氧苯酮的水生生物水質基準及其生態風險評估?

洪威揚，邊均翠，徐夢琪，李正炎,2??

(1.中國海洋大學環境科學與工程學院，山東 青島266100；2.中國海洋大學海洋環境與生態教育部重點實驗室，山東 青島266100)

氧苯酮是目前常用的廣譜性紫外線吸收劑，它能有效吸收部分紫外光，防止紫外線照射到皮膚上造成光過敏損傷，故被廣泛添加于各類化妝品中，如防曬霜、乳霜和面霜等[1]。

氧苯酮主要通過娛樂活動(如游泳或淋浴等)和工業廢水排放進入水環境[2]。作為一種持久性有機污染物，氧苯酮在水環境中的半衰期為90 d～3 a[3]，因此，氧苯酮會導致水生態系統持續不斷地處于危害之中，對水生生物造成嚴重影響。同時由于氧苯酮在水生生態系統中存在普遍性和親脂性，很容易被各種水生生物(如藻類、珊瑚、魚類、浮游動物、節肢動物等)吸收，并沿食物鏈在更高級的消費者體內積累[4]。為減少水生生物以及水生態系統受到氧苯酮的危害，制定氧苯酮的水質基準迫在眉睫。

制定水質基準可以為水質標準提供相應的理論基礎，同時也對環境風險評價、環境損害鑒定評估以及水質評價具有重大意義[5]。目前國際上常用的制定水質基準的方法為評價因子法(AF)、物種敏感度分布法(SSD)和物種敏感度排序法(SSR)[6]，而對于氧苯酮的研究，國內外僅有學者通過評價因子法推導了氧苯酮預計無效應濃度(PNEC)，并沒有系統通過考慮各類生物的毒性數據推導氧苯酮的水生生物基準。因此，本研究對各類氧苯酮的水生生物毒性數據進行搜集篩選，并補充了相關毒理學試驗，通過物種敏感度分布法推導出氧苯酮的水生生物水質基準。還在此基礎上，通過商值法，對搜集自世界各地水體中的氧苯酮數據進行生態風險評估。

1 材料與方法

1.1 毒理學數據的搜集和篩選

本研究所搜集篩選的氧苯酮毒性數據主要來自美國環境保護局ECOTOX毒性數據庫(http://cfpub.epa.gov/ecotox/)和中國知網(http://www.cnki.com/)。

由于毒性數據的篩選對水質基準的推導極為重要，故本研究中所篩選的急性毒性數據，其暴露時間主要為96 h且毒性效應終點為死亡的半數致死濃度(LC50)[7-8]。慢性毒性數據采用的暴露時間不小于14 d，毒性效應終點為死亡、生長、發育和繁殖的無觀察效應濃度(NOEC)或最低可觀察效應濃度(LOEC)[7-8]。除此之外，對于具有多個毒性數據的物種，先去除偏離平均值超過一個數量級的數據，然后選取更敏感的測試終點以及相對暴露時間更長的毒性數據。

1.2 水生生物水質基準推導方法

本研究采用 SSD 法推導氧苯酮的水生生物水質基準。基于水生生物的急性毒性值，推導氧苯酮的短期水質基準( Short-term water quality criterion，SWQC)；基于水生生物的慢性毒性值，推導氧苯酮的長期水質基準 (Long-term water quality criterion，LWQC)。首先對各類水生生物的毒性數據進行正態分布檢驗，若不符合正態分布則應將毒性數據進行對數轉換并重新檢驗。隨后將所有毒性數據由小至大進行排列，同時按最小毒性值的等級(1級)、最大毒性值等級(N級)來分配相應等級(R)[7]。最后計算出各物種毒性值的積累概率(P)，相應公式如下：

P=R/(N+1)×100%。

(1)

利用Origin 2018軟件(OriginLab,Northampton,MA,USA)中的多種非線性曲線模型對處理后的數據進行擬合，對比模型擬合結果以及校正決定系數 (Adjusted coefficient of determination)R2和殘差平方和(Residual sum of squares)RSS的大小，選定擬合結果最好的模型，得出其P值為5%的條件下污染物危害濃度(Hazardous concentration)HC5[10]。其中：RSS越趨向0，模型擬合的隨機誤差效應越低；R2越趨向1，模型擬合優度越高。隨后依據擬合結果得到的HC5值進行水質基準計算，具體計算公式如下：

SWQC=HC5/AF。

(2)

式中：AF為評價因子，由于所搜集的有效毒性數據量超過 15 個且已覆蓋水生植物、無脊椎動物和脊椎動物這3個營養級，故本研究中AF取 2。

由于氧苯酮的慢性毒性數據不足，無法采用SSD法推導其相應的長期水質基準，故本研究采用US EPA 提出的急慢性比率法(Final acute chronic ratio,FACR)進行推導[11]，相應的計算公式如下：

LWQC=SWQC/FACR。

(3)

式中：FACR為 3 科及以上的水生生物急慢性比(Acute to chronic ratio,ACR) 的幾何平均值，而ACR中至少有一種魚類和一種無脊椎動物。

1.3 生態風險評價

本研究采用商值法(Risk quotient，RQ)對水體中氧苯酮的生態風險進行初步評價。以氧苯酮的環境暴露濃度最大值與其短期基準值的商來表征急性風險商，以氧苯酮的環境暴露濃度平均值與其長期基準值的商來表征慢性風險商[12]。當水體的風險商值RQ<0.1，表明氧苯酮對該水體中的暴露生物威脅程度較低，此時水環境處于相對安全狀態；當 0.11時，表明氧苯酮對該水體中的暴露生物威脅程度較高，此時水環境處于高風險狀態，并且隨著風險商值增大其生態風險程度也相應增加[12-13]。

1.4 毒性試驗

1.4.1 試驗材料 草魚(Ctenopharyngodonidella)，屬脊索動物門、鯉科，是一種典型的草食性魚類，廣泛分布于各大淡水水域中。同時它也是一種較為常用的試驗室模式水生生物[14]。

草蝦(Penaeusmonodon)，又稱斑節對蝦，屬節肢動物門、對蝦科，具有生長快、食性雜、生命力強等特點，被廣泛用于科學研究[15]。

稀有鮈鯽(Gobiocyprisrarus)，屬脊索動物門、鯉科，具有飼養方便、性成熟時間短、適應環境能力強以及可長期產卵等特點[16]。

草魚購于廣東廣州猛虎水產批發店，草蝦購于山東淄博皓之家水產批發店，稀有鮈鯽購于國家水生生物種質資源庫。試驗用氧苯酮(cas# 131-57-7)和其他消耗性試劑(如乙醇等)購于上海安譜試驗科技有限公司，均為分析純。

1.4.2 急性毒性試驗方法

1.4.2.1 草魚急性毒性試驗 試驗方法參考文獻[17]。試驗用草魚苗(C.idellus)規格：體長(31.6±3.4) mm，體質量(0.49±0.05) g。試驗開始前將草魚在室內魚缸中馴養一周，且馴養期間死亡率不高于5%。

預試驗：備8個容器，每個體積15 L，分別放入8 L溶液，試驗用水為經過24 h曝氣后的自來水，以一個容器為空白對照，一個容器為溶劑對照，試驗組濃度分別為0.05、0.1、0.5、1、5、10 mg/L。每個容器中放8條魚，在試驗開始前24 h停止喂食。保持試驗溶液溫度為(20±1) ℃。暴露時間為48 h。每24 h更換一次相同濃度溶液，每天觀察并記錄試驗情況，及時將死魚取出。其中對玻璃棒輕觸尾部沒有反應的個體即判定為死亡個體。

正式試驗：根據預試驗結果，采用半靜態試驗方法，設定氧苯酮溶液濃度分別為1.35、1.82、2.46、3.32、4.48 mg/L。選擇21個容器，每個容積15 L，分別放入10 L溶液，每個濃度組設置3組平行，同時設置空白對照組和溶劑對照組。隨機選取10尾魚放入每個試驗容器中，所有魚在30 min內轉移完畢。試驗過程中，每24 h更換一次相同濃度溶液，換液前、后分別測定各溶液溶解氧、pH和溫度，保持溶液溫度為(20±1) ℃、pH為7.97±0.34、溶解氧超過飽和溶解度的60%。試驗暴露周期為96 h，每天觀察并記錄受試魚死亡情況，及時清除死亡個體。

1.4.2.2草蝦急性毒性試驗 試驗方法參考文獻[17]，試驗用草蝦的體長為(19±4) mm，體質量為(0.09±0.03) g，試驗開始前將草蝦在室內魚缸中馴養一周，且馴養期間死亡率不高于5%。

預試驗：備8個容器，每個體積15 L，分別放入4 L溶液，其中一個容器為空白對照，一個為溶劑對照。試驗組濃度分別為 0.05、0.1、0.5、1、5、10 mg/L。每容器中放20尾蝦，在試驗開始前24 h停止喂食。保持試驗溶液溫度為(20±1) ℃，暴露時間為48 h。每24 h更換一次相同濃度溶液，每天觀察并記錄，及時將死蝦取出。

正式試驗：根據預試驗結果，采用半靜態試驗方法，設定氧苯酮溶液濃度分別為：1.35、1.82、2.46、3.32、4.48 mg/L。選擇21個容器，每個容積15 L，分別放入4 L溶液，每個濃度組設置3組平行，同時設置空白對照組以及溶劑對照組。隨機選取20尾蝦放入每個試驗容器中，所有魚在30 min內轉移完畢。試驗期間，每24 h更換一次相同濃度溶液，換液前、后分別測定各溶液溶解氧、pH和溫度，保持溶液溫度為(20±1) ℃、pH為7.97±0.34、溶解氧超過飽和溶解度的60%。試驗暴露周期為96 h，每天觀察并記錄受試蝦死亡情況，及時清除死蝦。

1.4.2.3 稀有鮈鯽胚胎急性毒性試驗 試驗方法參考文獻[17]。試驗開始前將稀有鮈鯽雌雄配對在室內魚缸中馴養，等到雌魚產卵，開始記錄產卵周期，并定期觀察產卵數量。正式試驗應在魚卵受精且數量足夠后立即開始，需挑選正常的受精卵(壞死的魚卵顏色呈白色)進行試驗。

預試驗：備4個24孔板，每孔放入2 mL溶液和一個胚胎，每個濃度組設10個胚胎，并設置空白對照以及溶劑對照組。試驗組濃度分別為 0.2、0.4、0.8、1.6、3.2、6.4 mg/L。每24 h更換1次相同濃度溶液，換液前、后分別測定各溶液溶解氧、pH和溫度，保持溶液溫度為(25±1) ℃、pH為7.84±0.21、溶解氧超過飽和溶解度的60%，暴露時間為96 h。每天用顯微鏡觀察并記錄死亡率，畸形率以及孵化率等指標。

正式試驗：根據預試驗結果，采用半靜態試驗方法，設定氧苯酮溶液濃度為2、2.8、3.9、5.5、7.7 mg/L以及空白對照和溶劑對照組。備7個24孔板，將正常的受精卵轉移到已預先調節的24孔板中，并裝入在3 h內配置的試驗溶液2 mL/孔。5個濃度組以及溶劑對照組在各自孔板上分配20枚卵，板內對照(空白)4個孔中分配4枚卵；空白對照組的培養板中分配24枚卵。試驗期間，每24 h更換一次相同濃度溶液，換液前、后分別測定各溶液溶解氧、pH和溫度，保持溶液溫度為(25±1) ℃、pH為7.97±0.34、溶解氧超過飽和溶解度的60%。試驗暴露周期為96 h，每天觀察并記錄胚胎的死亡率、孵化率、畸形率和異常率等指標，測試胚胎的觀察終點包括：胚胎凝固、缺少體節形成和缺乏心跳。

1.4.3 慢性毒性試驗方法

1.4.3.1 草蝦慢性毒性試驗方法 試驗方法參考文獻[17]，采用半靜態試驗方法，參考草蝦急性毒性試驗數據結果，設定氧苯酮溶液濃度分別為：35.8、53.7、80.6、120.9、181.4、272.1 μg/L。選擇24個容器，每個容積15 L，分別放入10 L溶液，每個濃度組設置3組平行，同時設置空白對照組以及溶劑對照組。隨機選取50尾蝦放入每個試驗容器中，所有魚在30 min內轉移完畢。試驗期間，每天定量喂食并更換一次相應濃度溶液，換液前、后分別測定各溶液溶解氧、pH和溫度，保持溶液溫度為(20±1) ℃、pH為7.84±0.21、溶解氧超過飽和溶解度的60%。試驗暴露周期為21 d，每天觀察并記錄受試蝦死亡情況以及行為變化，及時清除死蝦。

1.4.3.2 稀有鮈鯽慢性毒性試驗方法 試驗方法參考文獻[17]。根據胚胎急性毒性試驗結果，設定氧苯酮溶液濃度5組以及空白對照和溶劑對照組。試驗前期胚胎階段方案參照急性毒性試驗方案，每個濃度組設置3個平行，每個平行10個卵，約3 d左右，胚胎孵化后將其轉移至結晶皿繼續培養，每個結晶皿加入250 mL暴露液。試驗期間，每24 h更換一次相同濃度溶液。換液前、后分別測定各溶液溶解氧、pH和溫度，保持溶液溫度為(25±1) ℃、pH為7.97±0.34、溶解氧超過飽和溶解度的60%。此外，待胚胎孵化后，每天一并給仔魚喂食定量的搖蚊幼蟲，供其生長需求。試驗暴露周期為21 d，每天觀察并記錄胚胎以及仔魚的行為情況。胚胎的觀察終點包括：胚胎凝固、缺少體節形成和缺乏心跳。仔魚觀察終點包括：(1)死亡標志：體發白，不游動，沒有心跳，無機械性刺激異常表現。(2)異常表現：如畸形。(3)異常行為：如換氣過度、不協調的游泳、非典型的靜止和非典型的進食行為。

1.4.4 數據分析軟件 本研究采用IBM SPSS 25軟件(IBM Corp.,Armonk,NY,USA)對試驗所得的數據進行分析，計算出試驗物種的急性以及慢性毒性值。利用Origin 2018 軟件繪制試驗結果的擬合圖形，同時利用軟件中的模型擬合所搜集的急性毒性數據，以計算出HC5值。

2 結果

2.1 急性毒性試驗結果

2.1.1 草魚的急性毒性試驗結果 試驗中空白對照以及溶劑對照組平均死亡率均為0，暴露組1.35、1.82、2.46、3.32、4.48 mg/L的死亡率分別為3.3%、13.3%、26.7%、70%和100%。采用直線回歸法對試驗數據進行擬合分析。以氧苯酮試驗濃度為X，平均死亡率轉換的概率單位為Y，得到氧苯酮對草魚96 h急性毒性試驗的線性回歸方程為：

Y=0.329X-0.449，r2=0.972，p=0.002<0.05。

式中線性擬合圖見圖1(a)。通過概率分析得到草魚的96 h-LC50為2.841 mg/L，95%置信限為2.628～3.088 mg/L。

2.1.2 草蝦的急性毒性試驗結果 試驗中空白對照以及溶劑對照組平均死亡率均為0，暴露組1.35、1.82、2.46、3.32、4.48 mg/L的死亡率分別為36.7%、58.3%、73.3%、96.7%和100%。采用直線回歸法對試驗數據進行擬合分析。以氧苯酮試驗濃度為X，平均死亡率轉換的概率單位為Y，得到氧苯酮對草蝦96 h急性毒性試驗的線性回歸方程為：

Y=0.201X+0.191，r2=0.886，p=0.017<0.05。

式中線性擬合圖形見圖1(b)。通過概率分析得到草蝦的96 h-LC50為1.691 mg/L，95%置信限為1.462～1.870 mg/L。

2.1.3 稀有鮈鯽胚胎急性毒性試驗結果 急性毒性試驗結果見表1，采用胚胎死亡率來計算稀有鮈鯽的急性毒性值，利用直線回歸法對死亡率數據進行擬合分析。以氧苯酮試驗濃度為X，平均死亡率轉換的概率單位為Y，得到氧苯酮對稀有鮈鯽胚胎96 h急性毒性試驗的線性回歸方程為：

Y= 0.157X-0.187，r2=0.977，p=0.001<0.05。

式中線性擬合圖形見圖1(c)。通過概率分析得稀有鮈鯽的96 h-LC50為4.184 mg/L，95%置信區間為3.667～4.791 mg/L。

2.2 慢性毒性試驗結果

2.2.1 草蝦的慢性毒性試驗結果 試驗中空白對照以及溶劑對照組平均死亡率為6.7%，暴露組35.8、53.7、80.6、120.9、181.4和272.1 μg/L的死亡率分別為11.3%、18.7%、22%、25.3%、28.7%和70.7%。通過SPSS 25軟件中的Dunn-Sidak多組數據間差異分析，結果表明，從53.7 μg/L試驗組開始，蝦的死亡率與對照組出現顯著差異，經擬合分析得出氧苯酮對草蝦的NOEC(35.8 μg/L)、LOEC(53.7 μg/L)。

2.2.2 稀有鮈鯽慢性毒性試驗結果 稀有鮈鯽慢性毒性試驗結果見表2，通過SPSS 25軟件中的Dunn-Sidak多組數據間差異分析。結果表明：從71.7 μg/L試驗組開始，稀有鮈鯽的死亡率以及畸形率與對照組出現顯著差異；從39.8 μg/L試驗中開始，異常率與對照組出現顯著差異；對于孵化率而言，任何試驗組均與對照組無差別。本研究采用畸形率作為慢性毒性指標，得出氧苯酮對稀有鮈鯽的NOEC(39.8 μg/L)，LOEC(71.7 μg/L)。

2.3 篩選的毒性數據

通過搜集、篩選以及試驗得到的氧苯酮對水生生物的急性毒性數據涵蓋了7門、15科、21物種(見表3)；而慢性毒性數據涵蓋了5門、7科、9物種(見表4)。

表2 稀有鮈鯽慢性毒性試驗結果Table 2 Results of chronic toxicity test of Gobiocypris rarus

表3 氧苯酮的急性毒性數據Table 3 Acute toxicity data of oxybenzone

表4 氧苯酮的慢性毒性數據Table 4 Chronic toxicity data of oxybenzone

2.4 氧苯酮的水生生物水質基準

將篩選獲得以及試驗補充的的氧苯酮急性毒性數據進行 K-S 檢驗。經檢驗，毒性數據的對數值符合正態分布(雙尾顯著性值：0.2>0.05，均值2.779，標準偏差 0.888)，可用于急性水質基準推導。將不同物種的毒性數據的對數值作為橫坐標、其對應的累積概率值作為縱坐標繪制 SSD 曲線，通過Origin 2018中多種非線性函數模型進行擬合，得到了相應擬合曲線，其中 BoxLucas1、ExpDec2、BiDoseResp和LangevinMod模型的R2均大于97%，擬合結果較好，擬合圖形見圖2。結合曲線擬合表征參數值(見表5)，BiDoseResp 模型的R2最大且RSS最小，故該模型對毒性數據的擬合結果最好(見圖2(c)) ，選擇該模型數據推導水質基準值，其中HC5為4.262 μg/L，由AF 取值 2，則SWQC 為 2.131 μg/L。采用FACR法對LWQC值進行推導，根據6個物種計算得到的FACR值為18.86(見表6)，經計算 LWQC 為 0.113 μg/L。

表5 不同模型擬合氧苯酮急性毒性數據的表征參數Table 5 Characterization parameter of oxybenzone acute toxicity data fitted by different models

2.5 世界各地水環境中氧苯酮的生態風險評估

本文搜集篩選了來自世界各地典型水體(如河流、湖泊、近海海灣、污水處理廠等)中氧苯酮的環境暴露數據(見表7)。氧苯酮的暴露濃度范圍為0～1 395 000 ng/L，其中美國夏威夷圣約翰島海水中的氧苯酮濃度最高。經計算，在所搜集的水體數據中，各地水體的急性風險商的集中在0.001～65.46，急性風險商的平均值為3.04 ；慢性風險商則集中在0.011～650.4，其平均值為30.78。存在急性高風險的水體占所有研究水體的4.5%，急性中風險的水體占27.3%，急性低風險的水體68.2%，故在急性風險商中，主要以中低風險為主；而存在慢性高風險的水體占所研究水體的31.8%，慢性中風險的水體占22.7%，慢性低風險的水體占45.5%。由此可見，慢性風險商中，低、中、高風險的區別并不顯著。

表6 推導氧苯酮最終急慢性比率的毒性數據 Table 6 derived toxicity data for the final acute to chronic ratio of oxybenzone

表7 世界各地水域中氧苯酮的生態風險商值Table 7 Ecological risk quotient values of oxybenzone in waters around the world

續表7

3 討論

3.1 毒性試驗分析

通過急性毒性試驗，發現隨著氧苯酮含量的升高，草魚和草蝦明顯出現了游動遲緩，攝食無力等表現。這說明氧苯酮即使沒有導致生物死亡，也能對生物生理機能造成顯著的影響。而對于稀有鮈鯽胚胎試驗的觀察表明，氧苯酮能夠對胚胎的孵化以及存活產生不同程度的抑制作用，隨著濃度的升高，胚胎往往沒有孵化便已經畸形或者死亡，而對照組則沒有相應的陽性反應。Blüthgen等[26]研究表明，氧苯酮作為一種雌激素類似物，從而會導致涉及類固醇生成和激素通路的基因發生改變，影響魚類的胚胎發育及生殖受精等過程，這應該是造成相關毒性效應的根本原因。此外，Jannesson等[40]研究發現，氧苯酮作為一種內分泌和神經系統的干擾物，可以誘發魚類發育和出生缺陷，而本研究在稀有鮈鯽胚胎慢性試驗中也發現，添加不同濃度的氧苯酮后，幼魚發生了不同程度的畸形以及行為障礙，如抽搐、斜向游泳甚至不游動等。

3.2 水生生物水質基準分析

Yang等[18]篩選以及試驗補充用以推導氧苯酮PNEC值的毒性數據包含大型溞、日本青鳉和月牙藻的NOEC，通過AF法推導得出PNEC值為1.8 μg/L。而Paredes等[20]篩選以及試驗得出氧苯酮的毒性數據包含糠蝦、海膽、紫貽貝以及球等鞭金藻的NOEC，采用AF法推導得出PNEC值為0.013 9 μg/L。本研究所采用的毒性數據有日本青鳉、虹鱒魚、稀有鮈鯽、斑馬魚、金魚、大型蚤、草蝦、球等鞭金藻以及月牙藻的NOEC，采用FACR法推導出得出LWQC為0.113 μg/L，結果介于兩者之間，與兩個各差一個數量級。主要原因可能有以下幾點：(1)Yang等[17]和Paredes等[19]所采用的毒性數據較少，涵蓋的營養級不夠全面，且部分毒性數據暴露時長不足14 d，而本研究所采用的數據經過嚴格篩選，去除異常數據，且覆蓋面更大，更具有代表性；(2)Yang等[17]和Paredes等[19]采用AF法，僅通過幾個毒性數據中的最低值對氧苯酮PNEC值進行推導，而本研究采用的FACR值，綜合考慮了各個物種的慢性毒性數據以及由急性毒性數據所推導的SWQC值，故所得到的LWQC值更具合理性。

3.3 生態風險評估分析

通過研究不同水體受污染的情況，能夠得出海水水體受到氧苯酮的危害相對于淡水水體更嚴重，且旅游業發達的海灘地區水域污染最顯著，這是由于海灘旅游區防曬霜等含有氧苯酮的化妝品使用較為普遍，導致其大量進入海水，危害海洋生態系統。Sieratowicz等[41]研究表明，隨著沿海旅游業的蓬勃發展，經由游客活動被帶入到海洋生態系統中的防曬霜數量呈現逐年上升的趨勢，每年約有14 000 t防曬霜進入世界海洋珊瑚礁系統，這是導致海水中氧苯酮含量升高的主要原因。從風險商表征看出，世界各地水體均受到氧苯酮不同程度的危害，慢性風險尤為突出，各國不可忽視氧苯酮對水生態系統造成的影響，尤其是對海洋生態系統造成的危害。

3.4 不確定性分析

由于受限于毒性數據、擬合模型等因素，本研究所得結論只能反映現有數據條件下的結果，其中存在的不確定因素主要有:(1)毒性數據不確定性。對于推導的氧苯酮水質基準而言，最好的情況的對海水和淡水分開研究以制定，得出的結論會更具有針對性。而對于特定水域而言，針對當地特有物種進行制定相應水質基準則更具代表性。故該基準能否反映所有水生生物的真實情況具有不確定性。(2)模型不確定性。本文在推導基準的過程中采用了Origin軟件，該軟件基于一些理論假設模型，這些理論假設模型和現實場景的差異肯定也會對結果帶來不確定性。此外，在進行數據擬合的過程中，常用的模型都不可能做到完美地擬合每一個數據點，這也是風險評價不確定性的來源之一。(3)參數不確定性。參數的不確定性涉及試驗誤差、數據的選擇和外推的不確定性等。

4 結論

(1) 本研究對草魚、草蝦、稀有鮈鯽3種物種進行了氧苯酮的急慢性毒性試驗，其中對稀有鮈鯽進行了胚胎毒性試驗，從產卵到孵化成仔魚等一系列過程進行了觀測研究，得出了相應的毒理學數據。其中草魚的LC50為272 μg/L；草蝦的LC50為1 539 μg/L，LOEC為53.7 μg/L。稀有鮈鯽的LC50為4 184 μg/L，LOEC為71.7 μg/L。

(2) 本研究通過搜集整理的氧苯酮毒理學數據，結合補充毒性試驗數據，以物種敏感度分布法為基礎，采用BoxLucas1、ExpDec2、BiDoseResp和LangevinMod模型對氧苯酮的急性毒性數據進行擬合，其中BiDoseResp模型擬合最佳，以此為基礎，推導出氧苯酮的SWQC值為2.131 μg/L。由于慢性毒性數據不足，故采用急慢性比法推導得出氧苯酮的LWQC值為0.113 μg/L。

(3) 本研究在推導出氧苯酮的急慢性基準值的基礎上，采用商值法對各水域環境中氧苯酮的生態風險進行了初步評估。結果表明，目前世界各地水域急性生態風險相對較低，但是慢性生態風險較為明顯，尤其是旅游業發達的海域地區(如美國夏威夷圣約翰島以及夏威夷瓦胡島的慢性生態風險均處于高風險水平)，應引起沿海國家的重視。