镉对土壤秀丽隐杆线虫的毒性效应

王鑫，党秀丽，赵龙，侯红，耿健，敖翔

（1.沈阳农业大学土地与环境学院，农业农村部东北耕地保育重点实验室，土肥资源高效利用国家工程研究中心，沈阳 110866；2.中国环境科学研究院环境基准与风险评估国家重点实验室，北京 100012）

随着我国经济的快速发展，工业化、城市化进程逐渐加快，土壤重金属污染日益严重。2014 年环境保护部和国土资源部共同颁布的《全国土壤污染状况调查公报》显示全国土壤总超标率为16.1%，污染类型以无机型为主，Cd 的点位超标率高达7.0%，位居所调查的污染物之首[1]。近30年来，我国土壤中的Cd 含量急剧增加，年平均增加0.004 mg·kg-1，远高于欧洲地区[2]。与其他重金属相比，Cd 具有高生物毒性、强生物富集性、非生物降解性等特性，被认为是毒性最大的重金属之一[3]，其主要通过施肥、采矿和基础化工行业废物排放等途径进入土壤[4]。根据数年前的统计，株洲市正遭受严重Cd 污染的农田土壤面积超过160 km2，其中重度污染农田土壤面积达34.41 km2，云南铅尾矿区周边土壤中Cd 的含量最高，已经达到259.27 mg·kg-1，严重超出了国家标准（GB 15618—2018），土壤Cd污染问题已不容忽视[5-6]。

近年来，国内外陆续开展了Cd 对土壤环境中生态受体的毒性阈值研究，Cd 对受试生物的剂量-效应关系可能随着土壤性质、测试终点的改变而发生变化。Zhang 等[7]的研究表明赤子爱胜蚓（Eisenia foetida）在Cd 污染土壤中暴露7 d 的LC50（半数致死浓度）为120.48 mg·kg-1，但相关阈值研究依旧是基于有限的土壤环境生态受体。不同理化性质的土壤对Cd的吸附能力也不同，从而影响土壤中重金属的毒性，影响土壤吸附Cd 的主要因素有土壤pH、阳离子交换量、黏粒含量、有机质含量等[8-9]。李彦祺[10]的研究表明不同土壤类型中Cd 对秀丽隐杆线虫（Caenorhabditis elegans）的毒性效应不同，在厦门水稻土中EC50（半数效应浓度）为96.9 mg·kg-1，而在泉州红壤中EC50为28.7 mg·kg-1，但两种土壤的理化性质差异不大。因此，开展基于不同土壤、不同测试终点的毒理学评价，对于Cd污染土壤的环境风险评价具有重要意义。

目前Cd对土壤无脊椎动物毒性的阈值研究主要集中在跳虫和蚯蚓，国外利用线虫开展生态毒理研究较早，但国内对线虫毒性的阈值研究较为不足[11]。秀丽隐杆线虫由于其生命周期短、易于大规模培养、成本低和对毒物敏感等特点[12-13]，被认为是评价污染物毒性的有力工具。秀丽隐杆线虫的发育、寿命、繁殖、应激反应和氧化损伤等一系列致死和亚致死终点已被开发，并用于毒性评估和体内毒理学研究[14]。有研究表明重金属Pb、Cd 暴露可显著抑制矮小拟丽突线虫的繁殖、体长生长和产卵[15]。但相关研究多基于水体介质中重金属污染物对线虫的毒性，基于土壤介质中重金属污染物的线虫毒性试验相对缺乏[16]。因此，本研究以秀丽隐杆线虫为受试生物，选用3 种理化性质各异的土壤（江西鹰潭红壤、江苏苏州水稻土和吉林长春黑土），研究外源Cd 对线虫不同测试终点（生长、繁殖和发育）的毒性效应和阈值，并进一步探究影响Cd 毒性的主要土壤理化性质，为土壤环境质量标准的修订提供科学依据。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤分别采集于中国江西省鹰潭市、江苏省苏州市和吉林省长春市的农田表层（0～20 cm）。土壤于自然条件下风干，剔除其中的石块和动植物残体后过2 mm 筛备用。土壤pH采用酸度计（雷磁pHS-3C，上海精密科学仪器有限公司）测定，土水比为1∶2.5（m∶V），土壤中黏粒占比通过比重计法测定[17]；土壤中有机质含量采用重铬酸钾氧化法测定，田间持水量采用环刀法测定，碳酸钙含量采用中和滴定法测定[18]；土壤阳离子交换量采用氯化钡缓冲液法测定[19]；土壤非晶质锰氧化物、非晶质铁氧化物含量采用酸性草酸铵缓冲溶液浸提法测定[20]；晶质铁氧化物、晶质锰氧化物含量采用0.3 mol·L-1C6H5Na3O7-1 mol·L-1NaHCO3-Na2S2O4（V∶V∶m=40∶5∶1）浸提法测定[21]。土壤经过HCl-HNO3-HF-HClO4消解处理后，用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定土壤中Cd的背景浓度[22]。供试土壤理化性质见表1。

表1 供试土壤理化性质Table 1 Physicochemical properties of tested soils

1.2 供试生物

大肠杆菌OP50 株（尿嘧啶缺陷型-线虫食物来源）和野生型秀丽隐杆线虫N2 株均由福建上源生物科技有限公司提供。将线虫投放在生长琼脂培养基（Nematode growth-medium，NGM）上，置于恒温气候箱中在（20±1）℃条件下培养。

NGM 制备方法为：称取0.25 g 酪蛋白胨（BR 生化试剂）、1.7 g琼脂粉（BR）和0.3 g NaCl（GR优级纯）于90 mL 无菌水，121 ℃条件下高压灭菌，待冷却到55 ℃后加入无菌的0.1 mL 1 mol·L-1MgSO4、0.1 mL 1 mol·L-1CaCl2、0.25 mL 1 mol·L-1KH2PO4[用KOH 调整pH至（6.0±0.2）]和0.1 mL 5 g·L-1胆固醇乙醇溶液，用无菌水定容至100 mL 并充分混匀后，倒入培养皿冷却备用。

大肠杆菌菌液制备方法为：通过在Luria-Bertani（LB）琼脂培养板上划线培养大肠杆菌OP50 后，挑取单克隆大肠杆菌菌落至含有100 mL LB液体培养基的锥形瓶中，于恒温振荡培养箱中37 ℃、160 r·min-1条件下培养14 h，然后使用紫外分光光度计测定菌液光密度，至600 nm 波长下吸光值（OD600）为1.1～1.2，用于线虫的培养、NGM板的涂布和后续线虫毒性试验。

LB 固体培养基：称取1.0 g 胰蛋白胨（BR）、0.5 g酵母抽提物（BR）、1.5 g 琼脂（BR）和1.0 g 氯化钠（GR）放入锥形瓶中，加超纯水至100 mL，高压灭菌，然后将其倒入灭菌后的培养皿中自然冷却至室温，得到LB固体培养基。

LB液体培养基：称取0.5 g胰蛋白胨（BR）、0.5 g酵母抽提物（BR）和0.5 g 氯化钠（GR）放入锥形瓶中，加超纯水至100 mL，高压灭菌后得到LB液体培养基。

Ludox 悬浮液：50 mL Ludox TM-50 悬浮液（购于上海宇灿生物科技有限公司）加超纯水至150 mL，配制成Ludox悬浮液，用于胶体悬浮法分离土壤中线虫。

K-medium 缓冲液：称取3.1 g 氯化钠（GR）、2.4 g氯化钾（GR）于锥形瓶中，加入1 000 mL去离子水，在

121 ℃高压灭菌20 min，室温保存。

为减少线虫个体差异可能对试验的影响，试验前需要进行线虫的同步化培养。待NGM 表面分布大量产卵的成虫时，将成虫以K-medium 缓冲液冲洗至离心管并洗去其体表残余的大肠杆菌，向离心管内加入碱性裂解液（5% NaClO 和2.5 mol·L-1NaOH）以裂解线虫身体获得虫卵。用缓冲液多次冲洗虫卵表面多余的裂解液后，将虫卵置于含有3 mL 缓冲液的培养皿中，培养16 h后即可获得年龄同步的第一阶段线虫幼虫。

1.3 土壤中Cd的添加

试验选用的试剂为氯化镉（CdCl2·2.5H2O，分析纯试剂）。在外源Cd添加前，对供试土壤进行紫外灭菌处理，消除土壤本身存在的线虫或虫卵。通过向土壤中喷施氯化镉母液向土壤中添加外源Cd，每个土壤设置6 个Cd 含量，分别为0（对照）、5、10、100、150、300 mg·kg-1，每个浓度设置4 个平行，对照组仅添加去离子水，将土壤充分搅拌至均匀。将制备完毕的Cd 污染土壤置于烧杯中，期间通过称重法补充去离子水以维持土壤含水量为田间持水量的55%～60%。土壤样品老化7 d 后进行线虫毒性试验和总Cd、有效态Cd浓度的测定。

1.4 土壤中线虫的毒性试验

毒性试验根据国际标准ISO10872指南[23]和Sácca等[24]的方法进行。称取0.5 g老化7 d的风干土壤至孔板中，加入100 μL 重悬于K-medium 缓冲液的大肠杆菌菌液作为线虫的食物来源，向土壤中补充K-medium 缓冲液使土壤含水量保持在田间持水量的80%～90%，以保证试验期间土壤水分满足线虫生长发育需求。使用直径为0.1 mm的玻璃点样毛细管向12孔板内的土壤中添加10 条线虫后用封口膜密封，将孔板置于恒温培养箱中，在（20±1）℃的黑暗条件下培养96 h。培养结束后，向每个孔板中加入0.5 mL 孟加拉红染色剂，再将孔板放于70 ℃恒温干燥箱中加热10 min杀死全部线虫以终止试验，通过LudoxTM离心悬浮法将孔板中的所有线虫回收于培养皿中，每个处理4次重复。

回收的线虫置于显微镜（100 倍）下测量线虫的体长以计算线虫的生长量。生长量计算公式：

式中：G为生长量，μm；T1为试验结束时的线虫体长，μm；T2为线虫初始体长，本研究取50条第一阶段线虫幼虫的平均体长作为线虫的初始体长，即（235.2±6.5）μm。

置于显微镜（40 倍）下观察线虫的繁殖情况。繁殖量计算公式：

式中：R为繁殖量；I1为线虫成虫繁殖的数量，条；I2为试验投放的线虫个体数量，条。

置于显微镜（40 倍）下观察具有生育能力的线虫个体数量（线虫体内虫卵个数≥1，则表示具有生育能力）以计算线虫的生育率。生育率计算公式：

式中：F为生育率，%；F1为具有含卵线虫的线虫个体数量，条；F2为引入试验的线虫个体数量，条。

1.5 土壤总Cd和有效态Cd的测定

土壤总Cd 含量的测定方法：准确称取0.25 g 土壤样品于微波消解罐中，加入3 mL 硝酸、3 mL 盐酸、2 mL 氢氟酸及2 mL 双氧水，将消解罐置于微波消解仪中进行消解。消解完毕后冷却至室温，加入1 mL高氯酸，置于电子控温加热器中，加热除酸至消解液剩余1 mL 左右，将消解液转移至50 mL 容量瓶中，用2%稀硝酸溶液定容至标线[25]。同时测定空白和土壤标样，通过电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定滤液中Cd的含量。

土壤中有效态Cd 含量的测定方法[26]：称取5 g 过2 mm 尼龙筛网的风干土壤于离心管中，加入25 mL 0.1 mol·L-1的CaCl2溶液，于25 ℃恒温水浴振荡器中250 r·min-1条件下振荡12 h，将离心管置于离心机中4 000 r·min-1条件下离心8 min 后过0.45 μm 滤膜，通过电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定滤液中Cd的含量。

1.6 数据处理与分析

通过Logisitic 方程拟合实测总Cd 含量和有效态Cd 含量与线虫各个毒性评价终点之间的剂量-效应关，并计算EC50：

以计算Cd 对线虫繁殖毒性的EC50为例，式中：y为线虫的繁殖量；x为实测总Cd 含量或有效态Cd 含量，mg·kg-1；a为对照组中线虫的繁殖量；x0为EC50值，mg·kg-1；b为方程拟合过程中所产生的斜率参数。Cd对线虫生育毒性或生长毒性的EC50计算方式同上，将y替换为生育率或生长量，a替换为对照组中线虫的生育率或生长量。

Logisitic 方程的拟合通过Sigmaplot 14.0 软件进行，利用OriginPro 2019 和Excel 2020 软件进行图和表的制作，相关性分析和单因素方差分析通过SPSS 22.0 软件进行。

2 结果与分析

2.1 土壤中有效态Cd含量

土壤中Cd的毒性在很大程度上取决于其生物有效性，重金属的有效态含量能够较好地反映生物的可利用性和毒性。总体上看，3种土壤中的有效态Cd含量均随外源Cd 含量的增加而增加，但相同外源Cd 含量下，不同土壤中有效态Cd 含量存在显著差异（图1）。理论总Cd含量为300 mg·kg-1时，江西鹰潭红壤、江苏苏州水稻土和吉林长春黑土中有效态Cd含量最高，分 别达到170.36、165.01 mg·kg-1和132.64 mg·kg-1，有效态Cd的提取比例由低到高分别为吉林长春黑土44%、江苏苏州水稻土55%、江西鹰潭红壤56%。

图1 土壤中有效态Cd含量Figure 1 Concentration of CaCl2 extracted Cd in soil

2.2 Cd对线虫毒性的效应及阈值

根据ISO 10872指南中有关线虫毒性试验的有效性标准，进行相应的毒性试验结果检验。由表2可见，本研究中线虫毒性测试结果符合有效性标准要求。

表2 毒性测试有效性Table 2 Toxicity test validity

2.2.1 Cd对线虫生长的影响

选择Logistic 方程分别拟合土壤中实际测得的总Cd 含量、有效态Cd 含量与秀丽隐杆线虫生长量间的剂量-效应关系，结果如图2所示。3种土壤中线虫的生长量均随着Cd 含量的增加逐渐降低，但下降趋势存在差异。江西鹰潭红壤、吉林长春黑土、江苏苏州水稻土中理论总Cd含量分别达到10、50、150 mg·kg-1时，线虫的生长量相较于对照组开始出现显著降低（P＜0.05）；理论总Cd含量提高至300 mg·kg-1时，吉林长春黑土中线虫的生长量达到503.06 μm，而江西鹰潭红壤和江苏苏州水稻土线虫的生长量分别仅为122.30、379.80 μm。基于实测总Cd含量计算得出，江西鹰潭红壤、江苏苏州水稻土和吉林长春黑土中Cd对线虫生长毒性的EC50分别为54.37、197.54 mg·kg-1和287.02 mg·kg-1，最大值是最小值的5.28 倍；基于有效态Cd 含量计算得出，Cd 对线虫生长毒性的EC50分别为24.60、116.60 mg·kg-1和145.15 mg·kg-1，最大值是最小值的5.90倍。

图2 线虫生长量与实测总Cd和有效态Cd含量的剂量-效应关系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对线虫生育的影响

由图3线虫生育率与实测总Cd和有效态Cd含量的剂量-效应关系可知，理论总Cd含量于0～5 mg·kg-1的范围内时，3种土壤中线虫的生育能力均未受到Cd毒性的影响（P＞0.05）；理论总Cd 含量达到10 mg·kg-1时，江西鹰潭红壤中线虫的生育开始受到明显的抑制（P＜0.05），生育率降为0，而吉林长春黑土中线虫的生育未受到显著的毒性影响（P＞0.05）；理论总Cd 含量达到50 mg·kg-1时，江苏苏州水稻土和吉林长春黑土仍有60%和73%的线虫具有生育能力。基于实测总Cd 含量计算得出，江西鹰潭红壤、江苏苏州水稻土和吉林长春黑土中Cd 对线虫生育毒性的EC50分别为7.07、77.41 mg·kg-1和103.09 mg·kg-1，最大值是最小值的14.58 倍；基于有效态Cd 含量计算得出，Cd 对线虫生长毒性的EC50分别为5.20、39.97 mg·kg-1和47.80 mg·kg-1，最大值是最小值的9.19 倍，较基于总Cd含量得到的毒性阈值差异缩小。

图3 线虫生育率与实测总Cd和有效态Cd含量的剂量-效应关系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对线虫繁殖量的影响

由图4线虫繁殖量与实测总Cd和有效态Cd含量的剂量-效应关系可知，3 种土壤中江西鹰潭红壤理论总Cd含量达到5 mg·kg-1时线虫的繁殖受到显著的毒性抑制（P＜0.05），而江苏苏州水稻土和吉林长春黑土理论总Cd 含量均达到50 mg·kg-1时线虫的繁殖才开始出现明显的降低（P＜0.05）；理论总Cd 含量提高至150 mg·kg-1时江西鹰潭红壤中几乎没有新的线虫后代个体产生，而吉林长春黑土中每条线虫仍然能产生10.2 条后代个体。基于实测总Cd 含量计算得出，江西鹰潭红壤、江苏苏州水稻土和吉林长春黑土中Cd 对线虫繁殖毒性的EC50分别为5.75、13.84 mg·kg-1和85.94 mg·kg-1，最大值是最小值的14.94 倍；基于有效态Cd 含量计算得出，Cd 对线虫繁殖毒性的EC50分别为3.14、7.67 mg·kg-1和37.25 mg·kg-1，最大值是最小值的11.86倍，较基于总Cd含量得到的毒性阈值差异缩小。

图4 线虫繁殖量与实测总Cd和有效态Cd含量的剂量-效应关系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 土壤理化性质与Cd毒性阈值间的相关性

基于Cd 含量推导的线虫毒性的EC50值如表3 所示。通过相关性分析探究土壤理化性质中影响Cd毒性的主导因素，分析结果如表4所示，pH、土壤碳酸钙含量和阳离子交换量与线虫生长量和生育率的EC50呈显著正相关关系，非晶质锰氧化物和晶质锰氧化物与基于繁殖的EC50呈显著正相关关系，有机质含量和线虫的生长、发育和繁殖的EC50均呈显著正相关关系。以上结果表明，土壤pH、有机质含量、碳酸钙含量、阳离子交换量及非晶质和晶质锰氧化物含量是影响土壤中Cd 毒性的主要因素。pH 主要通过影响Cd在土壤中形态的分布从而影响土壤Cd 的生物有效性，碱性土壤的生物有效性通常较低，对生物产生的毒性效应较小[27]。阳离子交换量比较高的土壤中重金属离子的吸附量更高，会吸附土壤环境中更多的Cd，以降低土壤Cd 的生物有效性。土壤有机质是组成土壤固相的重要成分，可以通过与土壤中的重金属发生沉淀、吸附、螯合等作用，来降低土壤中重金属的有效性[28]。碳酸钙除本身具有一定的吸附作用外，还可能影响反应体系的平衡系数，降低土壤中有效态Cd 的含量，从而影响Cd 的生物毒性[29]。锰氧化物对土壤中Cd 的吸附和净化能够降低Cd 的毒性，其含有变价元素并带有表面电荷，具有良好的表面活性，对土壤中的重金属具有良好的吸附净化能力，从而可以降低土壤Cd的毒性[30]。

表3 基于实测总Cd和有效态Cd含量推导的Cd对线虫毒性的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 土壤理化性质与Cd毒性阈值间的相关性Table 4 Correlation between threshold of Cd toxicity to C.elegans and soil physicochemical properties

3 讨论

线虫的生长分为3 个时期：胚胎期、幼虫期和成虫期，其中幼虫期要经过4 次发育蜕皮（L1～L4）[31]，国际标准ISO 10872中关于土壤秀丽隐杆线虫的毒性试验涉及其整个生命周期，因此可以通过此方法研究Cd 对土壤线虫的毒性影响。本研究结果表明，线虫的毒性评价终点对Cd毒性的敏感性由低到高分别为生长量、发育率和繁殖量。Boyd 等[32]的研究发现，于20 ℃的培养条件下线虫体长达到1 110～1 150 μm 时开始产卵。如果线虫生长受到毒性的抑制而停留在L4（1 100～1 150 μm）期以前，则不能达到生育所需的阶段，就会影响线虫的发育能力，所以Cd对线虫生育的影响可能是线虫生长受到抑制的附加效应。正如本研究结果所示，在3 种土壤中Cd 对秀丽隐杆线虫生长毒性的EC50远高于生育的EC50，因此线虫的生育能力对Cd 毒性的敏感性高于生长量。Schertzinger等[33]的研究表明，当检测到重金属Pt对线虫繁殖产生抑制时，没有观察到其对生育能力的抑制。宋子杰等[34]的研究表明理论总Sb含量达到4 800 mg·kg-1时，鹰潭红壤中线虫的生育并没有受到完全的抑制，但是没有新的线虫后代产生。本研究中当吉林长春黑土理论Cd 含量达到50 mg·kg-1时线虫繁殖受到明显抑制，而线虫的生育未受到显著的毒性影响，可能是Cd对线虫虫卵的损害以及生育毒性的附加效应共同造成的，从而导致线虫的繁殖对污染物毒性的敏感性高于生育和生长。

土壤理化性质可以通过影响土壤中重金属Cd的有效态含量，进而影响Cd的毒性和生物有效性，从而对Cd 的毒性阈值产生影响[35]。在添加相同含量的外源Cd 时，有效态Cd 含量在不同土壤上存在明显的差异，以0.1 mol·L-1CaCl2为提取剂，外源添加含量相同时，两种土壤中有效态Cd 含量相差近5.8 倍，其中尤溪地区有效态Cd 占比高达78%[28]。本研究结果表明土壤pH、阳离子交换量、有机质，碳酸钙和锰氧化物是影响土壤中Cd 毒性的主要因素。刘海龙等[36]比较18 种土壤中Cd 对赤子爱胜蚓急性毒性阈值的EC50，发现不同土壤毒性差异显著，在鹰潭红壤和保定潮土中两者之间相差约200 mg·kg-1，其发现土壤pH 和有机质含量与EC50呈显著正相关关系。在碱性条件下，土壤表面带的负电荷较多，而Cd 带有正电荷，故Cd2+在碱性土壤上的吸附量比在酸性土壤上的吸附量大，所以Cd 对动植物的毒性一般随pH 的增大而降低[37]。本研究中江西鹰潭红壤pH 最低，在添加相同含量外源Cd 时，土壤中交换态、水溶态Cd 的含量增加，即增加了土壤中有效态Cd 的含量，从而导致江西红壤中Cd 表现出对线虫最高的毒性。阳离子交换量和有机质含量对土壤中重金属离子的吸附和沉淀具有重要影响。其含量越高，负电荷量越高，通过静电吸引而吸附的金属离子也越多[38]。铁锰氧化矿物含有变价元素并带有表面电荷，具有良好的表面活性，对土壤中的重金属具有良好的吸附净化功能。本研究选取的吉林长春黑土锰氧化物含量较高，为外源添加的Cd提供了充足的吸附点位和净化功能，从而表现出较低毒性[39]。有研究结果表明碳酸钙的添加可以显著提高土壤pH，使土壤吸附Cd 的能力增强，碳酸钙也可水解后生成重碳酸根离子，再进一步电离生成的碳酸根离子可与重金属离子相结合形成难溶的碳酸盐物质，从而减低了土壤中Cd 的生物有效性[40]。该结果同样能够解释吉林长春黑土具有最低的有效态Cd含量。

从生态风险评价角度来看，金属总量与其对环境造成的生态风险并不一定成比例，而形态含量及其比例才是关键因素。有研究表明土壤有效态Cd与蚯蚓体内富集系数的相关性高于土壤中全量Cd 的相关性[41]。宋子杰等[42]的研究表明提取态Sb 含量同样能够较好地解释不同土壤中Sb 对线虫繁殖毒性的显著差异，其研究结果显示基于不同土壤中总Sb 含量计算的线虫繁殖毒性的EC50差异高达2.6 倍，而基于磷酸氢钠提取态Sb 含量计算的EC50差异降低至2.0 倍。本研究结果中基于总Cd含量计算的繁殖毒性最大差异可达到14.94倍；基于有效态Cd含量计算线虫繁殖的最大毒性差异降至11.86倍。说明土壤中重金属的有效态含量可以较好地解释不同土壤中重金属的生物毒性的差异。随着外源Cd与土壤接触时间的延长，Cd 的可浸提性、生物有效性和毒害作用逐渐降低，本研究只关注了3种土壤老化7 d后有效态Cd和毒性的变化，今后应研究土壤性质和更长老化时间对Cd毒性的影响。

4 结论

（1）由江西鹰潭红壤、江苏苏州水稻土和吉林长春黑土中Cd 对线虫的EC50差异可知，线虫的3 个毒性评价终点对Cd毒性的敏感性由低到高分别为生长量、生育率、繁殖。

（2）pH、阳离子交换量、有机质、碳酸钙及非晶质锰和晶质锰氧化物含量的增加可以降低3 种土壤中Cd 对线虫生长、生育、繁殖的毒性，是影响土壤中Cd毒性的主要因素。

（3）有效态Cd 含量能够更好地表达不同土壤类型中Cd的生物有效性，并解释江西鹰潭红壤、江苏苏州水稻土和吉林长春黑土中Cd对线虫毒性的差异，3种土壤中吉林长春黑土有效态Cd 含量最低，对线虫产生的毒性效应也最小。