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摘 要 采用田间试验研究外源添加镉对镉敏感蔬菜——番茄幼苗根部（根长和根鲜重）和地上部（株高和茎叶鲜重）的毒害效应，计算镉对番茄的毒害临界值（EC10），探讨了田间和盆栽条件下镉毒害临界值变化。结果表明：低浓度外源镉对番茄4个生长指标可能产生促进作用，而高浓度外源镉则产生抑制作用。不同土壤镉对番茄根长、株高及茎叶鲜重的毒害临界值（EC10，以土壤有效镉表示）差异较大，根长EC10值介于0.13～5.22 mg/kg，株高的EC10值介于0.14～9.34 mg/kg，茎叶鲜重的EC10值介于0.02～4.13 mg/kg。田间条件下所获取的番茄EC10值与盆栽条件下获取的EC10的比值，最大为103.25倍（C土，茎叶鲜重），最小为2.85倍（C土，根长），大部分情况下田间和盆栽试验的镉毒害临界值的差异小于5倍。部分情况下田间得到的EC10值大于盆栽试验得到的EC10值，而另一些情况下则反之。
关键词 土壤；镉；番茄；根系；毒害临界值
中图分类号 S641.2 文献标识码 A
Abstract The toxic effects of exogenous Cd on the length and the fresh weight of roots，and the height and the fresh weight of the aerial part of tomato，a Cd-sensetive crop，were studied by field experiments. The toxicity thresholds of Cd（EC10）for root length，plant height and the fresh weight of tomato were calculated based on the regression equations between soil available Cd（0.10 mol/L CaCl2 extractable） and root length， plant height and the fresh weight of aerial parts of tomato. The difference between the EC10 values derived from field experiments and those derived from greenhouse experiments were discussed. The results showed that low concentration of exogenous Cd may promote whereas higher concentration of exogenous Cd will inhibit the growth of tomato. The toxicity thresholds of Cd（EC10，expressed as soil available Cd） for root length，plant height and the fresh weight of aerial parts of tomato varied greatly in different soils. The EC10 values were 0.13 mg/kg to 5.22 mg/kg for root length， 0.14 mg/kg to 9.34 mg/kg for plant height and 0.02 mg/kg to 4.13 mg/kg for the fresh weight of aerial parts. The maximum difference between the EC10 values derived from field experiments and from greenhouse experiments was 103.25 times for the fresh weight of aerial parts and 2.85 times for root length. At most circumstances， the difference of EC10 values from field experiments and greenhouse experiments was within 5 times. Some EC10 values from greenhouse experiments were higher than those from field experiments while the others were on the contrary.
Key words Soil；Cadmium；Tomato；Root；Toxicity threshold
doi 10.3969/j.issn.1000-2561.2014.07.006
农业土壤中重金属的危害主要体现在对农作物的毒害效应及引起农产品重金属含量超标2方面。农业土壤重金属污染管理的主要目标就是抑制土壤重金属对农作物的毒害和减少土壤重金属进入农产品。为了建立更为科学的农业土壤重金属污染评价标准，应研究农业土壤重金属对作物的毒害临界值和保证农产品重金属不超标的安全临界值。国内外已有关于土壤重金属对植物的毒害效应及其临界值的研究结果表明，植物种类、生长状态、毒害终点、土壤性质等对土壤重金属的毒害效应及其临界值都会产生影响[1-8]。土壤重金属对植物的毒害效应一般采用室内（人工气候室、植物生长室或温室）培养的方法进行[9]。由于室内条件与田间条件的差异，毒害效应及其临界值也会发生变化[10-11]，从而影响毒害临界值在田间应用的可靠性[10-16]。因此，为了科学地推算土壤重金属的植物毒害临界值，不仅要在盆栽模拟条件下进行研究，还开展田间自然条件下的研究，以了解盆栽条件下的毒害临界值与田间条件下的毒害临界值的差异程度。 镉（Cd）是土壤中生物毒性较强、对农作物危害较大的重金属污染元素。虽然国内外已有不少关于土壤镉对植物毒害效应的研究，但关于土壤镉对植物的毒害临界值的研究则少见。贺萌萌等[17]报道在北京褐潮土（pH=7.28）上镉对玉米幼苗株高的EC50值为654.60 mg/kg、玉米根部和地上部干质量的EC50值分别为323.60 mg/kg和110.20 mg/kg（全量）。陈春乐等[18]通过土培试验，得出引起芥菜地上部鲜重降低10%的土壤Cd的毒害临界值（EC50）为0.15 mg/kg（有效镉）。王凯荣等[19]报道引起苎麻地上部分鲜重降低20%的土壤Cd浓度（EC20）是14.00 mg/kg（全量）。王欣等[20]研究表明在红壤（pH=4.55）上，营养生长期苎麻对Cd的忍耐阈值为80.00 mg/kg左右，高于此浓度时苎麻的生理代谢趋于紊乱，生长受到影响。丁枫华等[7]研究表明番茄是对镉毒害较敏感的作物。以植物不同器官作为毒害效应的测试对象（毒害终点）会得出不同的毒害临界值。根系是植物直接与土壤污染物接触、受害最早、最重的部位[21]，不少文献以根系毒害效应作为计算土壤重金属毒害临界值的依据[3，10，22]。相关文献分析表明，作为毒性最强的重金属污染元素之一的镉元素，极易被植物根系吸收并转运到茎、叶、果实等部位，进一步对植物体产生危害，引起植物中毒。大多数情况下，镉会抑制植物根部与地上部生物量的生长。目前，关于盆栽和田间条件下土壤镉的植物毒害临界值变化的比较研究较为罕见。鉴于镉在土壤重金属中的重要性，因此亟需开展关于土壤镉毒害临界值的研究，以期为建立和完善区域性土壤镉环境质量基准奠定基础。本项目采用田间小区试验的方法研究了不同性质土壤上镉对番茄根长、根鲜重、株高及茎叶鲜重的毒害临界值的影响，并比较了田间与盆栽条件下所获取的镉毒害临界值之间的差异。
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 供试蔬菜 试验所用番茄是本课题组前期筛选出来的福建省常见农作物中对镉毒害较敏感的蔬菜品种[7]，同时也是ISO（International Standard Organization）推荐的研究化学污染物对高等植物生长的影响的测试植物之一[9]。 因此本研究选用番茄（L.esculentum Mill.）作为测试作物，供试的番茄品种为合作903。
1.1.2 试剂 外源添加的镉为CdCl2·2.5H2O（分析纯）。
1.2 方法
1.2.1 田间试验 在福建省尤溪县洋中镇和连江县丹阳镇各选择一块农田，分别建1 m×1 m的小区90个（田埂用砖和水泥固化）。在洋中和丹阳各设3组试验，分别开展3种不同土壤的田间试验，共6种土壤。试验所用的土壤采自试验地附近的不同性质的表层土壤，6种土壤分别用A、B、C、D、E及F表示。每组试验均设置8个镉浓度水平，各处理镉的添加量分别为0.00（CK）、0.25、0.50、1.00、2.00、4.00、8.00、16.00 mg/kg，所有处理均重复4次。将每个小区的表土挖出，与外源镉（以溶液形式加入）和基肥（每个小区720 g有机肥）混合均匀，再回填到各个小区。平衡30 d后种植第一季蔬菜。前季蔬菜收获后，采集土壤样品供分析用，再添加有机肥混匀，静置至后季蔬菜种植。共连续种植了4季蔬菜，番茄是第二季。播种时，每个小区播入100粒均匀而饱满的种子。在幼苗（2叶1心）阶段，进行间苗，各小区保留50株幼苗。对照小区出苗率达到50%后的第21天结束试验。在第一季蔬菜种植前采集土壤，测定土壤的pH、阳离子交换量（CEC）、有机质含量等基本理化性质（表1），用每季蔬菜收获后采集的土壤测土壤有效镉。收获时小心采集完整的番茄植株，经自来水和去离子水洗净并吸干后，测量番茄幼苗的根长、株高、茎叶鲜重和根鲜重。
1.2.2 盆栽试验 将野外采回的土壤自然风干，压碎后过5 mm的尼龙筛备用。试验采用塑料盆（盆高9 cm，上口直径10 cm，下底直径为6.5 cm），每盆装土1 kg。镉的添加量与田间试验相同，同时添加与田间试验相当的有机肥作为底肥。土壤与添加材料混匀后，平衡30 d后种植第一季作物。共连续种植了4季蔬菜，番茄是第二季。前季蔬菜收获后，将土壤倒出翻松，再添加有机肥作为底肥，混匀，放置至后季蔬菜种植。每盆播10粒饱满的番茄种子。出苗后间苗，每盆留下5株。待对照出苗50%后第21天开始收获，测定根长和根鲜重。
1.2.3 土壤测定方法 土壤pH采用电位法测定；土壤有机质采用硫酸-重铬酸钾外加热法测定；游离氧化铁采用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-碳酸氢钠溶液提取，以原子吸收分光光度法测定；土壤阳离子交换量采用中性醋酸盐法测定；土壤粘粒含量采用吸管法[23-24]。供试土壤的基本性质见表1。
土壤 Cd 全量采用HCl-HNO3-HF-HClO4方法消解，以石墨炉原子吸收分光光度法测定[25]，土壤 Cd 有效量采用 0.10 mol/L CaCl2提取（土液比=1 ∶ 5（m ∶ V），以210 r/min往复震荡 60 min后干过滤），以石墨炉原子吸收分光光度法测定[26]。测定时以国家地质测试中心提供的重金属标准储备液（1 000 mg/kg）配制标准系列溶液，并插入标准土样以控制全镉测定质量。
1.3 数据分析
采用 Microsoft Excel 2003和SPSS 18.0软件对数据进行相关统计分析。
2 结果与分析
2.1 不同土壤镉的有效性
由表2可看出，不同土壤中有效镉含量差异很大。当镉添加量为1.00 mg/kg时，A土的有效镉含量最低，仅为0.10 mg/kg，D土的有效镉含量最高，为0.73 mg/kg，二者相差7.30倍；当镉添加量达到16.00 mg/kg时，A土有效镉含量依然最低，只有0.96 mg/kg，E土的有效镉含量最高，达到13.60 mg/kg，二者相差14.20倍。由表1可见，6种土壤pH有所差别，A土和B土的pH明显高于其余4种土壤，无论镉添加量为多少，A土和B土的有效镉含量始终明显低于其余4种土壤，表明土壤pH是影响土壤镉有效性的主要因素。土壤有机质含量也与土壤镉有效性有一定关联，C、D、E、F土的有机质含量明显低于A土（表1），其有效镉的含量也始终高于A土。其余土壤性质与镉有效性没有明显关联。 2.2 田间条件下土壤外源镉对番茄根系生长的影响
2.2.1 对番茄根鲜重的影响 少数土壤低浓度外源镉对番茄幼苗根鲜重略有刺激作用，而高浓度有抑制作用，但大部分土壤不论低浓度还是高浓度均对番茄根鲜重产生抑制作用（表3）。在0.50 mg/kg镉添加浓度下，A土番茄根鲜重与对照相比略增加6.73%；低镉浓度对C土番茄根鲜重产生刺激作用，在0.25、0.50、1.00、2.00 mg/kg镉添加浓度下，C土番茄根鲜重分别比对照增加了2.61%、2.61%、6.09%及1.74%；D土番茄根鲜重在0.25 mg/kg和1.00 mg/kg镉添加浓度下均比对照增加了16.67%。A土、C土和D土番茄根鲜重随着镉浓度的增加而呈现不同程度的降低趋势。土壤外源镉对B土、E土和F土番茄根鲜重基本上均有不同程度的抑制作用（E土和F土番茄根鲜重在0.25 mg/kg镉浓度下，与对照相比无变化）。在16.00 mg/kg外源镉浓度下，A土、B土、C土、D土、E土及F土番茄根鲜重分别较对照降低了35.58%、47.56%、23.48%、83.33%、28.57%及46.15%。
2.2.2 对番茄根长的影响 如表4所示，与D土、E土及F土相比，A土、B土及C土番茄根长具有显著变化趋势。D土和E土在0.25 mg/kg镉添加浓度时，根长分别比对照增加了2.05%和11.80%，A土、B土、C土和F土番茄根长在此低浓度镉条件下均受到不同程度的抑制。而C土和E土在一定高浓度镉添加条件下，番茄的根长高于对照，如在1.00 mg/kg和2.00 mg/kg镉添加浓度下，C土番茄根长分别比对照增加了2.19%和5.66%，这与葛成军等[27]研究结果一致；在4.00 mg/kg镉添加浓度下，E土番茄根长比对照增加了1.92%。虽然增加的幅度不大，但却表明在这些土壤上镉对番茄根系的抑制作用较弱。当镉添加浓度达到16.00 mg/kg时，所有土壤番茄根长均受到抑制，但抑制程度不同，A、B、C、D、E及F土番茄根长分别较对照降低了14.99%、14.72%、13.43%、17.16%、5.46%及26.75%。
2.3 田间条件下土壤外源镉对番茄地上生物量的影响
2.3.1 对番茄株高的影响 A土、B土、D土及E土的番茄株高均受外源镉影响而发生明显的变化（表5）。低浓度镉刺激部分土壤上番茄株高。在0.25 mg/kg镉添加浓度下，A土、B土及D土番茄株高与对照相比分别增加了3.82%、9.06%及8.42%；在0.50 mg/kg镉添加浓度下，A土及D土番茄株高与对照相比增加了7.08%和4.77%。低浓度外源镉对E土番茄株高表现出抑制作用。低浓度的外源镉对C土番茄株高的影响较大。在0.25 mg/kg和1.00 mg/kg镉添加浓度下，C土番茄株高与对照相比分别增加了13.59%和7.81%。随着外源镉浓度的增大，各土壤的番茄株高受到不同程度的抑制。如在16.00 mg/kg镉添加浓度下，A土、B土、D土及E土的番茄株高与对照相比，分别降低了22.51%、31.66%、27.13%及31.86%。
2.3.2 对番茄茎叶鲜重的影响 如表6所示，除了F土外，其他土壤番茄茎叶鲜重受镉影响较为明显。低浓度外源镉对A土、C土、D土及E土番茄茎叶鲜重具有刺激作用。如在0.25 mg/kg外源镉浓度下，A土、C土、D土及E土番茄茎叶鲜重与对照相比，分别增加了9.97%、11.65%、9.95%及14.35%；在0.50 mg/kg外源镉浓度下，A土、C土及D土番茄茎叶鲜重与对照相比，分别增加20.85%、8.56%及 8.12%；而在1.00 mg/kg外源镉浓度下，C土番茄茎叶鲜重与对照相比增加了27.85%。高浓度的外源镉对番茄茎叶鲜重具有明显的抑制作用。在8.00 mg/kg和16.00 mg/kg外源镉浓度下，A土、C土、D土及E土番茄茎叶鲜重与对照相比，分别降低了47.77%、31.84%、48.09%及53.30%与38.19%、23.56%、63.90%及41.66%。
2.4 土壤有效镉对番茄的毒害临界值
本研究采用外源添加镉试验，土壤中镉有效性较高，因此以土壤有效Cd为基础来推算镉的毒害临界值。外源镉对于番茄根鲜重的影响并不显著（表3），故不推算镉对番茄根鲜重的毒害临界值。从表7可见，在田间条件下，不同土壤上番茄根长的EC10值相差很大，根长EC10值最小的是F土，仅为0.13 mg/kg；根长EC10值最大的是C土，达到5.22 mg/kg，二者相差40.15倍。E土上番茄根长的变化很小，无法求出根长的EC10值。不同土壤上番茄株高的EC10值差异很大，株高EC10值最小的是A土和B土，仅为0.14 mg/kg；最大的是C土，可达到9.34 mg/kg，二者相差66.71倍。不同土壤上番茄茎叶鲜重的EC10值差异也较大，茎叶鲜重的EC10值最小的是B土，仅为0.02 mg/kg；最大的是C土，达4.13 mg/kg，二者相差206.50倍。可见与其他土壤上番茄的EC10值相比，田间C土3项生长指标的EC10值均高于其他土壤。
2.5 田间和盆栽条件下土壤镉对番茄的毒害临界值的比较
总体而言，盆栽条件下，各土壤茎叶鲜重EC10值的平均值为0.98 mg/kg；田间条件下，各土壤茎叶鲜重EC10值的平均值为0.80 mg/kg，明显低于盆栽条件下EC10均值。在盆栽条件下，各土壤上番茄根长的EC10值的平均值为1.00 mg/kg；在田间条件下，各土壤上番茄根长的EC10值的平均值为1.57 mg/kg，显然田间条件下番茄根长EC10的均值大于盆栽。在田间条件下，各土壤上番茄株高EC10值的平均值为2.46 mg/kg，盆栽条件下番茄株高EC10值的平均值为1.75 mg/kg。就各个土壤而言，不同的EC10值的变化也不同。除A土、F土之外，田间条件下各土壤上番茄根长的EC10值均大于盆栽（表7）。除C土和D土之外，其余各土壤在盆栽条件下番茄株高的EC10值均大于田间（表7）。在田间条件下，A土、C土和D土上番茄茎叶鲜重的EC10值大于盆栽，而B土、E土、F土上番茄茎叶鲜重的EC10值则小于盆栽（表7）。田间与盆栽条件下所获取的番茄各生长指标的EC10的比值基本上都小于5倍，只有C土上2个指标的EC10的值差异较大，即二者番茄株高的EC10的比值达38.92倍，茎叶鲜重的EC10的比值达103.25倍（表7）。 3 讨论与结论
3.1 田间条件下不同土壤镉毒害临界值的差异及其原因
本次实验表明：不同土壤由于具有不同的理化性质，会导致土壤重金属有效性的不同，因而产生不同的毒害效应，在本研究中，丹阳试验区的结果明显表现出这种趋势。在丹阳试验区的3种土壤上，D土的pH最高、有效镉浓度较低，D土上的番茄在田间条件下，3种EC10值均高于E土和F土，这表明在同样外源镉添加条件下，D土中镉的毒性比E土和F土低。但在洋中试验区的3个土壤上却表现出完全相反的趋势：土壤pH值最低的是C土，最高的却是B土，在相同外源镉添加条件下，C土的有效镉也明显高于A土和B土，但C土的番茄在田间条件下，3种EC10值明显高于A土和B土，这些表明：C土中镉对番茄的毒害作用远弱于A土和B土。C土的CEC和pH低于A土和B土，有机质含量远低于A土而略高于B土，基本肥力性状比A土差很多，也并未比B土好。这一结果表明，此外仍然存在能够显著增强C土上番茄耐受镉毒害的其他因素，但事实究竟如何尚有待进一步研究。
3.2 田间与盆栽条件下土壤镉毒害临界值的差异及其原因
用室内盆栽试验的方法替代田间试验获取土壤重金属对植物的毒害临界值是一个比较简便、且风险较小的途径。但由于盆栽试验所处的条件（温室）与田间试验条件（野外自然条件）相差很大，这种外部条件的差异可能引起土壤理化性质、微生物群落及植物体内一系列差异，有可能导致毒害临界值的变化。室内培养与田间栽培结果之间的差异受到强烈关注[12-14]。Warne等[14]比较了田间和实验室铜锌对小麦毒性试验结果后认为，实验室的结果不能正确预测田间植物对铜和锌的毒害反应。Fletcher等[15]发现田间生长的植物比温室生长的植物对除草剂更为敏感，而另一报告则指出田间条件下的植物对除草剂较不敏感[16]。Frouz等[28]对捷克Sokolov一个煤矿区不同污染梯度土壤藻类、维管植物和无脊椎动物等进行了毒性测试，结果表明实验室毒性测试结果只能解释野外土壤藻类群落21%的变化、无法解释维管植物和无脊椎动物的变化，即实验室测试结果对野外调查数据的预测性很差。林蕾等[10]的研究结果表明不同土壤上实验室测定Zn的毒性阈值与田间结果之间的吻合程度不同，偏中性的水稻土上的吻合结果较好。黄冬芬等[29]通过添加外源镉的土培试验研究发现，土壤镉会影响柱花草根际土壤磷酸酶和土壤脲酶活性。从本研究结果来看，有些条件下田间获取的EC10值高于盆栽条件，有些条件下则反之，并未明显表现出哪种条件下的EC10值总体偏高或偏低的趋势，这意味着引起田间和盆栽条件下番茄EC10值差异的原因是多方面和复杂的。从以上的结果分析可知，大部分情况下田间与盆栽条件下番茄的EC10值相差小于5倍，但个别情况下EC10值的差异可达数十倍甚至数百倍。如果田间和盆栽条件下获取的临界值的差异可以控制在数倍之内，则采用盆栽方法来获取毒害临界值的可行性较高，可以通过必要的校正使结果符合要求。但如果二者的差异达到数十倍或数百倍，采用盆栽方法来获取毒害临界值的可行性就会降低，因为此时很难通过人为校正使结果变得合理。由于作物种类、重金属种类和环境条件的变化很大，毒害临界值的变化也各不相同，因此应更多地开展相关研究，更好地了解田间试验和盆栽条件下土壤重金属对植物毒害临界值变化影响的差异程度及其可能的原因，才能得出更为可靠的结论。
参考文献
[1] 陈世宝， 林 蕾， 魏 威， 等. 基于不同测试终点的土壤锌毒性阈值及预测模型[J]. 中国环境科学， 2013， 33（5）： 922-930.
[2] 李 波， 马义兵， 刘继芳， 等. 西红柿铜毒害的土壤主控因子和预测模型研究[J]. 土壤学报， 2010， 47（4）： 665-673.
[3] 张 璇， 华 珞， 王学东， 等. 不同pH值条件下镍对大麦的急性毒性[J]. 中国环境科学， 2008， 28（7）： 640-645.
[4] Heemsbergen D A， Warne M St.J， Broos K， et al. Application of phytotoxicity data to a new Australian soil quality guideline framework for biosolids[J]. Science of the Total Environment， 2009， 407（8）： 2 546-2 556.
[5] Warne M St J， Heemsbergen D A， Stevens D， et al. Modeling the toxicity of copper and zinc salts to wheat in 14 soils[J]. Environmental Toxicology and Chemistry， 2008， 27（4）： 786-792
[6] Rooney C P， Zhao F J， McGrath S P. Phytotoxicity of nickel in a range of European soils： Influence of soil properties， Ni solubility and speciation[J]. Environmental Pollution， 2007， 145（2）： 596-605.
[7] 丁枫华， 刘术新， 罗 丹， 等. 23种常见作物对镉毒害的敏感性差异[J]. 环境科学， 2011， 32（1）： 277-283.
[8] 罗 丹， 胡欣欣， 郑海峰， 等. 钴对蔬菜毒害的临界值[J]. 生态学杂志， 2010， 29（6）： 1 114-1 120.
[9] ISO（11269-2）. 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]. Switzerland， 2005. [10] 林 蕾， 陈世宝， 程旺大， 等. 基于不同终点测定土壤中Zn的毒性阈值及其田间验证[J]. 农业环境科学学报， 2013， 32（3）： 548-555.
[11] Klok C， Thissen J. Are laboratory derived toxicity results informative for field situations？ Case study on earthworm populations contaminated with heavy metals[J]. Soil Biology & Biochemistry， 2009， 41（2）： 251-255.
[12] Davies B E. Inter-relationships between soil properties and the uptake of cadmium， copper， lead and zinc from contaminated soils by radish（Raphanus sativus L.）[J]. Water， Air，and Soil Pollution，1992， 63（3-4）： 331-342.
[13] De Vries M P， Tiller K G， Sewage sludge as a soil amendment， with special reference to Cd， Cu， Mn， Ni， Pb and Zn-comparison of results from experiments conducted inside and outside a glasshouse[J]. Environmental Pollution，1978， 16（3）： 231-240.
[14] Warne M St J， Heemsbergen D， McLaughlin M， et al. Models for the field-based toxicity of copper and zinc salts to wheat in 11 Australian soils and comparison to laboratory-based models[J]. Environmental Pollution， 2008， 156（3）： 707-714
[15] Fletcher J S， Johnson F L， McFarlane J C. Influence of greenhouse versus field testing and taxonomic differences on plant sensitivity to chemical treatment[J]. Environ Toxicol Chem. 1990， 9（6）： 769-776.
[16] Global Crop Protection， Non-target Plant Work Group， In Co-operation with the ECPA Efficacy Expert Group， the ECPA Environmental Expert Group， and the ACPA Environmental Risk Assessment-Oversight Work Group. Terrestrial non-target plant testing： the conservative nature of the test[C]. Presented at the FIFRA Science Advisory Panel Meeting. Washington， DC： June 2001.
[17] 贺萌萌， 徐 猛， 杜艳丽， 等. 镉在北京褐潮土中对玉米幼苗及其根际微生物的毒性效应[J]. 生态毒理学报， 2013， 8（3）： 404-412.
[18] 陈春乐， 丁枫华， 王 果. 土壤Cd对蔬菜的毒害临界值[J]. 福建农林大学学报（自然科学版）， 2012， 41（1）： 89-93.
[19] 王凯荣， 周建林， 龚惠群. 土壤镉污染对苎麻的生长毒害效应[J]. 应用生态学报， 2000， 11（5）： 773-776.
[20] 王 欣， 刘云国， 艾比布·努扎艾提. 等. 苎麻对镉毒害的生理耐性机制及外源精胺的缓解效应[J]. 农业环境科学学报， 2007， 26（2）： 487-493.
[21] 李彦娥， 赵秀兰. 植物镉积累和耐性差异研究进展[J]. 微量元素与健康研究， 2004， 21（3）： 53-56.
[22] Rooney C P， Zhao F J， McGrath S P. Phytotoxicity of nickel in a range of European soils： Influence of soil properties， Ni solubility and speciation[J]. Environmental Pollution， 2007， 145（2）： 596-605.
[23] 杜 森， 高祥照， 全国农业技术推广服务中心. 土壤分析技术规范（第2版）[M]. 北京： 中国农业出版社， 2006.
[24] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京： 中国农业科技出版社， 2000.
[25] GB/T 17141-1997. 土壤质量铅镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法[S]. 北京： 中国标准出版社.
[26] DB35/T 859-2008. 福建省农业土壤重金属污染分类标准[S].
[27] 葛成军， 陈秋波， 俞花美， 等. Cd胁迫对2种热带牧草种子发芽与根伸长的抑制效应[J]. 热带作物学报， 2008， 29（5）： 567-571.
[28] Frouz J， Hrcková K， Lána J， et al. Can laboratory toxicity tests explain the pattern of field communities of algae，plants， and invertebrates along a toxicity gradient of post-mining sites？[J]. Applied Soil Ecology， 2011， 51： 114-121.
关键词 土壤；镉；番茄；根系；毒害临界值
中图分类号 S641.2 文献标识码 A
Abstract The toxic effects of exogenous Cd on the length and the fresh weight of roots，and the height and the fresh weight of the aerial part of tomato，a Cd-sensetive crop，were studied by field experiments. The toxicity thresholds of Cd（EC10）for root length，plant height and the fresh weight of tomato were calculated based on the regression equations between soil available Cd（0.10 mol/L CaCl2 extractable） and root length， plant height and the fresh weight of aerial parts of tomato. The difference between the EC10 values derived from field experiments and those derived from greenhouse experiments were discussed. The results showed that low concentration of exogenous Cd may promote whereas higher concentration of exogenous Cd will inhibit the growth of tomato. The toxicity thresholds of Cd（EC10，expressed as soil available Cd） for root length，plant height and the fresh weight of aerial parts of tomato varied greatly in different soils. The EC10 values were 0.13 mg/kg to 5.22 mg/kg for root length， 0.14 mg/kg to 9.34 mg/kg for plant height and 0.02 mg/kg to 4.13 mg/kg for the fresh weight of aerial parts. The maximum difference between the EC10 values derived from field experiments and from greenhouse experiments was 103.25 times for the fresh weight of aerial parts and 2.85 times for root length. At most circumstances， the difference of EC10 values from field experiments and greenhouse experiments was within 5 times. Some EC10 values from greenhouse experiments were higher than those from field experiments while the others were on the contrary.
Key words Soil；Cadmium；Tomato；Root；Toxicity threshold
doi 10.3969/j.issn.1000-2561.2014.07.006
农业土壤中重金属的危害主要体现在对农作物的毒害效应及引起农产品重金属含量超标2方面。农业土壤重金属污染管理的主要目标就是抑制土壤重金属对农作物的毒害和减少土壤重金属进入农产品。为了建立更为科学的农业土壤重金属污染评价标准，应研究农业土壤重金属对作物的毒害临界值和保证农产品重金属不超标的安全临界值。国内外已有关于土壤重金属对植物的毒害效应及其临界值的研究结果表明，植物种类、生长状态、毒害终点、土壤性质等对土壤重金属的毒害效应及其临界值都会产生影响[1-8]。土壤重金属对植物的毒害效应一般采用室内（人工气候室、植物生长室或温室）培养的方法进行[9]。由于室内条件与田间条件的差异，毒害效应及其临界值也会发生变化[10-11]，从而影响毒害临界值在田间应用的可靠性[10-16]。因此，为了科学地推算土壤重金属的植物毒害临界值，不仅要在盆栽模拟条件下进行研究，还开展田间自然条件下的研究，以了解盆栽条件下的毒害临界值与田间条件下的毒害临界值的差异程度。 镉（Cd）是土壤中生物毒性较强、对农作物危害较大的重金属污染元素。虽然国内外已有不少关于土壤镉对植物毒害效应的研究，但关于土壤镉对植物的毒害临界值的研究则少见。贺萌萌等[17]报道在北京褐潮土（pH=7.28）上镉对玉米幼苗株高的EC50值为654.60 mg/kg、玉米根部和地上部干质量的EC50值分别为323.60 mg/kg和110.20 mg/kg（全量）。陈春乐等[18]通过土培试验，得出引起芥菜地上部鲜重降低10%的土壤Cd的毒害临界值（EC50）为0.15 mg/kg（有效镉）。王凯荣等[19]报道引起苎麻地上部分鲜重降低20%的土壤Cd浓度（EC20）是14.00 mg/kg（全量）。王欣等[20]研究表明在红壤（pH=4.55）上，营养生长期苎麻对Cd的忍耐阈值为80.00 mg/kg左右，高于此浓度时苎麻的生理代谢趋于紊乱，生长受到影响。丁枫华等[7]研究表明番茄是对镉毒害较敏感的作物。以植物不同器官作为毒害效应的测试对象（毒害终点）会得出不同的毒害临界值。根系是植物直接与土壤污染物接触、受害最早、最重的部位[21]，不少文献以根系毒害效应作为计算土壤重金属毒害临界值的依据[3，10，22]。相关文献分析表明，作为毒性最强的重金属污染元素之一的镉元素，极易被植物根系吸收并转运到茎、叶、果实等部位，进一步对植物体产生危害，引起植物中毒。大多数情况下，镉会抑制植物根部与地上部生物量的生长。目前，关于盆栽和田间条件下土壤镉的植物毒害临界值变化的比较研究较为罕见。鉴于镉在土壤重金属中的重要性，因此亟需开展关于土壤镉毒害临界值的研究，以期为建立和完善区域性土壤镉环境质量基准奠定基础。本项目采用田间小区试验的方法研究了不同性质土壤上镉对番茄根长、根鲜重、株高及茎叶鲜重的毒害临界值的影响，并比较了田间与盆栽条件下所获取的镉毒害临界值之间的差异。
1 材料与方法
1.1 材料
1.1.1 供试蔬菜 试验所用番茄是本课题组前期筛选出来的福建省常见农作物中对镉毒害较敏感的蔬菜品种[7]，同时也是ISO（International Standard Organization）推荐的研究化学污染物对高等植物生长的影响的测试植物之一[9]。 因此本研究选用番茄（L.esculentum Mill.）作为测试作物，供试的番茄品种为合作903。
1.1.2 试剂 外源添加的镉为CdCl2·2.5H2O（分析纯）。
1.2 方法
1.2.1 田间试验 在福建省尤溪县洋中镇和连江县丹阳镇各选择一块农田，分别建1 m×1 m的小区90个（田埂用砖和水泥固化）。在洋中和丹阳各设3组试验，分别开展3种不同土壤的田间试验，共6种土壤。试验所用的土壤采自试验地附近的不同性质的表层土壤，6种土壤分别用A、B、C、D、E及F表示。每组试验均设置8个镉浓度水平，各处理镉的添加量分别为0.00（CK）、0.25、0.50、1.00、2.00、4.00、8.00、16.00 mg/kg，所有处理均重复4次。将每个小区的表土挖出，与外源镉（以溶液形式加入）和基肥（每个小区720 g有机肥）混合均匀，再回填到各个小区。平衡30 d后种植第一季蔬菜。前季蔬菜收获后，采集土壤样品供分析用，再添加有机肥混匀，静置至后季蔬菜种植。共连续种植了4季蔬菜，番茄是第二季。播种时，每个小区播入100粒均匀而饱满的种子。在幼苗（2叶1心）阶段，进行间苗，各小区保留50株幼苗。对照小区出苗率达到50%后的第21天结束试验。在第一季蔬菜种植前采集土壤，测定土壤的pH、阳离子交换量（CEC）、有机质含量等基本理化性质（表1），用每季蔬菜收获后采集的土壤测土壤有效镉。收获时小心采集完整的番茄植株，经自来水和去离子水洗净并吸干后，测量番茄幼苗的根长、株高、茎叶鲜重和根鲜重。
1.2.2 盆栽试验 将野外采回的土壤自然风干，压碎后过5 mm的尼龙筛备用。试验采用塑料盆（盆高9 cm，上口直径10 cm，下底直径为6.5 cm），每盆装土1 kg。镉的添加量与田间试验相同，同时添加与田间试验相当的有机肥作为底肥。土壤与添加材料混匀后，平衡30 d后种植第一季作物。共连续种植了4季蔬菜，番茄是第二季。前季蔬菜收获后，将土壤倒出翻松，再添加有机肥作为底肥，混匀，放置至后季蔬菜种植。每盆播10粒饱满的番茄种子。出苗后间苗，每盆留下5株。待对照出苗50%后第21天开始收获，测定根长和根鲜重。
1.2.3 土壤测定方法 土壤pH采用电位法测定；土壤有机质采用硫酸-重铬酸钾外加热法测定；游离氧化铁采用连二亚硫酸钠-柠檬酸钠-碳酸氢钠溶液提取，以原子吸收分光光度法测定；土壤阳离子交换量采用中性醋酸盐法测定；土壤粘粒含量采用吸管法[23-24]。供试土壤的基本性质见表1。
土壤 Cd 全量采用HCl-HNO3-HF-HClO4方法消解，以石墨炉原子吸收分光光度法测定[25]，土壤 Cd 有效量采用 0.10 mol/L CaCl2提取（土液比=1 ∶ 5（m ∶ V），以210 r/min往复震荡 60 min后干过滤），以石墨炉原子吸收分光光度法测定[26]。测定时以国家地质测试中心提供的重金属标准储备液（1 000 mg/kg）配制标准系列溶液，并插入标准土样以控制全镉测定质量。
1.3 数据分析
采用 Microsoft Excel 2003和SPSS 18.0软件对数据进行相关统计分析。
2 结果与分析
2.1 不同土壤镉的有效性
由表2可看出，不同土壤中有效镉含量差异很大。当镉添加量为1.00 mg/kg时，A土的有效镉含量最低，仅为0.10 mg/kg，D土的有效镉含量最高，为0.73 mg/kg，二者相差7.30倍；当镉添加量达到16.00 mg/kg时，A土有效镉含量依然最低，只有0.96 mg/kg，E土的有效镉含量最高，达到13.60 mg/kg，二者相差14.20倍。由表1可见，6种土壤pH有所差别，A土和B土的pH明显高于其余4种土壤，无论镉添加量为多少，A土和B土的有效镉含量始终明显低于其余4种土壤，表明土壤pH是影响土壤镉有效性的主要因素。土壤有机质含量也与土壤镉有效性有一定关联，C、D、E、F土的有机质含量明显低于A土（表1），其有效镉的含量也始终高于A土。其余土壤性质与镉有效性没有明显关联。 2.2 田间条件下土壤外源镉对番茄根系生长的影响
2.2.1 对番茄根鲜重的影响 少数土壤低浓度外源镉对番茄幼苗根鲜重略有刺激作用，而高浓度有抑制作用，但大部分土壤不论低浓度还是高浓度均对番茄根鲜重产生抑制作用（表3）。在0.50 mg/kg镉添加浓度下，A土番茄根鲜重与对照相比略增加6.73%；低镉浓度对C土番茄根鲜重产生刺激作用，在0.25、0.50、1.00、2.00 mg/kg镉添加浓度下，C土番茄根鲜重分别比对照增加了2.61%、2.61%、6.09%及1.74%；D土番茄根鲜重在0.25 mg/kg和1.00 mg/kg镉添加浓度下均比对照增加了16.67%。A土、C土和D土番茄根鲜重随着镉浓度的增加而呈现不同程度的降低趋势。土壤外源镉对B土、E土和F土番茄根鲜重基本上均有不同程度的抑制作用（E土和F土番茄根鲜重在0.25 mg/kg镉浓度下，与对照相比无变化）。在16.00 mg/kg外源镉浓度下，A土、B土、C土、D土、E土及F土番茄根鲜重分别较对照降低了35.58%、47.56%、23.48%、83.33%、28.57%及46.15%。
2.2.2 对番茄根长的影响 如表4所示，与D土、E土及F土相比，A土、B土及C土番茄根长具有显著变化趋势。D土和E土在0.25 mg/kg镉添加浓度时，根长分别比对照增加了2.05%和11.80%，A土、B土、C土和F土番茄根长在此低浓度镉条件下均受到不同程度的抑制。而C土和E土在一定高浓度镉添加条件下，番茄的根长高于对照，如在1.00 mg/kg和2.00 mg/kg镉添加浓度下，C土番茄根长分别比对照增加了2.19%和5.66%，这与葛成军等[27]研究结果一致；在4.00 mg/kg镉添加浓度下，E土番茄根长比对照增加了1.92%。虽然增加的幅度不大，但却表明在这些土壤上镉对番茄根系的抑制作用较弱。当镉添加浓度达到16.00 mg/kg时，所有土壤番茄根长均受到抑制，但抑制程度不同，A、B、C、D、E及F土番茄根长分别较对照降低了14.99%、14.72%、13.43%、17.16%、5.46%及26.75%。
2.3 田间条件下土壤外源镉对番茄地上生物量的影响
2.3.1 对番茄株高的影响 A土、B土、D土及E土的番茄株高均受外源镉影响而发生明显的变化（表5）。低浓度镉刺激部分土壤上番茄株高。在0.25 mg/kg镉添加浓度下，A土、B土及D土番茄株高与对照相比分别增加了3.82%、9.06%及8.42%；在0.50 mg/kg镉添加浓度下，A土及D土番茄株高与对照相比增加了7.08%和4.77%。低浓度外源镉对E土番茄株高表现出抑制作用。低浓度的外源镉对C土番茄株高的影响较大。在0.25 mg/kg和1.00 mg/kg镉添加浓度下，C土番茄株高与对照相比分别增加了13.59%和7.81%。随着外源镉浓度的增大，各土壤的番茄株高受到不同程度的抑制。如在16.00 mg/kg镉添加浓度下，A土、B土、D土及E土的番茄株高与对照相比，分别降低了22.51%、31.66%、27.13%及31.86%。
2.3.2 对番茄茎叶鲜重的影响 如表6所示，除了F土外，其他土壤番茄茎叶鲜重受镉影响较为明显。低浓度外源镉对A土、C土、D土及E土番茄茎叶鲜重具有刺激作用。如在0.25 mg/kg外源镉浓度下，A土、C土、D土及E土番茄茎叶鲜重与对照相比，分别增加了9.97%、11.65%、9.95%及14.35%；在0.50 mg/kg外源镉浓度下，A土、C土及D土番茄茎叶鲜重与对照相比，分别增加20.85%、8.56%及 8.12%；而在1.00 mg/kg外源镉浓度下，C土番茄茎叶鲜重与对照相比增加了27.85%。高浓度的外源镉对番茄茎叶鲜重具有明显的抑制作用。在8.00 mg/kg和16.00 mg/kg外源镉浓度下，A土、C土、D土及E土番茄茎叶鲜重与对照相比，分别降低了47.77%、31.84%、48.09%及53.30%与38.19%、23.56%、63.90%及41.66%。
2.4 土壤有效镉对番茄的毒害临界值
本研究采用外源添加镉试验，土壤中镉有效性较高，因此以土壤有效Cd为基础来推算镉的毒害临界值。外源镉对于番茄根鲜重的影响并不显著（表3），故不推算镉对番茄根鲜重的毒害临界值。从表7可见，在田间条件下，不同土壤上番茄根长的EC10值相差很大，根长EC10值最小的是F土，仅为0.13 mg/kg；根长EC10值最大的是C土，达到5.22 mg/kg，二者相差40.15倍。E土上番茄根长的变化很小，无法求出根长的EC10值。不同土壤上番茄株高的EC10值差异很大，株高EC10值最小的是A土和B土，仅为0.14 mg/kg；最大的是C土，可达到9.34 mg/kg，二者相差66.71倍。不同土壤上番茄茎叶鲜重的EC10值差异也较大，茎叶鲜重的EC10值最小的是B土，仅为0.02 mg/kg；最大的是C土，达4.13 mg/kg，二者相差206.50倍。可见与其他土壤上番茄的EC10值相比，田间C土3项生长指标的EC10值均高于其他土壤。
2.5 田间和盆栽条件下土壤镉对番茄的毒害临界值的比较
总体而言，盆栽条件下，各土壤茎叶鲜重EC10值的平均值为0.98 mg/kg；田间条件下，各土壤茎叶鲜重EC10值的平均值为0.80 mg/kg，明显低于盆栽条件下EC10均值。在盆栽条件下，各土壤上番茄根长的EC10值的平均值为1.00 mg/kg；在田间条件下，各土壤上番茄根长的EC10值的平均值为1.57 mg/kg，显然田间条件下番茄根长EC10的均值大于盆栽。在田间条件下，各土壤上番茄株高EC10值的平均值为2.46 mg/kg，盆栽条件下番茄株高EC10值的平均值为1.75 mg/kg。就各个土壤而言，不同的EC10值的变化也不同。除A土、F土之外，田间条件下各土壤上番茄根长的EC10值均大于盆栽（表7）。除C土和D土之外，其余各土壤在盆栽条件下番茄株高的EC10值均大于田间（表7）。在田间条件下，A土、C土和D土上番茄茎叶鲜重的EC10值大于盆栽，而B土、E土、F土上番茄茎叶鲜重的EC10值则小于盆栽（表7）。田间与盆栽条件下所获取的番茄各生长指标的EC10的比值基本上都小于5倍，只有C土上2个指标的EC10的值差异较大，即二者番茄株高的EC10的比值达38.92倍，茎叶鲜重的EC10的比值达103.25倍（表7）。 3 讨论与结论
3.1 田间条件下不同土壤镉毒害临界值的差异及其原因
本次实验表明：不同土壤由于具有不同的理化性质，会导致土壤重金属有效性的不同，因而产生不同的毒害效应，在本研究中，丹阳试验区的结果明显表现出这种趋势。在丹阳试验区的3种土壤上，D土的pH最高、有效镉浓度较低，D土上的番茄在田间条件下，3种EC10值均高于E土和F土，这表明在同样外源镉添加条件下，D土中镉的毒性比E土和F土低。但在洋中试验区的3个土壤上却表现出完全相反的趋势：土壤pH值最低的是C土，最高的却是B土，在相同外源镉添加条件下，C土的有效镉也明显高于A土和B土，但C土的番茄在田间条件下，3种EC10值明显高于A土和B土，这些表明：C土中镉对番茄的毒害作用远弱于A土和B土。C土的CEC和pH低于A土和B土，有机质含量远低于A土而略高于B土，基本肥力性状比A土差很多，也并未比B土好。这一结果表明，此外仍然存在能够显著增强C土上番茄耐受镉毒害的其他因素，但事实究竟如何尚有待进一步研究。
3.2 田间与盆栽条件下土壤镉毒害临界值的差异及其原因
用室内盆栽试验的方法替代田间试验获取土壤重金属对植物的毒害临界值是一个比较简便、且风险较小的途径。但由于盆栽试验所处的条件（温室）与田间试验条件（野外自然条件）相差很大，这种外部条件的差异可能引起土壤理化性质、微生物群落及植物体内一系列差异，有可能导致毒害临界值的变化。室内培养与田间栽培结果之间的差异受到强烈关注[12-14]。Warne等[14]比较了田间和实验室铜锌对小麦毒性试验结果后认为，实验室的结果不能正确预测田间植物对铜和锌的毒害反应。Fletcher等[15]发现田间生长的植物比温室生长的植物对除草剂更为敏感，而另一报告则指出田间条件下的植物对除草剂较不敏感[16]。Frouz等[28]对捷克Sokolov一个煤矿区不同污染梯度土壤藻类、维管植物和无脊椎动物等进行了毒性测试，结果表明实验室毒性测试结果只能解释野外土壤藻类群落21%的变化、无法解释维管植物和无脊椎动物的变化，即实验室测试结果对野外调查数据的预测性很差。林蕾等[10]的研究结果表明不同土壤上实验室测定Zn的毒性阈值与田间结果之间的吻合程度不同，偏中性的水稻土上的吻合结果较好。黄冬芬等[29]通过添加外源镉的土培试验研究发现，土壤镉会影响柱花草根际土壤磷酸酶和土壤脲酶活性。从本研究结果来看，有些条件下田间获取的EC10值高于盆栽条件，有些条件下则反之，并未明显表现出哪种条件下的EC10值总体偏高或偏低的趋势，这意味着引起田间和盆栽条件下番茄EC10值差异的原因是多方面和复杂的。从以上的结果分析可知，大部分情况下田间与盆栽条件下番茄的EC10值相差小于5倍，但个别情况下EC10值的差异可达数十倍甚至数百倍。如果田间和盆栽条件下获取的临界值的差异可以控制在数倍之内，则采用盆栽方法来获取毒害临界值的可行性较高，可以通过必要的校正使结果符合要求。但如果二者的差异达到数十倍或数百倍，采用盆栽方法来获取毒害临界值的可行性就会降低，因为此时很难通过人为校正使结果变得合理。由于作物种类、重金属种类和环境条件的变化很大，毒害临界值的变化也各不相同，因此应更多地开展相关研究，更好地了解田间试验和盆栽条件下土壤重金属对植物毒害临界值变化影响的差异程度及其可能的原因，才能得出更为可靠的结论。
参考文献
[1] 陈世宝， 林 蕾， 魏 威， 等. 基于不同测试终点的土壤锌毒性阈值及预测模型[J]. 中国环境科学， 2013， 33（5）： 922-930.
[2] 李 波， 马义兵， 刘继芳， 等. 西红柿铜毒害的土壤主控因子和预测模型研究[J]. 土壤学报， 2010， 47（4）： 665-673.
[3] 张 璇， 华 珞， 王学东， 等. 不同pH值条件下镍对大麦的急性毒性[J]. 中国环境科学， 2008， 28（7）： 640-645.
[4] Heemsbergen D A， Warne M St.J， Broos K， et al. Application of phytotoxicity data to a new Australian soil quality guideline framework for biosolids[J]. Science of the Total Environment， 2009， 407（8）： 2 546-2 556.
[5] Warne M St J， Heemsbergen D A， Stevens D， et al. Modeling the toxicity of copper and zinc salts to wheat in 14 soils[J]. Environmental Toxicology and Chemistry， 2008， 27（4）： 786-792
[6] Rooney C P， Zhao F J， McGrath S P. Phytotoxicity of nickel in a range of European soils： Influence of soil properties， Ni solubility and speciation[J]. Environmental Pollution， 2007， 145（2）： 596-605.
[7] 丁枫华， 刘术新， 罗 丹， 等. 23种常见作物对镉毒害的敏感性差异[J]. 环境科学， 2011， 32（1）： 277-283.
[8] 罗 丹， 胡欣欣， 郑海峰， 等. 钴对蔬菜毒害的临界值[J]. 生态学杂志， 2010， 29（6）： 1 114-1 120.
[9] ISO（11269-2）. 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]. Switzerland， 2005. [10] 林 蕾， 陈世宝， 程旺大， 等. 基于不同终点测定土壤中Zn的毒性阈值及其田间验证[J]. 农业环境科学学报， 2013， 32（3）： 548-555.
[11] Klok C， Thissen J. Are laboratory derived toxicity results informative for field situations？ Case study on earthworm populations contaminated with heavy metals[J]. Soil Biology & Biochemistry， 2009， 41（2）： 251-255.
[12] Davies B E. Inter-relationships between soil properties and the uptake of cadmium， copper， lead and zinc from contaminated soils by radish（Raphanus sativus L.）[J]. Water， Air，and Soil Pollution，1992， 63（3-4）： 331-342.
[13] De Vries M P， Tiller K G， Sewage sludge as a soil amendment， with special reference to Cd， Cu， Mn， Ni， Pb and Zn-comparison of results from experiments conducted inside and outside a glasshouse[J]. Environmental Pollution，1978， 16（3）： 231-240.
[14] Warne M St J， Heemsbergen D， McLaughlin M， et al. Models for the field-based toxicity of copper and zinc salts to wheat in 11 Australian soils and comparison to laboratory-based models[J]. Environmental Pollution， 2008， 156（3）： 707-714
[15] Fletcher J S， Johnson F L， McFarlane J C. Influence of greenhouse versus field testing and taxonomic differences on plant sensitivity to chemical treatment[J]. Environ Toxicol Chem. 1990， 9（6）： 769-776.
[16] Global Crop Protection， Non-target Plant Work Group， In Co-operation with the ECPA Efficacy Expert Group， the ECPA Environmental Expert Group， and the ACPA Environmental Risk Assessment-Oversight Work Group. Terrestrial non-target plant testing： the conservative nature of the test[C]. Presented at the FIFRA Science Advisory Panel Meeting. Washington， DC： June 2001.
[17] 贺萌萌， 徐 猛， 杜艳丽， 等. 镉在北京褐潮土中对玉米幼苗及其根际微生物的毒性效应[J]. 生态毒理学报， 2013， 8（3）： 404-412.
[18] 陈春乐， 丁枫华， 王 果. 土壤Cd对蔬菜的毒害临界值[J]. 福建农林大学学报（自然科学版）， 2012， 41（1）： 89-93.
[19] 王凯荣， 周建林， 龚惠群. 土壤镉污染对苎麻的生长毒害效应[J]. 应用生态学报， 2000， 11（5）： 773-776.
[20] 王 欣， 刘云国， 艾比布·努扎艾提. 等. 苎麻对镉毒害的生理耐性机制及外源精胺的缓解效应[J]. 农业环境科学学报， 2007， 26（2）： 487-493.
[21] 李彦娥， 赵秀兰. 植物镉积累和耐性差异研究进展[J]. 微量元素与健康研究， 2004， 21（3）： 53-56.
[22] Rooney C P， Zhao F J， McGrath S P. Phytotoxicity of nickel in a range of European soils： Influence of soil properties， Ni solubility and speciation[J]. Environmental Pollution， 2007， 145（2）： 596-605.
[23] 杜 森， 高祥照， 全国农业技术推广服务中心. 土壤分析技术规范（第2版）[M]. 北京： 中国农业出版社， 2006.
[24] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京： 中国农业科技出版社， 2000.
[25] GB/T 17141-1997. 土壤质量铅镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法[S]. 北京： 中国标准出版社.
[26] DB35/T 859-2008. 福建省农业土壤重金属污染分类标准[S].
[27] 葛成军， 陈秋波， 俞花美， 等. Cd胁迫对2种热带牧草种子发芽与根伸长的抑制效应[J]. 热带作物学报， 2008， 29（5）： 567-571.
[28] Frouz J， Hrcková K， Lána J， et al. Can laboratory toxicity tests explain the pattern of field communities of algae，plants， and invertebrates along a toxicity gradient of post-mining sites？[J]. Applied Soil Ecology， 2011， 51： 114-121.