全 文 ：收稿日期：2008 - 12 - 12 录用日期：2009 - 01 - 11
基金项目：国家自然科学基金项目 （No. 20677077；No. 40620120436）；国际铜业协会、国际镍协会和澳大利亚力拓矿业集团资助
作者简介：张洪涛（1980—），男，硕士研究生；*通讯作者（Corresponding author），E-mail: liujifang@mail.caas.net.cn
2009 年 第 4 卷
第 4 期，569-576
生 态 毒 理 学 报
Asian Journal of Ecotoxicology
Vol. 4, 2009
No. 4, 569-576
西红柿镍毒害的土壤主控因子和预测模型研究
张洪涛，李波，刘继芳 *，马义兵，韦东普
中国农业科学院农业资源与农业区划研究所 农业部植物营养与养分循环重点实验室，北京 100081
摘要：选取我国有代表性的 17 种土壤，运用生态毒理学方法研究了土壤中外源镍（Ni）对西红柿的毒性，结果发现土
壤中外源 Ni 对西红柿的生长毒性主要受土壤 pH 值、有机碳含量的影响 . 在供试淋洗（使用模拟的人工雨水滤洗定
量的土壤样品）和非淋洗土壤中，Ni 对西红柿生物量 50%抑制的毒性阈值（EC50）范围分别从 11mg·kg -1 到932mg·kg -1
和从 7mg·kg-1 到 2055mg·kg-1，其最大值和最小值比例分别达到了 85 和 294 倍 . 土壤 pH 值是土壤中 Ni 对西红柿生
长毒性的主控因子，进一步引入土壤有机碳因子时，淋洗和非淋洗土壤理化性质和 EC50之间回归方程的决定系数 R2
由 0.853 和 0.743 分别提高到了 0.925 和 0.824. 利用土壤性状（土壤 pH 值、有机碳含量）可以较好地预测土壤中外
源 Ni 对西红柿生长的毒性阈值 .
关键词：镍；植物毒性；土壤性质；淋洗；西红柿
文章编号：1673 - 5897（2009）4 - 569 - 08 中图分类号：X53 文献标识码：A
Major Soil Factors Controlling Nickel Toxicity to Tomato in a Wide
Range of Chinese Soils and the Predictable Models
ZHANG Hong-tao，LI Bo，LIU Ji-fang*，MA Yi-bing，WEI Dong-pu
Ministry of Agriculture Key Laboratory of Plant Nutrition and Nutrient Cycling, Institute of Agricultural Resources and Regional
Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Beijing 100081
Received 12 December 2008 accepted 11 January 2009
Abstract：The influence of soil properties on extraneous Ni toxicity to tomato shoot growth was investigated in a wide
range of Chinese soils （17 soils）using ecotoxicology methods. Results showed that the Ni toxicity to tomato was mainly
controlled by the soil pH and soil organic carbon content. The effective concentration of added Ni causing 50% inhibition
（EC50）ranged from 11 to 932mg·kg -1 in leached soils which were leached using artificial rain water, and from 7 to
2055mg·kg -1 in unleached soils for the tomato test, respectively, and the ratios of maximum to minimum of EC 50 for
leached soils and unleached soils were 85 and 294 . Soil pH was the main factor controlling the toxicity of Ni in these
soils . When taking into account the effect of soil organic carbon content on EC50 values, determination coefficients（R2）of
the regression models between soil physico -chemical properties and EC50 values were increased from 0.743 to 0.824 in
unleached soils and from 0.853 to 0.925 in leached soils , respectively. It was demonstrated that using soil properties, like
pH, organic carbon content as indicators could predict the toxicity of extraneous Ni in soils to tomato shoot growth.
Keywords：nickel；phytotoxicity；soil properties； leaching； tomato
生 态 毒 理 学 报 第 4 卷
1 引言（Introduction）
镍（Ni）有许多工业用途，包括电镀、电池制
造、不锈钢和硬币生产等 . 随着工业的不断发展，
Ni 也越来越多地被释放到了环境中，引起了大气、
水、土壤环境中 Ni 的累积 . 因此研究 Ni 在土壤环
境中的化学行为和环境效应变的尤为重要 . 目前
土壤重金属环境质量标准主要建立在重金属总量
的基础上，大量的研究表明，重金属总量并不能很
好地预测重金属生物有效性和毒性，而且以往的
研究常常忽视了土壤理化性质对重金属生物有效
性的影响（Van Gestel et al. , 1995；Wallace et al . ,
1977；Sauerbeck , 1991；Sauerbeck and Hein , 1991；
Weng et al . , 2003；2004）. 因此需要针对不同重金
属开展研究，并且要对土壤理化性质对重金属生
物有效性的影响进行深入探讨 . 进入土壤后的 Ni
其有效性会受到多种土壤因子的影响 . Wallace 等
（1977）在研究 Ni 植物毒害与土壤 pH 处理和螯合
剂的关系时发现土壤 pH 值是影响植物对 Ni 吸收
的主控因子 . Weng 等（2003）用燕麦研究 Ni 的生
物有效性和植物毒害时同样发现 pH 值是 Ni 植物
毒性的主要影响因素 . Echevarria 等（2006）对 Ni 生
物有效性的研究结果表明，土壤 pH 值是影响 Ni
生物有效性的主控因素 . 然而，Rooney 等（2007）采
用 16 种不同性质的欧洲土壤研究 Ni 对西红柿生
长的影响时发现，土壤中阳离子交换量是影响 Ni
毒性的关键因子 . 马建军等（2008）对河北省农田
土壤中有效态 Ni 的研究发现，有机质含量是影响
Ni 有效性的主要因子 . 目前，有关土壤理化性质对
Ni 植物毒性的影响尚未形成统一的认识，需要做
进一步的研究 .
目前利用植物毒理学指标作为土壤重金属污
染生态风险评价终点的方法已经标准化并被许多
国家和组织采用 （OECD , 2003；ISO , 2005；U.S.
EPA , 1996）. 本研究选取代表我国土壤性质分布
的 17 个土壤样品，以西红柿为供试植物，通过检
测植物毒理学指标比较了淋洗处理对 Ni 污染土壤
中西红柿生物量毒性阈值的影响并确定了土壤主
控因子和 Ni 毒性阈值之间的量化表征关系，为我
国土壤 Ni环境质量的生态风险评估提供了基础依据 .
2 材料与方法（Materials and methods）
2.1 实验材料
2.1.1 主要试剂和仪器
试剂：NiCl2·2H2O、CaCl2·2H2O、Ca（NO3）2·4H2O、
MgCl2·6H2O、Na2SO4、KCl、NH4NO3、KNO3 和 KH2PO4
均为国产分析纯试剂 .
仪器：电感耦合等离子原子发射光谱仪（ICP -
OES），原子吸收光谱仪（AAS）.
2.1.2 供试植物和土壤
植物：西红柿种子（美粉一号）购自北京嘉禾种
业有限公司 .
土壤：根据全国土壤 pH 值和有机质分布规律，
选取全国 17个位点的典型土壤，所有土样风干后均
过 2mm的尼龙筛，样点及土壤基本理化性质见表 1.
2.2 试验方法
2.2.1 非淋洗土壤样品的制备
根据不同的土壤 pH 值，添加不同浓度的 Ni
（烘干基），具体添加方法如下：pH 值<5 时，Ni 的
添加量分别为 0、12.5、25、50、100、200、400、800mg·
kg -1；pH 值为 5 ~7 时，Ni 的添加量分别为 0、25、
50、100、200、400、800、1600mg·kg -1；pH 值>7 时，Ni
的添加量分别为 0、37.5、75、150、300、600、1200、
2400mg·kg -1. 取添加 Ni 的所有土壤处理样品各
5kg，保持最大持水量的 100%培养 2d 后，风干，过
2mm 的尼龙筛，保存 . 用 ICP-OES 测定土壤中 Ni
的准确剂量（Zarcinas et al . , 1996）.
2.2.2 淋洗土壤样品的制备
淋洗即使用模拟的人工雨水滤洗定量的土壤
样品 . 淋洗土壤样品的制备参考 Oorts 等（2006）的
方法，用 pH 值为 5.9 的淋洗液（CaCl2 5×10 -4mol·
L-1、Ca（NO3）2 5×10-4mol·L-1、MgCl2 5×10-4mol·L-1、
Na2SO4 10-4mol·L-1和 KCl 10-4mol·L-1）7L（注入体
积相当于花盆内土样的 2 倍空隙体积），淋洗各添
加 Ni 处理的土壤样品（5kg 样品），可减少重金属
Ni 试剂添加时所伴随的阴离子盐害 . 记录淋洗液
体积并收集 50mL 淋洗液 . 用ICP-OES 测定淋洗后
土壤中所含 Ni 的准确剂量，用 AAS 测定淋洗液中
Ni 的含量（Zarcinas et al . , 1996）.
570
第 4 期 张洪涛等：西红柿镍毒害的土壤主控因子和预测模型研究
2.3 西红柿生长试验方法
取风干的非淋洗或淋洗土壤样品（650g）放到
植物生长盆内（3 组重复），保持成田间土壤的紧实
度，加入土样最大持水量 60%的去离子水，培养 7d
后，种植培育发芽（胚根<3mm）的西红柿种子，放
到温室内生长，白天温度为 28~36℃，持续 14~
16h，夜间温度为 16~26℃，持续 8~10h，整个试验
过程中用去离子水添加的土壤含水量为最大持水
量的 60%~70%. 为了防止一些土壤样品中可能缺
乏植物所需的营养元素，在植物生长期分 3 个阶
段将稀释的营养液添加到所有的土壤样品中，每
盆 150mL 营养液（6mmol·L -1 NH4NO3、6mmol·L -1
KNO3 和 2mmol·L -1 KH2PO4）. 21d 后取西红柿茎
叶放入烘箱（70℃），烘 48h 后立刻称西红柿地上
部的生物量（ISO , 2005）.
2.4 统计分析
采用 log -logistic 曲线（Haanstra et al . , 1985；
Doelman and Haanstra , 1989） 来拟合土壤外源 Ni
剂量-效应数据，通过 Microsoft Office Excel 软件来
完成 . log-logistic 曲线如下：
Y = Y01+eb（X-M） （1）
式中，Y 代表西红柿的干物重；X 为实际添加的 Ni
浓度以 10 为底的对数；Y0、M 与 b 为方程拟合的参
数；M=log10（EC50），EC50为西红柿生物量为对照的
50%时土壤中添加 Ni 的浓度 . 对照土壤中重金属
剂量很少，设定为 0.01mg·kg -1 以便在曲线拟合前
转换对数 . 通过检验残差的分布及残差和拟合值
的关系来验证模型的适合性 . 根据 Haanstra 等
（1985）的方法可以从拟合曲线参数求得与对照相
比西红柿地上部干物重减少 10%、20%和 50%
（EC10、EC20 和 EC50） 及其 95%置信区间时 Ni 的剂
量 . 无观察效应浓度（NOEC：与对照相比没有显著
减少测试最终指标时土壤中加入 Ni 的最高浓度，
p<0.05）通过变量分析和 LSD 检验确定 . 用单因素
和多因素回归分析确定 ECx（x 为 10、20 或 50）值
与土壤理化性质之间的关系 .
采用 Schabenberger 等（1999）的 Hormesis 曲线
拟合低剂量毒物刺激效应（Hormesis），通过 Tablecurve
2D V5.01 软件来完成 . Hormesis 曲线如下：
Y= a+bX
1+ k100-k +
100
100-kk kbcak kedln（X/c）
（2）
式中，Y 代表西红柿的干物重；X 为实际添加的 Ni
浓度；a、b、c 和 d 为方程 2 的 4 个参数，当 k 等于
50、20 和 10 时，参数 c 便为 EC50、EC20 和 EC10 的
值，参数 c 的预测区间为毒性阈值的 95%置信区
表 1 17种供试土壤的基本理化性质
Table 1 Selected properties of the soils used in tomato growth toxicity test
地点 土壤类型
Ni含量
/（mg·kg-1） pH
EC
/（μS·cm-1）
CEC
/（cmol+·kg-1）
有机碳含量
/%
总氮
/%
碳酸钙
/%
土壤粘粒
（<2μm）/%
海口 砖红壤 118.1 4.9 110.8 8.7 1.5 0.12 ─ 66.1
祁阳 红壤 21.4 5.3 74.1 7.5 0.9 0.09 ─ 46.1
广州 水稻土 4.8 7.3 136.7 8.3 1.5 0.13 0.2 25.3
嘉兴 水稻土 31.2 6.7 158.8 19.3 1.4 0.15 ─ 41.2
杭州 水稻土 27.4 6.8 203.3 12.8 2.5 0.25 ─ 38.9
重庆 紫色土 27.2 7.1 71 22.3 1 0.09 ─ 27.3
杨凌 垆土 24.9 8.8 83.2 8.5 0.6 0.08 8.9 27.5
郑州 潮土 17.2 8.9 108.7 8.5 1.6 0.07 0.2 16.3
张掖 灌漠土 46.8 8.9 151.8 8.1 1 0.1 7.8 19.6
德州 潮土 19.9 8.9 111.8 8.3 0.7 0.08 6.2 17.6
廊坊 潮土 13.7 8.8 5.7 6.4 0.6 0.06 2.4 10.1
石家庄 褐土 22.4 8.2 302 11.7 1 0.11 3.8 21.4
灵山 棕壤 18.3 7.5 92.5 22.7 4.3 0.37 4.3 19.9
呼伦贝尔 黑钙土 20.3 7.7 888 22.7 2.7 0.25 0.3 37.1
乌鲁木齐 灰漠土 18.6 8.7 226.5 10.3 0.9 0.1 5.1 25.3
公主岭 黑土 25.6 7.8 146.9 28.8 2.2 0.2 0.3 44.6
海伦 黑土 26 6.6 153 33.6 3 0.25 ─ 40.4
注：EC为电导率；CEC为阳离子交换量；土壤pH值和电导率在土水比为 1:5条件下测定（Rayment and Higginson, 1992）；阳离子交换量使
用非缓冲的硫脲银方法测定（Pleysier and Juo, 1980）；有机碳含量以总碳与无机碳含量之差获得（Sherrod et al., 2002；Matejovic, 1997）；总氮通
过氮气的导热系数检测；土壤质地通过沉降法测定（Bowman and Hutka, 2002）
571
生 态 毒 理 学 报 第 4 卷
在祁阳红壤、广州水稻土和石家庄褐土的土壤
上，由于与对照相比最低 Ni 添加剂量显著降低了
地上部生物量，无法求得 NOEC. 其余土壤样品求
得了 NOEC，NOEC 值从 6mg·kg -1 到 287mg·kg -1，
不同土壤性质的 NOEC 的最大值和最小值的比例
达到了 48 倍（表 2）.
3.1.2 淋洗土壤毒性阈值
在张掖灌漠土的土壤上，西红柿地上部生物量
数据无法拟合成剂量-效应曲线，并且在杨凌垆土、
郑州潮土、德州潮土、石家庄褐土和乌鲁木齐灰漠
土的土壤上，西红柿地上部生物量数据也没有拟
合到良好的剂量-效应曲线 . 其余土壤上随着外源
Ni 添加剂量的逐渐增大，西红柿地上部生物量逐
间，b 为低剂量增加的初加速率 .
3 结果与分析（Results and analysis）
3.1 Ni 的毒性阈值
3.1.1 非淋洗土壤毒性阈值
与土壤对照相比，随着外源 Ni 添加剂量的逐
渐增大，西红柿地上部的生物量逐渐减小 . 如图 1
所示，17 个土壤的外源 Ni 剂量 -效应曲线拟合得
非常好 . 结果表明，在不同性质的土壤上，Ni 对西
红柿生长的毒性阈值差异较大，EC50值从 7mg·kg-1
到 2055mg·kg-1，EC20值从 6mg·kg-1到 874mg·kg-1，
EC10 值从 3mg·kg -1 到 734mg·kg-1，不同土壤性质
的 EC50、EC20 和 EC10 最大值与最小值的比例分别
达到 294、146 和 245 倍（表 2）.
140
120
100
80
60
40
20
0
●
荩
海口 A
海口 B
祁阳 A
祁阳 B
西
红
柿
茎
叶
相
对
干
重
To
m
at
o
re
la
tiv
e
dr
y
w
ei
gh
t/%
● ●●
●●
●●●
●●
●
荩
荩
荩
荩荩荩荩 荩
●●
●●●●
●
●●
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●
荩
灵山 A
灵山 B
海伦 A
海伦 B
荩
荩荩荩
荩
荩
荩
●
荩
廊坊 A
廊坊 B
石家庄 A
石家庄 B
●● ●●●
● ●
●
●
荩
荩荩荩荩荩
荩
荩
荩荩
荩
●
荩
呼和浩特 A
呼和浩特 B
乌鲁木齐 A
乌鲁木齐 B
●
●●
●●
●
●●
●
●
●
荩荩 荩荩
荩荩
荩
荩
荩
荩荩
荩
●吉林 A
吉林 B
● ●●●
●●
●●
●●●
●
荩
杨凌 A
杨凌 B
郑州 A
郑州 B
●● ●●●●●●
●
●
●●
荩荩荩 荩荩 荩荩
荩
荩荩
荩
●
荩
张掖 A
德州 A
德州 B
●● ●
●●●
●
●
●
●●
荩
荩荩荩荩
荩荩荩荩
荩荩
荩
●
荩
杭州 A
杭州 B
重庆 A
重庆 B
140
120
100
80
60
40
20
0
140
120
100
80
60
40
20
0
●●
●
●
●
●
●●
●
●
荩荩 荩荩荩荩
荩荩
荩
荩荩
●
荩
嘉兴 A
嘉兴 B
广州 A
广州 B
● ●
●●●● ●
●●●
荩
荩
荩
荩荩
荩
荩
荩荩
10-2 10-1 100 101 102 103 104 105 10-2 10-1 100 101 102 103 104 105 10-2 10-1 100 101 102 103 104 105
外源镍的剂量
Extraneous nickel/（mg·kg-1）
图 1 Ni影响西红柿生长的效应曲线
（A代表非淋洗的土壤；B代表淋洗的土壤. 土壤中外源 Ni的测定浓度为土壤中 Ni的测定浓度减去土壤中 Ni的背景浓度）
Fig.1 Dose-response curves for the tomato shoot growth test in Chinese soils
（A and B represented unleached and leached soil, respectively. The concentration of extraneous nickel in soils is that the concentration of
measured nickel in the soils minus the concentration of ambient nickel in the soils）
572
第 4 期 张洪涛等：西红柿镍毒害的土壤主控因子和预测模型研究
渐减小. 由表 2 可知淋洗土壤上的 EC50值从11mg·
kg -1 到 932mg·kg -1，EC20 值 从 10mg·kg -1 到
2192mg·kg-1，EC10值从 10mg·kg-1到 2104mg·kg-1，
EC50、EC20和 EC10值的最大值与最小值的比例分别
达到 85、219 和 210 倍 .
在海口砖红壤、祁阳红壤、嘉兴水稻土、重庆紫
色土和郑州潮土的土壤上无法求得 NOEC，其余的
土壤上 NOEC 值从 60mg·kg -1 到 1186mg·kg -1，不
同土壤性质的 NOEC 的最大值与最小值的比例达
到了 20 倍（表 2）.
3.1.3 淋洗和非淋洗土壤处理的 Ni 毒性阈值比较
由于 EC50 的预测值相对于 EC20、EC10 和 NOEC
更加精确，本文主要比较淋洗和非淋洗两种处理土
壤上 EC50的差异. 由表 2 可知，在杨凌垆土、郑州
潮土、张掖灌漠土、德州潮土、石家庄褐土和乌鲁木
齐灰漠土土壤上淋洗处理后没能通过数据拟合获
得 EC50值，可能与碱性土壤和石灰性土壤有关，具
体机理有待进一步研究 . 在中性土壤上的 EC50值，
淋洗土壤明显高于非淋洗土壤 . 在酸性土壤上，淋
洗土壤和非淋洗土壤的 EC50值没有明显变化 .
3.2 土壤主控因子和回归模型预测
用 SPSS 11.5 软件分析 Ni 的毒性阈值（ECx和
NOEC，表 2）与土壤理化性状（表 1）之间的关系，可
得出简单和多元回归方程（表 3）. 由表 3 可知，在简
单回归方程里，土壤 pH 既可以很好地预测非淋洗
土壤的 ECx 和 NOEC 模型变异，并且可以控制
NOEC 模型变异的 49.2%，也可以很好地预测淋洗
土壤的 EC50、EC20和 EC10模型变异，并且分别可以
控制 EC20 模型变异的 85%和 EC10 模型变异的
71.7%；CaCO3 可以控制淋洗土壤 NOEC 模型变异
的 70.2%. 在多元回归方程里，引入第二个因子有机
碳 Org-C 可以进一步提高回归模型的变异系数 . 非
淋洗土壤上的 EC50 模型变异系数从 74.3%提高到
82.4%，EC20 模型变异系数从 69.1%提高到 78.0%，
EC10 模型变异系数从 62.2%提高到 71.8%. 淋洗土
壤上的 EC50模型变异系数从 85.3%提高到 92.5%.
从图 2 可以看出，来源于回归方程 2 和 9 的
EC50预测值和真实值之间的相关性很好，无论是对
非淋洗 EC50的预测还是对淋洗 EC50的预测都完全
位于 3 倍阈值范围之内 .
表 2 17种土壤上 Ni对西红柿生长的毒性阈值（mg·kg-1）
Table 2 Toxicity thresholds（mg·kg-1）for Ni added to soil derived from the tomato shoot growth for the 17 Chinese soils studied
地点
非淋洗 淋洗
NOEC EC10 95%CI EC20 95%CI EC50 95%CI NOEC EC10 95%CI EC20 95%CI EC50 95%CI
海口 6 3 1~7 8 4~15 38 24~60 ─ 12 6~25 19 11~34 43 31~59
祁阳 ─ 6 0.03~980 6 0.5~82 7 1~41 ─ 10 2~51 10 3~30 11 10~12
广州 b ─ 25 10~58 48 25~95 153 102~230 60 98 57~169 148 99~220 297 226~391
嘉兴 13 120 99~146 139 119~162 178 155~204 ─ 108 77~151 123 99~152 152 141~163
杭州 ab 70 119 101~140 140 125~157 185 170~202 93 175 126~242 200 152~263 253 207~309
重庆 67 63 55~72 82 74~90 127 119~136 ─ 118 90~154 137 113~167 179 130~247
杨凌 b 252 678 569~808 809 708~924 1095 1014~1182 1186 2104 395~11205 2192 933~5145 Notfit
郑州 287 399 268~594 730 562~949 2055 1755~2406 ─ 158 24~1061 806 313~2078 Notfit
张掖 28 146 64~328 203 110~373 358 249~514 Notfit
德州 133 305 166~560 514 335~787 1251 1018~1538 283 491 111~2163 1681 884~3195 Notfit
廊坊 69 734 517~1042 874 682~1119 1176 1057~1309 153 441 350~557 582 491~689 932 854~1019
石家庄 ─ 341 236~492 460 351~603 766 639~917 636 903 527~1547 1790 1373~2334 Notfit
灵山 b 105 349 199~614 420 286~617 575 516~639 187 593 523~673 650 595~710 760 688~840
呼伦贝尔 58 78 35~173 136 74~249 350 247~498 69 134 84~215 207 145~297 435 352~537
乌鲁木齐 b 37 45 23~88 89 54~148 290 220~383 601 717 86~5975 Notfit
公主岭 125 211 165~271 316 264~378 630 563~705 252 455 385~537 558 492~632 790 728~858
海伦 b 22 149 115~194 193 160~233 300 265~340 111 199 24~1675 206 67~638 220 123~394
注：NOEC为西红柿地上部生物量与对照比较没有显著减少时土壤中添加 Ni的最大剂量；EC10、EC20与 EC50分别为与对照相比西红柿地
上部生物量减少 10%、20%与 50%时土壤中添加 Ni的剂量；—表示无法求得在土壤中添加 Ni的最小剂量引起指标显著减少时的数据；a表
示西红柿生长在非淋洗的土壤上具有 Hormesis效应；b表示西红柿生长在淋洗的土壤上具有 Hormesis效应；95% CI为毒性阈值 95%的置信
区间
573
生 态 毒 理 学 报 第 4 卷
4 讨论（Discussion）
4.1 土壤主控因子
在研究 Ni对西红柿的毒性阈值（ECx和 NOEC）
与我国土壤理化性状（土壤 pH 值、土壤有机碳含
量、阳离子交换量、土壤粘粒含量等）之间的关系中
发现，非淋洗的土壤性质对 Ni 毒性影响非常显著，
淋洗后土壤性质的变化也明显影响 Ni 毒性阈值的
变化. 因此，土壤性质对土壤中 Ni 的有效性有着重
要的影响 . 影响非淋洗土壤中 Ni 毒性阈值变化的
最主要因子为土壤 pH 值，其次为土壤有机碳含量
（Org-C）或阳离子交换量（CEC），影响淋洗土壤中
Ni毒性阈值变化的最主要因子为土壤 pH 值或是碳
酸钙含量（CaCO3），其次为土壤有机碳含量 . Weng
等（2003；2004）的试验结果也表明土壤 pH值是影响
Ni对植物有效性的主控因子，本研究结果与其一致.
4.2 淋洗的作用
淋洗可以模拟田间试验，因此，在比较实验室和
田间试验研究结果时进行土壤毒理试验要考虑淋洗
处理的作用 . 土壤中添加 Ni 盐后可以引起pH 值的
降低，但是淋洗可以使降低的 pH 恢复，也可以降低
因添加 Ni盐而增加的土壤溶液中盐分的含量，添加
Ni 后土壤 pH 相对以前最多下降了 0.75 个单位
（Oorts et al., 2007）. 本试验测定的土壤参数数据显
示添加 Ni 后土壤 pH 相对以前下降了 0.3 到 2.2
编号 回归方程 决定系数 R2 显著性水平 p 均方根误差 RMSE
非淋洗土壤
1 Log（EC50）=0.420pH-0.701 0.743 <0.001*** 0.318
2 Log（EC50）=0.459pH+0.178Org-C-1.281 0.824 <0.001*** 0.02* 0.272
3 Log（EC20）=0.422pH-0.992 0.691 <0.001*** 0.363
4 Log（EC20）=0.464pH+0.194Org-C-1.626 0.78 <0.001*** 0.03* 0.316
5 Log（EC10）=0.422pH-1.160 0.622 <0.001*** 0.423
6 Log（EC10）=0.46pH+0.025CEC-1.816 0.718 <0.001*** 0.05* 0.378
7 Log（NOEC）=0.275pH-0.368 0.492 0.005** 0.352
淋洗土壤
8 Log（EC50）=0.472pH-0.947 0.853 <0.001*** 0.257
9 Log（EC50）=0.454pH+0.165Org-C-1.141 0.925 <0.001*** 0.02* 0.184
10 Log（EC20）=0.503pH-1.289 0.85 <0.001*** 0.272
11 Log（EC10）=0.426pH-0.887 0.717 <0.001*** 0.344
12 Log（NOEC）=0.116CaCO3+1.997 0.702 0.001*** 0.243
表 3 基于土壤主控因子和 Ni对西红柿生长毒性阈值的简单和多元回归方程
Table 3 Simple and multiple linear regressions for 17 unleached and leached soil from tomato growth test between Ni toxicity
thresholds and soil properties
注：pH为土壤 pH值；Org-C为土壤有机碳含量；CaCO3为碳酸钙含量；CEC为阳离子交换量；*：5%水平显著；**：1%水平显著；***：1‰
水平显著
图 2 实测 Ni对西红柿生长的毒性阈值和预测 Ni的毒性阈
值之间的相关性（a与 b的预测值分别来自表 3中的方程 2和 9；
a代表非淋洗的 EC50；b代表淋洗的 EC50；实线代表 1:1的直线；
虚线代表 3倍的预测区间）
Fig.2 Measured Ni toxicity thresholds versus predicted Ni
toxicity thresholds for tomato growth test using regression
Eqns 2（Table 3, Fig.2a）and 9（Table 3, Fig.2b）（The a and b
represented unleached and leached EC50, respectively; the solid line
indicated a perfect match between predicted values and measured
values; the dashed lines indicated a factor 3 difference between
predicted and measured values）
★
★
★★
★
★
★★
★★★
★
★
★
a
104
103
102
101
预
测
镍
EC
50
Pr
ed
ic
te
d
N
iE
C 5
0
/（
m
g·
kg
-1 ）
104
103
102
101
★
★
★★
★★
★
★★★
101 102 103 104
b
实测镍 EC50
Measured Ni EC50 /（mg·kg-1）
574
第 4 期 张洪涛等：西红柿镍毒害的土壤主控因子和预测模型研究
个单位 . 通过对淋洗液中 Ni 浓度的检测发现淋洗
强度主要和土壤 pH 值有关 . 淋洗处理明显降低了
Ni 在高 pH 值土壤（杨凌、郑州、张掖、德州、石家
庄和乌鲁木齐）中的毒性，原因可能是由于淋洗降
低了 Ni 在这些土壤中的总浓度，同时也降低了 Ni
在这些土壤中的水溶解态浓度 . 另外，淋洗处理也
在一定程度上降低了 Ni 在中、酸性土壤中的毒性 .
4.3 低剂量毒物刺激作用
西红柿生长的低剂量毒物刺激效应（Hormesis），
即添加低浓度的毒物对西红柿生长产生了刺激作
用 , 使茎叶生物量大于对照生物量的效应 . 在本试
验中非淋洗的杭州土壤上西红柿的茎叶生长显示
出低剂量毒物刺激效应，同时在淋洗的杭州、广
州、灵山、杨凌、乌鲁木齐和海伦土壤上西红柿的
茎叶生长也显示出低剂量毒物刺激效应 . 在其他
11 种土壤上没有显示出低剂量毒物刺激效应 . 目
前，低剂量毒物刺激效应发生的毒理学机制尚存
在争议（王东红等，2004），有待进一步研究 .
4.4 回归模型的验证
为了验证回归模型的普遍适用性，将 Thakli 等
（2006）和 Rooney 等（2007）通过西红柿生长试验得
出的 Ni 毒性阈值与欧洲土壤理化性状的基本数据
（由于 Zegveld 土壤有机碳含量过高，因此不参与
回归方程 2 的模型验证） 代入本试验所得出的回
归方程 2（表 3），结果发现本研究的回归预测模型
同样能够很好地预测欧洲土壤的 Ni 毒害阈值（R2=
0.7925）（图 3）.
本试验证明了利用土壤性质（土壤 pH 值和有
机碳含量）可以较好地预测土壤中 Ni 对西红柿生
长的毒性阈值，这为我国 Ni 污染物土壤环境质量
标准的制定和土壤生态风险评价提供了一定的科
学依据 .
致谢：感谢国家自然科学基金、国际铜业协会、国际镍协
会和澳大利亚力拓矿业集团资助 . 实验土壤采样工作由
国家长期土壤肥力试验站及省级农科院土肥所完成，土
壤基本物理化学性质由澳大利亚联邦科工组织土地与
水资源部完成，在此表示感谢 .
通讯作者简介：刘继芳，博士，中国农业科学院农业资源
与区划研究所研究员，主要从事环境与可持续发展研究 .
References
Bowman G M, Hutka J. 2002 . Particle size analysis ［A］. / /
McKenzie N, Coughlan K, Cresswell H. Soil Physical
Measurement and Interpretation for Land Evaluation［C］. Victoria:
CSIRO Publishing, 224-239
Doelman P, Haanstra L. 1989. Short -and long -term effects of
heavy metals on phosphatase activity in soils : an ecological dose
response model approach ［J］. Biology and Fertility of Soils , 8
（3）: 235-241
Echevarria G, Massoura S T, Sterckeman T, Becquer T,
Schwartz C, Morel J L. 2006. Assessment and control of the
bioavailability of nickel in soil ［J］. Environmental Toxicology
and Chemistry , 25（3）: 643-651
Haanstra L, Doelman P, Oude Voshaar J H. 1985. The use of
sigmoidal dose response curves in soil ecotoxicological research
［J］. Plant and Soil , 84（2）: 293-297
ISO. 2005. 11269 -2（2nd edition） Soil Quality -Determination of
the Effects of Pollutants on Soil Flora -Part 2 : Effects of
Chemicals on the Emergence and Growth of Higher Plants［S］.
Geneva: International Organization for Standardization
Janssen C R, De Schamphelaere K, Heijerick D, Muyssen B,
Lock K, Bossuyt B, Vangheluwe M, Van Sprang P. 2000.
Uncertainties in the environmental risk assessment of metals［J］.
Human and Ecological Risk Assessment , 6（6）: 1003-1008
Ma J J, Yu F M, Zhu J T, Liu Y Y, Du B. 2008 . Available
Ni contents of farmland soils in Hebei province［J］. Ecology and
Environment , 17（3）: 1028-1031（in Chinese）
Matejovic I . 1997. Determination of carbon and nitrogen in
samples of various soils by the dry combustion［J］. Communications
in Soil Science and Plant Analysis , 28（17-18）: 1499-1511
OECD（Organization for Economic Cooperation and Development）.
2003. Guideline for the Testing of Chemicals: Terrestrial Plant
Test 208: Seedling Emergence and Seedling Growth Test（draft
document）［S］. Paris , France: OECD
Oorts K, Bronckaers H, Smolders E. 2006. Discrepancy of the
图 3 利用回归方程 2（表 3）预测的欧洲土壤中 Ni的环境阈
值与实际测定值的比较
Fig.3 Measured toxicity thresholds versus predicted toxicity
thresholds for tomato growth tests derived from regression Eqn
2（Table 3）in the European soils
◆
◆
◆
◆◆
◆
◆
4
3
2
1
0
1 2 3
预
测
Lo
g 1
0（
EC
50）
Pr
ed
ic
te
d
Lo
g 1
0（
EC
50）
测定 Log10（EC50）
Measured Log10（EC50）
y = 1.4334x - 0.9599
R2 = 0.7925
p < 0.05
575
生 态 毒 理 学 报 第 4 卷
microbial response to elevated copper between freshly spiked and
long -term contaminated soils ［J］. Environmental Toxicology and
Chemistry, 25（3）: 845-853
Oorts K, Ghesquiere U, Smolders E. 2007 . Leaching and aging
decrease nickel toxicity to soil microbial processes in soils freshly
spiked with nickel chloride ［J］. Environmental Toxicology and
Chemistry, 26（6）: 1130-1138
Pleysier J L, Juo A S R. 1980. A single -extraction method using
silver - thiourea for measuring exchangeable cations and effective
CEC in soils with variable charges ［J］. Soil Science, 129（4）:
205-211
Rayment G E, Higginson F R. 1992 . Ion -exchange properties
［A］. / / Rayment G E, Higginson F R. Australian Laboratory
Handbook of Soil and Water Chemical Methods ［C］. Melbourne
VIC, Australia: Inkata Press , 137-194
Rooney C, Zhao F J, McGrath S P. 2007. Phytotoxicity of
nickel in a range of European soils : Influence of soil properties ,
Ni solubility and speciation ［J］. Environmental Pollution, 145
（2）: 596-605
Sauerbeck D R. 1991. Plant element and soil properties governing
uptake and availability of heavy metals derived from sewage
sludge［J］. Water , Air , & Soil Pollution, 57-58（1）: 227-237
Sauerbeck D R, Hein A. 1991 . The nickel uptake from different
soils and its prediction by chemical extractions ［J］. Water , Air ,
& Soil Pollution, 57-58（1）: 861-871
Schabenberger O, Tharp B E, Kells J J , Penner D. 1999 .
Statistical tests for hormesis and effective dosages in herbicide
dose response［J］. Agronomy Journal , 91（4）: 713-721
Sherrod L A, Dunn G, Peterson G A, Kolberg R L . 2002 .
Inorganic carbon analysis by modified pressure -calcimeter method
［J］. Soil Science Society of America Journal , 66（1）: 299-305
Thakali S, Allen H E, Di Toro D M, Rooney C P, Zhao F J,
Mcgrath S P, Criel P, Eeckhout H V, Janssen C R, Oorts K,
Smolders E. 2006. Terrestrial biotic ligand model . 2 . Application
to Ni and Cu toxicities to plants , invertebrates , and microbes in
soil［J］. Environmental Science & Technology, 40（22）: 7094-
7100（Supporting Information）
U.S. EPA. 1996. 712-C-96-347 Ecological Effects Test Guidelines .
OPPTS 850.4230 . Early Seedling Growth Toxicity Test［S］.
Washington DC: EPA
Van Gestel C A M, Rademaker M C J, Van Straalen N M.
1995 . Capacity controlling parameters and their impact on metal
toxicity［A］. / / Salomons W, Stigliani W M. Biogeodynamics of
Pollutants in Soils and Sediments ［C］. New York: Springer
Verlag, 171-192
Wallace A, Romney E M, Cha J W, Soufi S M. 1977 . Nickel
phytotoxicity in relationship to soil pH manipulation and chelating
agents［J］. Communications in Soil Science and Plant Analalysis ,
8: 757-764
Wang D H, Peng A, Wang Z J. 2004 . Advances in study of
hormesis［J］. Journal of Safety and Environment , 4（1）: 18-21
（in Chinese）
Weng L P, Lexmond T M, Wolthoorn A, Temminghoff E J M,
Van Riemsdijk W H. 2003 . Phytotoxicity and bioavailability of
nickel: chemical speciation and bioaccumulation［J］. Environmental
Toxicology and Chemistry, 22（9）: 2180-2187
Weng L P, Wolthoorn A, Lexmond T M, Temminghoff E J M,
Van Riemsdijk W H. 2004 . Understanding the effects of soil
characteristics on phytotoxicity and bioavailability of nickel using
speciation models ［J］. Environmental Science & Technology, 38
（1）: 156-162
Zarcinas B A, McLaughlin M J, Smart M K. 1996. The effect
of acid digestion technique on the performance of nebulization
systems used in inductively coupled plasma spectrometry［J］.
Communications in Soil Science and Plant Analalysis , 27: 1331 -
1354
中文参考文献
马建军 , 于凤鸣 , 朱京涛 , 刘玉艳 , 杜彬 . 2008. 河北省农田土
壤中的有效态镍［J］. 生态环境 , 17（3）: 1028-1031
王东红 , 彭安 , 王子健 . 2004. 有毒物质低剂量刺激作用的研
究进展［J］. 安全与环境学报 , 4（1）: 18-21 ◆
576