鎘對土壤秀麗隱桿線蟲的毒性效應

王鑫，黨秀麗，趙龍，侯紅，耿健，敖翔

（1.沈陽農業大學土地與環境學院，農業農村部東北耕地保育重點實驗室，土肥資源高效利用國家工程研究中心，沈陽 110866；2.中國環境科學研究院環境基準與風險評估國家重點實驗室，北京 100012）

隨著我國經濟的快速發展，工業化、城市化進程逐漸加快，土壤重金屬污染日益嚴重。2014 年環境保護部和國土資源部共同頒布的《全國土壤污染狀況調查公報》顯示全國土壤總超標率為16.1%，污染類型以無機型為主，Cd 的點位超標率高達7.0%，位居所調查的污染物之首[1]。近30年來，我國土壤中的Cd 含量急劇增加，年平均增加0.004 mg·kg-1，遠高于歐洲地區[2]。與其他重金屬相比，Cd 具有高生物毒性、強生物富集性、非生物降解性等特性，被認為是毒性最大的重金屬之一[3]，其主要通過施肥、采礦和基礎化工行業廢物排放等途徑進入土壤[4]。根據數年前的統計，株洲市正遭受嚴重Cd 污染的農田土壤面積超過160 km2，其中重度污染農田土壤面積達34.41 km2，云南鉛尾礦區周邊土壤中Cd 的含量最高，已經達到259.27 mg·kg-1，嚴重超出了國家標準（GB 15618—2018），土壤Cd污染問題已不容忽視[5-6]。

近年來，國內外陸續開展了Cd 對土壤環境中生態受體的毒性閾值研究，Cd 對受試生物的劑量-效應關系可能隨著土壤性質、測試終點的改變而發生變化。Zhang 等[7]的研究表明赤子愛勝蚓（Eisenia foetida）在Cd 污染土壤中暴露7 d 的LC50（半數致死濃度）為120.48 mg·kg-1，但相關閾值研究依舊是基于有限的土壤環境生態受體。不同理化性質的土壤對Cd的吸附能力也不同，從而影響土壤中重金屬的毒性，影響土壤吸附Cd 的主要因素有土壤pH、陽離子交換量、黏粒含量、有機質含量等[8-9]。李彥祺[10]的研究表明不同土壤類型中Cd 對秀麗隱桿線蟲（Caenorhabditis elegans）的毒性效應不同，在廈門水稻土中EC50（半數效應濃度）為96.9 mg·kg-1，而在泉州紅壤中EC50為28.7 mg·kg-1，但兩種土壤的理化性質差異不大。因此，開展基于不同土壤、不同測試終點的毒理學評價，對于Cd污染土壤的環境風險評價具有重要意義。

目前Cd對土壤無脊椎動物毒性的閾值研究主要集中在跳蟲和蚯蚓，國外利用線蟲開展生態毒理研究較早，但國內對線蟲毒性的閾值研究較為不足[11]。秀麗隱桿線蟲由于其生命周期短、易于大規模培養、成本低和對毒物敏感等特點[12-13]，被認為是評價污染物毒性的有力工具。秀麗隱桿線蟲的發育、壽命、繁殖、應激反應和氧化損傷等一系列致死和亞致死終點已被開發，并用于毒性評估和體內毒理學研究[14]。有研究表明重金屬Pb、Cd 暴露可顯著抑制矮小擬麗突線蟲的繁殖、體長生長和產卵[15]。但相關研究多基于水體介質中重金屬污染物對線蟲的毒性，基于土壤介質中重金屬污染物的線蟲毒性試驗相對缺乏[16]。因此，本研究以秀麗隱桿線蟲為受試生物，選用3 種理化性質各異的土壤（江西鷹潭紅壤、江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土），研究外源Cd 對線蟲不同測試終點（生長、繁殖和發育）的毒性效應和閾值，并進一步探究影響Cd 毒性的主要土壤理化性質，為土壤環境質量標準的修訂提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 供試土壤

供試土壤分別采集于中國江西省鷹潭市、江蘇省蘇州市和吉林省長春市的農田表層（0～20 cm）。土壤于自然條件下風干，剔除其中的石塊和動植物殘體后過2 mm 篩備用。土壤pH采用酸度計（雷磁pHS-3C，上海精密科學儀器有限公司）測定，土水比為1∶2.5（m∶V），土壤中黏粒占比通過比重計法測定[17]；土壤中有機質含量采用重鉻酸鉀氧化法測定，田間持水量采用環刀法測定，碳酸鈣含量采用中和滴定法測定[18]；土壤陽離子交換量采用氯化鋇緩沖液法測定[19]；土壤非晶質錳氧化物、非晶質鐵氧化物含量采用酸性草酸銨緩沖溶液浸提法測定[20]；晶質鐵氧化物、晶質錳氧化物含量采用0.3 mol·L-1C6H5Na3O7-1 mol·L-1NaHCO3-Na2S2O4（V∶V∶m=40∶5∶1）浸提法測定[21]。土壤經過HCl-HNO3-HF-HClO4消解處理后，用電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）測定土壤中Cd的背景濃度[22]。供試土壤理化性質見表1。

表1 供試土壤理化性質Table 1 Physicochemical properties of tested soils

1.2 供試生物

大腸桿菌OP50 株（尿嘧啶缺陷型-線蟲食物來源）和野生型秀麗隱桿線蟲N2 株均由福建上源生物科技有限公司提供。將線蟲投放在生長瓊脂培養基（Nematode growth-medium，NGM）上，置于恒溫氣候箱中在（20±1）℃條件下培養。

NGM 制備方法為：稱取0.25 g 酪蛋白胨（BR 生化試劑）、1.7 g瓊脂粉（BR）和0.3 g NaCl（GR優級純）于90 mL 無菌水，121 ℃條件下高壓滅菌，待冷卻到55 ℃后加入無菌的0.1 mL 1 mol·L-1MgSO4、0.1 mL 1 mol·L-1CaCl2、0.25 mL 1 mol·L-1KH2PO4[用KOH 調整pH至（6.0±0.2）]和0.1 mL 5 g·L-1膽固醇乙醇溶液，用無菌水定容至100 mL 并充分混勻后，倒入培養皿冷卻備用。

大腸桿菌菌液制備方法為：通過在Luria-Bertani（LB）瓊脂培養板上劃線培養大腸桿菌OP50 后，挑取單克隆大腸桿菌菌落至含有100 mL LB液體培養基的錐形瓶中，于恒溫振蕩培養箱中37 ℃、160 r·min-1條件下培養14 h，然后使用紫外分光光度計測定菌液光密度，至600 nm 波長下吸光值（OD600）為1.1～1.2，用于線蟲的培養、NGM板的涂布和后續線蟲毒性試驗。

LB 固體培養基：稱取1.0 g 胰蛋白胨（BR）、0.5 g酵母抽提物（BR）、1.5 g 瓊脂（BR）和1.0 g 氯化鈉（GR）放入錐形瓶中，加超純水至100 mL，高壓滅菌，然后將其倒入滅菌后的培養皿中自然冷卻至室溫，得到LB固體培養基。

LB液體培養基：稱取0.5 g胰蛋白胨（BR）、0.5 g酵母抽提物（BR）和0.5 g 氯化鈉（GR）放入錐形瓶中，加超純水至100 mL，高壓滅菌后得到LB液體培養基。

Ludox 懸浮液：50 mL Ludox TM-50 懸浮液（購于上海宇燦生物科技有限公司）加超純水至150 mL，配制成Ludox懸浮液，用于膠體懸浮法分離土壤中線蟲。

K-medium 緩沖液：稱取3.1 g 氯化鈉（GR）、2.4 g氯化鉀（GR）于錐形瓶中，加入1 000 mL去離子水，在

121 ℃高壓滅菌20 min，室溫保存。

為減少線蟲個體差異可能對試驗的影響，試驗前需要進行線蟲的同步化培養。待NGM 表面分布大量產卵的成蟲時，將成蟲以K-medium 緩沖液沖洗至離心管并洗去其體表殘余的大腸桿菌，向離心管內加入堿性裂解液（5% NaClO 和2.5 mol·L-1NaOH）以裂解線蟲身體獲得蟲卵。用緩沖液多次沖洗蟲卵表面多余的裂解液后，將蟲卵置于含有3 mL 緩沖液的培養皿中，培養16 h后即可獲得年齡同步的第一階段線蟲幼蟲。

1.3 土壤中Cd的添加

試驗選用的試劑為氯化鎘（CdCl2·2.5H2O，分析純試劑）。在外源Cd添加前，對供試土壤進行紫外滅菌處理，消除土壤本身存在的線蟲或蟲卵。通過向土壤中噴施氯化鎘母液向土壤中添加外源Cd，每個土壤設置6 個Cd 含量，分別為0（對照）、5、10、100、150、300 mg·kg-1，每個濃度設置4 個平行，對照組僅添加去離子水，將土壤充分攪拌至均勻。將制備完畢的Cd 污染土壤置于燒杯中，期間通過稱重法補充去離子水以維持土壤含水量為田間持水量的55%～60%。土壤樣品老化7 d 后進行線蟲毒性試驗和總Cd、有效態Cd濃度的測定。

1.4 土壤中線蟲的毒性試驗

毒性試驗根據國際標準ISO10872指南[23]和Sácca等[24]的方法進行。稱取0.5 g老化7 d的風干土壤至孔板中，加入100 μL 重懸于K-medium 緩沖液的大腸桿菌菌液作為線蟲的食物來源，向土壤中補充K-medium 緩沖液使土壤含水量保持在田間持水量的80%～90%，以保證試驗期間土壤水分滿足線蟲生長發育需求。使用直徑為0.1 mm的玻璃點樣毛細管向12孔板內的土壤中添加10 條線蟲后用封口膜密封，將孔板置于恒溫培養箱中，在（20±1）℃的黑暗條件下培養96 h。培養結束后，向每個孔板中加入0.5 mL 孟加拉紅染色劑，再將孔板放于70 ℃恒溫干燥箱中加熱10 min殺死全部線蟲以終止試驗，通過LudoxTM離心懸浮法將孔板中的所有線蟲回收于培養皿中，每個處理4次重復。

回收的線蟲置于顯微鏡（100 倍）下測量線蟲的體長以計算線蟲的生長量。生長量計算公式：

式中：G為生長量，μm；T1為試驗結束時的線蟲體長，μm；T2為線蟲初始體長，本研究取50條第一階段線蟲幼蟲的平均體長作為線蟲的初始體長，即（235.2±6.5）μm。

置于顯微鏡（40 倍）下觀察線蟲的繁殖情況。繁殖量計算公式：

式中：R為繁殖量；I1為線蟲成蟲繁殖的數量，條；I2為試驗投放的線蟲個體數量，條。

置于顯微鏡（40 倍）下觀察具有生育能力的線蟲個體數量（線蟲體內蟲卵個數≥1，則表示具有生育能力）以計算線蟲的生育率。生育率計算公式：

式中：F為生育率，%；F1為具有含卵線蟲的線蟲個體數量，條；F2為引入試驗的線蟲個體數量，條。

1.5 土壤總Cd和有效態Cd的測定

土壤總Cd 含量的測定方法：準確稱取0.25 g 土壤樣品于微波消解罐中，加入3 mL 硝酸、3 mL 鹽酸、2 mL 氫氟酸及2 mL 雙氧水，將消解罐置于微波消解儀中進行消解。消解完畢后冷卻至室溫，加入1 mL高氯酸，置于電子控溫加熱器中，加熱除酸至消解液剩余1 mL 左右，將消解液轉移至50 mL 容量瓶中，用2%稀硝酸溶液定容至標線[25]。同時測定空白和土壤標樣，通過電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）測定濾液中Cd的含量。

土壤中有效態Cd 含量的測定方法[26]：稱取5 g 過2 mm 尼龍篩網的風干土壤于離心管中，加入25 mL 0.1 mol·L-1的CaCl2溶液，于25 ℃恒溫水浴振蕩器中250 r·min-1條件下振蕩12 h，將離心管置于離心機中4 000 r·min-1條件下離心8 min 后過0.45 μm 濾膜，通過電感耦合等離子體質譜儀（ICP-MS）測定濾液中Cd的含量。

1.6 數據處理與分析

通過Logisitic 方程擬合實測總Cd 含量和有效態Cd 含量與線蟲各個毒性評價終點之間的劑量-效應關，并計算EC50：

以計算Cd 對線蟲繁殖毒性的EC50為例，式中：y為線蟲的繁殖量；x為實測總Cd 含量或有效態Cd 含量，mg·kg-1；a為對照組中線蟲的繁殖量；x0為EC50值，mg·kg-1；b為方程擬合過程中所產生的斜率參數。Cd對線蟲生育毒性或生長毒性的EC50計算方式同上，將y替換為生育率或生長量，a替換為對照組中線蟲的生育率或生長量。

Logisitic 方程的擬合通過Sigmaplot 14.0 軟件進行，利用OriginPro 2019 和Excel 2020 軟件進行圖和表的制作，相關性分析和單因素方差分析通過SPSS 22.0 軟件進行。

2 結果與分析

2.1 土壤中有效態Cd含量

土壤中Cd的毒性在很大程度上取決于其生物有效性，重金屬的有效態含量能夠較好地反映生物的可利用性和毒性?？傮w上看，3種土壤中的有效態Cd含量均隨外源Cd 含量的增加而增加，但相同外源Cd 含量下，不同土壤中有效態Cd 含量存在顯著差異（圖1）。理論總Cd含量為300 mg·kg-1時，江西鷹潭紅壤、江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土中有效態Cd含量最高，分 別達到170.36、165.01 mg·kg-1和132.64 mg·kg-1，有效態Cd的提取比例由低到高分別為吉林長春黑土44%、江蘇蘇州水稻土55%、江西鷹潭紅壤56%。

圖1 土壤中有效態Cd含量Figure 1 Concentration of CaCl2 extracted Cd in soil

2.2 Cd對線蟲毒性的效應及閾值

根據ISO 10872指南中有關線蟲毒性試驗的有效性標準，進行相應的毒性試驗結果檢驗。由表2可見，本研究中線蟲毒性測試結果符合有效性標準要求。

表2 毒性測試有效性Table 2 Toxicity test validity

2.2.1 Cd對線蟲生長的影響

選擇Logistic 方程分別擬合土壤中實際測得的總Cd 含量、有效態Cd 含量與秀麗隱桿線蟲生長量間的劑量-效應關系，結果如圖2所示。3種土壤中線蟲的生長量均隨著Cd 含量的增加逐漸降低，但下降趨勢存在差異。江西鷹潭紅壤、吉林長春黑土、江蘇蘇州水稻土中理論總Cd含量分別達到10、50、150 mg·kg-1時，線蟲的生長量相較于對照組開始出現顯著降低（P＜0.05）；理論總Cd含量提高至300 mg·kg-1時，吉林長春黑土中線蟲的生長量達到503.06 μm，而江西鷹潭紅壤和江蘇蘇州水稻土線蟲的生長量分別僅為122.30、379.80 μm?；趯崪y總Cd含量計算得出，江西鷹潭紅壤、江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土中Cd對線蟲生長毒性的EC50分別為54.37、197.54 mg·kg-1和287.02 mg·kg-1，最大值是最小值的5.28 倍；基于有效態Cd 含量計算得出，Cd 對線蟲生長毒性的EC50分別為24.60、116.60 mg·kg-1和145.15 mg·kg-1，最大值是最小值的5.90倍。

圖2 線蟲生長量與實測總Cd和有效態Cd含量的劑量-效應關系Figure 2 Dose-response relationships of the growth of C.elegans with the measured concentrations of total Cd and CaCl2-extracted Cd

2.2.2 Cd對線蟲生育的影響

由圖3線蟲生育率與實測總Cd和有效態Cd含量的劑量-效應關系可知，理論總Cd含量于0～5 mg·kg-1的范圍內時，3種土壤中線蟲的生育能力均未受到Cd毒性的影響（P＞0.05）；理論總Cd 含量達到10 mg·kg-1時，江西鷹潭紅壤中線蟲的生育開始受到明顯的抑制（P＜0.05），生育率降為0，而吉林長春黑土中線蟲的生育未受到顯著的毒性影響（P＞0.05）；理論總Cd 含量達到50 mg·kg-1時，江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土仍有60%和73%的線蟲具有生育能力。基于實測總Cd 含量計算得出，江西鷹潭紅壤、江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土中Cd 對線蟲生育毒性的EC50分別為7.07、77.41 mg·kg-1和103.09 mg·kg-1，最大值是最小值的14.58 倍；基于有效態Cd 含量計算得出，Cd 對線蟲生長毒性的EC50分別為5.20、39.97 mg·kg-1和47.80 mg·kg-1，最大值是最小值的9.19 倍，較基于總Cd含量得到的毒性閾值差異縮小。

圖3 線蟲生育率與實測總Cd和有效態Cd含量的劑量-效應關系Figure 3 Dose-response relationships of the fertility of C.elegans with the measured concentrations of total Cd and CaCl2-extracted Cd

2.2.3 Cd對線蟲繁殖量的影響

由圖4線蟲繁殖量與實測總Cd和有效態Cd含量的劑量-效應關系可知，3 種土壤中江西鷹潭紅壤理論總Cd含量達到5 mg·kg-1時線蟲的繁殖受到顯著的毒性抑制（P＜0.05），而江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土理論總Cd 含量均達到50 mg·kg-1時線蟲的繁殖才開始出現明顯的降低（P＜0.05）；理論總Cd 含量提高至150 mg·kg-1時江西鷹潭紅壤中幾乎沒有新的線蟲后代個體產生，而吉林長春黑土中每條線蟲仍然能產生10.2 條后代個體。基于實測總Cd 含量計算得出，江西鷹潭紅壤、江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土中Cd 對線蟲繁殖毒性的EC50分別為5.75、13.84 mg·kg-1和85.94 mg·kg-1，最大值是最小值的14.94 倍；基于有效態Cd 含量計算得出，Cd 對線蟲繁殖毒性的EC50分別為3.14、7.67 mg·kg-1和37.25 mg·kg-1，最大值是最小值的11.86倍，較基于總Cd含量得到的毒性閾值差異縮小。

圖4 線蟲繁殖量與實測總Cd和有效態Cd含量的劑量-效應關系Figure 4 Dose-response relationships of the reproductive number of C.elegans with the measured concentrations of total Cd and CaCl2-extracted Cd

2.3 土壤理化性質與Cd毒性閾值間的相關性

基于Cd 含量推導的線蟲毒性的EC50值如表3 所示。通過相關性分析探究土壤理化性質中影響Cd毒性的主導因素，分析結果如表4所示，pH、土壤碳酸鈣含量和陽離子交換量與線蟲生長量和生育率的EC50呈顯著正相關關系，非晶質錳氧化物和晶質錳氧化物與基于繁殖的EC50呈顯著正相關關系，有機質含量和線蟲的生長、發育和繁殖的EC50均呈顯著正相關關系。以上結果表明，土壤pH、有機質含量、碳酸鈣含量、陽離子交換量及非晶質和晶質錳氧化物含量是影響土壤中Cd 毒性的主要因素。pH 主要通過影響Cd在土壤中形態的分布從而影響土壤Cd 的生物有效性，堿性土壤的生物有效性通常較低，對生物產生的毒性效應較小[27]。陽離子交換量比較高的土壤中重金屬離子的吸附量更高，會吸附土壤環境中更多的Cd，以降低土壤Cd 的生物有效性。土壤有機質是組成土壤固相的重要成分，可以通過與土壤中的重金屬發生沉淀、吸附、螯合等作用，來降低土壤中重金屬的有效性[28]。碳酸鈣除本身具有一定的吸附作用外，還可能影響反應體系的平衡系數，降低土壤中有效態Cd 的含量，從而影響Cd 的生物毒性[29]。錳氧化物對土壤中Cd 的吸附和凈化能夠降低Cd 的毒性，其含有變價元素并帶有表面電荷，具有良好的表面活性，對土壤中的重金屬具有良好的吸附凈化能力，從而可以降低土壤Cd的毒性[30]。

表3 基于實測總Cd和有效態Cd含量推導的Cd對線蟲毒性的EC50Table 3 The EC50 values of Sb for the toxicity of C.elegans based on the concentration of measured total Cd and CaCl2-extracted

表4 土壤理化性質與Cd毒性閾值間的相關性Table 4 Correlation between threshold of Cd toxicity to C.elegans and soil physicochemical properties

3 討論

線蟲的生長分為3 個時期：胚胎期、幼蟲期和成蟲期，其中幼蟲期要經過4 次發育蛻皮（L1～L4）[31]，國際標準ISO 10872中關于土壤秀麗隱桿線蟲的毒性試驗涉及其整個生命周期，因此可以通過此方法研究Cd 對土壤線蟲的毒性影響。本研究結果表明，線蟲的毒性評價終點對Cd毒性的敏感性由低到高分別為生長量、發育率和繁殖量。Boyd 等[32]的研究發現，于20 ℃的培養條件下線蟲體長達到1 110～1 150 μm 時開始產卵。如果線蟲生長受到毒性的抑制而停留在L4（1 100～1 150 μm）期以前，則不能達到生育所需的階段，就會影響線蟲的發育能力，所以Cd對線蟲生育的影響可能是線蟲生長受到抑制的附加效應。正如本研究結果所示，在3 種土壤中Cd 對秀麗隱桿線蟲生長毒性的EC50遠高于生育的EC50，因此線蟲的生育能力對Cd 毒性的敏感性高于生長量。Schertzinger等[33]的研究表明，當檢測到重金屬Pt對線蟲繁殖產生抑制時，沒有觀察到其對生育能力的抑制。宋子杰等[34]的研究表明理論總Sb含量達到4 800 mg·kg-1時，鷹潭紅壤中線蟲的生育并沒有受到完全的抑制，但是沒有新的線蟲后代產生。本研究中當吉林長春黑土理論Cd 含量達到50 mg·kg-1時線蟲繁殖受到明顯抑制，而線蟲的生育未受到顯著的毒性影響，可能是Cd對線蟲蟲卵的損害以及生育毒性的附加效應共同造成的，從而導致線蟲的繁殖對污染物毒性的敏感性高于生育和生長。

土壤理化性質可以通過影響土壤中重金屬Cd的有效態含量，進而影響Cd的毒性和生物有效性，從而對Cd 的毒性閾值產生影響[35]。在添加相同含量的外源Cd 時，有效態Cd 含量在不同土壤上存在明顯的差異，以0.1 mol·L-1CaCl2為提取劑，外源添加含量相同時，兩種土壤中有效態Cd 含量相差近5.8 倍，其中尤溪地區有效態Cd 占比高達78%[28]。本研究結果表明土壤pH、陽離子交換量、有機質，碳酸鈣和錳氧化物是影響土壤中Cd 毒性的主要因素。劉海龍等[36]比較18 種土壤中Cd 對赤子愛勝蚓急性毒性閾值的EC50，發現不同土壤毒性差異顯著，在鷹潭紅壤和保定潮土中兩者之間相差約200 mg·kg-1，其發現土壤pH 和有機質含量與EC50呈顯著正相關關系。在堿性條件下，土壤表面帶的負電荷較多，而Cd 帶有正電荷，故Cd2+在堿性土壤上的吸附量比在酸性土壤上的吸附量大，所以Cd 對動植物的毒性一般隨pH 的增大而降低[37]。本研究中江西鷹潭紅壤pH 最低，在添加相同含量外源Cd 時，土壤中交換態、水溶態Cd 的含量增加，即增加了土壤中有效態Cd 的含量，從而導致江西紅壤中Cd 表現出對線蟲最高的毒性。陽離子交換量和有機質含量對土壤中重金屬離子的吸附和沉淀具有重要影響。其含量越高，負電荷量越高，通過靜電吸引而吸附的金屬離子也越多[38]。鐵錳氧化礦物含有變價元素并帶有表面電荷，具有良好的表面活性，對土壤中的重金屬具有良好的吸附凈化功能。本研究選取的吉林長春黑土錳氧化物含量較高，為外源添加的Cd提供了充足的吸附點位和凈化功能，從而表現出較低毒性[39]。有研究結果表明碳酸鈣的添加可以顯著提高土壤pH，使土壤吸附Cd 的能力增強，碳酸鈣也可水解后生成重碳酸根離子，再進一步電離生成的碳酸根離子可與重金屬離子相結合形成難溶的碳酸鹽物質，從而減低了土壤中Cd 的生物有效性[40]。該結果同樣能夠解釋吉林長春黑土具有最低的有效態Cd含量。

從生態風險評價角度來看，金屬總量與其對環境造成的生態風險并不一定成比例，而形態含量及其比例才是關鍵因素。有研究表明土壤有效態Cd與蚯蚓體內富集系數的相關性高于土壤中全量Cd 的相關性[41]。宋子杰等[42]的研究表明提取態Sb 含量同樣能夠較好地解釋不同土壤中Sb 對線蟲繁殖毒性的顯著差異，其研究結果顯示基于不同土壤中總Sb 含量計算的線蟲繁殖毒性的EC50差異高達2.6 倍，而基于磷酸氫鈉提取態Sb 含量計算的EC50差異降低至2.0 倍。本研究結果中基于總Cd含量計算的繁殖毒性最大差異可達到14.94倍；基于有效態Cd含量計算線蟲繁殖的最大毒性差異降至11.86倍。說明土壤中重金屬的有效態含量可以較好地解釋不同土壤中重金屬的生物毒性的差異。隨著外源Cd與土壤接觸時間的延長，Cd 的可浸提性、生物有效性和毒害作用逐漸降低，本研究只關注了3種土壤老化7 d后有效態Cd和毒性的變化，今后應研究土壤性質和更長老化時間對Cd毒性的影響。

4 結論

（1）由江西鷹潭紅壤、江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土中Cd 對線蟲的EC50差異可知，線蟲的3 個毒性評價終點對Cd毒性的敏感性由低到高分別為生長量、生育率、繁殖。

（2）pH、陽離子交換量、有機質、碳酸鈣及非晶質錳和晶質錳氧化物含量的增加可以降低3 種土壤中Cd 對線蟲生長、生育、繁殖的毒性，是影響土壤中Cd毒性的主要因素。

（3）有效態Cd 含量能夠更好地表達不同土壤類型中Cd的生物有效性，并解釋江西鷹潭紅壤、江蘇蘇州水稻土和吉林長春黑土中Cd對線蟲毒性的差異，3種土壤中吉林長春黑土有效態Cd 含量最低，對線蟲產生的毒性效應也最小。