Cd 污染土壤生物毒性的發(fā)光菌法測定及評價

萬水霞 李帆 王靜 蔣光月 吳萍萍 武際

摘要 [目的]測定及評定Cd污染土壤的生物毒性。[方法]選取青?；【鶴67（Vibrio qinghaiensis sp.-Q67）為指示微生物，采用急性毒性微孔板法，發(fā)光抑制率為測試指標，利用發(fā)光菌方法評價施用不同調理劑的Cd污染土壤的生物毒性。[結果]Cd污染土壤提取液對發(fā)光菌的發(fā)光有抑制作用，并隨著Cd濃度的增加，發(fā)光菌的發(fā)光強度逐漸減小，其發(fā)光抑制率與Cd濃度呈正相關，Cd的EC50為10.97 mg/kg。與CK對比，施用白云石的處理顯著降低了Cd的有效性及Cd的生物毒性。Cd 有效性和青?；【陌l(fā)光抑制率降低幅度分別為29.95%、15.35%;用發(fā)光菌方法測得Cd的生物毒性與化學方法測得Cd的有效性具有顯著的正相關。[結論]結合化學分析與生物毒性檢測可為污染土壤評價與風險評估提供依據(jù)。

關鍵詞 ?Cd 污染土壤;生物毒性;發(fā)光菌法;青?；【?Q67

中圖分類號 X 825? 文獻標識碼 A

文章編號 0517-6611（2022）08-0057-04

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2022.08.016

開放科學（資源服務）標識碼（OSID）：

Detection and Evaluation of Biotoxicity of Cd Contaminated Soil by Luminescent Bacteria

WAN Shui-xia，LI Fan，WANG Jing et al （Institute of Soil and Fertilizer，Anhui Academy of Agricultural Sciences/Key Laboratory of Nutrient Cycling and Resource Environment of Anhui Province，Hefei，Anhui 230031）

Abstract [Objective] To determine and evaluate the biotoxicity of Cd contaminated soil.[Method]Vibrio qinghaiensis sp.-Q67 was selected as indicator organisms，luminescence inhibition rate was the test index，the toxic micro-pore-plate method was used to evaluate the biotoxicity of Cd contaminated soil with different conditioners.[Result]The extracts of Cd contaminated soil had an inhibitory effect on the luminescence of luminescent bacteria.With the increase of Cd concentration，the luminescence intensity of luminescent bacteria gradually decreased.The luminescence inhibition rate was positively correlated with the Cd concentration.The EC50 of Cd was 10.97 mg/kg.Compared with CK，the application of dolomite significantly reduced the availability of Cd and the biotoxicities of Cd，the availability of Cd and the luminescence inhibition rate of Vibrio qinghaiensis sp.-Q67 decreased by 29.95% and 15.35% respectively.There was a significant positive correlation between the biotoxicity of Cd measured by luminescent bacteria method and the effectiveness of Cd measured by chemical method.[Conclusion]The combination of chemical analysis and biological toxicity test can provide a basis for comprehensive evaluation and risk assessment of contaminated soil.

Key words Cd contaminated soil;Biotoxicity; Luminescent bacteria;Vibrio qinghaiensis sp.-Q67

隨著經(jīng)濟的迅速發(fā)展，大量開采重金屬礦藏、不合理施用農(nóng)藥化肥以及使用受到工業(yè)污染的水源進行灌溉等，導致某些地區(qū)農(nóng)田土壤中重金屬含量超標。其中，我國土壤重金屬污染，鎘（Cd）以7.0%的點位超標率位居首位 [1-3]。當環(huán)境受到鎘污染，就很難消除，土壤中的鎘會通過土壤—農(nóng)作物—人體遷移富集。由于重金屬鎘的非生物降解性和蓄積性使其長期殘留在人體內(nèi)而產(chǎn)生毒性效應，影響人體的消化系統(tǒng)，并嚴重損害肝臟和肝臟酶系統(tǒng)，同時鎘也會造成骨骼軟化和骨質疏松等問題，引起器官癌變及慢性疾病 [4-5]。因此，開展重金屬鎘的生物毒性研究，探討其防治措施顯得十分重要。

發(fā)光菌法毒性測試是通過檢測發(fā)光菌與待測物作用前后發(fā)光強度變化來判斷待測物毒性大小的綜合毒性檢測方法 [6-7]。該方法因具有靈敏、簡便、價廉等優(yōu)點，已被廣泛應用于水體及食品污染物的毒性評價 [8-9]。我國于1995 年將這一方法列為環(huán)境毒性檢測的標準方法GB/T 15441—1995 [10]。近年來，應用發(fā)光菌法檢測重金屬污染土壤的生物毒性的研究已取得了一定的進展 [11-12]，但還未確立標準的試驗方法。因此，利用發(fā)光菌法檢測土壤提取液中重金屬的濃度，確定污染土壤中重金屬與發(fā)光細菌的劑量-效應關系，實現(xiàn)土壤重金屬毒性的快速診斷，仍是人們亟待解決的科學問題。該研究選取重金屬背景含量較低的土壤作為供試土壤，人為投加污染物Cd制備重金屬污染土壤，在中低污染濃度條件下應用發(fā)光菌對Cd污染土壤的生物毒性進行測定，以期為重金屬污染土壤的生物毒性研究提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 供試土壤。試驗用原土采集自安徽省農(nóng)業(yè)科學院土壤肥料研究所懷遠河溜鎮(zhèn)羅新莊村無污染試驗小區(qū)（ 0～20 cm），采集的原土風干后過20目篩，用于土培試驗。供試土壤基本理化性質為有機質11.7 g/kg、全氮0.84 g/kg、全磷0.42 g/kg、速效鉀77.1 mg/kg、堿解氮55.3 mg/kg、有效磷12.4 mg/kg、pH 6.46、陽離子交換量（CEC）241.49 mmol/kg、Cd含量0.079 mg/kg。

1.1.2 供試污染物。Cd （NO3）2·4H2O為分析純試劑，以水溶液的形式投加，投加量以風干土計算。

1.1.3 供試生物。試驗采用的發(fā)光細菌為青海弧菌 Q67（Vibrio qinghaiensis sp.-Q67）凍干粉購自濱松光子醫(yī)療科技（廊坊）有限公司，編號為 CS235。

1.2 方法

1.2.1 污染土壤的培養(yǎng)。

根據(jù)國家規(guī)定的農(nóng)用地土壤污染風險篩選值 [13]，在高于篩選值的中低污染濃度范圍內(nèi)，設置單一重金屬Cd污染土壤。污染土壤的Cd含量梯度為1.0、2.0、3.0、4.0、5.0 mg/kg，將毒物Cd （NO3）2·4H2O先溶解于超純水后再噴灑到土壤中，充分混勻，調節(jié)土壤含水量為田間持水量的60%，用牛皮紙封口，室溫培養(yǎng)30 d。在培養(yǎng)期間，每隔2 d定時通過稱重法加入去離子水補充水分，控制土壤含水量為田間持水量的60%左右。使人工模擬的重金屬污染土壤與實際污染土壤的狀況接近。此處所提含量不包括原有土壤中重金屬的含量，下同。

1.2.2 添加不同調理劑的土培試驗。

以Cd （NO3）2·4H2O作為Cd源，加入供試土壤中，培養(yǎng)30 d，制成Cd含量為2.5 mg/kg的Cd污染土壤。然后向Cd污染土壤中添加不同的調理劑再進行培養(yǎng)。不同調理劑的添加量都設置為土壤的3%，試驗共設置4個處理：①CK（不加調理劑，即為Cd污染土壤）;②生物炭;③白云石;④生物有機肥，每個處理設置3次重復。土壤培養(yǎng)的方法同“1.2.1”。培養(yǎng) 120 d 后將各處理盆缽內(nèi)的土樣翻勻進行采樣，測定土壤有效態(tài)Cd含量，并用發(fā)光菌法測定土壤的生物毒性。

供試調理劑：生物炭采用水稻秸稈制備，在密閉環(huán)境下500 ℃高溫炭化， 并過0.149 mm篩，密封備用。生物炭 pH 為 7.54，Cd含量為 0.021 mg/kg;白云石，購自安徽省肥東縣雙山白云石礦廠，過300 目篩，主要成分為 CaMg（CO3）2，含少量其他雜質，pH 7.93，Cd未檢出;生物有機肥購于安徽霍邱縣榮益喜洋洋生物有機肥，主要采用畜禽糞便和作物秸稈經(jīng)微生物菌種發(fā)酵制成，總養(yǎng)分含量（P2O5+N+K2O）7.6%，有機質含量為 53%，pH 7.9，Cd含量為0.27 mg/kg。

1.2.3 土壤重金屬的浸提。

分別使用水（超純水）、酸（0.1 mol/L HCl溶液）、0.1 mol/L CaCl2作為浸提劑，稱取“1.2.1”中Cd含量為2.0 mg/kg培養(yǎng)好的土樣置于離心管中，分別按固液質量比1∶2.5加入上述3種液體。離心管放入搖床中，在150 r/min條件下分別振蕩0.5、1.0、2.0、4.0、8.0 h 后以3 000 r/min離心10 min，取上層清液待測。防止pH的改變對發(fā)光菌的發(fā)光強度造成影響，0.1 mol/L HCl溶液浸提得到的浸提液需要調節(jié)pH為7.0左右。

在選定最佳浸提條件后，以最佳浸提條件對各土樣進行浸提試驗，測定并計算各浸提液對發(fā)光菌的發(fā)光抑制率，可得到污染物濃度與微生物毒性之間的關系曲線。

1.2.4 菌種的培養(yǎng)。

1.2.4.1 培養(yǎng)基的配制。酵母膏 5 g、胰蛋白胨5 g、NaCl 8.5 g、甘油 3 mL、MgCl2 3.2 g、CaSO4 0.1 g，加蒸餾水至1 L，調節(jié) pH至9.0，121 ℃滅菌 20 min [14]。

1.2.4.2 斜面及液體菌種培養(yǎng)。青?；【鷥龈煞塾脧吞K液復蘇后，將菌液接種到配制好的新鮮培養(yǎng)基中進行斜面?zhèn)鞔囵B(yǎng)。將青?；【谌泵婢N轉接到含有 100 mL 培養(yǎng)液的 250 mL錐形瓶中，以180 r/min、25 ℃恒溫培養(yǎng)24～30 h至對數(shù)生長期備用。用于毒性測定的菌液初始發(fā)光度控制在 300～900 lx為宜。

1.2.5 發(fā)光菌的發(fā)光強度測定。以白色 96 微孔板為載體，發(fā)光菌為試驗生物，以相對發(fā)光單位為檢測信號，采用多功能酶標儀進行發(fā)光強度的測定。將 96 孔微板的第 1 列的 6 個孔加蒸餾水作為空白對照，其他孔加入 150 μL 土壤浸提液樣品。依次加入 50 μL發(fā)光菌菌液混合均勻，反應15 min后測定發(fā)光菌的發(fā)光度（RLU），按照公式計算出不同質量濃度Cd對青?；【陌l(fā)光抑制率 [14-15]：發(fā)光抑制率=（1-樣品的RLU對照的RLU）×100%。

2 結果與分析

2.1 不同浸提條件對青?；【l(fā)光的影響

應用發(fā)光菌法檢測污染土壤的生物毒性需要提取土壤浸出液，不同提取劑浸提出重金屬的濃度不同，浸提出的重金屬濃度越高則對發(fā)光菌的抑制率越強。該研究分別選取了超純水、CaCl2和HCl浸提土壤，試驗結果如圖1所示。從圖1可以看出，不同提取劑的提取效率存在差異，隨著浸提時間的延長，3種提取劑浸提率均表現(xiàn)為上升的趨勢。用HCl浸提的土壤溶液對青?；【l(fā)光抑制率為4.57%～14.23%;CaCl2浸提的土壤溶液的發(fā)光抑制率為2.00%～10.03%;超純水浸提的土壤溶液的發(fā)光抑制率為0.77%～3.52%。顯然，以HCl對污染土壤有效態(tài)Cd的提取率最高，對青?；【陌l(fā)光抑制作用最強。

在不同浸提時間上，不同浸提劑表現(xiàn)出了相似的變化規(guī)律，即隨著浸提時間的延長青?；【陌l(fā)光抑制率先逐漸增大，然后趨于平緩。當浸提時間為0.5 h時，超純水和HCl浸提的土壤溶液的發(fā)光抑制率分別為0.77%和4.57%;當浸提時間為2.0 h時，二者發(fā)光抑制率分別增大至2.88%和13.42%;當浸提時間增至8.0 h時，發(fā)光抑制率分別為 3.52%和14.23%。CaCl2為浸提劑時，浸提0.5 h時發(fā)光抑制率最低，為2.0%;4.0 h時，發(fā)光抑制率增至9.75%;4.0 h以后，發(fā)光抑制率增加幅度變緩。由此可見，0.5 h時，3種浸提劑均不能將土壤中的Cd浸提完全;以超純水或HCl浸提2.0 h，Cd浸提相對比較完全;以CaCl2浸提4.0 h，Cd浸提比較完全。綜合考慮浸提效率，該研究選擇最優(yōu)的浸提條件為0.1 mol/L HCl溶液浸提2.0 h。后面毒性試驗都按此最優(yōu)浸提條件進行處理。

2.2 Cd污染土壤的生物毒性

從Cd對青?；【鶴67的生物毒性試驗結果（圖 2）可以看出，當Cd含量為1.0 mg/kg時，即表現(xiàn)出毒性，發(fā)光菌的發(fā)光抑制率為10.53%;當Cd含量達到3.0 mg/kg時，發(fā)光抑制率為19.35%;當土壤中Cd的含量為5.0 mg/kg時發(fā)光抑制率增至25.74%。可見，在試驗范圍內(nèi)，Cd污染土壤的生物毒性與Cd含量呈正相關，隨著Cd含量的增加，青?；【陌l(fā)光抑制率增加，Cd毒性增強。

根據(jù)試驗數(shù)據(jù)進行回歸分析和 EC50的計算，得出重金屬Cd含量與青?；【?Q67發(fā)光抑制率的劑量-效應回歸方程為y=3.966 4x+6.506 5（R 2=0.960 9），EC50為10.97 mg/kg 。

2.3 施用不同調理劑對Cd污染土壤Cd的有效性及生物毒性的影響 目前，鈍化修復已成為農(nóng)田重金屬污染土壤修復的重要方式。該研究利用不同調理劑生物炭（T1）、白云石（T2）、生物有機肥（T3）對Cd污染土壤進行鈍化處理，并結合發(fā)光菌方法檢測鈍化后土壤對青?；【l(fā)光度的影響。結果表明（圖3）， 經(jīng)過土壤培養(yǎng)，選用的3種調理劑均能降低土壤有效態(tài)Cd含量，土壤有效態(tài)Cd含量表現(xiàn)為白云石<生物炭<生物有機肥，對有效態(tài)Cd的降低效果表現(xiàn)為白云石>生物炭>生物有機肥。對有效態(tài)Cd的降低效果越強，則對發(fā)光菌的的抑制率就越低。所以，不同調理劑對放光菌的抑制率表現(xiàn)為白云石<生物炭<生物有機肥。其中，白云石處理（T2）與其他處理之間差異顯著。與不加調理劑（CK）相比較，施用白云石的處理（T2）顯著降低了Cd的有效性和Cd的微生物毒性。Cd 有效性降低幅度為29.95%，對青?；【陌l(fā)光抑制率降低了15.35%。同時，青?；【陌l(fā)光抑制率的變化趨勢與Cd有效性的變化趨勢相一致。

3 討論

3.1 不同浸提條件對青?；【l(fā)光的影響

該研究中，不同浸提劑提取的土壤溶液的發(fā)光菌抑制率結果為HCl >CaCl2>超純水，這與不同浸提劑浸提出重金屬Cd含量有直接的關系。Cd 元素是一種強富集性元素，在土壤中多以可交換態(tài)形式存在，鐵錳氧化態(tài)及有機結合態(tài)很少 [16-17]。有研究顯示，提取劑提取土壤重金屬Cd是提取劑從土壤膠體上交換出的H +（或Al 3+）對Cd +的置換作用，以及提取劑本身對Cd +的直接置換作用 [18]。不同提取劑的提取機制及土壤性質如pH、有機質、黏粒含量等都會不同程度地影響提取效率。HCl為稀酸，屬溶解能力較強的代換劑，其代換機制是H +的置換作用，同時，HCl還可以將非代換吸附態(tài)的重金屬提取出來;CaCl2為中性鹽溶液，其提取出的重金屬主要為水溶態(tài)和可交換態(tài)，Ca 2+的離子強度影響了其對Cd +的置換能力，進而影響浸提率，CaCl2的浸提效率低于HCl;水對Cd的提取率最低，因為水對土壤的結構破壞小，不適宜對土壤重金屬Cd的提取。

3.2 Cd污染土壤的生物毒性

Cd元素為生物體非必需元素，在較低濃度時就會對生物體產(chǎn)生毒害作用，Cd可與含羥基（—OH）、氨基（—NH）、巰基（—SH）的蛋白質分子結合，取代蛋白反應中心的必需金屬，抑制大分子合成和酶活性，進而抑制生物的生長及代謝 [19]。該研究中以青海弧菌 Q67 作為受試菌種，對人工添加不同濃度重金屬Cd污染土壤進行生物毒性檢測。

Cd表現(xiàn)出毒性與濃度呈正相關，含量越高，對發(fā)光菌的毒害作用越強。相比于理化方法，發(fā)光菌方法具有快速簡便的優(yōu)點，可對重金屬污染土壤的生物毒性進行快速檢測。但發(fā)光菌的生命周期短，該研究中測定的是暴露15 min的發(fā)光抑制率，所以，發(fā)光菌方法測定的是重金屬Cd的急性毒性，不能反映慢性毒性的大小。另外，單個重金屬污染雖有發(fā)生，但在自然界和現(xiàn)實生活中，重金屬的污染多為伴生性或綜合性 [20]，如果僅根據(jù)單一重金屬污染情況制定標準往往與現(xiàn)實不能完全相符，因此，今后有必要對復合污染土壤條件的毒性進行研究 ，從而確定清潔土壤的標準。

3.3 不同調理劑對Cd污染土壤Cd的有效性及生物毒性的影響

不同調理劑對放光菌的抑制率表現(xiàn)為白云石<生物炭<生物有機肥，不同調理劑不同程度地提高了土壤pH，降低了土壤中有效性Cd含量以及對發(fā)光菌的毒害作用。

為了驗證試驗結果，該研究測定了不同處理土壤的pH。與不加調理劑CK（5.49）相比，白云石處理的土壤 pH（7.51）提高最明顯，這是由于白云石的主要物質是碳酸鈣鎂鹽，添加白云石使土壤的 pH上升既有利于Cd形成氫氧化物或碳酸鹽結合態(tài)沉淀及共沉淀，也可增加土壤顆粒表面負電荷，從而促進了對Cd的吸附作用，降低了土壤中有效態(tài)Cd含量以及生物毒性，這與姜超強等 [21-22]的研究結論相一致。生物炭處理后土壤pH（6.22）低于白云石但高于生物有機肥（5.77）。生物炭是富含碳的有機物質，孔隙結構發(fā)達、比表面積大、吸附性強 [23]，生物炭通過增加土壤的陽離子交換量，提高土壤pH， 同時生成難溶性的有機絡合物來降低重金屬Cd的生物有效性 [24-26]，從而減小對發(fā)光菌的毒害作用;該研究中采用的生物有機肥也偏堿性，因此在施入土壤后土壤 pH略有提高，這與張麗等 [27-28]的研究結論一致。

此次研究中不同調理劑施入土壤，不同程度地提高了土壤pH，降低了土壤中有效Cd含量以及對發(fā)光菌的抑制率，即降低了Cd對發(fā)光菌的毒性。土壤有效態(tài)Cd含量表現(xiàn)為白云石<生物炭<生物有機肥;Cd污染土壤對發(fā)光菌的抑制率表現(xiàn)為白云石<生物炭<生物有機肥。青?；【陌l(fā)光菌抑制率（y）與土壤有效Cd含量（x）具有極顯著的正相關，其回歸方程為y=4.471 2x+8.333 7（R 2=0.982）。說明發(fā)光菌方法測定重金屬生物毒性與化學方法測定重金屬含量和有效性的結果有高度一致性。因此，以發(fā)光菌為指示生物來測定土壤中重金屬的生物毒性可行性較高。

4 結論

（1）相較于超純水和CaCl2溶液，使用0.1 mol/L HCl溶液浸提土壤中重金屬Cd的效率最高，浸提的最佳時間為2.0 h。

（2）不同濃度Cd污染土壤浸提液對青?；【鶴67的生物毒性存在良好的劑量-效應關系，可以利用青?；【鶴67發(fā)光菌法快速評價土壤Cd的生物毒性。

（3）土壤的生物毒性與其中所含的污染物濃度密切相關，毒性試驗結果與土壤理化指標具有較好的相關性，可見，結合化學分析與生物毒性檢測是進行污染土壤綜合評價和危害識別的重要手段。

綜上所述，使用發(fā)光菌法對重金屬污染土壤的生物毒性進行測定和評價具有可行性。將發(fā)光菌法與化學方法相結合用于污染物急性毒性的快速篩查可獲得更準確的結果。后續(xù)研究可擴大污染土壤的重金屬濃度范圍，同時要考慮土壤中多種污染物復合污染條件下的生物毒性，并嘗試使用其他發(fā)光菌種進行檢測。

參考文獻

[1]

環(huán)境保護部，國土資源部.全國土壤污染狀況調查公報（2014年4月17日）[J].環(huán)境教育，2014（6）：8-10.

[2] MWESIGYE A R，YOUNG S D，BAILEY E H，et al.Population exposure to trace elements in the Kilembe copper mine area，Western Uganda：A pilot study[J].The science of the total environment，2016，573：366-375.

[3] 陳能場，鄭煜基，何曉峰，等.《全國土壤污染狀況調查公報》探析[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2017，36（9）：1689-1692.

[4] MOYNIHAN M，PETERSON K E，CANTORAL A，et al.Dietary predictors of urinary? cadmium among pregnant women and children[J].Science of the total environment，2017，575：1255-1262.

[5] 趙方杰，謝婉瀅，汪鵬.土壤與人體健康[J].土壤學報，2020，57（1）：1-11.

[6] 周明霞.發(fā)光細菌的分離鑒定以及用于環(huán)境毒性檢測的系統(tǒng)研究[D].長沙：湖南師范大學，2012.

[7]? QU R J，WANG X H，LIU Z T，et al.Development of a model to predict the effect of water chemistry on the acute toxicity of cadmium to Photobacterium phosphoreum[J].Journal of hazardous materials，2013，262（15）：288-296.

[8] 吳曉壬，羅劍飛，朱興江，等.DMSO 脅迫提高發(fā)光細菌毒性實驗敏感度的研究[J].現(xiàn)代食品科技，2017，33（5）：298-304.

[9] 徐恒蒲，孟一鳴，李澳，等.重金屬污染土壤生物毒性的發(fā)光菌法測定及評價[J].化工環(huán)保，2019，39（5）：538-544.

[10] 國家環(huán)境保護局，國家技術監(jiān)督局.水質 急性毒性的測定 發(fā)光細菌法：GB/T 15441—1995[S].北京：中國標準出版社，1996.

[11] WANG X H，QU R J，WEI Z B，et al.Effect of water quality on mercury toxicity to Photobacterium phosphoreum：Model development and its application in natural waters[J].Ecotoxicology and environmental safety，2014，104：231-238.

[12] 許霞，薛銀剛，劉菲，等.廢棄農(nóng)藥廠污染場地土壤浸出液的急性毒性和遺傳毒性篩查[J].生態(tài)毒理學報，2017，12（6）：223-232.

[13] 生態(tài)環(huán)境部，國家市場監(jiān)督管理總局.土壤環(huán)境質量 農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）：GB 15618—2018[S].北京：中國環(huán)境科學出版社，2018.

[14] 韋東普.應用發(fā)光細菌法測定我國土壤中銅、鎳毒性的研究[D].北京：中國農(nóng)業(yè)科學院，2010：16-18.

[15] 周上洋，趙建亮，黃國勇，等.重金屬 Zn、Cu 和Hg 對基因重組發(fā)光菌的綜合毒性及其聯(lián)合效應[J].華南師范大學學報（自然科學版），2018，50（1）：33-37.

[16] 張傳琦.土壤中重金屬砷、鎘、鉛、鉻、汞有效態(tài)浸提劑的研究[D].合肥：安徽農(nóng)業(yè)大學，2011：31-37.

[17] 陳齊，鄧瀟，陳珊，等.典型土壤不同提取態(tài)Cd與水稻吸收累積的關系[J].環(huán)境科學，2017，38（6）：2538-2545.

[18] MCBRIDE M B.Cadmium uptake by crops estimated from soil total cd and pH[J].Soil science，2002，167（1）：62-67.

[19] 陳靜，劉榮輝，陳巖贄，等.重金屬污染對土壤微生物生態(tài)的影響[J].生命科學，2018，30（6）：667-672.

[20] 韋東普，馬義兵，陳世寶，等.發(fā)光細菌法測定環(huán)境中金屬毒性的研究進展[J].生態(tài)學雜志，2008，27（8）：1413-1421.

[21] 姜超強，董建江，徐經(jīng)年，等.改良劑對土壤酸堿度和烤煙生長及煙葉中重金屬含量的影響[J].土壤，2015，47（1）：171-176.

[22] HALE B，EVANS L，LAMBERT R.Effects of cement or lime on Cd，Co，Cu，Ni，Pb，Sb and Zn mobility in field-contaminated and aged soils[J].Journal of hazardous materials，2012，199/200：119-127.

[23]? 姜志翔，鄭浩，李鋒民，等.生物炭技術緩解我國溫室效應潛力初步評估[J].環(huán)境科學，2013，34（6）：2486-2492.

[24] 馮敬云，聶新星，劉波，等.鎘污染農(nóng)田原位鈍化修復效果及其機理研究進展[J].農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學報，2021，38（5）：764-777.

[25] 劉阿梅，向言詞，田代科，等.生物炭對植物生長發(fā)育及重金屬鎘污染吸收的影響[J].水土保持學報，2013，27（5）：193-198，204.

[26] PARK J H，LAMB D，PANEERSELVAM P，et al.Role of organic amendments on enhanced bioremediation of heavy metal（loid） contaminated soils[J].Journal of hazardous materials，2011，185（2/3）：549-574.

[27] 張麗，侯萌瑤，安毅，等.生物炭對水稻根際微域土壤Cd生物有效性及水稻Cd含量的影響[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報，2017，36（4）：665-671.

[28] 遲蓀琳，徐衛(wèi)紅，熊仕娟，等.不同鎘水平下納米沸石對土壤 pH、CEC及Cd形態(tài)的影響[J].環(huán)境科學，2017，38（4）：1654-1666.