水體硬度對(duì)鉛水質(zhì)基準(zhǔn)值的影響及校正方法探究

梁為綱，牛琳，王珺瑜,2，王曉蕾，吳愛明，汪霞，趙曉麗,*

1. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012 2. 北京師范大學(xué)水科學(xué)研究院，北京 100875

鉛是一類在自然界中普遍存在的重金屬元素，主要通過(guò)人為活動(dòng)源，如礦山開采、化工冶煉的排放等方式進(jìn)入自然水環(huán)境。水體中可溶態(tài)的鉛毒性較大，主要以離子形態(tài)存在，可被生物直接吸收，具有蓄積性、沿食物鏈轉(zhuǎn)移富集、污染后不易被發(fā)現(xiàn)并難以恢復(fù)等特點(diǎn)[1-2]，較小的劑量也能夠?qū)ι锂a(chǎn)生毒性[3]。鉛及其化合物已被列入我國(guó)水環(huán)境優(yōu)先控制污染物黑名單，同時(shí)鉛也是我國(guó)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838—2002)的基本項(xiàng)目之一。針對(duì)鉛的水環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)和標(biāo)準(zhǔn)的研究具有重要意義。

美國(guó)是最早開展鉛的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)研究的國(guó)家，于1980年和1984年分別發(fā)布和修訂了鉛的水環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)文件[4-5]。繼美國(guó)之后，加拿大、澳大利亞和新西蘭也都先后制定了本國(guó)鉛的水環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)[6-7]。而我國(guó)相關(guān)的水質(zhì)基準(zhǔn)研究工作起步較晚，相對(duì)落后。近年來(lái)，國(guó)內(nèi)針對(duì)鉛的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)已有一些初步討論[8-13]，但研究數(shù)量較為有限，且基準(zhǔn)推導(dǎo)過(guò)程中幾乎均未考慮水質(zhì)參數(shù)對(duì)鉛水質(zhì)基準(zhǔn)的影響以及鉛的生物有效性濃度問(wèn)題。研究顯示，水體pH、硬度、堿度、鹽度、腐殖質(zhì)和粘土懸浮液等因素均會(huì)對(duì)鉛的毒性產(chǎn)生影響[14-17]，但相較而言，水體硬度對(duì)鉛化合物的水生生物毒性影響最具廣泛性，二價(jià)鉛離子和鈣離子可以作用于相似的靶點(diǎn)，產(chǎn)生拮抗作用，從而降低鉛的生物可利用性，隨著水體硬度的增加，鉛的化合物對(duì)多種水生生物毒性作用顯著降低[18-19]。美國(guó)、加拿大和澳大利亞等國(guó)家在制定本國(guó)鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)時(shí)，均將水體硬度作為校正參數(shù)，校正方法基本以美國(guó)為準(zhǔn)，美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(US EPA)在1985年發(fā)布的水質(zhì)基準(zhǔn)指南中提出應(yīng)使用協(xié)方差分析來(lái)考慮毒性與水體硬度之間的關(guān)系。此外，基于水體中鉛形態(tài)的多樣性，US EPA在1993年發(fā)布的相關(guān)報(bào)告中推薦使用溶解態(tài)鉛濃度替代之前廣泛使用的總可回收鉛濃度和酸溶性鉛濃度[20]，因?yàn)槿芙鈶B(tài)鉛濃度更能反映鉛在水體中的生物有效性部分，同時(shí)，采用相應(yīng)轉(zhuǎn)換因子可進(jìn)行不同硬度下總鉛和溶解態(tài)鉛濃度之間的轉(zhuǎn)換，而當(dāng)前我國(guó)的相關(guān)研究在鉛的基準(zhǔn)推導(dǎo)過(guò)程中均未考慮這一問(wèn)題，最終的推導(dǎo)結(jié)果可能存在較大不確定性。

基于以上問(wèn)題，本研究結(jié)合我國(guó)生物區(qū)系的特點(diǎn)，從毒性數(shù)據(jù)庫(kù)及現(xiàn)有文獻(xiàn)中搜集相關(guān)水生生物物種的毒性數(shù)據(jù)，通過(guò)2種典型的硬度校正法對(duì)毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行校正后，采用物種敏感度分布法(species sensitivity distribution, SSD)推導(dǎo)鉛的淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)，最終基準(zhǔn)值通過(guò)溶解鉛轉(zhuǎn)換因子將總鉛濃度轉(zhuǎn)換為溶解鉛濃度表示，并在此基礎(chǔ)上針對(duì)2種硬度校正法所推導(dǎo)的結(jié)果展開初步的對(duì)比分析與討論，以期為我國(guó)鉛的淡水水質(zhì)基準(zhǔn)制定和水質(zhì)安全管理提供支持。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 毒性數(shù)據(jù)搜集和篩選

參照我國(guó)淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定技術(shù)指南(HJ 831—2017)，搜集并篩選鉛的化合物對(duì)淡水水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)半致死濃度(LC50)、半抑制濃度(EC50)和慢性毒性數(shù)據(jù)無(wú)可見效應(yīng)濃度(NOEC)、最低可見效應(yīng)濃度(LOEC)、最大允許濃度(MATC)等，毒性數(shù)據(jù)主要來(lái)自US EPA的ECOTOX數(shù)據(jù)庫(kù)(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)、中國(guó)知網(wǎng)(www.cnki.net/)和Web of Science所收錄的文獻(xiàn)，數(shù)據(jù)收集截至2020年6月。篩選原則主要包括：(1)在實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)方面，剔除在實(shí)驗(yàn)中未設(shè)置對(duì)照組、對(duì)照組生物表現(xiàn)異常、實(shí)驗(yàn)用水為蒸餾水或去離子水的毒性數(shù)據(jù)等；(2)在暴露條件方面，剔除未說(shuō)明實(shí)驗(yàn)暴露方式、暴露時(shí)間不適宜、實(shí)驗(yàn)中溶解氧飽和度等條件不適宜的毒性數(shù)據(jù)；(3)在優(yōu)先性選擇方面，同一物種優(yōu)先選擇采用流水式暴露的實(shí)驗(yàn)獲得的毒性數(shù)據(jù)、同一物種的毒性數(shù)據(jù)中LC50優(yōu)先于EC50，MATC優(yōu)先于NOEC和LOCE、不同生命階段的毒性數(shù)據(jù)中優(yōu)先選用相對(duì)敏感生命階段的數(shù)據(jù)等；(4)在水體參數(shù)方面，剔除未說(shuō)明實(shí)驗(yàn)水體硬度的毒性數(shù)據(jù)；(5)在物種選擇方面，主要保留我國(guó)本土物種以及少量國(guó)際通用種和引進(jìn)物種，剔除生物學(xué)資料不明的物種以及外來(lái)入侵物種。此外，鑒于鉛的可用毒性數(shù)據(jù)絕大多數(shù)以總鉛濃度表示，因此本研究只保留所有總鉛濃度的數(shù)據(jù)。

1.2 水體硬度校正方法

參考第三次全國(guó)地表水水質(zhì)評(píng)價(jià)結(jié)果[21]，我國(guó)地表水水體硬度<150 mg·L-1的水面積占我國(guó)地表水總面積的比例為42%，且US EPA在推薦的水質(zhì)基準(zhǔn)表中鉛的推薦值所對(duì)應(yīng)的水體硬度為100 mg·L-1(以CaCO3計(jì))，因此本文將所有毒性數(shù)據(jù)統(tǒng)一校正到硬度為100 mg·L-1(以CaCO3計(jì))的水平，校正方法的核心即斜率的歸一化，具體如下。

1.2.1 集合斜率法

參考US EPA于1984年修訂的鉛的水環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)文件，采用求“pooled slope”的硬度校正方法。該方法選擇的物種須具備的條件包括：具有多條在不同硬度條件下的毒性數(shù)據(jù)，并要求同一物種的多條毒性數(shù)據(jù)中，最高硬度值至少是最低硬度值的3倍，且至少>100 mg·L-1(以CaCO3計(jì))。按照?qǐng)D1所示步驟，可求得集合斜率(KP)。該方法旨在排除物種類別差異的影響，建立硬度-毒性值之間獨(dú)立的線性關(guān)系。之后將KP代入式(1)和式(2)進(jìn)行毒性數(shù)據(jù)的硬度校正。

1.2.2 標(biāo)準(zhǔn)斜率法

本研究同時(shí)采用標(biāo)準(zhǔn)斜率法對(duì)毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行校正[22]，具體步驟如下：

(1)分別計(jì)算每個(gè)物種可獲得毒性值的幾何平均值，然后用該物種的每個(gè)毒性值除以該值，進(jìn)而得出物種標(biāo)準(zhǔn)化毒性值；

(2)同樣分別計(jì)算每個(gè)物種的相應(yīng)的硬度值的幾何平均值，然后用該物種的每個(gè)硬度值除以該值，進(jìn)而得出每個(gè)物種的相應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)化硬度值；

(3)把所有物種標(biāo)準(zhǔn)化毒性值看作是同一物種的數(shù)據(jù)，然后以所有物種標(biāo)準(zhǔn)化毒性值的對(duì)數(shù)值為因變量，以相應(yīng)的硬度標(biāo)準(zhǔn)化值為自變量，進(jìn)行最小二乘回歸，進(jìn)而得到所有物種的毒性值與硬度關(guān)系的標(biāo)準(zhǔn)斜率(KS)，后同樣代入式(1)和式(2)進(jìn)行硬度校正。

lg(cH0,Pb)=K×lg(H0)+C

(1)

cH,Pb=10K×lg(H)+lg(cH0,Pb)-K×lg(H0)

(2)

式中：cH0,Pb為硬度校正前的毒性值(μg·L-1)；cH,Pb為硬度校正到H水平下的毒性值(μg·L-1)；H0為硬度校正前的水體硬度值(mg·L-1)；H為校正的任意目標(biāo)水體硬度值(mg·L-1)；K為校正斜率；C為毒性常數(shù)。

1.3 基準(zhǔn)推導(dǎo)

把所有毒性數(shù)據(jù)校正到同一硬度水平后，通過(guò)計(jì)算同物種毒性數(shù)據(jù)的幾何平均值，得到各物種的種平均急性毒性值(species mean acute value, SMAV)和種平均慢性毒性值(species mean chronic value, SMCV)，按數(shù)值大小對(duì)物種敏感性進(jìn)行排序，并對(duì)SMAV和SMCV分別進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)(K-S檢驗(yàn))，若不符合正態(tài)分布，需進(jìn)行對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后重新檢驗(yàn)。計(jì)算SMAV時(shí)，只納入LC50和EC50，計(jì)算SMCV時(shí)，優(yōu)先通過(guò)計(jì)算LOEC和NOEC的幾何平均值獲得MATC后，再統(tǒng)一納入計(jì)算。

圖1 毒性數(shù)據(jù)硬度校正中集合斜率的推算過(guò)程Fig. 1 The calculation process of “pooled slope” in the hardness correction of toxicity data

將物種SMAV/SMCV或其對(duì)數(shù)值分別從小到大進(jìn)行排序，確定其毒性秩次R(最小毒性值的秩次為1，次之秩次為2，依次排列，如果有2個(gè)或2個(gè)以上物種的毒性值相同，則將其任意排成連續(xù)秩次，每個(gè)秩次下物種數(shù)為1，依據(jù)式(3)分別計(jì)算物種的累積頻率(FR)。

(3)

式中：FR為累積頻率，指毒性秩次1至R的物種數(shù)之和與物種總數(shù)之比(%)；f為頻數(shù)，指毒性秩次R對(duì)應(yīng)的物種數(shù)。

采用SSD方法，以通過(guò)正態(tài)分布檢驗(yàn)的毒性數(shù)據(jù)為橫軸，對(duì)應(yīng)的累積頻率為縱軸，利用正態(tài)分布模型、對(duì)數(shù)正態(tài)分布模型、邏輯斯諦分布模型和對(duì)數(shù)邏輯斯諦分布模型進(jìn)行SSD模型擬合。擬合軟件為MATLAB R2018a(Math Works)。依據(jù)模型擬合的決定系數(shù)(R2)、均方根(RMSE)、殘差平方和(SSE)以及K-S檢驗(yàn)結(jié)果，確定最優(yōu)擬合模型。然后確定累積頻率5%所對(duì)應(yīng)的橫軸毒性值，即為急性/慢性5%物種危害濃度(HC5)。HC5除以評(píng)估因子2(根據(jù)《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定 技術(shù)指南》(HJ 831—2017)，f>15且涵蓋足夠營(yíng)養(yǎng)級(jí)，評(píng)估因子取值為2)，在此基礎(chǔ)上，乘以US EPA推薦的對(duì)應(yīng)硬度條件下的溶解鉛濃度轉(zhuǎn)換因子，即為淡水水生生物短期和長(zhǎng)期基準(zhǔn)，溶解鉛濃度的轉(zhuǎn)換因子的計(jì)算見式(4)[23]。

CF=1.46203-[(lnH)×0.145712]

(4)

式中：CF為轉(zhuǎn)換因子；H為水體硬度(mg·L-1)。

2 結(jié)果(Results)

2.1 鉛的生物毒性數(shù)據(jù)

經(jīng)搜集和篩選后，共有93條數(shù)據(jù)可用于基準(zhǔn)推導(dǎo)，其中，急性毒性數(shù)據(jù)58條(表1)，慢性毒性數(shù)據(jù)35條(表2)。急性毒性數(shù)據(jù)囊括6門22科共38個(gè)物種，慢性毒性數(shù)據(jù)囊括7門12科共16個(gè)物種，共涉及47個(gè)物種，其中我國(guó)本土物種33個(gè)，占比超過(guò)70%，物種覆蓋3個(gè)營(yíng)養(yǎng)級(jí)(初級(jí)生產(chǎn)者、初級(jí)消費(fèi)者和次級(jí)消費(fèi)者)，5個(gè)代表性生物類群(硬骨鯉科魚類、硬骨非鯉科魚類、浮游動(dòng)物、底棲動(dòng)物和水生植物)，基本可以反映我國(guó)的生物區(qū)系特征。

表1 鉛對(duì)淡水水生生物的急性毒性數(shù)據(jù)Table 1 Acute toxicity data of lead to freshwater aquatic organisms

2.2 硬度校正結(jié)果

2.2.1 集合斜率法

如表3所示，對(duì)物種急性毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行篩選后，得到4類滿足要求的物種，包括鯉魚、黑頭軟口鰷、大型溞和斑馬魚，其經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后的毒性值與硬度值的線性斜率分別為0.815、0.390、1.122和0.969，經(jīng)檢驗(yàn)P=0.312>0.05，表明物種間斜率不存在顯著差異，接受斜率同質(zhì)性假設(shè)，協(xié)方差分析結(jié)果得到集合斜率為0.962，且二者呈現(xiàn)顯著的線性相關(guān)關(guān)系。以同樣方法對(duì)物種慢性毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行篩選，只獲得大型溞和虹鱒2個(gè)物種(表4)，且回歸分析結(jié)果顯示虹鱒的毒性數(shù)值與硬度之間不存在線性相關(guān)性，大型溞的毒性數(shù)值與硬度之間雖具有顯著線性關(guān)系，但其斜率為2.657，與1相差較大，不適于作為總體的集合斜率來(lái)推導(dǎo)長(zhǎng)期基準(zhǔn)值[4]。

表2 鉛對(duì)淡水水生生物的慢性毒性數(shù)據(jù)Table 2 Chronic toxicity data of lead to freshwater aquatic organisms

在缺乏慢性數(shù)據(jù)的情況下，一般通過(guò)計(jì)算急慢性毒性比(ACR)，進(jìn)而基于短期基準(zhǔn)計(jì)算長(zhǎng)期基準(zhǔn)，但由于鉛的慢性毒性數(shù)據(jù)本身較少，不滿足相關(guān)數(shù)據(jù)要求。因此，考慮在集合斜率法的基礎(chǔ)上進(jìn)行修改，即在單一物種難以滿足要求的情況下，按物種類別對(duì)各單一物種進(jìn)行歸類，如表5所示，將物種歸類為脊索動(dòng)物、節(jié)肢動(dòng)物、軟體動(dòng)物和藻類，分類后數(shù)據(jù)滿足要求。分析結(jié)果顯示對(duì)于軟體動(dòng)物和藻類，其毒性值和硬度不存在線性相關(guān)性，因此只保留脊索動(dòng)物和節(jié)肢動(dòng)物進(jìn)行協(xié)方差分析，分析結(jié)果中集合斜率為0.701，斜率同質(zhì)性檢驗(yàn)P值>0.05，故該斜率被用作對(duì)慢性毒性數(shù)據(jù)的硬度校正。

2.2.2 標(biāo)準(zhǔn)斜率法

如圖2所示，將全部物種的標(biāo)準(zhǔn)化急性毒性值(ATVS)和標(biāo)準(zhǔn)化慢性毒性值(CTVS)與對(duì)應(yīng)的標(biāo)準(zhǔn)化水體硬度(HS)進(jìn)行最小二乘回歸分析，對(duì)于急性數(shù)據(jù)，其線性關(guān)系斜率為0.9525，且存在顯著的線性相關(guān)性(P<0.01)，對(duì)于慢性毒性數(shù)據(jù)，斜率為1.1042，同樣存在顯著線性關(guān)系(P<0.01)。該方法對(duì)數(shù)據(jù)要求低，能夠滿足一般基準(zhǔn)推導(dǎo)中對(duì)硬度校正的需求，但其忽略了不同物種間可能存在的硬度-毒性關(guān)系的差異，存在一定局限性。

表3 物種急性毒性值和硬度的協(xié)方差分析結(jié)果Table 3 Covariance analysis results of acute toxicity versus hardness

表4 物種慢性毒性值和硬度的協(xié)方差分析結(jié)果Table 4 Covariance analysis results of chronic toxicity versus hardness

表5 物種分類后慢性毒性值和硬度的協(xié)方差分析結(jié)果Table 5 Covariance analysis of chronic toxicity and hardness after species classification

本研究將2種方法得到的校正斜率同時(shí)用于毒性數(shù)據(jù)的硬度校正，圖3分別為急性毒性數(shù)據(jù)和慢性數(shù)據(jù)中使用2種校正方法所得結(jié)果的對(duì)比，2組數(shù)據(jù)近似滿足于y=x的線性關(guān)系，對(duì)急性數(shù)據(jù)而言，2種校正方法結(jié)果基本一致，經(jīng)單因素ANOVA檢驗(yàn)，P值為0.988，證明在100 mg·L-1的硬度水平下2組校正結(jié)果幾乎沒(méi)有差異，2組慢性數(shù)據(jù)雖具有一定差異，但顯著性P值為0.706，在統(tǒng)計(jì)學(xué)意義上并不顯著。

2.3 鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)值推算

將校正后的急/慢性毒性數(shù)據(jù)按物種分類并計(jì)算各物種的種平均急/慢性毒性值，經(jīng)對(duì)數(shù)轉(zhuǎn)換后，K-S檢驗(yàn)P值均>0.05，服從正態(tài)分布。依據(jù)《淡水水生生物水質(zhì)基準(zhǔn)制定 技術(shù)指南》(HJ 831—2017)，用4種累積概率分布模型擬合物種毒性數(shù)據(jù)，通過(guò)對(duì)比決定系數(shù)、均方根等擬合優(yōu)度參數(shù)，得到正態(tài)分布模型最適用于短期基準(zhǔn)推導(dǎo)，邏輯斯諦分布模型最適用于長(zhǎng)期基準(zhǔn)推導(dǎo)，標(biāo)準(zhǔn)斜率法的短期和長(zhǎng)期基準(zhǔn)擬合曲線如圖4(a)和4(b)所示，圖4(c)和4(d)為集合斜率法所得擬合曲線。對(duì)于短期基準(zhǔn)，計(jì)算得到2種方法對(duì)應(yīng)的HC5分別為229.4 μg·L-1和227.0 μg·L-1，評(píng)估因子取值為2，對(duì)應(yīng)硬度下溶解鉛的轉(zhuǎn)換因子(CF)為0.791，則短期基準(zhǔn)值分別為90.7 μg·L-1和89.8 μg·L-1，對(duì)于長(zhǎng)期基準(zhǔn)，2種方法對(duì)應(yīng)的HC5分別為5.4 μg·L-1和7.9 μg·L-1，則長(zhǎng)期基準(zhǔn)值分別為2.1 μg·L-1和3.1 μg·L-1。由圖4可知，無(wú)論哪種校正法，對(duì)鉛的急性毒性最敏感的4類物種均為蚤狀鉤蝦(G.pulex)、模糊網(wǎng)紋溞(C.dubia)、羅氏沼蝦(M.rosenbergii)和端足類鉤蝦(G.pseudolimnaeus)，對(duì)鉛的慢性毒性最敏感的4類物種分別為端足蟲(H.azteca)、靜水椎實(shí)螺(L.stagnalis)、羊角月牙藻(P.subcapitata)和端足類鉤蝦(G.pseudolimnaeus)，相比于節(jié)肢動(dòng)物、軟體動(dòng)物等無(wú)脊椎動(dòng)物，脊椎動(dòng)物整體對(duì)鉛的毒性較不敏感。

圖2 急性毒性值(a)和慢性毒性值(b)與水體硬度的線性回歸分析注：ATVS表示標(biāo)準(zhǔn)化的急性毒性值(μg·L-1)，CTVS表示標(biāo)準(zhǔn)化的慢性毒性值(μg·L-1)。Fig. 2 Linear regression analysis of acute toxicity (a) and chronic toxicity (b) and water hardnessNote: ATVs is standardized acute toxicity value (μg·L-1), and CTVs is standardized chronic toxicity value (μg·L-1).

圖3 2種方法分別對(duì)急性毒性數(shù)據(jù)(a)和慢性毒性數(shù)據(jù)(b)的校正結(jié)果對(duì)比Fig. 3 Comparison of the two methods for the correction results of acute toxicity data (a) and chronic toxicity data (b)

我國(guó)地緣遼闊，河流湖泊眾多，全國(guó)地表水質(zhì)評(píng)價(jià)結(jié)果顯示我國(guó)天然水體的硬度存在較大差異[21]，為便于水質(zhì)基準(zhǔn)在實(shí)際環(huán)境管理中的應(yīng)用，本研究基于校正斜率和總鉛濃度下的基準(zhǔn)值，分別得到符合我國(guó)生物區(qū)系特點(diǎn)的鉛的短期和長(zhǎng)期基準(zhǔn)值推算公式，在該公式基礎(chǔ)上，只需結(jié)合某一水體的硬度值，即可估算出對(duì)應(yīng)硬度下的短期或長(zhǎng)期基準(zhǔn)值，如表6所示。

3 討論(Discussion)

理論上，集合斜率法充分考慮了物種類別對(duì)毒性-硬度關(guān)系的影響，通過(guò)假設(shè)檢驗(yàn)消除物種間斜率的顯著差異，所得校正斜率能夠較為真實(shí)地反映出毒性與硬度間的獨(dú)立線性關(guān)系，相較標(biāo)準(zhǔn)斜率法更加科學(xué)。一般而言，每個(gè)物種的毒性數(shù)據(jù)越多且對(duì)應(yīng)硬度值跨度越大，理論上獲得的斜率越準(zhǔn)確，也正因如此，該方法對(duì)數(shù)據(jù)要求較高，一些毒性數(shù)據(jù)較為缺乏的物質(zhì)很難滿足要求，在這種情況下，標(biāo)準(zhǔn)斜率法更為適用，該方法將所有物種的毒性數(shù)據(jù)和硬度標(biāo)準(zhǔn)化后直接建立線性關(guān)系得到校正斜率，對(duì)數(shù)據(jù)要求較低，但所得斜率較為粗略，不作為優(yōu)先選擇。集合斜率法不僅適用于鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)，也適用于其他類似的水溶態(tài)金屬，如鎘、鉻(Ⅲ)和鎳等，在US EPA水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)中均有應(yīng)用[23]，但我國(guó)目前并未有研究采用該種校正法。石慧等[71]在鋁的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)中，由于毒性數(shù)據(jù)缺乏，將符合要求的毒性數(shù)據(jù)和硬度直接建立線性關(guān)系以獲得校正硬度。本文嘗試根據(jù)物種的共性特征，將物種進(jìn)行分類以達(dá)到數(shù)據(jù)分析要求，是該問(wèn)題的解決方法之一，但其科學(xué)性可靠性仍有待進(jìn)一步證實(shí)。

就本研究中2種硬度校正法的結(jié)果對(duì)比而言，短期基準(zhǔn)值十分相近，這說(shuō)明在數(shù)據(jù)較為豐富的前提下，2種校正方法或許可近似替代。對(duì)于長(zhǎng)期基準(zhǔn)，集合斜率法所得結(jié)果要明顯大于標(biāo)準(zhǔn)斜率法，且硬度越高，差異越大，這主要是校正斜率本身存在明顯差異所致。本研究中慢性毒性數(shù)據(jù)量的缺乏使得集合斜率法不適用于長(zhǎng)期基準(zhǔn)的推導(dǎo)，嘗試修改方法，軟體動(dòng)物和藻類這2個(gè)毒性受硬度影響較大的物種門類在斜率同質(zhì)性檢驗(yàn)中被剔除，導(dǎo)致最終得到的校正斜率明顯偏小，所得結(jié)果可能具有較大的不確定性，因此，在實(shí)際推導(dǎo)中毒性數(shù)據(jù)的數(shù)量及質(zhì)量往往決定著不同校正方法的準(zhǔn)確性。就本研究而言，急性毒性數(shù)據(jù)較充足，集合斜率法為優(yōu)先選擇，而在數(shù)據(jù)量較少的長(zhǎng)期基準(zhǔn)推導(dǎo)中，標(biāo)準(zhǔn)斜率法較為適用。

表6 不同硬度條件下鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)推算公式Table 6 Water quality criteria calculation formula of lead under different hardness conditions

為便于與美國(guó)的基準(zhǔn)值比較，根據(jù)表6中的公式分別推算出硬度為50 mg·L-1和200 mg·L-1(以CaCO3計(jì))水平下的短期和長(zhǎng)期基準(zhǔn)值，并在未校正硬度的情況下，使用同樣的毒性數(shù)據(jù)推導(dǎo)鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)值，根據(jù)模型擬合效果，短期和長(zhǎng)期基準(zhǔn)擬合的最優(yōu)模型與數(shù)據(jù)校正后保持一致，如圖5所示。與未校正硬度下所推導(dǎo)出的基準(zhǔn)值對(duì)比發(fā)現(xiàn)，雖然敏感物種的類別未發(fā)生明顯改變，模糊網(wǎng)紋溞、端足類鉤蝦和蚤狀鉤蝦等節(jié)肢動(dòng)物始終作為最敏感物種出現(xiàn)，但水體硬度對(duì)鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)值產(chǎn)生的影響顯而易見，如表7所示，在本研究中未校正硬度所得水質(zhì)基準(zhǔn)值約相當(dāng)于硬度校正到30 mg·L-1(以CaCO3計(jì))水平下的基準(zhǔn)值。

圖5 硬度校正與未校正下鉛的短期(a)和長(zhǎng)期(b)基準(zhǔn)值對(duì)比Fig. 5 Comparison of short-term (a) and long-term (b) water quality criteria of lead in hardness corrected and uncorrected

按物種敏感性排序，美國(guó)1984年發(fā)布的鉛的短期水質(zhì)基準(zhǔn)中前10%的敏感物種為端足類鉤蝦(G.pseudolimnaeus)，本研究則為蚤狀鉤蝦(G.pulex)、模糊網(wǎng)紋溞(C.dubia)、羅氏沼蝦(M.rosenbergii)和端足類鉤蝦(G.pseudolimnaeus)，敏感物種類別較為相近，主要為溞科和鉤蝦科，但基準(zhǔn)值存在一定差異，其中原因可能包括基準(zhǔn)推導(dǎo)方法、物種數(shù)量及個(gè)別物種的毒性數(shù)據(jù)質(zhì)量的差異。美國(guó)短期基準(zhǔn)中黑頭軟口鰷和孔雀花鳉的SMAV要比本研究大20多倍，其數(shù)據(jù)均來(lái)源于1966年P(guān)ickering和Henderson的一項(xiàng)研究[72]，相較而言，本研究中這2個(gè)物種的數(shù)據(jù)來(lái)源于3篇不同文獻(xiàn)，發(fā)表年份較新，且毒性實(shí)驗(yàn)方法經(jīng)過(guò)了質(zhì)量評(píng)價(jià)。此外，美國(guó)短期基準(zhǔn)推導(dǎo)中只納入10個(gè)物種，而本研究納入了38個(gè)物種，物種覆蓋范圍較廣，其中大部分為我國(guó)本土物種，物種的敏感性存在較大差異。最后基準(zhǔn)推導(dǎo)的方法不同，美國(guó)采用的是毒性百分?jǐn)?shù)排序法，本文推導(dǎo)基準(zhǔn)采用的是概率物種敏感度分布法。長(zhǎng)期基準(zhǔn)值同樣存在明顯差異，由于慢性數(shù)據(jù)缺乏，US EPA在鉛的長(zhǎng)期基準(zhǔn)推導(dǎo)中使用了急慢性毒性比值法，在計(jì)算急慢性比時(shí)共納入4個(gè)物種，其中還包括一類咸水物種(Mysidopsisbahia)，獲得的最終急慢性比(FACR)為52.19[4]，其與US EPA[73]、國(guó)際經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(OECD)[74]和澳大利亞[75]推薦使用的急慢性比率默認(rèn)值10存在明顯差異。此外，如表7所示，本研究所得基準(zhǔn)值與何麗等[8]和王菲等[10]的研究結(jié)果均存在一定差異，可見在鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)中存在著較多的不確定性因素，其中水體硬度對(duì)鉛生物毒性的影響及二者間的定量關(guān)系已被很多研究發(fā)現(xiàn)并證實(shí)，應(yīng)盡可能地考慮這類參數(shù)以降低基準(zhǔn)推導(dǎo)中的不確定性。

依據(jù)表6中鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)與硬度的關(guān)系式，結(jié)合我國(guó)地表水的硬度范圍(50～450 mg·L-1)，可以得到鉛水質(zhì)基準(zhǔn)的大致范圍，如圖6所示。在我國(guó)地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB 3838—2002)中，Ⅰ、Ⅱ類水體是針對(duì)珍稀、敏感水生生物的保護(hù)，標(biāo)準(zhǔn)限值為<0.01 mg·L-1，Ⅲ類水體則是針對(duì)魚蝦越冬場(chǎng)、洄游通道、水產(chǎn)養(yǎng)殖等漁業(yè)的保護(hù)，標(biāo)準(zhǔn)限值為<0.05 mg·L-1。在硬度范圍內(nèi)，本研究得到的鉛的短期水質(zhì)基準(zhǔn)值整體位于鉛的Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)限值之上，證明現(xiàn)行的鉛的水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)能夠最大程度上保護(hù)水生生物免受鉛的急性毒性影響。而對(duì)于鉛的長(zhǎng)期基準(zhǔn)而言，即使采用標(biāo)準(zhǔn)斜率法得到的基準(zhǔn)值也僅在極高的硬度條件下處在鉛的I、Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)限值之上，絕大部分硬度條件下均低于I、Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)限值，因此，現(xiàn)行標(biāo)準(zhǔn)可能無(wú)法有效地保護(hù)水生生物免受鉛的慢性毒性的影響。

圖6 不同硬度下水質(zhì)基準(zhǔn)與地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的對(duì)比Fig. 6 Comparison of water quality criteria and surface water environmental quality standard under different hardness

表7 不同硬度校正情況下鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)比較Table 7 Comparison of water quality criteria of lead under different hardness correction conditions

值得注意的是，在基準(zhǔn)推導(dǎo)中，選用不同形態(tài)的物質(zhì)濃度同樣會(huì)對(duì)所得基準(zhǔn)值產(chǎn)生顯著影響，這往往是國(guó)內(nèi)其他相關(guān)基準(zhǔn)研究所忽視的一個(gè)問(wèn)題。US EPA在1980年和1984年發(fā)布的鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)中分別使用了總可回收鉛濃度(total recoverable lead)和酸溶性鉛濃度(acid-soluble lead)，除鉛以外，總可回收物質(zhì)濃度和酸溶性物質(zhì)濃度也是US EPA在眾多水溶態(tài)金屬物質(zhì)，如鎘、鉻(Ⅲ)、鉻(Ⅵ)、銅、鉛、汞和鎳等的基準(zhǔn)推導(dǎo)中廣泛采用的濃度類型，其適用于大部分的毒性實(shí)驗(yàn)，兼容性較好，能夠測(cè)量所有有毒形態(tài)或可能轉(zhuǎn)化為有毒形態(tài)的物質(zhì)濃度。但之后更多研究表明溶解態(tài)金屬濃度更能反映出水體中金屬的生物有效性部分，于是從1993年起，US EPA推薦在基準(zhǔn)推導(dǎo)中使用溶解態(tài)金屬濃度，即金屬溶液需經(jīng)過(guò)一個(gè)0.45 μm的濾膜過(guò)濾[20]。本研究同樣采用溶解鉛濃度進(jìn)行基準(zhǔn)的推導(dǎo)，并借鑒US EPA于2016發(fā)布的最新的鎘的基準(zhǔn)計(jì)算方法[76]，在數(shù)據(jù)篩選過(guò)程中，只保留濃度類型為總鉛濃度的毒性數(shù)據(jù)，將所得到的代表總鉛濃度的基準(zhǔn)值乘以不同硬度條件下的轉(zhuǎn)換因子，即得到代表溶解態(tài)鉛濃度的水質(zhì)基準(zhǔn)值，這也是導(dǎo)致本研究與美國(guó)基準(zhǔn)值以及我國(guó)其他研究結(jié)果差異的原因之一。理論上該方法所得限值更能反映水體中鉛的生物有效性濃度，在實(shí)際應(yīng)用中能夠?qū)λ锲鸬礁佑行У谋Ｗo(hù)作用，但同時(shí)，不同形態(tài)鉛濃度的轉(zhuǎn)換在一定程度上也增加了基準(zhǔn)的不確定性。

綜上所述，水體硬度校正在鉛的水質(zhì)基準(zhǔn)推導(dǎo)中非常必要。本研究采用2種典型的硬度校正法對(duì)毒性數(shù)據(jù)進(jìn)行校正處理后，通過(guò)SSD模型擬合得到在水體硬度為100 mg·L-1(以CaCO3計(jì))水平下，2種校正法所得鉛的短期水質(zhì)基準(zhǔn)十分相近；在數(shù)據(jù)量較少的情況下，集中斜率法表現(xiàn)出較大不確定性，導(dǎo)致2種方法所得的長(zhǎng)期基準(zhǔn)在高硬度水平下差異明顯，標(biāo)準(zhǔn)斜率法為更優(yōu)選擇。在諸如鎳、鋅、銀、鎘和鉻(Ⅲ)等具有類似性質(zhì)的水溶態(tài)金屬的基準(zhǔn)推導(dǎo)中，該研究結(jié)論具有一定的借鑒意義。此外，不同硬度下水體中物質(zhì)的形態(tài)及生物有效性濃度也是未來(lái)水質(zhì)基準(zhǔn)研究中需要關(guān)注的問(wèn)題。