銻對土壤跳蟲(Folsomiacandida)的毒性效應(yīng)

林祥龍, 孫在金, 陳衛(wèi)玉, 姚 娜， 趙 龍, 趙淑婷, 侯 紅*

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院， 環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 北京 100012 2.大同市環(huán)境監(jiān)測站， 山西 大同 037002 3.江西省環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院， 江西 南昌 330039 4.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)， 云南 昆明 650000

銻對土壤跳蟲(Folsomiacandida)的毒性效應(yīng)

林祥龍1, 孫在金1, 陳衛(wèi)玉2, 姚 娜3， 趙 龍1, 趙淑婷4, 侯 紅1*

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院， 環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 北京 100012 2.大同市環(huán)境監(jiān)測站， 山西 大同 037002 3.江西省環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究院， 江西 南昌 330039 4.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)， 云南 昆明 650000

為了解Sb(銻)對土壤無脊椎動物的毒性效應(yīng)及對比不同類型土壤中Sb毒性的差異，選取死亡率、逃避率、繁殖數(shù)三組個體水平的評價指標(biāo)研究了3種典型土壤(海倫黑土、祁陽紅壤、北京潮土)中外源添加Sb對模式生物——跳蟲(Folsomiacandida)的急性毒性和慢性毒性效應(yīng). 結(jié)果表明，基于實(shí)測w(Sb總)求得的上述3種土壤中Sb影響跳蟲逃避的2 d-EC50(EC50為半數(shù)效應(yīng)濃度)分別為298、>431〔高于土壤中最高w(Sb總)〕和132 mg/kg；影響跳蟲死亡的7 d-LC50(LC50為半數(shù)致死濃度)分別為 3 352、4 007、2 105 mg/kg；影響跳蟲死亡的28 d-LC50分別為 2 271、1 865、703 mg/kg，影響跳蟲繁殖的28 d-EC50分別為 1 799、1 323、307 mg/kg. 由上述毒性閾值大小可知，跳蟲逃避率的敏感性高于死亡率和繁殖數(shù)的敏感性，不同土壤中Sb對跳蟲的毒性大小具有顯著差異，北京潮土中Sb對跳蟲的毒性與海倫黑土、祁陽紅壤相比最大差別接近6倍，表明不同土壤理化性質(zhì)對Sb生態(tài)毒性效應(yīng)具有顯著影響. 但基于w(Sb水提)求得的上述3種土壤中Sb的毒性閾值差異減小，說明水提態(tài)Sb與其毒性具有顯著相關(guān)性，可以較好地解釋不同土壤間Sb毒性的差異. 該研究結(jié)果可為建立我國土壤中Sb的毒性預(yù)測模型及制訂Sb的質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值提供依據(jù).

Sb； 水提態(tài)銻； 土壤類型； 白符跳； 急性毒性； 慢性毒性； 毒性差異

Abstract： Despite growing concern about the potential adverse effects of elevated antimony concentrations in soil, hardly any toxicity data are available for terrestrial invertebrates. To explore the toxicity of antimony to soil invertebrates and compare toxicity differences among different types of soil, the acute and chronic toxicity of antimony toFolsomiacandidawere assessed in three typical soils (i.e., Hailun isohumosol, Qiyang ferrosol and Beijing primosol) using mortality, avoidance and reproduction as evaluation endpoints. The 2-day EC50(i.e., concentration causing 50% toxic effect) values expressed in measured total antimony concentrations for the avoidance ofF.candidawere 298, >400 (i.e., avoidance rate did not reach 50% at the highest concentration) and 132 mg/kg, respectively. The 7-day LC50(i.e., median lethal concentration) values for the mortality ofF.candidawere 3352, 4007 and 2105 mg/kg, respectively. The 28-day LC50values for the mortality ofF.candidawere 2271, 1865 and 703 mg/kg, respectively. The 28-day EC50values for the reproduction ofF.candidawere 1799, 1323 and 307 mg/kg, respectively. The results showed that avoidance was a more sensitive endpoint than reproduction and mortality, and the toxic effect of antimony onF.candidasignificantly varied with soil types. The toxicity of antimony in Beijing primosol was maximally nearly six times higher than that of in Hailun isohumosol and Qiyang ferrosol, indicating the distinct impact of soil physicochemical properties on the toxic effect of antimony. But the differences of LC50or EC50values expressed in water-extracted antimony concentrations among the three soils decreased, indicating that the water-extracted antimony consisted with the toxicity of antimony obviously and could explain the toxicity variations among the three soils. The study can provide the basis for establishing a prediction model of antimony toxicity as well as formulating the quality standard value of antimony in soil.

Keywords： antimony; water-extracted antimony; soil types;F.candida; acute toxicity; chronic toxicity; toxicity differences

Sb(銻)是與砷同一主族的類金屬元素，世界上Sb的產(chǎn)量要遠(yuǎn)高于砷，阻燃劑、剎車片、子彈殼等含Sb產(chǎn)品在生產(chǎn)生活中得到廣泛應(yīng)用[1]. 土壤中w(Sb)通常低于1 mg/kg，世界衛(wèi)生組織(WHO)[2]建議的土壤最高w(Sb)不超過35 mg/kg，但由人類活動(燃燒化石燃料、冶煉金屬和焚燒廢物和污泥等)所造成的土壤Sb污染已越來越嚴(yán)重. 研究[3]顯示，射擊場附近的表層土壤中Sb的濃度和可移動性都要高于Pb. 作為世界上Sb產(chǎn)量最大的國家，我國一些Sb礦開采和冶煉區(qū)域的土壤中w(Sb)最高達(dá)11.8 g/kg[4]. Sb的環(huán)境化學(xué)行為雖不同于鎘、銅、鉛、鋅等重金屬，但作為生物非必需元素對生物也有著毒害作用[5]，歐盟(EU)和美國國家環(huán)境保護(hù)局(US EPA)將Sb及Sb的化合物列為優(yōu)先控制的污染物[6].

土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)是土壤污染風(fēng)險評價和環(huán)境管理的基礎(chǔ)[7]，由于缺乏基于生態(tài)效應(yīng)的毒性閾值，我國目前制定的《農(nóng)用地土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(征求意見稿)》中土壤Sb的標(biāo)準(zhǔn)倍受爭議. 隨著對Sb污染的廣泛關(guān)注，國內(nèi)外有關(guān)Sb對土壤生態(tài)受體毒性效應(yīng)的研究逐漸增多，然而主要集中在Sb對微生物和植物[8-9]的毒害效應(yīng)方面. 關(guān)于Sb對土壤無脊椎動物毒性效應(yīng)的研究，只有Kuperman等[10-11]評價了Sb對蚯蚓(Eiseniafetida、Enchytraeuscrypticus)、跳蟲(Folsomiacandida)的毒性，梁淑軒等[12]研究了Sb對蚯蚓體內(nèi)金屬硫蛋白的影響. 并且現(xiàn)有研究只選用了單一種類的自然土壤或人工土壤，事實(shí)上由于不同類型土壤的理化性質(zhì)(有機(jī)質(zhì)、pH、CEC、質(zhì)地、鐵錳鋁含量等)各異，重金屬的生態(tài)毒性有著顯著不同. Peggy等[13]研究發(fā)現(xiàn)，22種不同土壤中銅對跳蟲繁殖的EC50變化范圍為45.4～2 270 mg/kg;Pauline等[14]研究表明,有機(jī)質(zhì)含量高的土壤中鋅對跳蟲的毒性顯著降低. 此外，受試生物本身在不同土壤中生活習(xí)性和生存狀況也有差別. 因此在進(jìn)行土壤中重金屬生態(tài)毒性效應(yīng)研究和確定其毒性閾值時，需考慮土壤理化性質(zhì)的影響[15-16].

跳蟲作為土壤無脊椎動物群落中的優(yōu)勢物種，是土壤環(huán)境的重要指示生物，其中白符跳(Folsomiacandida)由于其具有生長周期短、繁殖快、操作簡便、評價指標(biāo)多等優(yōu)勢，被ISO(國際標(biāo)準(zhǔn)化組織)規(guī)定為土壤生態(tài)風(fēng)險評估的模式生物[17-18]. 與其他無脊椎動物相比，跳蟲對污染物相對更敏感，如抑菌靈對赤子愛勝蚓的LC50>1 000 mg/kg, 而對白符跳的LC50僅為0.072 mg/kg[18]；鉛影響赤子愛勝蚓繁殖的EC10為 1 100 mg/kg，而對白符跳的EC10為520 mg/kg[19]. 跳蟲已被廣泛應(yīng)用于重金屬的生態(tài)毒性研究，如Menta等[20]研究發(fā)現(xiàn)，土壤中w(Cd)為50 mg/kg時就能使跳蟲成蟲存活率和幼蟲繁殖數(shù)發(fā)生顯著性變化；Son等[21]研究結(jié)果表明，跳蟲對重金屬鎘、汞和鉛的EC50分別為60、0.23和428 mg/kg.

該研究以跳蟲為受試生物，參照ISO標(biāo)準(zhǔn)方法指南[22-23]，從個體水平以死亡率、繁殖數(shù)、逃避率為評價指標(biāo)，選用我國3種理化性質(zhì)差異明顯的土壤(海倫黑土、祁陽紅壤、北京潮土)，研究土壤外源添加Sb對跳蟲的生態(tài)毒性，并比較Sb在不同土壤類型間的毒性差異，以期為土壤Sb質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的制訂提供參考.

1 材料與方法

1.1 供試土壤

試驗(yàn)所用的3種未被Sb污染的土壤分別采自黑龍江海倫、湖南祁陽、北京朝陽的表層土(0～20 cm)(依次簡稱海倫黑土、祁陽紅壤和北京潮土). 供試土壤使用前在室內(nèi)自然條件下風(fēng)干，剔除植物根系及石塊后，過2 mm篩，測定土壤理化性質(zhì)(見表1). 具體測定方法：pH采用電極法測定；w(有機(jī)質(zhì))采用重鉻酸鉀氧化法[24]測定；CEC(陽離子交換量)采用非緩沖硫脲銀法[25]測定；土壤質(zhì)地采用激光粒度儀測定；土壤經(jīng)濕式消解法(HF-HClO4-HNO3)前處理后，采用ICP-OES(RIS Advantage)測定w(總鐵)、w(總錳)、w(總鋁)；土壤經(jīng)草酸銨和草酸緩沖溶液提取后，采用ICP-MS(Agilent 7500)測定w(非晶質(zhì)氧化鐵)、w(非晶質(zhì)氧化錳)、w(非晶質(zhì)氧化鋁)[26].

1.2 供試跳蟲

供試跳蟲由中國科學(xué)院南京土壤所提供，參照ISO 11267[23]，飼養(yǎng)在培養(yǎng)皿(90 mm×13 mm)中，培養(yǎng)皿底部鋪有約0.5 cm厚的培養(yǎng)基(活性炭與熟石膏質(zhì)量比為1∶9，加去離子水?dāng)嚢杈鶆颍淠坛尚魏蠓胖? d后使用). 采用干酵母作為跳蟲的食物，使用人工氣候箱控制飼養(yǎng)條件，溫度為(20±1)℃，光照與黑暗比為16 h∶8 h(光照強(qiáng)度為400～800 lx)，空氣濕度為75%. 每3 d打開蓋子補(bǔ)足空氣，必要時為培養(yǎng)基補(bǔ)充適量去離子水，加入適量食物，及時清除培養(yǎng)基表面的發(fā)霉的食物殘渣和死亡的跳蟲尸體，保持培養(yǎng)基表面清潔濕潤，每2個月更換一次培養(yǎng)基.

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)

為降低跳蟲蟲齡和個體大小差異對試驗(yàn)的影響，試驗(yàn)前跳蟲需進(jìn)行同齡化培養(yǎng). 參照ISO 11267[23]，將培養(yǎng)皿中150～200只成蟲移入新制培養(yǎng)皿中，加入少量干酵母(約5 mg)，在人工氣候箱中培養(yǎng). 等到跳蟲在培養(yǎng)基表面產(chǎn)卵并孵化出幼蟲后，移走成蟲，3 d后將幼蟲轉(zhuǎn)移到新培養(yǎng)皿中培養(yǎng)，繼續(xù)培養(yǎng)7～9 d后可用于正式試驗(yàn). 同齡化期間培養(yǎng)條件與飼養(yǎng)條件相同.

1.3 土壤外源Sb添加

土壤中外源Sb以酒石酸銻鉀(C8H4K2O12Sb2·3H2O，優(yōu)級純)水溶液的方式進(jìn)行添加. 急性逃避試驗(yàn)中土壤w(Sb總)設(shè)為0、50、100、200、400 mg/kg；急性存活試驗(yàn)中土壤w(Sb總)設(shè)為0、800、1 200、1 600、2 400、4 800 mg/kg；慢性試驗(yàn)中土壤w(Sb總)設(shè)為0、100、200、400、800、1 200、1 600、2 400 mg/kg. 充分?jǐn)嚢杈鶆蚝?，于溫室中對添加Sb的土壤進(jìn)行一周的老化，老化期間添加去離子水保持50%～55%的最大可持水量.

1.4 土壤中w(Sb水提)及w(Sb總)測定

采取土樣，風(fēng)干過2 mm篩后稱取2 g土壤樣品置于50 mL塑料離心管中，加入20 mL去離子水，在25 ℃和60 r/min條件下振蕩2 h后，于 4 000 r/min條件下離心10 min，上清液用0.45 μm的醋酸纖維濾膜過濾[27]，用ICP-MS測定濾液中Sb的含量. 同時稱取過0.25 mm篩的0.1 g土樣，加入HF-HClO4-HNO3(2∶1∶3)消解后過濾，用ICP-OES測定濾液中Sb的含量[28]. 測定過程中用國家一級標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GBW-07410)作為質(zhì)控.

1.5 跳蟲毒理試驗(yàn)

1.5.1 急性毒性試驗(yàn)

急性逃避試驗(yàn)用的圓柱形玻璃杯用塑料隔板分隔為兩部分，分別加入30 g老化后濕潤的污染土壤和清潔對照土壤，將隔板取出，在玻璃杯的中心位置加入20只10～12 d大小的跳蟲，每濃度設(shè)4個重復(fù)，蓋上玻璃杯蓋子，在人工氣候箱中培養(yǎng)，培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件. 培養(yǎng)48 h后取出玻璃杯，加入隔板，將兩部分土壤分別取出，用水浮法(活的跳蟲會浮在水面上)對跳蟲數(shù)量進(jìn)行計數(shù). 逃避率計算公式[29]：

x=nc/N×100%

式中：x為逃避率，%；nc為對照土壤中跳蟲數(shù)量，只；N為加入土壤中的跳蟲總數(shù)，只.

急性存活試驗(yàn)的方法為稱取30 g濕土于有機(jī)玻璃杯，加入10只10～12 d大小的跳蟲，每濃度設(shè)4個重復(fù)，加蓋后放在人工氣候箱中培養(yǎng)7 d，培養(yǎng)過程中不添加酵母，其他培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件. 培養(yǎng)結(jié)束后，用水浮法對存活的跳蟲進(jìn)行計數(shù).

1.5.2 慢性毒性試驗(yàn)

稱取30 g濕土于有機(jī)玻璃杯，加入10只10～12 d 大小的跳蟲，試驗(yàn)組處理設(shè)4個重復(fù)，對照組為6個重復(fù)，加入5 mg干酵母，蓋上蓋子后放在人工氣候箱中培養(yǎng)28 d，培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件. 一周開蓋通氣3次，并補(bǔ)充少量去離子水和干酵母，培養(yǎng)結(jié)束后，用水浮法對成蟲和繁殖的幼蟲數(shù)量進(jìn)行計數(shù).

1.6 數(shù)據(jù)處理

采用Logistic方程[30]擬合土壤w(Sb)和跳蟲毒性效應(yīng)，根據(jù)擬合曲線計算LC50和EC50. 采用SPSS 11.5 進(jìn)行數(shù)據(jù)的分析與比較，采用OriginPro 8.5進(jìn)行繪圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中實(shí)測w(Sb總)和w(Sb水提)

土壤質(zhì)控樣品中測得的w(Sb總)與參考值誤差在6%以內(nèi)，說明測得的w(Sb總)是可信的. 如圖1所示，海倫黑土、祁陽紅壤和北京潮土中實(shí)測w(Sb總) 與理論值有著很好的一致性，回收率分別為90%～115%(平均值為103%)、93%～111%(平均值為106%)和89%～120%(平均值為112%). 該研究中毒性閾值的計算基于土壤實(shí)測w(Sb總).

3種土壤中w(Sbg加，w(Sb總)為 4 800 mg/kg時海倫黑土、祁陽紅壤和北京潮土中最大w(Sb水提)分別達(dá)到183、80、301 mg/kg. 不同土壤中各濃度Sb的水提態(tài)比例差異明顯：海倫黑土中w(Sb水提)為2.3%～3.6%(平均值為2.7%)；祁陽紅壤中w(Sb水提)為0.3%～1.6%(平均值為0.6%)；北京潮土中w(Sb水提)為6.5%～9.6%(平均值為8.1%).

圖1 3種土壤中w(Sb總)和w(Sb水提)Fig.1 The concentrations of total antimony and water-extracted antimony in three soils

圖2 跳蟲逃避率與土壤w(Sb總)和w(Sb水提)的劑量-效應(yīng)關(guān)系Fig.2 Dose response curves of the avoidance behavior of F. candida between soil total Sb and water-extracted Sb

2.2 Sb對跳蟲的急性毒性效應(yīng)

急性逃避試驗(yàn)過程中在不同Sb濃度處理的土壤中未發(fā)現(xiàn)死亡和失蹤的跳蟲個體，符合ISO規(guī)定要求(即死亡或失蹤率小于10%)[22]. 如圖2所示，在三種對照組土壤中跳蟲分布比較均勻，雖然隨著土壤w(Sb總)提高，整體而言跳蟲的逃避率逐漸增大，但跳蟲在北京潮土中的最高逃避率顯著高于海倫黑土和祁陽紅壤中的逃避率(P<0.05). 經(jīng)計算，海倫黑土、北京潮土中基于實(shí)測w(Sb總)求得的Sb對跳蟲逃避行為的EC50(見表2)分別為298、132 mg/kg，基于w(Sb水提)求得的EC50分別為8.4、14.3 mg/kg，祁陽紅壤中EC50值高于設(shè)置的最高w(Sb).

暴露7 d后對照組土壤中跳蟲死亡率均小于20%，從而保證了試驗(yàn)的有效性. 如圖3所示，跳蟲存活數(shù)量在3種土壤中隨著w(Sb總)或w(Sb水提)提高而減少，并且試驗(yàn)中發(fā)現(xiàn)在高濃度土壤中其應(yīng)激性反應(yīng)明顯減弱. 海倫黑土和祁陽紅壤中w(Sb總)范圍為800～1 600 mg/kg和w(Sb水提)范圍分別為20.1～45.8 mg/kg和6.4～24.5 mg/kg時，跳蟲存活率均在85%以上，w(Sb總)達(dá) 2 400 mg/kg和w(Sb水提)分別達(dá)84.4和51.8 mg/kg后兩種土壤中跳蟲存活率開始顯著降低(P<0.05). 北京潮土中跳蟲最高死亡率達(dá)到100%，其存活數(shù)與Sb濃度間表現(xiàn)出最明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系. 經(jīng)計算，海倫黑土、祁陽紅壤和北京潮土中基于實(shí)測w(Sb總)求得的Sb對跳蟲死亡的LC50(見表2)分別為 3 352、4 007、2 105 mg/kg，基于w(Sb水提)求得的LC50分別為107.9、79.1、153.8 mg/kg.

表2 基于w(Sb總) 實(shí)測值和w(Sb水提)求得的Sb對跳蟲毒性的LC50和EC50

注：括號內(nèi)數(shù)值為95%置信區(qū)間；1)所設(shè)濃度范圍內(nèi)逃避率未達(dá)到50%.

圖3 暴露7 d后跳蟲存活數(shù)與土壤w(Sb總)和w(Sb水提)的劑量-效應(yīng)關(guān)系Fig.3 Dose response curves of the 7 d-survival of F. candida between soil total Sb and water-extracted Sb

2.3 Sb對跳蟲的慢性毒性效應(yīng)

28 d的暴露后對照組土壤中成蟲存活率均高于80%，符合ISO關(guān)于試驗(yàn)有效性的標(biāo)準(zhǔn). 如圖4所示，海倫黑土、祁陽紅壤、北京潮土中w(Sb總)分別為 1 600、800、200 mg/kg和w(Sb水提)分別為45.7、6.5、18.7 mg/kg時，與對照組相比，成蟲存活率開始出現(xiàn)明顯降低(P<0.05). 海倫黑土、祁陽紅壤中成蟲最高死亡率分別為87%和70%，而北京潮土中成蟲最高死亡率接近100%. 經(jīng)計算，海倫黑土、祁陽紅壤和北京潮土中基于實(shí)測w(Sb總)求得的Sb對跳蟲死亡的LC50(見表2)分別為 2 271、1 865、703 mg/kg，基于w(Sb水提)求得的LC50分別為61.1、35.5、54.9 mg/kg.

圖4 暴露28d后跳蟲存活數(shù)與土壤w(Sb總)和w(Sb水提)的劑量-效應(yīng)關(guān)系Fig.4 Dose response curves of the 28 d-survival of F.candida between soil total Sb and water-extracted Sb

圖5 跳蟲繁殖數(shù)與土壤w(Sb總)和w(Sb水提)的劑量-效應(yīng)關(guān)系Fig.5 Dose response curves of the juveniles of F. candida between soil total Sb and water-extracted Sb

對照組土壤中繁殖的幼蟲數(shù)均高于100只，符合ISO關(guān)于試驗(yàn)有效性的標(biāo)準(zhǔn). 如圖5所示，幼蟲數(shù)量與w(Sb)之間表現(xiàn)出明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系，并且隨著成蟲數(shù)量的減少而降低. 海倫黑土、祁陽紅壤和北京潮土中w(Sb總)分別為800、400、200 mg/kg，w(Sb水提)分別為20.1、2.9、18.7 mg/kg時，與對照組相比，跳蟲繁殖開始受到明顯抑制(P<0.05). 海倫黑土、祁陽紅壤中w(Sb總)均為 2 400 mg/kg，北京潮土中w(Sb總)為800 mg/kg時，跳蟲幾乎不再繁殖，幼蟲數(shù)分別僅為對照組的2%、9%和5%. 經(jīng)計算，海倫黑土、祁陽紅壤和北京潮土中基于實(shí)測w(Sb總)求得的Sb對跳蟲繁殖的EC50(見表2)分別為 1 799、1 323、307 mg/kg，基于w(Sb水提)求得的EC50分別為56.1、17.8、25.4 mg/kg.

3 討論

跳蟲的急性逃避和急性存活試驗(yàn)快速而且靈敏，作為預(yù)試驗(yàn)可為慢性毒性試驗(yàn)提供依據(jù)和參考[31]. Ponge等[32]研究發(fā)現(xiàn)某些污染物雖然對跳蟲的毒性不大，卻能引起它的逃避行為. 李曉勇等[33]研究發(fā)現(xiàn)跳蟲總體上表現(xiàn)出對Cu污染明顯的逃避行為，并且在3 d的暴露下跳蟲死亡率和w(Cu)顯著正相關(guān). 該研究發(fā)現(xiàn)跳蟲對Sb具有較強(qiáng)的敏感性，能對土壤中遠(yuǎn)低于LC50的w(Sb)產(chǎn)生逃避反應(yīng)，但Sb的急性致死毒性較低，跳蟲死亡率的靈敏度遠(yuǎn)低于逃避行為(見表2)，這與文獻(xiàn)[34]所研究鉛、鎘等對跳蟲毒性的發(fā)現(xiàn)一致，原因是跳蟲能靈敏的感知環(huán)境中的毒物脅迫并逃離至更適宜生存的地方[31]，雖然急性存活試驗(yàn)中不添加食物，跳蟲在食用與銻絡(luò)合的有機(jī)質(zhì)后會中毒死亡，但是由于Sb較低的毒性和土壤w(Sb)較低時，會有部分跳蟲逃避到玻璃瓶側(cè)壁上，以致7 d后仍有很多跳蟲不會死亡，只有暴露于較高w(Sb)的土壤中跳蟲運(yùn)動能力很快喪失或受到嚴(yán)重削弱，致使其中毒死亡.

跳蟲慢性毒性試驗(yàn)從成蟲存活數(shù)和幼蟲繁殖數(shù)兩個指標(biāo)評價Sb生態(tài)毒性，更符合實(shí)際情況，并且暴露周期長達(dá)28 d，即使暫時逃避到玻璃瓶側(cè)壁上的成蟲也會進(jìn)入土壤中覓食. 由毒性閾值(見表2)可知慢性試驗(yàn)中跳蟲繁殖對Sb的敏感性高于成蟲死亡的，與有關(guān)其他污染物的研究結(jié)果一致，如Pauline等[14]發(fā)現(xiàn),土壤w(Zn)達(dá)到1 600 mg/kg時，跳蟲成蟲存活依然未受到影響，而w(Zn)為356 mg/kg時對跳蟲繁殖的抑制率達(dá)到50%，這可能與跳蟲遇到脅迫時往往會通過放棄生殖繁衍來優(yōu)先適應(yīng)環(huán)境，維持自身存活的生理特征有關(guān)[35].

具有不同理化性質(zhì)的土壤中重金屬的環(huán)境行為(吸附、遷移、轉(zhuǎn)化等)不同，使其在不同土壤中的毒性差異明顯[36-37]. 該研究結(jié)果表明，無論是急性和慢性試驗(yàn)，w(Sb總)相同時，北京潮土中Sb均表現(xiàn)出對跳蟲最強(qiáng)的毒性，在所設(shè)濃度范圍內(nèi)，祁陽紅壤中Sb未使跳蟲逃避率達(dá)50%，對跳蟲急性死亡的毒性也最小. 這是因?yàn)樘x除了經(jīng)口攝入重金屬外還主要通過接觸土壤溶液中的重金屬而產(chǎn)生暴露[38]，該研究選用的海倫黑土中較高的有機(jī)質(zhì)、祁陽紅壤中較高的鐵鋁及黏粒成分和較低的pH使Sb極易與土壤結(jié)合[26,39-43]，降低Sb在土壤水溶液中的分配比(見圖1)，從而減少對跳蟲的毒害. Kuperman等[10]得出的硫酸銻〔Sb2(SO4)3〕對跳蟲繁殖的EC50為169 mg/kg，比北京潮土中的EC50(307 mg/kg)還要低，雖然其受試化學(xué)品本身的毒性不同于該試驗(yàn)中酒石酸銻鉀(C8H4K2O12Sb2·3H2O)，但也與其選用了對Sb吸附性差的有機(jī)質(zhì)、黏粒含量較低的土壤有關(guān). 利用Logistic曲線對土壤w(Sb水提)與跳蟲生理指標(biāo)的毒性反應(yīng)進(jìn)行擬合后發(fā)現(xiàn)，二者存在明顯的劑量-效應(yīng)關(guān)系，而且基于w(Sb水提)求得的三種土壤中毒性閾值之間的差異減小，如北京潮土中基于w(Sb水提)求得的Sb對跳蟲繁殖的EC50(見表2)與海倫黑土、祁陽紅壤中的差別僅分別為2.2和1.4倍，而基于w(Sb總)求得的EC50與上述兩種土壤中的差別分別達(dá)到5.9、4.3倍，這進(jìn)一步說明w(Sb水提)在對跳蟲的毒性影響上起重要作用，能表征Sb生物有效性，可以較好的解釋三種土壤中Sb毒性的差異.

雖然祁陽紅壤水溶液中w(Sb)顯著低于海倫黑土中的(P<0.01)，但基于w(Sb總)求得的EC50值(見表2)卻小于海倫黑土中的(P<0.05). 這是因?yàn)樘x適宜生存于有機(jī)質(zhì)豐富的土壤中，但pH較低和高黏性的土壤對跳蟲生長與繁殖有一定限制作用[44-45]. 該研究中祁陽紅壤pH為4.81，接近跳蟲適應(yīng)范圍邊緣，黏粒含量高達(dá)55.2%，影響土壤中空氣流通，并且慢性毒性試驗(yàn)中跳蟲暴露周期長達(dá)28 d，所以黏粒含量和pH可能共同導(dǎo)致了海倫黑土中跳蟲對Sb較低的敏感性.

4 結(jié)論

a) 由海倫黑土、祁陽紅壤、北京潮土中Sb毒性閾值大小可知，跳蟲的3種評價終點(diǎn)對Sb的敏感性由高到低分別為逃避率、死亡率、繁殖數(shù).

b) 北京潮土中Sb表現(xiàn)出對跳蟲最強(qiáng)的毒性，與海倫黑土、祁陽紅壤中Sb毒性相比，毒性差別最大接近6倍，表明在進(jìn)行土壤Sb生態(tài)毒性效應(yīng)研究和確定其毒性閾值時需考慮理化性質(zhì)的影響.

c) 土壤水提態(tài)Sb能表征Sb生物有效性，在對跳蟲的毒性影響上起重要作用，可以較好地解釋海倫黑土、祁陽紅壤、北京潮土中Sb毒性的顯著差異，另外土壤性質(zhì)本身對跳蟲生存的影響也是重要原因. 但由于該研究選取的土壤類型較少，只是定性分析得出土壤pH、有機(jī)質(zhì)、鐵錳鋁等對Sb毒性有較大影響，而要定量確定影響Sb毒性的主因子，后續(xù)研究中則需選取更多的土壤類型.

[1] JOHNSON C A,MOENCH H,WERSIN P,etal.Solubility of antimony and other elements in samples taken from shooting ranges[J].Journal of Environmental Quality,2005,34(1):248- 254.

[2] CHANG A C,PAN G,PAGE A L,etal.Developing human health-related chemical guidelines for reclaimed waste water and sewage sludge applications in agriculture[R].Geneva:World Health Organization,2002.

[3] BLASER P,PANNATIER E G,WALTHER T L.The base saturationin acidified Swiss forest soils on calcareous and non-calcareous parent material.a pH-base saturation anomaly[J].Journal of Plant Nutrition Soil Science,2008,171(2):155- 162.

[4] HE Mengchang,WANG Xiangqin,WU Fengchang,etal.Antimony pollution in China[J].Science of the Total Environment,2012,421/422(3):41- 50.

[5] FENG Renwei,WEI Chaoyang,TU Shuxin,etal.The uptake and detoxification of antimony by plants:a review[J].Environmental and Experimental Botany,2013,96:28- 34.

[6] CUI X D,WANG Y J,HOCKMANN K,etal.Effect of iron plaque on antimony uptake by rice(OryzasativaL.)[J].Environmental Pollution,2015,204(S1):133- 140.

[7] 秦曉鵬,上官宇先,趙龍,等.利用CXTFIT-VZCOMML模型推導(dǎo)基于保護(hù)地下水的Sb的土壤環(huán)境基準(zhǔn)[J].環(huán)境科學(xué)研究,2016,29(3):376- 381. QIN Xiaopeng,SHANGGUAN Yuxian,ZHAO Long,etal.Derivation of soil environmental criteria of antimony based on groundwater protection using the CXTFIT-VZCOMML model[J].Research of Environmental Sciences,2016,29(3):376- 381.

[8] AN Y J,KIM M.Effect of antimony on the microbial growth and the activities of soil enzymes[J].Chemosphere,2008,74(5):654- 659.

[9] ANTOINE P,MUHAMMAD S,NATHALIE S,etal.Antimony bioavailability:knowledge and research perspectives for sustainable agricultures[J].Journal of Hazardous Materials,2015,289:219- 234.

[10] KUPERMAN R G,CHECKAI R T,SIMINI M,etal.Toxicity benchmarks for antimony,barium and beryllium determined using reproduction endpoints forFolsomiacandida,EiseniafetidaandEnchytraeuscrypticus[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2006,25(3):754- 762.

[11] BAEKY W,LEE W M,JEONG S W,etal.Ecological effects of soil antimony on the crop plant growth and earthworm activity[J].Environmental Earth Sciences,2013,71(2):895- 900.

[12] 梁淑軒,王凱,耿夢嬌,等.土壤中添加Sb(Ⅲ)對赤子愛勝蚓金屬硫蛋白的影響[J].環(huán)境污染和保護(hù)科學(xué)學(xué)報,2013,2(2):31- 36. LIANG Shuxuan,WANG Kai,GENG Mengjiao,etal.Effect of adding antimony pollution on metallothionein ofEiseniafetidain soil[J].Scientific Journal of Environment Pollution and Protection,2013,2(2):31- 36.

[13] PEGGY C,KOEN L,HILDE V E,etal.Influence of soil properties on copper toxicity for two soil invertebrates[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2008,27(8):1748- 1755.

[14] PAULINE L,WAALEWIJN K,SVENJA R,etal.Effect of soil organic matter content and pH on the toxicity of ZnO nanoparticles toFolsomiacandida[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2014,32(10):2349- 2355.

[15] HEGGELUND L R,DIEZORTIZ M,LOFTS S,etal.Soil pH effects on the comparative toxicity of dissolved zinc,non-nano and nano ZnO to the earthwormEiseniafetida[J].Nanotoxicology,2014,8(5):559- 572.

[16] ELS S,CORNELIS A M.Effects of soil type,prepercolation and aging on bioaccumulation and toxicity of zinc for the springtailFolsomiacandida[J].Environmental Toxicology and Chemistry,1998,17(6):1132- 1141.

[17] 許杰,柯欣,宋靜,等.彈尾目昆蟲在土壤重金屬污染生態(tài)風(fēng)險評估中的應(yīng)用[J].土壤學(xué)報,2007,44(3):544- 549. XU Jie,KE Xin,SONG Jing,etal.A review of application of springtails in ecological risk assessment of metal contaminated soils[J].Acta Pedologica Sinica,2007,44(3):544- 549.

[18] FOUNTAIN M T,HOPKIN S P.Folsomiacandida(Collembola):a ′standard′ soil arthropod[J].Annual Review of Entomology,2005,50(1):201- 222.

[19] ERIK S,KOEN O,SOFIE P,etal.Toxicity in lead salt spiked soils to plants,invertebrates and microbial processes:unraveling effects of acidification,salt stress and ageing reactions[J].Science of the Total Environment,2015,536:223- 231.

[20] MENTA C,MAGGIANI A,VATTUONE Z,etal.Effects of Cd and Pb on the survival and juvenile production ofSinellacoecaandFolsomiacandida[J].European Journal of Soil Biology,2006,42(3):181- 189.

[21] SON J,RYOO M,JUNG J,etal.Effects of cadmium,mercury and lead on the survival and instantaneous rate of increase ofParonychiuruskimi(Collembola)[J].Applied Soil Ecology,2007,35(2):404- 411.

[22] International Organization for Standardization.ISO 17512,Soil quality-avoidance test for testing the quality of soils and effects of chemicals on behavior-part1:test with collembola(Folsomiacandida)[S].Geneva,Switzerland:International Organization for Standardization,2011.

[23] International Organization for Standardization.ISO 11267,Soil quality-inhibition of reproduction of Collembolan(Folsomiacandida)by soil pollutants[S].Geneva,Switzerland:International Organization for Standardization,2014.

[24] 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].北京:中國農(nóng)業(yè)出版社,2008:25- 200.

[25] PLEYSIER J L,JUO A S R.A single-extraction method using silver-thiourea for measuring exchangeable cations and effective CEC in soils with variable charges[J].Soil Science,1980,129(4):205- 211.

[26] FAN Jianxin,WANG Yujun,CUI Xiaodan,etal.Sorption isotherms and kinetics of Sb(V)on several Chinese soils with different physicochemical properties[J].Journal of Soils and Sediments,2013,13(2):344- 353.

[27] VOJTECH E,MARTIN M.Antimony availability in highly polluted soils and sediments:a comparison of single extractions[J].Chemosphere,2007,68(3):455- 463.

[28] YAN Zengguang,WANG Beixin,XIE Dongli,etal.Uptake and toxicity of spiked nickel to earthwormEiseniafetidain a range of Chinese soils[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2011,30(11):2586- 2593.

[29] BOITEAU G,LYNCH D H,MACKINLEY P.Avoidance tests withFolsomiacandidafor the assessment of copper contamination in agricultural soils[J].Environmental Pollution,2011,159(4):903- 906.

[30] VANEWIJK P H,HOEKSTRA J A.Calculation of the EC50and its confidence interval when subtoxic stimulus is present[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,1993,25(1):25- 32.

[31] ALDAYA M M,LORS C,SALMON S,etal.Avoidance bioassays may help to test the ecological significance of soil pollution[J].Environmental Pollution,2006,140(1):173- 180.

[32] PONGE J F,MARCHETTI V.Interaction between humus form and herbicide toxicity to Collembola(Hexapoda)[J].Applied Soil Ecology,2002,20(3):239- 253.

[33] 李曉勇,駱永明,柯欣,等.土壤彈尾目昆蟲對銅污染的急性毒理初步研究[J].土壤學(xué)報,2011,48(1):197- 201. LI Xiaoyong,LUO Yongming,KE Xin,etal.Acute toxicity of copper pollution toFolsomiacandida(Collembolan)in soil[J].Acta Pedologica Sinica,2011,48(1):197- 201.

[34] LUO Wei,VERWEIJ R A,CORNELIS A M,etal.Assessment of the bioavailability and toxicity of lead polluted soils using a combination of chemical approaches and bioassays with the collembolanFolsomiacandida[J].Journal of Hazardous Materials,2014,280:524- 530.

[35] CHOI W I,NEHER D A,RYOO I M,etal.Life-history trade-offs ofParonychiuruskimi(Lee) populations exposed to paraquat[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2008,69(2):227- 232.

[36] DAOUST C M,BASTIEN C.Influence of soil properties and aging on the toxicity of copper on compost worm and barley[J].Journal of Environmental Quality,2006,35:558- 567.

[37] SANDIFER R D,HOPKIN S P.Effects of pH on the toxicity of cadmium,copper,lead and zinc toFolsomiacandidaWillem,1902(Collembola)in a standard laboratory test system[J].Chemosphere,1996,33(22):2475- 2486.

[38] PEDERSEN M B,GESTEL C A M,ELMEGAARD N.Effects of copper on reproduction of two Collembolan species exposed through soil,food and water[J].Environmental Toxicology and Chemistry,2000,19(10):2579- 2588.

[39] CAI Yongbing,MI Yuting,ZHANG Hua.Kinetic modeling of antimony(III) oxidation and sorption in soils[J].Journal of Hazardous Materials,2016,316:102- 109.

[40] MITSUNOBU S,TAKAHASHI Y,TERADA Y,etal.Antimony(V)incorporation into synthetic ferrihydrite,goethite and natural iron oxyhydroxides[J].Environmental Science & Technology,2010,44(10):3712- 3718.

[41] HOU H,YAO N,LI J N,etal.Migration and leaching risk of extraneous antimony in three representative soils of China:lysimeter and batch experiments[J].Chemosphere,2013,93(9):1980- 1988.

[42] TSERENPIL S H,LIU C Q.Study of antimony(III) binding to soil humic acid from antimony smelting site[J].Microchemical,2011,98(1):15- 20.

[43] 上官宇先,秦曉鵬,趙冬安,等.利用大型土柱自然淋溶條件下研究土壤重金屬的遷移及形態(tài)轉(zhuǎn)化[J].環(huán)境科學(xué)研究,2015,28(7):1015- 1024. SHANGGUAN Yuxian,QIN Xiaopeng,ZHAO Dongan,etal.Migration and transformation of heavy metals in soils by lysimeter study with field condition[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(7):1015- 1024.

[44] GREENSLADE P,VAUGHAN G T.A comparison of Collembola species for toxicity testing of Australian soils[J].Pedobiologia,2003,47(2):171- 179.

[45] VASICKOVA J,VANA M,KOMPRDOVA K,etal.The variability of standard artificial soils:effects on the survival and reproduction of springtail(Folsomiacandida)and potworm(Enchytraeuscrypticus)[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2015,114:38- 43.

Toxicity Effect of Antimony to Soil-Dwelling Springtail (Folsomiacandida)

LIN Xianglong1, SUN Zaijin1, CHEN Weiyu2, YAO Na3, ZHAO Long1, ZHAO Shuting4, HOU Hong1*

1.State Key Laboratory of Environmental Criteria and Risk Assessment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China 2.Datong Environmental Monitoring Center, Datong 037002, China 3.Jiangxi Academy of Environmental Sciences, Nanchang 330039, China 4.Yunnan Agricultural University, Kunming 650000, China

2016-11-07

2017-02-20

國家重點(diǎn)研發(fā)計劃項目(2016YFD0800400)

林祥龍(1991-)，男，山東臨沂人，m15110038821@163.com.

*責(zé)任作者，侯紅(1963-)，女，山西太原人，研究員，博士，主要從事土壤重金屬生物地球化學(xué)循環(huán)和生態(tài)環(huán)境效應(yīng)研究，houhong@craes.org.cn

X53

1001- 6929(2017)07- 1089- 09

A

10.13198/j.issn.1001- 6929.2017.02.12

林祥龍,孫在金,陳衛(wèi)玉,等.銻對土壤跳蟲(Folsomiacandida)的毒性效應(yīng)[J].環(huán)境科學(xué)研究,2017,30(7):1089- 1097.

LIN Xianglong,SUN Zaijin,CHEN Weiyu,etal.Toxicity effect of antimony to soil-dwelling springtail (Folsomiacandida)[J].Research of Environmental Sciences,2017,30(7):1089- 1097.