根據本文所篩選數據尚不能得出我國海洋生物重金屬鉛的海水ACRPb。在此引用美國EPA的中金ACRPb值51.29。用模型外推法，属铅水质當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為主。在 USEPA 導則中使用的定值模型為 log-triangular 分布的敏感度模型，而在歐盟的研究相關導則中則采用的是 log-normal 分布的敏感度模型。這兩個模型的海水主要差別在於所用毒性數據對最後的水質基準定值的影響。節所推導鉛的中金HSWC，應用ACR評價因子所推導的属铅水质鉛LSWCbio為5.36µg/L。

LSWCfood推導LSWCfood由汙染物的基准安全攝入量及生物富集因子反演而得。LSWCfoodPb計算公式如式3所示。定值

式中：n為人類食用水產品而攝入的研究汙染物占日均允許總攝入量的比例，此處取10%；TOXoral：汙染物的海水日均安全攝入量，此處取WHO推薦值3.57µg/（kg·bw）；m為日均水產品攝入量，中金本文取中國統計年鑒2014全國居民人均水產品消費量0。属铅水质029kg/d；BCF為富集因子，出於審慎起見，推導LSWCfood時引用最高的貝類富集因子935L/kg。

假設人均體重為60kg，因此LSWCfood計算值為0.8µg/L。

三、討論

1、基準定值方法比較本文在同一毒性數據集下，評價因子與模型外推法定值所得差異較大，在水質高值的推導中，差異百倍（表3）。縱觀不同的定值方法，各方法的共同之處在於尋求一個對所關注的特定汙染物“最為”敏感的物種對該汙染物的忍受限值，而後由此忍受限值推導（外推）該汙染物的水質基準用於保護絕大多數水生生物的安全。

而由已知的、有限的生物對特定汙染物的毒性數據推算未知的、對關注汙染物“最為”敏感生物的毒性數據，評價因子法和模型外推法出現了分歧。評價因子法的有效性和選擇適用的評價因子在某種程度上強烈依賴於單個最敏感生物的毒性值，屬經驗方法。而模型外推法基於物種敏感度分布理論，該理論認為不同門類的生物，由於生活史、生理構造、行為特征和地理分布的不同而產生了差異性，這些物種的差異在毒理學上反映為不同的生物對同一汙染物的敏感性存在著差異，而這些敏感性差異遵循一定的概率分布模型。基於物種敏感度分布理論的模型外推法，在毒性數據的利用度、理論支持上要優於評價因子法。

雖然模型外推法逐漸成為水質基準定值首推方法，但由模型外推法推導的水質基準值也麵臨一定的限製，因此各國在模型外推法中往往也糅合評價因子法，以彌補數據不足帶來的不確定性。

2、各國鉛海水水質基準值比較

本文水質基準定值與各國/組織基準定值比較見表3所示。本文評價因子法所定HSWC及LSWCbio值與歐盟定值較為接近；而采用模型外推法所推導的HSWC則存在較大差異，其主要原因為：我國海洋生物區係生物對鉛的敏感度分布與歐盟受試生物區別較大。在歐盟所采用急性毒性數據中，其最敏感藻類的毒性值較本文最低值小10倍；而其耐受物種的急性毒性值約為本文最大值的1/5。因此在同樣的推導模型下，本文與歐盟所定基準值的差異主要來源於各區域生物的毒性敏感性的不同，這也從一個側麵反映出了以我國本土生物的毒性數據建立適合我國生物區係的海水水質基準的必要性。
 

相似地，本文所定HSWC值與美國EPA定值差異不大。然而由毒性數據篩選於知網文獻數據庫、USEPAECOTOX及補充毒性試驗。為保證所建立的鉛海水水質基準符合我國海洋生物區係生物對特定汙染物的耐受能力，本文所甄選生物毒性數據皆由棲息於我國境內的海水水生生物的毒性試驗所得，毒性數據甄選原則為：適合的試驗方法，包括對照試驗及水質監控；

以受試生物的死亡或生長作為急性試驗終點，以半致死濃度LC50或半效應濃度EC50表征；以受試生物幼體早期試驗的畸形率、生長發育作為慢性毒性試驗終點；針對同種生物、不同時長的毒性試驗所得毒性數據，以其幾何均值作為最終采納值；針對同種生物不同生命階段所得毒性數據，以其幾何均值作為最終采納值。

同時，針對模型推導基準，為了能使海水水質基準貼近真實的海洋生境，並考慮營養層級生物對同一汙染物敏感性的差異，以及出於對擬合假設檢驗的考慮，用於推導水質基準的毒性數據須有一定的代表性（如表1所示，以生物門類表示）。在本文設定中，須獲得5個門類生物、8種不同生物的毒性數據用於推導海水水質基準。這5個門類生物為：藻類（包括原生界的單細胞藻類）、節肢動物門（甲殼類）、脊索動物門（魚類）、軟體動物門（貝類等）及其它動物門的水生生物。其中藻類、甲殼類和魚類的毒性數據必須具備。及設置海水水質基準高值(HSWC)針對的是高濃度汙染物短期對生物的毒性效應,在此以海生生物的急性毒性值推導海水水質基準高值。可知，美國在推導其水質基準時所引入數據集要求（不含藻類數據）與模型擬合方式與本文皆不相同。本文HSWC與美國EPA定值相近或存在偶然因素。這也從另一方麵反映數據選用以及擬合的模型不同，最終得出的水質基準亦不盡相同。

四、結論

1、我國海生生物金屬鉛的急性毒性試驗相對於慢性毒性試驗，積累了更多的毒理學數據。其中綠藻綱小球藻（Chloerllaspp）對鉛最為敏感，而雙殼綱菲律賓蛤子（Ruditapesphilippinarum）對鉛毒性的耐受性最強。

2、基於我國海生生物的急性毒性數據，采用log-normal分布的敏感度模型推導出鉛的HSWC為275µg/L。

3、采用log-normal分布的敏感性模型及急慢性比值推導出鉛的LSWCbio為5.36µg/L；以安全攝入量及生物富集一直反演的鉛LSWCfood為0.8µg/L。最終鉛的LSWC為0.8µg/L。

4、目前水質基準的定值推導方法主要為評價因子法和模型外推法。模型外推法在毒性數據的利用和理論支持上要優於評價因子法。在毒性數據集滿足要求時推薦應用模型法推導水質基準值。

5、水質基準定值過程是一個無限逼近“真值”的過程：隨著毒性數據的積累及定值方法的完善，水質基準須相應更新。

聲明：本文所用圖片、文字來源《海水中金屬鉛水質基準定值研究》，版權歸原作者所有。如涉及作品內容、版權等問題，請與本網聯係

相關鏈接：鉛，海水，水質基準