水體硬度對鉛水質基準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. 中國環境科學研究院，環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012 2. 北京師范大學水科學研究院，北京 100875

鉛是一類在自然界中普遍存在的重金屬元素，主要通過人為活動源，如礦山開采、化工冶煉的排放等方式進入自然水環境。水體中可溶態的鉛毒性較大，主要以離子形態存在，可被生物直接吸收，具有蓄積性、沿食物鏈轉移富集、污染后不易被發現并難以恢復等特點[1-2]，較小的劑量也能夠對生物產生毒性[3]。鉛及其化合物已被列入我國水環境優先控制污染物黑名單，同時鉛也是我國地表水環境質量標準(GB 3838—2002)的基本項目之一。針對鉛的水環境質量基準和標準的研究具有重要意義。

美國是最早開展鉛的淡水水質基準研究的國家，于1980年和1984年分別發布和修訂了鉛的水環境質量基準文件[4-5]。繼美國之后，加拿大、澳大利亞和新西蘭也都先后制定了本國鉛的水環境質量基準[6-7]。而我國相關的水質基準研究工作起步較晚，相對落后。近年來，國內針對鉛的淡水水質基準已有一些初步討論[8-13]，但研究數量較為有限，且基準推導過程中幾乎均未考慮水質參數對鉛水質基準的影響以及鉛的生物有效性濃度問題。研究顯示，水體pH、硬度、堿度、鹽度、腐殖質和粘土懸浮液等因素均會對鉛的毒性產生影響[14-17]，但相較而言，水體硬度對鉛化合物的水生生物毒性影響最具廣泛性，二價鉛離子和鈣離子可以作用于相似的靶點，產生拮抗作用，從而降低鉛的生物可利用性，隨著水體硬度的增加，鉛的化合物對多種水生生物毒性作用顯著降低[18-19]。美國、加拿大和澳大利亞等國家在制定本國鉛的水質基準時，均將水體硬度作為校正參數，校正方法基本以美國為準，美國環境保護局(US EPA)在1985年發布的水質基準指南中提出應使用協方差分析來考慮毒性與水體硬度之間的關系。此外，基于水體中鉛形態的多樣性，US EPA在1993年發布的相關報告中推薦使用溶解態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]，因為溶解態鉛濃度更能反映鉛在水體中的生物有效性部分，同時，采用相應轉換因子可進行不同硬度下總鉛和溶解態鉛濃度之間的轉換，而當前我國的相關研究在鉛的基準推導過程中均未考慮這一問題，最終的推導結果可能存在較大不確定性。

基于以上問題，本研究結合我國生物區系的特點，從毒性數據庫及現有文獻中搜集相關水生生物物種的毒性數據，通過2種典型的硬度校正法對毒性數據進行校正后，采用物種敏感度分布法(species sensitivity distribution, SSD)推導鉛的淡水水生生物水質基準，最終基準值通過溶解鉛轉換因子將總鉛濃度轉換為溶解鉛濃度表示，并在此基礎上針對2種硬度校正法所推導的結果展開初步的對比分析與討論，以期為我國鉛的淡水水質基準制定和水質安全管理提供支持。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 毒性數據搜集和篩選

參照我國淡水水生生物水質基準制定技術指南(HJ 831—2017)，搜集并篩選鉛的化合物對淡水水生生物的急性毒性數據半致死濃度(LC50)、半抑制濃度(EC50)和慢性毒性數據無可見效應濃度(NOEC)、最低可見效應濃度(LOEC)、最大允許濃度(MATC)等，毒性數據主要來自US EPA的ECOTOX數據庫(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)、中國知網(www.cnki.net/)和Web of Science所收錄的文獻，數據收集截至2020年6月。篩選原則主要包括：(1)在實驗設計方面，剔除在實驗中未設置對照組、對照組生物表現異常、實驗用水為蒸餾水或去離子水的毒性數據等；(2)在暴露條件方面，剔除未說明實驗暴露方式、暴露時間不適宜、實驗中溶解氧飽和度等條件不適宜的毒性數據；(3)在優先性選擇方面，同一物種優先選擇采用流水式暴露的實驗獲得的毒性數據、同一物種的毒性數據中LC50優先于EC50，MATC優先于NOEC和LOCE、不同生命階段的毒性數據中優先選用相對敏感生命階段的數據等；(4)在水體參數方面，剔除未說明實驗水體硬度的毒性數據；(5)在物種選擇方面，主要保留我國本土物種以及少量國際通用種和引進物種，剔除生物學資料不明的物種以及外來入侵物種。此外，鑒于鉛的可用毒性數據絕大多數以總鉛濃度表示，因此本研究只保留所有總鉛濃度的數據。

1.2 水體硬度校正方法

參考第三次全國地表水水質評價結果[21]，我國地表水水體硬度<150 mg·L-1的水面積占我國地表水總面積的比例為42%，且US EPA在推薦的水質基準表中鉛的推薦值所對應的水體硬度為100 mg·L-1(以CaCO3計)，因此本文將所有毒性數據統一校正到硬度為100 mg·L-1(以CaCO3計)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年修訂的鉛的水環境質量基準文件，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據，并要求同一物種的多條毒性數據中，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)。按照圖1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-毒性值之間獨立的線性關系。之后將KP代入式(1)和式(2)進行毒性數據的硬度校正。

1.2.2 標準斜率法

本研究同時采用標準斜率法對毒性數據進行校正[22]，具體步驟如下：

(1)分別計算每個物種可獲得毒性值的幾何平均值，然后用該物種的每個毒性值除以該值，進而得出物種標準化毒性值；

(2)同樣分別計算每個物種的相應的硬度值的幾何平均值，然后用該物種的每個硬度值除以該值，進而得出每個物種的相應的標準化硬度值；

(3)把所有物種標準化毒性值看作是同一物種的數據，然后以所有物種標準化毒性值的對數值為因變量，以相應的硬度標準化值為自變量，進行最小二乘回歸，進而得到所有物種的毒性值與硬度關系的標準斜率(KS)，后同樣代入式(1)和式(2)進行硬度校正。

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為校正的任意目標水體硬度值(mg·L-1)；K為校正斜率；C為毒性常數。

1.3 基準推導

把所有毒性數據校正到同一硬度水平后，通過計算同物種毒性數據的幾何平均值，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)，按數值大小對物種敏感性進行排序，并對SMAV和SMCV分別進行正態分布檢驗(K-S檢驗)，若不符合正態分布，需進行對數轉換后重新檢驗。計算SMAV時，只納入LC50和EC50，計算SMCV時，優先通過計算LOEC和NOEC的幾何平均值獲得MATC后，再統一納入計算。

圖1 毒性數據硬度校正中集合斜率的推算過程Fig. 1 The calculation process of “pooled slope” in the hardness correction of toxicity data

將物種SMAV/SMCV或其對數值分別從小到大進行排序，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個或2個以上物種的毒性值相同，則將其任意排成連續秩次，每個秩次下物種數為1，依據式(3)分別計算物種的累積頻率(FR)。

(3)

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

采用SSD方法，以通過正態分布檢驗的毒性數據為橫軸，對應的累積頻率為縱軸，利用正態分布模型、對數正態分布模型、邏輯斯諦分布模型和對數邏輯斯諦分布模型進行SSD模型擬合。擬合軟件為MATLAB R2018a(Math Works)。依據模型擬合的決定系數(R2)、均方根(RMSE)、殘差平方和(SSE)以及K-S檢驗結果，確定最優擬合模型。然后確定累積頻率5%所對應的橫軸毒性值，即為急性/慢性5%物種危害濃度(HC5)。HC5除以評估因子2(根據《淡水水生生物水質基準制定 技術指南》(HJ 831—2017)，f>15且涵蓋足夠營養級，評估因子取值為2)，在此基礎上，乘以US EPA推薦的對應硬度條件下的溶解鉛濃度轉換因子，即為淡水水生生物短期和長期基準，溶解鉛濃度的轉換因子的計算見式(4)[23]。

CF=1.46203-[(lnH)×0.145712]

(4)

式中：CF為轉換因子；H為水體硬度(mg·L-1)。

2 結果(Results)

2.1 鉛的生物毒性數據

經搜集和篩選后，共有93條數據可用于基準推導，其中，急性毒性數據58條(表1)，慢性毒性數據35條(表2)。急性毒性數據囊括6門22科共38個物種，慢性毒性數據囊括7門12科共16個物種，共涉及47個物種，其中我國本土物種33個，占比超過70%，物種覆蓋3個營養級(初級生產者、初級消費者和次級消費者)，5個代表性生物類群(硬骨鯉科魚類、硬骨非鯉科魚類、浮游動物、底棲動物和水生植物)，基本可以反映我國的生物區系特征。

表1 鉛對淡水水生生物的急性毒性數據Table 1 Acute toxicity data of lead to freshwater aquatic organisms

2.2 硬度校正結果

2.2.1 集合斜率法

如表3所示，對物種急性毒性數據進行篩選后，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，其經對數轉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，經檢驗P=0.312>0.05，表明物種間斜率不存在顯著差異，接受斜率同質性假設，協方差分析結果得到集合斜率為0.962，且二者呈現顯著的線性相關關系。以同樣方法對物種慢性毒性數據進行篩選，只獲得大型溞和虹鱒2個物種(表4)，且回歸分析結果顯示虹鱒的毒性數值與硬度之間不存在線性相關性，大型溞的毒性數值與硬度之間雖具有顯著線性關系，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推導長期基準值[4]。

表2 鉛對淡水水生生物的慢性毒性數據Table 2 Chronic toxicity data of lead to freshwater aquatic organisms

在缺乏慢性數據的情況下，一般通過計算急慢性毒性比(ACR)，進而基于短期基準計算長期基準，但由于鉛的慢性毒性數據本身較少，不滿足相關數據要求。因此，考慮在集合斜率法的基礎上進行修改，即在單一物種難以滿足要求的情況下，按物種類別對各單一物種進行歸類，如表5所示，將物種歸類為脊索動物、節肢動物、軟體動物和藻類，分類后數據滿足要求。分析結果顯示對于軟體動物和藻類，其毒性值和硬度不存在線性相關性，因此只保留脊索動物和節肢動物進行協方差分析，分析結果中集合斜率為0.701，斜率同質性檢驗P值>0.05，故該斜率被用作對慢性毒性數據的硬度校正。

2.2.2 標準斜率法

如圖2所示，將全部物種的標準化急性毒性值(ATVS)和標準化慢性毒性值(CTVS)與對應的標準化水體硬度(HS)進行最小二乘回歸分析，對于急性數據，其線性關系斜率為0.9525，且存在顯著的線性相關性(P<0.01)，對于慢性毒性數據，斜率為1.1042，同樣存在顯著線性關系(P<0.01)。該方法對數據要求低，能夠滿足一般基準推導中對硬度校正的需求，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方差分析結果Table 3 Covariance analysis results of acute toxicity versus hardness

表4 物種慢性毒性值和硬度的協方差分析結果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方差分析結果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用于毒性數據的硬度校正，圖3分別為急性毒性數據和慢性數據中使用2種校正方法所得結果的對比，2組數據近似滿足于y=x的線性關系，對急性數據而言，2種校正方法結果基本一致，經單因素ANOVA檢驗，P值為0.988，證明在100 mg·L-1的硬度水平下2組校正結果幾乎沒有差異，2組慢性數據雖具有一定差異，但顯著性P值為0.706，在統計學意義上并不顯著。

2.3 鉛的水質基準值推算

將校正后的急/慢性毒性數據按物種分類并計算各物種的種平均急/慢性毒性值，經對數轉換后，K-S檢驗P值均>0.05，服從正態分布。依據《淡水水生生物水質基準制定 技術指南》(HJ 831—2017)，用4種累積概率分布模型擬合物種毒性數據，通過對比決定系數、均方根等擬合優度參數，得到正態分布模型最適用于短期基準推導，邏輯斯諦分布模型最適用于長期基準推導，標準斜率法的短期和長期基準擬合曲線如圖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。對于短期基準，計算得到2種方法對應的HC5分別為229.4 μg·L-1和227.0 μg·L-1，評估因子取值為2，對應硬度下溶解鉛的轉換因子(CF)為0.791，則短期基準值分別為90.7 μg·L-1和89.8 μg·L-1，對于長期基準，2種方法對應的HC5分別為5.4 μg·L-1和7.9 μg·L-1，則長期基準值分別為2.1 μg·L-1和3.1 μg·L-1。由圖4可知，無論哪種校正法，對鉛的急性毒性最敏感的4類物種均為蚤狀鉤蝦(G.pulex)、模糊網紋溞(C.dubia)、羅氏沼蝦(M.rosenbergii)和端足類鉤蝦(G.pseudolimnaeus)，對鉛的慢性毒性最敏感的4類物種分別為端足蟲(H.azteca)、靜水椎實螺(L.stagnalis)、羊角月牙藻(P.subcapitata)和端足類鉤蝦(G.pseudolimnaeus)，相比于節肢動物、軟體動物等無脊椎動物，脊椎動物整體對鉛的毒性較不敏感。

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表示標準化的急性毒性值(μg·L-1)，CTVS表示標準化的慢性毒性值(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種方法分別對急性毒性數據(a)和慢性毒性數據(b)的校正結果對比Fig. 3 Comparison of the two methods for the correction results of acute toxicity data (a) and chronic toxicity data (b)

我國地緣遼闊，河流湖泊眾多，全國地表水質評價結果顯示我國天然水體的硬度存在較大差異[21]，為便于水質基準在實際環境管理中的應用，本研究基于校正斜率和總鉛濃度下的基準值，分別得到符合我國生物區系特點的鉛的短期和長期基準值推算公式，在該公式基礎上，只需結合某一水體的硬度值，即可估算出對應硬度下的短期或長期基準值，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毒性-硬度關系的影響，通過假設檢驗消除物種間斜率的顯著差異，所得校正斜率能夠較為真實地反映出毒性與硬度間的獨立線性關系，相較標準斜率法更加科學。一般而言，每個物種的毒性數據越多且對應硬度值跨度越大，理論上獲得的斜率越準確，也正因如此，該方法對數據要求較高，一些毒性數據較為缺乏的物質很難滿足要求，在這種情況下，標準斜率法更為適用，該方法將所有物種的毒性數據和硬度標準化后直接建立線性關系得到校正斜率，對數據要求較低，但所得斜率較為粗略，不作為優先選擇。集合斜率法不僅適用于鉛的水質基準推導，也適用于其他類似的水溶態金屬，如鎘、鉻(Ⅲ)和鎳等，在US EPA水質基準推導中均有應用[23]，但我國目前并未有研究采用該種校正法。石慧等[71]在鋁的水質基準推導中，由于毒性數據缺乏，將符合要求的毒性數據和硬度直接建立線性關系以獲得校正硬度。本文嘗試根據物種的共性特征，將物種進行分類以達到數據分析要求，是該問題的解決方法之一，但其科學性可靠性仍有待進一步證實。

就本研究中2種硬度校正法的結果對比而言，短期基準值十分相近，這說明在數據較為豐富的前提下，2種校正方法或許可近似替代。對于長期基準，集合斜率法所得結果要明顯大于標準斜率法，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據量的缺乏使得集合斜率法不適用于長期基準的推導，嘗試修改方法，軟體動物和藻類這2個毒性受硬度影響較大的物種門類在斜率同質性檢驗中被剔除，導致最終得到的校正斜率明顯偏小，所得結果可能具有較大的不確定性，因此，在實際推導中毒性數據的數量及質量往往決定著不同校正方法的準確性。就本研究而言，急性毒性數據較充足，集合斜率法為優先選擇，而在數據量較少的長期基準推導中，標準斜率法較為適用。

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

為便于與美國的基準值比較，根據表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)水平下的短期和長期基準值，并在未校正硬度的情況下，使用同樣的毒性數據推導鉛的水質基準值，根據模型擬合效果，短期和長期基準擬合的最優模型與數據校正后保持一致，如圖5所示。與未校正硬度下所推導出的基準值對比發現，雖然敏感物種的類別未發生明顯改變，模糊網紋溞、端足類鉤蝦和蚤狀鉤蝦等節肢動物始終作為最敏感物種出現，但水體硬度對鉛的水質基準值產生的影響顯而易見，如表7所示，在本研究中未校正硬度所得水質基準值約相當于硬度校正到30 mg·L-1(以CaCO3計)水平下的基準值。

圖5 硬度校正與未校正下鉛的短期(a)和長期(b)基準值對比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1984年發布的鉛的短期水質基準中前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，但基準值存在一定差異，其中原因可能包括基準推導方法、物種數量及個別物種的毒性數據質量的差異。美國短期基準中黑頭軟口鰷和孔雀花鳉的SMAV要比本研究大20多倍，其數據均來源于1966年Pickering和Henderson的一項研究[72]，相較而言，本研究中這2個物種的數據來源于3篇不同文獻，發表年份較新，且毒性實驗方法經過了質量評價。此外，美國短期基準推導中只納入10個物種，而本研究納入了38個物種，物種覆蓋范圍較廣，其中大部分為我國本土物種，物種的敏感性存在較大差異。最后基準推導的方法不同，美國采用的是毒性百分數排序法，本文推導基準采用的是概率物種敏感度分布法。長期基準值同樣存在明顯差異，由于慢性數據缺乏，US EPA在鉛的長期基準推導中使用了急慢性毒性比值法，在計算急慢性比時共納入4個物種，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]、國際經濟合作與發展組織(OECD)[74]和澳大利亞[75]推薦使用的急慢性比率默認值10存在明顯差異。此外，如表7所示，本研究所得基準值與何麗等[8]和王菲等[10]的研究結果均存在一定差異，可見在鉛的水質基準推導中存在著較多的不確定性因素，其中水體硬度對鉛生物毒性的影響及二者間的定量關系已被很多研究發現并證實，應盡可能地考慮這類參數以降低基準推導中的不確定性。

依據表6中鉛的水質基準與硬度的關系式，結合我國地表水的硬度范圍(50～450 mg·L-1)，可以得到鉛水質基準的大致范圍，如圖6所示。在我國地表水環境質量標準(GB 3838—2002)中，Ⅰ、Ⅱ類水體是針對珍稀、敏感水生生物的保護，標準限值為<0.01 mg·L-1，Ⅲ類水體則是針對魚蝦越冬場、洄游通道、水產養殖等漁業的保護，標準限值為<0.05 mg·L-1。在硬度范圍內，本研究得到的鉛的短期水質基準值整體位于鉛的Ⅲ類標準限值之上，證明現行的鉛的水環境質量標準能夠最大程度上保護水生生物免受鉛的急性毒性影響。而對于鉛的長期基準而言，即使采用標準斜率法得到的基準值也僅在極高的硬度條件下處在鉛的I、Ⅱ類標準限值之上，絕大部分硬度條件下均低于I、Ⅱ類標準限值，因此，現行標準可能無法有效地保護水生生物免受鉛的慢性毒性的影響。

圖6 不同硬度下水質基準與地表水環境質量標準的對比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基準比較Table 7 Comparison of water quality criteria of lead under different hardness correction conditions

值得注意的是，在基準推導中，選用不同形態的物質濃度同樣會對所得基準值產生顯著影響，這往往是國內其他相關基準研究所忽視的一個問題。US EPA在1980年和1984年發布的鉛的水質基準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，總可回收物質濃度和酸溶性物質濃度也是US EPA在眾多水溶態金屬物質，如鎘、鉻(Ⅲ)、鉻(Ⅵ)、銅、鉛、汞和鎳等的基準推導中廣泛采用的濃度類型，其適用于大部分的毒性實驗，兼容性較好，能夠測量所有有毒形態或可能轉化為有毒形態的物質濃度。但之后更多研究表明溶解態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推薦在基準推導中使用溶解態金屬濃度，即金屬溶液需經過一個0.45 μm的濾膜過濾[20]。本研究同樣采用溶解鉛濃度進行基準的推導，并借鑒US EPA于2016發布的最新的鎘的基準計算方法[76]，在數據篩選過程中，只保留濃度類型為總鉛濃度的毒性數據，將所得到的代表總鉛濃度的基準值乘以不同硬度條件下的轉換因子，即得到代表溶解態鉛濃度的水質基準值，這也是導致本研究與美國基準值以及我國其他研究結果差異的原因之一。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，在實際應用中能夠對水生生物起到更加有效的保護作用，但同時，不同形態鉛濃度的轉換在一定程度上也增加了基準的不確定性。

綜上所述，水體硬度校正在鉛的水質基準推導中非常必要。本研究采用2種典型的硬度校正法對毒性數據進行校正處理后，通過SSD模型擬合得到在水體硬度為100 mg·L-1(以CaCO3計)水平下，2種校正法所得鉛的短期水質基準十分相近；在數據量較少的情況下，集中斜率法表現出較大不確定性，導致2種方法所得的長期基準在高硬度水平下差異明顯，標準斜率法為更優選擇。在諸如鎳、鋅、銀、鎘和鉻(Ⅲ)等具有類似性質的水溶態金屬的基準推導中，該研究結論具有一定的借鑒意義。此外，不同硬度下水體中物質的形態及生物有效性濃度也是未來水質基準研究中需要關注的問題。