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油田区土壤污染是我国目前亟需解决的重大生态环境问题之一[1 − 2]. 对石油污染进行准确定量的风险评估是治理和管控土壤污染的重要依据，只有基于真实的毒性效应确定石油污染治理方案，才能以优化模式进行污染场地的修复工作[3 − 4]. 目前文献报道的石油污染场地生态毒性风险评估工作，多是以总石油烃（total petroleum hydrocarbon, TPH）作为风险评价因子，以小麦、玉米、黑麦草、豆类等植物作为生态受体，基于毒理学实验构建评价指标体系[5 − 7]，或者根据赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）以及跳虫（Folsomia candida）在土壤中的存活和环境行为确定TPH的毒性风险阈值[8 − 11]. 总体上，TPH对土壤动物或指示植物的综合表观毒性阈值约为
11000 —16000 mg·kg−1[5].石油是由烷烃、芳香烃以及少量非烃物质组成的复杂混合物，各组分烃在TPH中的当量含量和致毒特性存在明显差异[12 − 14]. 石油中烃类物质主要为烷烃和环烷烃，芳香烃（包含单环芳烃和多环芳烃）所占比例很小（5%—10%）[15]. 李桂香和曹云者等[16 − 17]研究发现，烷烃碳链长度对其理化性质和毒性有较大影响，短链烷烃的毒性一般大于长链. 在碳原子数相同的情况下，芳香烃的毒性远大于脂肪烃. Cipullo等[18]研究认为高分子多环芳烃因其生物有效性差，毒性也随之降低，不会造成任何生态风险. 然而，这些研究仅考虑了污染物化学结构与毒性的关系，未考虑其作为石油组分在TPH中的“剂量-毒性”之间的效应关系，现有文献中缺乏对不同组分烃在总石油烃中的当量毒性效应和毒性风险差异的研究.
本文分别以正癸烷（C10H22）、正十六烷（C16H34）和正二十六烷（C26H54）作为TPH中短链烷烃（C7—C11，short-chain alkane，SCA）、中链烷烃（C12—C24，medium-chain alkane，MCA）和长链烷烃（C25—C40，long-chain alkane，LCA）组分的模式化合物，以菲（Phe）、芘（Pyr）分别作为低分子量多环芳烃（low molecular weight-polycyclic aromatic hydrocarbons，LMW-PAHs）和高分子量多环芳烃（high molecular weight-polycyclic aromatic hydrocarbons，HMW-PAHs）组分的模式化合物，以蚯蚓、玉米、土壤微生物作为生态受体，探究了
50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1 TPH中的当量烷烃和多环芳烃组分的毒性效应，以期探明石油污染场地生态毒性最强的组分烃，进而为准确预测石油污染场地的生态毒性风险并制定精确修复方法提供科学依据. -
供试蚯蚓为赤子爱胜蚓（Eisenia fetida），购自西安市某蚯蚓养殖场. 挑选大小均匀、环带明显、活动能力强的蚯蚓，避光清肠 24 h，选取体质量300—400 mg且健康有活力的蚯蚓作为实验用蚓[19 − 20]. 供试玉米种子购自河南秋乐种业科技股份有限公司，产品为郑单958号，发芽率>99%.
菲、芘、正癸烷、正十六烷和正二十六烷（纯度≥97%）购自上海泰坦科技股份有限公司；SYBR Green I（
10000 ×）和碘化丙啶染料（PI）（纯度≥95%）购自赛默飞世尔科技有限公司.供试土壤采自陕西省榆林市定边县未受污染的农田土壤；所用石油取自长庆油田采油六厂，属于石蜡基轻质原油.
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根据课题组前期测定结果，陕北所产原油中的短链烷烃（C7—C11 n-alkanes）、中链烷烃（C12—C24 n-alkanes）、长链烷烃（C25—C40 n-alkanes）、低分子量多环芳烃（环数≤3）、高分子量多环芳烃（环数≥4）在TPH中的占比分别为0.18%、5.99%、3.43%、0.003%、0.020%[14]. 配制
50000 mg·kg−1 和100000 mg·kg−1 TPH中的当量组分烃污染土壤，实验组编号及污染土壤中各当量组分烃含量见表1. -
参考OECD（NO.207,1984）进行蚯蚓急性毒性实验[21]. 选用直径10 cm、高8 cm的保鲜盒，每个保鲜盒中分别加入400 g混匀的各组分烃污染土壤样品（表1），实验期间保持土壤持水量为60%[5]，每个实验设置3个平行. 稳定24 h后，每盒放入10条蚯蚓，加透气盖以保持通风. 将保鲜盒置于光照培养箱中（温度20±2 ℃，光暗比16 h:8 h）培养. 分别暴露7 d和14 d时，从每个保鲜盒中取出蚯蚓，机械刺激蚯蚓头部和尾部，均无反应则视为死亡. 将存活蚯蚓用蒸馏水冲洗、清肠、称重，记录存活蚯蚓数目和重量，根据公式（1）和公式（2）计算蚯蚓死亡率（%）和体重抑制率（%）.
式中，yj为第j组的蚯蚓存活条数；Z0为各组土壤中蚯蚓初始重量，mg；Zj为各组土壤中蚯蚓培养第7天或第14天时的质量，mg.
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用蒸馏水将玉米种子淘洗3次并浸泡8—10 h，选取胚根露白、颗粒饱满的健康种子用滤纸擦干作为正式实验用种子. 将400 g组分烃污染土壤置于下底径7.4 cm、上底径12 cm、高10 cm的花盆中，加水至土壤最大持水量为60%[22]. 每盆种植5粒玉米种子，使用镊子将种子均匀播种于盆内土壤表面以下约1—2 cm处，再用盆内土壤进行薄覆，最后喷洒适量蒸馏水. 称取花盆重量，每日固定时间浇水以保证恒重. 各含量下均设置3组平行试验. 分别在第7天和第14天时，记录玉米种子的发芽数，并分别测量玉米的株高和根长.
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（1）土壤预处理：称取
1.0000 g 过2 mm筛的土壤样品于10 mL离心管中，加入9.0 mL灭活的PBS缓冲液进行稀释，涡旋5 min使其混合均匀，后在（20±2）℃、150 r·min−1恒温振荡器中培养30 min. 将上清液通过5 μm无菌滤膜，获得菌悬液[23].（2）制样：利用SG和PI染料对菌悬液进行染色，室温避光孵育15 min，用流式细胞仪（Acuuri C6，美国BD公司）进行后续检测.
（3）流式细胞仪参数：实验以FL1（530 nm）和 FL3（>670 nm）通道收集荧光强度；细胞悬液流速设定为中速，计数率保持在
1000 cells·s−1 以下；设定阈值为600，排除样品中细胞碎片和本底噪音的干扰.（4）流式细胞仪“Gate”的确定：将高压蒸汽灭活后的细菌和未灭活的细菌分别利用SG/PI双染色剂进行染色后，输入至流式细胞仪进行测定. 根据阳性及阴性对照的不同位置确定“Gate”，划分活菌和死菌区域.
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土壤pH、有效磷、铵态氮、硝态氮和速效钾的测定方法见“土壤分析技术规范”[24]：土壤pH采用电位法进行测定，有效磷采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗分光光度法测定，铵态氮利用连续流动分析仪采用水杨酸钠法测定，硝态氮采用氯化钙浸提-分光光度法测定，速效钾采用火焰原子吸收法测定. 阳离子交换量采用三氯化六氨合钴浸提-分光光度法（HJ 889—2017）测定[25]；总氮总磷送至杨凌新化生态科技有限公司测样.
采用“Z-score”法和“Max-Min”法对以上土壤功能变量进行0—1的标准化处理，再利用平均值法计算土壤多功能度Mi[26]，计算公式如下：
式中，Mi为土壤多功能度，bij为标准化后的数据矩阵.
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利用Microsoft Excel 2019进行数据统计，采用SPSS 27.0软件对实验数据进行差异性分析和标准化处理，利用Origin 2023进行图表绘制.
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前期研究中确定了TPH的EC50为
25000 mg·kg−1，并且土壤中TPH浓度为50000 mg·kg−1蚯蚓全部死亡. 因此本文选择50000 mg·kg−1及其2倍剂量（100000 mg·kg−1）TPH中的当量组分烃进行研究.50000 mg·kg−1 TPH中的短链烷烃（SCA）、中链烷烃（MCA）、长链烷烃（LCA）和总烷烃（Alks）的含量分别为90、3000 、1800 和4890 mg·kg−1；低分子量多环芳烃（LMW-PAHs）、高分子量多环芳烃（HMW-PAHs）和总多环芳烃（PAHs）的含量分别为2、10、12 mg·kg−1. 利用蚯蚓急性毒性实验研究了各当量组分烃污染的生态毒性，结果如图1 （a）所示，第14天时，洁净土壤中（CK）蚯蚓的存活率为100%，50000 mg·kg−1 TPH污染土壤中蚯蚓的死亡率达到90%；50000 mg·kg−1 TPH中的当量短链烷烃（SCA）、中等链长烷烃（MCA）、长链烷烃（LCA）和PAHs污染土壤中蚯蚓死亡率分别为16.7%、3.3%、13.3%和3.0%，Alks、LMW-PAHs和HMW-PAHs污染土壤中未出现蚯蚓死亡现象. 各当量组分烃污染土壤对蚯蚓体重抑制率也存在明显差异，短链烷烃（SCA）和长链烷烃（LCA）污染土壤对蚯蚓体重抑制率为31.7%和29.2%，而中等链长烷烃（MCA）污染土壤、低分子量多环芳烃（LMW-PAHs）污染土壤、高分子量多环芳烃（HMW-PAHs）污染土壤中蚯蚓的体重抑制率分别为21.0%、17.3%、23.3%. 说明以蚯蚓的体重抑制率为测试终点时，SCA和LCA的毒性显著高于MCA、LMW-PAHs和HMW-PAHs（P<0.05），PAHs组分中的当量HMW-PAHs的毒性高于LMW-PAHs.100000 mg·kg−1 TPH中的SCA、MCA、LCA和Alks的含量分别为180、6000 、3600 、9780 mg·kg−1，LMW-PAHs、HMW-PAHs和PAHs的含量分别为4、20和24 mg·kg−1. 各当量组分烃污染土壤中蚯蚓的死亡率和体重抑制率如图1 （b）所示. 洁净土壤中未出现蚯蚓死亡现象；100000 mg·kg−1 TPH污染土壤中的蚯蚓在暴露7 d时全部死亡. 第14天时，SCA、MCA和LCA、LMW-PAHs、HMW-PAHs 污染土壤中蚯蚓的死亡率分别为53.3%、50.0%、36.7%、56.7%、66.7%；Alks和总PAHs污染土壤中分别为16.7%和93.3%. 各组分烃污染土壤对蚯蚓的体重也表现出明显的抑制作用.100000 mg·kg−1 TPH中的当量短链、中链、长链组分烃污染土壤的毒性均高于总烷烃的毒性，当量HMW-PAHs的毒性显著高于LMW-PAHs. 总体上，100000 mg·kg−1 TPH中当量含量的PAHs毒性显著高于当量含量的烷烃组分.因此，以蚯蚓为生态受体时，对于
50000 mg·kg−1 TPH污染的土壤，应重点关注烷烃组分的生态毒性，特别是短链烷烃组分和长链烷烃组分的毒性. 而对于100000 mg·kg−1 TPH污染的土壤，需重视多环芳烃组分的毒性，尤其是HMW-PAHs的毒性. -
种子发芽和根系生长是植物发育的两个关键阶段，对环境污染尤为敏感[27]，本文选择玉米作为生态受体，测定玉米在不同当量组分烃污染土壤中种植7 d 和14 d时的株高和根长以表征组分烃的生态毒性. 结果见图2和图3.
50000 mg·kg−1 TPH中的当量总烷烃（Alks）组分污染对种子萌芽表现出明显的毒性抑制作用（图2a），当量PAHs组分对种子萌芽的毒性作用不明显. 生长14 d时，总烷烃组分对玉米种子萌芽的毒性作用强于短、中、长链烷烃组分，LMW-PAHs组分对玉米萌芽的毒性作用强于HMW-PAHs和PAHs.100000 mg·kg−1TPH含量中各组分烃对玉米种子萌芽的影响无明显差异（图3a）.各组分烃污染对玉米株高的影响如图2（b）和图3（b）所示.
50000 mg·kg−1 TPH中的组分烃对玉米生长7 d的株高毒性作用不明显. 生长14 d时，LCA、PAHs和TPH污染对玉米株高表现出明显的毒性抑制作用，SCA组分未表现出毒性作用，而LMW-PAHs和HMW-PAHs则对玉米株高表现为促进作用.100000 mg·kg−1 TPH中的LCA、Alks和PAHs对玉米株高表现出明显的抑制作用，而SCA、MCA、LMW-PAHs和HMW-PAHs污染土壤中玉米株高与对照组（洁净土壤）无明显差异.各组分烃污染对玉米根长的影响如图2（c）和图3（c）所示.
50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1 TPH污染对玉米根长均表现出明显的毒性抑制作用，根长抑制率分别为38.3%和73.3%，其次为Alks，根长抑制率分别为28.7%和34.1%.50000 mg·kg−1 TPH中的当量SCA、MCA和LCA污染对玉米的根长抑制率分别为16.9%、26.1%、26.0%，LMW-PAHs、HMW-PAHs和PAHs污染对玉米的根长抑制率分别为23.5%、20.6%、18.0%，说明MCA和LCA对玉米根长的毒性强于多环芳烃.100000 mg·kg−1 TPH中的当量SCA、MCA和LCA污染对玉米的根长抑制率在22.0%—33.0%，当量LMW-PAHs、HMW-PAHs和PAHs对玉米的根长抑制率均低于22.0%. 尽管50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1TPH中的同一种组分烃含量相差2倍，但其对玉米根长表现出的毒性差异不明显，而不同组分烃（烷烃和多环芳烃）之间对玉米根长的毒性表现为烷烃组分强于多环芳烃组分. -
利用流式细胞术测定土壤中细菌的数量和活性[28 − 29].
50000 mg·kg−1 TPH中的当量组分烃污染对土壤微生物活性的影响如图4（a）所示. 与洁净土壤相比，SCA污染土壤中细菌总数和活性菌数量明显增加，MCA、LCA和Alks污染土壤中活性菌数量和比例显著降低. PAHs组分污染土壤中活性菌数量和比例均高于Alks组分，与洁净土壤中活性菌数量差异不大；TPH污染土壤中细菌总数显著增加，而活性菌数量显著降低，仅占5.34%.100000 mg·kg−1 TPH中的当量组分烃污染对土壤细菌数量和活性的影响图4（b）所示. 相较于洁净土壤，SCA污染土壤中细菌总数显著增加，MCA、LCA和Alks污染土壤中细菌总数和活性菌数量显著降低. PAHs组分污染土壤中的细菌总数和活性菌数量显著高于Alks组分，TPH污染土壤中活性菌数量显著降低，仅占1.88%. 总体上，在两种不同TPH当量组分烃污染的土壤中，微生物对两种浓度TPH中的当量短链烷烃、当量PAHs当量LMW-PAHs和HMW-PAHs污染呈现耐受效应，甚至产生“毒性兴奋效应”；而在当量中链烷烃、长链烷烃和Alks污染土壤中的数量和活性受到抑制作用，抑制程度与污染物的性质和含量有关[30].前期研究表明，土壤中TPH超过
30000 mg·kg−1时，蚯蚓几乎全部死亡[5]. Li等[31]研究发现11600 mg·kg−1TPH污染对蚯蚓精囊内DNA造成损伤，且翻译控制肿瘤蛋白基因（TCTP）表达增加. 当土壤中TPH浓度为5000 —15000 mg·kg−1时，植物的根长、茎长和生物量显著降低[30,32 − 34]. 本研究中对50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1 TPH中当量总烷烃（含量分别为4890 mg·kg−1和9780 mg·kg−1），当量多环芳烃（含量分别为12 mg·kg−1和24 mg·kg−1）的生态毒性进行研究. 发现4890 mg·kg−1烷烃对蚯蚓的致毒效应不明显，9780 mg·kg−1烷烃对蚯蚓体重有显著抑制作用；而12 mg·kg−1和24 mg·kg−1多环芳烃对蚯蚓的致死率和体重均有明显的毒性作用. 说明TPH中的烷烃组分和多环芳烃组分的毒性远低于总石油烃，总石油烃污染的毒性是由于烷烃、多环芳烃及其他组分的综合效应所致.石油对蚯蚓的致毒效应主要是由于烃类污染物在蚯蚓组织内积累使得抗氧化酶活性降低，进而引起H2O2和ROS的过度积累形成氧化应激而损害细胞结构[31]. Nassar等[35]研究结果表明，石油胁迫下蚯蚓体内过氧化氢酶活性受到抑制，总抗氧化能力下降. 石油中的反应基与无机氮、磷结合，限制了硝化作用和脱磷酸作用，降低了土壤有效氮、磷浓度，进而影响作物的营养吸收[36]. 此外，石油会在植物根面形成黏膜，阻碍了根系的呼吸与吸收，进一步抑制了作物根系的生长[37].
烷烃和多环芳烃是TPH的重要组成成分，文献对于单一烷烃和多环芳烃污染的毒性风险和修复技术进行了详细研究. Aabbar等[38]以燕麦、油菜和蚯蚓为受试生物研究了多环芳烃在土壤中的生态毒性，研究发现当土壤中16PAHs含量为（
2613 ± 13）mg·kg−1时，对3种受试生物表现为中等毒性. Sun等[39]以蚯蚓为受试生物研究芘的生态毒性时，发现随着芘暴露浓度和时间的增加，蚯蚓死亡率逐渐上升，而体重和产卵率逐渐下降. Huizenga等[40]采用红球菌结合表面活性剂和细胞固定技术对PAHs污染场地进行生物修复和生态风险评估，结果发现尽管对菲、蒽和芘等PAHs组分的去除率达到44%—89%、86%—97%和6.5%—78%，但是胚胎斑马鱼毒性试验揭示生物修复后污染土壤的生物毒性增加. Parkerton等[41]研究显示，当碳数在13—14时，疏水性支链烷烃和环烷烃对藻类和水蚤未表现出慢性毒性. 这些研究揭示了烷烃和多环芳烃单一污染的生态毒性，但是对于原油污染场地中多环芳烃和烷烃作为组分烃时的生态毒性风险比较研究，尚鲜见文献报道. 考虑到污染物在土壤中的生态毒性受其“剂量-化学致毒特性”的交互影响，本文通过配制50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1TPH中的当量烷烃和多环芳烃组分污染土壤，对不同污染物剂量的毒性风险效应进行研究. -
土壤多种生态功能是同时发生的，具有相互关联性[42]. 石油污染可显著改变土壤理化性质，从而改变土壤生态功能[43 − 45]. 本文通过测定土壤的7个功能变量（氨氮、硝态氮、总氮、总磷、硝态氮、速效钾和阳离子交换量），计算每个土壤样品的多功能值. 得到
50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1TPH含量中各当量组分烃污染土壤的多功能度，见表2. 清洁土壤的多功能度为0.48，50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1TPH污染土壤多功能度分别降低为0.29和0.26. 与清洁土壤相比，50000 mg·kg−1TPH中当量SCA、LMW-PAHs、HMW-PAHs和PAHs污染土壤的多功能度增加，分别为0.57、0.55、0.54和0.69，当量MCA和LCA污染土壤多功能度为0.49和0.52，与清洁土壤无明显差异. 然而当量Alks污染土壤多功能度显著降低为0.39，说明50000 mg·kg−1TPH中当量Alks对土壤生态功能的影响高于当量PAHs.100000 mg·kg−1TPH中当量短链烷烃污染土壤多功能度与清洁土壤无明显差异，当量MCA、LCA和Alks污染土壤多功能度分别为0.36、0.41和0.28，LMW-PAHs、HMW-PAHs和PAHs污染土壤多功能度分别为0.40、0.25和0.37. 说明当量Alks及其组分烃对土壤生态功能的影响低于当量PAHs中的HMW-PAHs.Jia等[26]对老化石油污染土壤多功能度进行的研究结果表明，轻质石油烃（13—408 mg·kg−1）污染对土壤多功能性有一定的改善作用，而重度污染（565—
3613 mg·kg−1）对土壤多功能性表现出抑制作用. Gao等[45]研究发现重度TPH污染（>20000 mg·kg−1）显著降低了土壤微生物多样性和碳氮转化基因，改变了土壤生态功能. 本文研究发现50000 mg·kg−1 TPH中当量烷烃对土壤多功能度的影响要强于PAHs，而100000 mg·kg−1 TPH中的当量HMW-PAHs对土壤多功能度的影响要强于烷烃. 由于实验所用油品的不同，文献所得结果和本文结果之间并不一致. -
（1）以蚯蚓致死率和体重抑制率为测试终点时，
50000 mg·kg−1中的当量短链烷烃和长链烷烃的毒性明显高于当量PAHs组分；100000 mg·kg−1 TPH中的当量PAHs组分的生态毒性高于当量烷烃组分.（2）
50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1TPH中的当量组分烃污染对玉米根长表现出明显的抑制作用，且当量烷烃组分对玉米根长的毒性高于PAHs组分. 以土壤多功能度为生态指标时，50000 mg·kg−1 TPH中的当量烷烃对土壤生态功能的影响强于PAHs组分；TPH含量为100000mg·kg−1 时，当量PAHs中高分子量多环芳烃对土壤生态功能的影响强于当量烷烃组分.（3）对于
50000 mg·kg−1TPH污染的土壤，应重点关注烷烃组分的毒性，特别是长链烷烃组分的毒性；而对于100000 mg·kg−1 TPH污染的土壤，需重视多环芳烃组分的毒性，尤其是高分子量多环芳烃的毒性.
总石油烃中当量组分烃在土壤中的生态毒性风险研究
Ecotoxicity risk of equivalent hydrocarbon component of total petroleum hydrocarbons in soil
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摘要: 石油是由烷烃和芳香烃组成的复杂混合物，为探究总石油烃中的当量烷烃和多环芳烃组分在土壤中的生态毒性风险，以赤子爱胜蚓（Eisenia fetida）、玉米和土壤微生物为生态受体，分别以正癸烷(C10H22)、正十六烷(C16H34)、正二十六烷(C26H54)作为短链烷烃（short-chain alkane，SCA）、中链烷烃（medium-chain alkane，MCA）和长链烷烃（long-chain alkane，LCA）组分的模式化合物，以菲(Phe)、芘(Pyr)作为低分子量多环芳烃（low molecular weight-polycyclic aromatic hydrocarbons，LMW-PAHs）和高分子量多环芳烃（high molecular weight-polycyclic aromatic hydrocarbons，HMW-PAHs）组分的模式化合物，对
50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1总石油烃（total petroleum hydrocarbon，TPH）中当量组分烃的生态毒性进行研究. 结果表明，50000 mg·kg−1 TPH中的SCA、MCA和LCA、LMW-PAHs、HMW-PAHs对蚯蚓14 d 体重抑制率分别为31.7%、21.0%、29.2%、17.3%、23.3%.100000 mg·kg−1 TPH 中的5种当量组分烃对蚯蚓14 d 致死率分别为53.3%、50.0%、36.7%、56.7%、66.7%. 当以玉米和土壤微生物为受试生物时，50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1 TPH中的当量烷烃组分毒性均高于当量PAHs. 以土壤多功能度作为生态指标时，50000 mg·kg−1 TPH中的当量烷烃对土壤生态功能的影响强于PAHs，100000 mg·kg−1TPH中的当量高分子量PAHs对土壤生态功能的影响强于烷烃组分. 总体上，50000 mg·kg−1 TPH污染土壤中的短链和长链烷烃的毒性高于当量PAHs组分，而100000 mg·kg−1 TPH污染土壤中的当量PAHs组分毒性高于烷烃组分，且高分子量的当量多环芳烃的毒性最强. 结果表明，当土壤受到50000 mg·kg−1总石油烃污染时，应充分重视短链和长链烷烃组分的生态毒性，土壤中TPH 含量高达100000 mg·kg−1时，则应首要关注高分子量多环芳烃组分的生态毒性.Abstract: Petroleum is a complex mixture composed of alkanes and aromatic hydrocarbons. To investigate the ecotoxicological risks of the equivalent alkanes and polycyclic aromatic hydrocarbons components in total petroleum hydrocarbon (TPH) contaminated soil, using Eisenia fetida, corn, and soil microorganisms as ecological receptors, n-decane (C10H22), n-hexadecane (C16H34), and n-hexacosane (C26H54) are employed as model compounds for short-chain alkane (SCA), medium-chain alkane (MCA), and long-chain alkane (LCA) components, respectively. Additionally, phenanthrene (Phe) and pyrene (Pyr) are used as model compounds for low molecular weight-polycyclic aromatic hydrocarbons (LMW-PAHs) and high molecular weight-polycyclic aromatic hydrocarbons (HMW-PAHs) components, respectively. These compounds are used to study the ecotoxicity of equivalent components in50000 mg·kg−1 and100000 mg·kg−1 TPH. The results indicate that the 14-day weight inhibition rates of Eisenia fetida exposed to SCA, MCA, LCA, LMW-PAHs, and HMW-PAHs in50000 mg·kg−1 TPH are 31.7%, 21.0%, 29.2%, 17.3%, and 23.3%, respectively. Furthermore, the 14-day lethality rates of Eisenia fetida exposed to the five equivalent components in100000 mg·kg−1 TPH are 53.3%, 50.0%, 36.7%, 56.7%, and 66.7%, respectively. When corn and soil microorganisms are used as ecological receptors, the toxicity of equivalent alkane components in both50000 mg·kg−1 and100000 mg·kg−1 TPH is higher than that of equivalent PAHs. Using soil multifunctionality as an ecological indicator, the equivalent alkanes in50000 mg·kg−1 TPH are observed to have a stronger impact on soil ecological functions than PAHs, while the effect of equivalent HMW-PAHs on soil ecological functions is stronger than that of alkane components in100000 mg·kg−1 TPH. Overall, the ecotoxicity of SCA and LCA in50000 mg·kg−1 TPH-contaminated soil is higher than that of equivalent PAHs components, whereas the ecotoxicity of equivalent PAHs components is higher than that of alkanes in100000 mg·kg−1 TPH contaminated soil, with HMW-PAHs exhibiting the strongest toxicity. The results suggest that when soil is contaminated with50000 mg·kg−1 TPH, the ecotoxicity of short-chain and long-chain alkanes components should be thoroughly considered, while the ecotoxicity of HMW-PAHs components should be primarily concerned when the TPH content in the soil reaches100000 mg·kg−1. -
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图 1
50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1 TPH中的各当量组分烃污染对蚯蚓的毒性效应Figure 1. Toxic effects of different fractions of hydrocarbon pollution on earthworms at
50000 mg·kg−1 and100000 mg·kg−1 TPH （Different letters indicate significant differences in the toxic effects of different soil samples in the same period of time （P<0.05））
图 2
50000 mg·kg−1TPH中的各当量组分烃污染对玉米生长的影响Figure 2. Effect of hydrocarbon of various components on maize growth at
50000 mg·kg−1 TPH content
图 3
100000 mg·kg−1 TPH中的各当量组分烃污染对玉米生长的影响Figure 3. Effect of hydrocarbon of various components on maize growth at
100000 mg·kg−1 TPH content表 1
50000 mg·kg−1和100000 mg·kg−1TPH中当量组分烃污染土壤的配制Table 1. Preparation of contaminated soil with equivalent hydrocarbon components of
50000 mg·kg−1 and100000 mg·kg−1 TPH样品编号
Sample number样品描述
Sample description各组分烃在土壤中的含量/（mg·kg−1）
Content of component hydrocarbons in soil1# 2# CK 洁净土壤 — — SCA 短链烷烃污染土壤 90 180 MCA 中链烷烃污染土壤 3000 6000 LCA 长链烷烃污染土壤 1800 3600 Alks 总烷烃污染土壤 4890 9780 LMW-PAHs 低分子量多环芳烃污染土壤 2 4 HMW-PAHs 高分子量多环芳烃污染土壤 10 20 PAHs 总多环芳烃污染土壤 12 24 TPH 总石油烃污染土壤 50000 100000 注：1#为 50000 mg·kg−1TPH中各当量组分烃的含量；2#为100000 mg·kg−1TPH中各当量组分烃的含量.Note: 1# represents the content of each equivalent component hydrocarbon in 50000 mg·kg−1TPH; 2# represents the content of each equivalent component hydrocarbon in100000 mg·kg−1TPH.
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表 2 不同TPH中当量组分烃土壤的多功能度
Table 2. Multifunctionality of hydrocarbon soils with equivalent fractions in different TPH
组别
Groups标准化后的土壤功能变量
Standardised soil function variables土壤
多功能度
Soil multifunctionality有效磷
Available
phosphorus阳离子
交换量
Cation
exchange capacity硝态氮
Nitrate
nitrogen铵态氮
Ammonium nitrogen总氮
Total
nitrogen总磷
Total
phosph-orus速效钾
Available potassiumCK 0.38 0.69 0.32 0.25 0.59 0.86 0.29 0.48 50000 mg·kg−1TPHSCA 0.82 0.31 0.03 0.72 0.69 1.00 0.40 0.57 MCA 0.28 0.36 0.03 0.38 0.65 0.89 0.82 0.49 LCA 0.40 0.31 0.02 0.41 0.78 0.85 0.88 0.52 Alks 0.30 0.23 0.10 0.16 0.65 0.66 0.61 0.39 LMW-PAHs 0.71 0.13 1.00 0.48 0.52 0.58 0.40 0.55 HMW-PAHs 0.81 0.19 0.46 0.67 0.73 0.83 0.06 0.54 PAHs 1.00 0.16 0.62 1.00 1.00 0.97 0.10 0.69 TPH 0.08 1.00 0.23 0.06 0.67 0.00 0.00 0.29 100000 mg·kg−1 TPHSCA 0.48 0.47 0.19 0.31 0.35 0.77 0.86 0.49 MCA 0.18 0.07 0.12 0.07 0.21 0.89 0.99 0.36 LCA 0.21 0.53 0.00 0.12 0.21 0.83 1.00 0.41 Alks 0.00 0.54 0.01 0.00 0.08 0.72 0.61 0.28 LMW-PAHs 0.27 0.33 0.33 0.26 0.12 0.73 0.78 0.40 HMW-PAHs 0.29 0.00 0.32 0.24 0.00 0.79 0.14 0.25 PAHs 0.38 0.43 0.32 0.23 0.04 0.85 0.37 0.37 TPH 0.01 0.07 0.35 0.00 0.56 0.34 0.46 0.26
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