农药环境风险评估技术体系发展动态

周艳明，姜 辉，袁善奎，单炜力

（农业农村部农药检定所，北京 100125）

农药对生态环境的影响早已引起广泛关注，也是农药管理的重点之一。开展农药环境风险评估可以在农药申请登记时预估农药对环境生态的影响，是农药环境安全管理的基础。中国、美国、日本、澳大利亚、加拿大、巴西、欧盟等国家和地区都建立了较为完善的环境风险评估方法。本研究针对我国农药环境风险评估技术现状，综述了欧盟、美国等国家或地区农药环境风险评估领域的新进展，以期为我国的农药环境风险管理、农药登记工作提供参考。

1 农药环境风险评估基本原理

农药环境风险评估通常由问题阐述、暴露分析、效应分析、风险表征4个过程组成。问题阐述是整个风险评估的基础，根据农药的使用情况，明确具有代表性的环境保护目标，分析风险发生范围、程度，收集相关数据和信息，选择可行的评估方法和评估终点，确定评估内容和计划。暴露分析研究农药在生态环境中的时空分布规律与持续存在时间，通过量化的方法对暴露进行表征，即农药和代谢物被非靶标生物摄入的剂量，或是在食物和环境介质（如水体和土壤）中的浓度。效应分析的目的是量化农药对环境中不同代表性非靶标生物产生的不良效应，通常基于生态毒性数据进行，目前环境风险评估中主要考虑农药对生物个体及种群、群落、生态系统层面的影响。风险表征是根据保护对象暴露于农药的程度（剂量或浓度），预测不良生态效应发生的可能性，即风险大小。通过风险表征，判断风险是否可以接受，指导风险不可接受项目，探索开展高级评估、采取风险降低措施等，为农药的环境安全性管理提供科学依据。

环境风险评估遵循分级评估原则，通常先以保守假设使用简单的暴露模型工具和效应结果进行初级风险评估，当风险不可接受时，应使用更多数据和更复杂模型进行高级风险评估。在分级评估中，根据数据和信息的数量多少或可靠性，效应评估的任何层级均可与暴露分析的任何层级关联起来，反之亦然。既可用初级效应分析的结果与初级暴露分析的结果相关联进行风险表征，也可以用初级效应分析的结果与高级暴露分析的结果关联进行风险表征。

2 我国环境风险评估技术动态

2.1 农药环境风险评估

自2008年起我国开始系统开展农药环境风险评估方法及配套技术的研究，并于2016年发布了《农药登记环境风险评估指南》系列行业标准，建立了农药对水生生态系统、鸟类、蜜蜂、家蚕、地下水、非靶标节肢动物的风险评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年发布NY/T 2882.8—2017《农药登记环境风险评估指南第8部分：土壤生物》，建立了农药对土壤生物的风险评估方法。2022年发布NY/T 2882.9—2022《农药登记环境风险评估指南第9部分：混配制剂》，规定了农药混配制剂的风险评估方法。

2020年完成新增场景和作物的ChinaPEARL模型征求意见与发布，农药旱田地下水暴露场景由最初的6个场景10种作物27种组合，增加至10个场景25种作物139种组合，基本涵盖我国主要农作物。2019—2020年农业农村部就农药旱田地表水环境暴露模型China-PSEM进行了两次征求意见。

2.2 农药登记试验方法

我国已发布农药环境影响相关试验准则55项，其中国家标准21项，农业行业标准34项。《农药登记资料要求》中规定的所有环境影响试验资料均有相应的试验准则，见表1。

3 欧盟环境风险评估技术动态

3.1 风险评估方法

欧盟是环境风险评估方法最完善的地区，1991年提出环境风险评估要求，2002年发布农药对水生生态系统、鸟类和哺乳动物、蜜蜂、节肢动物、土壤生物、非靶标植物的风险评估指南。2009年修订鸟类和哺乳动物评估指南；2013年修订水生生态系统、蜜蜂（包括熊蜂和独居蜂）风险评估指南；2015年、2017年发布土壤生物风险评估中土壤中农药及代谢物预测浓度的计算指南；2023年再次修订鸟类和哺乳动物、蜜蜂（包括熊蜂和独居蜂）风险评估指南。

3.1.1 鸟类和哺乳动物

总体而言，与2009年相比，2023年版鸟类和哺乳动物的风险评估指南[1]在评估方法方面的改动不大，最主要的修改是完善了对农药代谢物的评估方法，此外还更新了膳食暴露中使用的作物分组及对应的指示物种参数，增加了混配制剂的评估方法，增加了预测种子获得性等高级阶段试验。

在膳食暴露部分，要求对植物体内代谢、后茬作物代谢和鱼体内代谢试验中达到10%总放射性残留（Total radioactive residue，TRR）和0.01 mg eq/kg的代谢物进行评估；在二次中毒和饮用水暴露部分要求对土壤中代谢物进行评估。在评估代谢物的风险时，首先根据禽畜代谢试验确定母体毒性试验是否可涵盖代谢物的毒性，如可涵盖则不需单独评估代谢物的风险。如有代谢物的鸟类毒性数据，应使用该数据进行评估；如代谢物的毒性与母体相当或高于母体，应开展联合评估；如缺少代谢物的鸟类毒性数据，则假设代谢物的毒性为母体的10倍（即母体LD50的1/10）；如数据表明代谢物可能比母体毒性高，则有必要评估代谢物对鸟类的繁殖风险。此外，如果已知代谢物在环境中具有持久性，或后茬作物代谢试验确定为相关代谢物时，也应评估代谢物对鸟类繁殖的风险。

3.1.2 蜜蜂、熊蜂和独居蜂

2023年版蜜蜂、熊蜂和独居蜂风险评估指南[2]首次明确对蜜蜂的保护目标是最多允许蜂群规模减少10%，对熊蜂和独居蜂没有给出可接受的数值。该文件将风险评估分为4种情况：急性接触、急性摄食、慢性摄食、幼虫摄食，并分别进行评估。增加了对长期暴露于低剂量而显示出越来越大毒性影响的时间强化毒性评估（Time reinforced toxicity assessment，TRT）以及亚致死效应评估。此外，也完善了对代谢物的评估方法，增加了混配制剂的评估方法。

以下情况应评估代谢物对蜜蜂的风险：（1）代谢物在植物代谢试验或残留试验中在花粉和蜂蜜中达到10%TRR和0.01mg eq/kg；（2）代谢物在植物代谢试验或残留试验中在花粉和蜂蜜中达到10%TRR或0.01mg eq/kg，且母体对蜜蜂急性LD50＜0.01 μg/蜂。

代谢物的资料要求与母体相同，即蜜蜂的急性经口毒性试验、慢性毒性试验和幼虫发育毒性试验。代谢物数据完整时，使用代谢物毒性数据开展评估。代谢物对蜜蜂的毒性比母体低3倍以上不需要评估。代谢物与母体毒性相当或高于母体时，应进行联合评估。代谢物仅有急性毒性数据时，使用代谢物毒性数据开展急性评估，并通过急性毒性数据估算慢性毒性数据。代谢物对蜜蜂的急性毒性比母体低10倍以上，可假设代谢物对蜜蜂的慢性毒性与母体相当。对于成蜂应考虑代谢物的急性和慢性膳食暴露，对于幼虫应考虑慢性暴露。代谢物暴露量计算公式与母体相同，但需考虑母体到代谢物的转化系数。

欧盟正在研发蜂群模型ApisRAM[3]。该模型是一种代理人基模型（Agent-based model，ABM），蜂群中的每只蜜蜂都被建模为一个单独的代理，蜂群的行为源于个体的决定和行动以及个体之间的相互作用。蜜蜂与其他蜜蜂和蜂群中的资源、蜂巢的物理和化学特性以及蜂群外的环境相互作用并做出反应。该模型整合每只蜜蜂在多种胁迫（不适宜的温度、食物短缺、传染性病原体和杀虫剂）条件下的情况，每只蜜蜂的活力都与4种胁迫相互作用。动物景观和人模拟系统（the Animal Landscape and Man Simulation System，ALMaSS）是一个空间和时间动态模型，结合了土地利用、农业生产实践、天气、作物生长、半自然栖息地和花卉资源模型。通过将蜂群和景观模型相结合，ApisRAM模型旨在研究在各种环境和人为因素下多种胁迫对蜂群的影响。

3.1.3 土壤生物

2017年土壤中农药及代谢物浓度的计算指南[4]中，明确了土壤中农药及代谢物预测浓度的计算方法。除已有的区域农药释放评估模型（Pesticide Emission Assessment at Regional and Local Scales，PEARL）和农药根区模型（Pesticide Root Zone Model，PRZM）外，新开发了土壤持久性分析模型（Persistence in Soil Analytical Model，PERSAM）[5]。PERSAM模型目前最新版本为V3.0.8，可用于计算第1级、第2级和第3A级预测环境浓度（Predicted environmental concentration，PEC）。

第1级PEC的计算基于简单分析模型，每个登记区域（北部、中部、南部）各有1个场景，每个场景分别给出土壤中PEC和土壤水相PEC。第1级PEC不考虑作物冠层的拦截。

第2 级PEC 增加了作物冠层过程的选项。PEARL、PRZM等传统模型中设置若干个场景点，每个场景点代表一定区域的最保守情况，模型仅计算场景点的PEC。PERSAM模型最大的改进是第2级基于第1级计算的空间分布，即先计算每平方千米（1 km×1 km）像素点的PEC，然后计算第95百分位空间分布的PEC。

第3级PEC由PERSAM模型与PEARL模型或农药淋溶模型（Pesticide Leaching Model，PELMO）联合计算。首先运行PERSAM模型第2级，确定第95百分位空间分布的像素点位置，PERSAM模型将所选择像素点的土壤、气象数据输出为CSV文件。然后用PEARL模型或PELMO模型打开CSV文件建立场景，最后运行PEARL模型或PELMO模型得到第3级PEC。

3.1.4 水生生态系统

欧盟近期未更新其水生生态系统风险评估指南，但于2017年启动了“地表水模型修复行动”。目前未见新版地表水模型发布或征求意见。据了解，改动之一是将模型运行时间由目前的外溢场景运行12个月、排水场景运行16个月修改为运行20年。

3.2 内分泌干扰

欧洲食品安全局（European Food Safety Authority，EFSA）于2015年发布了农药内分泌干扰特性评估指南[6]，2018年EFSA与欧洲化学品管理局（European Chemicals Agency，ECHA）共同发布了内分泌干扰物鉴别指南[7]。2018年版指南第3部分为确定化合物是否是内分泌干扰物的评估策略；第4部分为数据来源，用于确定是否为内分泌干扰物的试验主要依据经济合作与发展组织（Organisation for Economic Co-operation and Development，OECD）评估化学品内分泌干扰的标准试验指南[8]。指南中包括对鱼类、两栖类和鸟类的评估内容。

鱼类相关的试验包括：鱼类短期繁殖试验（OECD TG 229）；鱼类21 d试验（OECD TG 230）；雄性化雌性刺鱼筛查试验（OECD GD 148）；使用转基因cyp19a1b:GFP斑马鱼胚胎的雌激素作用受体检测EASZY试验（OECD TG 250）；青鳉幼鱼抗雄激素筛查试验（OECD TG草案）；快速雄激素干扰活性试验（OECD TG 251）；鱼类性发育试验（OECD TG 234）；青鳉一代延长繁殖试验（OECD TG 240）；鱼类生命周期毒性试验（OPPTS 850.1500）；鱼类繁殖部分生命周期试验；鱼类早期生活阶段毒性试验（OECD TG 210）。

两栖类相关试验包括：两栖类变态试验（OECD TG 231）；非洲爪蟾胚胎甲状腺活性试验（OECD TG 248）；两栖动物生长发育试验（OECD TG 241）。

鸟类相关试验包括：鸟类繁殖试验（OECD TG 206）；鸟类两代试验（OCSPP 890.2100）。

4 美国环境风险评估技术动态

美国环保署（Environmental Protection Agency，EPA）于1998年发布了《生态风险评估导则》[9]，概述了农药生态风险评估的原理，但未提供具体的评估方法。美国EPA下设的农药项目办公室（Office of Pesticide Program，OPP）2004年发布的《生态风险评估过程概述》[10]中给出了对水生生态系统、鸟类、哺乳动物和陆生植物的评估方法。2012年美国EPA发布了蜜蜂风险评估指南；2014年美国EPA OPP、加拿大卫生部有害生物管理局（Pest Management Regulatory Agency，PMRA）和美国加州农药管理局联合发布蜜蜂风险评估指南；2012年发布关注残留物确定指南；2014年发布底栖无脊椎动物毒性试验和风险评估指南；2016年发布种子处理剂风险评估指南；2020年发布对濒危物种评估方法。

4.1 濒危物种风险评估方法

2004年OPP发布的《生态风险评估过程概述》中对濒危物种采用了更严格的关注水平（Level of concern，LOC），以加强对濒危物种的保护。例如评估水生生物急性风险时使用的LOC为0.5，但评估水生濒危物种的急性风险时使用的LOC为0.05。2020年EPA发布濒危物种风险评估方法[11]，进一步提高了对濒危物种的保护水平。

新评估方法分为3步。第一步和第二步均评估濒危物种和关键栖息地是否可能受到不利影响，重点是评估对濒危物种个体的风险。第一步评估的尺度是个体和田地，评估的目的是确定是否可能有影响；第二步评估的尺度是个体、田地、景观和流域，评估的目的是确定是否可能产生不利影响；第三步是确定不利影响是否会危及一个物种的持续存在、或破坏其关键栖息地，关注对濒危物种种群的风险。

每一步评估都分为问题阐述、暴露分析、效应分析和风险表征4个部分。第一步是采用保守假设的筛选方法，旨在筛选出预计不会暴露的物种。第二步计算暴露的种群比例、生活史信息、毒性数据和可能的暴露浓度，旨在确定个体可能受到影响的物种，并确定对个体的影响无法度量或无法观察的物种。

EPA开发了Chemical Independent Co-occurrence Result和Chemical Dependent Co-occurrence Results-MAGtool Tables 2个工具来进行濒危物种位置和农药使用地区的空间共现分析，Magnitude of Effect tool（MAGtool）是EPA开发用于确定农药使用影响程度的工具，其输出结果为可能影响濒危物种个体的预测数量。

4.2 蜜蜂风险评估方法

EPA的蜜蜂风险评估分根据使用方式分为喷雾和土壤处理、种子处理2种情况。第一步判断是否存在暴露可能性，第二步是初级（Tier 1）评估，第三步是对初级评估的优化，第四步考虑不确定性、风险管理措施以及确定是否需要开展高级（Tier 2）评估，第五步考虑不确定性、风险管理措施以及确定是否需要开展更高级（Tier 3）评估。

初级暴露根据农药的使用量和预设的系数计算得出，也可以使用EPA的BeeREX工具（excel表格）。在Tier 1阶段，急性LOC为0.4、慢性LOC为1。Tier 2阶段试验包括测定花粉和花蜜中农药浓度、蜜蜂半田间试验。Tier 3阶段试验为蜜蜂田间试验。

4.3 关注残留物的确定

该指南用于评估农药及其代谢物的风险，通常非主要代谢物不列入关注残留物，以下情况除外：试验结束时接近10%初始放射性的代谢物；环境归趋试验中没有明显降解；已知或推测具有生态毒理问题，例如毒性高于母体，或形成两种或两种以上代谢物时，其总和改变了用总残留法的预测暴露量。仅用于种子处理剂的有效成分，不考虑光解代谢物。用于水体的农药不考虑水-沉积物系统试验中未检测到的代谢物。田间和实验室试验中迅速降解的代谢物通常可排除。如果认为提取方法不尽合理，未萃取残留也可认定为关注残留物。

代谢物毒性比母体低10倍以上时，不计入关注残留物，除非代谢物具有持久性或有蓄积的可能。代谢物与母体的毒性和作用机理类似时，用“总残留物”方法评估。代谢物与母体作用机理类似、毒性更高时，水生生物用残留总和模型及相对效力因子评估代谢物的风险，陆生生物分别评估母体和代谢物的风险。代谢物与母体的作用机理不同时，分别评估代谢物和母体的风险。

总残留物评估方法是以土壤代谢试验中关注残留物的总放射性计算DT50，取母体和代谢物土壤吸附系数（Koc）的低值进行暴露评估，以母体的生态毒性进行效应评估，并进行风险表征。

4.4 环境暴露模型进展

EPA是较早开发和使用环境暴露模型的机构，1982年就发布了农药根区模型（Pesticide Root Zone Model，PRZM）的测试版，1984年正式发布。PRZM模型是一个一维非确定性分区模型，用于预测化合物在非饱和土壤中的垂直移动。该模型由水文学和化合物迁移两部分组成，可模拟径流、土壤侵袭、植物吸收、淋溶、叶面冲刷和挥发，以及化合物的水平对流、扩散和土壤吸附。可以输出每日、月均、年均的模拟结果。EPA在PRZM模型基础上开发了旱田地下水模型PRZM-GW 和旱田地表水模型PRZM-EXAMS。2014年EPA在PRZM-EXAMS基础上将水体部分修改为可变体积水模型（Variable Volume Water Body Model，VVWM），开发出了地表水浓度计算器（Surface Water Concentration Calculator，SWCC）。2016年EPA将PRZM-GW模型和SWCC模型整合为水中农药计算器（Pesticide in Water Calculator，PWC）。EPA还开发了PFAM模型（Pesticides in Flooded Applications Model）用于计算农药在水稻田使用后在水体中的浓度。

5 其他国家环境风险评估技术动态

5.1 日本

日本已建立水生生态系统、鸟类和家蚕的风险评估方法等，并建立了配套的地表水模型。

日本的水生生态系统风险评估中仅考虑了急性风险，未考虑慢性风险。计算可接受浓度（AEC）对鱼类和甲壳类急性LC50/EC50使用的不确定系数为10（即AEC=LC50/10），对绿藻EC50使用的不确定系数为1。其地表水模型为基于excel表格的简单模型，不考虑农药理化性质和降解、吸附等环境归趋数据，但在第二阶段可通过进行“水质污浊性试验”优化。

日本2013年发布鸟类风险评估指南，鸟类的暴露途径包括喷雾、种子处理、饮用水3种，使用的毒性数据为鸟类急性经口毒性和短期饲喂毒性数据，同样未考虑慢性风险。其评估方法与欧盟类似，以毒性数据除以暴露剂量获得毒性暴露比（TER），TER＜10风险不可接受。

对于直接用于桑树（果桑除外）的农药，开展叶片残毒试验，即使用最大用量（浓度）处理桑叶，在一定时间后饲喂家蚕，得出对家蚕没有影响的时间（安全间隔期）。判断对家蚕没有影响的标准为：（1）与对照组相比，处理组家蚕累积损失率＜20%；（2）与对照组相比，处理组结茧率、化蛹率、茧层量和茧层率≥80%；（3）与对照组相比，上簇时间延迟不超过7 d。如试验得出的安全间隔期超过60 d，则认为桑叶不能用于养蚕，农药的使用时间限制在发芽前等无叶期；如安全间隔期≤60 d，应在标签注意事项中注明；如农药处理后的桑叶立即饲喂家蚕，未观察到效应，则无需采取任何预防措施。对于不直接用于桑树的杀虫剂和杀菌剂，一般在标签中注明“可能影响家蚕，不要污染养蚕的桑叶”，但以下情况除外：（1）试验资料表明对家蚕没有影响；（2）不可能污染桑叶的使用范围，如：①诱捕器中使用的引诱剂；②趋避剂、杀鼠剂、杀螺剂等；③仅在仓库和温室等设施使用；④土壤处理、种子处理、直接投入水体、树干涂抹、树干注射等；⑤气雾剂等小范围使用的；⑥颗粒剂。

5.2 澳大利亚

澳大利亚2009年发布农药和兽药环境风险评估指南手册，2019年更新[12]，其中包括对陆生脊椎动物（即鸟类和哺乳动物）、水生生态系统、蜜蜂、非靶标节肢动物、土壤生物和非靶标陆生植物的评估方法。

澳大利亚的陆生脊椎动物、水生生态系统、非靶标节肢动物、土壤生物风险评估方法与欧盟大致类似，但使用了更小的评估系数（即不确定性因子）并进行了简化。陆生脊椎动物评估中，暴露途径为农药喷雾、种子处理、颗粒剂和杀鼠剂，对于慢性风险欧盟采用的评估系数为5，而澳大利亚为1。水生生态系统评估中，急性评估使用的评估系数为10，慢性评估使用的评估系数为1（欧盟分别为100和10），但未规定物种敏感性分布和中宇宙试验使用的评估系数。

水生生态系统评估中漂移和径流两种暴露途径分别评估，目前未下载到澳大利亚的地表水模型，根据其风险评估指南，径流部分的暴露评估分为3级。第1级设定坡度为8%，降水量为8 mm，集水面积10 hm2，水体面积1 hm2，土地利用类型为休耕或裸土。第二级基于各州的土壤剖面设定了径流曲线，也考虑了种植区域的坡度，水体为1 hm2、初始深度15 cm，降水量根据各州径流曲线设定以期达到水中浓度峰值。第三级根据水体流量百分位数确定降水量，假设集水面积中20%区域使用农药。

蜜蜂风险评估方法中暴露部分采用美国EPA的BeeREX工具计算工蜂和幼虫的预测暴露剂量。急性评估中采用的评估系数为2.5，慢性评估中采用的评估系数为1，与美国的LOC相同。高级阶段试验为蜜蜂半田间/田间试验。

土壤生物风险评估评估大型土壤生物（蚯蚓）慢性风险时，采用的评估系数为1（欧盟为5）。

5.3 加拿大

在PMRA网站上未找到具体的环境风险评估方法文件，在农业农村部农药检定所与PMRA交流中了解到，加拿大的环境风险评估方法基本与美国一致，也采用美国EPA开发的PWC模型。与美国相比，其资料要求中增加了蚯蚓急性和慢性毒性试验，但目前尚不清楚其如何评估农药对土壤生物的风险。

5.4 巴西

巴西于2017年发布了蜜蜂风险评估指南，并于2020年修订[13]。目前巴西仅发布了这一项风险评估指南，但据了解巴西正基于EPA的PWC模型开发环境暴露模型。巴西的蜜蜂风险评估方法与美国EPA大致相同，也采用美国EPA的BeeREX工具计算预测暴露剂量，风险商值也是与0.4（急性风险）和1（慢性风险）进行比较。高级阶段试验为蜜蜂半田间/田间试验。

6 OECD化学品测试导则制修订进展

OECD化学品测试导则目前已成为全球认可的农药和化学品测试方法，近10年来，OECD共制定15项、修订11项生态毒理试验准则，制定4项、修订2项环境归趋试验准则。

6.1 生态毒理试验准则制修订进展

2013年制定TG 236鱼类胚胎急性毒性试验、TG 237蜜蜂幼虫毒性试验（单次暴露），修订TG 210鱼类早期生活阶段毒性试验；2014年制定TG 238穗状狐尾藻毒性试验（无沉积物）、TG 239穗状狐尾藻毒性试验（水-沉积物）；2015年制定TG 241两栖动物生长发育试验；2016年制定TG 242新西兰泥蜗繁殖试验、TG 243静水椎实螺繁殖试验，修订TG 220线蚓繁殖试验、TG 222蚯蚓繁殖试验、TG 223鸟类急性经口毒性试验、TG 226土壤中捕食螨（尖狭下盾螨）繁殖试验、TG 228双翅目粪蝇（黄粪蝇、秋家蝇）发育毒性试验、TG 232土壤中跳虫繁殖；2017年制定TG 244原生动物活性污泥抑制试验、TG 245蜜蜂慢性经口毒性试验（饲喂10 d）、TG 246熊蜂急性接触毒性试验、TG 247熊蜂急性经口毒性试验；2019年制定TG 248非洲爪蟾胚胎甲状腺活性试验，修订TG 203鱼类急性毒性试验；2021年制定TG 250使用转基因cyp19a1b:GFP斑马鱼胚胎的雌激素作用受体检测EASZY 试验、TG 249 鱼细胞系急性毒性-RTgill-W1细胞系测定；2022年制定TG 251快速雄激素干扰活性试验；2023年修订TG 218沉积物-水摇蚊毒性试验（添加于沉积物）、TG 219沉积物-水摇蚊毒性试验（添加于水）、TG 240青鳉一年延长繁殖试验。

6.2 环境归趋试验准则制修订进展

2014年修订TG 310快速生物降解-密封容器中的二氧化碳（顶空试验）；2017年制定TG 318纳米材料在模拟环境介质中的分散稳定性；2018年制定TG 319A用冷冻保存的虹鳟肝细胞（RT-HEP）测定体外固有清除率、TG 319B使用虹鳟肝S9亚细胞组分（RT-S9）测定体外固有清除率；2022年制定TG 320液体粪便中化学品的厌氧转化；2023年修订TG 316水中直接光解试验准则。

7 分析与展望

7.1 农药风险评估技术发展趋势分析

地理信息系统（GIS）在农药环境风险评估中发挥越来越大的作用。在建立环境暴露模型场景时，可根据设定的保护目标使用GIS确定场景点的位置。欧盟土壤生物评估中使用的PERSAM模型也可认为是GIS的应用，根据农药的性质先确定第95百分位空间分布PEC所在的位置，再以该位置的土壤、气象数据建立PEARL模型或PELMO模型的场景，进而计算PEC。

定量构效关系（QSAR）等计算毒理学方法已作为对代谢物风险评估时的一个选项，但有严格的限制条件。例如欧盟水生生态系统风险评估指南中规定：对于确定不含毒性基团的代谢物，可采用QSAR等非试验方法获得其水生生物毒性数据，当QSAR工具已经过验证，并适用于预测该代谢物的水生生物毒性，且预测结果考虑了代谢物的水中溶解度、Log Kow、降解和挥发等相关的性质，有多个工具的预测结果时，在风险评估中使用最保守的预测结果。有害结局路径（Adverse outcome pathway，AOP）尚未应用于农药环境风险评估领域，仅在欧盟确定内分泌干扰物时有所应用。

7.2 我国风险评估技术体系面临的挑战

与欧盟、美国相比，我国农药环境风险评估技术体系中还缺少对陆生哺乳动物的风险评估方法，旱田地表水环境暴露模型也还未正式发布。已发布的评估方法中有的也需要进一步修订完善，增加代谢物的风险评估方法等内容。现有的试验准则中有一部分也需要修订，以与OECD试验准则保持一致，以满足数据互认的需要。

建立完善我国农药环境风险评估技术体系的过程中也面临许多挑战。一是所需的部分基础数据，如作物的株高、根深、叶面积指数等较少，需要逐一测定才能建立作物场景；同时我国蔬菜等特色作物品种较多，需要开展群组化研究以满足小宗特色作物风险评估的需求。二是保护地和轮作制度增加了环境风险评估技术体系的复杂度，特别是稻麦轮作、稻菜轮作极大地提高了环境暴露模型的开发难度。三是在不影响农业生产和粮食安全的前提下，设置管理阈值。四是基础研究与队伍培养，欧盟、美国的农药环境风险评估指南文件的修订更新表明，农药环境风险评估技术体系日趋完善，与此同时其复杂程度也日益提高，环境风险评估是一项技术要求很高，跨学科、领域的工作，目前已有一批来自科研单位、大学、农药登记试验单位和企业的技术人员参与，但专家队伍的人数还不够，稳定性也没有充分保证。