鎘對北京城郊土壤潛在硝化速率的影響

王月，王學東，楊昱祺，高偉明，田雨

首都師范大學資源環(huán)境與旅游學院 資源環(huán)境與地理信息系統(tǒng)北京市重點實驗室，北京100048

鎘對北京城郊土壤潛在硝化速率的影響

王月，王學東*，楊昱祺，高偉明，田雨

首都師范大學資源環(huán)境與旅游學院 資源環(huán)境與地理信息系統(tǒng)北京市重點實驗室，北京100048

采集北京城郊5個區(qū)縣的3種土壤褐土、潮土和山地棕壤，通過急性毒性實驗，研究了外源添加鎘(Cd)對土壤潛在硝化速率(PNR)的影響。結(jié)果表明，5個采樣點土壤的PNR分別隨土壤中總Cd和有效態(tài)Cd含量呈先增后減的趨勢。所有處理土壤的有效態(tài)Cd含量與PNR的相關(guān)關(guān)系(R2=0.42，p<0.001)優(yōu)于土壤總Cd含量與PNR的相關(guān)關(guān)系(R2=0.27，p=0.001)。在土壤總Cd含量和PNR的逐步回歸分析中，引入土壤有機質(zhì)和陽離子交換量(CEC)2個變量可提高其相關(guān)性。基于土壤總Cd的EC50(PNR降低至對照50%時的土壤Cd濃度)和有效態(tài)Cd的EC50的最大值與最小值之間分別相差2.3倍和3.3倍，而EC10(PNR降低至對照10%的土壤Cd濃度)的最大值與最小值之間分別相差8.5倍和10.8倍?；诳侰d的EC50最低值出現(xiàn)在CEC最小的豐臺土壤，而最高值出現(xiàn)在有機質(zhì)含量最多的靈山土壤，但這2個EC50值未達到顯著性差異，表明5個采樣點的土壤有機質(zhì)和CEC雖然在一定程度上影響Cd對PNR的毒性，但不足以引起EC50的顯著變化。

土壤；鎘；潛在硝化速率；形態(tài)

鎘(Cd)不是植物生長的必需元素，但土壤中的Cd很容易被植物吸收并在可食用部位富集，從而進入食物鏈，對人類的健康造成威脅。隨著工業(yè)廢水的大量排放、化肥和農(nóng)藥的不合理使用及大面積的污水灌溉，我國土壤重金屬Cd污染日益嚴重。據(jù)統(tǒng)計，我國Cd污染耕地面積已達1.33萬hm2[1]。湖南湘江流域和成都平原等南方農(nóng)田土壤Cd含量均超過背景值[2-3]，北京市菜園、稻田、果園等不同土地利用類型的土壤也均存在一定的重金屬Cd積累[4-5]。隨著土壤環(huán)境Cd污染的加劇，農(nóng)產(chǎn)品中Cd含量水平及其食物暴露風險日益受到人們的關(guān)注。對全國6個地區(qū)(華東、東北、華中、西南、華南和華北)縣級以上市場隨機采購大米樣品的監(jiān)測分析表明，10%左右的市售大米Cd超標[6]。這些結(jié)果表明，土壤Cd污染已經(jīng)給生態(tài)環(huán)境和人類健康帶來了極大的風險。

評價土壤中重金屬風險的方法有植物、動物和微生物方法，研究表明，土壤微生物對重金屬的毒害要比動植物敏感，因而土壤環(huán)境質(zhì)量和生態(tài)風險評價多以微生物為試驗對象[7-9]。硝化作用是微生物活動的重要過程，且相對土壤生物量、土壤呼吸、酶活性等指標更為敏感，常作為評價重金屬對微生物毒害的指標[10]。林蕾等[11]研究了外源鋅(Zn)對全國16種土壤潛在硝化速率(potential nitrification rate, PNR)的影響，結(jié)果表明，土壤中Zn與PNR符合劑量效應(yīng)關(guān)系，土壤pH、有機碳及粘粒含量的提高可以降低土壤中Zn對PNR的毒性。孫晉偉[12]研究了外源添加銅(Cu)對全國17種土壤PNR的影響，結(jié)果表明，隨著添加Cu濃度的升高，17種土壤的PNR均呈階梯狀降低，Cu可顯著抑制土壤硝化作用，土壤EC50分別與土壤pH、Mg和Ca含量呈顯著相關(guān)關(guān)系。

北京城郊是北京重要的農(nóng)業(yè)和蔬菜生產(chǎn)基地，承擔著北京市1/3的農(nóng)副產(chǎn)品供應(yīng)。近年來，北京城郊土壤也面臨著Cd污染的風險。因此，本文擬研究Cd對北京城郊5個區(qū)縣土壤PNR的影響，為北京市土壤Cd污染的防控及風險評價提供依據(jù)。

1 材料與方法(Materials and methods)

1.1 儀器與試劑

儀器：元素Mg、Al、Fe、Cd的測定使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES，Varian 720-ES，美國)。N元素的測定使用流動注射分析儀(CFA，BRAN+LUEBBE AutoAnalyzer3，德國)

試劑：KCl，(NH4)2SO4，CdCl2·2.5H2O，二乙基三胺五乙酸(DTPA)，CaCl2，三乙醇胺(TEA)，所有試劑均為國產(chǎn)分析純，購自國藥集團化學試劑有限公司。

1.2 土壤樣品的采集和處理

本研究共采集了北京市5個區(qū)縣的3種土壤類型，包括褐土、潮土、山地棕壤。這3種土壤是北京市的主要土壤類型，分別占北京市土壤總面積的64.95%、24.70%、9.50%[13]。5個采樣點分布在北京四環(huán)以外的5個區(qū)縣。每個采樣點選擇地形、種植類型一致的3個地塊(面積1～10畝)，每個地塊采集3～5個點的土壤樣品，將3個地塊的土壤樣品充分混合形成每個采樣點的樣品。所采集樣品均位于耕作層(0～20 cm)。具體采樣地點及土壤理化性質(zhì)見表1。土壤樣品運回實驗室后風干，去除雜物后過2 mm篩備用。配制CdCl2母液，以土壤最大田間持水量(WHC)的50%分別向土壤中噴施不同體積CdCl2母液，充分混勻后平衡2周，過2 mm篩備用。每個采樣點的土壤添加8個Cd2+濃度，分別為0、2、10、50、100、200、300、500 mg·kg-1(以CdCl2·2.5H2O計)。每個處理設(shè)置3個重復。

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

注：表中不同小寫字母表示不同采樣點理化性質(zhì)指標p<0.05顯著差異(n=4)。

Note: different small letters indicate significant differences between physicochemical properties of soils from different sampling sites based on the Duncan range test (p<0.05) (n=4).

1.4 土壤理化性質(zhì)分析

土壤pH值在1∶5水土比條件下采用DELTA 320酸度計測定；土壤有機質(zhì)采用重鉻酸鉀稀釋熱比色法測定；土壤中陽離子交換量(CEC)采用氯化鋇緩沖液法測定；土壤最大持水量采用比重法測定。土壤中有效態(tài)Cd的提取使用0.005 mol·L-1DTPA和0.01 mol·L-1CaCl2和0.1 mol·L-1TEA的混合提取劑[15]。土壤中Mg、Al、Fe以及總Cd和有效態(tài)Cd含量的測定使用電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀，同時采用國家標準參考物GBW07403(土壤)進行分析質(zhì)量控制，對Mg、Al、Fe、Cd元素的回收率均超過95%。

1.5 數(shù)據(jù)的統(tǒng)計和處理

1.5.1 PNR的計算

其中，PNR為潛在硝化速率(mg-N·kg-1·d-1)；V為KCl體積(mL)；m為土壤樣品質(zhì)量(g)；X為加入(NH4)2SO4后培養(yǎng)的天數(shù)；N2、N1為N含量(mg·g-1)

1.5.2 劑量-效應(yīng)曲線

劑量-效應(yīng)采用Log-logistic曲線[16]擬合，擬合方程如下

其中，y為相對潛在硝化速率(%)，即各PNR與對照PNR的比值，x為以10為底的Cd的濃度(mg·kg-1)的對數(shù)。y0、b、M為擬合參數(shù)，M為ECx的以10為底的對數(shù)值。通過此方程可求出PNR降低至對照50%、10%的Cd的濃度，即EC50、EC10。

2 結(jié)果與分析(Results and analysis)

2.1 土壤的理化性質(zhì)及Cd含量

5個采樣點土壤的基本理化性質(zhì)見表1。采樣點土壤的pH在7.32～7.86之間，相互之間沒有顯著性差異。采樣點土壤有機質(zhì)含量在7.64～15.84 g·kg-1之間，有機質(zhì)含量最多的為靈山土壤，最少的為豐臺土壤，除平谷和豐臺土壤之間沒有顯著性差異，其他均呈顯著性差異(p<0.05)。土壤樣品的CEC在5.35～9.78 cmol·kg-1之間，最大值出現(xiàn)在通州土壤，最小值為豐臺土壤，且豐臺土壤與其他土壤均呈顯著性差異(p<0.05)。土壤樣品的Mg和Al含量分別在9.65～12.75 g·kg-1和53.58～66.95 g·kg-1之間。

5個采樣點土壤中總Cd的含量變化范圍為0.97～484.99 mg·kg-1，有效態(tài)Cd的含量變化范圍為0.08～250.51 mg·kg-1。土壤有效態(tài)Cd占土壤總Cd含量的5～85%，且它們之間呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(R2=0.82，p<0.01)(圖1)。

2.2 土壤中總Cd與PNR的劑量-效應(yīng)關(guān)系

土壤中總Cd含量與PNR的劑量-效應(yīng)關(guān)系曲線如圖2所示。當土壤總Cd含量從低往高逐漸增加時，同對照相比，除平谷土壤外，其他土壤的PNR略有升高后又降低，但整體上沒有明顯變化。但當土壤Cd含量超過一定數(shù)值時，PNR急劇降低，整體變化趨勢符合劑量-效應(yīng)關(guān)系。5個采樣點土壤劑量-效應(yīng)曲線的擬合程度(R2)在0.77～0.97之間，擬合程度均較好。

土壤中Cd含量從低到高略為增加時，出現(xiàn)了PNR相對于對照略有增加的現(xiàn)象，即低劑量毒物刺激效應(yīng)，這是由于低濃度的Cd提高了土壤中生物酶的活性，從而促進了土壤硝化作用[8]。何歡等[17]在研究Cd對山東潮土PNR的抑制作用時也發(fā)現(xiàn)了這一現(xiàn)象。當5個采樣點土壤中的Cd含量超過一定值時，PNR急劇降低，這是因為重金屬Cd能與氨氧化細菌(AOB)細胞中的特異性DNA結(jié)合，導致DNA鏈條斷裂，從而抑制AOB的繁殖和好氧速率[18]。由圖2可見，當土壤中總Cd含量約大于100 mg·kg-1時，通州、昌平、靈山、平谷4個區(qū)縣的土壤PNR開始出現(xiàn)急劇降低，而豐臺土壤的Cd含量大于30 mg·kg-1時PNR就出現(xiàn)了急劇降低的現(xiàn)象，這可能和這幾個土壤的理化性質(zhì)如有機質(zhì)、陽離子交換量差異有關(guān)。研究表明，高有機質(zhì)和陽離子交換量的土壤會降低Cd的生物毒性[19]。何歡等[17]在對有機質(zhì)含量僅為1.36 g·kg-1的土壤研究發(fā)現(xiàn)，當土壤Cd含量為10 mg·kg-1時，PNR就出現(xiàn)急劇降低的現(xiàn)象。對5個采樣點所有處理的土壤PNR與總Cd進行相關(guān)性分析，它們之間的相關(guān)系數(shù)R2=0.27(p=0.001)，當相關(guān)分析中進一步考慮了土壤有機質(zhì)，相關(guān)系數(shù)提高到0.55(p<0.001)，再引入另一因子CEC后，回歸方程的準確性進一步提高，而考慮了Al、Mg、Fe后，方程的相關(guān)性沒有明顯的提高。

圖1 土壤有效態(tài)Cd與土壤總Cd的關(guān)系Fig. 1 Relationship between the content of extractable Cd and total Cd in soil

圖2 土壤中總Cd含量與潛在硝化速率(PNR)的劑量-效應(yīng)曲線Fig. 2 Dose-response curves between total Cd content and potential nitrification rate (PNR) in different soils

2.3 土壤中有效態(tài)Cd與PNR的劑量-效應(yīng)關(guān)系

5個采樣點土壤中有效態(tài)Cd與PNR的劑量-效應(yīng)曲線同總Cd相似，即低濃度時Cd具有一定的刺激作用，而高濃度Cd出現(xiàn)強烈的抑制作用(圖3)。但同土壤總Cd相比，有效態(tài)Cd與PNR的劑量-效應(yīng)曲線中出現(xiàn)PNR急劇降低時的Cd含量明顯降低，除靈山土壤外，通州、昌平、平谷土壤PNR出現(xiàn)急劇降低的Cd含量值均降低到10～100 mg·kg-1之間，豐臺土壤則降低到1～10 mg·kg-1之間。對5個采樣點所有處理的土壤PNR與土壤有效態(tài)Cd進行相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，土壤有效態(tài)Cd與PNR的相關(guān)性(R2=0.42，p<0.001)明顯優(yōu)于總Cd(R2=0.27，p=0.001)。這和以往的研究結(jié)果一致，例如袁波等[20]在對菜地土壤Pb、Cd有效態(tài)與生物有效性的研究中發(fā)現(xiàn)，菜地土壤中Pb、Cd有效態(tài)含量與小白菜可食部分Pb、Cd的含量相關(guān)性顯著優(yōu)于Pb、Cd全量。

2.4 EC50與EC10值

利用Log-logistic分別計算了以土壤總Cd和有效態(tài)Cd表示的EC50(PNR降低至對照50%時的土壤Cd濃度)和EC10(PNR降低至對照10%的土壤Cd濃度)(圖4)。5個采樣點基于土壤總Cd的EC50值(EC50(CdT))在153.11～350.80 mg·kg-1之間，EC10值(EC10(CdT))在36.57～312.28 mg·kg-1之間，分別變化了2.3倍和8.5倍?；谕寥烙行B(tài)Cd的EC50值(EC50(CdA))和EC10值(EC10(CdA))分別在62.32～203.79 mg·kg-1和16.62～178.86 mg·kg-1之間，分別變化了3.3倍和10.8倍。

圖3 土壤中有效態(tài)Cd含量與PNR的劑量-效應(yīng)曲線Fig. 3 Dose-response curves between extractable Cd content and PNR in different soils

5個采樣點土壤EC50(CdT)和EC10(CdT)的最低值均出現(xiàn)在豐臺土壤，最高值均出現(xiàn)在靈山土壤。EC50(CdT)和EC10(CdT)的變化可能和供試土壤理化性質(zhì)差異有關(guān)。研究表明，土壤有機質(zhì)含量和CEC的增加，能夠增加土壤對重金屬Cd的吸附和螯合作用，降低Cd的生物有效性，從而增加EC50(CdT)和EC10(CdT)值。李玉萍等[21]以徐州地區(qū)弱堿性土壤為研究對象，通過外源添加Pb、Cu、Zn、Cd離子，研究土壤對這4種重金屬的吸附特性，結(jié)果表明土壤對Cd的吸附能力與土壤有機質(zhì)含量、CEC呈顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0.91和0.72。本研究5個土壤中，豐臺土壤的有機質(zhì)含量和CEC最低，而靈山土壤的有機質(zhì)含量最高，因此，豐臺土壤EC50(CdT)和EC10(CdT)最低，靈山土壤最高。

圖4 基于土壤總Cd和有效態(tài)Cd的EC50、EC10值注：EC50(CdT)、EC10(CdT)分別表示基于 土壤總Cd含量的EC50值、EC10值，EC50(CdA)、EC10(CdA) 分別表示基于土壤有效態(tài)Cd含量的EC50值、EC10值。Fig. 4 EC50 and EC10 values based on total Cd or extractable Cd contentNote: EC50(CdT), EC50 value based on total Cd content; EC10(CdT), EC10 value based on total Cd content; EC50(CdA), EC50 value based on extractable Cd content; EC10(CdA), EC10 value based on extractable Cd content.

3 討論(Discussion)

研究證明，土壤性質(zhì)如土壤pH、有機質(zhì)、CEC、以及Mg、Al、Fe含量等都有可能影響重金屬的生物毒性。例如，Smolders等[7]在重金屬Cd、Zn對土壤PNR的影響研究中發(fā)現(xiàn)，pH、有機碳和CEC是控制重金屬對PNR影響的重要因素，孫晉偉[12]在外源添加Cu對全國17種土壤PNR的影響中觀察到了Mg含量的提高可以降低Cu對土壤PNR的毒性。李波[22]采用有代表性的中國17種土壤樣本，研究了外源添加Cu、Ni對植物的毒害，結(jié)果表明土壤pH、有機質(zhì)和CEC是控制Cu、Ni毒性的關(guān)鍵影響因素。在本研究中觀察到土壤有機質(zhì)和CEC對土壤PNR具有一定的影響，這和以往的研究結(jié)果一致，但沒有發(fā)現(xiàn)pH、Fe、Mg等的影響，可能和這些指標的變化范圍較小有關(guān)，例如本文采集的5個土壤pH值沒有顯著性差異，F(xiàn)e、Mg含量雖有差異，但變化范圍較小。

在實際研究中，EC10值常作為確定土壤環(huán)境質(zhì)量基準值的依據(jù)[23]，因此，EC10測定值的精確性尤為重要，但在本研究中得出5個采樣點土壤的EC10(CdT)值的變化范圍(8.5倍)遠較EC50(CdT)值(2.3倍)大，除了土壤性質(zhì)的影響，這可能還與EC10擬合的準確度有關(guān)，一些研究均證實EC10擬合的準確度要遠遠小于EC50，例如孫晉偉[12]選擇了我國17個地區(qū)的農(nóng)田土壤，通過外源添加Cu和Ni研究了這2種元素對PNR的影響，所擬合的17個土壤Cu的EC10、EC50值分別變化276.5、29.5倍，Ni的EC10、EC50分別變化74.3、33.3倍。陳世寶等[24]以PNR、大麥根伸長、西紅柿及小白菜生長毒性為測試終點，對我國16種典型土壤中Zn的EC50、EC10進行測定，結(jié)果表明4個測試終點EC10測定結(jié)果的變異系數(shù)均大于EC50的測定結(jié)果。本研究中若獲得精確的EC10值，還需要通過進一步試驗。從基于總Cd的EC50的變化來看，盡管5個采樣點中EC50最大值和最小值相差了2.3倍，但未達到顯著性差異，這表明北京城郊5個采樣點土壤的性質(zhì)盡管有差異，但在對于Cd對PNR的風險評價過程中不需要考慮土壤性質(zhì)所帶來的影響。

[1] 趙中秋, 朱永官, 蔡運龍. 鎘在土壤-植物系統(tǒng)中的遷移轉(zhuǎn)化及其影響因素[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2005, 14(2): 282-286

Zhao Z Q, Zhu Y G, Cai Y L. Transport and transformation of cadmium in soil-plant systems and the influence factors [J]. Ecology and Environment, 2005, 14(2): 282-286 (in Chinese)

[2] 雷鳴, 秦普豐, 鐵柏清. 湖南湘江流域重金屬污染的現(xiàn)狀與分析[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境與發(fā)展, 2010(2): 62-65

[3] 李富華. 成都平原農(nóng)用土壤重金屬污染現(xiàn)狀及防治對策[J]. 四川環(huán)境, 2009, 28(4): 60-64

Li F H. Status quo of heavy metal pollution of agricultural soil in Chengdu Plain and the control countermeasures [J]. Sichuan Environment, 2009, 28(4): 60-64 (in Chinese)

[4] 鄭袁明, 羅金發(fā), 陳同斌, 等. 北京市不同土地利用類型的土壤鎘含量特征[J]. 地理研究, 2005, 24(4): 542-548

Zheng Y M, Luo J F, Chen T B, et al. Cadmium accumulation in soils for different land uses in Beijing [J]. Geographical Research, 2005, 24(4): 542-548 (in Chinese)

[5] 宋波, 陳同斌, 鄭袁明, 等. 北京市菜地土壤和蔬菜鎘含量及其健康風險分析[J]. 環(huán)境科學學報, 2006, 26(8): 1343-1353

Song B, Chen T B, Zheng Y M, et al. A survey of cadmium concentrations in vegetables and soils in Beijing and the potential risks to human health [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 26(8): 1343-1353 (in Chinese)

[6] 甄燕紅, 成顏君, 潘根興, 等. 中國部分市售大米中Cd、Zn、Se的含量及其食物安全評價[J]. 安全與環(huán)境學報, 2008, 8(1): 119-122

Zhen Y H, Cheng Y J, Pan G X, et al. Cd, Zn and Se content of the polished rice samples from some Chinese open markets and their relevance to food safety [J]. Journal of Safety and Environment, 2008, 8(1): 119-122 (in Chinese)

[7] Smolders E, Brans K, Coppens F, et al. Potential nitrification rate as a tool for screening toxicity in metal contaminated soils [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2001, 20(11): 2469-2474

[8] Stuczynski T I, McCarty G W, Siebielec G. Response of soil microbiological activities to cadmium, lead and zinc salt amendments [J]. Journal of Environmental Quality, 2003, 32(4): 1346-1355

[9] Damiano C, Edoardo P, Sotirios V, et al. Relative sensitivity of different soil biological properties to Zn [J]. Soil Biology Biochemistry, 2011, 43(9): 1798-1807

[10] Broos K, Mertens J, Smolders E. Toxicity of heavy metals in soil assessed with various soil microbial and plant growth assays: A comparative study [J]. Environment Toxicology and Chemistry, 2005, 24(3): 634-640

[11] 林蕾, 劉繼芳, 陳世寶, 等. 基質(zhì)誘導硝化測定的土壤中鋅的毒性閾值、主控因子及預測模型研究[J]. 生態(tài)毒理學報, 2012, 7(6): 657-663

Lin L, Liu J F, Chen S B, et al. Toxicity threshold of Zn and its predictable models as determined by induced nitrification in soils [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2012, 7(6): 657-663 (in Chinese)

[12] 孫晉偉. 銅和鎳對我國17個地區(qū)農(nóng)田土壤潛在硝化速率的影響[D]. 南寧: 廣西大學, 2008: 24-27

Sun J W. The influence of Cu and Ni amendment on potential nitrification rate for 17 areas of Chinese agricultural soils [D]. Nanning: Guangxi University, 2008: 24-27 (in Chinese)

[13] 北京市土肥信息網(wǎng).土壤類型概述[DB/OL]. (2011-05-25) [2013-11-10]. http://www.bjtf.org/trgl/trzy/trlx/303.htm

[14] International Organization for Standardization. ISO 14238: Soil quality-biological methods-determination of nitrogen mineralization and nitrification in soils and the influence of chemicals on these processes [S]. Geneva: International Organization for Standardization, 1997

[15] 徐亞平, 劉鳳枝, 蔡彥明, 等. 土壤中鉛鎘有效態(tài)提取劑的選擇[J]. 監(jiān)測分析, 2005(4): 46-48

[16] Haanstra L, Doelman P, Oude Voshaar J.H. The use of sigmoidal does response curves in soil ecotoxicological research [J]. Plant and Soil, 1985, 84(2): 293-297

[17] 何歡, 申天琳, 戴九蘭, 等. 潮土潛在硝化速率對重金屬鋅鎘的響應(yīng)研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報, 2010, 29(5): 918-922

He H, Shen T L, Dai J L, et al. The Response of potential nitrification rate in fluvo-aquic soil to heavy metals Zn2+and Cd2+[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(5): 918 922 (in Chinese)

[18] Chandran K, Love N G. Physiological state, growth mode, and oxidative stress play a role in Cd(II)-mediated inhibition of Nitrosomonas europaea 19718 [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2008, 74(8): 2447-2453

[19] 夏月, 朱永官. 硝化作用作為生態(tài)毒性指標評價土壤重金屬污染生態(tài)風險[J]. 生態(tài)毒理學報, 2007, 2(3): 273-279

Xia Y, Zhu Y G. Nitrification as ecotoxicological endpoint in risk assessment of soil heavy metal pollution [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2007, 2(3): 273-279 (in Chinese)

[20] 袁波, 傅瓦利, 藍家程, 等. 菜地土壤鉛、鎘有效態(tài)與生物有效性研究[J]. 水土保持學報, 2011, 25(5): 130-134

Yuan B, Fu W L, Lan J C, et al. Study on the available and bioavailability of lead and cadmium in soil of vegetable plantation [J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2011, 25(5): 130-134 (in Chinese)

[21] 李玉萍, 劉曉端, 宮輝力. 土壤中鉛銅鋅鎘的吸附特性[J]. 巖礦測試, 2007, 26(6): 455-459

Li Y P, Liu X D, Gong H L. Adsorption characteristics of soils for lead, copper, zinc and cadmium [J]. Rock and Mineral Analysis, 2007, 26(6): 455-459 (in Chinese)

[22] 李波. 外源重金屬銅、鎳的植物毒害及預測模型研究[D]. 北京:中國農(nóng)業(yè)科學院, 2010: 38-46

Li B. The phytotoxicity of added copper and nickel to soils and predictive models [D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2010: 38-46 (in Chinese)

[23] Christensen E R, Kusk K O, Nyholm N. Dose-response regression for algal growth and similar continuous endpoints: Calculation of effective concentrations [J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2009, 28(4): 826-835

[24] 陳世寶, 林蕾, 魏威, 等. 基于不同測試終點的土壤鋅毒性閾值及預測模型[J]. 中國環(huán)境科學, 2013, 33(5): 922-930

Chen S B, Lin L, Wei W, et al. Comparative study of Zn-toxicity thresholds in 16 Chinese soils as determined by different bioassay endpoints and its predicted models [J]. China Environmental Science, 2013, 33(5): 922-930 (in Chinese)

◆

InfluenceofCdAmendmentonPotentialNitrificationRateinSuburbanSoilofBeijing

Wang Yue, Wang Xuedong*, Yang Yuqi, Gao Weiming, Tian Yu

Beijing Key Laboratory of Resources and Environment and Geographic Information System, College of Resources and Environment and Tourism, Capital Normal University, Beijing 100048, China

21 November 2013accepted10 January 2014

Cinnamon soil, moisture soil and mountain brown earth from five districts of the suburban Beijing were collected to investigate the response of potential nitrification rate (PNR) to cadmium (Cd) stress in soil by acute toxicity test. The results showed that the PNR of five sampling sites firstly increased and then decreased with the content of total Cd or extractable Cd in soil. The correlation (R2=0.42, p<0.001) between the content of extractable Cd and the PNR was better than the correlation (R2=0.27, p=0.001) between the content of total Cd and the PNR. The introduction of soil organic matter and cation exchange capacity (CEC) could increase the correlation of stepwise regression analysis of the content of total Cd and PNR. The toxicity threshold of EC50(as defined as effective concentration of added Cd causing 50% inhibition) based on the total Cd and the extractable Cd varied 2.3-fold and 3.3-fold respectively, and the corresponding EC10(as defined as effective concentration of added Cd causing 10% inhibition) varied 8.5-fold and 10.8-fold respectively. The lowest value of EC50based on the total Cd content appeared in the Fengtai soil, which had the weakest CEC, and the highest value appeared in the Lingshan soil, which contained the highest amount of organic matter. But no significant difference was seen between the lowest value and the highest value, which indicated organic matter and CEC influenced the toxicity of Cd to PNR in some degree, but it was not enough to cause the remarkable variation of EC50.

soil; Cd; potential nitrification rate; speciation

國家自然科學基金(21007042)；北京市自然科學基金(8122014)；北京高等學校青年英才計劃(YETP1632)

王月(1988-)，女，碩士，研究方向為生態(tài)毒理學，E-mail: wangyue1988cnu@163.com；

*通訊作者(Corresponding author)，E-mail: wangxuedong9801@126.com

10.7524/AJE.1673-5897.20131121001

王月，王學東，楊昱祺，等. 鎘對北京城郊土壤潛在硝化速率的影響[J]. 生態(tài)毒理學報, 2014, 9(2): 367-374

Wang Y, Wang X D, Yang Y Q, et al. The influence of Cd amendment on potential nitrification rate in suburban soil of Beijing [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(2): 367-374 (in Chinese)

2013-11-21錄用日期2014-01-10

1673-5897(2014)2-367-08

X171.5

A

王學東(1978-)，男，自然地理學博士，副教授，主要研究方向為生態(tài)毒理學，發(fā)表學術(shù)論文40多篇。