根据本文所筛选数据尚不能得出我国海洋生物重金属铅的海水ACRPb。在此引用美国EPA的中金ACRPb值51.29。用模型外推法，属铅水质当前使用的基准模型外推法以log-triangular 分布的敏感度模型和 log-normal分布的敏感分布模型为主。在 USEPA 导则中使用的定值模型为 log-triangular 分布的敏感度模型，而在欧盟的研究相关导则中则采用的是 log-normal 分布的敏感度模型。这两个模型的海水主要差别在于所用毒性数据对最后的水质基准定值的影响。节所推导铅的中金HSWC，应用ACR评价因子所推导的属铅水质铅LSWCbio为5.36µg/L。

LSWCfood推导LSWCfood由污染物的基准安全摄入量及生物富集因子反演而得。LSWCfoodPb计算公式如式3所示。定值

式中：n为人类食用水产品而摄入的研究污染物占日均允许总摄入量的比例，此处取10%；TOXoral：污染物的海水日均安全摄入量，此处取WHO推荐值3.57µg/（kg·bw）；m为日均水产品摄入量，中金本文取中国统计年鉴2014全国居民人均水产品消费量0。属铅水质029kg/d；BCF为富集因子，出于审慎起见，推导LSWCfood时引用最高的贝类富集因子935L/kg。

假设人均体重为60kg，因此LSWCfood计算值为0.8µg/L。

三、讨论

1、基准定值方法比较本文在同一毒性数据集下，评价因子与模型外推法定值所得差异较大，在水质高值的推导中，差异百倍（表3）。纵观不同的定值方法，各方法的共同之处在于寻求一个对所关注的特定污染物“最为”敏感的物种对该污染物的忍受限值，而后由此忍受限值推导（外推）该污染物的水质基准用于保护绝大多数水生生物的安全。

而由已知的、有限的生物对特定污染物的毒性数据推算未知的、对关注污染物“最为”敏感生物的毒性数据，评价因子法和模型外推法出现了分歧。评价因子法的有效性和选择适用的评价因子在某种程度上强烈依赖于单个最敏感生物的毒性值，属经验方法。而模型外推法基于物种敏感度分布理论，该理论认为不同门类的生物，由于生活史、生理构造、行为特征和地理分布的不同而产生了差异性，这些物种的差异在毒理学上反映为不同的生物对同一污染物的敏感性存在着差异，而这些敏感性差异遵循一定的概率分布模型。基于物种敏感度分布理论的模型外推法，在毒性数据的利用度、理论支持上要优于评价因子法。

虽然模型外推法逐渐成为水质基准定值首推方法，但由模型外推法推导的水质基准值也面临一定的限制，因此各国在模型外推法中往往也糅合评价因子法，以弥补数据不足带来的不确定性。

2、各国铅海水水质基准值比较

本文水质基准定值与各国/组织基准定值比较见表3所示。本文评价因子法所定HSWC及LSWCbio值与欧盟定值较为接近；而采用模型外推法所推导的HSWC则存在较大差异，其主要原因为：我国海洋生物区系生物对铅的敏感度分布与欧盟受试生物区别较大。在欧盟所采用急性毒性数据中，其最敏感藻类的毒性值较本文最低值小10倍；而其耐受物种的急性毒性值约为本文最大值的1/5。因此在同样的推导模型下，本文与欧盟所定基准值的差异主要来源于各区域生物的毒性敏感性的不同，这也从一个侧面反映出了以我国本土生物的毒性数据建立适合我国生物区系的海水水质基准的必要性。
 

相似地，本文所定HSWC值与美国EPA定值差异不大。然而由毒性数据筛选于知网文献数据库、USEPAECOTOX及补充毒性试验。为保证所建立的铅海水水质基准符合我国海洋生物区系生物对特定污染物的耐受能力，本文所甄选生物毒性数据皆由栖息于我国境内的海水水生生物的毒性试验所得，毒性数据甄选原则为：适合的试验方法，包括对照试验及水质监控；

以受试生物的死亡或生长作为急性试验终点，以半致死浓度LC50或半效应浓度EC50表征；以受试生物幼体早期试验的畸形率、生长发育作为慢性毒性试验终点；针对同种生物、不同时长的毒性试验所得毒性数据，以其几何均值作为最终采纳值；针对同种生物不同生命阶段所得毒性数据，以其几何均值作为最终采纳值。

同时，针对模型推导基准，为了能使海水水质基准贴近真实的海洋生境，并考虑营养层级生物对同一污染物敏感性的差异，以及出于对拟合假设检验的考虑，用于推导水质基准的毒性数据须有一定的代表性（如表1所示，以生物门类表示）。在本文设定中，须获得5个门类生物、8种不同生物的毒性数据用于推导海水水质基准。这5个门类生物为：藻类（包括原生界的单细胞藻类）、节肢动物门（甲壳类）、脊索动物门（鱼类）、软体动物门（贝类等）及其它动物门的水生生物。其中藻类、甲壳类和鱼类的毒性数据必须具备。及设置海水水质基准高值(HSWC)针对的是高浓度污染物短期对生物的毒性效应,在此以海生生物的急性毒性值推导海水水质基准高值。可知，美国在推导其水质基准时所引入数据集要求（不含藻类数据）与模型拟合方式与本文皆不相同。本文HSWC与美国EPA定值相近或存在偶然因素。这也从另一方面反映数据选用以及拟合的模型不同，最终得出的水质基准亦不尽相同。

四、结论

1、我国海生生物金属铅的急性毒性试验相对于慢性毒性试验，积累了更多的毒理学数据。其中绿藻纲小球藻（Chloerllaspp）对铅最为敏感，而双壳纲菲律宾蛤子（Ruditapesphilippinarum）对铅毒性的耐受性最强。

2、基于我国海生生物的急性毒性数据，采用log-normal分布的敏感度模型推导出铅的HSWC为275µg/L。

3、采用log-normal分布的敏感性模型及急慢性比值推导出铅的LSWCbio为5.36µg/L；以安全摄入量及生物富集一直反演的铅LSWCfood为0.8µg/L。最终铅的LSWC为0.8µg/L。

4、目前水质基准的定值推导方法主要为评价因子法和模型外推法。模型外推法在毒性数据的利用和理论支持上要优于评价因子法。在毒性数据集满足要求时推荐应用模型法推导水质基准值。

5、水质基准定值过程是一个无限逼近“真值”的过程：随着毒性数据的积累及定值方法的完善，水质基准须相应更新。

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