持久性有機(jī)污染物在陸生食物鏈中的生物積累放大模擬研究進(jìn)展

王雪莉，高　宏,2①

(1.蘭州大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，甘肅蘭州　730000;2.甘肅省環(huán)境污染預(yù)警與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，甘肅蘭州　730000)

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持久性有機(jī)污染物在陸生食物鏈中的生物積累放大模擬研究進(jìn)展

王雪莉1，高宏1,2①

(1.蘭州大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，甘肅蘭州730000;2.甘肅省環(huán)境污染預(yù)警與控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，甘肅蘭州730000)

摘要：借助環(huán)境模型模擬污染物在多介質(zhì)間的遷移、歸趨行為和生物積累放大，既是生態(tài)和健康風(fēng)險(xiǎn)的評(píng)估基礎(chǔ)，又是研究污染物環(huán)境過(guò)程的一種重要的方法和手段。利用生物積累模型研究持久性有機(jī)污染物(POPs)在食物鏈中的生物富集和生物積累放大對(duì)于生態(tài)及健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)具有重要意義。重點(diǎn)介紹了國(guó)內(nèi)外關(guān)于POPs在陸生食物鏈中的各類(lèi)生物積累模型及應(yīng)用，包括原理、模型的特點(diǎn)和優(yōu)勢(shì)及不足之處，并對(duì)模型的改進(jìn)提出了相應(yīng)的建議?；A(chǔ)環(huán)境參數(shù)不足、實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)缺乏和物種特異性是制約此類(lèi)模型發(fā)展的主要原因。

關(guān)鍵詞：POPs；陸生食物鏈；生物積累模型

POPs由于具有持久性和半揮發(fā)性,可通過(guò)大氣和水環(huán)境介質(zhì)進(jìn)行長(zhǎng)距離遷移并在全球生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行再分布和循環(huán),在遠(yuǎn)離其排放源區(qū)的區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)進(jìn)行大氣沉積和生物積累放大,并可以通過(guò)食物鏈富集到高級(jí)動(dòng)物體內(nèi),造成一定的生態(tài)和健康風(fēng)險(xiǎn),引發(fā)各種疾病,甚至引起中毒[2]。因此評(píng)估POPs在食物鏈中的生物積累性及其影響因素對(duì)人類(lèi)健康和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)有重要意義,并已成為POPs領(lǐng)域的關(guān)注熱點(diǎn)[3-4]。借助數(shù)學(xué)模型對(duì)POPs在食物鏈中的累積和分布是POPs環(huán)境研究的重要方法和手段。

國(guó)外學(xué)者對(duì)POPs在水生食物鏈的積累與放大方面研究較多,提出了較為完善的預(yù)測(cè)模型[5-6],筆者則從以下幾方面對(duì)POPs在陸生食物鏈中的生物積累模型及其相關(guān)的模擬應(yīng)用研究進(jìn)行綜述,對(duì)各個(gè)模型的應(yīng)用條件及預(yù)測(cè)方法進(jìn)行分析總結(jié),針對(duì)模型的不足之處及發(fā)展趨勢(shì)進(jìn)行分析,提出了今后POPs在陸生食物鏈中生物積累放大模擬研究中值得關(guān)注的內(nèi)容。

1POPs在陸生食物鏈中的主要生物積累途徑

POPs主要由空氣和土壤進(jìn)入植物體內(nèi),這構(gòu)成陸生食物鏈的第1營(yíng)養(yǎng)級(jí),并隨著動(dòng)物和人類(lèi)的飲食結(jié)構(gòu)沿食物鏈逐級(jí)富集放大,最終在人體積累,危害人類(lèi)健康?；谏锓e累模型進(jìn)行模擬研究的陸生食物鏈的基本結(jié)構(gòu)如圖1所示。

圖1　基于生物積累模型進(jìn)行模擬研究的陸生食物鏈的基本結(jié)構(gòu)

由圖1可知,植物中的POPs主要來(lái)源于以下4個(gè)方面:氣相擴(kuò)散、顆粒相干、濕沉降和根部從土壤中吸收。土壤中的POPs主要源于大氣擴(kuò)散和顆粒物干、濕沉降,此外需要考慮其背景濃度和植物根部從土壤吸收的部分,但是經(jīng)由廢水、廢渣進(jìn)入土壤中的POPs則不作考慮。關(guān)于POPs在食物鏈中的生物積累放大模擬研究主要是在以下幾方面理論及相關(guān)參數(shù)基礎(chǔ)上建立的,在此分別進(jìn)行闡述。

2基于生物因子(biofactors)的生物積累放大模擬研究

生物積累(bioaccumulation)是指生物體從環(huán)境介質(zhì)(水、土壤、沉積物和大氣等)和食物中攝取污染物,導(dǎo)致體內(nèi)污染物含量超過(guò)環(huán)境介質(zhì)中該污染物含量的過(guò)程[7]。評(píng)價(jià)POPs在食物鏈中生物積累性的因子主要包括生物富集因子(bioconcentration factor,BCF)、生物轉(zhuǎn)化因子(biotransformation factor,BTF)和生物放大因子(biomagnification factor,BMF)等,這些因子均可通過(guò)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)計(jì)算或數(shù)學(xué)模擬得到。

2.1生物富集因子

生物富集是指生物通過(guò)非吞食方式,從周?chē)h(huán)境(水、土壤、大氣)吸收某種元素或難降解物質(zhì),使其在機(jī)體內(nèi)濃度超過(guò)周?chē)h(huán)境中濃度的現(xiàn)象[8]。BCF是生物組織(干重)中化合物濃度和水中濃度之比,也可以認(rèn)為是生物體對(duì)化合物的吸收速率與生物體內(nèi)化合物凈化速率之比,是描述化學(xué)物質(zhì)在生物體內(nèi)積累趨勢(shì)的重要指標(biāo)。BCF(FBC) 可根據(jù)構(gòu)效關(guān)系進(jìn)行預(yù)測(cè),或通過(guò)辛醇-水分配系數(shù)(KOW) 由以下線性方程進(jìn)行計(jì)算[9-10]:

lgFBC=m×lgKOW+b 。

(1)

式(1)中,FBC為生物富集因子;KOW為辛醇-水分配系數(shù);m和b均為經(jīng)驗(yàn)參數(shù)。FBC>1時(shí),物質(zhì)具有親脂疏水性。當(dāng)某種污染物FBC值高于5 000 時(shí),可認(rèn)為該污染物在食物鏈中具有生物富集效應(yīng);當(dāng)FBC值在2 000～5 000時(shí),認(rèn)為其有潛在的生物富集效應(yīng)[11]。

(2)

式(2)中,Cpg為由干沉降進(jìn)入植物(以干重計(jì))中的污染物濃度,mol·g-1;m為植物質(zhì)量(以干重計(jì)),g;kA為沉積速度,m·s-1;A為表面積,m2;CAg為空氣中的污染物濃度,mol·m-3;t為時(shí)間,s。結(jié)果表明,預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值吻合度較高。但考慮到牛飼養(yǎng)環(huán)境中的未知因素和空氣中PCDD/F濃度的地區(qū)性差異,其在環(huán)境中具體應(yīng)用時(shí)可能產(chǎn)生一定誤差。

2.2生物轉(zhuǎn)化因子

BTF是生物組織(干重)中化合物的濃度和生物體從膳食中攝取的化合物濃度之比[12]。在此基礎(chǔ)上,SCHULER等[21]對(duì)雞蛋的毒性當(dāng)量水平及PCDD/F濃度進(jìn)行評(píng)估,測(cè)算了PCDD/F由土壤到雞蛋中的轉(zhuǎn)化率Ti。

Ti=Ci,egg/Ci,soil-Ai,fodder。

(3)

式(3)中,Ci,egg為污染物i在雞蛋中的濃度,pg·g-1;Ci,soil為污染物i在土壤(以干重計(jì))中的濃度,pg·g-1;Ai,fodder為飼料對(duì)雞蛋毒性當(dāng)量水平的貢獻(xiàn)率,%。結(jié)果表明,放養(yǎng)雞生產(chǎn)的雞蛋中PCDD/F含量明顯高于圈養(yǎng)雞,這主要是由于放養(yǎng)雞更多暴露于土壤環(huán)境中,可通過(guò)呼吸作用、皮膚接觸等途徑攝入更多PCDD/F。研究亦表明放養(yǎng)雞生產(chǎn)的雞蛋中PCDD/F濃度預(yù)測(cè)值高于實(shí)測(cè)值,模型的不確定性主要在于計(jì)算過(guò)程中只考慮了單一物種,并未考慮昆蟲(chóng)等動(dòng)物對(duì)土壤中PCDD/F的攝取,因此該模型并不適用于野外環(huán)境。

為了深入研究POPs對(duì)人體健康的影響,MONTSERRAT等[22]提出了可預(yù)測(cè)PCDD/F在空氣、土壤和植物中的分布和傳輸模型,即植物模型和土壤模型。植物模型主要從4個(gè)方面計(jì)算污染物吸收量,分別是氣相擴(kuò)散、顆粒相干濕沉降和根部從土壤中吸收[12,23]。

Cabv=Cva+Cddp+Cwdp+Cur。

(4)

式(4)中,Cabv為植物對(duì)污染物的吸收量,μg·g-1;Cva為由氣相擴(kuò)散進(jìn)入植物中的污染物濃度,μg·g-1;Cddp為由顆粒物干沉降進(jìn)入植物中的污染物濃度,μg·g-1;Cwdp為由顆粒物濕沉降進(jìn)入植物中的污染物濃度,μg·g-1;Cur為植物從土壤中吸收的污染物濃度,μg·g-1。

(5)

(6)

(7)

Cur=Csa×FBC。

(8)

式(5)～(8)中,Bvap為空氣-葉片的生物轉(zhuǎn)化因子;Cv為空氣中氣相污染物濃度,ng·m-3;da為空氣密度,kg·m-3;Dd為顆粒物干沉降通量,ng·m-2·a-1;Ij為截留率,%;Kw為一級(jí)風(fēng)化速率,a-1;Yj為植物產(chǎn)量(干重),kg·m-2;Tp為植物生長(zhǎng)期,a;Dw為顆粒物濕沉降通量,ng·m-2·a-1;Rw為顆粒物保留率,%;Csa為土壤中污染物的質(zhì)量分?jǐn)?shù),ng·kg-1。氣相擴(kuò)散是主要途徑,而根從土壤中吸收的部分相對(duì)較少,模型檢驗(yàn)時(shí)間依據(jù)植物的生長(zhǎng)周期而定。而土壤模型則主要考慮了土壤背景濃度、顆粒物干濕沉降和植物從土壤中的吸收。除了背景濃度,顆粒物濕沉降是POPs進(jìn)入土壤的主要途徑。

Cs=Cbg+Csddp+Cswdp-Cur。

(9)

式(9)中,Cbg為土壤背景濃度,μg·g-1;Csddp為由顆粒物干沉降進(jìn)入土壤中的污染物濃度,μg·g-1;Cswdp為由顆粒物濕沉降進(jìn)入土壤中的污染物濃度,μg·g-1。

除了未考慮植物葉片的攔截作用,土壤模型與植物模型對(duì)POPs沉降過(guò)程的計(jì)算是相似的。結(jié)果表明,2個(gè)模型對(duì)PCDD/F濃度的預(yù)測(cè)呈現(xiàn)同樣趨勢(shì),即PCDD/F低取代同系物的濃度預(yù)測(cè)值低于實(shí)測(cè)值,而高取代同系物的濃度預(yù)測(cè)值高于實(shí)測(cè)值。模型的不確定性主要是模擬計(jì)算過(guò)程中的假設(shè)引起的,即在整個(gè)暴露期內(nèi)空氣和土壤中POPs的背景濃度是不變的;所有的模型參數(shù),如分配系數(shù)、化合物的理化性質(zhì)、傳輸通量等是恒定的;所有的PCDD/F同系物的土壤消除速率和植被風(fēng)化常數(shù)相同，不考慮土壤中POPs的氣相擴(kuò)散。值得注意的是,植物模型主要反映了POPs的實(shí)時(shí)輸入情況,土壤模型則體現(xiàn)了POPs在土壤中的長(zhǎng)期積累程度,土壤模型的預(yù)測(cè)結(jié)果比植物模型更為準(zhǔn)確。

INGJERD等[24]利用CoZMoMAN模型對(duì)北歐環(huán)境中的SCCPs遷移情況進(jìn)行模擬。CoZMoMAN模型是將環(huán)境歸趨模型(CoZMo-POP 2)與生物積累模型(ACC-HUMAN)相結(jié)合的多介質(zhì)環(huán)境生物積累模型。CoZMoMAN模型可通過(guò)模擬POPs進(jìn)入食物鏈與人體的過(guò)程進(jìn)行計(jì)算,評(píng)估POPs污染和生物蓄積過(guò)程的遷徙軌跡。該模型中所有輸入?yún)?shù)都乘以置信因子加以矯正,而POPs的分配系數(shù)、環(huán)境半衰期和生物轉(zhuǎn)化速率常數(shù)等均根據(jù)定量構(gòu)性關(guān)系(quantitative structure property relationships,QSPRs)進(jìn)行計(jì)算。研究表明,陸生食物鏈中的SCCPs主要來(lái)源于大氣,同時(shí)SCCPs在沉積物、魚(yú)類(lèi)和人體內(nèi)的濃度預(yù)測(cè)值低于實(shí)際值,缺乏對(duì)SCCPs半衰期和生物轉(zhuǎn)化速率常數(shù)的了解是誤差產(chǎn)生的主要原因。

2.3生物放大因子

BMF(FBM)又稱為營(yíng)養(yǎng)級(jí)放大因子,指某種污染物在一個(gè)特定的營(yíng)養(yǎng)級(jí)水平生物體內(nèi)的濃度與較低營(yíng)養(yǎng)級(jí)生物體內(nèi)的濃度之比,可用于表示POPs在食物鏈中的生物放大能力,其計(jì)算公式[25]如下:

FBM=ek,

(10)

lnCL=k×LT+b。

(11)

式(10)～(11)中,k、b為經(jīng)驗(yàn)斜率;CL為POPs同系物個(gè)體脂肪歸一化濃度,μg·g-1;LT為生物在食物鏈中的營(yíng)養(yǎng)級(jí)。

穩(wěn)定同位素能反映捕食者對(duì)食物的吸收及長(zhǎng)期代謝情況,基于δ15N比值的營(yíng)養(yǎng)級(jí)測(cè)定并不受生物個(gè)體發(fā)育階段等生物環(huán)境因素的限制,因此生物體在食物網(wǎng)中營(yíng)養(yǎng)級(jí)(LT)可以用δ15N值的高低來(lái)表征[26]。HOBSON等[25]研究污染物在海洋食物網(wǎng)中生物富集和放大效應(yīng)時(shí),以浮游動(dòng)物為第2營(yíng)養(yǎng)級(jí),利用N同位素計(jì)算出營(yíng)養(yǎng)級(jí)的公式:

LT=2.0+(δ15N捕食者-δ15N浮游動(dòng)物)/Δδ15N。

(12)

式(12)中,δ15N為基準(zhǔn)種的N同位素比值;δ15N捕食者為捕食者的δ15N;δ15N浮游動(dòng)物為浮游動(dòng)物的δ15N。

需要注意的是上述公式FBM多應(yīng)用于水生食物鏈,而陸生食物鏈中鮮有涉及。研究表明,當(dāng)FBM>1時(shí),生物體對(duì)污染物有生物放大作用,反之則說(shuō)明有生物稀釋效應(yīng)。不同種類(lèi)的生物對(duì)同種POPs的生物放大作用存在差異,即使是同一種生物,根據(jù)不同捕食關(guān)系計(jì)算出的FBM也有較大差異[27]。生物捕食關(guān)系的不確定性和生物體對(duì)POPs的代謝作用可能是造成這種差異的主要原因。

2003年,GOBAS等[28]提出通過(guò)FBM和QSARs評(píng)估POPs在食物鏈中的生物積累情況。其中,哺乳動(dòng)物的FBM計(jì)算公式如下:

FBM=kdiet/kair+kuring+kbile+kfeces+kmilk+kgrowth+kmetabolism。

(13)

式(13)中,kdiet、kair、kuring、kbile、kfeces、kmilk、kgrowth和kmetabolism分別為通過(guò)飲食吸收、污染物經(jīng)呼吸作用、尿液、糞便、膽汁、奶、生長(zhǎng)和代謝而消除的速率常數(shù),min-1。BMF-QSARs模型中引用了許多修正因子,但沒(méi)有考慮生物體內(nèi)代謝產(chǎn)物的積累情況。研究表明,陸地生態(tài)系統(tǒng)中有機(jī)物的生物積累潛能是由KOW和辛醇-空氣分配系數(shù)(KOA) 控制的,當(dāng)KOW過(guò)大時(shí)則由KOA控制。KOA是陸地食物鏈中影響有機(jī)物生物放大作用的重要因素。因此,KOA可有效預(yù)測(cè)FBM,而此前已有許多關(guān)于KOA計(jì)算方法的研究[29-30]。

通過(guò)FBM的計(jì)算,BARRY等[11]分析了POPs在海洋哺乳動(dòng)物和陸地生態(tài)系統(tǒng)生物網(wǎng)中的生物放大效應(yīng)。研究表明,代謝活性低,KOW在102～105之間的疏水性有機(jī)物在陸地食物鏈中具有明顯的生物放大作用。只有在代謝轉(zhuǎn)化速率很高的情況下,有機(jī)物的代謝轉(zhuǎn)化才可減少或消除生物放大潛能,但需要將生物積累過(guò)程中POPs的代謝過(guò)程考慮進(jìn)去。因此,該模型可用于識(shí)別具有生物放大潛能的POPs。

2011年,CLAUDIA等[31]通過(guò)對(duì)地衣-馴鹿-狼食物鏈的研究,在同位素分析法的基礎(chǔ)上計(jì)算FBM,評(píng)估陸生環(huán)境中全氟羧酸(PFCAs)和全氟磺酸(PFSAs)的輸入情況及其在陸生哺乳動(dòng)物中的生物放大潛能。FBM通過(guò)PFCAs和PFSAs在馴鹿和狼組織中的濃度和全身濃度進(jìn)行計(jì)算[32-33]。營(yíng)養(yǎng)級(jí)放大因子根據(jù)JARDINE等[34]的方法計(jì)算,反映的是每個(gè)相對(duì)營(yíng)養(yǎng)級(jí)之間污染物濃度的平均變化。該模型中對(duì)污染物在食物鏈中的轉(zhuǎn)化研究更為詳細(xì),但是考慮到生物體之間攝食關(guān)系的不確定性、環(huán)境介質(zhì)中濃度的不確定性和生物的遷徒特性等因素,應(yīng)用營(yíng)養(yǎng)級(jí)放大因子來(lái)研究陸生系統(tǒng)生物放大效應(yīng)仍存在很大挑戰(zhàn)。

3基于質(zhì)量平衡模型的生物積累放大模擬研究

以質(zhì)量平衡模型為基礎(chǔ)的生物積累放大模擬研究更側(cè)重于量化生物體對(duì)POPs的攝入和排出過(guò)程。對(duì)動(dòng)物和人體來(lái)說(shuō),POPs的主要吸收途徑是呼吸作用和飲食,排出途徑則包括呼吸作用、排泄作用、代謝轉(zhuǎn)化、生長(zhǎng)稀釋和再生產(chǎn)流失等(圖2)。

圖2　生物體對(duì)POPs的吸收和消除途徑

3.1逸度理論

逸度(f)在化學(xué)熱力學(xué)中表示實(shí)際氣體的有效壓強(qiáng),它等于相同條件下具有相同化學(xué)勢(shì)的理想氣體的壓強(qiáng)。1979年,MACKAY等[35-36]、WANIA等[37]、WANG等[38]提出的逸度模型根據(jù)熱力學(xué)平衡或質(zhì)量平衡原理,對(duì)污染物在多介質(zhì)環(huán)境系統(tǒng)中的遷移行為進(jìn)行模擬研究,闡述了污染物在多介質(zhì)環(huán)境中的質(zhì)量分布、遷移通量和逸度容量的概念和計(jì)算方法,其結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單,需要的參數(shù)少,應(yīng)用廣泛。逸度和FBC的關(guān)系[39]如下:

(14)

式(14)中,Z為逸度容量,atm或Pa;P為密度,kg·m-3;H為亨利常數(shù),L·atm·mol-1或Pa·m3·mol-1。

通過(guò)逸度可以研究生物體內(nèi)的POPs濃度,分析POPs的有害生態(tài)效應(yīng),對(duì)食品安全和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)估,也可建立多途徑暴露模型,評(píng)估人體對(duì)POPs的暴露風(fēng)險(xiǎn)。在多介質(zhì)環(huán)境模型中使用逸度方法,可簡(jiǎn)化化合物在多介質(zhì)中的分配、遷移及轉(zhuǎn)化的計(jì)算過(guò)程,有助于預(yù)測(cè)化合物在多介質(zhì)環(huán)境中的遷移歸趨行為。逸度商可以用同一標(biāo)準(zhǔn)來(lái)衡量并比較食物鏈中不同有機(jī)體內(nèi)的POPs濃度。MCLACHLAN[40]用逸度商檢測(cè)POPs在陸生食物鏈的生物累積性,通過(guò)環(huán)境多介質(zhì)中逸度的大小比較,討論陸生食物鏈中的生物富集作用、生物放大作用和生物稀釋效應(yīng)。該模型假設(shè)化學(xué)物質(zhì)通過(guò)氣相擴(kuò)散和顆粒物干、濕沉降沉積到土壤和植物表面,構(gòu)成食物鏈的第1營(yíng)養(yǎng)級(jí)。模型將植物看成一定量的脂質(zhì)進(jìn)行建模,得到疏水性化合物的逸度,同時(shí)對(duì)土壤逸度容量進(jìn)行估算。而對(duì)動(dòng)物和人類(lèi)進(jìn)行建模時(shí),將有機(jī)體組織中的脂肪看成是辛醇,忽略疏水性化合物、組織中的其他成分以及牛經(jīng)呼吸攝入的污染物。該研究表明,大多數(shù)不揮發(fā)性疏水化合物的逸度是沿著食物鏈逐級(jí)遞減的,呈現(xiàn)生物稀釋效應(yīng)。而疏水性和半揮發(fā)性持久有機(jī)物的逸度在農(nóng)業(yè)食物鏈中是相對(duì)穩(wěn)定的,這些POPs在植物體內(nèi)富集,在牛體內(nèi)有一定程度的生物放大作用。

在逸度概念的基礎(chǔ)上,HUNG等[41]提出了可評(píng)估PCDD/Fs在農(nóng)業(yè)食物鏈空氣-土壤、飼料-牛-肉類(lèi)/奶類(lèi)中積累情況的模型。該模型的建立發(fā)展過(guò)程中,主要做了4個(gè)方面的假設(shè):化合物的傳輸過(guò)程是單向的;在植物生長(zhǎng)期間,空氣和土壤中的污染物濃度是不變的;所有的模型參數(shù)是恒定的;沒(méi)有考慮大氣氣溶膠沉積。模型的輸入?yún)?shù)包括體積、分配系數(shù)、生長(zhǎng)和新陳代謝的半衰期以及運(yùn)輸過(guò)程中的總傳質(zhì)系數(shù)、葉片交換面積、有效空氣流量、辛醇-水分配系數(shù)和傳輸時(shí)間等。該模型通過(guò)監(jiān)測(cè)水培大豆對(duì)C14標(biāo)定的除草啶的吸收情況進(jìn)行驗(yàn)證,結(jié)果表明預(yù)測(cè)值與實(shí)測(cè)值相符度較高,可用于直接或間接地從蔬菜或農(nóng)業(yè)食物鏈中攝取的污染物的暴露風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià),不過(guò)只適用于生長(zhǎng)期短的草本農(nóng)作物。

CZUB等[42]在2004年提出了可預(yù)測(cè)親脂性有機(jī)污染物在人體內(nèi)積累情況的ACC-HUMAN模型。模型中牛體內(nèi)的污染物主要源于空氣、土壤、水和牧草,而人體內(nèi)的污染物主要源于食物(牛肉、牛奶和魚(yú)類(lèi))。該模型假設(shè)污染物在人體組織中是均勻分配的,人體組分是水和脂質(zhì),而作為有機(jī)物載體的蛋白質(zhì)則被忽略。研究表明,ACC-HUMAN模型屬于非穩(wěn)態(tài)機(jī)理模型,使研究從環(huán)境經(jīng)過(guò)食物鏈到人體體內(nèi)的化學(xué)逸度變化成為可能。該模型考慮到環(huán)境中溫度的變化,使用理化參數(shù)少且便于操作,但難以適用于不同土壤類(lèi)型,只能對(duì)牛體內(nèi)不可代謝類(lèi)物質(zhì)濃度進(jìn)行預(yù)測(cè)?？紤]到排放情況的不確定性,該模型的預(yù)測(cè)結(jié)果和監(jiān)測(cè)結(jié)果具有高度一致性,表明模型掌握了持久性親脂有機(jī)污染物在人體內(nèi)累積過(guò)程中的特點(diǎn),對(duì)評(píng)估暴露于生物累積性有機(jī)污染物的人體健康狀況有重要意義。

3.2藥代動(dòng)力學(xué)房室模型

藥代動(dòng)力學(xué)模型可看作是對(duì)生物機(jī)體的一種模式化,采用數(shù)學(xué)的方法研究藥物在復(fù)雜的生物機(jī)體環(huán)境中的變化規(guī)律,將復(fù)雜的機(jī)體簡(jiǎn)化為具有規(guī)律性的模式或室型。房室模型理論從速率論的角度出發(fā),建立數(shù)學(xué)模型來(lái)模擬生物體,它將整個(gè)生物體視為一個(gè)系統(tǒng),將系統(tǒng)按動(dòng)力學(xué)特性劃分為若干個(gè)房室,將生物體看成是若干個(gè)房室組成的一個(gè)完整系統(tǒng)[43]。因此,采用藥代動(dòng)力學(xué)房室模型模擬POPs在生物體內(nèi)的累積情況時(shí),將研究對(duì)象看成是均勻的個(gè)體進(jìn)行處理。

1992年,BACCI等[44]以杜鵑花的老葉作為生物富集器,忽略葉片的生長(zhǎng),在一室模型的基礎(chǔ)上,研究積累與釋放動(dòng)力學(xué),計(jì)算了PCDDs在植物葉片中的FBC,估算PCDDs在土壤中的揮發(fā)潛力。該研究在計(jì)算空氣中的PCDDs濃度時(shí),考慮了由土壤中揮發(fā)的部分,適用于毒性較強(qiáng)但是毒性潛能較小的有機(jī)污染物。在植物吸收有機(jī)物的一室模型的基礎(chǔ)上,TRAPP等[45]建立了質(zhì)量平衡模型。該模型主要應(yīng)用KOW、空氣-水分配系數(shù)(air-water partition coefficients,KAW)和反應(yīng)速率常數(shù)計(jì)算環(huán)境介質(zhì)中的POPs濃度。

2003年,BARRY等[46]研究了POPs在陸地哺乳動(dòng)物食物鏈中轉(zhuǎn)化與累積過(guò)程,并通過(guò)地衣/楊柳-馴鹿-狼食物鏈進(jìn)行檢驗(yàn)。其中植物對(duì)POPs的吸收過(guò)程在MCLACHLAN[47]一室模型的基礎(chǔ)上進(jìn)行計(jì)算,其吸收途徑包括氣相擴(kuò)散、顆粒相沉降和積雪融化，此類(lèi)模型將研究對(duì)象看成是均勻個(gè)體,簡(jiǎn)單且便于運(yùn)算,卻沒(méi)有考慮有機(jī)物在各組織之間濃度分布的不同。而該研究中關(guān)于POPs在陸地食物鏈中的積累部分則按兩室模型計(jì)算,將生物體分為胃腸道和其他污染物積累組織,并假設(shè)長(zhǎng)期暴露于POPs下的動(dòng)物,其不同組織中的POPs分布是均勻的；在有機(jī)體內(nèi)采用三相分區(qū)模型,即脂質(zhì)、水、非脂質(zhì)有機(jī)物如蛋白質(zhì)等。該模型綜合了多方面因素并考慮到POPs濃度在生物體內(nèi)隨時(shí)間的變化,對(duì)理解和評(píng)估POPs在陸地食物鏈中的生物積累潛能有重要意義,屬于發(fā)展較為完善的模型。

3.3消除速率

研究POPs在動(dòng)物和人體內(nèi)的積累情況時(shí)應(yīng)該考慮POPs的消除過(guò)程。生物體消除速率常數(shù)是指單位時(shí)間內(nèi)外來(lái)化合物在生物體內(nèi)的消除量與體內(nèi)總量的比值。為了方便計(jì)算與模擬,一般將POPs在生物體內(nèi)的消除看作是一階消除過(guò)程,最早由NEELY等[48]提出,隨后STUART等[15]、MCLACHLAN[18]及MONTSERRAT等[22]在POPs消除過(guò)程中的計(jì)算均用到消除速率。如STUART等[15]對(duì)于零售肉中POPs濃度的計(jì)算如下:

Crm=Cm×exp(-kt)。

(14)

式(14)中,Crm為動(dòng)物消除的POPs濃度,ng·kg-1;Cm為動(dòng)物體內(nèi)初始POPs濃度,ng·kg-1;k為一階消除速率常數(shù),d-1;t為動(dòng)物飼養(yǎng)時(shí)間,d。

2007年,JAMES等[49]對(duì)土壤-蚯蚓-鼩食物鏈建模,通過(guò)對(duì)污染物消除過(guò)程的計(jì)算,研究陸生食物鏈中POPs的生物放大潛能和有機(jī)物-土壤生物富集因子。但是,由于蚯蚓的呼吸方式特殊,該模型在其他食物鏈中的應(yīng)用還需要進(jìn)一步驗(yàn)證。

4結(jié)論

學(xué)者對(duì)POPs在陸生食物鏈中的生物積累情況的模擬研究通常采用分層式計(jì)算法,即每個(gè)食物鏈環(huán)節(jié)均可采用不同的參數(shù)方法進(jìn)行模擬計(jì)算。以各類(lèi)生物因子為主要參數(shù)進(jìn)行的研究主要反映生物體對(duì)POPs吸收和消除能力,可通過(guò)這些參數(shù)評(píng)估具有生物富集潛能的物質(zhì)。作為模擬研究的基礎(chǔ),這些因子通常與分配系數(shù)相關(guān),通過(guò)建立回歸方程,可預(yù)測(cè)出POPs在食物鏈中的生物積累趨勢(shì)。

(1)關(guān)于BCF的模擬計(jì)算研究較早,過(guò)程簡(jiǎn)單,應(yīng)用廣泛。但是BCF關(guān)于POPs的來(lái)源考慮不夠全面,容易引起預(yù)測(cè)結(jié)果偏低。

(2)當(dāng)POPs同時(shí)通過(guò)食物和水進(jìn)入動(dòng)物體內(nèi)時(shí)用BTF進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)更為有效,BTF對(duì)POPs在土壤、植物和食物鏈中的遷移轉(zhuǎn)化行為研究更為細(xì)致,因此,進(jìn)行健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)時(shí)生物轉(zhuǎn)化速率是重要影響因素。

(3)BMF反映的是每個(gè)相對(duì)營(yíng)養(yǎng)級(jí)之間污染物濃度的平均變化,表達(dá)更為完善。但當(dāng)生物體的不同飲食來(lái)源中包含的污染物濃度不同時(shí),其生物放大效應(yīng)有待驗(yàn)證。

(4)藥代動(dòng)力學(xué)房室模型將生物體視為分布均勻的個(gè)體,簡(jiǎn)單且便于運(yùn)算。但并沒(méi)有考慮有機(jī)物在各組織之間濃度分布的不同,有一定的局限性。利用藥代動(dòng)力學(xué)房室模型進(jìn)行模擬研究時(shí),對(duì)POPs在生物體內(nèi)的主要積累部位及濃度進(jìn)行分析十分重要。

(5)逸度模型參數(shù)少,易于計(jì)算,強(qiáng)調(diào)污染物遷移的界面過(guò)程,可以簡(jiǎn)要描述生物放大現(xiàn)象,解釋生物放大過(guò)程的機(jī)制。但是采用的均是一級(jí)參數(shù),無(wú)法體現(xiàn)污染物行為特征的空間變異性,模型的輸出具有一定的不確定性。

(6)消除速率是模型的建立過(guò)程中使用較多的計(jì)算參數(shù),可計(jì)算POPs在生物體內(nèi)的消除部分,對(duì)日常飲食中POPs濃度評(píng)估有重要意義,但是計(jì)算過(guò)程復(fù)雜,需要更多生物體的生化參數(shù)。

(7)關(guān)于POPs在陸生食物鏈中積累情況的模擬研究還需要進(jìn)一步深入,建模過(guò)程中應(yīng)注意物種的選擇和參數(shù)的變化,如哺乳動(dòng)物與非哺乳動(dòng)物、生物體內(nèi)各組織中POPs濃度的差異以及生物體不同時(shí)期對(duì)POPs的吸收與消除速率等。此外,還應(yīng)該將污染物在食物鏈中的積累狀況與氣象、地理?xiàng)l件相結(jié)合分析,加強(qiáng)數(shù)學(xué)概率知識(shí)的應(yīng)用,簡(jiǎn)化計(jì)算過(guò)程,使模型得到進(jìn)一步發(fā)展。

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(責(zé)任編輯： 陳昕)

收稿日期：2015-06-14

基金項(xiàng)目：國(guó)家自然科學(xué)基金(41371453,41371478);甘肅省科技支撐項(xiàng)目(144NKCA039);中科院生態(tài)環(huán)境中心環(huán)境化學(xué)與生態(tài)毒理學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室開(kāi)放基金(KF201203)

通信作者①E-mail: honggao@lzu.edu.cn

中圖分類(lèi)號(hào)：X82

文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A

文章編號(hào)：1673-4831(2016)04-0531-08

DOI：10.11934/j.issn.1673-4831.2016.04.003

作者簡(jiǎn)介：王雪莉(1992—),女,河北唐山人,碩士生,主要研究方向?yàn)槌志眯远疚飬^(qū)域環(huán)境過(guò)程及生態(tài)和健康風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)。

A Review of Study on Bioaccumulation and Biomagnification of Persistent Organic Pollutants in Terrestrial Food Chain Using Modeling Method.

WANG Xue-li1, GAO Hong1,2

(1. College of Earth Environment Sciences, Lanzhou University, Lanzhou 730000, China;2. Gansu Key Laboratory for Environmental Pollution and Control, Lanzhou 730000, China)

Abstract:With the aid of environmental models, transfer, fate, bioaccumulation and biomagnification of contaminants in a multi-compartment environment was simulated, which is not only a basis for evaluating ecological and health risks of persistent organic pollutants (POPs) in food chain, but also an important approach to and means of studying environmental processes of the pollutants. It is of great significance to use bio-accumulation models in studying bioaccumulation and biomagnification of POPs in food chain to the evaluation of ecological and health risks of the POPs. A review is presented with emphasis on various bioaccumulation models available at home and abroad to simulate POPs bioaccumulation and biomagnification in the terrestrial food-chain, including principles, features, merits and shortcomings of the models and some case studies of their applications. Moreover, modifications of the models were recommended. Obviously the lack of basic environment parameters, shortage of experimental data, and plant species peculiarities are the major causes hindering development of this kind of models.

Key words:POPs;terrestrial food-chain;bioaccumulation models