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美国农药生态风险评价技术

文档作者：顾宝根1 3 程燕2 周军英3 2 王慧敏3 陈隆智3 袁善奎1 ( 文档来源： 1. 农业部农药检定所 2. 环境保护部南京环境科学研究所,南京210042; 3. 中国农业大学农学与生物技术学院		点击数：	更新时间： 2026年02月05日
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上一篇：石油工程风险管理措施探讨

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农药学学报　2009, 11 (3) : 2832290
Chinese J ourna l of Pestic ide Sc ience
·专论与综述·
美国农药生态风险评价技术
顾宝根1, 3 , 　程　燕2 , 　周军英
3 2 , 　王慧敏3 , 　陈隆智3 , 　袁善奎1
(1. 农业部农药检定所, 北京100125; 2. 环境保护部南京环境科学研究所,南京210042;
3. 中国农业大学农学与生物技术学院,北京100193)
摘　要:美国已建立较为完善的生态风险评价技术,包括农药对地表水水生生物、对陆生生物以及
地下水的风险评价。综述了美国的农药水生生态风险评价及陆生生态风险评价技术,旨在为我国
农药生态风险评价技术的完善和农药风险管理提供借鉴。
关键词:农药;生态风险评价;水生生态风险评价;陆生生态风险评价;综述
DO I: 10. 3969 / j. issn. 100827303. 2009. 03. 001
中图分类号: X820. 4　　　　文献标志码: A 　　　　文章编号: 100827303 (2009) 0320283208
Rev iew on USA Pestic ide Ecolog ica l Risk Assessment Techn iques
GU B ao2gen1, 3 , 　CHENG Yan2 , 　ZHOU Jun2y ing
3 2 , 　WANG Hui2m in3
CHEN L ong2zhi3 , 　YUAN Shan2kui1
(1. Institute for the Control of Agrochem ica ls,M inis try of Agriculture, Beijing 100125, China;
2. Nanjing Ins titute of Environmenta l Sciences,MEP, Nanjing 210042, China;
3. College of Agriculture and B iotechnology, China Agricultura l U nive rs ity, Be ijing 100193, China )
Abstract: Pes tic ide eco2risk assessm en t techniques conce rning aqua tic organissm s in su rface w ate r,
terres tria l organissm s, and g round w ater risk assessm ent have been es tablished of Am erica. Techniques
pesticide containing for aquatic and terres trial eco2risk assessm ent of Am erica w ere rev iew ed, aim ing to
p rovide clues fo r imp roving Chinese eco2risk assessm ent techniques and thus enhanc ing pesticide risk
m anagem ent in China.
Key words: pes ticides; ecological risk assessm ent; aquatic eco2risk assessm ent; te rrestrial eco2risk
assessm en t; review
　　随着用量的不断增加, 农药对生态环境的破
坏也日渐严重。农药污染问题已成为全世界广泛
关注的重大环境问题。世界各国都在积极探索采
用各种技术和手段对农药环境风险进行评价, 以
预防和控制农药对环境的影响。在美国及欧洲的
一些发达国家, 农药生态风险评价是农药登记过
程中必不可少的环节, 必须通过生态风险评价判
定农药产品可能对环境造成的危害影响, 并据此
做出是否准许登记的决定。与其他国家相比, 美
国的农药生态风险评价技术研究工作开展较早,
迄今为止,已取得了相当多的成果, 主要包括生态
风险评价准则的公布、生态风险评价技术体系的
建立、评价模型的开发等。美国国家环境保护局
(U. S. Env ironm en ta l Pro tec tion A gency , USEPA )
　收稿日期: 2008212224; 修回日期: 2009204220.
　作者简介:顾宝根(19622) ,男,江苏省吴县人,博士,研究员,主要从事农药登记研究管理工作;
3 通讯作者(A uthor for correspondence) :周军
英(19662) ,女,安徽砀山人,研究员,主要从事生态风险评价与生态毒理学方面的研究. 联系电话: 025285287002; E2ma il: zhjynies@163. com
　基金项目:环保公益性行业科研专项(200709039) .
　
农　药　学　学　报V o l. 11
于1998年制定的《生态风险评价准则》是世界上
最早的生态风险评价方面的指导文件。该准则将
生态风险评价过程分为3个主要阶段:问题表述、
分析和风险表征。美国的农药生态风险评价也遵
循这一程序。同时又根据不同的保护目标, 建立
了相应的风险评价技术, 包括农药对地表水水生
生物、对陆生生物以及地下水的风险评价技术。
我国是农药生产和使用大国, 农药的环境问
题异常突出, 但目前我国的农药生态风险评价工
作尚未全面展开, 已有的一些理论研究多是对国
外生态风险评价程序、方法的介绍和探讨[ 1～4 ] , 涉
及农药生态风险评价技术层面的研究很少[ 5, 6 ] 。
因此,笔者在对美国农药生态风险评价技术进行
详细分析的基础上, 以水生生物、陆生生物为例,
重点介绍了美国的农药水生生态风险评价及陆生
生态风险评价技术, 旨在为我国农药生态风险评
价工作提供有益借鉴的同时, 试图对我国的农药
环境安全管理起到积极的促进作用。
1　美国农药水生生态风险评价技术
农药在田间使用后, 只有少量停留在作物上
发生效用,大部分则残留在土壤或漂浮于大气中,
通过降雨、淋溶等途径进入水体, 从而降低水生生
态环境的质量,影响水生生态系统的结构和功能。
水生生态风险评价是生态风险评价的重要组成部
分,应用水生生态风险评价技术可以预测或评估
农药使用可能对水生生态环境及水生生物产生的
危害和影响。
一般而言,在生态风险评价中, 较为关键的过
程主要包括: 生态受体的选择、评价终点的确定、
暴露评价方法及风险表征方法的选择。美国农药
生态风险评价也主要将焦点放在这些关键过程
上,对其中涉及的要素均作了明确规定。
1. 1　生态受体的选择
生态受体( Eco log ica l Recep to r)是指暴露于胁
迫之下的生态实体[ 7～9 ] 。它可以指生物体的组织、
器官,也可以指种群、群落、生态系统等不同生命
组建层次。生态系统中可能受到胁迫或危害影响
的受体种类很多, 不可能对每种生态受体都进行
分析和评价。对于水生生态风险评价而言, 关键
是选择典型的、有代表性的水生生物以反映该水
生生态系统受影响的状况。目前, USEPA 主要选
择鱼类和水生无脊椎动物作为水生生物的代表。
1. 1. 1　鱼类　鱼类是水生生态系统中重要的类
群,对水生生态系统的平衡起着重要作用, 鱼类会
影响生态系统中其他物种赖以生存的营养元素的
循环。水生生态风险评价涉及的鱼类众多, 包括
淡水鱼如斑马鱼( zeb ra f ish ) 、虹鳟鱼( ra inbow
trou t) 等及海水鱼如大西洋银汉鱼( a tlan tic
s ilve rs ide)等。
1. 1. 2　溞类　溞类属于无脊椎动物的节肢动物
门,甲壳纲,枝角目, 是淡水浮游动物的重要类群,
是许多重要经济鱼类的饵料, 同时对水域的自净
有着举足轻重的作用。溞类对有毒物质非常敏
感,在国内外被广泛用以评价化学物质的毒性。
USEPA 的“生态影响试验指南”, 国际标准化组织
( In te rna tiona l O rgan iza tion fo r S tanda rd iza tion,
ISO ) 的“水质分析标准”, 经济合作与发展组织
( O rgan isa tion fo r Econom ic Co2op e ra tion and
D eve lopm en t, O ECD )的“化学物质测试指南”等都
将其作为化学物质环境毒性试验的生物物种。
1. 2　评价终点的确定
评价终点(A ssessm en t Endp o in t) 是对那些受
体所具有的、需要保护的重要生态环境价值的清
晰描述,通过生态受体及其属性特征来确定[ 1～3 ] 。
在人体健康风险评价中, 评价受体只有一个物种
(人) ,而生态风险评价的受体却为数众多, 因此对
应的评价终点也多。目前常用的评价终点有生物
个体的死亡率、繁殖能力损伤、组织病理学异常,
种群水平的物种数量, 群落水平的物种丰度等几
个指标。生态系统水平以上层次的评价终点可以
用生物量或生产力来表达, 但目前相关研究还不
多见。
美国农药水生生态风险评价通常将水生生物
急性毒性试验中的个体死亡率作为评价终点, 但
是对于某些代谢半衰期较长的农药(如Pe rs is ten t
O rgan ic Po llu tan ts, PO Ps 类农药) , 表征慢性危害
的毒性终点同样重要, 如鱼类早期生命阶段的
“无可观察不利影响浓度(N o O bse rved A dve rse
Eco log ica l Concen tra tion, NOA EC ) ”或鱼类全生命
周期的NOA EC 值。美国农药水生生态风险评价
中常用的评价受体和评价终点见表1。
1. 3　暴露评价
暴露( Exp osu re)是指风险源与受体之间潜在
接触或共生的过程[ 1～3 ] 。而暴露评价( Exp osu re
A ssessm en t)主要研究有害物质在生态环境中的时
空分布规律以及如何从风险源到受体的过程[ 7～9 ] 。
284
N o. 3 顾宝根等:美国农药生态风险评价技术
水生生物的暴露是指水生生物接触被农药污染的
水体的过程。暴露评价是研究农药在水生生态环
境中的时空分布规律, 目的是得到农药的估计环
境浓度( Es tim a ted Env ironm en ta l Concen tra tion,
EEC )值,即在水体中的残留浓度。EEC 值可通过
假设估算、模型预测或实际监测3种方式获得。
表1　美国农药水生生态风险评价中的评价受体和评价终点
Tab le 1　Recep to rs and endp o in ts of Am e rica
aqua tic eco2risk assessm en t
评价受体
Recep tor
评价终点
Endpoint
鱼类
Fish
急性LC50; 慢性NOA EC
A cute LC50; Chronic NOA EC
溞类
D aphnia
急性EC50; 慢性NOA EC
A cute EC50; Chronic NOA EC
1. 3. 1　假设估算　假设估算是暴露评价中最简
单、最保守的方法, 主要根据农药使用量、农田面
积、农药漂移量、农药流失量及水体体积来估算水
体中的农药浓度。不同国家或组织有不同的假设
标准,如澳大利亚通常假设农药从施用区域漂移
至邻近水体的量为施用量的10% , 挪威则假设农
药漂移的量为施用量的0. 5% ,而美国的假设标准
又取决于不同的农药使用方法, 当农药为空中喷
洒施用时,假设漂移量为5% , 当农药为地面喷洒
施用时,假设漂移量为1% [ 10, 11 ] 。
1. 3. 2　模型预测　对于水生生物的暴露, USEPA
通常用计算机模型来估计。USEPA 农药项目办公
室(O ff ice of Pes tic ide Prog ram s, O PP)的水生暴露
模型是使用农药行为和转运方面的数据来估计农
药环境暴露浓度( EECs) ,并且在估计EEC 时采用
多层次的方法,即由筛选模型开始, 如GEN EEC2,
筛选层次模型的输出结果为易受农药污染的水体
中的农药浓度, 其结果较为保守。如果需要更为
细致的评价, 则需要使用更能反应实际环境条件
的高层次模型,如PRZM 2EXAM S。
1. 3. 3　实际监测　在进行暴露评价时, 也可实际
监测农药在水体中的残留浓度[ 12 ] 。典型的、有质
量保证的实测数据好于模型预测结果, 并且可以
用来验证和改善模型, 但实际监测的费用往往很
高。
在选择暴露估计方法时, 需考虑“尽量减少不
确定性”这一原则。一般而言, 根据实际监测数据
得到的暴露浓度比通过模拟或估算方法得到的暴
露浓度确定性要高。
1. 4　风险表征
风险表征( R isk Cha rac te riza tion ) 是对暴露于
各种胁迫之下的不利生态效应的综合判断和表
达,是生态风险评价的最后一个阶段[ 7～9 ] 。目前,
USEPA 大多采用商值法进行风险表征。商值法又
称比率法, 是使用最普遍、最广泛的风险表征方
法。
USEPA 所采用的商值法其基本原理是把实际
监测或由假设估算、模型预测得出的污染物环境
浓度(环境暴露浓度, EEC )与实验室测得的表征
该物质危害的毒性数据(如LC50 )相比, 得到风险
商值(R isk Q uo tien t, RQ ) [水生生物风险商值的计
算方法见式( 1) 、式( 2) ]。将风险商值与O PP制
定的风险关注标准(L eve ls of Conce rn, LOCs)进行
比较,从而对农药的生态风险作出初步的判断。
LOCs是确定风险等级的判别标准, 不同的风险商
值分别对应不同的关注标准, 不同的关注标准又
分别对应于不同的风险等级, 各风险等级又对应
着不同的管理措施。如果风险商值超过了相应的
关注标准,则表示具有相应的风险, 就需要采取相
应的管理措施[ 13, 14 ] 。表2 是USEPA 农药项目办
公室制定的水生动物关注标准[ 14, 15 ] 。
还有一些国家或组织, 如欧盟, 是将毒性数据
与暴露浓度相比得到毒性/暴露比( TER ) , 最后将
得到的TER 值与91 /414 /EEC 指令( COUNC IL
D IRECTIV E Conce rn ing the Plac ing of Plan t
Pro tec tion Produc ts on the M a rke t,欧盟关于植物保
护产品市场准入的指令)中规定的标准进行比较,
从而判断风险的有无及高低[ 16, 17 ] 。
水生生物急性风险商值计算方法:
RQ =
农药在水体中的峰值浓度
毒性终点值EC50或LC50
( 1)
水生生物慢性风险商值计算方法:
RQ =
农药在水体中的平均浓度
毒性终点值NOA EC
( 2)
2　美国农药陆生生态风险评价技术
农药对陆生生物的风险评价是评价农药使用
后对非靶标陆生生物可能产生的危害影响。农药
使用所危及的非靶标陆生生物主要是一些有益的
昆虫与一些具有经济或生态价值的生物,如鸟类、
285
　
农　药　学　学　报V o l. 11
表2　水生动物关注标准与对应的风险等级及管理措施
Tab le 2　L eve ls of conce rns (LOCs) and the co rresp ond ing risk p resump tions
and m anagem en t op tions fo r aqua tic an im a ls
风险商值
RQ
关注标准
LOCs
风险等级
R isk p resump tion
管理措施
M anagem ent op tion
EEC /LC50或EC50
EEC /LC50 or EC50
RQ < 0. 05
无风险
N o risk
不需要采取措施
N one of any m easures need to be adop ted
EEC /LC50或EC50
EEC /LC50 or EC50
0. 05≦ RQ < 0. 1
急性濒危物种
A cute endange red spec ies
可能对濒危物种有不利影响
Endange red spec ies may be adverse ly affec ted
EEC /LC50或EC50
EEC /LC50 or EC50
0. 1≦ RQ ≦ 0. 5
急性限制使用
A cute restric ted U se
产生急性风险的可能性高,但是可以通过限制使用来减少风险
The potentia l for acute risk is high, but m ay be m itiga ted through
restricted use classif ica tion
EEC /LC50或EC50
EEC /LC50 or EC50
RQ > 0. 5
急性高风险
A cute high risk
产生急性风险的可能性高,除限制使用外,还需进一步的管理
Potential for acute risk is high, regula tory ac tion may be w a rranted
in addition to restric ted use c lassifica tion
EEC /NO (A ) EC RQ > 1. 0 慢性风险
Chronic risk
产生慢性风险的可能性高,需要采取进一步管理措施
The potentia l for chronic risk is high and regula tory action m ay be
w arranted
哺乳动物、蜜蜂等[ 14, 18 ] 。通过对陆生生物的风险
评价,可以预测农药可能对陆生生物产生的风险,
从而采取适当的风险管理措施来避免或减轻风险。
2. 1　生态受体的选择
和水生生态风险评价一样, 陆生生态风险评价
的关键也是选择典型的、有代表性的陆生生物。
USEPA 通常选择鸟类和小型哺乳动物作为陆生生
态风险评价的受体。
2. 1. 1　鸟类　鸟类是陆生生态系统中重要的类
群,农药进入环境后, 对鸟类不仅可以造成直接急
性危害,而且还可以在鸟类体内蓄积, 导致慢性危
害,因此,鸟类是很重要的生态受体。
研究农药对鸟类的毒性, 在国际上常用鸽
Co lumba livia、雉Pha s ianus co lch icus、北美鹌鹑
Co linus virg in ianus L. 、日本鹌鹑Co tu rn ix co tu rn ix
jap on ica、野鸭Anas p la tyrhynchos L. 等作为试验对
象[ 19, 20 ] 。在中国目前用得最多的是鹌鹑。鹌鹑原
是一种野生候鸟, 分布地区较为广泛, 现已由野生
改良驯化为家饲,从经济角度考虑, 易于取得,从生
物分类学角度考虑,也具有一定的代表性。
2. 1. 2　小型哺乳动物　小型哺乳动物多为植食动
物或杂食类动物(如鼠) , 是生态系统中重要的初
级消费者,它们与其他生物类群的食物链关系主要
有:分解者、天敌、寄生物、猎物,它们处在生态系统
的中心位置。小型哺乳动物还通过养分循环等间
接作用与更多的物种相关联。鉴于小型哺乳动物
对生态系统的重要性,选择其作为主要的生态受体
是可行的[ 14 ] 。
2. 2　评价终点的确定
对于农药陆生生态风险评价, 通常是将陆生生
物急性毒性试验中的个体死亡率作为评价终点(急
性经口LD50值) , 但是对于有些农药(如PO Ps 农
药) ,表征亚急性及慢性危害的毒性终点同样重要
(亚急性经食LC50值、鸟类繁殖NOA EC 值) 。美
国农药陆生生态风险评价中常用的评价受体和评
价终点见表3。
表3　美国农药陆生生态风险评价中
的评价受体和评价终点
Tab le 3　Recep to rs and endp o in ts of Am e rica
te rres tria l eco2risk assessm en t
评价受体
Recep tor
评价终点　　　　　　
Endpoint　　　　　　
鸟类
A vian
急性经口LD50
A cute ora l LD50
亚急性经食LC50
Subacute die ta ry LC50
鸟类繁殖NOA EC
A vian rep roduc tion NOA EC
哺乳动物
W ild M amm a ls
急性经口LD50
A cute ora l LD50
亚急性经食LC50
Subacute die ta ry LC50
繁殖NOA EC
Rep roduc tion NOA EC
286
N o. 3 顾宝根等:美国农药生态风险评价技术
2. 3　暴露分析
不同于水生生物,陆生生物的暴露途径多且复
杂———它们可能摄取受污染的食物、水分以及土
壤,呼吸受污染的空气, 也有可能直接摄入农药颗
粒剂。此外,如果动物的表皮接触了受污染的作
物、水体或土壤,则会发生经皮暴露, 经皮暴露又可
能成为经口暴露的来源。另外,由于野生生物通常
在不同的栖息地之间迁移,暴露还会因栖息地受污
染程度的不同而不同。总之,陆生生物的暴露估计
需要考虑诸多因素,包括环境残留、暴露途径、生物
在农药使用地区的迁移等。图1 是鸟类和哺乳动
物各种常用暴露途径的概念模型。
图1　鸟类和哺乳动物暴露途径的概念模型
Fig. 1　Concep tua l m ode l of the exp osu re p a thw ays of b irds and m amm a ls
注:图中箭头粗细表示途径的相对重要性,箭头越粗表示其对应的途径越重要。
N otes: Thickness of a rrow s denotes re la tive importance of pa thw ays, the thicke r of the
a rrow s, the m ore important of the corresponding pa thw ays.
　　从图1中可以看出, 对于鸟类和哺乳动物, 经
食暴露是最主要的暴露途径, 目前陆生生物暴露
评价也只是考虑了这一主要暴露途径, 对于其他
暴露途径如经皮、吸入的暴露估计方法, 尚处于研
究之中[ 14, 18 ] 。
目前, USEPA 主要采用直接估算、模型预测两
种方式进行陆生暴露分析。
2. 3. 1　直接估算　直接估算主要是采用Kenaga
关系表来估算鸟类和哺乳动物食物中的农药含
量。Kenaga 关系表是根据美国环保局U TAB
( Up take, T rans loca tion, A ccum u la tion and
B io transfo rm a tion)数据库中的大量数据总结得到
的(见表4 ) 。对于小型哺乳动物, 可根据其体重
将残留浓度转化成每日经口剂量,得到表5 [ 14, 19 ] 。
2. 3. 2　模型预测　目前, USEPA 已开发出的陆生
生态风险评价模型主要包括T ie r I Eco2R isk
Ca lcu la to r和T2REX。这两个模型都是暴露/效应
模型,即将暴露分析和效应分析整合在一个模型
中来评价农药对陆生生物的风险, 模型的输出结
果是风险商值及对风险高低的判断。
T ie r I风险评价软件是USEPA 在1997年3月
公布的一套软件, 它包含了对鸟类、哺乳动物、植
物、农药施用者及地下水的风险评价程序。该模
型通常用于第I层次的风险评价。T ie r I Eco2R isk
287
　
农　药　学　学　报V o l. 11
表4　野生生物食物中的农药残留
Tab le 4　W ild life food item nom og ram
食物　　
Food item 　　
最大EEC
M axim um EEC
/ (m g / kg)
平均EEC
A ve rage EEC
/ (m g / kg)
短草
Short grass
240 85
长草
Tall grass
110 36
阔叶草
B roadleaf forage
135 45
昆虫、种子、果实
Insec ts, seeds, fruits
15 7
　　注:表中各EEC为施用量为1 120 g ( a. i. ) / hm2 时鸟类食物
中的农药残留量,当农药施用量不同时鸟类食物中的农药残留量
可依此换算。
N otes: Residues exp ressed on a 1 120 g ( a. i. ) / hm2 app lica tion
basis. Residues of different app lica tion ra tes can be obtained according
to this.
Ca lcu la to r模型对鸟类和哺乳动物“急性经口”和
“亚急性经食”这两种暴露途径都可以进行评价,
均采用商值法[ 22 ] 。
陆生残留暴露模型( Te rres tria l Res idue
Exp osu re M ode l, T2REX ) 是通过估算鸟类和哺乳
动物食物中的农药残留, 从而计算出急性和繁殖
风险商值。通过T2REX 还可以计算各种种子处理
剂对鸟类和哺乳动物的风险商值[ 23 ] 。
2. 4　风险表征
无论通过哪种方式进行暴露评价, 最后的风
险商值的计算方法都是一样的:
( 1) 鸟类急性风险商值计算方法:
RQ =
食物中最大EEC
最敏感鸟种的LC50
RQ =
(食物中最大EEC ×摄入量)
体重/LD50
表5　哺乳动物每日食物消耗量占体重的百分比
Tab le 5　Pe rcen t body w e igh t consum ed fo r m amm a ls
体重
B ody w e ight
/ g
食草/食虫动物(每日食物消耗量占体重的百分比)
He rbivore / Insec tivore ( % body w e ight consum ed / d)
食谷动物(每日食物消耗量占体重的百分比)
G ranivore ( % body w eight consumed / d)
15 95 21
35 66 15
1 000 15 3
其中:摄入量( IR ) = [ 0. 648 (体重) 0. 651 ] /1 000
鸟的体重(BW )分20 g、100 g和1 000 g 3个
等级。
( 2) 鸟类慢性风险商值计算方法:
RQ =
食物平均EEC
最敏感鸟种的NOA EC
( 3) 哺乳动物急性风险商值计算方法:
RQ = (食物中最大EEC ×每日食物消耗量占
体重的百分比) /LD50
( 4) 哺乳动物慢性风险商值计算方法:
RQ = (食物中平均EEC ×每日食物消耗量占
体重的百分比) /NOA EC
美国农药陆生生态风险评价也是采用商值法
进行风险表征,即将计算得到的风险商值( RQ 值)
与表6中的关注标准(LOCs)进行比较, 判断风险
等级,提出应该采取的风险管理措施[ 14 ] 。
3　结语
近年来, 我国在农药生态风险评价的理论与
实例研究方面也相继开展了一些工作, 取得了一
些研究成果,但总的来说尚处于起步阶段, 还没有
建立起统一的评价程序和技术指南, 从理论到技
术方面都尚有很多工作要做。
美国是世界上最早开展生态风险评价工作的
国家之一,自20世纪80年代起就开始研究建立农
药生态风险评价的方法与技术, 至今已积累了大
量的经验, 形成了系统、完善的生态风险评价程
序、方法及一系列较为成熟的生态风险评价技术,
并且其建立的方法、技术已在实际的农药登记工
作中得到了广泛应用, 如对二嗪磷、毒死蜱、杀扑
磷等农药品种的评价[ 24～26 ] 。与此同时, 随着风险
管理要求的逐步提高, 美国的生态风险评价技术
288
N o. 3 顾宝根等:美国农药生态风险评价技术
表6　陆生生物关注标准与对应的风险等级及管理措施
Tab le 6　L eve ls of conce rns (LOCs) and the co rresp ond ing risk p resump tions
and m anagem en t op tions fo r te rres tria l o rgan ism s
风险商值　　
RQ 　　
关注标准
LOCs
风险等级
R isk p resump tion
管理措施
M anagem ent op tions
EEC /LC50 RQ < 0. 1 无风险
N o risk
不需要采取措施
N one of any measures need to be adop ted.
EEC /LC50 0. 1≦ RQ < 0. 2 急性濒危物种
A cute endange red spec ies
可能对濒危物种有不利影响
Endange red spec ies m ay be adve rse ly affected.
EEC /LC50 0. 2≦ RQ ≦ 0. 5 急性限制使用
A cute restric ted use
产生急性风险的可能性高,但是可以通过限制使用来减少风险
The potentia l for acute risk is high, but m ay be m itiga ted through
restric ted use c lassifica tion.
EEC /LC50 RQ > 0. 5 急性高风险
A cute high risk
产生急性风险的可能性高,除限制使用外,还需进一步的管理
Potentia l for acute risk is high, regula tory ac tion m ay be w a rranted
in addition to restricted use classif ica tion.
EEC /NO EC RQ > 1. 0 慢性风险
Chronic risk
产生慢性风险的可能性高,需要采取进一步管理措施
The potentia l for chronic risk is high and regulatory ac tion m ay be
w a rranted.
也处于不断完善更新之中, 如在农药水生生态风
险评价方面, 目前已采用4 个层次的生态风险评
价系统,进行从简单到复杂、从保守到更接近现实
的评价; 在陆生生态风险评价方面, 为了更好地估
计陆生生物的暴露, 在对现有模型进行完善的基
础上, 不断开发出新的模型, 如陆生调查模型
( Te rres tria l Inves tiga tion M ode l, T IM ) ,试图涵盖所
有关键的暴露途径; 此外, 逐步完善概率风险分析
技术及评价过程中不确定性的分析技术也是美国
农药生态风险评价技术今后发展的焦点所在, 对
于这些新技术、新发展, 我们更应该加以关注、借
鉴。
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( Ed. TANG J )
·会　讯·
“2009年首届农药科学全国博士生研讨会”会议纪要
教育部学位管理与研究生教育司支持下, 由贵州大学主办, 于2009 年8 月23 日至26 日在贵
州省贵阳市召开了“2009年首届农药科学全国博士生研讨会”, 在新农药创制、天然产物农药、农
药环境行为、农药化学生物学、农药毒理学及制剂学等农药科学前沿开展研讨, 旨在加强全国农药
科学领域的博士研究生学术交流, 推动我国农药学学科发展, 加速我国农药工业的科技创新与技
术进步。来自中国农业大学、南开大学、浙江大学、南京农业大学、华中师范大学、西北农林科技大
学、华东理工大学、华南农业大学、福建农林科技大学、湖南农业大学、浙江工业大学、河北农业大
学、中国农科院蔬菜花卉研究所、贵州大学等高等院校和科研院所的百余位老师和博士研究生代
表们汇聚一堂, 就上述主题进行了认真的学术交流和研讨。
国家基金委化学部二处杜灿屏处长、浙江工业大学刘维屏教授、华中师范大学杨光富教授、西
北农林科技大学吴文君教授、福建农林科技大学欧阳明安研究员等在开幕式后分别做了精彩的大
会报告。随后, 来自全国各地的40余名博士研究生进行了为期两天的分组报告交流。
研讨会共收到论文45篇, 既有综述和专论, 也有新颖的研究结果。反映了农药科学领域的最
新研究和发展动态, 体现了我国农药科学领域博士研究生的研究能力和才华。最后, 研讨会学术
指导委员会从参会的45篇论文中选出19 篇优秀论文, 颁发了获奖证书, 鼓励从事农药科学研究
的博士生们再接再厉, 不断攻克新的科学难题。贵州大学副校长宋宝安教授在闭幕式上作了总结
发言。至此, 2009年首届农药科学全国博士生研讨会圆满完成了会议的各项议程, 达到了预期的
目标。

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