范小歡，單振華，楊騰飛，嚴靜娜，任　源，2*（.華南理工大學環(huán)境與能源學院，廣州50006；2.工業(yè)聚集區(qū)污染控制與生態(tài)修復教育部重點實驗室，廣州50006）

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土壤的老化對PCB138的可提取性和生物可利用性的影響

范小歡1，單振華1，楊騰飛1，嚴靜娜1，任源1，2*
（1.華南理工大學環(huán)境與能源學院，廣州510006；2.工業(yè)聚集區(qū)污染控制與生態(tài)修復教育部重點實驗室，廣州510006）

摘要：為探討老化行為對多氯聯(lián)苯（Polychlorinated biphenyls, PCBs）在土壤中的可提取性和生物可利用性的影響，選取2,2′,3,4,4′, 5-六氯聯(lián)苯（PCB138）作為目標污染物，進行90 d的老化試驗，比較了超純水提取、正丁醇溶液提取、超聲提取（正己烷/丙酮）和索氏抽提（正己烷/二氯甲烷）等4種方法對土壤中不同老化時間PCB138的提取率；以赤子愛勝蚓（Eisenia fetida）為土壤模式參照生物，在不同的老化時間里測定蚯蚓體內(nèi)PCB138的含量與脂肪含量。結(jié)果表明，4種方法提取PCB138的能力依次為索氏抽提（正己烷/二氯甲烷）≈超聲提?。ㄕ和?丙酮）＞正丁醇提?。境兯芤禾崛?；索氏抽提、超聲提取和正丁醇溶液提取的提取率從最初的87%～93%、85%～90%、50%～60%分別下降到70%～76%、65%～73%、25%～45%，在30～45 d時總提取量保持穩(wěn)定，而超純水提取PCB138的量有限，顯示出最低的提取能力且為非重復性結(jié)果。PCB138在蚯蚓體內(nèi)富集量隨接觸時間增加而增加，在老化30 d左右其體內(nèi)PCB138富集量最大；在老化30～60 d時，蚯蚓體內(nèi)的PCB138的含量逐漸下降，健康狀況良好的蚯蚓脂肪含量有所下降但不明顯。正丁醇溶液提取、超聲提取和索氏抽提對PCB138的提取率，以及老化土壤中蚯蚓對PCB138的富集量，均說明PCB138在土壤中的生物有效性隨著老化時間的延長而降低。

關(guān)鍵詞：PCBs；生物可利用性；提取率；蚯蚓

范小歡，單振華，楊騰飛，等.土壤的老化對PCB138的可提取性和生物可利用性的影響［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2016, 35（5）：919-925.

FAN Xiao-huan, SHAN Zhen-hua, YANG Teng-fei, et al. Effect of aging on extractability and bioavailability of PCB138 in soils［J］. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35（5）: 919-925.

持久性有機污染物多氯聯(lián)苯（Polychlorinated biphenyls，PCBs）作為斯德哥摩公約中優(yōu)先控制的12 種POPs之一，從一氯聯(lián)苯到十氯聯(lián)苯共有209種同系物。由于電容器、變壓器的不當封存、拆解等原因，PCBs可能通過大氣、水等途徑進入土壤環(huán)境，對人居環(huán)境、農(nóng)產(chǎn)品及生態(tài)系統(tǒng)的安全構(gòu)成嚴重威脅。高軍等［1］對長江三角洲PCBs典型污染區(qū)調(diào)查發(fā)現(xiàn)，農(nóng)田土壤中PCBs平均含量為30.6 ng·g-1，最高含量為484.5 ng·g-1，其中以四至六氯代PCBs為主，大約占到60%以上，且主要存在于0～15 cm的表層土壤。屈偉月［2］測試了中國最大的電子垃圾拆解區(qū)（汕頭貴嶼）工人和附近居民（汕頭濠江）血液樣品中PCBs的含量和分布，發(fā)現(xiàn)PCBs在拆解區(qū)工人、附近居民樣品中的含量差別不大，中值分別為90.7、66.5 ng·g-1LW （LW為脂重，lipid weight），主要同系物為PCB138和PCB153。有研究發(fā)現(xiàn)當多氯聯(lián)苯進入土壤后，一些“新鮮”PCBs較易被土壤中的微生物所降解［3］，但是隨著與土壤接觸時間的延長，PCBs易被土壤強烈吸附，以結(jié)合態(tài)、可解吸態(tài)、游離態(tài)3種形態(tài)存在［4］，其生物可利用性降低，因而老齡PCBs難以被微生物降解。目前認為土壤中結(jié)合態(tài)污染物不會引起生物毒性效應，僅游離態(tài)和可解吸態(tài)組分會對生物體產(chǎn)生毒性效應，用總濃度進行風險評估通常導致對風險的高估，因此開展有關(guān)土壤中PCBs生物有效態(tài)研究具有重要意義。

目前，國內(nèi)外對通過化學提取和生物吸收評價土壤中持久性污染物的生物有效性進行了不少研究，目標污染物主要集中于多環(huán)芳烴、農(nóng)藥等。郭麗清等［5］研究發(fā)現(xiàn)，有機氯與土壤的結(jié)合程度與土壤老化時間關(guān)系密切，正己烷可作為反映土壤中有機氯生物有效性的化學提取劑。菲在土壤中老化90 d后，其提取率可由0 d的82%下降到150 d的65%［6］。Kottler等［7］在研究中發(fā)現(xiàn)，在污染物加入前對土壤進行干濕交替處理，未老化菲的可提取性明顯增加，但是在污染物加入土壤后，同樣操作下菲的可提取性下降。研究發(fā)現(xiàn)，微生物將土壤中多環(huán)芳烴降解后，蚯蚓仍能富集土壤中殘留的多環(huán)芳烴，顯示蚯蚓與微生物對污染物的利用性存在較大差異［8-10］，因而選用合適的生物種類對于評價生物有效性至關(guān)重要。蚯蚓是評估土壤中污染物生物有效性的敏感指示生物。Peters等［11］研究表明赤子愛勝蚓（Eisenia fetida）在土壤中蓄積p，p′-DDE的能力是陸正蚓（Lumbricus terrestris）的6倍，在堆肥中E. fetida蓄積p，p′-DDE的能力是L.terrestris的3倍。因此，許多研究將蚯蚓體內(nèi)富集的污染物濃度與用各種提取方法得到的相應濃度作比較，來評價土壤中污染物的生物有效性［12］。

前期研究中，我們發(fā)現(xiàn)廣東清遠地區(qū)電子垃圾拆解地的PCBs含量在0.36～13.16 μg·g-1之間，處于淺層（0～40 cm）區(qū)域，PCBs濃度隨著深度的增加而降低，PCBs以三至七氯PCBs為主，占PCBs總量的70%左右，土層深處以低氯代PCBs為主，表層土以高氯代PCBs為主［13］。由于該地區(qū)從事電子垃圾拆解已有近40年歷史，而且拆解業(yè)在今后一段時間內(nèi)仍將是當?shù)氐闹匾?jīng)濟來源，所以污染物也會持續(xù)排放。為考察土壤中已有PCBs的生物有效性，本研究選擇六氯的PCB138為目標污染物，研究土壤中PCBs的化學提取量與蚯蚓體內(nèi)蓄積量隨時間的動態(tài)變化進程，期望能為土壤PCBs風險評價與生物修復提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)。

1　材料與方法

1.1藥品與儀器

PCB138（2，2′，3，4，4′，5′-六氯聯(lián)苯）購自北京百靈威試劑有限公司，純度為99.7%，用色譜純正己烷配成100 mg·L-1的標準溶液；赤子愛勝蚓E. fetida購于廣東清頤養(yǎng)殖場；提取實驗所需正己烷、二氯甲烷等有機溶劑為色譜純，正丁醇、丙酮等有機溶劑為分析純，均購自上海安譜有限公司；無水硫酸鈉為分析純，經(jīng)105℃烘烤12 h后置于干燥器中備用；弗羅里硅土（60～100目）為色譜純；中性硅膠（100～200目）經(jīng)225℃烘干12 h，加3%的水，在干燥器中平衡12 h，加入正己烷浸泡若干小時后備用；酸性硅膠用中性硅膠按44%（W/W）加入濃硫酸制備，加入時振蕩，防止板結(jié)，置于干燥器中備用。

滅菌鍋（SYQ.DSX-280B）購自上海申安醫(yī)療器械廠；臺式恒溫振蕩器（THZ-D）購自太倉市實驗設備廠；旋渦混合器（XW-80A）和電子天平（JA1003N）購自上海精密科技有限公司；超聲清洗機（9B5200DT）購自寧波新芝生物科技有限公司；離心機（GL-20GC）購自上海安亭有限公司；旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)器（RE-52AA）購自上海榮亞有限公司。

1.2土壤樣品的制備

土壤樣品取自廣州市大學城華南理工大學，混勻研磨后過2 mm篩，去除石塊、植物根莖以及其他較大的顆粒物，保存于自封袋中。供試土壤于華南農(nóng)業(yè)大學環(huán)境科學與工程研究室測定，其土樣基本理化性質(zhì)如表1所示。

表1　土壤基本理化性質(zhì)Table 1 Physical-chemical properties of soil

1.3蚯蚓的選擇

蚯蚓在室溫、黑暗條件下于實驗室培養(yǎng)箱供試土壤內(nèi)培養(yǎng)兩周，保持土壤含水量為田間持水量70%，培養(yǎng)期間每隔5 d喂養(yǎng)一次西瓜皮、香蕉等易腐爛瓜果的果皮。經(jīng)測定，喂養(yǎng)蚯蚓所使用的食物中不含PCB138污染物。兩周后，挑選出具有成熟環(huán)帶的蚯蚓進行試驗，平均體重為0.40～0.60 g。

1.4PCB138的添加及老化

所有供試土壤事先均用高壓蒸汽連續(xù)處理3 d，每次30 min，以排除細菌對污染物老化過程的影響。用微量進樣針向每份土壤中滴加100mg·L-1的PCB138儲備液，混勻，使PCB138濃度分別為10、30、50 mg· kg-1。每個濃度均設置3個平行，置于風櫥中揮發(fā)溶劑，待溶劑揮發(fā)完畢，將土壤裝入無菌廣口瓶中，補充水分至70%，加封口膜在25℃恒溫箱避光老化，分別在第1、15、30、45、60、90 d取樣分析。

1.5老化土壤中PCB138的提取

使用超純水、正丁醇溶液為提取劑提取土壤中PCB138，并與超聲提取法（1：1的正己烷/丙酮為溶劑）和索氏提取法（1：1的正己烷/二氯甲烷為溶劑）比較，所有樣品萃取后經(jīng)濃縮、凈化、定容至l mL，測定前過0.45 μm有機濾膜。具體方法如下：

（1）超純水提?。喝〖s1 g土樣于50 mL離心管中，用移液管加入10 mL超純水，用鋁箔封口后加蓋，20℃恒溫振蕩24 h，于3500 r·min-1下離心20 min，靜置數(shù)分鐘，吸取l mL上清液，重復3次操作，合并3次上清液移入分液漏斗中，再加入丙酮/正己烷（1：1混合）6 mL，充分搖勻5 min，移入分液漏斗中，搖1 min，開蓋放氣，再充分振蕩5min，加入幾滴飽和硫酸鈉溶液（破乳），靜置15～20 min待分層，用膠頭滴管吸取上層有機相，移入100 mL梨形瓶中。重復該步驟3次，并合并3次萃取液。

（2）正丁醇溶液提?。喝〖s1 g土樣于50 mL離心管中，用移液管加入10 mL正丁醇溶液，用鋁箔封口后加蓋，恒溫振蕩24 h，于3500 r·min-1下離心20 min，靜止數(shù)分鐘，吸取l mL上清液。重復3次操作并合并3次萃取液。

（3）超聲提?。喝〖s1 g土樣于50 mL離心管中，用移液管加入10 mL正己烷/丙酮溶液，用鋁箔封口后加蓋，用封口膜封口，用四維旋轉(zhuǎn)混合器旋轉(zhuǎn)振蕩過夜，超聲25 min，離心15 min，重復3次，并將3次萃取液收集于雞心瓶，然后進行凈化濃縮，氮吹儀上用氮氣吹至近干，加入正己烷。

（4）索氏提?。喝〖s1g土樣于濾紙包中，加入0.3g左右灼燒過的無水硫酸鈉，封口，索提管中加入90 mL 1：1正己烷/二氯甲烷溶液，于65℃下提取12h左右，補加10mL正己烷/二氯甲烷溶液，繼續(xù)提取12h，提取完畢后，先使用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀將溶液體積濃縮至3～5mL，剩余溶液轉(zhuǎn)移至容量瓶，氮吹儀上用氮氣吹至近干。

1.6蚯蚓體內(nèi)富集PCB138實驗與樣品提取

取一定量的100 mg·L-1PCB138正己烷溶液，用微量進樣針加入到每份10 g（過0.25 mm篩，烘干）土壤中充分攪拌，待正己烷全部揮發(fā)后，將其轉(zhuǎn)移至裝有190 g土壤的燒杯中攪拌混勻，使每份土壤中PCB138濃度分別為1、10、30、50 mg·kg-1（每個濃度設置3個平行）。挑選大小、年齡相近，單一質(zhì)量為0.40～0.60 g的蚯蚓600條，分別加入到不同濃度PCB138的土壤燒杯中，每杯土壤里放入10條蚯蚓，用鋁箔封口，并在鋁箔上打孔數(shù)個，以保持土壤中的有氧環(huán)境，調(diào)節(jié)土壤含水量為田間持水量70%，于20～23℃的恒溫箱里培養(yǎng)，在第5、15、30、45、60 d將蚯蚓從對應濃度土壤中取出，8條用于測定PCB138含量，2條用于測定脂肪含量。

1.6.1蚯蚓體內(nèi)PCB138的富集提取

用無菌水沖洗除去蚯蚓表面的土壤和附著物，將蚯蚓放入底部墊有濕潤濾紙的培養(yǎng)皿中48 h，使蚯蚓排出體內(nèi)的代謝物，冷凍干燥后稱量蚯蚓的干重，后將蚯蚓放在-20℃下保存?zhèn)錅y。提取時稱取一定量的蚯蚓放入研缽，同時加入等量石英砂和10.0 g烘干的無水硫酸鈉，充分混合和研磨后，把磨碎的樣品一起轉(zhuǎn)移到50 mL離心管中，加入正己烷/丙酮（1：1）作為提取劑，按照土壤樣品超聲提取的方法進行提取、濃縮、凈化和測定［14］。

1.6.2蚯蚓脂肪含量的分析測定

將冷凍干燥的蚯蚓與3倍重量的石英砂和5 g無水硫酸鈉混合充分后研磨，加入10 mL丙酮/二氯甲烷作為助溶劑超聲降解1 min，平衡離心4 h后回收懸浮液，重復前兩步，并合并懸浮液，加入5 mL水去除蛋白質(zhì)，提取物50℃烘干后稱重計量［15］。

1.7土壤中和蚯蚓體內(nèi)PCB138的分析

PCB138用氣相色譜法檢測，色譜條件：CD-5MS色譜柱；載氣（He）流量1.0 mL·min-1（恒流）；脈沖不分流進樣；進樣口溫度280℃；柱箱程序升溫為50℃保持2 min，以15℃·min-1升至280℃并保持5 min；以10℃·min-1升至290℃并保持5 min；離子源溫度230℃；質(zhì)量掃描范圍50～650 amu；溶劑延遲4 min；進樣量2 μL。PCB138的含量采用外標法測定，將測定結(jié)果換算為單位質(zhì)量土壤、蚯蚓中PCBs濃度［13］。

1.8數(shù)據(jù)分析與質(zhì)量控制

在樣品分析過程中進行空白樣、平行樣以及加標回收率的測定。在土壤和蚯蚓樣品中分別添加PCB209作為替代物，采用1.7節(jié)的方法測定土壤和蚯蚓樣品中PCB138的回收率，指示物PCB209回收率在85%～110%之間，RSD在1.0%～2.5%之間。土壤和蚯蚓中的PCB138濃度用干重表示，所有數(shù)據(jù)用Excel 2013和SPSS 13.0軟件進行統(tǒng)計分析。PCBs提取率（%）=C0/C1（其中C0為污染物的提取量，mg·kg-1；C1為污染物添加量，mg·kg-1）。

圖1　不同老化時段超純水、正丁醇、索氏抽提、超聲提取對不同濃度PCB138的提取率Figure 1 Time-dependence of PCB138 extractability by ultra-pure water，n-butanol，soxhlet，and ultrasonic（US）extraction

2　結(jié)果與討論

2.1土壤老化時間對PCB138提取率的影響

如圖1所示，4種提取方法對PCB138的提取能力相差很大，在所有取樣時間點對PCBs的提取量均有顯著差異。圖1a為超純水的提取結(jié)果，由于PCB138的lgKow=7.22，在水中的提取量十分有限，顯示出最低的提取能力而且是非重復性的結(jié)果，隨著老化時間的延長，可提取量下降甚至低于檢出限。說明PCB138在土壤中隨水的遷移量、生物可利用性均可忽略。圖1b中，正丁醇的提取率在0～45 d內(nèi)不斷降低，60 d之后趨于穩(wěn)定，90 d后，在PCB138含量為10、30、50 mg·kg-1的老化土壤中提取率分別從最初的58%、62%和48%下降到45%、22%和34%。這是因為隨著老化時間的延長，PCB138與土壤結(jié)合時間增加，進入土壤孔隙的量增多，與土壤中的腐植酸結(jié)合更為緊密，被溫和溶劑提取的能力顯著降低，被土壤生物利用的能力也顯著降低［17］。

索氏提取法經(jīng)過加熱回流等過程，是最強烈的提取法，所以其提取率最高。索氏法對PCB138的提取率（圖1c）在0～15 d內(nèi)可提取量迅速降低，在45 d左右提取率逐漸穩(wěn)定，趨于平衡。這可能是由于PCB138具有疏水性，在零時間即在各個土壤有機組分中進行了快速的相間分配，在很短的時間內(nèi)就己經(jīng)完成快速吸附，其后就進入了慢速過程而趨于平衡，有機污染物在土壤中會形成不可提取的“結(jié)合殘留態(tài)”（用極性與非極性的有機溶劑在劇烈萃取條件下都不能提取的部分）。Macleod［18］等發(fā)現(xiàn)隨著多環(huán)芳烴與土壤接觸時間的延長，其可提取態(tài)部分減少，土壤中檢測出多環(huán)芳烴的結(jié)合殘留態(tài)，且該部分隨著時間的延長而增加，而且受土壤類型、環(huán)境因素以及生物活動的影響非常大。

超聲提取（圖1d）對PCB138的提取率與索氏提取很接近，分別從最初的85%～90%、87%～93%下降到65%～73%、70%～76%。分析認為，這幾種提取劑的極性從小到大為正己烷/二氯甲烷≈丙酮/正己烷＜正丁醇，而PCB138是典型的非極性污染物，所以丙酮/正己烷超聲提取、正己烷/二氯甲烷索氏提取對PCB138的提取率高于正丁醇。Northcott等［16］比較了使用正丁醇、索氏提取兩種方法提取土壤中的菲、芘及苯并（a）芘，發(fā)現(xiàn)正丁醇提取法是一種強烈的提取法，所提取含量有時會高于索氏提取法，最高提取率達99.3%。這可能與土壤中可溶性有機碳、礦物成份、軟硬碳、土壤顆粒物粒徑、污染物性質(zhì)有關(guān)，本實驗土壤粒經(jīng)小于0.05 mm的顆粒物占55%以上，隨著老化時間的延長，PCB138進入土壤微孔后難以被比索氏提取劑溫和的正丁醇提取出來，而且土壤微孔結(jié)構(gòu)越多，PCB138被土壤固定量就越大。

以上實驗結(jié)果顯示，老化過程顯著改變了土壤中PCB138的賦存狀態(tài)，隨著老化時間的延長，PCB138與土壤中有機質(zhì)結(jié)合更緊密，因此無論是溫和的溶劑還是強烈的提取劑，其提取能力都隨老化時間延長出現(xiàn)不同程度的下降，導致污染物解吸能力以及其生物可利用性下降，即使是體積微小的微生物也對其無法利用［19-20］。

2.2蚯蚓對PCB138的富集

如圖2所示，在所設置的PCB138含量下，蚯蚓在5 d內(nèi)對PCB138的積累量較少，因為多數(shù)的污染物在5 d內(nèi)依然被土壤吸附，蚯蚓僅能利用那些弱吸附在土壤固體表面和溶解在間隙水中的化合物；而在10～30 d的積累時間內(nèi)，在高濃度PCB138的土壤中，蚯蚓體內(nèi)富集量快速增加，說明蚯蚓能利用一些結(jié)合態(tài)的PCB138；在30 d左右，各濃度下的蚯蚓體內(nèi)PCB138的含量都達到峰值，尤其是在50 mg·kg-1土壤中，蚯蚓體內(nèi)的PCB138富集量高達123 μg·kg-1；老化30～60 d時，在中高濃度PCB138的老化土壤中，蚯蚓體內(nèi)PCB138富集量有下降的趨勢，很可能是因為隨著老化時間的延長，蚯蚓與其周圍土壤中的PCBs達到分配平衡后，同時也在不斷地進行著生物轉(zhuǎn)化和凈化作用，會解吸部分PCB138，從而使PCB138生物可利用性下降。在高濃度PCB138的老化土壤中，60 d內(nèi)蚯蚓沒有死亡，是因為PCBs是一種慢性致死物質(zhì)，蚯蚓體內(nèi)的污染物，一部分進入貯存組織，一部分進入蚯蚓體內(nèi)的毒性作用位點，當蚯蚓體內(nèi)毒性作用位點的PCBs的量低于引起毒性作用的閾值時，不足以對蚯蚓產(chǎn)生毒性作用。

當蚯蚓對PCBs的吸收過程與消除過程達到動態(tài)平衡時，蚯蚓體內(nèi)的PCBs含量即為理論最大平衡濃度。我們常以近平衡狀態(tài)下的富集量與理論最大平衡濃度相比作為有效態(tài)濃度用于生物有效性的評估。有研究者以L.terrestris為模式生物的研究［21-23］表明，對于PCB101、PCB118、PCB138和PCB153，其在培養(yǎng)15 d時的富集量能夠達到平衡狀態(tài)最大平衡濃度的80%～90%，15 d的富集可作為整個動力學過程的近平衡狀態(tài)。Krauss等［24］曾將蚯蚓暴露于受PCBs和PAHs污染的土壤中15 d，發(fā)現(xiàn)經(jīng)過15 d的暴露，污染物在蚯蚓體內(nèi)基本達到平衡狀態(tài)。本研究分別以第5、15、30、45、60 d的蚯蚓富集量與理論最大平衡濃度相比較，發(fā)現(xiàn)蚯蚓對PCB138的富集量在15 d內(nèi)能夠達到理論最大平衡濃度的80%以上，15 d的富集可作為整個動力學過程的近平衡狀態(tài)。這與前人有關(guān)部分PCBs、酞酸酯等疏水性有機污染物的近平衡狀態(tài)估算相一致［21，23-25］。

圖2　不同的老化時間蚯蚓體內(nèi)PCB138的富集量Figure 2 Variation of PCB138 content in earthworm tissue in soil at different PCB concentrations

2.3蚯蚓脂肪含量以及脂肪內(nèi)PCB138的含量

經(jīng)60 d培養(yǎng)后，蚯蚓體內(nèi)脂肪含量如圖3所示。和空白對照組相比，無論在高濃度（50 mg·kg-1）污染物設置組，還是在低濃度（1 mg·kg-1）污染物設置組中，蚯蚓的脂肪含量均有所下降但不明顯，說明蚯蚓的部分生理活動基本維持不變。一般來說，蚯蚓富集土壤中化合物的途徑主要有兩種：一種經(jīng)過簡單的擴散作用，化合物通過蚯蚓表皮進入體內(nèi)；另外一種是蚯蚓攝食時將吸附著化合物的土壤一起攝取，化合物由此進入蚯蚓體內(nèi)并富集在蚯蚓脂肪中［26-27］，蚯蚓對化合物的被動吸收主要是針對那些溶解在間隙水中或者被弱吸附在土壤固體表面的化合物。

圖4　不同老化時間蚯蚓的脂肪內(nèi)PCB138含量Figure 4 Content of PCB138 in earthworm fat in soil at various PCB concentrations

3　結(jié)論

（1）PCB138在土壤中的可提取率隨著老化時間的延長逐漸降低，并呈現(xiàn)先快后慢的趨勢，表明長時間的老化使PCB138的生物可利用性下降。

（2）蚯蚓體內(nèi)PCB138富集量在10～30 d快速增加，30～60 d后有下降的趨勢，表明多氯聯(lián)苯與土壤顆粒接觸時間越長，其生物有效性越低。

圖3　不同老化時間蚯蚓的脂肪含量Figure 3 Fat content in earthworm tissue in soil at various PCB concentrations

參考文獻：

［1］高軍.長江三角洲典型污染農(nóng)田土壤多氯聯(lián)苯分布、微生物效應和生物修復研究［D］.杭州：浙江大學, 2005. GAO Jun. Distribution, microbial effects and bioremediation of PCBs in typical polluted agricultural soils in the Yangtze River delta［D］. Hangzhou：Zhejiang University, 2005.

［2］屈偉月.廣東省特殊人群血液和母乳中多溴聯(lián)苯醚、有機氯農(nóng)藥和多氯聯(lián)苯的初步研究［D］.廣州：中國科學院研究生院（廣州地球化學研究所）, 2007. QU Wei-yue. Preliminary study of polybrominated diphenyl ethers, oranochlorine pesticides and polybrominated biphenyls in human blood and milk of special populations from Guangdong Province［D］. Guangzhou：Chinese Academy of Sciences（Guangzhou Institute of Geochemistry）, 2007.

［3］Wong F, Bidleman T F. Aging of organochlorine pesticides and polychlorinated biphenyls in muck soil：Volatilization, bioaccessibility, and degradation［J］. Environmental Science & Technology, 2011, 45（3）：958-963.

［4］Cvancarova M, Cajthaml T. Methods for determination of bioaccessibility and bioavailability of hydrophobic organic pollutants［J］. Chemicke Listy, 2015, 109（4）：254-268.

［5］郭麗青,巨天珍,陶澍.土壤中不同老化時間的DDT對小麥根系的生物有效性［J］.土壤與環(huán)境, 2002, 11（4）：335-338. GUO Li-qing, JU Tian-zhen, TAO Shu. Bioavailability of DDT for wheat root dependent on soil aging time［J］. Soil and Environmental Sciences, 2002, 11（4）：335-338.

［6］Ma L L, Zhang J, Han L S. The effects of aging time on the fraction distribution and bioavailability of PAH［J］. Chemosphere, 2012, 86（22）：1072-1078.

［7］Kottler B D, Alexander M. Relationship of properties of polycyclic aromatic hydrocarbons to sequestration in soil［J］. Environmental Pollution, 2001, 113（3）：293-298.

［8］Tang J X, Carroquino M J, Robertson B K, et al. Combined effect of sequestration and bioremediation in reducing the bioavailability of polycyclic aromatic hydrocarbons in soil［J］. Environmental Science & Technology, 1998, 32（22）：3586-3590.

［9］McKelvie J R, Wolfe D M, Celejewski M. Correlations of Eisenia fetida metabolic responses to extractable phenanthrene concentrations through time［J］. Environmental Pollution, 2010, 158（6）：2150-2157.

［10］Kelsey J W, Kottler B D, Alexander M. Selective chemical extractants to predict bioavailability of soil-aged organic chemicals［J］. Environmental Science & Technology, 1996, 31（1）：214-217.

［11］Peters R, Kelsey J W, White J C. Differences in p, p′-DDE bioaccumulation from compost and soil by the plants Cucurbita pepo and Cucurbita maxima and the earthworms Eisenia fetida and Lumbricus terrestris［J］. Environmental Pollution, 2007, 148（2）：539-545.

［12］Liste H H, Alexander M. Butanol extraction to predict bioavailability of PAHs in soil［J］. Chemosphere, 2002, 46（7）：1011-1017.

［13］林娜娜.電子垃圾拆解區(qū)底泥中重金屬和多氯聯(lián)苯的污染及其厭氧修復［D］.廣州：華南理工大學, 2015. LIN Na-na. Pollution of heavy metals and PCBs and their anaerobic repair in sediments of e-waste dismantling area［D］. Guangzhou：South China University of Technology, 2015.

［14］王靜婷,谷成剛,葉茂,等.土壤中多氯聯(lián)苯的生物有效性及其影響機制研究［J］.土壤, 2015, 47（1）：80-86. WANG Jing-ting, GU Cheng-gang, YE Mao, et al. Study on bioavailability and influential mechanism of polychlorinated biphenyls in soil ［J］. Soils, 2015, 47（1）：80-86.

［15］Qi Y C, Chen W. Comparison of earthworm bioaccumulation between readily desorbable and desorption-resistant naphthalene：Implications for biouptake routes［J］. Environmental Science & Technology, 2010, 44（1）：323-328.

［16］Northcott G L, Jones K C. Partitioning, extractability, and formation of nonextractable PAH residues in Soil.1. Compound differences in aging and sequestration［J］. Environmental Science & Technology, 2001, 35 （6）：1103-1110.

［17］Alexander M. Aging, bioavailability overestimation of risk from environmental pollutants［J］. Environmental Science & Technology, 2000, 34（20）：4259-4265.

［18］Macleod C J A, Semple K T. Sequential extraction of low concentrations of pyrene and formation of non-extractable residues in sterile and nonsterile soils［J］. Soil Biology Biochemistry, 2003, 35（11）：1443-1450.

［19］Mohamad I, Lorenz W. Persistant organic pollutants（POPs）in agricultural soils of Syrian Mediterranean region：A preliminary study［J］. Fresenius Environmental Bulletin, 2009, 18（5B）：897-899.

［20］Site A D. Factors affecting sorption of organic compounds in natural sorbent/water systems and sorption coefficients for selected pollutants：A review［J］. Journal of Physical and Chemical Reference Data, 2001, 30（1）.

［21］Cachada A, Pereira R, Ferreira da Silva E. The prediction of PAHs bioavailability in soils using chemical methods：State of the art and future challenges［J］. Science of the Total Environmental, 2014, 472：463-480.

［22］Zhao S Y, Zhu L Y, Liu L. Bioaccumulation of perfluoroalkyl carboxylates（PFCAs）and perfluoroalkane sulfonates（PFSAs）by earthworms （Eiseniafetida）in soil［J］. Environmental Pollution, 2013, 179：45-52.

［23］Shang H T, Wang P, Wang T. Bioaccumulation of PCDD/Fs, PCBs and PBDEs by earthworms in field soils of an e-waste dismantling area in China［J］. Enviroment International, 2013, 54（3）：50-58.

［24］Krauss M, Wilcke W, Zech W. Availability of polycyclic aromatic hydrocarbons（PAHs）and polychlorinated biphenyls（PCBs）to earthworms in urban soil［J］. Environmental Science & Technology, 2000, 34 （20）：4335-4340.

［25］Katayama A, Bhula R, Burns G R. Bioavailability of xenobiotics in the soil environment［J］. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 2010, 203：1-86.

［26］史志明,徐莉,胡鋒,等.蚯蚓蓄積疏水性有機污染物的過程及預測模型［J］.土壤學報, 2014, 51（1）：1-10. SHI Zhi-ming, Xu Li, HU Feng, et al. Processes of earthworm accumulation of hydrophobic organic pollutants and their prediction models［J］. Acta Pedologica Sinica, 2014, 51（1）：1-10.

［27］劉嫦娥.四種除草劑對蚯蚓生理生態(tài)的影響及其降解特征［D］.昆明：云南大學, 2011. LIU Chang-e. Physiological ecological effects in earthworms treated with four herbicides and their degdradation in soils［D］. Kunming：Yunnan University, 2011.

中圖分類號：X53

文獻標志碼：A

文章編號：1672-2043（2016）05-0919-07

doi:10.11654/jaes.2016.05.015

收稿日期：2015-11-03

基金項目：國家自然科學基金項目（51178190）；廣州市科信局應用基礎(chǔ)研究項目（2013J4100107）；廣東省教育廳學科建設專項資金項目（2013CXZD A004）

作者簡介：范小歡（1989—），女，碩士研究生，研究方向為水污染控制與治理技術(shù)。E-mail：280612296@qq.com

*通信作者：任源E-mail：ceyren@scut.edu.cn

Effect of aging on extractability and bioavailability of PCB138 in soils

FAN Xiao-huan1, SHAN Zhen-hua1, YANG Teng-fei1, YAN Jing-na1, REN Yuan1,2*
（1.School of Environment and Energy, South China University of Technology, Guangzhou 510006, China；2.The Key Laboratory of Pollution Control and Ecosystem Restoration in Industry Clusters, Ministry of Education, Guangzhou 510006, China）

Abstract：Once entering soil, polychlorinated biphenyls（PCBs）are adsorbed by or bonded with soil components, which may reduce their movements. Therefore, aging time would affect extractability and bioavailability of PCBs in the soil. A 90 day aging study was conducted to estimate the extraction efficiencies of PCB138 by four extracting agents and to access Eisenia fetida′s responses. Results showed that the extraction efficiencies were in order of ultra sonic≈soxhlet＞n-butanol＞pure water. The extraction rates of PCB138 over time were decreased from 87%～93%, 85%～90%, and 50%～60%to 70%～76%, 65%～73%, and 25%～45%, for soxhlet, ultra sonic, and n-butanol, respectively. The total extraction amount of PCB138 became stable after 30～45 days. However, the PCB138 amount extracted by pure water was small. The amount of PCB138 accumulation in E. fetida increased with increasing of contacting time and reached the maximum in 30 days. The fat content in E. fetida increased during the first 30 days but decreased a little during 30～60 days. These results demonstrated that the extractability of PCB138 by n-butanol, US, and Soxhlet extraction decreases over aging and the bioavailability to earthworms also decreases.

Keywords：PCBs；bioavailability; extractability; earthworms