环境中金属生物有效性的预测模型_生物配体模型研究进展_王学东

生态毒理学报

Ｖｏｌ．１，Ｎｏ．３

Ｓｅｐ．２００６

２００６年９月

ＡｓｉａｎＪｏｕｒｎａｌｏｆＥｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ

环境中金属生物有效性的预测模型———生物配体模型研究进展

王学东

１，２

，马义兵

１，＊

，华珞２，韦东普１，李波

１

１．中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，北京１０００８１

２．首都师范大学资源环境与旅游学院资源环境与地理信息系统北京市重点实验室，北京１０００３７

摘要：生物配体模型（ＢＬＭ）是一种用于预测环境中金属生物毒性的机理性模型．模型理论起源于自由离子活度模型（ＦＩＡＭ）和鱼鳃络合模型（ＧＳＩＭ），考虑了自由金属离子的活度以及自然环境存在的其他离子（如Ｃａ２＋、Ｎａ＋、Ｍｇ２＋、非生物配体（如可溶性有机质、氯化物、碳酸盐、硫酸盐）和生物配体的竞争．目前，在水生生态系统中，基于鱼Ｈ＋）、

鳃络合模型的框架基础，通过生物化学实验手段并结合数学方法，建立了预测铜、锌、银、镍对Ｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（虹鳟鱼）、慢性毒性的ＢＬＭ版本，并积极探索其在陆地生态系统Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ（黑头呆鱼）和Ｄａｐｈｎｉａｍａｇｎａ（水蚤）的急、

中的应用．虽然生物配体模型在实验室模拟条件下取得了较为满意的结果，但其中包含着一些假设，在实际应用中还具有一定的局限性，尤其是陆地生态系统生物配体模型的发展还需要做许多研究工作．本文主要论述了生物配体模型的理论基础、实现手段和应用情况，讨论了生物配体模型的优势和局限性并对其未来研究方向进行了展望．关键词：生物配体模型；重金属；生物有效性／毒性

文章编号：１６７３－５８９７（２００６）３－１９３－１０

中图分类号：Ｑ１４１，Ｘ１７１．５

文献标识码：Ａ

ＡｄｖａｎｃｅｓｉｎＢｉｏｔｉｃ－ＬｉｇａｎｄＭｏｄｅｌｔｏＰｒｅｄｉｃｔｔｈｅＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆＭｅｔａｌｓｉｎＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ

ＷＡＮＧＸｕｅ－ｄｏｎｇ１，２，ＭＡＹｉ－ｂｉｎｇ１，＊，ＨＵＡＬｕｏ２，ＷＥＩＤｏｎｇ－ｐｕ１，ＬＩＢｏ１

１．ＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＲｅｓｏｕｒｃｅｓａｎｄＲｅｇｉｏｎａｌＰｌａｎｎｉｎｇ，ＣｈｉｎｅｓｅＡｃａｄｅｍｙｏｆＡｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌＳｃｉｅｎｃｅｓ，Ｂｅｉｊｉｎｇ１０００８１

２．ＴｈｅＫｅｙＬａｂｏｆＲｅｓｏｕｒｃｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｎｄＧＩＳ，ＣｏｌｌｅｇｅｏｆＲｅｓｏｕｒｃｅＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ＆Ｔｏｕｒｉｓｍ，ＣａｐｉｔａｌＮｏｒｍａｌＵｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｂｅｉｊｉｎｇ１０００３７

Ｒｅｃｅｉｖｅｄ２８Ｊｕｎｅ２００６

ｒｅｃｅｉｖｅｄｉｎｒｅｖｉｓｅｄｆｏｒｍ１４Ａｕｇｕｓｔ２００６

ａｃｃｅｐｔｅｄ１５Ａｕｇｕｓｔ２００６

Ａｂｓｔｒａｃｔ：ＴｈｅＢｉｏｔｉｃ－ｌｉｇａｎｄＭｏｄｅｌ（ＢＬＭ）ｉｓａｍｅｃｈａｎｉｓｔｉｃｍｏｄｅｌｕｓｅｄｔｏｐｒｅｄｉｃｔｔｈｅｅｃｏｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｓｉｎｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔｓ．ＴｈｅｔｈｅｏｒｙｏｆｔｈｅＢＬＭｅｖｏｌｖｅｓｆｒｏｍＦｒｅｅ－Ｉｏｎ－ＡｃｔｉｖｉｔｙＭｏｄｅｌ（ＦＩＡＭ）ａｎｄＧｉｌｌＳｕｒｆａｃｅＩｎｔｅｒａｃｔｉｏｎＭｏｄｅｌ（ＧＳＩＭ），ａｎｄｉｎｃｏｒｐｏｒａｔｅｓｔｈｅｃｏｍｐｅｔｉｔｉｏｎｏｆｔｈｅｆｒｅｅｍｅｔａｌｉｏｎｗｉｔｈｏｔｈｅｒｎａｔｕｒａｌｌｙｏｃｃｕｒｒｉｎｇｃａｔｉｏｎｓ（ｅ．ｇ．Ｃａ２＋，Ｎａ＋，Ｍｇ２＋，Ｈ＋），ｔｏｇｅｔｈｅｒｗｉｔｈｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎｂｙａｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｓ（ｅ．ｇ．ＤＯＭ，ｃｈｌｏｒｉｄｅ，ｃａｒｂｏｎａｔｅｓ，ｓｕｌｆｉｄｅ）ｆｏｒｂｉｎｄｉｎｇｗｉｔｈｔｈｅｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄ．Ｕｓｉｎｇｂｉｏｃｈｅｍｉｓｔｒｙａｎｄｍａｔｈｅｍａｔｉｃｓｍｅｔｈｏｄｓ，ｄｉｆｆｅｒｅｎｔｖｅｒｓｉｏｎｓｏｆａｃｕｔｅａｎｄｃｈｒｏｎｉｃＢＬＭｆｏｒｔｈｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆＣｕ，Ｚｎ，ＡｇａｎｄＮｉｔｏｆｉｓｈ（Ｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ，Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ）ａｎｄＤａｐｈｎｉａｍａｇｎａｉｎａｑｕａｔｉｃｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓｈａｄｂｅｅｎｐｕｂｌｉｓｈｅｄ．ＡｌｔｈｏｕｇｈｔｈｅＢＬＭｗａｓｆｏｕｎｄｔｏｂｅｓａｔｉｓｆａｃｔｏｒｙｉｎｌａｂｏｒａｔｏｒｙｃｏｎｄｉｔｉｏｎｓ，ｂｕｔｔｈｅｒｅａｒｅｓｏｍｅｌｉｍｉｔａｔｉｏｎｓｉｎｐｒａｃｔｉｃｅ，ｅｓｐｅｃｉａｌｌｙｉｎｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ．Ｉｎｔｈｉｓａｒｔｉｃｌｅ，ｔｈｅｏｒｅｔｉｃａｌｂａｓｉｓ，ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ，ａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎａｎｄｔｈｅｌｉｍｉｔａｔｉｏｎｓｏｆＢＬＭｗｅｒｅｒｅｖｉｅｗｅｄ，ｍｅａｎｗｈｉｌｅｔｈｅｉｎｖｅｓｔｉｇａｔｉｏｎｉｎｔｈｅｆｕｔｕｒｅｗｅｒｅｐｒｏｓｐｅｃｔｅｄ．

Ｋｅｙｗｏｒｄｓ：ｂｉｏｔｉｃ－ｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ／ＢＬＭ；ｈｅａｖｙｍｅｔａｌｓ；ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ／ｅｃｏｔｏｘｉｃｉｔｙ

收稿日期：２００６－０６－２８修回日期：２００６－０８－１４录用日期：２００６－０８－１５

基金项目：国家自然科学基金项目（Ｎｏ．４０５７１０７１）；国际铜业协会项目（Ｎｏ．Ｅ－ＥＵ－０５－０３Ｂ；Ｅ－ＡＳ－０５－０４）作者简介：王学东（１９７８—），男，博士研究生；＊通讯作者（Ｃｏｒｒｅｓｐｏｎｄｉｎｇａｕｔｈｏｒ），Ｅ－ｍａｉｌ：ｙｂｍａ＠ｃａａｓ．ａｃ．ｃｎ

１９４

生态毒理学报第１卷

随着工业现代化、农村城镇化和养殖业集约化的发展，环境中重金属污染日趋严重，环境管理和监测所需的基于环境风险评价的环境质量标准制定越来越引起人们的重视．当前的重金属环境质量标准和风险评价方法主要是建立在金属总量的基础上（ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００２ａ），忽视了环境介质（水、土壤）对金属生物毒性的影响．如何用比较简单的方法来准确地评估和预测环境中重金属的毒性呢？在过去几十年里，科学家开发出一些能够预测重金属生物毒性的数学模型，如自由离子活度模型（Ｆｒｅｅ－Ｉｏｎ－ＡｃｔｉｖｉｔｙＭｏｄｅｌ，ＦＩＡＭ）（Ｍｏｒｅｌ，１９８３）、鱼鳃络合模型（ＧｉｌｌＳｕｒｆａｃｅ

困难，生物配体模型的研究还面临着很大的挑战．本文着重从生物配体模型的理论基础、模型的实现、模型的应用、局限性和未来的主要研究方向对生物配体模型进行了论述，目的是为制定适宜的环境质量标准和开展重金属污染风险评价提供理论依据和实现手段．

１１．１

生物配体模型的理论基础重金属形态和生物毒性的关系

环境中重金属的形态与其生物有效性／毒性

有直接的关系，并不是所有形态的重金属都具有毒性，例如，水溶性铜的形态就有Ｃｕ２＋，Ｃｕ（ＯＨ）＋，

ＩｎｔｅｒａｃｔｉｏｎＭｏｄｅｌ，ＧＳＩＭ）（Ｐａｇｅｎｋｏｐｆ，１９８３）以及在此基础上发展而来的生物配体模型（Ｂｉｏｔｉｃ－Ｌｉｇａｎｄ

Ｃｕ－ＤＯＣ等，Ｃｕ－ＤＯＣ占溶解性铜的大部分，但一般情况下不具有毒性（Ｐａｑｕｉｎｅｔａｌ．，２０００）．（１９９５）根据大量相关文献指出金属毒性Ｃａｍｐｂｅｌｌ

直接和水中自由金属离子活度有关．在土壤溶液中，即使大部分铜以有机络合物的形式、大部分镉以无机络合物的形式存在，铜和镉对植物的毒性仍与溶液中自由金属离子活度显著相关（Ｂｉｎｇｈａｍ

Ｍｏｄｅｌ，ＢＬＭ）（Ｍｅｙｅｒｅｔａｌ．，１９９９）．其中生物配体模型将生物受体位点作为生物配体，考虑了影响生物毒性的水化学性质，并把生物有效性的概念引入到水质标准中，在较宽的模拟水质范围内取得了较好的预测效果（Ｎｉｙｏｇｉｅｔａｌ．，２００４）．美国环保署对生物配体模型进行了评估，根据评估结果已经决定将该模型作为制定关于金属元素国家水质标准的基础．在欧洲，欧盟也在考虑把生物配体模型用于制定水质纲要等方面（黄圣彪，

ｅｔａｌ．，１９８３；Ｓａｕｖéｅｔａｌ．，１９９６）．后来的研究指（ＯＨ）＋，Ｍｅ２（ＯＨ２）出，可溶性金属形态中的Ｍｅ

２＋

，

ＭｅＣｌ＋等无机络合形态（Ｍａｒｋｉｃｈｅｔａｌ．，２００３；ＭｃＬａｕｇｈｌｉｎｅｔａｌ．，１９９７；Ｓｍｏｌｄｅｒｓｅｔａｌ．，１９９８；Ｓａｅｋｉｅｔａｌ．，２００２）甚至一些有机络合形态（如铜）（Ｐｏｌｄｏｓｋｉ，１９７９）也可以被生物直接吸收而产生毒害．但是，关于Ｍｅ（ＯＨ）＋的毒害作用到底是由于（ＯＨ）＋的直接作用目前还没有定ｐＨ的原因还是Ｍｅ

论．总之，预测金属生物毒性的模型首先需要考虑金属的存在形态和生物毒性的关系．

２００３）．目前，生物配体模型已经被成功地用于解释铜对一系列具有不同敏感性生物体的毒性，模型在其他金属如银、镉、锌、镍、钴和铅上的应用也在建立和发展之中．同时研究人员正在积极探索生物配体模型在陆地生态系统和沉积物中的应用———即建立ｔ－ＢＬＭ（Ｓａｎｔｏｒｅ，２００６）．

生物配体模型的提出具有重要的理论和现实意义．首先，它提供了一种预测水环境中金属铜毒性效应的简便、科学的方法，有利于实现对水体生态系统的监测和保护；其次，生物配体模型建立在铜对鱼的毒性机理基础上，不仅适用于铜对鱼的毒性，也适用于其他金属和其他生物，理论上也可以应用到底泥和陆地生态系统中，因此模型具有广阔的应用空间；最后，生物配体模型综合了金属吸收的化学、生理学、生物学等方面的成果，这些学科的发展也为模型的完善提供了基础．但是生物配体模型在实现过程中存在许多假设而且有些影响金属毒性的因素没有考虑，这使模型的应用具有一定的局限性，如陆地生态系统中土壤、生物、金属相互作用的复杂性使得模型的预测更加

１．２生物配体模型的理论框架

（１９８３）基于金属对生物的毒性取决于自Ｍｏｒｅｌ

由金属离子活度提出了预测金属毒性的自由离子活度模型，其机理为自由金属离子可以和细胞表面的物理活性位点结合，然后跨过细胞膜对生物产生毒性．该模型在理论上解释了金属的生物毒性取决于自由金属离子活度的原因，但研究表明：当水的硬度不同，即使水中自由金属离子活度相同，金属的生物毒性也不相同（Ｈｕｎｎ，１９８５；Ｍｅｙｅｒ（１９８３）提出的鱼鳃络合模ｅｔａｌ．，１９９９）．Ｐａｇｅｎｋｏｐｆ

型成功地解释了这一现象．鱼鳃络合模型认为金属对鱼的毒性作用位点为鱼鳃，鱼鳃表面存在着带有负电荷的配体，金属离子与配体反应产生毒

第３期王学东等：环境中金属生物有效性的预测模型———生物配体模型研究进展

１９５

性，水中的阳离子可以和金属竞争鱼鳃的结合位点而减弱金属的毒性．许多试验也证实了阳离子竞争在减弱金属毒性中的作用（Ｅｒｉｃｋｓｏｎｅｔａｌ．，

Ｈ＋Ｃａ２＋Ｍｇ２＋

１９９６；ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００２ｂ；２００４ａ）．同自由离子活度模型相比，鱼鳃络合模型不仅考虑了金属形态而且还考虑了水的硬度和Ｈ＋浓度对金属生物毒性的影响，模型的应用范围更为广泛．但是鱼鳃络合模型仅把鱼鳃作为金属毒性作用位点，而没有计算出预测金属生物毒性的一个关键指标ＥＣ５０／ＬＣ５０值（半数抑制／致死浓度），不能替代水效应比（ＷａｔｅｒＥｆｆｅｃｔｉｖｅＲａｔｉｏ，ＷＥＲ）来对水质标准进行修改．同自由离子活度模型和鱼鳃络合模型相比，生物配体模型更加全面地考虑了影响金属生物有效性的因素，能够准确地计算金属（如铜）在作用位点上的积累水平和ＥＣ５０／ＬＣ５０值，从而真实地预测环境中金属的毒性效应水平．

生物配体模型最早用来预测铜对鱼的毒性，模型认为铜对鱼的毒性是由于减少了鱼体中钠离子和氯离子的浓度引起的．这是因为铜离子和鱼腮表面的基团络合后累积在鱼鳃表面，占据了细胞表面的钠离子通道，从而抑制了细胞对氯离子和钠离子的吸收或细胞膜上钠／钾离子酶的活性（Ｊａｎｅｓｅｔａｌ．，１９９５）．能够络合金属的生物部位（生物膜）称为生物配体，因此模型被称为生物配体模型．生物配体模型考虑了影响金属生物毒性的３个因素，即浓度、络合和竞争．金属的生物毒性取决于自由离子活度（后来发展的模型又考虑了其它的金属形态），而自由离子活度与总金属和溶解性金属的浓度有关，同时受有机无机配体络合的影响．硬度阳离子、Ｈ＋等和自由金属离子竞争生物配体的作用位点．经过这些作用以后的自（Ｍ２＋）和生物配体（ＢＬ）结合形成金属－由金属离子

生物配体络合物（ＭＢＬ），ＭＢＬ跨过生物膜后产生生物效应（见图１）．

在生物配体模型的理论基础上，借助化学分析手段，

利用化学平衡模型（ＷＨＡＭ、ＣＨＥＳＳ、

ＤＯＣ

金属Ｍ

自由金属

离子Ｍ２＋

吸附解吸

ＭＢＬ

同化

ＭｅＯＨ＋ＭｅＣＯ３

图１生物配体模型中导致金属生物毒性的重要理化

（Ｈ＋、反应过程Ｃａ２＋、Ｍｇ２＋是参与竞争的阳离子；Ｍｅ－ＤＯＣ代表金属有机络合物；ＭｅＯＨ＋、ＭｅＣＯ３代表金属

无机络合物；ＢＬ代表生物配体）

Ｆｉｇ．１

ＴｈｅｉｍｐｏｒｔａｎｔｐｈｙｓｉｃｏｃｈｅｍｉｃａｌｐｒｏｃｅｓｓｅｓｌｅａｄｉｎｇｔｏｔｈｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｈｅａｖｙｍｅｔａｌｔｏｂｉｏｔｉｃｏｆＢＬＭ

自由金属离子的活度和环境水化学性质如

ＤＯＣ、ｐＨ、Ｃａ２＋、Ｍｇ２＋、ＣＯ３等有关，环境中这些有机（如ＤＯＣ）无机（如ＣＯ３）配体和金属发生络合反应，而Ｃａ２＋、Ｍｇ２＋等阳离子和金属竞争配体的结合位点．模型假设这些反应处于平衡状态，简单的（为简化方程，没有考虑离子的平衡方程表示如下电荷数）：

Ｍ＋Ｌ!ＭＬ

［ＭＬ］＝ＫＭＬ［Ｍ］［Ｌ］

（１）

２－

２－

无机配体；ＫＭＬ：Ｍ：溶液中自由金属离子；Ｌ：有机、

金属和配体反应的平衡常数．式中溶液中自由金属离子及配体的浓度单位通常为ｍｏｌ・Ｌ－１，平衡常数的单位为Ｌ・ｍｏｌ－１，后面公式中如无特别标注，离子的浓度单位均为ｍｏｌ・Ｌ－１，常数Ｋ值的单位均为Ｌ・ｍｏｌ－１．

当存在其他阳离子的竞争作用时：

Ｍｅ＋Ｌ!ＭｅＬ

［ＭｅＬ］＝ＫＭｅＬ［Ｍｅ］［Ｌ］

（２）

Ｍｅ：参与竞争的阳离子；ＫＭｅＬ：配体和阳离子反应的平衡常数．

目前，（Ｃｈｅｍｉｃａｌ

一些化学平衡模型如ＭＩＮＥＱＬ

ＥｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍＭｏｄｅｌｉｎｇＳｙｓｔｅｍ），ＣＨＥＳＳ

（ＣｈｅｍｉｃａｌＥｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍｏｆＳｐｅｃｉｅｓａｎｄＳｕｒｆａｃｅｓ）和（Ｗｉｎｄｅｒ－ｍｅｒｅＨｕｍｉｃＡｃｉｄＭｏｄｅｌ）被包含于ＷＨＡＭ

生物配体模型中用于计算自由金属离子活度（表１）．

金属生物毒性的预测（ＫＳ、ＥＣ５０／ＬＣ５０值的计算）：

金属和生物配体的相互作用过程如下：

ｋｆｋｉｎｔ

Ｍ＋ＢＬ!ＭＢＬ

ｋｄ

Ｍｉｎｔ＋ＢＬ

（３）ＭＩＮＥＱＬ＋）并结合数学方程（Ｍｉｃｈａｅｌｉｓ－Ｍｅｎｔｅｎ、Ｌａｎｇｍｕｉｒ），建立生物配体模型，计算出反映金属对生物毒性强弱的指标如金属和配体的络合常数（ＫＳ），用于预测重金属对生物的ＥＣ５０／ＬＣ５０值．

１．３生物配体模型的实现自由金属离子活度的计算：

｛ＭＢＬ｝＝Ｋｓ｛ＢＬ｝［Ｍｎ＋］

ＢＬ：生物配体；ｋｆ、ｋｄ、ｋｉｎｔ：金属和生物配体的

１９６

生态毒理学报第１卷

表１金属形态计算模型、输入水质参数及应用举例

（Ｐａｑｕｉｎｅｔａｌ．，２００２）

程度（ＥＣ５０／ＬＣ５０）与结合金属的活性位点和金属总（ｆＭＢＬ）具有直接的关系，当考虑阳结合位点的比例

离子竞争作用时，它们之间的关系表示为：

［Ｍ］ＫＳ

ｆＭＢＬ＝｛ＭＢＬ｝＝

｛ＢＬＴＯＴ｝１＋ＫＳ［Ｍ］＋\"ｉＫＣ［ｉＣｉ］

（９）

Ｔａｂｌｅ１

Ｉｎｐｕｔｐａｒａｍｅｔｅｒｓｆｏｒｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｃｏｄｅｓｕｓｅｄｉｎ

ｐｕｂｌｉｓｈｅｄＢＬＭａｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｓ

水质参数

应用举例

２－

模型

ＷＨＡＭ－Ｖ／ＣＨＥＳＳ

Ｃａ２＋，Ｍｇ２＋，Ｎａ＋，Ｋ＋，ＳＯ４，Ｃｌ－，ｐＨ，碱度，ＤＯＣ，％

腐殖酸

ＤｉＴｏｒｏｅｔａｌ．，２００１；Ｓａｎｔｏｒｅ

ｅｔａｌ．，２００１；Ｄｅ

Ｓｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００２ａ

ＭｃＧｅｅｒｅｔａｌ．，２０００；Ｓｃｈｗａｒｔｚｅｔａｌ．，２００１

ｆＭＢＬ：金属和生物配体的结合部分；｛ＭＢＬ｝：金

属－配体络合物浓度；｛ＢＬＴＯＴ｝：络合容量（ｍｏｌ・ｇ－１）．

当对５０％的生物产生影响时，方程可以写为：

（Ｍ）＝ＥＣ５０

５０

ＭＩＮＥＱＬ＋

Ｃａ，Ｍｇ，Ｎａ，ｐＨ，ＤＯＣ，

２＋

２＋

＋

Ｓ２Ｏ３，Ｃｌ－，ＳＯ４

２－２－

ｆＭＢＬ１－ｆＭＢＬＫＳ

５０１＋\"Ｋ#ｉ

Ｃｉ

［Ｃｉ］

$（１０）

形成、离解和同化速率常数（ｍｏｌ・ｃｍ－２・ｓ－１）；Ｋｓ：金属和配体反应的平衡常数．当考虑阳离子竞争作用时：

Ｍｅ＋ＢＬ!ＭｅＢＬ

［ＭｅＢＬ］＝ＫＭｅＢＬ［Ｍｅ］［ＢＬ］

（４）

ＥＣ５０：在一定时间范围内对５０％的生物产生

影响时自由金属离子的浓度（ｍｏｌ・Ｌ－１）；ｆＭＢＬ：对

５０

５０％的生物产生影响时金属－配体络合物浓度占络合容量的比例．

应用这个方法不需要知道金属和配体络合的浓度，所以当不能准确得到金属－配体络合物浓度时，它们之间的平衡常数通常使用这种方法来求．

金属累积试验结合Ｌａｎｇｍｕｉｒ吸附方程也可以求得金属和配体的络合常数，在这个方法中和配

Ｍｅ：参与竞争的阳离子；ＫＭｅＢＬ：阳离子与生物配体反应的平衡常数．

ＫＳ、ＥＣ５０／ＬＣ５０和金属在生物配体的累积量通常通过金属膜通量、金属累积、金属毒性试验结合多Ｍｉｃｈａｅｌｉｓ－Ｍｅｎｔｅｎ方程、Ｌａｎｇｍｕｉｒ等温吸附方程、（Ｓｌａｖｅｙｋｏｖａｅｔａｌ．，２００５）．元非线性回归方法来求

通过膜通量的方法可以求得金属和配体的平衡反应常数．其中细胞膜对金属的吸收速率通常通过对不同时间内金属累积曲线的斜率求得，穿过膜的重金属通过化学提取技术以区别于重金属的累积．它们之间的关系用Ｍｉｃｈａｅｌｉｓ－Ｍｅｎｔｅｎ方程表示为：

Ｊｉｎｔ＝Ｊｍａｘ

［Ｍ］

ＫＭ＋［Ｍ］－２

－１

－１

体结合的总金属浓度｛ＭＢＬＴＯＴ｝通常通过生物累积或滴定的方法来求，考虑阳离子竞争的影响，方程表达式如下：

｛ＭＢＬＴＯＴ｝＝｛ＭＢＬＴＯＴ｝ｍａｘ

］Ｋ［ＳＭ

］＋\"ｉＫＣ［ｉＣｉ］１＋Ｋ［ＳＭ

（１１）

｛ＭＢＬＴＯＴ｝：和配体结合的金属总浓度（ｍｏｌ・ｇ－１）；｛ＭＢＬＴＯＴ｝ｍａｘ：配体能够结合的金属最大浓度（ｍｏｌ・ｇ－１）．

通过这个方程可以求得金属和生物配体的总结合位点（络合容量）及它们之间反应的平衡常数．当考虑配体结合位点具有不同的特征，如具有多电子和多功能团的时候经常应用ＮＩＣＡ－（５）

Ｊｉｎｔ：吸收速率（ｍｏｌ・ｃｍ・ｓ）；Ｊｍａｘ：最大膜通量（ｍｏｌ・ｃｍ・ｓ）；ＫＭ：半饱和常数（ｍｏｌ・Ｌ）

－２

－１

如果金属穿过膜受速率，那么金属和生物配体的络合常数（ＫＳ）可以通过ＫＭ的倒数来求：

ＫＭ＝ｋｉｎｔ＋ｋｄ

ｋｆ

Ｄｏｎｎａｎ方法．

利用上述方法在水生生态系统中获得了大量关于金属生物毒性的数据，并建立了不同金属的不同预测体系，而在陆地生态系统中主要累积了一些相关的毒性数据．下面对生物配体模型在水生和陆地生态系统中的应用进行简要的阐述．

（６）

如果ｋｉｎｔ＜＜ｋｄ，那么，当考虑其他阳离子竞争作用的影响，方程可以写为：

ＫＭ＝ｋｄ＝１

ｋｆＫＳ

（７）

则：

２

（８）

生物配体模型的应用水体生态系统

在水生生态系统中，通过生物配体模型的构

Ｊｉｎｔ＝Ｊｍａｘ

ＫＣｉ：

［Ｍ］ＫＳ

［Ｍ］＋\"ｉＫＣ［１＋ＫＳｉＣｉ］

２．１

阳离子和配体反应的平衡常数；［Ｃｉ］：参

建实现了不同金属毒性的预测体系，然后转为计算机软件加以推广和应用．由于预测金属毒性采取的方法和选取的生物可能不同，所以对于同一

与竞争的阳离子浓度．

在生物毒性终点和生物测定方法中假设毒性第３期王学东等：环境中金属生物有效性的预测模型———生物配体模型研究进展

１９７

金属出现了不同的预测版本．现已建立了多个铜、锌、银的ＢＬＭ版本和一个镍的ＢＬＭ版本用来预测金属对鱼（Ｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ虹鳟鱼；Ｆａｔｈｅａｄ（Ｄａｐｈｎｉａｍａｇｎａ）的毒性．ｍｉｎｎｏｗ黑头呆鱼）或水蚤

目前公开出版的已有４个Ｃｕ－ＢＬＭ版本，其中包括３个预测铜急性毒性版本：Ｉａ（Ｓａｎｔｏｒｅｅｔ

ＩＩＩａ（Ｂｕｒｙｅｔａｌ．，２００２），没有慢性Ａｇ－ＢＬＭ版本．相对于铜和银，Ｚｎ－ＢＬＭ发展较为滞后，当前有２个急性Ｚｎ－ＢＬＭ版本Ｉａ（Ｓａｎｔｏｒｅｅｔａｌ．，２００２）、ＩＩａ（Ｈｅｉｊ－ｅｒｉｃｋｅｔａｌ．，２００２）和１个慢性毒性Ｚｎ－ＢＬＭ版本Ｉｃ（ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００４ｂ）．Ｎｉ－ＢＬＭ仅有１个急性毒性版本Ｉａ（Ｍｅｙｅｒｅｔａｌ．，１９９９；Ｗａｔｅｒ

ａｌ．，２００１；ＤｉＴｏｒｏｅｔａｌ．，２００１）、ＩＩａ（ＤｅＳｃｈａｍ－ｐｈｅｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００２ｂ）、ＩＩＩａ（ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅｅｔ（ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅ－ａｌ．，２００２ａ）和１个慢性毒性版本Ｉｃ

ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＲｅｓｅａｒｃｈＦｏｕｎｄａｔｉｏｎ，２００２）．还没有镉、铅、钴的ＢＬＭ版本发行，但它们均有ＧＳＩＭ版本（Ｐｌａｙｌｅｅｔａｌ．，１９９３ａ；ＭａｃＤｏｎａｌｄｅｔａｌ．，２００２；Ｒｉｃｈａｒｄｓ

ｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００４ａ）．急性Ａｇ－ＢＬＭ有３个版本：Ｉａ（Ｐａｑｕｉｎｅｔａｌ．，１９９９）、ＩＩａ（ＭｃＧｅｅｒｅｔａｌ．，２０００）和

表２

ｅｔａｌ．，１９９８），这为建立相应的ＢＬＭ提供了基础．所有这些版本选用的生物及相关Ｋ值见表２．

不同金属不同ＢＬＭ和ＧＳＩＭ版本中金属、阳离子和配体的络合平衡常数（ｌｏｇＫ）

Ｔａｂｌｅ２

Ａｆｆｉｎｉｔｙｃｏｎｓｔａｎｔｓ（ｌｏｇＫ）ｆｏｒＢＬ－ＣａｔｉｏｎａｎｄＭ－ＢＬｃｏｍｐｌｅｘｅｓｕｓｅｄｉｎｔｈｅｄｉｆｆｅｒｅｎｔｖｅｒｓｉｏｎｓｏｆＢＬＭａｎｄ

Ｇｉｌｌ－Ｍｍｏｄｅｌ

版本

生物

金属

ＫＢＬ－Ｃａ３．６３．５３．５ＮＡ３．３２．３２．３２．３４．８３．３３．６４．０５．０４．０４．７

２＋

ＫＢＬ－ＭｇＮＡ３．６３．６ＮＡ－－－－ＮＡ２．４２．４ＮＡＮＡ４．０ＮＡ

２＋

ＫＢＬ－Ｎａ３．０３．２３．２２．９４．７２．３２．９２．９ＮＡ２．４２．４３．０ＮＡ３．５３．２

＋

ＫＢＬ－Ｈ５．４５．４５．４６．７５．９４．３５．９５．９６．７ＮＡ６．３７．５６．７４．０６．２

＋

ＫＢＬ－Ｍｎ７．４８．０８．０８．０１０．０７．３７．６８．９５．５５．３５．５４．０８．６６．０５．１

＋

ＫＢＬ－Ｃｕ（ＯＨ）

ＮＡ７．４７．４８．０－－－－－－－－－－－

＋

ＫＢＬ－ＣｕＣＯ

３

ＫＢＬ－ＡｇＣｌ

－－－－ＮＡ６．７ＮＡＮＡ－－－－－－－

－

ＣｕⅠａⅡａⅢａⅠｃ

ＤＭＤＭＤＭＤＭＲＢＴＤＭＲＢＴＤＭＲＢＴＤＭＦＨＭＦＨＭＦＨＭＲＢＴＲＢＴ

ＮＡＮＡ７．０７．４－－－－－－－－－－－

Ａｇｇ－ＡｇⅠａⅡａⅢａ

ＺｎⅠａⅡａⅠｃ

ＮｉＣｄＰｂＣｏ

Ⅰａｇ－Ｃｄｇ－Ｐｂｇ－Ｃｏ

注：表中所有的络合系数均为以１０为底的对数值；ａ代表急性毒性；ｃ代表慢性毒性；ＮＡ代表未检出；ＤＭ：Ｄａｐｈｎｉａｍａｇｎａ

（水蚤）；ＲＢＴ：Ｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（虹鳟鱼）；ＦＨＭ：Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ（黑头呆鱼）

这些ＢＬＭ版本的参数有的来源于之前建立的鱼鳃络合模型，有的则利用前边所述的方法求得．如铜的Ｉａ中阳离子和配体的络合系数（ｌｏｇＫＢＬ－Ｍｅ）来源于Ｐｌａｙｌｅ等（１９９２；１９９３ｂ）的鱼鳃络合模型，铜和有机物的络合反应平衡常数采用ＷＨＡＭ－Ｖ计算（Ｔｉｐｐｉｎｇ，１９９４），

其他的常数取自ＣＨＥＳＳ

（Ｓａｎｔｏｒｅｅｔａｌ．，１９９５）．ＩＩａ、ＩＩＩａ的ｌｏｇＫＢＬ－Ｍｅ来源于金属累积和毒性的数据，铜和有机、无机的络合常数取自Ｍａｒｔｅｌｌ等（１９９７）和ＷＨＡＭ－Ｖ数据库（Ｔｉｐｐｉｎｇ，

和配体的络合常数来源于放射性同位素的方法（Ａｌｓｏｐｅｔａｌ．，２０００）．对于同一种金属的不同版本它们的不同点主要集中在以下４个方面：对金属毒性机理的认识；模型包含的金属毒性形态；对

ＤＯＣ的假设；与金属竞争配体络合位点的的阳离子种类，由此导致了模型预测结果的差异．在Ｃｕ－ＢＬＭ的ＩＩａ和ＩＩＩａ版本中考虑了Ｍｇ２＋的竞争作用，

并求出了ｌｏｇＫＢＬ－Ｍｇ值，而Ｉａ没有考虑．版本Ｉａ在计

２＋

算中假设所有的ＤＯＣ都是活性的，其中包括９０％的ＨＡ（胡敏酸）和１０％的ＦＡ（腐殖酸），而版本ＩＩａ和ＩＩＩａ假设ＤＯＣ有５０％是活性的，并以ＦＡ的形式和铜反应．另外版本Ｉａ中，水的ｐＨ范围在７．０￣

１９９４）．而Ａｇ－ＢＬＭ３个版本的参数基本上都来源于Ｊａｎｅｓ等（１９９５）创立的鱼鳃络合模型．当然也可以采用其他方法获取参数，如锌的Ｉａ版本中锌

１９８

生态毒理学报第１卷

（ＨＣＯ３）＋是水中铜的优势形态，其平８．５之间，Ｃｕ衡常数ＫＣｕ（

ＨＣＯ３）

＋

年龄和体形大小影响镍对Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ的毒性，这可能是由于镍影响了鱼的呼吸，而小鱼对氧的需求量更强烈（Ｐａｎｅｅｔａｌ．，２００３；２００４）．对于不同金属的版本，共同的现象是当ｐＨ＞８．０时，都可能会高估ＬＣ５０值；ＤＯＣ的取值在很大程度上了模型预测的准确性；大多数模型都没有在自然水体环境中进行验证．这都需要在以后的研究中进一步完善，但是模型在实验室条件下都取得了较好的效果．

大约是版本ＩＩａ和ＩＩＩａ的１００倍，由

＋

于ＤＯＣ和ＫＣｕ

（ＨＣＯ３）

取值不同导致了各版本ＬＡ５０

（半致死累积量）值的不同．版本ＩＩａ和ＩＩＩａ认为ｐＨ对铜毒性的影响不仅仅是由于与自由铜离子竞争结合位点的Ｈ＋浓度的变化而引起的，铜的无机络合态（Ｃｕ（ＯＨ）＋、ＣｕＣＯ３）也是有毒的．对于银的３个ＢＬＭ版本，同另外２个相比，Ｉａ考虑了ＡｇＣｌ的毒性，并求出了ＫＢＬ－ＡｇＣｌ值．版本ＩＩａ认为银对鱼的毒性是由于抑制了Ｎａ＋－Ｋ＋－ＡＴＰａｓｅ（腺苷三磷酸酶）的活性，而Ｎａ＋－Ｋ＋－ＡＴＰａｓｅ是鱼吸收Ｎａ＋、Ｃｌ－的能量来源（ＭｃＧｅｅｒｅｔａｌ．，１９９８）．因此ＩＩａ通过银对Ｎａ＋－Ｋ＋－ＡＴＰａｓｅ的抑制率来求ＫＢＬ－ＡｇＣｌ，当抑制率在８５％时相当于９６ｈＬＣ５０．Ｉａ和ＩＩＩａ尽管认识到银的生物毒性是由于阻碍了Ｎａ＋、Ｃｌ－的吸收，但ＬＣ５０是通过鱼鳃上银的累积量来求的（Ｗｏｏｄｅｔａｌ．，

０

２．２陆地生态系统

生物配体模型在陆地生态系统中的应用要落

后于水生生态系统．目前已取得了一些金属对陆地植物（大麦、莴苣等）、动物（蚯蚓）、发光细菌的毒性数据，但是这些数据还非常有限，陆地生态系统生物配体模型（ｔ－ＢＬＭ）的研究还刚刚起步．下面概述一下ｔ－ＢＬＭ的研究进展及研究思路和方法（主要以植物为例）．

过去生理学家发现并证实了植物根同鱼鳃一样，是最初的金属作用位点．在此基础上，又有人研究了竞争和络合机理在控制金属生物有效性中的作用．如Ｖｏｉｇｔ等（２００６）研究了金属和根的络合以及根吸附在控制金属生物有效性方面的作用，发现根具有和金属不连续的作用位点，而且Ｃａ２＋具有和金属竞争结合位点的作用．Ｚｈａｏ等（２００６）通过在１８种性质不同的土壤中添加不同浓度铜的试验研究了铜对大麦的毒性，发现大麦根的伸长和土壤溶液中自由铜离子活度、ｐＨ值（Ｈ＋具有明显抑制铜毒性的作用）有关，和应用到水生生态系统中的生物配体模型理论一致．这些研究结果暗示了应用到水生生态系统中的生物配体模型经过修正并结合土壤理化性质后可以应用到陆地生态系统中．

虽然水生生态系统中的生物配体模型为ｔ－１９９６；Ｍｏｒｇａｎｅｔａｌ．，１９９７）．

由上可见，同一金属的不同ＢＬＭ版本在一定程度上存在着差异，虽然后来的版本基本上是在前边版本的基础上演变而来，但并不一定版本越高预测效果就越好，只是它们适用的范围和条件不同，脱离这些条件，它们将达不到预测的效果．对于Ｃｕ－ＢＬＭ，版本Ｉａ在高Ｋ＋浓度时会高估ＬＣ５０值，

而且也会高估暴露在浅水湖泊中Ｆａｔｈｅａｄ

ｍｉｎｎｏｗ的ＬＣ５０值（Ｅｒｉｃｋｓｏｎｅｔａｌ．，１９９６）；而版本ＩＩａ在ｐＨ＞８时会高估ＥＣ５０值（ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００２ａ）．Ｚｎ－ＢＬＭ版本中Ｉａ在预言Ｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ和ＦａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗＥＣ５０以及Ｄａｐｈｎｉａｍａｇｎａ４８ｈＬＣ５０时取得了较好的效果，但是当水的ｐＨ＞８时，模型预言的ＬＣ５０值偏高，这可能和锌在水中的溶解性有关（Ｎｉｙｏｇｉｅｔａｌ．，２００４）．另外Ｉａ在建立过程中没有对ＤＯＣ水平进行，可能会导致不正确的ＤＯＣ－Ｚｎ估计和自由锌活度的计算．目前的研究证明Ｉａ对鱼的预测效果要比对Ｄａｐｈｎｉａ

ｍａｇｎａ的预测效果好，而ＩＩａ正好相反（Ｎｉｙｏｇｉｅｔａｌ．，２００４）．３个急性Ａｇ－ＢＬＭ版本在实验室里都进行了成功的预测，但是它们均不能用于银对（ＮｉｙｏｇｉＡｍｐｈｉｐｏｄ、Ｇａｍｍａｒｕｓｐｕｌｅｘ的急性毒性预测

ＢＬＭ提供了研究基础，但土壤或沉积物中的重金属生物毒害影响因子远比水体复杂，如土壤理化性质（土壤有机质、阳离子交换量、ｐＨ值等）和生物本身（如植物的根系分泌物）均影响土壤金属的生物毒害（ＭｃＬａｕｇｈｌｉｎ，２０００）．应用生物配体模型预测土壤中金属的生物毒性首先需要从土壤中获得模型所需要输入的数据，目前的方法主要是提取用于分析的土壤溶液．用不同方法提取土壤孔隙水产生的效果不同．ＭａｃＤｏｎａｌｄ等（２００４ａ）提出

ｅｔａｌ．，２００４）．对于Ｎｉ－ＢＬＭ版本来说，在预测对Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ的毒性时可能会高估ＬＡ５０值，需要根据Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ年龄和体形的大小调整ＬＡ５０值（Ｇｒｏｓｅｌｌｅｔａｌ．，２００２）．Ｈｏａｎｇ等（２００４）也发现第３期王学东等：环境中金属生物有效性的预测模型———生物配体模型研究进展

１９９

淋洗柱淋洗然后用渗透来提取土壤溶液的方法，较好地模拟了田间土壤的化学性质．还有一些如离心、压力、抽气等方法提取的土壤溶液溶解性离子的浓度要大于渗透方法测得的离子浓度．

对金属累积和毒性终点的确定（以植物为例）首先需找到金属的受体位点．最初发展的生物配体模型把鱼鳃作为重金属的结合和毒性位点，而植物根质外体（包括细胞壁和Ｄｏｎｎａｎ自由空间）被认为是重金属在植物中的主要结合位点（Ａｎｔｕｎｅｓｅｔａｌ．，２００６）．但对于植物学家来说，质外体结合不是真正意义上的植物对重金属的累积，因为质外体包括许多无生命物质如细胞壁和木质成分．在低的金属暴露浓度下，金属和这些无生命物质结合可能对植物没有任何毒性．在高的金属暴露浓度下，细胞壁发生改变有可能导致根际毒性（Ｍａｒｓｃｈｎｅｒ，１９９５）．因此，发展土壤和植物的生物配体模型，需要考虑这些情况．Ａｎｔｕｎｅｓ等（２００６）提出了通过比较不同植物部分、不同反应条件下的ｌｏｇＫＭｅ－ｐｌａｎｔ

ｒｏｏｔ

的能力减弱，金属毒性也会增强．２种说法都可以解释同一种结果，究竟那种说法正确还是２种情况都存在还需进一步研究．

生物配体模型在计算金属和ＤＯＣ反应时通常假设ＤＯＣ由一定比例的ＦＡ和ＨＡ或仅由ＦＡ组成（Ｎｉｙｏｇｉｅｔａｌ．，２００４），而自然环境中ＤＯＣ的组成和结构远比模型假设的要复杂，而且ＤＯＣ是影响不同形态金属尤其是自由金属离子浓度的重要因素．研究发现，增加不同的络合物将会导致

Ａｇ－ＤＯＣ络合特征的不同（ＶａｎＧｅｎｄｅｒｅｎｅｔａｌ．，２００３）；在预测镍对生物的毒性时，镍和ＤＯＣ络合以后其浓度可能会降至镍的毒性范围以下（０．１￣

１．０ｍｇ・Ｌ－１）（Ｎｉｙｏｇｉｅｔａｌ．，２００４）．由此可见，将模型应用到和模型中ＤＯＣ假设不同的自然环境中就可能得出和实际情况相悖的结论．因此对ＤＯＣ结构特征的研究也是未来需要解决的问题．

生物配体模型假设金属（通常为自由态金属离子）及其生物配体络合物的浓度代表了金属的毒性，但研究发现一些憎水性金属无机络合物如

（金属和植物质外体结合

ｓｈｏｏｔ

的条件稳定常数）和ｌｏｇＫＭｅ－ｐｌａｎｔ（金属和植物茎结ＨｇＣｌ２和ＣＨ３ＨｇＣｌ可以通过被动吸收的形式直接跨过生物膜而对生物产生毒害（Ｍａｓｏｎｅｔａｌ．，

合的条件稳定常数），以确定测试植物的种类及测定方法．但是其方法还有待标准化．总之，土壤中重金属生物毒害预测远比水体复杂，一些机理和方法还有待于进一步研究．

１９９６）．在发展Ａｇ－ＢＬＭ时遇到的一个困难是不清楚Ｃｌ－在银的生物毒性过程中到底扮演何种角色，因为Ｃｌ－有减轻银毒性的作用，但并不阻碍鱼鳃上银的累积．观察还发现Ｃｌ－对Ｄａｐｈｎｉａｍａｇｎａ仅有轻微的保护作用，而对Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ不存在保护作用（Ｎｉｙｏｇｉｅｔａｌ．，２００４）．在预测土壤中重金属对植物的有效性时这些情况可能会更明显，因为根际具有强烈的微生物活性和根系分泌物的累积，特别是这些根系分泌物可以和重金属形成络合物而被植物吸收，从而增加了金属的生物有效性（ＭａｃＤｏｎａｌｄｅｔａｌ．，２００４ｂ）．在重金属浓度较低时，金属络合物对金属毒性的贡献更需要考虑（Ｌｅｈｍａｎｎｅｔａｌ．，２０００）．

生物配体模型在实现的过程中还假设金属向生物配体移动时没有速率．实际上，当生物吸收较快时金属向生物配体移动就要受速率的，不过这种情况相对较少，但在底泥和土壤中这种情况就需要重视（Ｂｕｆｆｌｅ，１９８８）．

在金属对生物产生毒性的过程中生物配体模型假设配体的特征和数量没有改变．Ｈｅｉｊｅｒｉｃｋ等（２００３）在预测锌对Ｄａｐｈｎｉａｍａｇｎａ毒性时提出了一个表面反应模型，考虑了这些变化．在较大

３生物配体模型的局限性和未来的研究方向生物配体模型的应用尤其是在水生生态系统

方面的应用取得了一定的进展，建立了不同金属的预测模型版本，但模型的应用范围还具有一定的局限性，这也是模型在未来的研究中需要解决的问题．

从模型在水生生态系统中的应用可知，当水体的ｐＨ＞８时，大部分金属－ＢＬＭ的预测效果都不好，即使ｐＨ不超出这个值，模型也存在着不能解释的情况．因为ｐＨ不但影响金属和有机、无机、生物配体的所有反应，而且会影响生物配体的某些特征，忽略了任何一方面，都可能得出不正确的预测结果．在预测铜的生物毒性时，除Ｉａ外，其他版本都计算了ＫＢＬ－Ｃｕ（加，

ＯＨ）

＋

，有研究者认为Ｃｕ（ＯＨ）

＋

对生物也有毒性，当ｐＨ增高，Ｃｕ（ＯＨ）＋的浓度增

从而增加了金属对生物的毒性（Ｄｅ

Ｓｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅｅｔａｌ．，２００２ｂ；２００５）．从竞争原理来讲，高ｐＨ值下Ｈ＋浓度减少，和金属竞争生物配体

２００

生态毒理学报第１卷

硬度、（Ｉａ、ｐＨ、ＤＯＣ范围下比目前的Ｚｎ－ＢＬＭＩＩａ）预（Ｉａ、测效果要好，这可能是Ｚｎ－ＢＬＭＩＩａ）没有考虑到

通讯作者简介：马义兵（１９５７—），男，研究员，博士生导师，中国农业科学院引进的杰出人才．现任中国农业科学院农业资源与农业区划研究所亚洲环境重金属研究中心主任．主要从事土壤重金属环境化学和生态毒理方面的研究工作．

ｐＨ的变化对生物配体特征和数量的影响．

痕量金属的吸收要受生物学的控制，如锌浓度增加或减少１０００倍时，尽管Ｆａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗ鳃上结合位点增加，

但慢性半致死剂量减少

（Ｓｌａｖｅｙｋｏｖａｅｔａｌ．，２００５）．这个结果说明生物配体模型对急性毒性的预测比对慢性毒性的预测要好，急性生物配体模型不能作为慢性模型的基础．在预测铜对Ｄａｐｈｎｉａｍａｇｎａ的毒性时也出现了这种情况，慢性版本Ｉｃ没有发现Ｃａ２＋、Ｍｇ２＋竞争对铜毒性的影响．另外，自然界的重金属并不是单独存在的，模型没有考虑其他重金属的存在对这种金属毒性的影响．可见，要想达到更加满意的预测效果，生物配体模型还有很长的路要走．

在陆地生态系统中还有更多的情况需要考虑．目前采用提取土壤孔隙水的方法实际上简化了土壤对金属生物毒性的影响，这种方法忽视或简化了金属的老化过程、生物影响下金属的有效化过程、金属释放的动力学过程等对金属生物有效性的影响，尤其在研究金属慢性生物毒性时这些情况需更加重视．另外在预测金属毒性的指标（金属和配体的络合常数、配体的络合容量以及

Ｒｅｆｅｒｅｎｃｅｓ

ＡｌｓｏｐＤＨ，ＷｏｏｄＣＭ．２０００．Ａｋｉｎｅｔｉｃａｎａｌｙｓｉｓｏｆｚｉｎｃ

ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｉｎｔｈｅｇｉｌｌｓｏｆｊｕｖｅｎｉｌｅＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ：Ｔｈｅｅｆｆｅｃｔｓｏｆｚｉｎｃａｃｃｌｉｍａｔｉｏｎａｎｄｉｍｐｌｉｃａｔｉｏｎｓｆｏｒｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｉｎｇ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，１９：１９１１－１９１８

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ＢｉｎｇｈａｍＦＴ，ＳｔｒｏｎｇＪＥ，ＳｐｏｓｉｔｏＧ．１９８３．ＩｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｃｈｌｏｒｉｄｅｓａｌｉｎｉｔｙｏｎｃａｄｍｉｕｍｕｐｔａｋｅｂｙＳｗｉｓｓｃｈａｒｄ［Ｊ］．ＳｏｉｌＳｃｉ，３５：１６０－１６５

ＢｕｆｆｌｅＪ．１９８８．Ｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎｒｅａｃｔｉｏｎｉｎａｑｕａｔｉｃｓｙｓｔｅｍｓ：Ａｎａｎａｌｙｔｉｃａｌａｐｐｒｏａｃｈ［Ｍ］．Ｃｈｉｃｈｅｓｔｅｒ：ＥｉｌｌｓＨｏｒｗｏｏｄ，６９２ＢｕｒｙＮＲ，ＳｈａｗＪ，ＧｌｏｖｅｒＣ，ＨｏｇｓｔｒａｎｄＣ．２００２．Ｄｅｒｉｖａｔｉｏｎｏｆａｔｏｘｉｃｉｔｙ－ｂａｓｅｄｍｏｄｅｌｔｏｐｒｅｄｉｃｔｈｏｗｗａｔｅｒｃｈｅｍｉｓｔｒｙｉｎｆｌｕｅｎｃｅｓ

［Ｊ］．ＣｏｍｐＢｉｏｃｈｅｍＰｈｙｓｉｏｌＣ，１３３：ｓｉｌｖｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏｉｎｖｅｒｔｅｂｒａｔｅｓ

２５９－２７０

ＣａｍｐｂｅｌｌＰＧＣ．１９９５．Ｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｓｂｅｔｗｅｅｎｔｒａｃｅｍｅｔａｌｓａｑｕａｔｉｃｏｒｇａｎｉｓｍｓ：Ａｃｒｉｔｉｑｕｅｏｆｔｈｅｆｒｅｅ－ｉｏｎａｃｔｉｖｉｔｙｍｏｄｅｌ［Ｉｎ：ＴｅｓｓｉｅｒＡ，ＴｕｒｎｅｒＤＲ（Ｅｄｓ．）．Ｍｅｔａｌｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｉｎａｑｕａｔｉｃｓｙｓｔｅｍｓ．ＮｅｗＹｏｒｋ：ＪｏｈｎＷｉｌｅｙＳｏｎｓ，４５－１０２

ａｎｄＭ］．ａｎｄａｎｄ

ＥＣ５０等）时还没有较好的方法，目前较多采用的数学方法不能完全从机理方面解释金属的毒性机理．在金属对植物毒性的研究中，虽然对植物根茎重金属分配等研究为金属累积和毒性终点确定提供了思路，但由于根和茎生理过程的不同，金属在根茎中的分配还要受以下几个因素的影响：矿质营养、环境影响、金属之间的竞争作用、植物的健康状况等（Ａｎｔｕｎｅｓｅｔａｌ．，２００６），忽略了任何一个因素，预测结果都会产生偏差．

总之，生物配体模型是一个机理性的模型，它包含了生物有效性的概念，比较全面地考虑了影响金属生物有效性的因素，和建立在硬度基础上的模型相比，生物配体模型具有更好的预测能力，是一个能够替代生物毒性试验预测金属毒性的有用工具．尽管模型现在存在着局限性，但随着对痕量金属吸收过程中化学、生理学、生物学过程的深入理解，这些问题将会逐步得到解决，未来生物配体模型既面临挑战又有着广阔的应用和发展前景．

ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅＫＡＣ，ＨｅｉｊｅｒｉｃｋＤＧ，ＪａｎｓｓｅｎＣＲ．２００２ａ．

Ｒｅｆｉｎｅｍｅｎｔａｎｄｆｉｅｌｄ：ＶａｌｉｄａｔｉｏｎｏｆａｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｐｒｅｄｉｃｔｉｎｇａｃｕｔｅｃｏｐｐｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏＤａｐｈｎｉａｍａｇｎａ［Ｊ］．ＣｏｍｐＢｉｏｃｈｅｍＰｈｙｓｉｏｌＣ，１３３：２４３－２５８

ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅＫＡＣ，ＪａｎｓｓｅｎＣＲ．２００２ｂ．ＡｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｐｒｅｄｉｃｔｉｎｇａｃｕｔｅｃｏｐｐｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｆｏｒＤａｐｈｎｉａｍａｇｎａ：Ｔｈｅｅｆｆｅｃｔｓｏｆｃａｌｃｉｕｍ，ｍａｇｎｅｓｉｕｍ，ｓｏｄｉｕｍ，ｐｏｔａｓｓｉｕｍ，ａｎｄｐＨ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌ，３６：４８－５４

ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅＫＡＣ，ＪａｎｓｓｅｎＣＲ．２００４ａ．ＤｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔａｎｄｆｉｅｌｄｖａｌｉｄａｔｉｏｎｏｆａｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｐｒｅｄｉｃｔｉｎｇｃｈｒｏｎｉｃｃｏｐｐｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏＤａｐｈｎｉａｍａｇｎａ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，２３：１３６５－１３７５

ＤｅＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅＫＡＣ，ＪａｎｓｓｅｎＣＲ．２００４ｂ．ＢｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙａｎｄｃｈｒｏｎｉｃｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｚｉｎｃｔｏｊｕｖｅｎｉｌｅＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓｍｙｋｉｓｓ）：Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｗｉｔｈｏｔｈｅｒｆｉｓｈｓｐｅｃｉｅｓａｎｄｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆａｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌ，３８：６２０１－６２０９ＤｅｆｏｒａｒｅｐＨ

ＳｃｈａｍｐｈｅｌａｅｒｅＫＡＣ．２００５．ＴｏｗａｒｄａｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｆｒｅｓｈｗａｔｅｒＧｒｅｅｎＡｌｇａｅ：Ｓｕｒｆａｃｅ－ｂｏｕｎｄａｎｄｉｎｔｅｒｎａｌｃｏｐｐｅｒｂｅｔｔｅｒｐｒｅｄｉｃｔｏｒｓｏｆｔｏｘｉｃｉｔｙｔｈａｎｆｒｅｅＣｕ２＋ｉｏｎａｃｔｉｖｉｔｙｗｈｅｎｉｓｖａｒｉｅｄ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌ，３９：２０６７－２０７２

ＤｉＴｏｒｏＤＭ，ＡｌｌｅｎＨＥ，ＢｅｒｇｍａｎＨＬ，ＭｅｙｅｒＪＳ，ＰａｑｕｉｎＰ第３期王学东等：环境中金属生物有效性的预测模型———生物配体模型研究进展

２０１

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（６）：１３０９－ａｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，２１

１３１５

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ＭａｃＤｏｎａｌｄＪＤ，ＢｅｌａｎｇｅｒＮ，ＨｅｎｄｅｒｓｈｏｔＷＨ．２００４ａ．Ｃｏｌｕｍｎｌｅａｃｈｉｎｇｕｓｉｎｇｄｒｙｓｏｉｌｔｏｅｓｔｉｍａｔｅｓｏｌｉｄ－ｓｏｌｕｔｉｏｎｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｏｂｓｅｒｖｅｄｉｎｚｅｒｏ－ｔｅｎｓｉｏｎｌｙｓｉｍｅｔｅｒｓ．１Ｍｅｔｈｏｄｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ［Ｊ］．ＳｏｉｌＳｅｄｉｍｅｎｔＣｏｎｔａｍ，１３：３６１－３７４

ＭａｃＤｏｎａｌｄＪＤ，ＢｅｌａｎｇｅｒＮ，ＨｅｎｄｅｒｓｈｏｔＷＨ．２００４ｂ．Ｃｏｌｕｍｎｌｅａｃｈｉｎｇｕｓｉｎｇｄｒｙｓｏｉｌｔｏｅｓｔｉｍａｔｅｓｏｌｉｄ－ｓｏｌｕｔｉｏｎｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｏｂｓｅｒｖｅｄｉｎｚｅｒｏ－ｔｅｎｓｉｏｎｌｙｓｉｍｅｔｅｒｓ．２Ｔｒａｃｅｍｅｔａｌｓ［Ｊ］．ＳｏｉｌＳｅｄｉｍｅｎｔＣｏｎｔａｍ，１３：３７５－３９０

ＭａｒｋｉｃｈＳＪ，ＢｒｏｗｎＰＬ，ＪｅｆｆｒｅｅＲＡ，ＬｉｍＲＰ．２００３．ＴｈｅｅｆｆｅｃｔｓｏｆｐＨａｎｄｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎｏｎｔｈｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｃａｄｍｉｕｍａｎｄｃｏｐｐｅｒｔｏａｆｒｅｓｈｗａｔｅｒＢｉｖａｌｖｅ：ＦｕｒｔｈｅｒｓｕｐｐｏｒｔｆｏｒｔｈｅｅｘｔｅｎｄｅｄＦｒｅｅＩｏｎＡｃｔｉｖｉｔｙＭｏｄｅｌ［Ｊ］．ＡｒｃｈＥｎｖｉｒｏｎＣｏｎｔａｍ

（４）：４７９－４９１Ｔｏｘｉｃｏ，ｌ４５ＭａｒｓｃｈｎｅｒＨ．１９９５．Ｍｉｎｅｒａｌｎｕｔｒｉｔｉｏｎｏｆｈｉｇｈｅｒｐｌａｎｔｓ［Ｍ］．

Ｌｏｎｄｏｎ：ＡｃａｄｅｍｉｃＰｒｅｓｓ，８８９

ＭａｒｔｅｌｌＡＥ，ＳｍｉｔｈＲＭ，ＭｏｔｅｋａｉｔｉｓＲＪ．１９９７．Ｃｒｉｔｉｃａｌｓｔａｂｉｌｉｔｙｃｏｎｓｔａｎｔｓｏｆｍｅｔａｌｃｏｍｐｌｅｘｅｓｄａｔａｂａｓｅ，ｖｅｒｓｉｏｎ４．０，ＮＩＳＴｓｔａｎｄａｒｄｒｅｆｅｒｅｎｃｅｄａｔａｂａｓｅ４６［Ｚ］．ＧａｉｔｈｅｒｓｂｕｒｇＭＤ：ＮａｔｉｏｎａｌＩｎｓｔｉｔｕｔｅｏｆＳｔａｎｄａｒｄｓａｎｄＴｅｃｈｎｏｌｏｇｙ

ＭａｓｏｎＲＰ，ＲｅｉｎｆｅｌｄｅｒＪＲ，ＭｏｒｅｌＦＭＭ．１９９６．Ｔｈｅｕｐｔａｋｅ，ｔｏｘｉｃｉｔｙ，ａｎｄｔｒｏｐｈｉｃｔｒａｎｓｆｅｒｏｆｍｅｒｃｕｒｙｉｎａｃｏａｓｔａｌｄｉａｔｏｍ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌ，３０：１８３５－１８４５

ＭｃＧｅｅｒＪＣ，ＰｌａｙｌｅＲＣ，ＷｏｏｄＣＭ，ＧａｌｖｅｚＦ．２０００．ＡｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌｌｙｂａｓｅｄｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｆｏｒｐｒｅｄｉｃｔｉｎｇｔｈｅａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｗａｔｅｒｂｏｒｎｅｓｉｌｖｅｒｔｏＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔｉｎｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌ，３４：４１９９－４２０７

ＭｃＧｅｅｒＪＣ，ＷｏｏｄＣＭ．１９９８．ＰｒｏｔｅｃｔｉｖｅｅｆｆｅｃｔｓｏｆｗａｔｅｒＣｌ－ｏｎｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌｒｅｓｐｏｎｓｅｓｔｏｗａｔｅｒｂｏｒｎｅｓｉｌｖｅｒｉｎＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ［Ｊ］．ＣａｎＪＦｉｓｈＡｑｕａｔＳｃｉ，５５：２４４７－２４５４

ＭｃＬａｕｇｈｌｉｎＭＪ．２０００．Ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｓｔｏｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌｐｌａｎｔｓ［Ｍ］．ＩｎＡｌｌｅｎＨＥ（Ｅｄ．）．Ｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｓｉｎｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ．ＩｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｐａｒｔｉｔｉｏｎｉｎｇｆｏｒｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｔｏＩｎｖｅｒｔｅｂｒａｔｅｓ．Ｐｅｎｓａｃｏｌａ，ＦＬ：ＳＥＴＡＣＰｒｅｓｓ，３９－６７

ＭｃＬａｕｇｈｌｉｎＭＪ，ＴｉｌｌｅｒＫＧ，ＳｍａｒｔＭＫ．１９９７．Ｓｐｅｃｉａｔｉｏｎｏｆｃａｄｍｉｕｍｉｎｓｏｉｌｓｏｌｕｔｉｏｎｓｏｆｓａｌｉｎｅ－ｓｏｄｉｃｓｏｉｌｓａｎｄｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐｗｉｔｈｃａｄｍｉｕｍｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓｉｎｐｏｔａｔｏｔｕｂｅｒｓ（ＳｏｌａｎｕｍｔｕｂｅｒｏｓｕｍＬ．）［Ｊ］．ＡｕｓｔＪＳｏｉｌＲｅｓ，３５：１８３－１９８

ＭｅｙｅｒＪＳ，ＳａｎｔｏｒｅＲＣ，ＢｏｂｂｉｔｔＪＰ，ＤｅＢｒｅｙＬＤ，ＢｏｅｓｅＣＪ，ＰａｑｕｉｎＰＲ，ＡｌｌｅｎＨＥ，ＢｅｒｇｍａｎＨＬ，ＤｉＴｏｒｏＤＭ．１９９９．Ｂｉｎｄｉｎｇｏｆｎｉｃｋｅｌａｎｄｃｏｐｐｅｒｔｏｆｉｓｈｇｉｌｌｓｐｒｅｄｉｃｔｓｔｏｘｉｃｉｔｙｗｈｅｎｗａｔｅｒｈａｒｄｎｅｓｓｖａｒｉｅｓ，ｂｕｔｆｒｅｅ－ｉｏｎａｃｔｉｖｉｔｙｄｏｅｓｎｏｔ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｎｏｌ，３３：９１３－９１６

ＭｏｒｅｌＦＭ．１９８３．Ｐｒｉｎｃｉｐｌｅｓｏｆａｑｕａｔｉｃｃｈｅｍｉｓｔｒｙ［Ｍ］．ＮｅｗＹｏｒｋ：ＪｏｈｎＷｉｌｅｙ＆Ｓｏｎｓ，３００－３０９

ＭｏｒｇａｎＩＪ，ＨｅｎｒｙＲＰ，ＷｏｏｄＣＭ．１９９７．ＴｈｅｍｅｃｈａｎｉｓｍｏｆａｃｕｔｅｓｉｌｖｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｉｎｆｒｅｓｈｗａｔｅｒＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓｍｙｋｉｓｓ）ｉｓｉｎｈｉｂｉｔｉｏｎｏｆｇｉｌｌＮａ＋ａｎｄＣｌ－ｔｒａｎｓｐｏｒｔ［Ｊ］．ＡｑｕａｔＴｏｘｉｃｏｌ，３８：１４５－１６３

ＮｉｙｏｇｉＳ，ＷｏｏｄＣＭ．２００４．Ｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ，ａｆｌｅｘｉｂｌｅｔｏｏｌｆｏｒｄｅｖｅｌｏｐｉｎｇｓｉｔｅ－ｓｐｅｃｉｆｉｃｗａｔｅｒｑｕａｌｉｔｙｇｕｉｄｅｌｉｎｅｓｆｏｒｍｅｔａｌｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｏｌ，３８：６１７７－６１９２

ＰａｇｅｎｋｏｐｆＧＫ．１９８３．Ｇｉｌｌｓｕｒｆａｃｅｉｎｔｅｒａｃｔｉｏｎｍｏｄｅｌｆｏｒｔｒａｃｅ－ｍｅｔａｌｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏｆｉｓｈｅｓ：Ｒｏｌｅｏｆｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎ，ｐＨａｎｄｗａｔｅｒｈａｒｄｎｅｓｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｏｌ，１７：３４２－３４７

ＰａｎｅＥＦ，ＨａｑｕｅＡ，ＧｏｓｓＧＧ，ＷｏｏｄＣＭ．２００４．Ｔｈｅｐｈｙｓｉｏｌｏｇｉｃａｌｃｏｎｓｅｑｕｅｎｃｅｓｏｆｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｃｈｒｏｎｉｃ，ｓｕｂｌｅｔｈａｌｗａｔｅｒｂｏｒｎｅｎｉｃｋｅｌｉｎＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓｍｙｋｉｓｓ）：Ｅｘｅｒｃｉｓｅｖｓｒｅｓｔｉｎｇｐｈｙｓｉｏｌｏｇｙ［Ｊ］．ＪＥｘｐＢｉｏｌ，２０７：１２４９－１２６１ＰａｎｅＥＦ，ＲｉｃｈａｒｄｓＪＧ，ＷｏｏｄＣＭ．２００３．ＡｃｕｔｅｗａｔｅｒｂｏｒｎｅｎｉｃｋｅｌｔｏｘｉｃｉｔｙｉｎｔｈｅＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓｍｙｋｉｓｓ）ｏｃｃｕｒｓｂｙａｒｅｓｐｉｒａｔｏｒｙｒａｔｈｅｒｔｈａｎａｎｉｏｎｏｒｅｇｕｌａｔｏｒｙｍｅｃｈａｎｉｓｍ［Ｊ］．ＡｑｕａｔＴｏｘｉｃｏｌ，６３：６５－８２

ＰａｑｕｉｎＰＲ，ＤｉＴｏｒｏＤＭ，ＳａｎｔｏｒｅＲＣ，ＴｒｉｖｅｄｉＤ，ＷｕＫＢ．１９９９．ＡｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｏｆｔｈｅａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｓＩＩＩＡｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｔｏｆｉｓｈａｎｄＤａｐｈｎｉａｍａｇｎａｅｘｐｏｓｕｒｅｔｏｓｉｌｖｅｒ．

２０２

生态毒理学报第１卷

Ｉｎｔｅｇｒａｔｅｄａｐｐｒｏａｃｈｔｏａｓｓｅｓｓｉｎｇｔｈｅｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙａｎｄｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｓｉｎｓｕｒｆａｃｅｗａｔｅｒｓａｎｄｓｅｄｉｍｅｎｔｓ，Ｓｅｃｔｉｏｎ３，ａｓｕｂｍｉｓｓｉｏｎｔｏｔｈｅＥＰＡＳｃｉｅｎｃｅＡｄｖｉｓｏｒｙＢｏａｒｄ，ＯｆｆｉｃｅｏｆＷａｔｅｒ［Ｒ］．ＵＳＥＰＡ－８２２－Ｅ－９９－００１．ＯｆｆｉｃｅｏｆＲｅｓｅａｒｃｈａｎｄＤｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ，ＷａｓｈｉｎｇｔｏｎＤＣ，ＵＳＡ，５９－１０２

ＰａｑｕｉｎＰＲ，ＧｏｒｓｕｃｈＪＷ，ＡｐｔｅＳ，ＢａｔｌｅｙＧＥ，ＢｏｗｌｅｓＫＣ，ＣａｍｐｂｅｌｌＰＧ，ＤｅｌｏｓＣＧ，ＤｉＴｏｒｏＤＭ，ＤｗｙｅｒＲＬ，ＧａｌｖｅｚＦ，ＧｅｎｓｅｍｅｒＲＷ，ＧｏｓｓＧＧ，ＨｏｓｔｒａｎｄＣ，ＪａｎｓｓｅｎＣＲ，ＭｃＧｅｅｒＪＣ，ＮａｄｄｙＲＢ，ＰｌａｙｌｅＲＣ，ＳａｎｔｏｒｅＲＣ，ＳｃｈｎｅｉｄｅｒＵ，ＳｔｕｂｂｌｅｆｉｅｌｄＷＡ，ＷｏｏｄＣＭ，ＷｕＫＢ．２００２．Ｔｈｅｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ：Ａｈｉｓｔｏｒｉｃａｌｏｖｅｒｖｉｅｗ［Ｊ］．ＣｏｍｐＢｉｏｃｈｅｍＰｈｙｓｉｏｌＣ，１３３：３－３５

ＰａｑｕｉｎＰＲ，ＲｏｂｅｒｔＣ，ＳａｎｔｏｒｅＲＣ，ＷｕａＫＢ，ＫａｖｖａｄａｓＣＤ，ＤｉＴｏｒｏＤＭ．２０００．Ｔｈｅｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ：Ａｍｏｄｅｌｏｆｔｈｅａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｓｔｏａｑｕａｔｉｃｌｉｆｅ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌＳｃｉｅｎｃｅ＆Ｐｏｌｉｃｙ３：Ｓ１７５－Ｓ１８２

ＰｌａｙｌｅＲＣ，ＤｉｘｏｎＤＧ，ＢｕｍｉｓｏｎＫ．１９９３ａ．Ｃｏｐｐｅｒａｎｄｃａｄｍｉｕｍｂｉｎｄｉｎｇｔｏｆｉｓｈｇｉｌｌｓ：Ｍｏｄｉｆｉｃａｔｉｏｎｂｙｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｃａｒｂｏｎａｎｄｓｙｎｔｈｅｔｉｃｌｉｇａｎｄｓ［Ｊ］．ＣａｎＪＦｉｓｈＡｑｕａｔＳｃｉ，５０：２６６７－２６７７

ＰｌａｙｌｅＲＣ，ＤｉｘｏｎＤＧ，ＢｕｒｎｉｓｏｎＫ．１９９３ｂ．Ｃｏｐｐｅｒａｎｄｃａｄｍｉｕｍｂｉｎｄｉｎｇｔｏｆｉｓｈｇｉｌｌｓ：Ｅｓｔｉｍａｔｅｓｏｆｍｅｔａｌ－ｇｉｌｌｓｔａｂｉｌｉｔｙｃｏｎｓｔａｎｔｓａｎｄｍｏｄｅｌｌｉｎｇｏｆｍｅｔａｌａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ［Ｊ］．ＣａｎＪＦｉｓｈＡｑｕａｔＳｃｉ，５０：２６７８－２６８７

ＰｌａｙｌｅＲＣ，ＧｅｎｓｅｍｅｒＲＷ，ＤｉｘｏｎＤＧ．１９９２．ＣｏｐｐｅｒａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎｏｎｇｉｌｌｓｏｆＦａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗｓ：Ｉｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｗａｔｅｒｈａｒｄｎｅｓｓ，ｃｏｍｐｌｅｘａｔｉｏｎａｎｄｐＨｏｆｔｈｅｇｉｌｌｍｉｃｒｏ－ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，１１：３８１－３９１

ＰｏｌｄｏｓｋｉＪＥ．１９７９．Ｃａｄｍｉｕｍｂｉｏ－ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎａｓｓａｙｓｔｈｅｉｒｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐｔｏｖａｒｉｏｕｓｉｏｎｉｃｅｑｕｉｌｉｂｒｉａｉｎｌａｋｅｓｕｐｅｒｉｏｒｗａｔｅｒ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＳｃｉＴｅｃｈｏｌ，１３：７０１

ＲｉｃｈａｒｄｓＪＧ，ＰｌａｙｌｅＲＣ．１９９８．Ｃｏｂａｌｔｂｉｎｄｉｎｇｔｏｇｉｌｌｓｏｆ

（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓｍｙｋｉｓｓ）：Ａｎｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍｍｏｄｅｌ［Ｊ］．Ｒａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ

ＣｏｍｐＢｉｏｃｈｅｍＰｈｙｓｉｏｌＣ，１１９：１８５－１９７

ＳａｅｋｉＫ，ＫｕｎｉｔｏＴ，ＯｙａｉｚｕＨ，ＭａｔｓｕｍｏｔｏＳ．２００２．Ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐｓｂｅｔｗｅｅｎｂａｃｔｅｒｉａｌｔｏｌｅｒａｎｃｅｌｅｖｅｌｓａｎｄｆｏｒｍｓｏｆｃｏｐｐｅｒａｎｄｚｉｎｃｉｎｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＪＥｎｖｉｒｏｎＱｕａｌ，３１：１５７０－１５７５

ＳａｎｔｏｒｅＢ．２００６．Ｉｎｆｏｒｍａｔｉｏｎｏｆｓｙｍｐｏｓｉｕｍｏｎｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ＆ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ（ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ）ｒｉｓｋａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ［Ｃ］，Ｂｅｉｊｉｎｇ（ｉｎＣｈｉｎｅｓｅ）

ＳａｎｔｏｒｅＲＣ，ＤｉＴｏｒｏＤＭ，ＰａｑｕｉｎＰＲ，ＡｌｌｅｎＨＥ，ＭｅｙｅｒＪＳ．２００１．Ｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｏｆｔｈｅａｃｕｔｅｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｓ．２．ＡｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｔｏａｃｕｔｅｃｏｐｐｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｉｎｆｒｅｓｈｗａｔｅｒｆｉｓｈａｎｄＤａｐｈｎｉａ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，２０：２３９７－２４０２

ＳａｎｔｏｒｅＲＣ，ＤｒｉｓｃｏｌｌＣＴ．１９９５．Ｉｎｃｈｅｍｉｃａｌｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍａｎｄｒｅａｃｔｉｏｎｍｏｄｅｌｓ［Ｍ］．Ｉｎ：ＬｏｅｐｐｅｒｔＲ，ＳｃｈｗａｂＡＰ，ＧｏｌｄｂｅｒｇＳ（Ｅｄｓ．）．ＳｏｉｌｓｃｉｅｎｃｅｓｏｃｉｅｔｙｏｆＡｍｅｒｉｃａｓｐｅｃｉａｌｐｕｂｌｉｃａｔｉｏｎ４２．

ＭａｄｉｓｏｎＷＩ：ＡｍｅｒｉｃａｎＳｏｃｉｅｔｙｏｆＡｇｒｏｎｏｍｙ，３５７－３７５

ＳａｎｔｏｒｅＲＣ，ＭａｔｈｅｗＲ，ＰａｑｕｉｎＰＲ，ＤｉＴｏｒｏＤ．２００２．ＡｐｐｌｉｃａｔｉｏｎｏｆｔｈｅｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌｔｏｐｒｅｄｉｃｔｉｎｇｚｉｎｃｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ，ＦａｔｈｅａｄｍｉｎｎｏｗａｎｄＤａｐｈｎｉａｍａｇｎａ［Ｊ］．ＣｏｍｐＢｉｏｃｈｅｍＰｈｙｓｉｏｌＣ，１３３：２７１－２８５

ＳａｕｖéＳ，ＣｏｏｋＮ，ＨｅｎｄｅｒｓｈｏｔＷＨ，ＭｃＢｒｉｄｅＭＢ．１９９６．Ｌｉｎｋｉｎｇｐｌａｎｔｔｉｓｓｕｅｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓａｎｄｓｏｉｌｃｏｐｐｅｒｐｏｏｌｓｉｎｕｒｂａｎｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄｓｏｉｌｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＰｏｌｌｕｔ，９４：１５３－１５７

ＳｃｈｗａｒｔｚＭＬ，ＰｌａｙｌｅＲＣ．２００１．Ａｄｄｉｎｇｍａｇｎｅｓｉｕｍｔｏｔｈｅｓｉｌｖｅｒ－ｇｉｌｌｂｉｎｄｉｎｇｍｏｄｅｌｆｏｒＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓｍｙｋｉｓｓ）［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，２０：４６７－４７２

ＳｌａｖｅｙｋｏｖａＶＩ，ＷｉｌｋｉｎｓｏｎＫＪ．２００５．Ｐｒｅｄｉｃｔｉｎｇｔｈｅｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｏｆｍｅｔａｌｃｏｍｐｌｅｘｅｓ：Ｃｒｉｔｉｃａｌｒｅｖｉｅｗｏｆｔｈｅｂｉｏｔｉｃｌｉｇａｎｄｍｏｄｅｌ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＣｈｅｍ，２：９－２４

ＳｍｏｌｄｅｒｓＥ，ＬａｍｂｒｅｇｔｓＲＭ，ＭｃＬａｕｇｈｌｉｎＭＪ，ＴｉｌｌｅｒＫＧ．１９９８．ＥｆｆｅｃｔｏｆｓｏｉｌｓｏｌｕｔｉｏｎｃｈｌｏｒｉｄｅｏｎｃａｄｍｉｕｍａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｔｏＳｗｉｓｓｃｈａｒｄ［Ｊ］．ＪＥｎｖｉｒｏｎＱｕａｌ，２７：４２６－４３１

ＴｉｐｐｉｎｇＥ．１９９４．ＷＨＡＭ－Ａｃｈｅｍｉｃａｌｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍｍｏｄｅｌａｎｄｃｏｍｐｕｔｅｒｃｏｄｅｆｏｒｗａｔｅｒｓ，ｓｅｄｉｍｅｎｔｓａｎｄｓｏｉｌｓｉｎｃｏｒｐｏｒａｔｉｎｇａｄｉｓｃｒｅｔｅｓｉｔｅ／ｅｌｅｃｔｒｏｓｔａｔｉｃｍｏｄｅｌｏｆｉｏｎ－ｂｉｎｄｉｎｇｂｙｈｕｍｉｃｓｕｂｓｔａｎｃｅｓ［Ｊ］．ＣｏｍｐｕｔＧｅｏｓｃｉ，２０：９７３－１０２３

ＶａｎＧｅｎｄｅｒｅｎＥＪ，ＲｙａｎＡＣ，ＴｏｍａｓｓｏＪＲ，ＫｌａｉｎｅＳＪ．２００３．ＩｎｆｌｕｅｎｃｅｏｆｄｉｓｓｏｌｖｅｄｏｒｇａｎｉｃｍａｔｔｅｒｓｏｕｒｃｅｏｎｓｉｌｖｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｔｏＰｉｍｅｐｈａｌｅｓｐｒｏｍｅｌａｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，２２：２７４６－２７５１ＶｏｉｇｔＡ，ＨｅｎｄｅｒｓｈｏｔＷＨ，ＳｕｎａｈａｒａＧＩ．２００６．Ｅｆｆｅｃｔ－ｐｌａｎｔ，ｓｏｉｌ，ｉｎｖｅｒｔｅｂｒａｔｅ，ｍｉｃｒｏｆｌｏｒａｒｈｉｚｏｔｏｘｉｃｉｔｙｏｆｃａｄｍｉｕｍａｎｄｃｏｐｐｅｒｉｎｓｏｉｌｅｘｔｒａｃｔｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，２５：６９２－７０１

ＷａｔｅｒＥｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔＲｅｓｅａｒｃｈＦｏｕｎｄａｔｉｏｎ．２００２．ＤｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔｏｆａＢｉｏｔｉｃＬｉｇａｎｄＭｏｄｅｌｆｏｒｎｉｃｋｅｌ［Ａ］．ＨｙｄｒｏｑｕａｌＰｒｏｊｅｃｔＷＥＲＦ００４０．Ｈｙｄｒｏｑｕａｌ，ＭａｈｗａｈＮＪ

ＷｏｏｄＣＭ，ＨｏｇｓｔｒａｎｄＣ，ＧａｌｖｅｚＦ，ＭｕｎｇｅｒＲＳ．１９９６．ＴｈｅｐｈｙｓｉｏｌｏｇｙｏｆｗａｔｅｒｂｏｒｎｅｓｉｌｖｅｒｔｏｘｉｃｉｔｙｉｎｆｒｅｓｈｗａｔｅｒＲａｉｎｂｏｗｔｒｏｕｔ（Ｏｎｃｏｒｈｙｎｃｈｕｓｍｙｋｉｓｓ）１．ＴｈｅｅｆｆｅｃｔｓｏｆｉｏｎｉｃＡｇ＋［Ｊ］．ＡｑｕａｔＴｏｘｉｃｏｌ，３５：９３－１０９

ＺｈａｏＦＪ，ＲｏｏｎｅｙＣＰ，ＺｈａｎｇＨ，ＭｃＧｒａｔｈＳＰ．２００６．Ｃｏｍｐａｒｉｓｏｎｏｆｓｏｉｌｓｏｌｕｔｉｏｎｓｐｅｃｉａｔｉｏｎａｎｄｄｉｆｆｕｓｉｖｅｇｒａｄｉｅｎｔｓｉｎｔｈｉｎ－ｆｉｌｍｓｍｅａｓｕｒｅｍｅｎｔａｓａｎｉｎｄｉｃａｔｏｒｏｆｃｏｐｐｅｒｂｉｏａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙｔｏｐｌａｎｔｓ［Ｊ］．ＥｎｖｉｒｏｎＴｏｘｉｃｏｌＣｈｅｍ，２５：７３３－７４２

中文参考文献

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黄圣彪．２００３．水环境中铜形态与其生物有效性／毒性关系及其预测模型研究［Ｄ］．北京：中国科学院生态环境研究中心

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