周艷明，姜 輝，袁善奎，單煒力

（農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)藥檢定所，北京 100125）

農(nóng)藥對生態(tài)環(huán)境的影響早已引起廣泛關(guān)注，也是農(nóng)藥管理的重點之一。開展農(nóng)藥環(huán)境風險評估可以在農(nóng)藥申請登記時預估農(nóng)藥對環(huán)境生態(tài)的影響，是農(nóng)藥環(huán)境安全管理的基礎。中國、美國、日本、澳大利亞、加拿大、巴西、歐盟等國家和地區(qū)都建立了較為完善的環(huán)境風險評估方法。本研究針對我國農(nóng)藥環(huán)境風險評估技術(shù)現(xiàn)狀，綜述了歐盟、美國等國家或地區(qū)農(nóng)藥環(huán)境風險評估領(lǐng)域的新進展，以期為我國的農(nóng)藥環(huán)境風險管理、農(nóng)藥登記工作提供參考。

1 農(nóng)藥環(huán)境風險評估基本原理

農(nóng)藥環(huán)境風險評估通常由問題闡述、暴露分析、效應分析、風險表征4個過程組成。問題闡述是整個風險評估的基礎，根據(jù)農(nóng)藥的使用情況，明確具有代表性的環(huán)境保護目標，分析風險發(fā)生范圍、程度，收集相關(guān)數(shù)據(jù)和信息，選擇可行的評估方法和評估終點，確定評估內(nèi)容和計劃。暴露分析研究農(nóng)藥在生態(tài)環(huán)境中的時空分布規(guī)律與持續(xù)存在時間，通過量化的方法對暴露進行表征，即農(nóng)藥和代謝物被非靶標生物攝入的劑量，或是在食物和環(huán)境介質(zhì)（如水體和土壤）中的濃度。效應分析的目的是量化農(nóng)藥對環(huán)境中不同代表性非靶標生物產(chǎn)生的不良效應，通?；谏鷳B(tài)毒性數(shù)據(jù)進行，目前環(huán)境風險評估中主要考慮農(nóng)藥對生物個體及種群、群落、生態(tài)系統(tǒng)層面的影響。風險表征是根據(jù)保護對象暴露于農(nóng)藥的程度（劑量或濃度），預測不良生態(tài)效應發(fā)生的可能性，即風險大小。通過風險表征，判斷風險是否可以接受，指導風險不可接受項目，探索開展高級評估、采取風險降低措施等，為農(nóng)藥的環(huán)境安全性管理提供科學依據(jù)。

環(huán)境風險評估遵循分級評估原則，通常先以保守假設使用簡單的暴露模型工具和效應結(jié)果進行初級風險評估，當風險不可接受時，應使用更多數(shù)據(jù)和更復雜模型進行高級風險評估。在分級評估中，根據(jù)數(shù)據(jù)和信息的數(shù)量多少或可靠性，效應評估的任何層級均可與暴露分析的任何層級關(guān)聯(lián)起來，反之亦然。既可用初級效應分析的結(jié)果與初級暴露分析的結(jié)果相關(guān)聯(lián)進行風險表征，也可以用初級效應分析的結(jié)果與高級暴露分析的結(jié)果關(guān)聯(lián)進行風險表征。

2 我國環(huán)境風險評估技術(shù)動態(tài)

2.1 農(nóng)藥環(huán)境風險評估

自2008年起我國開始系統(tǒng)開展農(nóng)藥環(huán)境風險評估方法及配套技術(shù)的研究，并于2016年發(fā)布了《農(nóng)藥登記環(huán)境風險評估指南》系列行業(yè)標準，建立了農(nóng)藥對水生生態(tài)系統(tǒng)、鳥類、蜜蜂、家蠶、地下水、非靶標節(jié)肢動物的風險評估方法和旱田地下水模型ChinaPEARL、水稻田地下水地表水模型TOP-RICE等配套工具。

2017年發(fā)布NY/T 2882.8—2017《農(nóng)藥登記環(huán)境風險評估指南第8部分：土壤生物》，建立了農(nóng)藥對土壤生物的風險評估方法。2022年發(fā)布NY/T 2882.9—2022《農(nóng)藥登記環(huán)境風險評估指南第9部分：混配制劑》，規(guī)定了農(nóng)藥混配制劑的風險評估方法。

2020年完成新增場景和作物的ChinaPEARL模型征求意見與發(fā)布，農(nóng)藥旱田地下水暴露場景由最初的6個場景10種作物27種組合，增加至10個場景25種作物139種組合，基本涵蓋我國主要農(nóng)作物。2019—2020年農(nóng)業(yè)農(nóng)村部就農(nóng)藥旱田地表水環(huán)境暴露模型China-PSEM進行了兩次征求意見。

2.2 農(nóng)藥登記試驗方法

我國已發(fā)布農(nóng)藥環(huán)境影響相關(guān)試驗準則55項，其中國家標準21項，農(nóng)業(yè)行業(yè)標準34項?！掇r(nóng)藥登記資料要求》中規(guī)定的所有環(huán)境影響試驗資料均有相應的試驗準則，見表1。

3 歐盟環(huán)境風險評估技術(shù)動態(tài)

3.1 風險評估方法

歐盟是環(huán)境風險評估方法最完善的地區(qū)，1991年提出環(huán)境風險評估要求，2002年發(fā)布農(nóng)藥對水生生態(tài)系統(tǒng)、鳥類和哺乳動物、蜜蜂、節(jié)肢動物、土壤生物、非靶標植物的風險評估指南。2009年修訂鳥類和哺乳動物評估指南；2013年修訂水生生態(tài)系統(tǒng)、蜜蜂（包括熊蜂和獨居蜂）風險評估指南；2015年、2017年發(fā)布土壤生物風險評估中土壤中農(nóng)藥及代謝物預測濃度的計算指南；2023年再次修訂鳥類和哺乳動物、蜜蜂（包括熊蜂和獨居蜂）風險評估指南。

3.1.1 鳥類和哺乳動物

總體而言，與2009年相比，2023年版鳥類和哺乳動物的風險評估指南[1]在評估方法方面的改動不大，最主要的修改是完善了對農(nóng)藥代謝物的評估方法，此外還更新了膳食暴露中使用的作物分組及對應的指示物種參數(shù)，增加了混配制劑的評估方法，增加了預測種子獲得性等高級階段試驗。

在膳食暴露部分，要求對植物體內(nèi)代謝、后茬作物代謝和魚體內(nèi)代謝試驗中達到10%總放射性殘留（Total radioactive residue，TRR）和0.01 mg eq/kg的代謝物進行評估；在二次中毒和飲用水暴露部分要求對土壤中代謝物進行評估。在評估代謝物的風險時，首先根據(jù)禽畜代謝試驗確定母體毒性試驗是否可涵蓋代謝物的毒性，如可涵蓋則不需單獨評估代謝物的風險。如有代謝物的鳥類毒性數(shù)據(jù)，應使用該數(shù)據(jù)進行評估；如代謝物的毒性與母體相當或高于母體，應開展聯(lián)合評估；如缺少代謝物的鳥類毒性數(shù)據(jù)，則假設代謝物的毒性為母體的10倍（即母體LD50的1/10）；如數(shù)據(jù)表明代謝物可能比母體毒性高，則有必要評估代謝物對鳥類的繁殖風險。此外，如果已知代謝物在環(huán)境中具有持久性，或后茬作物代謝試驗確定為相關(guān)代謝物時，也應評估代謝物對鳥類繁殖的風險。

3.1.2 蜜蜂、熊蜂和獨居蜂

2023年版蜜蜂、熊蜂和獨居蜂風險評估指南[2]首次明確對蜜蜂的保護目標是最多允許蜂群規(guī)模減少10%，對熊蜂和獨居蜂沒有給出可接受的數(shù)值。該文件將風險評估分為4種情況：急性接觸、急性攝食、慢性攝食、幼蟲攝食，并分別進行評估。增加了對長期暴露于低劑量而顯示出越來越大毒性影響的時間強化毒性評估（Time reinforced toxicity assessment，TRT）以及亞致死效應評估。此外，也完善了對代謝物的評估方法，增加了混配制劑的評估方法。

以下情況應評估代謝物對蜜蜂的風險：（1）代謝物在植物代謝試驗或殘留試驗中在花粉和蜂蜜中達到10%TRR和0.01mg eq/kg；（2）代謝物在植物代謝試驗或殘留試驗中在花粉和蜂蜜中達到10%TRR或0.01mg eq/kg，且母體對蜜蜂急性LD50＜0.01 μg/蜂。

代謝物的資料要求與母體相同，即蜜蜂的急性經(jīng)口毒性試驗、慢性毒性試驗和幼蟲發(fā)育毒性試驗。代謝物數(shù)據(jù)完整時，使用代謝物毒性數(shù)據(jù)開展評估。代謝物對蜜蜂的毒性比母體低3倍以上不需要評估。代謝物與母體毒性相當或高于母體時，應進行聯(lián)合評估。代謝物僅有急性毒性數(shù)據(jù)時，使用代謝物毒性數(shù)據(jù)開展急性評估，并通過急性毒性數(shù)據(jù)估算慢性毒性數(shù)據(jù)。代謝物對蜜蜂的急性毒性比母體低10倍以上，可假設代謝物對蜜蜂的慢性毒性與母體相當。對于成蜂應考慮代謝物的急性和慢性膳食暴露，對于幼蟲應考慮慢性暴露。代謝物暴露量計算公式與母體相同，但需考慮母體到代謝物的轉(zhuǎn)化系數(shù)。

歐盟正在研發(fā)蜂群模型ApisRAM[3]。該模型是一種代理人基模型（Agent-based model，ABM），蜂群中的每只蜜蜂都被建模為一個單獨的代理，蜂群的行為源于個體的決定和行動以及個體之間的相互作用。蜜蜂與其他蜜蜂和蜂群中的資源、蜂巢的物理和化學特性以及蜂群外的環(huán)境相互作用并做出反應。該模型整合每只蜜蜂在多種脅迫（不適宜的溫度、食物短缺、傳染性病原體和殺蟲劑）條件下的情況，每只蜜蜂的活力都與4種脅迫相互作用。動物景觀和人模擬系統(tǒng)（the Animal Landscape and Man Simulation System，ALMaSS）是一個空間和時間動態(tài)模型，結(jié)合了土地利用、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)實踐、天氣、作物生長、半自然棲息地和花卉資源模型。通過將蜂群和景觀模型相結(jié)合，ApisRAM模型旨在研究在各種環(huán)境和人為因素下多種脅迫對蜂群的影響。

3.1.3 土壤生物

2017年土壤中農(nóng)藥及代謝物濃度的計算指南[4]中，明確了土壤中農(nóng)藥及代謝物預測濃度的計算方法。除已有的區(qū)域農(nóng)藥釋放評估模型（Pesticide Emission Assessment at Regional and Local Scales，PEARL）和農(nóng)藥根區(qū)模型（Pesticide Root Zone Model，PRZM）外，新開發(fā)了土壤持久性分析模型（Persistence in Soil Analytical Model，PERSAM）[5]。PERSAM模型目前最新版本為V3.0.8，可用于計算第1級、第2級和第3A級預測環(huán)境濃度（Predicted environmental concentration，PEC）。

第1級PEC的計算基于簡單分析模型，每個登記區(qū)域（北部、中部、南部）各有1個場景，每個場景分別給出土壤中PEC和土壤水相PEC。第1級PEC不考慮作物冠層的攔截。

第2 級PEC 增加了作物冠層過程的選項。PEARL、PRZM等傳統(tǒng)模型中設置若干個場景點，每個場景點代表一定區(qū)域的最保守情況，模型僅計算場景點的PEC。PERSAM模型最大的改進是第2級基于第1級計算的空間分布，即先計算每平方千米（1 km×1 km）像素點的PEC，然后計算第95百分位空間分布的PEC。

第3級PEC由PERSAM模型與PEARL模型或農(nóng)藥淋溶模型（Pesticide Leaching Model，PELMO）聯(lián)合計算。首先運行PERSAM模型第2級，確定第95百分位空間分布的像素點位置，PERSAM模型將所選擇像素點的土壤、氣象數(shù)據(jù)輸出為CSV文件。然后用PEARL模型或PELMO模型打開CSV文件建立場景，最后運行PEARL模型或PELMO模型得到第3級PEC。

3.1.4 水生生態(tài)系統(tǒng)

歐盟近期未更新其水生生態(tài)系統(tǒng)風險評估指南，但于2017年啟動了“地表水模型修復行動”。目前未見新版地表水模型發(fā)布或征求意見。據(jù)了解，改動之一是將模型運行時間由目前的外溢場景運行12個月、排水場景運行16個月修改為運行20年。

3.2 內(nèi)分泌干擾

歐洲食品安全局（European Food Safety Authority，EFSA）于2015年發(fā)布了農(nóng)藥內(nèi)分泌干擾特性評估指南[6]，2018年EFSA與歐洲化學品管理局（European Chemicals Agency，ECHA）共同發(fā)布了內(nèi)分泌干擾物鑒別指南[7]。2018年版指南第3部分為確定化合物是否是內(nèi)分泌干擾物的評估策略；第4部分為數(shù)據(jù)來源，用于確定是否為內(nèi)分泌干擾物的試驗主要依據(jù)經(jīng)濟合作與發(fā)展組織（Organisation for Economic Co-operation and Development，OECD）評估化學品內(nèi)分泌干擾的標準試驗指南[8]。指南中包括對魚類、兩棲類和鳥類的評估內(nèi)容。

魚類相關(guān)的試驗包括：魚類短期繁殖試驗（OECD TG 229）；魚類21 d試驗（OECD TG 230）；雄性化雌性刺魚篩查試驗（OECD GD 148）；使用轉(zhuǎn)基因cyp19a1b:GFP斑馬魚胚胎的雌激素作用受體檢測EASZY試驗（OECD TG 250）；青鳉幼魚抗雄激素篩查試驗（OECD TG草案）；快速雄激素干擾活性試驗（OECD TG 251）；魚類性發(fā)育試驗（OECD TG 234）；青鳉一代延長繁殖試驗（OECD TG 240）；魚類生命周期毒性試驗（OPPTS 850.1500）；魚類繁殖部分生命周期試驗；魚類早期生活階段毒性試驗（OECD TG 210）。

兩棲類相關(guān)試驗包括：兩棲類變態(tài)試驗（OECD TG 231）；非洲爪蟾胚胎甲狀腺活性試驗（OECD TG 248）；兩棲動物生長發(fā)育試驗（OECD TG 241）。

鳥類相關(guān)試驗包括：鳥類繁殖試驗（OECD TG 206）；鳥類兩代試驗（OCSPP 890.2100）。

4 美國環(huán)境風險評估技術(shù)動態(tài)

美國環(huán)保署（Environmental Protection Agency，EPA）于1998年發(fā)布了《生態(tài)風險評估導則》[9]，概述了農(nóng)藥生態(tài)風險評估的原理，但未提供具體的評估方法。美國EPA下設的農(nóng)藥項目辦公室（Office of Pesticide Program，OPP）2004年發(fā)布的《生態(tài)風險評估過程概述》[10]中給出了對水生生態(tài)系統(tǒng)、鳥類、哺乳動物和陸生植物的評估方法。2012年美國EPA發(fā)布了蜜蜂風險評估指南；2014年美國EPA OPP、加拿大衛(wèi)生部有害生物管理局（Pest Management Regulatory Agency，PMRA）和美國加州農(nóng)藥管理局聯(lián)合發(fā)布蜜蜂風險評估指南；2012年發(fā)布關(guān)注殘留物確定指南；2014年發(fā)布底棲無脊椎動物毒性試驗和風險評估指南；2016年發(fā)布種子處理劑風險評估指南；2020年發(fā)布對瀕危物種評估方法。

4.1 瀕危物種風險評估方法

2004年OPP發(fā)布的《生態(tài)風險評估過程概述》中對瀕危物種采用了更嚴格的關(guān)注水平（Level of concern，LOC），以加強對瀕危物種的保護。例如評估水生生物急性風險時使用的LOC為0.5，但評估水生瀕危物種的急性風險時使用的LOC為0.05。2020年EPA發(fā)布瀕危物種風險評估方法[11]，進一步提高了對瀕危物種的保護水平。

新評估方法分為3步。第一步和第二步均評估瀕危物種和關(guān)鍵棲息地是否可能受到不利影響，重點是評估對瀕危物種個體的風險。第一步評估的尺度是個體和田地，評估的目的是確定是否可能有影響；第二步評估的尺度是個體、田地、景觀和流域，評估的目的是確定是否可能產(chǎn)生不利影響；第三步是確定不利影響是否會危及一個物種的持續(xù)存在、或破壞其關(guān)鍵棲息地，關(guān)注對瀕危物種種群的風險。

每一步評估都分為問題闡述、暴露分析、效應分析和風險表征4個部分。第一步是采用保守假設的篩選方法，旨在篩選出預計不會暴露的物種。第二步計算暴露的種群比例、生活史信息、毒性數(shù)據(jù)和可能的暴露濃度，旨在確定個體可能受到影響的物種，并確定對個體的影響無法度量或無法觀察的物種。

EPA開發(fā)了Chemical Independent Co-occurrence Result和Chemical Dependent Co-occurrence Results-MAGtool Tables 2個工具來進行瀕危物種位置和農(nóng)藥使用地區(qū)的空間共現(xiàn)分析，Magnitude of Effect tool（MAGtool）是EPA開發(fā)用于確定農(nóng)藥使用影響程度的工具，其輸出結(jié)果為可能影響瀕危物種個體的預測數(shù)量。

4.2 蜜蜂風險評估方法

EPA的蜜蜂風險評估分根據(jù)使用方式分為噴霧和土壤處理、種子處理2種情況。第一步判斷是否存在暴露可能性，第二步是初級（Tier 1）評估，第三步是對初級評估的優(yōu)化，第四步考慮不確定性、風險管理措施以及確定是否需要開展高級（Tier 2）評估，第五步考慮不確定性、風險管理措施以及確定是否需要開展更高級（Tier 3）評估。

初級暴露根據(jù)農(nóng)藥的使用量和預設的系數(shù)計算得出，也可以使用EPA的BeeREX工具（excel表格）。在Tier 1階段，急性LOC為0.4、慢性LOC為1。Tier 2階段試驗包括測定花粉和花蜜中農(nóng)藥濃度、蜜蜂半田間試驗。Tier 3階段試驗為蜜蜂田間試驗。

4.3 關(guān)注殘留物的確定

該指南用于評估農(nóng)藥及其代謝物的風險，通常非主要代謝物不列入關(guān)注殘留物，以下情況除外：試驗結(jié)束時接近10%初始放射性的代謝物；環(huán)境歸趨試驗中沒有明顯降解；已知或推測具有生態(tài)毒理問題，例如毒性高于母體，或形成兩種或兩種以上代謝物時，其總和改變了用總殘留法的預測暴露量。僅用于種子處理劑的有效成分，不考慮光解代謝物。用于水體的農(nóng)藥不考慮水-沉積物系統(tǒng)試驗中未檢測到的代謝物。田間和實驗室試驗中迅速降解的代謝物通常可排除。如果認為提取方法不盡合理，未萃取殘留也可認定為關(guān)注殘留物。

代謝物毒性比母體低10倍以上時，不計入關(guān)注殘留物，除非代謝物具有持久性或有蓄積的可能。代謝物與母體的毒性和作用機理類似時，用“總殘留物”方法評估。代謝物與母體作用機理類似、毒性更高時，水生生物用殘留總和模型及相對效力因子評估代謝物的風險，陸生生物分別評估母體和代謝物的風險。代謝物與母體的作用機理不同時，分別評估代謝物和母體的風險。

總殘留物評估方法是以土壤代謝試驗中關(guān)注殘留物的總放射性計算DT50，取母體和代謝物土壤吸附系數(shù)（Koc）的低值進行暴露評估，以母體的生態(tài)毒性進行效應評估，并進行風險表征。

4.4 環(huán)境暴露模型進展

EPA是較早開發(fā)和使用環(huán)境暴露模型的機構(gòu)，1982年就發(fā)布了農(nóng)藥根區(qū)模型（Pesticide Root Zone Model，PRZM）的測試版，1984年正式發(fā)布。PRZM模型是一個一維非確定性分區(qū)模型，用于預測化合物在非飽和土壤中的垂直移動。該模型由水文學和化合物遷移兩部分組成，可模擬徑流、土壤侵襲、植物吸收、淋溶、葉面沖刷和揮發(fā)，以及化合物的水平對流、擴散和土壤吸附?？梢暂敵雒咳?、月均、年均的模擬結(jié)果。EPA在PRZM模型基礎上開發(fā)了旱田地下水模型PRZM-GW 和旱田地表水模型PRZM-EXAMS。2014年EPA在PRZM-EXAMS基礎上將水體部分修改為可變體積水模型（Variable Volume Water Body Model，VVWM），開發(fā)出了地表水濃度計算器（Surface Water Concentration Calculator，SWCC）。2016年EPA將PRZM-GW模型和SWCC模型整合為水中農(nóng)藥計算器（Pesticide in Water Calculator，PWC）。EPA還開發(fā)了PFAM模型（Pesticides in Flooded Applications Model）用于計算農(nóng)藥在水稻田使用后在水體中的濃度。

5 其他國家環(huán)境風險評估技術(shù)動態(tài)

5.1 日本

日本已建立水生生態(tài)系統(tǒng)、鳥類和家蠶的風險評估方法等，并建立了配套的地表水模型。

日本的水生生態(tài)系統(tǒng)風險評估中僅考慮了急性風險，未考慮慢性風險。計算可接受濃度（AEC）對魚類和甲殼類急性LC50/EC50使用的不確定系數(shù)為10（即AEC=LC50/10），對綠藻EC50使用的不確定系數(shù)為1。其地表水模型為基于excel表格的簡單模型，不考慮農(nóng)藥理化性質(zhì)和降解、吸附等環(huán)境歸趨數(shù)據(jù)，但在第二階段可通過進行“水質(zhì)污濁性試驗”優(yōu)化。

日本2013年發(fā)布鳥類風險評估指南，鳥類的暴露途徑包括噴霧、種子處理、飲用水3種，使用的毒性數(shù)據(jù)為鳥類急性經(jīng)口毒性和短期飼喂毒性數(shù)據(jù)，同樣未考慮慢性風險。其評估方法與歐盟類似，以毒性數(shù)據(jù)除以暴露劑量獲得毒性暴露比（TER），TER＜10風險不可接受。

對于直接用于桑樹（果桑除外）的農(nóng)藥，開展葉片殘毒試驗，即使用最大用量（濃度）處理桑葉，在一定時間后飼喂家蠶，得出對家蠶沒有影響的時間（安全間隔期）。判斷對家蠶沒有影響的標準為：（1）與對照組相比，處理組家蠶累積損失率＜20%；（2）與對照組相比，處理組結(jié)繭率、化蛹率、繭層量和繭層率≥80%；（3）與對照組相比，上簇時間延遲不超過7 d。如試驗得出的安全間隔期超過60 d，則認為桑葉不能用于養(yǎng)蠶，農(nóng)藥的使用時間限制在發(fā)芽前等無葉期；如安全間隔期≤60 d，應在標簽注意事項中注明；如農(nóng)藥處理后的桑葉立即飼喂家蠶，未觀察到效應，則無需采取任何預防措施。對于不直接用于桑樹的殺蟲劑和殺菌劑，一般在標簽中注明“可能影響家蠶，不要污染養(yǎng)蠶的桑葉”，但以下情況除外：（1）試驗資料表明對家蠶沒有影響；（2）不可能污染桑葉的使用范圍，如：①誘捕器中使用的引誘劑；②趨避劑、殺鼠劑、殺螺劑等；③僅在倉庫和溫室等設施使用；④土壤處理、種子處理、直接投入水體、樹干涂抹、樹干注射等；⑤氣霧劑等小范圍使用的；⑥顆粒劑。

5.2 澳大利亞

澳大利亞2009年發(fā)布農(nóng)藥和獸藥環(huán)境風險評估指南手冊，2019年更新[12]，其中包括對陸生脊椎動物（即鳥類和哺乳動物）、水生生態(tài)系統(tǒng)、蜜蜂、非靶標節(jié)肢動物、土壤生物和非靶標陸生植物的評估方法。

澳大利亞的陸生脊椎動物、水生生態(tài)系統(tǒng)、非靶標節(jié)肢動物、土壤生物風險評估方法與歐盟大致類似，但使用了更小的評估系數(shù)（即不確定性因子）并進行了簡化。陸生脊椎動物評估中，暴露途徑為農(nóng)藥噴霧、種子處理、顆粒劑和殺鼠劑，對于慢性風險歐盟采用的評估系數(shù)為5，而澳大利亞為1。水生生態(tài)系統(tǒng)評估中，急性評估使用的評估系數(shù)為10，慢性評估使用的評估系數(shù)為1（歐盟分別為100和10），但未規(guī)定物種敏感性分布和中宇宙試驗使用的評估系數(shù)。

水生生態(tài)系統(tǒng)評估中漂移和徑流兩種暴露途徑分別評估，目前未下載到澳大利亞的地表水模型，根據(jù)其風險評估指南，徑流部分的暴露評估分為3級。第1級設定坡度為8%，降水量為8 mm，集水面積10 hm2，水體面積1 hm2，土地利用類型為休耕或裸土。第二級基于各州的土壤剖面設定了徑流曲線，也考慮了種植區(qū)域的坡度，水體為1 hm2、初始深度15 cm，降水量根據(jù)各州徑流曲線設定以期達到水中濃度峰值。第三級根據(jù)水體流量百分位數(shù)確定降水量，假設集水面積中20%區(qū)域使用農(nóng)藥。

蜜蜂風險評估方法中暴露部分采用美國EPA的BeeREX工具計算工蜂和幼蟲的預測暴露劑量。急性評估中采用的評估系數(shù)為2.5，慢性評估中采用的評估系數(shù)為1，與美國的LOC相同。高級階段試驗為蜜蜂半田間/田間試驗。

土壤生物風險評估評估大型土壤生物（蚯蚓）慢性風險時，采用的評估系數(shù)為1（歐盟為5）。

5.3 加拿大

在PMRA網(wǎng)站上未找到具體的環(huán)境風險評估方法文件，在農(nóng)業(yè)農(nóng)村部農(nóng)藥檢定所與PMRA交流中了解到，加拿大的環(huán)境風險評估方法基本與美國一致，也采用美國EPA開發(fā)的PWC模型。與美國相比，其資料要求中增加了蚯蚓急性和慢性毒性試驗，但目前尚不清楚其如何評估農(nóng)藥對土壤生物的風險。

5.4 巴西

巴西于2017年發(fā)布了蜜蜂風險評估指南，并于2020年修訂[13]。目前巴西僅發(fā)布了這一項風險評估指南，但據(jù)了解巴西正基于EPA的PWC模型開發(fā)環(huán)境暴露模型。巴西的蜜蜂風險評估方法與美國EPA大致相同，也采用美國EPA的BeeREX工具計算預測暴露劑量，風險商值也是與0.4（急性風險）和1（慢性風險）進行比較。高級階段試驗為蜜蜂半田間/田間試驗。

6 OECD化學品測試導則制修訂進展

OECD化學品測試導則目前已成為全球認可的農(nóng)藥和化學品測試方法，近10年來，OECD共制定15項、修訂11項生態(tài)毒理試驗準則，制定4項、修訂2項環(huán)境歸趨試驗準則。

6.1 生態(tài)毒理試驗準則制修訂進展

2013年制定TG 236魚類胚胎急性毒性試驗、TG 237蜜蜂幼蟲毒性試驗（單次暴露），修訂TG 210魚類早期生活階段毒性試驗；2014年制定TG 238穗狀狐尾藻毒性試驗（無沉積物）、TG 239穗狀狐尾藻毒性試驗（水-沉積物）；2015年制定TG 241兩棲動物生長發(fā)育試驗；2016年制定TG 242新西蘭泥蝸繁殖試驗、TG 243靜水椎實螺繁殖試驗，修訂TG 220線蚓繁殖試驗、TG 222蚯蚓繁殖試驗、TG 223鳥類急性經(jīng)口毒性試驗、TG 226土壤中捕食螨（尖狹下盾螨）繁殖試驗、TG 228雙翅目糞蠅（黃糞蠅、秋家蠅）發(fā)育毒性試驗、TG 232土壤中跳蟲繁殖；2017年制定TG 244原生動物活性污泥抑制試驗、TG 245蜜蜂慢性經(jīng)口毒性試驗（飼喂10 d）、TG 246熊蜂急性接觸毒性試驗、TG 247熊蜂急性經(jīng)口毒性試驗；2019年制定TG 248非洲爪蟾胚胎甲狀腺活性試驗，修訂TG 203魚類急性毒性試驗；2021年制定TG 250使用轉(zhuǎn)基因cyp19a1b:GFP斑馬魚胚胎的雌激素作用受體檢測EASZY 試驗、TG 249 魚細胞系急性毒性-RTgill-W1細胞系測定；2022年制定TG 251快速雄激素干擾活性試驗；2023年修訂TG 218沉積物-水搖蚊毒性試驗（添加于沉積物）、TG 219沉積物-水搖蚊毒性試驗（添加于水）、TG 240青鳉一年延長繁殖試驗。

6.2 環(huán)境歸趨試驗準則制修訂進展

2014年修訂TG 310快速生物降解-密封容器中的二氧化碳（頂空試驗）；2017年制定TG 318納米材料在模擬環(huán)境介質(zhì)中的分散穩(wěn)定性；2018年制定TG 319A用冷凍保存的虹鱒肝細胞（RT-HEP）測定體外固有清除率、TG 319B使用虹鱒肝S9亞細胞組分（RT-S9）測定體外固有清除率；2022年制定TG 320液體糞便中化學品的厭氧轉(zhuǎn)化；2023年修訂TG 316水中直接光解試驗準則。

7 分析與展望

7.1 農(nóng)藥風險評估技術(shù)發(fā)展趨勢分析

地理信息系統(tǒng)（GIS）在農(nóng)藥環(huán)境風險評估中發(fā)揮越來越大的作用。在建立環(huán)境暴露模型場景時，可根據(jù)設定的保護目標使用GIS確定場景點的位置。歐盟土壤生物評估中使用的PERSAM模型也可認為是GIS的應用，根據(jù)農(nóng)藥的性質(zhì)先確定第95百分位空間分布PEC所在的位置，再以該位置的土壤、氣象數(shù)據(jù)建立PEARL模型或PELMO模型的場景，進而計算PEC。

定量構(gòu)效關(guān)系（QSAR）等計算毒理學方法已作為對代謝物風險評估時的一個選項，但有嚴格的限制條件。例如歐盟水生生態(tài)系統(tǒng)風險評估指南中規(guī)定：對于確定不含毒性基團的代謝物，可采用QSAR等非試驗方法獲得其水生生物毒性數(shù)據(jù)，當QSAR工具已經(jīng)過驗證，并適用于預測該代謝物的水生生物毒性，且預測結(jié)果考慮了代謝物的水中溶解度、Log Kow、降解和揮發(fā)等相關(guān)的性質(zhì)，有多個工具的預測結(jié)果時，在風險評估中使用最保守的預測結(jié)果。有害結(jié)局路徑（Adverse outcome pathway，AOP）尚未應用于農(nóng)藥環(huán)境風險評估領(lǐng)域，僅在歐盟確定內(nèi)分泌干擾物時有所應用。

7.2 我國風險評估技術(shù)體系面臨的挑戰(zhàn)

與歐盟、美國相比，我國農(nóng)藥環(huán)境風險評估技術(shù)體系中還缺少對陸生哺乳動物的風險評估方法，旱田地表水環(huán)境暴露模型也還未正式發(fā)布。已發(fā)布的評估方法中有的也需要進一步修訂完善，增加代謝物的風險評估方法等內(nèi)容。現(xiàn)有的試驗準則中有一部分也需要修訂，以與OECD試驗準則保持一致，以滿足數(shù)據(jù)互認的需要。

建立完善我國農(nóng)藥環(huán)境風險評估技術(shù)體系的過程中也面臨許多挑戰(zhàn)。一是所需的部分基礎數(shù)據(jù)，如作物的株高、根深、葉面積指數(shù)等較少，需要逐一測定才能建立作物場景；同時我國蔬菜等特色作物品種較多，需要開展群組化研究以滿足小宗特色作物風險評估的需求。二是保護地和輪作制度增加了環(huán)境風險評估技術(shù)體系的復雜度，特別是稻麥輪作、稻菜輪作極大地提高了環(huán)境暴露模型的開發(fā)難度。三是在不影響農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和糧食安全的前提下，設置管理閾值。四是基礎研究與隊伍培養(yǎng)，歐盟、美國的農(nóng)藥環(huán)境風險評估指南文件的修訂更新表明，農(nóng)藥環(huán)境風險評估技術(shù)體系日趨完善，與此同時其復雜程度也日益提高，環(huán)境風險評估是一項技術(shù)要求很高，跨學科、領(lǐng)域的工作，目前已有一批來自科研單位、大學、農(nóng)藥登記試驗單位和企業(yè)的技術(shù)人員參與，但專家隊伍的人數(shù)還不夠，穩(wěn)定性也沒有充分保證。