多氯联苯对我国土壤微生物的生态毒理效应

程金金，宋静,*，吕明超，王兴祥

1. 中国科学院南京土壤研究所 土壤环境与污染修复重点实验室，南京 210008 2. 中国科学院大学，北京 100049

多氯联苯对我国土壤微生物的生态毒理效应

程金金1,2，宋静1,2,*，吕明超1,2，王兴祥1,2

1. 中国科学院南京土壤研究所 土壤环境与污染修复重点实验室，南京 210008 2. 中国科学院大学，北京 100049

作为持久性有机污染物(POPs)，多氯联苯(PCBs)一旦进入土壤将长期存留并对土栖生物产生潜在危害。土壤微生物是土壤生态系统重要组成部分，研究外源PCBs对土壤微生物的生态毒理效应，筛选出指示PCBs污染的敏感指标并获取可靠的生态毒理数据十分重要。研究以江西红壤和天津潮土为供试土壤，在室内25 ℃连续培养28 d的条件下进行了生态毒理实验，选择了微生物量碳、呼吸强度、代谢熵、硝化作用、脱氢酶活性、脲酶活性和微生物群落功能多样性为微生物指标。结果显示：1) 在28 d培养时间内，多氯联苯(PCBs)的毒性作用随培养时间的延长而增强，且在红壤中的毒性作用强于在潮土中，表明PCBs对土壤微生物的毒性作用存在时间效应并受土壤性质的影响。2) 各微生物指标的敏感性不同，微生物量碳、脲酶活性和微生物功能多样性对PCBs污染反应不够敏感，而土壤呼吸强度、代谢熵、硝化作用和脱氢酶活性对PCBs污染反应敏感。3) 14 d时，红壤中PCBs对脱氢酶活性、呼吸强度和代谢熵的EC10值分别为1.20、3.18和1.09 mg·kg-1，而在潮土中分别为6.31、4.73和> 50 mg·kg-1；28 d时，红壤中PCBs对硝化作用、脱氢酶活性、呼吸强度和代谢熵的EC10值分别为2.32、0.77、0.51和0.71 mg·kg-1，而在潮土中分别为5.91、1.65、3.00和> 50 mg·kg-1。综合考虑经济和实际需要等因素，建议将呼吸强度、硝化作用和脱氢酶活性作为PCBs污染土壤生态毒理评价中的首选敏感指标，并建议培养时间设置为28 d。

多氯联苯(PCBs)；红壤；潮土；土壤微生物；生态毒理

多氯联苯(PCBs)是首批被《斯德哥尔摩公约》列入全球控制的12种持久性有机污染物(POPs)之一，具有潜在的毒性及致癌性。它的来源主要包括：废旧变压器中绝缘液的渗漏和挥发、焚烧含PCBs的物质、增塑剂中PCBs的挥发、汽车尾气排放和纸张漂白等[1]。土壤被认为是PCBs最大的储存库，一旦进入土壤，PCBs即被土壤有机质牢固吸附，长期地存留于土壤环境中，对土壤生态构成严重威胁。因此，非常有必要建立基于生态毒理学的土壤筛选值用于土壤PCBs污染的评价和筛查。然而，缺乏基于本国土壤的生态毒理数据已经成为我国建立PCBs土壤生态筛选值的瓶颈问题。

土壤微生物是土壤生态系统的重要组分之一，不仅在推动土壤养分的循环转化和土壤有机质的矿化分解等方面起到重要作用，还能较敏感地反映出土壤环境的细微变化[2]，可以作为指示土壤污染的敏感受体[3]。因此，以土壤微生物为生态受体的PCBs生态毒理数据是PCBs生态毒理数据库重要的组成部分。在土壤微生物生态毒理实验中常用的微生物指标主要包括4类：微生物量、微生物生理生化过程、酶活性和微生物多样性[4]。PCBs对其中一些指标的影响已有报道，例如，土壤微生物量[5-7]、呼吸强度[5-7]、代谢熵[5]、酶活性[7]和微生物群落结构多样性[8]。然而，在同一供试土壤和实验条件下PCBs对4类微生物指标的综合研究及敏感性比较鲜有报道。此外，由于PCBs单体的选择、浓度梯度和培养时间的设定等实验细节以及毒理数据的给出形式等问题，导致了已有的研究结果很难直接应用于PCBs土壤生态筛选值的推导中。

很多国家(如美国、澳大利亚、加拿大等)，PCBs的土壤筛选值或土壤质量标准是以PCBs总量的形式给出的。理论上，PCBs包含209种同分异构体，结构上的差异直接导致其毒性的不同，其中12种具有共平面结构的PCBs毒性最强[9]。对209种PCBs单体都进行生态毒理实验显然是不现实的。但是，土壤PCBs污染具有一定的分布特征[10]，可以从中筛选出具有指示作用的PCBs单体组合进行生态毒理实验，这样获得的生态毒理数据可以近似表示土壤总PCBs的生态毒性效应，具有很强的可操作性和适用性。在实验设置方面，国际标准化组织(International Organization for Standardization, ISO)、经济合作与发展组织(Organization for Economic Cooperation and Development, OECD)以及我国国家标准化主管机构已经颁布了一些标准化的微生物测试方法(表1)[11-19]。这些标准方法对污染物浓度梯度和培养时间的设定等实验细节进行了详细规定，参照这些标准方法进行实验将增强数据的可靠性和可比性。此外，在毒理数据的给出形式方面，由于数据缺乏，欧盟、加拿大等国家和地区目前使用污染物的无可见效应浓度(no observed effect concentration, NOEC)制定土壤生态筛选值。NOEC的定义是第一个与对照之间有显著性差异的处理之前的处理浓度。它是根据统计学的方法，检验处理与空白对照之间是否存在统计上的显著性差异而得到。因此，NOEC很大程度上依赖于实验的精度以及污染物浓度梯度的设置，若实验精度不够高或污染物浓度梯度较大都将导致NOEC值偏高。此外，NOEC值也不能体现剂量-效应关系。目前，已有多位学者对NOEC值的有效性提出了质疑[20-21]。而10%效应浓度(EC10)是基于剂量效应关系曲线求解得到，可以较准确地反映污染物与测试指标间的剂量效应关系，美国国家环保局(U.S. Environmental Protection Agency, USEPA)和橡树岭国家实验室(Oak Ridge National Laboratory, ORNL)等国家机构和组织在制定土壤生态筛选值时已经选用了EC10值。因此，采用标准化的实验方法对指示性PCBs进行毒理学实验并获得EC10值，将为PCBs的土壤生态筛选值的推导提供出更可靠和适用的基础数据。

表1 土壤微生物生态毒理测试标准方法汇总Table 1 Summary of standardized soil microbial ecotoxicological tests

红壤和潮土分别是我国南方和北方典型的农田土壤，潮土有机质含量高且多为碱性，而红壤有机质含量低且多为酸性。由于2种土壤的基本理化性质差异较大，微生物区系组成不同，相同剂量的PCBs进入这2种土壤，可能会产生不同的生态毒理效应，从而影响PCBs的毒性阈值。本文以微生物量碳、呼吸强度、代谢熵、硝化作用、脱氢酶活性、脲酶活性和微生物群落功能多样性为微生物学指标，采用等质量的7种指示性PCBs单体(PCB28、PCB52、PCB101、PCB118、PCB138、PCB153、PCB180)组成PCBs混合物，对比研究室内培养14 d和28 d时外源PCBs对红壤和潮土微生物的生态毒理效应，旨在探讨土壤PCBs生态毒理效应的影响因素，比较不同微生物指标的敏感性差异并筛选出指示PCBs污染的敏感指标，为建立我国标准化的PCBs土壤微生物生态毒理实验方法提供依据。此外，应用数学模型对剂量-效应关系进行拟合，求解出生态毒理参数EC10，为这2类土壤中PCBs生态筛选值的制定提供可靠的毒理数据。

1 材料与方法(Materials and methods)

1.1 供试土壤

供试的2种土壤分别为采自中国科学院鹰潭红壤生态实验站的红壤(N：28°12'，E：116°55')和天津市宁河县百利农业示范基地的潮土(N：39°23'，E：117°51')，土样未受PCBs污染，理化性质见表2。土样采自表层0～20 cm，过2 mm筛并去除植物根系后，放置于4 ℃冷库中保存备用。在实验前7 d，将含水量调节至田间最大持水量的50%，置于25 ℃的人工气候箱中预培养，以恢复土壤微生物的活性。

1.2 实验处理

实验所用PCBs为等质量的7种指示性单体组成的混合物。这7种单体分别为：PCB28、PCB52、PCB101、PCB118、PCB138、PCB153、PCB180 (>99%，美国Accustandard公司)。实验设7个浓度处理，分别为0、0.25、0.5、1、5、10、50 mg·kg-1，每个处理设4次重复。PCBs以丙酮溶液的形式按预设浓度先加入10%(质量分数)的土样中，混匀并置于通风橱中待丙酮挥发完全后，将其与其余90%(质量分数)的土样充分搅拌混匀，调节含水量至田间最大持水量的50%，置于玻璃烧杯中，盖上具有透气作用的封口膜以保持好氧条件，于25 ℃人工气候箱中恒温培养。每隔3 d用称重法补充损失的水分。

1.3 测试指标

代谢熵由呼吸强度与微生物量碳的比值求得，其余指标均通过实验直接求得。在各指标测定方法的选择上，若ISO或OECD已有标准化的测试方法，则优先采用。若目前尚无标准方法，则采用文献方法。通过比较，本研究中各微生物指标采用的测定方法如下：土壤微生物量碳采用ISO 14240: 1997中规定的熏蒸法[14]；土壤呼吸强度根据ISO 16072: 2002进行测定[16]；土壤硝化作用采用ISO 14238: 1997的方法[13]；土壤脱氢酶活性采用ISO 23753: 2005中的2,3,5-三苯基四氮唑氯化物(2,3,5-triphenyltetrazolium chloride, TTC)比色法测定[17]；脲酶活性用苯酚钠比色法测定[22]；微生物群落功能多样性采用碳素利用法(Biolog)测定，所用Biolog微平板为含31种碳源的Biolog Eco板[23]。

1.4 测试时间

土壤微生物量碳、呼吸强度、脱氢酶活性和脲酶活性分别在PCBs处理后的第14和28天进行测试。硝化作用的测定根据ISO 14238: 1997的规定在PCBs和(NH4)2SO4处理后的第28天进行。Biolog测试在PCBs处理后的第28天进行。

1.5 数据处理

实验数据首先采用数据处理软件DPS9.50进行异常值剔除，再采用SPSS17.0进行差异显著性分析。EC10值通过利用Origin 8.0自带的Dose-Response方程对PCBs与微生物指标间的剂量-效应关系进行拟合后求得，方程的表达式为：y=A1+(A2-A1)/[1+10(Logx(-x)p]。

2 结果(Results)

2.1 PCBs对土壤微生物量碳的影响

由图1可知，在2种土壤中，不同浓度的PCBs处理下土壤微生物量碳含量与对照相比均无显著性差异。可以认为，在培养期间内PCBs对土壤微生物量碳的影响不明显。因此，微生物量碳不宜作为PCBs短期污染土壤的生态毒理评价指标。

2.2 PCBs对土壤呼吸强度及代谢熵的影响

由图2可知，外源PCBs对土壤呼吸强度具有促进作用，2种土壤的呼吸强度均随PCBs浓度的增加而增强。在红壤中，14 d时，5、10和50 mg·kg-1PCBs处理下呼吸强度与对照之间具有显著性差异，28 d时，1、5、10和50 mg·kg-1PCBs处理下呼吸强度显著增强。潮土中，14 d时，仅0.25 mg·kg-1PCBs处理组与对照之间差异不显著，28 d时，5、10和50 mg·kg-1PCBs处理组的呼吸强度与对照之间差异显著。红壤和潮土14 d时呼吸强度的最大增长率分别为32%和14%，28 d时分别为50%和19%。

通过计算呼吸强度与微生物量碳的比值可以得到土壤的代谢熵，结果如图3。PCBs对土壤代谢熵也有一定的促进作用。在红壤中，14 d时，仅50 mg·kg-1PCBs处理组与对照之间差异显著，28 d时，5、10和50 mg·kg-1PCBs处理组与对照之间差异显著。潮土中的情况与红壤中的相反，14 d时，5、10和50 mg·kg-1PCBs处理组与对照之间差异显著，而28 d时仅50 mg·kg-1PCBs处理组与对照之间差异显著。红壤和潮土14 d时代谢熵的最大增加率分别为39%和1%，28 d时分别为39%和9%。

表2 供试土壤基本理化性质Table 2 Physical and chemical properties of the studied soils

注：pH值测定时土液比为1: 2.5 Note: The ratio of water to soil is 1: 2.5.

图1 多氯联苯(PCBs)对土壤微生物量碳的影响注：* 与对照相比，p<0.05，下同。Fig. 1 Effects of polychlorinated biphenyls (PCBs) on soil microbial biomass carbonNote: * p<0.05, compared with the control, the same below.

图2 多氯联苯(PCBs)对土壤呼吸强度的影响Fig. 2 Effects of PCBs on soil respiration

图3 多氯联苯(PCBs)对土壤代谢熵的影响Fig. 3 Effects of PCBs on soil metabolic quotient

2.3 PCBs对土壤硝化作用的影响

从图4可以看出，在红壤中，当PCBs浓度≥ 1 mg·kg-1时，硝化作用受到显著抑制，抑制率分别为26%、23%、23%和36%。而在潮土中，所有PCBs处理组的硝化作用均受到抑制，且与对照之间差异显著，各处理硝化作用抑制率分别为16%、15%、11%、13%、18%和23%。

2.4 PCBs对土壤酶活性的影响

2.4.1 脲酶

从图5可以看出，2种土壤中各PCBs处理下的脲酶活性与对照之间均无显著性差异，这说明外源PCBs对脲酶活性影响不大，在14 d和28 d时脲酶活性不宜作为指示土壤PCBs污染的生态毒理指标。

2.4.2 脱氢酶

由图6可以看出，外源PCBs对红壤和潮土的脱氢酶活性产生了截然不同的2种效应。在红壤中，PCBs对脱氢酶活性产生了抑制作用。14 d时，当PCBs浓度≥ 5 mg·kg-1时，脱氢酶活性随PCBs浓度的增加而显著降低，降低幅度最大达到30%；28 d时，当PCBs浓度≥ 1 mg·kg-1时，脱氢酶活性随PCBs浓度增加而显著降低，最大降低幅度率约为35%。潮土中，10和50 mg·kg-1PCBs处理的土壤脱氢酶活性与对照相比显著增强；14 d和28 d脱氢酶的最大增加率分别为27%和35%。

2.5 PCBs对土壤微生物功能多样性的影响

从表3可知，红壤中PCBs处理对Shannon指数和Simpson指数影响不显著，对McIntosh指数有显著影响，各PCBs处理下McIntosh指数与对照相比均显著增加，但未表现出明显的剂量效应关系。在潮土中，仅50 mg·kg-1PCBs处理组的Shannon指数和Simpson指数与对照相比显著增加，其余处理组的Shannon指数、Simpson指数和McIntosh指数与对照之间均无显著性差异。以上结果说明PCBs处理对土壤微生物功能多样性有一定的促进作用，但剂量-效应关系不明显，因而功能多样性不宜作为PCBs污染土壤的生态毒理指标。

图4 多氯联苯(PCBs)对土壤硝化作用的影响Fig. 4 Effects of PCBs on soil nitrification

图5 多氯联苯(PCBs)对土壤脲酶活性的影响Fig. 5 Effects of PCBs on soil urease activity

图6 多氯联苯(PCBs)对土壤脱氢酶活性的影响Fig. 6 Effects of PCBs on soil dehydrogenase activity

表3 多氯联苯(PCBs)对土壤微生物多样性的影响Table 3 Effects of PCBs on soil microbial diversity

注：* 与对照相比，p<0.05。 Note: * p<0.05, compared with the control.

2.6 多氯联苯(PCBs)与土壤微生物指标间的剂量-效应关系

利用Dose-Response方程对具有明显剂量-效应关系的微生物指标进行拟合，求解出EC10值，结果如表4所示。根据EC10值的大小对各指标的敏感性进行排序，红壤中各指标的敏感性顺序为：代谢熵>脱氢酶活性>呼吸强度(14 d)，呼吸强度>代谢熵>脱氢酶活性>硝化作用(28 d)。潮土中的顺序为：呼吸强度>脱氢酶活性>代谢熵(14 d)，脱氢酶活性>呼吸强度>硝化作用>代谢熵(28 d)。同时，EC10值还可以表示PCBs对土壤微生物各指标毒性的大小，即EC10值越小则毒性越大。在2种土壤中，28 d时PCBs对脱氢酶活性、呼吸强度和代谢熵的EC10值均小于相应的14 d时的EC10值，说明28 d时PCBs对土壤微生物的毒性作用大于14 d。此外，红壤的EC10值均小于潮土，这说明了PCBs在红壤中的毒性作用更强。

表4 PCBs对土壤微生物指标的EC10值Table 4 EC10 values of PCBs for the soil microbial indicators

注：括号内数字表示拟合方程的R2值，EC10单位为mg·kg-1。

Note: number in brackets denote the R2of the linear regression equation, EC10value is expressed in mg·kg-1.

3 讨论(Discussion)

3.1 不同微生物指标对PCBs的敏感性差异及敏感指标筛选

在红壤和潮土中，微生物量碳、脲酶活性和微生物功能多样性对外源PCBs反应不够敏感，且与外源PCBs浓度之间无明显的剂量-效应关系。对于土壤微生物量碳，高军等[24]在PCBs自然污染的农田土壤中发现微生物量碳随污染程度的加剧呈下降趋势。Anan’eva等[5]研究了PCBs对灰色森林土壤0～20 cm层中土壤微生物量碳的影响，发现在第14天和29天时，2 mg·kg-1PCBs处理的微生物量碳与对照相比显著降低，但20 mg·kg-1PCBs处理与对照间却无显著差异。而本研究发现外源PCBs对土壤微生物量碳无显著影响，这与前人的研究结果有差异，可能与土壤类型、土壤性质、PCBs单体组成、污染时间以及微生物区系等因素原因有关。

对于脲酶，有假设认为其作为胞外酶可以与土壤粘粒和腐殖质胶体结合而形成粘粒-酶或腐殖质-酶的复合体，从而酶的活性可以得到有效的保护[25-27]。这或许是本研究中脲酶活性对PCBs污染不敏感的一个可能原因。

对于微生物多样性，理论上，若土壤中敏感的微生物物种被生理生化强度(例如，呼吸强度和硝化作用)相当的抗性物种取代后，土壤的生理生化强度指标并未改变，而生物多样性却会发生改变。因此，土壤微生物多样性理论上要比微生物生理生化强度更为敏感[28]。本研究采用了被广泛应用的Biolog方法指示土壤微生物功能多样性，结果表明土壤微生物多样性对PCBs污染反应并不敏感。这可能是由于Biolog方法存在一定的缺陷，即难以精确测定微生物多样性，并且可能低估微生物的种间差异[29]。目前，测定微生物多样性的方法和技术还不是很成熟，有各自的优缺点及适用性，单一的测定方法可能无法全面准确地测定土壤微生物多样性状况[30]。未来可尝试其他微生物多样性的测定方法，如磷脂脂肪酸(phospholipid fatty acid, PLFA)法[30]、变性梯度凝胶电泳法(PCR-DGGE)[30]等进行研究。

相比之下，土壤呼吸强度、代谢熵、硝化作用和脱氢酶活性对PCBs污染反应较为敏感，并且与PCBs之间具有明显的剂量-效应关系。呼吸强度是指土壤微生物活动中释放CO2的速率，可以用来衡量土壤微生物的总活性，也可代表土壤代谢的旺盛程度[31]。当污染物进入土壤，会对土壤微生物群落造成扰动，敏感物种将被抗性物种替代[4]，这样原有的代谢强度也将会被新的代谢强度替代。因此，理论上，呼吸强度可以作为指示土壤PCBs污染的敏感指标。孙红斌等[7]和Anan’eva等[5]已经发现土壤呼吸强度对PCBs污染反应敏感。此外，经典的密闭碱液吸收法和气相色谱法可以较为精确地测定CO2浓度，因此将土壤呼吸强度作为PCBs污染土壤的生态毒理指标从理论和实践上都是可行的。

对于代谢熵，有研究认为代谢熵增强是微生物群落应对不良外界环境的表现[32]。例如，吴宇澄等[33]和Anan’eva等[5]均在研究中发现了PCBs对代谢熵有显著促进作用。代谢熵是通过计算呼吸强度与微生物量碳的比值而得出，本研究中微生物量碳对PCBs反应不敏感，而呼吸强度的敏感性仅在红壤14 d时低于代谢熵(表4)，若以呼吸强度代替代谢熵作为敏感指标不仅可以保持对外源PCBs较强的敏感性，还可以省去微生物量碳的测定。因此，从经济实用的角度考虑，在PCBs污染土壤生态毒理实验中可以不考虑将代谢熵作为首选敏感指标。

硝化作用因其对土壤重金属污染的敏感性以及在氮循环中的重要作用，在指示土壤污染对微生物活性影响时具有广泛的应用[34]。目前，有机污染物对硝化作用的影响已有一些报道。Dušek等[35]的研究结果表明，长期污染土壤中PCBs对硝化作用有显著抑制作用。Maliszewska-Kordybach等[36]发现土壤菲污染与硝化作用之间有良好的剂量效应关系。此外，ISO制定的检测土壤硝化作用的方法操作简单，结果稳定，再综合本研究的结果，可以认为硝化作用在指示土壤PCBs污染方面是一个非常有潜力的指标。

脱氢酶是一种细胞内酶，其活性往往与活体细胞的活性有关。它一方面反映了土壤微生物的生存状况，另一方面也反映了土壤生理-化学状况，因此常被用来指示土壤污染[37]。姚超英[38]和逄焕成等[39]的研究结果表明，土壤脱氢酶活性对DDT(双对氯苯基三氯乙烷)和PCBs等有机污染物的毒性效应有很好的指示作用。本文中PCBs与红壤和潮土脱氢酶活性之间均有良好的剂量-效应关系，并且脱氢酶活性的测定已有标准方法，操作简单，无需昂贵、复杂的设备，因此土壤脱氢酶在指示土壤PCBs污染方面是一个比较好的指标。

综上所述，建议在以后的PCBs污染土壤的生态毒理研究中优先选取呼吸强度、硝化作用和脱氢酶活性作为敏感指标。

3.2 影响多氯联苯(PCBs)对土壤微生物毒理效应的因素

首先，PCBs同族体的数目繁多，结构类似，但是结构上微小的差别却能造成它们环境行为的巨大差异，联苯分子上氯代程度和位置的不同，PCBs同族体的物理、化学、生物和毒理学的性质也可能会不同[40]。因此，衡量土壤PCBs污染的生态风险，最首要的是选取合适的PCBs混合物进行生态毒理实验。目前PCBs污染土壤生态毒理研究中使用最多的有2种：工业PCBs标准品Aroclor系列和单体PCBs混合物。Aroclor系列组分复杂，仅给出PCBs含氯的百分比，并且不同流水线的产品其单体组成及空间结构可能不相同。因此，进行PCBs污染土壤的生态毒理实验时，Aroclor系列标准品不是最理想的选择。本文选择的7种PCBs单体在我国长江三角洲、珠江三角洲等PCBs污染地区的农田土壤中都有很高的含量[41-42]。因此，以这7种单体为指示性PCBs进行生态毒理学研究具有重要现实意义。

其次，土壤性质是影响PCBs对土壤微生物毒性效应的重要因素。其中，土壤有机质可以通过吸附作用使有机污染物的生物有效性降低从而降低其生态毒性[43]。本研究中，潮土有机质含量远高于红壤，这可能是导致潮土中PCBs的毒性作用低于红壤的一个重要的原因。有研究表明，在微生物数量多、种类丰富的土壤中，土壤生态系统的抗逆性更强[44-45]。潮土中微生物量碳、生理生化强度、酶活性和微生物多样性都明显高于红壤，表明潮土微生物数量更大、种类更多、活性更强，这可能是潮土中PCBs的毒性作用低于红壤的又一个重要原因。值得注意的是，脱氢酶活性在红壤中受到抑制，而在潮土中受到促进，这也可能是受到土壤性质的影响，因为每种土壤都有其特定的微生物群落因而对污染物也可能具有不同的反应模式[4]。

此外，培养时间是影响PCBs对土壤微生物毒性效应的又一重要因素。在红壤和潮土中，28 d时PCBs对土壤微生物的毒性作用均大于14 d。这表明在28 d的培养期内，PCBs对土壤微生物的生态毒性随时间延长而增强。PCBs在土壤中自然降解非常困难，PCBs生物降解最开始也是最重要的一步就是还原脱氯，但当PCBs达到一定浓度时，脱氯反应才可持续进行[46]。并且在一些土壤中，培养24周也未发现有脱氯反应发生[47]。因此，可以认为在本研究设定的浓度范围和培养时间内，PCBs未被微生物降解，其毒性作用仍然保持，随时间的延长毒性作用增强。有研究表明培养时间过长，土壤微生物会因产生抗性而降低敏感性，在微生物生态毒理研究中不宜采取长期培养[4]。然而，培养时间过短，污染物对土壤微生物的毒性效应就不能全面体现。ISO 14238、OECD 216、OECD 217等标准中将污染物的培养时间设为28 d，从本研究的结果来看，这个培养时间的设置是合理的。因此，建议以后的PCBs污染土壤的生态毒理研究中采用28 d为培养时间。

综上所述，PCBs对土壤微生物的毒性作用存在时间效应并受土壤性质的影响，建议将培养时间设置为28 d。微生物量碳，脲酶活性和微生物功能多样性不宜作为PCBs短期污染土壤的生态毒理指标。土壤呼吸强度、代谢熵、硝化作用和脱氢酶活性对PCBs污染反应较为敏感，从经济实用的角度，建议将呼吸强度、硝化作用和脱氢酶活性作为PCBs污染土壤生态毒理研究中的首选敏感指标。

致谢：宋静(1974 —)，男，博士，副研究员，主要研究方向为污染土壤的风险评估和环境基准。

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EcotoxicityofPolychlorinatedBiphenyls(PCBs)toMicroorganismsinChineseUdic-ferrosolsandAquic-cambosols

Cheng Jinjin1,2, Song Jing1,2,*, Lv Mingchao1,2, Wang Xingxiang1,2

1. Key Laboratory of Soil Environment and Pollution Remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China

17 September 2013accepted18 November 2013

Polychlorinated biphenyls (PCBs), as persistent organic pollutants (POPs), will persist in the soil and exert potential harm to the soil biota once they enter the soil environment. Soil microorganisms are important constituents of soil ecosystem. Therefore, it is necessary to investigate the ecotoxicological effects of PCBs on different indicators of soil microorganisms, screen sensitive microbial indicators and accumulate reliable experimental data. In the present study, a microbial ecotoxicity test was conducted on an udic-ferrosols from Jiangxi and an aquic-cambosols from Tianjin at 25 ℃ for 28 days. And soil microbial biomass carbon, respiration, metabolic quotient, nitrification, dehydrogenase activity, urease activity and microbial functional diversity were chosen as microbial indicators. The results showed that the ecotoxic effect of PCBs on soil microbial indicators at day 28 was greater than that at day 14 in both soils. The microbial activity was less inhibited in the aquic-cambosols than that in the udic-ferrosols, which indicated that the ecotoxic effect of PCBs was influenced by incubation time and soil properties. The microbial indicators were different in their sensitivities to PCBs. It was found that soil microbial biomass carbon, urease activity and microbial functional diversity were not sensitive to PCBs pollution, while soil respiration, metabolic quotient, nitrification and dehydrogenase activity were sensitive to PCBs pollution. At day 14, the EC10values of PCBs for dehydrogenase activity, respiration and metabolic quotient were 1.20, 3.18 and 1.09 mg·kg-1in udic-ferrosols and were 6.31, 4.73 and > 50 mg·kg-1in aquic-cambosols. At day 28, the EC10values of PCBs for nitrification, dehydrogenase activity, respiration and metabolic quotient were 2.32, 0.77, 0.51 and 0.71 mg·kg-1in udic-ferrosols and were 5.91, 1.65, 3.00 and > 50 mg·kg-1in aquic-cambosols. For economic and practical reasons, soil respiration, nitrification and dehydrogenase activity and 28-day incubation time were recommended for future microbial ecotoxicity test of PCBs pollution.

polychlorinated biphenyls (PCBs); udic-ferrosols; aquic-cambosols; soil microorganism; ecotoxicity

环保公益性行业科研专项经费项目(201009032)；国家高新技术研究发展计划(863计划)项目(2009AA063104)

程金金(1987-)，女，博士，研究方向为污染物的环境生态效应，E-mail: jjcheng@issas.ac.cn；

*通讯作者(Corresponding author)，E-mail: jingsong@issas.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20130917002

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2013-09-17录用日期2013-11-18

1673-5897(2014)2-273-11

X171.5

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