《表9 不同国家铅水质基准及标准值》

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《基于盐度校正法的中国河口铅水生生物水质基准制定》

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注:SSD、SSR和ACR表示物种敏感度分布法、物种敏感度排序法和急慢性比法；*NA表示不可用。

如表9所示，与美国海水铅水质基准（287.0μg·L-1）相比，本研究推导的短期水质基准（48.68μg·L-1）远低于美国，长期水质基准（5.60μg·L-1）则和美国相近；与美国淡水铅水质基准相比，本研究的短期水质基准略低于美国（65.0μg·L-1），长期水质基准明显低于美国（25.0μg·L-1）。笔者认为造成这种差异的原因可能有以下5个方面:（1）美国采用毒性百分比排序法计算水质基准，而本研究采用物种敏感度分布法选择最佳拟合模型外推得到铅的基准值，可以有效避免个别毒性数据过大或过小引起水质基准偏差，美国现行的铅水质基准可能存在“过保护问题”；（2）中国和美国推导基准时所采用的生物物种不同，而这些物种由于生理构造、生活环境和地理分布等的差异导致对化学物质的敏感性存在差异。本研究针对的是河口生物，生物组成与淡水和海水不尽相同，导致所推基准值差异较大；（3）美国推导基准时没有使用藻类数据[66]，而本研究搜集到的毒性数据表明，一些藻类，如孔石莼[48]，对铅也有极高的敏感性，且藻类是海洋重要的初级生产者，藻类数据缺乏可能会对最终基准值产生一定影响。美国的铅水质基准于1984年颁布，毒性数据只筛选到1984年[66]，而本文筛选的毒性数据截止到2019年4月，两者毒性数据的数量和种类存在很大差异；（4）由于河口盐度变化会影响铅的毒性，本研究进行了盐度校正，美国的海水和淡水基准研究均未采用盐度校正；（5）推导慢性水质基准时，美国采用的FACR值缺乏鱼类数据，导致该值远大于其他国家或地区的推荐值。