祁紅學，李慧珍，游靜,*

1．中國科學院廣州地球化學研究所有機地球化學國家重點實驗室，廣州510640 2．中國科學院大學，北京100049

被動加標在水生生態(tài)風險評價中的應用
——以多氯聯(lián)苯分配系數(shù)的測定為例

祁紅學1,2，李慧珍1，游靜1,*

1．中國科學院廣州地球化學研究所有機地球化學國家重點實驗室，廣州510640 2．中國科學院大學，北京100049

準確的水生生態(tài)風險評價需要可靠的毒性數(shù)據(jù)，而其獲取要求在一定時間范圍內，水體中污染物的濃度保持恒定。對疏水性有機污染物進行水體生物毒性測試時，通常采用有機溶劑加標，然而該方式可能因為污染物的揮發(fā)和降解、容器壁吸附、生物攝取等問題，水體中污染物濃度持續(xù)下降，導致污染物的濃度-效應關系難以明確。近期為了克服這些問題，被動加標用于替代溶劑加標，通過污染物在加標體系中平衡分配來維持精確和恒定的水體濃度，同時還可通過測定加標聚合物中污染物的濃度來監(jiān)測水體濃度。首先介紹了被動加標方法及其材料選擇，討論了該方法在生態(tài)風險評價中的主要應用，包括分配系數(shù)的測定、體外細胞測試、體內生物積累及毒性測試，以及沉積物毒性評價等。然后，以測定代表污染物多氯聯(lián)苯在聚二甲基硅氧烷與水間的分配系數(shù)為例，詳細說明被動加標的操作流程。最后，討論了被動加標方法的優(yōu)缺點，并對其在水生生態(tài)風險中的應用前景進行了展望。

多氯聯(lián)苯；被動加標；水體生物毒性測試；疏水性有機污染物

水體污染嚴重威脅水生生物的多樣性和人類健康，因此迫切需要開展水生生態(tài)風險評價的研究，并制定相應基準[1]。準確可靠的毒性數(shù)據(jù)是建立水生生態(tài)基準方法的前提，而毒性數(shù)據(jù)主要通過加標受試污染物到水體，對模式生物進行毒性測試來獲取。傳統(tǒng)的溶劑加標法將待測化合物配制成目標濃度的有機溶液，然后加入水體。這種以溶劑為載體的加標方式對水溶性較大、水體中降解較慢的化合物適用性較好，水體濃度隨時間變化不大。然而，對于疏水性有機污染物(hydrophobic organic contaminants, HOCs)，則由于污染物的揮發(fā)降解、容器壁吸附、毒性測試中生物體的攝取等因素，測試過程中污染物水體濃度逐漸降低。這導致水體暴露濃度變化大，污染物的濃度-效應關系不明，直接影響毒性測試數(shù)據(jù)的準確性。例如，文獻所報道的HOCs的毒性數(shù)據(jù)，即使是同一污染物對同一生物，也可能相差甚大[2]，其中部分原因就是生物測試期間，無法保障水體中污染物的濃度穩(wěn)定。

圖1 溶劑加標與被動加標的對比[5]Fig. 1 A comparison between solvent dosing and passive dosing[5]

為了克服溶劑加標方式在水體中HOCs毒性測試的問題，Mayer等[3]在平衡分配理論[4]的基礎上建立了被動加標法(passive dosing methodology)。該方法可有效地維持相對恒定的HOCs水體濃度，相比于傳統(tǒng)溶劑加標法，優(yōu)勢明顯。圖1比較了2種加標方式，采用溶劑加標時，受試化合物的水濃度隨時間大幅度下降，而在被動加標情況下，化合物的水濃度僅略微降低[5]。被動加標在生物暴露期間維持穩(wěn)定的水體濃度，為毒性數(shù)據(jù)的準確性提供了有力的保障。

本文首先介紹被動加標方法及其常用材料的選擇，接著重點綜述被動加標法在水生生態(tài)風險評價中的應用。然后選擇生物相容性好的聚二甲基硅氧烷(polydimethylsiloxane, PDMS)為吸附相聚合材料，多氯聯(lián)苯(polychlorinated biphenyls, PCBs)為代表污染物，以被動加標法測定PCBs在PDMS-水間分配系數(shù)(kPw)為例，詳細說明被動加標法的操作流程及可行性。最后，討論被動加標法的優(yōu)缺點，并對其在水生生態(tài)風險中的應用前景進行展望。

1 被動加標的定義及材料選擇 (Definition andmaterial selection of passive dosing)

被動加標法在實際應用中還有多種名稱。如1999年Mayer等[3]首次提出被動加標技術時，稱之為分配機制的給藥方式(partitioning driven administering)，此后該技術也被稱作分配控制的釋放(partition controlled delivery)[6]、固相加標(solid phase dosing)[7]、動力滲透法(dynamic permeation method)[8]、基于分配的加標(partitioning-based dosing)[9]，以及被動加標(passive dosing)[10]等。雖然名稱不同，但其基本方法是一致的，即選擇生物相容性較好的聚合物材料，如PDMS，將目標化合物加載到聚合物中作為“源”，然后將成功載樣的聚合物放置在水體中。此時，聚合物中的化合物通過“平衡分配”釋放進入水體，且在生物測試進行過程中彌補水體中化合物隨時間的損耗，從而達到維持水體濃度恒定的目的。同時，被動加標方法還可通過測定聚合物中污染物的濃度來獲得水體中污染物濃度，解決了污染物水濃度較低時難以測定的困難。

近年來，使用自動循環(huán)裝置的被動加標也逐步發(fā)展起來，包括動態(tài)被動加標(dynamic passive dosing)[5]、被動加標流動系統(tǒng)(flow-through passive dosing system)[11]和再循環(huán)流動系統(tǒng)(recirculating flow-through system)[12]等。這些測試體系，可循環(huán)供給含有穩(wěn)定濃度的目標水溶液，同時滿足生物測試過程中的換水需求，保證生物體有充足的供氧量。

目前多種類型的聚合物被用作被動加標的材料，包括十八烷基鍵合硅膠(octadecyl silica, ODS)[3]、聚乙烯(polyethylene, PE)[13]、聚氧甲烯(polyoxymethylene, POM)[14]，以及PDMS[6]等硅酮材料。反相色譜柱的常用填料ODS被用于被動加標，主要因為ODS有較大的比表面積，與化合物的作用方式主要為范德華力，而化合物在其中主要是分配吸附等特點[15]。廣泛應用于被動采樣技術中的一些聚合物材料[16]，如PE[17]和PDMS等，也可用于被動加標。

因為其生物相容性好，平衡分配機制較為明確等優(yōu)點，PDMS是應用最為廣泛的被動采樣及加標材料。為了適應不同容器的需要，其形狀被制成膜狀[13]、棒狀[9]、O形環(huán)[18]等。通常認為，化合物在聚合物中的吸附分布主要有吸著(adsorption)和吸收(absorption)兩種機理。吸著是指化合物附著在聚合物表面，可能存在吸附飽和、競爭吸附等現(xiàn)象。另一方面，吸收是指化合物分子分配進入聚合物內部，均勻分布，不出現(xiàn)吸附飽和及競爭吸附。根據(jù)相似相溶原理，吸收時目標化合物能以任意比溶入聚合物內，其載量與該物質的濃度呈線性相關，且不因其它化合物的種類增加而降低。Brown等[6]指出HOCs在PDMS膜上的吸附基于平衡分配理論，化合物通過分子擴散進入PDMS膜內部，為吸收機理。夏歡等[19]測定了多溴聯(lián)苯在PDMS與水之間的分配系數(shù)，其結果也支持PDMS為吸收機理。此外，相對于PE膜，以PDMS為代表的硅酮類材料適用有機污染物的極性范圍更大，包括有機磷阻燃劑和多溴聯(lián)苯醚等，而PE膜的適用范圍相對較窄，適用化合物的辛醇-水分配系數(shù)(log kow)介于4到7之間[20]。鑒于此，大多數(shù)目前被動加標法的應用選擇了PDMS作為加標材料[6]。被動加標不僅用于單一化合物加標，而且可以實現(xiàn)多種化合物同時加標，目前還沒有不同化合物在硅酮材料上相互干擾的報道[21]。

被動加標的載樣和萃取過程中，會使用有機溶劑，但有機溶劑對材料會產生一定的溶脹作用。有機溶劑的溶脹作用從強到弱依次為正己烷、二氯甲烷、乙酸乙酯、丙酮、甲醇。甲醇對多數(shù)材料的溶脹體積小于5%，因此，通常選擇甲醇為載樣溶劑[16]。

2 被動加標的應用(Application of passive dosing)

相比于傳統(tǒng)的溶劑加標，被動加標能夠維持精確和恒定的HOCs水濃度。在HOCs的溶解度范圍內，可以通過調節(jié)HOCs在甲醇溶液中的濃度，建立聚合物上的載樣梯度，并依據(jù)聚合物與水之間的分配系數(shù)，獲得所需濃度的水溶液系列。如表1所示，被動加標中水溶液濃度常以污染物自由溶解濃度(freely dissolved concentration, Cfree)和化學活度(a)的形式表達。Schmidt等[22]分析了39種非極性化合物對綠藻的毒性，發(fā)現(xiàn)對這些化合物當其非特異性毒性出現(xiàn)時，a值基本在0.01～0.1范圍內，顯示了a值在毒性預測中的作用。

在Cfree和a之外，表1還列出了通過被動加標法可獲得的常用于表征污染物環(huán)境行為的參數(shù)及其計算公式。除了受HOCs疏水性的影響外，無機鹽離子和溶解有機質(dissolved organic matters, DOM)也將影響被動加標體系[23]。離子強度增加時，鹽析作用可導致HOCs的Cfree下降[24-25]。離子強度對Cfree的影響，可利用鹽效應常數(shù)(Setschenow constant, ks)加以校正。另一方面，由于活度系數(shù)(γ)增加，HOCs的化學活度(a=γCfree)不受水體鹽度影響[26]。水溶液中的HOCs趨向于與腐殖酸等DOM結合，引起Cfree降低，而DOM對Cfree的影響，可用分配比(k)、結合常數(shù)，以及增加容量(E)來表示(表1)。獲得這些參數(shù)對研究HOCs的環(huán)境遷移和毒代動力學過程有重要的意義，例如，HOCs在土壤微孔中的膠體傳輸可能是地下水污染的主要途徑[27]。Tejeda等[28]發(fā)現(xiàn)腐殖酸(humic acid, HA)的存在顯著影響PAHs的生物降解。Zhao等[29]用被動采樣方法研究了大分子物質對菲的結合能力，發(fā)現(xiàn)HA5>HA2>牛血清蛋白>胃蛋白酶>溶菌酶。此外，他們也進一步利用被動加標方法探討了石墨烯對菲的吸附過程中表面活性劑膽酸鈉的影響[30]。

除了研究水體中污染物環(huán)境行為之外，被動加標在水生生態(tài)風險評價中的應用主要涉及生物毒性測試[31]。目前已開展的應用包括污染物在聚合物與水相間分配系數(shù)的測定、體外細胞測試、體內生物積累與毒性測試，以及沉積物毒性評價等(表2)。

2.1 分配系數(shù)的測定

由于HOCs水溶性差、易產生容器壁吸附、平衡時間長等問題，隨HOCs疏水性的加大，其分配系數(shù)的測定越來越難。在這種情況下，被動加標法被用于測量HOCs的分配系數(shù)。Ter Laak等[7]測定6種多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons, PAHs)的kPw，結果顯示方法精密度好，標準誤差小于0.05。此外，Kwon等[8]利用水邊界層滲透的被動加標法測定了高疏水性HOCs的分配系數(shù)。該方法使用2張PDMS膜，1張預先載樣，作為供體膜，而另1張未載樣的為受體膜，將2張膜置于同一水體系統(tǒng)，依據(jù)平衡分配理論，供體膜、受體膜和水三相之間達到平衡時，通過受體膜-水之間的分配準確測定HOCs的分配系數(shù)。這一方法為測定高疏水性HOCs的分配系數(shù)提供了新的思路，但是研究方法所需的實驗體系非常小，實驗條件要求高。測定HOCs在聚合物-水相間分配系數(shù)，對于分析化合物與聚合物間的作用機理也至關重要。Smith等[21]測定了PAHs的kPw，發(fā)現(xiàn)當log kow在3.56～6.63范圍內，log kPw與log kow呈線性相關(log kPw=0.799 log kow+0.234, r2=0.955)，認為PAHs主要是以分配進入PDMS膜中，支持了PDMS對HOCs的吸收理論。

被動加標也可看作是被動采樣的逆過程，故而相同的聚合物材料常在2種方法中共用[26]，例如PDMS[32]。被動采樣技術可在野外原位測定Cfree，該濃度是生物可利用濃度的表征[33-34]，對生態(tài)風險評價有重要的意義[35]。相對于耗竭式提取所測定的沉積物總濃度，Cfree可更好地預測沉積物的毒性效應[36]。但是在野外環(huán)境中，被動采樣方法的應用面臨著諸多挑戰(zhàn)，如是否達到平衡分配，是否會打破原有體系(微損耗條件是否滿足)等[37]。用被動加標法準確測定污染物在聚合物和水之間的分配系數(shù)，以及通過被動加標與被動采樣技術的相互校正，在一定程度上可促進被動采樣技術的發(fā)展與與完善[38]。

2.2 體外細胞測試

被動加標技術已被用于體外與體內毒性測試，包括在細胞水平的暴露(表2)。細胞毒性測試，除了小體積的特點外，存在的主要問題是血清中蛋白質等物質對目標污染物的吸附。Smith等[18]將PDMS制成O形環(huán)，加載HOCs后置入細胞培養(yǎng)皿，成功地將被動加標法用于體外細胞毒性測試。進一步研究中，將載樣的PDMS膜置于培養(yǎng)皿底部，另外插入一張膜，供細胞生長，從而避免細胞與PDMS膜的直接接觸[39]。Kramer等[40]對比了溶劑加標與被動加標2種方法，結果顯示在細胞培養(yǎng)時血清吸附對化合物濃度影響很大。當用二甲亞砜做溶劑加標時，二氯苯、三氯苯和苯并[a]芘的血清吸附量分別達到了61%、70%和99.8%，與被動加標法進行的細胞測試相比，溶劑加標的毒性數(shù)據(jù)低1.3到7倍。此外，研究結果也表明相比較于溶劑加標，被動加標法所得到的細胞毒性的劑量-效應曲線的重現(xiàn)性更好[39]。因此，體外細胞毒性測試中應用被動加標法，較好地解決了血清吸附污染物的問題。

表1 被動加標的常用測定參數(shù)Table 1 Parameters measured in passive dosing

注：k是速率常數(shù)；t是時間；kPw是聚合物與水之間的分配系數(shù)；Swater是水中溶解度；tm是熔解溫度；I是離子強度。

Note: k, rate constant; t, time; kPw, partition coefficient between polymer and water; Swater, water solubility; tm, melting temperature; I, ionic strength.

表2 被動加標的應用Table 2 Applications of passive dosing

2.3 分配系數(shù)的測定

除了體外測試之外，被動加標法還廣泛用于HOCs的體內生物累積和毒性測試。例如，被動加標法成功測試了PAHs對水蚤[21]和斑馬魚[41]的毒性效應，以及用于測試基因突變的Ames試驗中[42]。通過被動加標，HOCs在水體中的化學活度能較好地反映生物體的毒性效應(表1)。Mayer等[10]使用PDMS的被動加標測試10種PAHs對彈尾蟲的毒性，建立了化學活度-毒性效應關系曲線，發(fā)現(xiàn)致死率與PAHs的化學活度的相關程度優(yōu)于其與PAHs的log kow和分子大小的關系。Roh等[43]也成功運用被動加標方法，建立了暴露在毒死蜱中的線蟲的生物標志物的劑量-效應曲線。Mayer等[44]進一步利用PDMS測定了PAHs在不同類蔬菜油、魚脂和貽貝脂肪中的化學活度，認為PDMS可用于生物體內和富脂性樣品中HOCs濃度的監(jiān)測。Engraff等[45]和Schmidt等[46]報道多種PAHs的混合毒性與其總化學活度相關，而且不單是化學活度，PAHs的脂肪平衡濃度和毒性單位也都能很好地表征其毒性效應[47]。此外，研究顯示通過被動加標開展的生物毒性實驗，其重復性也要明顯優(yōu)于溶劑加標[48]。

最近，被動加標方法也被用于聯(lián)合毒性效應的評價。Smith等[49]利用被動加標體系，確認了不同PAHs之間毒性表現(xiàn)為濃度加和效應。Holmstrup等[50]在彈尾蟲的聯(lián)合毒性研究中，發(fā)現(xiàn)菲在干燥環(huán)境條件下出現(xiàn)協(xié)同效應，進一步研究指出該協(xié)同效應與菲濃度相關，不可簡單外推，而應該注意化合物濃度變化導致的協(xié)同效應差異[51]。

2.4 沉積物毒性評價

沉積物中多種污染物并存，其中主要致毒因子的鑒別往往借助于效應導向分析(effect-directed analysis, EDA)。在EDA過程中，考慮沉積物中污染物的生物可利用性(bioavailability)對評判結果的準確性極為重要。如PDMS等被動加標的材料相當于沉積物的有機碳，而污染物在PDMS-水相間的分配可用于模擬其在沉積物-水相中的分配[52]，考慮到污染物的生物可利用性，更準確地評價沉積物毒性并鑒別致毒因素[9]。Bandow等[53]在EDA對有機物分離組分的毒性測試過程中，對比了溶劑加標與被動加標2種方式，發(fā)現(xiàn)主要致毒污染物鑒定結果大不相同。通過溶劑加標的方式獲得的毒性組分主要是PAHs，而基于被動加標時，PAHs不再是主要致毒物，而極性較強的三氯生被檢出。因此，Brack等[54]建議在進行致毒因素的鑒別時，結合基于生物可利用性的污染物提取方式(如Tenax萃取[55])與平衡分配的被動加標技術，可更好地評價沉積物毒性和推斷主要致毒物質。

3 被動加標操作流程的應用實例(Example procedureof passive dosing)

被動加標的操作包括聚合物材料選擇、載樣、水體釋放、測試4步。本文以7種PCBs為代表性HOCs，通過被動加標測定其在PDMS-水相間的分配系數(shù)，詳細描述被動加標的操作流程。如圖2所示，首先為材料的選擇與制備，本研究自行制備生物相溶性好的PDMS膜為吸附相。其次為載樣階段，將PDMS浸入溶有所需濃度PCBs的甲醇中，通過不斷向甲醇溶液中加水的方式實現(xiàn)載樣，此方式稱為后載樣法(post-loading approach)，另外也可采用前載樣法(pre-loading approach)，即在PDMS膜的制作過程中直接加入目標化合物[6]。再次，水體釋放階段，即將已載樣的PDMS膜從載樣的甲醇/水溶液中取出，放入適量測試水溶液中，PDMS膜中的化合物通過平衡分配釋放進入水體，提供精確和恒定的水體濃度。最后，樣品測試步驟，運用已獲得穩(wěn)定污染物濃度的水溶液開展分配系數(shù)測定或毒性測試等。在測試過程中，PDMS膜上的化合物可不斷補充水中化合物的損失，維持恒定的水濃度。以下具體討論實驗流程及PCBs分配系數(shù)的測試結果，實驗包括3個平行樣。

圖2 被動加標操作流程示意圖(后載樣法)Fig. 2 The diagram of procedures of passive dosing (post-loading approach)

3.1 膜的制備

本實驗用的PDMS膜由美國道康寧公司生產MDX4-4210生物醫(yī)用級硅酮制備，使用前將硅酮前聚物和催化劑充分混合(10:1)，以0.25 mm左右的厚度均勻涂布在錫紙上，23 ℃硬化72 h后裁剪成所需大小。將膜從錫紙上取下，用甲醇浸泡至少4 h除去雜質，再用超純水淋洗3次去除甲醇，自然風干待用。

3.2 載 樣

取0.5 g的PDMS膜浸泡于含有PCBs的甲醇溶液，在23 ℃以220 r·min-1的速度搖動，每隔2 h加入1～2 mL高純水，促使PCBs轉移到PDMS膜中，至72 h完成載樣。

3.3 水體釋放

化合物從PDMS膜釋放至水體時，需要確保污染物在兩相間達到平衡，其釋放過程可用公式(1)中一級一室動力學模型描述。污染物達到95%穩(wěn)態(tài)時所需時間(t95)通過公式(1)模擬所得到釋放速率k計算獲得(公式2)。

Cw(t)= Cw(eq)(1-e-kt)

(1)

t95= 3/k

(2)

公式中：Cw(t)和Cw(eq)分別為PCBs在t時刻和達到平衡時的水濃度，k為釋放速率常數(shù)，t95是達到95%穩(wěn)態(tài)濃度所需時間。

在靜止或動態(tài)條件下，達到平衡所需時間有較大差別，因此平衡時間的估算需要在特定實驗條件下進行。Smith等[21]比較了熒蒽在不同條件下，在PDMS和水體中達到平衡的釋放時間，發(fā)現(xiàn)采用顛倒混勻方法最快達到平衡，以250 r·min-1的振蕩次之，而在靜止狀態(tài)下最慢。

本研究在燒杯中加入300 mL的純凈水和1片已載樣的PDMS膜，并以660 r·min-1的速度攪拌至預訂時間點，分別為0.5、1、2、8、24和48 h，分別采集樣品，并通過數(shù)據(jù)模擬獲得k值。如表3所示，7種PCBs達到穩(wěn)態(tài)時所需時間最長為35.5 h(PCB-156)。因此，在測定分配系數(shù)時，平衡時間設定為48 h，確保所有PCBs均達到平衡。達到平衡后(48 h)，通過溶劑萃取與氣相-質譜儀測定PDMS膜和水體中PCBs濃度，結果表明PCBs在PDMS膜上的量占加標初始量的53%～73%(表3)。與文獻中數(shù)據(jù)接近，如Mayer等[3]報道12種鹵代烴的載樣效率在63%～82%之間。整體而言，PDMS膜的載樣效率較高，最低也能超過一半，在實際操作中還可逐步提高載樣體系中的水含量，爭取最大的載樣量[56]。

3.4 測試(log kPw的測定)

當PCBs在PDMS和水相中達到平衡后測定其濃度，并根據(jù)公式(3)計算得到log kPw值(表3)。

kPw= CPDMS(eq)/Cw(eq)

(3)

公式中：kPw為平衡分配常數(shù)，CPDMS(eq)和Cw(eq)分別為達到平衡時PCBs在PDMS膜和水中濃度。

如圖3所示，所測定PCBs的log kPw與其log kow[57]呈線性相關，即log kPw=0.77 log kow+0.83(r2=0.82, n=7, P< 0.01)，與文獻報道值相近：log kPw=0.82 log kow+0.24(r2=0.84, n=22)[16]，說明本研究中PDMS材料的制備與實驗體系的建立是可行的。同時該相關關系也表明PCBs的分配系數(shù)與其疏水程度密切相關，PCBs主要通過吸收進入PDMS中。

表3 多氯聯(lián)苯(PCBs)的基本性質[57]及被動加標測定的分配系數(shù)Table 3 Chemical properties of polychlorinated biphenyl (PCBs)[57] and partition coefficients measured by passive dosing

圖3 被動加標測定的多氯聯(lián)苯在聚二甲基硅氧烷 和水相的分配系數(shù)(log kPw)與其辛醇-水分配系數(shù)(log kow) 的關系。誤差線代表標準偏差，實線代表線性回歸模型 (log kPw=0.77 log kow+0.83, r2=0.82, n= 7, P<0.01)Fig. 3 Relationship between polydimethylsiloxane (PDMS)-water partition coefficients (log kPw) of polychlorinated biphenyls and their octano-water partition coefficients (log kow). Error bars denote the standard deviations and the real line indicates the best-fit using a linear regression (log kPw=0.77 log kow + 0.83, r2 = 0.82, n=7, P<0.01)

4 展望(Perspective)

被動加標法依據(jù)平衡分配理論，在水體中建立并維持目標化合物精確和恒定的濃度，為傳統(tǒng)溶劑加標在毒性測試過程中水濃度不穩(wěn)定的問題提供了有效的解決途徑，提高風險評價準確性。此外，對污染物水體濃度的測定，可通過直接測定PDMS膜上的濃度來實現(xiàn)，解決了小體積、低濃度測定的困難。被動加標法的發(fā)展對水環(huán)境中HOCs的環(huán)境行為及毒性研究具有非常積極的意義。硅酮類加標材料具有對HOCs為分配吸收機制、生物相容性好、化合物適用范圍廣等優(yōu)點。然而，當化合物的疏水性持續(xù)增大時，其分配系數(shù)與疏水程度可能出現(xiàn)非線性關系。Yang等[58]發(fā)現(xiàn)化合物的log kow> 7～7.5時，log kPw與log kow的關系出現(xiàn)拐點，不再呈正相關，而他們認為其原因可能是由于高交聯(lián)網(wǎng)狀結構的PDMS膜，對大分子的空間位阻效應所造成[59]。此外，除化合物的極性因素外，化合物的立體結構、分子量大小等也可能影響其分配行為，具體的機理尚需進一步地研究。

被動加標可用于水體暴露的生物測試，是提供準確毒性數(shù)據(jù)的有力保障。此外，在水體沉積物風險評價過程中，PDMS又可相當于沉積物中有機碳，通過污染物在PDMS-水間的分配模擬其在沉積物-水間的分配，這一過程巧妙地將生物可利用性結合到沉積物毒性評價中。最后，被動加標、被動采樣技術，或其它基于分配理論的方法能夠相互驗證，通過建立被動采樣濃度和被動加標所獲毒性數(shù)據(jù)的聯(lián)系，為水生生態(tài)風險評價提供新的思路。

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◆

Application of Passive Dosing in Aquatic Ecological Risk Assessment: A Case Study of Measuring Partition Coefficients of Polychlorinated Biphenyls

Qi Hongxue1,2, Li Huizhen1, You Jing1,*

1. State Key Laboratory of Organic Geochemistry, Guangzhou Institute of Geochemistry, Chinese Academy of Science, Guangzhou 510640, China 2. University of Chinese Academy of Science, Beijing 100049, China

24 December 2014 accepted 23 January 2015

To conduct aquatic ecological risk assessment, credible toxicity data are required, and maintaining stable water concentrations of test contaminants for certain time are the premises of accurate data. Solvent dosing has been conventionally used in aquatic toxicity testing with hydrophobic organic contaminants (HOCs), however, continuous reduction in chemical concentrations in water was frequently observed due to volatilization and degradation of chemicals, glassware binding and uptake by organisms. As a consequence, it is hard to achieve accurate concentration-response relationships for test HOCs. To overcome these problems, passive dosing has been recently introduced as a replacement of solvent dosing. Through the equilibrium partitioning of chemicals within dosing systems, HOCs’ concentrations in water could be stabilized and monitored by quantifying chemical concentration in polymers. The definition and material selection of passive dosing are introduced and the recent applications of this method in ecological risk assessment are summarized, including the measurements of chemical partition coefficients, in vitro cell assays, in vivo bioassays, and sediment toxicity evaluation. Then, the procedures of passive dosing are detailed using a case study of measuring partition coefficients of polychlorinated biphenyls between polydimethylsiloxane and water. Lastly, the perspective of passive dosing in aquatic ecological risk assessment is discussed.

passive doing; polychlorinated biphenyls; aquatic toxicity testing; hydrophobic organic contaminants

國家自然科學基金(41473106； 41273120)

祁紅學(1981-)，男，博士研究生，研究方向為生態(tài)毒理學，E-mail: qihx@gig.ac.cn；

*通訊作者(Corresponding author)， E-mail: youjing@gig.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20141224001

2014-12-24 錄用日期：2015-01-23

1673-5897(2015)2-45-11

X171.5

A

游靜(1974-)，女，分析化學博士，研究員，主要研究方向為沉積物生態(tài)風險評價，發(fā)表學術論文80余篇。

祁紅學, 李慧珍, 游靜. 被動加標在水生生態(tài)風險評價中的應用——以多氯聯(lián)苯分配系數(shù)的測定為例[J]. 生態(tài)毒理學報, 2015, 10(2): 45-55

Qi H X, Li H Z, You J. Application of passive dosing in aquatic ecological risk assessment: A case study of measuring partition coefficients of polychlorinated biphenyls [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2015, 10(2): 45-55 (in Chinese)