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        側(cè)柏和國(guó)槐幼苗生長(zhǎng)對(duì)鉛脅迫的閾值

        2017-02-27 11:10:22王榆鑫王進(jìn)鑫初江濤
        江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué) 2017年1期

        王榆鑫+王進(jìn)鑫+初江濤

        摘要:采用盆栽試驗(yàn)研究側(cè)柏(Platycladus orientalis)、國(guó)槐(Sophora japonica)幼苗在適度供水(田間持水量的80%)條件下對(duì)重金屬鉛(Pb)的閾值反應(yīng),計(jì)算在適度供水條件下鉛對(duì)葉綠素含量、生物量、株高生長(zhǎng)量、地徑生長(zhǎng)量等的毒性閾值(ECx,x=10、50)。結(jié)果發(fā)現(xiàn),低濃度的鉛對(duì)2個(gè)樹(shù)種所研究指標(biāo)有促進(jìn)作用,而高濃度的鉛則產(chǎn)生抑制作用。各指標(biāo)中,側(cè)柏凈光合速率EC10為262 mg/kg,即對(duì)鉛的反應(yīng)最為敏感;國(guó)槐對(duì)鉛最敏感指標(biāo)為株高,株高生長(zhǎng)量的EC10 為667 mg/kg。2個(gè)樹(shù)種葉綠素含量EC50最大,側(cè)柏、國(guó)槐分別為11 352、10 050 mg/kg,說(shuō)明該指標(biāo)對(duì)鉛抗性最強(qiáng);其余指標(biāo)對(duì)鉛耐性大小依次為生物量>株高>地徑。多指標(biāo)綜合分析得出的閾值,EC10,國(guó)槐為1 526.79 mg/kg,EC10,側(cè)柏為1 731.62 mg/kg;EC50,國(guó)槐為9 104.59 mg/kg,EC50,側(cè)柏為6 414.73 mg/kg。以上結(jié)果表明,在適度供水條件下,國(guó)槐幼苗對(duì)鉛脅迫更為敏感且幼苗抗鉛性也強(qiáng)于側(cè)柏幼苗。

        關(guān)鍵詞:側(cè)柏;國(guó)槐;鉛脅迫;閾值;生理毒性

        中圖分類(lèi)號(hào):X503.235;X171.4 文獻(xiàn)標(biāo)志碼: A 文章編號(hào):1002-1302(2017)01-0123-05

        隨著礦產(chǎn)資源開(kāi)發(fā)規(guī)模的不斷擴(kuò)大,由此帶來(lái)的土壤重金屬污染問(wèn)題日趨嚴(yán)重,其中鉛引起的污染尤為普遍。大量的鉛進(jìn)入陸地表層生態(tài)系統(tǒng),對(duì)土壤環(huán)境造成了嚴(yán)重污染,使得區(qū)域環(huán)境質(zhì)量下降,給生態(tài)安全造成威脅。鉛是最常見(jiàn)的對(duì)人體和植物危害最大的重金屬之一[1],可以通過(guò)植物根、莖或葉進(jìn)入植物體并在其體內(nèi)積累,當(dāng)達(dá)到一定數(shù)量時(shí),就會(huì)對(duì)其生長(zhǎng)、生理生化造成不利影響[2-4]?;阢U污染的危害性和廣泛性,礦業(yè)開(kāi)發(fā)后的廢棄地修復(fù)是環(huán)境保護(hù)工作中急需開(kāi)展的任務(wù)之一[5]。

        國(guó)內(nèi)外有關(guān)土壤重金屬對(duì)植物的毒害效應(yīng)及其閾值的研究結(jié)果表明,植物種類(lèi)、生長(zhǎng)狀態(tài)、土壤性質(zhì)等對(duì)土壤重金屬的毒害效應(yīng)及其臨界值都會(huì)產(chǎn)生影響[6-10]。在我國(guó)常用作物產(chǎn)量減少10%的土壤有害物質(zhì)的濃度作為毒害臨界濃度[11-12],即EC10 (10%有效抑制濃度)是建立基于風(fēng)險(xiǎn)的環(huán)境質(zhì)量基準(zhǔn)值的數(shù)據(jù)基礎(chǔ)[13];目前對(duì)鋅[14]、汞[15]等污染物毒性閾值研究較多,閾值(ECx,x=10、50)表示引起指標(biāo)10%或50%抑制效應(yīng)時(shí)所對(duì)應(yīng)的鉛濃度,關(guān)于土壤鉛對(duì)作物的毒害及閾值研究已經(jīng)取得了良好的進(jìn)展[16],而對(duì)西北地區(qū)常見(jiàn)造林樹(shù)種側(cè)柏、國(guó)槐等閾值研究目前尚未見(jiàn)報(bào)道。本試驗(yàn)研究了適度供水、不同鉛濃度條件下側(cè)柏和國(guó)槐幼苗各指標(biāo)(葉綠素、株高、生物量等)的閾值大小,旨在揭示在適度供水及不同鉛濃度條件下國(guó)槐、側(cè)柏幼苗葉綠素、凈光合速率、生物量、地徑及株高的變化規(guī)律和2個(gè)樹(shù)種耐鉛性大小,為鉛礦業(yè)廢棄地植被恢復(fù)與土壤修復(fù)提供新的方法和技術(shù)參考。

        1 材料與方法

        1.1 試驗(yàn)材料

        供試苗木為長(zhǎng)勢(shì)一致的側(cè)柏、國(guó)槐幼苗,苗齡1年,所有苗木均來(lái)自陜西省楊陵地區(qū)附近苗圃。栽培基質(zhì)為塿土(田間持水量22.3%,有機(jī)質(zhì)含量13.70 g/kg,全氮含量 0.73 g/kg,速效磷含量35.90 mg/kg,速效鉀含量 96.52 mg/kg,鉛含量 18.41 mg/kg,pH值8.15),鉛試劑為分析純醋酸鉛Pb(CH3COO)2·3H2O。

        1.2 試驗(yàn)方法

        試驗(yàn)在西北農(nóng)林科技大學(xué)南校區(qū)進(jìn)行,采用旱棚的方法進(jìn)行布設(shè),2014年1月取風(fēng)干土過(guò)篩,將Pb(CH3COO)2·3H2O充分?jǐn)嚢杈鶆蚧旌嫌谕寥乐?,制成含不同濃度的鉛污染土壤,濃度分0(對(duì)照,CK)、300、500、1 000、2 000、4 000、6 000、8 000、10 000、12 000 mg/kg,分別將13 kg的土裝入直徑27 cm、高30 cm的塑料桶中,每個(gè)處理3盆,每盆2株供試植物,即每個(gè)處理共6個(gè)重復(fù)。于3月底栽植,澆灌一定體積的水,保證苗木成活,采用人工稱(chēng)質(zhì)量的方法控水,使各鉛處理的土壤含水量維持在田間持水量的80%(土壤質(zhì)量含水量17.8%)。在整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中,大棚內(nèi)采用自然光照,栽培基質(zhì)保持自然肥力。到9月中旬,測(cè)定凈光合速率、地徑、株高等指標(biāo),然后將2個(gè)樹(shù)種各處理植株進(jìn)行收獲,測(cè)定生物量。

        1.3 測(cè)定指標(biāo)與方法

        1.3.1 葉綠素含量的測(cè)定 于9月14日進(jìn)行葉綠素的測(cè)定,分別采集每個(gè)處理的6株側(cè)柏、國(guó)槐幼苗葉片,具體采集的部位是每株幼苗自上而下數(shù)的第5、第6個(gè)小分枝,再將采集的葉片混勻,然后隨機(jī)取樣;稱(chēng)取0.5 g樣品,將所稱(chēng)取的葉片用水洗凈,吸干水后放入研缽中,加入少量CaCO3、石英砂,加入10 mL乙醇丙酮混合液,將樣品充分研磨細(xì)碎直至變白,然后將其過(guò)濾,得到葉綠素的提取液;將過(guò)濾后的提取液用乙醇丙酮混合液定容至100 mL,用紫外分光光度計(jì)測(cè)定定容后的提取液的吸光度D663 nm、D645 nm。

        1.3.2 凈光合速率(Pn)的測(cè)定 采用Li-6400光合測(cè)定儀對(duì)凈光合速率進(jìn)行測(cè)定,在室外自然光照下測(cè)定,為減少每次測(cè)定時(shí)自然環(huán)境因子誤差,于9月12日進(jìn)行凈光合速率的測(cè)定,測(cè)定時(shí)間為09:00—11:00,選取長(zhǎng)勢(shì)良好,樹(shù)冠上部向陽(yáng)的葉片進(jìn)行測(cè)定。

        1.3.3 生長(zhǎng)指標(biāo)的測(cè)定 分別于2014年3月栽植后,2014年9月收獲前各測(cè)定1次側(cè)柏和國(guó)槐的株高和地徑;于2014年9月收獲后測(cè)定側(cè)柏和國(guó)槐的生物量。

        (1)株高(新稍長(zhǎng)度)。采用米尺(精確度0.001 m)測(cè)量。(2)地徑。采用數(shù)顯游標(biāo)卡尺(精度0.01 mm)測(cè)量。(3)生物量。收獲后,將側(cè)柏、國(guó)槐植株根、莖、葉分開(kāi),洗凈后在105 ℃殺青 30 min,70 ℃恒溫烘至恒質(zhì)量后稱(chēng)質(zhì)量,得到各部分的生物量。

        1.4 數(shù)據(jù)處理及閾值的確定

        采用Microsoft Excel軟件對(duì)所測(cè)的6個(gè)重復(fù)數(shù)據(jù)進(jìn)行整理并取平均值,再進(jìn)行作圖,運(yùn)用SPSS 19.0軟件進(jìn)行回歸方程的擬合和差異顯著性分析。通過(guò)建立數(shù)學(xué)模型來(lái)尋找污染物閾值[17],以土壤Pb濃度和各指標(biāo)(葉綠素含量、株高、地徑等)為對(duì)象,采用回歸分析的方法,建立土壤Pb含量(x)與各指標(biāo)(y)的線性、多項(xiàng)式、對(duì)數(shù)、乘冪、指數(shù)5個(gè)回歸模型,并進(jìn)行篩選。通過(guò)比較各方程的決定系數(shù)(r2)和相關(guān)顯著性檢驗(yàn)(P值),確定采用擬合性最高(最大r2值和最小P值)的回歸方程為擬合公式,進(jìn)而求得各指標(biāo)的EC10、EC50,最后利用SPSS軟件中的因子分析確定各個(gè)指標(biāo)的權(quán)重,對(duì)2個(gè)樹(shù)種耐鉛能力進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)。權(quán)重具體計(jì)算公式如下[18]:

        2 結(jié)果與分析

        2.1 重金屬鉛對(duì)葉片葉綠素的毒害效應(yīng)閾值

        鉛能破壞葉綠素和葉綠體的結(jié)構(gòu),從而破壞葉綠素合成過(guò)程并影響葉綠素合成酶的活性[19],因而葉綠素含量已成為評(píng)價(jià)植物受到逆境傷害的重要生物學(xué)指標(biāo)。以土壤Pb含量為因變量,以葉綠素含量為自變量,采用回歸分析方法建立土壤Pb含量(x)與葉綠素含量(y)的多項(xiàng)式回歸模型(圖1)。

        在適度供水條件下,國(guó)槐、側(cè)柏幼苗葉片葉綠素含量變化的總體趨勢(shì)是:隨著鉛含量的增加而降低,當(dāng)鉛含量為 12 000 mg/kg 時(shí),葉綠素含量最低,國(guó)槐、側(cè)柏分別為6.65、4.79 mg/g。側(cè)柏在鉛含量為1 000 mg/kg時(shí)葉綠素含量與對(duì)照相比增加了6.3%,說(shuō)明低含量的鉛對(duì)葉綠素的合成具有一定的促進(jìn)作用(圖1)。通過(guò)回歸方程可求得國(guó)槐葉綠素的EC10為1 165 mg/kg,側(cè)柏葉綠素的EC10為4 586 mg/kg,可見(jiàn)2個(gè)樹(shù)種葉綠素含量的EC10相差較大,且側(cè)柏EC10大于國(guó)槐EC10,就葉綠素含量這一指標(biāo)國(guó)槐對(duì)鉛脅迫反應(yīng)更敏感;國(guó)槐葉綠素含量的EC50為10 050 mg/kg,側(cè)柏葉綠素含量EC50為11 352 mg/kg,即幼苗葉片葉綠素含量ECx為:側(cè)柏>國(guó)槐,同一含量下鉛脅迫對(duì)于葉綠素含量的影響側(cè)柏小于國(guó)槐。

        2.2 重金屬鉛對(duì)葉片凈光合速率(Pn)的毒害效應(yīng)閾值

        對(duì)土壤重金屬Pb含量與幼苗葉片凈光合速率(Pn)之間的關(guān)系(圖2)進(jìn)行模擬分析可以看出,國(guó)槐、側(cè)柏Pn隨土壤鉛含量變化趨勢(shì)大致相同。鉛含量為0~2 000 mg/kg范圍內(nèi),2個(gè)樹(shù)種Pn下降較快,說(shuō)明在這一范圍內(nèi)鉛對(duì)葉綠素結(jié)構(gòu)破壞嚴(yán)重;而鉛含量2 000~6 000 mg/kg時(shí),Pn下降趨勢(shì)相對(duì)平緩,可能是因?yàn)槿~綠素結(jié)構(gòu)已經(jīng)被破壞,所以Pn維持在一個(gè)相對(duì)較低的水平。通過(guò)計(jì)算發(fā)現(xiàn),國(guó)槐P(pán)n的EC10為 1 136 mg/kg,側(cè)柏Pn的EC10為265 mg/kg,說(shuō)明在Pn這一指標(biāo)上,側(cè)柏較國(guó)槐更為敏感;國(guó)槐P(pán)n的EC50為4 629 mg/kg,側(cè)柏Pn的EC50為2 202 mg/kg,表明同一鉛含量對(duì)國(guó)槐幼苗Pn的影響要小于對(duì)側(cè)柏幼苗的影響。

        2.3 重金屬鉛對(duì)幼苗地徑、株高的毒害效應(yīng)閾值

        地徑、株高生長(zhǎng)量均是反映植物生長(zhǎng)狀況的重要指標(biāo)。隨著鉛含量的增加,側(cè)柏、國(guó)槐幼苗地徑生長(zhǎng)量逐漸減小,側(cè)柏地徑生長(zhǎng)量變化趨勢(shì)與其葉綠素含量變化趨勢(shì)類(lèi)似,當(dāng)鉛含量為12 000 mg/kg時(shí),地徑生長(zhǎng)量?jī)H為0.54 mm,為對(duì)照的 13.74%;對(duì)于國(guó)槐在鉛濃度為0~4 000 mg/kg范圍內(nèi),地徑生長(zhǎng)量明顯下降,說(shuō)明在這一含量范圍內(nèi),重金屬鉛對(duì)國(guó)槐地徑生長(zhǎng)量影響較大。通過(guò)擬合方程,求得國(guó)槐生長(zhǎng)量EC10為914 mg/kg,EC50為9 620 mg/kg;側(cè)柏生長(zhǎng)量EC10為 1 803 mg/kg,EC50為5 730 mg/kg (圖3)。

        鉛脅迫下,側(cè)柏、國(guó)槐幼苗株高生長(zhǎng)量隨著鉛含量的增加逐漸降低,變化趨勢(shì)與地徑生長(zhǎng)量基本一致(圖4)。在土壤鉛含量為12 000 mg/kg時(shí),側(cè)柏、國(guó)槐幼苗株高生長(zhǎng)量分別為對(duì)照的31.84%、44.64%,國(guó)槐幼苗株高生長(zhǎng)量的EC10為 667 mg/kg、EC50為9 680 mg/kg;側(cè)柏幼苗株高生長(zhǎng)量EC10為1 509 mg/kg,EC50為5 937 mg/kg。以上結(jié)果表明,國(guó)槐幼苗株高生長(zhǎng)量較側(cè)柏對(duì)鉛更為敏感。

        2.4 重金屬鉛對(duì)生物量的毒害效應(yīng)閾值

        土壤鉛含量與側(cè)柏、國(guó)槐的葉、根、莖的生物量成反比(圖5、圖6)。當(dāng)鉛含量為12 000 mg/kg時(shí),側(cè)柏和國(guó)槐的總生物量為17.02、55.32 g,分別是對(duì)照的35.67%、42.76%。但在較低的鉛含量范圍內(nèi),即當(dāng)鉛含量為500 mg/kg時(shí),側(cè)柏葉的生物量為24.08 g,比對(duì)照增加3.88%;當(dāng)鉛含量為 1 000 mg/kg 時(shí),國(guó)槐莖的生物量為32.33 g,比對(duì)照增加了30.56%。這說(shuō)明低含量的鉛對(duì)這2個(gè)樹(shù)種生長(zhǎng)有一定促進(jìn)作用,與葉綠素含量的變化規(guī)律類(lèi)似。對(duì)側(cè)柏來(lái)說(shuō),莖的生物量EC10為388 mg/kg,對(duì)鉛反應(yīng)最為敏感,根的生物量EC50為 11 720 mg/kg;生物量EC10為:國(guó)槐>側(cè)柏,總生物量EC10側(cè)柏為744 mg/kg,國(guó)槐為2 692 mg/kg;總生物量EC50側(cè)柏為 7 871 mg/kg,國(guó)槐為9 722 mg/kg,總生物量EC50為:國(guó)槐>側(cè)柏(表1)。

        2.5 重金屬鉛對(duì)2樹(shù)種毒害效應(yīng)閾值的綜合分析

        運(yùn)用SPSS 19.0軟件對(duì)鉛脅迫條件下2個(gè)樹(shù)種的指標(biāo)葉綠素含量、凈光合速率、生物量、地徑生長(zhǎng)量、株高生長(zhǎng)量EC10及EC50進(jìn)行主成分分析(表2至表5), 提取累積貢獻(xiàn)率大于80%的主成分,并計(jì)算權(quán)重,通過(guò)表2、表3可求得2個(gè)樹(shù)種的綜合EC10;通過(guò)表4、表5得到2個(gè)樹(shù)種的綜合EC50。

        將綜合模型式(14)系數(shù)歸一化,得到各指標(biāo)權(quán)重,即指標(biāo)集(葉綠素含量EC50,凈光合速率EC50,生物量EC50,株高生長(zhǎng)量EC50,地徑生長(zhǎng)量EC50)對(duì)應(yīng)的權(quán)重集為(0.093,0.119,0.245,0.280,0.263)。根據(jù)各個(gè)指標(biāo)的權(quán)重,計(jì)算出側(cè)柏、國(guó)槐的綜合EC50值分別為6 414.73、9 104.59 mg/kg。

        3 結(jié)論與討論

        本試驗(yàn)在前人研究的基礎(chǔ)上探討重金屬鉛對(duì)國(guó)槐和側(cè)柏葉綠素含量、生物量、株高等的毒性閾值,結(jié)果表明,鉛含量較低時(shí)對(duì)葉綠素的合成有一定促進(jìn)作用;隨著含量繼續(xù)增加,對(duì)葉綠素的合成表現(xiàn)為抑制,這與徐勤松等的研究結(jié)果[20]基本一致。側(cè)柏葉綠素EC10大于國(guó)槐,說(shuō)明側(cè)柏葉綠素對(duì)鉛脅迫的敏感性要比國(guó)槐小;凈光合速率的變化趨勢(shì)與葉綠素類(lèi)似。高含量的Pb破壞葉綠素的合成過(guò)程是通過(guò)使葉綠素酸酯還原酶的活性降低和減少氨基-r-酮戊酸的合成實(shí)現(xiàn)的,因?yàn)檫@2樣都是合成葉綠素所必需的物質(zhì),植物的葉綠素含量少了,凈光合速率也隨之降低[21];而Kupper等則認(rèn)為,重金屬鉛影響光合作用的機(jī)理是Pb2+取代了葉綠素分子中的Mg2+,使葉綠素的結(jié)構(gòu)破壞,進(jìn)而對(duì)光合作用的正常進(jìn)行產(chǎn)生影響,導(dǎo)致凈光合速率下降;有關(guān)重金屬鉛影響光合作用的機(jī)理,還需要進(jìn)一步的深入研究[22]。側(cè)柏葉綠素含量EC10為國(guó)槐EC10的3.9倍,而側(cè)柏凈光合速率EC10僅為國(guó)槐的 23.06%,可能原因是國(guó)槐光能利用率更高[23]。

        逆境條件下,植物能夠通過(guò)調(diào)整自身的形態(tài)特征最大程度地減少環(huán)境對(duì)其生長(zhǎng)發(fā)育的影響。大量研究表明,一定含量范圍內(nèi)的鉛能刺激一些植物生長(zhǎng),當(dāng)鉛含量超過(guò)一定值時(shí)就會(huì)對(duì)植物造成傷害,如生長(zhǎng)衰退等,且含量越高,抑制作用越明顯[24-26],植物的生物量、株高、地徑與其生長(zhǎng)發(fā)育、營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的形成密切相關(guān)。由圖5、圖6可知,重金屬鉛會(huì)抑制側(cè)柏、國(guó)槐生物量的增加,在根、莖、葉各部分生物量中,鉛對(duì)側(cè)柏莖生物量的抑制作用最大,當(dāng)鉛含量為 12 000 mg/kg 時(shí),莖生物量?jī)H為對(duì)照的31.03%;同樣鉛含量下,對(duì)國(guó)槐葉生物量抑制最大,此時(shí)葉生物量為對(duì)照的 40.81%。從圖3、圖4可以得出,側(cè)柏株高、地徑生長(zhǎng)量EC10均小于國(guó)槐,同種樹(shù)株高、地徑生長(zhǎng)量EC10比較,株高大于地徑,地徑對(duì)鉛耐性不如株高。運(yùn)用主成分分析,并計(jì)算權(quán)重,最后得到綜合EC10,國(guó)槐為1 526.79 mg/kg,EC10,側(cè)柏為 1 731.62 mg/kg;EC50,國(guó)槐為 9 104.59 mg/kg,EC50,側(cè)柏為 6 414.73 mg/kg,此結(jié)果表明在適度供水條件下,國(guó)槐幼苗對(duì)鉛脅迫更為敏感,且幼苗抗鉛性強(qiáng)于側(cè)柏幼苗。

        本試驗(yàn)未能找出鉛對(duì)2種樹(shù)幼苗的致死閾值,可能和所施加的鉛試劑有關(guān),楊楠通過(guò)運(yùn)用不同鉛制劑處理側(cè)柏種子,側(cè)柏幼苗莖長(zhǎng)EC50在醋酸鉛和硝酸鉛作用時(shí)分別為 9 690、4 390 mg/kg,即同等條件下,相同含量的硝酸鉛對(duì)側(cè)柏影響更大;也可能是所加鉛試劑濃度未能達(dá)到兩者的致死濃度,還需要在以后的試驗(yàn)中設(shè)計(jì)更高的鉛試劑濃度或更換其他的鉛試劑如硝酸鉛做進(jìn)一步研究[27]。

        參考文獻(xiàn):

        [1]廖 琴,王勝利,南忠仁,等. 干旱區(qū)綠洲土壤中Cd、Pb、Zn、Ni復(fù)合污染對(duì)芹菜的影響及其富集遷移規(guī)律[J]. 干旱區(qū)資源與環(huán)境,2011,25(7):173-177.

        [2]黃化剛,李廷軒,楊肖娥,等. 植物對(duì)鉛脅迫的耐性及其解毒機(jī)制研究進(jìn)展[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2009,20(3):696-704.

        [3]楊 剛,伍 鈞,唐 亞. 鉛脅迫下植物抗性機(jī)制的研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志,2005,24(12):1507-1512.

        [4]Parys E,Romanowaska E,Siedlecka M,et al. The effect of lead on photosynthesis and respiration in detached leaves and in mesophyll protoplasts of Pisum sativum[J]. Acta Physiologiae Plantarum,1998,20(3):313-322.

        [5]Heemsbergen D A,Warne M S,Broos K,et al. Application of phytotoxicity data to a new Australian soil quality guideline framework for biosolids[J]. Science of the Total Environment,2009,407(8):2546-2556.

        [6]張 璇,華 珞,王學(xué)東,等. 不同pH值條件下鎳對(duì)大麥的急性毒性[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué),2008,28(7):640-645.

        [7]Rooney C P,Zhao F J,Mcgrath S P. Phytotoxicity of nickel in a range of European soils:influence of soil properties,Ni solubility and speciation[J]. Environmental Pollution,2007,145(2):596-605.

        [8]羅 丹,胡欣欣,鄭海鋒,等. 鈷對(duì)蔬菜毒害的臨界值[J]. 生態(tài)學(xué)雜志,2010,29(6):1114-1120.

        [9]Warne M S,Heemsbergen D,Stevens D,et al. Modeling the toxicity of copper and zinc salts to wheat in 14 soils[J]. Environmental Toxicology and Chemistry,2008,27(4):786-792.

        [10]丁楓華,劉術(shù)新,羅 丹,等. 23種常見(jiàn)作物對(duì)鎘毒害的敏感性差異[J]. 環(huán)境科學(xué),2011,32(1):277-283.

        [11]李惠英,陳素英,王 豁. 銅,鋅對(duì)土壤—植物系統(tǒng)的生態(tài)效應(yīng)及臨界含量[J]. 農(nóng)村生態(tài)環(huán)境,1994,10(2):22-24.

        [12]尹升華,楊定清. 土壤中鎳對(duì)蔬菜生長(zhǎng)的影響及鎳的臨界值研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境保護(hù),1992,11(2):88-90.

        [13]王小慶. 中國(guó)農(nóng)業(yè)土壤中銅和鎳的生態(tài)閾值研究[D]. 北京:中國(guó)礦業(yè)大學(xué),2009:54-56.

        [14]陳玉真. 土壤鋅對(duì)植物的毒害效應(yīng)及臨界值研究[D]. 福州:福建農(nóng)林大學(xué),2011:20-22.

        [15]黃玉芬. 土壤汞對(duì)作物的毒害及臨界值研究[D]. 福州:福建農(nóng)林大學(xué),2011:31-35.

        [16]郭成士. 土壤鉛對(duì)作物的毒害效應(yīng)及臨界值研究[D]. 福州:福建農(nóng)林大學(xué),2011:38-45.

        [17]趙 勇,李紅娟,魏婷婷,等. 土壤、蔬菜的鉛污染相關(guān)性分析及土壤鉛污染閾限值研究[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào),2008,16(4):843-847.

        [18]韓小孩,張耀輝,孫福軍,等. 基于主成分分析的指標(biāo)權(quán)重確定方法[J]. 四川兵工學(xué)報(bào),2012,33(10):124-126.

        [19]何 冰,葉海波,楊肖娥. 鉛脅迫下不同生態(tài)型東南景天葉片抗氧化酶活性及葉綠素含量比較[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2003,22(3):274-278.

        [20]徐勤松,施國(guó)新,杜開(kāi)和. 六價(jià)鉻污染對(duì)水車(chē)前葉片生理生化及細(xì)胞超微結(jié)構(gòu)的影響[J]. 廣西植物,2002,22(1):92-96.

        [21]Prasad D K,Prasad A K. Effect of lead and mercury on chlorophyll synthesis in mung bean seedlings[J]. Phytochemistry,1987,26(4):881-883.

        [22]Kupper H,Kupper F,Spiller M. Environmental relevance of heavy metal-substituted chlorophylls using the example of water plant[J]. Experimental Botanical,1996,47(1):259-266.

        [23]周麗娜,于海業(yè),于連軍,等. 基于葉綠素?zé)晒夤庾V分析的光能利用效率研究[J]. 農(nóng)業(yè)機(jī)械學(xué)報(bào),2014,45(7):255-259.

        [24]杜連彩. 鉛脅迫對(duì)小白菜幼苗葉綠素含量和抗氧化酶系統(tǒng)的影響[J]. 中國(guó)蔬菜,2008(5):17-19.

        [25]謝傳俊,楊集輝,周守標(biāo),等. 鉛遞進(jìn)脅迫對(duì)假儉草和結(jié)縷草生理特性的影響[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào),2008,17(4):65-70.

        [26]夏建國(guó),蘭海霞,吳德勇. 鉛脅迫對(duì)茶樹(shù)生長(zhǎng)及葉片生理指標(biāo)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2010,29(1):43-48.

        [27]楊 楠. 干旱及鉛脅迫對(duì)主要造林樹(shù)種種子萌發(fā)與幼苗生長(zhǎng)的影響[D]. 楊凌:西北農(nóng)林科技大學(xué),2012:34-40.田紅紅,李朝嬋,韋 唯,等. 林下不同土層浸提液對(duì)馬纓杜鵑幼苗生理指標(biāo)的影響[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué),2017,45(1):128-131.

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