王天琪 徐瑞瑞 侯立娜 阮坤非 畢寧寧 劉忠華

摘?要：作為北京市常見園林灌木樹種之一，迎春（Jasminum nudiflorum）因其在早春獨(dú)特的觀賞性而深受市民喜愛。Cu污染是北京市較為嚴(yán)重的重金屬污染類型之一。為探討迎春對(duì)城市Cu污染的修復(fù)作用，該文通過(guò)模擬北京市土壤和大氣Cu污染條件，采用盆栽試驗(yàn)，設(shè)置9種不同濃度的土壤和大氣Cu處理，以驗(yàn)證迎春Cu富集能力及生理生長(zhǎng)特性。結(jié)果表明：（1）土壤和大氣沉降處理均能顯著增加迎春根、莖、葉中的Cu含量，其中土壤貢獻(xiàn)率為63.48%～96.99%。各處理中Cu含量均表現(xiàn)為根>莖>葉。（2）大氣處理下光化學(xué)轉(zhuǎn)化效率（Fv/Fm）和相對(duì)葉綠素含量（SPAD值）提高，初始熒光（F0）降低，光合能力增強(qiáng)，而土壤處理及土壤和大氣雙重處理則對(duì)迎春的光合作用產(chǎn)生抑制影響。（3）與大氣處理相比，土壤處理及土壤和大氣雙重處理導(dǎo)致活性氧（ROS）積累增多，膜脂過(guò)氧化作用加劇，丙二醛（MDA）含量大幅升高，抗氧化酶活性與脯氨酸（PRO）含量逐漸下降，造成生物膜系統(tǒng)損傷。（4）低濃度Cu處理對(duì)迎春生長(zhǎng)有促進(jìn)作用，而高濃度Cu處理（SHAL、SHAH）則抑制迎春生長(zhǎng)，迎春根系耐性指數(shù)（TI）最小值為69.19%，屬于高耐受型植物。綜上認(rèn)為，在模擬北京市Cu污染處理下，迎春可以在維持自身正常生理生長(zhǎng)活動(dòng)的同時(shí)，有效吸收土壤和大氣中的Cu。該研究結(jié)果為北京市Cu污染防治、生態(tài)環(huán)境修復(fù)提供一定的理論依據(jù)。

關(guān)鍵詞： Cu處理， 迎春， 土壤和大氣沉降處理， 耐性， 富集

中圖分類號(hào)：Q945

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1000-3142（2023）09-1656-12

收稿日期：2022-10-21

基金項(xiàng)目：國(guó)家林業(yè)和草原局項(xiàng)目（2020104020）； 北京市園林綠化局計(jì)劃項(xiàng)目（2021-STBHXFC-04-11）。

第一作者： 王天琪（1999-），碩士研究生，研究方向?yàn)橹参锬婢成韺W(xué)，（E-mail）wangtianqi0817@163.com。

*通信作者：劉忠華，博士，副教授，研究方向?yàn)闃淠旧L(zhǎng)發(fā)育及其調(diào)控，（E-mail）liuzh6@bjfu.edu.cn。

Tolerance and enrichment characteristics of Jasminum

nudiflorum under copper treatment

from soil and atmosphere

WANG Tianqi1，2， XU Ruirui1，2， HOU Lina1，2， RUAN Kunfei1，2，

BI Ningning1，2， LIU Zhonghua1，2*

（ 1. National Engineering Laboratory for Tree Breeding， Key Laboratory of Genetics and Breeding in Forest Trees and Ornamental Plants， Ministry

of Education， Tree and Ornamental Plant Breeding and Biotechnology Laboratory of National Forestry and Grassland Administration， Beijing

100083， China; 2. College of Biological Sciences and Technology， Beijing Forestry University， Beijing 100083， China ）

Abstract：As one of the common garden shrub species in Beijing， Jasminum nudiflorum is very popular among citizens for its unique ornamental properties in early spring. Copper （Cu） pollution is one of the most serious heavy metal pollution types in Beijing. To explore the remediation effect of J. nudiflorum on urban copper pollution. By simulating the soil and atmospheric copper pollution conditions in Beijing， pot experiments were conducted to set up nine different concentrations of soil and atmosphere Cu treatments to verify the Cu enrichment ability and physiological growth characteristics of J. nudiflorum. The results were as follows： （1） Soil treatment and atmospheric deposition treatment and were able to significantly increase Cu content in root， stem and leaf of J. nudiflorum， among them， the contribution of soil ranged from 63.48% to 96.99%. The Cu content in each treatment showed the order of root>stem>leaf. （2） Under atmospheric treatment， photochemical conversion efficiency （Fv/Fm） and relative chlorophyll content （SPAD value） were increased， initial fluorescence （F0） was decreased， and photosynthetic capacity was promoted. The photosynthesis of J. nudiflorum was inhibited by soil treatment and co-treatment with soil and atmosphere. （3） Compared with atmospheric single factor treatment， soil single factor treatment and co-treatment with soil and atmosphere resulted in increased accumulation of reactive oxygen species （ROS）， increased membrane lipid peroxidation， increased malondialdehyde （MDA） content， and decreased antioxidant enzyme activity and proline （PRO） content， and finally led to damage of the biofilm system. （4） The low-concentration Cu treatment promoted the growth of J. nudiflorum， while the high-concentration copper treatments （SHAL， SHAH） inhibited the growth of J. nudiflorum. The minimum value of the root tolerance index （TI） of J. nudiflorum was 69.19%， which indicated that J. nudiflorum belonged to a highly tolerant plant. In conclusion， under the simulated treatment ofsoil and atmosphere Cu pollution in Beijing， J. nudiflorum can effectively absorb and enrich Cu in soil and atmosphere while maintaining its own normal physiological and growth activities. This conclusion provides a certain theoretical basis for the prevention and control of Cu pollution and the maintenance and restoration of the ecological environment in Beijing.

Key words： copper （Cu） treatment， Jasminum nudiflorum， soil and atmospheric deposition treatment， tolerance， enrichment

《“十四五”規(guī)劃綱要》提出：推動(dòng)綠色發(fā)展，促進(jìn)人與自然和諧共生；要深入打好污染防治攻堅(jiān)戰(zhàn)，推進(jìn)城鄉(xiāng)生活環(huán)境治理工作。隨著城鎮(zhèn)化進(jìn)程加快、工業(yè)化迅猛發(fā)展以及城市人口激增，城市生態(tài)環(huán)境正面臨日益嚴(yán)峻的考驗(yàn)。其中，重金屬污染一直是危害城市生態(tài)安全不可忽視的問(wèn)題。銅（copper，Cu ）、鉻（chromium，Cr）等重金屬污染物在城市生態(tài)環(huán)境中滯留時(shí)間長(zhǎng)，難以降解，從而不斷積累，影響土壤、大氣及水質(zhì)安全，進(jìn)而威脅人類健康（Leveque et al.，2014）。北京市作為我國(guó)政治、經(jīng)濟(jì)中心城市，市區(qū)內(nèi)Cu污染分布廣且程度高（陳同斌等，2004；李婧等，2019；顧家偉，2019），亟須治理修復(fù)。

植物生長(zhǎng)生理指標(biāo)能體現(xiàn)土壤Cu污染程度，并且植物通過(guò)對(duì)土壤中Cu的富集，可以實(shí)現(xiàn)生態(tài)修復(fù)（王慶仁等，2001；李永杰，2010）。曾巧英等（2019）研究了不同濃度Cu脅迫對(duì)甘蔗（Saccharum officinarum）生長(zhǎng)指標(biāo)、葉綠素含量及抗氧化酶活性的影響。黃國(guó)勇（2018）通過(guò)對(duì)Cu脅迫下蓖麻（Ricinus communis）富集重金屬部位、形態(tài)及亞細(xì)胞分布的研究，系統(tǒng)解析了蓖麻對(duì)Cu的積累和轉(zhuǎn)移機(jī)制。以往對(duì)植物修復(fù)重金屬污染的報(bào)道多集中于土壤污染，但有研究表明，工業(yè)廢氣、煤炭燃燒、汽車尾氣的排放致使大氣重金屬含量上升并在沉降后進(jìn)一步導(dǎo)致土壤重金屬含量升高（楊忠平等，2009；熊秋林等，2021）。章明奎等（2010）研究發(fā)現(xiàn)，露天生長(zhǎng)的白菜（Brassica rapa var. glabra）中鎘（cadmium，Cd）含量較覆膜條件下高約1.5倍。Zhang等（2018）通過(guò)對(duì)工業(yè)區(qū)附近農(nóng)田土壤和水稻（Oryza sativa）中汞（mercury，Hg）含量的研究發(fā)現(xiàn)，土壤與水稻中Hg污染與當(dāng)?shù)刂鲗?dǎo)風(fēng)向有關(guān)。由此可見，土壤、大氣污染協(xié)同治理將是城市重金屬治理的工作重點(diǎn)，但目前此方向的植物修復(fù)研究卻相對(duì)較少。實(shí)踐證實(shí)，草本植物在重金屬修復(fù)過(guò)程中存在生物量小且需反復(fù)種植收割等弊端，而木本植物因其生物量大、根系發(fā)達(dá)、壽命長(zhǎng)、造型美觀等優(yōu)勢(shì)，正逐步成為城市重金屬污染植物修復(fù)的熱點(diǎn)（朱健等，2016；朱成豪等，2019）。園林灌木是城市綠化廣泛應(yīng)用的木本植物類型，研究土壤和大氣Cu污染下園林灌木的耐性及富集能力，對(duì)城市重金屬污染防治工作具有重要意義。

迎春（Jasminum nudiflorum）是北京市常見園林灌木樹種之一。迎春即迎春花，為木樨科（Oleaceae）素馨屬（Jasminum）落葉灌木；其小枝綠色；三出復(fù)葉對(duì)生；花黃色，單生，花冠常6裂；早春葉前開花，易成活且有較強(qiáng)的觀賞價(jià)值。鄭濱潔等（2014）和林星宇等（2019）研究發(fā)現(xiàn)，迎春對(duì)城市環(huán)境中的Cu有較好的滯留和吸收作用，但目前迎春在Cu處理下自身調(diào)節(jié)機(jī)制、耐受能力及富集能力的研究還尚未見報(bào)道。因此，本研究以2年生迎春為試驗(yàn)對(duì)象，依托北京市土壤和大氣Cu污染研究進(jìn)展，采用盆栽法，通過(guò)探究土壤和大氣沉降雙重處理對(duì)迎春Cu含量積累、葉綠素?zé)晒鈪?shù)、生理響應(yīng)以及生長(zhǎng)指標(biāo)的影響，擬探討以下問(wèn)題：（1）迎春能否有效富集土壤和大氣中的Cu污染；（2）Cu處理下，迎春的生理響應(yīng)機(jī)制；（3）迎春對(duì)Cu處理的耐受能力。以期為北京市土壤和大氣Cu污染地區(qū)園林灌木樹種的選擇和城市Cu污染植物修復(fù)技術(shù)及其改良提供理論依據(jù)。

1?材料與方法

1.1 材料及試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)供試苗木為2年生迎春實(shí)生苗，購(gòu)自江蘇省宿遷市苗木園藝場(chǎng)，由北京林業(yè)大學(xué)劉忠華副教授經(jīng)植物形態(tài)學(xué)鑒定為木犀科素馨屬植物迎春。盆栽試驗(yàn)場(chǎng)地為北京林業(yè)大學(xué)苗圃溫室。土壤類型為沙壤土（河沙+壤土1∶1混勻）。供試土壤基本理化性質(zhì)：pH 5.0，有機(jī)質(zhì)15%，氮（nitrogen，N）300 mg·kg-1，磷（phosphorus，P）150 mg·kg-1，鉀（potassium，K）255 mg·kg-1，銅（Cu）20 mg·kg-1。每盆裝土4.5 kg，移栽苗木1株，盆下放置托盤，以防重金屬流失及試驗(yàn)造成污染。

苗木移栽1個(gè)月后，挑選生長(zhǎng)狀態(tài)一致的苗木進(jìn)行土壤和大氣沉降雙因素Cu處理，外源銅為CuSO4·5H2O（分析純），每個(gè)因素分別設(shè)置對(duì)照、低濃度和高濃度3個(gè)梯度。土壤處理的模擬濃度參考北京市土壤重金屬污染研究進(jìn)展（劉玲玲，2016；康帥，2020），以Cu2+溶液的形式加入其中，對(duì)照組使用等體積去離子水代替。大氣沉降的模擬濃度參考北京市大氣沉降重金屬污染研究進(jìn)展（許栩楠等，2016；熊秋林，2021），大氣沉降分為干沉降與濕沉降（Pan et al.，2015），其中濕沉降占主導(dǎo)地位且易被植物吸收（Liu et al.，2019）。本研究參照Cui J等（2019）和Cao等（2020）的研究方法，采用噴灑重金屬溶液的形式，以濕沉降代表大氣沉降，按大氣沉降通量設(shè)置為對(duì)照（0 mg·m-2·d-1 ）、低濃度（0.04 mg·m-2·d-1 ）、高濃度（0.4 mg·m-2·d-1 ），換算成噴灑溶液的濃度為0、0.024、0.24 mg·L-1。具體土壤、大氣處理設(shè)計(jì)見表1。

大氣沉降溶液噴灑周期為5 d，每盆噴灑量為250 mL。噴灑時(shí)不同處理組之間用塑料膜進(jìn)行遮擋，避免干擾。根據(jù)苗木生長(zhǎng)狀況補(bǔ)充等量水分。每個(gè)處理設(shè)3個(gè)重復(fù)，共27 盆。處理60 d后，測(cè)定各項(xiàng)生理生長(zhǎng)指標(biāo)。

1.2 試驗(yàn)方法

葉綠素?zé)晒鈪?shù)的測(cè)定：每組處理中隨機(jī)選取3個(gè)重復(fù)，使用 PAM-2500 便攜式調(diào)制葉綠素?zé)晒鈨x和SPAD-502Plus葉綠素含量測(cè)量?jī)x分別測(cè)定熒光參數(shù)（何童童，2018）及相對(duì)葉綠素含量（用SPAD值表示）。

生理指標(biāo)的測(cè)定：每組處理中選取3份生長(zhǎng)狀況相近的新鮮葉片0.1 g，分別加入0.9 mL磷酸緩沖液（phosphate buffer solution，PBS，pH=7.4、0.1 mol·L-1、4 ℃預(yù)冷）研磨成勻漿后離心，取上清液備用。丙二醛（malonaldehyde，MDA）含量、脯氨酸（proline，PRO）含量以及超氧化物歧化酶（superoxide dismutase，SOD）、過(guò)氧化物酶（peroxidase，POD）、過(guò)氧化氫酶（catalase，CAT）的活性均使用南京建成生物公司出品的試劑盒測(cè)定。

生長(zhǎng)指標(biāo)的測(cè)定：采集迎春完整植株后，清水沖凈，再用去離子水清洗3次，以去除附著在表面的雜質(zhì)。吸水紙吸干表面水分后，測(cè)量株高和最大根長(zhǎng)。稱量根、莖、葉鮮重，70 ℃烘干后記錄干重。根冠比及根系耐性指數(shù)（root tolerance index，TI）計(jì)算公式如下（Lux et al.，2004）：

根冠比=地下部鮮重（g）/地上部鮮重（g）；

根系耐性指數(shù)（%）=處理組的根長(zhǎng)（cm）/對(duì)照組的根長(zhǎng)（cm）×100。

植物Cu含量的測(cè)定：烘干的根、莖、葉樣品研磨成粉，土壤樣品室內(nèi)風(fēng)干后過(guò)100目篩。采用微波消解法 （HNO3-H2O2）， 電感耦合等離子質(zhì)譜儀（inductively coupled plasma-mass spectrometry，ICP-MS）測(cè)定樣品Cu含量。遷移系數(shù)（translocation factor，TF）及富集系數(shù)（bioconcentration factor，BCF）計(jì)算公式如下（Baker et al.，1994）：

遷移系數(shù)=地上部重金屬含量（mg·kg-1）/地下部重金屬含量（mg·kg-1）；

地上部（地下部）富集系數(shù)=地上部（地下部）重金屬含量（mg·kg-1）/土壤中重金屬含量（mg·kg-1）。

1.3 數(shù)據(jù)分析處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)均以3個(gè)平行獨(dú)立試驗(yàn)的平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示，使用SPSS 26.0進(jìn)行雙因素方差分析、多重比較及相關(guān)性分析，使用Excel 2019以及Origin 8.0進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和制圖。

雙因素方差分析貢獻(xiàn)率計(jì)算公式如下：

貢獻(xiàn)率（%）= ［某一因素的離差平方和（SS）-該因素的自由度（df）×誤差的均方（MSe）］/總離差平方和×100。

2?結(jié)果與分析

2.1 土壤與大氣沉降處理下Cu在迎春體內(nèi)的富集

由圖1可知，隨著土壤和大氣Cu處理濃度的升高，迎春根、莖、葉中Cu含量均有不同程度的增加，各處理中Cu含量表現(xiàn)為根>莖>葉。土壤和大氣沉降雙重處理組（SLAL、SLAH、SHAL、SHAH）中各器官Cu含量隨處理濃度增加而顯著提高（P<0.05），并且根、莖、葉Cu含量均在SHAH處理組達(dá)到最大值，分別為對(duì)照組的13.54、4.30及3.25倍。

CK. 對(duì)照組; AL. 大氣低濃度處理; AH. 大氣高濃度處理; SL. 土壤低濃度處理; SLAL. 土壤低濃度大氣低濃度雙重處理; SLAH. 土壤低濃度大氣高濃度雙重處理; SH. 土壤高濃度處理; SHAL. 土壤高濃度大氣低濃度雙重處理; SHAH. 土壤高濃度大氣高濃度雙重處理。柱上不同小寫字母表示各處理之間差異顯著（P＜0.05）。下同。

CK. Control group; AL. Low atmosphere concentration treatment; AH. High atmosphere concentration treatment; SL. Low soil concentration treatment; SLAL. Low soil concentration and low atmosphere concentration co-treatment; SLAH. Low soil concentration and high atmosphere concentration co-treatment; SH. High soil concentration treatment; SHAL. High soil concentration and low atmosphere concentration co-treatment; SHAH. High soil concentration and high atmosphere concentration co-treatment.Different lowercase letters on the bars indicate significant differences between treatments （P＜0.05）. The same below.

由表2可知，土壤處理、大氣沉降處理對(duì)迎春根、莖、葉Cu含量均有顯著影響（P<0.05），并且兩者之間存在著顯著的交互作用（P<0.05）。雖然各器官富集的Cu主要來(lái)源于土壤處理（63.48%～96.99%），但是大氣沉降也是植株中Cu富集的重要因素，在莖和葉中，大氣沉降貢獻(xiàn)率分別為19.22%和14.22%。

由表3可知，隨著Cu2+濃度升高，地下部富集系數(shù)呈現(xiàn)先上升后下降的趨勢(shì)，在SLAH處理組達(dá)到最大值0.749，顯著高于其他處理組（P<0.05）。除AH處理組外，其他處理組地下部富集系數(shù)均高于對(duì)照組。地上部富集系數(shù)則隨Cu濃度的增加基本呈下降趨勢(shì)且各處理組中地上部富集系數(shù)均小于地下部富集系數(shù)。遷移系數(shù)范圍為0.097～0.545，均小于1，與對(duì)照組相比，AL、AH遷移系數(shù)變化不顯著（P>0.05），SL、SH處理組則顯著下降（P<0.05）。

2.2 土壤與大氣沉降處理下Cu對(duì)迎春葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響

F0為暗適應(yīng)狀態(tài)下最小初始熒光，表示光系統(tǒng)Ⅱ反應(yīng)中心全部開放時(shí)葉綠素?zé)晒猱a(chǎn)量。由圖2可知，各處理組F0整體呈先降后升的趨勢(shì)但不顯著（P>0.05）。AL、AH和SL處理組中F0低于對(duì)照組，說(shuō)明低濃度Cu處理在一定程度上促進(jìn)迎春的光合作用。

Fv/Fm是PSⅡ最大量子效率，反映PSⅡ所捕獲的光量子轉(zhuǎn)化成化學(xué)能的效率，間接反映潛在光合能力。高等植物Fv/Fm正常范圍為0.75～0.85，各處理組均在此范圍內(nèi)。大氣單一處理中Fv/Fm隨處理濃度增加而上升，在AH處理組達(dá)到最高且呈顯著性差異。在SLAL、SLAH、SHAL、SHAH處理組中，F(xiàn)v/Fm隨處理濃度的增加呈下降趨勢(shì)，但降幅變化不顯著（P>0.05）。

SPAD值與葉綠素實(shí)際含量呈正相關(guān)。試驗(yàn)中SPAD值的變化趨勢(shì)與Fv/Fm類似，AH處理時(shí)最高達(dá)對(duì)照組的1.19倍。土壤和大氣雙重處理組的SPAD值呈輕微下降趨勢(shì)且均低于對(duì)照組。

2.3 土壤與大氣沉降處理下Cu對(duì)迎春生理指標(biāo)的影響

MDA是膜脂過(guò)氧化的產(chǎn)物，可反映植物體過(guò)氧化強(qiáng)度及生物膜系統(tǒng)受損程度（張利紅等，2005）。由圖3可知，MDA含量在大氣單一處理組中與對(duì)照組相比顯著降低（P<0.05）， 在土壤單一處理及土壤和大氣雙重處理組中逐漸升高，其中SH、SHAL、SHAH處理組的MDA含量均顯著高于對(duì)照組（P<0.05），分別為對(duì)照組的1.07、1.43和1.62倍。

CAT活性在大氣單一處理時(shí)呈升高趨勢(shì)，最高值為944.879 U·g-1，而后顯著下降（P<0.05），在土壤和大氣沉降雙重處理組中顯著低于對(duì)照組（P<0.05）。POD活性呈現(xiàn)小幅度升降，除AH處理組外，均無(wú)顯著差異（P>0.05）。SOD活性變化趨勢(shì)與CAT類似，但各處理組SOD活性均高于對(duì)照組，并且AH處理組顯著高于其他處理（P<0.05）。

各處理組PRO含量均與對(duì)照組呈顯著性差異（P<0.05），土壤低濃度處理組（SL、SLAL、SLAH）中PRO含量較高，分別為對(duì)照組的2.68、2.60和1.94倍。而土壤高濃度處理（SH、SHAL、SHAH）條件下PRO含量隨Cu濃度升高顯著降低（P< 0.05）。

2.4 土壤與大氣沉降處理下Cu對(duì)迎春生長(zhǎng)的影響

生長(zhǎng)指標(biāo)可以評(píng)價(jià)植物重金屬脅迫下的響應(yīng)能力。由表4可知，與對(duì)照組相比，大氣單一處理組（AL、AH）的株高、根長(zhǎng)、地上部鮮重及地上部干重與對(duì)照組相比均有所增加，這表明低濃度Cu處理有利于迎春的生長(zhǎng)。但 是，隨著土壤和大氣Cu處理濃度的升高，迎春的生長(zhǎng)也逐漸受到抑制。SHAH處理組中株高和根長(zhǎng)顯著低于對(duì)照組（P<0.05），降幅分別為15.79%和31.70%。此外，迎春鮮重、干重和根冠比也在SHAH處理組達(dá)到最小值。

根系耐性指數(shù)（TI）可以反映植物根系對(duì)脅迫的耐受程度。AL、AH、SL的TI均大于100%，說(shuō)明在這3個(gè)處理組濃度下，迎春根系生長(zhǎng)得到促進(jìn)。Lux等（2004）依據(jù)耐性指數(shù)將植物分為敏感型（TI<35）、中等敏感型（35≤TI≤60）和高耐受型（TI>60）。由圖4可知，SHAH處理組中TI達(dá)到最小值69.19%，說(shuō)明迎春在本試驗(yàn)最高Cu處理濃度下仍具較強(qiáng)耐性。

2.5 迎春葉綠素?zé)晒鈪?shù)、生理指標(biāo)及生長(zhǎng)參數(shù)雙因素方差分析

葉綠素?zé)晒鈪?shù)、生理指標(biāo)及生長(zhǎng)參數(shù)（除根冠比外）主要受土壤Cu處理的影響（P<0.05），大氣沉降對(duì)這些參數(shù)的影響較小，其中除MDA、CAT、POD、PRO外均不顯著（P>0.05）。土壤和大氣交互作用對(duì)Fv/Fm、SPAD值、生理指標(biāo)、株高和根長(zhǎng)存在顯著影響（P<0.05）（表5）。

2.6 迎春響應(yīng)土壤與大氣Cu處理參數(shù)相關(guān)性分析

利用雙變量相關(guān)性分析進(jìn)行Pearson相關(guān)系數(shù)檢驗(yàn)。由圖5可知，土壤濃度與根、莖、葉Cu含量和MDA含量呈顯著正相關(guān)（P<0.05），與株高、根長(zhǎng)、耐性指數(shù)、Fv/Fm、SPAD值、CAT活性呈顯著負(fù)相關(guān)（P<0.05）。大氣濃度與莖Cu含量呈顯著正相關(guān)（P<0.05），與葉Cu含量、F0以及MDA含量呈正相關(guān)但不顯著（P>0.05），與其他各項(xiàng)參數(shù)均無(wú)顯著性相關(guān)（P>0.05）。

3?討論

3.1 土壤與大氣沉降Cu處理對(duì)迎春Cu富集的影響

園林灌木在修復(fù)城市重金屬污染的同時(shí)兼顧美化環(huán)境、凈化空氣功能，并且成本低廉、普遍適用，不會(huì)通過(guò)食物鏈進(jìn)入人體。本試驗(yàn)中迎春吸收土壤和大氣中的Cu并在根部大量富集，從而達(dá)到清除Cu污染的目的。土壤處理是根、莖、葉Cu富集的主要來(lái)源，但大氣沉降也能顯著提升迎春Cu含量。大氣沉降中Cu通過(guò)氣孔吸附和角質(zhì)層滲透等方式進(jìn)入植株（Sumel et al.，2012 ），影響植物對(duì)Cu的富集，從而增加重金屬含量（Xiong et al.，2016，2019；劉楚藩等，2020）。植物的富集系數(shù)和遷移系數(shù)是評(píng)價(jià)植物修復(fù)效果的重要標(biāo)準(zhǔn)。本研究中處理組地下部富集系數(shù)基本高于對(duì)照組，但迎春的富集系數(shù)均小于1，這說(shuō)明迎春對(duì)Cu具有富集作用，但未達(dá)到超富集水平。土壤和大氣雙重處理組的遷移系數(shù)基本小于土壤、大氣單一處理組，說(shuō)明雙重處理中根系吸收的Cu較單一處理相比更難遷移至地上部。目前，尚無(wú)對(duì)Cu在迎春根部富集轉(zhuǎn)運(yùn)機(jī)理的研究報(bào)道。但有研究表明，木本植物在受到Cu脅迫時(shí)根部細(xì)胞壁產(chǎn)生大量多糖和蛋白質(zhì)，與Cu2+結(jié)合形成沉淀， 將其固定在細(xì)胞壁及液泡中， 根細(xì)胞Cu2+轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白表達(dá)被抑制，限制Cu2+跨膜運(yùn)輸，阻止Cu2+向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)（Yang et al.，2015；王子誠(chéng)等，2021）。因此當(dāng)迎春吸收過(guò)量Cu2+時(shí)，根系可能會(huì)啟動(dòng)防御，減少進(jìn)入莖、葉的重金屬含量，將Cu2+截留在根部，這可能是迎春緩解Cu毒害作用的機(jī)制之一。

3.2 土壤與大氣沉降Cu處理對(duì)迎春葉綠素?zé)晒鈪?shù)的影響

葉綠素?zé)晒鈪?shù)是描述植物光合生理狀況的參數(shù)，可反映植物重金屬脅迫下的受損程度。本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)隨土壤和大氣處理濃度的增加，F(xiàn)0先降低后升高，F(xiàn)v/Fm與SPAD值先上升后下降。這是由于Cu是葉綠體中的重要組成元素，適量的Cu促進(jìn)葉綠素合成，增強(qiáng)光合作用，但過(guò)量的Cu則導(dǎo)致葉綠素蛋白失活，類囊體結(jié)構(gòu)受損，葉綠素含量降低。此外，Cu脅迫下1，5-二磷酸核酮糖羧化酶/加氧酶（RuBisCu）效率降低，進(jìn)而導(dǎo)致電子傳遞受阻，光化學(xué)效率被抑制，光合活性下降（Boussadia et al.，2015；許喆等，2019）。另外，過(guò)量的Cu2+還會(huì)替代葉綠素中的Mg2+，引發(fā)葉綠體膜的過(guò)氧化作用（Aly et al.，2012）。盡管試驗(yàn)中葉綠素?zé)晒鈪?shù)變化不顯著，但雙重處理下迎春葉綠素含量和光化學(xué)轉(zhuǎn)換效率仍受到影響，最終表現(xiàn)為生物量的下降。這與Rodriguez（2012）和Shahbaz等（2010）的研究相近。

3.3 土壤與大氣沉降Cu處理對(duì)迎春生理指標(biāo)的影響

重金屬脅迫下，植物會(huì)產(chǎn)生過(guò)量活性氧（ROS），導(dǎo)致膜脂過(guò)氧化，生物膜選擇透性降低（劉文英，2015）。MDA是膜脂過(guò)氧化的產(chǎn)物，能夠引起生物大分子間的交聯(lián)聚合，加劇膜結(jié)構(gòu)的損傷（張博宇和滕維超，2020）。當(dāng)ROS累積過(guò)量時(shí)，植物通過(guò)增加抗氧化酶系統(tǒng)活性來(lái)降低ROS造成的細(xì)胞損傷（Venkatachalam et al.，2017）。其中，SOD將O-2轉(zhuǎn)化為H2O2和O2，CAT與POD將H2O2催化分解為H2O和O2，從而保護(hù)細(xì)胞免受氧化毒害 （劉朝榮等，2020）。PRO積累可以調(diào)節(jié)滲透平衡，維持細(xì)胞膨壓和質(zhì)膜完整，減輕脅迫傷害（Mattioli et al.，2009）。本研究中，大氣單一處理下MDA含量降低，抗氧化酶活性提升，PRO含量增加，有效清除ROS并減緩膜脂過(guò)氧化作用。然而，土壤單一處理及土壤和大氣雙重處理導(dǎo)致MDA含量大幅升高，抗氧化酶活性與PRO含量逐漸降低，這與劉建宏（2014）的研究一致。迎春體內(nèi)酶系統(tǒng)功能紊亂，細(xì)胞膜透性增加，細(xì)胞器被破壞，滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)合成受阻影響植物生理代謝活動(dòng)，這可能是迎春生長(zhǎng)受到抑制的原因之一。

3.4 土壤與大氣沉降Cu處理對(duì)迎春生長(zhǎng)的影響

生長(zhǎng)指標(biāo)的變化可以綜合反映植株對(duì)重金屬脅迫的響應(yīng)。本研究中，迎春各生長(zhǎng)指標(biāo)在大氣單一處理組中基本高于對(duì)照組且呈上升趨勢(shì)。在土壤單一處理及土壤和大氣雙重處理組中，生長(zhǎng)指標(biāo)則出現(xiàn)了低濃度促進(jìn)、高濃度抑制的變化規(guī)律。適宜濃度的Cu可以促進(jìn)迎春微量元素吸收，有利于生長(zhǎng)；而過(guò)量的Cu則會(huì)導(dǎo)致迎春根系生長(zhǎng)被抑制，株高降低，生物量下降。Cui YC等（2019）研究表明，Cu在植物根細(xì)胞中積累，會(huì)減少生長(zhǎng)素、細(xì)胞分裂素等植物激素的分泌，抑制根部酶活性，減緩細(xì)胞增殖速度，從而影響根系生長(zhǎng)發(fā)育及地上部生長(zhǎng)。根系是植物吸收重金屬污染的重要器官，根系耐性指數(shù)是反映植物對(duì)重金屬耐受程度的重要參數(shù)。本試驗(yàn)中，迎春耐性指數(shù)最小值大于高耐受型標(biāo)準(zhǔn)（TI>60），說(shuō)明迎春屬于高耐受型植物并對(duì)Cu有較強(qiáng)適應(yīng)性。

3.5 迎春響應(yīng)土壤與大氣Cu處理參數(shù)的綜合分析

雙因素方法分析及Pearson相關(guān)性分析表明，迎春對(duì)Cu的富集和生理生長(zhǎng)響應(yīng)主要受到土壤Cu處理的影響，而大氣沉降的影響則相對(duì)較小。各項(xiàng)參數(shù)與Cu處理的濃度和方式密切相關(guān)，通過(guò)相關(guān)性分析得出各參數(shù)彼此間亦存在一定相關(guān)性，可從中選擇相關(guān)性較強(qiáng)的因素，作為評(píng)定迎春對(duì)土壤及大氣Cu處理響應(yīng)的重要指標(biāo)。

4?結(jié)論

（1）土壤Cu處理是迎春根、莖、葉Cu含量增加的主要因素，但大氣處理也能顯著增加迎春各部位Cu含量，兩者交互作用對(duì)莖、葉中Cu含量的貢獻(xiàn)率分別為16.66%和6.70%。迎春各器官Cu富集含量表現(xiàn)為根>莖>葉，植株整體表現(xiàn)出對(duì)土壤和大氣Cu污染較強(qiáng)的富集特征。

（2）迎春在適量Cu處理下可以通過(guò)提升光合能力、維持活性氧平衡、積累滲透調(diào)節(jié)物質(zhì)等方式，來(lái)促進(jìn)生理代謝以及生長(zhǎng)情況，但超出耐受界限后，就會(huì)造成生理生長(zhǎng)損傷。

（3）試驗(yàn)中迎春根系耐性指數(shù)最小值高于高耐受型（TI>60）標(biāo)準(zhǔn)，說(shuō)明迎春屬于高耐受型植物并對(duì)Cu有較強(qiáng)適應(yīng)性。

（4）迎春花色鮮亮，枝條婀娜，在模擬北京市土壤和大氣Cu濃度處理下，能有效富集土壤和大氣中Cu污染，并仍維持良好的生長(zhǎng)狀態(tài)，兼顧美觀性與植物修復(fù)實(shí)用性。這為北京市Cu污染治理工作及園林灌木樹種選育工作提供了理論參考。

參考文獻(xiàn)：

ALY AA， MOHAMED AA， 2012. The impact of copper ion on growth， thiol compounds and lipid peroxidation in two maize cultivars（Zea mays L.）grown‘in vitro’ ［J］. Aust J Crop Sci， 6（3）： 541-549.

BAKER AJM， MCGRATH SP， SIDOLI CMD， et al.， 1994. The possibility of in situ heavy metal decontamination of polluted soils using crops of metal-accumulating plants ［J］. Resour Conserv Recyc， 11（1/4）： 41-49.

BOUSSADIA O， STEPPE K， VAN LABEKE MC， et al.， 2015. Effects of nitrogen deficiency on leaf chlorophyⅡ fluorescence parameters in two olive tree cultivars ‘Meski’ and ‘Koroneiki’ ［J］. J Plant Nutr， 38（14）： 2230-2246.

CAO XY， TAN CY， WU LH， et al.， 2020. Atmospheric deposition of cadmium in an urbanized region and the effect of simulated wet precipitation on the uptake performance of rice ［J］. Sci Total Environ， 700： 134513.

CHEN TB， ZHENG YM， CHEN H， et al.， 2004. A systematic study on the background values of heavy metals in soils in Beijing ［J］. Environ Sci， 25（1）： 117-122.［陳同斌， 鄭袁明， 陳煌， 等， 2004. 北京市土壤重金屬含量背景值的系統(tǒng)研究 ［J］. 環(huán)境科學(xué)， 25（1）： 117-122.］

CUI J， WANG W， PENG Y， et al.， 2019. Effects of simulated Cd deposition on soil Cd availability， microbial response， and crop Cd uptake in the passivation-remediation process of Cd-contaminated purple soil ［J］. Sci Total Environ， 683： 782-792.

CUI YC， WANG ML， YIN XM， et al.， 2019. OsMSR3， a small heat shock protein， confers enhanced tolerance to copper stress in Arabidopsis thaliana ［J］. Int J Mol Sci， 20（23）： 6096.

GU JW， 2019. Research progress and trend of heavy metal pollution in urban atmospheric particulate matter in my country ［J］. Earth Environ， 47（3）： 385-396.［顧家偉， 2019. 我國(guó)城市大氣顆粒物重金屬污染研究進(jìn)展與趨勢(shì) ［J］. 地球與環(huán)境， 47（3）： 385-396.］

HE TT， 2018. Physiological response and enrichment capacity of Celosia argentea and Celosia japonica to copper stress ［D］.Wuhan： University of Chinese Academy of Sciences （Wuhan Botanical Garden， Chinese Academy of Sciences）.［何童童， 2018. 青葙和雞冠花對(duì)銅脅迫的生理響應(yīng)和富集能力研究 ［D］. 武漢： 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)（中國(guó)科學(xué)院武漢植物園）.］

HUANG GY， 2018. Mechanism of copper accumulation in castor （Ricinus communis L.） and its application on remediation of copper contaminated soil ［D］. Wuhan： Huazhong Agricultural University.［黃國(guó)勇， 2018. 蓖麻（Ricinus communis L.）富集銅的機(jī)制及其對(duì)銅污染土壤的修復(fù) ［D］. 武漢： 華中農(nóng)業(yè)大學(xué).］

KANG S， 2020. Research progress on heavy metal pollution in Beijing urban green space soil ［J］. Contemp Hortic， 43（21）： 27-31.［康帥， 2020. 北京城市綠地土壤重金屬污染研究進(jìn)展 ［J］. 現(xiàn)代園藝， 43（21）： 27-31.］

LEVEQUE T， CAPOWIEZ Y， SCHRECK E， et al.， 2014. Earthworm bioturbation influences the phytoavailability of metals released by particles in cultivated soils ［J］. Environ Pollut， 191： 199-206.

LI J， LI SY， SUN XY， et al.， 2019. Distribution characteristics and influencing factors of soil heavy metals in green space in Chaoyang District （inside the Fifth Ring Road） of Beijing ［J］. Res Soil Water Conserv， 26（3）： 311-317.［李婧， 李素艷， 孫向陽(yáng)， 等， 2019. 北京市朝陽(yáng)區(qū)（五環(huán)內(nèi)）綠地土壤重金屬分布特征及其影響因素 ［J］. 水土保持研究， 26（3）： 311-317.］

LI YJ， 2010. Physiological response and tolerance evaluation on six urban greening seedlings under soil Cu and Pb contamination ［D］. Beijing： Beijing Forestry University.［李永杰， 2010. 6種城市綠化樹種苗木對(duì)土壤Cu、Pb污染的生理響應(yīng)及耐性評(píng)價(jià) ［D］. 北京： 北京林業(yè)大學(xué).］

LIN XY， LI HM， LI YH， et al.， 2019. Relationship between dust retention ability and the heavy metal content of shrubs ［J］. Jiangsu Agric Sci， 47（15）： 180-183. ［林星宇， 李海梅， 李彥華， 等， 2019. 灌木滯塵能力與重金屬含量間的關(guān)系 ［J］. 江蘇農(nóng)業(yè)科學(xué)， 47（15）： 180-183.］

LIU CF， XIAO RB， HUANG F， et al.， 2020. Accumulation and physiological response of Amaranthus tricolor L. seedlings to lead under soil and atmospheric stress ［J］. Acta Ecol Sin， 40（24）： 9174-9183.［劉楚藩， 肖榮波， 黃飛， 等， 2020. 土壤與大氣雙重脅迫下莧菜幼苗對(duì)鉛的累積與生理響應(yīng) ［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 40（24）： 9174-9183.］

LIU CR， ZHANG LQ， YANG Y， et al.， 2021. Responses of physiological and biochemical indexes of Dove tree seedlings to heavy metal lead and cadmium stress ［J］. Guihaia， 41（9）： 1401-1410.［劉朝榮， 張柳青， 楊艷， 等， 珙桐幼苗生理生化指標(biāo)對(duì)重金屬鉛、鎘脅迫的響應(yīng) ［J］. 廣西植物， 41（9）： 1401-1410.］

LIU HL， ZHOU J， LI M， et al.， 2019. Study of the bioavailability of heavy metals from atmospheric deposition on the soil-pakchoi （Brassica chinensis L.） system ［J］. J Hazard Mat， 362： 9-16.

LIU JH， 2014. Tolerance and enrichment characteristics of two species of eucalyptus under cadmium， copper， lead and zinc stress ［D］. Ya’an： Sichuan Agricultural University.［劉健宏， 2014. 兩種桉樹在鎘、銅、鉛和鋅脅迫下的耐性和富集特征研究 ［D］. 雅安： 四川農(nóng)業(yè)大學(xué).］

LIU LL， 2020. Evaluation and risk assessment of heavy metal pollution in surface soils of urban parks in Beijing ［D］. Hefei：Anhui University.［劉玲玲， 2020. 北京城市公園表層土壤重金屬污染評(píng)價(jià)及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估 ［D］.合肥： 安徽大學(xué).］

LIU WY， 2015. Plant adversity and genes ［M］. Beijing： Beijing Institute of Technology Press.［劉文英， 2015. 植物逆境與基因 ［M］. 北京： 北京理工大學(xué)出版社.］

LUX A， OTTNIKOVA A， OPATMA J， et al.， 2004. Differences in structure of adventitious roots in salix clones with contrasting characteristics of cadmium accumulation and sensitivity ［J］. Physiol Plant， 120（4）： 537-545.

MATTIOLI R， COSTANTINO P， TROVATO M， 2009. Proline accumulation in plants ［J］. Plant Sign Behav， 4（11）： 1016-1018.

PAN YP， WANG YS， 2015. Atmospheric wet and dry deposition of trace elements at 10 sites in Northern China ［J］. Atmos Chem Phys， 15（2）： 951-972.

RODRIGUEZ E， SANTOS C， AZEVEDO R， et al.， 2012. Chromium （VI） induces toxicity at different photosynthetic levels in pea［J］. Plant Physiol Biochem， 53： 94-100.

SAUMEL I， KOTSYUK I， HOLSCHER M， et al.， 2012. How healthy is urban horticulture in high traffic areas？ Trace metal concentrations in vegetable crops from plantings within inner city neighbourhoods in Berlin， Germany ［J］. Environ Pollut， 165： 124-132.

SHAHBAZ M， MEI HT， STUIVER CEE， et al.， 2010. Copper exposure interferes with the regulation of the uptake， distribution and metabolism of sulfate in Chinese cabbage ［J］. J Plant Physiol， 167（6）： 438.

VENKATACHALAM P， JAYALAKSHMI N， GEETHA N， et al.， 2017. Accumulation efficiency， genotoxicity and antioxidant defense mechanisms in medicinal plant Acalypha indica L. under lead stress［J］. Chemosphere， 171： 544-553.

WANG QR， CUI YS， DONG YT， 2001. Phytoremediation： an effective approach to remediation of heavy metal contaminated soils ［J］. Acta Ecol Sin， 21（2）： 326-331.［王慶仁， 崔巖山， 董藝婷， 2001. 植物修復(fù)——重金屬污染土壤整治有效途徑 ［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 21（2）： 326-331.］

WANG ZC， CHEN MX， YANG YX， et al.， 2021. Research progress on the effects of copper stress on plant growth and development and the mechanism of plant copper tolerance ［J］. J Plant Nutr Fertil， 27（10）： 1849-1863.［王子誠(chéng)， 陳夢(mèng)霞， 楊毓賢， 等， 2021. 銅脅迫對(duì)植物生長(zhǎng)發(fā)育影響與植物耐銅機(jī)制的研究進(jìn)展 ［J］. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào)， 27（10）： 1849-1863.］

XIONG QL， 2021. Characteristics of dustfall elements and causes of heavy metal pollution in Beijing ［J］. Acta Geod et Cartograph Sin， 50（2）： 281.［熊秋林， 2021. 北京降塵元素特征與重金屬污染成因分析 ［J］. 測(cè)繪學(xué)報(bào)， 50（2）： 281.］

XIONG QL， XIAO HW， CHENG PG， et al.， 2021. Distribution of heavy metal pollution in Beijings topsoil and its contribution to atmospheric deposition ［J］. Ecol Environ Sci， 30（4）： 816-824.［熊秋林， 肖紅偉， 程朋根， 等， 2021. 北京表層土壤重金屬污染分布及大氣沉降貢獻(xiàn) ［J］. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 30（4）： 816-824.］

XIONG T， AUSTRUY A， PIERART A， et al.， 2016. Kinetic study of phytotoxicity induced by foliar lead uptake for vegetables exposed to fine particles and implications for sustainable urban agriculture ［J］. J Environ Sci， 46： 16-27.

XIONG T， ZHANG T， DUMAT C， et al.， 2019. Airborne foliar transfer of particular metals in Lactuc sativa L.： translocation， phytotoxicity， and bioaccessibility ［J］. Environ Sci Pollut Res， 26（20）： 20064-20078.

XU XN， ZENG LM， ZHANG YH， et al.， 2016. Analysis of heavy metal pollution in winter in Huairou District， Beijing ［J］. Environ Chem， 35（12）： 2460-2468.［許栩楠， 曾立民， 張遠(yuǎn)航， 等， 2016. 北京市懷柔區(qū)冬季大氣重金屬污染狀況分析 ［J］. 環(huán)境化學(xué)， 35（12）： 2460-2468.］

XU Z， REN J， TIAN Y， et al.， 2019. Effects of exogenous ABA on photosynthetic characteristics of perennial ryegrass under drought stress ［J］. Acta Agr Sin， 27（5）： 1243-1249.［許喆， 任健， 田英， 等， 2019. 外源ABA 對(duì)干旱脅迫下多年生黑麥草光合特性的影響 ［J］. 草地學(xué)報(bào)， 27（5）： 1243-1249.］

YANG JL， CHEN Z， WU SQ， et al.， 2015. Overexpression of the Tamarix hispida ThMT3 gene increases copper tolerance and adventitious root induction in Salix matsudana Koidz ［J］. Plant Cell Tiss Organ Cult （PCTOC）， 121（2）： 469-479.

YANG ZP， LU WX， LONG YQ， 2009. Characteristics of atmospheric dry and wet dustfall of heavy metals in Changchun City ［J］. Res Environ Sci， 22（1）： 28-34.［楊忠平， 盧文喜， 龍玉橋， 2009. 長(zhǎng)春市城區(qū)重金屬大氣干濕降塵特征 ［J］. 環(huán)境科學(xué)研究， 22（1）： 28-34.］

ZENG QY， LING QP， YANG ZD， et al.， 2019. Effects of copper stress on growth and antioxidant enzymes in sugarcane ［J］. Guihaia， 39（7）： 951-958.［曾巧英， 凌秋平， 楊湛端， 等， 銅脅迫對(duì)甘蔗生長(zhǎng)及抗氧化酶活性的影響 ［J］. 廣西植物，

39（7）： 951-958.］

ZHANG BY， TENG WC， 2020. Effects of lead stress on growth and physiology of Tabebuia chrysantha seedlings ［J］. J NE For Univ， 48（7）： 7-10.［張博宇， 滕維超， 2020. 鉛脅迫對(duì)黃花風(fēng)鈴木幼苗生長(zhǎng)和生理指標(biāo)的影響 ［J］. 東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)， 48（7）： 7-10.］

ZHANG LH， LI PJ， LI XM， et al.， 2005. Effects of cadmium stress on the growth and physiological characteristics of wheat seedlings ［J］. Chin J Ecol， 24（4）： 458-460.［張利紅， 李培軍， 李雪梅， 等， 2005. 鎘脅迫對(duì)小麥幼苗生長(zhǎng)及生理特性的影響 ［J］. 生態(tài)學(xué)雜志， 24（4）： 458-460.］

ZHANG YX， WANG M， HUANG B， et al.， 2018. Soil mercury accumulation， spatial distribution and its source identification in an industrial area of the Yangtze Delta， China ［J］. Ecotoxicol Environ Saf， 163： 230-237.

ZHANG MK， LIU ZY， ZHOU C， 2010. The effect of atmospheric deposition on heavy metal accumlation in vegetable crop near a lead-zinc mine ［J］. J Zhejiang Univ （Agric Life Sci Ed）， 36（2）： 221-229.［章明奎， 劉兆云，周翠， 2010. 鉛鋅礦區(qū)附近大氣沉降對(duì)蔬菜中重金屬積累的影響 ［J］. 浙江大學(xué)學(xué)報(bào)（農(nóng)業(yè)與生命科學(xué)版）， 36（2）： 221-229.］

ZHENG BJ， HAN YC， TANG W， et al.， 2014. The influence on urban river water quality and characteristic of pollutants captured by vine-like shrubs along the bank ［J］.Environ Eng， 32（S1）：95-98.［鄭濱潔， 韓軼才， 唐偉， 等， 2014. 岸邊藤狀灌木滯留污染物特征及對(duì)城市河道水質(zhì)的影響 ［J］. 環(huán)境工程， 32（S1）： 95-98.］

ZHU CH， TANG JM， GAO LM， et al.， 2019. Effects of combined stress of heavy metals Cu， Zn and Cd on physiology and biochemistry of Jatropha curcas seedlings ［J］. Guihaia， 39（6）： 752-760.［朱成豪， 唐健民， 高麗梅， 等， 2019. 重金屬銅、鋅、鎘復(fù)合脅迫對(duì)麻瘋樹幼苗生理生化的影響 ［J］. 廣西植物， 39（6）： 752-760.］

ZHU J， WANG P， JIA SS， et al.， 2016. Tolerance， accumulation， translocation and stress response of Salix matsudana Koidz to lead ［J］. Acta Sci Circumst， 36（10）： 3876-3886.［朱健， 王平， 夾書珊， 等， 2016. 旱柳（Salix matsudana Koidz）對(duì)Pb的耐性、富集、轉(zhuǎn)運(yùn)與脅迫響應(yīng)研究 ［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 36（10）： 3876-3886.］

（責(zé)任編輯?李?莉?王登惠）