銻對土壤中秀麗隱桿線蟲的毒性效應(yīng)

宋子杰，黨秀麗，趙龍，侯紅，王鑫，呂海洋

（1.沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)土地與環(huán)境學(xué)院，農(nóng)業(yè)農(nóng)村部東北耕地保育重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，土肥資源高效利用國家工程實(shí)驗(yàn)室，沈陽 110866；2.中國環(huán)境科學(xué)研究院，環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險評估國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，北京 100012）

銻（Sb）是類金屬元素，沒有已知的生物學(xué)功能，對人體具有毒害甚至致癌作用，自1979年以來一直被美國環(huán)境保護(hù)局（EPA）和歐盟（EU）視為重點(diǎn)污染物。Sb在半導(dǎo)體、阻燃劑、硬化劑、電池生產(chǎn)等方面被廣泛使用，受近年來采礦冶煉作業(yè)、廢棄物焚化、煤炭燃燒、工業(yè)生產(chǎn)等人類活動的影響，環(huán)境中的Sb含量顯著增加。至2020年，中國Sb產(chǎn)量近8萬t，已成為全球最大的Sb產(chǎn)量國。廣西河池市的鉛銻礦冶煉廠區(qū)域土壤中Sb含量最高可達(dá)到3 690 mg·kg，湖南省錫礦山區(qū)域的土壤中平均Sb含量為3 061 mg·kg，最高可達(dá)到16 389 mg·kg，土壤Sb污染已成為不容忽視的環(huán)境問題。

生態(tài)安全土壤環(huán)境基準(zhǔn)是土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)制定的基礎(chǔ)，該基準(zhǔn)的推導(dǎo)需要陸生植物、微生物、土壤無脊椎動物等的毒性閾值作為支撐。近年來，國內(nèi)外陸續(xù)開展了Sb對土壤環(huán)境中生態(tài)受體的毒性閾值研究。ZHONG等研究發(fā)現(xiàn)酸性土壤中Sb對赤子愛勝蚓（）的LC（半數(shù)致死濃度）為497 mg·kg；LIN等評價了老化7 d和60 d的土壤中外源Sb對白符跳（）的毒性，通過計(jì)算得出Sb對白符跳繁殖毒性的EC（半數(shù)效應(yīng)濃度）分別達(dá)到307 mg·kg和1 419 mg·kg。但相關(guān)閾值研究依舊是基于有限的土壤環(huán)境生態(tài)受體。天然土壤的性質(zhì)（土壤pH、陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量、金屬氧化物含量等）存在不同程度的差異，從而會影響土壤中重金屬的毒性。我國土壤環(huán)境基準(zhǔn)研究起步較晚，基于不同類型土壤進(jìn)行的毒性閾值研究較少，從而導(dǎo)致研究基礎(chǔ)數(shù)據(jù)較為匱乏。

目前Sb對土壤無脊椎動物毒性的閾值研究主要集中于跳蟲和蚯蚓，而對線蟲毒性的閾值研究較為不足。模式生物秀麗隱桿線蟲（）因具有生命周期短和易在實(shí)驗(yàn)室條件下培養(yǎng)的特點(diǎn)而被廣泛應(yīng)用于毒理學(xué)研究，基于國際標(biāo)準(zhǔn)ISO 10872指南的線蟲毒性試驗(yàn)被認(rèn)為是評價污染物毒性的有力工具。MOYSON等的研究結(jié)果表明，經(jīng)過48 h的重金屬Zn、Cu、Cd溶液毒性暴露，3種重金屬對線蟲的LC分別為16.380、0.884、20.765 mg·kg；LU等將線蟲暴露于不同濃度的Mn、Pb、Cd溶液24 h，結(jié)果發(fā)現(xiàn)3種重金屬對線蟲的LC分別為41.4、0.26、4.8 mmol·L。但相關(guān)研究多基于水體介質(zhì)中重金屬污染物對線蟲的毒性，而基于土壤介質(zhì)中重金屬污染物的線蟲毒性試驗(yàn)相對缺乏。因此，本研究以秀麗隱桿線蟲為受試生物，選用3種理化性質(zhì)各異的土壤（西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤），研究外源Sb對線蟲生長、生育、繁殖的毒性效應(yīng)和閾值，并進(jìn)一步探究影響Sb毒性的主要土壤理化性質(zhì)，為基于土壤無脊椎動物的Sb毒性預(yù)測模型建立和土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)的修訂提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤分別采集于中國陜西省西安市（XA）、江西省鷹潭市（YT）、廣東省江門市（JM）的農(nóng)田表層（0～20 cm）。土壤于自然條件下風(fēng)干、剔除其中的石塊和動植物殘?bào)w后過2 mm篩網(wǎng)備用。土壤中黏粒占比通過激光粒度儀測定；田間持水量采用環(huán)刀法測定（NY/T 1121.22—2010）；土壤pH采用電極法測定（土水比為∶=1∶5，NY/T 1137—2007）；土壤陽離子交換量采用非緩沖硫脲銀法測定；土壤中有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀氧化法測定；土壤中碳酸鈣含量采用中和滴定法測定；土壤經(jīng)過草酸銨緩沖溶液[0.1 mol·LHCO和0.175 mol·L（NH）CO]提取處理后測定非晶質(zhì)鐵氧化物、非晶質(zhì)錳氧化物和非晶質(zhì)鋁氧 化 物 的 含 量；2 g土 壤 經(jīng)20 mL 0.3 mol·LCHNaO、2.5 mL 1 mol·LNaHCO和0.5 g NaSO提取處理后測定晶質(zhì)鐵氧化物、晶質(zhì)錳氧化物和晶質(zhì)鋁氧化物的含量；土壤經(jīng)過HF-HClO-HNO（∶∶=3∶1∶1）消解處理后測定土壤中Sb的背景含量。供試土壤理化性質(zhì)如表1所示。

表1 供試土壤理化性質(zhì)Table 1 Physicochemical properties of the tested soils

1.2 供試生物

野生型秀麗隱桿線蟲N2株和大腸桿菌（）OP50株均由福建上源生物科技有限公司提供。線蟲在恒溫培養(yǎng)箱中（20±1）℃條件下培養(yǎng)于線蟲生長培養(yǎng)基（Nematode growth-medium，NGM）瓊脂中。NGM瓊脂制備方法：17 g·L瓊脂粉、2.5 g·L酪蛋白胨和3 g·LNaCl于121℃條件下高壓滅菌后，加入無菌的1 mL 1 mol·LCaCl、1 mL 1 mol·LMgSO、25 mL 1 mol·LKHPO（用KOH調(diào)節(jié)pH為6.0±0.2）和1 mL 5 g·L膽固醇乙醇溶液，用無菌水定容至1 000 mL并充分混勻后，倒入培養(yǎng)皿冷卻備用。以大腸桿菌OP50株作為線蟲食物源，大腸桿菌菌液制備方法：從持續(xù)培養(yǎng)的LB（Luria-Bertani）固體培養(yǎng)基（17 g·L瓊脂粉、10 g·L酪蛋白胨、5 g·L酵母抽提物和10 g·LNaCl于121℃條件下高壓滅菌后，倒入培養(yǎng)皿冷卻制得）上挑取單克隆大腸桿菌菌落至LB液體培養(yǎng)基（10 g·L酪蛋白胨、5 g·L酵母抽提物和10 g·LNaCl于121℃條件下高壓滅菌，冷卻后制得），于恒溫?fù)u床中37℃、150 r·min條件下培養(yǎng)14 h，用于線蟲的培養(yǎng)和毒性試驗(yàn)。

為降低線蟲個體差異對試驗(yàn)的影響，試驗(yàn)前需要進(jìn)行線蟲的同步化培養(yǎng)。待NGM瓊脂表面分布大量產(chǎn)卵的成蟲時，將線蟲以M9緩沖液（33.71 mmol·LNaHPO、22 mmol·LKHPO、85.56 mmol·LNaCl和1 mmol·LMgSO）沖洗至離心管，并洗去線蟲體表殘余的大腸桿菌，向離心管內(nèi)加入裂解液（2.5 mol·LNaOH和質(zhì)量分?jǐn)?shù)為5%的NaClO）以裂解線蟲身體獲得蟲卵。用M9緩沖液洗去蟲卵表面多余的裂解液后，將蟲卵置于M9緩沖液中培養(yǎng)14 h即可獲得年齡同步的第一階段線蟲幼蟲。

1.3 土壤中Sb的添加和老化

試驗(yàn)選用的三價銻鹽為酒石酸銻鉀，CHKOSb·3HO，分析純。土壤中Sb的添加以噴施酒石酸銻鉀水溶液的方式進(jìn)行，每種土壤中的理論總Sb含量分別達(dá)到300、600、1 200、2 400、4 800 mg·kg，對照組僅添加去離子水。土壤充分?jǐn)嚢杈鶆?，調(diào)節(jié)土壤含水量至田間持水量的55%～60%后，裝入半封口的自封袋中老化備用，期間通過稱量的方法向自封袋中補(bǔ)充去離子水以保持土壤水分。經(jīng)過7 d的老化后，取土壤樣品進(jìn)行線蟲毒性試驗(yàn)和總Sb、有效態(tài)Sb、不同價態(tài)Sb含量的測定。

1.4 土壤中線蟲毒性試驗(yàn)

毒性試驗(yàn)根據(jù)國際標(biāo)準(zhǔn)ISO 10872指南和SACCà等的方法進(jìn)行。稱取0.5 g老化7 d的風(fēng)干土壤至孔板中，加入0.1 mL重懸于M9緩沖液的大腸桿菌菌液（15 mg·mL）作為線蟲的食物源，向土壤中補(bǔ)充M9緩沖液使土壤含水量保持在田間持水量的80%，以保證試驗(yàn)期間線蟲的水分需求。使用毛細(xì)管（直徑0.1 mm）向孔板內(nèi)的土壤中添加10條線蟲后密封，置于恒溫培養(yǎng)箱中（20±1）℃黑暗條件下培養(yǎng)96 h。培養(yǎng)結(jié)束后，將孔板置于80℃恒溫干燥箱中加熱殺死線蟲以終止試驗(yàn)，通過Ludox TM50離心懸浮法將孔板中的所有線蟲回收于培養(yǎng)皿中。每個試驗(yàn)處理4次重復(fù)。

回收的線蟲置于100倍顯微鏡下測量線蟲的體長以計(jì)算線蟲的生長量，取30條第一階段線蟲幼蟲的平均體長作為線蟲的初始體長，為（276.2±8.5）μm。生長量的計(jì)算公式：

式中：為生長量，μm；為試驗(yàn)結(jié)束時的線蟲體長，μm；為線蟲初始體長，μm。

于40倍顯微鏡下計(jì)數(shù)具有生育能力的線蟲個體數(shù)量（線蟲體內(nèi)蟲卵個數(shù)≥1，則認(rèn)為具有生育能力）以計(jì)算線蟲的生育率。生育率的計(jì)算公式：

式中：為生育率，%；為具有生育能力的線蟲個體數(shù)量，條；為引入試驗(yàn)的線蟲個體數(shù)量，條。

于40倍顯微鏡下計(jì)數(shù)線蟲后代個體數(shù)量以計(jì)算線蟲的繁殖力。繁殖力的計(jì)算公式：

式中：為繁殖力；為線蟲后代個體數(shù)量，條；為引入試驗(yàn)的線蟲個體數(shù)量，條。

1.5 土壤總Sb、有效態(tài)Sb和不同價態(tài)Sb含量的測定

經(jīng)過7 d的老化后，取土壤樣品測定總Sb、有效態(tài)Sb和不同價態(tài)Sb的含量。土壤總Sb含量的測定參考YAN等的方法：稱取過0.075 mm尼龍篩網(wǎng)的風(fēng)干土壤0.1 g，經(jīng)過HF-HClO-HNO（∶∶=2∶1∶3）消解后通過0.5%的HNO稀釋并過濾，通過電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀（ICP-OES）測定濾液中Sb的含量。土壤中有效態(tài)Sb含量的測定參考ETTLER等的方法：稱取2 g過2 mm尼龍篩網(wǎng)的風(fēng)干土壤于離心管中，加入20 mL 0.1 mol·LNaHPO，于恒溫水浴振蕩器中25℃、200 r·min條件下振蕩2 h，再將離心管置于離心機(jī)中4 000 r·min條件下離心10 min后過0.45 μm濾膜，通過電感耦合等離子體質(zhì)譜儀（ICP-MS）測定濾液中Sb的含量。土壤中不同價態(tài)Sb含量的測定參考LIN等的方法：稱取0.5 g過2 mm尼龍篩網(wǎng)的風(fēng)干土壤于離心管中，加入5 mL 0.1 mol·LCHO，于恒溫水浴振蕩器中60℃、200 r·min條件下振蕩30 min后過0.45μm濾膜，通過氫化物發(fā)生-原子熒光光譜儀（HG-AFS）測定濾液中三價銻[Sb（Ⅲ）]和五價銻[Sb（Ⅴ）]的含量。測定過程使用國家一級標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GBW-47410）作為質(zhì)控。

1.6 數(shù)據(jù)處理與分析

通過Logisitic方程擬合實(shí)測總Sb含量和有效態(tài)Sb含量與線蟲各個毒性評價終點(diǎn)之間的劑量-效應(yīng)關(guān)系并計(jì)算EC：

以計(jì)算Sb對線蟲生長毒性的EC為例，式中：為線蟲的生長量，μm；為實(shí)測總Sb含量或有效態(tài)Sb含量，mg·kg；為對照組中線蟲的生長量，μm；為EC值，mg·kg；b為方程擬合過程中所產(chǎn)生的斜率參數(shù)。Sb對線蟲生育或繁殖毒性的EC的計(jì)算方式同上，將替換為生育率或繁殖力，替換為對照組中線蟲的生育率或繁殖力。

Logisitic方程的擬合通過Sigmaplot 14.0軟件完成，相關(guān)性分析和單因素方差分析通過SPSS 25.0軟件完成，利用OriginPro 2018和Excel 2019軟件進(jìn)行圖表的制作。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中Sb（Ⅴ）占總Sb的比例

Sb（Ⅲ）在土壤中被吸附的同時還會被氧化為Sb（Ⅴ）。由圖1可知，理論總Sb含量為300 mg·kg時，西安壚土、鷹潭紅壤和江門紅壤中分別有42.4%、30.0%、68.0%的Sb（Ⅲ）被氧化為Sb（Ⅴ）。隨著理論總Sb含量的提高，3種土壤中Sb（Ⅲ）的氧化效率呈下降趨勢。整體而言，江門紅壤中Sb（Ⅲ）表現(xiàn)出最高的氧化效率，西安壚土次之，鷹潭紅壤最低。

圖1 土壤中Sb（Ⅴ）占總Sb的比例Figure 1 Proportion of Sb（Ⅴ）in total Sb in soils

2.2 土壤中有效態(tài)Sb含量

重金屬的有效態(tài)含量能夠反映土壤重金屬的潛在危害。總體而言，3種土壤中的有效態(tài)Sb含量均隨外源Sb含量的增加而增加，相同外源Sb含量下，3種土壤有效態(tài)Sb含量均存在顯著差異（圖2）。理論總Sb含量為4 800 mg·kg時，西安壚土、鷹潭紅壤和江門紅壤中最高有效態(tài)Sb含量分別達(dá)到448.1、258.6、95.3 mg·kg。有效態(tài)Sb的提取比例由高到低依次為西 安 壚 土10.9%（9.4%～13.7%）、鷹 潭 紅 壤6.2%（4.7%～9.1%）、江門紅壤2.6%（1.9%～3.2%）。

圖2 土壤中有效態(tài)Sb含量Figure 2 Concentration of Na2HPO4-extracted Sb in soils

2.3 Sb對線蟲毒性的效應(yīng)及閾值

于線蟲毒性試驗(yàn)結(jié)束后進(jìn)行試驗(yàn)的有效性檢驗(yàn)：對照組的線蟲平均回收率在80%～100%范圍內(nèi)；未發(fā)現(xiàn)雄性線蟲；線蟲生長量和生育率的變異系數(shù)均低于15%，線蟲繁殖力的變異系數(shù)低于30%；線蟲的平均生育率高于80%；線蟲的平均繁殖力高于50。因此，本試驗(yàn)符合國際標(biāo)準(zhǔn)ISO 10872指南中關(guān)于試驗(yàn)有效性的要求。

2.3.1 Sb對線蟲生長毒性的效應(yīng)及閾值

利用Logistic方程擬合土壤中實(shí)測總Sb含量、有效態(tài)Sb含量與線蟲生長量間的劑量-效應(yīng)關(guān)系，結(jié)果如圖3所示。3種土壤中線蟲的生長量均隨著理論總Sb含量的增加逐漸降低，但下降趨勢存在差異。西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤中理論總Sb含量分別達(dá)到600、1 200、2 400 mg·kg時，線蟲的生長量相較于對照組開始出現(xiàn)顯著降低（＜0.05）；理論總Sb含量提高至4 800 mg·kg時，江門紅壤中線蟲的生長量仍達(dá)到416.4μm，而西安壚土和鷹潭紅壤中線蟲的生長量分別僅達(dá)到185.9、194.5 μm。基于實(shí)測總Sb含量計(jì)算得出，西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤中Sb對線蟲生長毒性的EC分別為1 138、2 163、4 074 mg·kg，最大毒性是最小毒性的3.6倍；基于有效態(tài)Sb含量計(jì)算得出，西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤中Sb對線蟲生長毒性的EC分別為116.5、107.0、81.8 mg·kg，最大毒性是最小毒性的1.4倍，差異有所降低（表2）。2.3.2 Sb對線蟲生育毒性的效應(yīng)及閾值

圖3 線蟲生長量與實(shí)測總Sb和有效態(tài)Sb含量的劑量-效應(yīng)關(guān)系Figure 3 Dose-response relationships of the growth of C.elegans with the measured concentrations of total Sb and Na2HPO4-extracted Sb

由圖4可知，理論總Sb含量在0～600 mg·kg的范圍內(nèi)時，3種土壤中線蟲的生育率均未受到Sb毒性的影響（0.05）；理論總Sb含量達(dá)到1 200 mg·kg時，西安壚土和鷹潭紅壤中線蟲的生育率開始受到顯著抑制（＜0.05），而江門紅壤中線蟲的生育率未受到顯著的毒性影響（0.05）；理論總Sb含量進(jìn)一步提高至2 400 mg·kg時，江門紅壤中線蟲的生育率出現(xiàn)顯著降低（＜0.05），但是仍有74%的線蟲具有生育能力，而西安壚土和鷹潭紅壤中線蟲的生育率不足10%?；趯?shí)測總Sb含量計(jì)算得出，西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤中Sb對線蟲生育毒性的EC分別為849、1 472、3 244 mg·kg，最大毒性是最小毒性的3.8倍；基于有效態(tài)Sb含量計(jì)算得出，西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤中Sb對線蟲生育毒性的EC分別為92.1、79.2、67.9 mg·kg，最大毒性是最小毒性的1.4倍，差異有所降低（表2）。

圖4 線蟲生育率與實(shí)測總Sb和有效態(tài)Sb含量的劑量-效應(yīng)關(guān)系Figure 4 Dose-response relationships of the fertility of C.elegans with the measured concentrations of total Sb and Na2HPO4-extracted Sb

表2 基于實(shí)測總Sb和有效態(tài)Sb含量推導(dǎo)的Sb對線蟲毒性的EC50Table 2 The EC50 values of Sb for the toxicity of C.elegans based on the concentration of measured total Sb and Na2HPO4-extracted Sb

2.3.3 Sb對線蟲繁殖毒性的效應(yīng)及閾值

通過對線蟲繁殖力的統(tǒng)計(jì)結(jié)果發(fā)現(xiàn)（圖5），西安壚土中理論總Sb含量達(dá)到600 mg·kg時線蟲的繁殖受到顯著的毒性抑制（＜0.05），而鷹潭紅壤和江門紅壤中理論總Sb含量達(dá)到1 200 mg·kg時線蟲的繁殖力開始出現(xiàn)顯著降低（＜0.05）；理論總Sb含量提高至2 400 mg·kg時，西安壚土和鷹潭紅壤中幾乎沒有新的線蟲后代個體產(chǎn)生，而江門紅壤中每條線蟲仍然能產(chǎn)生13.9個后代個體?；趯?shí)測總Sb含量計(jì)算得出，西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤中Sb對線蟲繁殖毒性的EC分別為574、836、1 470 mg·kg，最大毒性是最小毒性的2.6倍；基于有效態(tài)Sb含量計(jì)算得出，西安壚土、鷹潭紅壤、江門紅壤中Sb對線蟲繁殖毒性的EC分別為69.1、48.6、34.7 mg·kg，最大毒性是最小毒性的2.0倍，差異所有降低（表2）。

圖5 線蟲繁殖力與實(shí)測總Sb和有效態(tài)Sb含量的劑量-效應(yīng)關(guān)系Figure 5 Dose-response relationships of the reproduction of C.elegans with the measured concentrations of total Sb and Na2HPO4-extracted Sb

2.4 土壤理化性質(zhì)與Sb毒性閾值間的相關(guān)性

通過Pearson相關(guān)性分析進(jìn)一步探究影響Sb毒性的主要因素，根據(jù)分析結(jié)果可以發(fā)現(xiàn)（表3）：陽離子交換量與Sb對線蟲生育的EC呈顯著正相關(guān)（＜0.05）；有機(jī)質(zhì)含量與Sb對線蟲生育和繁殖的EC呈顯著正相關(guān)（＜0.05）；非晶質(zhì)鐵氧化物含量與Sb對線蟲生長的EC呈顯著正相關(guān)（＜0.05）。以上結(jié)果表明，土壤陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量和非晶質(zhì)鐵氧化物含量是影響Sb毒性的重要因素，這是因?yàn)殛栯x子交換量較高的土壤具有更多的點(diǎn)位以吸附環(huán)境中的Sb，從而降低了Sb的生物有效性，有機(jī)質(zhì)和非晶質(zhì)鐵氧化物對土壤中Sb的吸附和對Sb（Ⅲ）的氧化作用能夠降低Sb的毒性。

表3 土壤理化性質(zhì)與Sb毒性閾值間的相關(guān)性Table 3 Correlation between threshold of Sb toxicity to C.elegans and soil physicochemical properties

3 討論

基于國際標(biāo)準(zhǔn)ISO 10872指南的線蟲毒性試驗(yàn)涵蓋了秀麗隱桿線蟲的整個生命周期，因此可以通過該試驗(yàn)方法確定對線蟲個體水平（生長和生育）以及種群水平（繁殖）的影響。本研究結(jié)果表明，線蟲的毒性評價終點(diǎn)對Sb毒性的敏感性由高到低依次為繁殖力、生育率、生長量。BYERLY等研究發(fā)現(xiàn)，于20℃的培養(yǎng)條件下線蟲的生長過程經(jīng)歷4次蛻皮且體長達(dá)到1 060 μm時，線蟲開始產(chǎn)卵。如果線蟲的生長受到Sb毒性的抑制而不能達(dá)到生育所需的生長階段，Sb對線蟲生育的抑制可能是線蟲生長受到抑制的附加效應(yīng)。因此，線蟲的生育對Sb毒性表現(xiàn)出高于生長的敏感性，是Sb對線蟲生育的直接影響和對線蟲生長毒性的附加效應(yīng)共同造成的。SCHERTZINGER等研究發(fā)現(xiàn)，線蟲的生育在沒有受到鈀（Pd）毒性完全抑制的情況下，繁殖受到完全的抑制，這可能是由Pd對線蟲蟲卵的損害以及生育毒性的附加效應(yīng)共同造成的，從而導(dǎo)致線蟲的繁殖對污染物毒性的敏感性高于生育和生長。本研究結(jié)果還發(fā)現(xiàn)，理論總Sb含量達(dá)到4 800 mg·kg的鷹潭紅壤中沒有新的線蟲后代個體產(chǎn)生，但是線蟲的生育并沒有受到完全抑制。因此，線蟲的繁殖對Sb毒性表現(xiàn)出最高的敏感性，可能是由Sb對線蟲繁殖過程的直接影響和對線蟲生育毒性的間接影響所致。

理化性質(zhì)各異的土壤中Sb的環(huán)境行為不同，從而導(dǎo)致了土壤中Sb毒性的差異。CAI等的研究指出，Sb在土壤中的反應(yīng)過程大致可以分為：Sb（Ⅲ）遷移至土壤表面被吸附點(diǎn)位吸附，在土壤表面被氧化為Sb（Ⅴ）并被重新釋放入土壤溶液后，再次被土壤中的其他吸附點(diǎn)位吸附。本研究結(jié)果表明，陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量和非晶質(zhì)鐵氧化物含量是影響Sb毒性的重要因素。相關(guān)研究表明，有機(jī)質(zhì)和金屬氧化物能夠與Sb結(jié)合形成配合物并促進(jìn)高毒性的Sb（Ⅲ）被氧化為毒性較低的Sb（Ⅴ）。本研究所選用的江門紅壤中有機(jī)質(zhì)和非晶質(zhì)鐵氧化物含量較高，為外源添加的Sb（Ⅲ）提供充足吸附點(diǎn)位的同時促進(jìn)了高毒性的Sb（Ⅲ）向低毒性的Sb（Ⅴ）轉(zhuǎn)化并再次吸附，從而導(dǎo)致江門紅壤中Sb表現(xiàn)出對線蟲最低的毒性。研究發(fā)現(xiàn)，OH能夠提供電子并增強(qiáng)金屬的還原性，因此土壤中較高的pH能夠促進(jìn)Sb（Ⅲ）被氧化為Sb（Ⅴ）。西安壚土中Sb（Ⅴ）占總Sb比例高于鷹潭紅壤，正是因?yàn)槲靼矇劳辆哂休^高的土壤pH。也有研究表明，OH與Sb競爭土壤中的吸附位點(diǎn)，因此具有較高pH的土壤不利于Sb的吸附，即生物有效含量較高，該結(jié)果同樣能夠解釋西安壚土具有最高的有效態(tài)Sb含量的原因。LIN等的研究同樣發(fā)現(xiàn)，不同土壤中Sb對線蟲繁殖毒性的EC與陽離子交換量呈顯著正相關(guān)，這是因?yàn)殛栯x子交換量是土壤中可用吸附點(diǎn)位數(shù)量的一種度量，是由土壤黏粒、pH、有機(jī)質(zhì)、金屬氧化物等吸附相共同決定的。林祥龍等的研究表明，水提取態(tài)Sb同樣能夠較好地解釋不同土壤中Sb對白符跳繁殖毒性的顯著差異，其研究結(jié)果顯示基于土壤總Sb含量計(jì)算的Sb對白符跳繁殖毒性的EC差異高達(dá)5.9倍，而基于水提取態(tài)Sb含量計(jì)算的EC差異降低至3.2倍；何飛等研究發(fā)現(xiàn)基于有效態(tài)Sb含量計(jì)算的Sb對不同土壤中甘藍(lán)根伸長毒性的EC在8.28～24.05 mg·kg范圍內(nèi)，EC間的差異相較基于總Sb含量計(jì)算的EC（100.55～656.65 mg·kg）縮小。

4 結(jié)論

（1）由西安壚土、鷹潭紅壤和江門紅壤中Sb對線蟲的毒性閾值差異可知，線蟲的3個毒性評價終點(diǎn)對Sb毒性的敏感性由高到低依次為繁殖力、生育率、生長量。

（2）陽離子交換量、有機(jī)質(zhì)含量和非晶質(zhì)鐵氧化物含量的增加降低了Sb對線蟲生長、生育、繁殖的毒性，是影響土壤中Sb毒性的主要因素。

（3）有效態(tài)Sb含量能夠更好地表達(dá)土壤中Sb的生物有效性，并解釋西安壚土、鷹潭紅壤和江門紅壤中Sb對線蟲毒性的差異。