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随着冶炼、电镀、印染等工业废水的排放,化肥和农药的不合理使用及大面积的污水灌溉,我国土壤镉(cadmium,Cd)污染日益严重。北京城郊是北京重要的蔬菜和粮食生产基地,近几年来,其土壤Cd累积量逐渐增多,由此带来的粮食和生态安全问题也日益引发人们的关注。本文采集北京城郊5个区县的3种土壤类型褐土、潮土和山地棕壤,以粮食作物(大麦)、微生物(硝化细菌)为研究对象,通过急性毒性试验,研究土壤外源添加Cd对大麦、硝化细菌的毒害效应,以及Cd形态、土壤生物毒害效应、土壤性质之间的关系,为建立基于北京市土壤性质、元素背景浓度、物种组成的土壤基准或指导限值提供依据。主要研究结果如下：(1)5个采样点土壤的pH在7.32～7.86之间,相互之间没有显著性差异,土壤有机质含量在7.64-15.84g/kg之间,有机质含量最多的为灵山土壤,最少的为丰台土壤,除平谷和丰台土壤之间没有显著性差异,其他均呈显著性差异(P<0.05)。土壤样品的阳离子交换量(CEC)在5.35-9.78cmol/kg之间,最大值出现在通州土壤,最小值为丰台土壤,丰台土壤与其他土壤均呈显著性差异(P<0.05)。(2)5个采样点的土壤样品中分别添加不同浓度的Cd,通过土培试验,研究土壤总Cd、大麦根伸长及大麦根中Cd含量之间的关系。结果表明,大麦根中Cd含量随着土壤总Cd浓度的增加而增加,且大麦根中Cd含量与相对根伸长呈显著相关。随着土壤Cd浓度的增加,大麦根伸长先增加后减小,整体关系符合Log-logistic方程。根据方程求得的5个采样点基于土壤总Cd含量的EC50(使大麦根伸长降低至对照一半时土壤中的Cd浓度)在294.73-515.17mg/kg之间,变化了1.75倍,基于总Cd含量的EC10(大麦根伸长相对对照降低10%的土壤Cd的浓度)在106.49～290.61mg/kg之间,变化了2.73倍。(3)利用0.005nol/L DTPA和0.01mol/L CaCl2和0.11nol/L TEA的混合提取剂提取土壤样品中有效态Cd,5个采样点土壤的大麦根伸长与土壤中有效态Cd含量的变化趋势同总Cd相似,即先增后减。基于土壤有效态Cd含量的EC50和EC1o分别变化了1.65倍和2.21倍。土壤有效态Cd含量与大麦根伸长的剂量效应关系(R2=0.88,P<0.001)优于土壤总Cd(R2=0.81,P<0.001)。(4)与Cd对大麦根伸长毒害试验所用土壤相同,5个采样点的土壤样品中分别添加不同浓度的Cd,以土壤潜在硝化速率(PNR)为测试终点,研究土壤中总Cd含量与PNR之间的剂量效应关系。结果表明,5个采样点土壤的PNR随土壤中总Cd含量呈先增后减的趋势。基于土壤总Cd的EC50(PNR降低至对照一半时的土壤Cd浓度)在153.11～350.80mg/kg之间,变化了2.3倍,而EC10(PNR降低至对照10%的土壤Cd浓度)在36.57-312.28mg/kg之间,变化了8.5倍。在土壤总Cd含量和PNR的逐步回归分析中增加土壤有机质和CEC可提高其相关性。基于总Cd含量的EC50最低值出现在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,但这两个EC50值未达到显著性差异,表明5个采样点的土壤有机质和CEC虽然在一定程度上影响Cd对PNR的毒性,但不足以引起EC50的显著变化。(5)提取土壤有效态Cd含量,5个采样点土壤的PNR随土壤中有效态Cd含量的增加先增后减,整体变化符合剂量效应关系。基于土壤有效态Cd含量的EC50和EC10分别变化了3.3倍和10.8倍。所有处理土壤有效态Cd含量与PNR的相关关系(R2=0.42,P<0.001)优于土壤总Cd(R2=0.27,P=0.001)。本研究创新点在于采用了微生物和植物毒性评价方法,比较全面的评价了北京市主要土壤类型中Cd的生物毒性,为控制北京市土壤Cd污染、维持土壤生态安全提供了科学的依据和手段。