氯酸盐生态毒理研究进展

氯酸盐生态毒理研究进展3
黎华寿
33
　张修玉　姜春晓
(华南农业大学热带亚热带生态研究所,广州510640)
摘　要　氯酸盐是一类毒性强氧化剂。

20世纪,氯酸钠曾被作为非选择性除草剂和脱叶剂在农业生产
中大量施用。

近年来,氯酸钾作为龙眼产期调控剂也在反季节龙眼生产中应用。

然而,氯酸根离子强氧化性对生物体有明显的毒害效应,且其分解产物亚氯酸根和次氯酸根离子对水体和土壤等环境也存在较强的污染效应。

本文在介绍氯酸盐理化性质基础上,初步分析了氯酸盐对植物、动物、微生物和人体的毒害效应,探讨了氯酸盐在土壤和水体中的环境行为,提出了如何在生产实践中安全使用氯酸盐,并就氯酸盐在生态环境中的检测方法和生物降解等研究前沿进行了展望。

关键词　氯酸盐,龙眼,生态毒性,人类健康,生化降解
中图分类号　X503 文献标识码　A 文章编号　1000-4890(2005)11-1323-06
R esearch advance in ecotoxicological effects of chlorates.L I Huashou ,ZHAN G Xiuyu ,J IN G Chunxiao (Insti 2tute of T ropical and S ubt ropical Ecology ,South China A gricultural U niversity ,Guangz hou 510640,Chi 2na ).Chinese Journal of Ecology ,2005,24(11):1323～1328.
Chlorates are a group of toxic substances with significant ecological st century ,sodium chlorate was used to be as non 2selective contact herbicides ,defoliant and even soil sterilant in agricultural history.And acci 2dentally ,it was found that potassium chlorate could induce the flowering of longan (Dimocx arpous longanna ),which has made it being used pervasively to increase out 2of 2season longan production in recent years ,especially in north Thailand and south China.S ome research demonstrated that the strong oxidation of chlorate was ob 2viously toxic to animals ,plants and bacteria ,and decomposition of chlorate in soil was completely a faster bio 2chemical process ,which affected greatly by soil microbes depending on climate and soil conditions.As a result ,in view of the environmental problems that chlorate imposed ,based on limited available data ,this paper intro 2duced physical and chemical characters of chlorate ,summarized research advancement of chlorate ecotoxicity on several living organisms and human beings at home and abroad ,approached the negative action of chlorate in soil and water ,put forward some effective suggestions on protective measures when using chlorate in daily life.Moreover ,further researches on monitoring methods and decomposition by bacteria were also prospected in order to minimize ecotoxicity of chlorate on ecosystem and human health.
K ey w ords chlorates ,longan ,ecotoxicity ,human health ,biochemical decomposition.
3国家自然科学基金项目(30370289)和美国洛克非勒基金资助项目。

33通讯作者
收稿日期:2005-04-25 改回日期:2005-07-10
1　引　言
氯酸盐是植物必需微量元素氯在环境中的存在
形式之一,但氯酸根离子强氧化性却对植物生长具有明显的毒害效应。

研究表明,除苔藓外,氯酸钠对绿色植物生长有3～6个月的持续毒害作用,其毒性不但对牵牛花、加拿大蓟和詹森草等草本植物具有良好的控制效果,而且对棉花、玉黍蜀、亚麻和大豆等农作物具有脱叶功能,因此,氯酸钠在上个世纪曾被作为非选择性除草剂、脱叶剂甚至土壤杀菌剂在农业上大量施用[19,36]。

1998年,台湾园艺学者[16,17]从燃烧爆竹促使傍边龙眼树开花的偶然发现得到启发,率先利用氯酸钾作为植物生长调节剂给龙眼催花获得成功。

此后我国福建、广西、广东、海南等地区和泰国等龙眼
产区也开展此类研究和技术推广,氯酸钾对龙眼产
期化学调控技术不断成熟和得到推广应用[6～14,40]。

Manochai 等[40]研究表明,利用氯酸钾对龙眼促花可实现龙眼周年生产和龙眼园果树二年三熟的多熟种植;此外,Subhadrabandhu 等[57]研究发现,氯酸钾除对龙眼有产期调控效果外,对荔枝、芒果等热带果树也有一定的催花促果作用。

随着氯酸钾对果树花期调控技术的推广,施用氯酸钾对果树产期调控的果园日渐增多,氯酸根离子毒性及其残留次生污染对农业生态环境产生的消极影响越来越受到关注。

目前,饮用水传统氯气消毒方法因产生卤代烃
生态学杂志Chinese Journal of Ecology 2005,24(11):1323～1328
(THMs)污染而逐渐被ClO2和O3消毒法所取代,虽然ClO2和O3对饮用水消毒不会产生有机卤代副产物,但用ClO2消毒会产生无机卤素含氧酸根ClO3-和ClO2-,用O3消毒会产生溴酸盐,且原水中的氯离子也有可能被强氧化性的O3氧化为对人体有害的亚氯酸盐和氯酸盐,因此,国内外对饮用水消毒产生的有害副产物(disinfection by2products, DBPs)非常关注[58]。

我国卫生部2001年颁布的《生活饮用水水质卫生规范》规定亚氯酸盐的最大质量浓度为200μg・L-1,氯酸盐未确定指导性的指标;在世界卫生组织最新的《饮用水水质准则》中,确定溴酸盐的指导值为25μg・L-1,美国现行的《饮用水水质标准》中,溴酸盐的指标值为10μg・L-1。

另外,含(高)氯酸盐的炸药、烟火和火箭推进器燃料以及工业上漂白杀菌过程中产生的副产物(高)氯酸根离子也最终归趋于土壤和水环境,这无疑给生态环境和人类健康带来潜在性的威胁。

目前,全球仅氯酸钠年产量就约达3×106t,加上其它来源,氯酸盐的环境影响和生态风险不容忽视。

本文结合当前国内外对氯酸根离子污染与净化的研究热点,聚焦氯酸钾在反季节龙眼生产中的环境行为,综述氯酸盐生态毒理研究进展,旨为明确氯酸钾的环境风险,并为控制和消除(高)氯酸盐对水体和土壤环境的污染提供参考。

2　氯酸盐的理化特性
氯酸盐每分子含有3个氧,且ClO3-的结构是SP3杂化类型,导致氯酸盐具有强氧化性。

氯酸钠相对分子量106144,相对密度2149,为立方晶系结晶,味咸而凉,易溶于水,微溶于乙醇、乙二胺、甘油和液氨,加热到300℃以上易分解放出氧气,在中性或弱碱性溶液中氧化力较低,但在酸性溶液中或有诱导氧化剂和催化剂(如硫酸铵、硫酸铜、黄血盐等)存在时,氧化能力变强;氯酸钾相对分子量122155,相对密度2130,属单斜晶系立方或三角结晶,有食盐味道,易溶于水,难溶于乙醇和甘油,常温常压隔离状态下稳定存在,加热至352℃开始分解, 610℃放出所有的氧,有MnO2做催化剂时,150℃分解放出氧。

二者均呈无色或白色粉末状态且有潮解性,在湿度很高的空气中能吸收水气而成溶液[51]。

氯酸盐在工业生产中用于制造亚氯酸盐、高氯酸盐及其它氯酸盐,印染工业中用作苯胺染色的氧化剂和媒染剂,医药工业中用作收剑剂和消毒杀菌剂,二氧化氯生产中用作漂白剂,海水处理中用来提取溴等[36]。

氯酸盐本身不易燃,但在酸性介质中遇到磷、硫、碳以及有机物、铵化合物、氰化物甚至金属粉末时,稍经摩擦或撞击,即会引起燃烧爆炸[39],固经常被用来制造火药、炮弹和烟火,并且极具威胁性。

3　氯酸盐的环境行为与污染效应
311　氯酸盐对水环境和食品的污染
时至今日,随着工业上大量使用ClO2和Cl2进行纸浆漂白、自来水消毒、水产养殖消毒、食品保鲜和废水废气处理,产生的副产物(disinfection by2 products,DBPs)(高/亚)氯酸盐对水环境造成了严重污染[53,58]。

研究认为,自然水域中ClO3-浓度在0102～0104mg・L-1被认为是可以接受的,然而,多项研究发现[37,46,55,59],氯酸盐对多数微生物和藻类有强毒性,Blatic海近海水域ClO3-浓度达到53mg ・L-1,导致周围12km2范围内Fucus vesiculosus藻几乎绝迹。

美国因火箭推进器燃料等军事工业中(高)氯酸盐的排放,导致(高)氯酸根离子对地下水造成的污染已威胁到周边地区居民的健康。

California州政府对饮用水中高氯酸根的规定标准由原来的18μg・L-1降低到4μg・L-1,但EPA对当地食物检测发现,牛奶和莴苣中(高)氯酸根离子的平均含量达5176μg・L-1;FDA对California、Arizona、Florida、Texas and New Jersey几个州的长叶莴苣、冰激凌检测发现,这几种食物的(高)氯酸根离子平均含量高达10149μg・L-1;NAS则报道,美国35个州93%的莴苣和牛奶以及97%的母乳中(高)氯酸根离子含量都严重超标,EPA估计美国约有115×107人的饮用水受(高)氯酸盐影响[39]。

美国、加拿大等国家环保部门等的[28,29]研究资料表明,(高)氯酸根离子在饮用水或食物中含量过高时会通过破坏人体甲状腺而影响荷尔蒙的正常分泌,而且饮用水中较高剂量的ClO3-和ClO2-与贫血症密切相关,因而这两种离子被怀疑是贫血的诱因之一。

ClO3-和ClO2-都包括在美国联邦法规饮用水优先消毒剂及其消毒副产物目录中,USEPA推荐在出厂水中ClO2、ClO3-和ClO2-总残留浓度不得大于10mg・L-1。

312　氯酸盐在土壤中的环境行为与降解动态
4231
生态学杂志　第24卷　第11期　
根据氯酸盐在土壤中施用的频率、土壤类型与肥力、土壤生物的活动、土壤温湿度和天气的情况,氯酸根离子在土壤中残留的有效期大约为015～5年,其毒性效应在潮湿条件下会保持6～12个月,干旱条件下会持续五年甚至更长;在碱性土壤条件下或土温升高或土壤富含硝酸盐时,氯酸根离子在土壤中对生物体的毒性会大大减弱,并且其毒性会因灌溉或降雨等因素渗漏而大大降低[30,36]。

Ong2 prasert等[41]研究发现,龙眼果园中施加136～340 mg・kg-1氯酸钾,果农正常管理下,50d后肥力贫瘠的表层土壤中氯酸钾含量降低至2412～68mg・kg-1,肥沃的土壤中剩余不到10mg・kg-1,而且试验证明,相同条件下氯酸钾的分解速度比氯酸钠快一倍。

因此,正常人工管理下,在果园中间歇性施用氯酸钾,从长远来看,氯酸根离子毒性对土壤环境的影响微乎其微。

但若常年累积施用氯酸钾,若干年后土壤中氯酸钾残留的次生污染对果园生态系统的影响还不甚了解,有待长期深入追踪探究。

Pathipan等[42]研究证明,在土壤中,尿素会抑制氯酸盐的降解,溶解的糖蜜可以加速氯酸盐的分解,且不受Mn4+、Fe3+或硫酸盐存在的影响,而液态有机肥料对氯酸盐降解无影响;同时还发现,有机物质、磷、钙、镁和阳离子交换量(CEC)较高的土壤中氯酸盐不易降解,而沙壤和阴离子交换量(AEC)较高的土壤中氯酸盐降解较快,且土壤中ClO3-的移动、转化和降解还受氮元素含量的影响。

研究表明,(高)氯酸根离子降解路径为ClO4-→ClO3-→ClO2-→Cl-+O2,且氯酸盐在土壤中的分解完全是一个生化降解过程。

G ermgard[30]研究发现,p H值适宜的厌氧条件下,氯酸根很容易降解为氯离子,氯酸根离子移动越快,其分解速度也会越快,降解的最终产物则取决于降雨、土壤温度、土壤质地和结构以及有机质的含量。

由于氯酸盐溶解度较大,在水中不会被吸附或生物性聚集沉淀,固物理方法不易使其降解[31]。

有人用二价铁离子处理水中的氯酸根离子,但此过程中又会增加水中铁元素的含量,因此效果并不理想[35]。

而Ongprasert等[41]将氯酸盐施于已消毒的土壤中,3个月内其含量并不会降低,说明氯酸盐在土壤中降解是土壤微生物作用的结果。

可以肯定,氯酸盐毒性同样会影响微生物的多样性[38,39,61],例如Callaway等[24]和Stewart[56]研究发现,在反刍动物胃中硝酸还原酶促进氯酸根转化为亚氯酸根过程中可大量杀死大肠杆菌 E.coli O157:H7病原菌。

有研究认为氯酸盐对微生物的毒理可能是氯酸根离子毒性破坏了微生物正常的新陈代谢造成的;也有研究[44,52]认为这与某些特定酶将氯酸根离子降解为亚氯酸根离子过程中导致微生物缺少氮源有关。

Rusmana等[49]利用纯培养实验表明,氯酸盐可以通过阻碍硝酸盐的运输来选择性的抑制某些硝酸还原酶(Nar)的活动,即抑制硝酸盐向亚硝酸盐降解过程中N2O的产生。

G inkel等[31]在厌氧条件下利用各种不同的酶和微生物对氯酸盐降解研究发现,活跃的微生物可以在加肥培养基中对氯酸盐进行降解,产物为H2S和H2,而且这些微生物还有降解羧基酸、乙醇和氨基酸的能力,河流、土壤、沉积物和废水处理厂均有这些微生物的存在。

Rikken 等[45]研究证明,某些微生物可以通过非突变的亚氯酸盐酶系统将(高)氯酸钾不均衡的降解为氯化物,这种新型的酶系统无疑对(高/亚)氯酸盐毒性有很强的抵制能力。

有文献报道[39,61],已经从高氯酸盐呼吸菌PRB和氯酸盐呼吸菌CRB中分离出可以用于降解氯酸盐的菌种,而且大多数PRB都可以选择性的去氮降解,PRB和CRB两种细菌在厌氧条件下都可以通过PDA培养基有条理的进行路径表达分解氯酸盐的过程,但目前还没有从CRB中分离出可以降解高氯酸盐的菌种。

4　氯酸盐的生物毒性效应
411　氯酸盐对动植物的毒性效应
陈清西等[6～8]对反季节龙眼的研究发现,龙眼果树施用氯酸钾后,母枝叶片中除淀粉含量下降外,总糖、叶绿素、内源乙烯、脱落酸、玉米素核苷和过氧化物酶等含量在生理分化期均呈逐渐上升趋势,但各剂量处理叶片和果实中的氯酸根、亚氯酸根和次氯酸根离子的残留均低于普通离子色谱法的检测限,而且果实颜色、大小和可溶性固形物含量等与普通龙眼相应品质指标差异不显著[13,57]。

然而文献报道[18,22,33],氯酸盐在常温下对小麦幼苗、番茄和水稻有明显的浓度梯度毒害效应,原因是ClO3-进入土壤被植物根系吸收并输送到植物各器官后,其强氧化性对植物有直接的毒害效应[22],并且ClO3-及其转化的ClO2-在植物体内的积累,会增加植物体内过氧化氢酶的含量,提高植物细胞的呼吸效率,降低植物对碳水化合物的合成,致使叶片提前脱落,植物过早衰老[23];同时,由于植物根系
5231
黎华寿等:氯酸盐生态毒理研究进展
对ClO3-和NO3-的吸收无选择性,因此,植物吸收ClO3-,还会抑制植物细胞对NO3-的吸收和运输,导致植物缺氮,进而影响植物体的生理、营养和生殖生长[21,54]。

我们应用蚕豆根尖微核技术对氯酸钾毒性检测发现,不同浓度的氯酸钾均会诱导蚕豆根尖细胞有丝分裂、微核率、染色体畸变率和污染指数的增加,表明氯酸钾在一定浓度范围内对细胞有致畸和诱导效应[15]。

Rikken等[45]调查发现,氯酸盐对水生生物的毒害效应与生物物种有关。

其中氯酸钾对鱼类和大型无脊椎水生生物的多样性影响不大,急性毒性浓度分别为2442mg・L-1和3815mg・L-1[26],但对藻类影响较大,尤其对褐藻毒害效应最强[27,60],常规海水中氯酸钾对褐藻的急性毒性浓度<011mg・L-1,EC50<01105mg・L-1,NOEC<01005mg・L-1[47～49]。

研究表明,氯酸钾对藻类的毒害效应受水中硝酸根离子制约,高浓度的硝酸根离子会减弱氯酸根离子对藻类的毒害作用,Stauber[55]研究发现,硝酸钾浓度<01005mg・L-1时,氯酸钾对N itzschia和Dunaliella两种藻的72h EC50分别为119和11mg・L-1,而硝酸根离子浓度含量较高水域中,两种藻的72h EC50分别超过了500和1000 mg・L-1,但在氯酸根离子强氧化性抑制N itzschia 藻细胞分裂的浓度范围内,对其光合作用和A TP含量均无影响。

由于氯酸盐有食盐的味道,容易被缺盐的动物当作食盐误食而中毒[29,38];绿色植物受氯酸盐污染后会带有食盐味道,也易被食草动物品尝后觉得可口而大量食用导致中毒[25,34]。

G ermgard[30]研究发现,动物吸收氯酸钾后,ClO3-强氧化作用可引起高铁血红蛋白血症、溶血性贫血和肾脏中毒,鸟误食氯酸钾后会降低其产蛋的能力和数量,但还未发现对蜜蜂有明显的毒害效应;王丽等[1]利用小鼠微核实验对氯酸钠水溶液检测发现,800mg・L-1的氯酸钠水溶液对小鼠骨髓嗜多染红细胞微核试验为阴性结果,表明在此浓度范围以下氯酸钠水溶液对小鼠微核无诱导效应。

氯酸盐对动物毒害效应的机理主要是ClO3-破坏了这些生物的新陈代谢,导致其生命活动出现异常,其中狗口服氯酸钾致死浓度LC为1200mg・kg-1,大鼠为1870mg・kg-1,兔为2000mg・kg-1[28]。

412　氯酸盐对人体健康的影响
美国、加拿大等国环保部门的资料表明,氯酸盐是神经、心血管和呼吸道中毒与甲状腺损害贫血的诱因之一,而且其毒性会降低精子的数量和活力[29]。

氯酸钾中毒死亡病例尸解发现,其血液呈巧克力色,胃肠道会充血、腐蚀,肝肾损害;人体皮肤接触或吸入KClO3后,会导致呼吸系统疾病,出现心烦、呕吐、腹泄、皮肤过敏等症状,严重时会出现溶血、黄萎病、尿毒症、抽搐、昏迷直至肝肾功能衰竭而死,长期接触氯酸钾,可引起食欲不振、体重下降,甚至诱发癌症,对成人的致死量为12g,儿童为5g,婴儿为1g。

Phongtape等[43]对泰国Lumphun省40个生产反季节龙眼果园的果农(5715%为男性,平均年龄47岁)调查发现,施用氯酸钾过程中,8010%的果农不戴手套,8215%的果农不戴口罩,只有6010%的果农穿有长袖衣服,每天平均工作213h,在接触氯酸钾之前果农的变性血红蛋白平均值为1116%,而接触氯酸钾后,变性血红蛋白量上升为1136%,并且2010%的人患上高铁血红蛋白症,表明氯酸钾会诱发血红蛋白变性。

因此,缺乏劳动保护措施的前提下,反季节龙眼生产实践中长期接触氯酸钾的果农有患高铁血红蛋白症的危险。

他们还对当地反季节龙眼烘干厂长期接触氯酸钾及其残留的工人(79%为女性,平均年龄43岁)健康状况调查,发现64%的工人采用剥皮、漂洗和分级3步对反季节龙眼进行加工,平均每天工作1016h,68%的工人在工作期间不戴手套,导致66%的工人患有皮肤过敏症,3512%患有高铁血红蛋白症,3112%的工人患有贫血症,615%患有白血症,而且尿检还发现他们中的2210%患有血尿症,2015%患有脓尿症,715%同时患有血尿症和脓尿症。

无疑,安全保护措施的落后同样导致龙眼烘干厂工人受到氯酸钾残留的毒性威胁。

因此,为避免氯酸盐中毒和爆炸,应防止人类和动物误服氯酸盐,禁止在施用过氯酸盐的草地上放牧,严格与食物和饲料隔离,及时清洗放置氯酸盐的器皿,禁止乱倒残液;禁止与磷、硫、碳、有机物、铵化合物、氰化物和金属粉末等一起储存。

政府机构和法律部门应尽快制定和完善相关法规,规范氯酸盐的生产、贮运和使用管理,对实际工作中接触或施用氯酸盐的,应落实良好的卫生规范,采取有效的劳动保护措施,切实保护相关人员的身体健康。

5　研究展望
随着氯酸盐在工农业生产实践中的大量应用,
6231
生态学杂志　第24卷　第11期　
其强氧化性及其残留产生的次生污染势必对水和土壤等人类赖以生存的环境因子产生消极影响,因此,如何对氯酸盐及其残留进行精确检测和加快降解将成为本研究领域的主导方向。

过去,由于检测技术手段和方法的局限而制约了氯酸盐生态毒理研究的进行[20]。

近年来,随着离子色谱、高效液相色谱等检测技术的改进与应用,对毒性物质的检测手段和方法也日渐成熟,应用离子色谱法对水中ClO3-与ClO2-的检测限已分别达到116mg・L-1和315μg・L-1[50],甚至毛细管电脉也被应用到包括氯酸根在内的多种阴离子检测[62],为氯酸盐生态毒理的深入探讨提供了帮助。

同时,随着生态毒理学的发展,蚕豆和小鼠等生物微核检测方法已越来越多地应用到氯酸盐性检测[1,2,15]。

蚯蚓作为指示和监测土壤污染的代表性土壤动物区系类群[3～5],加强氯酸盐对蚯蚓生态毒理的探讨或许会对氯酸盐在土壤中的生物监测乃至强化修复提高到一个新的层次。

结合应用理化检测手段与生物检测方法,能够对氯酸盐的环境化学行为、急慢性生物毒害效应和复合遗传毒性效应做出较为恰当的判断和定论,而氯酸盐生物降解和净化技术则是防治其污染的主导途径。

在目前的生产实践中,由于难以控制厌氧条件,微生物降解(高)氯酸盐并没有得到广泛应用。

因此,积极探讨、筛选和利用微生物种群降解(高)氯酸盐将成为该研究领域的热点[32];另外,ClO3-及其次生产物ClO2-是否与土壤中存在的黄腐酸和腐殖酸等前驱物质反应生成三卤甲烷等“三致物质”等一系列问题还不明确,也有待进一步探明。

总之,鉴于公众对氯酸盐生态毒理的陌生,应加强氯酸盐的科普工作,并积极开展污染检测,加强氯酸盐对水体和土壤污染与治理的研究,以彻底消除和解决(高)氯酸盐及其残留造成的生态环境问题,保障人体健康。

参考文献
[1]　王　丽,黄君礼,李百祥.2000.二氧化氯、亚氯酸盐和氯酸盐
水溶液小鼠微核实验研究[J].哈尔滨建筑大学学报,35(1):
58～60.
[2]　刘　宛,李培军,周启星,等.2004.污染土壤的生物标记物研
究进展[J].生态学杂志,23(5):150～155.
[3]　宋玉芳,周启星,宋雪英,等.2004.石油灌溉土壤污染物的残
留与生态毒理[J].生态学杂志,23(5):61～66.
[4]　张倩如,周启星,陈锡时,等.2003.微生物分子生态学技术在
污水处理系统中的应用[J].生态学杂志,22(3):49～53.
[5]　周启星,孙铁珩.2000.污染生态化学:现状与展望[J].应用生
态学报,11(5):795～798.
[6]　陈清西,李松刚.2004.氯酸钾诱导龙眼成花及其叶片碳水化
合物与蛋白质的变化[J].福建农林大学学报(自然科学版),
33(2):182～185.
[7]　陈清西,李松刚.2004.氯酸钾诱导龙眼成花与内源激素的变
化[J].园艺学报,31(4):451～455.
[8]　陈清西,李松刚.2004.氯酸钾诱导龙眼成花与叶片蛋白质及
核酸含量变化的关系[J].果树学报,21(3):278～280.
[9]　陈美媛,周进水,苏国存.2001.龙眼产期调控技术研究[J].中
国南方果树,30(4):27.
[10]　贺海英,王泽槐.2001.强氧化剂对龙眼催花研究[J].广东园
艺,2(4):42～44.
[11]　柯冠武.2001.台湾龙眼催花技术引进示范的实践及启示[J].
广东园艺,2(1):37～38.
[12]　温永盟.2001.龙眼产期调控技术探讨[J].广东园艺,2(1):37
～38.
[13]　曾祥有,黎华寿,曾运友.2002.不同季节施用KClO3化学调
控剂对龙眼促花与果实品质的影响[J].生态科学,21(3):220
～222.
[14]　曾祥有,黎华寿,陆宏谋.2004.KClO3对龙眼产期的调控效应
[J].应用与环境生物学报,10(5):573～576.
[15]　黎华寿,张修玉.2005.氯酸钾污染对蚕豆根尖细胞的遗传毒
性效应.农业环境科学学报,24(5):1099～1113.
[16]　颜昌瑞,赵政男,张哲玮.1998.化学药剂对龙眼催花之影响
[J].中国园艺(台湾),44(4):517～518.
[17]　颜昌瑞.1999.龙眼催花方法与周年生产[J].高雄区农业专
讯,总28期:14～15.
[18]　Aberg B.1947.On the mechanism of the toxic action of chlorates
and some related substances upon young wheat plants[J].
Kungl.L antbrukshogsk.A nn.,15:37～107.
[19]　Agaev R,Danilov V,Khachaturov V.1986.The toxicity to
warm2blooded animals and fish of new defoliants based on sodium
and magnesium chlorates[J].Uzb.Biol.Zh.,1:40～43. [20]　American Public Health Association.1998.American Water
Works Association and Water Environment Federation,Standard
Methods for the Examination of Water and Wastewater[M].
Washington DC:American Public Health Association.
[21]　Balch WM.1987.Studies of nitrate transport by marine phyto2
plankton using36Cl2ClO3-as a transport analogue[J].J.Phy2 col.,23:107～118.
[22]　Borges R,Miguel EC,Janice MR.2004.Ultrastructural,physio2
logical and biochemical analysis of chlorate toxicity on rice
seedlings[J].Plant Sci.,166:1057～1062.
[23]　Brown KM.1997.Ethylene and abscission[J].Plant.Physiol.,
100:567～576.
[24]　Callaway TR,Edrington TS,Anderson RC.2003.Eshcerichia
coli O157:H7populations in sheep can be reduced by chlorate
supplementation[J].J.Food Prot.,66:194～199.
[25]　Clarke ML,Harvey D G,Humphreys DJ.1981.Veterinary Toxi2
cology[M].London:Bailliere Tindall.
[26]　Dolf J VW,Thomas H.Hutchinson.1995.The ecotoxicity of
chlorate to aquatic organisms:A critical review[J].Ecotox.Env2
i ron.S af.,32:244～253.
[27]　Dolf J VW,Sander GM,G arttener CM.1998.Toxicity of chlorate
and chlorite to selected species of algae,bacteria,and fungi[J].
Ecotox.Envi ron.S af.,40:206～211.
[28]　Environmental Protection Service of Canada.1985.Sodium Chlo2
rate:Environmental and Technical Information for Problem Spills
[M].Wttawa,Canada:Technical Branch of the Environmental
Protection Service.
[29]　Environmental Protection Agency,Office of Research and Devel2
opment,National Center for Environmental Assessment,Wash2 ington Office.2002.Perchlorate Environmental Contamination:
Toxicological Review and Risk Characterization[M].Washing2
7231
黎华寿等:氯酸盐生态毒理研究进展
ton,DC:NCEA2120503.
[30]　G ermgard U.1989.Chlorate discharges from bleach plants2how
to handle a potential environmental problem[J].Paperi.Puu2
Paper Ti mber.,71:255～260.
[31]　G inkel VCG,Rikken G B,Kroon A GM.1996.Purification and
characterization of chlorite dismutase:A novel oxygen2generating
enzyme[J].A rch.Microbiol.,166(5):321～326.
[32]　Herman DC,Frankenberger WT.1998.Microbialmediated re2
duction of perchlorate in groundwater[J].J.Envi ron.Qual.,
27:750～754.
[33]　Hofstra.1977.Chlorate toxicity and nitrate reductase activity in
tomato plants[J].Physiol.Plant.,41:65～69.
[34]　Humphreys DJ.1988.Veterinary Toxicology[M].London:Bail2
liere Tindall.
[35]　Katz A,Narkis N.2001.Removal of chlorine dioxide disinfection
by products by ferrous salts[J].W ater Res.,35(1):101～108.
[36]　K lingman GC,Ashton FM.1975.Weed Science—Principles and
Practices[M].New Y ork:John Wiley&Sons,274～277. [37]　Lehtinen K J,Notini M,Mattson M.1988.Disappearance of blad2
der2wrack(Fucus vesciculosus)in the Baltic sea:Relation to pulp
mill chlorate[J].A mbio,17(6):387～393.
[38]　Lewis RJ.1992.Sax’s Dangerous Properties of Industrial Mate2
rials[M].New Y ork:John Wiley&Sons.
[39]　Logan BE.2001.Assessing the outlook for perchlorate remedia2
tion[J].Envi ron.Sci.Technol.,35:482～487.
[40]　Manochai P,Sruamsiri P,Wiriya A.2005.Year around off season
flower induction in longan(Di mocarpus longan L.)trees by
KClO3applications:Potentials and problems[J].Sci.Hortic.,
104(4):379～390.
[41]　Ongprasert S,Sutkoolabud P,Aumtong S.2002.The impact of
application of chlorates in longan plantations on the environment
and the remedy[A].The17th World Congress of Soil Science
[C].Thailand:Bangkok.
[42]　Pathipan S,Keishi S,Somchai O.2004.Decontamination of chlo2
rate in longan plantation soils by bio2stimulation with sugar a2
mendment[J].Soil Sci.Plant N ut r.,50(2):249～256. [43]　Phongtape W,Rangsan V,Tharntip M.2001.Health effects in
potassium chlorate2exposed longan growers[J].Intern.Med.J.
Thai.,17(2):94～97.
[44]　Prieto R,Fernandez E.1993.Toxicity and mutagenesis by chlo2
rate are independent of nitrate reductase activity in Chlamy2
domonas rei nhardtii[J].Mol.Gen.Genet.,237:429～438. [45]　Rikken G B.,Kroon,A G.G inkel CG.1996.Transformation of
(per)chlorate into chloride by a newly isolated bacterium:Reduc2
tion and dismutation[J].A ppl.Microbiol.Biotechnol.,45:420
～426.
[46]　Rosemarin,Lehtinen K,Notini M.1994.Effects of pulp mill
chlorate on Baltic sea algae[J].Envi ron.Poll ut.,85:3～13. [47]　Rosemarin,Mattsson J,Lehtinen K J.1990.Effects of treated and
untreated softwood pulp mill effluents on Baltic sea algae and in2
vertebrates in model ecosystems[J].Nord.Pulp Pap.Res.J.,
2:83～87.
[48]　Rosemarin,Mattsson J,Lehtinen K J.1986.Effects of pulp mill
chlorate on Fucus vesiculosus:A summary of projects[J].Ophe2
lia S uppl.,4:219～224.
[49]　Rusmana I,David e of chlorate as a selective in2
hibitor to distinguish membrane2bound nitrate reductase(Nar)
and periplasmic nitrate reductase(Nap)of dissimilative nitrate re2
ducing bacteria in sediment[J].FEMS Microbiol.Ecol.,48:379
～386.
[50]　Sckminke G,Seubert A.2000.Simultaneous determination of in2
organic disinfection by2products and the seven standard anions by
ion chromatography[J].J.Chromatogr A.,890:295～301. [51]　Shimada S.1995.Thermosonimetry and microscopic observation
of the thermal decomposition of potassium chlorate[J].Ther2
moc.Acta,255:341～345.
[52]　Siddiqi M Y,K ing BJ,G lass AD.1992.Effects of nitrite,chlorate
and chlorite on nitrate uptake and nitrate reductase activity[J].
Plant Physiol.,100:644～650.
[53]　Siddiqui RA,Warnecke2Eberz U,Hengsberger A.1993.Struc2
ture and function of a periplasmic nitrate reductase in A lcaligenes
eut rophus H16[J].J.Bacteriol.,175:5867～5876.
[54]　Solomonsson L P,Vennesland B.1972.Nitrate reductase and
chlorate toxicity in Chlorella v ulgaris Beijerinck[J].Plant
Physiol.,50:421～424.
[55]　Stauber JL.1998.Toxicity of chlorate to marine microalgae[J].
A qua.Toxicol.,41:213～227.
[56]　Stewart VL.1988.Nitrate respiration in relation to facultative
metabolism in enterobacteria[J].Microbiol.Rev.,52:190～
232.
[57]　Subhadrabandhu S,Yapwattanaphun C.2001.Regulation off2
season flowering of longan in Thailand[J].Acta Hortic.,558:
193～198.
[58]　Veschetti E,Cittadini B,Maresca D.2005.Inorganic by2products
in waters disinfected with chlorine dioxide[J].Microchem.J.,
79:165～170.
[59]　Wijk V,Kroon SGM,G arttener2Arends ICM.1998.Toxicity of
chlorate and chlorite to selected species of algae,bacteria,and
fungi.Ecotoxicol[J].Envi ron.S af.,40:206～211.
[60]　Wuk VDJ,Hutchinson TH.1995.The ecotoxicity of chlorate to
aquatic organisms:A critical review[J].Ecotox.Envi ron.S af.,
32:244～253.
[61]　Xu JL,John J,Trimble LS.2004.Chlorate and nitrate reduction
pathways are separately induced in the perchlorate2respiring bac2
terium Dechlorosoma sp.K J and the chlorate2respiring bacterium
Pseudomonas sp.PDA[J].W ater Res.,38(3):673～680. [62]　Y okoyama,Takashi,Macka.2001.Determination of association
constants of inorganic ions with C122and C142alkyldimethy2 lammoniopropane sulfonate zwitterionic surfactants using capil2
lary electrochromatography[J].A nal.Chi m.Acta,442(2):221
～230.
作者简介　黎华寿,男,1964年生,博士研究生,副教授。

主要从事农业生态和污染生态研究。

E2mail:lihuashou@scau.
责任编辑　梁仁禄
8231
生态学杂志　第24卷　第11期　。