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, 2, 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。

供试绿穗苋种子采集自汉源富泉铅锌矿区（29°24′N，102°38′E）。

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。

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。

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。

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%。

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 Differentlowercaseletters（uppercaseletters）indicatesignificant differenceinrhizosphere（non-rhizosphere）at P<0.05 level.Thesamebelow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

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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

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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。

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

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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。

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

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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）。

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

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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。

（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。