土壤中Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）生態(tài)毒性的差異性研究

于修樂，馬義兵，2，孫宗全，李合蓮，李士偉，韓雪梅*

（1.濟(jì)南大學(xué)水利與環(huán)境學(xué)院，濟(jì)南 250022；2.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，北京 100081）

鉻（Cr）在自然環(huán)境中主要以Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）兩種價(jià)態(tài)存在[1-3]，其毒性與環(huán)境中的存在價(jià)態(tài)具有密切關(guān)系。由于Cr（Ⅵ）遷移能力較強(qiáng)且具有強(qiáng)氧化性[4]，因此人們普遍認(rèn)為Cr（Ⅵ）具有更高的生態(tài)毒性[5]。許多研究結(jié)果也得出了一致的結(jié)論，如Sivaku?mar等[6]分別研究了Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）在10種土壤中對(duì)赤子愛勝蚓（Eisenia fetida）的毒性，發(fā)現(xiàn)暴露14 d時(shí)Cr（Ⅵ）的半數(shù)致死濃度（Median lethal concentra?tion，LC50）為222～257 mg·kg-1，Cr（Ⅲ）的LC50為1656～1902 mg·kg-1，Cr（Ⅵ）對(duì)赤子愛勝蚓的毒性顯著高于Cr（Ⅲ）。梁艷茹[7]研究了Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）對(duì)塿土、褐土和風(fēng)沙土脫氫酶活性的影響，發(fā)現(xiàn)Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）對(duì)土壤脫氫酶活性的半數(shù)有效劑量（Median effective dose，ED50）分別為50.9～81.0 mg·kg-1和2451～3415 mg·kg-1，表明在這三種土壤中Cr（Ⅵ）對(duì)脫氫酶的毒性也顯著高于Cr（Ⅲ）。然而有些學(xué)者的研究卻得出了相反的結(jié)果，如Vignati等[8]發(fā)現(xiàn)在淡水環(huán)境中Cr（Ⅲ）對(duì)兩種綠藻Pseudokirchneriella subcapitata和Chlorella kessleri的毒性分別大約是Cr（Ⅵ）毒性的10倍和5倍。Samborska等[9]也發(fā)現(xiàn)在相同濃度下Cr（Ⅲ）比Cr（Ⅵ）對(duì)土壤脲酶具有更強(qiáng)的抑制作用。由此可以看出，Cr的毒性除了與其價(jià)態(tài)有關(guān)之外，還受到生物受體的影響，僅就單一生物受體作為研究目標(biāo)無法對(duì)不同價(jià)態(tài)Cr的綜合毒性進(jìn)行準(zhǔn)確評(píng)價(jià)。需將當(dāng)前分散的基于有限物種的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）毒性研究結(jié)果整合起來，才能從多生物指標(biāo)和生態(tài)系統(tǒng)水平上對(duì)Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的生態(tài)毒性差異進(jìn)行綜合比較。

Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的毒性除了因生物受體而異外，環(huán)境因子如土壤pH、有機(jī)碳含量（OC）、陽離子交換量（CEC）及黏土含量（clay）等也是影響Cr在環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化和生物有效性的重要因素，相同含量的同一價(jià)態(tài)Cr添加到不同類型土壤中對(duì)同一種生物和評(píng)價(jià)終點(diǎn)的毒性常常差異較大，如Cr（Ⅵ）在酸性土壤中對(duì)脲酶活性的半數(shù)有效濃度（Median effective concen?tration，EC50）為1093 mg·kg-1，在堿性土壤中的EC50卻為27 473 mg·kg-1[10]；Cr（Ⅲ）在酸性土壤中對(duì)磷酸酶活性的10%有效濃度（10%of effective concentration，EC10）為1089 mg·kg-1，而在堿性土壤中的EC10卻僅為370 mg·kg-1[11]，因此在對(duì)不同價(jià)態(tài)Cr的生態(tài)毒性差異進(jìn)行分析時(shí)，還需建立各價(jià)態(tài)Cr的生態(tài)毒性與土壤性質(zhì)關(guān)系的預(yù)測(cè)模型，以便于通過歸一化處理修正由于土壤性質(zhì)引起的毒性差異。

在重金屬污染物對(duì)生態(tài)系統(tǒng)毒性的研究中，物種敏感性分布（SSD）法以其簡單明確、置信度較高、適用于各個(gè)領(lǐng)域以及可預(yù)測(cè)生態(tài)系統(tǒng)的潛在生態(tài)效應(yīng)等優(yōu)點(diǎn)[12-14]，已成為普遍應(yīng)用的重要方法，該方法假設(shè)生態(tài)系統(tǒng)中不同物種對(duì)于某一污染物的敏感性（EC50或EC10）能夠被一個(gè)分布所描述，通過生物測(cè)試獲得的有限物種的毒性閾值是來自于該分布的樣本，可用來估算該分布的參數(shù)[14]。杜建國等[15]應(yīng)用SSD方法研究了不同價(jià)態(tài)Cr對(duì)海洋生態(tài)系統(tǒng)（包括藻類、魚類、甲殼類、軟體動(dòng)物、蠕蟲和其他無脊椎動(dòng)物）的毒性，發(fā)現(xiàn)Cr（Ⅵ）的生態(tài)毒性大于Cr（Ⅲ）的生態(tài)毒性，且高濃度（1000 μg·L-1）水平下的 Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)差異也比低濃度（＜10 μg·L-1）時(shí)有所增大。王曉南等[16]以保定市農(nóng)田潮土為研究對(duì)象，通過SSD法分析了Cr（Ⅵ）對(duì)8種土壤植物（小麥、萵苣、黃瓜、玉米、白菜、大豆、韭菜和番茄）和2種土壤動(dòng)物（褐云瑪瑙螺和赤子愛勝蚓）的生態(tài)毒性，并推導(dǎo)出了保護(hù)生態(tài)系統(tǒng)中95%生物不受危害的濃度（5%of hazardous concentration，HC5）為 6.5 mg·kg-1。而目前關(guān)于Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）污染對(duì)我國土壤生態(tài)系統(tǒng)毒性差異的研究尚未見報(bào)道。由于土壤生態(tài)系統(tǒng)是由土壤植物、動(dòng)物和微生物三大類群多種生物組成，物種選取上宜涵蓋每一類群和營養(yǎng)級(jí)[17]，且考慮到土壤環(huán)境因子對(duì)Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）毒性的潛在影響，本研究將利用文獻(xiàn)檢索到的基于我國土壤Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)，通過構(gòu)建生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型修正土壤理化性質(zhì)引起的Cr毒性差異，構(gòu)建Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）在同一土壤條件下的SSD曲線，明確土壤中Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的生態(tài)毒性差異，為不同價(jià)態(tài)Cr污染土壤的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和修復(fù)管理等提供參考。

1 材料與方法

1.1 Cr毒理學(xué)數(shù)據(jù)的篩選與處理

在中國知網(wǎng)（CNKI）、萬方學(xué)位論文、Sciencedi?rect、Web of Science、Wiley Online Library 和 Springer數(shù)據(jù)庫中以“土壤”和“Cr”或“鉻”為關(guān)鍵詞，搜索所有基于中國土壤的Cr生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)并進(jìn)行篩選。篩選的數(shù)據(jù)應(yīng)滿足以下條件：實(shí)驗(yàn)有合理的對(duì)照；暴露途徑均勻合理或隨機(jī)分布；實(shí)驗(yàn)中條件控制始終一致；有足夠的重復(fù)和濃度梯度，便于統(tǒng)計(jì)分析；外源添加污染物，無復(fù)合污染等障礙因素；沒有其他明顯不合理的因素，如缺少土壤性質(zhì)和評(píng)價(jià)終點(diǎn)等[13]。從滿足條件的文獻(xiàn)中直接獲取相關(guān)生物指標(biāo)的EC50和EC10或利用有明顯劑量-效應(yīng)關(guān)系的原始數(shù)據(jù)通過Log-logistic函數(shù)公式計(jì)算獲得。由于目前尚沒有適宜的關(guān)于土壤Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的老化和淋洗模型，無法對(duì)不同老化時(shí)間和淋洗處理的土壤進(jìn)行校正，為統(tǒng)一條件以避免不同老化時(shí)間和是否進(jìn)行淋洗處理引起的結(jié)果差異，本研究僅選用在污染物添加7 d內(nèi)進(jìn)行毒理學(xué)試驗(yàn)的非淋洗土壤?？紤]到EC50和EC10在不同土壤條件下可能存在較大差異，選取的生物指標(biāo)應(yīng)至少具有兩種土壤性質(zhì)的EC50和EC10，但是由于中國土壤Cr對(duì)動(dòng)物生態(tài)毒害數(shù)據(jù)缺乏，因此，一種土壤性質(zhì)下（包括人工土壤）的動(dòng)物指標(biāo)依然采用；對(duì)于具有多個(gè)評(píng)價(jià)終點(diǎn)的同一物種，選取最重要或最敏感的評(píng)價(jià)終點(diǎn)作為該物種的生物毒性評(píng)價(jià)指標(biāo)。

1.2 生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型的構(gòu)建和種間外推

研究表明土壤pH、OC及CEC對(duì)土壤中重金屬元素的生物有效性和毒性有著顯著的影響[18-19]，因此，以篩選到的生物指標(biāo)的EC50和EC10作為因變量，以土壤pH、OC或CEC等作為自變量，通過SPSS軟件進(jìn)行多元逐步回歸分析建立不同價(jià)態(tài)Cr的生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型，模型的通用形式為：

式中，a、b、c表示相應(yīng)的土壤參數(shù)對(duì)Cr的生態(tài)毒性的影響程度，截距k則表征該生物指標(biāo)對(duì)Cr毒害的固有敏感性。

有的生物指標(biāo)因缺乏足夠數(shù)據(jù)無法構(gòu)建Cr生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型，可與已有的屬于同一類型的指標(biāo)共享Cr模型，即假設(shè)Cr對(duì)共享模型的所有生物指標(biāo)的毒性受土壤理化性質(zhì)的影響程度是相同的，即共享模型的土壤性質(zhì)參數(shù)是恒定的，差異來自于各指標(biāo)本身的固有敏感性（k）。以EC50或EC10實(shí)測(cè)值與預(yù)測(cè)值之間的均方根誤差（RMSE）最小為目標(biāo)，通過規(guī)劃求解獲得對(duì)應(yīng)不同模型的各個(gè)指標(biāo)的截距（k），此為種間外推[13]。通過預(yù)測(cè)模型計(jì)算實(shí)測(cè)土壤條件下的EC50和EC10預(yù)測(cè)值，并與實(shí)測(cè)值進(jìn)行比較，分析種間外推模型的預(yù)測(cè)效果。

1.3 歸一化處理及種內(nèi)變異分析

利用毒性預(yù)測(cè)模型將各土壤生物指標(biāo)的EC50和EC10值歸一化到相同土壤條件下，以修正土壤性質(zhì)的影響。如土壤生物指標(biāo)的EC10模型為

式中，a、b表示相應(yīng)的土壤參數(shù)對(duì)Cr的生態(tài)毒性的影響程度，截距k表征該生物指標(biāo)對(duì)Cr毒害的固有敏感性，“nor”表示對(duì)應(yīng)的參數(shù)為歸一化后的參數(shù)。

對(duì)于具有多個(gè)EC50和EC10（在不同土壤條件下測(cè)得）的某一生物指標(biāo)，如歸一化后變異系數(shù)降低，則表示進(jìn)行歸一化可在一定程度上修正土壤性質(zhì)差異的影響[13]。

1.4 SSD曲線的建立

對(duì)于具有預(yù)測(cè)模型的生物指標(biāo)，將不同土壤條件下測(cè)得的EC50和EC10值進(jìn)行歸一化，并以歸一化后的EC50和EC10的幾何平均值表示；對(duì)于沒有預(yù)測(cè)模型或模型不適用的生物指標(biāo)選用實(shí)測(cè)值的幾何均值。由于本研究用于構(gòu)建SSD曲線的生物指標(biāo)包括歸一化后的預(yù)測(cè)值和未歸一化的實(shí)測(cè)值，而未歸一化生物指標(biāo)的土壤pH基本接近7，因此，將具有預(yù)測(cè)模型的生物指標(biāo)歸一化到pH=7.0、OC=1.5%及CEC=15 cmol·kg-1的中性土壤條件下，以消除土壤性質(zhì)差異產(chǎn)生的影響，便于比較和分析Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的毒性差異。采用BurrⅢ分布函數(shù)對(duì)Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）EC50和EC10的累積概率分布進(jìn)行擬合并建立SSD曲線及其95%的置信區(qū)間。SSD曲線上某一Cr濃度所對(duì)應(yīng)的累積概率表示該濃度水平Cr對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的潛在影響比例（Potential affected fraction，PAF）[20]，也可根據(jù)BurrⅢ分布函數(shù)的反推公式計(jì)算已知PAF下的Cr濃度。根據(jù)置信區(qū)間的寬窄來判斷SSD曲線的擬合度，置信區(qū)間越窄表明擬合度越高[21]。

BurrⅢ分布計(jì)算PAF的公式為：

式中，b、c、k是函數(shù)的3個(gè)參數(shù)。

SSD擬合采用澳大利亞聯(lián)邦科學(xué)和工業(yè)研究組織（Commonwealth Scientific and Industrial Research Organization，CSIRO）提供的計(jì)算軟件BurrliOZ（版本2.0）（http：//www.cmis.csiro.au/envir/burrlioz/）進(jìn)行。

表1 基于中國土壤的Cr（Ⅵ）生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)Table1 Ecotoxicological data of Cr（Ⅵ）based on Chinese soils

表2 基于中國土壤的Cr（Ⅲ）生態(tài)毒理學(xué)數(shù)據(jù)Table2 Ecotoxicological data of Cr（Ⅲ）based on Chinese soils

2 結(jié)果與討論

2.1 生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型的建立及種間外推

根據(jù)以上篩選條件，共獲得11個(gè)Cr（Ⅵ）生物指標(biāo)的毒理學(xué)數(shù)據(jù)（表1）和9個(gè)Cr（Ⅲ）生物指標(biāo)的毒理學(xué)數(shù)據(jù)（表2）；這些數(shù)據(jù)均基于外源添加Cr污染土壤，EC50和EC10值以外源添加的Cr濃度表示，不包括實(shí)驗(yàn)土壤背景值部分。

通過多元線性回歸構(gòu)建的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型及種間外推模型的固有敏感性如表3和表4所示。Cr（Ⅵ）對(duì)土壤脫氫酶、脲酶和堿性磷酸酶毒性的主控因素分別是土壤OC，土壤OC和CEC，以及土壤pH。對(duì)于Cr（Ⅲ）來說，土壤pH是影響其對(duì)土壤脲酶和堿性磷酸酶毒性的主控因素，土壤OC和CEC是影響其對(duì)土壤脫氫酶毒性的主控因素。表3和表4中Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型的部分相關(guān)系數(shù)（R2）較小及土壤性質(zhì)參數(shù)的正負(fù)號(hào)不統(tǒng)一，這可能是由于構(gòu)建預(yù)測(cè)模型的數(shù)據(jù)來自不同的文獻(xiàn)，其土壤培養(yǎng)時(shí)間和測(cè)定方法之間存在差異。

利用選用的生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型及對(duì)應(yīng)的固有敏感性計(jì)算各外推指標(biāo)的EC50和EC10預(yù)測(cè)值，其實(shí)測(cè)值與預(yù)測(cè)值的關(guān)系見圖1a和圖1b。除Cr（Ⅵ）對(duì)土壤過氧化氫酶活性的EC50與EC10值超出了2倍預(yù)測(cè)區(qū)間外，其余的生物指標(biāo)的實(shí)測(cè)值與預(yù)測(cè)值比值均全部或基本處于2倍預(yù)測(cè)區(qū)間內(nèi)，表明這些生物指標(biāo)種間外推模型的預(yù)測(cè)效果較好，可用于接下來的歸一化處理和SSD曲線構(gòu)建。對(duì)于模型預(yù)測(cè)效果不理想的Cr（Ⅵ）土壤過氧化氫酶活性的EC50與EC10值以及沒有預(yù)測(cè)模型的土壤植物和動(dòng)物指標(biāo)的EC50和EC10值，采用實(shí)測(cè)值的幾何均值進(jìn)行SSD曲線的構(gòu)建。

表3 Cr（Ⅵ）EC50和EC10生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型及生物指標(biāo)固有敏感性Table3 Ecotoxicity prediction models of EC50and EC10values of Cr（Ⅵ）and inherent sensitivity of extrapolated biological indicators

表4 Cr（Ⅲ）EC50和EC10生態(tài)毒性預(yù)測(cè)模型及生物指標(biāo)固有敏感性Table4 Ecotoxicity prediction models of EC50and EC10values of Cr（Ⅲ）and inherent sensitivity of extrapolated biological indicators

2.2 種內(nèi)變異分析

利用表3和表4中的模型將各土壤生物指標(biāo)的EC50和EC10值歸一化到中性土壤條件下，各生物指標(biāo)的種內(nèi)變異結(jié)果見圖2和圖3。除Cr（Ⅵ）土壤纖維素酶活性的EC50和EC10值及芳基硫酸酯酶活性的EC50值，經(jīng)毒性預(yù)測(cè)模型歸一化后變異系數(shù)略有增加，其余Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）生物指標(biāo)的變異系數(shù)均顯著降低，表明通過歸一化處理可以有效消除由于土壤性質(zhì)差異引起的毒性變異[13]。

2.3 中性土壤情景中Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的SSD曲線

通過BurrⅢ函數(shù)分別擬合得到Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）在中性土壤條件下的SSD曲線，見圖4。Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）各生物指標(biāo)的EC50和EC10的幾何均值基本都在95%置信區(qū)間內(nèi)，但存在曲線的部分區(qū)間擬合度相對(duì)較差、置信區(qū)間較寬的情況，原因可能是：這些生物指標(biāo)的數(shù)據(jù)來自不同的文獻(xiàn)，實(shí)驗(yàn)條件不統(tǒng)一；部分生物指標(biāo)存在非歸一化等，這些都會(huì)對(duì)SSD曲線的擬合度產(chǎn)生影響。

總體來說，在構(gòu)建的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）SSD曲線中，從生物大類即土壤植物、動(dòng)物和微生物的敏感性順序上來說，沒有表現(xiàn)出明顯的規(guī)律。但在Cr（Ⅵ）對(duì)各生物指標(biāo)的EC50和EC10值構(gòu)建的SSD曲線中（見圖4a，圖4c），小白菜根伸長指標(biāo)均位于曲線的最底端，表明小白菜根伸長可作為土壤Cr（Ⅵ）對(duì)生態(tài)系統(tǒng)毒性的敏感指標(biāo)，用于土壤Cr（Ⅵ）污染的生物監(jiān)測(cè)和預(yù)警。而在Cr（Ⅲ）的SSD曲線中（圖4b，圖4d），土壤脫氫酶活性較其他指標(biāo)更為敏感，可作為土壤Cr（Ⅲ）污染的早期診斷指標(biāo)之一。相對(duì)于土壤植物和動(dòng)物，土壤微生物酶活性受Cr毒性的影響表現(xiàn)出了更大的變異，在SSD曲線的上、中、下端均有分布，這可能與不同酶類執(zhí)行的功能不同以及Cr與微生物種群間存在著復(fù)雜的相互作用有關(guān)。過氧化氫酶可促使H2O2分解為分子氧和水[35]；脫氫酶在有機(jī)物氧化中發(fā)揮著重要作用，可將氫由電子供體傳遞給受體[36]；纖維素酶、脲酶、芳基硫酸酯酶、堿性磷酸酶分別在土壤碳、氮、硫、磷循環(huán)中發(fā)揮著重要作用[37]。重金屬Cr可以通過抑制微生物的生長繁殖或與酶分子的巰基、氨基和羧基結(jié)合從而抑制酶的合成和活性[38]；也能夠通過選擇性富集Cr耐受菌或作為酶的輔基，從而促進(jìn)酶的合成和活性[39]。微生物還可以通過溶解、吸附、沉淀和氧化還原等作用影響Cr的生物有效性，從而改變Cr對(duì)微生物及其酶活性的毒性[40-41]。

圖1 基于種間外推模型的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的實(shí)測(cè)EC50與預(yù)測(cè)EC50（a）和實(shí)測(cè)EC10與預(yù)測(cè)EC10（b）的相關(guān)性Figure1 Correlation between measured and predicted EC50（a）and EC10（b）of Cr（Ⅵ）and Cr（Ⅲ）based on interspecies extrapolation models

圖2 歸一化前后Cr（Ⅵ）對(duì)各生物指標(biāo)的EC50和EC10的種內(nèi)變異Figure2 Intraspecific variation of EC50and EC10of Cr（Ⅵ）for various biological indicators before and after their normalization

圖3 歸一化前后Cr（Ⅲ）對(duì)各生物指標(biāo)的EC50和EC10的種內(nèi)變異Figure3 Intraspecific variation of EC50and EC10of Cr（Ⅲ）for various biological indicators before and after their normalization

本研究對(duì)SSD曲線中共有生物指標(biāo)的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）毒性進(jìn)行了比較分析，見表5。根據(jù)不同價(jià)態(tài)Cr對(duì)赤子愛勝蚓產(chǎn)繭量的EC50和EC10值，得出Cr（Ⅵ）對(duì)赤子愛勝蚓產(chǎn)繭量的毒性是Cr（Ⅲ）的12.8倍和21.0倍，原因可能是：在中性pH條件下，Cr（Ⅵ）是水溶性的且較Cr（Ⅲ）離子更小，因此更容易穿透細(xì)胞膜表現(xiàn)出毒害，而Cr（Ⅲ）較難穿過細(xì)胞膜以及少量的Cr（Ⅲ）是動(dòng)物必需的微量元素[6]。研究發(fā)現(xiàn)Cr（Ⅵ）對(duì)土壤脫氫酶活性、芳基硫酸酯酶活性和堿性磷酸酶活性的毒性也高于Cr（Ⅲ）6.53～41.7倍，這可能與Cr（Ⅵ）具有強(qiáng)氧化性、移動(dòng)性強(qiáng)和不容易被土壤顆粒吸附等有關(guān)[42]。而對(duì)于土壤脲酶活性和過氧化氫酶活性，其Cr（Ⅲ）的毒性是Cr（Ⅵ）毒性的1.38～5.10倍，表明土壤脲酶活性和過氧化氫酶活性對(duì)Cr（Ⅲ）的毒害更敏感。由于過氧化氫酶可清除Cr（Ⅵ）等氧化劑在還原過程中形成的自由基[43]，脲酶可將尿素分解成和氨，增加土壤pH和固化重金屬，因此當(dāng)存在移動(dòng)性較強(qiáng)的Cr（Ⅵ）時(shí)，可能會(huì)進(jìn)一步刺激這兩類酶的活性，以抵御重金屬對(duì)微生物的傷害[44]。

圖4 中性土壤情景下Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的SSD曲線Figure4 SSD curves of Cr（Ⅵ）and Cr（Ⅲ）in the neutral soil scenario

表5 中性土壤情景下Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）EC50與EC10的預(yù)測(cè)值Table5 Predicted values of EC50and EC10of Cr（Ⅵ）and Cr（Ⅲ）in neutral soil scenario

此外，對(duì)于同一價(jià)態(tài)的Cr來說，在由EC50和EC10數(shù)據(jù)構(gòu)建的SSD曲線中，其共有指標(biāo)的排列順序也是不同的，如在由Cr（Ⅵ）的EC50值構(gòu)建的SSD曲線中（圖4a），土壤脫氫酶活性較芳基硫酸酯酶活性對(duì)Cr（Ⅵ）的毒害更敏感，而在Cr（Ⅵ）的EC10值構(gòu)建的SSD曲線中（圖4c），土壤芳基硫酸酯酶活性較脫氫酶活性更為敏感。由于EC50和EC10值分別對(duì)應(yīng)著對(duì)某個(gè)生物指標(biāo)的50%和90%保護(hù)水平，因此這說明物種的敏感性順序與對(duì)各物種的保護(hù)水平有關(guān)，這也促使我們進(jìn)一步分析不同保護(hù)水平下的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的毒性差異。

基于在中性土壤條件下Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的SSD曲線和PAF公式（圖4），反推出了不同PAF下Cr（Ⅵ）與Cr（Ⅲ）的EC50和EC10值（見表6）及其兩種價(jià)態(tài)Cr的 EC50比值（圖 5a）和 EC10比值（圖 5b），以反映Cr（Ⅵ）與Cr（Ⅲ）的毒性差異隨生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)水平的變化。當(dāng)PAF較低（即較高的生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)水平）時(shí)，基于EC50和EC10值得到的Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的濃度比值均小于1，表明Cr（Ⅵ）較Cr（Ⅲ）具有更高的生態(tài)毒性；隨著PAF的增大，Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的濃度比值逐漸增大，當(dāng)基于EC50和EC10值構(gòu)建的SSD曲線的PAF分別達(dá)到84.4%和87.3%（對(duì)應(yīng)的EC50和EC10值分別為3076和642 mg·kg-1）時(shí)，Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的濃度比值為1，此時(shí)Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的生態(tài)毒性相等；此后隨著PAF和Cr濃度水平的進(jìn)一步提高，Cr（Ⅲ）將較Cr（Ⅵ）具有更高的生態(tài)毒性。由此可以看出，Cr（Ⅵ）高于Cr（Ⅲ）毒性的SSD曲線的跨度遠(yuǎn)大于Cr（Ⅲ）高于Cr（Ⅵ）毒性的SSD曲線的跨度，在較大的PAF和Cr濃度范圍內(nèi)，Cr（Ⅵ）的生態(tài)毒性顯著高于Cr（Ⅲ）。由于在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)和安全性閾值制定中通常選擇95%的保護(hù)水平（即PAF為5%），在此水平下基于EC50和EC10值得到的Cr（Ⅵ）的濃度分別為10.2和0.376 mg·kg-1，而Cr（Ⅲ）的濃度分別為406 mg·kg-1和51.8 mg·kg-1，Cr（Ⅵ）的毒性分別是 Cr（Ⅲ）毒性的39.8倍和138倍，表明在通常的保護(hù)要求和污染水平下，Cr（Ⅵ）對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的毒性也顯著高于Cr（Ⅲ）。

在今后對(duì)我國土壤Cr污染的生態(tài)毒性研究中，應(yīng)進(jìn)一步完善不同土壤類型下不同價(jià)態(tài)Cr對(duì)多種生物指標(biāo)的毒理學(xué)數(shù)據(jù)庫，以建立每一生物指標(biāo)與土壤性質(zhì)關(guān)系的毒性預(yù)測(cè)模型，構(gòu)建不同土壤情景下不同價(jià)態(tài)Cr的SSD曲線，并發(fā)展土壤外源添加Cr的淋洗和老化模型，以進(jìn)一步為不同土壤情景下不同價(jià)態(tài)Cr的生態(tài)毒性差異比較和生態(tài)安全閾值的制定提供科學(xué)依據(jù)。

圖5 中性土壤情景中不同PAF下Cr（Ⅵ）與Cr（Ⅲ）的EC50比值（a）與EC10比值（b）Figure5 Ratios of Cr（Ⅵ）and Cr（Ⅲ）EC50s（a）and EC10s（b）under different PAFs in the neutral soil scenario

表6 中性土壤情景中不同PAF下Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的濃度Table6 Concentrations of Cr（Ⅵ）and Cr（Ⅲ）under different PAFs in the neutral soil scenario

3 結(jié)論

（1）根據(jù)Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）在中性土壤情景下的SSD曲線，發(fā)現(xiàn)小白菜根伸長和土壤脫氫酶活性分別是對(duì)土壤Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）污染最敏感的生物指標(biāo)，可作為土壤Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）污染的早期生物診斷和預(yù)警的潛在指標(biāo)之一。

（2）通過對(duì)Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）SSD曲線中共有生物指標(biāo)的比較，發(fā)現(xiàn)對(duì)于不同的物種來說，Cr（Ⅵ）和Cr（Ⅲ）的毒性強(qiáng)弱有質(zhì)的區(qū)別：對(duì)于赤子愛勝蚓產(chǎn)繭量、土壤脫氫酶活性、芳基硫酸酯酶活性和堿性磷酸酶活性而言，Cr（Ⅵ）具有更高的毒性；而對(duì)于土壤脲酶活性和過氧化氫酶活性來說，Cr（Ⅲ）具有更高的毒性。

（3）根據(jù)PAF的反推公式，發(fā)現(xiàn)在較大的PAF和Cr濃度范圍內(nèi)，即基于EC50和EC10值構(gòu)建的SSD曲線的PAF分別在84.4%和87.3%以下或?qū)?yīng)的EC50和 EC10值分別低于 3076 mg·kg-1和 642 mg·kg-1時(shí)，Cr（Ⅵ）的生態(tài)毒性顯著高于Cr（Ⅲ）；在通常的保護(hù)水平（即PAF為5%）下，Cr（Ⅵ）對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的毒性也顯著高于Cr（Ⅲ）。