單陽陽，李正炎,2,*

1. 中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，青島 266100 2. 中國海洋大學(xué)，海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點實驗室，青島 266100

鉛進入水生植物體內(nèi)后，會改變細胞細微結(jié)構(gòu)，繼而抑制植物的光合作用、呼吸作用和酶活性；鉛還會引起細胞核酸組成改變、細胞體積縮小從而抑制植物正常生長[1]。鉛對水生動物不同階段的生長發(fā)育均有影響：在精子和卵形成期，受到鉛污染的精子常表現(xiàn)為頂體解體、頂體及核物質(zhì)丟失等癥狀，從而失去正常受精能力并直接導(dǎo)致個體不育；在早期胚胎發(fā)育階段，受精卵受鉛污染后，常表現(xiàn)為胚胎畸形發(fā)育甚至死亡，從而導(dǎo)致種群數(shù)量下降[3-4]。鉛也能通過食物鏈進入人體，繼而對人體造血系統(tǒng)、神經(jīng)系統(tǒng)、消化系統(tǒng)及相關(guān)臟器造成危害[5-6]，目前，鉛已被世界各主要國家列為“優(yōu)先控制污染物”。在2017年世界衛(wèi)生組織國際癌癥研究機構(gòu)公布的致癌物清單中，鉛被列入2B類致癌物，即對動物為致癌物，對人類為可疑致癌物[7]。我國鉛儲量世界排名第二，近年消費量年均增長8.5%[8]，過量的鉛給環(huán)境和人體健康帶來巨大隱患。

水質(zhì)基準(zhǔn)是制定水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)的科學(xué)和理論基礎(chǔ)，也是水環(huán)境質(zhì)量評價、環(huán)境風(fēng)險評價、環(huán)境損害鑒定評估、水環(huán)境管理和相關(guān)政策、法律、法規(guī)制定的重要依據(jù)[9]。由于我國現(xiàn)行水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)體系基本是參考國外和世界組織的水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)制定，沒有開展基于我國國情的的水質(zhì)基準(zhǔn)研究，導(dǎo)致現(xiàn)有水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)無法客觀真實反映我國水環(huán)境狀況，使得我國環(huán)境保護工作一直存在“欠保護”和“過保護”現(xiàn)象[10]。“欠保護”可能對人體健康或生態(tài)系統(tǒng)造成危害，而“過保護”則導(dǎo)致環(huán)境保護成本增加，影響社會與經(jīng)濟發(fā)展。隨著我國經(jīng)濟的快速發(fā)展和法律制度的逐步完善，建立更科學(xué)的水質(zhì)基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)成為亟待解決的問題。

河口作為溝通河流和近海的區(qū)域，受河流和海洋相互作用影響，具有獨特的環(huán)境特征和生物區(qū)系組成。河口環(huán)境中，鹽度是影響鉛毒性的首要因素[11]。簡單套用目前現(xiàn)行的《地表水環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)》(GB 3838—2002)或《海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)》(GB 3097—1997)可能不足以保護河口生態(tài)環(huán)境；采用常規(guī)的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)過程也無法體現(xiàn)河口鹽度變化對污染物毒性的影響。因此，本研究通過分析不同鹽度下鉛對河口水生生物的毒性數(shù)據(jù)，并補充相關(guān)試驗，分析鹽度與鉛毒性效應(yīng)之間的相關(guān)關(guān)系，最終制定出適用于我國河口環(huán)境的鉛水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 毒性數(shù)據(jù)的搜集、篩選和處理

本文搜集和篩選的河口水生生物毒性數(shù)據(jù)主要來源于“中國知網(wǎng)”(http://www.cnki.com/)，美國環(huán)境保護局(US EPA)ECOTOX毒性數(shù)據(jù)庫(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)和其他公開發(fā)表的相關(guān)文獻。為保證推導(dǎo)的基準(zhǔn)值更符合我國河口水環(huán)境特征和生物區(qū)系組成，本文選用的物種皆為我國河口區(qū)域的廣布種。選用的毒性數(shù)據(jù)來自于鉛(Pb2+)的毒性試驗，使用的鉛化合物主要為硝酸鉛(Pb(NO3)2)、氯化鉛(PbCl2)、醋酸鉛((CH3COO)2Pb)和氯化三甲基鉛(trimethyl lead chloride)。

水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)最核心的內(nèi)容是對毒性實驗數(shù)據(jù)的篩選，不同的實驗數(shù)據(jù)將獲得差異較大的水質(zhì)基準(zhǔn)，甚至是不可信的水質(zhì)基準(zhǔn)。數(shù)據(jù)的篩查范圍應(yīng)主要包括實驗條件設(shè)計、實驗對照、毒性終點選擇、異常值剔除和數(shù)據(jù)選取原則等[12]。本文中毒性數(shù)據(jù)的篩選方法如下。

(1)首先根據(jù)上述篩選規(guī)定對文獻調(diào)研及毒性實驗所獲得的數(shù)據(jù)進行一個初步的篩選。

(2)篩選毒性數(shù)據(jù)。用于推導(dǎo)短期基準(zhǔn)的急性毒性數(shù)據(jù)，除枝角類和蚊類使用48 h且毒性效應(yīng)終點為死亡、生長、發(fā)育和繁殖的半數(shù)致死濃度(LC50)或半數(shù)效應(yīng)濃度(EC50)外，其他生物采用同上效應(yīng)終點且暴露時間為96 h的LC50或EC50。用于推導(dǎo)長期基準(zhǔn)的慢性毒性數(shù)據(jù)，采用暴露時間不小于14 d且毒性效應(yīng)終點為生長、發(fā)育和繁殖的無觀察效應(yīng)濃度(NOEC)或最低可觀察效應(yīng)濃度(LOEC)。

(3)毒性數(shù)據(jù)處理。若同一物種有多個毒性數(shù)據(jù)，則采用暴露時間最長者。當(dāng)一個測試物種有多個測試終點或生命階段的毒性數(shù)據(jù)可用時，一般選擇最敏感測試終點或最敏感生命階段的毒性數(shù)據(jù)[13-15]。若同一物種、毒性終點和暴露時間有多個毒性數(shù)據(jù)，則采用這些數(shù)據(jù)的幾何平均值。按物種分別對急性、慢性毒性數(shù)據(jù)進行分類和篩選，去除相同物種測試終點值中的異常數(shù)據(jù)點，即偏離平均值超過一個數(shù)量級的離群數(shù)據(jù)。所有毒性數(shù)據(jù)都需要有明確的受試鹽度條件，用鹽度對毒性數(shù)據(jù)進行校正和歸一化。剔除非《中國動物志》、《中國植物志》、CNKI數(shù)據(jù)庫中界定的本土物種以及只在實驗室內(nèi)養(yǎng)殖的實驗生物及非河口的物種的毒性數(shù)據(jù)。

此外，需要對處理后的毒性數(shù)據(jù)進行可靠性判斷，將數(shù)據(jù)依性質(zhì)分為4個等級：無限制可靠數(shù)據(jù)(完全符合標(biāo)準(zhǔn))、限制性可靠數(shù)據(jù)(部分信息缺失)、不可靠數(shù)據(jù)(不符合標(biāo)準(zhǔn))和不確定數(shù)據(jù)(數(shù)據(jù)來自摘要或二次引用文獻，缺乏相關(guān)信息)。數(shù)據(jù)質(zhì)量可靠性評價包括5個方面：(1)試驗設(shè)計，包括測試標(biāo)準(zhǔn)、操作規(guī)程、數(shù)據(jù)有效性和對照組設(shè)置；(2)試驗試劑的純度及其雜質(zhì)的物理化學(xué)性質(zhì)；(3)受試生物的基本信息和來源；(4)暴露條件，包括試驗系統(tǒng)、暴露濃度設(shè)置及變化、暴露時間和生物負荷；(5)數(shù)據(jù)分析，包括平行樣本、統(tǒng)計分析方法、濃度-效應(yīng)關(guān)系和原始數(shù)據(jù)；數(shù)據(jù)使用規(guī)范主要考慮受試生物、測試終點和暴露場景與評價目標(biāo)的相關(guān)性，以及生態(tài)風(fēng)險評價和水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)對數(shù)據(jù)精確性的要求[12]。具體標(biāo)準(zhǔn)詳見美國[13,16]、加拿大[17]、澳大利亞和新西蘭[18]等國家及歐盟[14,19]的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)和生態(tài)風(fēng)險評價指南。

1.2 毒性數(shù)據(jù)的鹽度校正

參考淡水中硬度對重金屬毒性的影響研究，硬度較大的水體中較高的Ca2+、Mg2+含量對重金屬的毒性有緩解作用[20-22]。鹽度作為水中溶解物質(zhì)質(zhì)量與水質(zhì)量的比值，較高鹽度的水體中Ca2+、Mg2+含量較高，硬度與重金屬毒性的關(guān)系可能復(fù)現(xiàn)在鹽度與重金屬毒性的關(guān)系中。參考淡水中相關(guān)方法，以毒性試驗采用的鹽度值為X軸，毒性數(shù)據(jù)的對數(shù)值為Y軸進行回歸分析得到鹽度校正斜率，根據(jù)該斜率對毒性數(shù)據(jù)進行鹽度校正。

由于同種生物不同鹽度下的鉛毒性試驗數(shù)據(jù)較缺乏，因此，本研究補充了中肋骨條藻和菲律賓蛤仔在不同鹽度下的鉛毒性試驗。

1.2.1 試驗材料

菲律賓蛤仔(Ruditapesphilippinarum)俗稱蛤蜊、花蛤或蜆子，屬軟體動物門，雙殼綱，簾蛤目，簾蛤科，是我國四大養(yǎng)殖貝類之一。其野生種群在我國南海、東海和黃海均有廣泛分布。

中肋骨條藻(Skeletonemacostatum)屬于硅藻門，中心綱，圓篩藻目，圓篩藻科，是一種對赤潮敏感度較高的浮游藻類，在我國近岸地區(qū)普遍存在。

菲律賓蛤仔購自青島曉翁海鮮水產(chǎn)批發(fā)市場，中肋骨條藻來自本實驗室。實驗使用的化學(xué)試劑(PbCl2、Pb(NO3)2等)購自國藥集團化學(xué)試劑有限公司，均為分析純，實驗前使用去離子水將各藥物配成一定離子質(zhì)量濃度母液備用。實驗用水為人工海水，海水晶購自天津市海生海水晶廠，使用曝氣48 h以上的自來水稀釋海水晶得到不同鹽度的人工海水，經(jīng)高溫消毒后，冷卻備用。

1.2.2 試驗方法

試驗過程主要參照我國軟體動物毒性試驗相關(guān)方法和美國《生態(tài)效應(yīng)測試指南》[23]。采用SPSS 24專業(yè)軟件以概率單位回歸法計算鉛對菲律賓蛤仔的LC50，采用Origin 9.1以非線性擬合法計算鉛對中肋骨條藻的EC50。

(1)菲律賓蛤仔的急性毒性試驗。蛤仔殼長2.8～3.4 cm，殼厚0.7～1.2 cm，帶回實驗室后通氣馴養(yǎng)2 d，后移入3 L的玻璃燒杯中(加入2 L人工海水)，每個燒杯放10只蛤仔，曝氣培養(yǎng)，控制水溫在(16±2) ℃。實驗時選擇大小相近、雙殼緊閉、縮回反應(yīng)迅速的個體。根據(jù)預(yù)實驗結(jié)果，每個鹽度下以等對數(shù)間距設(shè)置5個試驗濃度(鹽度20：1 000、2 340、5 477、12 819和30 000 μg·L-1；鹽度25：2 000、3 936、7 746、15 244和30 000 μg·L-1；鹽度32：6 000、10 440、18 166、31 609和55 000 μg·L-1)、1個空白對照組和1個溶劑對照組，每個濃度設(shè)置3組平行試驗。試驗期間不喂食，每24 h更換一次試驗溶液，分別記錄24、48、72和96 h時每個燒杯中蛤仔的死亡數(shù)目并及時挑出死亡個體。死亡判斷依據(jù)為以玻璃棒輕觸其水管，長時間無縮回反應(yīng)。

(2)中肋骨條藻的急性毒性試驗。在溫度(20±2) ℃、光強60 μmol·m-2·s-1和光暗周期晝∶夜=14 h∶10 h的條件下，于250 mL的錐形瓶(經(jīng)過高壓蒸汽滅菌)中加入100 mL MAA培養(yǎng)基(配方如表1所示)，接種處于對數(shù)生長期的中肋骨條藻，初始接種密度約為1×104cells·mL-1。為避免每瓶試驗藻所受到的光照不同而引起的試驗誤差，每天早晚搖動一次，并隨機移動各瓶的位置。根據(jù)預(yù)實驗結(jié)果按照等對數(shù)間距每個鹽度下設(shè)置5個濃度(鹽度20：300、798、2 121、5 641和15 000 μg·L-1；鹽度25：300、857、2 449、6 999和20 000 μg·L-1；鹽度32：300、949、3 000、9 487和30 000 μg·L-1)，1個空白對照組和1個溶劑對照組，每個濃度設(shè)置3組平行試驗。實驗過程中，分別在24、48、72和96 h用經(jīng)過高壓滅菌的槍頭取1 mL藻液于小試管中，采用BD Accuri C6 Plus流式細胞儀測定藻細胞葉綠素含量變化情況，用以表征藻細胞數(shù)量的變化。

表1 MAA培養(yǎng)基的配方Table 1 Formula of MAA medium

1.3 物種敏感度分布曲線擬合及河口水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)

目前，國際上常用的水質(zhì)基準(zhǔn)制定方法主要包括毒性百分比排序法(SSR法)、物種敏感度分布法(SSD法)和評價因子法。本研究采用SSD法進行河口鉛水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)。用于擬合SSD曲線的模型眾多(如BurrⅢ、Webull和Normal等)，但Wheer等[24]的研究表明，單一模型不能適用于所有污染物，對于不同污染物需要篩選合適的模型進行數(shù)據(jù)擬合，國內(nèi)外利用SSD法進行水質(zhì)基準(zhǔn)研究時，采用的模型也各不相同。本文參考我國環(huán)境保護部2017年5月發(fā)布的《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》中推薦的模型，采用數(shù)據(jù)處理軟件Origin 9.1和SigmaPlot 14.0內(nèi)置的正態(tài)分布模型(Normal)、對數(shù)正態(tài)分布模型(Log-Normal)、邏輯斯蒂分布模型(Logistic)、對數(shù)邏輯斯蒂分布模型(Log-Logistic)和極值分布模型(Extreme value)這5種模型，擬合污染物毒性數(shù)據(jù)的概率分布。以鉛毒性數(shù)據(jù)的對數(shù)值和累積概率為橫縱坐標(biāo)繪制SSD曲線，得出累積概率5%條件下的污染物危害濃度(hazardous concentration, HC5)。檢驗?zāi)Ｐ蛿M合優(yōu)度的參數(shù)包括：決定系數(shù)(R2)、K-S檢驗值、均方根(RSME)和殘差平方和(SSE)，R2越接近1、RMSE和SSE越接近0，模型擬合優(yōu)度越高，K-S檢驗值>0.05，表明模型符合理論分布。本文中，水質(zhì)基準(zhǔn)采用雙值基準(zhǔn)體系：河口水質(zhì)短期基準(zhǔn)(Estuarine Water Quality Short-term Criterion, EWQSC)和河口水質(zhì)長期基準(zhǔn)(Estuarine Water Quality Long-term Criterion, EWQLC)。依據(jù)得到的HC5值進行水質(zhì)基準(zhǔn)計算，具體計算公式如下：

EWQSC=HC5急性/AF

EWQLC=HC5慢性/AF

式中：AF為評價因子，通常取值范圍為1～5。當(dāng)有效毒性數(shù)據(jù)量超過15個且覆蓋足夠的營養(yǎng)級(至少覆蓋水生植物、無脊椎動物和脊椎動物3個營養(yǎng)級)時，AF取2。由于受慢性毒性試驗方法和條件等限制，水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)過程中常存在慢性數(shù)據(jù)不足的情況，因此，US EPA提出采用急慢性比率法(final acute chronic ratio, FACR)推導(dǎo)長期基準(zhǔn)[13]，計算公式如下：

EWQLC=EWQSC/FACR

式中：FACR為最終急慢性比率，根據(jù)3科以上生物的急慢性比(acute to chronic ratio, ACR)計算，其中至少一種魚類和一種無脊椎動物，F(xiàn)ACR數(shù)值為所有物種ACR的幾何平均值。

2 結(jié)果(Results)

2.1 篩選的毒性數(shù)據(jù)

經(jīng)篩選，獲得的鉛對河口水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)涵蓋9門20科27物種(表2)，慢性毒性數(shù)據(jù)包括4門6科6物種(表3)。篩選得到的毒性數(shù)據(jù)基本覆蓋了我國河口分布的主要物種。

表2 鉛對我國河口水生生物的急性毒性Table 2 Acute toxicity of lead to estuarine species in China

表3 鉛對我國河口水生生物的慢性毒性Table 3 Chronic toxicity of lead to estuarine species in China

2.2 鹽度對鉛毒性的影響

2.2.1 試驗結(jié)果

在不同鹽度下，鉛對中肋骨條藻和菲律賓蛤仔的96 h急性毒性LC50、EC50如表4和表5所示?？梢姡辉囼灄l件下，不同鹽度會造成鉛毒性效應(yīng)的差異，隨鹽度升高，鉛的毒性效應(yīng)下降；對于不同生物，鹽度對鉛毒性效應(yīng)的影響程度也有不同(圖1)。

圖1 鹽度對菲律賓蛤仔和中肋骨條藻鉛毒性的影響Fig. 1 Effect of salinity on lead toxicity to Ruditapes philippinarum and Skeletonema costatum

表4 不同鹽度條件下鉛對中肋骨條藻96 h急性毒性的擬合曲線Table 4 96 h acute toxicity of lead to Skeletonema costatum under different salinity

表5 不同鹽度條件下鉛對菲律賓蛤仔96 h急性毒性的擬合曲線Table 5 96 h acute toxicity of lead to Ruditapes philippinarum

2.2.2 鹽度校正

鹽度對鉛毒性效應(yīng)的影響程度因生物類別而異，不同門類生物毒性數(shù)據(jù)和鹽度的相關(guān)性分析如表6所示。可見，對于不同門類生物，鹽度對其毒性值的影響程度不同，其中，節(jié)肢動物門的生物毒性值與鹽度的相關(guān)程度最低，硅藻門的生物毒性值與鹽度相關(guān)程度最高。因此，本文以門為尺度計算得到不同門類生物的鹽度校正斜率。但個別門類生物毒性數(shù)據(jù)量較少，難以得到準(zhǔn)確的鹽度校正斜率，這些生物的鹽度校正斜率采用全部門類生物的鹽度校正斜率(圖2)。

圖2 水體鹽度對不同門類生物鉛毒性影響的回歸分析Fig. 2 Regression analysis on the effect of water salinity to lead toxicity of different species of Phyla

經(jīng)計算得到脊索動物門、軟體動物門、節(jié)肢動物門和硅藻門的鹽度校正斜率分別為0.088、0.142、0.014和0.066，針對所有門類生物的鹽度校正斜率為0.026。鹽度對不同門類生物鉛毒性的影響程度從大到小依次為軟體動物門、脊索動物門、硅藻門和節(jié)肢動物門。本研究收集到的毒性數(shù)據(jù)的鹽度范圍為4～36，均值約為28，利用上述鹽度校正斜率將急性毒性值調(diào)整至平均鹽度對應(yīng)的毒性值后，計算種平均急性值(species mean acute value, SMAV)。

2.3 鉛的河口水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)

基于現(xiàn)有的SMAV進行K-S檢驗，經(jīng)檢驗，毒性數(shù)據(jù)的對數(shù)值符合正態(tài)分布(均值8.16，標(biāo)準(zhǔn)偏差0.09)(圖3)。

對所有急性毒性數(shù)據(jù)經(jīng)對數(shù)轉(zhuǎn)換后構(gòu)建SSD曲線。由表7可知，Normal擬合模型得到的R2最大，RMSE和SSE最小，K-S檢驗結(jié)果>0.05，故Normal模型為最優(yōu)擬合模型(圖4)，該模型下獲得的急性毒性HC5為4.578 μg·L-1，由于急性毒性數(shù)據(jù)大于15個并涵蓋了足夠的營養(yǎng)級，故AF取值2，得到EWQSC為48.68 μg·L-1。由表3可知，慢性毒法性數(shù)據(jù)量不滿足美國水質(zhì)基準(zhǔn)指南中“3門8科”的生物毒性數(shù)據(jù)量的要求，因此，采用FACR進行EWQLC的推導(dǎo)。根據(jù)3個物種計算得到的FACR值為8.70(表8)，該值與經(jīng)濟合作與發(fā)展組織(OECD)[52]和澳大利亞[53]推薦使用的ACR默認(rèn)值10接近。經(jīng)計算得到EWQLC為5.60 μg·L-1。

表6 水體鹽度對不同門類生物鉛毒性影響的相關(guān)性分析Table 6 Correlation analysis on the effect of water salinity on lead toxicity of different species of Phyla

表7 鉛對我國河口生物急性毒性值的不同分布模型擬合結(jié)果Table 7 Fitting results of acute toxicity data of lead to estuarine organisms in China by different distribution models

圖4 鉛對我國河口生物急性毒性值的物種敏感度分布曲線Fig. 4 The species sensitivity distribution curve of lead acute toxicity to estuarine organisms in China

3 討論(Discussion)

3.1 影響鉛生物毒性的主要因素

較高的水體鹽度對鉛的毒性有緩解作用[54]。與鹽度為20的水體相比，鉛對墨吉對蝦的毒性在鹽度為35的水體中明顯降低[40]。本研究通過實驗也證實了相同試驗條件下，鹽度較低水體中鉛對菲律賓蛤仔和中肋骨條藻的毒性效應(yīng)明顯大于鹽度較高的水體。該現(xiàn)象同樣出現(xiàn)在其他生物中，尤其是甲殼類生物[55-58]。Sullivan[59]認(rèn)為血淋巴和外部介質(zhì)之間的滲透壓梯度影響金屬的生物可利用性，在低鹽度下，金屬更易被生物攝取，從而造成更高的毒性。陽離子競爭也是引起鹽度效應(yīng)的重要因素，研究表明，低鹽度水體下比目魚卵的死亡率明顯高于高鹽度水體[54]，其作用機理可能為：高鹽度條件下，陽離子積累于比目魚卵表面的絨毛膜，從而阻礙了重金屬進入卵細胞，引起重金屬毒性的降低[54]。此外，鹽度可能會導(dǎo)致滲透壓調(diào)節(jié)系統(tǒng)的損傷，引起鉛化學(xué)形態(tài)的變化，從而影響鉛的生物毒性[60-61]。

除鹽度外，其他環(huán)境因素如pH、有機物含量等也會對鉛的毒性產(chǎn)生一定的影響，它們會引起鉛在各形態(tài)之間轉(zhuǎn)化，從而影響鉛的毒性。鉛的化學(xué)形態(tài)與其毒性密切相關(guān)，水體中鉛的主要成分為PbCO3、PbCl+、PbCl64-和Pb(CO3)22-，還有一部分鉛以有機鉛化合物形態(tài)存在于水體中，有機鉛的毒性遠大于無機鉛[62]；Preston[63]研究發(fā)現(xiàn)，酸性pH下鉛離子多為游離態(tài)，此時更容易被生物吸收，導(dǎo)致鉛的毒性增強。此外，pH也影響生物膜吸收重金屬的速度，pH較低時，生物膜吸收鉛的速率加快，引起更高的毒性效應(yīng)[64]。但迄今為止，多數(shù)毒性試驗未將pH/有機物含量列為常規(guī)待測項目，同時也缺乏分析pH/有機物含量與鉛毒性關(guān)系的相關(guān)研究，故不足以準(zhǔn)確分析pH/有機物含量與鉛毒性效應(yīng)之間的相關(guān)性。因此，本研究未考慮pH和有機物含量對鉛毒性效應(yīng)的影響，在今后鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)研究中有待進一步探索和修正。

3.2 本文建議的基準(zhǔn)值與國內(nèi)外其他基準(zhǔn)值的比較

如表9所示，與美國海水鉛水質(zhì)基準(zhǔn)(287.0 μg·L-1)相比，本研究推導(dǎo)的短期水質(zhì)基準(zhǔn)(48.68 μg·L-1)遠低于美國，長期水質(zhì)基準(zhǔn)(5.60 μg·L-1)則和美國相近；與美國淡水鉛水質(zhì)基準(zhǔn)相比，本研究的短期水質(zhì)基準(zhǔn)略低于美國(65.0 μg·L-1)，長期水質(zhì)基準(zhǔn)明顯低于美國(25.0 μg·L-1)。筆者認(rèn)為造成這種差異的原因可能有以下5個方面：(1)美國采用毒性百分比排序法計算水質(zhì)基準(zhǔn)，而本研究采用物種敏感度分布法選擇最佳擬合模型外推得到鉛的基準(zhǔn)值，可以有效避免個別毒性數(shù)據(jù)過大或過小引起水質(zhì)基準(zhǔn)偏差，美國現(xiàn)行的鉛水質(zhì)基準(zhǔn)可能存在“過保護問題”；(2)中國和美國推導(dǎo)基準(zhǔn)時所采用的生物物種不同，而這些物種由于生理構(gòu)造、生活環(huán)境和地理分布等的差異導(dǎo)致對化學(xué)物質(zhì)的敏感性存在差異。本研究針對的是河口生物，生物組成與淡水和海水

表8 用于推導(dǎo)鉛最終急慢性比率(FACR)的毒性數(shù)據(jù)Table 8 All the toxicity data for deriving final acute to chronic ratio (FACR) of lead

表9 不同國家鉛水質(zhì)基準(zhǔn)及標(biāo)準(zhǔn)值Table 9 The water quality criteria or standards of lead in different countries

不盡相同，導(dǎo)致所推基準(zhǔn)值差異較大；(3)美國推導(dǎo)基準(zhǔn)時沒有使用藻類數(shù)據(jù)[66]，而本研究搜集到的毒性數(shù)據(jù)表明，一些藻類，如孔石莼[48]，對鉛也有極高的敏感性，且藻類是海洋重要的初級生產(chǎn)者，藻類數(shù)據(jù)缺乏可能會對最終基準(zhǔn)值產(chǎn)生一定影響。美國的鉛水質(zhì)基準(zhǔn)于1984年頒布，毒性數(shù)據(jù)只篩選到1984年[66]，而本文篩選的毒性數(shù)據(jù)截止到2019年4月，兩者毒性數(shù)據(jù)的數(shù)量和種類存在很大差異；(4)由于河口鹽度變化會影響鉛的毒性，本研究進行了鹽度校正，美國的海水和淡水基準(zhǔn)研究均未采用鹽度校正；(5)推導(dǎo)慢性水質(zhì)基準(zhǔn)時，美國采用的FACR值缺乏魚類數(shù)據(jù)，導(dǎo)致該值遠大于其他國家或地區(qū)的推薦值。

本文所制定的河口基準(zhǔn)值較洪鳴等[65]和何麗等[67]得到的海水基準(zhǔn)值和淡水基準(zhǔn)值也存在一定差異。其中，河口短期基準(zhǔn)(48.68 μg·L-1)遠小于海水短期基準(zhǔn)(275.0 μg·L-1)，略小于淡水急性基準(zhǔn)(65.0 μg·L-1)；長期基準(zhǔn)(5.60 μg·L-1)均略大于海水(5.36 μg·L-1)和淡水基準(zhǔn)值(5.10 μg·L-1)。筆者認(rèn)為造成這種差異的原因可能有以下2個方面：(1)其他研究者采用的生物種類與本文存在較大的差異，本文選擇的生物均為生活在我國河口的物種，對于我國河口而言具有較高的代表性，而其他研究者采用的生物為生活在淡水或海水的物種；(2)雖然均用SSD法進行基準(zhǔn)值的推導(dǎo)，但采用不同的擬合模型亦會造成所推導(dǎo)基準(zhǔn)值的差異。Maltby等[70]分析了10種模型的擬合效果，分別分析了各種模型擬合的準(zhǔn)確率，如表10所示。由此可知，本文選取的3類模型均具有較高的準(zhǔn)確率，并且該3類模型本身統(tǒng)計學(xué)應(yīng)用理論成熟，已在多種研究中得以應(yīng)用，目前現(xiàn)行的《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南》同樣推薦采用這些模型進行水質(zhì)基準(zhǔn)的推導(dǎo)，而其他研究者推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)值時距今時間較久，未能完全采用這3類模型，故而造成所推基準(zhǔn)值的差異。

這表明，采用的不同毒性數(shù)據(jù)和研究方法會造成所推導(dǎo)基準(zhǔn)值的差異，因此，針對不同區(qū)域，需要根據(jù)其環(huán)境特征及生物區(qū)系組成制定特定基準(zhǔn)值。此外，本文推導(dǎo)的長期基準(zhǔn)高于我國的一類、二類海水標(biāo)準(zhǔn)，低于三類海水標(biāo)準(zhǔn)，略高于漁業(yè)水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)；短期基準(zhǔn)高于我國的一類、二類和三類海水標(biāo)準(zhǔn)，低于四類海水標(biāo)準(zhǔn)，可見，借鑒國外水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)所制定的海水水質(zhì)標(biāo)準(zhǔn)，并不完全符合我國國情，也不符合河口環(huán)境保護的特殊需要，存在“過保護”現(xiàn)象。

表10 各類統(tǒng)計模型的擬合結(jié)果Table 10 Fitting results of various statistical models (%)

本研究取得主要結(jié)論如下：

(1)鉛的毒性效應(yīng)受鹽度影響，隨鹽度升高表現(xiàn)為毒性下降，不同門類的生物具有不同的鹽度校正斜率，其中脊索動物門、軟體動物門、節(jié)肢動物門和硅藻門的鹽度校正斜率分別為0.088、0.142、0.014和0.066，考慮所有生物門類的鹽度校正斜率為0.026。

(2)以物種敏感度分布法為基礎(chǔ)，采用Normal、Log-normal、Logistic、Log-logistic和Extreme value共5種模型對河口鉛毒性數(shù)據(jù)進行擬合，發(fā)現(xiàn)Normal模型擬合效果最佳，在此基礎(chǔ)上得到我國河口鉛的長期和短期水質(zhì)基準(zhǔn)值分別為48.68 μg·L-1和5.60 μg·L-1。