馮獻(xiàn)捷，王 冕，韓東錦，侯 紅，趙 龍，左曉俊1

1. 南京信息工程大學(xué)，江蘇 南京 210044

2. 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

多環(huán)芳烴(PAHs)是一種典型的持久性有機(jī)污染物，廣泛分布在環(huán)境中，由于其“三致”效應(yīng)受到廣泛關(guān)注[1]. 環(huán)境中的PAHs 來源廣泛，其中燃煤和石油等化石燃料的焚燒是其主要來源[2-3]. PAHs 在各種環(huán)境介質(zhì)中長期累積，其中土壤承擔(dān)了環(huán)境中90%以上的PAHs 負(fù)荷[4]. 16 種優(yōu)先控制黑名單中的PAHs 在我國農(nóng)用地和工業(yè)用地土壤中均有檢出，其中菲(Phe)和熒蒽的檢出率最高[5-6]. Phe 是3 個(gè)苯環(huán)以彎接的方式排列組成的稠環(huán)芳烴，在我國耕層土中的含量介于n.d.(未檢出)~782 ng/g 之間[7]，是PAHs 的主要成分之一. Phe 擁有穩(wěn)定的化學(xué)結(jié)構(gòu)和高辛醇-水分配系數(shù)等特性，易在環(huán)境中富集，進(jìn)入土壤環(huán)境后會破壞土壤結(jié)構(gòu)，從而降低農(nóng)作物品質(zhì)[8]；如果Phe進(jìn)入動(dòng)植物和人類的體內(nèi)，將導(dǎo)致生物體中的自由基和超氧化陰離子增加，進(jìn)而損傷動(dòng)植物的抗氧化防護(hù)結(jié)構(gòu)，最終造成DNA 損傷，并為人體帶來致癌風(fēng)險(xiǎn)[9-11].

跳蟲是一種典型的土壤無脊椎動(dòng)物，在土壤環(huán)境中廣泛分布[12]. 由于跳蟲在土壤中的特殊地位和功能，其群落結(jié)構(gòu)和種群特征多年來一直被作為土壤質(zhì)量評估的指標(biāo)，隨著近些年各種環(huán)境污染問題的不斷提出與重視，跳蟲也逐步用于重金屬、農(nóng)藥及污染物的毒性評估中[13]. 跳蟲分布廣泛，種類繁多，其中白符跳(Folsomia candida)由于具有繁殖周期短、生長速度快的特性，在針對某些化學(xué)污染物時(shí)，相較于節(jié)跳(Isotomidae)具有更高的敏感度與耐受性[14]，近年來已在對污染環(huán)境的生態(tài)評估研究中得到越來越廣泛的應(yīng)用，并且已被國際標(biāo)準(zhǔn)化組織(ISO)規(guī)定為模式生物.

PAHs 毒性閾值研究能夠?yàn)橥寥繮AHs 環(huán)境基準(zhǔn)值的制定提供依據(jù). 目前，國內(nèi)外學(xué)者基于PAHs 對植物與土壤無脊椎動(dòng)物開展了相關(guān)毒性閾值研究，例如，Henner 等[15]在外源添加PAHs 的土壤中培養(yǎng)盧珊豆，以探究土壤中PAHs 對盧珊豆生長及種子萌發(fā)的抑制作用；崔春燕等[16]研究發(fā)現(xiàn)，土壤外源添加Phe 對赤子愛勝蚓(Eisenia foetida)7 d 和14 d 的LC50值分別為88.01 和60.96 mg/kg，但國內(nèi)關(guān)于Phe 對白符跳的毒性閾值研究非常缺乏，且已開展的研究僅限于單一土壤或人工土壤，忽略了不同類型土壤可能對PAHs 毒性產(chǎn)生的差異[17-18]. 已有相關(guān)研究[19-21]表明，土壤的理化性質(zhì)(有機(jī)質(zhì)含量、pH、CEC、黏粒等)會對其中PAHs 的生物有效性及毒性產(chǎn)生影響.因此，在進(jìn)行具體土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評估或制定普適性土壤標(biāo)準(zhǔn)時(shí)，需綜合考慮土壤理化性質(zhì)的影響[22].

本研究以白符跳(Folsomia candida)為研究對象，參照ISO 國際標(biāo)準(zhǔn)方法指南[23]，以個(gè)體水平的死亡率和繁殖率作為測試終點(diǎn)，選用我國15 種具有一定代表性且理化性質(zhì)差異明顯的土壤作為供試土壤，以外源添加不同含量Phe 的染毒方式，研究白符跳的毒性閾值并建立基于土壤理化性質(zhì)的毒性預(yù)測模型，以積累和完善PAHs 的毒性數(shù)據(jù)，為我國PAHs 土壤生態(tài)基準(zhǔn)和生態(tài)篩選值的制定提供依據(jù)和參考.

1 材料與方法

1.1 供試土壤

選取并采集了理化性質(zhì)不同的15 種表層(0~20 cm)農(nóng)田土壤作為供試土壤，分別為山東潮土(SDC)、寧夏灰鈣土(NXH)、湖北水稻土(HBS)、山西大同栗鈣土(SXL)、重慶紫色土(CQZ)、廣東紅壤(GDH)、河南潮土(HNC)、河北潮土(HBC)、云南黃紅壤(YNH)、吉林黑土(JLH)、江蘇水稻土(JSS)、海南磚紅壤(HNH)、江西紅壤(JXH)、黑龍江黑土(HLJH)、安徽黃棕壤(AHH). 供試土壤在使用前進(jìn)行預(yù)處理，自然風(fēng)干后先剔除土壤中的石塊與植物根系，過2 mm 篩后再測定土壤理化性質(zhì)(pH 以及土壤黏土含量、有機(jī)質(zhì)、鐵、錳、鋁含量).

具體測定方法：土壤pH 是用0.01 mol/L CaCl2按照土水比為1∶5 的條件振蕩0.5 h 后采用pH 計(jì)(梅特勒-托利多FE28 -Standard)測定；土壤有機(jī)質(zhì)(OM)含量采用重鉻酸鉀容量法測定[24]；碳酸鈣含量采用氣量法進(jìn)行測定；陽離子交換量(CEC)采用EDTA銨鹽法測定；土壤中鐵、錳、鋁含量采用濕式消解法(HF-HClO4-HNO3)測定；經(jīng)草酸銨和草酸緩沖溶液提取后使用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS，Agilent7500)測定土壤中非晶質(zhì)氧化鐵(Fe非晶質(zhì))、非晶質(zhì)氧化鋁(Al非晶質(zhì))、非晶質(zhì)氧化錳(Mn非晶質(zhì))和晶質(zhì)氧化鐵(Fe晶質(zhì))的含量；土壤黏土含量使用吸管法測定.

1.2 供試白符跳

供試白符跳(Folsomia candida)由中國科學(xué)院南京土壤研究所提供，已在筆者所在課題組的實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)超過5 年. 參照ISO 國際標(biāo)準(zhǔn)指南[23]，將白符跳飼養(yǎng)在特制的培養(yǎng)基(活性炭與熟石膏質(zhì)量比為1∶9)中. 制作培養(yǎng)基時(shí)應(yīng)在石膏凝固前用刀在其表面劃出劃痕，便于跳蟲產(chǎn)卵[25]. 飼養(yǎng)條件使用人工氣候箱(SPX-450 型，寧波賽福試驗(yàn)儀器有限公司)控制飼養(yǎng)溫度為(20±1) ℃，光照與黑暗比為16 h∶8 h(光照強(qiáng)度為400~800 lx)，空氣濕度為75%. 每周補(bǔ)充少量干酵母兩次并添加蒸餾水以保持培養(yǎng)基的水分含量.

正式試驗(yàn)中，不同白符跳的蟲齡以及大小差異會對試驗(yàn)結(jié)果產(chǎn)生影響[26]，因此，正式試驗(yàn)前需對跳蟲進(jìn)行同齡化培養(yǎng). 將個(gè)體大小接近的成蟲轉(zhuǎn)移到新的培養(yǎng)基上產(chǎn)卵，幼蟲孵化后移走成蟲，得到10~12 d大的同齡幼蟲用于毒性試驗(yàn).

1.3 土壤外源Phe 添加

將稱量好的Phe 標(biāo)樣(純度96%)溶解在適當(dāng)?shù)谋芤褐?，待樣品充分溶解后倒入土壤中并攪拌均勻，對照組只加入丙酮. Phe 的添加量設(shè)置為10、20、50、100、200 mg/kg，外源添加Phe 后的土壤放入通風(fēng)櫥中穩(wěn)定48 h，加入適量蒸餾水將土壤濕度調(diào)節(jié)至最大持水量的60%. 同時(shí)，以未添加Phe 的土壤作為空白對照.

1.4 白符跳毒性試驗(yàn)

稱取30 g 外源添加Phe 的潮濕土壤于有機(jī)玻璃杯(直徑8 cm，高12 cm)中，加入10 只同齡化培養(yǎng)的10~12 d 的跳蟲，Phe 添加量范圍為10~200 mg/kg，并添加一組空白對照，每個(gè)處理設(shè)置4 個(gè)重復(fù)，加入約2 mg 干酵母后加蓋放入人工氣候箱中培養(yǎng)28 d，培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)的條件. 每3 d 開蓋換氣并適當(dāng)補(bǔ)充干酵母并清理發(fā)霉的酵母，利用稱重法補(bǔ)充去離子水以保證土壤濕度. 28 d 培養(yǎng)結(jié)束后將有機(jī)玻璃杯中的所有內(nèi)容物傾倒于500 mL 的燒杯中，在燒杯中加入200 mL 自來水并滴入幾滴藍(lán)黑色墨水(白符跳體色偏淺色，滴入藍(lán)黑色墨水后便于觀察白符跳)，利用玻璃棒由下至上輕輕攪拌，由于存活的個(gè)體表面會分泌油脂，使其可以漂浮在水面上，攪拌后靜置1~2 min，待存活的成蟲與幼蟲浮出水面，拍照后利用Image J 軟件[27]對白符跳存活和繁殖數(shù)量進(jìn)行計(jì)數(shù).

1.5 土壤中Phe 的提取與測定

基于混合有機(jī)溶劑(正己烷與丙酮的體積比為1∶1，下同)提取土壤中的Phe：土壤中Phe 的提取方法參照EPA 3545A 法[28]，稱取3 g 土壤樣品與10 g 石英砂，混合后加入到20 mL 萃取池中. 使用混合有機(jī)溶劑，在100 ℃、120 r/min 的條件下于快速萃取儀(E916，瑞士步琦公司)中萃取10 min，每個(gè)樣品萃取兩次，萃取液濃縮至1 mL，經(jīng)硅膠柱(SPE，上海禹熠儀器有限公司)凈化后，用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮至1 mL，待測.使用配備毛細(xì)管柱(30 m×0.25 mm 內(nèi)徑，0.25 mm 膜厚)的GC-MS(7890B-5977B 型，美國安捷倫公司)測定Phe 添加量，載氣為He(純度≥99.999%)，流量為1 mL/min；進(jìn)樣口溫度為290 ℃，接口溫度280 ℃，柱溫為80 ℃，以6 ℃/min 的速率升溫至290 ℃，保持5 min. 定性分析采用全掃描方式，質(zhì)量掃描范圍為15~500 amu；定量分析采用選擇性離子檢測法(SIM).為保證數(shù)據(jù)質(zhì)量，每10 個(gè)樣品進(jìn)行重復(fù)樣本分析，Phe 的標(biāo)記回收率為87%~115%.

基于羥丙基-β-環(huán)糊精(HPCD)提取土壤中的Phe：HPCD 提取方法參照Khan 等[29]的研究并略作修改.使用去離子水制備50 mmol/L HPCD 溶液(純度98%，上海源葉生物科技有限公司). 稱取2 g 土壤樣品于離心管(n=3)中，并向每個(gè)離心管中加入25 mL HPCD溶液. 首先將離心管放置在恒溫振蕩器上于25 ℃、150 r/min 的條件下振蕩20 h，然后以3 000 r/min 的轉(zhuǎn)速離心10 min，上清液通過0.45 μm Whatman 過濾器. 從HPCD 提取物中重新提取Phe，先將10 mL HPCD 提取液與10 mL 不混溶的溶劑正己烷混合，并快速振蕩30 s，然后在室溫下離心. 接著向混合液中添加無水MgSO4干燥，并將干燥后獲得的有機(jī)相通過0.45 μm Whatman 過濾器過濾. 有機(jī)萃取溶液在通風(fēng)櫥中干燥以除去有機(jī)溶劑，殘留物重新溶解在1 mL甲醇中，并在HPLC 定量分析之前用甲醇進(jìn)一步稀釋. HPLC 分析使用安捷倫1100 系列液相色譜儀(美國)和ODS 色譜柱(Hypersil 100 mm×4.6 mm，5 μm填料)；流動(dòng)相為乙腈和水；進(jìn)樣量10 μL，柱溫35 ℃，流速1 mL/min. HPLC 定量分析通過外標(biāo)法定量濃度，用于色譜分析的溶劑為HPLC 級，HPCD 萃取Phe 的標(biāo)記回收率為80.8%~102.6%.

1.6 數(shù)據(jù)處理與分析

本研究中Phe 對白符跳繁殖的EC50利用以下方程推導(dǎo)：

式中：y為不同處理濃度所對應(yīng)的繁殖數(shù)量，只；x為測得的Phe 添加量，mg/kg；a為不同濃度處理的對照組中白符跳繁殖數(shù)量，只；x0為EC50值，mg/kg；b為方程擬合過程中所產(chǎn)生的斜率參數(shù). 該方程的擬合利用SigmaPlot14.0 軟件進(jìn)行，不同土壤理化性質(zhì)與Phe 毒性閾值間的相關(guān)關(guān)系利用Pearson 相關(guān)性分析確定，且Pearson 相關(guān)性分析利用IBM SPSS Statistics 軟件確定.基于土壤理化性質(zhì)的PAHs 對白符跳毒性閾值的毒性預(yù)測模型利用多元逐步回歸分析方法建立，使用OriginPro 2018 和Excel 2018 軟件進(jìn)行所有圖表的制作.

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤理化性質(zhì)

15 種受試土壤的理化性質(zhì)如表1 所示. 由表1可見：15 種土壤中均未檢出Phe；土壤pH 變化范圍為5.23~9.05，其中南方紅壤土(廣東紅壤、江西紅壤、海南磚紅壤等)pH 較低，普遍呈酸性，北方潮土與灰鈣土(山東潮土、河北潮土、寧夏灰鈣土)pH 較高，普遍呈堿性；土壤有機(jī)質(zhì)含量范圍為1.96~49.6 g/kg，差異較大，其中黑土與水稻土(黑龍江黑土、吉林黑土、湖北水稻土)中土壤有機(jī)質(zhì)含量較高，而在潮土與灰鈣土(河北潮土、山東潮土、寧夏灰鈣土)中土壤有機(jī)質(zhì)含量偏低；陽離子交換量(CEC)為3.61~20.6 cmol/kg；黏粒(粒徑<0.002 mm)占比為5.34%~39.94%；土壤晶質(zhì)鐵含量為4.11~79.08 g/kg，其中紅壤(海南磚紅壤、江西紅壤)中土壤晶質(zhì)鐵含量顯著高于潮土(河北潮土、河南潮土、山東潮土)；其他理化性質(zhì)如碳酸鈣含量、土壤非晶質(zhì)鐵(Fe非晶質(zhì))、土壤非晶質(zhì)錳(Mn非晶質(zhì))、土壤非晶質(zhì)鋁(Al非晶質(zhì))與土壤晶質(zhì)鐵(Fe晶質(zhì))含量也有較大差異.

表1 15種供試土壤的理化性質(zhì)Table1 The basic physicochemical properties of tested soils

2.2 不同土壤中Phe 對白符跳毒性效應(yīng)和閾值的差異

對試驗(yàn)后存活成蟲數(shù)量的統(tǒng)計(jì)發(fā)現(xiàn)，多數(shù)土壤中白符跳存活數(shù)量與Phe 添加量之間的量效關(guān)系不顯著. 當(dāng)Phe 添加量為200 mg/kg 時(shí)，白符跳成蟲的存活與對照組差異顯著的情況僅發(fā)生在有機(jī)質(zhì)含量較低的土壤中，如河南潮土、河北潮土、江西紅壤等，其余土壤中成蟲存活數(shù)量與Phe 添加量之間未呈現(xiàn)明顯的規(guī)律性變化. 試驗(yàn)28 d 后白符跳成蟲的整體存活率超過50%，對照組成蟲數(shù)量均超過80%，數(shù)據(jù)符合ISO 國際標(biāo)準(zhǔn)，但是數(shù)據(jù)之間變異性較大，且未呈現(xiàn)出顯著的量效關(guān)系，無法計(jì)算Phe 對白符跳存活的LC50值，在此結(jié)果不做展示.

對試驗(yàn)后存活幼蟲的數(shù)量統(tǒng)計(jì)發(fā)現(xiàn)，不同土壤中白符跳的繁殖率與Phe 添加量之間具有明顯的量效關(guān)系(見圖1). 對比不同土壤中Phe 對白符跳的毒性效應(yīng)結(jié)果可以發(fā)現(xiàn)：兩種黑土的對照組幼蟲數(shù)量顯著高于紅壤與黃棕壤的對照組幼蟲數(shù)量，這可能與較低的土壤pH 不適于跳蟲生存有關(guān). 當(dāng)土壤中Phe 添加量較低時(shí)，大部分土壤中幼蟲數(shù)量變幅較??；但當(dāng)土壤中Phe 添加量超過50 mg/kg 時(shí)，幾乎所有土壤都隨著Phe 添加量增加而呈現(xiàn)幼蟲數(shù)量明顯下降的趨勢，其中在山東潮土、江蘇水稻土、云南黃紅壤和寧夏灰鈣土中幼蟲數(shù)量下降趨勢更加顯著；在Phe 添加量達(dá)到最大值時(shí)，除黑龍江黑土、吉林黑土與廣東紅壤中還有部分白符跳幼蟲存活外，其余土壤中只有極少量幼蟲存活，且存活的幼蟲也出現(xiàn)應(yīng)激性減弱、活性差等現(xiàn)象. 整體而言，經(jīng)28 d 的毒性試驗(yàn)后15 種土壤中白符跳繁殖的幼蟲數(shù)量與Phe 添加量之間具有明顯的量效關(guān)系，但變化趨勢不同. 通過計(jì)算得出，基于混合溶劑提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的白符跳繁殖的EC50值范圍為21.09~99.50 mg/kg，其最高值是最低值的4.72 倍(見表2).

圖1 暴露28 d 后不同土壤中Phe 對白符跳繁殖數(shù)量的差異Fig.1 The reproduction the number of Folsomia candida after 28 days of exposure in different soils

表2 基于混合有機(jī)溶劑提取的Phe 實(shí)測值和基于HPCD 提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的白符跳繁殖的EC50 值Table 2 The EC50 values of Phe for the reproduction of Folsomia cnadida based on mixed organic solvent extracted Phe and HPCD ertracted Phe

2.3 基于土壤理化性質(zhì)的Phe 對白符跳繁殖的EC50預(yù)測模型

將表2 中基于混合有機(jī)溶劑提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的EC50值與土壤理化性質(zhì)進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析，發(fā)現(xiàn)Phe 對白符跳繁殖的毒性閾值與土壤有機(jī)質(zhì)含量和土壤黏粒占比均呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.923(P<0.01)、0.656(P<0.05)；與土壤pH 呈顯著負(fù)相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為——0.590(P<0.05). Pearson 相關(guān)性分析也表明除這3 種土壤理化性質(zhì)外，基于混合有機(jī)溶劑提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的EC50值與其他理化性質(zhì)間的相關(guān)性均未達(dá)到顯著水平. 基于這3 種相關(guān)性較好的土壤理化性質(zhì)，利用多元逐步回歸分析方法建立毒性預(yù)測模型，在單一因子的模型構(gòu)建過程中土壤有機(jī)質(zhì)含量是影響Phe 對白符跳繁殖的EC50值最重要的單一因子，解釋了不同土壤之間EC50值84.0%的差異（見表3）. 在構(gòu)建毒性預(yù)測模型的過程中也嘗試將土壤黏粒與pH 這2 個(gè)因子引入，但是在建立回歸方程時(shí)發(fā)現(xiàn)這2 個(gè)因子并不能更好地對不同土壤之間的EC50值進(jìn)行解釋. 基于混合有機(jī)溶劑提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的EC50值與利用回歸模型預(yù)測的EC50值之間相關(guān)性達(dá)到了R2=0.921 的水平(見圖2).

圖2 基于混合有機(jī)溶劑提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的EC50 值與利用回歸模型預(yù)測的EC50 值間的相關(guān)關(guān)系Fig.2 The correlation relationship between calculated EC50 values based on organic solvent extracted Phe and EC50 values predicted by model

表3 基于土壤理化性質(zhì)建立的Phe 對白符跳繁殖的EC50 值的預(yù)測模型Table 3 The predicting model of EC50 of Phe for the reproduction of Folsomia candida based on soil properties

3 討論

污染物對生態(tài)受體的毒性閾值大小與選取的評價(jià)終點(diǎn)有關(guān)[30-31]. 有研究表明暴露時(shí)間和暴露濃度會對白符跳的生存產(chǎn)生影響，并會使產(chǎn)卵發(fā)生延遲[22]，因此在白符跳毒性閾值研究中常使用存活率和繁殖率作為評價(jià)終點(diǎn). 本研究表明，在所有受試土壤中白符跳的存活率與Phe 的添加量之間均無明顯的量效關(guān)系. 然而以繁殖率為評價(jià)終點(diǎn)，土壤Phe 對白符跳的毒性閾值具有更好的指示效果，這與其他針對重金屬與農(nóng)藥等污染物對白符跳的毒性閾值的研究結(jié)果一致[32-34]. 究其原因可能是：①白符跳在面對惡劣環(huán)境時(shí)，會放棄其他行為優(yōu)先適應(yīng)環(huán)境，維持自身生存，導(dǎo)致其存活率受污染物濃度的影響靈敏性較差；②白符跳的彈跳性較強(qiáng)，在面對毒性脅迫時(shí)，部分跳蟲會選擇爬至玻璃器皿的壁上以躲避毒性脅迫，而不能移動(dòng)的蟲卵則更容易受到污染物的毒性影響[32]. 因此，本研究主要以繁殖率為評價(jià)終點(diǎn)，探究土壤理化性質(zhì)與白符跳繁殖的EC50值之間的關(guān)系.

研究發(fā)現(xiàn)，土壤理化性質(zhì)會影響有機(jī)污染物在土壤中的生物有效性[35]. PAHs 在土壤中的生物有效性主要與分配在孔隙水中的PAHs 濃度和殘留在土壤顆粒表面弱吸附態(tài)的PAHs 濃度有關(guān)，而Khan 等[29]的研究結(jié)果顯示，HPCD 提取的土壤中PAHs 值更接近存在于土壤孔隙水中和弱吸附態(tài)的PAHs 濃度，因此在不同土壤中Phe 對白符跳繁殖的EC50差異與不同土壤中利用HPCD 提取的Phe 的實(shí)測值有關(guān). 由圖3 可見，在有機(jī)質(zhì)含量高的土壤(黑龍江黑土、廣東紅壤、吉林黑土等)中，利用HPCD 提取的Phe 的實(shí)測值較低，而在有機(jī)質(zhì)含量低的土壤(重慶紫色土、江西紅壤、河南潮土與河北潮土等)中，利用HPCD提取的Phe 的實(shí)測值較高. 本研究發(fā)現(xiàn)，不同土壤中Phe 對白符跳繁殖的EC50值差異明顯. 由于白符跳在土壤中受到污染物毒害作用主要是通過皮層接觸與攝食這兩種方式[36]，因此土壤中對白符跳產(chǎn)生毒害作用的主要是白符跳能夠接觸到的孔隙水中的Phe，因此Phe 對白符跳繁殖的EC50值的差異主要與固液分配中分配到孔隙水中的Phe 濃度有關(guān). 基于HPCD 提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的EC50值與基于混合有機(jī)溶劑提取的Phe 實(shí)測值推導(dǎo)的EC50值的最大值與最小值的比值由4.72 降至2.63，表明利用HPCD 提取的Phe 的實(shí)測值可以在一定程度上解釋不同土壤中Phe 對白符跳繁殖的EC50值的差異，這與Cui 等[37]的研究結(jié)果一致.

圖3 不同土壤中基于HPCD 提取的Phe 實(shí)測值與Phe 添加量的關(guān)系Fig.3 Relationship between the measured values of Phe extracted from HPCD and the amount of Phe added in different soils

本研究構(gòu)建的基于土壤理化性質(zhì)的Phe 對白符跳繁殖的EC50值的預(yù)測模型中，除土壤有機(jī)質(zhì)含量、pH、土壤黏粒含量外，其他土壤理化性質(zhì)對土壤Phe毒性的貢獻(xiàn)在統(tǒng)計(jì)學(xué)上均不顯著，所建立的模型P值均大于0.05. 其中土壤有機(jī)質(zhì)含量是預(yù)測我國不同理化性質(zhì)土壤中Phe 的EC50值的最重要的單一因子，可以解釋不同土壤中EC50值84.0%的差異. 已有研究[38]表明，土壤有機(jī)質(zhì)含量是影響疏水性有機(jī)污染物在土壤中環(huán)境行為與生物有效性的一個(gè)重要因素.PAHs 是類疏水性有機(jī)物，進(jìn)入土壤后，土壤會對其產(chǎn)生吸附作用，致使一部分Phe 進(jìn)入土壤有機(jī)質(zhì)內(nèi)部，無法與土壤生物接觸，從而導(dǎo)致其生物有效性降低.這種吸附作用有兩種機(jī)理[39]：①有機(jī)質(zhì)對污染物的溶解作用，疏水性有機(jī)物在進(jìn)入土壤環(huán)境后會在固相與水相之間進(jìn)行分配，一部分疏水性有機(jī)物會分配在固相(即土壤有機(jī)質(zhì))中；②土壤礦物質(zhì)的表面吸附作用主要是氫鍵、配位鍵及偶極鍵等化學(xué)鍵力的作用結(jié)果.其中，由于礦物組分表面是極性的，易與水分子作用形成吸附水膜，因此礦物組分對有機(jī)污染物的吸附以物理吸附為主，與土壤有機(jī)質(zhì)相比起次要作用. 除有機(jī)質(zhì)含量外，顆粒大小也是影響有機(jī)污染物生物有效性的重要因素[40]，土壤顆粒的粒徑越小，則其比表面積越大，吸附能力越強(qiáng). 如黃擎等[41]的研究指出，Phe在有機(jī)礦質(zhì)復(fù)合體上的吸附量隨粒徑的減小而增大.蔡婷等[42]的研究表明，當(dāng)土壤有機(jī)質(zhì)含量>10 g/kg 時(shí)，土壤有機(jī)質(zhì)是疏水性有機(jī)污染物的主要吸附劑，對吸附起主要作用；而當(dāng)土壤有機(jī)質(zhì)含量<10 g/kg 時(shí)，土壤黏粒對吸附會起到重要作用，對吸附污染物產(chǎn)生與土壤有機(jī)質(zhì)類似的影響. 本研究使用的15 種典型土壤絕大部分土壤有機(jī)質(zhì)含量遠(yuǎn)超過10 g/kg，因此在本研究結(jié)果中不同土壤的EC50值與土壤有機(jī)質(zhì)含量展示出比土壤黏粒更高的相關(guān)性. 此外，土壤pH 也會對Phe 在土壤中的生物有效性產(chǎn)生影響，這可能是在不同pH 下，土壤腐殖質(zhì)的組成(即胡敏酸、富里酸、胡敏素的含量)不同，進(jìn)而導(dǎo)致其吸附性能不同[43-44]，并且Phe 在土壤中主要與土壤有機(jī)質(zhì)組分(腐殖質(zhì))結(jié)合，而腐殖質(zhì)一般帶負(fù)電，低pH 有助于Phe 吸附在腐殖酸等復(fù)合體上，從而降低PAHs 在水溶液中的分配比，進(jìn)而減少對跳蟲的毒性影響.

目前，雖然國外已有部分學(xué)者開展了關(guān)于PAHs對土壤白符跳毒性閾值的研究[27]，并推導(dǎo)了相關(guān)生態(tài)基準(zhǔn)：美國EPA 針對超級基金場地風(fēng)險(xiǎn)評估要求，建立了以保護(hù)與土壤發(fā)生接觸或以土壤中生物質(zhì)為食的生態(tài)受體的土壤生態(tài)篩選值體系，其中低分子量PAHs 生態(tài)篩選值為29 mg/kg[45]；荷蘭通過計(jì)算土壤污染對食品安全、生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)和人體健康的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)值構(gòu)建土壤質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)，其中Phe 基于生態(tài)學(xué)的風(fēng)險(xiǎn)干預(yù)值為31 mg/kg[46]；澳大利亞國家環(huán)境保護(hù)委員會建立了以保護(hù)土壤動(dòng)物為目的的土壤質(zhì)量指導(dǎo)值，其中萘(NaP)的指導(dǎo)值為68 mg/kg[47]. 但由于土壤理化性質(zhì)的巨大差異，導(dǎo)致基于國外土壤建立的毒性閾值數(shù)據(jù)和預(yù)測模型無法直接應(yīng)用到我國. 因此，本研究建立的基于我國典型土壤中Phe 對白符跳的毒性閾值和基于理化性質(zhì)建立的毒性閾值預(yù)測模型將有助于健全與完善我國土壤PAHs 的生態(tài)基準(zhǔn)值.

4 結(jié)論與展望

a) 15 種典型土壤中Phe 對白符跳繁殖的EC50值范圍為21.09~99.50 mg/kg，平均值為48.03 mg/kg，與美國等國家制定的篩選值相近.

b) 15 種典型土壤中Phe 對白符跳繁殖的EC50值差異明顯，不同土壤中EC50值最高值是最低值的4.72 倍，基于HPCD 提取的土壤中的Phe 實(shí)測值在一定程度上解釋了不同受試土壤之間的毒性差異.

c) 根據(jù)毒性預(yù)測模型顯示，土壤有機(jī)質(zhì)含量是影響不同土壤中Phe 對白符跳EC50差異的最重要的單一因素，可解釋不同土壤中EC50值84.0%的差異.

d) 本研究僅針對白符跳這一單一物種進(jìn)行了Phe 的生態(tài)毒性閾值研究，后續(xù)可以結(jié)合針對蚯蚓、線蟲等其他土壤無脊椎動(dòng)物的研究，并結(jié)合土壤類型、環(huán)境因素、生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)等指標(biāo)，參照其他國家制定的生態(tài)篩選值，制定我國以保護(hù)土壤無脊椎動(dòng)物為目標(biāo)的Phe 的生態(tài)篩選值.