GB/T36700.42018

GB/T21816、GB/T21817和GB/T21818等固有生物降解试验中降解超过70%的物质，具有最终 生物降解潜力。但是由于此类试验采取了最佳测试条件，因此具有固有生物降解特性的物质不可假定 其在环境中可快速生物降解。固有生物降解试验的最佳条件刺激了微生物的适应性，与自然环境相比， 增加了生物降解的潜力。因此，固有生物降解试验的阳性结果一般不能用作解释在环境中可快速降解 的证据。

硅钢片标准5.3.2.5污水处理厂模拟试验

GB/T21795和GB/T21829等污水处理厂模拟试验得到的结果，不能用于评估在水生坏境中的降 解。主要原因在于污水处理厂的微生物生物量与实际环境中的生物量具有明显的差别，基质组成有显 著差异，且在污水中存在的快速矿物化有机物质可通过共同新陈代谢作用促进受试物降解。

5.3.2.6土壤和沉积物降解数据

非吸附性(非亲脂性)物质在土壤和地表水中的降解率天致相同。对亲脂性物质而言，由于吸附而 产生的局部固定作用，在土壤中的降解率通常比在水中的降解率低。因此，当一种物质的土壤模拟试验 表明可快速降解时，在水生环境中同样可能快速降解。因此只要试验确定物质可在土壤中快速降解，就 足以证明可在地表水中快速降解，但应符合下列条件： a） 没有发生土壤微生物的预接触（预适应)； b）受试物浓度符合环境中的实际浓度； c）物质在28d内最终降解，半衰期小于16d。 符合上述条件的有氧条件下的沉积物降解数据，同样可证明物质可在地表水中快速降解，可用于 分类。

5.3.2.7厌氧性降解数据

庆氧性降解数据不可用于判定物质是否具有快速降解性，因水生环境通常为水生生物生活的有氧 环境，而水生环境危害分类主要针对水生生物

5.3.2.8 水解

5.3.2.8.1只有在pH值为4～9的范围内确定的最长半装期（t）小于16d时，方可考虑将 B/T21855等的水解数据用于分类。但水解并非最终降解，可能生成各种不同的中间降解产物，其中 一部分可能仅为缓慢降解。只有充分数据证明，生成的水解产物并不满足水生环境有害物质分类标准 时，方可考虑使用水解测试数据。 5.3.2.8.2当物质能够快速水解时，如t小于几天，该过程将是生物降解作用的一部分。水解可能是 生物降解的初始转化过程

5.3.2.9光化学降解

将光化学降解相关信息用于分类较困难。水生环境中的实际光化学降解度取决于当地条件，比如 水深、悬浮固体、混浊度，降解产物的危害性通常不清。可能仅在极少情况下，有足够信息才根据光化学 降解进行全面评估

5.3.2.10降解估算

.2.10.1已有一些QSAR可用于预测大致的水解半衰期，但只能在无可用测试数据时方可考虑

用。水解半衰期数据用于分类时应谨慎，因水解并不涉及最终降解性。此外，目前为止QSAR的适用 性非常有限，只能预测少数类别化学品的水解潜力。 5.3.2.10.2一般而言，目前尚无估算有机物质生物降解程度的QSAR可准确预测快速降解。但是，该 方法得到的结果可用于预测一种物质不能快速降解

5.3.2.11挥发性

化学品通过挥发作用可从某些水生环境中去除。固有的挥发潜力可通过物质的亨利定律常数（H） 确定。从水生环境中的挥发作用，主要取决于特定水体的环境条件，例如水深、气体交换系数（取决于风 速和水流）和水体分层。由于挥发只表示化学品从水相中去除，因此亨利定律常数不能用于评估与水生 危害分类相关的物质降解性。然而，对于在环境温度下为气体的物质，可在此方面进一步予以考虑 (Pedersen等,1995)

在没有可用降解数据可得的情况下 正的数据或者括算数据，物质应被视为不目快 速降解

化学品水生环境危害分类的统一标准主要集中于单个物质。在管理方面，对于自然界中存在的某 些类型的多组分固有复杂物质，如从矿物油或植物材料中产生或提取的化学品，通常视作单一物质。多 数情况下，在一定的碳链长度和/或置换度范围内，将其定义为同系物。在此情况下，可预见其在降解方 面无显著差异，因此可根据复杂化学品测试结果，确定可降解程度。此外，当降解性处于临界状态时，某 些单个物质可能会快速降解，而其他组分不能快速降解，这就要求对复杂物质中的单一组分作出更为详 细的评价。当非快速降解组分构成复杂物质的主要部分时，如超过20%，或者对于有害成分而言甚至 更低一些，应将该物质视为不可快速降解。

6.2物质的生物可利用性

6.2.1有机物质在环境中的降解，大部分发生在水生环境中，或者发生在土壤或沉积物水相中。水解 需要有水存在，微生物活动取决于水的存在。此外，生物降解要求微生物直接与物质接触。因此，物质 在水相中溶解并被微生物包裹，是细菌、真菌和基质之间最直接接触的途径， 6.2.2研究物质可降解性的现有标准方法是针对易于溶解的受试物制定的。然而，许多有机物质在水 中只具有很低的溶解性。由于标准方法要求的受试物浓度为2mg/L～100mg/L，因此，水溶解性低的 物质很难达到足够的生物可利用性。对于一些轻微溶解物质，可使用连续混合和/或增加接触时间的试 验，或者采用受试物浓度低于水溶解度的特殊设计的试验

6.3试验时间小于28d

6.3.1降解结果有时报告为28d试验期结束之前终止试验。当所得到的降解率大于或等于通过水平 时，可直接使用这些数据。当仅仅达到较低降解水平时，测试结果解释时应谨慎。因降解率较低的原因 可能在于测试时间太短，而实际上化学结构在为期28d的生物降解试验中可能发生降解。如果在短时 间内出现大量的降解现象，可将此种情况与BODs/COD不小于0.5标准或者与在1Od观察繁期内的降 解率要求进行比较。在此情况下，可视物质为可快速降解，但应符合下列条件： a）最终生物降解率在5d 内大于 50%:或者

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b）该段时间内的最终降解速率常数大于0.1/d，相当于半衰期7d。 6.3.2上述条件在于确保确实出现了快速矿化现象，虽然试验在28d之前和达到通过水平之前结束。 择释不符合通过水平的测试数据时应谨慎。应考虑低于通过水平的生物降解的原因是否在于物质的部 分降解，而非完全矿化。如果是由于部分降解，则应将物质视为不能快速生物降解。

在采些试验中，确定母体化合物的 通过特定的化学分析方法测定受试物 中间产物）的浓度以判定降解性。因此，只有充分证据证明，所生成的降解产物并不满足水生环境 分类标准时方可将初级生物降解数据用

6.5测试结果互相矛盾的处理

6.5.1同一种物质有更多降解数据可供使用时，结果通常可能相互矛居。一般而言，利用适当的生物 降解试验方法对某物质进行过多次试验，如果出现相互矛盾的结果，可通过“证据权重方法”进行解释， 即如果对某物质进行快速生物降解试验，得到的阳性结果（如降解率高于通过水平)和阴性结果都有时 则应将质量水平较高和记录完整的数据用于确定物质的快速生物降解性。然而，在测试质量良好，试验 条件记录完整，即满足了准则标准，包括使用非预接触（非适应）接种物的情况下，应将快速生物降解试 验得到的阳性结果视为有效，而不考虑阴性结果。各类筛选试验中通常没有适合于所有类型的物质的 试验，对于用一种不适合于特定物质的试验方法得到的测试结果，在确定其是否可用之前，应先进行认 真评估。

.5.2导致生物降解筛选试验数据相互矛盾的主

6.5.3接种物应尽可能从未接触环境中采样，当得到的结果相互矛盾时，应对接种物来源进行甄别，核 查是否在微生物群体适应性方面存在差异。因接种物对受试物降解的适宜性取决于是否存在适当的降 解促进物及其数量的多少。当接种物取自先前与受试物接触过的环境时，接种物可能已经适应环境，则 可导致该接种物的降解能力大于来自非接触环境的接种物的降解能力。 6.5.4测试结果相互矛盾，可能由受试物的毒性导致。较多物质在快速生物降解试验中的相对较高浓 度下可对接种物产生毒性作用或者抑制作用。GB/T21802和GB/T21801规定采用较高的受试物浓 度（100mg/L）。GB/T21831中受试物浓度最低，为2mg/L～10mg/L。对毒性效应进行评估，可通 过在快速生物降解试验加人毒性控制，或将受试物浓度与GB/T21796和ISO9509等微生物毒性试验 数据进行比较予以甄别，或者在无其他微生物毒性试验可得时，考虑ISO11348。如果物质在接近环境 的浓度下没有抑制作用，则可将筛选试验中得到的最大降解数据用作分类依据。如果在这种情况下有 模拟试验数据可供使用，应考虑使用这些数据，模拟试验可能使用了较低的无抑制作用时的受试物浓 度，从而更可靠地反映物质在接近实际环境条件下的生物降解半衰期 6.5.5当受试物的溶解度低于试验中使用的浓度时，该参数可能为测试实际降解水平的限制因素。在 此情况下，应采用最低受试物浓度的测试结果，即GB/T21831试验结果。一般而言，GB/T21803和 GB/T21857不适用于不易溶解物质的生物降解试验。 6.5.6挥发性物质只能在GB/T21831、GB/T21802和GB/T21801这样的封闭系统内进行。对于采 用其他方法得出的测试结果，应进行认真评价，只有能够证明（例如通过质量平衡估计)受试物的去除不 是挥发的结果时，才能考虑使用

6.6模拟试验数据的变化

某些优先化学品可能具有较多模拟试验得到的测试数据。通常，此类数据可提供在环境介质，如土 壤、沉积物和/或地表水中的半衰期范围。同一物质的模拟试验中测得的半衰期差异可能反映试验条件 的差异，且均可能与环境相关。因此分类时，应从试验测得的半衰期范围高的一端选择合适的半衰期， 采用证据权重方法，并综合考虑模拟试验的实际符合性和与环境条件的相关性。原则上，评价水生环境 中的快速降解性时，地表水模拟试验数据优先于水生沉积物或土壤试验数据

分类。 7.2符合下列条件之一时，可判定物质具有快速降解性： a）根据可提供的测试数据评价证明，物质在为期28d的快速生物降解试验中显示具有快速生物 降解性，通过水平（即DOC降解率大于70%或消耗ThOD大于60%）应从生物降解达10%之 日开始算起10d内达到。如果不能，则应在可能情况下，在14d观察期内，或者在试验结束后 评定其通过水平； b) 物质在反映实际环境条件的地表水模拟试验中显示最终降解，半衰期小于16d（相当于28d 内降解大于70%）； c 物质在水生环境中显示初级降解（生物或非生物降解），其平衰期小于16d（相当于28d内降 解天于70%），且可以证明降解产物不满足水生环境有害物质分类标准。 7.3在没有这些数据的情况下，如果证明下列条件之一成立，则可认为具有快速降解性： a) 物质在水生沉积物或反映实际环境条件的土壤模拟试验中显示最终降解，半衰期小于16d（相 当于28d内降解大于70%）； b） 在只有BOD和COD数据的情况下，其BODs/COD比值不小于0.5。同样的标准适用于试 验时间少于28d的快速生物降解试验，条件是半衰期小于7d。 .4 如果上述各类数据均不能提供，可将物质视为不可快速降解。这一判定还可通过符合下列标准之 一获得支持： a） 物质在固有生物降解试验中被证明不具有固有可降解； b）通过科学有效的QSAR模型，例如生物降解概率程序预测物质可缓慢生物降解，其快速降解 分值（线性或非线性模型）小于0.5； c） 根据间接证据，例如对结构类似物质的认识，物质被视为不能快速降解； d）没有其他降解数据可得

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附录A （资料性附录） 有机物质可降解性的确定

有机物质可通过生物、非生 确定有机物质降解性的标准 操作程序或试验方法。下文将介绍其 水生危害分类

A.2.1非生物降解类型

A.2.1.1非生物降解包括化学转化和光化学转化。通常，非生物转化将产生其他有机化合物，但不会 导致完全矿化（Schwarzenbach等，1993）。化学转化即在无光和无生物媒介物的条件下发生的转化，而 光化学转化则需要光的存在。 A.2.1.2在水生环境中的重要化学转化包括水解、亲核取代、消除和氧化还原反应（Schwarzenbach等， 1993）。水解通常被视为最为重要、在国际性测试准则中可以获取信息的唯一转化形式

A.2.3.1OECD316（化学品在水体中的光转化直接光解）是关于水生环境光降解的

2.3.1OECD316（化学品在水体中的光转化直接光解）是关于水生环境光降解的测试方法。水

化合物的光转化形式可以是一次光转化或二次光转化。一次光转化（光解）又可进一步细分为直接光解 和间接光解。直接光转化（光解）是化学品吸收光线后直接发生转化的情况。间接光转化是其他受激物 质将能量、电子或H原子转移给化学品从而导致转化（激活光解）的情况。二次光转化则指化学品与活 生短寿命基团之间发生化学反应，比如羟基、过氧基（peroxyradicals），或在有光照的情况下通过与受激 物质，如受激腐殖酸或棕黄酸或硝酸盐反应而产生的单态氧。 1.2.3.2自前仅有三个关于水中化学品光转化的测试准则，即OCSPP835.2210（日光作用下的水中直 接光解率）、OCSPP835.5270（间接光解筛选试验：含有溶解腐殖质的水中日光光解作用）和OECD316 （化学品在水体中的光转化直接光解）。OCSPP835.2210试验采用层级法。第1层次，根据测定的摩 尔吸光系数计算最大直接光解率常数（最小半衰期）。第2层次分为两个阶段：第1阶段，化学品在日光 照射下发生光解，得到一个近似的光解率常数。第2阶段，利用一个能够定量测定实际照射到化学品上 的光照强度的曝光表，确定更为准确的光解率常数。根据已测定的参数，可计算出不同温度下、不同范 围的实际直接光解率。这种光解率只适用于表层水体，比如水面下50cm以内，而且只适用于饱含空气 的纯水。很显然，这在实际环境中是不存在的。然而，可利用计算机将自然水体和其他相关因素的削减 作用编入程序，从而将结果外延推算得到其他环境条件下的光解率。 1.2.3.3OCSPP835.5270筛选试验主要涉及化学品在含有腐殖质的水中的间接光解。试验原理为试 验测定的暴露于日光下的自然水体中的光转化率，是直接光转化和间接光转化共同作用的结果，而只有 直接光转化才会在纯水中发生。因此，在自然水体中的总体光解率和纯水中的直接光解率之差，等于间 接光解率和二次光降解之和。在实际试验过程中，可购买腐殖质配制人造模拟自然水体。应注意，测算 得到的间接光转化率仅在特定的季节和范围内有效

A.3.1快速生物降解

3.1.1用于确定有机物质快速生物降解的标准测试方法有多项，包括GB/T21801、GB/T21802、 B/T 21803,GB/T 21831,GB/T 21856,GB/T 21857。 3.1.2为确保化学品的生物降解和微生物的环境适应性，快速生物降解试验有严格的要求，应确保 足下列基本条件： a) 较高的受试物浓度（2mg/L100mg/L）； b) 受试物是唯一的碳和能量的来源； c) 接种物浓度从低到适中，细胞数为10+个/mL～108个/mL； d) 不充许接种物的预适应； e) 28d试验期间的10d观察期内[MITI方法（I）除外］发生降解； f) 试验温度小于25℃； g) 通过水平为70%（DOC去除率)或60%（O2需求量或CO2产生量）表示完全矿化（假设受试物 的残余碳转变成生物量的增长）。 3.1.3 快速生物降解试验的一个阳性结果可以推测受试物在环境中快速生物降解。 3.1.4传统的BODs试验也可以表明一种物质是否能够快速生物降解。在该试验中，用BOD；和 hOD相比较；如果无法获得ThOD，也可用COD替代。试验应在5d内完成，危害分类标准定义的通 水平为50%，即低于快速生物降解试验的通过水平。 2151m

A.3.1.5GB/T21815.1可被视为快速生物降解试验的平行试验。达到GB/T21815

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平（即DOC去除率大于70%或ThOD大于60%）的物质，可被视为具有快速生物降解性，因其在海水 中的降解潜力通常低于在淡水中的降解性测试结果

A.3.2固有生物降解

A.3.2.1固有生物降解试验用于评估一种物质是否具有生物降解潜力。GB/T21816、GB/T21817、 GB/T21818均属于固有生物降解性试验。 A.3.2.2有助于评价固有生物降解潜力的基本试验条件包括： a）受试物与接种物有较长的接触期，以便于在试验期内产生适应性； b)车 较高的微生物浓度； c）有利的物质/生物量比例。 A.3.2.3固有生物降解试验得到的阳性结果表明，受试物不会在环境中无限期地存在下去，但也不能 假定该物质会发生快速和完全的生物降解。矿化率大于70%的测试结果表明受试物具有潜在的最终 生物降解性，矿化率大于20%的测试结果表明可以初级生物降解，矿化率小于20%的测试结果表明受 试物具有持久性。因此，固有生物降解试验得到的阴性结果意味着受试物不可生物降解。 A.3.2.4在许多固有生物降解性试验中，仅观测到了受试物的消失，这样的结果仅表明受试物发生了 韧级生物降解，并非完全矿化，因此或多或少地生成了降解产物。受试物能够初级降解并不意味着它能 够在环境中发生最终生物降解。 A.3.2.5固有生物降解试验的测试方法具有很大的差异性，GB/T21818采用的接种物浓度比 GB/T21802相应大3倍。GB/T21816同样是相对较弱”的固有生物降解试验。和快速生物降解试验 相比，这些固有生物降解试验对物质降解性的证明程度并未更充分，测试结果不能外推到快速生物降解 试验和水生环境的条件。

A.3.3水生环境模拟试验

A.3.3.1水生环境模拟试验目的是模拟在特定水生环境条件下的生物降解过程。有两个试验可以作 为标准水生环境降解模拟试验的实例：ASTME1279（生物降解标准试验方法摇瓶消减法）和 OCSPP835.3170（摇瓶法消减试验）。这些测试方法通常被用作化学品在河流中消减模拟试验的 考

A.3.3.2水生环境条件模拟试验的要点

a）采用自然水体（和沉积物）样品作为接种物； b）采用低浓度受试物（1ug/L～100ug/L），确保遵循一级降解动力学。 A.3.3.3推荐使用放射性同位素示踪受试物，有助于确定最终生物降解性。通过化学分析法获得受试 物的去除率，仅能证明受试物具有初级生物降解性。通过测定降解动力学可以得到降解速率常数。由 于受试物浓度低，因此可以假定主要遵循一级降解动力学。 A.3.3.4该试验也可以通过使用自然沉积物模拟底泥条件进行测试。此外，通过对样本进行灭菌处 理，可确定试验条件下的非生物降解性。

A.3.4STP模拟试验

目前也有一些GB/T21829的试验方法可用于模拟污水处理厂（STP)内的降解过程，及采用低 有机污染物的模拟试验方法（Nyholm等，1996）

A.3.5厌氧生物降解

3.6土壤和沉积物中的

A.3.6.1由于许多物质最终进入土壤或沉积层内，因此，评估其在土壤或沉积层环境中的降解性 具有重要意义。OECD304A是众多关于土壤中固有生物降解的标准方法之一，该试验相当于 OCSPP835.3300试验

具有重要意义。OECD304A是众多关于土壤中固有生物降解的标准方法之一，该试验相当于 OCSPP835.3300试验， A.3.6.2土壤中的固有降解性测试要点： a） 采用自然土壤样本，无需额外接种： b) 采用放射性同位素示踪受试物； c） 测定放射性同位素标记的CO，变化过程。 A.3.6.3测定沉积物中的生物降解性的标准方法为OCSPP835.3180。从采样点采集含有沉积物和水 的试验样本，并向其中加人受试物，测定母体化合物的消失（即初级生物降解）。必要时，可测定生成的 代谢物或最终生物降解产物 A.3.6.4目前，OECD已有关于在土壤（OECD307)和水生沉积系统（OECD308）中的好氧和厌氧转化 的测试准则。试验目的在于测定在接近实际的环境条件，包括接近实际的受试物浓度下，受试物的转化 率以及转化产物形成和减少的速率。可确定完全矿化性或初级降解性，这取决于测定受试物转化所用 的分析方法，

A.3.7生物降解估算方法

A.3.7.1最近几年关于物质环境特性的估算研究取得了进展，其中也包括用于预测有机物质的生物降 解潜力的一些方法。 A.3.7.2从MITI(1992)试验中选取一组有效的生物降解性的数据作为验证集，但其中不包括无法得 到准确降解数据和已经用于程序开发的那些物质，按此原则，验证集数据组包括304种物质。用该程序 的非线性估算模块（最可靠）估算这些物质的生物降解性，然后，将估算结果与测定数据进行比较。根据 预测，162种物质可“快速”降解，但实际上只有41种物质（25%）在MITI试验（1）中显示出快速降解特 生。预测显示，142种物质可"缓慢”降解，但是MIT1试验（1）显示138种（97%）物质不具有快速降解 持性。因此，只有在无法得到降解性测试数据和该程序预测一种物质为“缓慢”降解物质时，才可将该程 予的预测结果用于分类。在此情况下，物质可视为不能快速降解。 A.3.7.3美国环保局/欧盟QSARs联合评估项目利用欧盟通报的新物质的测试结果和QSAR数据，也 出了同样的结论。对115种新物质的QSAR预测结果进行分析，该115种新物质也进行过快速生物 降解试验。分析结果显示，只有9种物质可以快速生物降解。美国环保局/欧盟联合项目的最终报告 OECD，1994)没有详细说明所采用的QSAR方法，但其中的大多数预测很可能是利用以后被纳人生

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物降解概率计算程序中的那些方法得出的。 A.3.7.4此外，欧盟建议在使用生物降解概率程序估算的生物降解性时要保守，即该程序预测快速生 物降解的结果不予采信，但缓慢生物降解的预测可以考虑（欧盟委员会，1996）。 A.3.7.5因此，以保守方式使用生物降解概率程序得到的预测结果，可以满足没有测试数据可得的某 些物质生物降解性评价的需要

B.1.1OECD分类标准仅仅考虑对水生环境的危害。然而，危害分类的主要依据是在实验室条件下测 试得到的数据，而只有很少的实验室条件与环境条件类似。因此，应考虑如何解释用于预测水生环境危 害的实验室测试数据的问题。 B.1.2OECD生物降解试验综述文件（OECD，1995）对如何解释有机物质生物降解试验结果进行了 老虑

B.1.1OECD分类标准仅仅考虑对水生环境的危害。然而，危害分类的主要依据是在实验室条件下测 式得到的数据，而只有很少的实验室条件与环境条件类似。因此，应考虑如何解释用于预测水生环境危 害的实验室测试数据的问题。 B.1.2OECD生物降解试验综述文件（OECD，1995）对如何解释有机物质生物降解试验结果进行了 考。 B.1.3环境条件与标准试验系统中的条件通常有很大不同，因此，在通过外推法将实验室测试得到的 降解数据用于自然环境时会遇到一些困难。下列因索的差异会对降解性产生显著影响： a）与生物体有关的因素（存在能够发挥作用的微生物）； b）与基质有关的因素（基质浓度和其他基质的存在）； 质的存在物质的生物利用率

式得到的数据，而只有很少的实验室条件与环境条件类似。因此，应考虑如何解释用于预测水生环境危

B.2存在能够发挥作用的微生物

B.2.1水生环境中的生物降解取决于水生环境中存在数量足够的能够发挥作用的微生物。自然微生 物群落包括差异极大的各种微生物，当出现浓度足够高的一种“新”物质时，微生物可能发生自适应，使 这种新物质发生降解。通常，微生物群体的自适应是由特定降解微生物的增长导致的。这种降解微生 物天生就具有使物质降解的能力。然而，还有一些其他过程也会参与降解，比如酶诱导、遗传物质交换 和耐毒性的形成等。 B.2.2自适应发生在“延迟”阶段，这是从开始接触到出现显著降解的一段时间。很明显，延迟阶段的 长短将取决于最初存在的能够发挥作用的降解微生物，这又取决于微生物群体的历史，也就是这些群体 是否在以前曾经与这些物质有过接触。这意味着，如果一种异型生物物质已经使用多年并已四处释放， 那么发现能够发挥作用的降解微生物的可能性就会增加。特别是在接受排放物的环境中，比如生活污 水处理厂，更是如此。与使用来自未被污染水体中的接种物试验相比，使用来自污染水体的接种物的试 验更容易得到一致的降解结果（OECD，1995；Nyholm和Ingerslev，1997）。

B.2.3有许多因素决定水生环境中的自适应

3.2.4延迟期长短取决于能够发挥作用的降解微生物的初始数量，对于毒性物质来说，还取决于这些 降解微生物受毒性物质影响后是否能继续存活以及复原情况。在快速生物降解标准试验中，接种物样 本来自污水处理厂。由于污染物负荷通常高于自然环境条件，因此降解微生物的成分和数量，都可能高 受污染较小的水生自然环境。然而，由于能够发挥作用的降解微生物的初始数量可能较低，很难估计 生环境中的延迟期会比实验室试验条件下的延迟期长多少。

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B.2.5如果时间周期比较长，能够发挥作用的降解微生物的初始浓度就不那么重要，当存在足够浓度 的合适基质时，它们将会不断生长。然而，如果关心的是在短时间内发生的降解，则应考虑能够发挥作 用的降解微生物的初始浓度（Sc0W，1982）。 B.2.6由于絮凝体、聚集体和附着微生物的存在，也可能通过微生物团生态位的发展而增强降解微生 物的自适应性。当考虑在污水处理厂、沉积层和土壤等各种不同环境条件下的降解微生物的自适应能 力时，这一点非常重要。然而，快速生物降解试验和水生环境中的微生物总数是同样的数量级，在快速 生物降解试验中细胞数为10+个/mL～10°个/mL；在地表水中为103个/mL～10°个/mL或更多 （ScOW，1982），因此，这一因素可能不那么重要 B.2.7在讨论外推到环境条件时，应区分贫营养和富营养环境。在贫营养条件下生长的微生物能够在 较低的浓度下使有机基质矿化，而且它们通常对基质有较大的亲合力，但与富营养环境下生长的微生物 相比，它们的生长率低，繁殖周期长（OECD，1995）。此外，贫营养微生物不仅不能在浓度高于1mg/1 的条件下降解化学品，甚至在高浓度条件下会受到抑制。与此相反，富营养微生物则需要在矿化开始之 前有较高的基质浓度，而且与贫营养微生物相比，它们可以在较高的浓度下存活。因此，水生环境降解 值下限，将取决于微生物群是贫营养群体还是富营养群体。然而，目前尚不明确贫营养微生物和富营 养微生物是两个不同物种，还是仅以贫营养和富营养方式生长的同一种微生物（OECD，1995）。由于大 多数污染物质通过污水排放直接进入水生环境中，因此，这些受体天多是富营养环境。 3.2.8从上面的讨论中，可以得出如下结论：在高度暴露环境下，比如，在不断接受各种物质的环境中 高产量化学品比低产量化学品更常出现），能够发挥作用的降解微生物存活的机率最大。这些环境常 常是富营养环境，因此，在开始降解之前，可能要求物质浓度相对较高。另一方面，在新鲜水体中可能缺 少能够发挥作用的物种，特别是能够使偶然排放的低产量化学品降解的物种

B.3与基质有关的因素

B.3.1.1在大多数实验室试验中，使用的受试物浓度很高（2mg/L～100mg/L），而水生环境中预期的 实际浓度则在较低的浓度（μg/L)范围内。一般说来，当一种基质的浓度低于大约10ug/L的阈值水平 时，不能满足微生物的生长需要。在更低的浓度下，甚至不能达到微生物存活所需的能量需求（OECD， 1995）。之所以采用这种较低的浓度阈值，可能是由于缺少能够激发酶活性的足够的刺激物（ScoW， 1982）。这通常意味着，许多物质在水生环境中的浓度水平，只能使它们勉强成为降解微生物的初级 基质。 B.3.1.2此外，降解动力学取决于莫诺方程中所描述的与饱和常数（K，）相比较的物质浓度（S。）。饱和 常数是产生最大比生长速率为50%的基质浓度。在远低于饱和常数的基质浓度（大多数水生环境的正 常情况）下，降解可通过一级动力学或逻辑动力学来描述（OECD，1995）。当一种低密度微生物（低于 103细胞/mL～105细胞/mL）占主导地位时（比如在贫营养水体中），种群的增长率将不断降低，这是典 型的逻辑动力学。在较高的微生物密度条件下（比如在富营养水体中），如果基质浓度没有高到能够支 持微生物生长的程度，则适用一级动力学，也就是说，降解率与物质浓度成正比。实际上，由于数据的不 确定性，区分这两个类型的降解动力学几乎是不可能的（OECD，1995）。 B.3.1.3总而言之，低浓度物质（即低于10ug/L)有可能无法在水生环境中作为主要基质而发生降解 当物质浓度较高时，可快速降解物质有可能在水生环境中作为主要基质而发生降解，其降解率与物质浓 度乎成正比

B.3.2其他基质的存在

3.2.1在标准试验中，受试物是作为微生物的唯一基质使用的，而在自然环境中，还存在许多其他

质。在自然水体中，DOC的浓度范围通常在1mgC/L～10mgC/L，即比污染物浓度高1000倍。然 而，随着持久性物质因离岸距离越来越远而比例增多，这些DOC将相对持久地存在。 B.3.2.2自然水体中的菌落主要依靠藻类分泌物提供营养物质。这些分泌物的矿化速度非常快（可在 几分钟内完成）。这表明，天然微生物群落有很高的降解潜力。因此，在微生物争夺自然水体中的各种 基质时，选择基质的压力导致能够快速矿化基质的物种的增长，而更加专一的特定物种的生长则受到抑 制。隔离能够降解各种生物异源物质的菌落的经验表明，在和细菌的生存竞争中，这些微生物表现为生 长相对缓慢，并且主要依赖复合碳源生存。当环境中存在能够发挥作用的微生物时，如果生物异源物质 等续释放到环境中并且达到足以支持微生物生长的浓度，那么这些微生物的数量可能会增加。然而，水 生环境中存在的大多数有机污染物的浓度较低，只能作为没有能力支持微生物生长的次要基质而发生 降解。 B.3.2.3 另一方面，浓度较高的快速矿化基质的存在，可能通过共同新陈代谢作用，促进生物异源物质 的初始转化。然后，共代谢产生的物质可用于进一步降解和矿化。这样，其他基质的存在可增加一种物 质被降解的可能性。 B.3.2.4可以得出这样的结论，即自然水体中存在各种不同基质以及其中可以快速矿化的基质，一方 面可能造成一种抑制能够降解微污染物的微生物生长的选择压力，另一方面可能通过先发生共代谢，然 后进一步矿化，从而提高降解率。在自然条件下，这些过程的相对重要性可能有所不同，这一方面取决 于环境条件，另一方面取决于物质。 直前尚不能一概而论

B.4与环境有关的因素

B.4.1环境因素的作用

是具体的降解过程。然而，这种影响的重要性在不同的

B.4.2氧化还原电位

是否有氧的存在，可能是影响降解过程的最重要的环境因素之一。氧含量和相关的氧化还原电位 决定着水生环境中不同类型微生物的存在：好氧微生物存在于水相、沉积物上层以及部分污水处理厂； 厌氧微生物存在于沉积物以及部分污水处理厂。由于在大部分水相中，好氧环境占主导，因此，生物降 解性的预测应建立在好氧试验结果的基础上。然而，在某些水生环境中，由于富营养化以及随后产生的 有机物质腐烂，氧含量在一年中的某些时段内可能达到很低的水平。在这些时段内，好氧微生物将不能 降解化学品，如果受试物在厌氧条件 性，那么可能会发生庆氧反应

温度是另一个重要的环境因素。大多数试验是在20℃～25℃温度条件下进行的（标准好氧快速 生物降解试验），但厌氧试验可以在35℃温度下进行，这可以更好地模拟污泥反应器内的条件。在温度 ℃以下到100℃的环境中可观察到微生物的活性。然而，最佳温度可能在10℃30℃，在这一范围 内，温度每增加10℃，降解率大致翻一番（deHenau，1993）。在这一最佳温度范围外，虽然某些特殊微 生物（嗜热和嗜冷细菌）仍可存活，但降解微生物的活性将急剧下降。当利用实验室条件外推时，应该考 虑到，在寒冷的冬季某些水生环境在一年中的很长时间内都被冰雪覆盖，降解可能很少甚至根本没有。

在自然环境中的整个pH值范围内都有活性微生物存在。然而，细菌作为一个群体槽钢标准，略呈碱性的 更有利于提高它们的活性，最佳pH值范围为6～8。当pH值低于5时，细菌体内的新陈代谢活性

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著降低。真菌作为一个群体，略呈酸性的条件更有利于提高它们的活性，最佳pH值范围为5～6 （ScoW，1982）。这样，最有利于微生物降解活力的pH值范围可能为5～8。这正是水生环境中最常见 的pH值范围

B.4.5营养物质的存在

有无机营养物质（氮和磷)存在通常是微生物的生长所需的。但它们很少成为影响微生物活性的 因素，在水生环境中，微生物的生长主要受到基质的影响。然而，营养物质的存在会影响初级生产 主长，进而影响可迅速矿化的分泌物的可得性

（资料性附录） 生物和非生物降解试验方法相关标准

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