全 文 ：基于大麦根伸长测定土壤 Ｐｂ毒性阈值、
淋洗因子及其预测模型∗
李　 宁１　 郭雪雁２　 陈世宝１∗∗　 刘　 彬１　 宋文恩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北方交通大学附属中学， 北京 １０００８１）
摘　 要　 选取了我国 １０ 个典型的不同性质农田土壤，外源添加 ８ 个不同 Ｐｂ 浓度，分别进行
淋洗与非淋洗处理，根据 ＩＳＯ １１２６９⁃１根伸长毒性测试方法，测定了土壤外源 Ｐｂ 对大麦根伸
长的毒性阈值（ＥＣ１０、ＥＣ５０）及 Ｐｂ毒性的淋洗因子，同时建立了基于不同土壤性质的 Ｐｂ 毒性
阈值预测模型． 结果表明： 不同性质土壤中 Ｐｂ 对大麦根伸长的毒性阈值有显著差异
（Ｐ＜０．０１），ＥＣ５０值在 ３００～４１３０ ｍｇ·ｋｇ
－１，ＥＣ１０值在 ５５ ～ ６３３ ｍｇ·ｋｇ
－１ ． 淋洗处理明显降低了
土壤中外源 Ｐｂ的毒性，基于 ＥＣ５０和 ＥＣ１０测定的不同土壤淋洗因子（ＬＦＥＣｘ）的变化范围分别为
０．９６～１．９６（ＬＦＥＣ５０）和 １．０３～１．８１（ＬＦＥＣ１０） ． 相比而言，在酸性（ｐＨ＜６．８１）土壤中，淋洗处理对降
低土壤外源 Ｐｂ 的毒性作用更为明显． 基于主控因子（ ｐＨ、有机碳含量 ＯＣ、阳离子交换量
ＣＥＣ）的淋洗与非淋洗土壤中 Ｐｂ的大麦根伸长毒性（ＥＣｘ， ｘ ＝ １０，５０）预测模型表明，除了江
西红壤外，淋洗与非淋洗土壤中 Ｐｂ 的 ＥＣ５０实测值均落在模型预测值±２ 倍标准误差范围之
内，说明基于上述土壤主要性质可以较好预测不同性质土壤中 Ｐｂ的毒性阈值．
关键词　 铅； 大麦； 毒性阈值； 淋洗因子； 预测模型
文章编号　 １００１－９３３２（２０１５）０７－２１７７－０６　 中图分类号　 Ｓ１５３．６　 文献标识码　 Ａ
Ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ ａｎｄ ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｍｏｄｅｌ ｏｆ Ｐｂ ａｄｄｅｄ ｔｏ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｖａｒｉｏｕｓ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ａｎｄ ｉｔｓ
ｌｅａｃｈｉｎｇ ｆａｃｔｏｒｓ ａｓ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ｂｙ ｂａｒｌｅｙ ｒｏｏｔ⁃ｅｌｏｎｇａｔｉｏｎ ｔｅｓｔ． ＬＩ Ｎｉｎｇ１， ＧＵＯ Ｘｕｅ⁃ｙａｎ２，
ＣＨＥＮ Ｓｈｉ⁃ｂａｏ１， ＬＩＵ Ｂｉｎ１， ＳＯＮＧ Ｗｅｎ⁃ｅｎ１ （ １ Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｒｅｓｏｕｒｃｅｓ ａｎｄ Ｒｅｇｉｏｎａｌ
Ｐｌａｎｎｉｎｇ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００８１， Ｃｈｉｎａ； ２Ｔｈｅ Ｍｉｄｄｌｅ Ｓｃｈｏｏｌ
Ａｔｔａｃｈｅｄ ｔｏ Ｎｏｒｔｈｅｒｎ Ｊｉａｏｔｏｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｂｅｉｊｉｎｇ １０００８１， Ｃｈｉｎａ） ． ⁃Ｃｈｉｎ． Ｊ． Ａｐｐｌ． Ｅｃｏｌ．， ２０１５， ２６
（７）： ２１７７－２１８２．
Ａｂｓｔｒａｃｔ： Ｔｅｎ ｆｉｅｌｄ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｖａｒｉｏｕｓ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｗｅｒｅ ａｄｄｅｄ ｗｉｔｈ Ｐｂ ａｔ ８ ｌｅｖｅｌｓ， ａｎｄ ｔｒｅａｔｅｄ ｗｉｔｈ ｏｒ
ｗｉｔｈｏｕｔ ｌｅａｃｈｉｎｇ ｕｓｉｎｇ ｓｉｍｕｌａｔｅｄ ｒａｉｎ ｔｏ ｔｅｓｔ ｔｈｅ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ （ＥＣ１０， ＥＣ５０） ａｃｃｏｒｄｉｎｇ ｔｏ
ｔｈｅ ＩＳＯ １１２６９⁃１ ｒｏｏｔ ｅｌｏｎｇａｔｉｏｎ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｅｓｔｉｎｇ ｍｅｔｈｏｄ． Ｔｈｅ ｌｅａｃｈｉｎｇ ｆａｃｔｏｒｓ ｏｆ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｏ ｂａｒｌｅｙ
ｒｏｏｔ ｅｌｏｎｇａｔｉｏｎ ｗｅｒｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ａｎｄ ｔｈｅ ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｍｏｄｅｌｓ ｏｆ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｖａｒｉ⁃
ｏｕｓ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｗｅｒｅ ｄｅｖｅｌｏｐｅｄ． Ｔｈｅ ｒｅｓｕｌｔｓ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ （ＥＣ１０，
ＥＣ５０） ｏｆ Ｐｂ ｖａｒｉｅｄ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ （Ｐ＜０．０１） ａｍｏｎｇ ｔｈｅ ｓｏｉｌｓ， ａｎｄ ｔｈｅ ＥＣ１０ ａｎｄ ＥＣ５０ ｏｆ Ｐｂ ｔｏ ｂａｒｌｅｙ
ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌｓ ｒａｎｇｅｄ ｆｒｏｍ ３００－４１３０ ｍｇ·ｋｇ－１ ａｎｄ ５５－６３３ ｍｇ·ｋｇ－１， ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ． Ｔｈｅ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ
ｄｅｃｒｅａｓｅｄ ｓｈａｒｐｌｙ ａｆｔｅｒ ｌｅａｃｈｉｎｇ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ． Ｔｈｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ｌｅａｃｈｉｎｇ ｆａｃｔｏｒｓ （ ＬＦ） ｒａｎｇｅｄ ｆｒｏｍ
０．９６－１．９６ （ＬＦＥＣ５０） ａｎｄ １．０３－１．８１ （ＬＦＥＣ１０） ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ， ａｎｄ ｔｈｅ ｏｂｖｉｏｕｓ ｅｆｆｅｃｔ ｗａｓ ｏｂｓｅｒｖｅｄ ｆｏｒ
ｔｈｅ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｄｅｃｒｅａｓｉｎｇ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｐＨ＜６．８１． Ｔｈｅ ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｍｏｄｅｌｓ ｆｏｒ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ
ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｗｅｒｅ ｄｅｖｅｌｏｐｅｄ ｂａｓｅｄ ｏｎ ｍａｉｎ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ （ｓｏｉｌ ｐＨ， ｏｒｇａｎｉｃ ｃａｒｂｏｎ ｃｏｎｔｅｎｔ ａｎｄ ｃａｔｉｏｎ
ｅｘｃｈａｎｇｅ ｃａｐａｃｉｔｙ）， ａｎｄ ｔｈｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ （ＥＣｘ， ｘ＝ １０，５０） ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｆｅｌｌ ｉｎ ｔｈｅ
ｒａｎｇｅ ｏｆ ｍｅａｎ ｖａｌｕｅｓ ｗｉｔｈ ± ２ ｓｔａｎｄａｒｄ ｅｒｒｏｒ （ ＳＤ） ｐｒｅｄｉｃｔｉｏｎ ｉｎｔｅｒｖａｌ ｆｏｒ ｔｈｅ ｌｅａｃｈｅｄ ａｎｄ ｕｎ⁃
ｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌｓ ｅｘｃｅｐｔ ｆｏｒ ｔｈｅ ｒｅｄ ｓｏｉｌ ｏｆ Ｊｉａｎｇｘｉ Ｐｒｏｖｉｎｃｅ， ｗｈｉｃｈ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｔｈａｔ ｔｈｅ ｍｏｄｅｌｓ ｂａｓｅｄ ｏｎ
ｔｈｅ ｍａｉｎ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｃｏｕｌｄ ｗｅｌｌ ｐｒｅｄｉｃｔ ｔｈｅ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｖａｒｉｏｕｓ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ： Ｐｂ； ｂａｒｌｅｙ； ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ； ｌｅａｃｈｉｎｇ ｆａｃｔｏｒ； ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｍｏｄｅｌ．
∗国家自然科学基金项目（２１０７７１３１，４１２７１４９０）资助．
∗∗通讯作者． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｃｈｅｎｓｈｉｂａｏ＠ ｃａａｓ．ｃｎ
２０１４⁃０８⁃２８收稿，２０１５⁃０４⁃２０接受．
应 用 生 态 学 报　 ２０１５年 ７月　 第 ２６卷　 第 ７期　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　
Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ， Ｊｕｌ． ２０１５， ２６（７）： ２１７７－２１８２
　 　 目前，我国铅（Ｐｂ）污染土壤的环境风险受关注
已久，然而大量研究集中在土壤⁃植物系统中 Ｐｂ 的
迁移转化机制、植物体富集 Ｐｂ 的分子和生理机制
及 Ｐｂ污染土壤修复技术等，而针对 Ｐｂ 污染土壤的
生态风险阈值的研究较少［１－４］ ． 探明不同作物对 Ｐｂ
富集转化特征、生理机制虽然有利于降低土壤 Ｐｂ
污染的环境风险，然而在土壤 Ｐｂ 污染的预防与管
理中，基于不同性质土壤中 Ｐｂ 的生态风险阈值研
究是开展土壤 Ｐｂ污染生态风险评价和环境风险管
理的基础［５－７］ ． 虽然我国目前正在实施的《土壤环境
质量标准》 （ＧＢ １５６１８－１９９５） ［８］在 Ｐｂ 污染土壤的
风险评价和管理中发挥了重要作用，但由于历史条
件等限制，在制订该标准时还缺乏一些必要的基础
研究和毒理数据，随着研究的不断深入，现行标准已
难以对不同类型的 Ｐｂ 污染土壤进行有效控制，因
而也难以满足实际应用的需求，如：没有充分考虑到
我国不同区域土壤性质间的巨大差异和不同物种类
型及品种间的差异等［９－１１］，而已有的研究数据还不
能完全解决这方面问题． 因此，开展基于不同性质
土壤中 Ｐｂ 的毒性阈值与预测模型研究，对于制定
基于生态毒理效应的不同性质土壤中 Ｐｂ 的基准及
相关标准的完善至关重要． 目前，在进行土壤重金
属毒性阈值研究中，往往通过外源添加方式获得具
有不同抑制率的重金属污染浓度，而在高剂量外源
添加过程中，由于通过重金属盐添加而带入土壤的
伴随阴离子往往对金属毒害产生一定影响，因此，为
了消除在金属盐加入土壤过程中不同阴离子对金属
离子毒害的影响，通常对土壤进行淋洗处理，这对测
定土壤中金属离子的毒害具有不可忽视的影响． 本研
究根据我国土壤 ｐＨ值和有机质分布规律，选取 １０个
不同性质的农田土壤作为供试材料，通过外源添加
Ｐｂ方法，依照 ＩＳＯ １１２６９⁃１［１２］根伸长测试方法，测定
了淋洗与非淋洗土壤中大麦铅毒性的剂量⁃效应关系
与淋洗因子，并建立了基于土壤理化性质的土壤铅毒
性阈值预测模型，以期为不同性质土壤中铅的生态风
险评价和相关标准的修订提供基础数据．
１　 材料与方法
１􀆰 １　 供试土壤和植物
根据我国土壤 ｐＨ 值及有机质等分布的地带性
特征， 采集了全国范围 １０ 个省（地区）的典型农田
土壤． 具体取样地点及土壤理化性质见表 １， 所有
土样风干后均过 ２ ｍｍ的尼龙筛后待用．
供试植物为大麦（Ｈｏｒｄｅｕｍ ｖｕｌｇａｒｅ），种子购自
中国农业科学院种子公司．
１􀆰 ２　 研究方法
１􀆰 ２􀆰 １非淋洗土壤样品制备　 根据实验室条件下土
壤中 Ｐｂ对大麦生长毒性的毒性剂量⁃效应预备试验
的结果， ｐＨ＜５．０的土壤 Ｐｂ 添加浓度为 ０、５０、１００、
２００、４００、６００、８００、１２００、１６００ ｍｇ·ｋｇ－１； ｐＨ ５．０ ～
７􀆰 ０ 的土壤添加浓度为 ０、１００、２００、４００、６００、８００、
１２００、１６００、２４００ ｍｇ·ｋｇ－１； ｐＨ＞７ 的土壤添加浓度
为 ０、 ２００、 ４００、 ６００、 ８００、 １２００、 １６００、 ２４００、 ３６００
ｍｇ·ｋｇ－１ ．
按照每种土壤的 ７０％ 最大田间持水量
（ＭＷＨＣ）， 分别向土壤中喷施含有不同体积
Ｐｂ（ＮＯ３） ２母液的蒸馏水， 充分搅拌均匀后平衡 ２
周， 用 ＩＣＰ⁃ＯＥＳ 测定不同处理土壤中 Ｐｂ含量．
表 １　 供试土壤的基本理化性质
Ｔａｂｌｅ １　 Ｂａｓｉｃ ｐｈｙｓｉｃｏ⁃ｃｈｅｍｉｃａｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ ｏｆ ｔｈｅ ｔｅｓｔｅｄ ｓｏｉｌｓ
地 点
Ｓｉｔｅ
经纬度
Ｌｏｎｇｉｔｕｄｅ
ａｎｄ ｌａｔｉｔｕｄｅ
土壤类型
Ｓｏｉｌ ｔｙｐｅ
ｐＨ 电导率
ＥＣ
（μＳ·ｃｍ－１）
阳离子
交换量
Ｃａｔｉｏｎ
ｅｘｃｈａｎｇｅ
ｃａｐａｃｉｔｙ
（ｃｍｏｌ·ｋｇ－１）
有机碳
Ｏｒｇａｎｉｃ
ｃａｒｂｏｎ
（％）
黏粒
Ｃｌａｙ
（＜２ μｍ）
（％）
Ｐｂ
（ｍｇ·ｋｇ－１）
杭州 Ｈａｎｇｚｈｏｕ ３０°２６′ Ｎ，１２０°２５′ Ｅ 水稻土 Ｐａｄｄｙ ｓｏｉｌ ６．８１ ２０３．３ １２．８ ２．４６ ３８．９ ６８．３２
重庆 Ｃｈｏｎｇｑｉｎｇ ３０°２６′ Ｎ，１０６°２６′ Ｅ 紫色土 Ｐｕｒｐｌｅ ｓｏｉｌ ７．１２ ７１．４ ２２．３ ０．９９ ２７．３ １９．８４
杨凌 Ｙａｎｇｌｉｎｇ ３４°１９′ Ｎ，１０８°０′ Ｅ 塿土 Ｌｏｅｓｓ ｓｏｉｌ ８．８３ ８３．２ ８．４ ０．６２ ２７．５ １５．８０
郑州 Ｚｈｅｎｇｚｈｏｕ ３４°４７′ Ｎ，１１２°４０′ Ｅ 潮土 Ａｌｌｕｖｉａｌ ｓｏｉｌ ８．８６ １０８．７ ８．５ １．５７ １６．３ １３．６４
德州 Ｄｅｚｈｏｕ ３７°２０′ Ｎ， １１６°３′ Ｅ 潮土 Ａｌｌｕｖｉａｌ ｓｏｉｌ ８．９０ １１１．８ ８．３ ０．６９ １７．６ １３．９２
兰州 Ｌａｎｚｈｏｕ ３８°５６′ Ｎ，１００°２７′ Ｅ 荒漠土 Ｄｅｓｅｒｔ ｓｏｉｌ ８．８６ １５１．３ ８．０ １．０２ １９．６ １７．８０
海口 Ｈａｉｋｏｕ １９°５５′ Ｎ，１１１°２９′ Ｅ 红壤 Ｒｅｄ ｓｏｉｌ ４．９３ １１０．８ ８．７ １．５１ ６６．１ １２．１２
嘉兴 Ｊｉａｘｉｎｇ ３０°３８′ Ｎ，１２０°２７′ Ｅ 水稻土 Ｐａｄｄｙ ｓｏｉｌ ６．７１ １５８．４ １９．３ １．４２ ４１．２ ３０．６８
廊坊 Ｌａｎｇｆａｎｇ ３９°３１′ Ｎ， １１６°４′ Ｅ 潮土 Ａｌｌｕｖｉａｌ ｓｏｉｌ ８．８４ ５．７ ６．３ ０．６０ １０．１ １０．０８
鹰潭 Ｙｉｎｇｔａｎ ２８°１５′ Ｎ， １１７°５′ Ｅ 红壤 Ｒｅｄ ｓｏｉｌ ４．９５ ７４．３ ８．０ １．４３ ５６．４ ４１．３０
８７１２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
１􀆰 ２􀆰 ２淋洗土壤样品制备　 为了降低外源 Ｐｂ 添加
过程中伴随阴离子 ＮＯ３
－的影响，本试验对不同 Ｐｂ
处理土壤进行淋洗处理． 淋洗土壤样品的制备参考
Ｏｏｒｔｓ等［１３］方法，用 ２倍于土壤最大田间持水量的 ｐＨ
值为 ５．９ 的模拟人工雨水（ＣａＣｌ２ ５×１０
－４ ｍｏｌ·Ｌ－１、
Ｃａ（ＮＯ３） ２ ５×１０
－４ ｍｏｌ·Ｌ－１、ＭｇＣｌ２ ５×１０
－４ ｍｏｌ·Ｌ－１、
Ｎａ２ＳＯ４ １×１０
－４ ｍｏｌ·Ｌ－１和 ＫＣｌ １×１０－４ ｍｏｌ·Ｌ－１）淋
洗不同 Ｐｂ处理的土壤样品． 具体方法为：称取 １ ｋｇ
不同浓度 Ｐｂ 处理的土壤，放置于底部开口并带有
尼龙网的小桶中，将装有土壤的小桶再放置在盛有
２倍 ＭＷＨＣ体积的人工雨水的大桶中，经过 ２４ ｈ平
衡后，将小桶土壤取出，进行风干，测定土壤电导率
与对照土壤间没有显著性差异后，再用 ＩＣＰ⁃ＯＥＳ 测
定淋洗后土壤中 Ｐｂ含量［１４］ ．
１􀆰 ３　 土壤中 Ｐｂ对大麦根伸长毒性测定
根据 ＩＳＯ １１２６９⁃１［１２］大麦根伸长毒性测试方
法， 取经过淋洗与非淋洗处理后的风干土壤样品
３６０ ｇ， 分别装入根长生长筒内 （直径 ３５ ｍｍ、高
１２０ ｍｍ的 ＰＶＣ 管， 底部封住， 留 ４ 个小空隙供土
壤空气交换）， ３ 次重复． 培养杯设计参照 ＩＳＯ
１１２９６⁃１［１２］， 保持 ＭＷＨＣ的 ７０％培养 １４ ｄ后， 种植
预发芽（胚根＜２ ｍｍ）的大麦种子 ４颗到根长生长筒
内， 胚根朝下置于土表以下 １ ｃｍ处． 在人工气候箱
中进行培养，生长条件为：白天 １４ ｈ （２２ ℃），夜间
１０ ｈ （１８ ℃），光照强度 ２４０００ ｌｘ，湿度 ７０％．５ ｄ 后
取样，用清水冲洗干净后测量每株大麦的根长，求其
算术平均值．
１􀆰 ４　 剂量⁃效应曲线拟合
１）大麦根长毒性数据利用逻辑斯蒂克分布模
型（Ｌｏｇ⁃ｌｏｇｉｓｔｉｃ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ）进行拟合：
ｙ＝
ｙ０
１＋ｅｂ（ｘ－Ｍ）
式中：ｙ为各处理大麦根伸长的相对量（％）；ｘ 是土
壤中 Ｐｂ的实测浓度（ｍｇ·ｋｇ－１）；ｙ０、ｂ 为拟合参数；
Ｍ为效应浓度 ＥＣｘ（ｘ＝ １０， ５０）（ｍｇ·ｋｇ
－１）． 拟合之
后获得的 ＥＣ５０、ＥＣ１０分别表示大麦根长有 ５０％、１０％
抑制效应时所对应的土壤 Ｐｂ效应浓度．
２） 当低剂量毒物刺激效应发生时，采用低剂量
毒物刺激效应（ｈｏｒｍｅｓｉｓ）曲线拟合，通过 Ｈｏｒｍｅｓｉｓ⁃
Ｔａｂｌｅｃｕｒｖｅ ２Ｄ Ｖ ５．０１软件完成［１４］ ．
ｙ＝ ａ
＋ｂｘ
１＋ ｋ
１００－ｋ
＋ １００
１００－ｋ
æ
è
ç
ö
ø
÷
ｂｃ
ａ{ } ｅｘｐ（ｄｌｎｘ ／ ｃ）
式中：ｙ 为大麦根伸长的相对量（％）；ｘ 是 Ｐｂ 的浓
度（ｍｇ·ｋｇ－１）；ａ、ｂ、ｃ、ｄ 是方程参数．当 ｋ 为 １０、５０
时，参数 ｃ定义为 ＥＣ１０及 ＥＣ５０ ．
１􀆰 ５　 数据处理
所有试验数据采用 Ｅｘｃｅｌ ２０１０ 和 ＳＡＲＳ ９．２ 分
析，采用 ＬＳＤ法进行不同处理间的差异显著性分析．
利用 ＯｒｉｇｉｎＰｒｏ ８．５作图．
２　 结果与分析
２􀆰 １　 基于根伸长的土壤 Ｐｂ毒性阈值
Ｐｂ不是植物所必需元素，吸收过量的 Ｐｂ 会对
植物产生毒害［１］ ．本试验结果表明，土壤中过量的
Ｐｂ对大麦根伸长产生明显抑制作用．通过 Ｌｏｇ⁃ｌｏｇｉｓ⁃
ｔｉｃ分布函数模型，对 １０种不同性质土壤中 Ｐｂ 对大
麦的毒性阈值 ＥＣｘ 进行剂量⁃效应关系拟合． 从图 １
可以看出，在淋洗与非淋洗的土壤中，随土壤中 Ｐｂ
浓度的增加，大麦的相对根长（％）总体呈现“Ｓ 型”
逐渐降低，但不同土壤相同浓度 Ｐｂ 表现的毒性大
小有明显差异，表现在“Ｓ”曲线在 ｘ 轴出现拐点位
置不同，这主要与不同土壤的性质差异有关．此外，
在少数土壤（江西、陕西、郑州等）中，Ｐｂ 对大麦表
现出低剂量下的刺激效应（ｈｏｒｍｅｓｉｓ），最大的低剂
量刺激效应达到 １３２％（郑州土壤）， 但随着暴露水
平的提高，刺激作用逐渐被抑制效应所替代． 长久
以来， 在试验设计上人们只注重高剂量的反应， 很
少关注低剂量下的反应， 当出现毒物刺激作用时，
由于不符合传统模型而被视为错误的结果或被作为
生物学不相关的随机变异而被忽略不计，从而忽视
了客观存在的毒物刺激作用，造成了自然现象解释
和毒性阈值制定的偏差． 刺激作用的出现与不同测
试物种、测试终点、毒物及环境介质条件有关． 本试
验中，相同土壤经过淋洗与非淋洗处理，可能造成土
壤中阴离子（ＮＯ３
－、ＳＯ４ ２
－、Ｃｌ－等）浓度差异，在与 Ｐｂ
进行络合反应时形成阴离子络合反应差异，从而造
成不同刺激效应的出现，但具体机理还有待进一步
研究证实［１５］ ．
２􀆰 １􀆰 １非淋洗土壤毒性阈值　 利用 Ｌｏｇ⁃ｌｏｇｉｓｔｉｃ 分布
函数模型拟合的 １０种不同性质土壤的外源 Ｐｂ毒性
阈值见表 ２． 测定结果表明，在不同性质的土壤上，
Ｐｂ对大麦根伸长的毒性阈值 ＥＣ５０值在 ３００ ～ ４１３０
ｍｇ·ｋｇ－１，ＥＣ１０值在 ５５ ～ ６３３ ｍｇ·ｋｇ
－１，不同土壤性
质的 ＥＣ５０和 ＥＣ１０最大值与最小值之比分别达到
１３􀆰 ７和 １１．４ 倍，其中，外源 Ｐｂ 毒性阈值最小的为
海南的酸性红壤（ｐＨ ４．９３），最大的为兰州的碱性土
（ｐＨ ８􀆰 ８６）．
９７１２７期　 　 　 　 　 　 　 　 李　 宁等： 基于大麦根伸长测定土壤 Ｐｂ毒性阈值、淋洗因子及其预测模型　 　 　 　
图 １　 土壤中 Ｐｂ对大麦根伸长毒性的剂量⁃效应关系曲线
Ｆｉｇ．１　 Ｄｏｓｅ⁃ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｃｕｒｖｅ ｏｆ Ｐｂ ｔｏ ｔｈｅ ｂａｒｌｅｙ ｒｏｏｔ⁃ｇｒｏｗｔｈ ｉｎ
ｓｏｉｌｓ．
ＨＫ、ＹＴ、ＨＺ、ＪＸ、ＬＦ、ＹＬ、ＤＺ、ＣＱ、ＬＺ、ＺＺ 分别代表海口、鹰潭、杭州、
嘉兴、廊坊、杨凌、德州、重庆、兰州和郑州的土壤样品 ＨＫ， ＹＴ， ＨＺ，
ＪＸ， ＬＦ， ＹＬ， ＤＺ， ＣＱ， ＬＺ， ＺＺ ｒｅｐｒｅｓｅｎｔｅｄ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｓａｍｐｌｅｓ ｏｆ Ｈａｉｋｏｕ，
Ｙｉｎｇｔａｎ， Ｈａｎｇｚｈｏｕ， Ｊｉａｘｉｎｇ， Ｌａｎｇｆａｎｇ， Ｙａｎｇｌｉｎｇ， Ｄｅｚｈｏｕ， Ｃｈｏｎｇｑｉｎｇ，
Ｌａｎｚｈｏｕ ａｎｄ Ｚｈｅｎｇｚｈｏｕ ｒｅｓｐｅｃｔｉｖｅｌｙ． ＵＬ： 非淋洗处理 Ｕｎｌｅａｃｈｅｄ ｔｒｅａｔ⁃
ｍｅｎｔ； Ｌ： 淋洗处理 Ｌｅａｃｈｅｄ ｔｒｅａｔｍｅｎｔ．
２􀆰 １􀆰 ２淋洗土壤毒性阈值　 在影响土壤中外源金属
离子生物有效性的主要因子中，除了土壤物理化学
因子外，土壤中因添加重金属而伴随进入土壤的阴
离子的络合作用也是主要影响因素之一［１，１６－１８］ ． 本
研究中，为了探明外源添加 Ｐｂ 过程中 ＮＯ３
－对土壤
中 Ｐｂ的毒性的影响，分别对不同 Ｐｂ 处理的土壤进
行了淋洗处理． 研究结果发现，总体而言，淋洗处理
明显降低了土壤中外源 Ｐｂ的毒性． 就 ＥＣ５０值而言，
除了杭州水稻土外，经过淋洗处理的土壤的 ＥＣ５０值
增加 ６．２％～９６．１％，ＥＣ１０增加了 ２．７％ ～８０．７％． 不同
土壤的淋洗因子间有较大差异，其中，ＬＦＥＣ５０的变化
范围为 ０．９６～１．９６，ＬＦＥＣ１０为 １．０３～１．８１．相比而言，在
酸性土壤中，淋洗处理对降低土壤 Ｐｂ 的毒性作用
更为明显．
２􀆰 ２　 影响土壤中 Ｐｂ毒性的主控因子及其预测模型
基于 ＳＡＲＳ ９．２软件分析不同土壤中 Ｐｂ的大麦
根长毒性阈值与土壤理化性质间的 Ｐｅａｒｓｏｎ 相关关
系． 由表 ３可以看出，土壤 ｐＨ 值、土壤有机碳含量
（ＯＣ）及阳离子交换量（ＣＥＣ）与土壤中 Ｐｂ 的大麦
根长毒性阈值 ＥＣｘ呈显著正相关关系，土壤黏粒含
量及电导率与 Ｐｂ的毒性阈值相关不显著．影响土壤
中 Ｐｂ的毒性阈值 ＥＣｘ的最重要的因子为土壤 ｐＨ，
偏相关系数均达到极显著水平，其次依次为土壤有
机碳、阳离子交换量和黏粒含量．研究表明，土壤 ｐＨ
值对被土壤胶体吸附金属离子的结合形态及其变化
有很大影响［１，６，１１，１８－１９］ ． 土壤中生物有效态 Ｐｂ 主要
与土壤溶液中可交换 Ｐｂ 的含量直接相关． 通常在
土壤溶液中可交换态 Ｐｂ 包括：自由 Ｐｂ２＋及 ＰｂＯＨ＋、
Ｐｂ（ＯＨ） ２、 Ｐｂ（ＯＨ） ３
－、 Ｐｂ２ＯＨ３
＋、 Ｐｂ４（ＯＨ） ４
＋、
Ｐｂ６（ＯＨ） ８ ４
＋、Ｐｂ （ＮＯ３）
＋等多种配离子存在． 当土壤
ｐＨ＜６． ８ 时，可溶性 Ｐｂ 主要以自由 Ｐｂ２＋、ＰｂＯＨ＋、
Ｐｂ２ＯＨ３
＋为主，随着土壤 ｐＨ 降低，土壤溶液自由
Ｐｂ２＋含量增加，生物有效性逐渐增加［２０］ ．
　 　 通过多元逐步回归数据分析，得出了基于不同
主控因子（ｐＨ、ＯＣ、ＣＥＣ）的淋洗与非淋洗土壤中 Ｐｂ
的大麦根长毒性阈值（ＥＣｘ）预测模型．从表 ４ 可以
看出，对于上述 ４个不同影响因子而言，土壤 ｐＨ 值
是影响土壤 Ｐｂ对大麦根伸长抑制作用的最主要因
子，其次为 ＯＣ和 ＣＥＣ．在非淋洗处理中，土壤 ｐＨ值
和 ＯＣ两因子对 ＥＣ５０回归模型变异的决定系数（Ｒ２）
达到 ０．６９８，对 ＥＣ１０回归模型变异的 Ｒ２达到 ０．６４７；
当引入第 ３个土壤因子 ＣＥＣ 变量后，ＥＣｘ预测模型
的决定系数进一步提高，３ 个变量因子分别解释了
预测模型变异的 ８２．５％和 ８４．２％，均达到极显著水
平（Ｐ＜０．０１）． 与非淋洗土壤相比，经过淋洗处理后，
基于土壤ｐＨ、ＯＣ、ＣＥＣ的Ｐｂ大麦根长毒性阈值（ＥＣｘ）
０８１２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷
表 ２　 不同土壤 Ｐｂ对大麦根长的毒性阈值
Ｔａｂｌｅ ２　 Ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ （ＥＣ５０， ＥＣ１０） ｏｆ Ｐｂ ｉｎ ｔｅｓｔｅｄ ｓｏｉｌｓ （ｍｇ·ｋｇ
－１）
土壤
Ｓｏｉｌ
非淋洗土壤 Ｕｎｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ
ＥＣ５０ ＥＣ１０
淋洗土壤 Ｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ
ＥＣ５０ ＥＣ１０
淋洗因子 Ｌｅａｃｈｉｎｇ ｆａｃｔｏｒ
ＥＣ５０ ＥＣ１０
兰州 Ｌａｎｚｈｏｕ ３１３０ａ ６０３ａ ３３２４ｂ ６１９ｂｃ １．０６ １．０３
杨凌 Ｙａｎｇｌｉｎｇ ２６２３ｂ ４２４ａｂ ２８７０ｂｃ ５３３ｂｃ １．０９ １．２６
德州 Ｄｅｚｈｏｕ ２７９７ａｂ ５１６ａｂ ３０３２ｃｄ ６０２ｄ １．０８ １．１７
郑州 Ｚｈｅｎｇｚｈｏｕ ２８８５ａｂ ４３３ａｂ ３８９６ａ ５５２ａ １．３５ １．２７
杭州 Ｈａｎｇｚｈｏｕ ２０２０ｃ ３７８ａｂ １９４７ｄｅ ４５３ｂｃ ０．９６ １．２０
廊坊 Ｌａｎｇｆａｎｇ ２１８９ｃ ３４１ａｂ ２６７３ｂｃ ４０８ｂｃｄ １．２２ １．２０
嘉兴 Ｊｉａｘｉｎｇ １１２５ｄ ２９５ｂ １２４６ｅｆ ５３３．０ｂ １．１１ １．８１
重庆 Ｃｈｏｎｇｑｉｎｇ １０６８ｄ ２７０ｂ １６５１ｅ ３４１ｄ １．５５ １．２７
鹰潭 Ｙｉｎｇｔａｎ ４２４ｅ １２１ｂ ８３２ｆｇ ２１４ｃｄ １．９６ １．７８
海口 Ｈａｉｋｏｕ ３０１ｅ １２５ｂ ４２１ｇ ２１０ｃｄ １．４０ １．６８
同列不同小写字母表示差异显著（Ｐ＜０．０５）Ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｌｅｔｔｅｒｓ ｉｎ ｔｈｅ ｓａｍｅ ｃｏｌｕｍｎ ｍｅａｎｔ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ ａｔ ０．０５ ｌｅｖｅｌ． 淋洗因子 Ｌｅａｃｈｉｎｇ ｆａｃｔｏｒ：
经过淋洗处理土壤 ＥＣｘ（ｘ＝ １０， ５０）与对应土壤非淋洗处理 ＥＣｘ 的比值 Ｔｈｅ ｒａｔｉｏ ｏｆ ＥＣｘ（ ｘ ＝ １０， ５０） ｏｆ ｔｈｅ ｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ ｔｏ ｔｈａｔ ｏｆ ｔｈｅ ｒｅｌａｔｉｖｅ ｕｎ⁃
ｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ．
表 ３　 土壤 Ｐｂ毒性阈值 ＥＣｘ与土壤性质的 Ｐｅａｒｓｏｎ相关系数
Ｔａｂｌｅ ３　 Ｐｅａｒｓｏｎ ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔｓ ｂｅｔｗｅｅｎ ｔｈｅ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ ＥＣｘ ａｎｄ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ （ｎ＝２０）
土壤
Ｓｏｉｌ
毒性阈值
Ｔｏｘｉｃｉｔｙ
ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ
ｐＨ 有机碳
Ｏｒｇａｎｉｃ
ｃａｒｂｏｎ
阳离子交换量
Ｃａｔｉｏｎ ｅｘｃｈａｎｇｅ
ｃａｐａｃｉｔｙ
黏粒
Ｃｌａｙ
（＜２ μｍ）
电导率
Ｅｌｅｃｔｒｉｃａｌ
ｃｏｎｄｕｃｔｉｖｉｔｙ
Ａ
ｌｇ
（ ＥＣ５０
）
０．６１１∗∗ ０．４６２∗∗ ０．３４１∗ ０．３２０ ０．０９３ｌｇ
（ ＥＣ１０
）
０．６２５∗∗ ０．４３７∗ ０．３１６ ０．２９２ ０．１１８
Ｂ
ｌｇ
（ ＥＣ５０
）
０．５５４∗∗ ０．４５９∗∗ ０．４４２∗ ０．３７５∗ ０．１４４ｌｇ
（ ＥＣ１０
）
０．５７２∗∗ ０．４２７∗ ０．４３０∗ ０．３１３ ０．０９４
Ａ： 非淋洗土壤 Ｕｎｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ； Ｂ： 淋洗土壤 Ｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ． 下同 Ｔｈｅ ｓａｍｅ ｂｅｌｏｗ．∗ Ｐ＜０．０５； ∗∗ Ｐ＜０．０１．
预测模型的 Ｒ２ 均有不同程度提高，基于 ＥＣ５０和
ＥＣ１０的 ３个变量因子预测模型 Ｒ２ 分别提高了 ７．７％
和 ５．７％．
　 　 淋洗与非淋洗土壤中 Ｐｂ 大麦根伸长毒性阈值
（ＥＣ５０）的实测值与基于土壤主要性质 （ ｐＨ、ＯＣ、
ＣＥＣ）的预测模型所得出的 ＥＣ５０间的相关关系见图 ２．
结果表明，在非淋洗与淋洗土壤中，ＥＣ５０模型的预测
值（ｙ）与实测值（ｘ）间有很好的线性关系，其中，在
非淋洗土壤中线性方程为 ｙ ＝ １．００１７ｘ （Ｒ２ ＝ ０􀆰 ８５５，
Ｐ＜０．０１） ，在淋洗土壤中方程为ｙ ＝ ０．９６８１ｘ（Ｒ２ ＝
表 ４　 不同性质土壤 Ｐｂ毒性阈值预测模型
Ｔａｂｌｅ ４　 Ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｍｏｄｅｌｓ ｏｆ ｔｈｅ Ｐｂ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ ｏｆ
ｓｏｉｌｓ ｗｉｔｈ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ （ｎ＝２０）
土壤
Ｓｏｉｌ
预测模型
Ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｍｏｄｅｌ
相关系数
Ｃｏｒｒｅｌａｔｉｏｎ
ｃｏｅｆｆｉｃｉｅｎｔ
显著性水平
Ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｃｅ
ｌｅｖｅｌ
Ａ ｌｇ（ＥＣ５０）＝ ０．１８２ｐＨ＋０．１２１ＯＣ＋１．６２３ ０．６９８ ＜０．０１
ｌｇ（ＥＣ５０） ＝ ０．１６９ｐＨ＋０．１０２ＯＣ＋０．０３ＣＥＣ＋
１．４１５
０．８２５ ＜０．０１
ｌｇ（ＥＣ１０）＝ ０．１７４ｐＨ＋０．１３０ＯＣ＋１．６２７ ０．６４７ ＜０．０１
ｌｇ（ＥＣ１０） ＝ ０．１７１ｐＨ＋０．１１２ＯＣ＋０．０２ＣＥＣ＋
１．４２０
０．８４２ ＜０．０１
Ｂ ｌｇ（ＥＣ５０）＝ ０．１８４ｐＨ＋０．１１２ＯＣ＋１．６４０ ０．７４６ ＜０．０１
ｌｇ（ＥＣ５０） ＝ ０．１７１ｐＨ＋０．１０９ＯＣ＋０．０２ＣＥＣ＋
１．３８５
０．９０２ ＜０．０１
ｌｇ（ＥＣ１０）＝ ０．１８０ｐＨ＋０．１２０ＯＣ＋１．６５１ ０．７２９ ＜０．０１
ｌｇ（ＥＣ１０） ＝ ０．１７２ｐＨ＋０．１０７ＯＣ＋０．０２ＣＥＣ＋
１．４０２
０．８９９ ＜０．０１
０􀆰 ７８４， Ｐ＜０．０１）．从上述方程可以看出，在非淋洗土
壤中，模型预测值略大于实测值（方程斜率＞１􀆰 ０），
图 ２　 土壤中 Ｐｂ毒性测定阈值和预测值的相关关系
Ｆｉｇ．２　 Ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ ｂｅｔｗｅｅｎ ｔｈｅ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ ｏｆ
Ｐｂ ａｎｄ ｔｈｅ ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｖａｌｕｅ ｉｎ ｓｏｉｌｓ．
Ａ： 非淋洗土壤 Ｕｎｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ； Ｂ： 淋洗土壤 Ｌｅａｃｈｅｄ ｓｏｉｌ． 图中实线
为 ｙ＝ ｘ 关系线，虚线为 ｙ ＝ ｘ±２ 标准误关系线 Ｔｈｅ ｓｏｌｉｄ ｌｉｎｅ ｉｎ ｔｈｅ
ｆｉｇｕｒｅ ｉｎｄｉｃａｔｅｄ ｆｏｒ ｃｕｒｖｅ ｏｆ ｙ＝ ｘ， ａｎｄ ｔｈｅ ｄｏｔｔｅｄ ｌｉｎｅ ｗａｓ ｙ＝ ｘ±２ ｓｔａｎｄ⁃
ａｒｄ ｅｒｒｏｒ ｐｒｅｄｉｃｔｉｏｎ ｉｎｔｅｒｖａｌ．
１８１２７期　 　 　 　 　 　 　 　 李　 宁等： 基于大麦根伸长测定土壤 Ｐｂ毒性阈值、淋洗因子及其预测模型　 　 　 　
表明土壤中 Ｐｂ 的实际毒性略大于模型的预测值，
而经过淋洗后，土壤中 Ｐｂ 的毒性有所降低（方程斜
率＜１．０）． 从图 ２还可以看出，除了淋洗处理江西红
壤中 Ｐｂ 的实测值外，其余的淋洗与非淋洗土壤 Ｐｂ
毒性的 ＥＣ５０实测值均落在模型预测值±２ 倍标准误
差范围之内，说明基于上述土壤主要性质的预测模
型能够较好预测不同性质土壤中 Ｐｂ的毒性阈值．
３　 结　 　 论
在不同性质的土壤上，Ｐｂ对大麦根伸长的毒性
阈值 ＥＣ５０ 值在 ３００ ～ ４１３０ ｍｇ · ｋｇ
－１， ＥＣ１０ 值在
５５～６３３ ｍｇ·ｋｇ－１，不同土壤性质的 ＥＣ５０和 ＥＣ１０最
大值与最小值比分别达到 １３．７和 １１．４ 倍．
淋洗处理明显降低了土壤中外源 Ｐｂ 的毒性．不
同性质土壤经过淋洗处理后，ＥＣ５０值增加 ６． ２％ ～
９６􀆰 １％；ＥＣ１０增加了 ２．７％ ～８０．７％．基于 ＥＣ５０和 ＥＣ１０
测定的不同土壤淋洗因子（ＬＦＥＣｘ）的变化范围分别
为 ０．９６～１．９６ （ＬＦＥＣ５０）和 １．０３ ～ １．８１ （ＬＦＥＣ１０）；相比
而言，在酸性土壤中，淋洗处理对降低土壤外源 Ｐｂ
的毒性作用更为明显．
建立了基于主控因子（ｐＨ、ＯＣ、ＣＥＣ）的淋洗与
非淋洗土壤中 Ｐｂ 的大麦根伸长毒性阈值（ＥＣｘ）预
测模型，除了江西红壤外，其余淋洗与非淋洗土壤中
Ｐｂ的 ＥＣ５０实测值均落在模型预测值±２ 倍标准误差
范围之内，说明上述基于土壤主要性质的预测模型
可以较好预测不同性质土壤中 Ｐｂ的毒性阈值．
参考文献
［１］　 Ｐｏｕｒｒｕｔ Ｂ， Ｓｈａｈｉｄ Ｍ， Ｄｕｍａｔ Ｃ， ｅｔ ａｌ． Ｌｅａｄ ｕｐｔａｋｅ， ｔｏｘ⁃
ｉｃｉｔｙ， ａｎｄ ｄｅｔｏｘｉｆｉｃａｔｉｏｎ ｉｎ ｐｌａｎｔｓ． Ｒｅｖｉｅｗｓ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎ⁃
ｔａｌ Ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｉｏｎ ａｎｄ Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ， ２０１１， ２１３： １１３－１３６
［２］　 Ｏｏｒｔｓ Ｋ， Ｇｈｅｓｑｕｉｅｒｅ Ｕ， Ｓｍｏｌｄｅｒｓ Ｅ． Ｌｅａｃｈｉｎｇ ａｎｄ ａｇ⁃
ｉｎｇ ｄｅｃｒｅａｓｅ ｎｉｃｋｅｌ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｏ ｓｏｉｌ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｉｎ
ｓｏｉｌｓ ｆｒｅｓｈｌｙ ｓｐｉｋｅｄ ｗｉｔｈ ｎｉｃｋｅｌ ｃｈｌｏｒｉｄｅ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ， ２００７， ２６： １１３０－１１３８
［３］　 Ｚｈｅｎｇ Ｌ⁃Ｂ （郑立保）， Ｃｈｅｎ Ｗ⁃Ｐ （陈卫平）， Ｊｉａｏ Ｗ⁃Ｔ
（焦文涛）． Ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ａｎｄ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ
ｒｉｓｋ ｏｆ Ｐｂ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ａｔ ａ ｌｅａｄ ｂａｔｔｅｒｙ ｐｌａｎｔ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅ （环境科学）， ２０１３， ３４（９）： ３６６９－ ３６７４ （ ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［４］　 Ｚｈａｏ Ｙ （赵　 勇）， Ｌｉ Ｈ⁃Ｊ （李红娟）， Ｗｅｉ Ｔ⁃Ｔ （魏婷
婷）， ｅｔ ａｌ． Ｒｅｌａｔｉｏｎｓｈｉｐ ｂｅｔｗｅｅｎ ｓｏｉｌ Ｐｂ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ａｎｄ
Ｐｂ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ｉｎ ｖｅｇｅｔａｂｌｅｓ ａｎｄ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ ｏｆ ｓｏｉｌ
Ｐｂ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏ⁃Ａｇｒｉｃｕｌｔｕｒｅ （中国生态农业
学报）， ２００８， １６（４）： ８４３－８４７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［５］　 Ｌｅｉ Ｂ⁃Ｌ （雷炳莉）， Ｈｕａｎｇ Ｓ⁃Ｂ （黄圣彪）， Ｗａｎｇ Ｚ⁃Ｊ
（王子健）． Ｔｈｅｏｒｉｅｓ ａｎｄ ｍｅｔｈｏｄｓ ｏｆ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｉｓｋ
ａｓｓｅｓｓｍｅｎｔ． Ｐｒｏｇｒｅｓｓ ｉｎ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ （化学进展）， ２００９，
２１（２）： ３５０－３５８ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［６］　 Ｃｈｅｎ Ｓ⁃Ｂ （陈世宝）， Ｌｉｎ Ｌ （林　 蕾）， Ｗｅｉ Ｗ （魏　
威）， ｅｔ ａｌ． Ｃｏｍｐａｒａｔｉｖｅ ｓｔｕｄｙ ｏｆ Ｚｎ⁃ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ
ｉｎ １６ Ｃｈｉｎｅｓｅ ｓｏｉｌｓ ａｓ ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ｂｙ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｂｉｏａｓｓａｙ
ｅｎｄｐｏｉｎｔｓ ａｎｄ ｉｔｓ ｐｒｅｄｉｃｔｅｄ ｍｏｄｅｌｓ． Ｃｈｉｎａ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｓｃｉｅｎｃｅ （中国环境科学）， ２０１３， ３３（５）： ９２２－９３０ （ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［７］　 Ｌｉｎ Ｌ （林　 蕾）， Ｃｈｅｎ Ｓ⁃Ｂ （陈世宝）， Ｃｈｅｎｇ Ｗ⁃Ｄ （程
旺大）， ｅｔ ａｌ． Ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄｓ （ＥＣｘ） ｏｆ Ｚｎ ｉｎ ｓｏｉｌｓ ａｓ
ｄｅｔｅｒｍｉｎｅｄ ｂｙ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｅｎｄｐｏｉｎｔｓ ａｎｄ ｉｔｓ ｖａｌｉｄａｔｉｏｎｓ ｉｎ
ｆｉｅｌｄｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ （农业环境科
学学报）， ２０１３， ３２（３）： ５４８－５５５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［８］　 Ａｄｍｉｎｉｓｔｒａｔｉｏｎ ｏｆ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｒｏｔｅｃｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｈｉｎａ （国
家环境保护总局）． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｑｕａｌｉｔｙ Ｓｔａｎｄａｒｄ ｆｏｒ
Ｓｏｉｌｓ （ ＧＢ １５６１８－１９９５）． Ｂｅｉｊｉｎｇ： Ｃｈｉｎａ Ｓｔａｎｄａｒｄｓ
Ｐｒｅｓｓ， １９９５ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［９］　 Ｘｉａｎ Ｙ （线　 郁）， Ｗａｎｇ Ｍ⁃Ｅ （王美娥）， Ｃｈｅｎ Ｗ⁃Ｐ
（陈卫平）． Ｒｅｓｐｏｎｓｅ ｏｆ ｅｎｚｙｍｅ ａｃｔｉｖｉｔｙ ａｎｄ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ
ｂｉｏｍａｓｓ ｃａｒｂｏｎ ｃｏｎｔｅｎｔ ｔｏ ｌｏｗ ｓｏｉｌ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ
ａｎｄ ｓｏｉｌ ｐｒｏｐｅｒｔｉｅｓ． Ａｓｉａｎ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ （生态
毒理学报）， ２０１４， ９（１）： ６３－７０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１０］　 Ｃｈｅｎ Ｈ⁃Ｍ （陈怀满）， Ｚｈｅｎｇ Ｃ⁃Ｒ （郑春荣）， Ｚｈｏｕ Ｄ⁃
Ｍ （周东美）， ｅｔ ａｌ． Ｓｏｉｌ ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ ｑｕａｌｉｔｙ： Ａ ｒｅ⁃
ｖｉｅｗ． Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｇｒｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ （农业环境科
学学报）， ２００６， ２５（４）： ８２１－ ８２７ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１１］　 Ｌｉｎ Ｌ （林　 蕾）， Ｃｈｅｎ Ｓ⁃Ｂ （陈世宝）， Ｌｉｕ Ｊ⁃Ｆ （刘继
芳）． Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ａｇｉｎｇ ｔｉｍｅ ｏｎ ｔｈｅ ｆｏｒｍ ｔｒａｎｓｆｏｒｍａｔｉｏｎ ａｎｄ
ｅｃｏｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｈｒｅｓｈｏｌｄ （ＥＣｘ） ｏｆ ａｄｄｅｄ Ｚｎ ｉｎ ｔｙｐｉｃａｌ Ｃｈｉｎａ
ｓｏｉｌｓ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ａｐｐｌｉｅｄ Ｅｃｏｌｏｇｙ （应用生态学
报）， ２０１３， ２４（７）： ２０２５－２０３２ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１２］　 Ｉｎｔｅｒｎａｔｉｏｎａｌ Ｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎ ｆｏｒ Ｓｔａｎｄａｒｄｉｚａｔｉｏｎ． ＩＳＯ⁃１１２６９⁃
１： Ｓｏｉｌ Ｑｕａｌｉｔｙ⁃Ｄｅｔｅｒｍｉｎａｔｉｏｎ ｏｆ ｔｈｅ Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ Ｐｏｌｌｕｔａｎｔｓ
ｏｎ Ｓｏｉｌ Ｆｌｏｒａ． Ｐａｒｔ １： Ｍｅｔｈｏｄ ｆｏｒ ｔｈｅ Ｍｅａ⁃ｓｕｒｅｍｅｎｔ ｏｆ Ｉｎ⁃
ｈｉｂｉｔｉｏｎ ｏｆ Ｒｏｏｔ Ｇｒｏｗｔｈ． Ｇｅｎｅｖａ， Ｓｗｉｔｚｅｒｌａｎｄ： Ｉｎｔｅｒｎａ⁃
ｔｉｏｎａｌ Ｏｒｇａｎｉｚａｔｉｏｎ ｆｏｒ Ｓｔａｎｄａｒｄｉｚａｔｉｏｎ， ２０１２
［１３］　 Ｏｏｒｔｓ Ｋ， Ｇｈｅｓｑｕｉｅｒｅ Ｕ， Ｓｍｏｌｄｅｒｓ Ｅ． Ｌｅａｃｈｉｎｇ ａｎｄ ａｇ⁃
ｉｎｇ ｄｅｃｒｅａｓｅ ｎｉｃｋｅｌ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｔｏ ｓｏｉｌ ｍｉｃｒｏｂｉａｌ ｐｒｏｃｅｓｓｅｓ ｉｎ
ｓｏｉｌｓ ｆｒｅｓｈｌｙ ｓｐｉｋｅｄ ｗｉｔｈ ｎｉｃｋｅｌ ｃｈｌｏｒｉｄｅ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ
Ｔｏｘｉｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｃｈｅｍｉｓｔｒｙ， ２００７， ２６： １１３０－１１３８
［１４］　 Ｚａｒｃｉｎａｓ ＢＡ， ＭｃＬａｕｇｈｌｉｎ ＭＪ， Ｓｍａｒｔ ＭＫ． Ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔ ｏｆ
ａｃｉｄ ｄｉｇｅｓｔｉｏｎ ｔｅｃｈｎｉｑｕｅ ｏｎ ｔｈｅ ｐｅｒｆｏｒｍａｎｃｅ ｏｆ ｎｅｂｕｌｉｚａ⁃
ｔｉｏｎ ｓｙｓｔｅｍｓ ｕｓｅｄ ｉｎ ｉｎｄｕｃｔｉｖｅｌｙ ｃｏｕｐｌｅｄ ｐｌａｓｍａ ｓｐｅｃ⁃
ｔｒｏｍｅｔｒｙ． Ｃｏｍｍｕｎｉｃａｔｉｏｎｓ ｉｎ Ｓｏｉｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ａｎｄ Ｐｌａｎｔ
Ａｎａｌｙｓｉｓ， １９９６， ２７： １３３１－１３５４
［１５］　 Ｗｅｉ Ｗ （魏　 威）， Ｃｈｅｎ Ｓ⁃Ｂ （陈世宝）． Ｐｌａｎｔ ｓｐｅｃｉｅｓ
ｓｅｎｓｉｔｉｖｉｔｙ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｔｏ ｔｈｅ ｐｈｙｔｏｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ ｓｏｉｌ ｅｘｏｇｅ⁃
ｎｏｕｓ ｚｉｎｃ． Ｃｈｉｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏｌｏｇｙ （生态学杂志），
２０１２， ３１（３）： ５３８－５４３ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１６］　 Ｇｕｏ Ｘ⁃Ｙ （郭雪雁）， Ｍａ Ｙ⁃Ｂ （马义兵）， Ｌｉ Ｂ （李　
波）． Ａｄｖａｎｃｅｓ ｉｎ ｔｈｅ ｅｆｆｅｃｔｓ， ｍｅｃｈａｎｉｓｍｓ ａｎｄ ｍｏｄｅｌｉｎｇ
ｏｆ ｈｏｒｍｅｓｉｓ ｉｎ ｔｅｒｒｅｓｔｒｉａｌ ｅｃｏｓｙｓｔｅｍｓ． Ａｃｔａ Ｅｃｏｌｏｇｉｃａ
Ｓｉｎｉｃａ （生态学报）， ２００９， ２９（８）： ４４０８ － ４４１９ （ ｉｎ
Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［１７］　 Ｌｉ ＰＷ， Ｗｏｌｔｈｏｏｒｎ Ａ， Ｔｈｅｏ Ｍ， ｅｔ ａｌ． Ｕｎｄｅｒｓｔａｎｄｉｎｇ ｔｈｅ
ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｓｏｉｌ ｃｈａｒａｃｔｅｒｉｓｔｉｃｓ ｏｎ ｐｈｙｔｏｔｏｘｉｃｉｔｙ ａｎｄ ｂｉｏ⁃
ａｖａｉｌａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｎｉｃｋｅｌ ｕｓｉｎｇ ｓｐｅｃｉａｔｉｏｎ ｍｏｄｅｌｓ． Ｅｎｖｉｒｏｎ⁃
ｍｅｎｔａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅ ＆ Ｔｅｃｈｎｏｌｏｇｙ， ２００４， ３８： １５６－１６２
［１８］　 Ｃｈａｐｍａｎ ＥＥＶ， Ｄａｖｅ Ｇ， Ｍｕｒｉｍｂｏｈ ＪＤ． Ａ ｒｅｖｉｅｗ ｏｆ
ｍｅｔａｌ （Ｐｂ ａｎｄ Ｚｎ） ｓｅｎｓｉｔｉｖｅ ａｎｄ ｐＨ ｔｏｌｅｒａｎｔ ｂｉｏａｓｓａｙ
ｏｒｇａｎｉｓｍｓ ｆｏｒ ｒｉｓｋ ｓｃｒｅｅｎｉｎｇ ｏｆ ｍｅｔａｌ⁃ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ａｃｉｄｉｃ
ｓｏｉｌｓ． Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ， ２０１３， １７９： ３２６－３４２
［１９］　 Ｚｈｏｕ Ｑ⁃Ｘ （周启星）， Ｗｅｉ Ｓ⁃Ｈ （魏树和）， Ｄｉａｏ Ｃ⁃Ｙ
（刁春燕）． Ｂａｓｉｃ ｐｒｉｎｃｉｐｌｅｓ ａｎｄ ｒｅｓｅａｒｃｈｉｎｇ ｐｒｏｇｒｅｓｓｅｓ
ｉｎ ｅｃｏｌｏｇｉｃａｌ ｒｅｍｅｄｉａｔｉｏｎ ｏｆ ｃｏｎｔａｍｉｎａｔｅｄ ｓｏｉｌｓ． Ｊｏｕｒｎａｌ
ｏｆ Ａｇｒｏ⁃Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ Ｓｃｉｅｎｃｅ （农业环境科学学报），
２００７， ２６（２）： ４１９－４２４ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
［２０］　 Ｗａｎｇ Ｙ⁃Ｙ （王云燕）， Ｃｈａｉ Ｌ⁃Ｙ （柴立元）， Ｗａｎｇ Ｑ⁃
Ｗ （王庆伟）， ｅｔ ａｌ． Ｔｈｅｒｍｏｄｙｎａｍｉｃ ｅｑｕｉｌｉｂｒｉｕｍ ｏｆ ｈｙ⁃
ｄｒｏｘｙｌ ｃｏｍｐｌｅｘ ｉｏｎｓ ｉｎ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ⁃Ｈ２Ｏ ｓｙｓｔｅｍ． Ｃｈｉ⁃
ｎｅｓｅ Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｎｏｎｆｅｒｒｏｕｓ Ｍｅｔａｌｓ （中国有色金属学
报）， ２００８， １８（Ｅ１）： １８３－１９０ （ｉｎ Ｃｈｉｎｅｓｅ）
作者简介　 李　 宁，男， １９８９年生，硕士．主要从事土壤中重
金属毒性阈值与安全评价研究． Ｅ⁃ｍａｉｌ： ｍｅｎｇｌｉｚｈｕ１９８９１１＠
ｓｉｎａ．ｃｏｍ
责任编辑　 肖　 红
２８１２ 应　 用　 生　 态　 学　 报　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 　 ２６卷