共存陽(yáng)離子對(duì)砷、硒和釩毒性效應(yīng)的影響及預(yù)測(cè)模型研究

夏冰，陳紅楓，應(yīng)蓉蓉，金淑，龔冰，季節(jié)，仇浩

1. 安徽省環(huán)境科學(xué)研究院，合肥 230071 2. 生態(tài)環(huán)境部南京環(huán)境科學(xué)研究所，南京 210042 3. 國(guó)家環(huán)境保護(hù)土壤環(huán)境管理與污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210042 4. 上海交通大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，上海 200240

在自然界中，雖然大部分金屬以陽(yáng)離子形式存在，也有相當(dāng)一部分(類)金屬以含氧陰離子形式存在。其中，砷(As)是世界范圍內(nèi)普遍存在的含氧陰離子型金屬。近年來(lái)，它所引發(fā)的環(huán)境污染問(wèn)題受到人們的廣泛關(guān)注。As主要通過(guò)各種金屬開(kāi)采與冶煉、農(nóng)藥噴灑以及木材防腐劑的施用等人為活動(dòng)進(jìn)入并污染土壤環(huán)境[1]。據(jù)報(bào)道，As在全球土壤中的平均濃度為5 mg·kg-1，在土壤溶液中可達(dá)171 μg·L-1[2]。據(jù)《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)土壤污染總體狀況堪憂，總超標(biāo)率為16.1%，其中As的點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)2.7%，僅次于Cd(7.0%)和Ni(4.8%)[3-4]。As一旦進(jìn)入食物鏈就可能引起公共健康問(wèn)題[5]。研究表明，在人口稠密的地區(qū)(尤其是南亞地區(qū))，由于飲用水和地下水受到天然來(lái)源的As污染，當(dāng)?shù)鼐用裉幱贏s暴露引發(fā)的高環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)中[6]。與As不同，Se是從藻類到哺乳動(dòng)物等許多生命體代謝所需的微量元素[7]。環(huán)境中Se的來(lái)源可分為自然源(如火山噴發(fā)、巖石風(fēng)化等)和人為源(如含Se煤炭或石油的燃燒等)2類[8]。全球土壤中的Se濃度通常為0.05～1.5 mg·kg-1，具體含量取決于土壤特性[9]。以中國(guó)中部地區(qū)土壤為參考，土壤溶液中的Se濃度為0.51～27.64 μg·L-1[10]。我國(guó)幅員遼闊，土壤Se含量分布不均，出現(xiàn)了既有缺Se相關(guān)疾病(大骨節(jié)病與克山病等)的高發(fā)區(qū)，又有Se中毒相關(guān)疾病的高發(fā)區(qū)[11]。此外，V也是一種常見(jiàn)的陰離子型金屬，與As和Se相比，V是三者中自然豐度最高的(類)金屬。V在上層地殼中的平均含量大約為97 mg·kg-1[12]，在歐洲典型土壤溶液中為0.1 mg·L-1[13]。土壤V污染主要來(lái)自于采礦冶煉、化石燃料燃燒、化肥和農(nóng)藥的施用等人為活動(dòng)[14]。在中國(guó)西南部采礦和冶煉地區(qū)的V污染土壤中，其含量高達(dá)4 794 mg·kg-1[15]。以As、Se和V為代表的陰離子型金屬在土壤中不斷累積，對(duì)生態(tài)環(huán)境安全乃至人體健康造成的危害不容小覷。因此，亟待研究陰離子型金屬的生態(tài)毒性效應(yīng)機(jī)制及影響因素并建立相應(yīng)的預(yù)測(cè)模型，這對(duì)于建立有關(guān)環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)體系具有非常重要的意義。

在土壤中，陰離子型金屬的毒性受到了多種環(huán)境因素的影響，其中土壤溶液中的共存陽(yáng)離子是陰離子型金屬毒性的一類重要影響因素[16]。在含有Ca2+、Mg2+、Na+和K+的硬水中，Se、Sb、Cr、Mn、V、Mo和W對(duì)淡水端足蟲(chóng)(Hyalellaazteca)的毒性均高于不含這些陽(yáng)離子的軟水，而軟水中As毒性卻更大[17]，可見(jiàn)共存陽(yáng)離子對(duì)于陰離子型金屬毒性的影響并不一致。另外在土壤體系中，Ca2+可通過(guò)與V形成難溶性鈣鹽的方式降低V的遷移性與生物有效性[18]。Mg2+、K+和Fe3+主要通過(guò)調(diào)節(jié)細(xì)胞解毒代謝過(guò)程和改變細(xì)胞膜強(qiáng)度等途徑間接影響V毒性[19]。目前，對(duì)共存陽(yáng)離子在As、Se和V毒性中發(fā)揮的作用仍知之甚少[20]。由于轉(zhuǎn)運(yùn)通道和結(jié)合點(diǎn)位的不同，共存陽(yáng)離子與陰離子型金屬之間一般不存在明顯的特異性競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系，陽(yáng)離子更多是通過(guò)非特異性或間接的方式影響其毒性，并無(wú)定論。在自然環(huán)境介質(zhì)條件下，幾乎所有生物的細(xì)胞質(zhì)膜和細(xì)胞壁膜表面都帶有負(fù)電荷，這是由于細(xì)胞膜蛋白上的氨基酸殘基、膜磷脂的磷酸基團(tuán)及細(xì)胞壁果膠上的羧酸等基團(tuán)水解造成的。這些電荷在質(zhì)膜外表面形成的電勢(shì)稱為質(zhì)膜表面電勢(shì)，用φ0(通常小于0)表示[21]，這會(huì)導(dǎo)致外部溶液中的共存陽(yáng)離子與質(zhì)膜表面因?yàn)殪o電作用產(chǎn)生吸引力，從而改變?chǔ)?，進(jìn)而影響細(xì)胞質(zhì)膜表面的自由金屬離子活度[22-23]。研究發(fā)現(xiàn)溶液中共存陽(yáng)離子(Al3+、Ca2+和Mg2+等)的增加會(huì)通過(guò)靜電作用降低小麥(TriticumaestivumL.)根部φ0從而加劇As和Se的毒性，而這種對(duì)表面電勢(shì)的改變程度更多取決于非特異性的陽(yáng)離子電荷量[24-25]，靜電作用可以很好地解釋共存陽(yáng)離子對(duì)陰離子型金屬毒性的影響。

Kinraide[21]、Wagatsuma和Akiba[26]將質(zhì)膜表面電勢(shì)效應(yīng)對(duì)毒性的影響納入考慮，構(gòu)建了能夠有效預(yù)測(cè)金屬毒性的靜電作用模型(electrostatic toxicity model, ETM)。近年來(lái)，已有越來(lái)越多的研究從φ0角度考慮了離子之間的交互作用及其與生物效應(yīng)之間的關(guān)系。例如在水培和土壤體系中，學(xué)者發(fā)現(xiàn)φ0在Ni2+對(duì)大麥的毒性中起著“雙重作用”。首先，由于添加了Ca2+、Mg2+和H+等，φ0的電負(fù)性降低，從而降低了細(xì)胞質(zhì)膜表面的Ni2+活度。其次，通過(guò)添加陽(yáng)離子，φ0可能會(huì)增加細(xì)胞質(zhì)膜表面的跨膜電位差，這是跨膜吸收Ni的驅(qū)動(dòng)力。因此，Ni的毒性是膜表面電勢(shì)φ0引起的雙重作用的結(jié)果[27]。Kopittke等[28-29]利用ETM模型成功解釋了不同暴露介質(zhì)中Cu、Pb和Mn的毒性效應(yīng)。Wang等[30]也驗(yàn)證了靜電作用理論對(duì)Cu、Ni、Zn和Mn等多種金屬毒性預(yù)測(cè)的適用性。盡管在陽(yáng)離子型金屬毒性預(yù)測(cè)方面，ETM模型已被證明是行之有效的[31-32]，但此模型對(duì)陰離子型金屬是否有效尚待研究。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)及測(cè)試溶液配制

本研究所用試劑除特別說(shuō)明外，均購(gòu)自國(guó)藥集團(tuán)化學(xué)試劑有限公司，級(jí)別為分析純?cè)噭?/p>

取一定量?jī)?chǔ)備液，并用營(yíng)養(yǎng)液(含0.2 mmol·L-1CaCl2和5 μmol·L-1H3BO3)稀釋定容以得到不同濃度組合的測(cè)試溶液。所有測(cè)試溶液在小麥毒性暴露實(shí)驗(yàn)開(kāi)始前24 h內(nèi)，用稀鹽酸或氫氧化鈉溶液將pH調(diào)節(jié)至6.0±0.1，以0.75 mg·L-12-(N-嗎啉代)乙烷磺酸(MES)溶液為緩沖溶液。之所以將測(cè)試溶液的pH控制在6.0左右，一方面是由于弱酸性環(huán)境(pH 5.0～6.0)有利于植物的生長(zhǎng)[31]，另一方面是由于許多相關(guān)研究中pH均為6.0，使用相同的pH值有利于研究結(jié)果的比較和外推[23, 27, 31]。

1.2 毒性測(cè)試

種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)是作物響應(yīng)外部環(huán)境脅迫的開(kāi)始，也是作物對(duì)外界刺激最敏感的時(shí)期。作為陸生生態(tài)毒理學(xué)研究中常見(jiàn)的模式植物，小麥幼苗的毒理實(shí)驗(yàn)可為金屬污染早期診斷提供有效數(shù)據(jù)[23]。因此，本研究參照ISO標(biāo)準(zhǔn)(111269-1)進(jìn)行小麥根伸長(zhǎng)毒性試驗(yàn)[34]。取適量小麥(TriticumaestivumL.)種子(品種為NAU 9918，購(gòu)買于南京農(nóng)業(yè)大學(xué))，在1%的次氯酸鈉溶液中浸泡消毒15 min。用去離子水清洗數(shù)遍以去除殘留的次氯酸鈉后，將小麥種子在預(yù)先配制的小麥催芽浸種營(yíng)養(yǎng)液中浸泡4 h以保證后續(xù)種子能夠均勻發(fā)芽。催芽浸種營(yíng)養(yǎng)液為調(diào)整后的Hoagland溶液，具體配方為0.3 mmol·L-1Ca(NO3)2、0.2 mmol·L-1MgSO4、1.2 mmol·L-1KNO3、15 mmol·L-1H3BO3、5 μmol·L-1KH2PO4、0.07 μmol·L-1(NH4)6Mo7O24、5 μmol·L-1MnSO4和10 μmol·L-1C18H16FeN2NaO6(EDDHA-FeNa)。隨后小麥種子移入鋪有濕濾紙的發(fā)芽盤中，在20 ℃無(wú)光照的條件下發(fā)芽約60 h，期間噴灑催芽浸種營(yíng)養(yǎng)液以保持濕潤(rùn)。待小麥種子根部長(zhǎng)至1.0～1.5 cm，將其移入裝滿提前配制的不同濃度培養(yǎng)溶液的250 mL玻璃燒杯中，用剪口的封口膜將種子固定在杯口液面附近，以保證小麥根部充分浸潤(rùn)在培養(yǎng)溶液中且其他部位不與溶液接觸。每個(gè)250 mL燒杯放置4顆種子，且燒杯用鋁箔紙包裹外壁以避免光照，從而模擬真實(shí)土壤環(huán)境。每一種暴露條件設(shè)計(jì)3個(gè)平行樣本，即3個(gè)裝滿培養(yǎng)溶液燒杯，共計(jì)12顆種子。隨后將種有小麥的燒杯移入人工氣候箱(RXZ-1000F-4型，浙江省寧波市新江南儀器有限公司)進(jìn)行為期4 d的急性毒性暴露實(shí)驗(yàn)[34]，培養(yǎng)條件設(shè)置為溫度20 ℃、濕度75%、晝夜循環(huán)16 h∶8 h以及光照強(qiáng)度52 000 lx。

暴露結(jié)束后測(cè)量每株小麥的最大根伸長(zhǎng)。以每個(gè)影響因子濃度各自對(duì)照組的平均最大根伸長(zhǎng)為對(duì)照，計(jì)算相應(yīng)的相對(duì)根伸長(zhǎng)(relative root elongation, RRE)作為本實(shí)驗(yàn)的毒性指示終點(diǎn)，計(jì)算方法如公式1所示。

“自采”的僅計(jì)算基本直接費(fèi)，“他采”的還應(yīng)計(jì)算相關(guān)費(fèi)用、利潤(rùn)及稅金?？紤]到這兩種情況下主承包人的成本支出差異，應(yīng)同時(shí)制定這兩種情況下的混凝土工程費(fèi)率，“自采”的比“他采”的要高些。

(1)

式中：REA為測(cè)試組同一燒杯中4株小麥最大根伸長(zhǎng)的平均值(cm)；REC為對(duì)照組同一燒杯中4株小麥最大根伸長(zhǎng)的平均值(cm)。

1.3 化學(xué)測(cè)試與形態(tài)分析

測(cè)試溶液中As、Se和V這3種陰離子型金屬與影響因子Ca、Mg、Na和K的總濃度由電感耦合等離子體發(fā)射光譜(ICP-OES，iCAP7600，Thermo Fisher)進(jìn)行測(cè)定。ICP-OES的工作參數(shù)為射頻功率1 150 w、霧化器流量0.70 L·min-1和輔助器流量0.50 L·min-1，As、Se和V的檢出限分別為0.03、0.06和0.003 μg·mL-1，加標(biāo)回收率為96.5%～102.1%。所有溶解濃度表述為[M]diss。暴露實(shí)驗(yàn)前后培養(yǎng)溶液的pH值由pH計(jì)(pH510型，上海安萊立思儀器科技有限公司)測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)分析與建模

1.4.1 劑量-毒性效應(yīng)模型

污染物劑量與其毒性效應(yīng)之間的數(shù)量關(guān)系常用Logistic公式進(jìn)行擬合，本實(shí)驗(yàn)用相對(duì)根伸長(zhǎng)RRE作為毒性效應(yīng)指標(biāo)。本研究中采用的Logistic公式描述如下：

(2)

式中：xi為劑量表達(dá)方式，本實(shí)驗(yàn)中為自由離子活度和質(zhì)膜表面金屬活度；xi50為半數(shù)有效劑量，在引起根伸長(zhǎng)相比對(duì)照值減小50%時(shí)的金屬劑量；β為斜率參數(shù)。

1.4.2 靜電作用模型(ETM)

該模型基于植物根部質(zhì)膜表面帶負(fù)電這一原理，認(rèn)為帶負(fù)電的質(zhì)膜與陰、陽(yáng)離子之間的排斥、吸引會(huì)改變?chǔ)?，從而使質(zhì)膜表面真實(shí)的金屬自由離子活度與外部溶液中的不同，所以質(zhì)膜表面的自由金屬離子活度更能準(zhǔn)確反映金屬毒性?；诖嗽?，本實(shí)驗(yàn)中共存陽(yáng)離子易被吸引到質(zhì)膜表面從而降低φ0，影響陰離子型金屬在質(zhì)膜表面的濃度及其毒性。

表1 單一變量控制實(shí)驗(yàn)測(cè)試溶液濃度設(shè)計(jì)Table 1 The concentration sets of test solutions for univariate experiments

φ0可由Kinraide[21]提出的計(jì)算公式或相關(guān)計(jì)算軟件Gouy-Chapman-Stern(SGCS)[35-36]獲得，本研究中φ0通過(guò)在線SGCS程序(http://www.uq.edu.au/agriculture/sgcs/)計(jì)算得到。已知φ0后，質(zhì)膜表面的自由金屬離子活度可由能斯特方程求出，如公式3所示。

(3)

式中：{M}0為質(zhì)膜表面的陰離子型金屬活度；{M}為外部溶液中的陰離子型金屬活度(即形態(tài)計(jì)算求出的活度)；Z為電荷數(shù)；F為法拉第常數(shù)(C·mol-1)；φ0為質(zhì)膜表面電勢(shì)(V)；R為氣體常數(shù)(J·mol·K-1)；T為實(shí)驗(yàn)溫度(K)。

劑量-響應(yīng)曲線由Origin 9.0軟件進(jìn)行擬合，其擬合度(Adj.R2)可以反映該劑量能否準(zhǔn)確預(yù)測(cè)毒性效應(yīng)；斜率參數(shù)(β)、半數(shù)有效濃度(EC50)值(xi50)可通過(guò)基于全局?jǐn)M合的多元非線性回歸方法得到，擬合時(shí)使均方根誤差(RMSE)最小。其中xi50代表了該污染物的毒性大小，可用于本研究中3種陰離子型金屬毒性大小的比較。

2 結(jié)果與討論(Results and discussion)

2.1 共存陽(yáng)離子對(duì)As、Se和V毒性的影響

決定金屬毒性的一個(gè)重要方面是其生物有效性，而環(huán)境中金屬的形態(tài)與其生物有效性和毒性有直接的關(guān)系，金屬總濃度不能作為指示其潛在毒性效應(yīng)的有效指標(biāo)[37]?；谌芙鈶B(tài)金屬濃度造成的毒性影響可能小于實(shí)際的毒性效果，即金屬的溶解態(tài)濃度也不足以解釋實(shí)際的毒性效應(yīng)[38]。自由離子態(tài)金屬被證明是水體和土壤孔隙水中具有生物有效性和產(chǎn)生毒性作用的主要形態(tài)[39]。因此，本研究中我們均采用自由離子活度為劑量表達(dá)方式進(jìn)行分析。通過(guò)單一變量控制實(shí)驗(yàn)得到了關(guān)于環(huán)境共存陽(yáng)離子Ca2+、Mg2+、Na+和K+對(duì)As、Se和V毒性影響的實(shí)驗(yàn)結(jié)果，如圖1所示。

在本研究中，我們計(jì)算了φ0與其表面Ca2+、Mg2+、Na+和K+活度之間的關(guān)系(圖2)。在空白對(duì)照組中(無(wú)As、Se和V)，當(dāng)CaCl2的添加范圍為0.2～15 mmol·L-1時(shí)，φ0從-41.5 mV增大到-10.1 mV；當(dāng)MgCl2的添加范圍為0.2～4 mmol·L-1時(shí)，φ0從-42.1 mV增大到-22.2 mV；同樣，對(duì)于Na組，當(dāng)NaCl的添加范圍為0～16 mmol·L-1時(shí)，φ0從-41.9 mV增加到-32.5 mV。當(dāng)KCl的添加范圍為1.2～9.6 mmol·L-1時(shí)，φ0從-42.8 mV增加到-34.1 mV。在4種共存陽(yáng)離子中，Ca2+的引入最大程度地降低了φ0的電負(fù)性，使得質(zhì)膜表面對(duì)陰離子型金屬的排斥力減小從而增大質(zhì)膜表面的自由離子活度、增大毒性。這種對(duì)表面電勢(shì)電負(fù)性減小的作用還存在“雙重效應(yīng)”[30]，會(huì)使得離子跨過(guò)質(zhì)膜的驅(qū)動(dòng)力同樣減小，導(dǎo)致陰離子型金屬毒性減弱。此外，Ca2+作為植物必需營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)還可強(qiáng)化細(xì)胞壁、穩(wěn)定細(xì)胞膜[47]，也可通過(guò)調(diào)節(jié)抗氧化酶或抗氧化物質(zhì)從而提高質(zhì)膜對(duì)氧化損傷的抵御[48]，也即Ca2+能通過(guò)提高植物自身耐受性減弱金屬的毒性。值得注意的是，這幾種原因均為非特異性的作用，會(huì)導(dǎo)致Ca2+對(duì)陰離子型金屬毒性的影響有不同的可能性，這可以解釋Ca2+對(duì)于As、Se和V毒性全然不同的影響(圖1(a)、(e)、(i))。和Ca2+相同，Mg2+對(duì)于陰離子型金屬毒性的影響也具有非特異性作用，即通過(guò)減小φ0的電負(fù)性增加質(zhì)膜表面陰離子金屬活度，使毒性加??；同時(shí)減小跨膜驅(qū)動(dòng)力，導(dǎo)致毒性減小。不同的是，Se(Ⅳ)在低濃度下是植物生長(zhǎng)的微量營(yíng)養(yǎng)元素，Se(Ⅳ)與Mg吸收之間存在正相關(guān)關(guān)系[49]，這可能會(huì)導(dǎo)致Mg濃度增加時(shí)Se吸收量和毒性也隨之增加。而Na+與K+的加入對(duì)As、Se和V三者的毒性均沒(méi)有顯著影響，這可能與一價(jià)陽(yáng)離子的引入對(duì)φ0的改變不大有關(guān)。

圖1 不同共存陽(yáng)離子自由活度與陰離子型金屬毒性(半數(shù)效應(yīng)濃度值)的關(guān)系注：(a)～(d) As；(e)～(h) Se；(i)～(l) V。Fig. 1 Relationships between the median effect concentration values of anionic metals and free ion activities of coexisting cationsNote: (a)～(d) As; (e)～(h) Se; (i)～(l) V.

2.2 靜電作用模型預(yù)測(cè)共存陽(yáng)離子影響下陰離子型金屬毒性

根據(jù)ETM原理，溶液中的共存陽(yáng)離子被吸引到原本帶負(fù)電的植物根部表面后，會(huì)降低表面電勢(shì)從而減小對(duì)陰離子的排斥，增大陰離子在質(zhì)膜表面的濃度，因此，陰離子型金屬的毒性理論上應(yīng)隨環(huán)境共存陽(yáng)離子濃度的增大而增大。而事實(shí)上，本研究?jī)H在V-Ca組與Se-Mg組中觀察到了共存陽(yáng)離子的加入顯著增強(qiáng)了陰離子型金屬的毒性。因此，我們針對(duì)符合靜電作用理論的V-Ca組與Se-Mg組進(jìn)行表面電勢(shì)與質(zhì)膜表面金屬陰離子濃度的計(jì)算，構(gòu)建相應(yīng)的ETM分別對(duì)Se和V的毒性進(jìn)行定量預(yù)測(cè)(圖3)。由圖3可知，實(shí)線代表基于同一處理組中所有數(shù)據(jù)擬合得到的Logistic回歸曲線。結(jié)果顯示，分別將Mg2+對(duì){Se}0的影響以及Ca2+對(duì){V}0的影響納入考慮所構(gòu)建的ETM可以實(shí)現(xiàn)Se(Adj.R2=0.95)和V(Adj.R2=0.88)毒性的定量預(yù)測(cè)，靜電作用理論能夠成功地解釋Mg2+(或Ca2+)在加劇Se(或V)對(duì)小麥毒性中發(fā)揮的作用。Se-Mg與V-Ca的劑量-響應(yīng)曲線導(dǎo)出的EC50值分別為9.33 μmol·L-1和42.49 μmol·L-1(以質(zhì)膜表面活度表示)。由于質(zhì)膜表面對(duì)陰離子的排斥，質(zhì)膜表面的陰離子活度比溶液中的活度小，因此這2個(gè)EC50值相比于以自由離子活度表示的EC50值也更小。對(duì)于包括植物根部在內(nèi)的大多數(shù)生物體而言，陰、陽(yáng)離子進(jìn)入細(xì)胞的通道不同且?guī)缀醪恢睾?，相比之下，?yáng)離子通道的選擇性更高(如鈣離子通道、鈉離子通道等)，而陰離子通道則未見(jiàn)對(duì)于含氧陰離子各形態(tài)選擇性的報(bào)道。正是由于陰離子型金屬與環(huán)境共存陽(yáng)離子之間缺乏特異性的交互作用，使得環(huán)境共存陽(yáng)離子與陰離子型金屬毒性之間的影響關(guān)系難以定性為競(jìng)爭(zhēng)等交互關(guān)系并進(jìn)行定量計(jì)算，而只能對(duì)非特異性的作用進(jìn)行描述。

圖2 質(zhì)膜表面電勢(shì)(φ0)與Ca2+、Mg2+、Na+和K+活度之間的關(guān)系Fig. 2 The correlation between the calculated plasma membrane surface potentials (φ0) and the activities of Ca2+, Mg2+, Na+, and K+

整體而言，ETM模型基于φ0和質(zhì)膜表面的金屬離子活度，揭示了質(zhì)膜表面電勢(shì)的靜電效應(yīng)是共存陽(yáng)離子緩解陽(yáng)離子型金屬毒性和加劇陰離子型金屬毒性的主要作用機(jī)制，該模型在陽(yáng)離子型和陰離子型金屬毒性預(yù)測(cè)方面均具有一定潛力，是研究金屬離子生物毒性的有效工具。值得注意的是，本研究所構(gòu)建的ETM模型是基于短期暴露實(shí)驗(yàn)所獲得的陰離子型金屬毒性信息，其對(duì)長(zhǎng)期暴露下該金屬風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估的適用性有待進(jìn)一步研究。

圖3 質(zhì)膜表面活度與相對(duì)根伸長(zhǎng)(RRE)之間的劑量-響應(yīng)曲線注：(a) Se-Mg；(b) V-Ca。Fig. 3 Dose-response curves between metal(loid)s activities at the plasma membrane and relative root elongation (RRE)Note: (a) Se-Mg; (b) V-Ca.

(1) 首先明確了陰離子型金屬As、Se和V毒性的主控環(huán)境因子。在Ca2+、Mg2+、Na+和K+中，Ca2+顯著降低了As毒性，顯著增加了V毒性，對(duì)Se毒性無(wú)顯著影響；Mg2+顯著增加了Se毒性。Ca2+對(duì)As、Se和V毒性的這3種全然不同的影響可能是以下3個(gè)方面因素綜合作用的結(jié)果：由于Ca2+減小了原本帶負(fù)電的質(zhì)膜表面的電勢(shì)，使得質(zhì)膜表面對(duì)陰離子型金屬的排斥力減小從而增大其在質(zhì)膜表面的活度、增大毒性；這種對(duì)表面電勢(shì)電負(fù)性的減小作用還存在“雙重作用”會(huì)使得離子跨過(guò)質(zhì)膜的驅(qū)動(dòng)力同樣減小，導(dǎo)致陰離子型金屬毒性減弱；Ca2+作為植物必需營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)可強(qiáng)化細(xì)胞壁、穩(wěn)定細(xì)胞膜，也可通過(guò)調(diào)節(jié)抗氧化酶或抗氧化物質(zhì)從而提高質(zhì)膜對(duì)氧化損傷的抵御。

(2) 針對(duì)符合靜電作用理論的V-Ca組與Se-Mg組進(jìn)行表面電勢(shì)與質(zhì)膜表面陰離子型金屬活度的計(jì)算，成功構(gòu)建了能夠定量預(yù)測(cè)Mg2+共存時(shí)Se毒性以及Ca2+共存時(shí)V毒性的靜電作用模型。

陽(yáng)離子型金屬毒性及其影響因素研究廣泛，但是針對(duì)陰離子型金屬毒性的相關(guān)研究仍較為匱乏，我們的研究結(jié)果為陰離子型金屬毒性的量化預(yù)測(cè)提供了新思路，為建立陰離子型金屬污染土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估體系提供了科學(xué)依據(jù)。

通訊作者簡(jiǎn)介：應(yīng)蓉蓉(1984—)，女，博士，副研究員，主要研究方向?yàn)樯鷳B(tài)毒理學(xué)。

共同通訊作者簡(jiǎn)介：金淑(1992—)，女，博士，助理研究員，主要研究方向生態(tài)保護(hù)與農(nóng)村環(huán)境。