王 琪,李 敏,王 睿,宋吟玲*,黨 菲*,周東美

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小麥對納米銀的吸收及毒性響應

王 琪1,李 敏2,王 睿2,宋吟玲1*,黨 菲2*,周東美2

(1.蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院, 江蘇 蘇州 215009；2.中國科學院南京土壤研究所土壤環(huán)境與污染修復重點實驗室, 江蘇 南京 210008)

以納米銀(AgNPs)為研究對象,Ag+(AgNO3)為對照,通過添加半胱氨酸(L-cysteine)探討小麥對AgNPs的吸收累積和毒性響應.小麥幼苗于不同濃度的AgNPs懸浮液中培養(yǎng)4h后,根系出現(xiàn)氧化應激反應和細胞膜損傷,丙二醛(MDA)和過氧化氫酶(CAT)含量分別由對照組的(2.9±0.5)nmol/L/mgprot和(8.6±1.2)U/mgprot增加至(4.9±1.5)nmol/L/mgprot和(12.4±1.2)U/mgprot.半胱氨酸緩解了AgNO3對小麥的毒性并使小麥對AgNO3的吸收速率常數從(275.4±12.3)L/(kg×h)降低到(210.8±11.2)L/(kg×h).然而,半胱氨酸并沒有緩解AgNPs對小麥的毒性,且AgNPs的吸收速率常數沒有顯著性變化[(12.6±0.8)和(11.2±0.6)L/(kg×h)].這說明AgNPs對小麥的有效性和毒性不僅來源于其釋放的Ag+,還來源于納米顆粒本身.通過進一步計算AgNPs暴露液中不同形態(tài)Ag的吸收速率常數,發(fā)現(xiàn)Ag+吸收速率常數最高[(275.4±12.3)L/(kg×h)],Ag-cysteine絡合物吸收速率常數次之[(210.8±11.2)L/(kg×h)],納米顆粒吸收速率常數最低[1.6L/(kg×h)].實驗中建立了吸收速率常數預測方程,該方程預測結果與實驗觀測結果一致,說明該方程能夠較好地描述小麥吸收AgNPs的具體過程.

納米銀；銀離子；小麥；累積；毒性；吸收速率常數

納米銀(AgNPs)因具有良好的抗菌性而廣泛應用于醫(yī)療、紡織和日常消費品中[1].在大規(guī)模商業(yè)化應用的同時,AgNPs不可避免地進入環(huán)境,通過生活污水進入污水處理廠,并在污泥中富集,達到57mg Ag/kg[2],最終通過污泥農用的方式進入土壤[3].目前關于AgNPs的毒性研究主要集中在哺乳動物和水生生物[4-5],對農田生態(tài)系統(tǒng)尤其是對人們賴以生存的農作物的影響尚不清楚.因此,研究AgNPs和植物相互作用具有重要的意義.AgNPs能夠降低黑麥草和生菜的發(fā)芽率[6]以及西葫蘆的生物量[7].由于AgNPs能夠溶出Ag+,導致AgNPs對植物的有效性和致毒機制較為復雜[8],納米顆粒本身能否對植物產生毒性目前仍有爭議[9-11].因此植物對AgNPs的吸收和毒性響應值得進一步研究.本研究以小麥為試材,探究小麥對AgNPs的吸收及毒性響應,以期為準確評估AgNPs的生態(tài)風險提供基礎數據.

1 材料與方法

1.1 材料

聚乙烯吡咯烷酮(PVP)包被的AgNPs購自南京先豐納米材料有限公司.PVP-AgNPs母液4℃避光保存,實驗前在45kHz下超聲分散15min.用透射電子顯微鏡(TEM,JEM-2100,日本)表征納米顆粒的形貌和尺寸,動態(tài)光散射儀(DLS, NanoBrook 90Plus PALS,Brookhaven,美國)測定納米顆粒的水合粒徑.受試小麥(L.,揚麥16)由揚州農科院提供.測試小麥根系氧化應激反應(過氧化氫酶)、細胞膜完整性(丙二醛)和蛋白質含量的試劑盒購自南京建成生物工程研究所.實驗所用試劑均為分析純.

1.2 小麥幼苗

挑選顆粒飽滿的小麥種子,在0.5%的次氯酸鈉溶液中浸泡10min消毒,超純水(18.2MΩ)反復沖洗干凈后,將種子平鋪在有濕潤濾紙的培養(yǎng)皿中,(25±1)℃黑暗條件下催芽48h.挑選根長為1.5cm的健康小麥苗移至營養(yǎng)液中(280μmol/L Ca(NO3)2.4H2O,120μmol/L NH4NO3,100μmol/L CaSO4.2H2O,150μmol/L K2SO4,100μmol/L MgSO4.7H2O, 5μmol/L KH2PO4,10μmol/L Fe(Ⅲ)-EDTA, 1μmol/L MnSO4.H2O,3μmol/L H3BO3,1μmol/L ZnSO4.7H2O, 0.05μmol/L CuSO4.5H2O,0.02μmol/ L Na2MoO4,pH=5.6±0.2)[12],置于(25±1)℃、16h光照8h黑暗和80%相對濕度的人工氣候箱(PRX-600D,寧波賽福,中國)中培養(yǎng).15d后選取根長約23cm,株高約25cm,長勢均一的小麥幼苗備用.

1.3 暴露實驗

實驗設置7個處理組,分別為對照組、納米銀組(AgNPs)、硝酸銀組(AgNO3)、納米銀-半胱氨酸組(AgNPs-cysteine)、硝酸銀-半胱氨酸組(AgNO3-cysteine)、硝酸鈉組(NaNO3)和半胱氨酸組(L-cysteine),每個濃度的處理組設置5個重復.實驗以營養(yǎng)液為稀釋基體,采用逐級稀釋法獲得各處理組的不同濃度梯度AgNPs及AgNPs-cysteine組中Ag的濃度梯度為1、5、15和25mg/L,AgNO3及AgNO3-cysteine組中Ag濃度依據AgNPs組中溶解態(tài)的Ag設定,依次為0.04、0.2、0.6和1.2mg/L.本研究中Ag與半胱氨酸的摩爾比為1:10,以盡可能降低溶液中Ag+濃度[13].為消除暴露液中硝酸根和半胱氨酸對Ag的有效性及毒性的影響,設置NaNO3組(NO3-濃度0.69mg/L)和L-cysteine組(13.4mg/L).所有處理組均用稀硝酸和氫氧化鈉調節(jié)pH值至(5.6±0.2),一方面小麥生長最適pH值為5~8[14],另一方面pH值在(5.6±0.2)的情況下,不會影響AgNPs的溶出和沉淀[15],能夠排除營養(yǎng)液對AgNPs穩(wěn)定性的影響.

小麥幼苗移植到上述暴露液中分別暴露1h和4h((25±1)℃,80%相對濕度),暴露過程中根部避光.在1~4h的短期暴露中,植物對于AgNPs的吸收呈線性增加[16],而且短期暴露可以準確測定Ag的吸收速率而降低排出速率的干擾[17]

1.4 分析與測定

在0h、1h和4h時移取暴露液,65%濃硝酸常溫消解24h后用電感耦合等離子質譜儀(ICP- MS,iCAP QC,Thermofisher,美國)測定溶液中總Ag濃度.0h暴露液用3kDa超濾管(Amicon Ultra- 4,Millipore,美國)4000g離心15min后,濾液中Ag含量視為暴露液中溶解態(tài)Ag含量(包括自由態(tài)Ag+以及多種絡合態(tài)Ag)[18].

小麥幼苗用超純水清洗干凈后將根和地上部分離開.根部依次用超純水浸泡10min, 10mmol/L稀硝酸沖洗,現(xiàn)配的10mmol/L半胱氨酸溶液浸泡20min后,超純水洗凈.該方法可除去根表吸附的AgNPs或者Ag+,清洗效率為82.6%[18].一部分樣品在105℃殺青0.5h,70℃烘干至恒重.根據EPA2001b方法,微波消解(Ethos one, Milestone,意大利)樣品并用ICP-MS測定總Ag濃度[16].同時消解空白與標準物質(柑橘葉,GBW10020),標準物質回收率為(102±6)%,滿足實驗精度的要求.另一部分樣品用于小麥根系生理代謝指標的測定.

取對照組、AgNPs組(25mg/L)、AgNO3組(1.2mg/L)、AgNPs-cysteine組(25mg/L)、AgNO3- cysteine組(1.2mg/L)、NaNO3組和L-cysteine組小麥根部鮮樣,用4℃生理鹽水(0.86% NaCl)沖洗后,按1:9重量體積比加入預冷生理鹽水,在冰水浴下通過機械勻漿器(DY89-1,寧波新芝生物科技股份有限公司,中國)將樣品制備成10%植物勻漿,4℃下1600g離心10min后取上清液用于蛋白質、過氧化氫酶和丙二醛含量的測定.采用G-250考馬斯亮藍法測定蛋白質含量[19];鉬酸銨反應法測定根系過氧化氫酶(CAT)含量[20];硫代巴比妥酸(TBA)反應法測定根系丙二醛(MDA)含量[19].每個指標設5個重復.

1.5 小麥對Ag的吸收速率常數

式中:u,diss和u,NP分別代表小麥對溶解態(tài)Ag和納米顆粒的吸收速率常數,L/(kg.h);[Ag]T和[Ag]diss分別代表溶液中總Ag濃度和溶解態(tài)Ag濃度,mg/L.

因此,公式(1)可改寫為

式中:為AgNPs的溶出率,%;u,T為小麥對Ag的總吸收速率常數,L/(kg×h).

當暴露液中同時存在AgNPs和半胱氨酸時,溶液中的總Ag濃度可用下式表示[21]:

則公式(3)可改寫為

式中:[Ag]Ag-cysteine為暴露液中Ag-cysteine的濃度,mg/L;u,Ag-cysteine為小麥對Ag-cysteine的吸收速率常數,mg/L.

對于AgNO3組,小麥對溶解態(tài)Ag的吸收速率常數(u,diss,L/(kg×h))是小麥的吸收速率(即單位時間內小麥累積Ag的量,mg/(kg×h)與暴露液Ag濃度(mg/L)線性擬合后的斜率[22];通過公式(3)和AgNPs組數據可進一步推導出u,NP;通過AgNO3-cysteine組可計算出u,Ag-cysteine.最終,通過上述計算的u,diss、u,NP、u,Ag-cysteine和公式(5)計算AgNPs-cysteine組Ag的吸收速率常數u,T,并用實驗測得的數據驗證該結果.

1.6 統(tǒng)計分析

實驗數據以平均值±標準偏差表示,采用單因子方差分析方法(one-way ANOVA)的Tukey檢驗進行顯著性差異分析(SPSS 24.0,<0.05),并用Origin 9.0軟件繪圖.

2 結果與討論

2.1 AgNPs的表征

TEM圖顯示AgNPs在營養(yǎng)液中呈圓球狀,分散效果良好.經Nanomeasure軟件統(tǒng)計,顆粒的平均粒徑約為(10.8±4.4)nm(圖1A-C)[23].DLS結果表明AgNPs的水合粒徑為(73.0±4.2)nm(圖1D).通過ICP-MS測得母液中總Ag濃度為(81.2±1.2)mg/L,超濾離心測得其溶解態(tài)Ag濃度為(3.3±1.4)mg/L.

2.2 AgNPs對小麥生理代謝的影響

AgNPs、AgNO3或者 AgNPs-cysteine處理的小麥根部MDA和CAT含量都顯著高于對照組(<0.05,圖2),MDA含量分別增加了69.2%、130.6%和82.5%,CAT含量分別增加了44.5%、57.8%和73.4%.這說明AgNPs、AgNO3和AgNPs- cysteine組小麥幼苗根部產生了氧化應激反應和細胞膜損傷,而且半胱氨酸沒有緩解AgNPs對小麥的毒性.然而,AgNO3-cysteine處理的小麥根內MDA和CAT含量與對照組相近(>0.05),說明半胱氨酸有效緩解了AgNO3對小麥的毒性.此外, NaNO3和半胱氨酸處理的小麥根內MDA和CAT含量與對照組沒有顯著性差異,表明外源的NO3-及半胱氨酸沒有對小麥產生不良脅迫.

圖1 營養(yǎng)液中AgNPs的微觀形貌特征及表征

AgNPs的TEM圖(A),顆粒晶格圖(B),粒徑分布(C),及水合粒徑分布(D)

圖2 各處理組暴露4h后小麥幼苗根內MDA(A)和CAT(B)含量

實驗結果用平均值±標準偏差表示(=5),圖中字母表示不同處理組之間的顯著性差異分析結果

同樣地,Li等[18]研究發(fā)現(xiàn)AgNPs和Ag+在水稻體內誘導產生了MDA和過氧化氫,而半光氨酸的加入可以緩解Ag+的毒性[24].因此,以往研究用半胱氨酸絡合AgNPs釋放出的Ag+,從而達到區(qū)分暴露液中納米顆粒和Ag+的目的[25].但是,本研究結果表明,半胱氨酸不能完全緩解AgNPs對小麥的毒性,說明AgNPs致毒機理不僅與其釋放出的Ag+相關,而且與其納米顆粒本身也有關系.

2.3 小麥對AgNPs的吸收

為了進一步研究AgNPs的毒性機理,本研究測定了小麥對AgNPs的吸收.高濃度AgNPs(15和25mg/L)處理下,小麥地上部累積的Ag濃度顯著高于對照組(0mg/L,圖3A),說明AgNPs能被小麥吸收并向地上部運輸.為進一步研究小麥吸收AgNPs的機制,本文通過計算獲得小麥對AgNPs和AgNO3的吸收速率常數分別為(12.6±0.8)和(275.4±12.3)L/(kg×h)(圖4).吸收速率的顯著差異表明小麥對AgNPs和AgNO3的吸收機制不同.這說明小麥除了吸收AgNPs釋放出的Ag+外,也會吸收納米顆粒.

圖3 AgNPs (A)和AgNO3 (B)處理的小麥幼苗地上部和根部Ag濃度

實驗結果用平均值±標準偏差表示(n=5),圖中字母表示同一處理組不同濃度之間的顯著性差異分析結果

本文采用半胱氨酸絡合暴露液中Ag+的方法研究小麥吸收AgNPs的內在機制.在5~25mg/ L AgNPs范圍內,AgNPs-cysteine處理組的小麥根部Ag濃度為相應的AgNPs組(0.2~1.2mg/L)的39.8%~64.9%,表明小麥可能吸收納米顆粒.進一步比較發(fā)現(xiàn),AgNPs-cysteine組的吸收速率顯著高于其對應的AgNO3-cysteine組(<0.05,圖4),說明納米顆粒能夠被小麥吸收.例如:15mg/L AgNPs-cysteine組的吸收速率是0.6mg/L AgNO3-cysteine組的1.7倍[(235.3±36.5)和(140.7±8.1)mg/(kg×h)].而且,AgNO3-cysteine組和AgNPs-cysteine組Ag的吸收速率常數分別為(210.8±11.2)和(11.2±0.6)L/(kg×h).值得注意的是,鑒于半胱氨酸的含量為Ag+的10倍,可認為AgNO3-cysteine組中Ag的主要形態(tài)為Ag- cysteine,而其吸收速率常數遠大于0,說明Ag- cysteine絡合物仍具有生物有效性.半胱氨酸顯著降低了AgNO3的吸收速率常數[從(275.4±12.3)降到(210.8±11.2)L/(kg×h)],但不影響AgNPs的吸收速率常數[(12.6±0.8)和(11.2±0.6)L/(kg×h)].可見,溶解態(tài)Ag不能完全解釋AgNPs的生物有效性,納米顆粒對AgNPs生物有效性也有貢獻.

Geisler-Lee等[26]研究發(fā)現(xiàn)擬南芥能夠吸收AgNPs和AgNO3溶液中的Ag,并在根部細胞內檢測到了AgNPs顆粒,說明Ag+和AgNPs能夠被植物吸收.并且L-cysteine的加入會顯著降低了植物對AgNPs和AgNO3的吸收量[24].Khans等[27]發(fā)現(xiàn)蝸牛對AgNO3的吸收速率是對應濃度下AgNPs吸收速率的兩倍.同樣的,本研究發(fā)現(xiàn)小麥對AgNO3的吸收速率常數顯著高于AgNPs的吸收速率常數,且L-cysteine的加入能夠有效降低AgNO3的吸收速率常數,但不影響AgNPs的吸收速率常數.

圖4 半胱氨酸對小麥幼苗吸收AgNPs(A)或者AgNO3(B)的影響

實驗結果用平均值±標準偏差表示(=5)

2.4 吸收速率模型

基于生物動力學模型,吸收速率方程是預測重金屬生物累積的有力工具,能夠得到與實際測定值相近的預測值.目前該模型被成功應用于研究水生生物[21]及動物胚胎[19]對納米材料的吸收積累.基于AgNO3組的數據計算得到u,diss= 275.4L/(kg×h)(圖4B).對于AgNPs組,由于Ag+不斷被小麥吸收,打破了Ag+和納米顆粒間的動態(tài)平衡,從而導致納米顆粒不斷地溶出Ag+[28],因此假設實驗條件下AgNPs溶出率(α)保持不變,即為0h的溶出率(4.1±0.6)%.根據公式(3)計算納米顆粒的吸收速率常數u,NP為1.6L/(kg×h).可見,小麥仍然能夠以較低的吸收速率常數吸收納米顆粒.加入半胱氨酸后,根據AgNO3-cysteine組數據計算得到u,Ag-cysteine=210.8L/(kg×h)(圖4B).對于AgNPs-cysteine組,運用式(4)和(5)計算得到u,T為(10.3±2.0)L/(kg×h).通過實驗觀測到小麥的吸收速率常數為(11.2±0.6)L/(kg×h)(圖4A),與計算結果相近,說明該吸收速率方程能夠較好的描述小麥吸收AgNPs的過程.

同樣的,許多研究基于生物動力學模型計算納米材料生物積累過程.例如,Jiang等[17]將納米氧化銅和銅離子的吸收疊加,能夠較好的估算魚類胚胎在納米氧化銅溶液中對銅的吸收過程.對于AgNPs的積累過程,Luoma等[21]研究發(fā)現(xiàn)蝸牛對Ag+的吸收速率常數[1.9L/(g×d)]顯著高于AgNPs的吸收速率常數[0.6L/(g×d)],研究最終得到了較好的AgNPs吸收模型.本研究通過吸收速率常數建立的AgNPs吸收速率方程經過實驗的檢驗,能夠較好的描述小麥吸收AgNPs的過程.

2.5 討論

AgNO3可通過誘導產生氧自由基從而導致植物細胞損傷[29].AgNO3組實驗結果表明,半胱氨酸不僅降低了小麥對AgNO3的吸收速率常數,而且緩解了AgNO3對小麥的毒性.這主要是由于半胱氨酸含有巰基,與Ag+有很強的結合能力[30].相反,在AgNPs組實驗中,半胱氨酸并未顯著降低小麥對AgNPs的吸收速率常數,也沒有緩解AgNPs對小麥的毒性.這說明AgNPs對小麥有效性和毒性與納米顆粒本身有關.此外,小麥對AgNPs和AgNO3的吸收速率常數的顯著差異也進一步證明小麥吸收AgNPs和AgNO3的機制不同.一些研究也得出相同的結論.例如,Yin等[24]在研究發(fā)現(xiàn),阿拉伯樹膠包裹的納米銀(GA-AgNPs)和GA-AgNPs-cysteine同樣對小麥的發(fā)芽產生了抑制作用,這可能是因為暴露液中納米顆粒對小麥種子具有毒性效應.

AgNPs暴露液中不同形態(tài)Ag(即溶解態(tài)Ag、納米顆粒和Ag-cysteine)的吸收速率常數不同:u,diss[275.4L/(kg.h)]>u,Ag-cysteine[210.8L/(kg.h)]>u,NP[1.6L/(kg.h)].由此可知,半胱氨酸可以降低植物吸收Ag+的速率,但是不能完全消除植物對Ag吸收,說明Ag-cysteine仍然具有一定的生物有效性,且其有效性顯著高于納米顆粒(<0.05).同樣, Luoma等[22]也發(fā)現(xiàn)蝸牛對Ag-cysteine的吸收速率小于其對Ag+的吸收速率.因此,一些研究采用半胱氨酸絡合AgNPs暴露液中的Ag+,并假設Ag-cysteine絡合物不能被生物所吸收利用的方法仍有待商榷.

實驗中建立的AgNPs吸收速率方程的一個重要假設是小麥對不同形態(tài)銀的吸收具有累加性.事實上,該方程預測的AgNPs-cysteine體系中小麥對Ag的總吸收速率常數與實驗測定結果一致,證明該假設合理且該方程較好地描述了小麥吸收AgNPs的具體過程,即小麥不僅可以吸收溶解態(tài)Ag,還可以吸收Ag-cysteine絡合物以及納米顆粒.

盡管納米顆粒能被小麥吸收,但其吸收速率常數較低.這主要與納米顆粒進入植物細胞的方式有關.植物細胞壁具有纖維素與木質素纖維交織的網絡,其孔徑的大小(5~20nm)[31]限制了納米顆粒團聚體以及大顆粒的進入[32],而小粒徑的納米顆?？赡芡ㄟ^擴散作用進入細胞內[5].同時有研究表明,植物還可能通過內吞的方式吸收納米顆粒[33].Wang等[34]研究超小型納米二氧化鈦(TiO2)對于擬南芥的影響時發(fā)現(xiàn),其納米顆?？梢酝ㄟ^孢間連絲(20~50nm)被擬南芥吸收和運輸.但是,納米顆粒進入細胞內的具體機制仍有待于進一步的研究.

3 結論

3.1 AgNPs對小麥的有效性和毒性來源于納米顆粒及其釋放的Ag+.一方面,AgNPs與Ag+的吸收速率常數存在顯著差異[(12.6±0.8)和(275.4± 12.3)L/(kg×h)];另一方面,L-cysteine可以降低小麥對Ag+的吸收速率常數[(210.8±11.2)L/(kg×h)]甚至毒性,卻沒有減少對AgNPs的吸收速率常數[(11.2±0.6)L/(kg×h)]和毒性.

3.2 Ag-cysteine絡合物仍然具有較高的生物有效性.小麥對該絡合物的吸收速率常數為(210.8± 11.2)L/(kg×h),低于Ag+的吸收速率常數[(275.4± 12.3)L/(kg×h)],但是仍然高于納米顆粒的吸收速率常數[1.6L/(kg×h)].

3.3 本研究所建立的AgNPs吸收速率方程能夠較好的描述小麥吸收AgNPs的過程.通過該方程計算的AgNPs-cysteine的吸收速率常數為(10.3± 2.0)L/(kg×h),和實驗測定的結果[(11.2±0.6)L/ (kg×h)]沒有顯著性差異.

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The uptake and toxicity of silver nanoparticles to wheat.

WANG Qi1, LI Min2, WANG Rui2, SONG Ying-ling1*, DANG Fei2*, ZHOU Dong-mei2

(1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 515009, China；2.Key Laboratory of Soil Environment and Pollution remediation, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China)., 2018,38(3)：1149~1156

The uptake and toxicity of silver nanoparticles (AgNPs) to wheat were investigated. The wheat seedlings were exposed to different concentrations of AgNPs suspension in 4h. Oxidative stress and cell membrane damage were observed in roots. The content of malondialdehyde (MDA) and catalase (CAT) increased from (2.9±0.5)nmol/L/mgprot and (8.6±1.2)U/mgprot to (4.9±1.5)nmol/L/mgprot and (12.4±1.2)U/mgprot. The addition of L-cysteine reduced the toxicity of AgNO3to wheat and decreased the dissolved uptake rate constant of AgNO3from (275.4±12.3)L/(kg×h) to (210.8±11.2)L/(kg×h). In contrast, L-cysteine did not affect the toxicity of AgNPs to wheat, and the dissolved uptake rate constant did not differ significantly before and after the addition of L-cysteine [i.e., (12.6±0.8) vs (11.2±0.6)L/(kg×h)]. The results suggested that not only the released Ag+from AgNPs, but also the particles themselves contributed to the bioavailability and toxicity of AgNPs. Furthermore, the dissolved uptake rate constants from different species of Ag in the presence of L-cysteine (i.e., dissolved Ag+, AgNP particles, and Ag-cysteine) were calculated, and dissolved Ag+exhibited the highest bioavailability [(275.4±12.3)L/(kg×h)], followed by Ag-cysteine complex [(210.8±11.2)L/(kg×h)] and finally the nanoparticles [1.6L/(kg×h)]. A model described the uptake process of AgNPs were thus established. The predicted overall uptake rate constants were comparable to that observed in the experiment, which validated the success of the model in describing the uptake of AgNPs.

silver nanoparticles；Ag+；wheat；accumulation；toxicity；uptake rate constant

X131

A

1000-6923(2018)03-1149-08

王 琪(1993-),男,江蘇常州人,蘇州科技大學環(huán)境科學與工程學院碩士研究生,主要從事植物與納米金屬材料毒性研究.發(fā)表論文1篇.

2017-07-28

國家自然科學基金重點項目(41430752)

* 責任作者, 宋吟玲, 副教授, 807118983@qq.com; 黨 菲, 副研究員, fdang@issas.ac.cn