根據(jù)本文所篩選數(shù)據(jù)尚不能得出我國海洋生物重金屬鉛的ACRPb。在此引用美國EPA的ACRPb值51.29。用模型外推法，當(dāng)前使用的模型外推法以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(dǎo)則中使用的模型為 log-triangular 分布的敏感度模型，而在歐盟的相關(guān)導(dǎo)則中則采用的是 log-normal 分布的敏感度模型。這兩個(gè)模型的主要差別在于所用毒性數(shù)據(jù)對最后的水質(zhì)基準(zhǔn)定值的影響。節(jié)所推導(dǎo)鉛的HSWC，應(yīng)用ACR評價(jià)因子所推導(dǎo)的鉛LSWCbio為5.36µg/L。

LSWCfood推導(dǎo)LSWCfood由污染物的安全攝入量及生物富集因子反演而得。LSWCfoodPb計(jì)算公式如式3所示。

式中：n為人類食用水產(chǎn)品而攝入的污染物占日均允許總攝入量的比例，此處取10%；TOXoral：污染物的日均安全攝入量，此處取WHO推薦值3.57µg/（kg·bw）；m為日均水產(chǎn)品攝入量，本文取中國統(tǒng)計(jì)年鑒2014全國居民人均水產(chǎn)品消費(fèi)量0。029kg/d；BCF為富集因子，出于審慎起見，推導(dǎo)LSWCfood時(shí)引用最高的貝類富集因子935L/kg。

假設(shè)人均體重為60kg，因此LSWCfood計(jì)算值為0.8µg/L。

三、討論

1、基準(zhǔn)定值方法比較本文在同一毒性數(shù)據(jù)集下，評價(jià)因子與模型外推法定值所得差異較大，在水質(zhì)高值的推導(dǎo)中，差異百倍（表3）?？v觀不同的定值方法，各方法的共同之處在于尋求一個(gè)對所關(guān)注的特定污染物“最為”敏感的物種對該污染物的忍受限值，而后由此忍受限值推導(dǎo)（外推）該污染物的水質(zhì)基準(zhǔn)用于保護(hù)絕大多數(shù)水生生物的安全。

而由已知的、有限的生物對特定污染物的毒性數(shù)據(jù)推算未知的、對關(guān)注污染物“最為”敏感生物的毒性數(shù)據(jù)，評價(jià)因子法和模型外推法出現(xiàn)了分歧。評價(jià)因子法的有效性和選擇適用的評價(jià)因子在某種程度上強(qiáng)烈依賴于單個(gè)最敏感生物的毒性值，屬經(jīng)驗(yàn)方法。而模型外推法基于物種敏感度分布理論，該理論認(rèn)為不同門類的生物，由于生活史、生理構(gòu)造、行為特征和地理分布的不同而產(chǎn)生了差異性，這些物種的差異在毒理學(xué)上反映為不同的生物對同一污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?；谖锓N敏感度分布理論的模型外推法，在毒性數(shù)據(jù)的利用度、理論支持上要優(yōu)于評價(jià)因子法。

雖然模型外推法逐漸成為水質(zhì)基準(zhǔn)定值首推方法，但由模型外推法推導(dǎo)的水質(zhì)基準(zhǔn)值也面臨一定的限制，因此各國在模型外推法中往往也糅合評價(jià)因子法，以彌補(bǔ)數(shù)據(jù)不足帶來的不確定性。

2、各國鉛海水水質(zhì)基準(zhǔn)值比較

本文水質(zhì)基準(zhǔn)定值與各國/組織基準(zhǔn)定值比較見表3所示。本文評價(jià)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(dǎo)的HSWC則存在較大差異，其主要原因?yàn)椋何覈Ｑ笊飬^(qū)系生物對鉛的敏感度分布與歐盟受試生物區(qū)別較大。在歐盟所采用急性毒性數(shù)據(jù)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(dǎo)模型下，本文與歐盟所定基準(zhǔn)值的差異主要來源于各區(qū)域生物的毒性敏感性的不同，這也從一個(gè)側(cè)面反映出了以我國本土生物的毒性數(shù)據(jù)建立適合我國生物區(qū)系的海水水質(zhì)基準(zhǔn)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(shù)據(jù)篩選于知網(wǎng)文獻(xiàn)數(shù)據(jù)庫、USEPAECOTOX及補(bǔ)充毒性試驗(yàn)。為保證所建立的鉛海水水質(zhì)基準(zhǔn)符合我國海洋生物區(qū)系生物對特定污染物的耐受能力，本文所甄選生物毒性數(shù)據(jù)皆由棲息于我國境內(nèi)的海水水生生物的毒性試驗(yàn)所得，毒性數(shù)據(jù)甄選原則為：適合的試驗(yàn)方法，包括對照試驗(yàn)及水質(zhì)監(jiān)控；

以受試生物的死亡或生長作為急性試驗(yàn)終點(diǎn)，以半致死濃度LC50或半效應(yīng)濃度EC50表征；以受試生物幼體早期試驗(yàn)的畸形率、生長發(fā)育作為慢性毒性試驗(yàn)終點(diǎn)；針對同種生物、不同時(shí)長的毒性試驗(yàn)所得毒性數(shù)據(jù)，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(shù)據(jù)，以其幾何均值作為最終采納值。

同時(shí)，針對模型推導(dǎo)基準(zhǔn)，為了能使海水水質(zhì)基準(zhǔn)貼近真實(shí)的海洋生境，并考慮營養(yǎng)層級生物對同一污染物敏感性的差異，以及出于對擬合假設(shè)檢驗(yàn)的考慮，用于推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)的毒性數(shù)據(jù)須有一定的代表性（如表1所示，以生物門類表示）。在本文設(shè)定中，須獲得5個(gè)門類生物、8種不同生物的毒性數(shù)據(jù)用于推導(dǎo)海水水質(zhì)基準(zhǔn)。這5個(gè)門類生物為：藻類（包括原生界的單細(xì)胞藻類）、節(jié)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(shù)據(jù)必須具備。及設(shè)置海水水質(zhì)基準(zhǔn)高值(HSWC)針對的是高濃度污染物短期對生物的毒性效應(yīng),在此以海生生物的急性毒性值推導(dǎo)海水水質(zhì)基準(zhǔn)高值?？芍绹谕茖?dǎo)其水質(zhì)基準(zhǔn)時(shí)所引入數(shù)據(jù)集要求（不含藻類數(shù)據(jù)）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。這也從另一方面反映數(shù)據(jù)選用以及擬合的模型不同，最終得出的水質(zhì)基準(zhǔn)亦不盡相同。

四、結(jié)論

1、我國海生生物金屬鉛的急性毒性試驗(yàn)相對于慢性毒性試驗(yàn)，積累了更多的毒理學(xué)數(shù)據(jù)。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(qiáng)。

2、基于我國海生生物的急性毒性數(shù)據(jù)，采用log-normal分布的敏感度模型推導(dǎo)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(dǎo)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(zhì)基準(zhǔn)的定值推導(dǎo)方法主要為評價(jià)因子法和模型外推法。模型外推法在毒性數(shù)據(jù)的利用和理論支持上要優(yōu)于評價(jià)因子法。在毒性數(shù)據(jù)集滿足要求時(shí)推薦應(yīng)用模型法推導(dǎo)水質(zhì)基準(zhǔn)值。

5、水質(zhì)基準(zhǔn)定值過程是一個(gè)無限逼近“真值”的過程：隨著毒性數(shù)據(jù)的積累及定值方法的完善，水質(zhì)基準(zhǔn)須相應(yīng)更新。

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