張家樂，趙龍，郭軍康，侯紅，林祥龍，王巍然，3，劉玲玲

（1.中國環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012；2.陜西科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，西安 710000；3.山西農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，山西 太谷 030801）

多環(huán)芳烴（PAHs）是一種疏水性芳香族化合物，由于其公認(rèn)的致癌性、致畸變性以及致突變性被廣泛關(guān)注[1]。因此，美國環(huán)境保護(hù)署將16 種含有2 至6 個(gè)碳環(huán)的PAHs 列為優(yōu)先污染物[2]。PAHs 的主要來源是化石燃料的燃燒、石油泄漏以及森林火災(zāi)和火山噴發(fā)等。據(jù)統(tǒng)計(jì)，在世界范圍內(nèi)每年約有4.3 萬t PAHs被排放到大氣中，同時(shí)約有2.3 萬t 進(jìn)入海洋環(huán)境中[3]。我國的PAHs 排放總量為25 300 t，已經(jīng)成為世界上PAHs 排放量最多的國家之一[4]。環(huán)境中的PAHs 分布十分廣泛，大氣、水體、土壤是其主要蓄積的三大場地。而土壤作為重要的環(huán)境介質(zhì)，承擔(dān)著90%以上的PAHs 環(huán)境負(fù)荷[5]。隨著人們對PAHs 毒性及其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)越來越關(guān)注，國內(nèi)外已開展了較多有關(guān)PAHs 對植物、微生物毒性的研究，而針對PAHs 對跳蟲的生態(tài)毒性效應(yīng)的研究較少[6?7]。

跳蟲是一種分布廣泛、數(shù)量豐富的土壤無脊椎動(dòng)物，對土壤物質(zhì)循環(huán)和土壤生物群落的維持起著至關(guān)重要的作用，也是國際標(biāo)準(zhǔn)化組織（ISO）用作評價(jià)污染物毒性的模式生物[8]。由于跳蟲對污染物更加敏感，因此其一系列生命參數(shù)和行為效應(yīng)都可作為土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)的終點(diǎn)[9]。國內(nèi)開展土壤跳蟲生態(tài)毒性的研究與發(fā)達(dá)國家相比較晚，且主要集中在重金屬和農(nóng)藥等方面，在PAHs 方面的研究較少[10?11]。濾紙接觸實(shí)驗(yàn)、土壤和食物暴露實(shí)驗(yàn)都是評價(jià)污染物毒性的常用方法。其中濾紙接觸實(shí)驗(yàn)、短期土壤接觸實(shí)驗(yàn)是用于評價(jià)污染物毒性大致范圍的急性實(shí)驗(yàn)，濾紙接觸實(shí)驗(yàn)雖然反映的是簡化土壤溶液中化學(xué)品對跳蟲的急性毒性，不能反映真實(shí)土壤環(huán)境下化學(xué)品對跳蟲的毒性，但是該方法方便快捷，可用于有機(jī)污染物毒性的早期評估[12]。食物暴露實(shí)驗(yàn)可以消除土壤理化性質(zhì)對跳蟲的干擾，并可評價(jià)經(jīng)口攝入污染物的毒性，該方法可以消除土壤理化性質(zhì)對跳蟲毒性的影響，也更針對污染物本身的毒性。慢性土壤實(shí)驗(yàn)是評估污染物風(fēng)險(xiǎn)時(shí)使用最多，結(jié)果也最為準(zhǔn)確的手段，然而土壤理化性質(zhì)會(huì)影響污染物的毒性，所以使用不同理化性質(zhì)的土壤實(shí)驗(yàn)顯得十分必要。

和其他有機(jī)污染物相似，PAHs 及其類似物的毒性和它們的結(jié)構(gòu)及理化性質(zhì)有關(guān)。有研究表明，不同類型PAHs 間的生態(tài)毒性差異很大，且PAHs 的生態(tài)毒性與其環(huán)數(shù)間并非呈簡單正相關(guān)關(guān)系[13]。因此在評價(jià)PAHs 毒性效應(yīng)時(shí)要考慮不同環(huán)數(shù)PAHs 的毒性。此外，現(xiàn)有的關(guān)于PAHs 毒性研究中僅使用了人工土壤或單一土壤，忽略了土壤性質(zhì)對PAHs 毒性的影響，導(dǎo)致PAHs 的生態(tài)毒性無法進(jìn)行量化。已有研究表明土壤理化性質(zhì)（有機(jī)質(zhì)、pH、CEC 等）對PAHs毒性有很大影響[14?15]。

本實(shí)驗(yàn)以跳蟲為研究對象，參照ISO 標(biāo)準(zhǔn)方法指南以及其他參考文獻(xiàn)[16?17]，開展濾紙接觸實(shí)驗(yàn)、土壤和食物暴露實(shí)驗(yàn)，研究3 種具有較強(qiáng)的健康毒性而受到重點(diǎn)關(guān)注的典型優(yōu)先管控的PAHs——三環(huán)菲（Phe）、四環(huán)芘（Pyr）和五環(huán)苯并芘（BaP）對跳蟲的急性、慢性毒性效應(yīng)及其差異，并選取我國2 種理化性質(zhì)差異明顯的土壤（江西鷹潭紅壤、黑龍江海倫黑土），研究外源添加PAHs 對跳蟲生態(tài)毒性的影響，并比較PAHs 在不同土壤類型間的毒性差異，以積累和完善PAHs 毒性數(shù)據(jù)，為PAHs 土壤生態(tài)環(huán)境閾值的構(gòu)建及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估提供重要的依據(jù)和支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

主要試劑：菲（Phe）、芘（Pyr）、苯并芘（BaP），購自麥克林試劑網(wǎng)，固體顆粒，純度均大于97%。

供試土壤：選取并采集江西鷹潭紅壤（以下簡稱紅壤）和黑龍江海倫黑土（以下簡稱黑土）2 種理化性質(zhì)各異的農(nóng)田土壤，采樣的深度均為0～20 cm。供試土壤在室內(nèi)條件下風(fēng)干，剔除植物根系、殘?bào)w以及石塊后，過2 mm篩，測定土壤理化性質(zhì)。具體測定方法為：土壤pH 值采用電極法使用0.01 mol·L?1CaCl2按照土水比1∶5 的方法測定；土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法[18]滴定；陽離子交換量（CEC）采用三氯化六氨合鈷浸提?分光光度法測定[19]；碳酸鈣含量采用中和滴定法測定；土壤中鐵、錳、鋁采用濕式消解法[18]（HF?HClO4?HNO3）前處理后使用ICP?MS 測定；土壤黏土含量使用吸管法[20]測定。測定結(jié)果見表1。

表1 供試土壤的理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of the tested soil

1.2 供試白符跳

白符跳（Folsomia candida）由中國科學(xué)院南京土壤研究所提供，在本實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)超過3 a。培養(yǎng)方法參照ISO11267 標(biāo)準(zhǔn)，將白符跳蟲飼養(yǎng)在特制的透明培養(yǎng)皿（80 mm×13 mm）中培養(yǎng)，底部填充厚度大約0.3～0.5 cm 厚的培養(yǎng)基（比例為1∶9 的活性炭與石膏）。添加適量干酵母（購于安琪公司）作為白符跳的食物。使用人工氣候箱（寧波賽福實(shí)驗(yàn)儀器?智能生化培養(yǎng)箱SPX?450）控制飼養(yǎng)條件，溫度控制到（20±1）℃，光照與黑暗時(shí)間比為16 h∶8 h（光照強(qiáng)度設(shè)置為400～800 lx），空氣濕度設(shè)置為75%左右。每隔3 d為培養(yǎng)基表面添加適量去離子水以保持培養(yǎng)基表面濕潤。每隔1～2 d 向培養(yǎng)基中補(bǔ)充適量酵母，同時(shí)清除培養(yǎng)基中的跳蟲排泄物以及發(fā)霉的食物，保持培養(yǎng)基表面的清潔且處于濕潤狀態(tài)，每兩個(gè)月更換一次培養(yǎng)基。

1.3 白符跳同齡化培養(yǎng)

只有年齡和大小相同的跳蟲才可用于毒性實(shí)驗(yàn)，因此在正式毒性實(shí)驗(yàn)開始前需要對跳蟲進(jìn)行同齡化培養(yǎng)[10]。將個(gè)體大小相近且較為活躍的白符跳成蟲轉(zhuǎn)移至新的表面濕潤且干凈的培養(yǎng)皿上，加入少量干酵母，培養(yǎng)條件同上。隔2～3 d 觀察到新制培養(yǎng)基表面上有大量褐色蟲卵，待其孵化后添加少量干酵母，待孵化出的幼蟲較多時(shí)移走成蟲，繼續(xù)培養(yǎng)7～9 d，即可得到用于毒性實(shí)驗(yàn)的10～12日齡的白符跳蟲。

1.4 濾紙接觸實(shí)驗(yàn)

濾紙接觸實(shí)驗(yàn)參照OECD[21]的方法。將每個(gè)培養(yǎng)皿內(nèi)襯濾紙，并用移液槍加入用丙酮溶解的PAHs 溶液，使其剛好浸透濾紙，待丙酮揮發(fā)后，用移液槍吸取1 mL 去離子水浸濕濾紙，并每隔12 h 補(bǔ)充適量去離子水。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果明確PAHs 有效濃度范圍后，設(shè)置6 個(gè)濃度組，分別對應(yīng)為0、28.4、56.8、85.3、113.7 μg·cm?2和231.7 μg·cm?2。在各培養(yǎng)皿中放入10 只同步化的跳蟲，每個(gè)濃度4 個(gè)重復(fù)，實(shí)驗(yàn)過程中不添加食物，然后放入（20±1）℃、相對濕度75%、黑暗的人工氣候箱中培養(yǎng)，分別于3 d和7 d后記錄跳蟲死亡數(shù)。預(yù)實(shí)驗(yàn)中測試了不同濃度的丙酮對跳蟲形態(tài)學(xué)的影響，丙酮最高濃度為13.5 mol·L?1，沒有觀察到明顯的不良影響。

1.5 食物暴露實(shí)驗(yàn)

食物暴露實(shí)驗(yàn)參照林祥龍[22]的方法并有所改進(jìn)。用酵母和PAHs?丙酮混合溶液混合制備食物暴露實(shí)驗(yàn)中跳蟲的飼料，將PAHs和酵母混合物放在30 ℃黑暗中干燥24 h，然后放入25 mL 的塑料注射器中。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果明確PAHs 有效濃度的范圍后，將酵母中Phe 和Pyr 的添加總濃度設(shè)置為0、50、100、150、200 mg·kg?1，BaP 添加的總濃度設(shè)置為0、100、200、300、400、500 mg·kg?1。將約為5 mg 的染毒食物放在25 mm2小蓋玻片上，接著放入培養(yǎng)皿中，添加10 只10～12日齡的跳蟲，每個(gè)濃度重復(fù)4次，蓋上蓋子放入人工氣候箱中培養(yǎng)28 d，培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件。每周打開蓋子通氣3 次，并補(bǔ)充適量去離子水，待培養(yǎng)結(jié)束后，用水浮法對存活的成蟲和幼蟲進(jìn)行計(jì)數(shù)。

1.6 土壤外源PAHs的添加

將適量的PAHs 標(biāo)樣（純度≥97%）溶于10 mL 丙酮溶液，待其充分溶解后倒入30 g 土壤中，對2 種土壤進(jìn)行人工外源添加。對照組只加入丙酮。根據(jù)預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果，將Phe 和Pyr 濃度設(shè)置為0、50、100、150、200 mg·kg?1，急性實(shí)驗(yàn)中將BaP 的濃度設(shè)置為0、50、100、200、400、500 mg·kg?1。慢性實(shí)驗(yàn)中將BaP 的 濃度設(shè)置為0、50、100、200、400、500、1 000 mg·kg?1。將外源添加PAHs 后的土壤放入通風(fēng)櫥中揮發(fā)24 h，加入適量蒸餾水，將土壤濕度調(diào)整到最大持水量的55%～60%。

1.7 土壤暴露實(shí)驗(yàn)

急性存活實(shí)驗(yàn)：稱取30 g含水量為最大可持水量50%～55%的PAHs 污染土樣于有機(jī)玻璃杯（直徑6 cm、高11 cm）中，加入10只10～12 d大小的跳蟲，每個(gè)濃度設(shè)4 個(gè)重復(fù)，加蓋后放在人工氣候箱中培養(yǎng)7 d，培養(yǎng)過程中不添加活性酵母，其他培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件。由于活的跳蟲體表存在油脂類物質(zhì)，會(huì)漂浮到水面上，待培養(yǎng)結(jié)束后將玻璃瓶土壤輕輕倒入1 000 mL 大燒杯中，加適量純凈水，用玻璃棒由下至上輕輕攪動(dòng)土壤懸濁液，靜置1～2 min 后拍照保存。最后用Imange J[23]軟件統(tǒng)計(jì)存活跳蟲的個(gè)數(shù)。

慢性繁殖實(shí)驗(yàn)：稱取30 g含水量為最大可持水量50%～55%的PAHs污染土樣于有機(jī)玻璃杯（直徑6 cm、高11 cm）中，加入10只10～12 d大小的跳蟲，實(shí)驗(yàn)組處理設(shè)4個(gè)重復(fù)，對照組設(shè)6個(gè)重復(fù)，加入5 mg干酵母，旋緊蓋子然后放入恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)28 d，培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件。一周開蓋3次換氣，并補(bǔ)充適量去離子水和干酵母，清除土壤表面發(fā)霉的食物。28 d培養(yǎng)結(jié)束后，用水浮法對存活的成蟲和繁殖的幼蟲進(jìn)行計(jì)數(shù)。

1.8 土壤中PAHs含量的測定

從土壤中提取多環(huán)芳烴采用美國EPA 3550C法，然后用美國EPA 3630C 法在硅膠柱上純化提取物。每個(gè)土壤樣品與無水硫酸鈉混合，加入回收率指標(biāo)為：2?氟苯酚、苯酚?d6、2，4，6?三溴苯酚、硝基苯?d5、2?氟聯(lián)苯、對二苯基?d14。用丙酮?正己烷（V/V=1∶1）超聲浴萃取3 次，然后用旋轉(zhuǎn)真空過濾濃縮，萃取溶劑交換成環(huán)己烷。用玻璃柱配以無水硫酸鈉和硅膠對濃縮提取物進(jìn)行凈化。用戊烷預(yù)洗脫柱，另用環(huán)己烷將環(huán)己烷樣品萃取物轉(zhuǎn)移到柱上，完成轉(zhuǎn)移后再加入戊烷，繼續(xù)洗脫柱。接著用二氯甲烷?戊烷（V/V=2∶3）洗脫柱。最后洗脫液在氮?dú)饬髦袧饪s，在GC?MS 儀器上測定PAHs。使用標(biāo)準(zhǔn)的美國EPA 8270E 方法[24]測量16 種PAHs。采用HP?5 ms 毛細(xì)管柱（30 m×0.25 mm 內(nèi)徑，0.25 mm 膜厚）分離洗脫液中的PAHs，用氦氣作為載氣。烘箱初始溫度設(shè)定為40 ℃、4 min，以10 ℃·min?1的速度增加到320 ℃，維持2 min，直到BaP洗脫。為保證數(shù)據(jù)質(zhì)量，每10個(gè)樣本進(jìn)行重復(fù)樣本分析。分析空白樣品、平行樣品和認(rèn)證標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)PAHs 的質(zhì)量控制。PAHs 的標(biāo)記回收率為88%～127%。

1.9 數(shù)據(jù)處理與分析

本研究計(jì)算了50%抑制繁殖濃度（EC50）和50%死亡率濃度（LC50）值，繁殖的EC50和生存的LC50及其95%置信區(qū)間使用SigmaPlot 12.5 軟件的logistic 非線性模型進(jìn)行計(jì)算：

式中：Y為各個(gè)不同處理濃度所對應(yīng)的幼蟲數(shù)或成蟲存活數(shù)，只；X為土壤中PAHs 的實(shí)測濃度，mg·kg?1；k為不同濃度處理的對照組中幼蟲數(shù)或成蟲存活數(shù)；s為方程擬合過程中產(chǎn)生的斜率參數(shù)。X0為EC50值，mg·kg?1。計(jì)算LC50方法同上，只需將EC50代換為LC50即可。

采用單因素方差分析（ANOVA）評價(jià)顯著性差異，P＜0.05 為差異有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義。不同土壤理化性質(zhì)與PAHs閾值間的相關(guān)性分析使用皮爾遜相關(guān)系數(shù)，采用SPSS Statistics 21完成，圖表繪制均使用Excel 2019以及Origin 8.5完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 濾紙暴露條件下不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲的毒性差異

Phe、Pyr和BaP 溶液暴露3 d 和7 d 后跳蟲成蟲存活數(shù)如圖1所示，隨著PAHs濃度的增加，跳蟲數(shù)量呈下降趨勢。但在最高濃度暴露7 d 后，Phe 和Pyr 溶液中的跳蟲數(shù)量顯著下降（P＜0.05），跳蟲幾乎全部死亡。暴露時(shí)間和暴露濃度與跳蟲死亡率顯著相關(guān)（P＜0.05）。在BaP溶液中，跳蟲的數(shù)量隨著BaP濃度的升高而減少，在最高濃度時(shí)，與對照相比，跳蟲數(shù)僅減少40%。計(jì)算出的丙酮溶液中Phe、Pyr、BaP影響跳蟲存活的3 d和7 d的LC50如表2所示。

表2 PAHs在濾紙接觸實(shí)驗(yàn)中的閾值Table 2 The threshold value of PAHs in filter paper contact test

2.2 土壤中3 種不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲急性毒性差異

3種PAHs在兩種土壤中的實(shí)測濃度如表3所示，從表中可以看出，3 種PAHs 的實(shí)測濃度和名義濃度較為接近，但是紅壤在各個(gè)濃度下可提取PAHs 的量均稍高于黑土。對比Phe、Pyr和BaP可提取的量可以看出，BaP的可提取量均高于Phe和Pyr。

表3 不同外源添加濃度下PAHs在土壤中的實(shí)測濃度（mg·kg?1）Table 3 Measured concentration of PAHs in soil under different addition concentrations（mg·kg?1）

跳蟲暴露在菲（Phe）、芘（Pyr）和苯并芘（BaP）污染的紅壤和黑土中7 d 后的生存情況如圖2 所示。經(jīng)過7 d 的暴露，對照組土壤中的跳蟲死亡率均小于20%，從而保證了實(shí)驗(yàn)的有效性。先前預(yù)實(shí)驗(yàn)表明，丙酮對跳蟲沒有影響，因此可以認(rèn)為跳蟲的毒性反應(yīng)是由PAHs?丙酮溶液中的PAHs 引起的。Phe、Pyr、BaP 的添加對存活率的影響很大。在紅壤中，BaP 顯著增加了跳蟲的死亡率，在最高濃度（500 mg·kg?1）時(shí)死亡率達(dá)到100%。但在黑土中沒有明顯的劑量?效應(yīng)關(guān)系，所有測試濃度的死亡率都很低（圖2a）。在Phe 和Pyr 污染的土壤中，跳蟲存活數(shù)量隨著Phe 和Pyr 濃度提高而減少，表現(xiàn)出明顯的劑量?效應(yīng)關(guān)系（圖2b、圖2c）。跳蟲的存活率在紅壤和黑土中有明顯差異（P＜0.05）。Phe 和Pyr 在最高濃度200 mg·kg?1時(shí)在紅壤中對跳蟲的致死率分別是100.0%和49.3%，在黑土中對跳蟲的致死率分別是92.2%和62.5%。由表4 可知，急性實(shí)驗(yàn)中Phe 在紅壤和黑土中對跳蟲的LC50分別是57 mg·kg?1（18～81 mg·kg?1）和180 mg·kg?1（122～2 450 mg·kg?1），Pyr 在紅壤和黑土中對跳蟲的LC50分別是69 mg·kg?1（7～106 mg·kg?1）和161 mg·kg?1（109～650 mg·kg?1）。

2.3 土壤中3 種不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲慢性毒性差異

28 d 的暴露結(jié)束后兩種土壤對照組中幼蟲數(shù)量均高于100 只，符合ISO 關(guān)于慢性實(shí)驗(yàn)有效性的標(biāo)準(zhǔn)[25]。如圖3 所示，隨著土壤中PAHs 濃度的升高，跳蟲的繁殖數(shù)均明顯下降（P＜0.05）。在最高濃度下，3種PAHs 的致死率在60%～100%。在兩種土壤中，跳蟲的繁殖數(shù)差異比較明顯，BaP 濃度為500 mg·kg?1時(shí)，在紅壤和黑土中對跳蟲繁殖的抑制率分別是87.1%和17.6%。Phe 濃度為100 mg·kg?1時(shí)，在紅壤和黑土中對跳蟲繁殖的抑制率分別是62.5% 和53.6%。Pyr 在100 mg·kg?1時(shí)，在紅壤和黑土中對跳蟲繁殖的抑制率分別是82.3%和47.9%。

由表4 可知，慢性實(shí)驗(yàn)中Phe 在紅壤和黑土中對跳蟲的EC50分別是67 mg·kg?1（37～96 mg·kg?1）和92 mg·kg?1（87～97 mg·kg?1），Pyr 在紅壤和黑土中對跳蟲的EC50分別是35 mg·kg?1（25～44 mg·kg?1）和94 mg·kg?1（75～113 mg·kg?1），BaP 在紅壤和黑土中對跳蟲的EC50分別是372 mg·kg?1（342～402 mg·kg?1）和931mg·kg?1（751～1 113 mg·kg?1）。

表4 基于實(shí)測值推導(dǎo)的PAHs對白符跳生存的LC50和白符跳繁殖的EC50值Table 4 The LC50 values for the survival and EC50 values for the reproduction of Folsomia candida based on measured PAHs

2.4 食物中3種不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲的慢性毒性

如圖4 所示，不同濃度Phe、Pyr、BaP 處理下跳蟲成蟲均無明顯死亡，成蟲存活率均在80%以上。幼蟲的繁殖量隨食物中Phe 和Pyr 濃度的升高而減少，具有明顯的劑量?效應(yīng)關(guān)系。在150 mg·kg?1濃度下，Phe 和Pyr 對繁殖的抑制率分別為41%、69%；在200 mg·kg?1濃度下，Phe 和Pyr 對繁殖的抑制率分別為48%和73%。然而，不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的BaP 對存活率和繁殖率沒有影響（圖4a）。在實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)被PAHs 污染的食物會(huì)使成蟲的體長變短，幼蟲停止發(fā)育，并且隨著食物中PAHs 濃度的升高而更加明顯。經(jīng)計(jì)算，食物中Phe 和Pyr 對跳蟲繁殖的EC50分別為278 mg·kg?1（186～336 mg·kg?1）和363 mg·kg?1（298～427 mg·kg?1），由于BaP 在食物暴露實(shí)驗(yàn)中不存在劑量效應(yīng)關(guān)系，因此無法計(jì)算其EC50或LC50值。

3 討論

PAHs由于其在環(huán)境中引起的健康問題而被廣泛關(guān)注。人們普遍認(rèn)為隨著PAHs 環(huán)數(shù)的增高其毒性增大[26?27]，但是現(xiàn)有研究表明PAHs 的生態(tài)毒性與其環(huán)數(shù)并非正相關(guān)關(guān)系。本研究從不同暴露方式、暴露時(shí)間表征了3 種不同環(huán)數(shù)PAHs 的毒性效應(yīng)以及差異。結(jié)果表明，Phe、Pyr、BaP 在不同暴露實(shí)驗(yàn)中均表現(xiàn)出Phe 和Pyr 的毒性遠(yuǎn)大于BaP 的毒性。與Phe 和Pyr 的毒性閾值不同，BaP 的生存或繁殖的毒性閾值在大多數(shù)情況下無法計(jì)算，這與之前PAHs 對跳蟲毒性的研 究一致[28]。SVERDRUP 等[6]研究了PAHs 對跳蟲的生態(tài)毒性，計(jì)算出Phe、Pyr 和BaP 3 種PAHs 的EC10分別是23、10 mg·kg?1和840 mg·kg?1，Phe 和Pyr的急性毒性遠(yuǎn)大于BaP，與本研究的結(jié)果一致。有關(guān)PAHs對跳蟲的研究十分有限，但從有限的PAHs對生態(tài)受體毒性的研究中發(fā)現(xiàn)，PAHs的毒性和其水溶性、土壤有機(jī)質(zhì)含量有關(guān)[6]。跳蟲類昆蟲主要與土壤的孔隙水接觸而產(chǎn)生毒性效應(yīng)，土壤中的PAHs 類疏水性有機(jī)污染物很容易與土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合從而降低其在孔隙水中的濃度，從而減少對跳蟲類無脊椎動(dòng)物的傷害[24]。HENNER 等[29]在外源添加31～155 mg·kg?1的PAHs的土壤中培養(yǎng)盧珊豆，結(jié)果表明苯并[a]蒽、苯并[a，h]蒽、苯并芘對盧珊豆種子的萌發(fā)沒有抑制作用。大量研究表明，辛醇?水的分配系數(shù)是影響PAHs 生物有效性的關(guān)鍵因素之一[30]。由于低環(huán)數(shù)萘（Nap）的親水性遠(yuǎn)高于BaP，所以Nap 更容易進(jìn)入土壤孔隙水中，從而也更易被蚯蚓和盧珊豆以被動(dòng)擴(kuò)散的方式吸收。相反脂溶性較高的苯并芘則更容易被土壤顆粒吸附并且結(jié)合在土壤的黏粒組分中[31]，從而表現(xiàn)出對蚯蚓和盧珊豆較低的生物有效性。

跳蟲的死亡和繁殖僅對濃度相當(dāng)高的PAHs 產(chǎn)生響應(yīng)。在本研究中發(fā)現(xiàn)在低濃度時(shí)，跳蟲的成蟲和幼蟲的體長相對變短，并且隨著PAHs 濃度的升高而越發(fā)明顯。有文獻(xiàn)報(bào)道[28]在BaP 高濃度脅迫下，跳蟲的生長和繁殖均無明顯變化，但是成蟲和幼蟲的體長變化明顯，并且幼蟲體長敏感性高于成蟲，受到抑制程度更高，500 mg·kg?1BaP處理的幼蟲體長較對照組顯著降低4%。這可能是因?yàn)橛左w的比表面積比成體大，更容易暴露在污染物中。長時(shí)間暴露在環(huán)境中的幼蟲，從孵化到成長的過程中體內(nèi)積累了PAHs，因此比成蟲更容易受到污染[32]。

不同理化性質(zhì)土壤中PAHs的環(huán)境行為不同，因此在不同土壤中毒性差異明顯。在本研究中，當(dāng)土壤中PAHs 含量相同時(shí)，紅壤總是表現(xiàn)出對跳蟲最強(qiáng)的毒性。從可提取PAHs 的量可以看出，紅壤中可提取PAHs 的量高于黑土，這是由于黑土中有較高的有機(jī)質(zhì)，使其更容易吸附土壤中的PAHs，然而土壤中吸附的PAHs中只有一小部分是生物有效的，大部分由于與土壤有機(jī)質(zhì)的強(qiáng)烈相互作用或擴(kuò)散到納米級(jí)孔隙中而被封閉，從而無法被利用和降解[33]，并且疏水性越強(qiáng)的PAHs 越容易被隔離[31]。在本研究的3 種PAHs（Phe、Pyr和BaP）中，BaP的疏水性最強(qiáng)，這可能是其在土壤中的毒性低于其他兩種PAHs的原因之一。土壤pH值通常被認(rèn)為是影響土壤有機(jī)污染物在土壤中的微生物活性的另一個(gè)重要因素，可能影響PAHs的毒性[34]。由于紅壤中pH偏低，不適合大部分真菌生存，因此PAHs的分解速率較慢，表現(xiàn)出較高的毒性。另外，pH還會(huì)影響PAHs在土壤中的化學(xué)行為，PAHs主要與土壤中有機(jī)質(zhì)組分（腐殖質(zhì)）結(jié)合，腐殖質(zhì)膠體一般帶負(fù)電，低pH有助于疏水性有機(jī)污染物吸附在腐植酸等復(fù)合體上，降低PAHs在水溶液中的分配比，從而減少對跳蟲類無脊椎動(dòng)物的影響[35]；但另一方面，低pH對跳蟲的生長具有較強(qiáng)的抑制作用[36]。由于本研究中紅壤的pH 較低（4.4），已經(jīng)處于白符跳適宜生長范圍的邊緣，因此土壤有機(jī)質(zhì)和pH共同主導(dǎo)了PAHs在土壤中的毒性。

4 結(jié)論

（1）3 種PAHs 對土壤跳蟲的生態(tài)毒性大小為Pyr（四環(huán)）＞Phe（三環(huán)）＞BaP（五環(huán)）。

（2）土壤理化性質(zhì)對PAHs 的毒性具有顯著影響，因此在進(jìn)行PAHs 毒性閾值確定時(shí)需考慮土壤理化性質(zhì)的影響。

（3）由于BaP 的生態(tài)毒性較小，在后續(xù)研究對跳蟲的影響時(shí)，需選取更加敏感的指標(biāo)（如成蟲及幼蟲體長）來評價(jià)其在土壤中的生態(tài)毒性。