全 文 ：根土界面镉的生态化学行为与毒理效应研究进展*
金彩霞1, 2 周启星1* * 孙瑞莲1, 2 任丽萍1
( 1 中国科学院沈阳应用生态研究所陆地生态过程重点实验室, 沈阳 110016; 2 中国科学院研究生院, 北京 100039)
摘要 根土界面是物质交换最频繁的特殊微型生态区域, 其 pH、Eh 和根系分泌物是决定这个微域环
境性质变化的三大重要因素, 其对镉 ( Cd)等重金属的吸收、转化和迁移等生态化学行为及毒理效应起着
决定性的作用. 本文就十几年来有关 Cd在根土界面 pH、Eh 和根系分泌物变化影响下的生态化学行为、
根土界面 Cd的生态毒理效应(包括微生物生态毒理效应和酶的生态毒理作用)研究进展进行了综合论
述, 指出了目前研究中存在的不足,并就今后需要进一步解决的科学问题提出了建议.
关键词 镉 根土界面 生态化学行为 生态毒理效应
文章编号 1001- 9332( 2005) 08- 1553- 05 中图分类号 X171. 5 文献标识码 A
Research advances on ecochemical behaviors and toxicological effects of cadmium in rootsoil interface. JIN
Caixia1, 2 , ZHOU Qixing1 , SUN Ruilian1, 2, REN Liping 1( 1Key L aboratory of T er r estrial Ecological Process, I n
stitute of App lied Ecology , Chinese A cademy of Sciences , Shenyang 110016, China; 2Graduate School of Chi
nese A cademy of Sciences , Beij ing 100039, China) . Chin. J . A pp l . Ecol . , 2005, 16( 8) : 1553~ 1557.
Many activ e substances such as organic acids and enzymes excreted by liv ing plant roots could induce a g reat dif
ference of Eh and pH values between rootsoil interface and nonrhizosphere soil, forming a special rootsoil inter
face miniatur e environment. As a minit ype ecolog ical ar ea w ith most frequent exchanges of substances, rootsoil
inter face plays a crucial role in their absorption, tr ansformation, mig ration and ecotox icological effects. In this pa
per, the ecochemical behavio rs of Cd in r ootsoil interface affected by the change of pH, Eh and root secretion,
and its ecotox icological effects on micr oorganisms and enzymes in r ootsoil interface w ere review ed, based on the
related research advances in recent decade. The shor tag es in relev ant fields were po inted out, and the scientific
problems to be researched in the future were suggested.
Key words Cadmium, Rootsoil interface, Ecochemical behavio r, Ecotox icological effect.
* 国家杰出青年科学基金项目( 20225722)和国家自然科学基金重点
资助项目( 20337010) .
* * 通讯联系人.
2004- 08- 31收稿, 2005- 01- 21接受.
1 引 言
镉( Cd)的环境污染问题自 20 世纪 20 年代伴随着电解
锌的生产开始出现,到 1968 年在日本富山县神通川流域出
现! 骨痛病∀ ,确认土壤中的 Cd 能通过食物链进入人体并对
人体健康产生极大危害.自此, Cd 的环境污染问题引起人们
的广泛关注[ 36] . Cd 毒性强, 在土壤中难以被微生物转化为
无毒物质, 在动植物体内有很强的积累性, 在人体内即使浓
度很低也会与含巯基、羟基和氨基的蛋白质结合, 从而抑制
生物酶活性,引发多种疾病, 对人体健康危害极大,成为令人
关注的环境污染物[ 43, 53, 59] .
根土界面是植物根系和土壤的交接面, 其范围一般只
有 0 1~ 4 0 mm, 在该区域中由于植物根系的存在, 在物理、
化学、生物学特征方面与非根土界面有很大差异[ 26] . 根土
界面上 pH、Eh、根系分泌物、微生物和各种酶组成一个有异
于土体的特殊环境,使 Cd 在根土界面上发生的与形态转化
有关的吸附解吸、沉淀溶解、活化固定、酸碱反应、配位解
离等反应与非根土界面有很大不同[ 42] . 根土界面是各种污
染物进入植物体的门户, 研究污染物在根土界面上特殊的
生态化学行为对控制污染物从食物链进入人体具有重大的
现实意义[ 57, 58] . 本文就根土界面上不同 pH、Eh 和根系分泌
物条件下 Cd的生态化学行为和根土界面 Cd 的微生物生态
毒理效应及其对酶的生态毒理作用方面的研究进展进行综
述, 为防止 Cd 污染和 Cd污染土壤的修复提供参考[ 42, 56] .
2 根土界面 Cd的生态化学行为
2 1 pH 影响下根土界面 Cd的生态化学行为
一般来说, 根土界面上的 pH 比土体低 1~ 2. 这主要是
由于植物根系对外界阴、阳离子的不平衡吸收和根系、微生
物在其生命活动过程中分泌大量的有机酸所致. 其次, 根系
和根际微生物呼吸产生的 CO2 溶于土壤溶液会降低土壤的
pH, Fe、Mn 和 N 等消耗 H+ 或产生 H+ 的氧化还原反应也
会对土壤的 pH 产生影响.
根土界面上的 pH 变化直接影响根际酶的活性、微生物
的数量和活性以及根系分泌物的种类与数量等, 从而直接或
间接影响 Cd的固定和活化. 一般地, pH 的降低将增加碳酸
盐和铁锰结合态等作物难利用态 Cd 的溶解和释放; 相反,
pH 升高使土壤胶体负电荷增加, H+ 竞争作用减弱, Cd 被结
应 用 生 态 学 报 2005 年 8 月 第 16 卷 第 8 期
CHINESE JOURNAL OF APPLIED ECOLOGY, Aug . 2005, 16( 8)#1553~ 1557
合得更牢固, 从而减少了有效态 Cd 的释放.研究表明, 当土
壤 pH 从 70 降到 4 5 时,交换态 Cd 含量增加, 碳酸盐结合
态 Cd 和 FeMn 结合态 Cd含量减少,而有机态和残留态 Cd
几乎不受影响[ 44] , Chen 等[ 3]的研究结果也证明了这一点.
同时,根土界面的 Cd 也会通过影响根系的生理活动来影响
土壤的 pH.研究表明, Cd 对根系透根电位和 H+ 分泌存在抑
制作用, 在培养液中 50 mo l∃ L- 1 Cd2+ 能抑制质子泵的
60% ,而质子泵是阴、阳离子透过质膜运移的重要原动力,
pH 值因而受到影响[ 17] .
根土界面土壤 pH 对 Cd 生态化学行为的影响程度还受
外界环境的影响,如土壤类型、作物和复合污染类型等[ 6, 28] .
土壤类型制约根土界面 pH 对 Cd 生态化学行为的影响, 是
因为不同土壤类型的 OM、pH、CEC、质地、CaCO3 含量和电
导率有很大差别,而这些因素与可提取态 Cd 含量都极显著
相关[ 13] .如红壤小麦系统根土界面和非根土界面有效态
Cd 含量相差不大, 但黄棕壤的情况则相反, 黄棕壤小麦系
统根土界面有效态 Cd 低于非根土界面[ 3, 22] . 这可能是植
物根系吸收、重金属活化等诸多过程综合作用的结果.
pH 对 Cd 在根土界面上的生态化学行为有重大影响,
但目前有关 pH 对生物参与下 Cd 在土壤中的形态转化、吸
附解吸等生态化学行为影响的研究还不够深入, 弄清不同
的土壤类型下 pH 对 Cd在土壤中生态化学行为的影响对了
解 Cd 在土壤中的迁移、转化及开展 Cd 污染的治理都更具
有重要的现实意义,这方面工作今后还有待加强.
22 Eh 影响下根土界面 Cd 的生态化学行为
由于根系和微生物的呼吸作用以及根系微生物利用根
系分泌物消耗 O2, 且根系分泌物中含酚类等一些还原性物
质易与 Fe3+ 或 Mn4+ 发生氧化还原反应等原因,使旱作根
土界面 Eh 比土体低 50~ 100 mv. 水稻则是个例外, 其根系
由于泌氧作用形成氧化圈使根土界面 Eh 高于土体[ 38, 39] .
作物不同生育期的根土界面 Eh 亦有变化,水稻从分蘖期到
幼穗形成期根土界面 Eh 从氧化状态向还原状态急剧变化,
其 Eh 值在扬花期也很低[ 9] .
Eh 对于 Cr、As 和 Hg等变价金属在根土界面的生态化
学行为影响较大,因为不同 Eh 可导致这些金属在不同价态
之间变换, 从而使其迁移转化、毒理过程及归宿发生很大变
化.如在 As 污染土壤上,水稻极易受害而旱作作物受害程度
较小, 这是因为淹水条件下, 土壤处于还原状态, As 主要以
还原态As3+ 形式存在, As3+ 比As5+ 易溶 4~ 10 倍,而且毒性
也远远大于 As5+ . 但对于在土壤中始终以 Cd2+ 存在的 Cd
来说, 虽不存在不同价态之间的变换, 但能通过影响其结合
形态来改变其生态化学行为. 还原条件下, Cd2+ 易与 S2- 形
成难溶的 CdS, 使其有效性降低. 水稻由于根系的泌氧作用
形成较高的氧化还原电位, 在这种情况下, Cd 氧化物发生
氧化,导致 Cd释放出来并增加了根际 Cd 的有效性,促进了
水稻对 Cd 的吸收[ 27] .
23 根系分泌物影响下根土界面 Cd 的生态化学行为
植物在生长过程中大约有 50%的光合作用产物被运往
根部, 其中一半以上的产物以根系分泌物形式分泌到根系周
围的土壤中[ 1] , 如小麦生长 20 周后, 分泌物达到 13 t∃
hm- 2[ 16] . 根系分泌的有机化合物一般在 200 种以上[ 23] , 按
分子量大小可分为低分子量分泌物和高分子量分泌物. 其
中, 低分子量分泌物主要包括有机酸、糖类、酚类和各种氨基
酸,高分子分泌物主要包括粘胶和外酶, 粘胶又分为多糖和
多糖醛酸[ 50] .根系分泌物不仅为微生物提供充足的能源供
应, 使根土界面上的微生物保持旺盛的生命力, 间接影响根
土界面的理化性质和生物学特性, 而且还可以和重金属发
生配位、螯合反应, 对根土界面 Cd 的生态化学行为产生重
要影响.
根系分泌的有机酸, 如柠檬酸、酒石酸、草酸、琥珀酸和
天冬氨酸等可以活化污染土壤中的 Cd 以及 Pb、Cu 等重金
属, 但不同有机酸对 Cd 的活化能力不同, 柠檬酸、酒石酸和
草酸的活化能力最强, 且随处理浓度的增加,其对 Cd 等重金
属的浸提量(活化量)明显增加[ 47] . 张福锁等[ 51]研究表明,
几种有机酸对 Cd 活化强度为 EDTA> 缺 Fe 小麦根系分泌
物> 柠檬酸> 苹果酸> 水. 目前研究较多的特定根系分泌物
是禾本科作物在缺铁情况下分泌的麦根酸类植物铁载体
( PS) ,其对难溶态铁具有很强的配合能力, 能和 Fe3 + 形成稳
定的配合物, 从而增加作物对铁的吸收[ 37] ,缓解作物的缺铁
胁迫. 植物铁载体对重金属 Cd、Zn、Cu 和 Mn 也有较强的活
化能力, 能够和重金属离子形成比较易溶的配合物或促进难
溶态重金属溶解. 李花粉等[ 21] 研究表明, 小麦和水稻在缺
Fe条件下根分泌的植物铁载体,能够活化根际难溶态 CdS,
从而促进其对难溶态 Cd 的吸收,小麦分泌麦根酸类植物铁
载体对难溶态 Cd 活化能力强于水稻[ 24] . 根系分泌物活化
Cd等重金属的可能机理是通过络合溶解、酸溶解和还原溶
解等作用, 苹果酸、柠檬酸等有机酸可以和 Cd 等重金属形成
稳定的络合物从而促进其溶解. 另外, 根土界面氧化还原
电位较土体低, 易使 Fe、Mn 等变价金属发生还原反应,提高
其有效性[ 25] .
根系分泌物主要是通过影响 Cd在根土界面上的吸附
解吸、配位解离等反应来影响 Cd 在根土界面上的生态化
学行为.草酸、乙酸和柠檬酸等小分子量有机酸在浓度较低
( < 1 mmo l∃L - 1)时, Cd 的吸附量随着有机酸浓度的增加而
增加; 超过一定范围后, Cd的吸附量逐渐降低[ 45] . 不同类型
的土壤由于土壤的理化和生物学性质相差很大, 其根系分泌
物种类和数量也有差别, 对 Cd的吸附解吸行为产生的影响
也不同. 黄棕壤根土界面吸附 Cd 量较非根土界面增加, 而
红壤则表现出相反的趋势[ 46] . 根系分泌物各组分均可与重
金属发生配位反应, 但作用效果不同. 根系分泌物中的低分
子量有机酸能和土壤中的 Cd 发生配位反应形成! Cd低分子
量有机酸∀复合物,促进土壤 Cd 释放和植物对 Cd 的吸收和
积累[ 14, 18, 33] . 高分子量的粘胶物质能够与 Cd2+ 、Pb2+ 等重
金属离子竞争性结合, 使它们滞留在根外. 粘胶状物质主要
为多糖, Cd 等重金属可以取代粘胶状物质中的 Ca2+ 、Mg2+
等离子,作为连接糖醛酸链的桥, 也可以与支链上的糖醛酸
1554 应 用 生 态 学 报 16卷
分子基团结合.粘胶包在根尖外面, 充当 Cd等重金属向根系
转移的! 过滤器∀ , Cd2+ 、Pb2+ 等重金属离子在粘胶中的移动
因配位反应而受阻[ 20] , 从而阻碍作物对 Cd的吸收.
根系分泌物影响根土界面 Cd 的生态化学行为, Cd 的
存在也会改变根系分泌物的数量和组成,根系分泌物组成成
分或数量的变化可减弱 Cd 等重金属的毒性, 并减轻植物受
毒害的程度,这是植物的一种自我保护机制. 王宏镔等[ 40]研
究表明, 随着 Cd 浓度的增加, 小麦有机酸的总量呈增加趋
势. William 等[ 8]研究发现, 小麦在水培和砂培条件下发生
Cd 胁迫时,低浓度处理( 0 5 mg∃L- 1 )时, 氨基酸分泌量相应
增加, 但高于一定的浓度后, 氨基酸分泌量和次生代谢物种
类减少, H+ 的分泌量也减少. Ma等[ 29]研究指出, 荞麦在 Al
毒胁迫下,根系会分泌大量草酸,并与 Al3+ 络合形成草酸铝
化合物,减轻 Al的毒害.
由于根系分泌物成分复杂,种类繁多, 且难以收集, 有关
根系分泌物影响下 Cd 在根土界面的生态化学行为研究较
少,目前见于报道的多采用水培或是砂培的方法, 这与田间
条件相差很大.也有人采用土培的方法,但因根系分泌物较
难收集,且易被微生物分解, 实验结果的参考价值有限. 缺乏
统一的根系分泌物的分析方法使实验结果之间难以进行比
较.随着根系分泌物分析方法的不断完善, 有关这方面的研
究有必要进一步深入.
3 根土界面 Cd的生态毒理效应
31 根土界面 Cd的微生物生态毒理效应
根土界面微生物的数量和生物量明显不同于土体微生
物.根际有充足的能源和碳源供应,根土界面微生物的数量
远远大于非根土界面, 是非根土界面的 5~ 40 倍, 表现出
这种根土界面效应最明显的是细菌, 其次是真菌和放线菌.
根土界面微生物的个体也较大. 以细菌为例, 细胞直径<
030m 的细菌在根土界面占 20% , 而在土体的则占 63% ,
直径> 05 m 的细菌在根土界面占 30% , 而在非根土界
面仅占 6% [ 30] .
Cd 等重金属污染能够明显影响土壤微生物的生物量和
群落结构[ 2, 4, 15] , Pennanen 等[ 32]的研究进一步证实了这一
结论. 王秀丽等[ 41]研究了 Cd 及 Cu、Zn、Pb 等重金属复合污
染对土壤微生物群落的影响, 结果表明,复合污染显著降低
微生物的生物量、微生物商(土壤微生物生物量碳和总有机
碳量的比值)和微生物 N/全 N 比, 降低了细菌、真菌和放线
菌菌落数,改变了微生物的群落结构 .张倩茹等[ 52]的研究也
表明, 乙草胺铜复合污染明显降低土壤土著细菌的总数以
及固氮菌、硅酸盐细菌和矿化磷细菌活菌量. 不同重金属对
微生物的毒害程度不同, K ennedy 等[ 17]总结出重金属的毒
性顺序为: Ag > Hg > Cu > Cd > Cr > Ni > Co > Zn,但该顺
序可因生物种类的不同而略有差异. Khan 等[ 19]发现, Cd 及
Zn、Pb的加入导致微生物生物量下降,其毒性大小的顺序为
Cd> Zn> Pb.
当植物系统发生 Cd 等重金属胁迫时, 根际微生物会发
生相应的反应来转化或吸收这些重金属, 减轻其毒害程度.
根际微生物转化或吸收 Cd 等重金属的途径主要有[ 34, 44] : 1)
分泌有机物质来吸附、溶解或螯合 Cd等重金属, 例如有些微
生物在代谢过程中能产生柠檬酸、草酸等产物, 这些物质都
能与 Cd等重金属螯合形成螯合物或草酸盐沉淀; 2)微生物
的细胞壁及粘液层可直接参与 Cd等重金属在土壤中发生的
吸附、固定反应; 3)根际微生物的生理活动释放出大量 CO2
溶于土壤溶液中, 降低土壤的 pH; 4)根际微生物的生理活动
产生 H2S,与 Cd 等重金属形成难溶的硫化物, 降低其生物学
毒性; 5)通过改变根际土壤的团粒结构和理化性质等方式来
吸收或固定 Cd 等重金属.
有些微生物及某些藻类能产生胞外聚合物, 其具有大量
的阴离子基团, 可与 Cd 等重金属发生配位或螯合反应, 起到
解毒的作用.有研究表明, 金黄色葡萄球菌体内具有一种特
殊的排 Cd 系统, 可在 ATP 的作用下, 以 Cd2+ / 2H+ 对输的
形式, 将体内的 Cd 排出体外[ 44] . 在对菌根植物的研究中发
现,菌根能增加植物对 Cu、Zn 的吸收, 同时交换态 Cu 高于
非根际土壤, 而交换态 Cd 则表现为下降的趋势[ 11] .
根土界面微生物的生命活动十分旺盛, 构成了根土界
面微区域物质循环的主动力,对整个土壤植物系统的物质
循环发挥重要作用[ 4, 57] . 一旦土壤发生 Cd 污染, Cd 就会通
过根土界面进入植物体, 从而进入生态系统的物质大循环,
微生物在这个过程中起到了很大的作用[ 55] . 微生物的变化
能较早地预测土壤养分及环境质量的变化, 被认为是比较有
潜力的敏感性生物指标[ 35] . 因此, 研究 Cd 对微生物的生态
毒理、微生物在 Cd 胁迫下的生理活动和群落变化等对指示
Cd污染程度及 Cd 污染的控制尤为重要.
3 2 Cd 对根土界面酶的生态毒理作用
根土界面酶的活性通常高于非根土界面,这与微生物
活性密切相关. 植物生长期间根系向外界环境释放大量有
机、无机物质和生长激素,充足的物质供应有利于根土界面
微生物的生长发育, 使其保持旺盛的生命力, 从而大大提高
根土界面酶的活性及数量. Dakora 等[ 7]用特殊的装置研究
了根际硝酸还原酶活性, 结果表明, 水稻根土界面的硝酸还
原酶活性是无根土壤的 14 倍.
Cd等重金属胁迫下土壤酶活性的变化是探讨生物对其
污染响应较有前途的研究方法, 它能详细阐述 Cd 等重金属
离子对物质分解过程的影响. Cd 对酶活性的影响因土壤类
型、重金属浓度、酶种类和不同复合污染类型而异 .不同类型
土壤的有机质、腐殖质和粘粒含量不同, 而土壤酶一般被粘
粒吸收或与腐殖质分子结合形成有机、无机胶体,这是酶在
土壤中存在的主要形式. 当土壤植物系统发生 Cd 等重金属
毒害时, 大多数重金属会与土壤粘粒和有机质等发生吸附作
用,以吸附态存在, 使其毒性降低, 对酶起到一定的保护作
用,这种保护作用的大小取决于粘粒和有机质含量的高低.
粘粒和腐殖质含量越低,对酶所起的保护作用越小, 酶活性
下降越大. William 等[ 8]研究表明, 当发生 Cd 等重金属污染
时,砂土土壤酶活性比粘质土壤受抑制程度大. 刘霞等[ 26]在
15558 期 金彩霞等:根土界面镉的生态化学行为与毒理效应研究进展
研究河北主要土壤中重金属 Cd、Pb 形态与土壤酶的关系后
认为,相对于潮褐土, Cd 对粘粒含量相对较低的潮土中的过
氧化氢酶和碱性磷酸酶活性抑制作用较大. Morenoa等[ 31]研
究了 Cd 对土壤脲酶、脱氢酶活性及 ATP 含量的影响, 结果
表明, Cd 对酶活性有明显的抑制作用,但粘粒含量相对较高
的土壤酶活性受抑制程度相对较弱. Cd 等重金属对酶活性
的抑制作用一般随浓度增加而加强,在低浓度时对酶活性表
现出一定的刺激作用.有研究表明, 向红壤中投入 Cd 和 Pb,
低浓度的 Cd 和 Pb 对酶活性有激活作用; 当 Cd 质量分数为
30 mg∃kg- 1、Pb 质量分数为 750 mg∃kg- 1时, 对脲酶活性具
有明显的抑制作用[ 12] .
不同类型的酶对 Cd 等重金属的敏感程度有较大差别,
目前研究较多的是脲酶、转化酶、过氧化氢酶和磷酸酶. 其
中,脲酶对 Cd 等重金属比较敏感[ 48] , 可以作为土壤 Cd 等重
金属污染程度的指示指标,其次是过氧化氢酶.已有研究表
明,褐土中土壤脲酶、过氧化氢酶活性与土壤 Cd含量呈极显
著负相关, 较适宜作为 Cd 污染程度的评价指标[ 49] . 史长
青[ 34]研究表明, 红壤稻田脲酶活性与 Cd 及 Cu、Zn 等重金属
含量呈显著负相关,因此认为脲酶可以作为 Cd 等重金属污
染土壤程度的评价指标; 而在蔬菜盆栽土壤上模拟 Cd( 0~
10 mg∃kg- 1 )、Pb( 0~ 10 mg∃kg - 1)污水灌溉, 发现蔗糖酶
比脲酶对 Cd 等重金属更敏感. 这些似乎矛盾的结论,致使目
前尚没有形成统一的、可明确作为 Cd 等重金属污染程度的
评价指标, 这主要是因为酶活性的影响因素较多且较难测
定,且方法也不统一, 各结果之间难以进行有效比较. 今后应
进一步完善土壤酶活性的测定方法,寻找统一而完善的土壤
污染程度的评价指标体系.不同重金属复合污染对酶活性的
影响不同.和文祥等[ 10]就Hg 和 Cd 对土壤脲酶活性的影响
研究表明,土壤脲酶活性与 Hg 和 Hg+ Cd 浓度呈极显著负
相关, Hg和 Cd共存的情况下 ,对脲酶活性表现出微弱的拮
抗作用.杨志新等[ 48]的研究则表明 , Cd、Zn、Pb 复合污染对
脲酶活性表现为协同抑制效应,对过氧化氢酶则表现出一定
的屏蔽效应或拮抗效应.
4 展 望
根土界面 Cd 的生态化学行为、微生物生态毒理效应以
及对酶的生态毒理过程相当复杂,受多方面因素的影响[ 54] ,
其中有一些因素很不固定,且这些因素之间又是相互影响、
相互制约的,这更增加了这种复杂性. 例如, pH 影响根系分
泌物的组成成分和数量,而根系分泌物又导致根土界面 pH
的变化.尽管有关这方面的工作难度很大, 但研究根土界面
Cd 的生态化学行为对了解 Cd 在土壤植物系统中的迁移转
化至关重要,掌握根土界面 Cd 的微生物生态毒理效应以及
对酶的毒理过程又是进行污染土壤修复的关键[ 5, 35, 56] . 综上
所述,今后应着力解决以下科学问题: 1)加强 Cd污染情况下
土壤根际酶活性的变化研究, 统一规范土壤酶的分析方法,
以便于结果之间的比较和借鉴. 拓展有关酶的研究手段, 从
宏观向微观乃至分子水平发展; 2)加强 Cd 污染情况下微生
物生态毒理及微生物在 Cd胁迫下的生理活动及生化反应研
究; 3)进一步完善有关根系分泌物的收集、分析方法,加强根
系分泌物各组分对 Cd 的生态化学行为的影响及机理研究.
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作者简介 金彩霞, 女, 1976 年生,博士研究生.主要从事镉
污染土壤多介质界面过程及其化学动力学研究, 发表论文 3
篇. Email: goldencaix ia@ hotmail. com
15578 期 金彩霞等:根土界面镉的生态化学行为与毒理效应研究进展