，使得评价的指标结果不统一。如2003年某地渔业水质监测结果Cu、Hg、zn的检测值分别是0.21、0.0004、0.5 mg/L，用地表水(Ⅲ类)评价分别是未检出、超标4倍、未检出；用渔业水质标准评价结果是超标21倍、未检出、超标5倍[10]。同样的监测数据，不同的标准，评价结果差别很大，给执行带来不便。从评价结果看，该地渔业水质不符合渔业用水标准。在所检测的三种重金属中不能确污染最严重的污染物，无法为采取更进一步污染治理提供依据，也使检测结果不能更好的为渔业服务。
表5 3个标准检测项目比较
| 标准 特有检测项目 |
| 渔业水质标准 凯氏氮、丙烯腈、丙烯醛、乐果、 甲胺磷、呋喃丹 |
| 地表水环境质量标准 高锰酸盐指数、总磷、总氮、硒、 粪大肠菌群、六价铬 海水水质标准 无机氮、病原体、粪大肠群、 活性磷酸盐、六价铬 以上三个标准均有 pH、五日生化需氧量、溶解氧、 汞、镉、铜、锌等 |
| 制订《渔业水质标准》的目的是防止和控制渔业水域水质污染，保证鱼、虾、贝、藻类的正常生长，因此比较重视对有毒金属离子、农药和渔药等污染物的检测。《地表水环境质量标准》则考虑到有机物污染，设定有高锰酸盐指 |
2 国外相关水质标准体系
2.1 美国相关水质基准概述
美国没有全国统一的水质标准，只是由国家颁布的《国家推荐水质基准》,各州依据当地的条件和水体功能参照水质基准制定不同区域的水质标准。各个州的水质标准包括3个部分：水体指定用途，保护水体用途的定量和定性指标，以及防止水质恶化条款。美国《清洁水法》对水体指定用途的规定包括了水体目前用途，自1975年11月28日颁布反退化时达到的曾经用途，以及水体水质可以支持的其他用途。主要水体用途包括“饮用水源（处理/未处理），娱乐用水（长期/短期皮肤接触），渔业用水，农业用水，工业用水等。几乎所有的水体都有多项指定用途，所有水体都应满足基本的可钓鱼和可游泳（fishable / swimmable）的功能，除非有证据表明这是不切实际的[11]。重新划定水体指定用途要进行用途可行性分析（use attainability analysis），通过公众评议，并得到批准。
美国水质基准的基础和应用研究工作始于20世纪60年代，相继出台了《绿皮书》(1968年)、《蓝皮书》(1973年)、《红皮书》(1976年)和《金皮书》(1986年)等一批水质基准文献，并进行了多次修订和补充完善。现行的美国国家水质基准修订于2009年，主要由保护水生生物的水质基准和保护人体健康的水质基准组成。共有190 项基准值，其中包括120 项优先控制污染物(priority pollutant)、47 项非优先控制污染物(non-priority pollutant)和23项人体感官基准值[12]。污染物的基准值分为保护水生生物的淡水急性、淡水慢性、海水急性、海水慢性和保护人体健康的人体健康-同时消费水生生物和水、人体健康-只消费水生物等六类基准值。
美国2006年基准共有190项基准值，包括120项优先控制基准、47项非优先控制污染物基准和23项感官基准。对于保护水生生物基准，120个优控污染物，给出完整基准值的19种，给出部分基准值的6种，未给出基准值的95种；47个非优控污染物，给出完整基准值的5种，给出部分基准值的13种，未给出基准值的29种。对于保护人体健康的基准，120个优控污染物，给出完整基准值的92，给出部分基准值的3种，未给出基准值的25种；47个非种优控污染物，给出完整基准值的11种，给出部分基准值的8种，未给出基准值的28种。保护水生生物的基准包括暴露的浓度、时间和频次等，是针对淡水水生生物和海水水生生物2种情形计算出来的。
淡水(或海水)水生生物基准对于每个污染物都制定了2个限值,即基准连续浓度(CCC)和基准最大浓度(CMC)，目前这种双值基准已成为美国水质基准普遍的表现形式。其中,CCC是为了防止在低浓度的污染物长期作用下对水生生物造成的慢性毒性效应而设定的，在该浓度下水生生物群落可以被无限期暴露而不产生不可接受的影响；CMC是为了防止在高浓度的污染物短期作用下对水生生物造成的急性毒性效应而设定的，一般认为在该浓度下,水生生物群落可以被短期暴露而不产生不可接受的影响。美国制定水质基准充分考虑了生物多样性，用于推导CMC的急性毒性数据至少涉及3门8科的生物，有较好的代表性，能为大多数生物(95%以上)提供适当的保护[13]。
2.2 欧盟相关水质基准概述
欧盟水框架指令（Water Framework Directive ,WFD），主要目标是在2015 年以前实现欧洲“良好的水状态”，整个欧洲将采用统一的水质标准。WFD重要特色是它的综合性，或称“一体化”的思维方法。按水的自然属性，WFD强调地表水－地下水－湿地－近海水体的一体化管理，以及水量－水质－水生态系统的一体化管理；按照水的社会属性，WFD强调各行业的用水户和各个利益相关者的综合管理。
关于水的功能，有关渔业用淡水的78/659/EEC指令规定了淡水渔业养殖用水的质量标准(包括限值和指导值)、抽样次数、监测方法、达标措施和条件。有关贝类养殖水质标准的79/923/EEC指令同样规定了贝类养殖用水的质量标准(包括限值和指导值)、抽样次数、监测方法、达标措施和条件[14]。这些指令在转化为各国法律条文或者质量标准时,并非要求各国将指令中的内容一字不差照搬,但是转化后的国内条文必须全面且充分地实施指令所规定的环境目标。欧洲共同体在1973年和1977年的第一和第二环境计划中均涉及并提出了农业相关的环境指令,包括上述的淡水渔业和贝类养殖水质标准,充分体现欧盟的水环境质量标准注重对人类健康和水产养殖的保护。
欧盟主要采取以慢性效应为基础的预测无效应浓度（predicted environmental concentration, PNEC）作为污染物水质基准的主要依据，保护水生生物。水质基准与风险评估密不可分，欧盟2003年颁布了《风险评价技术导则》。在水质基准计算的“最小毒性数据需求”方面，欧盟对物种毒性数据的要求比较全面，物种的选择代表性岁水生生态系统的代表性也较强，要求5～6科水生动物，8个类群水生生物，10个慢性数据[15]。
2.3 其他国家相关标准概述
水质基准和标准在各国水环境管理中发挥了重要作用，不同国家和国际组织对水质基准有不同的描述和分级，也分别提出了一些具有等同性或相似性的概念。如澳大利亚和新西兰的触发浓度。加拿大的水质指导值、荷兰的环境风险限值、欧盟用于化学品管理的预测无观测效应浓度以及OECD的最大可接受浓度等。
加拿大最早在1987年由环境部发布了《加拿大水质指南》，提供了关于水质参数对加拿大水体用途（包括为净化的饮用水、水生生物生存用水、农业用水、休闲用水、美学用水和工业用水）影响的基础科学信息。1999年加拿大环境部发布了《推导保护水生生物基准草案》，详细论述了使用评价因子法推导水质基准值。2007年加拿大环境部将水质基准分为短期暴露基准和长期暴露基准，短期暴露基准主要防止在突发性事件大多数物种发生的致死效应；长期暴露效应主要防止在慢性暴露中所产生的有害效应[16]。目前，加拿大环境部颁发的最新指南文件有《加拿大包补水生生物水质指南》、《休闲用水水质指南和感官性质》和《加拿大保护农业用水水质指南》等技术文件。
澳大利亚和新西兰于2000年颁布的《淡水河海洋水质指南》中，采用了慢性暴露的指导性触发值对水生生物进行保护。荷兰提出了基于风险评估制定水质基准的技术方法，按照保护水平将环境风险限值分为4个等级：无效应浓度、最大允许浓度、严重风险浓度和生态系统最大允许浓度。无效应浓度表示某一浓度对生态系统的效应可忽略不计；最大允许浓度指能够保护生态系统中所以物种免受有害效应的浓度；当污染物超过严重风险浓度，生态系统将受到严重影响；生态系统最大允许浓度主要保护生态系统免受短期浓度暴露导致的急性毒性效应[17]。
3 中美农业用水相关标准和基准比较
从限值制定本身，我国水质标准中的许多限值直接参考美国、世界卫生组织和欧盟等国家和组织的水质基准或水质标准的限值。从标准的制订角度看，我国农业相关水质标准主要建立在《农田灌溉水质标准》、《渔业水质标准》、《地表水环境质量标准》和《海水水质标准》的基础之上，其他的相关国家标准、行业标准及地方标准立足于各自的标准设定目的上，对检测项目的选取和浓度限值的设定基本上以上述四个标准为依据，并且通过增加个别项目或者降低浓度限值来加强水质管理。
美国水质基准制定始于20世纪初，现在已经形成比较系统的水质基准推导的理论和方法。以水生生物基准为例，美国EPA《推导保护水生生物水质基准及其用途的定量化国家水质基准的指南》要求在制定基准时收集大量的毒性试验数据，其中包括：①动物极性和慢性毒性数据，至少涉及3门8科的可接受急、慢性试验结果；②生物富集性数据，至少选用一种淡水（或海水）物种来确定生物富集系数。然后再有得到的数据计算出一系列值。
表6 中美水质标准和基准指标项目比较
| 物质 | 美国环保局2006年水质基准 | 中国地表水环境质量标准 | 中国渔业水质标准 （GB11607-） 限值 | |||||||
| 保护淡水水生生物 | 保护海水水生生物 | 保护人体健康 | （GB3838-2002） 基本项目限值 | |||||||
| 基准最大浓度 | 基准连续浓度 | 基准最大浓度 | 基准连续浓度 | 消费水和生物 | 只消费生物 | Ⅱ | Ⅲ | Ⅴ | ||
| 铜≤ | 0.013 | 0.009 | 0.0048 | 0.0031 | 1.3 | 1 | 1 | 1 | 0.01 | |
| 锌≤ | 0.12 | 0.12 | 0.09 | 0.081 | 7.4 | 26 | 1 | 1 | 2 | 0.1 |
| 硒≤ | 0.005 | 0.29 | 0.071 | 0.17 | 4.2 | 0.01 | 0.01 | 0.02 | ||
| 砷≤ | 0.34 | 0.15 | 0.069 | 0.036 | 0.000018 | 0.00014 | 0.05 | 0.05 | 0.1 | 0.05 |
| 汞≤ | 0.0014 | 0.00077 | 0.0018 | 0.00094 | 0.00005 | 0.0001 | 0.001 | 0.0005 | ||
| 镉≤ | 0.002 | 0.00025 | 0.04 | 0.0088 | 0.005 | 0.005 | 0.01 | 0.005 | ||
| 铅≤ | 0.065 | 0.0025 | 0.21 | 0.0081 | 0.01 | 0.05 | 0.1 | 0.05 | ||
| 铬 六价 | 0.016 | 0.011 | 1.1 | 0.05 | 0.05 | 0.05 | 0.1 | |||
| 氰化物≤ | 0.022 | 0.0052 | 0.001 | 0.001 | 0.14 | 0.14 | 0.05 | 0.2 | 0.2 | 0.005 |
| pH | 6.5～9 | 6.5～8.5 | 5～9 | 6～9 | 不得对鱼、虾等产生有害影响 | |||||
| 溶解氧 ≥ | 温水和冷水基质——见文件 海水——见文件 | 6 | 5 | 2 | 连续24h中16 h以上必须大于 5,其余任何时候不低于 3 | |||||
| COD≤ | 15 | 20 | 40 | |||||||
| BOD5≤ | 3 | 4 | 10 | 5（冰封期 3） | ||||||
| 总磷 ≤ | 0.1（湖库0.025） | 0.2（湖库0.05） | 0.4（湖库0.2） | |||||||
| 总氮≤ | 0.5 | 1 | 2 | |||||||
| 粪大肠菌 ≤ | 2000 | 10000 | 40000 | |||||||
中美两国农业相关标准限值差异比较大，以铜为例，我国地表水（Ⅱ、Ⅲ、Ⅴ）铜的限值是美国淡水连续浓度、淡水最大浓度的76倍、111倍；我国地表水（Ⅱ、Ⅲ）中铬（六价）的限值是美国淡水连续浓度、淡水最大浓度的3倍、5倍。当然，也有些指标，我国比美国更严格，如汞的限值，美国基准中汞的淡水连续浓度是我国地表水（Ⅱ）汞限值的28倍，美国基准中汞的限值已经很严格，我国更严格，在实施中能否达标有待考究。美国基准中砷的淡水连续浓度、淡水最大浓度限值是我国地表水（Ⅱ、Ⅲ）砷限值的3倍和6.8倍。总体来说，美国的基准制定的更系统，在指标限值方面较严格，我国相关标准制定的较笼统，只有一个限值。相比于我国的水环境质量标准,当前美国的水质标准缺少一些综合性指标,如化学需氧量等,这是美国现阶段水环境管理成果和进展的一个表现,即已经在污染排放节点完成对有机污染的控制目标,但是它强调对单项污染指标进行控制,确保略微超过污染物最高浓度值限量时对公众健康不产生显著风险[15]。
从标准监测及评价方法看，进行一般性的农业和渔业生态环境水质评价时，我国主要依据《农田灌溉水质标准》、《渔业水质标准》，选取其中的项目和浓度限值，上述2个标准中没有规定的项目，则参考其他相应标准，一般按照水域类别和不同功能区划选择《地表水环境质量标准》和《海水水质标准》中的项目及相应级别的浓度限值。通常是进行单因子评价，评价结果应该说明水质达标的情况，并且说明超标项目的超标比例和超标倍数。《农田灌溉水质标准》检测项目和频率应符合农用水源环境质量监测技术规范NY/T 396-2000 的要求。《渔业水质标准》有具体渔业水质分析方法，各项标准数值系指单项测定最高允许值。标准值单项超标，即表明不能保证鱼虾、贝正常生长繁殖，并产生危害，危害程度参考背景值、渔业环境的调查数据及有关渔业水质基准资料进行综合评价。
美国水质基准两个值：基准最大浓度和基准连续浓度，其中基准最大浓度是1h内不得超过的值，而基准连续浓度是96h内不得超过的值，并且规定了超标浓度发生的频率是不多于平均每三年一次。美国水质基准除采用数值型外，还采用描述性指标和感官指标，如美国要求所有水体都应满足基本的可钓鱼和可游泳；美国感官指标（23项）是为了控制污染物产生令人不快的味道和气味，某些污染物的感官质量基准可能比基于毒理学的基准更加严格。
4 对构建我国农业用水相关标准思考
我国现行的农业水质标准体系比较完善，以《农田灌溉水质标准》和《渔业水质标准》为基础的相关农业水质标准基本能够涵盖农业生态环境评价的各类水域。通过对国内相关农业水质标准的比较,我认为，有几个问题尚需思考。一是对我国水质标准制定体系的思考。美国等发达国家制定水质基准的目的侧重保护人体健康和水生生态系统的安全。而我国水质标准以水化学和物理标准为主，而更偏重于对水体资源用途的保护。二是对标准值的设定。美国现行的水质基准有两个推荐限值，而我国的量值只有一个。就我国渔业水质标准而言，只有一个标准值，一个项目只有一个标准值的状况在实际应用中存在两方面问题：一方面，淡水生物和海水生物对污染物的耐受力总体上是有区别的，得到的安全浓度值应该是不同的，在《渔业水质标准》中，采取一个标准值既用于评价淡水生物的水质状况，又用来评价海水生物的水质状况，是有局限性的；另一方面，由于现有的水质标准值是指水生生物的安全浓度，超过标准值只是表示现有水质可能对水生生物造成一定的不良影响，不能表示一定会出现大规模的死鱼现象，因此，在渔业污染事故的评价中，单单依靠水质标准不能得到肯定的结论。建议在将来的水质标准中，为充分发挥标准的作用和增强其实用性，标准中每个项目应具有淡水生物和海水生物的标准值、急性和慢性的标准值。这些方面可以参考现有的美国地表水水质标准。三是对《渔业水质标准》中的监测项目需要扩充，包括热污染类、水体富营养化类指标、有机毒性污染物等，原因是国内渔业污染出现新的污染类型以及对污染物科学认识的提高。四是开展水生态毒理学研究的思考。我国缺乏水生态基准数据，以至还没有制定出许多重要有毒化学品的标准值，随着保护生物多样性和环境管理的强化，开展相应的渔业生态毒理学基础研究，制定符合我国国情的渔业生态基准势在必行。五是开展水质标准与水质基准转化关系的研究。我国水质标准主要参考国外其他国家的水质基准数据。由于水生生物具有地域性，代表物种也不同，其他国家的基准不能完全反映我国水生生物保护的要求，直接参考其他国家的水质基准来制定我国的水质标准，势必降低我国水质标准的科学性，导致保护不够或保护不够[18]。
参考文献：
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[5] 曾智超,金沁.渔业相关水质标准及其比较.水产科技情报,2007,34（4）.
[6] 徐忠法,于东祥.水产养殖标准汇编.北京:中国标准出版社,1997,21-25.
[7] 赵庆，查金苗，许宜平，等.中国水质标准之间的衔接与差异性思考.环境污染与防治，2009,31（6）:104-108.
[8] 刘征涛,孟伟.水环境质量基准方法与应用.科学出版社，2012,60-61.
[9] 何力,徐忠法，周瑞琼.内陆渔业水质环境相关标准的应用和分析，水利渔业，2004年第一卷第一期.
[10] 王绿洲,等.渔业水质评价中标准限值差异及建议，中国渔业经济，2007（4）:52-53.
[11] USEPA.Water Quality Standards Handbook.
[12] USEPA．National Recommended Water Quality Criteria [R]．Washington：Office of Water，Off'tee of Science and Technology,2006．
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[14] 顾勇国.水环境质量标准的发展探讨.上海环境科学,2003,22(6):411-413
[15] 胡必彬.欧盟水环境标准体系.环境科学研究,2005,18(1):45-48.
[16] CCMC. A protocol for the derivation of water quality guidelines for the protection of aquatic life.Winnipeg,Manitoba,Canadian Council of Ministers of the Environment，2007..
[17] 张瑞卿，吴丰昌，等.中外水质基准发展趋势和存在的问题.生态学杂志,2010,29(10):2049-2056.
[18] 中国环境科学院.水质基准的理论与方法学导论,2010.下载本文
