（农药学专业论文）土壤中农药残留对蚯蚓的生物有效性.pdf

分类号 udc ： 密级： 单位代码： 编号： 研究生学号 土壤中农药残留对蚯蚓的生物有效性 答辩委员会主席： 陈宗懋院士、博导 答辩委员会成员： 陈宗懋 院士、博导 樊德方 教授、博导 虞云龙教授、博导 论文评阅人： 朱国念 教授、博导 花日茂 教授、博导 朱鲁生教授、博导 李明 教授、硕导 吴加伦 副教授、硕导 答辩日期 二oo 五年六月 摘要 土壤是农药等污染物在环境中的“贮藏库”，在田间施用的农药大部分都会 直接或间接进入土壤中。随着农药在土壤中滞留时间的增加，它们就变得越不容 易被生物所利用，因此它们对生物的毒性也随之降低了。然而，当前农药等污染 物的风险评价仍然取决于用有机溶剂彻底提取的总浓度。这种决定总浓度的分析 方法并不能真实反映污染物生物有效性的下降，而是高估了其在环境中对生物的 暴露、毒性以及风险。丁草胺、腈菌唑、毒死蜱是当前国内应用广泛的农药，由 于它们在土壤中具有较长的残留期以及在低浓度下会引起人类慢性中毒。因此， 它们在土壤中的残留及其环境行为早已受到人们的普遍关注，然而有关这方面的 研究主要集中在农田生态系统中的行为规律，并证实它们在土壤中的消失主要是 被土壤微生物所降解。目前尚未见有关土壤中这三种农药残留对蚯蚓的生物有效 性的报道。基于此，本研究用蚯蚓作为土壤模拟生物，评价了丁草胺、腈菌啼、 毒死蜱在土壤中的生物有效性。 研究了甲醇、甲醇一水( 9 ：1 ) 、甲醇一水( 1 ：1 ) 、丙酮一水( 5 ：3 ) 、石 油醚、水等提取程序对土壤中不同老化时间的丁草胺、腈菌唑、毒死蜱的逐级萃 取量的差别及其与蚯蚓吸收量的关系，探索化学提取剂预测土壤中丁草胺、腈菌 唑、毒死蜱残留生物有效性的可能性。结果表明，随着老化时间的增加，丁草胺、 腈菌唑、毒死蜱的溶剂可萃取量与蚯蚓吸收量均呈不断下降趋势。在本实验条件 下，丁草胺和腈菌唑水提量与蚯蚓吸收量相关且比较接近，表明水提量能反映它 们的生物有效性，水可以用作这两种农药的生物有效性指示。毒死蜱的甲醇一水 ( 1 ：1 ) 和石油醚提取量分别与蚯蚓的吸收量相关且大致相似，说明这两种溶剂均 可用作其生物有效性指示。赤子爱胜蚓蓄积的丁草胺、腈菌哗、毒死蜱浓度明显 高于灰暗异唇蚓蓄积的浓度，表明有机化合物对不同蚯蚓种的可用性是不同的。 研究了土壤性质对土壤中结合的丁草胺、腈菌哗、毒死蜱可萃取性与生物有 效性的影响。结果表明，丁草胺、腈菌唑、毒死蜱的结合程度( 可萃取性与生物 有效性下降) 均随土壤性质的不同而不同。简单的回归分析表明土壤有机质含量 与丁草胺、腈菌唑、毒死蜱的结合有高的相关性。多元回归分析表明，土壤有机 质含量与阳离子交换量、砂粒含量或p h 的相互作用决定了农药在土壤中的结合程 度。这意味着土壤有机质含量、阳离子交换量以及其它的土壤性质参数可以用作 某些化合物在土壤中结合的预测因子。农药可萃取性与蚯蚓可用性之间好的相关 性和大致的相似性进一步表明了水、水、石油醚从土壤中提取的丁草胺、腈菌唑、 毒死蜱分别代表了它们各自在土壤中的有效态部分。 用批量平衡法研究了丁草胺、腈菌唑、毒死蜱在五种土壤中的吸附解吸附 及其与农药生物有效性的关系。结果表明，在试验浓度范围内，丁草胺、腈菌唑、 毒死蜱的土壤吸附与解吸附等温线可用f r e u n d l i c h 模型表征。正辛醇水分配系数 ( k o 。) 与土壤有机质是影响丁草胺、腈菌唑、毒死蜱吸附与解吸附行为的主要 因素。除了正辛醇水分配系数、土壤有机质含量以外，吸收途径也可能是影响 灰暗异唇蚓吸收这三种农药的主要因素。丁草胺、腈菌哗的生物浓缩因子与它们 各自的吸附系数、解吸系数之间有高的负相关关系。而毒死蜱的吸附、解吸附系 数与生物浓缩因子仅有低的正相关关系。 关键词：丁草胺；腈菌唑；毒死蜱；土壤；蚯蚓；生物有效性 浙江大学硕士学位论文 第一章文献综述 1 生物有效性的定义 在描述化学药品在环境中的行为和可能的归宿时，生物有效性是使用得最频 繁的术语。然而，生物有效性却很难定义，对环境科学家和生态毒理学家来说来。 生物有效性是化学药品被生物同化、吸牧和对生物可能的毒性( r a n d ，1 9 9 5 ； a l e x a n d e r , 1 9 9 7 ) ；对哺乳动物学家来说，生物有效性代表了化学药品穿过细胞膜， 进入细胞的可能性( f o r b e sa n df o r b e s ，1 9 9 4 ；a l l o w a ya n da y r e s ，1 9 9 7 ) 。 为了更好理解生物有效性，l a n d r t m a 等( 1 9 9 4 ) 把污染物的生物有效性分为 三类，即环境有效性、环境生物有效性以及毒理学生物有效性。他们认为生物 有效性概念能图l 来表述。进入土壤的污染物将有一部分被土壤胶粒及有机质吸 附，于是，随着时间的延长，他们就会与土壤固体颗粒结合得越紧密，其结果就 会使这部分与土壤结合的污染物不能与生物受体接触。没有与土壤结合的那部分 污染物可能会在土壤环境中移动、转移，因此这部分污染物被认为在环境中是可 以被利用的，即污染物的环境有效性。这部分污染物则会在环境中随水等介质一 起移动，在移动的过程中，它们中的一部分可能会与动物、植物以及微生物接触 或发生相互作用。这种与生物的相互作用可能是在土壤水溶液中或在土壤中发生 的，因此，这部分污染物被认为是对生物有效性的，即污染物的生物有效性。对 栖动物来说，对生物有效的这部分污染物可能会通过表皮、胃肠道而被生物吸 收，被吸收的这部分污染物可能叉会被动物代谢、排泄或蓄积在其它组织中，或 转移到生物的毒性作用点( s i t e so ft o x i ca c t i o n ，s t a ) 。到达毒性作用点并与 毒性作用点发生相互作用的这部分污染物于是就被定义为污染物的毒理学生物 有效性。毒性作用点代表的是一种临界水平( 即污染物对生物产生毒性作用所需 的量) ，一旦污染物的量达到或超过这种临界水平，污染物就会对生物产生毒性 作用或影响。因此，当生物体内蓄积污染物的量未超过这种临界水平时，污染物 是不会对生物产生毒性影响的。然而，一旦污染物在生物体内的蓄积量超过理论 毒性水平，这部分污染物可以用生物体的反应来检测，这部分被检测到的残留就 被定义为临界身体残留( c r i t i c a lb o d yr e s i d u e ，c b r ) ( m c c a r t ya n dm a c k a y ，1 9 9 3 ) 。 生物有效性的这种定义表明生物有效性是指化学药品进入生物接受器潜力的测 量。化学药品进入生物体内的潜力是随生物体、暴露途径、暴露时间和土壤性质 浙江大学硕士学位论文 的不同而不同的( a n d e r s o ne ta 1 ，1 9 9 9 ) 。 图1 生物有效性示意图 f i g 1s c h e m a t i cf i g u r eo f b i o a v a i l a b i l i t y ( l a n n o e ta 1 ，2 0 0 4 ) 1 2 生物有效性的影响因素 许多研究表明生物有效性受物理化学、生物因素等多种因素的影响 ( a l e x a n d e r , 19 9 5 ；b e l f r o i de ta 1 ，19 9 6 ；r e i d e ta 1 ，2 0 0 0 b ；w e s t o ne ta 1 ，2 0 0 0 ； l y y t i k a n e ne ta 1 2 0 0 3 ) 。物理化学因素包括土壤性质、化合物本身的特性以及化 合物在土壤中滞留的时间等。生物因素主要有生物种类，生物的栖居、取食行为， 消化以及代谢机制等因素。 1 2 1 老化对生物有效性的影响 进入土壤中的污染物，将发生被土壤胶粒及有机质吸附、随水分洗四周移动 ( 地表径流) 或向深层土壤移动( 淋溶) 、向大气中挥发扩散、被作物吸收、被 土壤和土壤微生物降解等一系列物理、化学过程。其中的吸附和转移过程可能会 使污染物越来越不易被溶剂所提取甚至在土壤基质中形成结合残留。其结果是， 随着污染物与土壤接触时间的增加，污染物的溶剂可萃取性和生物有效性将会相 应的降低。这就是所谓的老化现象( h a t z i n g e ra n da l e x a n d e r ，1 9 9 5 ；r e i de t a 1 ， 浙江大学硕上学位论文 2 0 0 0 b ) 。 老化过程的最终结果是污染物从可到达的土壤室中移动到不易到达或不能 到达的土壤室中。此种的结果使得污染物的可提取性降低。一般认为，土壤结合 态污染物是在污染物老化以后出现：( 1 ) 能被快速解吸附的化合物部分和( 2 ) 能被缓慢解吸附的污染物部分( p i g n a t e l l oa n dx i n g ，1 9 9 6 ) 。据c a r r o l l 等人研究，这 两部分对所有的土壤和沉积物都是存在的，他们认为吸附剂存在着外部( 容易到 达的) 和内在( 交换缓慢的) 点。因此，通过类推，吸附和解吸附动力学说模型 能用“双室模型”来模拟；然而，在此模型中，适宜的参数很难确定( w ua n d g s h w e n d ，1 9 8 6 ) 。c a r r o l l 等( 1 9 9 4 ) 认为土壤是间隔间的连续统一体的模型是由它 们的解吸附常数所决定的。很多研究者认为在土壤中土壤有机质是决定化合物相 互作用最重要的因素( c o n n a u g h t o n e ta 1 ，1 9 9 3 ；b r u s s e a ue ta 1 ，1 9 9 1 ) 。k a n 等人认 为土壤有机质的存在显著的增加了d d t 。同样，b r u s s e a u 等( 1 9 9 1 ) 提出了一 种观点：大多数疏水性有机农药在有机质中消散都是由非平衡吸附作用决定。污 染物的浓度会影响农药在土壤和沉积物中吸附作用。例如，d i v i n c e n z o 和s p a r k s ( 1 9 9 7 ) 发现五氯酚( p c p ) 的吸附有很高的浓度。在这些被吸附的高浓度的五 氯酚中，只有一少部分的五氯酚能被连续的解吸附。很多有机农药都有这种吸附 和解吸附滞后的现象，如叻t 等有机化合物( b r u s s e a ue ta 1 ，1 9 9 1 ) 。除了被讨论 的双室( 即快、慢两室) 外，d i v i n c e n z o 等( 1 9 9 7 ) 认为还存在着一个非常慢的库 室。 目前，提出了一种竞争机理，它包括扩散通过天然有机质基质和扩散通过粒 子内纤孔，这两种机理可能同时作用( p i g n a t e l l oa n dx i n g ，1 9 9 6 ) 。土壤中的微孔或 空隙可能是非常重要的，直径 l o o n m 的孔在被检验的所有土壤和沉积物中都出 现了。直径在0 3 1 0 n m 的孔或空隙也很多。这种尺寸的孔对影响有机分子的生 物可用性有重要意义。绝大多数土壤表面存在这些孔，以致它们非常有可能吸着 这些有毒化合物。土壤的有机部分含有大量这样的纤孑l ，并且被封锁的化合物有 可能被保留在有机质的纤孔中。然而，对于一个变得生物很难利用的分子来说， 它的解吸一定是非常慢的。减少的生物可用性可能也与污染物进入有机质固相的 入1 ：3 有关。分子将分配在固相有机质中，并且随着时暗】流逝，从外表面移到生物组 织、细胞或酶进不去的地方。只有当化合物极慢地扩散通过固相来到它的外面， 浙江大学顾 学位论文 它才变得可利用。然而，土壤有机质既不是简单的聚合物，也不是同质的固体。它 是高度多相的并且，包含在它的大分子结构中的除了纤孔外的区域的极性、密度 和环绕度都不同( a o c h ia n df a r m e r , 1 9 9 7 ) 。 生物效性已被称为污染土壤被完全生物修复的主要限制因素。一般说来，当 污染物在土壤中老化时，通过发挥毒性效应，被微生物生物降解和生物修复，它们 的生物可用性明显降低。e d w a r d s ，c a 等人在向土壤中加入林丹后，测定了对果 蝇d r o s o p h i a 的急性毒性，同时进行了化学测定。生物测定和化学测定结果都表 明了生物可用性随老化时间降低。从现场采集的样品研究也表明生物降解能力随 老化时间显著降低。a 1 e x a n d e r 等人长期现场测量了土壤中农药浓度变化，研究 结果发现。d d t ，艾氏剂和它的环氧化物狄氏剂，七氯和它的环氧化物和氯丹一开 始慢慢消失，但是消失速率随老化时间降到某一程度时，更进一步的消失会特别 慢或停止( a l e x a n d e r , 1 9 9 7 ) 。刚开始时的消失可能部分是由于挥发或非生物降解， 但几年后消失速率变得小的几乎难以察觉，这表明对于本土的微生物，这些农药 几乎是不可用的了。但是要花费多长时问达到这个消失速率最低值和农药最后生 物可用性的百分比随土壤和化合物的不同而不同。这解释了为什么生物修复不能 完全清除土壤中所有的污染物。 在研究结合态农药残留杀虫活性的试验中，l i c h t e n s t e i n 等将“c 灭虫磷、”c - 甲基对硫磷加入土壤中，培养一段时间后，充分提取可萃取态残留，在只含结合 态残留的土壤中，杀虫剂的浓度为3 m g k g 。用果蝇鉴定其杀虫活性，2 4 h 内无果 蝇死亡；两种农药以同样浓度加于新鲜土壤后，立即放入果蝇，灭虫磷在2 3 h 内使5 0 ：的果蝇死亡，甲基对硫磷在1 8 2 0 h 内使5 0 的果蝇死亡，因此认为结 合态农药残留的杀虫活性是很低的( l i c h t e n s t e i n ，1 9 9 7 ) 。b o n d ig e v a o 等( 2 0 0 1 ) 研究了结合态农药残留对蚯蚓的生物有效性，将1 4 c 一标记的莠去津、异丙隆和 麦草畏加入土壤后培养l o o d ，然后用甲醇、二氯甲烷充分提取，3 种农药在土壤 中结合残留分别为1 8 、7 0 、6 7 ，以7 ：l 的比例加入干净土壤后，将蚯蚓引 入培养2 8 d ，发现有o 0 2 0 2 的结合农药残留被吸收到蚯蚓体内，而在新鲜 土壤中加入等量4 c 标记农药，蚯蚓体内吸收的h c 量比其高2 1 0 倍，证明了 老化农药残留对蚯蚓的生物有效性大大降低。 进入土壤中的污染物对土壤微生物多样性产生影响，进而影响土壤肥力，微 浙江人学硕f ：学位论盅： 生物的生命活动也会分解土壤中的污染物，使结合态污染物释放出来。k h a n 和 i v a r s o n 用1 4 c 标记的扑草净处理土壤，培养一年后，结合残留1 4 c 达总用量的 5 7 4 ，萃取过的含结合残留土壤在w a r b u r g 装置中培育2 2 d ，再用甲醇充分提 取，结合残留1 4 c 占7 1 6 ，可萃取态残留占2 7 0 释放出来的结合残留”c 经 定性分析为扑草净、羟基扑灭净和少量n 一脱烷基化合物因此认为微生物分解 了1 4 c 扑草净与土壤问的连接，然后又将释放的扑草净降解为水解和脱烷基化合 物( a l e x a n d e r ，2 0 0 0 ) 。k h a n 等( 1 9 8 1 ) 研究发现，“c 标记的腈二氯苯醚菊酯 在土壤中的结合残留经1 8 周培养后，2 1 3 7 的”c 结合物矿化成“c 0 2 。 h e e l i n g 等( 1 9 7 8 ) 研究了土壤中不同老化时问的h c 一阿特拉滓对微生物的 生物有效性，分别经过o 、2 0 、6 0 、1 2 0 、2 0 0 天的老化过程，然后向土壤中加入 降解菌，测定降解率。结果表明，随着阿特拉津与土壤接触时间的延长矿化率降 低，富含有机质的土壤与有机质含量低的土壤有相同的试验结果。 郭丽青等研究了土壤中不同老化时i 铘的d d t 对小麦根系的生物有效性，他 们将土样放置在玻璃缸中，于2 5 下避光老化7 、1 4 、2 】、3 5 、6 0d 后取出栽 培植物。结果表明，随着老化时间的增加，水和正己烷提取量随老化时间增加而 下降，4 种d d t 异构体的水提取量和正己烷提取量均有不同程度的下降。p ， p - d d t 第6 0 天的水提量只有第7 天的4 0 左右，p ，p - d d d 在3 0 左右，p ，p - d d e 在1 0 左右，而o ，p - d d t 仅6 左右( 郭丽青等，2 0 0 2 ) 。h e l l i n g 和k r i o n a k 在 研究土壤结合态- t i t 基苯胺对大豆影响的试验中，以来加农药没经提取的土壤为 对照，发现土壤结合态乙氯地乐灵、长乐施、氟乐灵显著抑制大豆生长，生长 1 0 周后的大豆干重分别比对照降低3 6 3 8 、5 5 8 4 、5 8 8 5 ，大豆植株对结合 态农药残留的吸收率为o 4 6 0 ，0 7 0 ，植株体内的分配为，根、茎、叶、果荚、 果实分别为7 6 、1 7 、5 、1 2 、0 3 ( h e e l i n ge ta 1 ，1 9 7 8 ) 。f u h r e m a n 和 l i c h t e n s t e i n ( 1 9 7 8 ) ( v q ：究燕麦对土壤结合态甲基对硫磷和等量加入新鲜土壤中的甲 基对硫磷的吸收试验表明，生长两周后的燕麦从新加入的土壤中吸收的甲基对硫 磷是从含结合态的土壤中吸收量的5 倍，而用同一土壤再种植2 或4 周燕麦后， 燕麦从新加入农药的土壤吸收的甲基对硫磷量仅为从含结合念农药土壤中吸收 量的1 5 倍，说明新加入的甲基对硫磷在燕麦生长两周后也部分变成结合态，从 而对燕麦的有效性大大降低。试验结果还表明，第一次种植的燕麦从土壤中吸收 浙江大学钡士学位论文 的甲基对硫磷约为第二次、第三次种植的燕麦从土壤吸收量的5 8 ，这一结果说 明第一次种植的燕麦使土壤结合态农药得以活化，从而使得它更易被燕麦吸收， 连续三次种植2 周的燕麦总共从土壤中吸收约5 1 ，的结合态甲基对硫磷。 k h a n ( 2 0 0 1 ) 的试验表明，生长2 1 d 的燕麦对土壤结合态扑草净的吸收量占总量的 o 5 3 ，其中地上部含量占总吸收量的3 0 2 。f u h r e m a n 和k h a n 的试验都表明 燕麦吸收的农药在体内又会变成结合态，即用常规的提取方法不能将其提取出 来，植株地上部、地下部都含有结合态农药。f u h r 和m i n e l s t a e d t ( 1 9 8 0 ) 研究表明， 生长2 9 d 的玉米对培养1 l i d 后土壤结合态h c 噻唑隆的吸收率为2 1 6 ，而对 等量加入新鲜土壤中“c 噻唑隆的吸收率为4 。 1 2 2 吸附解吸附对生物有效性的影响 进入土壤的农药将发生一系列物理化学过程，如被土壤胶粒及有机质吸附、 随水分向四周移动、向大气中挥发扩散、被作物吸收、被土壤微生物降解等。这 些不同的过程影响着农药在环境中的归宿，其中最关键的过程是吸附解吸附， 因为它决定了污染物在土壤溶液中浓度，因而决定了这些污染物的生物有效性 ( k a r i c k h o ，1 9 7 9 h u a n ge ta 1 ，1 9 8 4 ；b m s s e a ue ta 1 ，1 9 8 9 ；m a q u e d a , 1 9 9 0 ；r l j n a r r t se t a 1 ，1 9 9 0 ；s m i t 1 ，1 9 9 2 ；w e l s s e n f e l se ta 1 ，1 9 9 2 ；w e l h o u s ee ta 1 ，1 9 9 3 ；h e g e m a ne ta 1 ， 1 9 9 5 ；l i u a n d j i ，1 9 9 6 ；l i u e t a l ，2 0 0 0 ；a l t f e l d e r , 2 0 0 1 ) 。 吸附解吸附机理的研究是深入理解吸附解吸附过程不可缺少的一个方面。 对于预测和评价污染物对土壤、地下水源存在的潜在危害性、开展土壤的化学和 生物修复都有着十分重要的意义。吸附解吸附中的慢过程，一般认为是由于存在 某类扩散控制步骤。土壤是一个多孔介质，有机污染物在其上的吸着解吸的全 过程必然要受到扩散步骤的限制。吸着过程可能包括溶质穿过本体溶液、吸着剂 与溶液界面处相对静止的液膜( 液膜扩散) 、颗粒的孔隙( 孔扩散) 和渗透到固相 ( 基质扩散) 最后到达吸着点。除本体溶液内扩散外，溶质在以上其他过程中的扩 散系数可以预期按上述次序一次减小。实验室采用的间歇技术般可以消除本体 溶液相内的扩散，也可以使液膜扩散不至于成为限速步骤( s p a r k s ，1 9 8 9 ) 。所以 孔扩散和基质扩散可能是吸着过程的限速步骤。对产生慢吸着解吸的一种解说 是p i g n a t e t l o 和x i n g 等( 1 9 9 6 ) 提出的有机质扩散( o m d ) 机理。o m d 机理认为 天然有机质( n o m ) 是扩散介质，有机污染物扩散通过固态n o m 是控速步骤，n o m 浙江人学颂l j 学位论文 由玻璃念和橡胶态两个区域构成。它们的吸附行为类似于玻璃态和橡胶念高分子 化合物的吸附行为。玻璃态区域中分布着具有各种不同能量的吸着点，类似玻璃 态高分子化合物中的孔隙。稀溶液中有机物污染物在玻璃态高聚物中的吸着是不 规则的，有非线性吸附等温线，扩散系数与溶质浓度有关，吸着解吸存在滞后现 象。而在橡胶态高聚物上的吸着解吸般为线性吸附且服从费克扩散定律，传质 速率与时间平方根成正比。在玻璃态高分子化合物中吸附行为的非奇异性是由于 存在双重吸着方式，即吸附质在聚合物体相中的线性分配和孔洞中的填充，孔隙 填充机理是引起非线性吸着和偏离费克定理的原因。n o m 中的双重吸着可能是有 机污染物在天然颗粒上的吸着产生非线性吸附等温线、竞争吸着、动力学延迟等 行为的合理解说。此外，土壤、沉积物中矿物质的微孔吸着延迟( s r p d ) 也可能是 慢吸着的限速步骤。因为当吸着剂微孔孔径大小与吸附质分子大d , n 当时，每一 个吸附质分子将与孔壁上的多个吸附点发生作用，反应势会提高n 4 倍，这时壁面 扩散成孔扩散的主要形式，壁面扩散可能更为缓慢。有机物在土壤、沉积物上的 慢吸着，可能是o m d 和s 褂d 机理共同支配。o m d 在有机质含量高和团聚程度低 的土壤的吸着过程中起主要作用。而s r p d 在有机质含量低而团聚程度高的土壤 上的吸着解吸过程中占主要地位。o m d 、s r p d 机理提示吸附剂上的高能吸附点 在慢过程中起主要作用，这对解吸速率的限制要大于对吸着速的限制。另 外，w e b e r 等( 1 9 9 6 ) 的学说也有一定的影响。他们认为，土壤、沉积物吸附剂是由 矿物质( i 区) 、无定行态( i i 区) 和缩合态( 1 i i 区) 有机质组成，土壤等对有机污染物的 吸着是3 个区的总和，每一个区域在吸附时表现出不同的能量、反应机理、行为和 性质。p d r 即溶质的相分配关系，它的非线性主要由于缩合念土壤有机质( s o m ) 微观非均匀性引起的。对一定体系p d r 时间的变化特性与3 个区域特定的次序有 关。疏水性有机化合物( h o c s ) 在i i i 区上的吸着在能量上比i i 区更为有利，与线性 吸着偏离更大。这可能是由于i i i 区中存在更多的非均的、低极性成分。i i i 区中的 吸着速率很慢，而h o c s 在其余两区的吸着是线性、快速吸着，i i 区中的吸着为分配 机理。 许多不同的过程影响着污染物在环境中的归宿。传输和降解过程两者密切相 关。其中最关键的过程是吸着解吸，因为它影响着所有其他过程。吸着在土壤胶 体颗粒上污染物的生物活性与其吸着方式、污染物性质、生物利用或分解有机物 浙江大学硕 学位论义 的途径和生物种类等因素有关。 通过根系获取农药等污染物的植物，一般情况下它们获取土壤溶液中的农药 要比吸附的容易。因此，农药的吸附对植物和微生物的利用有很大的关系。对一 些阳离子除草剂，如敌草快和对草快簏用在植物叶面时十分有效，而当施用在土 壤中则容易失去活性。因为这种农药会以离子形式吸附在带负电的土壤胶体上。 当对草快吸附在蒙脱石层问时很难解吸，所以它不能被植物根和微生物利用，但 可借助增大土壤湿度和使用其他有机阳离子依靠水的竞争吸附及其他有机阳离 子的离子交换作用，提高该类农药的植物利用率。当敌草快吸附在蛭石、高岭石 上时，它的生物活性能极大地下降，但不能完全消除( g u n t h ，e ta 1 ，1 9 7 0 ；r y t w o e t a 1 ，2 0 0 1 ) 。敌草快、对草快也能被土壤有机质牢固的吸附的土壤有机质上，但它们 对植物和微生物的活性还存在。碱性杀虫剂如三嗪酮以及除草剂t r i a z o l e 的生物 活性，与土壤中有机质、黏土矿含量有关。许多研究结果表明，碱性杀虫剂在土壤 组分一有机质和黏土矿上的吸附与土壤p h 有关，在中性或碱性条件下，它们主要 以分子形式被吸附，在酸性条件下，主要是以阳离子形式被吸附。碱性农药生物活 性也表现出与土壤系统p h 的依赖关系。像扑草净随着土壤系统p h 的降低其吸 附量增加，生物活性降低。土壤中加入熟石灰有利于减少这类农药的吸附量，因而 会提高除草剂的活性。w e b e r 研究发现，扑草净在大量投加石灰的土壤中的初期 活性很大，也容易降解，在酸性环境中持留时间较长，再如咪唑乙烟酸( i m a z e t h a p y r ) 也是如此( b r e s n a h a ne ta 1 2 0 0 0 ) 。酸性农药在水中溶解时带负电荷，它们不易被黏 土矿吸附，但能被含水铁、铝氧化物及有机质部分吸附。不少研究者发现，酸性农 药的活性与土壤有机质含量有关。r a u s e r 和s w i t z e r 注意到黑色沃土对氨二氯苯 酸的持留远比矿物土大，但吸附在有机质上的氨二氯苯酸仍然具有生物活性。 k l i n g m a n 等人观察到番茄田中即使旖很少量的氨氯毗啶酸( p i c l o r a m ) 也会造成 很大的危害，显然土壤对此农药的吸附和去活很弱。另外，s c o r 和w e b e r 发现，在 模型土壤中加入黏土对2 ，4 d 的活性没有很大的性影响，但投加阴离子树酯和有 机质可极大改变2 ，4 d 的生物活性，有机质对2 4 d 活性的影响归于物理吸附， 阴离子树脂的作用归于离子交换。有机氯、有机磷、甲基氨基酸质、脲等农药在 土壤中的吸附，受土壤有机质影响也较大，土壤有机质含量增加时，它们的吸附量 增大，土壤湿度增加时，它们的吸附量减少。这与此类农药的生物活性受土壤有机 浙江大学硕i ：学位论史 质含量、湿度影响变化的结果一致。总的来说，土壤有机、无机胶体和农药以各 种不同的方式发生相互作用，这依赖于土壤胶体和外源物质盼f 生质和特性。吸着 作用对农药的生物利用影响也因吸着强弱和解吸难易程度而异。 一般认为，以自由分子存在于溶液中的污染物才能被生物利用，引起毒性 ( s c y d e le ta 1 ，1 9 8 1 ) 。微生物从流体中摄取底质远b e 吸附态容易( a l v a r e z c o h e ne t a 1 ，1 9 9 3 ；s i a n t ae ta 1 ，1 9 9 4 ，m i l l e re ta 1 ，1 9 9 1 ) 。由于吸着作用使污染物浓度低于生 物利用阀值或解吸速率限制了生物的转化速率。所以，一般情况下，吸着作用会降 低污染物的生物利用率( 砒i n a r r t se ta 1 ，1 9 9 0 ) 。但污染物或其降解中间产物对微生 物有毒时，吸着作用因为能降低毒物浓度，所以能促进生物对污染物的降解。像膨 润土的吸附妨碍蛋白质在酸性或碱性溶液中的酶促水解。p i n c k 发现，碱性抗体强 烈地吸附在黏土矿上，微生物实验表明，抗体从高岭石上能获得释放，但不能从伊 利石、蛭石、蒙脱石上被释放。e s t e r m a n 的研究表明，吸附在高岭石和蒙脱石上的 蛋白质能被蛋白酶消化分解，但蒙脱石上的降解速率要比高岭石上的慢。再如上 面提到的敌草快吸附在蒙脱石层间时不能被微生物和植物根系利用，但吸附在高 岭石上是则易被微生物利用( g u n t h e re ta 1 ，1 9 7 0 ) 。可见吸附剂的结构不同可能使 污染物在其上的吸附方式不同，最终会导致微生物对吸附质的利用情况的迥异。 因此，可以通过提高溶液相中有机物的浓度( 如使用表面活性荆) 来提高微生物对 环境中存在的有机污染物的利用( b a r d i e ta 1 ，2 0 0 0 ；b a r d ie t a 1 ，2 0 0 0 ； m a t a - s a n d o v a t e ta 1 ，2 0 0 0 ；z h e n g e ta 1 ，2 0 0 0 ；n a m e ta 1 ，2 0 0 0 ) 。s u e s s 和w a g e r 曾发 现吸附在土壤黏土或有机质上的农药一氯利谷隆被微生物的降解速度比未吸附 的快，认为这是由于吸附表面农药浓度和微生物的数量较高，从而加快了分解速度 ( g u n t h e re ta 1 ，1 9 8 1 ) 。可见吸附解吸作用对微生物的利用土壤中有机污染物是利 还是弊，是一个复杂的问题，应随着具体过程具体分析。 土壤中生活着多种无脊椎动物如蚯蚓等，它们能摄取土壤中的外源有机物。因 动物的种群不同，获取有机物的方式各异，吸着，解吸作用对它们从土壤中摄取有 机物污染物的影响也会不同。有些动物通过外皮渗透来实现对土壤中某些有机物 的富集，对它们来讲，土壤溶液中的有机物浓度越高，被吸附的有机物越易解吸，也 就越利于它们的吸收和富集。可是蚯蚓能通过吞食土壤，摄取土壤中农药结合残 留0 a a n ，1 9 8 0 ) 。吸着解吸过程对土壤沉积物中外源有机物的生物利用的影响， 9 浙江大学硕士学位论文 除上面谈到的情况，还应注意土壤对有机物的吸附催化降解、长时间的吸附陈化 引起结合残留形成等间接影响。另外，农药的田间合理使用和污染的生物修复，是 一个与时间相关的动态过程，吸着解吸动力学在开展土壤化学和生物修复实践中 也显得尤为重要。 1 2 3 生物种类对生物有效性的影响 很多研究表明污染物生物有效性是因生物种类不同而不同的。w h i t e 等 ( 1 9 9 7 ) 发现，尽管土壤中菲的生物有效性是随老化时问的增加而呈下降趋势，但 蚯蚓吸收的菲与微生物矿化的菲是显著不同的。g u e r i n $ 口b o y d ( 1 9 9 2 ) 发现污染 物生物有效性不但是囡生物种类不同而不同的，而且就是同一类生物种中不同的 具体种对污染物的利用也是不同的。他们发现两种细菌利用土壤中萘是显著不同 的。h a i m i 等( 1 9 9 2 ) 在研究蚯蚓对氯酚的生物蓄积时，也发现异唇蚓体内蓄积的 氯酚浓度显著高于陆正蚂【体内蓄积的氯酚浓度。污染物生物有效性是随生物种不 同而不同。这表明在评价污染物是生物有效性时，生物种的选择在至观重要的。 1 2 4 土壤性质对生物有效性的影响 土壤的理化性质包括有机质含量、粘粒含量、矿物含量、含水量、氧容量、 食度以及p h 等。土壤的这些理化性质是随时阳j 和空问的变化而变化的。如果能预 测不同土壤中污染物生物有效性的变化，这对土壤中污染物的风险评价就变得简 单了。许多研究都表明土壤性质显著的影响了污染物的生物有效性。t a n g 等 ( 2 0 0 2 ) 用5 种不同性质的土壤研究了葸等4 种多环芳烃对蚯蚓( 赤子爱胜蚓) 的 生物可用性，结果也发现，在土壤有机质含量最低的土壤中，蚯蚓对老化0 天与 老化2 9 3 天的葸等4 种等多环芳烃吸收是最多的。其它相关的研究也发现蚯蚓对老 化与未老化的阿待拉津( k e l s e ye ta 1 ，19 9 7 ) 、d d t 、d d e 、d d d 、滴氏剂( m o r r i s o n e ta 1 ，2 0 0 0 ) 、菲等多环芳烃( k e l s e ye ta 1 ，1 9 9 7 ；c h t m ge ta 1 ，1 9 9 8 ) 的吸收也是 随土壤性质的不同而不同。c h u n g 和a l e x a n d e r ( 1 9 9 8 ) 发现在有机碳含量大 于2 的土壤中，被微生物矿化的菲的下降的明显的，而在有机碳含量小于2 的土壤中，被微生物矿化的菲的下降是不明显的。 1 2 5 化合物本身对生物有效性的影响 到目前为此，单纯用化合物来比较、评价化合物对生物有效性影响的研究还 不多。高脂溶性有机化合物在土壤中被土壤颗粒吸附得最多。化合物的正幸醇 0 浙江大学颁i 。学位论文 水分配系数( k o ，) 是影响化合物生物有效性的关键因子( k a a ge ta 1 ，1 9 9 7 ； n a r b o r m ee ta 1 ，19 9 9 ；e g g l e t o ne ta 1 ，2 0 0 4 ) 。l y y t i k i i n e n 等( 2 0 0 3 ) 最近发现( 原予 的) 空间排列对六氯苯和多氯化联( 二) 苯的生物有效性的影响也是很重要的。他们 也发现分子大小对化合物生物有效性也有影n l f i j ( l y y t i k a n e ne ta 1 ，2 0 0 3 ) 。随着无机 离子在土壤中滞留时间的延长，它们在土壤中也会老化，锌、砷、镍、锰、钴以 及其它元素在土壤中老化的现象多有报道。老化也引起了这些元素生物有效性的 降低( l o c ka n dj a n s s e n ，2 0 0 3 ) 。尽管老化的影响都使有机化合物与无机离子的生物 有效性降低了，但有机化合物与无机离子的老化机制可能是不同的。 1 3 有机化合物生物有效性的评价方法 有机化合物的生物有效性可以通过两种途径来评价，生物学与化学评价方 法。 1 3 1 生物学评价方法 1 3 1 1 生物活体试验 为了正确、真实地评价土壤或沉积物中污染物的生物有效性，很多用活体生 物来评价污染物生物有效性的标准实验方法已经被发展起来了。在用活体生物评 价污染物生物有效性时，最重要的是生物种的选择，选择一种或一类生物作为环 境的指示生物必须至少满足下面两个条件根据( g r e i g s m i t h l 9 9 2 ) ： ( 1 ) 可以从 一个常常是随机选择的种类所测定的适度范围得出一个统计性结论，也就是说 可以通过对一个物种较少个体数量的测试来决定某种污染物对整个土壤动物区 系的安全水平：( 2 ) 试验动物应对污染物敏感，易暴露于污染物，同时便于进行研 究。 蚯蚓在土壤中有机物质的分解转化上具有重要作用，同时其活动可以改善土 壤的结构，增强土壤的透气和排水保水功能。因此在土壤中保持健康的蚯蚓生态 种群对于土壤环境的保护具有重要价值。而从生态学上来看，蚯蚓处于陆地生态 食物链的底部，对大部分污染物如杀虫剂( e d w a r d sa n dt h o m ps o n ，1 9 7 3 ) 和重 金属( c a r t e rg t a l ，1 9 8 3 ；i r e l a n d ，1 9 8 3 ) 都具有富积作用。这些被富积的污染物可 能并不对蚯蚓造成严重的伤害，但却可能影响食物链中更高级的生物a 同时蚯蚓 对某些污染物比许多其他土壤动物更为敏感，因此利用蚯蚓作为土壤环境的指示 生物，可以提供一个保护整个土壤动物区系的安全域值( g r e i g s m i t h ，1 9 9 2 ) a 此外 浙江大学硕士学位论文 蚯蚓体型较大，分布广泛，易于养殖，因此十分便利于研究和监测工作的进行 ( o e c d ，2 0 0 0 a ；l a n n oe ta 1 ，2 0 0 4 ) 。用蚯蚓评价土壤污染物生物有效性有两种途 径：( 1 ) 直接测定( b e l f r o i de ta 1 ，1 9 9 5 ；m ae ta 1 ，1 9 9 5 ；m e h a r g ，1 9 9 6 ) ，( 2 ) 间接 测定( d o r ne ta 1 ，1 9 9 8 ；l a n n oe ta 1 ，2 0 0 4 ) 。 直接的生物有效性测定是决定蚯蚓实际吸收土壤中污染物的量。这种方法包括 蚯蚓对污染物的生物蓄积和临界身体残留( c b r s ) 。生物蓄积是直接测定蚯蚓 体内污染物的浓度；而临界身体残留的测定与亚致死或致死浓度有关( m c c a r t y a n d m a c k a y ，1 9 9 3 ；l a n n oe ta 1 ，1 9 9 8 ；w e l l s a n d l a n n o ，2 0 0 1 ) 。从图1 可以看出，生 物蓄积是指污染物在毒性作用点蓄积的量在毒性临界水平之下。相反，临界身体 残留指的是污染物在毒性作用点的蓄积量毒性临界水平之上。显然，l 临界身体残 留代表的毒理学生物有效性，而生物蓄积代表的是环境生物有效性与毒理学生物 有效性之间的中间状态。于是，可以将生物蓄积实验结果与体临界残留结果进行 比较，从而得到污染物生物有效性及污染物在环境中潜在风险的有关信息。尽管 生物蓄积实验结果能用来评价蚯蚓对污染物的吸收与净化( 作用) ，但用蚯蚓来评 价污染物的生物有效性，费用一般较高，再加上蚯蚓在土壤环境中暴露的污染物 是没有确定性，因此，在用蚯蚓评价某一具体污染物的生物有效性时，实验结果 可能是比较难确定的。 污染物生物有效性的测定也可以通过蚯蚓对暴露污染物的反应来决定，即在 可能已经受到污染的土壤中直接进行蚯蚓采样研究，并与没有被污染的同类型 土壤中的蚯蚓种群进行比较，同时在实验室分析化学药品的残留情况，从而对 某种或某类化学药品的生态毒性作出评估，这就是所谓的生物有效性的间接测 定。这种研究方法的优点是评价可能同时针对几种混合使用的化学药品，费用较 低，而且结果直接反映化学药品对整个壤动物区系的生态毒性：缺点是不能 对化学药品的生态毒性提前作出评估。尽管如此，长期对蚯蚓种群监测研究工作 所取得的数据和资料对评价使用化学药品的生态效益是很有价值的( g r e i g - s m i h ，1 9 9 2 ) 。 土壤微生物也是调节土壤肥力的重要因素，因而被广泛用来评价土壤中污染 物的生物有效性。用微生物评价土壤污染物生物有效性有两种途径：( 1 ) 微生物 对污染物的生物降解，常用微生物对污染物的矿化来衡量( r i c h t e r i c he ta 1 ，1 9 9 8 ) ： 浙n 大学硕i ：学位论文 ( 2 ) 污染物对微生物的影响，常选择微生物的某一项或几项生理指标作为指征 ( 如细胞生长、呼吸、酶活性等) ，根据待测物影响这些指征的程度来判断毒性的 强度( r i c h t e r i c hc ta 1 ，1 9 9 8 ) 。 近年来，囡快速、灵敏、经济等特点，发光微生物传感器( 1 u m i n o u sm i c r o b e s s e d s o r ) 技术得到迅速发展o a c o b se ta 1 ，1 9 9 3 ；b o y de t a l ，1 9 9 7 ；r e i de ta 1 ，1 9 9 8 ； w e l l se ta 1 ，1 9 9 8 ：b e c h o re ta 1 ，2 0 0 2 ；d a u n e r te ta 1 ，2 0 0 0 ；k e a n ee ta 1 ，2 0 0 3 ) 。发 光微生物指自然界存在、细胞内具有生物发光代谢系统的原核和真核微生物，近 来还包括导入发光基因而使原本不发光的微生物具备发光特性的基因工程发光 微生物。应用发光微生物进行生物毒性分析有显著优点：操作无需严格无菌：发光 变化先于基本代谢变化因而对毒性更为敏感：与光电检测手段相结合，自动化程 度高、结果客观、人为误差少。以原核型发光微生物为例，正常生理状况下细胞 利用还原型黄素单核苷酸( f m n h 2 ) 、长链脂肪醛( r c h o ) 为底物，在氧与细菌荧 光素酶的参与下，可发出波长为4 2 0 6 7 0 n m 的可见光。当环境条件不良或有毒物 存在时，由于细菌荧光素酶活性或细胞呼吸受到抑制，发光能力受到影响而减弱， 其减弱程度与毒物的毒性大小和浓度成一定比例关系。s o o m i ，黄正等( 1 9 9 7 ) 利 用明亮发光杆菌为敏感材料制备传感器对有毒化合物进行检测取得怠好效果，换 能器采用光电倍增管。结果表明：( 2 0 1 2 0 ) 1 0 9 m o l l - 1 洁尔灭、5 1 0 0m g l “ 苯酚随着浓度的增加，对细菌发光的抑制程度也随之增加。近年来，人们利用基因 工程技术将生物发光系统的l u x 和1 u c 基因导入不同的微生物，扩大污染物毒性检 测的范弱及代表性。目前，己构建成功并用于传感器分析的基因工程发光微生物 有大肠杆菌( e s c h e r i c h i ac o l i ) 、欧洲亚硝化单胞菌( n i t r o s o m o n a se u r o p a e a ) 、酿酒 酵母( s a c c h a r o m y c e sc e r e v i s i a e ) 、集胞藻( s y n e c h o c y s t i s ) 等，它们表现出一些新的特 点，如重组亚硝化单胞菌发光强度与硝化作用强度呈相关关系，使得一菌株同时 具备二种不同的代谢指征用于生物毒性检测：重组酿酒酵母能够检出具真核生物 毒性的敌草隆( d i u r o n ) ，而相应的重组大肠杆菌则不能检出，显示了真核微生物传 感器的重要性。尽管微生物学传感器有快速、经济、灵敏的优点，但在评价污染 物生物有效性仍有一些缺陷和不足。譬如，用微生物传感器评价土壤中脂溶性污 染物的生物有效性时，需要使用一定量的有机溶剂，有机溶剂的使用会微生物传 感器带来一些不良的影响，使得检钡4 的结果有所偏差( b u n d ye ta 1 ，1 9 9 7 ) ，此外， 浙江大