中国地表水环境质量标准研究

张 远， 林佳宁， 王 慧， 郭昌胜， 丁 森， 贾晓波， 霍守亮， 徐 建， 刘 琰， 王海燕， 吴丰昌

中国环境科学研究院水生态环境研究所， 环境基准与风险评估国家重点实验室， 北京 100012

水环境质量标准是指为保护人体健康、水生物安全以及正常使用等功能而对水体中污染物最大浓度或其他质量要求所作的规定，通常是以基准或相关标准为依据，考虑社会、经济和技术等发展状况，经过综合分析制定的管理限值. 各国都不断发展和完善原有水环境基准标准，如美国已发布了水生生物急性慢性基准60项、人体健康水质基准122项和感官基准27项[1]，欧盟制定了45项优控污染物标准[2]. 我国现行GB 3838—2002《地表水环境质量标准》(简称“《标准》”)在我国水环境管理中发挥着至关重要的作用. 但自2002年修订颁布以来，至今未再修订，随着我国地表水环境质量的改善、国家目标的变化以及新时代生态文明建设形势的变化，《标准》难以满足未来生态环境保护要求，对水环境质量标准修订的需求和呼声日益增加.

国家高度重视水环境基准和标准基础研究. 已有学者从饮用水源地水质标准、湖库营养状态标准、人体健康风险等角度，提出了对我国《标准》修订的建议[3-4]. 国家水体污染控制与治理科技重大专项(简称“水专项”)从“十一五”至今也开展了水生生物基准、人体健康基准、湖库营养物基准标准和饮用水源地标准等研究[4-5]，为我国水环境标准制修订奠定了科学基础. 按照我国社会经济绿色发展和生态文明建设的总体要求，遵循人体健康和生态优先的原则，结合国家重大科技专项的相关成果和国内外最新成果，突出水生态环境保护的系统性和完整性原则，作者提出了我国《标准》修订的总体思路和方案框架，以期为国家开展水环境标准修订提供储备.

1 我国地表水环境质量标准发展历程与作用

我国地表水环境质量标准历经了37年的发展. 1983年首次发布了GB 3838—1983《地面水环境质量标准》，该标准涵盖总氮、总磷和COD等20项指标，将地面水分为三级，分别为水质良好、水质较好以及水质尚可. 在1988年第一次修订后，《标准》内容不断丰富，项目由20项增至30项，首次将地面水水域按保护目的划分为Ⅰ～Ⅴ类. 1999年第二次修订将原《标准》中地面水改称为地表水，将指标分为基本项目和选择项目，共设有水质项目75项. 现行《标准》是在2002年第三次修订形成，不仅进一步强化了水域功能划分，而且把水质项目增至109项，分为基本项目、地表水源地补充项目和特定选测项目3类. 至此，我国基本建成了反映我国当时水环境污染特点，符合国家社会经济发展国情状况和管理特点，适用于在全国层面进行统一评价管理的标准体系. 该《标准》充分借鉴、吸收了当时美国、欧盟等国际水生生物基准、人体健康基准和营养物基准的最新成果，突出人体健康保护、饮用水源地和湖库水生态保护，大幅增加了有毒有机类、重金属等指标，提高了标准限值的科学性，实现了与欧美国家标准的衔接，如借鉴当时国外湖库营养物基准成果，提出了我国湖库总氮、总磷标准，为我国湖库富营养化防控提供了依据；同时，《标准》突出了我国水环境管理的特点，从高到低设置了五类水域环境功能和目标要求，实现了对水生态环境按功能分类进行保护. 综上，《标准》充分体现了当时我国水环境科研整体实力，得到了行业内外人员的高度认可，为我国在高速社会经济过程中水生态环境、人体健康的安全保障做出了重大贡献.

2 我国地表水环境质量标准的修订需求分析

2.1 《标准》同时兼顾多种水域功能及其水质要求，但是难以协调不同水域功能的水质关系

《标准》基本项目标准值分为五类，涉及饮用水源、渔业、农业、工业等多种水域功能，其中一类标准至少对应两类水域功能，如规定达到Ⅱ类和Ⅲ类标准的水体可用作集中式生活饮用水源地和水生生物栖息地用水，因此标准值需要同时满足保护人体健康和水生生物的要求. 以铜和锌两项污染物为例,《标准》制定时以美国环境保护局1999年发布的美国水生生物慢性基准和人体健康基准为依据制定了我国现行Ⅱ类水质标准限值[6]，但是美国人体健康基准中铜、锌浓度限值分别为1.3、7.4 mgL[1]，而美国水生生物慢性基准中二者浓度限值分别为0.001 45和0.12 mgL[1]，相差60～1 000 倍，而我国《标准》中铜和锌两项污染物浓度的Ⅱ类标准限值均为1 mgL，可以满足保护人体健康的要求，而对水生生物的保护可能不足.

2.2 《标准》主要是依据国外基准值与标准制定，缺乏符合中国国情的环境基准支撑

环境基准是标准制定的科学基础，基准值往往与本地生物区系、水体理化性质和污染物毒性特点等相关. 由于缺乏我国环境基准研究的支撑，《标准》中基本项目的Ⅰ、Ⅱ和Ⅲ类标准限值均主要参照美国水生生物急性慢性基准、人体健康基准制定，Ⅳ和Ⅴ类标准限值主要依据美国水生生物急性基准制定，集中式生活饮用水地表水源地补充项目和特定项目的标准限值主要依据《世界卫生组织饮用水准则》《美国饮用水卫生标准》和《我国饮用水卫生规范》制定[6]. 由于中美两国水生生物区系、水体理化本底背景等不同，直接引用外国基准值容易造成对本土水生物的“过保护”或“欠保护”，闫振广等[7]发现50%以上的水污染物在国内外水生物物种敏感度方面存在显著差异，由于国内外水生生物的物种敏感度存在差异性，造成同一污染物的不同国家水质基准阈值差别可能超过100倍.

2.3 《标准》中水质指标及其标准限值未考虑地域背景值的影响

《标准》的监测项目体系为全国统一标准，没有考虑地理环境特征、生态系统类型的差异. 如溶解氧(DO)浓度与海拔(高程)均存在较大相关性，青藏高原(海拔高于 3 500 m地区)在夏季温度高于20 ℃时，饱和溶解氧浓度仅为5.9 mgL，处于不达标状态，因此使用统一的溶解氧浓度指标评价西藏自治区、青海省等高海拔地区的水质缺乏合理性. 美国各州通常依据国家发布的溶解氧浓度的基准值，制定各区域的溶解氧浓度限值；英国水环境质量标准中将溶氧量按照溶解氧饱和百分率分级，制定溶解氧标准[8]. 化学需氧量(COD)和高锰酸盐指数是我国评价水体污染程度的综合性指标，该类指标极易受到来自沉积物和土壤淋溶的腐殖酸影响，这种天然条件下自然产生的腐殖酸含量在南北河流差距显著[9]，往往造成黑龙江省、内蒙古自治区、新疆维吾尔自治区、青海省和西藏自治区部分地区的COD和高锰酸盐指数环境背景值超标，《标准》对此类指标背景值超标等问题缺乏统筹考虑.

2.4 《标准》中湖泊水库缺乏适宜的分区营养物标准，难以满足当前富营养化控制需求

水体富营养化及其导致的蓝藻水华是我国水环境的主要问题，受到地质、气候和温度的影响，不同区域营养物基准阈值差异较大. 美国将全国划分为14个生态区，不同区域制定不同的营养物基准[10]. 我国对于湖库型水体，《标准》中规定了总氮和总磷指标的统一标准，然而我国地域广阔，各地区存在地理位置、地形地貌、气候条件、湖泊形态以及人类开发程度等方面的差异，不同区域湖库水体的富营养化现象对营养物水平的响应差异巨大[11]，对于受人类干扰强度大的东部大部分浅水湖泊，营养物基准制定难度更大[12].

2.5 《标准》中水质标准项目类型覆盖不全面

《标准》中集中式生活饮用水地表水源地保护项目共计85项，非饮用水源的地表水体涉及水生生物保护项目则相对偏少，其中河流类型地表水仅23项、湖库24项. 然而，美国保护水生生物基准共60项，欧盟保护水生生物基准共45项，相比之下，我国对于水生生物保护的项目类型明显不足，尤其是涉及有毒有害有机污染物的指标较缺乏. 近年来，我国地表水中频繁检测出一些长期累积性、复合性新型污染物，如抗生素、环境激素和微囊藻毒素等[13]，目前《标准》中尚未包含这些物质，因此缺失对此类污染物排放控制的相应标准，导致现行环境质量管理中对该类污染物的控制管理不足.

2.6 《标准》中的指标衔接性问题

《标准》中有些指标间存在关联性，但标准值却相互不衔接，造成质量管理上存在冲突. 以总氮和氨氮两种污染物为例，水体中溶解性总氮的主要组成是氨氮、硝态氮和亚硝态氮，《标准》中这两种污染物的Ⅱ～Ⅴ类标准值相同，存在着不协调性.

3 中国地表水环境质量标准修订思路思考

3.1 关于我国地表水环境质量标准体系的构建

美国和欧盟近年来都更加关注水生态系统保护. 美国《清洁水法》明确要求保护地表水化学、物理和生物的完整性，欧盟《水框架指令》也提出要实现地表水达到良好生态状态. 在传统考虑水生物毒性和人体健康风险的水生生物和人体健康水质基准基础上，发达国家进一步发展了营养物、沉积物、细菌和生物学等基准，逐渐形成了面向水生态完整性的基准标准体系. 如美国于2000年开始制定湖泊营养物基准，发布了湖泊水库、河流、河口海岸和湿地不同水体类型的营养物基准技术指南[14-17]. 欧盟自2000年后开始制定生物调查与评价技术的指导文件，建立了欧盟差异性的水生态评价标准[18]. 我国《标准》仍然是以饮用水源地安全、水生生物保护为核心，尚未形成面向水生态完整性的标准体系，难以支撑由水质保护为主向水质和水生态同时保护转变的管理需求.

因此，在充分考虑水环境管理的延续性等实际情况，建议我国《标准》可考虑由单标准向系列标准转变，形成由“1+N”水环境标准簇所构成的标准体系. 其中，“1”为地表水环境质量基本项目标准，用于判断地表水环境质量的优劣程度，反映水环境功能的基本水质要求，体现与《标准》水域功能分类管理的衔接性；“N”为特定保护项目标准，包括保护水生生物的有毒有害污染物项目水质标准、地表饮用水源地水质标准、湖泊营养物状态评价标准以及地表水水生物状况评价标准.

3.2 关于吸纳利用我国水环境基准成果的考虑

基于我国环境基准值，科学制定适合我国的标准限值是关键. 水专项已构建了我国水环境基准方法学体系，提出了保护水生生物、人体健康、湖泊营养物和沉积物等多种类型污染物的环境基准建议值. 以保护水生生物为例，目前已获得了重金属(Cd、Pb、Cu、Cr、Zn等)、氨氮、持久性有机污染物(PFOS、PFOA等)、新型有机污染物(三氯生)等多种基于本土生物毒性数据的水生生物基准值[19-25]. 《标准》修订可吸纳水专项环境基准的研究成果，以及国内外近20年最新的生态毒理学和环境科学研究成果，调整完善标准体系设置和相关限值，修订更新氨氮、重金属等有毒有害污染物等项目限值.

4 《标准》修订的初步方案

基于“1+N”水环境质量标准体系，考虑到我国当前的实际情况，近期建议重点对基本项目标准、保护水生生物有毒有害污染物项目水质标准、地表饮用水源地水质标准、湖库富营养化评价标准和地表水生物状况评价标准方案进行修订.

4.1 地表水环境质量基本项目标准

各国的标准体系分为2种类型，一类是欧美的标准体系，没有基本项目指标，也不进行分级评价；另一类是韩国和日本的标准体系，存在基本项目及分级标准，基本项目主要包括pH、五日生化需氧量(BOD5)、悬浮物(SS)、溶解氧(DO)、大肠菌群/粪大肠菌群数5项指标[26-27]. 《标准》中基本项目共计24项指标，含有重金属等有毒有害污染物项目，超出了水环境质量基本功能评价需求，建议选择反映水体净化能力的常规指标为主，对基本项目指标进行优化. 通过对国内外常用项目梳理及自动在线监测项目的衔接，提出将pH、BOD5、高锰酸盐指数、DO、氨氮(NH3-N)、总磷、粪大肠菌群7项指标作为基本项目.

COD、DO、BOD5和高锰酸盐指数为水中有机污染状况的综合性指示指标. COD在国际上一般不作为水质评价指标，多为污染源监测指标，而且重铬酸盐法的检出限≥50 mgL，小于50 mgL的测定结果误差较大，通常用于表征污水或污染严重的有机污染程度. 根据2018年我国地表水国控断面水质监测数据，约80%的COD监测值均小于20 mgL. 因此，将COD作为地表水水环境的基本指标意义不大；同时，COD测定过程中需要用到铬和汞，会造成二次污染，建议删除COD指标. 考虑到我国水质评价和水环境管理的延续性，建议保留DO、BOD5、高锰酸盐指数指标以反映水体净化能力和有机污染状况.

氨氮是我国长期的污染控制指标，建议近期仍然保留在基本指标内，远期可调整到保护水生生物、饮用水源地项目中，作为有毒有害项目进行考虑. 总磷是反映我国营养物污染的指标，国际上河流考核的指标项目中可以不考虑总磷指标，但是由于我国河湖、河海衔接需求，建议全国层面上根据全国总磷频度分布规律制定标准值，以满足全国富营养化控制要求；针对汇入具有不同保护需求的湖泊、海洋的河流，其总磷指标的控制限值可以基于总量控制方案由当地政府制定以衔接国家标准.

部分湖泊pH、DO、高锰酸盐指数等指标易受自然本底和自然过程背景影响，由于这些指标对水生生态系统未产生不良影响，建议通过“一湖一策”研究确定该类水体中这些指标的背景值范围，通过流域或区域标准进行调整优化.

氟化物、阴离子表面活性剂、氰化物、挥发酚、铜、锌、硒、砷、汞、铬(六价)、镉、铅、石油类和硫化物等14个项目通常作为保护水生生物或人体健康考虑而制定的指标，可以调整到保护水生生物的有毒有害污染物水质标准和饮用水源地水环境质量标准项目中.

4.2 保护水生生物的有毒有害污染物项目水质标准

美国、欧盟水生生物急性和慢性基准主要包括金属污染物、有机污染物等60项指标，一般采用基准值作为标准值[1-2]. 我国现行保护水生生物的24项指标中，有毒有害类污染物仅包括重金属、氟化物、氰化物、阴离子表面活性剂、硫化物和挥发酚等13项指标，难以满足我国水生态保护的要求. 建议根据优控污染物清单、有毒有害污染物名录、我国社会经济技术条件和监测技术等，按照有毒有害类污染物严格控制、不允许对水生生物造成危害的原则，筛选出我国地表水中检出率较高且对水生生物保护控制不足的污染物. 在国外部分污染物的水生生物基准值基础上，结合我国水环境基准成果，建议近期可重点围绕铜、锌、砷、汞、镉、铅、铬、壬基酚、五氯酚、阿特拉津、硝基苯、氰化物、氨氮等13类污染物，提出满足我国水生生物保护的有毒有害污染物控制阈值.

4.3 基于分区的湖泊营养物状态评价标准

湖库水华暴发具有显著的区域差异性. 美国根据湖库营养物特征，将全国的湖泊分成了14个生态分区，制定了基于分区的营养物基准值[10]. 国家水专项从“十一五”起就开展了我国湖泊营养物基准研究，提出了我国湖泊营养物分区方案，将全国分为东北湖区、内蒙湖区、新疆湖区、中东部湖区、东南湖区、云贵湖区和青藏湖区共计7个营养物生态区，并制定了各生态区的总氮、总磷和叶绿素a的基准值[28-31]. 针对目前我国湖库营养物分区控制的需求，建议将湖泊总氮、总磷项目从《标准》中分离，依据我国湖泊营养物生态分区和营养物基准研究成果，制定能够体现各地地质、气候和温度差异的湖泊富营养化评价分区方案. 为保证湖泊水域生态系统健康及使用功能，考虑管理的可行性以及国内目前的水体富营养化治理水平，将湖泊营养标准划分为贫营养、中营养、轻度富营养、中度富营养和重度富营养五类等级，项目可选择体现湖泊富营养化特征的总氮、总磷和叶绿素a等三项指标.

4.4 地表饮用水源地水质标准

建议打破《标准》中人体健康和水生生物保护功能界限不清的现状，依据目前污染物的理化性质、用途，在我国目前的生产使用及排放情况，以及在我国地表水和饮用水水源的污染水平、检出频次及毒性等，制定保护人体健康的饮用水源地水质标准.

4.5 地表水水生物状况评价标准

水环境管理最终目标是要实现水生态系统结构与功能完整. 欧美发达国家分别提出了水生物评价指标及标准，为促进我国水环境管理向水生态管理的转变，满足水资源、水环境、水生态的综合管理要求，我国环境管理对水生物评价提出了明确的需求. 水专项已提出了太湖流域、辽河流域的水生物评价指标和标准值[34]. 中国环境监测总站也制定了河流、湖泊的水生态环境质量监测评价技术方法，其中底栖动物指数已在松花江、辽河、太湖流域环境监测部门的监测评价中得到了示范应用. 基于生态区建立水生物评价指标和标准是通用方式，但考虑到地方水生物监测评价能力薄弱，建议我国水生物评价可分两种方式：对于缺乏长期监测数据和能力薄弱的流域或地区，可选择由全国推荐评价指标体系和相应标准，具体推荐指标包括生物硅藻指数(BDI)、大型底栖动物的底栖动物生物指数(BI)、大型栖动物快速评价指数(BMWP)和鱼类损失度指数(FOE)等；对于历史监测数据完善和监测能力强的流域和区域，可由地方进一步筛选适宜的指标和制定相应的标准值.

5 结论

a) 《标准》存在多种水域功能与水质要求混杂、标准值主要依据国外基准值制定、水质指标及其标准限值未体现地域差异性、缺乏适宜的湖泊水库营养物标准、水生物保护项目覆盖不全等问题，需要理顺《标准》中的水域功能与水质要求的对应关系，借鉴国际经验，在充分吸收中国环境基准相关成果的基础上，建立充分体现水生态完整性保护要求的水质标准.

b) 在修订过程中，我国《标准》可由单标准向系列标准体系转变，形成“1+N”水环境标准体系框架，其中，“1”是地表水环境质量基本项目标准，用于判断地表水环境质量的优劣程度，反映水环境功能的基本水质要求，“N”是不同的特定保护项目标准，包括保护水生生物的有毒有害污染物项目水质标准、饮用水源地水质标准、湖泊营养物状态评价标准以及地表水水生物状况评价标准.

c) 结合我国已有基准标准成果，给出了基本项目标准、保护水生生物的有毒有害污染物项目水质标准、地表饮用水源地水质标准、湖泊营养物状态评价标准和地表水水生物状况评价标准制定的相关建议，为面向未来生态文明建设的标准修订提供储备.