徐慧琳，曾文爐，陳翠紅，周啟星

（南開(kāi)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，教育部環(huán)境污染過(guò)程與基準(zhǔn)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津300350）

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鎘污染土壤中吐納麝香的生物有效性及其評(píng)價(jià)

徐慧琳，曾文爐，陳翠紅*，周啟星

（南開(kāi)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，教育部環(huán)境污染過(guò)程與基準(zhǔn)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，天津300350）

摘要：采用室內(nèi)盆栽實(shí)驗(yàn)，以小麥為供試植物，研究重金屬鎘（Cd）和吐納麝香（AHTN）復(fù)合污染對(duì)小麥植株生物量的影響以及Cd對(duì)土壤中AHTN生物有效性的影響，并應(yīng)用聚2，6-二苯基對(duì)苯醚（Tenax-TA）、固相微萃取纖維（SPME）和三油酸甘油酯-醋酸纖維素復(fù)合膜（TECAMs）對(duì)土壤中的AHTN進(jìn)行提取，以評(píng)價(jià)Cd污染土壤中AHTN對(duì)小麥的生物有效性。結(jié)果表明：AHTN-Cd復(fù)合污染土壤中的小麥植株生物量低于單一AHTN污染土壤；當(dāng)AHTN濃度為5 mg·kg-1時(shí)，共存重金屬Cd抑制AHTN在小麥地上和地下部的累積，其抑制作用隨Cd濃度的增大而增強(qiáng)，抑制率最高達(dá)39.1%，AHTN在小麥體內(nèi)從地下到地上的遷移隨著Cd濃度的增加受到抑制，且濃度越高抑制作用越強(qiáng)，抑制率可達(dá)到19.0%；當(dāng)AHTN濃度為10 mg·kg-1時(shí)，共存重金屬Cd則促進(jìn)AHTN在植物體內(nèi)的累積，其促進(jìn)率高達(dá)38.4%，AHTN從地下到地上的遷移受到誘導(dǎo)，促進(jìn)率高達(dá)68.5%；在AHTN和Cd單一及復(fù)合污染土壤中，Tenax 24 h、SPME 12 h和TECAMs 12 h單點(diǎn)提取AHTN的量與小麥根部AHTN富集量顯著相關(guān)，表明Tenax 24 h、SPME 12 h以及TECAMs 12 h對(duì)土壤中AHTN的提取量可以用來(lái)評(píng)價(jià)其生物有效性。

關(guān)鍵詞：吐納麝香；鎘；復(fù)合污染；生物有效性；化學(xué)評(píng)價(jià)法

徐慧琳，曾文爐，陳翠紅，等.鎘污染土壤中吐納麝香的生物有效性及其評(píng)價(jià)［J］.農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2016，35（6）：1021-1027.

XU Hui-1in，ZENG Wen-1u，CHEN Cui-hong，et a1. Bioavai1abi1ity of AHTN in cadmium-Po11uted soi1 and its assessment［J］. Journal of Agro-Environment Science，2016，35（6）：1021-1027.

吐納麝香（AHTN）是多環(huán)麝香中使用量最多的化合物之一，和佳樂(lè)麝香（HHCB）一起共占多環(huán)麝香使用量的95%。由于AHTN在土壤表面吸附性強(qiáng)、擴(kuò)散慢，因此隨著污水和污泥反復(fù)施用于農(nóng)田［1］，土壤中AHTN濃度逐漸升高，其導(dǎo)致的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)也隨之增大。近年來(lái)，AHTN在陸生生物胡蘿卜、蚯蚓和水生生物魚(yú)體內(nèi)等均有檢出，表明AHTN易累積于動(dòng)植物體內(nèi)［1-3］。鎘是植物非必需且毒性很大的重金屬元素之一，它不僅會(huì)影響動(dòng)植物的生長(zhǎng)發(fā)育，還具有很強(qiáng)的動(dòng)植物累積性，并通過(guò)食物鏈危害人體健康［4］。由于土壤中的Cd污染主要來(lái)源于污泥利用、化肥施用、工業(yè)生產(chǎn)、金屬采礦和冶煉［5］，因此Cd與AHTN在環(huán)境中共存也將成為必然。共存重金屬會(huì)影響有機(jī)污染物在動(dòng)植物體內(nèi)累積。我們發(fā)現(xiàn)在Cd與HHCB不同的濃度組合下，Cd會(huì)對(duì)HHCB在小麥體內(nèi)的累積起到促進(jìn)或抑制作用［6］，共存重金屬Cd會(huì)抑制多環(huán)芳烴在藍(lán)藻內(nèi)的累積［7］。因此，研究重金屬存在條件下AHTN在動(dòng)植物體內(nèi)的累積對(duì)復(fù)合污染環(huán)境中污染物的遷移轉(zhuǎn)化具有重要意義。

土壤中有機(jī)污染物的生物有效性是其在土壤中的重要環(huán)境效應(yīng)之一。生物有效性是指化學(xué)物質(zhì)被生物吸收和可能的毒性，反映了一定時(shí)間內(nèi)化學(xué)物質(zhì)從環(huán)境介質(zhì)中穿過(guò)生物膜進(jìn)入生物體的量［8］。目前，對(duì)有機(jī)污染物生物有效性的評(píng)價(jià)方法主要有生物法和化學(xué)提取法，其中化學(xué)提取法由于其快速、簡(jiǎn)便的特點(diǎn)受到廣泛關(guān)注［9］。常用的化學(xué)提取方法有溫和溶劑提取、固相萃?。═enax［10］、XRD樹(shù)脂提?。?、固相微萃?。⊿PME）［11］、三油酸甘油酯-醋酸纖維素復(fù)合膜萃取技術(shù)（TECAMs）［12］以及液相微萃取技術(shù)（LPME）［13］等。Sun等［14］采用Tenax提取法來(lái)評(píng)估厭氧微生物對(duì)多環(huán)芳烴的降解效率。Stringer等［15］的研究表明原位SPME萃取可以很好地評(píng)估沉積物孔隙水中多環(huán)芳烴的濃度和生物可利用性。同時(shí)研究表明，化學(xué)提取與土壤中污染物的植物吸收、蚯蚓富集等具有很好的相關(guān)性［16］，但化學(xué)提取法對(duì)復(fù)合污染土壤中多環(huán)麝香類(lèi)物質(zhì)生物有效性的研究鮮有報(bào)道。

本研究以AHTN為多環(huán)麝香類(lèi)物質(zhì)的代表，分析了重金屬Cd污染土壤中AHTN在植物體內(nèi)的遷移累積，并采用Tenax、SPME、TECAMs提取法評(píng)價(jià)AHTN和Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN的生物有效性，以期闡明土壤中重金屬Cd對(duì)AHTN生物有效性的影響，并尋找到一種合適的化學(xué)法用來(lái)評(píng)價(jià)復(fù)合污染環(huán)境中AHTN的生物有效性。

1　材料與方法

1.1實(shí)驗(yàn)材料

吐納麝香AHTN［1-（5，6，7，8-tetrahydro-3，5，5，6，8，8-hexamethy1-2-naPhtha1eny1-）-Ethanone］，純度≥98%，購(gòu)自Sigma公司，分子結(jié)構(gòu)式如圖1所示。實(shí)驗(yàn)中所用Cd（NO3）2為分析純，二氯甲烷、正己烷、丙酮等有機(jī)試劑均為色譜純。硅膠（100～200目）、無(wú)水硫酸鈉和玻璃棉使用前均用二氯甲烷超聲2次去除雜質(zhì)，每次30 min。硅膠在180℃活化12 h，并用3%的超純水脫活，然后存于正己烷中備用。無(wú)水硫酸鈉在450℃下干燥6 h。供試土壤采自沈陽(yáng)，其理化性質(zhì)如表1所示。小麥種子購(gòu)自天津農(nóng)業(yè)科學(xué)院。

圖1　AHTN分子結(jié)構(gòu)式Figure 1 Structura1 formu1a of AHTN

1.2實(shí)驗(yàn)方法

1.2.1實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

土壤用吐納麝香的丙酮溶液染毒，染毒濃度為10 mg·kg-1，然后置于陰涼處一年后進(jìn)行實(shí)驗(yàn)。實(shí)驗(yàn)共設(shè)7個(gè)處理組，各處理組AHTN和Cd表觀濃度（以土壤干重計(jì)）分別為0、5、10 mg·kg-1及0、10、100 mg· kg-1，每處理組3個(gè)重復(fù)。

將染毒土按每盆800 g裝入特制的根際盒中，如圖2所示。Cd（NO3）2以水溶液的形式加入上述土壤中，使土壤含水量保持在24%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)），平衡48 h后混勻并種植小麥。選出籽粒飽滿(mǎn)的小麥種子，種植前用10%的雙氧水滅菌10 min，然后用蒸餾水反復(fù)沖洗數(shù)次后種植，每盆30粒種子，每處理組3個(gè)重復(fù)。將種植后的根際盒置于人工氣候箱中培養(yǎng)，溫度為（25±2）℃，12 h光照，每日適量補(bǔ)充水分。培養(yǎng)2個(gè)月后，收獲小麥植株，分地下和地上部分分別存放，冷凍干燥后稱(chēng)重，測(cè)定AHTN的含量。

表1　土壤基本理化性質(zhì)Tab1e 1 Basic Physiochemica1 ProPerties of soi1

圖2　根際盒示意圖Figure 2 Schematic diagram of rhizosPhere box

1.2.2土壤中AHTN的測(cè)定

樣品經(jīng)冷凍干燥后，進(jìn)行研磨粉碎，參照文獻(xiàn)［17］進(jìn)行索氏萃取。萃取液用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮至1～2 mL，再用自制的固相萃取小柱凈化，洗脫液經(jīng)氮吹至近干后，用色譜純正己烷定容至1 mL，待測(cè)。

1.2.3Tenax-TA、SPME和TECAMs提取土壤中AHTN的方法

為比較本文方法的成像性能，采用距離向IFFT，方位向CS重構(gòu)方法[5](方法1)；傳統(tǒng)CS方法，即基于CS的先距離向后方位向成像方法[3](方法2)、基于CS的先方位向后距離向成像方法(方法3)以及文獻(xiàn)[10]中基于距離向聯(lián)合稀疏模型的成像方法(方法4)作為對(duì)比算法.實(shí)驗(yàn)中，基于聯(lián)合稀疏模型的方法采用DCS-SOMP算法[10]外，其他均采用MSL0算法[9].實(shí)驗(yàn)中距離向采樣率統(tǒng)一設(shè)置為0.75.在不同的方位向采樣率條件下的成像結(jié)果如圖6所示，圖7為不同采樣率條件下成像結(jié)果熵值以及對(duì)比度的對(duì)比.

取2 g染毒土于40 mL棕色試劑瓶中，依次加入1 mL 1 mg·L-1的疊氮化鈉（NaN3）水溶液，39 mL超純水，0.1 g Tenax樹(shù)脂，每組設(shè)3個(gè)平行。于25℃、150 r·min-1的恒溫?fù)u床中振蕩24 h，之后在3000 r·min-1的離心機(jī)中離心10 min，用鋼勺取出其中的樹(shù)脂，加入10 mL正己烷超聲萃取30 min 2次，萃取液用旋轉(zhuǎn)蒸發(fā)儀濃縮至1～2 mL，轉(zhuǎn)移氮吹至近干，用色譜純正己烷定容至1 mL，過(guò)0.45 μm的有機(jī)濾膜，儲(chǔ)存待測(cè)。

取2 g染毒土于8 mL棕色小瓶中，加入1 mL NaN3水溶液，3 mL超純水，3根4 cm長(zhǎng)的SPME纖維絲，每組3個(gè)平行，于25℃、150 r·min-1的恒溫?fù)u床中振蕩12 h，之后取出纖維絲，用濕紙巾擦干，加入8 mL正己烷超聲萃取30 min 2次，然后以同樣的方法進(jìn)行旋蒸，氮吹，定容至1 mL，過(guò)0.45 μm的有機(jī)濾膜，待測(cè)。

取5 g染毒土于40 mL棕色試劑瓶中，加入1 mL NaN3水溶液，10 mL超純水，4片2 cm×3 cm的自制TECAMs膜，每組3個(gè)平行，于25℃、150 r·min-1的恒溫?fù)u床中振蕩12 h，取出TECAMs膜，用蒸餾水洗凈，加入15 mL正己烷超聲萃取30 min 2次，以相同的方法進(jìn)行旋蒸，氮吹，定容至1 mL，過(guò)0.45 μm的有機(jī)濾膜，待測(cè)。

1.3AHTN的含量分析

AHTN含量的測(cè)定采用氣質(zhì)聯(lián)用儀（Agi1ent 7890A GC-5975C MS），色譜柱型號(hào)為J&W HP-5MS （30 m×0.25 mm×0.25 μm），用SIM模式進(jìn)行分析，定量離子為243，離子源電壓為70 eV，溫度為230℃。氣相色譜升溫程序?yàn)椋簭?00℃開(kāi)始，保持1 min，以30℃·min-1升至280℃；進(jìn)樣口溫度為270℃，載氣流速為2 mL·min-1。升溫程序運(yùn)行的總時(shí)間為7 min，AHTN的出峰時(shí)間為4.822 min。

1.4數(shù)據(jù)處理

2　結(jié)果與討論

2.1AHTN和Cd對(duì)小麥植株生物量的影響

種植2個(gè)月后小麥植株各部位生物量如表2所示。單一AHTN污染土壤中小麥植株地下和地上部生物量均低于對(duì)照組，且AHTN濃度越高，小麥植株生物量越低。AHTN和Cd復(fù)合污染土壤中小麥生物量均低于AHTN單一污染土壤，說(shuō)明AHTN-Cd復(fù)合污染的毒性效應(yīng)大于AHTN單一污染。許超等［18］通過(guò)盆栽實(shí)驗(yàn)研究了兩種基因型玉米的生長(zhǎng)對(duì)土壤Cd和芘復(fù)合污染的響應(yīng)，結(jié)果表明Cd與芘復(fù)合污染顯著降低了白玉米和黑玉米莖、葉和根的生物量，特別是根的生物量。本課題組前期研究HHCB和Cd污染對(duì)小麥生物量的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)，復(fù)合污染處理組植物生物量低于單一HHCB處理組［6］。AHTN與HHCB同屬于多環(huán)麝香，且化學(xué)性質(zhì)相似，盡管本研究中AHTN污染土壤經(jīng)過(guò)老化，但是二者對(duì)小麥生物量的影響仍具有相似性。Cd是植物非必需且毒性最大的金屬元素之一，植物受到Cd毒害的常見(jiàn)癥狀有生長(zhǎng)緩慢和萎黃等。因此，Cd的共存加劇了多環(huán)麝香對(duì)小麥植株生長(zhǎng)的抑制作用。

表2　AHTN-Cd復(fù)合污染對(duì)小麥生物量的影響Tab1e 2 Effect of AHTN-Cd joint contamination on wheat biomass

2.2AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN對(duì)小麥植株的生物有效性

土壤中不同濃度的Cd對(duì)小麥植株中AHTN生物有效性的影響如表3所示。當(dāng)AHTN濃度為5 mg· kg-1時(shí)，共存Cd抑制AHTN在植物地下和地上部位的積累，降低了AHTN對(duì)小麥的生物有效性，且重金屬Cd濃度越高，抑制作用越強(qiáng)，抑制率最高達(dá)39.1%。Sun等［19］研究發(fā)現(xiàn)Cd、Pb和Cu抑制苯并芘在根際的去除率，其中Cd的抑制作用最為明顯。在AHTN濃度為10 mg·kg-1時(shí)，Cd的存在促進(jìn)了小麥根系對(duì)AHTN的吸收，增強(qiáng)了AHTN對(duì)小麥的生物有效性，促進(jìn)率最高達(dá)38.4%。本課題組在HHCB和Cd復(fù)合污染對(duì)小麥幼苗的影響研究中也有類(lèi)似的結(jié)果，潮土中Cd可顯著促進(jìn)HHCB在小麥根部的累積［6］。這可能是由于Cd2+與細(xì)胞膜表面的親水基團(tuán)發(fā)生配合反應(yīng)，使細(xì)胞膜表面親水基的親水性減弱，有利于疏水性的AHTN與細(xì)胞膜接近［20］。另外，有研究表明Cd2+能夠影響生物的耐受性，減少異生質(zhì)的外排［21］，可能導(dǎo)致AHTN的累積量即生物有效性的提升。由于人工合成麝香具有親脂性和難降解性，環(huán)境中的人工合成麝香一旦被動(dòng)植物吸收，就有可能長(zhǎng)久地蓄積在這些生物體內(nèi)，最終使處在食物鏈頂端的消費(fèi)者，如人類(lèi)成為受害最深的生物［22］。因此，研究Cd對(duì)AHTN在小麥體內(nèi)累積的影響對(duì)準(zhǔn)確評(píng)價(jià)復(fù)合污染環(huán)境中AHTN的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)提供了科學(xué)依據(jù)，有關(guān)內(nèi)在機(jī)理需進(jìn)一步探討。

通過(guò)計(jì)算轉(zhuǎn)移因子得知，AHTN在小麥體內(nèi)的轉(zhuǎn)移同樣受到Cd的影響（表3）。在AHTN濃度為5 mg· kg-1時(shí)，AHTN在小麥體內(nèi)從地下到地上的遷移隨著Cd濃度的增加受到抑制，且濃度越高抑制性越強(qiáng)，抑制率可達(dá)到19.0%，即Cd的存在間接抑制了AHTN對(duì)小麥的生物有效性；在AHTN濃度為10 mg·kg-1時(shí)，AHTN從地下到地上的遷移受到誘導(dǎo)，誘導(dǎo)作用隨著Cd濃度的增加而增強(qiáng)，促進(jìn)率高達(dá)68.5%，即Cd濃度的增加間接促進(jìn)了AHTN對(duì)小麥的生物有效性。這與Cd存在時(shí)AHTN在小麥體內(nèi)的生物有效性變化規(guī)律基本一致。周啟星等［23］在研究乙草胺和銅的復(fù)合污染時(shí)也發(fā)現(xiàn)了類(lèi)似的結(jié)論，在低濃度銅和乙草胺的復(fù)合污染中，乙草胺抑制了莖和葉對(duì)銅的吸收；而在高濃度銅和乙草胺的復(fù)合污染中，乙草胺促進(jìn)了莖和葉對(duì)銅的吸收。這是因?yàn)樵趶?fù)合污染時(shí)，污染物的生物有效性及生物毒性不僅與污染物的理化性質(zhì)有關(guān)，還與復(fù)合污染物的濃度組合之間有著密不可分的關(guān)系。

2.3AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中Tenax、SPME、TECAMs提取AHTN量與小麥根部AHTN累積量的相關(guān)性

表3　復(fù)合污染時(shí)AHTN在小麥植株各部位累積量及轉(zhuǎn)移因子Tab1e 3 Accumu1ation and transfer factors of AHTN in different Parts of wheat seed1ings

將AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中Tenax 24 h提取的AHTN量與小麥根部AHTN的累積量進(jìn)行相關(guān)性分析（圖3），發(fā)現(xiàn)Tenax 24 h提取量與植物根部累積量之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系（R2=0.969 2，P＜0.05），表明Tenax 24 h提取可以在一定程度上作為AHTN生物有效性的預(yù)測(cè)方法之一。重金屬Cd存在時(shí)，兩者仍呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)關(guān)系，說(shuō)明Tenax 24 h提取也可以用來(lái)評(píng)價(jià)AHTN-Cd復(fù)合污染土壤中AHTN對(duì)小麥的生物有效性。Harwood等［24］的研究表明在實(shí)驗(yàn)室環(huán)境和野外環(huán)境均可用Tenax提取法對(duì)多種疏水性有機(jī)物的生物有效性進(jìn)行評(píng)估。這是因?yàn)門(mén)enax可以不斷吸附土壤孔隙水中的污染物，從而導(dǎo)致與土壤結(jié)合力較弱的那部分污染物因?yàn)闊崃W(xué)平衡關(guān)系不斷解吸進(jìn)入土壤孔隙水中，最終在兩者之間達(dá)到平衡［25］。

從SPME 12 h提取AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN的實(shí)驗(yàn)結(jié)果可以看出（圖4），AHTNCd單一及復(fù)合污染土壤中SPME提取的AHTN量和小麥根部AHTN的累積量之間具有很好的線性相關(guān)性（R2=0.936 5，P＜0.05），表明SPME能很好地表征土壤中AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN的生物有效性，重金屬Cd存在時(shí)，SPME提取法也可以用來(lái)評(píng)價(jià)土壤中AHTN的生物有效性。Maruya等［26］的研究指出SPME被動(dòng)采樣法可以作為預(yù)測(cè)沉積物中有機(jī)氯農(nóng)藥在生物體內(nèi)積累的有效方法。由于SPME作為一種平衡采樣器，能預(yù)測(cè)化學(xué)物質(zhì)在間隙水中真實(shí)的自由溶解態(tài)濃度和內(nèi)暴露濃度，被廣泛用于模擬水體和土壤環(huán)境中的生物富集行為，并以此預(yù)測(cè)環(huán)境介質(zhì)中有機(jī)污染物的生物有效性［27］。

圖3　AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中Tenax提取AHTN的量與小麥根部AHTN累積量之間的關(guān)系Figure 3 Re1ationshiP between AHTN concentrations extracted by Tenax and AHTN concentrations in wheat roots exPosed in soi1 Po11uted individua11y and joint1y by AHTN and Cd

圖4　AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中SPME提取AHTN的量與小麥根部AHTN累積量之間的關(guān)系Figure 4 Re1ationshiP between AHTN concentrations extracted by SPME and AHTN concentrations in wheat roots exPosed in soi1 Po11uted individua11y and joint1y by AHTN and Cd

同樣，TECAMs從AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中提取的AHTN量與小麥根部累積的AHTN量之間也呈顯著的正相關(guān)關(guān)系（R2=0.891 8，P＜0.05），如圖5所示，這表明TECAMs具有替代小麥用于評(píng)價(jià)AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN生物有效性的作用。TECAMs膜中的酯成分類(lèi)似于植物體內(nèi)的脂肪組織，能有效并迅速地富集水中自由溶解態(tài)的疏水性有機(jī)物，模擬生物組織對(duì)目標(biāo)污染物進(jìn)行積累直至分配平衡，從而達(dá)到預(yù)測(cè)的目的［28］，因此具有很好的應(yīng)用前景。Ke等［29］的研究表明，TECAMs能有效并迅速地富集水中自由溶解態(tài)的疏水性有機(jī)物。Tao等［7］利用TECAMs膜研究了Cd對(duì)多環(huán)芳烴在藍(lán)藻體內(nèi)累積量變化的相關(guān)機(jī)制，Wang等［30］利用TECAMs膜提取方法評(píng)價(jià)了生物炭對(duì)多氯聯(lián)苯對(duì)陸生植物生物有效性的影響。

圖5　AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中TECAMs提取AHTN的量與小麥根部AHTN累積量之間的關(guān)系Figure 5 Re1ationshiP between AHTN concentrations extracted by TECAMs and AHTN concentrations in wheat roots exPosed in soi1 Po11uted individua11y and joint1y by AHTN and Cd

綜上所述，3種化學(xué)提取法都可用于評(píng)價(jià)AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN對(duì)小麥的生物有效性，相比于生物法省時(shí)省力。SPME和TECAMs是目前應(yīng)用較廣泛的用于選擇性地測(cè)定自由溶解態(tài)濃度的被動(dòng)采樣技術(shù)，它們是通過(guò)平衡分配理論推測(cè)能從固相解吸進(jìn)入水相的組分，而Tenax通過(guò)解吸的難易程度推測(cè)可能解吸進(jìn)入水相的組分。盡管3種方法提取機(jī)理有所差異，但它們從土壤中提取的AHTN量和植物累積量存在顯著的正相關(guān)關(guān)系。同時(shí)，不同濃度的Cd存在時(shí)，Tenax、SPME和TECAMs 3種方法提取的土壤中AHTN量與小麥根部累積的AHTN量之間也存在顯著的正相關(guān)性，即在重金屬Cd存在時(shí)，3種化學(xué)法仍可替代小麥等生物法來(lái)評(píng)價(jià)土壤中AHTN的生物有效性。3種方法從AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中提取的AHTN濃度高低關(guān)系為SPME＞TECAMs＞Tenax，其中SPME的吸附量與小麥根的累積量最相近，說(shuō)明SPME這種被動(dòng)采樣技術(shù)更適合于評(píng)價(jià)AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN對(duì)小麥植株的生物有效性。由于Tenax固相萃取技術(shù)提取的是AHTN-Cd單一及復(fù)合污染土壤中AHTN的快解吸部分，而其吸附量低于小麥根的累積量，可推測(cè)隨著染毒時(shí)間的延長(zhǎng)，土壤中AHTN的慢解吸部分也能被小麥累積，只是比較緩慢，其機(jī)理還有待進(jìn)一步證明。由于復(fù)合污染土壤中污染物之間的協(xié)同和拮抗作用很復(fù)雜，如果能夠找到一種化學(xué)方法評(píng)價(jià)復(fù)合污染環(huán)境中污染物的生物有效性，并通過(guò)模型建立化學(xué)評(píng)價(jià)法與生物法之間的相關(guān)關(guān)系，這將使復(fù)合污染環(huán)境中生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的評(píng)價(jià)變得更加省時(shí)省力，因此我們將繼續(xù)完善此方法并對(duì)其內(nèi)在機(jī)制進(jìn)行深入探討。

3　結(jié)論

（1）單一AHTN處理組小麥植株生物量顯著低于對(duì)照組，AHTN-Cd復(fù)合污染處理組小麥植株生物量低于單一AHTN處理組。

（2）AHTN濃度為5 mg·kg-1時(shí)，Cd抑制AHTN在植物體內(nèi)的累積；AHTN濃度為10 mg·kg-1時(shí)，Cd則促進(jìn)AHTN在植物體內(nèi)累積。AHTN濃度為5 mg· kg-1時(shí)，AHTN在小麥體內(nèi)從地下到地上的遷移隨著Cd濃度的增加受到抑制；AHTN濃度為10 mg·kg-1時(shí)，AHTN從地下到地上的遷移受到誘導(dǎo)。表明不同濃度的Cd對(duì)AHTN在小麥體內(nèi)的生物有效性產(chǎn)生了不同程度的抑制或促進(jìn)作用。

（3）在AHTN單一和AHTN-Cd復(fù)合污染中，Tenax、SPME、TECAMs法的提取量與植物根部累積量之間呈線性相關(guān)，說(shuō)明可以用Tenax、SPME、TECAMs提取法評(píng)價(jià)重金屬Cd污染土壤中AHTN的生物有效性。

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Bioavailability of AHTN in cadmium-polluted soil and its assessment

XU Hui-1in，ZENG Wen-1u，CHEN Cui-hong*，ZHOU Qi-xing
（Key Laboratory of Po11ution Process and Environmenta1 Criteria，Ministry of Education，Co11ege of Environmenta1 Science and Engineering，Nankai University，Tianjin 300350，China）

Abstract：In an indoor Pot exPeriment，biomass of wheat seed1ings and accumu1ation of AHTN［1-（5，6，7，8-tetrahydro-3，5，5，6，8，8-hexamethy1-2-naPhtha1eny1-）-Ethanone］in wheat seed1ings were investigated in a soi1 Po11uted by AHTN and Cd to examine the inf1uences of Cd on the bioavai1abi1ity of AHTN to the wheat seed1ings. At the same time，Tenax-TA［Po1y（2，6-diPheny1-P-Pheny1ene oxide）］，SPME（So1id Phase microextraction）fibers and TECAMs（Trio1ein embedded ce11u1ose acetate membranes）were used to extract AHTN from soi1 and to assess the bioavai1abi1ity of AHTN to wheat（Triticum aestivum）. Resu1ts showed that the biomass of wheat seed1ings in AHTN-Cd treatment was 1ower than that in sing1e AHTN treatment. At 5 mg·kg-1of AHTN concentration，the accumu1ation of AHTN in different Parts of wheat seed1ings was inhibited by Cd，and the highest inhibition rate was 39.1%. The transfer of AHTN from the roots to the shoots s1owed down in the Presence of Cd，with the highest inhibition rate of 19.0%. At 10 mg·kg-1of AHTN concentration，the accumu1ation of AHTN in wheat seed1ings was induced by Cd，with the highest induction rate of 38.4%. The transfer of AHTN from the roots to the shoots was induced in the Presence of Cd，and the highest induction rate was 68.5%. The concentrations of AHTN extracted by Tenax for 24 h，SPME for 12 h and TECAMs for 12 h corre1ated we11 with the concentrations in wheat roots，which indicated that Tenax 24 h，SPME 12 h and TECAMs 12 h-extracted fractions cou1d serve as a good Predictor of the bioavai1abi1ity of AHTN to wheat.

Keywords：AHTN；cadmium；joint Po11ution；bioavai1abi1ity；chemica1 assessment

中圖分類(lèi)號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1672-2043（2016）06-1021-07 doi∶10.11654/jaes.2016.06.001

收稿日期：2015-12-12

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（21207068，21037002，U1133006）

作者簡(jiǎn)介：徐慧琳（1991—），女，山東煙臺(tái)人，碩士研究生，主要研究方向?yàn)榄h(huán)境污染化學(xué)。E-mai1：szxh1iner@163.com

*通信作者：陳翠紅E-mai1：chencuih@nankai.edu.cn