全 文 ：近年来，随着开矿、施肥、冶炼、电镀和电池制造
等生产活动的加剧，土壤中 Cd含量明显上升，土壤
Cd污染日益严重[1-3]。我国 Cd及其他重金属污染的土
壤面积已占总耕地面积的 20%[4-5]。土壤重金属污染
修复方法有多种，植物提取法因其环境友好、成本较
低日益受到重视。该方法主要利用富集或超富集植物
将土壤中的重金属元素转移到植物地上部，并通过回
收达到降低或去除土壤中重金属的效果[6]。然而，Cd
在土壤中的活性不高，很难被一般植物吸收，富集植
物能够有效地吸收、转运和富集土壤中的 Cd，表明其
摘 要：为了解镉（Cd）富集植物根际环境对镉的活化和耐受作用，通过土壤盆栽试验，研究了 Cd胁迫下绿穗苋根际环境特征变化
和镉形态分布。研究表明：绿穗苋根际 pH低于非根际，并随 Cd浓度升高总体呈下降趋势；根际 DOC含量高于非根际，且随着 Cd
浓度的增加呈逐渐上升趋势。随着 Cd浓度的升高，绿穗苋根际土壤交换态 Cd所占比例上升，铁锰氧化物结合态 Cd所占比例先升
高后降低，碳酸盐结合态 Cd、有机结合态 Cd和残渣态 Cd所占比例均逐渐降低。各处理根际土壤过氧化氢酶、脲酶和磷酸酶活性均
高于非根际，根际土壤脲酶和磷酸酶活性均随处理浓度升高呈先升高后降低的趋势，过氧化氢酶活性随处理浓度升高持续下降。结
果表明，Cd胁迫下绿穗苋根际 pH和 DOC的变化对 Cd活化具有重要作用，根际土壤酶活性特征表明其对 Cd毒性有一定的缓解
作用。
关键词：根际环境；DOC；Cd形态；土壤酶活性
中图分类号：X503.233 文献标志码：A 文章编号：1672-2043（2016）02-0288-06 doi:10.11654/jaes.2016.02.012
不同镉浓度下绿穗苋根际环境特征与镉形态分布
邓玉兰，徐小逊 *，张世熔，蒲玉琳，张驰强，霍庆霖，董袁媛
（四川农业大学环境学院，成都 611130）
Characteristics and Cd fractions of rhizospheric soil of Amaranthus hybridus L. under different cadmium
concentrations
DENG Yu-lan, XU Xiao-xun*, ZHANG Shi-rong, PU Yu-lin, ZHANG Chi-qiang, HUO Qing-lin, DONG Yuan-yuan
（College of Environmental Sciences, Sichuan Agricultural University, Chengdu 611130, China）
Abstract：Amaranthus hybridus L. is Cd-tolerant plant. Here a pot experiment was carried out to investigate the effects of cadmium（Cd）
stresses on the characteristics and Cd fractions of A. hybridus rhizospheric soil. Results showed that pH in the rhizospheric soil was lower
than that in non-rhizospheric soil, while dissolved organic carbon（DOC）concentrations and catalase, urease and phosphatase activities
were just opposite. Increasing Cd concentrations reduced pH and catalase activity, but increased DOC concentrations. With Cd concentra－
tions increasing, exchangeable Cd fraction was increased, while iron and manganese oxides bound Cd fraction was decreased initially but in－
creased later. Carbonates bound, organic matter bound and residual Cd fractions were all decreased. These results suggest that pH and DOC
in rhizospheric soil of A. hybridus could be an important factor influencing the distribution of Cd fractions, and enzymatic activities in the
rhizospheric soil could play a role in mitigating Cd toxicity.
Keywords：rhizosphere; DOC; Cd fraction; soil enzyme activities
收稿日期：2015－10－14
基金项目：国家自然科学基金（41401328）；四川省烟草专卖局 2015年
科技计划项目——植烟土壤质量提升关键技术研究与集成
应用（SCYC201504）
作者简介：邓玉兰（1991—），女，四川成都人，硕士研究生，主要从事环
境生态和污染土壤植物修复等方面的研究。
E-mail: 472487495@qq.com
*通信作者：徐小逊 E-mail:Xuxiaoxun2013@163.com
2016，35（2）:288-293 2016年 2月农 业 环 境 科 学 学 报
Journal of Agro-Environment Science
邓玉兰，徐小逊，张世熔,等.不同镉浓度下绿穗苋根际环境特征与镉形态分布[J].农业环境科学学报, 2016, 35（2）：288-293.
DENG Yu-lan, XU Xiao-xun, ZHANG Shi-rong, et al. Characteristics and Cd fractions of rhizospheric soil of Amaranthus hybridus L. under different cadmi－
um concentrations[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2016, 35（2）：288-293.
第 32卷第 1期2016年 2月
存在活化 Cd的机制。
根际环境中土壤 pH、溶解性有机碳（DOC）和土
壤酶等根际特征的变化与 Cd活化有密切关系[7]。降
低 pH和增加 DOC含量可增加土壤中重金属的溶解
和释放，促进有机-络合物的形成，提高其生物有效
性[8-9]。土壤酶参与土壤中的各个物质能量转化过程，
在土壤养分循环利用、降解土壤有毒物质和消除土壤
污染方面起重要作用，如脲酶、过氧化物酶和磷酸酶
等对重金属比较敏感，可指示土壤中重金属毒性的大
小[10-11]。Cd形态与其生物有效性有密切关系，Wei等[12]
研究发现球果蔊菜根际交换态 Cd含量低于非根际，
根际交换态和碳酸盐结合态 Cd向铁锰氧化物结合
态和有机态 Cd转化；李瑛等[13]却得出根际交换态 Cd
含量高于非根际，根际残渣态 Cd向交换态转化。这
表明，不同植物在遭受 Cd胁迫时的根际特征存在差
异，有进一步研究的必要性。
绿穗苋（Amaranthus hybridus L.）为苋科苋属一年
生植物，生命力旺盛，是一种常见的农田杂草，在我国
有较广泛的分布。前期研究发现绿穗苋能耐受较高浓
度的 Cd胁迫，并且具有较强的 Cd富集能力，盆栽试
验条件下在 Cd浓度为 180 mg·kg-1时，其地上部 Cd
含量可达 241.56 mg·kg-1，是一种潜在的 Cd污染土壤
植物修复材料[14]。然而目前的研究对绿穗苋富集和耐
受 Cd的机制认识远不够深入，尤其对于 Cd胁迫下
其根际特征的变化尚未见报道。因此，本研究拟通过
盆栽根袋试验，分析不同 Cd浓度下绿穗苋的根际特
征与 Cd形态分布，为深入揭示其富集和耐受 Cd的
机制提供依据。
1 材料与方法
1.1 试验材料
供试绿穗苋种子采集自汉源富泉铅锌矿区
（29°24′N，102°38′E）。
1.2 盆栽试验
供试土壤为水稻土，采自四川省成都市温江区
（30°43′04″N，103°52′13″E），土壤 pH为 7.18，全氮和
有机质分别为 1.05、19.86 g·kg-1，碱解氮、有效磷和有
效钾分别为 74.24、15.65、142.3 mg·kg -1，Cd 含量为
0.11 mg·kg-1，机械组成为粘粒 26.1%、砂粒 34.4%、粉
粒 39.5%。
采集表层土（0~20 cm），将土样自然风干、压碎，
过 5 mm尼龙网筛后备用。准备规格为 30 cm×20 cm
的塑料桶 21 个，每桶中装入 6.0 kg 土样，同时以
NH4NO3和 KH2PO4的形式施以 4.0 g复合肥（N∶P2O5∶
K2O=17∶17∶17），设置 6个 Cd处理浓度及 1个对照处
理（0、5、10、25、50、100、150 mg·kg-1），重金属 Cd 以
CdCl2·2.5H2O形式加入，每个处理设置 3组重复。土
壤中混匀肥料和 Cd后，把土从桶中倒出，将 300 目
尼龙丝网缝制成半径约 10 cm的根袋并放入塑料桶
中央，再把土装入桶中，静置 4周，待重金属 Cd在土
壤中达到平衡状态后进行幼苗移栽。试验于 2015年
3月开始育苗，6月中旬选取长势一致的绿穗苋幼苗
（5~6片叶子）进行移栽，每桶 3株，至 9月初收获植
物。以根袋内土壤为根际土，距离根袋 20 mm以外为
非根际土进行土壤采集，土壤样品经风干、磨碎、过筛
后备用。
1.3 测定方法
土壤 pH：用水浸提使水土质量比为 2.5∶1，静置
30 min后用 pH计测定。过氧化氢酶活性采用高锰酸
钾滴定法 [15]，以 20 min 内 1 g 土壤分解过氧化氢
（H2O2）毫克数表示。脲酶活性采用苯酚-次氯酸钠比
色法[15]，以 24 h后 1 g土壤中 NH3－N的毫克数表示。
磷酸酶活性采用比色法[16]，以 24 h后 1 g土壤释放的
酚毫克数表示。土壤溶解性有机碳（DOC）用 0.5 mol·
L-1的 K2SO4溶液浸提，采用总有机碳分析仪（岛津
TOC-VCPH）测定。土壤 Cd形态用 Tessier连续提取
法[17]，采用 FAAS-M6原子吸收火焰分光光度计测定。
1.4 数据处理
用 Microsoft Office Excel 2007软件进行数据整理
和图表分析，用 SPSS 17.0统计软件进行单因素方差
（ANOVA）检验，采用新复极差法（Duncan）在 P<0.05
水平作处理间多重比较。
2 结果与分析
2.1 根际土壤 pH和 DOC变化
Cd处理下，绿穗苋根际土壤 pH均低于非根际
（图 1）。随着 Cd浓度的升高，pH呈先升高后降低再
升高的趋势。当 Cd浓度为 10 mg·kg-1时，根际 pH为
7.16，达到最大值；在 Cd浓度为 100 mg·kg-1时，根际
pH降至最低，为 6.86。各处理根际 DOC含量均高于
非根际（图 2），随着 Cd 浓度的升高，根际与非根际
DOC含量均呈上升趋势，且根际 DOC含量增长幅度
高于非根际。与对照相比，当 Cd浓度≤5 mg·kg-1时，
根际土壤的 DOC含量无显著增加，随着 Cd浓度升
高，根际土壤 DOC含量显著增加（P<0.05），增长幅度
为 6.97%~15.20%。非根际土壤中 DOC含量变化趋势
邓玉兰，等：不同镉浓度下绿穗苋根际环境特征与镉形态分布 289
农业环境科学学报 第 35卷第 2期
与根际一致，当 Cd浓度达到 150 mg·kg-1时，比根际
土壤中 DOC含量低 14.35%。
2.2 根际 Cd形态转换
绿穗苋根际和非根际土壤中 Cd 的主要形态分
布一致（图 3），在土壤中含量均表现为交换态 Cd>碳
酸盐结合态 Cd>铁锰氧化物结合态 Cd>有机态 Cd>
残渣态 Cd，且各形态 Cd含量随着 Cd浓度升高显著
增加（P<0.05）。根际土壤中各形态 Cd含量均低于非
根际，表明植物从根际土壤中吸收了更多的 Cd。
绿穗苋根际土壤交换态 Cd所占比例随着 Cd浓
度的升高显著上升，从 49.33%上升到 64.66%，铁锰
氧化物结合态 Cd则先上升后降低。当 Cd浓度达到
150 mg·kg-1时，铁锰氧化物结合态、碳酸盐结合态、
有机结合态和残渣态所占比例下降，分别降低了
1.33%、9.02%、4.05%和 0.94%，非根际土壤交换态 Cd
由 46.25%上升到 65.39%，铁锰氧化物结合态、碳酸
盐结合态、有机结合态和残渣态所占比例分别降低了
3.21%、9.88%、4.89%和 1.14%（图 4）。Cd的形态由铁
锰氧化物结合态、碳酸盐结合态、有机结合态和残渣
态向交换态转化，土壤中 Cd的活性增强。
2.3 根际土壤酶活性变化
从表 1可以看出，根际土壤过氧化氢酶、脲酶和
磷酸酶活性均大于非根际。具体表现为随 Cd浓度升
高，根际土壤过氧化氢酶活性呈下降趋势，但各处理
与对照相比无显著差异；非根际土壤过氧化氢酶活性
随 Cd浓度升高呈下降趋势，并且在 Cd 浓度≥100
mg·kg-1时，比对照显著降低（P<0.05）。当 Cd浓度≤
50 mg·kg-1时，绿穗苋根际脲酶活性与对照相比无显
著变化，随着 Cd浓度的升高，根际脲酶活性显著降
低（P<0.05），而非根际脲酶活性从 Cd 浓度>10 mg·
kg-1开始显著低于对照（P<0.05）。当 Cd浓度为 150
mg·kg-1时，根际脲酶活性为 0.14 mg NH3-N·g-1·d-1，
比非根际高 15.78%。随 Cd浓度升高，根际与非根际
土壤磷酸酶活性均呈先升高后下降趋势。根际土壤磷
图 3 绿穗苋根际和非根际土壤镉形态含量变化
Figure 3 Variations of Cd fractions in rhizosphere and
non-rhizosphere of A. hybridus
图 1 绿穗苋根际与非根际土壤 pH变化
Figure 1 pH in rhizosphere and non-rhizosphere of A. Hybridus
不同小（大）写字母表示根际（非根际）处理间差异显著（P<0.05），下同
Different lower case letters（upper case letters）indicate significant
difference in rhizosphere（non-rhizosphere）atP<0.05 level. The samebelow
图 2 绿穗苋根际与非根际土壤 DOC含量变化
Figure 2 DOC concentrations in rhizosphere and non-rhizosphere
of A. Hybridus
7.50
7.25
7.00
6.75
6.50
镉处理 Cd treatment/mg·kg-1
土
壤
pH
So
il
pH
0 5
Rhizosphere根际
Non-rhizosphere非根际
ab
A A
a
a A
A
abc B
bc B
c
B
bc
100 15010 25 50
100
80
60
40
20
0
镉处理 Cd treatment/mg·kg-1
DO
C
含
量
DO
C
co
nc
en
tra
tio
n/
m
g ·
kg
-1
Rhizosphere根际
Non-rhizosphere非根际
c C Cbc
ab B B
ab AB
a
A
a
A
a
0 5 100 15010 25 50
Exchangeable交换态
Bound to carbonates碳酸盐结合态
Bound to iron and manganese oxides铁锰氧化物结合态
Bound to organic matter有机态
Residual残渣态
120
100
80
60
40
20
0
镉处理 Cd treatment/mg·kg-1
根
际
Cd
含
量
Cd
fra
ct
io
ns
in
rh
izo
sp
he
re
/
m
g ·
kg
-1
5 100 15010 25 50
（a）根际
120
100
80
60
40
20
0
镉处理 Cd treatment/mg·kg-1
非
根
际
Cd
含
量
Cd
fra
ct
io
ns
in
no
n-
rh
izo
sp
he
re
/
m
g ·
kg
-1
5 100 15010 25 50
（b）非根际
290
第 32卷第 1期2016年 2月
100
80
60
40
20
0
镉处理 Cd treatment/mg·kg-1
根
际
土
壤
镉
形
态
分
布
/%
Di
str
ib
ut
io
n
of
Cd
fra
ct
io
ns
in
rh
izo
sp
he
re
5 100 15010 25 50
残渣态 Residual
有机态 Bound to organic matter
铁锰氧化物结合态 Bound to iron and manganese oxides
碳酸盐结合态 Bound to carbonates
交换态 Exchangeable
酸酶活性从 25 mg·kg-1开始低于对照，但各处理与对
照相比无显著差异；非根际磷酸酶活性从 10 mg·kg-1
开始低于对照，但此时变化不显著，在 Cd 浓度≥50
mg·kg-1时，比对照显著降低（P<0.05）。
3 讨论
通常情况下，酸性条件土壤中 Cd有效性高，pH
值降低将增加碳酸盐结合态 Cd和铁锰氧化物结合
态 Cd等难溶态镉的释放和溶解；相反，pH升高会使
土壤胶体的负电荷增加，从而使 H+的竞争作用减弱，
土壤中有机质与 Cd形成螯合物，减少了有效态 Cd
的释放，影响植物对 Cd的吸收[18]。本试验中土壤 pH
随着 Cd浓度的增加而减小，根际 pH均低于非根际，
与相关研究一致[19]。其原因可能是 Cd的胁迫改变了
绿穗苋的根际过程，促使植物根系分泌的有机酸增
加，导致土壤 pH降低。此外，Cd胁迫使根际微生物活
动增强，释放的 CO2增加，也可能引起土壤 pH降低。
土壤有机碳是碳循环中的一个重要组成，土壤中
DOC主要来源于微生物代谢、根系分泌物、植物叶片
的分解及有机质水解，其在不同的 pH下带负电荷，
易于在土壤中移动[20]。DOC能够作为有机配位体与重
金属离子形成有机-络合物，从而降低重金属离子在
土壤表面的吸附性，增强重金属的生物有效性，促进
植物的吸收[9]。超富集植物球果蔊菜的根际 DOC含
量大于非根际，且随着 Cd浓度的升高，DOC含量呈
下降趋势[12]。本试验中根际土壤 DOC也大于非根际，
然而，随着 Cd浓度的增加，DOC含量却呈不断上升
趋势。Gonzaga等[19]也得到类似结果，Pteris ferns在砷
胁迫下根际土壤 DOC含量随砷浓度的升高而增加。
这可能是由根际土壤中的根系残留物和根系及微生
物的分泌物增多导致。DOC含量增加，能够与土壤中
更多的 Cd2+形成有机-络合物，降低Cd2+在土壤表面的
表 1 绿穗苋根际与非根际土壤酶活性变化
Table 1 Enzyme activities in rhizosphere and non-rhizosphere of A. hybridus
注：数据以平均值（n=3）±SE（标准误差）表示；同列不同小（大）写字母表示根际（非根际）处理间差异显著（P<0.05）。
Note：Data represent mean（n=3）±SE（standard error）. Treatment significance was analyzed by Duncan multiple range test. Means followed by the same
lower case letters（upper case letters）within a column for a given measurement were not significantly different in the rhizosphere（non-rhizosphere）at P<0.05.
图 4 绿穗苋根际和非根际土壤中镉形态分布
Figure 4 Distribution of Cd fractions in rhizosphere and
non-rhizosphere of A. hybridus
100
80
60
40
20
0
镉处理 Cd treatment/mg·kg-1
非
根
际
土
壤
镉
形
态
分
布
/%
Di
str
ib
ut
io
n
of
Cd
fra
ct
io
ns
in
no
n-
rh
izo
sp
he
re
5 100 15010 25 50
Cd处理
Cd treatment/
mg·kg-1
过氧化氢酶 Catalase activities/
mgH2O2·g-1·（20 min）-1
脲酶 Urease activities/
mgNH3-N·g-1·d-1
磷酸酶 Phosphatase activities/
mg Phenol·g-1·d-1
根际 Rhizosphere 非根际 Non-rhizosphere 根际 Rhizosphere 非根际 Non-rhizosphere 根际 Rhizosphere 非根际 Non-rhizosphere
0 1.41±0.03a 1.36±0.04A 0.30±<0.01b 0.22±0.05B 1.39±0.20abc 1.36±0.14AB
5 1.41±0.02a 1.36±<0.01A 0.35±<0.01a 0.28±<0.01A 1.54±0.15a 1.51±0.20A
10 1.41±0.10a 1.36±<0.01A 0.31±0.08ab 0.25±0.02B 1.42±0.09ab 1.34±0.12ABC
25 1.37±0.01a 1.32±0.05AB 0.28±<0.01ab 0.23±<0.01C 1.37±0.04abc 1.31±<0.01ABCD
50 1.35±0.15a 1.32±<0.01AB 0.25±0.04bc 0.18±0.01D 1.18±0.20bc 1.15±0.18CD
100 1.30±0.17a 1.26±0.04BC 0.18±0.04cd 0.14±<0.01E 1.14±0.10bc 1.10±0.09BCD
150 1.25±0.05a 1.23±0.06C 0.14±<0.01d 0.12±<0.01F 1.10±0.11c 1.02±0.22D
邓玉兰，等：不同镉浓度下绿穗苋根际环境特征与镉形态分布 291
农业环境科学学报 第 35卷第 2期
吸附，增强 Cd的活性。
Cd在土壤中的迁移性、生物有效性及毒性与 Cd
在土壤中存在的形态密切相关。土壤中的交换态 Cd
和碳酸盐结合态 Cd具有较大溶解性，比其他形态更
容易被富集植物吸收[21]。本试验中绿穗苋根际土壤中
Cd的各个形态含量均低于非根际，且随着 Cd浓度
的增加，根际与非根际碳酸盐结合态、铁锰氧化物结
合态、有机结合态和残渣态 Cd均向交换态 Cd转化，
表明不断有 Cd被活化并从根际向非根际扩散。李瑛
等[13]研究发现，在 Cd浓度≥5 mg·kg-1的污染条件下，
根际土壤中 Cd的形态由活性较低的残渣态向活性
较高的碳酸盐结合态和交换态转化，且根际交换态
Cd高于非根际，表明根际环境更有利于 Cd的活化。
本试验中根际交换态 Cd低于非根际，可能的原因是
根际活化的 Cd一部分被绿穗苋有效吸收，另一部分
向非根际土壤扩散。研究结果显示，随着 Cd浓度的
升高，根际土壤 pH呈逐渐降低的趋势，而 DOC呈不
断升高趋势，两者的变化是 Cd向交换态转移的有力
证据。这表明，绿穗苋根际 pH降低和 DOC升高可能
是其活化 Cd的重要原因。
土壤酶是土壤中具有催化能力的一类蛋白质，参
与许多代谢过程[22]。过氧化氢酶促使过氧化氢分解，
防止过氧化氢对植物的毒害，一定程度上反应微生物
的活性强度。本试验中根际土壤过氧化氢酶活性大于
非根际，且随着 Cd浓度的升高而降低。脲酶是氮素
转化中的一个重要指标，脲酶的大量存在可为植物提
供自身生长所需要的氮素。本试验中根际土壤脲酶活
性大于非根际，低浓度的 Cd（5 mg·kg-1）对土壤脲酶
活性有一定的促进作用，当 Cd浓度继续升高时，脲
酶活性降低，与李廷强等[23]的研究结果一致。酶活性
升高的原因一方面可能是低浓度 Cd对微生物具有
一定浓度范围的刺激作用，另一方面可能是 Cd2+作为
辅基，酶作为蛋白质，利于酶活性中心和底物的配位
结合，从而改变酶促反应平衡性和酶蛋白表面电荷，
最终增强酶活性[24-25]。当 Cd处理浓度较高时表现为
对土壤酶活性的抑制，一方面可能是 Cd抑制了土壤
微生物生长繁殖，减少其体内酶合成和分泌，另一方
面 Cd2+与底物竞争，与酶分子中的巯基和含咪唑的配
体结合，形成较稳定的络合物，从而降低酶活性[26]。磷
酸酶能够促进根际难溶磷溶解，有助于植物对磷元素
的吸收。土壤根际环境中的含磷化合物可通过根系与
真菌联合共生作用和对根际土壤的酸化作用等来影
响重金属离子的迁移吸收[27]。本试验中 Cd处理下，根
际土壤磷酸酶活性均大于非根际，且随着 Cd处理浓
度的增加，绿穗苋根际土壤磷酸酶活性无显著变化，
而非根际显著降低。这表明，绿穗苋根际土壤酶对 Cd
的毒害具有一定的缓解作用。
4 结论
（1）盆栽试验下，绿穗苋根际 pH小于非根际，根
际 DOC含量大于非根际，随着 Cd浓度的升高，pH呈
下降趋势，DOC含量呈上升趋势。绿穗苋根际环境更
有利于 Cd的活化。
（2）绿穗苋根际土壤中 5种形态的 Cd含量均低
于非根际，且随着 Cd浓度的升高，碳酸盐结合态、铁
锰氧化物结合态、有机结合态和残渣态 Cd向活性更
高的交换态 Cd 转化。绿穗苋根际对 Cd 的吸收量
大于非根际，根际环境更有利于植物对 Cd的活化与
吸收。
（3）各处理根际土壤过氧化氢酶、脲酶和磷酸酶
活性均高于非根际，根际土壤脲酶和磷酸酶活性均随
处理浓度升高呈先升高后降低的趋势，过氧化氢酶活
性随处理浓度升高持续下降，但根际过氧化氢酶活性
与对照无显著差异。绿穗苋根际土壤酶活性维持在一
个较高水平，对 Cd毒性具有一定的缓解作用。
参考文献：
[1] Gardea-Torresdey J L, Peralta-Videa J R, de la Rosa G, et al. Phytore－
mediation of heavy metals and study of the metal coordination by X-ray
absorption spectroscopy[J]. Coordination Chemistry Reviews, 2005, 249
（17/18）：1797-1810.
[2] Sun Y B, Zhou Q X, Diao C Y. Effects of cadmium and arsenic on growth
and metal accumulation of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L.[J].
Bioresource Technology, 2008, 99（5）：1103-1110.
[3]罗 勇,余晓华,杨中艺,等.电子废物不当处置的重金属污染及其
环境风险评价[J].生态毒理学报, 2008, 3（1）：34-41.
LUO Yong, YU Xiao -hua, YANG Zhong -yi, et al. Studies on heavy
metal contamination by improper handling of e-waste and its environ －
mental risk evaluation[J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2008, 3（1）：
34-41.
[4] Li Y H, Wang L, Yang L S, et al. Dynamics of rhizosphere properties and
antioxidative responses in wheat（Triticum aestivum L.）under cadmium
stress[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2014, 102：55-61.
[5] Li Z Y, Ma Z W, van der Kuijp T J, et al. A review of soil heavy metal
pollution from mines in China：Pollution and health risk assessment[J].
Science of the Total Environment, 2014（468/469）：843-853.
[6]黄益宗,郝晓伟,雷 鸣,等.重金属污染土壤修复技术及其修复实
践[J].农业环境科学学报, 2013, 32（3）：409-417.
HUANG Yi -zong, HAO Xiao -wei, LEI Ming, et al. The remediation
technology and remediation practice of heavy metals-contaminated soil
292
第 32卷第 1期2016年 2月
[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2013, 32（3）：409-417.
[7] Xu J Y, Li H B, Liang S, et al. Arsenic enhanced plant growth and al－
tered rhizosphere characteristics of hyperaccumulator Pteris vittata [J].
Environmental Pollution, 2014, 194：105-111.
[8] Wenzel W W, Lombi E, Adriano D C, et al. Biogeochemical processes in
the rhizosphere：Role in phytoremediation of metal-polluted soils [M]
//Springer Berlin Heidelberg: Heavy Metal Stress in Plants, 1999：273-
303.
[9]龚玉莲,杨中艺.蕹菜不同镉积累品种的根际土壤化学特征[J].应用
生态学报, 2014, 25（8）：2377-2384.
GONG Yu-lian, YANG Zhong-yi. Chemical characteristics of the rhizo－
sphere soil of water spinach cultivars differing in Cd accumulation [J].
Chinese Journal of Applied Ecology, 2014, 25（8）：2377-2384.
[10] Malley C, Nair J, Ho G. Impact of heavy metals on enzymatic activity of
substrate and on composting wornls Eisenia fetida [ J ] . Bioresource
Technology, 2006, 97（13）：1498-1502.
[11] Brains M R, Kapil S, Oehme F W. Microbial resistance to metals in the
environment[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2000, 45（3）:
1198-1207.
[12] Wei S H, Twardowska I. Main rhizosphere characteristics of the Cd hy－
peraccumulator Rorippa globosa（Turcz.）Thell[J]. Plant and Soil, 2013,
372（1/2）：669-681.
[13]李 瑛,张桂银,李洪军,等.根际土壤中 Cd、Pb形态转化及其植
物效应[J].生态环境, 2004, 13（3）：316-319.
LI Ying, ZHANG Gui-yin, LI Hong-jun, et al. Speciation transforma－
tion of Cd, Pb in rhizosphere and their effects on plant[J]. Ecology and
Environment, 2004, 13（3）：316-319.
[14] Zhang X C, Zhang S R, Xu X X, et al. Tolerance and accumulation
characteristics of cadmium in Amaranthus hybridus L. [J]. Journal of
Hazardous Materials, 2010, 180（1-3）：303-308.
[15]关松荫.土壤酶及其研究法[M].北京：中国农业出版社, 1987：35-
46.
GUAN Song-yin. Soil enzymes and their study method[M]. Beijing：
China Agricultural Press, 1987：35-46.
[16]赵兰坡, 姜 岩. 土壤磷酸酶活性测定方法的探讨[J]. 土壤通报,
1986（3）：138-141.
ZHAO Lan-po, JIANG Yan. Discussion on methods of measuring of
soil phosphatase activity [J ] . Chinese Journal of Soil Science , 1986
（3）：138-141.
[17] Tessier A, Campbell P G C, Bisson M. Sequential extraction procedure
for the speciation of particulate trace metals[J]. Analytical Chemistry,
1979, 51（7）：844-851.
[18]张季惠,王黎虹,张建奎.土壤中镉的形态转化、影响因素及生物
有效性研究进展[J].广东农业科学, 2013（6）：169-171.
ZHANG Ji -hui, WANG Li -hong, ZHANG Jian -kui. Transformation
and influence factors of existing form of cadmium in soils and its effect
on cadmium bioavailability[J]. Guangdong Agricultural Sciences, 2013
（6）：169-171.
[19] Gonzaga M I S, Ma L Q, Santos J A G, et al. Rhizosphere characteristics
of two arsenic hyperaccumulating Pteris ferns [J]. Science of the Total
Environment, 2009, 407（16）：4711-4716.
[20] Dunnivant F M, Jardine P M, Taylor D L, et al. Transport of naturally
occurring dissolved organic carbon in laboratory columns containing
aquifer material[J]. Soil Science Society of America Journal, 1992（56）：
437-444.
[21]蒋先军,骆永明,赵其国.土壤重金属污染的植物提取修复技术及
其应用前景[J].农业环境保护, 2000, 19（3）：179-183.
JIANG Xian-jun, LUO Yong-min, ZHAO Qi-guo. Phytoextraction of
heavy metals in polluted soils and its application prospects[J]. Agro-
environmental Protection, 2000, 19（3）：179-183.
[22] Pan J, Yu L. Effects of Cd or/and Pb on soil enzyme activities and mi－
crobial community structure[J]. Ecological Engineering, 2011, 37（11）：
1889-1894.
[23]李廷强,朱 恩,杨肖娥,等.超积累植物东南景天根际土壤酶活性
研究[J].水土保持学报, 2007, 21（3）：112-117.
LI Ting-qiang, ZHU En, YANG Xiao-e, et al. Studies on soil enzyme
activity in rhizosphere of hyperaccumulator Sedum alfredii Hance [J].
Journal of Soil and Water Conservation, 2007, 21（3）：112-117.
[24]史 艇,蔡士悦,阎雨平.重金属和矿物油对土壤微生物生态活性
的影响[J].农业环境保护, 1993, 12（3）：105-107.
SHI Ting, CAI Shi-yue, YAN Yu-ping. The influence of various heavy
metal compounds and mineral oil on the ecological activity of soil mi－
croorganisms[J]. Agro-environmental Protection, 1993, 12（3）：105-
107.
[25]孟庆峰,杨劲松,姚荣江,等.单一及复合重金属污染对土壤酶活性
的影响[J].生态环境学报, 2012, 21（3）：545-550.
MENG Qing-feng, YANG Jin-song, YAO Rong-jiang, et al. Influence
of single and combined pollutions of heavy metal on soil enzyme activi－
ty[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2012, 21（3）：545-550.
[26]卢显芝,金建华,郝建朝,等.不同土层土壤酶活性对重金属汞和镉
胁迫的响应[J].农业环境科学学报, 2009, 28（9）：1844-1848.
LU Xian-zhi, JIN Jian-hua, HAO Jian-chao, et al. Responses of soil
enzyme activities in different soil layers to single and combined stress
of Hg and Cd[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2009, 28（9）：
1844-1848.
[27] 陈世宝,朱永官,杨俊诚.土壤-植物系统中磷对重金属生物有效
性的影响机制[J].环境污染治理技术与设备, 2003（8）：1-7.
CHEN Shi-bao, ZHU Yong-guan, YANG Jun-cheng. Mechanism of
the effect of phosphorus on bioavailability of heavy metals in soil plant
systems [J]. Techniques and Equipment for Environmental Pollution
Control, 2003（8）：1-7.
邓玉兰，等：不同镉浓度下绿穗苋根际环境特征与镉形态分布 293