全 文 ：第 33卷 第 4期 生 态 科 学 33(4): 680−685
2014 年 7 月 Ecological Science Jul. 2014

收稿日期: 2013-11-27; 修订日期: 2014-05-10
基金项目: 国家自然科学基金(21007042); 北京市自然科学基金(8122014)
作者简介: 王月(1988—), 女, 河北, 硕士, 从事生态毒理学研究, E-mail: wangyue1988cnu@163.com
*通信作者: 王学东, 男, 副教授, 生态毒理学, E-mail: wangxuedong9801@126.com

王月, 王学东, 高伟明, 等. 北京城郊土壤镉对大麦的毒害研究[J]. 生态科学, 2014, 33(4): 680−685.
WANG Yue, WANG Xuedong, GAO Weiming, et al. The Toxicity of Cd in Suburban Soil of Beijing to Barley[J]. Ecological Science,
2014, 33(4): 680−685.

北京城郊土壤镉对大麦的毒害研究
王月, 王学东*, 高伟明, 杨昱祺
首都师范大学资源环境与旅游学院, 北京 100048

【摘要】 选取北京城郊 5 个区县土壤为研究对象, 通过急性毒性试验, 研究了土壤外源镉(Cd)对大麦毒性的影响。结
果表明, 5 个采样点土壤的大麦根伸长与土壤中总 Cd 和有效态 Cd 含量的变化趋势均符合剂量效应关系, 基于土壤总
Cd 的 EC50(使大麦根伸长降低至对照一半时土壤中的 Cd 浓度)和有效态 Cd 的 EC50 分别变化了 1.75 倍和 1.65 倍, 基
于总 Cd 和有效态 Cd 的 EC10(大麦根伸长相对对照降低 10%的土壤 Cd 的浓度)分别变化了 2.73 倍和 2.21 倍。基于总
Cd 的 EC50 最低值出现在阳离子交换量(CEC)最小的丰台土壤, 而最高值出现在有机质含量最多的灵山土壤。土壤有效
态 Cd 含量与大麦根伸长的剂量效应关系优于土壤总 Cd, 用土壤中 Cd 的有效态表征 Cd 的生态风险更准确。

关键词：土壤; Cd; 大麦; 有效态
doi:10.14108/j.cnki.1008-8873.2014.04.008 中图分类号：X171.5 文献标识码：A 文章编号：1008-8873(2014)04-680-06
The toxicity of Cd in suburban soil of Beijing to barley
WANG Yue, WANG Xuedong, GAO Weiming, YANG Yuqi
College of Resources and Environment and Tourism, Capital Normal University, Beijing 100048, China
Abstract: The soil samples from five districts of the suburb Beijing were collected to investigate the response of barley root
to metal stress simulated by soil amendment with Cd chlorides by acute toxicity test. The results showed that not only
between the total content of Cd and the barley root elongation but also between the extractable Cd and the barley root
elongation had a significant dose effect. The toxicity threshold of EC50 (as defined as effective concentration of added Cd
causing 50% inhibition) that based the total Cd and the extractable Cd content varied 1.75-fold and 1.65-fold separately;
EC10 (as defined as effective concentration of added Cd causing 10% inhibition) varied 2.73-fold and 2.21-fold separately.
The lowest value of EC50 based on the total Cd content appeared in the Fengtai soil, which had the weakest cation exchange
capacity (CEC), and the highest value appeared in the Lingshan soil, which contained the highest amount of organic matter.
The extractable Cd and the barley root elongation tended to have a better correlation than the total content of Cd and the
barley root elongation, making the contents of extractable Cd indicate the ecological risk more accurately.
Key words: soil; Cd; barley; speciation
1 前言
镉(Cd)不是植物生长的必需元素, 但很容易被
植物吸收并在可食用部位富集, 从而进入食物链,
对人类和动物的健康造成威胁。随着现代工农业的
发展, 污水灌溉、农业泥肥、堆肥、化肥等的长期使
用, Cd 通过多种途径进入土壤, 这使得我国土壤 Cd
污染日益严重, 污染程度在加剧, 面积也逐年扩大。据
4 期 王月, 等. 北京城郊土壤镉对大麦的毒害研究 681
统计, 我国 Cd 污染耕地面积已达 1.33 万 hm2[1]。湖南
湘江流域和成都平原等南方农田土壤 Cd 含量均超
过背景值[2–3], 北京市菜园、稻田、果园等不同土
地利用类型的土壤也均存在一定的重金属 Cd 积
累[4–5]。随着土壤环境 Cd 污染的加剧, 农产品中 Cd
含量水平及其食物暴露风险日益受到人们的关注。
对全国六个地区(华东、东北、华中、西南、华南和
华北)县级以上市场随机采购大米样品的监测分析
表明, 10%左右的市售大米 Cd 超标[6]。这些结果表
明, 土壤Cd污染已经给生态环境和人类健康带来了
极大的风险。因此, 对土壤 Cd 的生物毒性、风险评
价及其污染防控研究成为国内外关注的热点。
影响土壤 Cd 生物毒性的因素包括土壤性质、土
壤 Cd 形态、耕作方式、Cd 的共存离子等。其中土
壤性质是影响土壤 Cd 生物毒性的重要因素, pH、
有机质含量(OM)、阳离子交换量(CEC)等理化性质
不同的土壤对重金属 Cd 的吸附能力不同, 土壤中
Cd 表现出的生物毒性也不同。李影[7]研究了暗棕壤
中重金属 Cd 对大麦根伸长的毒害, 结果表明, Cd 对
大麦根伸长的抑制随土壤中有机质含量的升高而减
弱。Rooney 等[8]用 18 种不同性质的欧洲土壤研究土
壤中铜添加量对大麦根伸长影响。回归分析表明,
土壤交换态钙和 CEC 是影响毒性的关键因子, 氧化
物和有机碳含量可以进一步提高模型对毒性的预
测。Ding[9]等在土壤类型对根茎作物 Cd 积累量的影
响研究中发现, 在不同性质的土壤中, 作物对 Cd 的
吸收量有很大的差别。另外, 土壤中 Cd 形态也会影
响其生物有效性, 研究表明用有效态Cd含量表示土
壤生物毒性相对土壤总 Cd 含量更准确[10]。
北京城郊是北京重要的农业和蔬菜生产基地,
承担着北京市 1/3 的农副产品供应。近年来, 北京城
郊土壤也面临着Cd污染的风险, 但是全面评价北京
郊区土壤 Cd 毒性的研究相对较少, 因此本文以 Cd
敏感粮食作物大麦为研究对象, 研究北京城郊土壤
Cd 对大麦的毒害效应, 从而为北京市土壤 Cd 污染
的防控及风险评价提供依据。
2 材料与方法
2.1 供试土壤
共采集了北京市 5 个区县的 3 种土壤类型, 包
括褐土、潮土、山地棕壤。这 3 种土壤是北京市的
主要土壤类型 , 分别占到北京市土壤总面积的
64.95%、24.7%和 9.5%[11]。5 个采样点分布在北京
四环以外的 5 个区县。每个采样点选择地形、种植
类型一致的 3个地块(面积 1—10亩), 每个地块采集
耕作层(0—20 cm)中 3—5 个点的土壤样品, 将 3 个地
块的土壤样品充分混合形成每个采样点的样品。
具体采样地点及土壤理化性质见表 1。土壤 pH
值在 5︰1 水土比条件下采用 DELTA 320 酸度计测
定; 土壤有机质含量采用重铬酸钾稀释热比色法测
定; 土壤中 CEC 采用氯化钡缓冲液法测定; 土壤最
大持水量采用比重法测定。
土壤样品运回实验室后风干, 去除杂物后过 2 mm
筛备用。配制 CdCl2 母液, 以土壤最大田间持水量的
50%分别向土壤中喷施不同体积 CdCl2 母液, 充分
混匀后平衡两周, 过 2 mm 筛备用。每个采样点的土
壤添加 8 个 Cd2+浓度, 分别为 0、2、10、60、120、
210、500、800 mg·kg−1 (以 CdCl2·2.5H2O 计)。土
壤中有效态 Cd 的提取采用 0.005 mol·L−1 DTPA 和
0.01 mol·L−1 CaCl2和 0.1 mol·L−1 TEA 的混合提取剂[12]。
土壤中总 Cd 和有效态 Cd 含量的测定使用电感耦合
等离子体发射光谱仪(ICP—OES, Varian 720—ES, 美
国), 同时采用国家标准参考物 GBW07403(土壤)进
行分析质量控制, Cd 的回收率均超过 95%。

表 1 供试土壤理化性质
Tab. 1 The basic properties of five collected soils
采样点 土壤类型 pH 值 最大持水量/% 有机质/(g·kg–1) 阳离子交换量/(cmol·kg–1)
通州 潮土 7.33 51.85 11.17±0.25b 9.78±0.10a
昌平 褐土 7.49 49.6 9.52±0.19c 7.53±0.35b
灵山 山地棕壤 7.86 54.35 15.84±0.17a 7.40±0.43b
平谷 褐土 7.32 50.65 8.03±0.67d 7.28±0.28b
丰台 潮土 7.68 50.5 7.64±0.10d 5.35±0.92c
注: 表中不同小写字母表示不同采样点理化性质指标 P<0.05 显著差异(n=4)。
682 生 态 科 学 33 卷
2.2 大麦的毒性试验
根据 ISO 11269-1[13]大麦根伸长毒性试验的标
准方法, 取风干的每个处理的土壤样品 360 g, 分别
装入培养杯(内径 3.5 cm, 高 12 cm)内, 保持最大持
水量的 60%培养 7 d, 然后在培养杯内种植预发芽
(胚根<2 mm)的大麦种子 7 颗, 将培养杯置于人工气
候箱, 设置生长条件为白天 14 h(22 ℃), 夜间 10
h(18 ℃), 光照强度为 24 000 lux·m-1, 水分湿度为
70%, 保持整个试验过程中土壤含水量为最大持水
量的 60%, 每个处理设置 3 个重复。5 d 后收集大麦
根, 清洗后测定每个重复内每株大麦的平均根长,
并求均值, 计算相对根伸长。
2.3 数据处理与分析
2.3.1 相对根伸长的计算(RE, %)
100t
c
RERE
RE
= ×
式中: RE t为不同处理的大麦根伸长; RE c 为对照根
伸长。
2.3.2 剂量-效应曲线拟合
(1) 剂量效应采用 Log-logistic 曲线[14]拟合, 拟
合方程如下
( )( )01 b x M
yy
e −
=
+

其中, y 为相对根伸长(%), 即各处理大麦根伸长与
对照根伸长的比值, x 为以 10 为底的 Cd 的浓度
(mg·kg−1 )的对数。y0、b、M 为拟合参数, M 为 ECx
的以 10 为底的对数值。通过此方程可求出大麦根伸
长降低至对照的 50%、10%的 Cd 的浓度, 即 EC50、
EC10。
2.3.3 统计分析
数据统计和处理采用 SPSS 18.0 软件, 做图采
用 OriginPro8.5。
3 结果与讨论
3.1 土壤 Cd 含量
5 个采样点土壤中总 Cd 的含量变化范围为 0.97—
571.05 mg·kg−1, 有效态 Cd 的含量变化范围为 0.09—
423.66 mg·kg−1。土壤有效态 Cd 占土壤总 Cd 含量
的 6%~98%, 且二者之间呈极显著正相关关系(R2=
0.96, P <0.01)(图 1)。

图 1 土壤有效态 Cd 与土壤总 Cd 的关系
Fig. 1 Relationship between the content of extractable Cd
and total Cd in soil
3.2 土壤中总 Cd 与大麦根伸长的剂量-效应关系
土壤中总 Cd 含量与大麦根伸长的剂量-效应关
系曲线如图 2 所示。当土壤总 Cd 含量从低往高逐渐
增加时, 同对照相比, 5 个采样点土壤的大麦根长略
有升高后又降低, 但整体上没有明显变化。但当土
壤 Cd 含量超过一定数值时, 大麦根伸长急剧降低,
整体变化趋势符合剂量效应关系。5 个采样点土壤
剂量-效应曲线的拟合程度(R2)在0.89—0.96之间, 拟
合程度均较好。土壤中总 Cd 含量从低到高略为增加
时, 出现了大麦根伸长相对于对照略有增加的现象,
即低剂量毒物刺激效应, 这可能是由于低浓度Cd胁
迫刺激了植株光合色素含量的增加, 促进了干物质
的合成[15]。贾莲等[16]在研究 Cd 对金银花的毒害作
用中也发现了低浓度 Cd 对金银花根长刺激效应现
象。当 5 个采样点土壤中的 Cd 含量超过一定值时,
大麦根伸长急剧降低, 这是因为Cd离子能够诱发高
活性自由基, 从而导致大麦根长的过氧化作用增加,
大麦根伸长受到显著抑制[17–18]。
对比每个采样点的剂量效应曲线图可以看出,
通州和灵山 2 个采样点出现大麦根伸长急剧降低的
点土壤总 Cd 浓度均大于 100 mg·kg−1 , 其他 3 个采
样点则均小于 100 mg·kg−1 , 这可能和这几个土壤
的理化性质如有机质、阳离子交换量差异有关。通
过对五个采样点土壤理化性质(表 1)分析发现, 通州
土壤的 CEC 和灵山土壤的有机质含量分别在 5 个
采样点中最高 , 且与其他土壤均呈显著性差异
(P<0.05)。研究表明, 土壤有机质含量和 CEC 的增
加能够降低 Cd 的生物有效性。易卿等[19]在不同生
4 期 王月, 等. 北京城郊土壤镉对大麦的毒害研究 683

图 2 5 个采样点的土壤总 Cd 与大麦根伸长的剂量-效应曲线
Fig. 2 Dose-response curves between total Cd content and barley root elongation in different soil
物质黑碳对土壤Cd生物有效性的研究中发现, 添加
生物质黑碳后, 土壤中有机质含量增加, 土壤中有
效态 Cd 的含量与土壤中有机质含量呈显著的负相
关。最新研究表明, 土壤中的有机质可以通过缓解
大麦根的过氧化反应来降低 Cd 对大麦根伸长的毒
性效应[20]。高阳离子交换量的土壤会增加对重金属
Cd 的吸附量, 从而降低 Cd 的生物毒性[21]。
3.3 土壤中有效态Cd 与大麦根伸长的剂量-效应关系
5 个采样点土壤有效态 Cd 的含量变化范围为 0.09
—423.66 mg·kg−1 , 土壤有效态Cd含量占土壤总Cd含
量的 6%—98%。5 个采样点土壤中有效态Cd 与大麦根
伸长的剂量效应曲线同总 Cd 相似, 即低浓度时 Cd 对
大麦根长具有一定的刺激作用, 而高浓度时出现强烈
的抑制作用。5 个采样点土壤有效态 Cd 含量与大麦根
伸长的剂量-效应曲线的拟合程度(R2)在 0.90—0.98 之
间。通州、昌平、灵山土壤的拟合程度与总Cd 相当, 平
谷和丰台土壤的拟合程度(分别为 R2=0.97，R2=0.98)优
于总Cd 拟合程度(分别为R2= 0.89，R2=0.96)。
3.4 土壤总 Cd 及有效态 Cd 含量与大麦根伸长的
关系
利用土壤总 Cd 含量与大麦根伸长的剂量效应
关系曲线和土壤有效态 Cd 含量与大麦根伸长的剂
量效应关系曲线分别求出大麦根伸长预测值, 然后
分别与大麦相对根伸长实测值做相关性分析, 结果
如图 4 所示, 本研究中 5 个采样点所有处理土壤样
品的总 Cd 含量与大麦根伸长的剂量效应曲线的相
关性为 R2=0.81, 而土壤中有效态 Cd 与大麦根伸长
的剂量效应曲线的相关性为 R2=0.88, 这表明土壤中
有效态 Cd 含量相对于总 Cd 能够更好地表征 Cd 对
大麦根长的毒性。以往的研究也发现这一规律。袁
波等[10]在菜地土壤 Pb、Cd 有效态与生物有效性研
究中也表明, 菜地土壤中 Pb、Cd 有效态含量与小
白菜可食部分 Pb、Cd的含量相关性优于全量的, 用
土壤中 Pb、Cd 的有效态表征 Pb、Cd 的生态风险
更准确。
3.5 EC50 与 EC10 值
利用 Log-logistic 分别计算了以土壤总 Cd 和有
效态 Cd 表示的 EC50(使大麦根伸长降低至对照一半
时土壤中的Cd浓度)和EC10(大麦根伸长相对对照降
低 10%的土壤 Cd 的浓度) (表 2)。5 个采样点基于土壤
总 Cd 的 EC50值(EC50(CdT))在 294.7—515.17 mg·kg−1
之间, EC10 值(EC10(CdT))在 106.49—290.61 mg·kg−1
684 生 态 科 学 33 卷

图 3 5 个采样点的土壤有效态 Cd 与大麦根伸长的剂量-效应曲线
Fig. 3 Dose-response curves between extractable Cd content and barley root elongation in different soils

图 4 基于土壤总 Cd(A)和有效态 Cd(B)含量的大麦根伸长预测值和实测值的相关性
Fig. 4 The correlation between predicted value and measured value based on total Cd and extractable Cd respectively
之间, 分别变化了 1.75 倍和 2.73 倍。基于土壤有
效态 Cd 的 EC50 值(EC50(CdA))和 EC10 值(EC10
(CdA))分别在 218.20—360.88 mg·kg−1 和 80.47—
178.13 mg·kg−1 之间, 分别变化了 1.65 倍和 2.21
倍。基于总 Cd 的 EC50 最大值出现在有机质含量
最高的灵山土壤, 而最小值出现在土壤 CEC 最低
的丰台土壤。这可能和土壤性质有关, 以往的研究
表明, 土壤有机质含量和 CEC 的增加能够降低重
金属的毒性[22-23]。但土壤总 Cd 和有效态 Cd 表示
的 EC50 和 EC10 的变化范围都未达到显著性差异,
这表明北京城郊 5 个采样点土壤的性质尽管有差
异, 但对 Cd 大麦根伸长 EC 值的影响没有达到显
表 2 基于土壤总 Cd 和有效态 Cd 的 EC50和 EC10
Tab. 2 EC50 and EC10 values based on the total Cd and the
extractable Cd content
EC50(CdT) EC10(CdT) EC50(CdA) EC10(CdA)采样点
mg·kg-1
通州 312.39 290.61 280.63 169.35
昌平 335.34 106.49 277.12 80.47
灵山 515.17 278.03 360.88 152.25
平谷 335.60 149.83 289.35 178.13
丰台 294.73 143.53 218.20 107.13

著, 因此在风险评价过程中不需要考虑土壤性质所
带来的影响。
4 期 王月, 等. 北京城郊土壤镉对大麦的毒害研究 685
4 结论
1) 土壤中总 Cd 含量与大麦根伸长整体变化趋
势符合剂量效应关系。基于土壤总 Cd 的 EC50 值
(EC50(CdT))在 294.73—515.17 mg·kg−1 之间, EC10值
(EC10(CdT))在 106.49—290.61 mg·kg−1之间, 分别变
化了 1.75 倍和 2.73 倍。
2) 5 个采样点土壤中有效态 Cd 含量与大麦根
伸长的剂量效应曲线同总Cd相似, 基于土壤有效态Cd
含量的 EC50 值(EC50(CdA))和 EC10 值(EC10(CdA))分别
在 218.20—360.88 mg·kg−1和 80.47—178.13 mg·kg−1之
间, 分别变化了 1.65 倍和 2.21 倍。
3) 土壤中有效态 Cd 含量与大麦根伸长的剂量
效应曲线的相关性(R2=0.88)优于总 Cd(R2=0.81), 土
壤中有效态 Cd 含量相对于总 Cd 能够更有效地表征
Cd 对大麦的毒性。
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