析因试验设计在环境污染物联合毒性研究中的应用_张蕾

第12卷第4期2004年10月 中国生态农业学报Chinese Journal of Eco2Agriculture V ol.12　N o.4Oct.,2004Microtox技术检测多环芳烃生物毒性的研究3张金丽 袁建军(集美大学生物工程学院　厦门　361021)(泉州师范学院生物系　泉州　362000)郑天凌33 席　峰(厦门大学生命科学学院　厦门　361005)(集美大学水产学院　厦门　361021)摘　要　利用Microtox技术检测5种多环芳烃化合物生物毒性结果表明,二甲亚砜配制的测试液中萘、菲及荧蒽均对发光细菌具有一定生物毒性,且随浓度的增大而增强,相同浓度下毒性菲>萘;测试液中当萘浓度小于其溶解度时即产生100%的抑光率,萘EC50为4.32mg/L,而菲及荧蒽浓度近其溶解度时所产生的最大抑光率分别为<50%和15%左右;芘及蒽最大浓度时则对发光细菌无生物毒性显示。

表明Microtox技术可有效检测低环化合物萘的生物毒性,但对高环化合物(≥3环)的检测因受其低水溶性的限制而灵敏度降低,利用二甲亚砜获取多环芳烃污染物提取液的生物毒性主要与低分子化合物萘及菲有关。

关键词　多环芳烃　生物毒性　Microtox技术Assay of biotoxicity of polycyclic arom atic hydrocarbons by Microtox test.ZH ANGJin2Li(School of Biotechnology,Jimei U2 niversity,X iamen361021),Y UAN Jian2Jun(Department of Biology,Quanzhou N ormal C ollege,Quanzhou362000),ZHE NG T ian2Ling(School of Life Science,X iamen University,X iamen361005),XI Feng(School of Fisheries,Jimei University,X iamen 361021),C J E A,2004,12(4):68～71Abstract　The biotoxicity of five polycyclic aromatic hydrocarbons(PAHs)was assayed by Microtox test.It has been found that s ome kinds of PAHs such as naphthalene,phenanthrene and fluoranthene have acute toxicity to the test microbes in the water s olu2 tion produced using DMS O s olvent and the toxicity is strengthened with the increasing concentration.The toxicity of phenanthrene is stronger than that of naphthalene at the same concentration.The inhibitory effect of luminosity in the s olution of naphthalene is up to100%under its s olubility and the EC50value of naphthalene is4132mg/L.The inhibitory effect of luminosity in the s olution of phenanthrene and fluoranthene is only up to50%and15%at the concentration near its s olubility,respectively.H owever,an2 thracene and pyrene have no effect on the microbes even at their highest concentration.It appears that the sensitivity of the detec2 tion of the toxicity of PAHs by Microtox test is restricted to their low s olubility,and the toxicity observed in the leachates of PAHs contamination is linked to the low m olecular PAHs such as naphthalene and phenanthrene.K ey w ords　P olycyclic aromatic hydrocarbons,Biotoxicity,Microtox test多环芳烃(PAHs)为环境中广泛分布的重要污染物之一,因其潜在毒性、致癌性和致畸诱变作用[9],其环境污染的危害及风险评价已成为当今环境科学研究的重要课题[1,10]。

环境污染的因子分析尹延明08020731摘要: 改革开放以来, 我国经济发展迅速, 取得了举世瞩目的伟大成就。

但在经济快速发展的同时, 也带来了一些负面效应, 如环境污染。

本文采用因子分析法对全国25个省的环境污染进行了分析、评价, 并运用SPSSl7. 0 统计软件对数据进行了计算、处理。

通过分析表明我国目前环境污染较为严重, 本文通过分析、评价可以为我国的环境污染防治提供一定的理论基础。

关键词：因子分析; 环境污染;因子分析产生于20 世纪初期, 当时由心理学家在实际研究中提出的。

因子分析是多元统计分析的一种,将多个实测变量转变为少数几个线性不相关的综合指标, 从而简化数据处理, 提示出多个变量间的因果关系。

线性综合指标往往是不能直接观测到的。

但它更能反映事物的本质, 因此在环境科学领域因子分析应用广泛。

本文就全国25个省的生活污水排放量、生活污水中化学需氧量排放量、生活二氧化硫排放量、生活烟尘排放量、工业固体废物排放量、工业废气排放总量、工业废水排放量等7 个环境污染指标之间的关系, 分析了全国各地区环境污染的特征, 为各地区环境污染治理提供了理论依据。

1、因子分析原理因子分析从变量的相关矩阵出发将一个m 维的随机向量X 分解成低于m 个且有代表性的公因子和一个特殊的m 维向量, 使其公因子数取得最佳的个数, 从而使对m 维随机向量的研究转化成对较少个数的公因子的研究。

设有n 个样本, m 个指标构成样本空间XX= ( xij) n * m i= 1, 2, ....., n; j= 1, 2,..., m因子分析过程一般经过以下步骤:( 1) 原始数据的标准化, 标准化的公式为X’ij= ( Xij- Xj) /& j, 其中Xij为第i 个样本的第j 个指标值, 而Xj 和&j 分别为j 指标的均值和标准差。

标准化的目的在于消除不同变量的量纲的影响, 而且标准化转化不会改变变量的相关系数。

生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第18卷第2期2023年4月V ol.18,No.2Apr.2023㊀㊀基金项目:国家自然科学基金资助项目(51608079);重庆市自然科学基金资助项目(cstc2020jcyj -msxmX0176);重庆市教育委员会科学技术研究项目(KJQN202000745);重庆市建设科技项目(20210709);重庆市研究生联合培养基地建设项目(JDLHPYJD2020024)㊀㊀第一作者:余薇薇(1985 ),女,博士,教授,研究方向为污染治理㊁水环境修复,E -mail:*****************.cn ㊀㊀*通信作者(Corresponding author ),E -mail:*****************.cnDOI:10.7524/AJE.1673-5897.20220708001余薇薇,韦采妮,毛羽丰,等.氯代多氟烷基醚磺酸盐环境污染及治理研究进展[J].生态毒理学报,2023,18(2):224-237Yu W W,Wei C N,Mao Y F,et al.Environmental pollution of chlorinated polyfluorinated ether sulfonates and treatment study:A critical review [J].Asi -an Journal of Ecotoxicology,2023,18(2):224-237(in Chinese)氯代多氟烷基醚磺酸盐环境污染及治理研究进展余薇薇1,*,韦采妮1,毛羽丰1,刘聪2,陈杰云3,赵雅倩4,疏明慧1,黎玥淇1,谭江琳11.重庆交通大学河海学院水利水运工程教育部重点实验室,重庆4000742.西南技术工程研究所,重庆4000393.重庆市渝北区建设管理事务中心,重庆4011204.重庆市黔江碧桂园房地产开发有限公司,重庆409000收稿日期:2022-07-08㊀㊀录用日期:2022-10-19摘要:氯代多氟烷基醚磺酸盐(chlorinated polyfluorinated ether sulfonates,Cl -PFESA)在中国作为全氟辛烷磺酸盐(perfluorooctane sulfonate,PFOS)替代物,被广泛应用于电镀工业中,Cl -PFESA 是目前最具生物持久性的全氟和多氟化合物(per -and polyfluoro -alkyl substances,PFASs),潜在毒性与PFOS 相当甚至高于许多传统PFASs ㊂其在各环境㊁动物及人体中已被频繁检出,是水环境㊁生物体甚至人体中PFASs 的主要贡献者㊂本文总结了Cl -PFESA 在各种环境介质㊁生物体及人体中的赋存情况,分析了吸附法㊁还原法㊁机械化学法和电化学法等处理技术对Cl -PFESA 的降解效果,并对Cl -PFESA 环境行为研究和人类健康风险评估提出展望,以期为Cl -PFESA 的生态风险评估和污染治理研究提供理论参考㊂关键词:氯代多氟烷基醚磺酸盐;污染现状;毒性;降解研究文章编号:1673-5897(2023)2-224-14㊀㊀中图分类号:X503㊀㊀文献标识码:AEnvironmental Pollution of Chlorinated Polyfluorinated Ether Sulfonates and Treatment Study :A Critical ReviewYu Weiwei 1,*,Wei Caini 1,Mao Yufeng 1,Liu Cong 2,Chen Jieyun 3,Zhao Yaqian 4,Shu Minghui 1,Li Yueqi 1,Tan Jianglin 11.Key Laboratory of Water Conservancy and Water Transport Engineering,Ministry of Education,Hohai College,Chongqing Jiaotong University,Chongqing 400074,China2.Southwest Technical Engineering Research Institute,Chongqing 400039,China3.Chongqing Yubei District Construction Management Affairs Center,Chongqing 401120,China4.Chongqing Qianjiang Bi Guiyuan Real Estate Development Corporation,Chongqing 409000,ChinaReceived 8July 2022㊀㊀accepted 19October 2022Abstract :Chlorinated polyfluorinated ether sulfonates (Cl -PFESA)is widely used in the electroplating industry as第2期余薇薇等:氯代多氟烷基醚磺酸盐环境污染及治理研究进展225㊀a perfluorooctane sulfonate(PFOS)alternative in China.However,Cl-PFESA is most the bio-persistent per-and polyfluoroalkyl substances(PFASs),with potential toxicity comparable to or even higher than many traditional PFASs.It has been frequently detected in various environments,animals and humans.It is a major contributor to PFASs in aquatic environments,organisms and even humans.This paper summarizes the occurrence of Cl-PFESA in various environmental media,organisms and human body.Meanwhile,the degradation effects of adsorption,re-duction,mechanochemistry and electrochemical treatment technologies on Cl-PFESA were analyzed.Moreover,the prospect of Cl-PFESA environmental behavior research and human health risk assessment are proposed.A theoreti-cal reference for ecological risk assessment and pollution control research of Cl-PFESA can be provided. Keywords:chlorinated polyfluorinated ether sulfonates;pollution status;toxicity;degradation studies㊀㊀全氟辛烷磺酸盐(perfluorooctane sulfonate, PFOS)作为典型的全氟和多氟化合物(per-and poly-fluoroalkylated substances,PFASs),具有许多独特的物理化学性质,包括疏水疏油㊁热稳定性㊁化学稳定性和表面活性,被广泛应用于工业和日常产品消费等领域[1]㊂同时PFOS表现出的高环境持久性㊁高生物积累性和长距离迁移特点,对环境和人类健康造成了威胁,2009年‘关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约“(简称POPs公约)第4次缔约方大会上,PFOS被列入‘关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约“附录B中[2],严格限制使用㊂我国在2013年8月批准了‘关于持久性有机污染物的斯德哥尔摩公约“新增列9种持久性有机污染物的‘关于附件A㊁附件B和附件C修正案“对PFOS及其盐类和全氟辛基磺酰氟做出限制规定㊂随着PFOS 的禁用,氯代多氟烷基醚磺酸盐(chlorinated polyflu-orinated ether sulfonates,Cl-PFESA)作为替代物在2009年的使用量达到20~30t[3],Cl-PFESA商品名为F-53B,在1970年开始广泛应用于中国电镀行业,2013年约有58%的镀铬厂使用Cl-PFESA抑制剂[4]㊂目前中国是唯一具有Cl-PFESA使用记录的国家,但缺乏对于Cl-PFESA的减量化和排放要求㊂2013年才首次报道了其环境浓度㊁持久性和毒性效应[5]㊂Cl-PFESA的环境持久性与PFOS相似,环境中的总停留时间估计为1038d[6]㊂最近的一项研究发现了Cl-PFESA的生物积累因子(bioaccumulation factors,BAFs)范围4.124~4.322高于PFOS(3.430~ 3.279)[7]㊂近年关于Cl-PFESA的环境影响已经引起关注,根据Web of Science的研究数据,采用VOS-viewer软件进行了以 Cl-PFESA 和 F-53B 为关键字的可视化分析如图1所示㊂目前的研究主要集中于环境介质中的检测㊁动物体和人体的暴露水平㊁对生物体的毒性效应,已有的综述主要关注于Cl-PFESA的对人体和生物体的毒性研究,对于其在环境中的检出和分布情况㊁对环境影响㊁去除研究等还未有系统的综述㊂因此本文根据相关文献报道,总结了Cl-PFESA目前在环境中的检出状况㊁动物和人体的暴露水平㊁对生物体潜在的毒性影响和去除研究进展,以期为进一步研究Cl-PFESA的环境行为,评估其生态风险提供一定参考依据㊂1㊀Cl-PFESA概述(Overview of Cl-PFESA) Cl-PFESA是作为灭铬雾剂被生产,在PFOS的碳链结构中引入醚键官能团,并用氯原子取代一个氟原子,可以降低成本和避免有毒化学品的使用[8]㊂Cl-PFESA依旧保持多氟化结构以及与PFOS相似的物理㊁化学特性,其log Kow值为7.07,具有较高的疏水性,C F是最强的化学键,因此Cl-PFESA具有较高的稳定性,高度耐氧化性能㊁耐酸耐碱㊁低溶解度,商业产品中主要形式是6:2Cl-PFESA,作为杂质产生的还有8:2Cl-PFESA[9]㊂Cl-PFESA分子式和化学结构式如表1所示㊂2㊀不同环境介质中Cl-PFESA的赋存情况(Occur-rence of Cl-PFESA in different environmental media)2.1㊀工业废水和市政污泥Cl-PFESA商业品作为烟雾抑制剂使用,可避免工人在电解过程中接触到空气中的Cr(Ⅵ)喷雾以起到保护作用,广泛应用于金属电镀行业,因此氟化工厂及相关电镀工业废水的排放是环境中Cl-PFESA 的重要来源[10]㊂据报道,某电镀工业废水中6:2Cl-PFESA和8:2Cl-PFESA含量分别为18%和0.7%,经污水处理工艺后收集的污泥样品中6:2Cl-PFESA 浓度达到22000ng㊃g-1,8:2Cl-PFESA浓度3200 ng㊃g-1[11]㊂在温州一个电镀工业的废水处理厂的进㊁出水口及受纳地表水中6:2Cl-PFESA检测浓度226㊀生态毒理学报第18卷达到μg ㊃L -1水平[5]㊂城市污水处理厂是各种全氟化合物的主要汇集地,也成为环境中污染物的重要次级点源㊂Ruan 等[12]在中国20个省市共56个污水处理厂脱水过程的新鲜消化污泥中均检测到6:2Cl -PFESA(0.02~209ng ㊃g -1,以干质量计)和8:2Cl -PFESA(0~31.8ng ㊃g -1,以干质量计)㊂在辽宁省一造纸厂废水排污口也检测到相关浓度282ng ㊃L -1,此外在未经处理的市政废水排放口中Cl -PFESA浓图1㊀关于关键词 Cl-PFESA 和 F-53B 的共现网络分析图注:圆圈大小表示关键词出现次数,颜色变化表示不同时间阶段的研究关注点㊂Fig.1㊀Co -occurrence network analysis of the keyword Cl -PFESA and F -53BNote:The size of the circle indicates the number of times the keyword appears,the color change indicates the research focus at different time periods.表1㊀Cl-PFESA 分子式㊁CAS 号及化学结构式Table 1㊀Molecular formula,CAS number and chemical structure of Cl -PFESA商品名Product name中文名Chinese name 英文缩写English abbreviations分子式Molecular formula化学结构式Chemical structureF -53B6:2氯代氟烷基醚磺酸盐6:2chlorinated polyfluorinatedether sulfonates6:2Cl -PFESAC 8F 16ClSO -48:2氯代氟烷基醚磺酸盐8:2chlorinated polyfluorinatedether sulfonates8:2Cl -PFESAC 10F 20ClSO -4第2期余薇薇等:氯代多氟烷基醚磺酸盐环境污染及治理研究进展227㊀度则达到了7600ng㊃L-1[13]㊂表明无论是工业废水或是市政污水处理厂均不能有效降解Cl-PFESA,相关的工业废水㊁污水排放以及污泥的综合使用不可避免地将残留Cl-PFESA排放入自然水体和土壤环境中,工业废水和市政污水是环境中Cl-PFESA的一个重要排放源㊂2.2㊀地表水和地下水表2列出了中国和其他国家部分河流中Cl-PFESA检出浓度㊂由于Cl-PFESA在中国被广泛使用,在中国水环境中的检出浓度高于其他国家,水生环境中的浓度与PFOS相当[14-15],且已成为中国水域中发现的主要PFASs之一[16]㊂中国排放量较大的地区主要集中在华南㊁华东地区,中部和西部地区排放量较低,与中国镀铬企业的位置分布相关[4]㊂在中国河流中检测到Cl-PFESA,浓度范围最高达78.5ng㊃L-1,主要以6:2Cl-PFAES为主,总体范围为0.01~77ng㊃L-1[17]㊂东部沿海河口处检出频率51%,浓度范围0.56~78.5ng㊃L-1,北方烟台沿海水表2㊀水体中Cl-PFESA的检测浓度Table2㊀Detection concentration of Cl-PFESA in water水体Water body检测浓度/(ng㊃L-1)Detection concentration/(ng㊃L-1)平均浓度/(ng㊃L-1)Average concentration/(ng㊃L-1)参考文献References渤海湾Bohai Bay0.43大沽河Dagu River50.60海河Haihe River36.80北塘河Beitang River19.40辽河Liao River 18.10[13]小清河Xiaoqing River0.419汤逊湖Lake Tangxun 0.149[22]南黄海South Yellow Sea0.080[23]南海沿海South China Sea Coast0.035[24]沱江Tuojiang River0.051~2.4800.392[25]黄河Yellow River0.01~0.290.140泰晤士河Thames River0.01~0.080.05特拉华河Delaware River0~0.080.02莱茵河Rhine River0.02~0.380.08梅拉伦湖Mälaren Lake 0~0.050.02[26]注: 为无可用数据㊂Note: no data available.228㊀生态毒理学报第18卷域浓度范围为2.86~44.4ng㊃L-1[18]㊂并且中国大陆湿降水中也检测到平均浓度为0.23ng㊃L-1的6:2 Cl-PFESA[19]㊂Wei等[20]发现江苏非工业地区地下水受到一定Cl-PFESA污染,6:2Cl-PFESA检测浓度0.17~1.83ng㊃L-1,检测浓度低于地表水,可能是Cl-PFESA的疏水性使其更容易滞留在土壤介质中,向下迁移和淋溶作用的浓度较低㊂值得关注的是,南极州东部一些融冰湖中同样检测到6:2Cl-PFE-SA,在除了部分地区的人类活动局部排放的PFASs,可能来自相关产品的释放,更多的主要来自空气传播[21]㊂因此大气沉降对非工业地区地下水中Cl-PFESA污染有重要影响㊂由于不同国家对于传统长链PFASs的使用替代物类型不同,Cl-PFESA 目前在中国环境中的检出率较高,特别是中国南部㊁中部沿海地区以及北方沿海地区,已成为水环境中的主要全氟污染物㊂在非工业地区地下水中也发现一定Cl-PFESA的污染,因此了解Cl-PFESA在环境介质中的迁移规律,对系统掌握Cl-PFESA对环境的影响有较大意义㊂2.3㊀土壤与大气Cl-PFESA在相关工业产品的生产制作以及使用过程,可通过粉末灰尘等途径进入到空气环境中,经大气介质进行远距离迁移,最终经过干湿沉降进入地表环境㊂在中国北方农田基质中发现6:2Cl-PFESA的检出频率(98%)高于PFOS(83%)[27]㊂在我国31个省住宅区土壤中Cl-PFESA具有98.9%检测率,其中6:2Cl-PFESA的浓度(0.16ʃ0.20)ng㊃g-1㊁8: 2Cl-PFESA浓度(0.61ʃ0.19)ng㊃g-1[28]㊂Cl-PFESA 具有较强的疏水性,土壤的吸附作用对Cl-PFESA 在地下的运输过程有较大影响,除了疏水作用㊁静电吸附,Cl-PFESA还可能通过配体交换取代羟基来与土壤矿物表面的金属氧化物相互作用,而土壤中Cu (Ⅱ)㊁Cr(Ⅵ)和硫酸盐对氧化物上吸附位点的竞争性占领,导致Cl-PFESA的吸附能力降低,因此一定浓度的Cu(Ⅱ)㊁Cr(Ⅵ)和硫酸盐可以促进Cl-PFESA在土壤环境中的迁移[29]㊂据报道,大连市大气颗粒物中检测到6:2Cl-PFESA浓度呈上升趋势,在2014年浓度达到722pg㊃m-3[30]㊂在河北石家庄室内灰尘中6:2Cl-PFESA平均浓度3.28ng㊃g-1,次于全氟丁酸(perfluorobutanoic acid,PFBA)和全氟辛酸(perfluo-rooctanoic acid,PFOA)[31],广州室内灰尘中检测到浓度为1.1ng㊃g-1[32]㊂Zhang等[33]采集的广州市一工业园区和某高校学生宿舍㊁清远市某电子垃圾拆卸区3个区域灰尘,均检测到一定浓度的6:2Cl-PFESA(平均检测浓度5.24㊁7.41和4.28ng㊃g-1)㊁8:2 Cl-PFESA(平均检测浓度2.88㊁1.24和1.72ng㊃g-1)㊂大气颗粒的沉降和含Cl-PFESA产品的直接释放是土壤环境中Cl-PFESA的重要来源,土壤的吸附作用会影响Cl-PFESA在地下环境的迁移,而土壤对Cl-PFESA的富集能力与土壤的理化性质㊁有机质含量有关,因此有必要关注Cl-PFESA在土壤中行为机制㊂此外,大气中Cl-PFESA的污染增加了人体呼吸暴露的危险,因此对于大气中Cl-PFESA的检测和防治十分重要㊂3㊀生物㊁人体暴露水平及毒性评估(Biological,hu-man exposure level and toxicity assessment) 3.1㊀生物暴露水平及毒性3.1.1㊀生物体暴露水平据报道Cl-PFESA在中国渤海海洋生物中广泛存在,浓度和检出频率也呈逐年上升趋势[34]㊂渤海生物体中6:2Cl-PFESA和8:2Cl-PFESA的检出频率分别为81.3%和2.67%,6:2Cl-PFESA在海洋生物中的检出频率甚至高于PFOS(77.33%),也有迹象表明Cl-PFESA可以在水生食物网中被生物放大[35]㊂6:2Cl-PFESA在野生鲫鱼中log BAFs范围为4.1~4.3[21],淡水藻中log BAFs为4.66ʃ0.06[36],在黑斑蛙中发现6:2Cl-PFESA的BAFs高于PFOS,且很容易在鱼组织中积累,消除缓慢[37-38]㊂有研究表明环境中聚苯乙烯微塑料的吸附作用可减少Cl-PFESA生物积累,但会诱导斑马鱼幼虫的炎症应激[39]㊂Cui等[40]首次报道的灵长类动物上海野生动物园的金丝猴体内6:2Cl-PFESA浓度会随着年龄的增长而显著增加,可能是6:2Cl-PFESA具有较大的生物持久性,同时环境介质中Cl-PFESA的暴露和日常饮食的摄入导致6:2Cl-PFESA浓度在体内不断积累㊂在格陵兰东部的北极野生动物㊁海洋哺乳动物中检测到生物积累,首次证实了其长期远程极地环境的范围传输潜力[41]㊂表3列出了6:2Cl-PFESA在动物组织中检测浓度㊂在不同生物体内积累差距可能归因于污染物暴露水平,生物的营养水平等,营养水平较高的生物体内Cl-PFESA检测出浓度高[42]㊂这些结果表明Cl-PFESA的生物积累性与PFOS相当甚至更高,在生物体的生物量积累特征值得持续关注㊂第2期余薇薇等:氯代多氟烷基醚磺酸盐环境污染及治理研究进展229㊀表3㊀动物体内6ʒ2Cl-PFESA检测浓度Table3㊀Detection concentration of6:2Cl-PFESA in animals动物Animal 组织Tissue地区Area检测浓度Detection concentration平均浓度Average concentration参考文献References鲫鱼Crucian carp 血液Blood中国小清河Xiaoqing River,China41.9ng㊃g-1中国汤逊湖Lake Tangxun,China20.9ng㊃g-1[22]西伯利亚虎Siberian tiger 血液Blood中国黑龙江Heilongjiang,China 0.078ng㊃mL-1[35]金丝猴Golden monkey 血液Blood黑叶猴Black langur 血液Blood中国铜陵Tongling,China0.01~0.04ng㊃mL-10.03ng㊃mL-1中国神农架自然保护区Shennongjia Nature Reserve,China0~0.02ng㊃mL-10.01ng㊃mL-1中国上海野生动物园Shanghai Wildlife Park,China0.03~0.11ng㊃mL-10.06ng㊃mL-1中国梧州育种中心Wuzhou breeding center,China0~0.13ng㊃mL-10.02ng㊃mL-1[40]黑斑蛙Black-spotted frog 心脏Heart肝脏Liver中国浙江Zhejiang,China105.3ng㊃g-1100.2ng㊃g-1[10]江豚Finless porpoise海鸥Seagull脉纹海螺Veined conch中国虾Chinese shrimp中国渤海Bohai Sea,China(2.84ʃ0.271)ng㊃g-1(以湿质量计Based on wet weight)(0.725ʃ0.092)ng㊃g-1(以湿质量计Based on wet weight)(0.351ʃ0.261)ng㊃g-1(以湿质量计Based on wet weight)(0.099ʃ0.063)ng㊃g-1(以湿质量计Based on wet weight)[35]北极熊Polar bear 肝脏Liver环斑海豹Ringed seal 肝脏Liver虎鲸Killer whale 肝脏Liver格陵兰海洋Greenland ocean(0.27ʃ0.04)ng㊃g-1(0.045ʃ0.004)ng㊃g-1(0.023ʃ0.009)ng㊃g-1[41]水濑Minase 英国东英吉利亚East Anglia,UK3.3ng㊃g-1(以湿质量计Based on wet weight)[43]江豚Finless porpoise 肝脏Liver中国南海South China Sea482ng㊃g-1(以干质量计Based on dry weight)座头鲸Humpback whales 肝脏Liver印度洋-太平洋Indo-Pacific973ng㊃g-1(以干质量计Based on dry weight)[44]注: 为无可用数据㊂Note: no data available.230㊀生态毒理学报第18卷3.1.2㊀Cl-PFESA的生物健康效应Cl-PFESA具有较高的生物毒性,认为Cl-PFE-SA的存在潜在健康风险㊂鱼类作为水生环境中的一类脊椎动物已被广泛作毒理学研究的模型㊂Cl-PFESA在斑马鱼胚胎中表现出了高于PFOS的生物浓缩潜力和最强的代谢干扰作用[45]㊂Wang等[5]发现Cl-PFESA和PFOS二者对斑马鱼致死浓度分别为15.5ng㊃L-1和17.0ng㊃L-1㊂将斑马鱼胚胎持续暴露3mg㊃L-1浓度时,Cl-PFESA在斑马鱼胚胎中高度积累,出现了孵化延迟㊁畸形发生率增加和存活率降低,产生心血管系统毒性[46]㊂斑马鱼胚胎在暴露于200μg㊃L-1浓度后,抗氧化基因的活性水平㊁mRNA和蛋白质水平均出现不同程度的下降,触发斑马鱼幼虫的氧化应激[47]㊂Cl-PFESA能够与斑马鱼甲状腺素运载蛋白结合,从而干扰甲状腺激素稳态[48]㊂一定浓度的Cl-PFESA可以使斑马鱼甲状腺素水平升高,破坏甲状腺内分泌系统[49],并且还具有跨代甲状腺干扰能力[50],对中国珍稀鲦鱼也具有相似的甲状腺破坏和跨代影响作用[51]㊂一定浓度Cl-PFESA暴露导致SD小鼠甲状腺激素的血清浓度降低,还诱导滤泡增生,破坏甲状腺功能[52]㊂Pan等[53]指出一定浓度的6:2Cl-PFESA可诱导雌性小鼠损伤和功能障碍㊂Zhang等[48]研究了6:2Cl-PFESA对成年小鼠的亚慢性肝毒性,暴露于剂量高于0.2mg㊃kg-1㊃d-1时相对肝脏质量增加,同时观察到肝脏细胞凋亡和增殖,表现出比PFOS更严重的肝毒性㊂将雌㊁雄性小鼠暴露于10mg㊃L-1的Cl-PFESA,10周后Cl-PFESA在结肠㊁回肠和血清中显著积累,并导致雌性和雄性小鼠的肠道屏障功能障碍和结肠炎症[54]㊂以上结果表明,Cl-PFESA毒性作用与PFOS 相当,甚至更高,在动物体中不断积累会产生胚胎和肝脏发育毒性㊁破坏甲状腺分泌系统和肠道功能㊂3.1.3㊀Cl-PFESA的生态毒性Cl-PFESA浓度达到mg级时,可干扰藻类叶绿素含量和细胞膜通透性,引起线粒体功能异常,对藻类的生长产生不良影响[35]㊂Pan等[55]报道了6:2Cl-PFAES可刺激绿豆根部产生过量的羟基自由基从而抑制绿豆的发育,对绿豆的植物毒性高于PFOS 可能是6:2Cl-PFAES对载体蛋白具有更高的亲和力㊂研究表明Cl-PFAES对藻类和植物的生长也产生抑制作用,当前环境中的污染浓度暂未对植物产生明显的毒性作用,但在植物中Cl-PFAES的富集有助于其在各食物链中放大㊂3.2㊀人体暴露水平及毒性3.2.1㊀人体暴露水平人体中Cl-PFESA的可通过呼吸㊁皮肤接触㊁饮用水和日常饮食摄入等途径积累,Cl-PFESA在中国人体样本的生物监测中也具有较高的出现率㊂在电镀厂工人以及高食用鱼类产品人群的血清中Cl-PFESA浓度为51.5ng㊃L-1和93.7ng㊃L-1,明显高于普通地区(4.78ng㊃L-1)[56]㊂有报道北京采集居民日常食用鱼类和肉质品中均含有一定浓度6:2Cl-PFESA,并且在鱼类样本中6:2Cl-PFESA的浓度水平远高于PFOA[57]㊂中国中部和东部地区普通居民血清中检测到6:2Cl-PFESA中值浓度2.18ng㊃mL-1,是第三高贡献的PFASs,积累浓度与年龄呈正相关性[58]㊂在山东省某氟化工厂附近2所学校学生血液中检测到6:2Cl-PFESA均值浓度分别为1.26 ng㊃mL-1和1.14ng㊃mL-1[59],6:2Cl-PFESA与人类血清蛋白的结合亲和力高于PFOS具有更高的生物积累潜力[60]㊂研究表明6:2Cl-PFESA已成为中国母体和脐带血清中第三大流行的PFASs㊂广州地区母亲血清中PFASs以PFOS(7.15ng㊃mL-1)为主,其次为6:2Cl-PFESA(2.41ng㊃mL-1)[61]㊂天津地区孕妇血清中6:2Cl-PFESA的暴露水平高于PFOS,平均浓度为6.436ng㊃mL-1[62]㊂Cl-PFESA在人类母乳中同样被广泛检测出,杭州女性母乳中6:2Cl-PFESA 含量0.028ng㊃mL-1,远低于血液中浓度[63]㊂但Cl-PFESA可能比传统的PFAS更容易穿过胎盘,而8:2 Cl-PFESA在胎盘上的运输程度高于6:2Cl-PFESA,可能是因为它具有较高的疏水性和较低的血浆蛋白结合亲和力[64]㊂母体体内积累的Cl-PFESA可以通过脐带和胎盘以及母乳喂养等途径转移至新生儿体内[65]㊂一项调查显示,在武汉新生儿样本中6:2Cl-PFESA和8:2Cl-PFESA的检出频率分别为100%和96%[66]㊂在人体中血液已广泛检测出Cl-PFE-SA,其检出浓度与生活环境和饮食习惯相关㊂母乳中也检测出一定浓度的Cl-PFESA,并发现Cl-PFE-SA可以通过脐带㊁胎盘和母乳等途径导致新生儿暴露的风险,因此Cl-PFESA在人体中的累积途径和规律,以及对新生儿健康的影响值得关注㊂3.2.2㊀Cl-PFESA对人体潜在影响Yang等[67]采用基于人类胚胎干细胞的心脏分化系统和全转录组学分析来评估Cl-PFESA和PFOS的潜在心脏发育毒性,发现Cl-PFESA抑制心脏分化并促进心外膜迁移的效果比PFOS更强,是第2期余薇薇等:氯代多氟烷基醚磺酸盐环境污染及治理研究进展231㊀因为Cl-PFESA暴露破坏了更多基因的表达并降低心脏分化效率㊂6:2Cl-PFESA可诱导人肝HL-7 702细胞系的细胞增殖,对细胞活力的毒性作用比PFOS更大,并且对人肝脂肪酸结合具有独特的结合模式与更高的结合能力[68]㊂人体暴露于低剂量的6:2Cl-PFAES后,可促进细胞脂质的积累,还可能加重肝脏代谢紊乱[69]㊂可见Cl-PFAES会对人体心脏㊁肝脏和细胞代谢产生影响,但对人体是否有其他危害还缺少调查,Cl-PFAES的毒性评估值得关注㊂4㊀对Cl-PFESA的去除研究(Study on removal of Cl-PFESA)㊀㊀自然环境Cl-PFESA的降解过程主要发生在水体,表层海洋,少部分会被沉积物掩埋和迁移至海洋[4],而6:2Cl-PFESA和8:2Cl-PFESA在土壤中的好氧生物降解可忽略不计[19]㊂现阶段工业废水对于Cl-PFESA处理多采用污泥沉淀法,但不同的处理单元对Cl-PFESA的处理效果影响较大,会出现Cl-PFESA的溶解态浓度富集,某电镀废水处理工艺出水中6:2Cl-PFESA平均浓度是进水浓度220ng㊃L-1的3.36倍[11]㊂有关Cl-PFESA降解方法主要有吸附法㊁还原法㊁机械化学法和电化学法㊂4.1㊀吸附法吸附法是常用且经济的方法,层状双金属氢氧化物材料(layered double hydroxide,LDH)对Cl-PFE-SA的吸附去除研究中,发现因为离子交换是主要机制,附加机制为O H/O/F和C F/Cl/H氢键,十二烷基硫酸钠(sodium dodecyl sulfate,SDS)具有更高的比表面积,较高的比表面积和SDS的存在可以分别产生更多的O H/O/F和C F/Cl/H氢键位点,进而增强SDS-LDH对Cl-PFESA的吸收㊂NO-3-LDH和SDS-LDH都能够从水体中快速去除Cl-PFESA,且SDS-LDH具有更高的去除效果[70]㊂有研究发现阴离子交换树脂IRA67对Cl-PFESA的吸附容量为4.2mmol㊃g-1,低pH条件下吸附效果较高,存在静电相互作用㊁疏水作用和胶束和半胶束形成等作用机制[71]㊂吸附法适用广泛,对污染物的去除具有较好的效果,吸附法仅从水环境中将污染物去除,但并未改变污染物的化学性质,无法使其矿化降解㊂4.2㊀还原法氰钴铵素(VB12)在催化还原降解卤代有机污染中具有广泛应用[72],可作为电子载体有效提高卤代有机污染物的降解速率和还原脱卤效果[73-74]㊂研究表明6:2Cl-PFESA对还原脱卤同样具有敏感性,在添加外源VB12的厌氧超还原试验中观察到定量的6:2Cl-PFESA发生快速转变,氢取代的多氟烷基醚磺酸盐(1H-6:2PFESA)确定为主要产物[75]㊂厌氧废水污泥㊁厌氧消化器中微生物和厌氧脱氯微生物可以不同程度下实现6:2Cl-PFESA完全脱氯,但未观察到还原性脱氟,6:2H-PFESA鉴定为唯一的代谢产物[76]㊂金属电镀设施附近2个不同区域的河水和沉积物样品中发现了氢取代的1H-6:2PFESA和1H-8:2PFESA,推测可能是生物降解产物㊂6:2Cl-PFESA在动物体由还原酶介导的生物转化产物为6:2H-PFESA[77]㊂因此氢取代的多氟烷基醚磺酸盐可能是Cl-PFESA降解的一条途径㊂高级还原法产生水合电子(e-aq)具有较高的还原点位(Eq=2.9V),e-aq可实现卤化有机污染物还原脱卤㊂氟原子的强电负性使其具有较强的电子亲和力,e-aq会优先攻氟原子实现还原脱氟,应用于PFASs的降解也是一种有效途径㊂Cao等[78]采用紫外光催化碘化钾产生的大量e-aq降解水溶液中Cl-PFESA,加入0.3mmol碘化钾,在反应45min内Cl-PFESA降解率超过95%㊂降解过程首先是脱氯,随后以醚键左侧的CF2基团为单元不断剥离,最后形成HOC2F4SO-3或HC2F4SO-3㊂UV/KI体系对Cl-PFESA具有较高的降解效果,但Cl-PFESA并没有被完全矿化,依旧存在中间产物和残留物,推测降解路径如图2所示㊂e-aq主导的还原降解对水体中的PFASs表现出有效的化学破坏,但降解过程会产生惰性的盐残留物(碘化物和硫酸盐),会增加出水中的总溶解固体含量,以及含氟副产物的鉴定和毒性需要考虑,并且水体中pH和溶解氧含量对还原降解效果具有较大的影响,要控制pH和溶解氧浓度会较大的增加处理成本[79]㊂4.3㊀机械化学法机械化学法通过机械力改变固体反应物的物理化学性质,可增强其反应活性,具有高效环保降解有机污染物的优势[80]㊂Yan等[81]采用机械化学法,使用过硫酸钠(sodium persulfate,PS)为研磨剂,加入碱活化剂时,在比例为PSʒNaOHʒCl-PFESA=4.17ʒ1.75ʒ0.05研磨8h后,88%的Cl-PFESA被破坏且实现较大矿化,氟化物回收率为54%,破坏效率也与研磨时间密切相关㊂通过球磨装置用氢氧化钾(KOH)研磨,Cl-PFESA被迅速破坏并高度矿化,有机232㊀生态毒理学报第18卷图2㊀UV /KI 降解Cl-PFESA 路径图[78]Fig.2㊀UV/KI degradation pathway of Cl -PFESA [78]C F 键断裂,生成甲酸盐和无机氟化物,最终产品为氟化钾(KF)㊁氯化钾(KCl)㊁过硫酸钾(K 2S 2O 8)和甲酸钾(HCOOK),降解路径如图3所示[82]㊂表明机械化学处理是一种有前途的Cl -PFESA 处理方法,可消除其持久性㊁生物累积性和毒性,但机械化学法仅适用于降解固体污染物,对于水环境中Cl -PFESA 的去除存在局限性㊂4.4㊀电化学法Zhuo 等[83]研究改性硼掺杂金刚石(boron -dopeddiamond,BDD)的4种阳极:BDD ㊁BDD/SnO 2㊁BDD/PbO 2和BDD/SnO 2-F 对Cl -PFESA 的电化学氧化降解中,BDD/PbO 2阳极在前10min 内对Cl -PFESA 去除率保持在较高水平,而BDD/SnO 2-F 具有更高的电催化能力,主要是阳极的析氧电位最高,F 的引入增加了氧化锡(SnO 2)的电导率,且F 的电负性较强,增加了阳极上的活性位点,使得更多的Cl -PFE -SA 能够吸附在阳极上直接发生电化学氧化,最大去除率达到95.6%㊂降解产物及其路径如图2~4所示㊂室内实验研究中,电化学法对污染物表现出较高的去除和矿化效果,今后方向应考虑对更优的阴/阳极材料的选择㊁对实际应用的适用性和经济问题㊂5㊀展望(Future )(1)Cl -PFESA 目前在中国环境中的检出率较高,水环境㊁沉积物㊁土壤㊁空气㊁动物甚至人体中被检测出,较高浓度检出主要集中在地表水以及沿海水域,已成为水环境甚至动物体中的主要全氟污染物,其在水体和动物体的含量分别在ng ㊃L -1和ng ㊃mL -1水平,其浓度仍不断积累和增加㊂但Cl -PFE -SA 在土壤和地下水中的污染数据缺乏,且在各介质中的迁移规律和环境归趋还未明确,因此系统探究Cl -PFESA 在环境的排放分布㊁迁移和转化规律对于评估其环境污染具有很大意义㊂(2)研究表明Cl -PFESA 表现出比PFOS 更严重的生物毒性,对水生鱼类具有肝毒性,影响胚胎发育,诱导性雌激素紊乱㊁甲状腺激素分泌紊乱并具有跨代干扰作用㊂对哺乳动物小鼠产生肝脏毒性㊁破坏甲状腺系统和肠道功能,对藻类和植物生长产生抑制作用㊂Cl -PFESA 在各环境介质中的污染浓度可能对动植物并未直接产生毒性作用,但在动植物体中的生物持久性和高积累性可以使其在各食物链中进行生物放大,累积到mg ㊃L -1水平时对动植物产生明显的毒性甚至致死作用㊂Cl -PFESA 在人体血液以及母乳中的检测含量达ng ㊃mL -1级别,可以通过胎盘㊁脐带和母乳传递而导致新生儿暴露的危险,目前的研究表明Cl -PFESA 对人类健康存在潜在危害,但相关数据还不足以对Cl -PFESA 进行系统的毒性评估,应对Cl -PFESA 在人体和动物各组织的分布㊁毒性作用机理和消除规律等进一步研究,以完善对Cl -PFESA 的风险评估㊂(3)Cl -PFESA 同样表现出难降解性㊁脱氟率低㊂污水处理工艺不能稳定有效降解Cl -PFESA ,由于其自身特殊化学结构使其对常规高级氧化降解具有一定抗性,而电化学氧化对Cl -PFESA 去除效果较好,但降解产物的鉴定㊁更多新材料和较优条件的选择还需更多的研究,对于实际大规模的应用也需考虑㊂VB 12等金属辅酶作为电子载体参与还原降解以及高级还原法对卤代有机污染物具有较好的还原脱卤效果,用于Cl -PFESA 的还原降解也可能是一种有效的降解方法,降解效果及其还原降解机制的进一步研究有利于环境Cl -PFESA 污染修复㊂机械化学法可实现固态Cl -PFESA 的去除和矿化,但对于水环境中Cl -PFESA 的去除具有局限性,吸附法目前是快速有效的水环境修复方法,但并没有改变污染。

生态毒理学报Asian Journal of Ecotoxicology第16卷第4期2021年8月V ol.16,No.4Aug.2021㊀㊀基金项目:国家水体污染控制与治理科技重大专项(2017ZX07205-001-03)㊀㊀第一作者:田永静(1969 ),女,博士,副教授,研究方向为固体废物处理与处置,E -mail:*****************㊀㊀*通讯作者(Corresponding author ),E -mail:*****************DOI:10.7524/AJE.1673-5897.20200831001田永静,孙甜甜,皮宇松,等.锌与双酚A 复合暴露对普通小球藻的联合毒性作用评估[J].生态毒理学报,2021,16(4):292-300Tian Y J,Sun T T,Pi Y S,et al.Joint toxicity of zinc and bisphenol A on Chlorella vulgaris [J].Asian Journal of Ecotoxicology,2021,16(4):292-300(in Chinese)锌与双酚A 复合暴露对普通小球藻的联合毒性作用评估田永静1,*,孙甜甜1,皮宇松2,孙康3,郝双玲11.苏州科技大学环境科学与工程学院,苏州2150092.苏州同科工程咨询有限公司,苏州2150093.济南市市政工程设计研究院(集团)有限责任公司徐州分公司,徐州221000收稿日期:2020-08-31㊀㊀录用日期:2020-10-26摘要:为探究重金属与环境激素的联合毒性效应,以普通小球藻为受试生物,开展了锌与双酚A 的单一及复合暴露对普通小球藻的急性毒性㊁叶绿素含量㊁可溶性蛋白含量及抗氧化应激的影响㊂结果显示,在单一暴露条件下,锌和双酚A 对普通小球藻的EC 50分别为5.10mg ㊃L -1和17.37mg ㊃L -1,仅在锌离子质量浓度低于0.25mg ㊃L -1时可促进普通小球藻叶绿素合成,而其他各暴露组中锌和双酚A 对普通小球藻的光合作用具有抑制效应,采用等毒性配比法进行联合毒性试验,由相加指数法判断锌与双酚A 对普通小球藻的联合作用类型为协同作用;藻细胞可溶性蛋白含量㊁抗氧化酶活性及丙二醛含量随锌与双酚A 暴露浓度的增加被显著诱导,且高浓度的复合暴露对普通小球藻造成明显的氧化损伤㊂研究表明,锌与双酚A 复合暴露会加强其在水环境中的毒性效应㊂关键词:锌;双酚A ;普通小球藻;联合毒性;氧化应激文章编号:1673-5897(2021)4-292-09㊀㊀中图分类号:X171.5㊀㊀文献标识码:AJoint Toxicity of Zinc and Bisphenol A on Chlorella vulgarisTian Yongjing 1,*,Sun Tiantian 1,Pi Yusong 2,Sun Kang 3,Hao Shuangling 11.School of Environmental Science and Engineering,Suzhou University of Science and Technology,Suzhou 215009,China2.Suzhou Tongke Engineering Consulting Co.Ltd.,Suzhou 215009,China3.Xuzhou Branch of Jinan Municipal Engineering Design and Research Institute (Group)Co.Ltd.,Xuzhou 221000,ChinaReceived 31August 2020㊀㊀accepted 26October 2020Abstract :In order to evaluate the joint toxicity of heavy metals and environmental hormones,Chlorella vulgaris was selected as the sample organism to test and analyze the acute toxicity,the effect on chlorophyll content,soluble protein content and anti -oxidative stress,which was exposed on zinc (Zn,sample heavy metal)and bisphenol A (BPA,endocrine disturbing chemical)separately and combinedly.Results demonstrated that the 7d -EC 50of Zn and BPA to Chlorella vulgaris was 5.10mg ㊃L -1and 17.37mg ㊃L -1,respectively.The chlorophyll synthesis of Chlorellavulgaris was promoted only when the concentration of zinc ion was lower than 0.25mg ㊃L -1,while the photosyn -thesis of Chlorella vulgaris was inhibited by Zn and BPA in other concentration situations.The joint toxicity tests. All Rights Reserved.第4期田永静等:锌与双酚A复合暴露对普通小球藻的联合毒性作用评估293㊀of Zn and BPA were carried out by equal toxicity ratio method,and the impact of both on Chlorella vulgaris was i-dentified as synergistic effect by the additive index method.However,soluble protein content,antioxidant enzyme activity and malondialdehyde content in algal cells were significantly induced,and oxidative damage obviously oc-curred,due to the increasing exposed concentration of Zn and BPA.This study states that the combined exposure of Zn and BPA enhances the joint toxic effects in the aquatic environment.Keywords:zinc;bisphenol A;Chlorella vulgaris;joint toxicity;oxidative stress㊀㊀由于社会经济快速发展和城市扩张,大量重金属由于人为活动输入环境水体,许多发展中国家的水环境受到威胁[1]㊂水环境中的重金属不仅会对水生生物造成直接的负面效应,同时可在微生物作用下转化为毒性更高的重金属形态,沿着食物链进行富集㊁放大[2],最终对人类健康带来潜在的威胁[3]㊂在中国近20年各种重金属的年产量中,锌居于首位,锌的高产量和高消费量导致水环境中锌的高暴露量[4]㊂锌是浮游植物生长所必需的营养元素,在水环境中通常以二价离子的形式存在㊂此外,锌是碳酸酐酶㊁超氧化物歧化酶和RNA聚合酶等机体酶的辅基㊂然而环境中锌含量过高时,就会导致水生生物产生氧化应激反应,细胞形态发生变化,生长受到抑制,甚至死亡[5]㊂此外,随着环境分析技术的发展,双酚A(bisphenol A,BPA)由于检出频率高且检测浓度高引起了国内外学者的广泛关注,成为当前生态环境中重要的内分泌干扰物(endocrine dis-turbing chemicals,EDCs)之一[6-8]㊂EDCs是一类重要的化学物质,它通过干扰内源激素的合成㊁释放㊁运输㊁结合代谢,在极低浓度下模拟或阻断动物体和人体的内分泌功能及其他生理过程[9]㊂大量动物试验数据[8,10-12]㊂表明BPA具有雌激素作用,低浓度摄取就会对生物体内分泌系统造成损害,因此许多国家开始禁止BPA用于婴幼儿奶瓶㊂然而,BPA在其他产品中的广泛和不受管制的使用,导致仍有大量BPA通过生产制造过程中的直接排放㊁城市污水的排放和工业制成品的溶出等方式进入环境[13]㊂由于生物体无法将重金属和环境激素完全吸收,加之传统的常规废水处理工艺也无法将其彻底去除,导致水环境中往往存在重金属与环境激素以不同形式及浓度组成的复杂体系,产生的复合效应对生态环境和人体健康造成潜在威胁㊂由于微藻具有生命周期短㊁繁殖快㊁对污染物敏感等特点,易于在较短时间内观察出细胞生长状况及生理指标的变化,通常选用微藻作为受试生物,反映水环境中污染物的毒性作用㊂曾莎莎等[14]以蛋白核小球藻为受试生物开展了5种有机磷农药对水生态系统的影响,研究表明,其毒性强弱顺序为敌百虫>马拉硫磷>敌敌畏>氧乐果>乐果,且有机磷农药混合物的联合毒性作用以加和作用为主,少部分为拮抗作用㊂徐冬梅等[15]研究铜㊁毒死蜱复合污染对蛋白核小球藻的急性毒性,利用相加指数法判断2种污染物的联合作用类型为拮抗作用㊂H c-Wydro 等[16]分析了BPA及其类似物对植物㊁真菌和细菌的脂质单分子膜的影响,发现双酚类物质能够并入细胞膜中,且其毒性作用主要表现在降低脂质单分子的缩聚和刚性以及成膜分子之间的相互作用㊂关于重金属和环境激素的毒性作用研究,大多侧重于单因素的毒性研究,且环境激素与藻类的相关研究较少,此外,水环境中重金属与环境激素对水生生物的联合毒性尚鲜见报道㊂因此开展重金属及环境激素复合暴露对水环境的风险研究,对于建立相应污染物监测标准具有实际意义㊂本文以普通小球藻为受试生物,开展重金属锌与环境激素BPA单一及复合暴露对普通小球藻急性毒性㊁叶绿素含量及生理生化过程的影响,为重金属㊁环境激素类污染物生物毒性和复合污染的生态风险评价和控制提供科学依据㊂1㊀材料与方法(Materials and methods)1.1㊀实验材料及培养条件实验用无砷锌粒为银灰色金属颗粒,粒径为20 ~30目,购自上海美兴化工股份有限公司㊂BPA分子式为C15H16O2,纯度>99.8%,购自上海阿拉丁生化科技股份有限公司㊂普通小球藻(Chlorella vul-garis)编号FACHB-8,由中国科学院水生生物研究所淡水藻种库提供,采用BG11培养基培养,放置于恒温光照培养箱中,培养温度25ħ,光照条件1000~ 2000lx,时间设置12h昼/12h夜,每天按时摇动3次,并调换各锥形瓶在培养箱中位置,以保证CO2的充分交换㊁藻细胞悬浮生长及受光均匀㊂. All Rights Reserved.294㊀生态毒理学报第16卷1.2㊀实验设计及方法1.2.1㊀锌及BPA对小球藻的毒性试验为准确研究锌含量对普通小球藻生长及生理指标的影响,毒性试验中所用BG11营养液均不含原有成分ZnSO4㊃7H2O㊂锌标准溶液的配制方法为溶于适量0.2mol㊃L-1的HCl溶液,搅拌至完全溶解后移入容量瓶中,并以灭菌后BG11营养液稀释至标线;BPA标准溶液的配制方法为溶于适量0.2mol㊃L-1的NaOH溶液,后续操作与锌标准溶液配制方法相同㊂将普通小球藻扩培至对数生长期,并接种至BG11培养基中,试验初始藻细胞密度约1.0ˑ106个㊃mL-1㊂根据预实验结果,设置锌㊁BPA单一暴露浓度如表1所示㊂联合毒性试验是根据单一毒性试验结果,以锌和BPA对小球藻急性毒性7d-EC50值为一个毒性单位,采用等毒性配比法(毒性1ʒ1),将锌与BPA按一定的混合比例以等对数间距设置7个不同的试验浓度㊂每组3个平行,同时设空白对照组㊂在0㊁1㊁2㊁3㊁4㊁5和7d时取样,测定不同浓度锌㊁BPA单一及复合暴露条件下微藻的光密度值及叶绿素含量㊂小球藻在污染物溶液中暴露接触7d后,进行可溶性蛋白含量㊁超氧化物歧化酶(superox-ide dismutase,SOD)活性及丙二醛(malondialdehyde,MDA)含量的测定㊂1.2.2㊀藻密度和叶绿素含量的测定将培养至稳定期的普通小球藻稀释至不同倍数,使用血球计数板在显微镜下确定藻密度,同时采用紫外分光光度法,在波长685nm条件下测定对应的吸光度值,建立藻密度(y,106cells㊃mL-1)与吸光度(x)的标准曲线为y=30.68x-0.056(可决系数R2=表1㊀锌㊁双酚A单一及复合暴露的试验设计Table1㊀Design of single and compound exposuregroups of zinc and bisphenol A组号Group number锌/(mg㊃L-1)Zinc/(mg㊃L-1)双酚A(BPA)/(mg㊃L-1)Bisphenol A(BPA)/(mg㊃L-1)锌+BPA/(mg㊃L-1)Zinc+BPA/(mg㊃L-1)100020.05 1.000.50+1.70 30.25 2.00 1.00+3.40 40.50 5.00 2.00+6.805 1.0010.00 4.00+13.606 5.0020.008.00+27.20 710.0030.0016.00+54.40 8--32.00+108.800.998)㊂按设定时间取样3mL,测定685nm波长下各暴露组藻液光密度值㊂通过浮游植物分类荧光仪PHYTO-PAM(泽泉科技有限公司),按时测定微藻在污染物中暴露不同时间的叶绿素含量㊂1.2.3㊀小球藻生理特性指标的测定在测定普通小球藻的可溶性蛋白含量㊁SOD活性及MDA含量前,需收集藻液并对藻细胞进行破碎,具体操作为:首先取25mL藻液离心,温度4ħ,转速10000r㊃min-1,离心10min;倒掉上清液后加入5mL磷酸缓冲溶液,通过漩涡混匀器使藻液重悬浮;利用超声波细胞粉碎机在冰浴条件下对藻细胞进行破碎,功率300W,开5s停15s,总工作时间10min,收集到的细胞破碎液用于SOD活性和MDA含量的测定;之后进行第2次离心,温度4ħ,转速10000r㊃min-1,离心10min,获取上清液用于小球藻可溶性蛋白含量的测定㊂可溶性蛋白含量的测定采用考马斯亮蓝G-250染色法,以牛血清蛋白制作标线;SOD活性采用羟胺法测定;MDA含量的测定采用硫代巴比妥酸(thibabituric acid,TBA)法测定㊂SOD活性和MDA 含量的具体测定方法参照南京建成生物工程研究所的试剂盒说明书㊂1.3㊀数据处理所有实验均重复3次,通过Origin9.1求出以比生长率为基础的抑制率与污染物浓度的对数值之间的回归方程,采用直线内插法确定不同污染物的EC50值㊂采用相加指数法(AI)评价锌与BPA的联合作用类型,具体为:首先通过公式S=Am/Ai+Bm/Bi,求得联合毒性S值(其中m和i分别代表污染物质A和B的联合毒性EC50与单一毒性EC50值)㊂若Sɤ1,则AI=1/S-1;若S>1,则AI=Sˑ(-1)+1㊂用AI值判断联合毒性作用,当AI=0时为毒性相加作用;AI<0时为拮抗作用;AI>0时为协同作用㊂实验数据运用SPSS进行数据的分析与处理,采用单因素方差分析法(One-Way ANOV A)分析不同浓度对小球藻生理影响的差异(*㊁**表示暴露组与空白对照组具有差异性,其中*代表P<0.05,**代表P<0.01)㊂2㊀结果(Results)2.1㊀锌与BPA对普通小球藻生长抑制的毒性作用根据以上方法获得锌与BPA对普通小球藻的单一㊁复合暴露的浓度-效应曲线(图1)及EC50值(表. All Rights Reserved.第4期田永静等:锌与双酚A复合暴露对普通小球藻的联合毒性作用评估295㊀2)㊂由表2可知,锌和BPA对普通小球藻的EC50分别为5.10mg㊃L-1和17.37mg㊃L-1,即锌离子对普通小球藻的生长抑制更为明显,其毒性大于BPA㊂锌和BPA复合暴露情况下的EC50值分别为0.96mg㊃L-1和2.18mg㊃L-1,相加指数法求得复合暴露对小球藻急性毒性的AI为2.187,由此判断锌-BPA对小球藻的联合作用类型为协同作用㊂2.2㊀锌与BPA对普通小球藻叶绿素含量的影响普通小球藻在不同锌浓度单一暴露组中叶绿素含量变化如图2(a)所示,小球藻在低质量浓度(0.05 mg㊃L-1和0.25mg㊃L-1)锌暴露7d后,叶绿素含量分别为(4.60ʃ0.15)ˑ103μg㊃L-1和(4.06ʃ0.08)ˑ103μg㊃L-1,均高于空白对照组,说明低浓度锌可以促进小球藻生长过程及光合作用㊂在BPA单一暴露体系中(图2(b)),不同BPA浓度下普通小球藻的叶绿素含量均随时间的延长有不同程度的增长,但均低于空白对照组,且随着BPA浓度增大,叶绿素含量的增长幅度逐渐下降㊂在锌和BPA复合暴露体系中(图2 (c)),仅当锌和BPA质量浓度组合低于(2.00+6.80)mg㊃L-1时,普通小球藻可保持较稳定的增长趋势;而当锌和BPA质量浓度组合高于(4.00+13.60)mg㊃L-1,普通小球藻的叶绿素含量受到明显的抑制作用,且暴露7d后低于初始接种的叶绿素含量,对叶绿素含量的抑制率分别高达90.46%㊁97.56%㊁99.51%和99.76%㊂复合暴露体系对藻细胞叶绿素含量的高抑制性,在一定程度上支持了锌与BPA复合暴露对普通小球藻的毒性效应为协同作用的结论㊂2.3㊀锌与BPA对普通小球藻生理特性的影响在本实验中,各暴露组小球藻的可溶性蛋白含量相较于空白对照组都有明显的提升㊂锌㊁BPA对普通小球藻可溶性蛋白含量的影响如图3所示,其中,锌㊁BPA单一及复合暴露中普通小球藻的最高可溶性蛋白含量分别为对应批次中空白对照组的25.56倍㊁15.62倍和25.51倍㊂图1㊀锌与BPA对普通小球藻生长抑制率的剂量-效应曲线注:(a)㊁(b)分别代表锌与BPA单一及复合暴露体系㊂Fig.1㊀The dose-effect curve of zinc and BPA on the growth inhibition ratio of Chlorella vulgaris Note:(a)and(b)respectively represent single and compound exposure systems of zinc and BPA.表2㊀线性拟合模型参数、EC50值和联合作用类型Table2㊀Parameters of linear fitting model,the EC50values and the joint action type暴露体系Exposure system拟合对象Fitting object模型拟合参数Model fitting parameters截距Intercept斜率SlopeR2EC50/(mg㊃L-1)S AI联合作用类型Joint action type单一Single exposureZn28.53213.2260.9874 5.10---BPA-1.16417.9510.983017.37---复合Compound exposureZn16.66534.8230.94940.96BPA-25.95134.8230.9494 2.180.3137 2.187协同作用Synergistic effect注:EC50为半数效应浓度,S表示生物毒性作用之和,AI表示相加指数㊂Note:EC50is concentration for50%of maximal effect,S is the sum of biotoxic effects,and AI is the additive index. . All Rights Reserved.296㊀生态毒理学报第16卷图2㊀不同暴露条件下普通小球藻的叶绿素含量变化注:(a)㊁(b)㊁(c)分别代表锌单一㊁BPA单一及两者复合暴露体系;下同㊂Fig.2㊀Changes of chlorophyll content in Chlorella vulgarisunder different exposure conditionsNote:(a),(b),and(c)respectively represent single zinc,single BPA,and compound exposure systems of both;the same below.㊀㊀普通小球藻经不同污染物暴露7d后,其细胞内的SOD活性变化如图4所示㊂较低质量浓度暴露组(锌:0.05mg㊃L-1;BPA:1.00mg㊃L-1;锌+BPA: (0.50+1.70)㊁(1.00+3.40)和(2.00+6.80)mg㊃L-1)中,普通小球藻的SOD活性与空白对照组相比无明显差异;而在3种高浓度暴露组(锌:10.00mg㊃L-1;BPA: 30.00mg㊃L-1;锌+BPA:(8.00+27.20)mg㊃L-1)中的SOD峰值分别为对应空白对照组的8.09倍㊁5.56倍和18.28倍㊂这表明锌及BPA的存在使得小球藻受到污染胁迫,并诱导细胞通过提高SOD产量来清除体内过量的氧自由基㊂普通小球藻细胞内MDA含量呈现出随污染物浓度的提高而增加的趋势(图5),其中最大浓度组的锌㊁BPA单一及复合暴露体系(锌:10.00mg㊃L-1; BPA:30.00mg㊃L-1;锌+BPA:(32.00+108.80)mg㊃L-1)中MDA含量分别为空白对照组的2.43倍㊁2.51倍和3.83倍㊂锌㊁BPA单一及复合暴露组中,除了第一个低质量浓度组(锌:0.05mg㊃L-1;BPA:1.00 mg㊃L-1;锌+BPA:(0.50+1.70)mg㊃L-1)外,普通小球藻的MDA含量均显著高于空白对照组㊂3㊀讨论(Discussion)在实际的生态环境中,污染物往往不是以简单的单体形式存在,而是多种污染物混合存在的复杂体系[17],复合污染构成了对生态环境和人体健康的潜在威胁㊂王桂祥等[18]在研究环境浓度下抗生素对普通小球藻的毒性时发现,红霉素㊁恩诺沙星及磺胺甲恶唑两两联合时对小球藻均为协同作用;章小强等[19]在研究镉与S-异丙甲草胺的联合毒性时,发现2种污染物对斜生栅藻的联合作用表现为低浓度协同,高浓度拮抗;莫凌云等[20]研究重金属(镍㊁锌㊁镉与铬)及农药(敌敌畏与敌百虫)混合物在不同浓度比的毒性相互作用,以费氏弧菌的发光抑制急性毒性为响应值,发现4种重金属与2种农药具有明显的协同作用㊂若仅采用单一污染物进行毒性研究,可能会导致对该污染物在水环境中造成的毒性效应判断的不准确[21],所以,我们在对水环境污染状况进行评判时,同时还要确定多种污染物的联合效应,为混合污染物的毒性作用研究提供更重要的参考数据[22-23]㊂在本实验中,单一暴露体系的锌和BPA对普通小球藻的EC50值分别为复合暴露体系的5.31倍和7.98倍,即锌与BPA的联合毒性显著大于单一的锌和BPA的毒性,并根据相加指数法计算得到2种污染物对普通小球藻的联合作用为协同作用㊂这可能是由于金属元素以自由离子存在时,不具备(或具备极微弱)生理活性,当生物体对金属离子进行生物积累时[24],金属离子与特定结构的生物配体结合才可表现出生理活性,同时取代了生物大分子中的必需金属,从而可能改变生物大分子的活性部位的构象,导致生物体中毒[25]㊂当重金属与环境激素复合暴露时,BPA可能通过有机配体与锌离子发生络合或螯合作用,从而形成毒性更高化合物;同时,微. All Rights Reserved.第4期田永静等:锌与双酚A 复合暴露对普通小球藻的联合毒性作用评估297㊀生物对低浓度重金属具有 毒物兴奋效应 ,重金属通过干扰微生物的内稳态㊁刺激微生物分泌更多的胞外物质等促进微生物的生长和代谢[26],这一过程将会对微生物降解和转化BPA 产生一定影响㊂图3㊀锌㊁BPA 对藻细胞可溶性蛋白含量的影响注:*表示P <0.05,**表示P <0.01㊂Fig.3㊀Effects of zinc and BPA on soluble protein content of algaeNote:*represents P <0.05;**represents P <0.01.图4㊀锌㊁BPA 对藻细胞超氧化物歧化酶(SOD )活性的影响注:*表示P <0.05,**表示P <0.01㊂Fig.4㊀Effects of zinc and BPA on superoxide dismutase (SOD)activity of algaeNote:*represents P <0.05;**represents P<0.01.图5㊀锌㊁BPA 对藻细胞丙二醛(MDA )含量的影响注:*表示P <0.05,**表示P <0.01㊂Fig.5㊀Effects of zinc and BPA on malondialdehyde (MDA)content of algaeNote:*represents P <0.05;**represents P <0.01.. All Rights Reserved.298㊀生态毒理学报第16卷㊀㊀光合作用是植物体内最重要的生命活动,可为植物的生命活动提供物质与能量[27],叶绿素是各种浮游藻类中广泛存在的色素,其含量能客观反映植物的生长情况和光合作用水平[9]㊂有研究表明,在高硝酸盐和低叶绿素(high nitrate and low chloro -phyll,HNLC)条件下,功能性营养物质(特别是铁和锌)易造成海洋中藻类爆发[28-29]㊂HNLC 理论也可以用来解释锌在城市水系中引起的水华现象[30]㊂这一现象一定程度上证明低浓度的锌会促进藻类生长,从而叶绿素含量增加㊂而在较高质量浓度(1.00㊁5.00和10.00mg ㊃L -1)下叶绿素含量受到明显抑制,说明摄入过高浓度的锌则会降低水生生物的生长速度㊁破坏其光合系统,这与已有研究结果一致[31-32]㊂Xiang 等[9]通过研究BPA 对拟柱胞藻和四尾栅藻叶绿素影响发现,当BPA 质量浓度为1.00㊁5.00和10.00mg ㊃L -1时,拟柱胞藻的叶绿素浓度下降了39.56%㊁47.00%和74.51%,而在四尾栅藻中则下降了45.39%㊁67.80%和82.59%㊂在本实验中,经同样质量浓度的BPA(1.00㊁5.00和10.00mg ㊃L -1)暴露7d 后,3组普通小球藻叶绿素含量与空白对照组相比分别下降了15.29%㊁45.86%和55.96%㊂虽然不同的藻类对BPA 的敏感度不同,但已有数据表明BPA 对普通小球藻的光合反应具有抑制效果,抑制叶绿素的合成㊂在外界胁迫条件下,植物细胞通过改变体内有机物含量来提高细胞耐受程度,增强蛋白质合成代谢,参与渗透调节,从而适应逆境[33-34]㊂因此可通过测定普通小球藻体内可溶性蛋白含量来判断锌及BPA 对其的毒性效应㊂在本实验复合暴露组中,当锌与BPA 质量浓度高于(8.00+27.20)mg ㊃L -1,可溶性蛋白含量呈下降趋势,说明锌与BPA 的联合毒性阻碍了普通小球藻的正常生长代谢㊂这可能是藻细胞无法抵抗外界胁迫,污染物促进了蛋白水解酶的活性,从而加快蛋白质的水解;同时,由于污染物的毒害作用,使合成蛋白质的相关细胞器受到损伤而抑制可溶性蛋白的合成[35]㊂此外,植物在经受胁迫的同时,体内活性氧(re -active oxygen species,ROS)自由基增多,生物体依靠体内抗氧化酶对氧自由基清除,从而保持机体氧化平衡[36]㊂SOD 是生物体内重要的抗氧化酶,能够催化超氧化物阴离子发生歧化作用,生成H 2O 2和O 2[37]㊂同时,过多的氧自由基将攻击藻细胞膜中的多不饱和脂肪酸,引发或加剧脂质过氧化作用,并形成脂质过氧化物[18,38]㊂MDA 作为膜脂质过氧化的重要产物,其含量变化可反映机体细胞损伤程度㊂在本研究中,当锌与BPA 的质量浓度为(4.00+13.60)mg ㊃L -1时,SOD 活性大幅提升,并在质量浓度为(8.00+27.20)mg ㊃L -1时达到最高值后呈下降趋势,其对应的MDA 含量也于(4.00+13.60)mg ㊃L -1暴露组大幅提升㊂这表明从(8.00+27.20)mg ㊃L -1暴露组开始,普通小球藻细胞产生的SOD 不足以抵抗污染物引起的氧化胁迫,抗氧化酶的清除速率低于氧自由基的产生速率,从而导致氧化损伤㊂本文研究锌与BPA 单一及复合暴露条件下对普通小球藻的生长及生理指标的影响,为重金属与环境激素类的复合效应研究提供一定数据基础㊂然而,2种混合污染物对水环境的毒性作用机理的研究尚未阐明,今后的研究应重点考虑到复合污染物间的互相作用以及微生物对污染物的转化问题㊂参考文献(References ):[1]㊀Siddiqui E,Verma K,Pandey U,et al.Metal contamina -tion in seven tributaries of the Ganga River and assess -ment of human health risk from fish consumption [J].Ar -chives of Environmental Contamination and Toxicology,2019,77(2):263-278[2]㊀Komjarova I,Bury N R.Evidence of common cadmiumand copper uptake routes in zebrafish Danio rerio [J].En -vironmental Science &Technology,2014,48(21):12946-12951[3]㊀谢文平,朱新平,郑光明,等.广东罗非鱼养殖区水体和鱼体中重金属㊁HCHs ㊁DDTs 含量及风险评价[J].环境科学,2014,35(12):4663-4670Xie W P,Zhu X P,Zheng G M,et al.Residues and health risk assessment of HCHs,DDTs and heavy metals in wa -ter and tilapias from fish ponds of Guangdong [J].Envi -ronmental Science,2014,35(12):4663-4670(in Chinese)[4]㊀符志友,冯承莲,赵晓丽,等.我国流域水环境中铜㊁锌的生态风险及管理对策[J].环境工程,2019,37(11):70-74Fu Z Y,Feng C L,Zhao X L,et al.Ecological risks and management countermeasures of copper and zinc in water environment of China [J ].Environmental Engineering,2019,37(11):70-74(in Chinese)[5]㊀蔡卓平,刘伟杰,段舜山.重金属Zn 2+胁迫下米氏凯伦藻(Karenia mikimotoi )的生长生理响应研究[J].生态科学,2019,38(2):176-181Cai Z P,Liu W J,Duan S S.Growth and physiological re -sponse of Karenia mikimotoi to heavy metal Zn 2+stress [J].Ecological Science,2019,38(2):176-181(in Chinese)[6]㊀Feng X Q,Luo M Q,Huang W,et al.The degradation of. All Rights Reserved.第4期田永静等:锌与双酚A复合暴露对普通小球藻的联合毒性作用评估299㊀BPA on enhanced heterogeneous photo-Fenton system u-sing EDDS and different nanosized hematite[J].Environ-mental Science and Pollution Research,2020,27(18): 23062-23072[7]㊀Cruz-López A,Dávila-Pórcel R A,de León-Gómez H,etal.Exploratory study on the presence of bisphenol A andbis(2-ethylhexyl)phthalate in the Santa Catarina River inMonterrey,N.L.,Mexico[J].Environmental Monitoringand Assessment,2020,192(8):1-13[8]㊀牛玥,朱敏,刘芃岩,等.双酚A替代品与双酚A对非洲爪蛙急性毒性及其应激响应的比较[J].生态毒理学报,2020,15(2):141-148Niu Y,Zhu M,Liu P Y,et parison on acute toxici-ty and stress induction of bisphenol A with its substitutesto Xenopus laevis[J].Asian Journal of Ecotoxicology, 2020,15(2):141-148(in Chinese)[9]㊀Xiang R,Shi J Q,Yu Y,et al.The effect of bisphenol Aon growth,morphology,lipid peroxidation,antioxidantenzyme activity,and PSⅡin Cylindrospermopsis raci-borskii and Scenedesmus quadricauda[J].Archives of En-vironmental Contamination and Toxicology,2018,74(4): 515-526[10]㊀Richter C A,Birnbaum L S,Farabollini F,et al.In vivoeffects of bisphenol A in laboratory rodent studies[J].Re-productive Toxicology,2007,24(2):199-224[11]㊀李圆圆,付旭锋,赵亚娴,等.双酚A与其替代品对黑斑蛙急性毒性的比较[J].生态毒理学报,2015,10(2): 251-257Li Y Y,Fu X F,Zhao Y X,et parison on acutetoxicity of bisphenol A with its substitutes to Pelophylaxnigromaculatus[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2015, 10(2):251-257(in Chinese)[12]㊀FitzGerald R E,Wilks M F.Bisphenol A Why an ad-verse outcome pathway framework needs to be applied[J].Toxicology Letters,2014,230(2):368-374[13]㊀Kokai D,Stanic B,Samardzija Nenadov D,et al.Biologi-cal effects of chronic and acute exposure of human endo-thelial cell line EA.hy926to bisphenol A:New tricksfrom an old dog[J].Chemosphere,2020,256:127159 [14]㊀曾莎莎,梁延鹏,覃礼堂,等.有机磷农药对蛋白核小球藻的毒性相互作用研究[J].生态毒理学报,2019,14(4):121-129Zeng S S,Liang Y P,Qin L T,et al.Toxicological interac-tions of organophosphorus pesticides mixtures to Chlo-rella pyrenoidosa[J].Asian Journal of Ecotoxicology, 2019,14(4):121-129(in Chinese)[15]㊀徐冬梅,柯薇,王彦华.铜与毒死蜱复合污染对淡水绿藻的毒性效应[J].中国环境科学,2018,38(11):4348-4353Xu D M,Ke W,Wang Y H.Toxiceffects of the co-expo-sure to Cu and chlorpyrifos toward the freshwater greenalgae[J].China Environmental Science,2018,38(11):4348-4353(in Chinese)[16]㊀H c-Wydro K,Połec'K,Broniatowski M.The compara-tive analysis of the effect of environmental toxicants:Bis-phenol A,S and F on model plant,fungi and bacteriamembranes.The studies on multicomponent systems[J].Journal of Molecular Liquids,2019,289:111136 [17]㊀杨蓉,李娜,饶凯锋,等.环境混合物的联合毒性研究方法[J].生态毒理学报,2016,11(1):1-13Yang R,Li N,Rao K F,et al.Review on methodology forenvironmental mixture toxicity study[J].Asian Journal ofEcotoxicology,2016,11(1):1-13(in Chinese)[18]㊀王桂祥,张琼,匡少平,等.环境浓度下的混合抗生素对普通小球藻的联合毒性[J].生态毒理学报,2019,14(2):122-128Wang G X,Zhang Q,Kuang S P,et al.The joint toxicityof mixed antibiotics on Chlorella vulgaris at normal envi-ronmental concentration[J].Asian Journal of Ecotoxicol-ogy,2019,14(2):122-128(in Chinese)[19]㊀章小强,胡晓娜,陈彩东,等.镉与S-异丙甲草胺对斜生栅藻的联合毒性作用[J].环境科学,2015,36(3):1069-1074Zhang X Q,Hu X N,Chen C D,et bined toxicityof cadmium and S-metolachlor to Scenedesmus obliquus[J].Environmental Science,2015,36(3):1069-1074(inChinese)[20]㊀莫凌云,梁丽营,覃礼堂,等.定性与定量评估4种重金属及2种农药混合物对费氏弧菌的毒性相互作用[J].生态毒理学报,2018,13(1):251-260Mo L Y,Liang L Y,Qin L T,et al.Qualitative and quanti-tative assessment for the toxicity interaction of mixturesof four heavy metals and two pesticides on Vibrio fischeri[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2018,13(1):251-260(in Chinese)[21]㊀张亚辉,曹莹,王一喆,等.3种氯酚化合物对大型溞的联合毒性[J].生态毒理学报,2011,6(4):403-409Zhang Y H,Cao Y,Wang Y Z,et al.Joint toxicity ofthree chlorophenols to Daphnia magna[J].Asian Journalof Ecotoxicology,2011,6(4):403-409(in Chinese) [22]㊀金显文,陈静静.双酚A和苯酚对日本沼虾幼虾的急性联合毒性效应[J].生物学杂志,2017,34(4):38-41Jin X W,Chen J J.Joint toxicity of bisphenol A and phe-nol to the juvenile prawn of Macrobrachium nipponense[J].Journal of Biology,2017,34(4):38-41(in Chinese) [23]㊀端正花,陈晓欧,刘灵丽,等.苯并三唑和镉对斑马鱼肝脏的联合毒性效应[J].中国环境科学,2015,35(6):1872-1876. All Rights Reserved.。

⽣态学实验实验⽬录实验⼀光强度的测定※实验⼆温湿度测定※实验三种群空间分布格局的调查※实验四植物群落数量特征的调查※实验五植物群落中种的多样性测定※实验六⼈体内微⽣物菌群分布的测定※实验七⽜乳在⾃然发酵与酸败过程中细菌的⽣态演变※实验⼋种间关系分析实验九饮料和⽔的卫⽣检测实验⼗污染胁迫对⽣物的影响实验⼗⼀等位酶技术实验⼀光强度的测定⼀、⽬的1、了解测定光强度的⼏种途径，并掌握照度计的原理及使⽤⽅法；2、通过不同树冠内及不同群落中光强度的测定，认识植物和光的相互影响。

⼆、仪器ZDS-10型照度计、钢卷尺、⽪卷尺、记录纸。

事先选好被测树⽊及测试群落。

三、原理地球上所有⽣命的维持，均依靠来⾃太阳的辐射能。

⽣物圈所接受的太阳辐射，其波长范围在290纳⽶到3000纳⽶之间，其中，波长380纳⽶到720纳⽶的可见光谱区的能量约占全部辐射的40~45%。

绿⾊植物仅吸收波长380纳⽶到740纳⽶的辐射。

测定太阳辐射有两种途径，第⼀是测定辐射量，即⼊射到接收表⾯上的总辐射量以热量单位、能量单位或功率单位表⽰，如卡.厘⽶-2.分-1；⽡.厘⽶-2等。

所⽤测定仪器为各种辐射仪和⽇射仪，前者是以热电偶为基础的热电装置，后者以双⾦属的变形对⽐做基础。

这⼀途径对研究植物的能量平衡和⽣态系统中的能流过程是必要的。

第⼆种途径是测定照度或光强度，即物体表⾯所获得的光能量，以照度单位⽶烛光（lx）或千⽶烛光（klx）表⽰（100klx=1.5卡.厘⽶-2.分-1）。

由于植物⽣理有效辐射⼤致与可见光谱相吻合，所以这⼀⽅法也常被⽣态学或⽣理学⼯作者所采⽤。

所有测定仪器通常以光电原理为基础，如各种照度计。

照度计通常由光电变换器（光探头）、放⼤器、显⽰器等部件构成，关键部件为光探头。

光探头的⼤⼩、形状可以不同，但其⼯作原理是相拟的。

四、实验步骤（分组进⾏）1、仪器使⽤⽅法：⑴取照度计，将电池放⼊主机箱内，然后放在测量环境位置进⾏测量；⑵将开关拔向“ON”位置；⑶打开按收器遮光罩，则仪表显⽰出被测点的照度读数。

第一作者:李娟英,女,1978年生,博士,副教授,主要从事水污染控制研究。

*上海市教委一般创新项目(No.10YZ128);上海海洋生物学重点学科项目(No.J50701);同济大学污染控制与资源化研究国家重点实验室开放课题资助项目(No.PCRRF09007);上海大学生创新基金计划项目(No.B 294002072007201)。

重金属对活性污泥微生物毒性的比较研究*李娟英1 赵庆祥2 王 静1 陈 洁1 高 峰1(1.上海海洋大学生命学院,上海201306;2.华东理工大学资源与环境学院,上海200237)摘要 采用发光细菌毒性、活性污泥脱氢酶毒性、硝化抑制毒性3种方法测定H g 、Cd 、Zn 、Pb 4种重金属对活性污泥微生物的毒性,并对测定结果进行了比较。

结果表明,发光细菌毒性测定方法的灵敏度最高,测得的重金属半数有效浓度(E C50)最低,4种重金属对发光细菌发光强度的抑制程度由大到小顺序依次为H g>Cd>Zn>Pb;活性污泥脱氢酶毒性和硝化抑制毒性的测定结果与发光细菌毒性测定结果相比,灵敏度相对较低,测得的重金属E C50相对较高,测得的活性污泥脱氢酶活性的抑制程度由大到小顺序依次为Cd>H g>Zn >Pb,与测得的活性污泥硝化速率抑制程度大小顺序一致,但2者测得的EC50有所差别。

为了更准确的判定重金属对活性污泥微生物的毒性影响,至少应取不同的重金属毒性终点指示指标做一组毒性实验,而不能以发光细菌毒性测定结果作为唯一的判定依据,这可能会过分夸大重金属对污水处理工艺的冲击能力,导致污水处理成本无谓增加。

关键词 重金属 发光细菌 脱氢酶 硝化抑制Compara tive study on the biotoxicity of heavy metals pollutants Li J ua nying 1,Zhao Qingxia ng 2,Wang J ing 1,Chen J ie 1,Gao F eng 1.(1.College of F isher ies a nd lif e science ,Shanghai Ocea n Univer sity ,Sha ngha i 201306;2.School of R esour ce and Envir onmenta l E ngineer ing ,East China University of Science a nd Technology ,Sha ngha i 200237)Abstr act: The bio 2toxicity of Hg,Cd,Zn and P b on microor ganism in activated sludge was detect ed by the three methods of detecting luminous bact er ia toxicit y,dehydr ogenase activit y of act ivated sludge and nitrification inhi 2bit ion rate.The results showed that luminescent bact eria toxicity method pr esented the highest sensitivity and the lowest EC50value;the bio 2toxicity of 4heavy metals followed the sequence of H g>Cd>Zn >P b.T he ot her two methods had r elatively low sensit ivity and high EC50value,and the order of heavy metal bio 2toxicity was Cd>H g>Zn>Pb.In or der to determine the toxicity of heavy metal pollutants mor e accurately,at least one set of t oxicity test should be targeted at activat ed sludge,luminescent bacteria biotoxicity could not be the sole basis to determine the short 2ter m impact on the wastewater t reatment capacity,which would r esult in unnecessary costs of wastewater tr eat 2ment significant ly.Keywor ds: heavy metals;luminescent bact eria;dehydrogenase;nitr ification inhibition目前,在重金属对生态环境的毒性影响方面最常用的毒性测定方法是生物试验法,即通过生物体或细胞的存活时间和繁殖量来判断毒性的大小,从而获得重金属毒性的相关信息[1]。

代谢组学技术在环境毒理学研究中的应用耿柠波;张海军;王菲迪;任晓倩;张保琴;陈吉平【期刊名称】《生态毒理学报》【年(卷),期】2016(011)003【摘要】代谢组学作为系统生物学的一部分，通过考察机体受刺激后体液或组织中内源性代谢物的动态变化规律，并结合生物信息统计方法，可系统全面地揭示内因和外因作用于机体的毒性效应和机制。

代谢组学技术具有快速、灵敏度高、选择性强的特点，逐渐在低剂量环境污染物长期暴露的毒性效应评估方面发挥出优势。

本文综述了代谢组学技术的主要研究手段，在毒理学研究中的发展历程和优点，以及在环境毒理学研究中的应用及前景展望。

重点讨论了代谢组学技术在重金属和持久性有机污染物(POPs)毒性评估以及环境胁迫耐受性评价中的应用。

【总页数】10页(P26-35)【作者】耿柠波;张海军;王菲迪;任晓倩;张保琴;陈吉平【作者单位】中国科学院大连化学物理研究所分离分析化学重点实验室，大连116023;中国科学院大连化学物理研究所分离分析化学重点实验室，大连116023;中国科学院大连化学物理研究所分离分析化学重点实验室，大连116023; 中国科学院大学，北京100049;中国科学院大连化学物理研究所分离分析化学重点实验室，大连116023; 中国科学院大学，北京100049;中国科学院大连化学物理研究所分离分析化学重点实验室，大连116023;中国科学院大连化学物理研究所分离分析化学重点实验室，大连116023【正文语种】中文【中图分类】X171.5【相关文献】1.NMR代谢组学技术在环境污染评价中的应用 [J], 丁立建;叶央芳2.代谢组学技术在毒理学研究中的应用进展 [J], 颜贤忠;孙博;杜祥博3.代谢组学技术及其在毒理学研究领域中的应用 [J], 陈立娟;彭双清4.FTIR在环境毒理学研究中的应用 [J], 胡立新;熊倩;陈晓雯;赵佳慧;赵建亮;刘有胜;应光国5.代谢组学在水产动物毒理学研究中的应用 [J], 陈天赐;李玲;王小翠;郭慧因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。

㊀第36卷㊀第6期2020年12月中㊀国㊀环㊀境㊀监㊀测Environmental Monitoring in ChinaVol.36㊀No.6Dec.2020㊀土壤污染物的生态毒理效应和风险评估研究进展张霖琳,金小伟,王业耀中国环境监测总站,国家环境保护环境监测质量控制重点实验室,北京100012摘㊀要:环境生态风险评估(ERA )流程已经被纳入全球环境政策中,既用于规范新化学物质的授权和营销(前瞻性环境生态风险评估),也用于评估潜在的污染场地(回顾性环境生态风险评估)㊂将土壤生态毒理学应用于风险评估,能阐明有毒物质对土壤生态系统中生命有机体的危害程度与范围㊂笔者主要介绍了应用评估因子法和物种敏感度分布法对基于效应数据进行的外推与估算,并综述了欧美等主要国家和地区的土壤生态风险评估框架㊁相关法律法规及其实施情况等,为中国开展土壤污染物生态毒理效应和风险评估等相关研究提供参考㊂关键词:土壤;评估因子;物种敏感度分布;前瞻性ERA ;回顾性ERA中图分类号:X825㊀㊀㊀文献标志码:A㊀㊀㊀文章编号:1002-6002(2020)06-0005-09DOI :10.19316/j.issn.1002-6002.2020.06.02Research Progress on Ecotoxicological Effects and Risk Assessment of Soil PollutantsZHANG Linlin,JIN Xiaowei,WANG YeyaoState Environmental Protection Key Laboratory of Quality Control in Environmental Monitoring,China National EnvironmentalMonitoring Center,Beijing 100012,ChinaAbstract :The environmental ecological risk assessment (ERA)process has gained relevance in decision-making processes,beingprogressively integrated in environmental policies worldwide,both for regulating the authorization and marketing of new chemical substances (prospective ERA )and for evaluating potentially contaminated sites (retrospective ERA ).Application of soil ecotoxicology in risk assessment could explain the extent and scope of the harm of toxic substances to living organisms in soilecosystems.Assessment factor method and species sensitivity distribution method were introduced to extrapolate and estimatepredicted no effect concentrations and other effect-based data.The frameworks,legal support,and implementation of ERA inEurope and the United States were reviewed,which could provide reference for relevant research on ecological toxicological effects and risk assessment of soil pollutants in China.Keywords :soil;assessment factor;species sensitivity distribution;prospective ERA;retrospective ERA收稿日期:2020-06-18;修订日期:2020-08-24基金项目:中国工程院咨询研究项目(2020-XY-21)第一作者简介:张霖琳(1980-),女,辽宁沈阳人,博士,正高级工程师㊂通讯作者:王业耀㊀㊀土壤是陆地物种与生态系统多样性㊁人类生存与可持续发展的重要战略资源,是生态文明建设的重要物质基础,土壤容易汇集环境中的各类污染物,通过大气和水体进行迁移传递㊂中国土壤污染物的数量和种类不断增加,加之土壤显著的异质性,其交互作用及形式日益多样化㊂单纯地依靠化学方法对土壤污染物和污染情况进行监测,与规定的标准值进行比较,无法对大量污染物同时并存的 综合毒性效应 做出科学评估,不能全面㊁科学地表征土壤环境质量,风险评价常会存在高估或低估的情况㊂土壤生态毒理学研究的核心是阐明进入土壤环境中的有毒物质的生态毒理效应,即研究有毒物质对土壤生态系统中生命有机体的危害程度与范围[1],以便客观㊁直接地反映出综合危害效应,弥补化学分析方法的局限性㊂20世纪90年代早期,国外学者提出了 环境生态风险评估 (ERA)这一概念,旨在评估因暴露于应激源(如化学物质㊁外来物种㊁物理变化㊁火灾等)中对生态系统造成损害的可能性过程[2-3]㊂ERA 流程在决策过程中具有相关性,已经被逐步纳入全球环境政策中,既用于规范新化学物质的授权和营销(前瞻性环境生态风险评估),也用于评估潜在的污染场地(回顾性环境生㊀6㊀中㊀国㊀环㊀境㊀监㊀测第36卷㊀第6期㊀2020年12月㊀态风险评估)㊂对土壤中不同化学污染物进行阈值或安全暴露水平的估算,是ERA所面临的主要问题㊂针对整个生态系统的保护,根据预测无影响浓度(PNEC)而得到阈值,这些阈值依赖于单一物种的毒性试验数据,而早期依赖于无观察效应浓度(NOEC)[3]㊂根据生态毒理学数据,主要有3种方法用于估算PNEC:①概率方法,将统计分布调整为数据,以获得物种敏感度分布(SSD), PNEC是特定的百分数(如第5个)或分界点,在这种情况下评估因子为1~5;②基于安全因子在10~1000之间变化的确定性方法,适用于现有的最低NOEC值;③平衡分配方法,适用于生态毒理学数据为水生物种的情况,或将数据转换为陆生物种[4-5]㊂根据具体情况,可以将估算的PNEC值设定为土壤环境质量标准值㊁特定场地筛选评估的基准值或土壤中化学污染物管控的风险值㊂笔者综述了土壤生态毒理学应用于风险评估的研究进展,欧洲和美国等国家和地区生态风险评估框架㊁相关法律法规及其实施情况等,旨在为中国开展土壤污染物的生态毒理效应和风险评估等相关研究提供参考㊂1㊀风险评估中的土壤生态毒理学1.1㊀评估因子评估因子是将选出的最低毒性值除以一个不确定因子或安全系数来求解污染物的生态筛选值的方法,适用于敏感的物种,评估因子的大小根据数据的类型和数量而变化,建议在ERA中,首先筛选出风险可忽略不计的化学物质㊂由于缺乏大多数现有化合物的毒性数据,用评估因子估算PNEC值具有一定的不确定性,表1为推导出的土壤PNEC的评估因子㊂考虑到从个体水平效应(通常在单一物种测试中测量)到种群水平效应的推断,FORBES等[6]建议使用种群模型对种群增长率估算中的存活效应㊁增长效应和繁殖效应进行整合㊂CHAPMAN等[7]提出了在应用评估因子值时应考虑的一系列原则:①当相关数据可用时,不使用评估因子;②外推法具有不确定性,在使用评估因子值时应提供一个范围而不是绝对值;③使用评估因子值时,应考虑到化学物质在效应严重程度方面的差异㊁可逆性或不影响性等;④不需要考虑过度保护㊂表1㊀推导PNEC soil的评估因子[8]Table1㊀Assessment factors for the derivation of PNECsoil信息评估因子LC50短期毒性试验(如植物㊁蚯蚓或微生物)1000长期毒性试验(如植物)的NOEC1002种营养级别的额外长期毒性试验的NOEC503种营养级别的3种物种额外长期毒性试验的NOEC10SSD5~1,根据具体情况充分证明其合理性生态系统模型的现场数据具体分析㊀㊀评估因子法简单㊁易操作,通常认为利用最低的毒性值除以评估因子后就能达到对最敏感的物种和土壤功能进行保护的目的,但实际上其有效性很难得到验证㊂1.2㊀物种敏感度分布SSD[9-10]是研究和制定环境质量标准最推荐和最常用的方法之一,可以为所选的分界值提供统计化可信度证据㊂如在欧洲用HC550%(即危害浓度影响5%的物种,置信度为50%)表示PNEC 值[11-12]㊂SSD依赖于 毒性数据可用的物种代表了受保护的生态系统中的整体敏感性 这一假设㊂此类毒性数据通常来自单一物种的标准毒性测试,在从不同研究和实验室中获得相同终点的数据时,应计算几何均值并构建SSD,同时考虑公认的变异性[13]㊂美国环保署已采用这种方法构建土壤筛选值,以保护土壤生态环境系统免受金属和持久性有机污染物等常见土壤污染物的侵害㊂POSTHUMA等[14]提出了SSD所需的相关方法,特别是在缺乏数据(尤其是土壤数据,包括微生物作用过程数据㊁植物和无脊椎动物数据)的情况下,以便保护整个土壤的生物多样性和土壤作用过程㊂土壤性质对其生物利用度的影响,使得土壤生物群化学品风险评估的不确定性进一步复杂化[15]㊂若为确定土壤质量标准(如预测的无㊀张霖琳等:土壤污染物的生态毒理效应和风险评估研究进展7㊀㊀影响浓度值),指标的选择仅限于可显示生态毒理数据的最敏感指标;若为进行特定场地评估,则应根据相关预期,选择易受影响的指标,通过现场监测㊁调查以及在实验室中进行污染土壤的生物检定,对这些指标进行评估㊂尽管文献中确定并讨论了所有限制因素,若将物种敏感度分布用于各种目标,则SIGNORE等[16]概括出以下相关结论:①可将按照标准物种生态毒理数据确定的SSD用于濒危物种保护,但无法得到这一数据;②可将按照标准物种(主要来源于温带地区)确定的SSD用于其他地理区域的物种保护;③很难使用某个环境区域的5%物种危害浓度(HC5)保护不同的环境区域㊂在无其他选择的情况下,某些研究假设土壤㊁沉淀物和水生生物的敏感性相同[17]㊂目前,若能从目标化合物中获得少量或无法获得陆生物种的生态毒理数据,广泛采用的方法是平衡分配法(EqP),以此推断出土壤的预测无影响浓度值:PNEC soil=K soil-water/RHO soilˑPNEC waterˑ1000式中:PNEC water为水中的预测无影响浓度,mg/L; RHO soil为湿土的体积密度,kg/m3;K soil-water为土壤-水分配系数,m3/m3;PNEC soil为土壤的预测无影响浓度,mg/kg㊂该方法被一些国家和机构广泛应用于土壤基准值的确定[4],但前提条件是满足以下3个方面的假设:①水生和陆生物种具有同等敏感性;②土壤孔隙水中出现的主要陆生物种对化学物质的暴露和吸收;③土壤固体物质和土壤孔隙水吸收的化学物质量平衡[18]㊂由此可见,方法未将某些土壤生物通过有机物质和土壤吸收等的暴露考虑在内,吸收的固相化学物质和土壤孔隙水中吸收的化学物质数量很难得知,未将化学物质在土壤中生物利用率方面的风化㊁老化以及微生物群落在降解中的作用考虑在内㊂2㊀生态风险评估的框架㊁法规及实施2.1㊀欧洲2.1.1㊀欧洲前瞻性生态风险评估欧盟为土壤预期风险评估确定了4种主要监管框架:欧盟法规‘化学品的注册㊁评估㊁授权和限制“(REACH),欧盟生物杀灭剂产品法规(BPR),植物保护产品(PPP)以及药用产品法规㊂所有法规中采用的生态风险评估框架包括危害评估㊁暴露评估以及风险表征㊂REACH法规(第1907/2006号)于2007年6月1日生效[19],规定所有在欧盟市场上销售的商品均需注册,并要求贸易商承担风险管理的全部责任㊂REACH提出的陆地毒理学评估方案旨在确定土壤生物(微生物㊁无脊椎动物㊁植物)的营养水平,评估其对生态系统结构和功能的潜在影响㊂进行危害评估需要收集有关该物质内在特性的所有相关信息:水溶性㊁蒸汽压㊁辛醇/水分配(如log K OW)㊁土壤吸附潜力(如log K OC)㊁生物和非生物降解以及土壤暴露的可能性等信息㊂根据毒性试验终点(最低LC50或NOEC)得出土壤的PNEC,再进行持久性㊁生物体内累积和毒性评估㊂根据危害评估结论,可能还需要进行接触评估㊂接触评估包括接触场景或相关用途的开发㊁接触类别和接触估计,应考虑不同的接触途径,计算预测环境浓度(PEC)㊂还应通过独立食物链(土壤蚯蚓)评估捕食者的二次中毒风险㊂最后,通过计算地方和区域风险的适当风险商值(PEC/ PNEC)来进行风险表征㊂BPR法规(第528/2018号)于2013年9月1日起生效,规定了关于在市场上提供和使用生物杀灭剂的相关内容㊂与REACH法规遵循相同的方法,执行危害评估的信息要求包括一个核心数据集(强制性)和附加数据集(根据物质的内在特性㊁可预见使用和接触途径㊁改进初始风险评估的需要,可能需要附加数据集)㊂开展生态毒性研究的时间长短,取决于预期出现的排放是连续性还是间歇性㊂在接触评估中,对于间接排放,除了估算PEC外,还应计算相关产品使用肥料或污水后的预测土壤初始浓度;对于直接释放,通常要考虑不同的时间尺度(是否包括降解㊁挥发或浸出过程等)㊂必须对每种使用类型进行接触评估,并考虑浓度高于10%时可能出现的所有代谢物和降解产物㊂PPPs对土壤生物的风险评估是根据理事会指令91/414/EEC[20]制定的SANCO/10329/2002陆地指导文件进行的㊂该指令于2009年被欧盟法规1107/2009废除,欧盟第283/2013号和第284/2013号法规分别规定了活性物质和PPPs的新数据要求㊂关于危害评估,应得出毒性终点(如LC50和NOEC),指明在不同层级进行的生态毒性测试㊂暴露评估(预测影响浓度估算)是基㊀8㊀中㊀国㊀环㊀境㊀监㊀测第36卷㊀第6期㊀2020年12月㊀于对土壤中活性物质和相关转化产物的归宿和行为的评估㊂对于蚯蚓和其他土壤生物,建议计算慢性毒性暴露比率㊂然后,将TERs与欧盟委员会法规第546/2011号中定义的临界值(安全系数)进行比较,以确定风险高低水平㊂欧洲药品管理局制定了人体医疗产品框架,于2006年通过了关于ERA的指导性文件[21]㊂ERA主要侧重于估计水生环境对药物的暴露,仅在第二阶段获取和评估有关环境(水生和陆地)和影响的信息㊂该法规研究土壤中生物降解㊁对土壤无脊椎动物的毒性以及陆地植物和微生物急性效应㊂2.1.2㊀欧洲回顾性生态风险评估回顾性生态风险评估在欧洲没有统一的规定,一些国家已经设计出自己的框架(如最早进行框架设计的荷兰);英国㊁德国㊁丹麦和西班牙也已开始设计实施自己的框架㊂除个别定义或术语方面存在一些区别外,欧盟国家的做法已经相对统一㊂土壤污染主要采用风险评估原则,包括来源-途径-受体模式,决策以风险为导向而不是以危害为导向[22-24]㊂这些框架基于分阶段或分层方法,用连续步骤产生数据,同时提高复杂度,降低不确定性㊂在每一个阶段或每一层末尾,对风险进行计算,并建议仅在结果不符合要求时再移至下一个阶段或层级㊂这种方法能够以成本效益最高㊁最有效的方式获得所需要的数据㊂具体包括以下步骤:初步现场调查㊁详细现场调查㊁补充调查或可行性调查㊂初步现场调查关注的是危害鉴定,目的是评估过去是否发生过污染情况,并调查是否存在可疑的土壤污染,其中可能涉及对污染的确认,一般包括方案设计㊁现场监测,部分情况下还包括有限的探索性调查㊂第二阶段是详细调查,目的是确定污染的范围和程度,并对与已识别危害和受体相关的风险进行评估㊂在该阶段,许多国家(如英国㊁荷兰和西班牙)[8,25,23]使用一般性方法,即将实测浓度与基于风险的指导值(如土壤质量标准㊁基准值㊁最大允许浓度㊁可忽略浓度㊁目标值和干预值等)进行比较,以便对受污染地点进行快速一致的风险评估㊂根据此风险表征,评估是否需要进行进一步风险评估㊂如果高于指导值,可能需要进行更加详细的调查,以改善风险或行动,从而降低污染程度或风险水平㊂第三阶段涉及补充调查或可行性调查,目的是更好地确定补救行动或需监控的程度和类型,需要对土壤的理化性质进行更加详细的实验室分析和鉴定㊂为更好地了解污染物的性质㊁程度和特性,可能需要进行补充调查㊂2.1.3㊀指导值的确定和实施目前,大部分基于风险的阈值是为了保护人类健康,但是许多欧盟成员国已经制定或正在制定基于生态的土壤浓度阈值(如德国㊁芬兰㊁荷兰和西班牙已经批准了关于评估污染土壤生态风险的指导值,用于不同目的的监管)㊂一些指导值可能具有法律效力,也可能仅作为建议或备选方案㊂一般情况下,根据潜在风险和需要采取的措施[26],可将指导值分为3个不同的等级,即筛分值或背景值㊁警戒值或触发值㊁干预值或截止值㊂筛分值或背景值指低于该浓度后,风险可忽略不计,即使是在最敏感土地使用情况下也可以避免不利影响[22]㊂如高于警戒值或触发值,则意味着存在潜在风险,此时一般建议进一步调查㊂干预值或截止值一般用于对严重污染场地进行分类,在此情况下风险为不可接受风险,必须采取补救措施㊂荷兰指导值有2个:背景值和干预值㊂浓度高于干预值的土壤被视为严重污染,而且原则上需要对此类土壤进行修复㊂德国确定了3个参考水平:预防水平(超过该值将意味着未来有可能出现土壤污染问题,而且为避免产生危害需要解决所述问题),临界水平(需进行进一步评估,以确定场地是否被污染)和触发行动水平(需要进行修复,需要体现污染物的生物利用度)㊂芬兰的阈值为触发值,如果超过这一数值,将需要进行现场特异性风险评估㊂芬兰根据土壤生态系统的重大风险制定了一个更高指导值和一个更低指导值,并分别适用于住宅区和工业区㊂西班牙通过立法制定了关于需要进行现场特异性风险评估的初步触发值(低风险阈值水平),如果未超过一般参考水平但检查到了毒性(但不直接分类为污染),则需要实施现场特异性ERA㊂一般情况下,土壤生态系统保护的触发值基于背景浓度或来源于生态毒理数据(如PNEC 值)㊂使用生态毒理数据时,一般依据与评估因子结合的最敏感类别的数据或来自SSD曲线的数据(一般为HC5)㊂芬兰的阈值基于背景浓度的上估值(如潜在有毒元素,PAHs),或考虑人类健康和生态风险的风险限值(如PCBs)㊂西班牙㊀张霖琳等:土壤污染物的生态毒理效应和风险评估研究进展9㊀㊀的一般参考水平基于欧盟技术指南(回顾法)建议的风险表征率(RCR=PEC/PNEC),并用于对不同环境功能区划的土壤浓度进行评估㊂如果是金属,建议将现场特异性参考水平作为平均值,再加上相关区域背景水平标准偏差的2倍值㊂干预值或截止值一般基于几个物种的生态毒理数据的几何平均值或基于物种敏感度分布,如荷兰一般考虑HC50(50%的生态系统将受到影响)㊂在芬兰,低指导值来源于SSD(考虑HC50),而高指导值依据SSD中值的置信度上限(95%)㊂但是,如果无SSD数据,低指导值可依据生态毒理端点的几何平均数(如NOEC)并结合评估因子,在此情况下,高指导值设定为中值的2倍㊂2.2㊀美国2.2.1㊀美国前瞻性生态风险评估1976年美国通过了‘有毒物质控制法“(TSCA),用于评估新化学品并确定其对人类健康或环境可能产生的不利影响,但当时任何已经用于商业的化学品均不受新法律规定的约束㊂2016年,美国国会通过了对‘有毒物质控制法“的修订,即‘弗兰克劳滕伯格21世纪化学物质安全法案“,对该法案进行了根本性修改,以解决1976年立法中的缺陷㊂法案要求环保署在所有新化学品进入市场之前对其做出准确的分类,即①存在不合理风险;②可用信息不足以进行评估;③可能存在不合理风险;④不太可能存在不合理风险㊂此外,风险评估应以安全标准为基础,不考虑成本或非风险因素㊂风险评估最长可能需要3年时间,但是,每种化学品的初次分类应在申请后90d内进行㊂法案还要求环保署根据时间表评估名录上的现有化学品:环保署基于现有信息根据化学品的感知风险对高优先级和低优先级的化学品进行分类,代理机构根据特定时间表系统地评估已分组的化学品㊂2.2.2㊀美国回顾性生态风险评估‘综合环境反应㊁赔偿和责任法案“和 超级基金 法案是美国土壤污染管理评估最重要的联邦法律,为评估有害物质释放到环境可能对人类健康和环境产生不利影响奠定了基础㊂美国环保署也已经制定了人类健康风险评估[27]和生态风险评估[28-29]指南㊂ERA通常解决现场潜在风险㊁是否需要进行现场修复等问题,采用分层方法来评估潜在污染风险和对人类及生态受体的潜在不利影响㊂风险评估目标是明确环境污染的性质和程度㊁对生态受体的现有或潜在影响以及现场风险或影响可能随时间产生的变化㊂评估分3个阶段进行:①问题描述;②暴露和影响分析;③风险特征描述㊂ERA应用于现场调查中,通常包括项目范围㊁环境介质采样㊁样品的分析以及方案评估㊂在 超级基金 中被称为补救调查或可行性研究㊂补救性调查主要侧重收集和分析现场特征,制定基线风险评估方案,以支持补救措施目标选择;可行性研究涉及评估用于实现这些目标的可能补救方案㊂2.3㊀巴西20世纪90年代末,巴西环保署(IBAMA)和巴西圣保罗州环境与卫生技术中心(CETESB)建议开展急性测试,特别是对蚯蚓进行此类测试,进行农药登记㊂其中,为了解决土壤生态毒理学标准毒性试验过程中如何模仿天然热带土壤的问题,巴西开发了一种人工土壤(TAS或热带人工土壤)[30]㊂TAS的制备是基于人工土壤应用于温带物种的标准生态毒理学试验㊂只有农药和木材防腐产品登记才需要对土壤生物进行生态毒理学研究,主要依据化学物质的农药品法律(1989年7月11日第7.802号法律)予以管辖[31]㊂1996年10月15日,IBAMA出版了第84号规范性条例,规定了评估农药及其组分对环境危害的程序㊂这些程序包括对蚯蚓的急性毒性试验,涉及碳和氮循环的土壤微生物毒性试验,以及农药产品在土壤中持久存留的研究和对非目标植物的植物毒性㊂就回顾性风险评估而言,巴西国家环境委员会(CONAMA)于2009年发布的第420号决议中首次提及了ERA概念㊂该法律文件针对污染场地提出了土壤质量限值和土壤管理标准㊂限值㊁预防值和干预值分别对应于荷兰目标值和干预值㊂预防值表示土壤中物质的限值,旨在保护土壤功能(如动植物和人类栖息地的功能㊁水资源保护和养分循环㊁食物的生产和物质的降解)㊂干预值表示物质的浓度,高于该浓度值可能会对人类健康以及土壤质量和功能造成风险㊂该决议认为,场地污染可能对环境产生重大影响,因此需要进行生态风险评估,从而为风险管理提供支持㊂2.4㊀中国中国生态风险评估始于水生态风险评价和区域生态风险评价,尚未发布土壤污染生态风险评㊀10㊀中㊀国㊀环㊀境㊀监㊀测第36卷㊀第6期㊀2020年12月㊀估的标准规范或技术指导文件㊂2014年发布的‘污染场地风险评估技术导则“(HJ25.3 2014)和2018年发布的‘土壤环境质量建设用地土壤污染风险管控标准(试行)“是从保护人体健康出发,基于健康风险评估的方法提出土壤风险控制值以及监测㊁实施和监督要求㊂农用地污染更侧重评估生态风险,2018年发布的‘土壤环境质量农用地土壤污染风险管控标准(试行)“(GB 15618 2018),以保护农产品质量安全为主要目标,分别推导了农产品质量安全㊁农作物生长和土壤微生物的土壤污染物阈值,规定了耕地㊁园地和草地的土壤污染筛选值和管制值㊂近年来的研究也逐步转向土壤污染生态风险评价指标和方法研究㊁土壤污染的生物可利用性研究,以实际暴露量为基础,计算污染物生态风险值㊂但是,这类评估未能涵盖土壤中更多生物,较难适用于精准性强和尺度大的风险评估㊂3㊀讨论与展望土壤是地球上最复杂的生态系统,1g森林土壤中约有40000种细菌㊁7000种真菌和成千上万的无脊椎动物㊂尽管生物多样性和功能纷繁复杂,但土壤生态系统已被组建成与常规营养结构高度整合的食物网[32]㊂从生态毒理学的角度来看,评估特定化学品对特定物种的毒性是相对简单的㊂然而,评估该物种的流失对食物网的整体结构或重要土壤过程的作用的影响并不是一项简单工作㊂不同空间和时间尺度层面复杂土壤生物群落的机制尚需研究,要整合到综合框架中还必须包括土壤的结构和化学复杂度[33],这些将决定化学品的应用范围和生物利用度㊂土壤食物网的主要作用之一是处理影响土壤生物发展和后续土壤理化性质的植物源性碳化合物,支持营养物质的转化和循环,最终有助于维持生态系统㊂因此,有毒化学物质不仅会影响单个生物体或生物群及其相互作用,还会随着时间的推移改变重要的生态系统特征㊂土壤生物及其相互作用会影响土壤性质,从而影响土壤中化学物质的结合和运动,使评估工作进一步复杂化㊂必须努力完成土壤质量指标集(如化学㊁物理和生物)的筛选,以适应每种土壤使用目的和管理预期㊂将这些土壤质量指标单独整合或作为ERA程序中综合土壤质量指标的一部分进行整合,有助于实现土壤功能和管理的最高保护水平[34]㊂目前,生物体在营养结构中所发挥的作用尚待明确,预测人造化学物质对土壤生态系统影响的前瞻性分析尤其具有挑战性[35]㊂使用模型系统研究的结果表明[36],即使营养结构保持不变,从已建立的系统中提取特定物种也会导致某些土壤功能发生变化㊂其他研究表明[37],部分生物体对生态系统生产力产生了巨大影响㊂人类对土壤生态系统循环过程了解较少,因此难以预测哪些土壤过程将受到化学毒性引起的物种损失或物种组成变化的影响㊂为了提高预测风险评估的可靠性,最重要的是利用来自不同地区的物种,对潜在有害物质进行测试,以保护最敏感和关键物种,进而实现特定生态系统的结构多样性和功能㊂这与土壤区域性有关,特别是热带地区㊂地下生物多样性的空间格局并非由相同的地上生物多样性机制所决定,因此显示出不同纬度的高土壤生物多样性[33]㊂有研究证明热带和温带物种之间的敏感性存在差异,且适用于部分化学物质[38-39]㊂尽管此类差异可能源于对PNEC进行测定时所作的假设,或缺乏热带物种的相关数据,但也可能是物种代谢中与温度相关的差异(不同的吸收和脱毒率可反映此差异)所造成[38]㊂ERA必须处理与大量现场物种(如橡树㊁知更鸟和蚯蚓)㊁多层次生态组织(如种群㊁群落和生态系统层次)以及给定场所多种潜在化学效应信息来源(如土壤化学㊁毒性生物测定㊁种群调查)相关的选择不确定性㊂必须要明确描述:①使用特定毒理学参数值或范围的理由;②接受的主要假设(如哪些受体在生态相关性和对相关污染物的敏感性方面最具风险代表性);③与假设相关的不确定性以及预计这种不确定性如何影响风险评估的描述㊂在评估PNEC变化原因以及不同评估人员确定的数值中,来自欧盟㊁美国㊁加拿大㊁日本和澳大利亚等国家和地区的科学家利用相同数据集对5种不同化学品(乙二醇㊁三氯乙烯㊁壬基苯酚㊁六氯苯和铜)进行独立危险评估[40]㊂在所有化学品中发现多达3个数量级的PNEC变化,这些差异与选择用于推导PNEC的方法㊁所应用的AF大小㊁生态毒理学分析急性慢性特征分类和选择数据方面等都有很大关系㊂虽。