基于毒性效應(yīng)的間隙水致毒物質(zhì)鑒別技術(shù)進(jìn)展

王玉婷，于紅霞，張效偉，史薇

污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京210023

基于毒性效應(yīng)的間隙水致毒物質(zhì)鑒別技術(shù)進(jìn)展

王玉婷，于紅霞，張效偉，史薇*

污染控制與資源化研究國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京大學(xué)環(huán)境學(xué)院，南京210023

沉積物作為污染物遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程中重要的“源”和“匯”，與整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)及人類(lèi)健康有著密切聯(lián)系。間隙水很大程度上反映了水體沉積物的污染狀況，同時(shí)可以真實(shí)反映生物的實(shí)際暴露情況，間隙水中關(guān)鍵致毒物質(zhì)的鑒別是科學(xué)準(zhǔn)確地評(píng)價(jià)間隙水及沉積物毒性與風(fēng)險(xiǎn)的重要基礎(chǔ)。毒性鑒別評(píng)估(Toxicity Identification Evaluation,TIE)和效應(yīng)引導(dǎo)的污染物識(shí)別(Effect Directed Analysis,EDA)技術(shù)作為致毒物質(zhì)識(shí)別的主要方法，已在沉積物和間隙水的致毒物篩選中得到了初步的應(yīng)用。本文介紹并比較了常用的間隙水提取方法，總結(jié)了TIE和EDA在間隙水致毒物質(zhì)異位及原位鑒別方面的應(yīng)用與發(fā)展，及鑒別過(guò)程中使用到的基本毒性量化方法與其適用條件。在當(dāng)前間隙水關(guān)鍵致毒物質(zhì)識(shí)別研究的基礎(chǔ)上，指出了異位分析難以避免毒性損失和有機(jī)污染物鑒別方面的局限等問(wèn)題，并提出應(yīng)推廣原位毒性試驗(yàn)技術(shù)且進(jìn)一步發(fā)展有機(jī)物的精細(xì)分離技術(shù)和質(zhì)譜識(shí)別技術(shù)等發(fā)展方向。

間隙水；關(guān)鍵致毒物；毒性鑒別評(píng)估；效應(yīng)引導(dǎo)的污染物識(shí)別；原位

王玉婷,于紅霞,張效偉,等.基于毒性效應(yīng)的間隙水致毒物質(zhì)鑒別技術(shù)進(jìn)展[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2016,11(3):11-25

Wang Y T,Yu H X,Zhang X W,et al.Development of identification of key toxicants in the pore water[J].Asian Journal of Ecotoxicology,2016,11(3): 11-25(in Chinese)

沉積物間隙水是指沉積物顆粒之間及巖石顆粒之間孔隙的水溶液，包括強(qiáng)結(jié)合水、弱結(jié)合水、毛細(xì)管水和自由水。它是地球水圈的一部分，反映了沉積過(guò)程中及沉積后發(fā)生的各種變化歷程。在沉積物體系中，污染物在間隙水與沉積物間存在著吸附-解吸平衡，如圖1所示。

沉積物中富集了大量由人類(lèi)活動(dòng)產(chǎn)生，并通過(guò)直接或間接過(guò)程釋放到自然環(huán)境中的污染物質(zhì)。在一定條件下，沉積物中的污染物質(zhì)又可重新釋放到水體中，產(chǎn)生二次污染[2]。水體沉積物與其間隙水在化學(xué)物質(zhì)的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程起到了至關(guān)重要的作用，與整個(gè)生態(tài)環(huán)境和人類(lèi)健康有著密切聯(lián)系[3]。Ankley、Adams和Di Toro等學(xué)者[4-6]的研究表明，沉積物和間隙水中銅、鎘和非離子有機(jī)物的濃度存在較好的相關(guān)性，間隙水的成分特征可以綜合反映沉積物的污染水平。

污染物在沉積物中可能有很高的檢測(cè)濃度，但大部分污染物附著在固相顆粒上，表現(xiàn)出緩慢的釋放速率與較低的生物可利用性[7]。污染物只有吸附在無(wú)定型的或水可浸潤(rùn)的有機(jī)物表面及親水礦物表面才可參與吸附-解吸過(guò)程，因其與固相沉積物結(jié)合能較低，所以易于解吸到間隙水中[1]。

圖1 污染物在沉積物中的吸附概念模型［1］

在沉積物體系中，通常認(rèn)為可被生物直接接觸的物質(zhì)才是生物可利用的，主要包括溶解在間隙水中或能夠快速解吸的化合物，所以間隙水更加真實(shí)地反映水生生物的實(shí)際暴露情況。已有研究證明底棲動(dòng)物受到的毒性脅迫程度，與污染物在孔隙水中的濃度有著直接關(guān)系。Whiteman等學(xué)者[8-9]分別進(jìn)行了加標(biāo)沉積物和間隙水的對(duì)搖蚊、鉤蝦等底棲生物的暴露試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)在相同水體濃度下，氨氮的毒性效果相近，說(shuō)明沉積物中氨的生物可利用性和毒性可以通過(guò)間隙水準(zhǔn)確預(yù)測(cè)。此外，水位波動(dòng)或沉積物擾動(dòng)會(huì)使間隙水大量進(jìn)入到地表水造成短暫的脈沖，直接威脅了生活在地表水中的生物[10]?？茖W(xué)準(zhǔn)確地對(duì)間隙水進(jìn)行毒性評(píng)估，能很大程度上反映沉積物的污染水平和潛在風(fēng)險(xiǎn)。

間隙水一方面可以很大程度上反映沉積物的污染狀況，另一方面對(duì)水生生物產(chǎn)生著直接的影響，是水生生態(tài)系統(tǒng)的重要組成。對(duì)間隙水進(jìn)行主要致毒物質(zhì)的鑒別是風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和污染控制的基礎(chǔ)，對(duì)生態(tài)系統(tǒng)和人體健康都有著十分重要的意義。本文綜合比較了沉積物間隙水的提取方法，并詳細(xì)綜述了已有的間隙水致毒物質(zhì)分類(lèi)及鑒別的方法及具體應(yīng)用實(shí)例，同時(shí)探討了存在的問(wèn)題及發(fā)展方向，為我國(guó)間隙水關(guān)鍵致毒物質(zhì)鑒別方法體系的建立提供借鑒。

1 間隙水的提取方法

間隙水的提取是完成間隙水毒性評(píng)估與毒物鑒別的首要步驟也是關(guān)鍵步驟，提取過(guò)程對(duì)間隙水中污染物的組成、性質(zhì)及毒性有著直接影響。常用的間隙水提取方法有離心法、壓榨法、真空抽取法和滲析法等。其中，離心法和壓榨法主要通過(guò)對(duì)沉積物的擠壓作用獲取間隙水，屬于非原位提?。徽婵粘槿》ê蜐B析法屬于原位提取，這類(lèi)方法不改變間隙溶液的原始氧化還原狀態(tài)和溫度條件，對(duì)沉積物結(jié)構(gòu)的破壞性小。沉積物中存在一些對(duì)氧化還原、吸附解吸及沉淀溶解過(guò)程敏感的組分，如硫化物、疏水性有機(jī)物及鐵、錳還原態(tài)金屬等，間隙水的提取方法對(duì)其中污染物質(zhì)的濃度和形態(tài)都至關(guān)重要。到目前，間隙水的提取已發(fā)展了多種方法，它們有著不同的機(jī)理和適用范圍。下面分別介紹和比較一些常見(jiàn)的間隙水提取方法。

1.1 離心法

離心法是將采集來(lái)的沉積物，放入離心管中，以某一轉(zhuǎn)速離心一段時(shí)間，取上清液，制得間隙水[11]。離心法是一種獲取生物測(cè)試所需大量間隙水的簡(jiǎn)捷方法，因此目前間隙水研究中多采用離心法。由于離心力的擠壓作用，沉積物顆粒上的吸附態(tài)成分易進(jìn)入間隙水中，所以離心條件(溫度、離心力、離心時(shí)間)的選擇對(duì)于間隙水化學(xué)組成存在較大影響。經(jīng)濟(jì)合作與發(fā)展組織(Organization for Economic Cooperation and Development,OECD)建議采用“溫和”的離心方式，即在4℃或生物測(cè)試的溫度下以2 000 g到10 000 g速度離心30 min，但相關(guān)文獻(xiàn)中報(bào)道的離心條件各不相同[12-15]，尚無(wú)統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)。Carignan等[16]比較了5 000 r·min-1和11 000 r·min-1離心所得到間隙水，發(fā)現(xiàn)二者Cr、Co和Ni的濃度近似，而5 000 r·min-1離心的間隙水中含有更高濃度的Cu、Zn和有機(jī)碳。Ankley等[17]分別采用2 500 g和10 000 g離心沉積物。其中，2 500 g離心法取得的間隙水中的金屬(Cu、Pb、Zn)濃度相對(duì)高于10 000 g離心水，毒性當(dāng)量卻沒(méi)有成比例增加，暗示著2 500 g離心水中金屬的生物可利用性較低。間隙水前處理過(guò)程中的離心條件是影響其中污染物組成及毒性的重要因素，離心速率仍需進(jìn)一步的研究與歸納。

1.2 壓榨法

壓榨法是將沉積物裝入鋪有數(shù)層濾膜或細(xì)篩網(wǎng)的柱筒中，通過(guò)活塞加壓，擠壓出沉積物中的間隙水[18]。該方法操作簡(jiǎn)單、速度快，特別適用于孔隙水大規(guī)模的提取。壓榨法的原理與離心法近似，但由于壓力作用，影響固-液界面間的交互，所得到的間隙水樣品中溶解組分的濃度往往大于自然狀態(tài)下實(shí)際孔隙自由水中的濃度，且濃度大小與施加的壓力直接相關(guān)。所以，榨取間隙水時(shí)通常采取較低的壓力(<10 bar)[19-20]，以減小所得樣品相對(duì)于實(shí)際環(huán)境中孔隙溶液的偏差。Hensen等學(xué)者[21]采用壓榨法采集分層后的柱狀沉積物中的間隙水，測(cè)定了不同深度的海底沉積物中SO2-4含量，發(fā)現(xiàn)其濃度變化趨勢(shì)與海底甲烷厭氧氧化活動(dòng)(AOM)的強(qiáng)度呈負(fù)相關(guān)，從而說(shuō)明了AOM是海洋沉積物固定硫元素的一種重要方式。von der Wiesche等[22]采取壓榨法用于蘭河(萊茵河支流)沉積物間隙水的提取，裝置中使用了0.2 μm醋酸纖維素濾膜實(shí)現(xiàn)泥水分離，發(fā)現(xiàn)間隙水中亞硝酸鹽濃度與溫度變化顯著相關(guān)。

1.3 真空抽取法

真空抽取法采用一種直徑為2.4 mm的多孔聚酯管，尾部與注射器相連，取樣時(shí)，可原位直接將聚酯管插入沉積物中，用注射器負(fù)壓抽取溶液樣品[23]。該方法操作方便，樣品不與大氣直接接觸，防止了間隙水的氧化，且不改變采樣點(diǎn)沉積物的結(jié)構(gòu)和物理化學(xué)性質(zhì)，能一定程度上反映天然沉積物的真實(shí)情況。但該裝置僅能采集少量樣品，否則采樣深度難以控制，還有可能混入上覆水，所以該方法難以應(yīng)用到常規(guī)的毒性測(cè)試中[17]。相似原理的提取方法還包括吸氣引液法，該方法的裝置主要由真空泵、吸濾器和收集瓶3部分組成，使用時(shí)把吸濾器插入沉積物中，通過(guò)真空泵的抽力原位提取間隙水[24]。近年來(lái)，Burton等[25]在此基礎(chǔ)上進(jìn)行改進(jìn)：將錐形采水裝置與樹(shù)脂吸附和生物暴露部分組合為一體，錐形頭內(nèi)部填有玻璃棉過(guò)濾細(xì)顆粒泥沙，使用時(shí)將采樣頭插入沉積物中，裝置頂端接有硅膠軟管，并通過(guò)蠕動(dòng)泵持續(xù)抽取間隙水，并原位進(jìn)行生物測(cè)試。這種裝置較注射器抽取更為方便，但使用時(shí)仍要注意控制低流速(約25 mL·h-1)且不宜抽取過(guò)多間隙水。

1.4 滲析法

間隙水滲析裝置是由有機(jī)玻璃板制成，其中包含垂直分布的一系列腔體，腔體上面覆有一層滲透膜，保證水中離子可自由通過(guò)。采樣時(shí)將腔體內(nèi)充滿(mǎn)去離子水，隨后把裝置垂直插入沉積物中，待測(cè)離子通過(guò)擴(kuò)散作用進(jìn)入腔體中，平衡后取出即可用于后續(xù)分析[26]。這種方法設(shè)備十分簡(jiǎn)單，操作方便，與離心法和壓榨法相比，該方法不破壞沉積物自身結(jié)構(gòu)，同時(shí)大大降低了對(duì)氧化還原電位(Eh)的影響程度[27]?，F(xiàn)已有商品化的采樣器——peeper應(yīng)用在沉積物和孔隙水的研究中[28]。peeper上有26個(gè)小室并行排列，間隔1 cm，每一小室體積約為25 mL，小室上覆蓋孔徑為0.45 μm具生物惰性的滲析膜，使用時(shí)用雙面夾板固定于采樣器主體板上即可[29]。Lewandowski等學(xué)者[30]利用peeper滲析裝置發(fā)現(xiàn)搖蚊幼蟲(chóng)的活動(dòng)能顯著減少間隙水中磷酸鹽、銨根離子和鐵離子的濃度。但由于滲透膜及腔體的限制，該設(shè)備采樣量小且僅能應(yīng)用于間隙水中各種陰離子的分析檢測(cè)，而未能有更廣泛的運(yùn)用范圍。

以上4種常用的提取技術(shù)各有利弊?？梢砸罁?jù)不同的研究對(duì)象和研究目選用不同的方法。Ankley等學(xué)者[17]對(duì)2個(gè)位點(diǎn)采用4種方法提取間隙水：離心法、壓榨法、真空抽取法和滲析法，指出了僅離心法是可提取足夠生物測(cè)試需要的水量的較方便的方法，其余3種方法過(guò)于費(fèi)時(shí)費(fèi)力。Ozretich等[31]分別測(cè)定了原位滲析法(peeper)和離心-過(guò)濾法所得間隙水中幾種組分的含量，發(fā)現(xiàn)2種樣品中氯化物和溴化物的濃度近似，而離心水中的氨氮和溶解性磷酸鹽濃度明顯高于滲析水，從而指出離心過(guò)程中對(duì)沉積物的擠壓作用可能破壞了氨氮和磷酸鹽的吸附解吸平衡。Winger等[32]針對(duì)4個(gè)采樣點(diǎn)對(duì)比了3種間隙水提取方法(滲析法、離心法、真空抽取法)對(duì)金屬離子濃度的影響。發(fā)現(xiàn)對(duì)于常量金屬(K、Ca、Na、Mg等)，3種方法所得到的濃度近似；但滲析法和真空抽取法所得到的間隙水中Cu和Pb的濃度顯著小于離心法，說(shuō)明離心過(guò)程的擠壓作用明顯大于滲析法和真空抽取法，所得水樣混入了更多毛細(xì)管水，導(dǎo)致微量金屬的濃度顯著增加，常量金屬由于本底值較大所以變化不明顯。綜上所述，離心法和壓榨法適用于提取毒性試驗(yàn)所需要的大量間隙水，而真空抽取法和滲析法所采集的水樣與實(shí)際沉積物中的間隙水更接近。

此外，不同的保存方式也會(huì)影響間隙水樣品的性質(zhì)。Otero等學(xué)者[33]發(fā)現(xiàn)，同時(shí)將沉積物樣品和間隙水樣品冷凍保存一個(gè)月后，以沉積物方式保存的樣品提取出來(lái)的間隙水熒光特征發(fā)生了明顯變化，而以間隙水方式保存的樣品變化不大。Carr等[20]的工作也證明了，隨著時(shí)間的推移，保存于4℃的沉積物中提取的間隙水的毒性也發(fā)生了很大變化。這些問(wèn)題說(shuō)明，樣品的保存方法對(duì)于間隙水的毒性測(cè)試和分析檢測(cè)都至關(guān)重要，直接保存間隙水是一種較為科學(xué)的方法。

2 間隙水的毒性鑒別評(píng)估方法

間隙水樣品的毒性往往是多種污染物及各種復(fù)雜中間產(chǎn)物的復(fù)合作用的結(jié)果，選定特征污染物的毒性并不能準(zhǔn)確代表間隙水的毒性，所以傳統(tǒng)基于特征污染物(或優(yōu)先污染物)的毒性評(píng)價(jià)方法無(wú)法全面反映間隙水的毒性水平。而生物毒性試驗(yàn)的方法雖然反映了間隙水的整體毒性，但對(duì)于產(chǎn)生毒性的真正原因未能做出判定，無(wú)法服務(wù)于后期的管理需求[34]。

美國(guó)環(huán)境保護(hù)局(Environmental Protection A-gency,EPA)在原有廢水毒性鑒別評(píng)估方法的基礎(chǔ)上，推出了水體沉積物毒性鑒別評(píng)價(jià)程序[35]，它利用樣品中化合物不同的理化特征實(shí)現(xiàn)不同類(lèi)型致毒物的分離，并結(jié)合毒性測(cè)試，鑒別致毒物質(zhì)類(lèi)型。該程序現(xiàn)已成為制定環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)、進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和管理的關(guān)鍵步驟。水體沉積物毒性鑒別評(píng)估(Toxicity Identification Evaluation,TIE)分為全沉積物TIE和間隙水TIE。全沉積物TIE以沉積物作為試驗(yàn)相。沉積物是一種非均勻的介質(zhì)，生活在其表面或內(nèi)部的底棲生物通過(guò)上覆水、孔隙水、或直接接觸沉積物等多種方式接觸并吸收有害化學(xué)物質(zhì)[36]，因此全沉積物毒性試驗(yàn)是一種能較全面反映受試生物受到污染沉積物的損害的方法。但全沉積物TIE試驗(yàn)周期長(zhǎng)、操作繁瑣，且底棲生物大多敏感性較差，所以已有研究較少。相對(duì)于全沉積物TIE，間隙水TIE的發(fā)展更為完善。

圖2 間隙水毒性鑒別評(píng)估流程

間隙水TIE與廢水TIE類(lèi)似，一般包括3個(gè)階段：毒性表征、毒性鑒別和毒性確認(rèn)(圖2)。在毒性表征階段，通過(guò)運(yùn)用適當(dāng)?shù)奈锢砘瘜W(xué)方法，目標(biāo)性地去除或屏蔽某一類(lèi)物質(zhì)，結(jié)合處理前后的生物毒性試驗(yàn)，初步判斷引起毒性的大致污染物類(lèi)型。處理方式包括：pH梯度調(diào)節(jié)試驗(yàn)用于表征毒性依賴(lài)pH變化的物質(zhì)，曝氣試驗(yàn)用于去除揮發(fā)性或易被氧化的物質(zhì)，C18固相萃取去除非極性有機(jī)物，乙二胺四乙酸(EDTA)螯合試驗(yàn)屏蔽重金屬，沸石/石莼吸附處理去除氨氮等[35]。因?yàn)榈谝浑A段“毒性表征”主要針對(duì)4類(lèi)污染物：氨氮、重金屬、非極性有機(jī)物和硫化物，所以第二階段“毒性鑒別”過(guò)程主要從這4個(gè)方面展開(kāi)。針對(duì)氨氮，采用離子選擇性電極或納氏試劑比色法即可直接測(cè)定濃度。同樣，對(duì)于重金屬，則直接使用火焰原子吸收或電感耦合等離子體質(zhì)譜進(jìn)行定量測(cè)定，此外，還可以使用陽(yáng)離子交換樹(shù)脂，對(duì)比吸附前后毒性變化以驗(yàn)證第一階段的結(jié)果，然后洗脫樹(shù)脂，用于金屬濃度進(jìn)行分析和進(jìn)一步的毒性測(cè)試。由于非極性有機(jī)物成分復(fù)雜，所以需要采用分級(jí)分離的方法來(lái)降低有機(jī)致毒物的復(fù)雜性從而有助于鎖定目標(biāo)污染物。常用的策略是固相萃取富集樣品后，采用不同極性的溶劑洗脫分成若干組分，并使用高效液相色譜(HPLC)、液相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用(LC-MS)、氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用(GC-MS)等，鑒別和測(cè)定各組分中的可能致毒的有機(jī)物。此外，在缺氧沉積物中，由于微生物的活動(dòng)易產(chǎn)生大量硫化物，間隙水中溶解態(tài)的硫化物對(duì)水生生物存在毒性效應(yīng)。硫化物的毒性和揮發(fā)性都隨pH下降而升高，所以依據(jù)毒性表征階段的pH調(diào)節(jié)試驗(yàn)可以初步判斷。在毒性鑒別階段可以采用比色法或離子選擇電極法對(duì)硫化物進(jìn)行測(cè)定。第三階段毒性確認(rèn)是為了確定化合物在總效應(yīng)中的貢獻(xiàn)率。主要的方法有相關(guān)分析法、可疑致毒物質(zhì)添加法、不同物種的敏感度比較、癥狀觀(guān)察、生物標(biāo)志物法和添加增效劑/拮抗劑的方法等[35]。適用于間隙水TIE的受試生物有網(wǎng)紋溞(Ceriodaphnia dubia)、蚤狀溞(Daphnia pulex)、大型溞(Daphnia magna)、帶絲蚓(Lumbriculus variegatus)、呆鰷魚(yú)幼魚(yú)(Pimphlales promelas)、糠蝦(Americamysis bahia mysidshrimp)和端足類(lèi)(Ampelisca abdita,Hyalella azteca)等。但有一些生物如鉤蝦(Hyalella azteca)和搖蚊幼蟲(chóng)(Chironomussp.)不能適應(yīng)完全的水體暴露，試驗(yàn)時(shí)需要加入一層很薄的潔凈石英砂作為基質(zhì)。

TIE方法最初發(fā)源于北美，用于市政及工業(yè)廢水中致毒物質(zhì)的鑒定。1991年美國(guó)環(huán)境保護(hù)局德魯斯環(huán)境研究實(shí)驗(yàn)室將廢水TIE方法進(jìn)行了修改，并應(yīng)用于沉積物的間隙水中[37]。之后Schubauer-Berigan等[15]、Wenholz等[38]、Gupta等[39]、Karuppiah等[40]科學(xué)家將TIE方法廣泛應(yīng)用于不同污染類(lèi)型的池塘、河流、海灣等點(diǎn)位的間隙水中，驗(yàn)證了該方法的實(shí)用性，并推動(dòng)了TIE的普及與發(fā)展。2007年，該實(shí)驗(yàn)室又進(jìn)行了進(jìn)一步的改進(jìn)和完善，總結(jié)出了更為詳細(xì)的間隙水TIE方法文件[35]。迄今為止，間隙水TIE已經(jīng)在海洋和淡水沉積物中得到了較為廣泛的應(yīng)用，并成功鑒別出了包括重金屬、S2-、氨氮、有機(jī)氯農(nóng)藥和擬除蟲(chóng)菊酯類(lèi)農(nóng)藥等多種類(lèi)型的關(guān)鍵致毒物質(zhì)(見(jiàn)表1)。

3 基于毒性效應(yīng)的間隙水有機(jī)毒物鑒別方法

傳統(tǒng)的TIE過(guò)程可有效測(cè)定重金屬、氨氮和硫化物，但鑒別有機(jī)致毒物質(zhì)的能力仍十分有限。過(guò)去20年的TIE研究結(jié)果表明，約有70%的沉積物和間隙水的毒性效應(yīng)與非極性有機(jī)物有關(guān)[46]，如圖3所示。環(huán)境樣品中污染物成分復(fù)雜，可能存在著成百上千種有機(jī)化學(xué)物質(zhì)，這對(duì)主要毒性貢獻(xiàn)物質(zhì)的鑒別造成很大的基質(zhì)干擾。污染物識(shí)別(Effect Directed Analysis,EDA)方法將有機(jī)污染物精細(xì)分離與毒性測(cè)試結(jié)合起來(lái)，是一種可有效降低樣品復(fù)雜性從而鎖定目標(biāo)污染物的策略。

從環(huán)境樣品中提取出來(lái)的有機(jī)物首先要經(jīng)過(guò)分級(jí)分離分配為若干組分，分離過(guò)程可以基于分析物的多種物理化學(xué)性質(zhì)(極性、疏水性、分子大小、平面性和特定官能團(tuán)等)來(lái)實(shí)現(xiàn)[47]，分離手段包括：固相萃取分離、正/反相液相色譜、凝膠排阻色譜、薄層色譜等[34]，接著對(duì)每個(gè)組分進(jìn)行生物試驗(yàn)來(lái)評(píng)估毒性大小，并舍去無(wú)毒組分從而達(dá)到降低有機(jī)提取物的復(fù)雜性的目的。經(jīng)過(guò)反復(fù)上述過(guò)程，最終確定下來(lái)的毒性組分用于關(guān)鍵致毒物質(zhì)識(shí)別。化合物的篩選與識(shí)別主要借助質(zhì)譜對(duì)毒性組分的全掃描和化學(xué)品標(biāo)準(zhǔn)譜庫(kù)兩大工具實(shí)現(xiàn)，有時(shí)也會(huì)配合核磁共振和紫外/紅外吸收光譜等鑒定手段[48]。EDA中適用的毒性測(cè)試方法較TIE更為廣泛，主要分為整體生物測(cè)試和體外毒性測(cè)試。整體生物測(cè)試基于蚤類(lèi)、甲殼類(lèi)及魚(yú)類(lèi)等個(gè)體生物的毒性試驗(yàn)方法，以死亡、生長(zhǎng)、繁殖等指標(biāo)作為毒性終點(diǎn)。體外毒性測(cè)試主要采用離體的細(xì)胞、菌株等，測(cè)試某一特定的毒性效應(yīng)，目前發(fā)展較成熟的包括遺傳毒性效應(yīng)、芳烴受體效應(yīng)和內(nèi)分泌干擾效應(yīng)等[49]?；趥€(gè)體水平的測(cè)試方法可反映污染物質(zhì)對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的影響，而體外毒性測(cè)試可表征致毒物質(zhì)的作用機(jī)制。

圖3 水體沉積物和間隙水中各類(lèi)污染物毒性貢獻(xiàn)分配情況

表1 間隙水TIE 應(yīng)用實(shí)例Table 1 Applications of interstitial water TIE methods

續(xù)表1

由于間隙水通常較難獲取，而精細(xì)分離過(guò)程往往對(duì)樣品的需求量很大，所以針對(duì)間隙水的有機(jī)致毒物質(zhì)識(shí)別的研究還不多見(jiàn)[49]。Kosian等學(xué)者[50]最初進(jìn)行了這方面的嘗試，他們采集了美國(guó)蘇比利爾一個(gè)煉油廠(chǎng)排放口附近的小溪中的沉積物，并采用4℃下10 000 g離心30 min的方式提取了5 L間隙水，利用帶絲蚓測(cè)試出其間隙水存在紫外光誘導(dǎo)的毒性，隨后使用固相萃取富集了間隙水中的有機(jī)物，并用HPLC將有機(jī)提取物分離為20個(gè)組分并分別進(jìn)行了毒性測(cè)試，篩選出的致毒組分通過(guò)GCMS全掃描并結(jié)合經(jīng)驗(yàn)毒性數(shù)據(jù)和預(yù)測(cè)模型來(lái)識(shí)別主要致毒物質(zhì)，最終鑒別出一些取代的多環(huán)芳烴和雜原子的多環(huán)芳烴可能是造成光誘導(dǎo)毒性的主要貢獻(xiàn)物。Fang等學(xué)者[51]將非致死的毒性指標(biāo)運(yùn)用到間隙水EDA中，從而提高了毒性終點(diǎn)的敏感性，大大減少了間隙水的用量。他們采用絮凝和2 500 g離心的方式收集到了320 mL美國(guó)伊麗莎白河道中沉積物間隙水，并以斑馬魚(yú)為受試生物測(cè)試了間隙水的毒性，發(fā)現(xiàn)其中的溶解態(tài)物質(zhì)可導(dǎo)致斑馬魚(yú)急性毒性和心臟畸形。隨后將間隙水中有機(jī)物富集后采用尺寸排阻色譜和正相色譜進(jìn)行分級(jí)分離，并以心包囊腫作為生物測(cè)試的毒性終點(diǎn)鎖定致毒組分，致毒物的鑒別采用了電子電離源的氣相-質(zhì)譜聯(lián)用(GC/EI-MS)并結(jié)合NIST數(shù)據(jù)庫(kù)與質(zhì)譜數(shù)據(jù)進(jìn)行匹配，最終識(shí)別出芳烴受體(AhR)激動(dòng)劑(1,2-苯并芴、1,2-苯并蒽、苯并[a]芘、茚并[1,2,3-cd]芘)和細(xì)胞色素P450A1抑制劑(二苯并噻吩、熒蒽)是主要毒性貢獻(xiàn)物質(zhì)。

由此可見(jiàn)，TIE方法主要用于確認(rèn)致毒物質(zhì)的類(lèi)型，基于有機(jī)污染物精細(xì)分離鑒別的EDA可有效彌補(bǔ)傳統(tǒng)TIE在有機(jī)致毒物鑒別方面的不足，是環(huán)境樣品致毒物鑒別的有力工具。首先對(duì)樣品進(jìn)行毒性表征確定基本致毒物類(lèi)型，若為有機(jī)物質(zhì)，則進(jìn)行EDA的精細(xì)分離與高通量篩查，最后將識(shí)別出具體化合物應(yīng)用于毒性確認(rèn)[49]。間隙水作為沉積物的重要組成，可以在很大程度上反映沉積物的污染狀況，是一種較優(yōu)的試驗(yàn)相，間隙水中溶解的物質(zhì)可被生物體直接接觸或攝入，且EDA實(shí)驗(yàn)過(guò)程中可以采用與傳統(tǒng)TIE相同的試驗(yàn)相，使2個(gè)過(guò)程得到較好的銜接，從而試驗(yàn)結(jié)果更有說(shuō)服力。

除此之外，沉積物EDA還可以結(jié)合一些其他體現(xiàn)生物可利用性的提取或暴露方式與間隙水TIE銜接。提取方式包括丁醇萃取、超臨界流體萃取、TENAX樹(shù)脂仿生提取和環(huán)糊精提取等。其中丁醇萃取和超臨界流體萃取屬于溫和溶劑提取，利用提取溶劑對(duì)有機(jī)物質(zhì)適當(dāng)?shù)娜芙饬?，仿生萃取沉積物中的有機(jī)物，時(shí)間是提取量主要控制因素。丁醇仿生萃取是將15 mL正丁醇加入到5～10 g沉積物中，振蕩5 s后分離出正丁醇，其中溶解的組分便認(rèn)為是生物有效性的[52]。Hawthorne等學(xué)者[53]曾采用200個(gè)大氣壓和50℃的超臨界CO2，以4 mL·min-1的流速對(duì)8 g土壤進(jìn)行了40 min的提取，萃取出了生物可利用的PAHs。TENAX樹(shù)脂提取與環(huán)糊精提取有著相似的機(jī)理，即建立沉積物-水-吸附劑三相體系，吸附在沉積物中的物質(zhì)由于附著力的不同，導(dǎo)致其溶解到水中速率有快有慢，而吸附劑可快速吸附水中有機(jī)物質(zhì)，于是可以通過(guò)控制萃取時(shí)間實(shí)現(xiàn)沉積物中易解吸物質(zhì)的提取[54]。Puglisi等[55]采用1 g干沉積物與10 mL 50 mmol·L-1環(huán)糊精混合振蕩14 h的方式提取了生物可利用的二噁英、PAH和PCB類(lèi)等疏水性有機(jī)物。Cornelissen等學(xué)者[56]將1.5 g TENAX樹(shù)脂與1 g干沉積物加入70 mL去離子水中，分別進(jìn)行了6 h與30 h的振蕩萃取，發(fā)現(xiàn)30 h提取的氯苯(chlorobenzenes,CBs)、PCBs、PAHs僅為6 h提取的2.8倍，說(shuō)明30 h的TENAX提取已包含了沉積物中非快速解吸的成分。暴露方式主要依據(jù)分配平衡原理，采用主動(dòng)暴露方法，即將處理后的沉積物提取物滴加到固體吸附劑上來(lái)模擬沉積物對(duì)受試生物進(jìn)行水暴露，該方法往往要求固體吸附劑與沉積物有著相似的吸附能力，且與水溶液能達(dá)到快速平衡。常用的材料包括半透膜裝置(semipermeable membrane devices,SPMD)和硅膠棒、硅膠環(huán)等。將低密度的聚乙烯薄膜制成2.5 cm寬100 μm厚條形袋，內(nèi)部填有溶解在三油酸甘油酯中的沉積物提取物，即制成半透膜裝置(semipermeable membrane devices,SPMD)，使用時(shí)將薄膜纏在支架上便可用于仿生暴露[57]。將硅膠作為平衡給樣材料時(shí)，通常將沉積物的提取液負(fù)載到硅膠上，緩慢氮吹干后即可用于水體暴露。為了配合不同的暴露生物和容器，可將硅膠吸附劑制成不同的形狀，如Bandow等[58]選擇硅膠棒用于小試管中的綠藻暴露，Smith等[59]選擇硅膠環(huán)用于24孔板的細(xì)胞暴露等。

4 原位間隙水毒物鑒別

目前絕大多數(shù)間隙水中致毒物質(zhì)的鑒別工作是在實(shí)驗(yàn)室中完成的。然而，當(dāng)從自然水體中采集水樣及沉積物樣品時(shí)，采樣過(guò)程對(duì)沉積物結(jié)構(gòu)的破壞，儲(chǔ)存和運(yùn)輸過(guò)程溫度、光照、氧化還原等環(huán)境條件的變化，及器壁對(duì)疏水性有機(jī)物的吸附作用，都有可能導(dǎo)致樣品的物理化學(xué)性質(zhì)發(fā)生變化進(jìn)而直接影響污染物的總量、存在形式和生物可利用性等。因此人為操作越少，對(duì)實(shí)際環(huán)境污染水平及風(fēng)險(xiǎn)的評(píng)價(jià)就越準(zhǔn)確。

基于這些原因，Burton等[25,60]設(shè)計(jì)了原位的間隙水TIE裝置。該裝置借鑒了吸氣引液法抽取間隙水的原理，采用自制的采水頭抽取間隙水。采水頭由有機(jī)玻璃制成從而減少對(duì)有機(jī)物質(zhì)的吸附，內(nèi)部填有玻璃棉起到過(guò)濾作用。間隙水被抽出后流入填有不同吸附材料的吸附柱內(nèi)。參照EPA中對(duì)間隙水TIE的描述，針對(duì)氨氮、重金屬和非極性有機(jī)物3種主要致毒物質(zhì)選擇了特異性的吸附材料：采用沸石吸附氨氮，以亞氨基二乙酸為官能團(tuán)的螯合樹(shù)脂(Chelex 100)吸附重金屬，采用大孔樹(shù)脂(Ambersorb 563)吸附有機(jī)物。經(jīng)過(guò)選擇性吸附的間隙水進(jìn)入生物暴露部分，選用大型溞作為測(cè)試生物，并在暴露室中插入一根透氣的硅膠管用于充氧。暴露室頂部接有泵管，由蠕動(dòng)泵提供動(dòng)力持續(xù)將間隙水抽出并使其依次流經(jīng)吸附材料和暴露室。

運(yùn)用此裝置對(duì)含有氨、鎘、熒蒽的加標(biāo)水樣和泥樣的預(yù)實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，3種吸附材料可以選擇性地吸附目標(biāo)物，沸石和螯合樹(shù)脂對(duì)氨和鎘的吸附稍有重疊。隨后應(yīng)用到已知有PAHs和PCBs污染的3條河流中，進(jìn)過(guò)24 h的毒性暴露，原位TIE結(jié)果表明間隙水中的主要致毒物質(zhì)為非極性有機(jī)物，而實(shí)驗(yàn)室TIE中有2條河流樣品并未觀(guān)察到明顯毒性。說(shuō)明原位的間隙水TIE方法大大減少了實(shí)驗(yàn)操作從而能夠減少致毒物質(zhì)的損失，比實(shí)驗(yàn)室TIE方法更靈敏且更能反映實(shí)際環(huán)境的污染狀況。

對(duì)于間隙水TIE，原位試驗(yàn)方法可以減小間隙水采集及處理過(guò)程中的工作量，且采集間隙水對(duì)沉積物破壞小，能更真實(shí)地反映沉積物中自由水的毒性狀況。同時(shí)，原位間隙水TIE中使用的吸附材料還可以在實(shí)驗(yàn)室洗脫，用于后續(xù)的致毒物鑒別和確認(rèn)等。但由于環(huán)境復(fù)雜，仍存在著較多不可控因素，如溫度、光照強(qiáng)度、溶解氧、微生物活性等，這些因素可能會(huì)影響試驗(yàn)生物對(duì)污染物的響應(yīng)或直接對(duì)試驗(yàn)生物產(chǎn)生抑制[61]，從而干擾原位TIE的毒性結(jié)果。若原位毒性試驗(yàn)采用大型溞為受試生物，則要求暴露水體中一定的溶解氧含量，但自然狀態(tài)下的間隙水多為還原態(tài)，曝氣過(guò)程也會(huì)改變間隙水的氧化還原電位，并改變部分化合物的形態(tài)和毒性。此外，原位間隙水TIE還存在對(duì)試驗(yàn)設(shè)備要求高，毒性結(jié)果重復(fù)性差，精確度差等問(wèn)題。因此作為實(shí)驗(yàn)室TIE的補(bǔ)充，原位TIE尚不能完全替代實(shí)驗(yàn)室TIE且有待進(jìn)一步發(fā)展。

5 間隙水毒物鑒別的當(dāng)量計(jì)算

毒物鑒別過(guò)程中，毒性結(jié)果的量化對(duì)于評(píng)估化合物的毒性貢獻(xiàn)和環(huán)境樣品可能的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)都十分重要。過(guò)去對(duì)毒性的描述多采用EC50(半數(shù)效應(yīng)濃度)等來(lái)表示，此方法計(jì)算簡(jiǎn)單，但不能將環(huán)境樣品和化合物的毒性結(jié)果有效的結(jié)合。所以近年來(lái)許多毒性評(píng)價(jià)方法被提出和發(fā)展起來(lái)，比較常見(jiàn)的有毒性單位法(Toxic Unit,TU)和毒性當(dāng)量法(Toxic E-quivalent Quantity,TEQ)。

毒性單位法主要適用于評(píng)價(jià)以發(fā)光細(xì)菌、藻類(lèi)、多毛類(lèi)和甲殼類(lèi)等個(gè)體生物為受試生物的急性毒性試驗(yàn)結(jié)果[62]，環(huán)境樣品毒性單位(TUs)的計(jì)算公式如下。

公式中IC50(或EC50)為受測(cè)生物半數(shù)出現(xiàn)毒性效應(yīng)(死亡，發(fā)光抑制或生長(zhǎng)抑制等)時(shí)，環(huán)境樣品的稀釋倍數(shù)或濃縮倍數(shù)。

環(huán)境樣品中化合物的毒性單位的計(jì)算公式如下。

公式中IC50(或EC50)為受測(cè)生物半數(shù)出現(xiàn)毒性效應(yīng)(死亡，發(fā)光抑制或生長(zhǎng)抑制等)時(shí)待測(cè)化合物的濃度。

環(huán)境樣品的TU值越大，說(shuō)明環(huán)境樣品的危害就越大，環(huán)境中檢測(cè)到的化合物的TU值越大，則該環(huán)境樣品中此化合物的毒性貢獻(xiàn)越大。

毒性當(dāng)量法是EDA中應(yīng)用廣泛的毒性評(píng)價(jià)方法之一，最初被應(yīng)用于類(lèi)二噁英物質(zhì)的毒性評(píng)價(jià)中。計(jì)算毒性當(dāng)量時(shí)，引入了相對(duì)影響因子(Relative Potency,REP)的概念，即在評(píng)價(jià)毒性時(shí)，需選定公認(rèn)的效應(yīng)最強(qiáng)的化合物作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)。如在評(píng)價(jià)類(lèi)二噁英毒性時(shí)，一般采用2,3,7,8-四氯代二苯-并-對(duì)二噁英(2,3,7,8-TCDD)作為標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)[63]，評(píng)價(jià)雌激素活性時(shí)一般采用17β-雌二醇(E2)[64]，評(píng)價(jià)雄激素活性時(shí)一般采用雙氫睪酮(DHT)[65]。化合物的相對(duì)影響因子計(jì)算公式如下：

環(huán)境中檢測(cè)到的所有化合物的總相對(duì)影響因子計(jì)算公式如下：

評(píng)估環(huán)境樣品毒性大小時(shí)，則需要計(jì)算環(huán)境樣品的毒性當(dāng)量(TEQ)，計(jì)算方法如下：

一般通過(guò)比較環(huán)境樣品的TEQ和化合物的REP來(lái)評(píng)估環(huán)境樣品中主要毒性貢獻(xiàn)物：TEQ等于∑REP時(shí)，說(shuō)明所測(cè)化合物恰好完全解釋毒性的來(lái)源，是毒性的主要貢獻(xiàn)者；當(dāng)TEQ大于∑REP時(shí)，說(shuō)明所檢測(cè)到的化合物不能完全解釋毒性的來(lái)源，還有未檢測(cè)到的化合物對(duì)環(huán)境樣品的毒性有貢獻(xiàn)或者檢測(cè)到的化合物之間存在協(xié)同作用；當(dāng)TEQ小于∑REP時(shí)，說(shuō)明測(cè)得的各化合物之間可能存在拮抗作用。

毒性單位法和毒性當(dāng)量法簡(jiǎn)單易懂，實(shí)用性強(qiáng)，已被許多國(guó)家和單位應(yīng)用在廢水、沉積物、活性污泥等的毒性評(píng)價(jià)與管理中[66]。同時(shí)，該方法也是致毒物鑒別研究中的常用方法，Phillips等[67]在加利福尼亞海灣沉積物及間隙水的TIE研究中，采用毒性單位法確定了有機(jī)物為主要的致毒物類(lèi)。Shi等[68]學(xué)者采用毒性當(dāng)量法鑒別出江蘇地區(qū)飲用水中甲狀腺激素效應(yīng)的主要貢獻(xiàn)物為鄰苯二甲酸二丁酯。

采用毒性單位法和毒性當(dāng)量法有3個(gè)基本假設(shè)：(1)采用的毒性終點(diǎn)的劑量-效應(yīng)曲線(xiàn)應(yīng)為單調(diào)函數(shù)；(2)各毒性貢獻(xiàn)物對(duì)被試生物有著相似的作用方式(mode of action,MOA)，毒性作用可直接相加；(3)各化合物與樣品的劑量-效應(yīng)曲線(xiàn)都是平行的，從而選取任意效應(yīng)水平的點(diǎn)計(jì)算，其最終毒性貢獻(xiàn)比例不變[71]。這些條件大大縮小了毒性當(dāng)量與毒性單位計(jì)算的應(yīng)用范圍，在大部分情況下，3個(gè)假設(shè)很難同時(shí)滿(mǎn)足，所以采用毒性單位法或毒性當(dāng)量法可能會(huì)給實(shí)驗(yàn)結(jié)論帶來(lái)較大的誤差。一般情況下劑量-效應(yīng)曲線(xiàn)為單調(diào)的S型曲線(xiàn)，但酶活測(cè)試中可能會(huì)出現(xiàn)倒U形曲線(xiàn)，如虹鱒魚(yú)肝細(xì)胞中的EROD (ethoxyresorufin-O-deethylase)酶，鹵代芳烴的低濃度暴露時(shí)會(huì)誘導(dǎo)EROD酶，高濃度時(shí)則引起細(xì)胞毒性抑制酶的產(chǎn)生，從而酶活性受2種因素控制，無(wú)法用于毒性貢獻(xiàn)計(jì)算[72]。Walter等[71]挑選了11種結(jié)構(gòu)差異較大擁有不同MOA的優(yōu)先控制污染物用于綠藻急性毒性試驗(yàn)，基于不同的毒性水平計(jì)算，發(fā)現(xiàn)單純將各化合物TU加和會(huì)導(dǎo)致毒性高估1.6～5.0倍。Grote等[72]曾對(duì)瑞典西海岸的沉積物進(jìn)行EDA分析，鑒定出了造成綠藻毒性的芳香類(lèi)物質(zhì)，隨后基于沉積物提取液及各化學(xué)品的劑量-效應(yīng)曲線(xiàn)，比較了不同效應(yīng)水平上提取液TU與各化學(xué)品TU加和的比值，記為確認(rèn)質(zhì)量指數(shù)(index of confirmation quality,ICQ)，最終發(fā)現(xiàn)基于EC90比基于EC20所計(jì)算的ICQ高10倍，效應(yīng)水平的選擇對(duì)于毒性貢獻(xiàn)的計(jì)算影響巨大。基于此，Villeneuve等[73]提出了采用REP20-80的描述方式，即在分析毒性結(jié)果時(shí)，同時(shí)考慮到EC20、EC50、EC80三個(gè)效應(yīng)水平的點(diǎn)，以減小各化合物與樣品間劑量-效應(yīng)曲線(xiàn)斜率不一致所帶來(lái)的誤差。雖然REP20-80的描述方法較單效應(yīng)點(diǎn)的表征方法更為全面，但較適用于樣品間的比較，在計(jì)算毒性當(dāng)量的貢獻(xiàn)時(shí)則描述過(guò)于籠統(tǒng)。Shi等學(xué)者[74]利用蒙特卡羅模型，擬合了鄰苯二甲酸酯類(lèi)物質(zhì)的抗甲狀腺激素活性當(dāng)量的REP的概率密度分布曲線(xiàn)，發(fā)現(xiàn)最大概率的效應(yīng)區(qū)間為7%～25%而非50%，并基于化合物的最大概率效應(yīng)水平計(jì)算了各自的REP。相對(duì)于根據(jù)EC50效應(yīng)計(jì)算造成毒性效應(yīng)的低估，該方法更能準(zhǔn)確反映實(shí)際毒性貢獻(xiàn)情況。盡管已進(jìn)行了初步嘗試，如何更加準(zhǔn)確全面地量化和比較毒性數(shù)據(jù)結(jié)果，仍需要不斷的發(fā)展與完善。

6 展望

間隙水TIE與EDA分析方法是間隙水中關(guān)鍵致毒物鑒別的強(qiáng)有力工具，已在一些污染區(qū)域的致毒物鑒別和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的應(yīng)用中發(fā)揮了重要作用。但間隙水中致毒物的鑒別方法仍需要一些發(fā)展與完善：(1)間隙水TIE雖然能夠鑒定出造成毒性的具體污染物種類(lèi)，但是以間隙水為試驗(yàn)相會(huì)忽略其他的暴露途徑(攝食過(guò)程、直接接觸固相沉積物等)，從而容易高估無(wú)機(jī)物的毒性并低估難溶于水的持久性有機(jī)物的毒性，使其仍然不能完全表征沉積物的潛在風(fēng)險(xiǎn)。所以為了全面地表征沉積物毒性與風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)同時(shí)對(duì)間隙水和沉積物的致毒物質(zhì)進(jìn)行鑒別，并相互對(duì)比印證得出結(jié)論。(2)將傳統(tǒng)TIE與基于有機(jī)污染物精細(xì)分離鑒別的EDA結(jié)合起來(lái)的基本條件是毒性終點(diǎn)一致，而EDA中分離技術(shù)復(fù)雜，這將直接導(dǎo)致鑒別過(guò)程往往需要大量間隙水以達(dá)到毒性測(cè)試要求。所以我們一方面需要開(kāi)發(fā)用于大量采集間隙水的方法，另一方面應(yīng)該引入更為靈敏的生物效應(yīng)終點(diǎn)，以便間隙水致毒物鑒別更廣泛的應(yīng)用。(3)目前，按照氨氮、重金屬和有機(jī)污染物分類(lèi)的致毒因子鑒別方法相對(duì)比較成熟，但是這種分類(lèi)方法將大量性質(zhì)完全不同的有機(jī)污染物歸為一類(lèi)是不科學(xué)的，而有機(jī)致毒物鑒別方面仍然存在諸多問(wèn)題(成分復(fù)雜、基質(zhì)干擾高、同分異構(gòu)體廣泛存在、數(shù)據(jù)庫(kù)資源不足、理論基礎(chǔ)匱乏等)。所以在未來(lái)的研究中應(yīng)進(jìn)一步發(fā)展有機(jī)物的精細(xì)分離技術(shù)和質(zhì)譜識(shí)別技術(shù)，建立一套科學(xué)完整的鑒別流程。(4)由于運(yùn)輸、保存和微生物活動(dòng)等問(wèn)題，實(shí)驗(yàn)室中鑒別出的致毒物質(zhì)能否外推到實(shí)際環(huán)境中仍有待進(jìn)一步驗(yàn)證。這就需要我們擴(kuò)大和推廣原位毒性試驗(yàn)技術(shù)，積累豐富的實(shí)驗(yàn)案例，在更高層次上歸納和理解原位與異位試驗(yàn)的異同。

間隙水毒性測(cè)試和致毒因子鑒別是沉積物生態(tài)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的關(guān)鍵基礎(chǔ)，對(duì)保證水體生態(tài)環(huán)境安全具有重要意義。隨著我國(guó)經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展，沉積物正在遭受著各類(lèi)化學(xué)品的嚴(yán)重污染，但目前我國(guó)尚未提出間隙水相關(guān)的國(guó)家標(biāo)準(zhǔn)，而沉積物標(biāo)準(zhǔn)僅包括針對(duì)底棲生物的毒性測(cè)試和少數(shù)污染物質(zhì)的檢測(cè)方法，這將導(dǎo)致對(duì)沉積物體系的潛在風(fēng)險(xiǎn)的描述過(guò)于片面，且難以指導(dǎo)污染控制和修復(fù)實(shí)踐。所以制定符合我國(guó)實(shí)際情況的間隙水提取方法標(biāo)準(zhǔn)及間隙水致毒物質(zhì)鑒別方法是風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)領(lǐng)域重要的研究方向。

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Development of Identification of Key Toxicants in the Pore Water

Wang Yuting,Yu Hongxia,Zhang Xiaowei,Shi Wei*

State Key Laboratory of Pollution Control and Resource Reuse,School of the Environment,Nanjing University,Nanjing 210023,China

6 December 2015 accepted 21 January 2016

Sediments act both as a sink and as a long-term source of toxicants,and are associated with potential ecological and human health risks closely.However,the pore water acts as a bridge for toxicants from sediment to biota,and only the freely dissolved molecules and rapidly desorbing molecules from sediments are bioavailable, Therefore,the identification of key toxicants in the pore water is necessary to risk assessment and comprehensive treatment of the pore water and sediment.Toxicity Identification Evaluation(TIE)and Effect Directed Analysis (EDA)have been successfully applied in toxicants screening and identification.In this paper,the extraction methods for the pore water were reviewed and compared.Application and development of TIE and EDA in identification of toxicants in the pore water are summarized,and the toxicity quantification methods with their restrictions were also proposed.On the basis of current studies,limitations and prospect of toxicants identification in the porewater were discussed,the loss of toxicity in ex situ bioassays and the challenge in identification of organic toxicants were also highlighted.

interstitial water;key toxicants;TIE;EDA;in situ

2015-12-06 錄用日期：2016-01-21

1673-5897（2016）3-011-15

X171.5

A

10.7524/AJE.1673-5897.20151206001

簡(jiǎn)介：史薇(1984—)，女，環(huán)境科學(xué)博士，副教授，主要研究方向?yàn)閺?fù)合污染介質(zhì)中有機(jī)毒物分級(jí)鑒別與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，發(fā)表學(xué)術(shù)論文20余篇。

國(guó)家自然科學(xué)基金(21577058；21307054)；江蘇省自然科學(xué)基金青年項(xiàng)目(BK20130551)；國(guó)家高技術(shù)研究發(fā)展計(jì)劃(863計(jì)劃) (2013AA06A309)；國(guó)家環(huán)保部公益性行業(yè)科研專(zhuān)項(xiàng)(201409040)；國(guó)家水體污染控制與治理重大專(zhuān)項(xiàng)專(zhuān)題研究(2012ZX07101-003)；國(guó)家自然科學(xué)基金國(guó)際合作交流項(xiàng)目(21411120337)

王玉婷(1991-)，女，碩士研究生，研究方向?yàn)橛袡C(jī)污染化學(xué)分析，E-mail:yutingwang_nju@163.com

*通訊作者（Corresponding author），E-mail:njushiwei@nju.edu.cn