土壤和葉面 Pb污染對(duì)小麥生長(zhǎng)及體內(nèi) Pb分布和積累的影響

殷云龍,李曉明,華建峰,徐建華

〔江蘇省·中國科學(xué)院植物研究所(南京中山植物園),江蘇 南京 210014〕

近年來,公路兩側(cè)土壤和農(nóng)作物的 Pb污染問題一直備受人們的關(guān)注[1-4]。汽車尾氣中的 Pb可以通過沉降于土壤和經(jīng)由大氣沉降于植物表面這 2種途徑被植物吸收[5],關(guān)于這 2種污染途徑對(duì)植物可食部分 Pb含量的影響程度,不同研究者的看法存在較大分歧。李湘洲[6]對(duì)公路邊農(nóng)作物中 Pb含量進(jìn)行了研究,認(rèn)為大氣中的 Pb對(duì)小麥 (TriticumaestivumL.)籽粒 Pb含量的影響較明顯；鄭路等[7]測(cè)定了生長(zhǎng)在污染空氣中的蔬菜 Pb含量,認(rèn)為 50％以上的 Pb是葉片從大氣中吸收的；還有部分研究者認(rèn)為,農(nóng)作物從大氣中吸收 Pb只是次要途徑,主要途徑還是通過根系吸收土壤中的 Pb,且不同作物表現(xiàn)各異[7-9]。

Pb的毒性臨界值是制定食品 Pb安全標(biāo)準(zhǔn)的重要依據(jù),關(guān)于土壤中 Pb污染毒性臨界值的研究較多,但關(guān)于大氣中 Pb污染對(duì)食品安全影響的研究還較少。作者通過模擬土壤和葉面 Pb污染的方法,探討了土壤和大氣 Pb污染條件下,小麥各器官中 Pb的積累和轉(zhuǎn)移規(guī)律,為公路兩側(cè)土壤和大氣 Pb污染對(duì)農(nóng)作物的影響評(píng)價(jià)提供參考依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 材料

供試土壤于 2007年 10月取自江蘇省·中國科學(xué)院植物研究所 (南京中山植物園)實(shí)驗(yàn)苗圃,為地表 40 cm以內(nèi)的黃棕壤土,pH 7.6；土壤中的全氮含量為 1.85 g·kg-1、全磷含量為 0.55 g·kg-1、全鉀含量為 0.657 m g·kg-1、Pb含量為 44.25 m g· kg-1[10]。土壤去除明顯雜質(zhì)后,風(fēng)干、混勻,過 1 cm ×1 cm篩,備用。

供試小麥品種為‘楊麥 158號(hào)’,購自江蘇明天種業(yè)科技有限公司。實(shí)驗(yàn)在江蘇省·中國科學(xué)院植物研究所內(nèi)的通風(fēng)玻璃房中進(jìn)行。

1.2 方法

1.2.1 Pb污染處理方法 本研究設(shè)置了土壤和葉面 Pb污染 2組盆栽實(shí)驗(yàn)。土壤 Pb污染處理共設(shè) 8個(gè)處理組,Pb添加量分別為 0(對(duì)照)、10、50、100、300、500、1 000和 2 000 m g·kg-1,根據(jù)土壤干質(zhì)量計(jì)算 Pb的添加量并換算成 Pb(OA c)2·3H2O的添加量。將 10 kg土壤、適量的 Pb(OA c)2·3H2O以及20 g佳馥牌復(fù)合肥 (江蘇常州中東化肥有限公司生產(chǎn))混勻裝入塑料桶(直徑 29.5 cm、高 25 cm)中,每個(gè)處理 8桶 (即 8次重復(fù))。分別注水至土壤水飽和,放置 2周后,每桶直播 50粒小麥種子,待苗高 5～6 cm后定苗,每桶定植 30株,整個(gè)生育期通過稱重法嚴(yán)格控制土壤含水量。

葉面 Pb污染處理共設(shè) 7個(gè)處理組,Pb溶液的質(zhì)量濃度分別為 0(對(duì)照)、10、50、100、500、1 000和2 000m g·L-1,將 10 kg土壤和 20 g佳馥牌復(fù)合肥混勻后裝入塑料桶中,每個(gè)處理 4桶(即 4次重復(fù))。分別注水至土壤水飽和,放置 2周后,每桶直播 50粒小麥種子,至苗高 5～6 cm后定苗,每桶定植 30株,整個(gè)生育期通過稱重法嚴(yán)格控制土壤含水量。在小麥抽穗前每 5天于上午 9時(shí)對(duì)葉面噴施 1次 Pb溶液,每次 200mL,連續(xù)噴施 9次。為了避免噴施 Pb溶液時(shí)造成土壤 Pb污染,噴施時(shí)將桶體側(cè)放,兩面均勻高度霧化噴施,待葉子上的溶液基本干時(shí)再將桶體扶正。

1.2.2 樣品采集和 Pb含量測(cè)定方法 土壤樣品以四分法取樣,風(fēng)干、碾磨并過 100目篩,經(jīng) HC l-KC lO4(體積比為 4∶1)混合消化后,采用 TAS990石墨爐原子吸收分光光度計(jì) (北京普析通用儀器有限責(zé)任公司生產(chǎn))測(cè)定 Pb含量。同時(shí),選用中國地質(zhì)科學(xué)院地球物理化學(xué)勘探研究所的土壤標(biāo)準(zhǔn)樣品(GBW 07406)控制分析的準(zhǔn)確性。

在收獲期一次性采集小麥樣品。為了控制植物樣品的分析數(shù)量,土壤 Pb污染組選擇 0、300和 2 000 m g·kg-13個(gè)處理組,葉面 Pb污染組選擇 0、100和2 000m g·L-13個(gè)處理組,采集小麥根、莖、葉和籽粒,用于小麥體內(nèi) Pb積累和轉(zhuǎn)移的研究；其他處理組則只采集小麥的葉片和籽粒,用于葉片和籽粒中 Pb含量的相關(guān)性分析。

各部分樣品依次用表面活性劑清洗 10 s,自來水沖洗 3遍,再用去離子水沖洗 3遍,于 100℃殺青 10 m in后,80℃烘干 48 h,稱取干質(zhì)量后,粉碎、備用。植物樣品經(jīng) HC l-KC lO4(體積比 4∶1)混合消化后,用 TAS990石墨爐原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定小麥各部位的 Pb含量,并選用中國地質(zhì)科學(xué)院地球物理化學(xué)勘探研究所的植物標(biāo)準(zhǔn)樣品 (GBW 07603)控制分析的準(zhǔn)確性。

1.3 數(shù)據(jù)處理

采用 SPSS 13.0軟件進(jìn)行相關(guān)性與差異顯著性分析,采用Duncan多重比較方法分析各處理間的差異顯著性(P＜0.05)。

2 結(jié)果和分析

2.1 Pb污染對(duì)小麥地上部分和籽粒干質(zhì)量的影響

進(jìn)入植物體內(nèi)后,Pb可以改變細(xì)胞膜透性,從而對(duì)葉綠體、線粒體和細(xì)胞核等亞顯微結(jié)構(gòu)均有一定程度的破壞作用[11-12]。Pb能夠競(jìng)爭(zhēng)性地取代某些酶活性中心的金屬元素從而影響這些酶的正?；钚?引起植物光合作用、呼吸作用、氮素代謝及核酸代謝等一系列生理生化過程的紊亂[13]。Pb還可以通過拮抗作用使植物體內(nèi)元素水平失調(diào),造成營養(yǎng)脅迫,間接影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育[14]。

土壤和葉面 Pb污染對(duì)小麥地上部分以及籽粒干質(zhì)量的影響見表 1。由表 1可見,土壤中 Pb的添加量達(dá)到 10m g·kg-1時(shí),小麥地上部分的干質(zhì)量較對(duì)照顯著增加(P＜0.05),增幅達(dá) 6.4％；而土壤中 Pb的添加量為 100和 2 000m g·kg-1時(shí),小麥地上部分的干質(zhì)量比對(duì)照分別減少 5.1％和 15.5％,差異顯著(P＜0.05)。土壤中 Pb的添加量為 2 000m g·kg-1時(shí),小麥籽粒的干質(zhì)量顯著低于對(duì)照 (P＜0.05),減產(chǎn)達(dá)到 13.3％；其他處理組的小麥籽粒干質(zhì)量均與對(duì)照差異不顯著。

表 1 土壤和葉面 Pb污染對(duì)小麥地上部分及籽粒干質(zhì)量的影響1)Tab le 1 Effects of Pb po llu tion in so il or on lea f surface on dry weigh ts of above-ground par tand gra in of w hea t(Triticum aestivum L.)1)

由表 1還可以看出,在葉面噴施 100m g·L-1Pb溶液,小麥地上部分以及籽粒的干質(zhì)量均顯著低于對(duì)照(P＜0.05),分別較對(duì)照降低了 10.3％和 15.5％；其他處理組小麥地上部分以及籽粒的干質(zhì)量與對(duì)照沒有顯著差異。

2.2 Pb污染對(duì)小麥植株各器官 Pb含量的影響

經(jīng)過根或葉面的吸收后,Pb進(jìn)入植株體內(nèi)并在植株體內(nèi)積累。在土壤或葉面 Pb污染條件下小麥植株各器官的 Pb含量分別見表 2和表 3。

表 2的數(shù)據(jù)顯示,與對(duì)照相比,在土壤 Pb污染條件下,隨土壤中 Pb添加量的提高小麥各器官的 Pb含量均顯著提高 (P＜0.05),300m g·kg-1Pb處理組及對(duì)照組小麥各器官中 Pb含量從高至低依次為根、莖、葉、籽粒,2 000m g·kg-1Pb處理組小麥各器官中 Pb含量由高至低依次為根、葉、莖、籽粒,且不同處理組及對(duì)照組間的含量差異不同。對(duì)照組小麥籽粒中的Pb含量?jī)H為根中 Pb含量的 3.69％；300m g·kg-1Pb處理組小麥根中的 Pb含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于其他器官,其中籽粒中的 Pb含量為根中 Pb含量的 0.18％；2 000 m g·kg-1Pb處理組小麥根中的 Pb含量也遠(yuǎn)高于其他器官,其中籽粒 Pb含量?jī)H為根中 Pb含量的 0. 13％。在土壤 Pb污染條件下,小麥地上部分各器官的 Pb含量遠(yuǎn)低于地下部分,說明根系從土壤中吸收的 Pb大部分都積累在根系中,少部分轉(zhuǎn)移至其他器官,顯示出一定的就近積累效應(yīng)。

表 3數(shù)據(jù)顯示,與對(duì)照相比,當(dāng)葉面分別噴施 100和 2 000 m g·L-1Pb溶液時(shí),小麥莖、葉和籽粒中的Pb含量均顯著增加 (P＜0.05),但根中的 Pb含量并沒有顯著差異。對(duì)照組小麥各器官中的 Pb含量從高至低依次為根、莖、葉、籽粒；在 100m g·L-1Pb處理組中,小麥各器官的 Pb含量從高至低依次為葉、莖、根、籽粒,且葉片中的 Pb含量遠(yuǎn)高于其他器官,籽粒中的 Pb含量?jī)H為葉片 Pb含量的 0.41％；在 2 000m g ·L-1Pb處理組中,小麥各器官的 Pb含量從高至低依次為葉、莖、籽粒、根,且葉片中的 Pb含量遠(yuǎn)高于其他器官,籽粒中的 Pb含量?jī)H為葉片 Pb含量的 0. 19％。結(jié)果顯示,在葉面 Pb污染條件下,小麥根中 Pb含量受葉面 Pb污染的影響小于其他器官,且小麥葉片中的 Pb含量遠(yuǎn)高于其他器官,說明葉片吸收的 Pb大部分積累在葉片中,僅有少部分轉(zhuǎn)移至地上部分的其他器官,轉(zhuǎn)移至根系中的 Pb更少,也同樣顯示出就近積累效應(yīng)。

表 2 土壤 Pb污染條件下小麥植株各器官 Pb含量的比較1)Tab le 2 Com par ison of Pb con ten t in d ifferen t organ s of whea t(T riticum aestivum L.)under Pb po llu tion in so il1)

表 3 葉面 Pb污染條件下小麥植株各器官 Pb含量的比較1)Tab le 3 Com par ison of Pb con ten t in d ifferen t organ sof whea t(T riticum aestivum L.)under Pb pollution on leaf surface1)

2.3 Pb污染濃度與小麥籽粒中 Pb含量的相關(guān)性和Pb毒性臨界值分析

小麥籽粒中 Pb含量與 Pb污染濃度之間的相關(guān)性分析結(jié)果顯示,小麥籽粒中的 Pb含量與 Pb污染濃度呈極顯著正相關(guān) (P＜0.001)。為了精確估測(cè)土壤和葉面 Pb污染對(duì)小麥籽粒中 Pb含量的影響,采用三次曲線方程對(duì) Pb污染濃度與籽粒中的 Pb含量進(jìn)行擬合,各方程的R2都達(dá)到了極顯著水平(P＜0.001)。

在土壤 Pb污染條件下,小麥籽粒中的 Pb含量與Pb添加量間的曲線方程為：y=2.108+0.06x+8.27 ×10-6x2-3.9×10-9x3,R2=0.987(P＜0.001)；籽粒中的 Pb含量與土壤中總 Pb含量的曲線方程為：y=0.269+0.001 05x+2.736×10-7x2-1.707×10-10x3,R2=0.987(P＜0.001)。在葉面 Pb污染條件下,小麥籽粒中的 Pb含量與 Pb污染濃度間的曲線方程為：y=0.465+0.013x-1.1×10-5x2+3.96×10-9x3,R2=0.999(P＜0.001)。根據(jù)曲線方程計(jì)算得出,在土壤本底 Pb含量為 44.25m g·kg-1的情況下,以小麥籽粒中 Pb毒性臨界值 0.5mg·kg-1(GB 14935—94)為標(biāo)準(zhǔn),向土壤中添加的 Pb毒性臨界值為 165mg· kg-1,土壤中總的 Pb毒性臨界值為 209.3mg·kg-1,葉面噴施的 Pb溶液毒性臨界值為2.6mg·L-1。

2.4 Pb污染條件下小麥葉片與籽粒中 Pb含量的相關(guān)性分析

在 Pb污染條件下,小麥葉片與籽粒中 Pb含量的相關(guān)性分析結(jié)果見圖 1。由圖 1可見,小麥葉片和籽粒中的 Pb含量有顯著的正相關(guān)關(guān)系。在土壤 Pb污染條件下,小麥籽粒 Pb含量 (y)與葉片 Pb含量 (x)間的相關(guān)方程為：y=0.120 1x+0.076,R2=0.981 6(P＜0.001)；在葉面 Pb污染條件下,小麥籽粒中的Pb含量(y)與葉片 Pb含量 (x)間的相關(guān)方程為：y=0.001 6x+0.601 1,R2=0.903 6(P＜0.01)。由于植物葉片中污染物的含量常被用于指示大氣環(huán)境中重金屬的污染狀況,因此,通過以上方程式可根據(jù)小麥葉片中的 Pb含量對(duì)籽粒中的 Pb含量進(jìn)行預(yù)測(cè)。

圖 1 土壤(A)和葉面(B)Pb污染條件下小麥葉片與籽粒中 Pb含量的相關(guān)性F ig.1 Correla tion sbetween Pb con ten t in lea f and gra in of whea t(Triticum aestivum L.) under Pb po llu tion in so il(A)or on lea f surface(B)

3 討 論

通過監(jiān)測(cè)公路兩側(cè)土壤以及農(nóng)作物中的 Pb含量,Nabu lo等[15]認(rèn)為,Pb污染的主要途徑為大氣沉降。Do llard[16]研究了蘿卜 (RaphanussativusL.)葉片對(duì) Pb的吸收以及 Pb在蘿卜中的分布情況,發(fā)現(xiàn)葉片吸收的 Pb占根系 Pb吸收總量的 35％。本實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明,在葉面 Pb污染條件下,隨 Pb污染濃度的提高,小麥莖、葉和籽粒中的 Pb含量均顯著增加,其中籽粒中的 Pb含量均顯著高于其毒性臨界值 0.5m g·kg-1(GB 14935—94)。可見,Pb能夠穿透小麥葉片表面的蠟質(zhì)層,并通過維管束系統(tǒng)進(jìn)行傳輸[16]。Nasralla等[17]認(rèn)為,植物果實(shí)中 Pb含量的多少主要取決于葉片中的 Pb含量而不是根系或土壤中的 Pb含量； Dalenberg等[18]甚至發(fā)現(xiàn)小麥籽粒中的 Pb全部來源于大氣沉降。在本研究中,土壤 Pb污染條件下,小麥籽粒 Pb含量與根部 (被污染部位)Pb含量的百分比均小于葉面 Pb污染條件下籽粒 Pb含量與葉片(被污染部位)Pb含量的百分比,據(jù)此推測(cè)小麥葉片中的 Pb可能更容易向籽粒中轉(zhuǎn)移,即小麥葉面 Pb污染對(duì)糧食安全的危害性可能更大。另外,本實(shí)驗(yàn)中葉面 Pb處理為間歇性處理,而土壤 Pb處理則貫穿整個(gè)生育期,可以預(yù)見,如果在整個(gè)生育期葉面連續(xù)遭受 Pb污染,其危害性可能更大。這一推斷與 Salim等[19]以蘿卜為實(shí)驗(yàn)對(duì)象得出的研究結(jié)論基本一致。

土壤和葉面 Pb污染條件下,小麥籽粒中的 Pb含量與 Pb污染濃度有極顯著的正相關(guān)關(guān)系,這與W hatm uff[20]和M cB ride[21]的實(shí)驗(yàn)結(jié)果相似。同樣,小麥葉片 Pb含量與籽粒 Pb含量間也有顯著的正相關(guān)關(guān)系,類似的結(jié)果在水稻(OryzasativaL.)中也得到了驗(yàn)證[22]。由此可見,通過葉片 Pb含量來檢測(cè)土壤和大氣 Pb污染狀況及其向植物可食部分的轉(zhuǎn)移狀況是可行的[22-23]。

關(guān)于土壤 Pb對(duì)農(nóng)作物的毒性臨界值的研究已有很多報(bào)道,但大多集中在水稻[22,24-25]上。宋玉芝[24]以水稻品種‘兩優(yōu)培九’為實(shí)驗(yàn)材料進(jìn)行土壤 Pb污染條件下水稻體內(nèi) Pb毒性研究,并建立了曲線方程,得出土壤 Pb對(duì)水稻的毒性臨界值為 211.5 m g·kg-1；李曉明等[22]估測(cè)了土壤和葉面 Pb污染對(duì)水稻籽粒Pb含量的影響,結(jié)果顯示,向土壤中施加 Pb的毒性臨界值為 77.3m g·kg-1,土壤 Pb總的毒性臨界值為95.7m g·kg-1,向水稻葉面施加 Pb溶液的毒性臨界值為 46.2m g·L-1。本實(shí)驗(yàn)中,小麥土壤 Pb總的毒性臨界值為 209.3 m g·kg-1,與陳懷滿等[10]通過在黃棕壤中添加 Pb(OA c)2獲得的小麥 Pb毒性臨界值(206m g·kg-1)十分接近,均明顯低于國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)值 350m g·kg-1(GB 15618—1995)。據(jù)此,筆者認(rèn)為,在黃棕壤中小麥 Pb的限量標(biāo)準(zhǔn)值需進(jìn)行進(jìn)一步的研究和修訂。

[1］Yin Y L,Zhang TL,Luo YM,etal.Spatialand d iu rnal variations in concentration of atmospheric NOxalong urban-rural roadw ays in Nan jing,Southeastern China[J].International Journal of Environmentand Pollution,2008,32(3)：332-340.

[2］殷云龍,駱永明,張?zhí)伊?等.南京市城鄉(xiāng)公路蜀檜葉片中金屬元素和氮、硫含量分析[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2005,16(5)：929-932.

[3］殷云龍,宋 靜,駱永明,等.南京市城鄉(xiāng)公路綠地土壤重金屬變化及其評(píng)價(jià)[J].土壤學(xué)報(bào),2005,42(2)：206-210.

[4］楊奕如,殷云龍,於朝廣,等.205國道兩側(cè)農(nóng)田土壤和水稻葉片及糙米中重金屬含量的空間分布特征[J].植物資源與環(huán)境學(xué)報(bào),2009,18(2)：73-79.

[5］索有瑞,黃雅麗.西寧地區(qū)公路兩側(cè)土壤和植物中鉛含量及其評(píng)價(jià)[J].環(huán)境科學(xué),1996,17(2)：74-76.

[6］李湘洲.公路系統(tǒng)沿線作物鉛累積狀況的研究[J].中南林學(xué)院學(xué)報(bào),2002,22(1)：40-42.

[7］鄭 路,常 江.合肥市菜園蔬菜和土壤的鉛污染調(diào)查[J].環(huán)境污染與防治,1989,11(5)：33-37.

[8］劉玉萃,李保華,吳明作.大氣 -土壤 -小麥生態(tài)系統(tǒng)中鉛的分布和遷移規(guī)律研究[J].生態(tài)學(xué)報(bào),1997,17(4)：418-425.

[9］石元值,馬立峰,韓文炎,等.汽車尾氣對(duì)茶園土壤和茶葉中鉛、銅、鎘元素含量的影響[J].茶葉,2001,27(4)：21-24.

[10］陳懷滿,陳能場(chǎng),陳英旭,等.土壤 -植物系統(tǒng)中的重金屬污染[M].北京：科學(xué)出版社,1996：210-250.

[11］任安芝,高玉葆,劉 爽.鉻、鎘、鉛脅迫對(duì)青菜葉片幾種生理生化指標(biāo)的影響[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào),2000,6(2)： 112-116.

[12］李榮春.Cd、Pb及其復(fù)合污染對(duì)烤煙葉片生理生化及細(xì)胞亞顯微結(jié)構(gòu)的影響[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2000,24(2)：238-242.

[13］楊丹慧.重金屬離子對(duì)高等植物光合膜結(jié)構(gòu)與功能的影響[J].植物學(xué)通報(bào),1991,8(3)：26-29.

[14］Van A ssche F,C lijstersH.Effectsofmetalson enzyme activity in p lants[J].Plant,Cell and Environment,1990,13(3)：195-206.

[15］Nabulo G,O ryem-O riga H,D iamond M.A ssessment of lead, cadm ium,and zinc contam ination of roadside soils,surface film s, and vegetables in Kampala City,Uganda[J].Environmental Research,2006,101(1)：42-52.

[16］Dollard G J.Glasshouse experimentson the up take of fo liar app lied lead[J].Environmental Pollution Series A,Ecological and B io logical,1986,40(2)：109-119.

[17］NasrallaM M,A li E A.Lead accumulation in edible portions of crops grow n near Egyp tian traffic roads[J].Agriculture,Ecosystem s and Environment,1985,13(1)：73-82.

[18］Dalenberg JW,Van D riel W.Contribution of atmospheric deposition to heavy metal concentrations in field crops[J]. Netherlands Journal of Agricu ltural Science,1990,38：369-379.

[19］Salim R,A l-Subu M M,A tallah A.Effects of root and foliar treatments w ith lead, cadm ium, and copper on the up take distribution and grow th of radish p lants[J].Environment International,1993,19(4)：393-404.

[20］Whatmuff M S.App lying biosolids to acid soils in New South W ales： are guideline soil metal lim its from other countries app rop riate?[J].Australian Journalof Soil Research,2002,40 (6)：1041-1056.

[21］M cB rideM B.Toxicmetals in sewage sludge-amended soils：has p romotion of beneficial use discounted the risks?[J].Advances in EnvironmentalResearch,2003,8(1)：5-19.

[22］李曉明,殷云龍,黃玉潔,等.土壤和葉面鉛污染對(duì)鉛在水稻體內(nèi)的分布和積累的影響[J].土壤,2009,41(4)：556-561.

[23］A lfaniA,BaldantoniD,M aisto G,et al.Temporal and spatial variation in C,N,S,and trace element contents in the leaves ofQuercusilexw ithin the urban area of Nap les[J].Environmental Pollution,2000,109(1)：119-129.

[24］宋玉芝.土壤鉛污染對(duì)水稻生長(zhǎng)影響的研究[J].南京氣象學(xué)院學(xué)報(bào),2005,28(4)：536-542.

[25］康立娟,趙成愛,李 吶.鉛在砂壤水稻土/水稻體系中污染效應(yīng)及累積規(guī)律的研究 [J].吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào),2000,22 (2)：68-70.