工业废水综合毒性评价方法及其应用研究进展

高品，于晓霏，杨婧，陈晓倩

（1.东华大学环境科学与工程学院，上海 201620； 2.上海市检测中心生物与安全检测实验室，上海 201203）

水生态系统污染已成为全球性挑战，从内陆淡水到深海海洋均已受到不同程度的污染〔1〕，除人类生活活动产生的废水外，农业、采矿及其他工业环节产生的废水也都是水生态系统的主要污染源〔2〕。工业废水成分复杂，包含多种化学品，其成分取决于工业类型、工业过程和生产所使用的原材料等。当前，废水排放标准中规定的污染物排放浓度限值是根据单一化学物质的毒性试验所得，然而工业废水成分复杂，含有多种不同类型污染物，通常会对水生生物产生协同或拮抗等联合毒性效应，因此简单从单一污染物浓度角度来评估工业废水毒性具有很大的局限性和偏差〔3-5〕。为了评估和预测工业废水对其受纳水生态系统污染的影响，对废水整体毒性潜力的准确评价至关重要〔6-7〕。

目前，多数国家主张通过生态毒理学试验量化工业废水的综合毒性水平，进而规定其排放限值〔8〕。现行的水质及废水排放标准，主要是基于对一系列特定的已知化学品浓度及废水理化参数的检测制定，然而在新化学品及新污染物不断涌现的今天，这些标准已显现出较大的局限性。废水综合毒性法是采用水生生物暴露试验评估废水综合毒性，适用于较难提出特定污染物排放控制要求的复杂废水〔9〕，已被欧盟、美国、澳大利亚等国家广泛采用〔10〕。水生态毒性评估已逐渐成为评估废水水质安全性的可靠方法〔11〕，我国目前虽然已有部分水质标准采用综合毒性方法对废水毒性进行评价，但仍缺乏通用的废水综合毒性评价方法和控制标准。基于此，笔者总结并概述了国际现有废水综合毒性评价方法体系，在对比不同方法体系优缺点和适用性的基础上，分析并提出适用于我国废水综合毒性评价的策略，以期为我国工业废水综合毒性评价标准化提供参考和借鉴。

1 国外废水综合毒性评价方法研究现状

废水中的有毒污染物通常会在不同层级生物水平上造成不同程度的毒性效应。流行病学调查结果显示，水中的污染物浓度水平与致癌性、致突变性、致畸性和肿瘤等疾病发病率的增加密切相关〔12〕，一些污染物即使在极低浓度下也能引起生殖障碍、两性畸形、DNA损伤和基因突变等严重后果，因此，对废水生态毒理学研究非常必要〔13-14〕，目前国际上常用的评价方法体系包括废水综合毒性检测（Whole effluent toxicity，WET）、直接毒性评估（Direct toxicity assessment，DTA）和废水综合评估（Whole effluent assessment，WEA）〔15〕。

1.1 废水综合毒性评价体系

1.1.1 WET

美国、新西兰、日本及韩国等主要采用WET评估废水中所有组分的综合效应，通过将一系列标准化植物、无脊椎动物和脊椎动物等水生生物暴露于不同稀释倍数的废水样本中，评估废水综合毒性，主要包括急性毒性与慢性毒性评估，试验周期通常不超过8 d。其中，急性毒性试验时间相对较短，侧重于对受试生物体生存状况评价，而慢性毒性试验则是针对受试生物体生命周期的敏感阶段进行试验，以评估受试生物体的生存、生长和繁殖情况。WET已被广泛应用于污废水和雨水水质安全监测，不仅可检测和评估点源污染，还可检测评估城市径流、农业面源等非点源污染的累积效应〔16〕。

相比传统水质标准侧重于评价和控制已知存在于废水中的单个化学物质，WET针对废水中所有化学物质的潜在综合毒性进行评价，可以克服传统方法对特定物质评价及控制的局限，消除对特定化学物质监管的弊端，而且无需预测废水成分之间的相互作用〔17〕，其测试流程如图1所示。然而，由于WET无法提供与废水毒性相关的特定化学物质信息，因此要了解废水中的毒性物质需结合毒性鉴定评价（Toxicity identification evaluation，TIE）来进一步解析。TIE包括废水物化处理和生态毒性试验两个阶段，以筛选和分离潜在的毒性物质，并对其进行阶段性定性和定量化学分析〔18〕。由此可见，将WET测试结果的综合性与TIE化学分析的相关信息相结合，可为废水排入受纳水体可能造成的潜在生态风险提供更为全面和准确的评估结果〔17〕。J. S. RA等〔18〕采用WET结合TIE对韩国某制药工业园区废水进行分析评价，利用色谱/质谱和等离子体电感耦合光谱/质谱等对废水组分进行检测识别，在物化处理操作前后均进行WET试验和生态毒性测试，结果表明，废水样品具有高毒性，共鉴定出48种化学物质，其中约39%的物质已有相关毒性数据，根据TIE物化处理阶段的表征结果，制药工业废水中溶解性非极性有机物是主要毒性物质，而在TIE生态毒性试验阶段鉴定识别出的主要毒性物质为重金属和有机物，结合所预测的半致死浓度（50% Lethal concentration，LC50），建议优先控制检测到的有机物毒性。

图1 WET测试方法应用流程Fig.1 Application flow chart of WET test method

1.1.2 DTA

英国和澳大利亚采用DTA分析废水中未知污染物的协同效应，可直接反映水生和陆地生态系统栖息地的健康状况和环境服务功效。早在20世纪90年代，部分国家已采用DTA评估废水综合毒性，以期通过控制废水排放达到改善地表水环境质量的目的。DTA整体思路与WET类似，虽然WET测试在使用特定物种预测废水毒性的影响时十分有效，但该方法并不是直接用于判定对自然生物群落的效应，因此可能需要结合生物评估的相关技术对生态系统进行更直接的评价，以正确评估受废水排放影响的水生系统〔19〕。相比之下，DTA在识别废水不利影响的同时还对降低该影响的程度水平进行规定，根据试验结果进行相应处理达到可接受的环境质量水平，其输出结果与环境风险直接相关，因此可基于该试验结果进行环境决策和风险管理。图2为DTA与其他风险管理模型工具之间的相关关系。其中，化学风险模型将生态系统的响应输出作为一个有效浓度，然后将该有效浓度与基于化学性质的阈值进行比较，最后根据实际环境值与阈值之间的差值进行估算评价；毒性风险模型直接对环境样品中的化学物质进行测定，其输出结果更接近于真实环境状况，该模型通过试验验证化学分析结果的有效性，将受试生物体和化学分析所测出的污染物质置于配制或实际废水中，通过DTA测试废水毒性效应，然后将测试结果用于风险管理〔3〕。

图2 DTA与其他风险管理模型的关系Fig.2 Relationship between DTA and other risk management models

Jianying XU等〔20〕采用一个涵盖3种不同生物效应的毒性试验单元，建立了基于毒性试验的安全性评价方法，并评估了再生水对水生生物的潜在影响，同时采集了实际废水和再生水进行验证，结果表明该方法能有效地对再生水水质进行筛选和分级，不同处理单元排放的废水毒性等级具有差异性。此外，有研究采用基于微氧化还原的DTA模型进行试验研究，将氰铁胺作为氧化还原安培法探针用于确定重金属对大肠杆菌毒性的整体影响，成功地验证了电化学方法用于检测有毒物质的可行性〔21〕。总体上，DTA是一种具有高灵敏性、快速、可重复、成本低廉的生物毒性评估方法，适用于废水现场毒性检测。尽管如此，DTA在环境风险管理中还未取得突破和广泛应用，生物和生态毒理学方法仍落后于化学方法。

1.1.3 WEA

德国等欧盟国家已在常规环境监管中开展生物监测，主要采用WEA体系，部分国家采用WEA监测和识别废水整体生物毒性（Toxicity，T）替代废水中单一物质毒性分析。与WET及DTA不同，除毒性效应评估外，WEA还关注废水污染物的持久性（Persistence，P）及生物蓄积性（Bio-accumulation，B），即从PBT特性〔22〕出发更为全面地评估废水环境风险。通常，当废水无法通过单一物质的PBT信息来解释其毒性效应时，可通过WEA开展急性和慢性毒性试验进行测试，进而评估废水的PBT信息，不仅仅将持久性作为一个单独的参数进行评估，而是与其他参数结合使用，整体测试概念是将生物毒性、生物蓄积性与基于生物降解测试的持久性评估相结合，其试验方法流程如图3所示〔23〕。可以看出，测试流程从持久性试验（降解试验）开始，以去除大多数非持久性物质，在这个“预处理步骤”之后，再进行生物毒性和蓄积性测试，可分别评价急性毒性、慢性毒性和生物蓄积性的持续水平。

图3 WEA急性与慢性毒性测试应用流程Fig.3 Application flow chart of acute or chronic toxicity test using WEA method

OSPAR 2007指导文件对通用的WEA流程进行了优化，将其检测方式拆分为两个阶段，如图4所示〔23〕，第一阶段主要验证WEA的适用性，经生物处理后的废水通常含有低浓度的生物可降解组分，因此在第一阶段可以省略持久性组分检测这一步骤，而第二阶段主要检验废水毒性和生物蓄积性是否具有持久性特点。基于该流程，可以比较废水降解试验前后的生物毒性和蓄积性，WEA可根据试验所呈现出的PBT数据信息进行更直观地整体风险评估。

图4 优化的WEA方法试验流程Fig.4 Experimental flowchart of the optimized WEA method

有研究〔24〕表明，结合生物降解和毒性测试的WEA试验评估策略可用于间接排放的工业废水毒性评估，同时采用Zahn-Wellens试验作为筛选工具，可用于判断废水中有机物的生物降解性，并区分易生物降解有机物所引起的持久性和非持久性生物毒性，达到较好的毒性鉴别效果。WEA已被成功应用于造纸废水的生物毒性检测和评估〔25〕，采用Zahn-Wellens试验进行预处理，结合基于效果表征的毒性试验，确定工业废水水质特性，并区分持久性毒性与非持久性毒性。针对造纸废水，对13家造纸厂使用不同类型纤维素作为原料的20份废水样品进行藻类、水蚤、发光细菌、鱼卵急性毒性试验和Umu（UV mutable）遗传毒性试验，采用固相微萃取（SPME）对蓄积性物质进行富集分析，通过发光细菌试验发现，50%的造纸废水样品具有中等毒性，4家造纸厂废水具有较高藻类毒性，但水蚤、鱼卵和Umu试验未检出废水具有急性毒性或遗传毒性，且废水整体表现出较低的蓄积性水平，进一步采用Zahn-Wellens试验对造纸废水中的磨木浆废水进行筛选分析，结果发现其对藻类和发光细菌均无毒性效应，表明造纸废水的发光细菌毒性与磨木浆无关。

由此可见，与理化检测手段相比，生态毒性检测在针对废水毒性评价的完整性及准确性方面已有较大幅度提升。尽管这些较为完善的废水生态毒性评价方法在国际上已被较多应用，但其在使用过程中也存在诸多局限性，如表1所示。

表1 不同评价体系特点和应用范围比较Table 1 Comparison in the characteristics and application fields of different evaluation methods

1.2 受试生物的选择

在废水生物毒性检测的实际应用中，许多研究会选用适用性较为广泛的物种，由于鱼类为脊椎动物，处于较高的水生营养层级，故采用鱼类进行废水毒性试验较为普遍，广泛应用的物种如国际标准试验鱼种之一的斑马鱼（Danio rerio），具有体积小、繁殖力强、发育快、生命周期短和体外受精等特点，较易在不同实验室进行培育，且其胚胎呈透明状，在各类胚胎试验时较易观察〔26〕。对受试生物的选择通常还会结合废水性质与受试生物的适用性，如Xiurong CHEN等〔27〕利用小球藻（C. vulgaris）可降解对苯二酚这一特性来降低对苯二酚废水的毒性；I. LERIS等〔28〕选择食蚊鱼（G. holbrooki）对橄榄厂废水进行急性毒性评价，主要是因为该物种易获得，易培育，且在橄榄油产区广泛分布。此外，废水毒性评价对受试生物的选择还应考虑本土化特点，如美国采用大型红藻（Champia parvula）和黑头软口鲦（Pimephales promelas）〔29〕，澳大利亚采用大型褐藻（Hormosira banksii）和紫斑鮈鱼（Mogurnda mogurnda）〔30〕，新西兰采用三角褐指藻（Phaeodactylum tricornutum）和大塘鮈鲤（Gobiomorphus cotidianus）〔31〕等。表2主要归纳了部分藻类、水蚤和鱼类作为受试物种在工业废水和城市污水综合毒性评估中的应用情况。

表2 不同受试物种在废水毒性生物监测中的应用情况Table 2 Application of different test species in the biological monitoring of wastewater toxicity

1.3 废水综合毒性分级评价方法

目前，国际上已有基于生态毒性的废水综合安全性评价分级方法，如潜在毒理学法（Potential toxicology method，pT法）、毒性单位分类系统法（Toxicity unit classification system，TU法）和潜在生态毒性效应探测法（Potential ecotoxic effects probe，PEEP法）〔50〕等。

1.3.1 pT法

pT法是将废水按几何级数稀释成系列样品，稀释系数为2，随后对所有水样采用标准受试生物进行毒性测试，产生20%生物学效应时对应的稀释比例为1∶X时，其毒性风险以pT值输出，表示对受试生物无任何毒性作用时的稀释次数〔51〕，可采用式（1）进行计算。

其中，X表示样品稀释倍数。通过该方法可将废水毒性风险大致分为6级：0级（无风险，pT=0）、Ⅰ级（极轻微风险，pT=1）、Ⅱ级（轻微风险，pT=2）、Ⅲ级（中等风险，pT=3）、Ⅳ级（较高风险，pT=4）、Ⅴ级（严重风险，pT≥5）。pT法可作为一种管理工具来评估和比较工业废水的相对毒性危害，进而对存在潜在毒性风险的废水排放采取相应措施，降低工业废水排放对受纳水体的毒性风险。

1.3.2 TU法

TU法最初由G. PERSOONE等提出〔8〕，采用一系列生物急性毒性测试，将导致受试生物某项生物效应抑制率或死亡率达到50%所对应的毒物浓度（EC50或LC50）转化为TU毒性单位，并建立用于量化废水毒性程度的评价系统，其计算如式（2）所示。

通过TU法可将废水毒性等级分为5级：Ⅰ级（无毒性，TU<0.4）、Ⅱ级（轻微毒性，0.4≤TU<1）、Ⅲ级（中度毒性1≤TU<10）、Ⅳ级（重度毒性，10≤TU<100）、Ⅴ级（剧毒性，TU≥100）。TU法成本较低，可适用于不同类型水样，具有较高的通用性和灵活性，且测试时无需对样品进行稀释。J. MANKIEWICZ-BOCZEK等〔52〕在TU法基础上进一步拓展归纳了漫滩地表水、沉积物和土壤的潜在毒性数据，提出并评估了基于一系列生物试验的毒性分类系统的有效性，并成功验证了所建立的毒性分类系统可用于包括地表水、沉积物和漫滩土壤的常规监测。

1.3.3 PEEP法

PEEP法是从加拿大保护圣劳伦斯河生态安全行动衍生出的方法，用于比较排入受纳水体废水的潜在毒性风险。PEEP指数将每种点源的毒性负荷表示为一个单一数值，通过一系列不同营养层级和毒性效应类型的生物试验来确定，废水PEEP指数值越高，表明其对水生生物种群的潜在危害就越大，其计算如式（3）所示。

式中：Ti——受试废水的毒性单位；

N——评价所使用的生物毒性指标数量；

n——试验次数；

Q——排水流量，m3/h。

通过PEEP法可将废水风险等级分为5级：Ⅰ级（无风险，PEEP<2）、Ⅱ级（较低风险，2≤PEEP<3）、Ⅲ级（中等风险，3≤PEEP<4）、Ⅳ级（较高风险，4

2 国内废水综合毒性测试应用状况分析

目前，我国已发布施行的部分水质标准虽然引入了生态毒性测试，但仍存在诸多不足。在物种选择方面，现行的水质生态毒性测试国家标准主要包括《水质 急性毒性的测定 发光细菌法》（GB/T 15441—1995）、《水质 物质对蚤类（大型蚤）急性毒性测定方法》（GB/T 13266—1991）、《水质 物质对淡水鱼（斑马鱼）急性毒性测定方法》（GB/T 13267—1991），所采用的受试物种包括明亮发光杆菌（Photobacterium phosphoreum T3sp.）、大型蚤（Daphnia magna）、斑马鱼（Brachydanio rerio）等，然而，这些方法的试验内容大多为国外标准方法的转化，受试物种均为国外标准物种，并未涉及本土标准物种。除上述国家标准外，我国也颁布实施了部分水质毒性检测的行业标准，如《水质 急性毒性的测定 斑马鱼卵法》（HJ 1069—2019）采用斑马鱼卵评价受试水样的急性毒性，但由于鱼卵与成鱼对有毒物质的敏感度不同，因此仅通过鱼卵试验评价废水毒性会造成一定偏差。此外，我国一些地方标准也采用多种不同的受试生物，如广东省的《诸氏鲻虾虎鱼毒理学评价》（DB44/T 2340.1—2021）采用诸氏鲻虾虎鱼（Mugilogobius chulae），黑龙江省的《水质 生物毒性的测定 发光细菌快速测定法》（DB23/T 2750—2020）采用青海弧菌Q67（Vibrio-qinghaiensissp.-Q67）。同样地，上述行业标准及地方标准所使用的受试生物多为外来物种，无法满足标准受试物种世代短、子代多、易于在国内实验室饲养繁殖等要求，其中青海弧菌虽然是我国特有物种，但目前还未有充足的数据结果将其标准化。由此可见，我国虽然已有较多生态毒性测定标准方法，但大多为国外标准的转化，在国内的实际应用存在较多不适用性。

在评价体系方面，现阶段我国针对不同行业废水排放的多项国家和地方标准中已增加了生物综合毒性指标，如表3所示，但对比国外较为成熟的评价体系，我国对废水排放的环境健康风险控制仍主要基于理化指标，尚未形成类似WET、DTA和WEA等涵盖不同营养层级水生生物、不同生物毒性终点、直接以组合生物毒性分析技术获取评估废水排放潜在环境影响的通用技术体系与相关技术标准。此外，因缺少系统研究与应用，现有废水排放标准中的物种选择及生物毒性指标限值规定主要参考国外，有待结合我国实际情况进一步优化和完善。

表3 中国现有涵盖生物毒性指标的国家和地方标准Table 3 Current national and local standards containing biological toxicity indicators in China

3 废水综合毒性评价方法本土化的思考和建议

我国于2008年在《制药工业水污染物排放标准》（GB 21903—2008~GB 21908—2008）中首次引入了综合毒性指标，即“急性毒性（HgCl2毒性当量计）”，主要采用发光细菌法检测废水综合毒性并进行分级，HgCl2毒性当量指标限值为0.07 mg/L，这标志着我国针对工业废水处理及排放的环境影响评估体系已逐渐从单一化学指标向生物毒性综合指标进行完善。随着我国对生态环境质量的日益重视，国务院办公厅于2022年发布了《新污染物治理行动方案》，针对具有持久性、生物蓄积性、致癌、致突变、生殖毒性的新污染物环境风险隐蔽、种类繁多、常规管控不足以管控其环境风险等特点，制定了以环境风险预防为主的治理策略。根据我国发布的《持久性、生物累积性和毒性物质及高持久性和高生物累积性物质的判定方法》（GB/T 24782—2009），《新化学物质环境管理办法》和《新化学物质申报登记指南》所提出的新化学物质PBT鉴别技术方法，兼顾PBT特性评估将是我国污染物风险管控的必然趋势。在国外已有的废水毒性评估方法体系中，WEA方法更符合我国监管需求，但其体系较为庞杂，涵盖欧盟各成员国生态环境保护的共性和个性化需求，因此其所涉及的试验方法、试验生物与试验体系不可直接照搬应用于我国。因此，针对我国工业废水综合毒性评估和管控的现状与不足，为尽可能降低我国废水排放的环境危害影响，结合国内外相关研究和应用现状，在建立废水综合毒性评价方法体系时应综合考虑如下几个方面。

3.1 物种选择

废水综合毒性测试所使用的受试物种对不同污染物的敏感性和耐受性存在差异性，有些受试物种可能因为缺乏某些必需元素，在试验过程中会对部分有毒物质表现出异常敏感反应，因此需设置多个受试物种和不同的毒性测试终点来评估废水综合毒性。此外，受试物种的暴露史、敏感性和生活方式等也会对测试结果产生影响，受试物种的选择还需考虑其对有毒物质的耐受性〔54〕。因此，在制定废水综合毒性控制标准时，首先应重点考虑受试物种的适配性。

在选择废水综合毒性受试物种时，建议考虑选用具有生态学意义的、适用于我国废水水质的模式物种，并同步提高本土物种的标准化水平。选择物种需要考虑区域相关性，具有易于饲养、繁殖能力强以及幼年时期较易存活等特点，在毒性试验测试过程中，需满足对暴露试验样品具有较好的剂量-效应关系，这样在前期进行试验时所得出的数据才具有可靠性。若所选物种在不同类型的试验中均有较高的可重复性，即可围绕选定物种开展大量重复试验将随机性降到最低，通过足够的数据支持将该物种选为标准物种。

目前，我国生态环境部发布的《淡水生物水质基准推导技术指南》（HJ 831—2022）中推荐了45种受试生物，评估结果的有效性应包括多个营养层级生物的试验结果，可获得较为综合的毒性评价结果。本土标准物种的研究也在持续推进中，稀有鮈鲫（Gobiocypris rarus）这一研究较为成熟的本土特有模式鱼种已被列入我国化学品生态风险评估相关法规，并先后出台了相关标准试验方法《化学品 稀有鮈鲫急性毒性试验》（GB/T 29763—2013）、《化学品稀有鮈鲫幼体生长试验》（GB/T 41692—2022）等，为本土标准物种在我国废水综合毒性评估中的应用奠定了基础。

3.2 试验流程

作为化学品生产、使用、销售大国，我国的废水组分复杂，废水组分会随其排放时间的变化而发生改变，进而对废水样本的代表性产生影响，对采用化学方法分析废水组分造成干扰。此外，暴露方式的不同（如间歇性和持续性暴露）也会影响废水组分对受试物种的毒性效应结果。为了确保试验程序可以适用于不同废水组分对受试物种的刺激浓度，可在获取我国废水基础毒性数据基础上，结合我国现有的技术与投入水平，参考OSPAR的优化方式在WEA体系基础上进行合理优化，使之更适合我国的废水综合毒性评估。

目前，我国生态毒性试验方法主要包括急性毒性、遗传毒性和生物蓄积性3方面，其中遗传毒性试验周期长且费用高，对于快速分析废水综合毒性具有一定难度，对于特定的废水，生物蓄积试验结果可作为遗传毒性的表征指标，因此可先进行生物蓄积试验，再判断是否有必要进行进一步遗传毒性试验。大量试验研究表明，化学物质产生急性毒性的浓度比其遗传毒性浓度平均高1个数量级，因此急性毒性也可作为遗传毒性的一个指标，并作为是否需进行慢性毒性试验的依据〔20〕。由于上述废水综合毒性试验流程的简化依据还尚未得到普遍证实，根据签署国际评价体系的应用流程，未来我国可基于各类相关研究结果开展进一步试验探究，形成并建立适用于我国废水综合毒性评价的快捷试验流程。

3.3 评价方法

现有的废水常规标准中已包括多项单一和综合的理化参数，并规定了相应最大允许浓度（MPC），因此可根据相应MPC来评估废水的潜在毒性效应。然而，实际废水中通常含有多种已知和未知的化学物质，采用MPC很难直接而全面地评价废水综合安全性〔55〕。由于化学分析方法本身存在局限性，因此废水综合毒性评价可以作为化学分析的重要补充。

将化学分析与生物分析相结合已被认为是一种有效的水质综合安全性评价方法，综合比较现有评价方法，我国在对其本土化过程中应依据我国废水水质情况进行改进和完善，可对比参考国外已有成功经验，根据所选定的受试物种、测试方法及所获得的毒性参数，制定可全面反映废水不同毒性等级的评价体系，同时兼顾我国不同工业行业废水污染物排放标准限值，针对不同毒性或风险等级的废水制定相应的处理流程和排放标准，并对直接排放废水和处理达标后排放废水分别制定相应的管控标准，也可根据废水排放受纳水环境类别制定相应的评价方法。

4 建议与展望

针对废水污染物排放，我国目前仍主要依据排放标准中特定化学物质或部分综合指标对点源污染物限值进行控制，然而多数工业废水经过有效处理后虽然可以满足排放标准要求，但可能仍具有较强的生物毒性，对水环境有潜在的危害风险。在废水排放综合毒性这一方面，我国仍缺乏完善的毒性综合指标，也尚无相应的废水综合毒性评价方法体系，因此亟需开发并建立适合我国国情的废水毒性控制指标和评价方法。基于此，后期可在以下方面开展进一步研究。

1）根据我国废水污染物特征、排放方式、受纳水环境质量等实际状况，综合考虑各代表性物种的生存方式及其对有毒污染物的敏感度等因素，优化并筛选受试物种，在国外已有废水综合毒性评价体系基础上建立我国本土化的评价方法体系，全面评价废水水质安全性。

2）针对我国不同工业行业废水的水质特点和特征污染物，建立符合我国国情的废水综合毒性控制指标体系、标准限值及综合毒性风险管控体系，确保水生态安全。