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完善标准体系，保护人体健康和水生态
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中国的工业化和城市化从1970年代后期以来持续高速发展，她的水环境也承受了越来越重的污染压力。从1984年《中华人民共和国水污染防治法》（水污染防治法）建立到2008年该法的第3次修改之前，中国的水环境保护目标一直是“保障人体健康，保证水资源的有效利用，促进社会主义现代化建设的发展”。显然，这个目标强调水资源为经济建设所用，在环境和经济这一对基本关系上，更多地偏向于经济这一边。在多年来这个目标的管理之下，全国大多数省市中大多数的地表水体已经不再能够承载作为安全的饮用水源和健康的水生态栖息地的重要环境功能。与此同时，中国水环境可以作为经济建设资源的价值已经所剩无多，重大水环境事故频繁发生，近年来中国水环境污染的形势一直难以脱离严峻的局面。
水污染防治法2008年修正本将中国水环境保护的目标修改为“保障饮用水安全，促进经济社会全面协调可持续发展”，部分地纠正了以前过于偏向经济建设的倾向。“可持续发展”是一个易于让人接受并且已经广泛使用，但却内涵多有歧义的概念，水污染防治法亦没有对什么是可持续发展的水环境给予明确的定义。应该可以有共识的是，人类生活和生产活动中产生的污水不应该破坏水体作为人类自己的饮用水源和其它生物栖息地的用途，我们不能够留下一个残破的水生态贻祸于子孙，这是中国人得以生存和持续发展的根本。所以，为了达到可持续发展的水环境保护目标，为了尽快解决水污染损害健康的问题，为了尽可能地减少污染给水生态造成的不可逆破坏，为了今后世世代代的中国人可以生存在一个安全和健康的水环境，在今后二、三十年甚至更长一段时期内，中国水环境保护工作必定要进一步围绕着如何保护水体的饮用水功能和水生态功能这两个中心来开展。
然而，在保护水体重要环境功能的需要面前，水污染防治法2008年修正本中一些重要的条款没有跟上水环境保护目标的发展，而水污染防治法执行细则和其它相关法规更是还没有与这个新的、改进了的目标相匹配，有些法规甚至还存在着一些严重的缺陷，尤其是作为体现水污染防治战略具体措施的排放标准存在的问题，亟需予以足够的重视。本文围绕排放标准相关法律法规中存在的一些问题开展讨论，试图澄清一些模糊的认识，并指出今后相关标准修订中应该注意的若干关键问题。
1. 排放标准的问题水污染防治法关于排放标准的规定，从1984年以来一直是：国务院环境保护主管部门根据国家水环境质量标准和国家经济、技术条件，制定国家水污染物排放标准 [1]，根据这条法律（排放标准法条）制定的水污染物排放标准实施于全国所有相关的点源排放户。这条法律在以前偏重于促进建设发展的水环境保护目标下也许是适用的，但是却不能满足饮用水源和水生态保护的要求。它的问题可以用一个简单的例子来说明：社区甲的饮用水源是流经附近的河流A，上游新建工业排放废水产生的污染，使得河流A的水质不再适用作为饮用水源。但是，这些工业排放源已经满足了国家的废水排放标准，要求进一步提高排放水质量是于法无据的。在现实中，这种现象比比皆是。笔者在2007年5月随中国人民大学环境学院教师到江苏省影响太湖水质最大的一个城市调研，当地的环境管理人员宣称那里的点源都已经实现达标排放。当被问到是否已经根据水环境质量标准的要求来解决太湖水污染严重的问题时，我们被告知那将会导致排污户的反对而且现在的法律并不能支持政府如此管制。众所周知，2007年太湖蓝藻水华暴发事件不久后在当地发生，导致当地居民在长达一周内无法使用自来水，极大地影响了太湖流域的居民生活和经济发展。
从上面的例子可以看出，不能依赖上述排放标准法条和按照这项法条制定的排放标准来保护水体的饮用水源等重要环境功能，我们需要有另外的、符合目前水环境保护目标的、能够真正保护水质的排放标准。
1.1. 现有排放标准不能保护水体环境功能尽管法律要求排放标准的制定要“根据国家水环境质量标准”，但这并不等于现有排放标准的制定都是以国家水质量标准为重要根据的，更不等于执行现有的排放标准就能够使水环境满足水环境质量标准的要求。事实上国家环境保护部以及它的前身国家环境保护总局制定的国家水污染物排放标准包括城镇污水处理厂污染物排放标准、污水综合排放标准、和各种行业的水污染物排放标准，基本上都是以经济、技术条件为主要依据而制定的，尤其是行业水污染物排放标准，对于水环境质量标准的考虑即使在形式上也很难找到。
法规与法律的矛盾显然易见。原国家环保总局在2007年 3月1日发布的《加强国家污染物排放标准制修订工作的指导意见》[2]中，阐述“排放标准中的排放控制要求与环境功能要求的关系”时，要求“国家级水污染物…排放标准的排放控制要求主要应根据技术经济可行性确定[底线强调由笔者所加]”。国家环保部2008年9月27日发布的《编写国家污染物排放标准编制说明暂行要求》[3]规定编制说明的内容至少应包括的几方面内容[4]，完全没有提到关于考虑环境质量的要求。有的行业标准在编制说明中阐述标准值的确定原则时甚至提出“排放标准的制订一定要以技术为依据”[5]。
必须指出的是，现有的国家水污染物排放标准是按照排放户的技术经济可行性制定的，与特定水体的环境功能和保护目标并没有实质上的联接，因此是不能保护水体环境功能的。城镇污水处理厂污染物排放标准（城镇污水排放标准）和污水综合排放标准中的分级标准和有些行业标准中的所谓“水污染物特别排放限值”等，与不同类型的水体有一些表面的联接，但是由于这些标准数值制定得太高，比如城镇污水排放标准中几种重要的一类污染物最高允许排放浓度比现行水质环境标准中III类水的相应限值要高出2到10倍（见表1），而且它们不考虑特定水体的具体背景和条件（详见1.2节的讨论），所以这些排放标准都不能够保护水体的饮用水源和水生态环境功能。
现有国家水污染物排放标准的制定都是基于点源排放户的工业类型、使用的生产原料和工艺、产生的废物性质、废物处理的能力和成本等因素制定的，在国际上通常被归类为基于技术的排放标准。它们的一个共同特点是排放标准直接应用于点源排放口。所以，基于技术排放标准的标准值与管制排放口污染物的排放限值是等同的 ，中央机构制定的统一标准可以在任何点源实施。这些与下节讨论的着眼于保护人体健康和水生态的排放限值有着显著的和重要的区别。
1.2. 需要什么样的排放标准在上面社区甲的例子中，要制定可以满足水体环境功能和保护目标的点源排放限值，首先当然必须要依据人体健康对饮用水源中污染物的忍受程度，其次还必须要考虑可能会影响河流A环境功能及保护目标的所有其它各种因素，主要包括：河流A中污染物的背景浓度，河流A的水文条件（比如水量和丰水期、枯水期的变化），和污水排放中污染物浓度变化的幅度。这些因素作为条件参数与水环境质量标准值一起，为特定点源排污户计算制定排放限值。为了保证制定出的排放限值不仅仅在一个特定的时候才保护水质，条件参数的选定必须要有严格的要求并符合科学的程序。
与水污染防治法中排放标准法条的规定不一样，上述排放限值的制定依据中不包括经济、技术条件。这并不意味对经济、技术条件的忽视，或者意味为了保护水质经济技术条件就一定要让位，而是因为一个水体的环境功能和保护目标的建立本来就应该综合权衡所有有关的因素和条件，包括经济和技术的条件。在政府代表了国家和社会的利益为某个水体确立了法定的环境功能后，就不可以再让一个个企业用按照某个行业的经济、技术条件调整的排放标准来冲击、甚至否定已确立的水体环境功能。否则，就会形成逻辑上的错乱和水环境管理实务上的混乱，进而损害水体的环境功能和保护目标。
根据保护目标对污染物的忍受程度和点源及当地的条件计算出的排放限值在国际上称为基于水质的排放限值，与上一节讨论的基于技术的排放限值比较有不同的特点。基于水质排放限值的计算须考虑到各个水体和点源的具体条件，事实上，在实施基于水质排放限值的国家（比如美国）的经验表明，即使两家非常相似的企业---使用相同的原料、相同的生产过程、相同的规模、相同的处理设施、排放到相同河段、根据相同的基准和方法计算，也可以因为排放检测资料的差别而导致计算出不同的排放限值。基于技术的排放限值可以由一个中央机构制定，从上往下要求所有相关点源排放口执行；基于水质的排放限值则必须首先确定特定水体保护目标的污染物忍受水平，然后从下往上逆向地计算适用于排放口的排放限值。所以，条件参数以及其它因素的影响使得基于水质的排放限值与作为其制定依据的污染物忍受水平一般是不等同的，不能由一个中央机构制定统一的排放限值应用于全国。
这样，我们以上所说的需要有另外的、符合目前水环境保护目标的、能够真正保护水质的排放标准，具体来说指的是为了保护饮用水源和水生态，我们至少需要制定1）水体保护目标可以忍受的污染物最高值[6]，和2）相应的政策规定包括适当的程序和方法，用来结合各个水体和点源的背景条件计算出基于水质的排放限值。
2. 水环境质量标准的问题由于目前中国水污染防治框架中还没有制定和实施基于水质的排放限值的相应政策，所以本文仅讨论与保护目标可以忍受的污染物最高值有关的几个问题。
原国家环境保护总局和国家质量监督检验检疫总局2002年颁布的地表水环境质量标准（2002水质标准）将中国的地表水按照环境功能和保护目标划分为从高到低的I、II、III、IV、V五类，这五类水域功能类别是一种政策规定，建立在经济、技术、管理等诸方面因素的基础上。2002水质标准为不同功能类别分别制定相应的标准限值，也就是相应于不同功能类别和保护目标可以忍受的污染物最高值。II类水环境质量标准限值要能够保护包括“珍稀水生生物栖息地、鱼虾类产卵场、仔稚幼鱼的索饵场”的水域；III类水标准限值要保护包括“鱼虾类越冬场、洄游通道、水产养殖区”的水域；IV类水主要用于工业；V类水主要用于农业；功能类别高的标准限值严于功能类别低的标准限值。
按照其修订说明[7]所述，2002水质标准以美国联邦环保署1999年发布的美国水生生物慢性基准和人体健康基准（美国基准）为依据制定II类水标准限值；对美国基准中的“可降解性污染物指标适当放宽”作为III类水标准限值；以美国水生生物急性基准（美国急性基准）为依据，并进一步放宽可降解性污染物指标，制定IV、V类水域的标准限值。该标准的编制者认为，“因此，在IV、V类达标功能区内，不会发生公害和其他污染事故”。本文以下的分析显示，2002水质标准从结构、形式、到内容都存在着一些缺陷，应该给予修正，否则可能导致国家和地方的水环境规划、总量控制等工作发生偏差。
2.1. 2002水质标准的几个主要问题2.1.1. 水环境质量标准不可移植
首先需要提出讨论的是关于以美国基准依据制定标准限值的问题。2002水质标准的标准限值，特别是设定保护饮用水源和水生生态的高阶水质标准限值，不是得之于中国当地水环境的研究，而是移植于外国的标准，主要是美国基准，这种水环境质量标准制定方法是不妥当的。
由于生态的多样性以及生物毒性反应的多样性，水环境质量标准限值必须是地方性的。美国基准中的水生生物基准是基于北美大陆水生生物对污染物的毒性反应发展制定的，美国环保署1985年发布的制定基准指导文件[8]特别规定，在制定水生生物基准时不能使用北美地区以外的物种，以免影响到美国基准的正确性。以美国基准中测试急性毒性的程序要求来看，鲑鱼科生物（Salmonidae）的毒性反应处于显著的地位，这与这个科的鱼类在北美洲的广泛分布有关（见图1）。然而在中国水域中，鲑鱼科生物并不比其它水生动物，比如鲤鱼科生物（Cyprinidae），更具有代表性；在美国基准测试程序中要求的其它的水生脊椎动物、甲壳动物等等在北美大陆和中国大陆的分布也有巨大差别，它们对污染物的毒性反应也可能有重大差别，从而导致相应的水质基准不一样。所以，我们不能仅仅因为相信美国基准的科学性就将它移植过来，稍微深入一点了解美国基准，就会认识到这部标准自身的逻辑决定了它是不能移植的。将其它国家尤其是地理上遥远、生态上迥异国家的水环境质量标准移植到中国在方法上是不妥的，其结果也不会是可以站得住的。
由于目前没有规范的测定中国水环境质量标准的方法，更谈不上根据正确的方法制定的标准值，所以无法比较真正的中国水环境标准值与现在实行的从国外搬过来的2002水质标准值之间的差别究竟有多大。为了进一步讨论的需要，本文以下 姑且假定两者间没有差别。
值得进一步注意的是，美国基准值不是所有生物对毒性反应的最低值，美国基准并不是用来保护所有水生生物的。所以，美国环保署发展了水效用比率（Water-Effect Ratios）方法等来纠正美国基准中可能存在的偏差；鼓励发展根据科学上可靠的方法制定当地基准（Site-Specific Criteria）；规定各地在使用美国基准时，如果发现基准对当地水环境中经济上和生态学上重要的物种仍有伤害时，须调整基准值来制定保护水质的排放限值。整体来看，美国基准仅是保护水质的这些多重防线中的第一道。显然，如果我们仅仅搬来一些数值而不建立相应的配套规定，这样移植过来的水环境质量标准反而会成为伤害水环境的工具。
2.1.2. 不可抛弃急性毒性和慢性毒性
在美国基准中，水生生物的基准分为急性基准和慢性基准[9]。急性基准指的是生物可以在一个短时期内忍受而不至于死亡或受到极严重伤害的毒物最高浓度；慢性基准指的是生物可以长期连续或重复地忍受而不会受到不良反应的毒物最高浓度。在2002水质标准中，慢性基准和急性基准被单独作为一个类别水域的环境质量标准值。这种做法无论是在理论和还是在实践上都是不妥的。
生物体对不同水平的污染物产生本质上不同的毒性反应是客观的存在，把这些毒性反应制定为急性基准和慢性基准两种值反映了对污染物与生物关系一种比较深化的认识。超过急性基准引起生物死亡和超过慢性基准导致生物不良反应的现象在水环境保护研究上都是重要的范畴。反映急性基准和慢性基准的标准值在水污染防治的实际工作中，尤其是在以此为依据制定排放限值时，也是非常重要的。比如在管制点源排放口附近由排放污水形成的高浓度污染物区域或所谓混合区（Mixing Zone）时，就要根据急性基准值计算在河流中让水生生物存活的区域，根据慢性基准值限制混合区的范围。一个单值的标准限值取消了急性毒性和慢性毒性的这些重要的差别。
美国基准在早期也是一个单值，但是在1980年代初，大部分重要的基准就已经实现了从传统上的一个毒性数值到急性和慢性二个基准值的发展。如果从1952年加州水质管理机构委托制定的《水质基准》[10]算起，美国环保工作者经过约三十年的努力，才认识到制定急性和慢性基准比一个值的基准能够更准确地反映毒理学和实际的现实，能够更适当地保护水生生物[11]，并且找到科学上站得住的方法为北美的水环境测定并完善急性和慢性基准的数值。现在，急性毒性和慢性毒性已经成为美国基准中一套互补的标准值，分别起着重要的作用。2002水质标准将这套基准中的一半用来作为水环境质量标准限值，在监测水体水质时就不能用一个数值同时分析污染物的急性和慢性毒性作用，在用于制定排放限值时就不能用一个数值同时确定混合区之内和之外的允许值，本来已经可以清楚认识的科学问题又变得模糊起来。
这里要指出一个在使用急性基准和慢性基准时经常存在的认识误区。急性基准和慢性基准的数值单位都常以浓度表示，但是要注意到它们之间重要的生理学上的区别，尤其它们是在不同的条件下获得的，因此，是不能简单地直接比较的。美国基准中使用污染物作用于生物1小时的平均浓度来衡量急性基准，用96小时平均浓度来衡量慢性基准。在依据美国基准计算排放限值的过程中，需要先将急性和慢性基准值换算成可以比较的长期平均（Long Term Average[12]）数值，然后再从中挑出更严格的值用于以后的排放限值计算中。由于急性基准值总是高于慢性基准值，让人经常误认为慢性基准值总是更加严格的，但是实际上在深入的计算中会发现，有些急性基准值比它们相应的慢性基准值会导出更加严格的排放限值。所以，移植的过程也需要充分的谨慎；过度的依赖国外的标准容易抑制我们自己的能力，阻碍我们全面深入地认识移植的对象。
2.1.3. 水环境质量标准限值的问题
2002水质标准中最需要引起我们警觉的是这部标准中的一些主要标准值远远高于按照这部标准自身认定的会发生污染事故甚至公害的水平。在将美国基准经过各种取舍、放宽等处理之后，2002水质标准值远远地高于美国基准。
2002水质标准的基本项目与1999年美国环保署发布的美国基准优先控制污染物（Priority Pollutant）部分共同包含的化合物有9种：铜、锌、硒、砷、汞、镉、铬（六价）、铅、和氰化物。表2比较2002水质标准的II类水标准限值与美国基准中的1）满足防止淡水水生生物慢性毒性和保护人体健康的基准值（在表1中简称为基准1）和2）淡水水生生物急性毒性基准值（基准2）。可以看出，2002水质标准中II类水限值除了汞与美国基准一样之外，其它化合物的限值要高出从硒的2倍到砷的2,777.8倍。即使与淡水水生生物急性毒性基准值比，也就是与“会发生公害和其它污染事故”的水平相比，2002水质标准中II类水标准限值中的铜要高出76.9倍，锌要高出8.3倍，硒要高出2倍，镉要高出1.2倍，六价铬要高出3.1倍，氰化物要高出2.3倍。
所以，按照2002水质标准自身的制定原则，我们需要特别注意以下两点判断：
1） 从II类水到V类水的水环境质量标准限值有很高比例（铜、锌、硒、镉、六价铬、和氰化物的限值）高于美国水生生物急性基准。因此即使在II类水域符合2002水质标准的状况下，仍然会发生公害和其他恶性污染事故；
2） 把已知大约二倍以上的可引起水生生物急性毒性的污染物浓度制定为渔业、洄游水道的允许浓度，这是与2002水质标准对II类和III类水域中水生生物的保护目标相悖的，对中国的水环境是极其危险的。
2.1.4. 水体水质的保护程度
放宽美国基准作为III、IV、和V类水的标准限值是2002水质标准制定的主要方法[13]，这里所谓放宽标准限值也就是降低水体水质的保护程度，这是会影响到人体健康和水生态保护的重要举措，在法律和技术两个层面都不可以有任何的含混之处。从法律的角度观察，我们可以容忍中国的水环境污染到什么程度，这对今天和将来生活在中国这块土地的人都是一个非常重要的问题，相对于这里涉及到的技术考量，这更是一个重要的政治问题，应该由全国人民代表大会决定，而不能由像2002水质标准这样一个技术性的法规文件来决定。从技术的角度来看，在不得不需要降低水质保护程度时，应该先确定要降低的幅度，然后再制定与降低了的保护程度相应的标准限值。比如美国基准中对人体健康的基准值建立在一定条件下癌症发生率百万分之一的基础上，对水生生物的基准值建立在保护至少95%的物种基础上[14]。在这些基础上放宽制定III类水标准限值，政治上先要决定我们是否要把癌症发生率提高，比如到百万分之五或者是十万分之一；把物种的保护降低，比如到90%或者是85%，作为III类水域的保护目标？这个法律决定作出之后，才可以制定与这些保护目标相应的标准限值。否则，经过一个无法准确言传、且没有充分论证的“适当放宽”之后的数字就拿来作为中国水域的水环境质量标准限值，而并不知道这些数值对水质的保护程度，是很难不出问题的。
比如，2002水质标准把美国基准中“可降解性污染物指标适当放宽”的制定方法中对所谓“可降解性污染物”的认定就是错误的，导致的结果可能是严重的。在2002水质标准中将美国基准中的基准值作为II类水标准限值，放宽作为III类水限值的是汞、铅、和氰化物，在美国基准中都属优先控制污染物。由于这些化合物可以引起生物疾病，死亡，行为异常，癌症，遗传突变，生理障碍，或者生理畸变，也被称为毒性污染物（ToxicPollutants）。虽然它们在环境中也会最终有改变，形成其它化合物，但是由于它们的剧毒和可在环境中长期存在的性质，把这些毒性污染物当作可降解性污染物而“放宽”和“进一步放宽污染物指标”来制定水环境质量标准限值的做法，是违背环境科学的基本原理的。
2.1.5. 另外三个问题
2002水质标准还存在着其它一些重要的问题，这里限于篇幅不再详细讨论，再挑选三个问题概述如下。
1） 2002水质标准的管辖范围涵盖所有陆地地表水体，包括“鱼虾类越冬场、洄游通道”，也就是说该标准管辖范围涵盖了淡水水体和咸水水体。然而该标准忽略了它的移植对象美国基准中淡水标准和咸水标准的区别。以铜的标准为例，在美国基准中铜的咸水水生生物最高耐受度低至3.1微克升，而2002水质标准中应用于鱼类洄游通道的铜标准限值为1000微克升，比美国基准高了约270倍！其实，国家环保总局自己制定的，现在依然有效的《渔业水质标准》（1989）和《海水水质标准》（1997）中铜的标准值都是10微克，比2002水质标准中应该要保护的“珍稀水生生物栖息地、鱼虾类产卵场、仔稚幼鱼的索饵场等”II类水的铜标准限值相差100倍。
2） 有些污染物的毒性强度受环境中其它一些因素的影响，比如重金属铜、镉、铅、锌等对淡水水生生物的毒性会受到水体中氢氧根离子、碳酸根离子、钙离子、和镁离子的显著影响，氨的毒性会受到酸碱度（淡水和咸水环境）和温度（咸水环境）的显著影响，这些毒性强度的差别可以达到10倍以上，这些在美国基准中已经完整地表现了出来。虽然2002水质标准的修订说明也对此有所讨论，但是该标准本身却仍然只提供一个固定值。
3） 如前所述，2002水质标准中标准值的形式是一个固定的限值，而本文第1.2节论证了基于水质的排放限值需要以水质环境质量标准限值为依据，结合其它参数来计算制定的必要性。所以，使用一个固定的限值当作排放限值就不能考虑特定水体和点源排放户的具体条件，是不能充分保护水体环境功能和保护目标的，甚至也不能正确地作为水质监测的指标。
另外，我们知道污染物的排放是一个变量，它的频率表现为对数正态的分布。假设某工厂的废水中含有高浓度的金属镉（比如1毫克升金属镉以上），现在要求该工厂处理其废水，以IV类水的水环境质量标准值（0.005毫克升）作为其排放限值。在这种只有一个排放限值的情形下，即使监测频率达到每月4次（限于监测的费用，一般不会有更高的监测频率），即使这4个值都小于排放限值，从统计学的角度，我们也只能说排放废水中金属镉的最大值很可能位于该排放分布的一个仍然很大的范围（第32百分位数到分布上界，以99%置信空间计算），而不能确定这个月的排放是否有超标。
这里还应该指出，目前实施的国家水污染物排放标准都是单值，所以实际上这种由单个排放限值引起的，无法有效地监测达标排放的问题在所有点源排放中都存在，这实在是中国水环境管理中又一个非常严重的问题，需要尽快在根本上加以纠正。
3. 结语水污染防治的目标从“促进社会主义现代化建设的发展”进步到“促进经济社会全面协调可持续发展”，要求我们更加紧迫、更加严肃地面对水污染防治的基本任务：保护中国水环境的饮用水源和水生生物栖息地的环境功能。本文讨论了目前水环境管理中对保护水体重要环境功能方面的一些法律和技术方面的问题。
法律是现代国家管理包括水环境管理战略的载体，在中国现代化的过程中，完善的法律对于水环境保护的作用会越益重要。2008水污染防治法离完善仍有不小的距离，它的一个主要问题是水污染防治的具体措施法条未能围绕该法自身的核心目标而制定，由于这种目标和措施的分离，使得法律在逻辑上不能自洽，极大地削弱了该法所承载的中国水污染防治战略的有效性。本文的讨论表明，目前水污染防治法关于排放标准的规定这种水污染防治的根本性措施，不能有效地保护水体的饮用水和水生态功能——为可持续发展而防治水污染的基本战略目标是不可能用在为经济建设发展的目标下发展出来的措施完成的。即使现在我们还只能保护中国一小部分的水体，用现在一般使用的基于技术的排放标准也是行不通的，一定要从基于水质的排放限值出发，才有可能实现水体重要环境功能的保护。
水环境质量标准限值在水污染防治中有着基础和根本的作用——水体污染的判定和水体水质状况的监测实际上就是水污染物浓度与水环境质量标准限值的比较测定，实施各种水污染防治措施在本质上就是要使水体中污染物浓度尽可能地低于水环境质量标准限值。在保护水环境、促进建设发展的战略目标下，计算发展项目的利弊是否违反经济理性的基本原则，对环境伤害的判断必须要建立在环境质量标准限值的基础上；在保护水环境、实现可持续发展的战略目标下，水环境质量标准限值则是制定基于水质的排放限值的基本依据，可以说没有正确的水环境质量标准限值就不会有水环境功能的妥善保护。然而现实的情况是，我们迄今还没有一部根据中国自身的水域特点和水生态特性建立的水环境质量标准，不得不说，这是中国水污染防治框架上一个重大的缺陷，已经成为水环境保护和管理的一个重要技术障碍。
水环境质量标准限值的基础是与毒理学的研究，但是在这个领域研究的不足和落后还不能完全解释为什么从中国第二次全国环境保护会议把环境保护奉为基本国策，从1983年第一次制定水质标准、明确表明水污染防治对这种标准的需要以来已经快三十年了，环境保护的主管部门还没有发布过任何一种基于中国人身体健康和中国本土水生态制定的水环境质量限值。毕竟，毒理学关于污染物对人体和其它生物体的毒性研究已经提供了可用的方法、并不需要特别昂贵的设备，这些研究的起步也无须太高的花费。比如，美国联邦政府的环保署从它1970年建立以来就持续地制定和更新各种国家推荐基准，各州政府的环保机构乃至于一些县级机构和点源排污户根据自己的需要制定各类当地基准已经是相当普遍的工作。而且，中国自身在毒理学研究其它方面的水平早已超过美国以及英国、德国、法国、丹麦、西班牙、欧盟、澳大利亚/新西兰、加拿大、南非等国家在制定它们各自的基准时的毒理学研究水平。中国现在还没有发展出自己的水环境质量标准限值，更多的是由于把促进建设发展作为保护水环境的目标，被动地防治水污染的战略对水环境质量标准的忽视。保护水环境目标向可持续发展的进步要求我们以主动防治水污染的战略，充分认识发展和制定正确的水环境质量标准限值的重要性。
在各种水污染防治工作急迫需要水体环境质量标准限值的情况下，移植他人的标准成为不得已而为之事，有其正面意义。但是，这种正面意义只能存在于移植的方法应该是科学的和移植的结果必须可以保护中国水环境的基础上。本文第2节提出2002水质标准的一些问题，从标准制定方法的角度还需要强调以下几个方面。
美国基准在制定时认识到地球上不同地区的水生生物对污染物的毒性反应是有显著区别的，因此它的制定程序特别强调防止外来物种影响、严格反映北美水生生物对污染物毒性反应。显然，以区域性如此强烈的美国基准作为制定中国水环境质量标准限值的依据有着本质的缺陷。在不得不移植时，也应该只是短期的，用于应急的，最好在此之前有适用性研究，尽快地用自己的限值取代美国基准。
不科学的方法在移植美国基准的过程中削弱和剥离了2002水质标准的科学性。美国基准从三十年之前跨越了粗放的和笼统的单值基准、发展到更精确地反映污染物对生物体作用的双值基准，把毒理学推进到一个更高的水平。在美国环保署1999年基准的优先控制污染物部分，单值基准已经不再被认为是科学而被完全抛弃。2002水质标准以美国基准为依据，却不采用现成的双值标准而是捡起在科学的进展过程中被超越了的、因而失去了科学性的单值标准，人为地使它与现代毒理学发展脱钩，使得这部标准在发布时就是落后的和不科学的。
不科学的方法在移植美国基准的过程中产生了一套会严重伤害中国水环境的标准。本来要以美国水生生物急性基准为依据作为IV类和V类水环境质量标准、防止“发生公害和其他污染事故”的2002水质标准却把美国基准中可使水生生物在一小时内死亡的毒性污染物浓度，再乘以2.0倍、2.3倍、3.1倍、8.3倍、甚至71.4倍，作为中国用作“珍稀水生生物栖息地、鱼虾类产卵场、仔稚幼鱼的索饵场等”的II类水环境质量标准限值，这样的水质环境标准对中国水环境有着现实上的和潜在的极大危害。不但如此，这些高于急性毒性的污染物浓度成了国家标准，有了强制执行的地位，并作为水质监测、评价、分类、规划、制定排放限值的指导和依据，从这个角度来看，移植美国基准制定2002水质标准的做法失去了其可能的正面意义。
本文讨论的水环境保护法律和法规方面的问题对中国水环境保护起着极大的破坏作用，应该分析产生这些问题的原因，采取有效的措施纠正这些问题，并防止今后此类问题的发生。分析上述问题可以看到它们有一个共同点：没有充分注重体系内在逻辑的自洽。2008水污染防治法的战略目标要求有效地保护水体的饮用水和水生态功能，然而它的排放标准条款所指向的却是迁就排污户经济和技术能力的基于技术的排放标准。2002水质标准起始以高标准的美国基准为依据，形成的II类水标准限值却要高出美国基准中可使水生生物产生急性毒性的浓度。无论是法律所承载的水污染防治战略还是作为水污染防治基础和根本的水质标准，自身逻辑的不能相洽都会造成根本的缺陷，极大地削弱水污染防治战略和水质标准的效力。
在制定和审批法律法规（以下简称为法令）时广开言路、集智广益可以有效地提高体系内在逻辑的相洽程度。这项措施成功的前提是利益相关者的积极参与、法令应有效力的展现、和法令制定者的认真回应。如果参与没有回应，当然会使参与者失去兴趣；如果需要建言者仔细研究、认真提出评论的法令没有应有的效力，也会有效地关闭言路。在法令制定者必须认真对待利益相关者参与的情形下，本文提出的大多数问题就可以避免发生，因为这种体系逻辑上的矛盾一旦指出就不容易再被人接受而会迅速纠正。现在很多这样的措施实施得不彻底，不能有效解决问题。2008水污染防治法的修订草案一审后曾自2007年９月起向社会公布征求意见，受到各界广泛关注和响应，笔者也参加了对草案发表意见、寻求美国环境法律专家对该草案提出建言的活动。然而事后该草案的一位主要撰稿人告诉笔者，相当多的一部分意见并没有得到认真的处理。假设法案制定人必须对所有建言作出正式的、认真的、和书面的回答并向社会公开这些建言和回应，很可能本文指出水污染防治法排放标准条款不支持水污染防治战略目标的问题也就不会出现。
总之，中国水环境的保护已经到了需要尽快地从被动防御水环境污染的问题转换到积极保护人体健康和水生态、从主要实施基于技术的排放标准进步到更多地实施基于水质保护排放标准的局面。水污染防治法关于水污染防治排放标准的有关条款应该尽快修订，以适合中国当前水环境保护的要求；2002水质标准存在的重大缺陷已非局部的修改可以改正，应该立即停止执行高于急性毒性浓度的II类水域环境质量标准限值部分。我们呼吁尽快改善和发展适应于中国水环境保护要求、反映中国水环境保护研究能力、与世界上发展先进国家相关发展相匹配的水污染物排放标准体系，包括水环境质量标准以及从这些标准计算出基于水质保护的排放限值的有关政策。
图1. 鲑鱼科生物在地球上的分布[15]
表1. 城镇污水排放标准和2002水质标准的比较
| 汞 | 镉 | 六价铬 | 砷 | 铅 |
城镇污水排放（mg/L） | 0.001 | 0.01 | 0.1 | 0.1 | 0.1 |
III类水限值（mg/L） | 0.0001 | 0.005 | 0.05 | 0.05 | 0.05 |
城镇污水/III类水* | 10 | 2 | 2 | 2 | 2 |
*: 城镇污水排放标准与III类水环境质量标准的比值
表2. 2002水质标准和美国基准的比较[16]
| 铜 | 锌 | 硒 | 砷 | 汞 | 镉 | 六价铬 | 铅 | 氰化物 |
II类值*1（mg/L） | 1 | 1 | 0.01 | 0.05 | 0.00005 | 0.005 | 0.05 | 0.01 | 0.05 |
基准1*2（mg/L） | 0.0093 | 0.12 | 0.005 | 1.8E-05 | 0.00005 | 0.0025 | 0.011 | 0.0032 | 0.0052 |
基准2*3（mg/L） | 0.014 | 0.12 | 0.005[17] | 0.34 | 0.0016[18] | 0.0045 | 0.016 | 0.0816 | 0.022 |
II 类值/基准1*4 | 107.5 | 8.3 | 2.0 | 2777.8 | 1.0 | 2 | 4.6 | 3.1 | 9.6 |
II 类值/基准2*5 | 71.4 | 8.3 | 2.0 | 0.2 | 0.03 | 1.1 | 3.1 | 0.1 | 2.3 |
*1：II类水环境质量标准限值
*2：美国基准中淡水水生生物慢性毒性基准和人体健康基准的最小值
*3：美国基准中淡水水生生物急性毒性基准值
*4：II类值与基准1的比值
*5：II类值与基准2 的比值
说明
笔者于2011年4月7日应杨敏教授邀请在中国科学院生态环境研究中心交流美国水质标准和基准的发展时，只来得及提一下中美水质标准比较的题目。次日应马中教授邀请在安徽池州参加中国人民大学环境学院举办的水环境保护国际研讨会，作了一个与本文内容相近的发言，二十分钟的时间也只能向与会者泛泛地展示十来张有关演示图片而已。这篇文章对这些问题作了进一步的讨论，算是为国内水环境保护的同行们提供一个补充说明，也是自己思路上的一个交代。
杨敏教授和与我共同参加了今年4月在北京和安徽活动的温俊山博士审阅了这篇文稿并提出了许多重要的批评和建议，使笔者获益甚多；中国人民大学环境学院的马中教授和宋国君教授，笔者的多年老友黄明博士和李铭高先生，以及其他几位笔者的同行和朋友也帮助阅读了本文初稿和贡献了他们宝贵的意见，笔者特此向他们表示深切的感谢。笔者个人对本文可能存在的所有疏漏和错误承担全部的责任。
2011年8月17日于洛杉矶
修改说明
美国联邦环保局自1995年以来发布的水环境基准中，金属基准值都是以溶解值的形式。2002水质标准的制定参照了美国以及其它国家水环境金属基准，但都是把它们作为金属的总值计算。虽然2002水质标准本身没有明确指明其中的金属标准值是总值还是溶解值，该标准规定的分析方法得出的结果应该是总值。笔者最近在与中国的环境保护同行交流时发现了这个问题，但是重新分析这个问题可能带来的各方面影响需要有标准制定时的详细依据，超出了笔者的工作范围。这次修改只能在与2002水质标准比较时，将美国金属基准值按照美国联邦环保局的参数换算成总值，使得这种比较能够建立在相同的基础上。
2011年10月20日于洛杉矶
[1] 上述文字引自《中华人民共和国水污染防治法》2008年修正本第二章第十三条。在1984，1996，和2008三种文本中，这项规定的文字基本上是一样的。
[2] 国家环境保护总局. 2007. 2007年第17号公告www.mep.gov.cn/gkml/zj/gg/200910/t20091021_171700.htm。
[3] 环境保护部环境标准研究所. 2008. 环科函[2008]36号www.es.org.cn/c/cn/news/2008-09/10/news_792.html。
[4] 该要求规定编制说明应包括：一. 排放标准适用行业目前的基本情况，二. 排放标准适用企业污染物排放和治理的基本情况，三. 对排放标准草案主要内容的说明，四. 实施排放标准的环境（减排）效益、达标成本、可达性分析，五. 标准污染物排放控制水平的横向比较情况，六. 标准征求意见和技术审查情况，七. 标准行政审查情况。
[5] 《制药类工业水污染物排放标准 –发酵类》编制组. 2007. 《制药工业水污染物排放标准发酵类编制说明》第6.1.1节.
[6] 各国环境保护界对此有多种不同的名称，比如Water Quality Criteria,Maximum Tolerable Concentrations，Water Quality Standards, Specific Objectives, Predicted No EffectConcentrations，Guidelines,Action Levels, Water Quality Objectives, 等等，它们的定义也不完全一样。
[7] 夏青，陈艳卿，刘宪兵. 2004. 水质基准与水质标准. 中国标准出版社.
[8] Stephan, C.E., D.I. Mount,D.J. Hansen, J.H. Gentile, G.A. Chapman and W.A. Brungs. 1985. Guidelines forderiving numerical national water quality criteria for the protection ofaquatic organisms and their uses. PB85-227049. National Technical InformationService, Springfield, VA.
[9] 美国水生生物基准的单位是基准最高浓度（Criterion MaximumConcentration或CMC）和基准连续浓度（Criterion Continuous Concentration或CCC）。急性基准（Acute Criterion）和慢性毒性（Chronic Criterion）虽然是非正式名称，但是它们字面上简单易懂，也经常在正式文件中使用。
[10] McKee, J.E. and H.J. Wolf,eds. 1952. Wolf Water Quality Criteria, 1st. ed. California StateWater Quality Control Board, Sacramento.
[11] 同注8。
[12] U.S. Environmental ProtectionAgency. 1991. Technical Support Document for Water Quality-based ToxicsControl. PB91-127415. National Technical Information Service, Springfield, VA.
[13] 在氨氮标准限值的制定时，也有将美国的基准值作为I类水标准、从II类水开始放宽的情形。
[14] 美国基准测定的方法以水体中95%物种（以属为单位）的最低毒性为基础，但是美国环保署基于水体中污染物浓度并不是恒定不变和水生生物可从有限的毒性冲击中恢复的理论，认定这种方法得出的基准值可以保护95%以上属的水生生物。
[15] Catalogue of Life: 2007Annual Checklist, Species 2000 & ITIS Catalogue of Life Hierarchy, Edition1 (2007) (accessed through GBIF data portal, http://data.gbif.org/species/13146855,2011-05-04)。某种水生生物在地球上分布的准确度与对于这种生物生态的研究程度和对于各地研究资料收集的完备程度有很大的关系，取得完全准确的水生生物分布是非常困难的。这张图仅仅说明，按照这份研究，鲑鱼科生物在中国和美国的分布有显著的差别。
[16] 2002水质标准没有专门注明金属污染物的标准值表示的是总值（Total RecoverableMetals）或者是在水中溶解的部分。这里假定2002水质标准中的金属标准为金属总值，与美国基准中相应金属基准的总值形式在相同的基础上加以比较。
[17] 美国基准中硒的水生生物急性毒性基准值与测试样品中硒的存在状态有关，所以没有一个定值。这里用慢性毒性基准代表，一般来说是比较保守的估计。
[18] 美国环保署1999年基准中汞的水生生物基准是从无机汞代替总汞（total mercury）的毒性测试中获得。这个基准值的一个脚注指出，如果水体中相当部分的汞是甲基汞，这个基准值可能对水生生物保护不足（under protective）。
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