全 文 ：第 24卷第 6期
2010 年 12月 水土保持学报Journal of Soil and Water Conserv ation Vo l.24 No.6Dec., 2010
　
　　收稿日期:2010-05-26
　　基金项目:国家自然科学基金(31070401);安徽省高校自然科学基金重点项目(KJ 2009 A 104 , KJ 2010 A 152);重要生物资源保护与利用
研究安徽省重点实验室基金资助项目;安徽师范大学生命科学学院重点实验室与重点学科开放基金资助项目
　　作者简介:王友保(1974-),男 ,安徽省肥西县人 ,博士 ,副教授 ,从事矿业废弃地修复与污染生态学研究。E-mai l:w ybzl @ tom.com
吊兰生长对土壤镉形态分布与含量的影响
王友保1 , 2 ,燕傲蕾1 , 张旭情1 ,吴亭亭1
(1.安徽师范大学 生命科学学院 , 安徽 芜湖 241000;
2.安徽师范大学 生物环境与生态安全安徽省高校省级重点实验室 ,安徽 芜湖 241000)
摘要:选用观赏植物吊兰进行盆栽试验 , 研究吊兰对 Cd 的吸收累积情况以及吊兰生长对土壤 Cd 的化学
形态特征及其含量的影响。结果表明 ,吊兰对 Cd 具有极强的累积能力 , 在土壤 Cd浓度为 10 mg/ kg 时 ,吊
兰根和地上部分的 Cd累积浓度分别为 179.6 , 149.3 mg/ kg , 达到了超富集植物的标准。吊兰的生长通过
促进残留态(RES)Cd 向弱结合态 Cd 的转化 ,改变 Cd 的形态分布 ,活化土壤 Cd , 影响 Cd 的有效性 , 加大
了重金属 Cd 的淋溶作用和植物对 Cd 的吸收累积 ,使实验组 Cd 含量显著降低(p<0.01), 与空白组相比
下降了 13.71%。吊兰的生长降低了土壤 Cd 的污染程度 , 有利于 Cd污染土壤的修复。
关键词:吊兰;镉含量;形态分布
中图分类号:X173;X53　　　文献标识码:A　　　文章编号:1009-2242(2010)06-0163-04
Effect of the Growth of Chlorophytum comosum on Cd Forms and Content in Soil
WANG You-bao1 , 2 , YAN Ao-lei1 , ZHANG Xu-qing1 , WU Ting-ting1
(1.College o f L i f e S ciences , Anhui Normal University , Wuhu 241000;
2.P rov incial Key Laboratory of B iotic Environment and Ecological Sa f ety in Anhui , Wuhu 241000)
Abstract:The Cd accumulation in Chlorophy tum comosum and the ef fect of C.comosum g row th on the spe-
cie s dist ribut ion and the concentration of Cd in soi l w ere studied by po t-planting .The resul ts show ed that
C.comosum have st rong accumulate abi li ty on Cd , the Cd concentrat ion in the ro ot and aboveg round par t o f
i t reached 179.6 mg/kg and 149.3 mg/kg separately in 10 mg/kg of Cd in soil and have arrived the standard
of Cd hyperaccumulato rs.By promo ting the t ransfo rmation process f rom RES to o ther forms , the g row th o f
C.comosum could alter the species distribution of Cd to change into availabili ty of Cd in soil.A s Cd w ere ac-
tivated , the eluviations of Cd in soi l and abso rpt ion of Cd by plants we re st reng thened , compared wi th the
control g roup , the to tal Cd droped 13.71%in planted g roup , and the dropped percents o f it had very signifi-
cant difference wi th control g roup(p<0.01).The g row th of C.comosum did great benef it s to the remedia-
tion o f Cd polluted soil by decreased the content of Cd in them.
Key words:Chlorophytum comosum ;Cd content;species dist ribution of Cd
随着现代工农业的迅速发展 ,重金属污染问题已经成为全球关注的热点 ,在世界范围内给人类及家畜的健
康带来危害。但是 ,重金属毒性的大小不仅与重金属的总量有关 ,也与重金属在土壤中的存在形态有密切的关
系[ 1 , 2] 。重金属在土壤中存在形态的不同决定了其迁移转化特点和性质的差异 ,直接影响到重金属的毒性 、迁
移及其在自然界的循环[ 3] 。其中 ,交换态(EXC)是植物吸收利用的主要形态 ,具有最高的活性和生物毒性;碳
酸盐结合态(CA)、铁锰氧化物结合态(Fe-Mn)和有机结合态(OM)具有较强的潜在生物有效性 ,可补充因植
物吸收而减少的 EXC ,在一定条件下也可以被植物吸收利用;残留态(RES)生物活性和毒性相对最小[ 4 , 5] 。而
在植物生长的过程中 ,受到植物生长 、吸收及根系分泌等活动的影响 ,土壤重金属的形态分布将发生显著的变
化 ,这种变化将进一步影响到重金属的生物毒性[ 6] 。因此在研究土壤中重金属的危害时 ,应该将植物-土壤作
为一个整体 ,分析土壤重金属的形态变化及其影响 ,这对研究土壤重金属对植物的毒理效应以及植物对重金属
耐性机制具有重要意义。
Cd在环境中具有活性强 、移动性大 、生物毒性强且持久的特性 ,易被植物吸收和通过食物链的富集危及人
类健康。人类活动加速了 Cd的地球化学循环进程 ,导致 Cd向环境中释放的速度加快 ,使土壤环境的 Cd污染
日益严重 。我国辽宁省葫芦岛锌厂附近土壤 Cd含量最高达 33.07 mg/kg[ 7] ;位于美国宾夕法尼亚州 Palmer-
to n的锌冶炼区 ,土壤 Cd含量由 37.4 mg/kg 到 1 020 mg/kg 不等[ 8] ;而在我国湖南宝山矿区 ,有些表层土壤
Cd的含量甚至达到了 2 587 mg/kg [ 9] 。对于这类污染严重土壤的修复治理研究引起了人们的格外关注。观
赏植物作为修复物种选择的新来源 ,经济效益十分明显;同时 ,观赏植物的应用 ,不会造成土壤的二次污染 ,也
不会进入食物链危及人类的健康 ,因此在近年来得到了人们的广泛关注 。吊兰(Chlorophytum comosum)隶属
于百合科吊兰属 ,为重要观赏植物 ,具有生命力和环境竞争力强的特点 ,对重金属具有较好的耐性与积累特性 。
为此 ,本文选取吊兰(C.comosum)进行 Cd胁迫下的盆栽试验 ,研究吊兰生长情况下土壤中 Cd的形态分布 、含
量变化以及吊兰对 Cd的吸收累积情况 ,以期为重金属 Cd污染地区的治理与修复提供参考依据 。
1　材料与方法
1.1　材料与设计
供试土壤于 2008年8月15日采自安徽师范大学后山山坡 ,土壤为黄棕壤 ,pH 5.33 ,氮磷钾和有机质的含
量分别为 1.55 ,2.06 , 9.69 , 25.55 g/kg;土壤 Cd含量为 0.68 mg/kg 。土壤采回后风干 ,过 3 mm 筛后充分混
匀备用。吊兰植物幼苗于 2008年 9月 2日取自吊兰母枝。剪下带有气生根的幼苗后土培 1周 ,幼苗生根稳定
后取生长情况相近的幼苗进行试验 。
本实验采用直径为 12.5 cm 的塑料花盆 ,每盆装土250 g 。试验设置 Cd浓度为 5 ,10 ,20 , 50 ,100 ,200 mg/
kg 等 6个 CdC l2 处理浓度(以 Cd2+计),以不添加 CdCl2 的土壤为对照(CK)。于室温下稳定两周后 ,于 2008
年 9月 10日开始进行栽培实验 。每盆栽种两株吊兰作为栽种植物的实验组;另设不栽种植物的对应 Cd处理
的空白对照组。以上所有处理均设 3个重复 。
1.2　取样和测定
2008年 10月 31日 ,在栽培 50 d后 ,将吊兰小心从各处理土壤中连根取出 ,收集根系表面 1 ～ 2 mm厚度的土
壤 ,去掉土样中的残余根系 ,自然风干 ,磨细 ,过0.1 mm筛后保存。土样经盐酸-硝酸-高氯酸联合消解后 ,原子
吸收分光光度法测定土壤 Cd含量[ 10] ;土样重金属形态分级采用朱嬿婉修改的 Tessier 连续提取法(液土比为 10
∶1)[ 11] ,提取 Cd的交换态 、碳酸盐结合态 、铁锰氧化物结合态和有机结合态 ,差减法计算 Cd残渣态含量[ 12] ,
试剂均为分析纯 。以上所用容器均用 2%HNO 3 浸泡 24 h 后使用 ,以避免重金属的各种可能性污染。
1.3　数据处理
采用 M icro sof t Excel 2003和 SPSS统计分析软件进行数据处理与分析 。
富集系数=植物地上或地下部分重金属浓度/土壤中重金属浓度
相对变化率(RC)%=实验组 Cd某形态含量的百分比-空白组中该 Cd形态含量的百分比空白组该 Cd形态含量的百分比 ×100
2　结果与分析
2.1　Cd在土壤中的形态分布特征
在空白组土壤中 ,各形态的 Cd含量均随着 Cd添加浓度的上升而升高 ,在各添加浓度间存在显著差别(见
表 1)。计算相同外源 Cd浓度处理下各形态 Cd在总量中所占的百分数 ,发现 RES在各浓度下均达到 50%以
上 ,为优势形态 。但 Fe-Mn和 RES随着添加浓度的升高而下降 ,在土壤 Cd 含量为 200 mg/kg 时达到最小
值 ,与CK 相比分别下降了 34.76%和 14.00%;而EXC 、CA 和 OM 则随着添加浓度的升高而上升 ,在土壤 Cd
含量为 200 mg/kg 时达到最大值 ,与 CK相比分别上升了 79.54%,24.71%和 44.15%。在 Cd形态分布特征
方面 ,不同 Cd浓度处理间差异较大 。在土壤 Cd 含量小于 50 mg/kg 时 ,均为 RES>EXC >Fe-Mn>CA >
OM ;在土壤 Cd含量为 100 ～ 200 mg/kg 时 ,虽然 RES >EXC ,但 Fe-Mn 、CA 和OM 之间的排列顺序却发生
了较大的变化。
2.2　吊兰生长对土壤 Cd形态分布的影响
在栽培吊兰的实验组中 ,各形态的 Cd含量同样随着 Cd 添加浓度的上升不断升高 ,在各添加浓度间存在
显著差别(表 2)。计算相同外源 Cd浓度处理下各形态在总量中所占的百分数 ,发现 Fe-Mn和 OM 的百分比
随着添加浓度的上升而下降 ,降幅在土壤 Cd含量为 200 mg/kg 时最高 ,分别达到 34.85%和 55.04%;EXC
和 CA 的百分比均随着添加浓度的升高而上升 ,在土壤 Cd含量为 200 mg/kg 时 ,增幅分别达到 141.58%和
42.92%。RES则占重金属总量的 37.27%～ 44.70%,虽然在各处理浓度下均为优势形态 ,但与空白组相比 ,其
164 水土保持学报　　　　　 第 24 卷
所占比例发生了较大幅度的下降。与空白组相比 ,实验组土壤中 Cd的形态分布情况发生了较大的变化。当土壤
Cd含量为20 mg/kg 时 ,RES>OM>Fe-Mn>EXC>CA;在土壤Cd含量为 20 ～ 50 mg/kg 之间时 , RES>EXC
>OM>Fe-Mn>CA;当土壤 Cd含量高于 50 mg/kg 时又变化为 RES>EXC>Fe-Mn>OM >CA 。
表 1　空白组土壤 Cd 形态分布
处
理
EXC/
(mg · kg-1) %
CA/
(mg · kg-1) %
Fe-M n/
(mg · kg -1) %
OM/
(mg· kg-1) %
RES/
(mg · kg-1) %
CK 0.07±0.02a 10.11 0.06±0.01a 9.38 0.10±0.02a 14.07 0.05±0.02a 6.59 0.41±0.05a 59.85
5 0.75±0.23ab 15.41 0.42±0.01b 8.59 0.64±0.01a 13.24 0.30±0.04a 6.19 2.74±0.58b 56.57
10 1.48±0.02b 15.40 0.86±0.02c 8.95 1.27±0.02b 13.22 0.66±0.03ab 6.89 5.32±0.43c 55.54
20 3.19±0.04c 16.01 1.88±0.08d 9.44 2.50±0.18c 12.57 1.41±0.02b 7.09 10.93±0.05d 54.89
50 8.29±0.13d 16.72 4.88±0.11e 9.85 5.47±0.23d 11.02 3.73±0.00c 7.51 27.21±0.93e 54.90
100 17.15±0.26e 17.18 10.40±0.09f 10.44 10.26±0.35e 10.28 8.84±0.06d 8.85 53.13±1.14f 53.25
200 35.69±1.46f 18.15 22.99±0.16g 11.69 18.04±0.41f 9.18 18.69±0.19e 9.50 101.20±0.03g 51.48
　　注:表中数据为平均值±标准差 ,同一列中的不同字母表示显著性差异(p<0.05)。下同。
表 2　实验组土壤 Cd 形态分布
处
理
EXC/
(mg · kg-1) %
CA/
(mg · kg-1) %
Fe-M n/
(mg · kg -1) %
OM/
(mg· kg-1) %
RES/
(mg · kg-1) %
CK 0.05±0.01a 9.14 0.04±0.00a 7.24 0.10±0.01a 18.67 0.13±0.01a 23.81 0.22±0.01a 41.14
5 0.59±0.15ab 12.74 0.37±0.02ab 7.96 0.86±0.01ab 18.67 1.06±0.00ab 23.04 1.73±0.37a 37.59
10 1.49±0.17b 16.15 0.76±0.03b 8.21 1.61±0.05bc 17.45 1.94±0.00bc 20.92 3.45±0.69a 37.27
20 3.46±0.32c 19.21 1.59±0.03c 8.86 2.75±0.11c 15.28 2.90±0.05c 16.08 7.30±0.91ab 40.57
50 8.29±1.00d 20.23 3.70±0.20d 9.03 6.12±0.04d 14.93 5.65±0.03d 13.77 17.24±3.10b 42.04
100 17.66±0.22e 21.10 8.22±0.24e 9.83 11.32±0.13e 13.53 9.66±0.10e 11.54 36.81±3.62c 44.00
200 34.16±1.29f 22.09 16.00±0.52f 10.34 18.81±1.27f 12.16 16.56±0.26f 10.71 69.14±11.04d 44.70
表 3　空白组与实验组各 Cd 形态百分比的 t检验
指标 EXC CA Fe-M n OM RES
RC/ % 9.065 -10.040 32.402 141.495 -25.391
检验值 t -1.657 4.520 -10.580 -3.861 7.720
显著性水平 p 0.149 0.004 0.000 0.008 0.000
　　在植物生长的条件下 ,根系分泌物可以通过
改变土壤酸碱度和氧化还原条件等来影响各形态
重金属向 EXC 转化 ,对土壤重金属形态分布有很
大影响[ 13] 。对空白组和实验组间 Cd 各形态所占
百分比进行相对变化率分析与 t检验(表 3)发现 ,
与空白组相比 , 实验组的 RES 平均减少了 25.39%;Fe-Mn 和 OM 则明显增加 ,增幅分别为 32.40%和
141%;CA下降了 10.04%, EXC上升了 9.07%。除 EXC 外 , Cd各形态在空白组与实验组之间均存在极显著
差异(p<0.01)。这表明植物的生长明显促进了 RES 向弱结合态和交换态的转化 ,提高了土壤中 Cd 的迁移能
力。其中 , OM 的显著上升除了与 RES 向其转化有关外 ,还可能与植物生长刺激了土壤微生物的繁殖和活性 ,
提高了土壤有机质含量等因素有密切关系[ 14] 。EXC和 CA 作为最容易被植物吸收的两种形态[ 15] ,一部分 CA
形式的 Cd可能被植物直接吸收 ,且吸收量高于其他形态转化而来的增加量 ,从而引起 CA 百分比的下降。而
由于大量紧结合形态的 RES 和弱结合态的 CA 、Fe-Mn和 OM 等的转化 ,EXC 百分比有所上升;但在实验组
和空白组间却无显著差异 ,这种情况可能与植物对 Cd的大量吸收累积有关 。
表 4　吊兰对 Cd的吸收与富集
处理 根中 Cd 浓度/(mg· kg-1)
地上部分 Cd浓度/
(mg· kg -1)
富集系数
根 地上部分
CK 7.85±0.20a 6.95±0.15a 11.51 10.19
5 98.82±6.61b 81.52±5.82b 20.37 16.81
10 179.60±3.67c 149.30±11.61c 18.77 15.60
20 265.50±0.30d 221.20±7.60d 13.81 11.51
50 469.00±6.16e 393.70±17.63e 9.59 8.05
100 883.20±61.10 f 623.80±15.75 f 8.91 6.29
200 1522.00±32.53g 856.50±8.53g 7.77 4.37
2.3　吊兰对 Cd的吸收与富集
吊兰体内 Cd的累积浓度随着 Cd 添加浓度的升高
而上升(表 4),在各添加浓度下均存在显著差别。当土
壤 Cd含量达到 10 mg/kg 时 ,吊兰根和地上部分 Cd的
积累浓度均超过了 100 mg/kg ,达到了 Brook 等人提出
的超积累植物的标准[ 16 , 17] ;而在土壤 Cd 浓度达到 200
mg/kg 时 ,吊兰根和地上部分 Cd的累积浓度分别高达
1 522.0 ,865.5 mg/kg 。富集系数可以反应植物对重金
属的富集能力 。随着 Cd处理浓度的上升 ,吊兰根和地
上部分的富集系数在土壤 Cd含量为 5 mg/kg 时达到最大值 ,分别为对照组的 1.77 ,1.65倍。之后 ,随着土壤
Cd浓度的增加 ,富集系数有所下降:当土壤 Cd 含量为 50 mg/kg 时 ,根和地上部分的富集系数开始低于对照
组 ,但在 Cd最高处理浓度 200 mg/kg时 ,根和地上部分的富集系数依然分别达到了 7.77和 4.37 ,显示出吊兰
165第 6 期 　　　 　　王友保等:吊兰生长对土壤镉形态分布与含量的影响
对土壤 Cd具有很高的富集能力 。
在Sun等[ 18] 的研究中 ,土壤 Cd含量为 100 mg/kg 时 ,高富集植物茄子(Solanum melongena)根和地上部
分的 Cd累积浓度分别为 188.8 ,64.0 mg/kg;而在同样条件下 ,超富集植物龙葵(Solanum nigrum)根和地上
部分的 Cd累积浓度分别为 109.9 ,167.9 mg/kg 。Liu等研究发现 ,在含量为 100 mg/kg 的 Cd污染土壤中生
长 120 d后 ,富集植物蜀葵(Alcea rosea)的根和地上部分 Cd 累积浓度分别为 178.5 , 135.6 mg/kg [ 19] 。与这
些植物相比 ,在土壤 Cd含量为 100 mg/kg 时 ,吊兰根和地上部分的累积浓度分别高达 883.2 ,623.8 mg/kg ,
明显高于蜀葵 、茄子和超累积植物龙葵在该 Cd浓度下的累积浓度 ,但略低于超富集植物宝山堇菜(Viola baos-
hanensis)[ 9] 。这表明:在 Cd污染土壤中 ,虽然随着镉胁迫的加重 ,吊兰会逐渐减少对 Cd的吸收和累积 ,以减
少镉造成的伤害 ,保证植物的正常生长;但在各浓度下 ,吊兰对 Cd均具有很强的吸收和累积能力。
2.4　吊兰生长对土壤 Cd含量的影响
在土壤-植物系统中 ,土壤重金属的含量必然会影响其生物毒性和植物累积的能力 。通过表 5可以看出 ,
实验组和空白组的土壤 Cd含量均随着添加浓度的增加而上升 ,在各添加浓度间均有显著差别 ,但实验组的 Cd
含量在各处理浓度下均小于对应的空白组。在各添加浓度下 ,实验组与空白组 Cd 含量的差距则随着添加浓
度的升高表现出增大的趋势 ,在土壤 Cd含量为 200 mg/kg 时达到最大值 ,差距达到 21.39 个百分点(将空白
组的含量视为 100%)。
表 5　Cd处理下实验组与空白组的 Cd含量 mg/ kg
处理 CK 5 10 20 50 100 200
实验组土壤 Cd 含量 0.53±0.04 4.60±0.35 8.57±0.50 17.32±0.42 40.32±0.71 82.98±1.24 154.00±0.53
对照组土壤 Cd 含量 0.68±0.03 4.85±0.07 9.57±0.57 19.22±0.00 48.89±1.45 99.12±0.92 195.90±0.50
　　与空白组相比 ,实验组 Cd含量平均下降了 13.71%,对空白组与实验组 Cd 含量下降的百分比进行 t 检
验 ,发现检验值 t达到5.427 ,显著性水平 p=0.003 ,显示出 Cd含量下降的百分比在实验组和空白组间存在极
显著差异(p<0.01),说明吊兰的生长显著降低了土壤 Cd的含量 。导致这种现象的产生可能是由于吊兰生长
通过改变根际环境 ,改变根系分泌物的数量和组成 ,重新调节土壤中 Cd的化学过程 ,影响土壤 Cd的形态分
布[ 20] ,促进了 RES 向OM 、Fe-Mn 、CA 和EXC 的转化 ,活化了土壤中的 Cd ,提高了其可利用性。这一方面促
进了吊兰对土壤 Cd的吸收和累积;另一方面 , Cd的活化可增强了 Cd的迁移能力 ,导致土壤 Cd淋溶作用的大
幅度增强 ,从而加大了 Cd的流失。这两个方面的共同作用造成了实验组土壤 Cd 含量的明显降低 ,降低了土
壤的 Cd污染程度 。
4　结论
(1)吊兰具有很强的 Cd累积能力 ,其根和地上部分的 Cd累积浓度高于蜀葵 、龙葵等累积能力较强的植
物 ,达到了超富集植物的标准 。
(2)吊兰生长使土壤 Cd的形态分布状况发生了显著改变:与空白组相比 ,栽培吊兰的实验组中 RES 的百
分比明显降低 , Fe-Mn和 OM 的百分比明显升高。除 EXC外各形态在空白组和实验组之间均存在极显著差
别(p<0.01)。
(3)吊兰生长通过影响土壤 Cd的形态分布 ,改变了 Cd的活性 ,促进了植物对 Cd的吸收累积 ,并加强了土
壤 Cd的淋溶作用 ,显著降低了土壤 Cd的含量 ,降低了土壤 Cd的污染程度 。
(4)作为一种兼具强累积能力和环境美化功能的观赏植物 ,吊兰在 Cd污染土壤治理方面有较大应用价值 。
参考文献:
[ 1] 　Kramer U.Cadmium fo r all meals-plants w ith an unusual appetite[ J] .New Phyto log ist , 2000 , 145(1):1-5.
[ 2] 　Ma L Q , Rao G N.Chemical f raction of cadmium , coppe r , nickel , and zinc in contaminated so ils[ J] .Journal o f Env ir on-
mental Quality , 1997 , 26:259-264.
[ 3] 　Chaignon V , Bedin F , H insinger P.Copper bioavailability and rhizo sphere pH changes as affected by nitro gen supply for to-
mato and o ilseed rape cropped on an acidic and a calcareous soil[ J] .P lant and Soil , 2002 , 243(2):219-228.
[ 4] 　Rafael C , Nichola s M D , Nicho las W L.Mobility o f me ta ls and me tallo ids in a multi-element contaminated soil 20 years af-
ter cessa tion of the pollution sour ce activ ity[ J] .Environmental Pollution , 2008 , 155(2):254-261.
[ 5] 　Kong L C , Bit ton G.Co rrelation be tween heavy me ta l tox icity and me tal fractions of contaminated soils in ko rea[ J] .Bulle-
tin of Environmental and Contamination Tox icolog y , 2003 , 70:557-565.
下转第 172 页
166 水土保持学报　　　　　 第 24 卷
[ 3] 　Al-Futaisi A , Jamrah A , Al-Rawas A , et al.Adso rption capacity and mine ralo gical and phy sico-chemical characteristics of
Shuw aymiyah pa lyg o rskite(Oman)[ J] .Env ir onmental Geolog y , 2007 , 51:1317-1327.
[ 4] 　Tessier A , Campbell P G C , Bisson M .Sequential ex traction procedure fo r the speciation o f particulate tr ace metals[ J] .
Ana ly tical Chemistry , 1979 , 51(7):844-851.
[ 5] 　Ure A M , Quevauviller P H , Muntau H , et al.Speciation of heavy metals in soils and sediments.An account of the im-
provement and harmoniza tion of ex traction techniques under taken under the auspices o f the BCR of the commission of the
European communities[ J] .I nte rna tional Journal of Environmental Analy tical Chemistry , 1993 , 51:135- 151.
[ 6] 　Silveira M L , Alleoni L R F , OConnor G A , et al.Heavy metal sequential ex traction methods:A modification fo r tr opical
soils[ J] .Chemosphere , 2006 , 64(11):1929-1938.
[ 7] 　蔡祖聪 , 钦绳武.华北潮土长期试验中的作物产量 、氮肥利用率及其环境效应[ J] .土壤学报 , 2006 , 43(6):885-891.
[ 8] 　王伯仁 , 蔡泽江 , 李冬初.长期不同施肥对红壤旱地肥力的影响[ J] .水土保持学报 , 2010 , 24(3):85-88.
[ 9] 　王美青 , 章明奎.杭州市城郊土壤重金属含量和形态的研究[ J] .环境科学学报 , 2002 , 22(5):603-608.
[ 10] 　中国环境监测总站.中华人民共和国国家标准(GB/ T17140-1997):土壤质量 Pb 、Cd 的测定[ M] .北京:中国标准出版社 ,
1997.
[ 11] 　鲁如坤.土壤农业化学分析[ M] .北京:中国农业科技出版社 , 1999.
[ 12] 　黄润龙.数理统计与分析技术[ M] .北京:高等教育出版社 , 2004.
[ 13] 　符娟林 , 章明奎 ,黄昌勇.长三角和珠三角农业土壤对 Pb 、Cu、Cd的吸附解吸特性[ J] .生态与农村环境学报 , 2006 , 22(2):
59-64.
[ 14] 　焦文涛 ,蒋新 , 余贵芬 ,等.土壤有机质对镉在土壤中吸附-解吸行为的影响[ J] .环境化学 , 2005 , 24(5):545-549.
[ 15] 　谭长银 ,吴龙华 , 骆永明 ,等.长期施肥条件下黑土镉的积累及其趋势分析[ J] .应用生态学报 , 2008 , 19(12):2738-2744.
[ 16] 　刘景 ,吕家珑 , 徐明岗 ,等.长期不同施肥对红壤 Cu 和 Cd含量及活化率的影响[ J] .生态环境学报 , 2009 , 18(3):914-919.
[ 17] 　方利平 ,章明奎 , 陈美娜 ,等.长三角和珠三角农业土壤中铅 、铜 、镉的化学形态与转化[ J] .中国生态农业学报 , 2007 , 15
(4):39-41.
上接第 166 页
[ 6] 　朱永官.土壤-植物系统中的微界面过程及其生态环境效应[ J] .环境科学学报 , 2003 , 23(2):205-210.
[ 7] 　刘翠华 , 依艳丽 ,张大庚 , 等.葫芦岛锌厂周围土壤镉污染现状研究[ J] .土壤通报 , 2003 , 34(4):326-329.
[ 8] 　Brow n S L , Chaney R L , Angle J S , et al.Phyto remediation po tential of Thlaspi caerulescens and Bladder cam pion fo r
zinc- and cadmium-contaminated soil[ J] .Journal of Environmenta l Quality , 1994 , 23:1151-1157.
[ 9] 　刘威 , 束文圣 ,蓝崇钰.宝山堇菜:一种新的镉超富集植物[ J] .科学通报 , 2003 , 48(19):2046-2049.
[ 10] 　鲁有坤.土壤农业化学分析方法[ M] .北京:中国农业科技出版社 , 1999.
[ 11] 　朱嬿婉 , 沈壬水 , 钱钦文.土壤中金属元素的 5 个组分的连续提取法[ J] .土壤 , 1989 , 21(3):163-166.
[ 12] 　林琦 , 郑春荣 , 陈怀满 , 等.根际环境中镉的形态转化[ J] .土壤学报 , 1998 , 35(4):461-467.
[ 13] 　Entry J A , Rygiew icz P T , Watrud L S , et al.I nfluence o f adve rse soil conditions on the formation and function of arbus-
cular myco rrhizas[ J] .Advanced Environmental Research , 2002 , 7(1):123-138
[ 14] 　Tanhan M K P , Kruatrachue M , Pokethitiy ook P , et a l.Uptake and accumulation of cadmium lead and zinc by Siam w eed
(Chromolaena odorata L.King & Robinson)[ J] .Chemosphere , 2007 , 68:323-329.
[ 15] 　张维碟 , 林琦 , 陈英旭.不同 Cu 形态在土壤-植物系统中的可利用性及其活性诱导[ J] .环境科学学报 , 2003 , 23(3):
376-381.
[ 16] 　Brooks R R , Lee J , Reeves R D , e t al.Detection of nickeliferous rocks by ana ly sis of he rba rium specimens of indicato r
plants[ J] .Journal of Geochemical Explo ration , 1977 , 7:49-57.
[ 17] 　Salt D E , Smith R D , Raskin I.Phy to remediation[ J] .Annual Review o f P lant Phy siolog y and P lant Mo lecular Bio lo gy ,
1998 , 49:643-668.
[ 18] 　Sun R L , Zhou Q X , Jin C X.Cadmium accumula tion in relation to or ganic acids in leave s of Solanum nigrum L.as a new-
ly found cadmium hyperaccumula to r[ J] .P lant and Soil , 2006 , 285:125-134.
[ 19] 　Liu J N , Zhou Q X , Wang S , et al.Cadmium to lerance and accumulation o f A lthaea rosea Cav.and its po tential as a hy-
peraccumulator unde r chemical enhancement[ J] .Environmenta l Monitoring and Asse ssment , 2009 , 149:419-427.
[ 20] 　Sande rs J R.The effect of pH upon the to tal and f ree ionic concentra tions of manganese zinc and cobalt in soil so lutions
[ J] .So il Science , 1983 , 34:315-323.
172 水土保持学报　　　　　 第 24 卷