不同環(huán)數(shù)多環(huán)芳烴對土壤白符跳（Folsomia candida）的毒性差異

張家樂，趙龍，郭軍康，侯紅，林祥龍，王巍然，3，劉玲玲

（1.中國環(huán)境科學研究院，環(huán)境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012；2.陜西科技大學環(huán)境科學與工程學院，西安 710000；3.山西農(nóng)業(yè)大學資源與環(huán)境學院，山西 太谷 030801）

多環(huán)芳烴（PAHs）是一種疏水性芳香族化合物，由于其公認的致癌性、致畸變性以及致突變性被廣泛關注[1]。因此，美國環(huán)境保護署將16 種含有2 至6 個碳環(huán)的PAHs 列為優(yōu)先污染物[2]。PAHs 的主要來源是化石燃料的燃燒、石油泄漏以及森林火災和火山噴發(fā)等。據(jù)統(tǒng)計，在世界范圍內(nèi)每年約有4.3 萬t PAHs被排放到大氣中，同時約有2.3 萬t 進入海洋環(huán)境中[3]。我國的PAHs 排放總量為25 300 t，已經(jīng)成為世界上PAHs 排放量最多的國家之一[4]。環(huán)境中的PAHs 分布十分廣泛，大氣、水體、土壤是其主要蓄積的三大場地。而土壤作為重要的環(huán)境介質(zhì)，承擔著90%以上的PAHs 環(huán)境負荷[5]。隨著人們對PAHs 毒性及其環(huán)境風險越來越關注，國內(nèi)外已開展了較多有關PAHs 對植物、微生物毒性的研究，而針對PAHs 對跳蟲的生態(tài)毒性效應的研究較少[6?7]。

跳蟲是一種分布廣泛、數(shù)量豐富的土壤無脊椎動物，對土壤物質(zhì)循環(huán)和土壤生物群落的維持起著至關重要的作用，也是國際標準化組織（ISO）用作評價污染物毒性的模式生物[8]。由于跳蟲對污染物更加敏感，因此其一系列生命參數(shù)和行為效應都可作為土壤生態(tài)風險評價的終點[9]。國內(nèi)開展土壤跳蟲生態(tài)毒性的研究與發(fā)達國家相比較晚，且主要集中在重金屬和農(nóng)藥等方面，在PAHs 方面的研究較少[10?11]。濾紙接觸實驗、土壤和食物暴露實驗都是評價污染物毒性的常用方法。其中濾紙接觸實驗、短期土壤接觸實驗是用于評價污染物毒性大致范圍的急性實驗，濾紙接觸實驗雖然反映的是簡化土壤溶液中化學品對跳蟲的急性毒性，不能反映真實土壤環(huán)境下化學品對跳蟲的毒性，但是該方法方便快捷，可用于有機污染物毒性的早期評估[12]。食物暴露實驗可以消除土壤理化性質(zhì)對跳蟲的干擾，并可評價經(jīng)口攝入污染物的毒性，該方法可以消除土壤理化性質(zhì)對跳蟲毒性的影響，也更針對污染物本身的毒性。慢性土壤實驗是評估污染物風險時使用最多，結果也最為準確的手段，然而土壤理化性質(zhì)會影響污染物的毒性，所以使用不同理化性質(zhì)的土壤實驗顯得十分必要。

和其他有機污染物相似，PAHs 及其類似物的毒性和它們的結構及理化性質(zhì)有關。有研究表明，不同類型PAHs 間的生態(tài)毒性差異很大，且PAHs 的生態(tài)毒性與其環(huán)數(shù)間并非呈簡單正相關關系[13]。因此在評價PAHs 毒性效應時要考慮不同環(huán)數(shù)PAHs 的毒性。此外，現(xiàn)有的關于PAHs 毒性研究中僅使用了人工土壤或單一土壤，忽略了土壤性質(zhì)對PAHs 毒性的影響，導致PAHs 的生態(tài)毒性無法進行量化。已有研究表明土壤理化性質(zhì)（有機質(zhì)、pH、CEC 等）對PAHs毒性有很大影響[14?15]。

本實驗以跳蟲為研究對象，參照ISO 標準方法指南以及其他參考文獻[16?17]，開展濾紙接觸實驗、土壤和食物暴露實驗，研究3 種具有較強的健康毒性而受到重點關注的典型優(yōu)先管控的PAHs——三環(huán)菲（Phe）、四環(huán)芘（Pyr）和五環(huán)苯并芘（BaP）對跳蟲的急性、慢性毒性效應及其差異，并選取我國2 種理化性質(zhì)差異明顯的土壤（江西鷹潭紅壤、黑龍江海倫黑土），研究外源添加PAHs 對跳蟲生態(tài)毒性的影響，并比較PAHs 在不同土壤類型間的毒性差異，以積累和完善PAHs 毒性數(shù)據(jù)，為PAHs 土壤生態(tài)環(huán)境閾值的構建及生態(tài)風險評估提供重要的依據(jù)和支撐。

1 材料與方法

1.1 供試材料

主要試劑：菲（Phe）、芘（Pyr）、苯并芘（BaP），購自麥克林試劑網(wǎng)，固體顆粒，純度均大于97%。

供試土壤：選取并采集江西鷹潭紅壤（以下簡稱紅壤）和黑龍江海倫黑土（以下簡稱黑土）2 種理化性質(zhì)各異的農(nóng)田土壤，采樣的深度均為0～20 cm。供試土壤在室內(nèi)條件下風干，剔除植物根系、殘體以及石塊后，過2 mm篩，測定土壤理化性質(zhì)。具體測定方法為：土壤pH 值采用電極法使用0.01 mol·L?1CaCl2按照土水比1∶5 的方法測定；土壤有機質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法[18]滴定；陽離子交換量（CEC）采用三氯化六氨合鈷浸提?分光光度法測定[19]；碳酸鈣含量采用中和滴定法測定；土壤中鐵、錳、鋁采用濕式消解法[18]（HF?HClO4?HNO3）前處理后使用ICP?MS 測定；土壤黏土含量使用吸管法[20]測定。測定結果見表1。

表1 供試土壤的理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of the tested soil

1.2 供試白符跳

白符跳（Folsomia candida）由中國科學院南京土壤研究所提供，在本實驗室培養(yǎng)超過3 a。培養(yǎng)方法參照ISO11267 標準，將白符跳蟲飼養(yǎng)在特制的透明培養(yǎng)皿（80 mm×13 mm）中培養(yǎng)，底部填充厚度大約0.3～0.5 cm 厚的培養(yǎng)基（比例為1∶9 的活性炭與石膏）。添加適量干酵母（購于安琪公司）作為白符跳的食物。使用人工氣候箱（寧波賽福實驗儀器?智能生化培養(yǎng)箱SPX?450）控制飼養(yǎng)條件，溫度控制到（20±1）℃，光照與黑暗時間比為16 h∶8 h（光照強度設置為400～800 lx），空氣濕度設置為75%左右。每隔3 d為培養(yǎng)基表面添加適量去離子水以保持培養(yǎng)基表面濕潤。每隔1～2 d 向培養(yǎng)基中補充適量酵母，同時清除培養(yǎng)基中的跳蟲排泄物以及發(fā)霉的食物，保持培養(yǎng)基表面的清潔且處于濕潤狀態(tài)，每兩個月更換一次培養(yǎng)基。

1.3 白符跳同齡化培養(yǎng)

只有年齡和大小相同的跳蟲才可用于毒性實驗，因此在正式毒性實驗開始前需要對跳蟲進行同齡化培養(yǎng)[10]。將個體大小相近且較為活躍的白符跳成蟲轉(zhuǎn)移至新的表面濕潤且干凈的培養(yǎng)皿上，加入少量干酵母，培養(yǎng)條件同上。隔2～3 d 觀察到新制培養(yǎng)基表面上有大量褐色蟲卵，待其孵化后添加少量干酵母，待孵化出的幼蟲較多時移走成蟲，繼續(xù)培養(yǎng)7～9 d，即可得到用于毒性實驗的10～12日齡的白符跳蟲。

1.4 濾紙接觸實驗

濾紙接觸實驗參照OECD[21]的方法。將每個培養(yǎng)皿內(nèi)襯濾紙，并用移液槍加入用丙酮溶解的PAHs 溶液，使其剛好浸透濾紙，待丙酮揮發(fā)后，用移液槍吸取1 mL 去離子水浸濕濾紙，并每隔12 h 補充適量去離子水。根據(jù)預實驗結果明確PAHs 有效濃度范圍后，設置6 個濃度組，分別對應為0、28.4、56.8、85.3、113.7 μg·cm?2和231.7 μg·cm?2。在各培養(yǎng)皿中放入10 只同步化的跳蟲，每個濃度4 個重復，實驗過程中不添加食物，然后放入（20±1）℃、相對濕度75%、黑暗的人工氣候箱中培養(yǎng)，分別于3 d和7 d后記錄跳蟲死亡數(shù)。預實驗中測試了不同濃度的丙酮對跳蟲形態(tài)學的影響，丙酮最高濃度為13.5 mol·L?1，沒有觀察到明顯的不良影響。

1.5 食物暴露實驗

食物暴露實驗參照林祥龍[22]的方法并有所改進。用酵母和PAHs?丙酮混合溶液混合制備食物暴露實驗中跳蟲的飼料，將PAHs和酵母混合物放在30 ℃黑暗中干燥24 h，然后放入25 mL 的塑料注射器中。根據(jù)預實驗結果明確PAHs 有效濃度的范圍后，將酵母中Phe 和Pyr 的添加總濃度設置為0、50、100、150、200 mg·kg?1，BaP 添加的總濃度設置為0、100、200、300、400、500 mg·kg?1。將約為5 mg 的染毒食物放在25 mm2小蓋玻片上，接著放入培養(yǎng)皿中，添加10 只10～12日齡的跳蟲，每個濃度重復4次，蓋上蓋子放入人工氣候箱中培養(yǎng)28 d，培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件。每周打開蓋子通氣3 次，并補充適量去離子水，待培養(yǎng)結束后，用水浮法對存活的成蟲和幼蟲進行計數(shù)。

1.6 土壤外源PAHs的添加

將適量的PAHs 標樣（純度≥97%）溶于10 mL 丙酮溶液，待其充分溶解后倒入30 g 土壤中，對2 種土壤進行人工外源添加。對照組只加入丙酮。根據(jù)預實驗結果，將Phe 和Pyr 濃度設置為0、50、100、150、200 mg·kg?1，急性實驗中將BaP 的濃度設置為0、50、100、200、400、500 mg·kg?1。慢性實驗中將BaP 的 濃度設置為0、50、100、200、400、500、1 000 mg·kg?1。將外源添加PAHs 后的土壤放入通風櫥中揮發(fā)24 h，加入適量蒸餾水，將土壤濕度調(diào)整到最大持水量的55%～60%。

1.7 土壤暴露實驗

急性存活實驗：稱取30 g含水量為最大可持水量50%～55%的PAHs 污染土樣于有機玻璃杯（直徑6 cm、高11 cm）中，加入10只10～12 d大小的跳蟲，每個濃度設4 個重復，加蓋后放在人工氣候箱中培養(yǎng)7 d，培養(yǎng)過程中不添加活性酵母，其他培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件。由于活的跳蟲體表存在油脂類物質(zhì)，會漂浮到水面上，待培養(yǎng)結束后將玻璃瓶土壤輕輕倒入1 000 mL 大燒杯中，加適量純凈水，用玻璃棒由下至上輕輕攪動土壤懸濁液，靜置1～2 min 后拍照保存。最后用Imange J[23]軟件統(tǒng)計存活跳蟲的個數(shù)。

慢性繁殖實驗：稱取30 g含水量為最大可持水量50%～55%的PAHs污染土樣于有機玻璃杯（直徑6 cm、高11 cm）中，加入10只10～12 d大小的跳蟲，實驗組處理設4個重復，對照組設6個重復，加入5 mg干酵母，旋緊蓋子然后放入恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)28 d，培養(yǎng)條件同跳蟲飼養(yǎng)條件。一周開蓋3次換氣，并補充適量去離子水和干酵母，清除土壤表面發(fā)霉的食物。28 d培養(yǎng)結束后，用水浮法對存活的成蟲和繁殖的幼蟲進行計數(shù)。

1.8 土壤中PAHs含量的測定

從土壤中提取多環(huán)芳烴采用美國EPA 3550C法，然后用美國EPA 3630C 法在硅膠柱上純化提取物。每個土壤樣品與無水硫酸鈉混合，加入回收率指標為：2?氟苯酚、苯酚?d6、2，4，6?三溴苯酚、硝基苯?d5、2?氟聯(lián)苯、對二苯基?d14。用丙酮?正己烷（V/V=1∶1）超聲浴萃取3 次，然后用旋轉(zhuǎn)真空過濾濃縮，萃取溶劑交換成環(huán)己烷。用玻璃柱配以無水硫酸鈉和硅膠對濃縮提取物進行凈化。用戊烷預洗脫柱，另用環(huán)己烷將環(huán)己烷樣品萃取物轉(zhuǎn)移到柱上，完成轉(zhuǎn)移后再加入戊烷，繼續(xù)洗脫柱。接著用二氯甲烷?戊烷（V/V=2∶3）洗脫柱。最后洗脫液在氮氣流中濃縮，在GC?MS 儀器上測定PAHs。使用標準的美國EPA 8270E 方法[24]測量16 種PAHs。采用HP?5 ms 毛細管柱（30 m×0.25 mm 內(nèi)徑，0.25 mm 膜厚）分離洗脫液中的PAHs，用氦氣作為載氣。烘箱初始溫度設定為40 ℃、4 min，以10 ℃·min?1的速度增加到320 ℃，維持2 min，直到BaP洗脫。為保證數(shù)據(jù)質(zhì)量，每10個樣本進行重復樣本分析。分析空白樣品、平行樣品和認證標準物質(zhì)PAHs 的質(zhì)量控制。PAHs 的標記回收率為88%～127%。

1.9 數(shù)據(jù)處理與分析

本研究計算了50%抑制繁殖濃度（EC50）和50%死亡率濃度（LC50）值，繁殖的EC50和生存的LC50及其95%置信區(qū)間使用SigmaPlot 12.5 軟件的logistic 非線性模型進行計算：

式中：Y為各個不同處理濃度所對應的幼蟲數(shù)或成蟲存活數(shù)，只；X為土壤中PAHs 的實測濃度，mg·kg?1；k為不同濃度處理的對照組中幼蟲數(shù)或成蟲存活數(shù)；s為方程擬合過程中產(chǎn)生的斜率參數(shù)。X0為EC50值，mg·kg?1。計算LC50方法同上，只需將EC50代換為LC50即可。

采用單因素方差分析（ANOVA）評價顯著性差異，P＜0.05 為差異有統(tǒng)計學意義。不同土壤理化性質(zhì)與PAHs閾值間的相關性分析使用皮爾遜相關系數(shù)，采用SPSS Statistics 21完成，圖表繪制均使用Excel 2019以及Origin 8.5完成。

2 結果與分析

2.1 濾紙暴露條件下不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲的毒性差異

Phe、Pyr和BaP 溶液暴露3 d 和7 d 后跳蟲成蟲存活數(shù)如圖1所示，隨著PAHs濃度的增加，跳蟲數(shù)量呈下降趨勢。但在最高濃度暴露7 d 后，Phe 和Pyr 溶液中的跳蟲數(shù)量顯著下降（P＜0.05），跳蟲幾乎全部死亡。暴露時間和暴露濃度與跳蟲死亡率顯著相關（P＜0.05）。在BaP溶液中，跳蟲的數(shù)量隨著BaP濃度的升高而減少，在最高濃度時，與對照相比，跳蟲數(shù)僅減少40%。計算出的丙酮溶液中Phe、Pyr、BaP影響跳蟲存活的3 d和7 d的LC50如表2所示。

表2 PAHs在濾紙接觸實驗中的閾值Table 2 The threshold value of PAHs in filter paper contact test

2.2 土壤中3 種不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲急性毒性差異

3種PAHs在兩種土壤中的實測濃度如表3所示，從表中可以看出，3 種PAHs 的實測濃度和名義濃度較為接近，但是紅壤在各個濃度下可提取PAHs 的量均稍高于黑土。對比Phe、Pyr和BaP可提取的量可以看出，BaP的可提取量均高于Phe和Pyr。

表3 不同外源添加濃度下PAHs在土壤中的實測濃度（mg·kg?1）Table 3 Measured concentration of PAHs in soil under different addition concentrations（mg·kg?1）

跳蟲暴露在菲（Phe）、芘（Pyr）和苯并芘（BaP）污染的紅壤和黑土中7 d 后的生存情況如圖2 所示。經(jīng)過7 d 的暴露，對照組土壤中的跳蟲死亡率均小于20%，從而保證了實驗的有效性。先前預實驗表明，丙酮對跳蟲沒有影響，因此可以認為跳蟲的毒性反應是由PAHs?丙酮溶液中的PAHs 引起的。Phe、Pyr、BaP 的添加對存活率的影響很大。在紅壤中，BaP 顯著增加了跳蟲的死亡率，在最高濃度（500 mg·kg?1）時死亡率達到100%。但在黑土中沒有明顯的劑量?效應關系，所有測試濃度的死亡率都很低（圖2a）。在Phe 和Pyr 污染的土壤中，跳蟲存活數(shù)量隨著Phe 和Pyr 濃度提高而減少，表現(xiàn)出明顯的劑量?效應關系（圖2b、圖2c）。跳蟲的存活率在紅壤和黑土中有明顯差異（P＜0.05）。Phe 和Pyr 在最高濃度200 mg·kg?1時在紅壤中對跳蟲的致死率分別是100.0%和49.3%，在黑土中對跳蟲的致死率分別是92.2%和62.5%。由表4 可知，急性實驗中Phe 在紅壤和黑土中對跳蟲的LC50分別是57 mg·kg?1（18～81 mg·kg?1）和180 mg·kg?1（122～2 450 mg·kg?1），Pyr 在紅壤和黑土中對跳蟲的LC50分別是69 mg·kg?1（7～106 mg·kg?1）和161 mg·kg?1（109～650 mg·kg?1）。

2.3 土壤中3 種不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲慢性毒性差異

28 d 的暴露結束后兩種土壤對照組中幼蟲數(shù)量均高于100 只，符合ISO 關于慢性實驗有效性的標準[25]。如圖3 所示，隨著土壤中PAHs 濃度的升高，跳蟲的繁殖數(shù)均明顯下降（P＜0.05）。在最高濃度下，3種PAHs 的致死率在60%～100%。在兩種土壤中，跳蟲的繁殖數(shù)差異比較明顯，BaP 濃度為500 mg·kg?1時，在紅壤和黑土中對跳蟲繁殖的抑制率分別是87.1%和17.6%。Phe 濃度為100 mg·kg?1時，在紅壤和黑土中對跳蟲繁殖的抑制率分別是62.5% 和53.6%。Pyr 在100 mg·kg?1時，在紅壤和黑土中對跳蟲繁殖的抑制率分別是82.3%和47.9%。

由表4 可知，慢性實驗中Phe 在紅壤和黑土中對跳蟲的EC50分別是67 mg·kg?1（37～96 mg·kg?1）和92 mg·kg?1（87～97 mg·kg?1），Pyr 在紅壤和黑土中對跳蟲的EC50分別是35 mg·kg?1（25～44 mg·kg?1）和94 mg·kg?1（75～113 mg·kg?1），BaP 在紅壤和黑土中對跳蟲的EC50分別是372 mg·kg?1（342～402 mg·kg?1）和931mg·kg?1（751～1 113 mg·kg?1）。

表4 基于實測值推導的PAHs對白符跳生存的LC50和白符跳繁殖的EC50值Table 4 The LC50 values for the survival and EC50 values for the reproduction of Folsomia candida based on measured PAHs

2.4 食物中3種不同環(huán)數(shù)PAHs對跳蟲的慢性毒性

如圖4 所示，不同濃度Phe、Pyr、BaP 處理下跳蟲成蟲均無明顯死亡，成蟲存活率均在80%以上。幼蟲的繁殖量隨食物中Phe 和Pyr 濃度的升高而減少，具有明顯的劑量?效應關系。在150 mg·kg?1濃度下，Phe 和Pyr 對繁殖的抑制率分別為41%、69%；在200 mg·kg?1濃度下，Phe 和Pyr 對繁殖的抑制率分別為48%和73%。然而，不同質(zhì)量分數(shù)的BaP 對存活率和繁殖率沒有影響（圖4a）。在實驗中發(fā)現(xiàn)被PAHs 污染的食物會使成蟲的體長變短，幼蟲停止發(fā)育，并且隨著食物中PAHs 濃度的升高而更加明顯。經(jīng)計算，食物中Phe 和Pyr 對跳蟲繁殖的EC50分別為278 mg·kg?1（186～336 mg·kg?1）和363 mg·kg?1（298～427 mg·kg?1），由于BaP 在食物暴露實驗中不存在劑量效應關系，因此無法計算其EC50或LC50值。

3 討論

PAHs由于其在環(huán)境中引起的健康問題而被廣泛關注。人們普遍認為隨著PAHs 環(huán)數(shù)的增高其毒性增大[26?27]，但是現(xiàn)有研究表明PAHs 的生態(tài)毒性與其環(huán)數(shù)并非正相關關系。本研究從不同暴露方式、暴露時間表征了3 種不同環(huán)數(shù)PAHs 的毒性效應以及差異。結果表明，Phe、Pyr、BaP 在不同暴露實驗中均表現(xiàn)出Phe 和Pyr 的毒性遠大于BaP 的毒性。與Phe 和Pyr 的毒性閾值不同，BaP 的生存或繁殖的毒性閾值在大多數(shù)情況下無法計算，這與之前PAHs 對跳蟲毒性的研 究一致[28]。SVERDRUP 等[6]研究了PAHs 對跳蟲的生態(tài)毒性，計算出Phe、Pyr 和BaP 3 種PAHs 的EC10分別是23、10 mg·kg?1和840 mg·kg?1，Phe 和Pyr的急性毒性遠大于BaP，與本研究的結果一致。有關PAHs對跳蟲的研究十分有限，但從有限的PAHs對生態(tài)受體毒性的研究中發(fā)現(xiàn)，PAHs的毒性和其水溶性、土壤有機質(zhì)含量有關[6]。跳蟲類昆蟲主要與土壤的孔隙水接觸而產(chǎn)生毒性效應，土壤中的PAHs 類疏水性有機污染物很容易與土壤有機質(zhì)結合從而降低其在孔隙水中的濃度，從而減少對跳蟲類無脊椎動物的傷害[24]。HENNER 等[29]在外源添加31～155 mg·kg?1的PAHs的土壤中培養(yǎng)盧珊豆，結果表明苯并[a]蒽、苯并[a，h]蒽、苯并芘對盧珊豆種子的萌發(fā)沒有抑制作用。大量研究表明，辛醇?水的分配系數(shù)是影響PAHs 生物有效性的關鍵因素之一[30]。由于低環(huán)數(shù)萘（Nap）的親水性遠高于BaP，所以Nap 更容易進入土壤孔隙水中，從而也更易被蚯蚓和盧珊豆以被動擴散的方式吸收。相反脂溶性較高的苯并芘則更容易被土壤顆粒吸附并且結合在土壤的黏粒組分中[31]，從而表現(xiàn)出對蚯蚓和盧珊豆較低的生物有效性。

跳蟲的死亡和繁殖僅對濃度相當高的PAHs 產(chǎn)生響應。在本研究中發(fā)現(xiàn)在低濃度時，跳蟲的成蟲和幼蟲的體長相對變短，并且隨著PAHs 濃度的升高而越發(fā)明顯。有文獻報道[28]在BaP 高濃度脅迫下，跳蟲的生長和繁殖均無明顯變化，但是成蟲和幼蟲的體長變化明顯，并且幼蟲體長敏感性高于成蟲，受到抑制程度更高，500 mg·kg?1BaP處理的幼蟲體長較對照組顯著降低4%。這可能是因為幼體的比表面積比成體大，更容易暴露在污染物中。長時間暴露在環(huán)境中的幼蟲，從孵化到成長的過程中體內(nèi)積累了PAHs，因此比成蟲更容易受到污染[32]。

不同理化性質(zhì)土壤中PAHs的環(huán)境行為不同，因此在不同土壤中毒性差異明顯。在本研究中，當土壤中PAHs 含量相同時，紅壤總是表現(xiàn)出對跳蟲最強的毒性。從可提取PAHs 的量可以看出，紅壤中可提取PAHs 的量高于黑土，這是由于黑土中有較高的有機質(zhì)，使其更容易吸附土壤中的PAHs，然而土壤中吸附的PAHs中只有一小部分是生物有效的，大部分由于與土壤有機質(zhì)的強烈相互作用或擴散到納米級孔隙中而被封閉，從而無法被利用和降解[33]，并且疏水性越強的PAHs 越容易被隔離[31]。在本研究的3 種PAHs（Phe、Pyr和BaP）中，BaP的疏水性最強，這可能是其在土壤中的毒性低于其他兩種PAHs的原因之一。土壤pH值通常被認為是影響土壤有機污染物在土壤中的微生物活性的另一個重要因素，可能影響PAHs的毒性[34]。由于紅壤中pH偏低，不適合大部分真菌生存，因此PAHs的分解速率較慢，表現(xiàn)出較高的毒性。另外，pH還會影響PAHs在土壤中的化學行為，PAHs主要與土壤中有機質(zhì)組分（腐殖質(zhì)）結合，腐殖質(zhì)膠體一般帶負電，低pH有助于疏水性有機污染物吸附在腐植酸等復合體上，降低PAHs在水溶液中的分配比，從而減少對跳蟲類無脊椎動物的影響[35]；但另一方面，低pH對跳蟲的生長具有較強的抑制作用[36]。由于本研究中紅壤的pH 較低（4.4），已經(jīng)處于白符跳適宜生長范圍的邊緣，因此土壤有機質(zhì)和pH共同主導了PAHs在土壤中的毒性。

4 結論

（1）3 種PAHs 對土壤跳蟲的生態(tài)毒性大小為Pyr（四環(huán)）＞Phe（三環(huán)）＞BaP（五環(huán)）。

（2）土壤理化性質(zhì)對PAHs 的毒性具有顯著影響，因此在進行PAHs 毒性閾值確定時需考慮土壤理化性質(zhì)的影響。

（3）由于BaP 的生態(tài)毒性較小，在后續(xù)研究對跳蟲的影響時，需選取更加敏感的指標（如成蟲及幼蟲體長）來評價其在土壤中的生態(tài)毒性。