（1）評價因子法：根據歐盟水質基準推導導則，海水不同的中金毒性數據集所引入的不確定性各不相同，因此針對不同的属铅水质數據情況設定不同的評價因子（10～1000）。根據歐盟導則，基准由所收集的定值急性毒性數據已具備了特定汙染物對3個營養層級生物（藻類、甲殼類和魚類）的研究毒性數據，評價因子選擇為100，海水以3個營養層級生物急性毒性值最低者小球藻（Chloerllaspp）毒性值0.220mg/l計算，中金應用評價因子法所推導的属铅水质鉛的HSWC值為2.20µg/L。
（2）模型外推法：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。
根據美國EPA推導方法，中金選擇積累概率P最接近0.05的属铅水质4個毒性數據—小球藻（Chloerllaspp）、中國對蝦（Penaeuschinensis）、半滑舌鰨（CynoglossussemilaeνisGűnther）及櫛孔扇貝（Chlamysfarreri）急性毒性數據用於擬合log-triangular分布的敏感度模型，這樣的4組毒性值可提供最有效的信息用於保護95%水生生物不受特定汙染物的不利影響。應用logtriangular模型外推定值鉛的HSWC值為145µg/L。
根據受試生物毒性數據分布特征由所確立毒性數據篩選原則，采用棲息於我國境內的海生生物的毒性試驗數據用於推導金屬鉛的海水水質基準，數據如表2所示。毒性數據包括12組急性毒性數據、3組慢性毒性數據及兩組生物富集數據，涵括6個門類，8個綱海生生物，覆蓋藻類、甲殼類、魚類3個營養層級代表生物。所篩選急性毒性數據對數化後分布為正態分布，根據歐盟水質推導導則，將所篩選數據用於擬合log-normal分布的敏感度模型，如圖3所示。設定保護目標值為海洋生境中95%的生物免受重金屬鉛的不利影響，由log-normal分布的敏感度模型定值的鉛的HSWC值為275µg/L。
log-triangular分布的敏感度模型中隻有累積概率接近0.05的4個毒性值可影響到最後水質基準的定值，即USEPA認為毒性值積累概率接近0.05的毒性值較之其他的毒性值更能為推導基準值提供更多的信息，因而這些毒性值在基準的定值上占據了很大的權重。值得指出的是，在毒性數據個數少於20個（USEPA規定的為59）時，隻能選擇4個數值最小的毒性數據用於推導基準值，這在數理上並不能保證基準值可確保生境中95%的生物安全。與此相反，在log-normal分布的敏感度模型中，每一毒性數據都參與了水質基準的定值，這在某種程度上減輕了個別異常低值對最後水質基準定值的影響。
由於log-triangular分布和log-normal分布的理論基礎都是物種敏感度分布，隻是在擬合方法上存在差異，這很難說哪種擬合方法更優。然而，考慮到對現有毒性數據的充分利用，即減輕異常低值可能對最後水質基準的影響，以及正態分布的應用範圍較之三角分布的應用廣泛，本文在此采用log-normal擬合結果275µg/L作為鉛海水水質基準高值。
3、鉛海水水質基準低值推導
（1）評價因子法
設置水質基準低值的目的在於考慮低濃度汙染物長期作用對水生生物所產生非致命效應的影響，這些非致命效應包括水生生物的生長、繁殖、畸變。因此應以海生生物的慢性毒性值推導海水水質基準低值（LSWCbio）。
根據表2.1，由所收集慢性毒性數據，因隻具備特定汙染物對魚類的毒性數據，根據歐盟水質基準推導導則--評價因子選擇為1000，以半滑舌鰨（CynoglossussemilaeνisGűnther）慢性毒性值0.500mg/l計算。因此，應用評價因子法所推導的鉛的LSWCbio值為0.500µg/L。
（2）模型外推法
由表2，可用毒性數據隻有3組、兩個門類的生物慢性毒性數據，用lognormal分布的敏感度模型進行擬合，所得LSWCbio值為66.2µg/L。由於毒性數據量較少，代表性較差，LSWCbio定值為66.2µg/L存疑較大。在此，出於充分利用現有毒性數據的基礎考量，引用美國EPA提出的另一非經驗類評價因子—急慢性毒性比（ACR）用於推導LSWCbio。其推導公式如式2所示。
式中：ACR為急慢性比（Acute-ChronicRatio）。ACR為特定汙染物對同一生物的急性毒性與慢性毒性關係的一種反映：其為魚類、無脊椎動物和另一敏感水生生物的急慢性毒性比值的幾何均值。
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