污染土壤毒性研究方法进展

TechniquesandEquipmentforEnvironmentalPollutionControlVol.4,No.5May2003

污染土壤毒性研究方法进展

李󰀁彬

1,2

󰀁李培军󰀁王󰀁晶󰀁张海荣󰀁杨桂芬

1111

(1.中国科学院沈阳应用生态研究所,沈阳110016;2.北京科技大学,北京100083)

摘󰀁要󰀁综述了国内外有关污染土壤毒性研究方法,包括传统的方法如植物法、动物法和微生物法等和生态毒理学方法,并从生物、非生物和环境等方面论述了影响土壤毒性的因素,提出了当前土壤污染毒性研究方法中存在的问题,认为随着环境科学技术的发展,污染土壤毒性研究方法在环境保护中必将发挥越来越重要的作用。

关键词󰀁土壤󰀁毒性󰀁进展

Progressoftoxicityassessmentmethodsforpollutedsoil

LiBin

1,2

󰀁LiPeijun󰀁WangJing󰀁ZhangHairong󰀁YangGuifen

1111

(1.InstituteofAppliedEcology,ChineseAcademyofSciences,Shenyang110016;

2.UniversityofScienceandTechnologyBeijing,Beijing100083)

Abstract󰀁Thetoxicityassessmentofpollutedsoilisthebasisforsoilremediationandtreatment.Theconven󰀁tionalmethodsincludeplant、animalandmicrobiology.Eco󰀁toxicologymethods,whicharemainlyusedtotestchemicaltoxicityinwater,havebeenusedtoassesssoiltoxicity.Allthesemadeitpossibletosetupacleanstandardforsoil.Thetoxicityofsoilismainlyinfluencedbybiological、non󰀁biologicalandenvironmentalfactors.Itisbelievedthatthetoxicityassessmentmethodsofsoilwouldplayamoreandmoreimportantroleinenvironmentalprotection.

Keywords󰀁soil;toxicity;progress󰀁󰀁土壤是人类赖以生存和发展的重要物质基础,它可以通过自身对污染物的物理、化学与生物净化能力,容纳、吸收、降解进入土壤系统的各类污染物,保持其自身的结构和功能,当进入土壤系统的污染物超出其净化容量后,土壤的环境质量将下降,土壤生态系统结构和功能将受到影响乃至破坏,并间接或直接危害人类健康和生存,因此,土壤环境保护是

是室内盆栽与室外大田实验,研究的污染物主要包括重金属、有毒有机物及其他污染物等

[4󰀂6]

。但这

些以植物为研究对象对土壤毒性进行评价的方法,尚存在许多问题,由于植物的生长周期比较长,而且易受外界因素的干扰等原因,不适合于土壤污染的快速诊断,同时一些生理、生化指标的测定需要复杂的仪器与操作技术,更加限制了其应用范围。

全人类面临的严峻挑战和共同的责任。1.1.2󰀁动物法

从20世纪80年代初,土壤污染与治理已引起将动物饲养在污染的土壤中,通过其生理、生化

[1]

许多发达国家的高度重视,而土壤污染毒性研究和死亡等指标,进行污染土壤毒性研究。此方法在方法作为土壤污染研究的基础,为污染土壤的修复、国外已有较长的研究历史[7,8],国内在这方面也有一

[9]治理以及清洁标准的制定提供了依据。些报道,王振中等从群落结构、污染物指示种类、

1󰀁污染土壤毒性研究常用方法

1.1󰀁生物法

1.1.1󰀁植物法

这是一种常用的研究方法,所依据的主要对象是植物。通过对土壤-植物体系的研究,探讨污染物(重金属和农药等)在植物体内的迁移、转化、积累

[2,3]

规律,从而对土壤的污染状况进行研究。所选取的植物主要为大豆、玉米和水稻等,研究的主要手段剂量反应和毒性机理方面较为系统地研究了土壤污染物对蚯蚓的毒性影响,研究结果表明,随土壤污染程度的增加,蚯蚓分布的种类与数量明显减少,其主

基金项目:中国科学院知识创新项目(KZCX2󰀁SW󰀁416);国家自然科

学基金(20277040);国家重点基础研究发展规划项目(G1999011808)资助。

收稿日期:2002-10-17;修订日期:2002-11-26

作者简介:李彬(1974~),女,北京科技大学讲师,主要从事污染环

境修复和诊断研究。5期李󰀁彬等:污染土壤毒性研究方法进展

43

要原因是蚯蚓属大型土壤动物,摄食量大,在摄食和研究法。

移动过程中广泛接触有害物质,致使有害物质在蚯

2󰀁污染土壤毒性研究的生态毒理学指标体

蚓体内大量富集后产生毒害作用,其中一些对污染物敏感的种类由于抵抗能力差不能维持生存和繁衍而消失。

1.1.3󰀁微生物法

微生物法是土壤污染毒性研究的一种常用方法,关于污染物对土壤微生物的研究总体上可分为两种:一种是对微生物数量与群落效应的研究;另一

[10]

种是对其生化过程的研究。关于污染物对微生物影响的研究,国内外开展得很多,研究的污染物类型也很丰富。一般认为,农药对微生物种群数量只有很小的影响,这种影响取决于土壤性质及许多其他环境要素

[11]

系和方法

2.1󰀁生态毒理学定义

生态毒理学(Ecotoxicology)是20世纪70年代初发展起来的一门新兴边缘学科,它是生态学与毒理学相互渗透的产物,是环境生物学的一个组成部分,也是毒理学的一个新分支。生态毒理学主要是研究有毒物质对生活有机体在个体水平以上,亦即在种群、群落和生态系统水平上的有毒效应的学科,重点是研究有毒物质对一些生态参数的效应,这些参数可以作为种群维持或生存、群落动力学和生态系统

[18]

功能的指标。

。由于细菌的鉴定很难到种,所以关

于重金属对其种群结构的影响报道很少,仅有的研2.2󰀁生态毒理学指标体系

[12]

究表明重金属可导致革兰氏阴性细菌增多。重生态毒理学指标体系包括致死浓度(lethalcon󰀁金属对微生物生化过程有明显的影响,主要表现在:centration,LC)、半数致死浓度(LC50)、绝对致死剂量凋落物的分解速率、碳的矿化及氮素转化方面1.2󰀁土壤酶法

[11]

。

(LC100和LD100)、最小致死剂量(MLC和MLD)、最大耐受剂量(LC0和LD0)和半数有效浓度(EC50)等指

土壤酶活性是探讨生物与污染物间关系的有效标体系。

途径,从非专一的脱氢酶或称电子转移系统(electron2.3󰀁土壤污染的生态毒理学诊断方法transportsystem)到催化专一反应的蛋白酶和脲酶,都生态毒理学在其长期的发展过程中,已形成一有过报道,在众多的土壤酶中,磷酸酶对重金属污染

[13][14]

较为敏感。Zhao等研究脲酶抑制剂氢醌对多酚氧化酶、脱氢酶、蛋白酶、磷酸酶和蔗糖酶活性的

系列标准的实验方法,根据作用时间的长短,可分为急性毒性实验和慢性毒性实验;根据测试生物的不同,又可分为陆生生态毒理学实验方法和水生生态

1.3󰀁土壤呼吸法

呼吸作用一般通过测量消耗的O2或释放的CO2来测定,土壤呼吸强度是报道最早也是报道最多的指标之一。在大多数情况下,当重金属浓度较

影响,得出结论:氢醌能暂时促进或抑制这5种酶的毒理学实验方法。

活性,但培养结束时(88d),抑制和促进作用均消2.3.1󰀁土壤污染毒性的陆生生态毒理学诊断失。(1)植物法

以植物为研究对象,对土壤污染毒性进行生态

毒理诊断,主要是采用急性毒性实验方法,包括种子发芽实验、根尖伸长实验及植物生长实验。目前国内这方面相关的报道不是很多,林春野等

[19]

指出,

低时,对呼吸作用没有影响,而在高浓度下,呼吸作油菜对重金属污染土壤的毒性敏感性要比小麦高

[15]

用受到抑制,但也有极少数情况,Gaur等发现2󰀂05󰀂10倍,同时根据EC50得出Cu污染土壤的毒性>mg󰀁kg的西玛津对呼吸强度无影响。杀虫剂对呼吸Cd污染土壤的毒性>Zn污染土壤的毒性。国外在作用的影响也很小,尽管Smith等发现土壤微生物消耗氧气的量随有机磷杀虫剂的浓度的增加而提高,但这也许是由于农药被微生物利用的结果。光

[16]

应用急性毒性实验方法对土壤污染毒性研究中开展了大量的工作。Saterbak等明确指出,生态毒理学评价的意义就在于了解土壤中化合物对植物、

[20]

[21]

谱杀真菌剂和熏蒸剂能强烈抑制土壤呼吸作用,然动物和环境的影响。并采用了发芽实验、根伸长实而这种影响通常是短暂的,呼吸作用很快得到恢复。验及植物生长实验(谷物、芥菜和小麦)对烃污染土[17]

Agnihotr用克菌丹证实了这一点。壤的毒性进行了研究,通过发芽实验、根伸长实验,1.4󰀁其他方法得出结论:芥菜的NOEC值比谷物和小麦的都低,因

主要包括调查-对比法、物理-化学法和综合而芥菜比其他两种生物敏感性高。44

󰀁󰀁(2)动物法

环境污染治理技术与设备4卷

类96h生长抑制毒性实验(OECD),结果表明,此方

[22]

常用的是蚯蚓急性毒性实验。张壬午等应用此实验研究了农药污染土壤的毒性,确定了LC50为6.9mg󰀁kg。Dorn等

[23]

法是可行的,并且藻对PAH具有高度的敏感性。

(2)大型蚤毒性实验

大型蚤是普遍接受的进行生态毒理实验的动物材料,Forster根据DIN38412标准实验方法,对修复后的PAH污染土壤的毒性应用Daphnia急性与慢性实验进行了检测,稀释度以实验动物可游动为

[28]

研究石油污染土壤的毒性,

在实验室中通过人工投毒的方法将3种不同的石油(轻、中、重)投加到不同的土壤中,结果表明,蚯蚓对其毒性十分敏感,而轻油在沙性含有机质少的土壤

毒性中最强,重油在高有机质的土壤中毒性最弱。标准,结果表明修复后的土壤没有毒性,从而为土壤生殖能力作为蚯蚓毒性实验中重要的指标,Fords󰀁修复后毒性诊断工作奠定了基础。

[24]

(3)发光菌发光度实验mand等采用这项指标研究了Ni污染土壤的毒

这是20世纪70年代发展起来的一种微生物监性,发现当成年雌蚯蚓减少10%时,Ni的浓度为427

mg󰀁kg,而当雄蚯蚓减少10%时,Ni的浓度为645mg󰀁测环境毒物的新方法,国外应用此法对污染物进行

[29]

kg,如果以幼虫为监测对象此时Ni的浓度为701研究开展得较早,而且较为深入。Pfeifer等认为,mg󰀁kg;据此得出EC50值为:雌蚯蚓786mg󰀁kg,雄蚯蚓922mg󰀁kg,幼虫859mg󰀁kg。

(3)微核实验

这是根据在细胞质内产生额外核小体的现象来

地下水和地表水是土壤污染物分配的主要途径,所以土壤污染引起的危险可以由土壤提取液的毒性估

计。在实验室中将10g干土与40mL去离子水混合,振荡16h,过滤、离心,15min后进行生物毒性测

L。Su󰀁检测某些理化因素诱导染色体损伤作用的一种简定,根据剂量-效应关系得出EC50为0.2mg󰀁

[30]

便、快速的遗传毒理学方法。应用紫露草(Trades󰀁nahara等用此法测定了TNT污染土壤的毒性,得

kg。cantiapaludosa)、蚕豆(Viciafaba)根尖细胞等微核技出IC50为0.94mg󰀁术,检测污染物的诱变性已受到广泛重视。目前应

用此方法对污染土壤毒性进行检测,采用的方法有两种:一种为盆栽法,另一种为土壤浸提液或淋洗液。金波等采用土壤浸提液和盆栽法对土壤污染毒性进行诊断,并比较了两种方法的优劣性。结果表明盆栽法周期长,可用于土壤中水溶和非水溶态诱变物,尤其是与根系接触的土粒界面或土壤溶液中诱变物,能直接反映出土壤诱变物的遗传毒性,此法的真实性高于浸提法。而浸提法相对时间较

[25]

我国这项研究开始于1981年,中国科学院南京土壤研究所顾宗濂等对此方法进行了系统的研究

[31]

,但在污染土壤毒性诊断方面尚未形成标准的

实验方法,无论从研究的深度和广度上,与国外相比都还有一定的差距。

3󰀁土壤污染毒性的影响因素

土壤污染的毒性受多方面因素的影响,主要可分为生物因素、非生物因素和环境因素等。

短,适用于检测土壤中水溶态诱变物,可间接反映土3.1󰀁生物因素

壤诱变物的遗传毒性。具体应用过程中,应具体3.1.1󰀁生物类型考虑。

2.3.2󰀁土壤污染毒性的水生生态毒理学诊断

(1)藻类的生态毒理学实验

应用藻类毒性实验方法对水体中污染物的毒性

[26]

不同生物对污染物的敏感性是不同的。林春野研究表明,油菜对重金属的敏感程度要高于小麦,在研究油对生物的毒性时,发现蚯蚓的敏感性大约为植物对油敏感性的77倍,微生物对油敏感性的

[7][19]

进行检测,国内外进行了大量的研究,其中重金1.4󰀂14倍。因此,可以看出生物类型的不同,敏属对藻类的影响最多也最深入,但此方法主要应用感性差异是很大的。于水体中污染物毒性检测,将其应用于土壤污染毒3.1.2󰀁年龄

性检测尚没有标准的实验方法,相关的研究也不多。年龄不同,敏感性也不同,在对蚯蚓进行毒性实目前国内尚没有相关的报道,国外开展了一些相关验时发现,不同年龄的蚯蚓对污染物Ni的敏感程度的工作。Hund等

[27]

对多环芳烃(PAH)污染土壤毒不同,如果以生殖能力为检测指标,那么使生殖能力降低10%时,幼年的蚯蚓Ni为701mg󰀁kg,而成年蚯蚓Ni为427mg󰀁kg;NOEC值,成年蚯蚓为[8]

性进行了检测,将土壤放在黑色的瓶中与去离子水

1 2.5混合,振荡24h,取上清液过滤、离心进行藻5期李󰀁彬等:污染土壤毒性研究方法进展

45

1000mg󰀁kg,幼年蚯蚓为480mg󰀁kg。从而充分证明3.3.2󰀁氧化还原电位(Eh)了年龄在污染物监测中的重要性,因此,有必要在进行生态毒理学实验时指明生物的年龄,从而使结果更具有可比性。3.2󰀁非生物因素

3.2.1󰀁形态

不同赋存形态的重金属,其生理活性和毒性均有差异。其中以水溶态、交换态的活性和毒性最大,残留态的活性和毒性最小,其他结合态的活性和毒性居中。重金属的化学形态决定了其在土壤中的迁移性和对生物的毒性。对同一种重金属来说,可溶性盐的毒性比不溶性盐的毒性大。

土壤Eh的变化,还可直接影响到重金属元素的价态变化,并能导致其化合物溶解性的变化。例如:Fe和Mn等在氧化状态下,一般呈难溶态存于土壤中,而当土壤处于还原状态下,高价态的Fe和Mn化合物可被还原为低价态,溶解度加大。此外,在还原状态下,当土壤Eh降至0mV以下时,土壤中的含硫化合物开始转化生成H2S,并随Eh的下降,H2S迅速增加。此时,土壤中的金属元素大多以难溶性的硫化物沉淀形式存在,相反在氧化状态下,重金属元素大多以溶解度较大的硫酸盐形式存在。由于金属的这种价态变化,造成土壤毒性的差异,而同一元

3.2.2󰀁浓度素的不同价态对生物的毒性又是不同的。

一般来讲,低浓度的重金属对生物的刺激作用3.3.3󰀁阳离子交换量(CEC)不明显,一旦浓度超过微生物耐受限度,抑制作用就CEC是影响重金属对生物毒性作用强度的重要会表现出来,而且一般随浓度升高,抑制作用就加强。顾宗濂等在进行土壤毒性检测时发现,采用水浸液浸提土壤时,由于浸提出的污染物含量低,发光菌的发光度为对照的103%,进一步证明了低浓度对生物的刺激作用。3.2.3󰀁复合效应

环境中的微生物很少单独存在,现实的环境污

[31]

因素之一。在纯培养研究中,黏土矿物表现出缓冲重金属毒性的能力,其保护能力的大小与其CEC量相关,蒙脱石最高,高岭石最低,将黏土加入土壤中可降低重金属的毒性。一般黏土或有机质含量高的土壤有较高的CEC,它们对重金属的吸附能力高于低黏土或有机质含量的土壤

[35]

[34]

,土壤对Cd的

吸附能力与其有机质和CEC有关,有机质含量或

染常常是由多种来源、多种性质和类型的污染物所CEC越高,吸附力越大,不同土壤类型对Cd的吸附造成的,因而污染物之间可能产生拮抗、加和及协同作用等。复合作用可能产生于重金属之间,也可能出现于重金属元素和其他污染物之间。如:Cu对

能力顺序如下:有机土>黏土>砂壤土或粉沙壤土>砂质土。土壤对重金属的吸附力越大,其生物可利用性就越低,因而毒性也越小

[36]

。

Chlorellapyrenoidosa的生长的抑制作用会被加入的

4󰀁土壤污染毒性研究方法中尚待解决的问[32]

Fe减弱。另外污染物之间的相互作用关系及其生理生态效应不仅受生物因子的制约,而且和污染物的化学性质及环境条件直接相关

[33]

题和应用前景

。有关复合

󰀁󰀁目前,虽然在污染土壤毒性研究中有很多方法,但都不可避免地都存在一些问题,传统方法在标准化和快速性方面还不能满足实际的需要,与此相比,生态毒理学实验方法是一项应用广泛的监测技术,有着标准、迅速、敏感等特点,但要将其用于土壤污染的研究尚需进行许多工作。因此,在污染土壤毒性研究方法中必须解决下列问题:(1)无机、有机污染物的单一与复合情况下的剂量-效应关系;(2)污

污染机理的研究比较少,主要机制包括影响生物细

胞结构、干扰生物生理活动与功能、竞争活性部位及络合或螯合作用等。3.3󰀁环境因素

3.3.1󰀁pH

土壤酸度对重金属化合物的溶解和沉淀平衡的影响是比较复杂的,当土壤施用石灰等碱性物质后,

重金属化合物可与Ca、Mg、Al和Fe等生成共沉淀。染土壤毒性诊断标准的实验方法;(3)筛选出敏感的

+

提高土壤中H浓度,可使沉淀部分溶解,甚至全部实验生物;(4)实现污染土壤毒性的快速诊断;(5)建溶解。一般在土壤溶液pH<6时,迁移能力强的主要是在土壤中以阳离子形式存在的重金属,在pH>6时,由于重金属离子可生成氢氧化物沉淀,所以土壤酸度对重金属毒性有显著的影响。立我国土壤污染毒性的生态毒理学诊断指标体系。

总之,污染土壤毒性研究方法是一项有着广阔前景的实验技术,完善其在污染土壤研究中应用,需要做许多更深、更细致的工作,需要我们进一步的研46

环境污染治理技术与设备4卷

究,但其强大的生命力及广泛的适用性与优越性,必将在土壤污染毒性研究中发挥其应有的作用。

参考文献

[1]Lgerwerff,etal.Contaminationofroadsidesoilandvegetation

withcadmium,nickel,lead,andzinc.Environ.Sci.Techn󰀁ol.,1970,(4):583[2]夏增禄等.镉、铅、锌及其相互作用对烟草、小麦的影响.

生态学报,1984,4(3):231󰀂236

[3]郑春荣等.土壤-水稻体系中重金属的迁移及其对水稻

的影响.环境科学学报,1993,10(2):145󰀂151

[4]OmeroF.,etal.Metalplantandsoilpollutionindex.Water,

AirandSoilPollution,1987,34:347󰀂352

[5]Zpiazu,etal.Metaldistributionandinteractioninplantcul󰀁

turesonartificialsoil.Water,Air,SoilPollut.,1986,28(1):1󰀂26

[6]Hankenson,etal.Microtox.Assayoftrinitrotoluene,dindia󰀁

minonitrotolueneanddinitromethylanilinemixtures.Bull.En󰀁viron.Contam.Toxicol.,1991,46:550󰀂553

[7]Senapati,etal.Ecotoxicologicaleffectsofmalathiononearth󰀁

worm.SoilBiol.Biochem.,1992,24(12):1719󰀂1722[8]JariHaimi,etal.Bioaccumulationoforganochlorinecom󰀁

poundsinearthworms.SoilBiol.Biochem.,1992,24(12):1699󰀂1704

[9]王振中等.土壤重金属对蚯蚓影响的研究.环境科学学

报,1994,14(2):236󰀂243

[10]BernhandJ.etal.Effectofheavymetalcontaminationofsoils

onmicronucleusinductionintradescantiaandonmicrobialenzymeactivities:acomparativeinvestigation.MutationRe󰀁search,2002,515:111󰀂124

[11]TuC.M.Effectofthreenewerpesticidesonmicrobialand

enzymeticactivitiesinsoil.Bull.Environ.Contam.Toxicol,1992,50:43󰀂48

[12]Barkay,etal.Effectofmetalrichsewagesludgeapplication

onthebacterialcommunitiesofgrasslands.Appl.Environ.Microbiol.,1987,49:333󰀂337

[13]WilkeB.󰀁M.Effectsofsodiumseleniteonmicrobialactivity

ofmull,moderandmorsoil.Bio.Fertil.Soils,1988,6:148󰀂152

[14]ZhaoX.,etal.Effectoftheureaseinhibitor,hydroquinone

onsoilenzymeactivities.SoilScience,1991,23(11):1089󰀂1091

[15]GaurA.C.andMisraK.C.Effectsofsimazine,lindaneand

ceresanonsoilrespirationonsoilrespirationandnitrificationrates.PlantSoil,1977,46:5󰀂15

[16]SmithM.S.andWeeraratnaC.S.Theinfluenceofsomebio󰀁

logicallyactivecompoundsonmicrobialactivityandonavail󰀁abilityofplantnutrientsinsoils.Pest.Sci.,1974,5:721󰀂729

[17]AgnihotriV.P.Persistenceofcaptananditseffectonmicro󰀁

flora,respirationandnitrificationofaforestnurserysoil.Can.J.Microbiol.,1971,17:377󰀂383

[18]J.L.Moreno,etal.Theecologicaldosevalue(EC50)foras󰀁

sessingCdtoxicityonATPcontentanddehydrogenaseandureaseactivitiesofsoil.SoilBiology&Biochemistry,2001,

[19][20]

[21]

[22][23]

[24]

[25][26]

[27]

[28]

[29]

[30]

[31][32]

[33][34]

[35]

[36]

33:483󰀂489

林春野等.重金属Cd、Cu、Zn、Pb的陆生植物毒性比较研究.农业环境保护,1996,15(6):266󰀂267

V.Ferrier,etal.Evaluationoftoxicandgenotoxicpotentialofstabilizedindustrialwasteandcontaminatedsolid.WasteManagement,2002,22:241󰀂247

SaterbakA.,etal.Ecotoxicologicalandanalyticalassessmentofhydrocarbon󰀂Contaminatedsoilsandapplicationtoecolog󰀁icalriskassessment.EnvironmentToxicology&Chemistry,1999,18(7):1591󰀂1607

张壬午等.应用标准方法测定农药对蚯蚓的毒性.环境科学学报,1985,5(3):36󰀂41

DornP.B.,etal.Assessmentoftheacutetoxicityofcrudeoilsinsoilsusingearthworms,microtox.andplant.Chemo󰀁sphere,1998,37(5):845󰀂860

Scott.Fordsmand,etal.Toxicityofnickeltoasoil󰀂Dwell󰀁ingspringtail,Folsomiafimetaria.Ecotoxicology&Environ󰀁mentalSafety,1999,43(1):57󰀂61

金波等.蚕豆细胞微核技术监测农业土壤污染的研究.环境科学,1992,13(3):74󰀂77

AlbinLesandRobertW.Walker.Toxicityandbindingofcop󰀁per,zincandcadmiumbytheblue󰀁greenalga.Water,Air,andSoilPollution,1984,23:129󰀂139

K.Hund,A.Fliedner,etal.EcotocicologicalAssessmentofadecontaminationmethodforPAHcontaminatedsite.Interna󰀁tionalsymposiumsoildecontaminationusingbiologicalpro󰀁cesses,1992

Forster,H.G.EcotoxicologicaltestingofasoilcontaminatingremainingcontaminationwithlowconcentrationofPAH.In󰀁ternationalsymposiumsoildecontaminationusingbiologicalprocesses,1992

F.Pfeifer,etal.ToxicityassessmentofPAHinaqueousmod󰀁elsystemsandcontaminatedsoilsusingthebioluminescencetest.Internationalsymposiumsoildecontaminationusingbio󰀁logicalprocesses,1992

SunaharaG.I.,etal.Eco󰀁toxicologicalcharacterizationofenergeticsubstancesusingasoilextractionprocedure.Eco󰀁toxicology&EnvironmentalSafety,1999,43(2):138󰀂148顾宗濂等.用生物发光计测定污染水体生物毒性.环境科学,1983,4(5):30󰀂34

NielsenS.E.andKamp󰀁NielsonL.InfluenceofdeleteriousconcentrationsofcopperonthegrowthofChlorellapyrenoid󰀁osa.Physiol.Plant,1970,(4):32󰀂35

何永田等.复合污染研究进展.环境科学,1986,5(3):32󰀂38

BabichH.andStotzkyG.Effectofcadmiumonfungiandoninteractionsbetweenfungiandbacteriainsoil:influenceofclaymineralsandpH.Appl.Environ.Microbiol.,1977,33:1059󰀂1064

HoggT.J.,StewartJ.W.B.andBettanyJ.R.Influenceofthechemicalformofmecuryonitsadsorptionandabilitytoleachthroughsoils.J.Environ.Qual.,1978,7:440󰀂444JohnM.K.CadmiumadsorptionmaximaofsoilsaremeasuredbytheLangmuirisotherm.Can.J.Soil.Sci.,1972,52:343󰀂346

(责任编辑:刘󰀁颖)