4種木本植物對(duì)重金屬鉛、鋅的積累及葉片養(yǎng)分含量特征研究

王旭旭 ，黃鑫浩 ，胡豐姣 ，朱 凡 ，梁惠子 ，王仁杰 ，楚晶晶 ，朱雅荃

（1.中南林業(yè)科技大學(xué)，湖南 長(zhǎng)沙 410004；2.南方林業(yè)生態(tài)技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室，湖南 長(zhǎng)沙 410004）

近年來(lái)，伴隨著鉛、鋅礦產(chǎn)資源開(kāi)發(fā)、金屬冶煉、燃料生產(chǎn)以及鋅肥在農(nóng)業(yè)中的廣泛使用，鉛、鋅元素及其化合物大量進(jìn)入土壤，導(dǎo)致土壤生產(chǎn)性能下降和土壤質(zhì)量惡化，進(jìn)而影響和危害人類(lèi)健康[1-2]。根據(jù)2014年全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)，全國(guó)土壤點(diǎn)位超標(biāo)率為16.1%，其中重金屬污染物鉛、鋅的點(diǎn)位超標(biāo)率分別為1.5%、0.9%。有報(bào)道稱(chēng)，自“十五”規(guī)劃實(shí)施以來(lái)，湖南省的汞、鎘、鉛、鉻排放量居全國(guó)首位，全省受重金屬污染的土地面積達(dá)28 000 hm2，占全省總面積的13%。嚴(yán)重的重金屬污染問(wèn)題對(duì)湖南的經(jīng)濟(jì)發(fā)展與生態(tài)文明建設(shè)提出了新的拷問(wèn)。

植物修復(fù)是一種新興且發(fā)展前景較好的綠色環(huán)境修復(fù)技術(shù)，具有廣域性、永久性、低廉性和易操作等特點(diǎn)，被世界各國(guó)所關(guān)注[3-7]。其中木本植物壽命長(zhǎng)，生物量大，生長(zhǎng)迅速，根系深，可用于修復(fù)重金屬污染[8]。

目前對(duì)于鉛、鋅的超富集植物、耐性植物的研究多限于草本與灌木[1,9-10]，對(duì)木本植物也有一些相關(guān)報(bào)道，如施翔等[11]通過(guò)盆栽實(shí)驗(yàn)證明紫穗槐Amorpha fruticosa Linn.可作為修復(fù)鉛鋅礦區(qū)污染土壤的潛力樹(shù)種。張富運(yùn)等[12]將8種木本植物種植于鉛鋅礦渣中證明光皮樹(shù)Swida wilsoniana、黧蒴栲Castanopsis fi ssa、楠木Phoebe zhennan、杜鵑Azalea可用于鉛鋅污染土壤的修復(fù)。周疆麗等[13]通過(guò)根生長(zhǎng)法研究表明，柳樹(shù)Salix matsudana對(duì)重金屬鉛、鋅具有一定的耐性。張軒等[14]通過(guò)在礦區(qū)樣地隨機(jī)取樣法證明烏桕Sapium sebiferum、泡桐Paulownia、欒樹(shù)Koelreuteria paniculata可用于植物修復(fù)鉛鋅污染土壤。上述研究結(jié)果為鉛鋅礦區(qū)土壤植物修復(fù)提供了樹(shù)種選擇。本研究選用湖南林業(yè)生產(chǎn)常用的4種闊葉木本植物，探究它們對(duì)鉛、鋅的吸收富集潛力，同時(shí)為多年生木本植物在礦區(qū)修復(fù)地發(fā)揮后續(xù)生態(tài)效應(yīng)，還研究了葉片元素的養(yǎng)分吸收特征。研究結(jié)果將為今后湖南鉛、鋅礦廢棄地植物修復(fù)提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料與設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)采用盆栽法，于2015年1月至11月在中南林業(yè)科技大學(xué)西園溫室中進(jìn)行。試驗(yàn)土壤采自于中南林業(yè)科技大學(xué)校園內(nèi)10～20 cm表層土，土壤pH為5.17，土壤全C、全N、全P以及Pb、Zn的含量分別為12.13、0.24、0.16、0.02、0.06 g·kg-1。將采回的土壤風(fēng)干，研磨，過(guò)5 mm×5 mm的篩，充分混勻后裝入塑料花盆（上口徑30 cm、下口徑26 cm、高26 cm），每盆裝土9.0 kg，待用。

供試植物選用榆科櫸屬櫸樹(shù)Zelkova schneideriana、楝科香椿屬毛紅椿Toona ciliata var.pubescens、無(wú)患子科欒樹(shù)屬欒樹(shù)Koelreuteria paniculata、山茶科木荷屬木荷Schima superba，均為1年生容器苗。選取苗高、地徑基本一致的樹(shù)苗栽植在盆中，每盆栽種1株。苗木于室外培養(yǎng)1個(gè)月后移入溫室繼續(xù)培養(yǎng)2個(gè)月。苗木培養(yǎng)期間，用純水澆灌，保持所有供試苗木盆內(nèi)土壤田間持水量在40%左右。

然后人工分別配置Pb、Zn污染溶液，Pb污染處理：將濃度為10 g·L-1PbCl2溶液400 mL摻入每盆盆栽土中（盆底無(wú)滲出液），并且設(shè)置4種Pb污染濃度梯度，即L1（400 mL量摻入1次）、L2（400 mL量摻入2次）、L3（400 mL量摻入3次）、L4（400 mL量摻入4次），多次摻入每次間隔的時(shí)間為3 d。摻入過(guò)程中向盆栽土四周均勻摻入，避免溶液接觸到植物干基部。Zn處理方法同上。對(duì)照組噴灑等量的純水（CK），每種植物每種處理重復(fù)3次，試驗(yàn)共計(jì)120盆。木荷在Zn污染處理5 d后陸續(xù)死亡。試驗(yàn)期間，每次用等量的水澆灌所有盆栽，保持所有供試苗木盆內(nèi)土壤含水率40%左右，溫室內(nèi)白天、夜晚溫度分別為28 ℃、20 ℃，空氣濕度為60%～70%，定期對(duì)所有盆栽進(jìn)行鋤草，松土等管理措施。

1.2 取樣與測(cè)定

植株在污染土中培養(yǎng)40 d后進(jìn)行破壞性取樣，將植株完整地從盆中取出。取出的植株用自來(lái)水洗凈后，按根、莖、葉分別風(fēng)干后，放入干凈的布口袋中置于空氣干燥恒溫箱內(nèi)105 ℃殺青20 min，70 ℃恒溫烘至恒質(zhì)量。植物樣品粉碎后，稱(chēng)取2.0 g，用干灰化-HP3510原子吸收分光光度計(jì)法測(cè)定植物根、莖、葉樣品中Pb、Zn含量以及葉片中Mg、Ca、Fe的含量[15]，用鉬銻抗比色法測(cè)定植物葉片中全P的含量[16]，用火焰光度計(jì)法測(cè)定植物葉片中K的含量[17]。將土壤進(jìn)行風(fēng)干、研磨、烘干后，稱(chēng)取0.5 g，用王水消煮-HP3510原子吸收分光光度計(jì)法測(cè)定土壤樣品中Pb、Zn的含量[18]。

1.3 數(shù)據(jù)處理

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(Translocation factor)= 地上部分的金屬含量/根中的金屬含量[19]。

富集系數(shù)(Accumulator factor)= 植物地上或地下部分重金屬含量/土壤中重金屬含量[20]。

采用Microsoft Excel數(shù)據(jù)系統(tǒng)進(jìn)行平均值和標(biāo)準(zhǔn)誤的計(jì)算，用SPSS 20.0對(duì)同一種植物同一部位在不同濃度處理下的重金屬含量以及同一種植物同一濃度處理下不同部位重金屬含量進(jìn)行ANOVA單因素方差分析、LSD多重比較，對(duì)不同濃度Pb、Zn處理與P、K、Mg、Ca、Fe含量進(jìn)行相關(guān)性分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同木本植物中Pb含量及分布特征

4種木本植物對(duì)Pb吸收狀況如表1所示。4種木本植物體內(nèi)Pb含量基本上隨著Pb濃度的增加而增加。根系是吸收積累Pb的主要部位，4種植物中以木荷最高，達(dá)1 277.18 mg·kg-1，其次為櫸樹(shù)、毛紅椿，最小為欒樹(shù)。其中在L4污染水平以木荷最高，分別是櫸樹(shù)、毛紅椿、欒樹(shù)的1.30倍、2.35倍、2.45倍。4種木本植物地上部分Pb含量以木荷最高，達(dá)182.51 mg·kg-1，其次為毛紅椿，櫸樹(shù)最低。當(dāng)土壤中Pb處理濃度為L(zhǎng)1時(shí)，4種木本植物各器官中Pb含量均表現(xiàn)為：根系＞莖＞葉片，櫸樹(shù)在L2～L4均表現(xiàn)為：根系＞葉片＞莖，欒樹(shù)從L3～L4后均表現(xiàn)為：根系＞葉片＞莖，毛紅椿在L4時(shí)表現(xiàn)為：根系＞葉片＞莖，木荷在各水平處理下均表現(xiàn)為：根系＞莖＞葉片，且各器官間Pb含量基本上差異顯著（P＜0.05）。4種Pb處理水平下各植物體內(nèi)Pb的總含量均表現(xiàn)為Pb處理顯著大于對(duì)照（P＜0.05），且植物體內(nèi)Pb的總含量顯著增加（P＜0.05），表明土壤中Pb的施加濃度是決定植物對(duì)Pb吸收量的關(guān)鍵因素。

表1 Pb在不同植物體內(nèi)的分布與含量?Table 1 Pb distribution and concentration in different woody species (mg·kg-1)

2.2 不同木本植物中Zn含量及分布特征

3種木本植物對(duì)Zn的吸收狀況如表2所示。隨著土壤中Zn處理濃度的增大，3種木本植物各器官中Zn的含量均顯著大于對(duì)照（P＜0.05）。在L1、L2處理水平時(shí)，根系是3種木本植物吸收積累Zn的主要部位，以毛紅椿地上部分Zn含量最高，為145.67 mg·kg-1。在L3處理水平下，毛紅椿陸續(xù)死亡，欒樹(shù)地上部分的Zn含量和總含量分別為櫸樹(shù)的1.07倍和1.08倍。當(dāng)處理水平低于L3時(shí)，櫸樹(shù)、欒樹(shù)各器官中Zn含量均表現(xiàn)為：根系＞莖＞葉片，毛紅椿表現(xiàn)為根系＞葉片＞莖，當(dāng)處理水平為L(zhǎng)3時(shí)，櫸樹(shù)、欒樹(shù)各器官中Zn含量表現(xiàn)為：莖＞葉片＞根系。櫸樹(shù)、欒樹(shù)體內(nèi)Zn的總含量隨Zn處理水平的提高呈先增后減的趨勢(shì)（P＜0.05）；毛紅椿呈增加趨勢(shì)；毛紅椿、欒樹(shù)分別在L3、L4污染水平下死亡。

2.3 不同木本植物對(duì)Pb、Zn的富集能力

植物的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)能反映出重金屬Pb、Zn在植物體內(nèi)的運(yùn)輸和分配情況[21-23]，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)越大，表明重金屬?gòu)母迪虻厣喜糠制鞴俎D(zhuǎn)運(yùn)的能力越強(qiáng)[11-12,24]。植物的富集系數(shù)是反映植物將重金屬吸收轉(zhuǎn)移到體內(nèi)能力大小的重要指標(biāo)，富集系數(shù)越高，則植物對(duì)重金屬的吸收積累能力越強(qiáng)，越有利于植物提取重金屬，修復(fù)污染土壤[24-27]。4種木本植物對(duì)Pb、Zn富集能力狀況如表3所示。4種木本植物在Pb處理下轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1，櫸樹(shù)、毛紅椿、欒樹(shù)和木荷的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的平均值分別為0.12、0.28、0.18、0.11，這表明4種植物對(duì)Pb的運(yùn)輸能力的高低順序?yàn)椋好t椿＞欒樹(shù)＞櫸樹(shù)＞木荷。3種木本植物對(duì)Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)普遍大于Pb處理下的對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)，表明3種木本植物對(duì)Zn的運(yùn)輸能力較強(qiáng)。毛紅椿、欒樹(shù)在Zn處理水平L2、L3時(shí)相繼枯萎死亡，櫸樹(shù)的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)雖然隨著土壤Zn污染水平的增大呈遞減趨勢(shì)，但仍能存活，其體內(nèi)可能存在較強(qiáng)的運(yùn)輸與解毒機(jī)制以應(yīng)對(duì)重金屬Zn的脅迫，而毛紅椿、欒樹(shù)這方面的能力相對(duì)較弱。

表2 Zn在不同植物體內(nèi)的分布與含量?Table 2 Zn distribution and concentration in different woody species (mg·kg-1)

表3 不同木本植物對(duì)重金屬Pb、Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)與富集系數(shù)Table 3 Translocation factor and accumulator factor of Pb, Zn in different woody species

4種植物地上部分對(duì)Pb的富集系數(shù)均小于1，表明植物地上部分中Pb的含量低于土壤中Pb的含量；4種木本植物地上部分對(duì)Pb的富集能力表現(xiàn)為：毛紅椿＞木荷＞欒樹(shù)＞櫸樹(shù)；櫸樹(shù)、毛紅椿、欒樹(shù)、木荷的根系對(duì)Pb富集系數(shù)的平均值分別為0.85、1.00、0.77、1.87，表明木荷根系對(duì)Pb的富集能力高于其他樹(shù)種，其次為毛紅椿、櫸樹(shù)，欒樹(shù)最低。櫸樹(shù)和毛紅椿對(duì)Zn的富集系數(shù)普遍存在減小的趨勢(shì)，表明當(dāng)處理水平為L(zhǎng)1時(shí)，這2種植物對(duì)Zn的富集能力較強(qiáng)，但當(dāng)處理水平高于L1，Zn對(duì)植物產(chǎn)生脅迫作用，從而降低植物對(duì)Zn的富集能力；3種木本植物地上部分對(duì)Zn的富集系數(shù)最大值分別為0.50、0.70和0.52，根系富集系數(shù)最大值分別為0.65、0.76和0.69。

2.4 不同木本植物在Pb脅迫下葉片中的養(yǎng)分含量

4種木本植物在Pb脅迫下葉片養(yǎng)分狀況如表4所示。4種木本植物葉片中K、Ca含量普遍大于對(duì)照，F(xiàn)e含量普遍小于對(duì)照；毛紅椿、欒樹(shù)葉片中的P含量普遍大于對(duì)照。欒樹(shù)、木荷葉片中Mg含量普遍大于對(duì)照，但櫸樹(shù)、毛紅椿葉片中Mg含量普遍低于對(duì)照。櫸樹(shù)葉片中P、Fe含量與Pb處理濃度相關(guān)性不顯著（P＞0.05）；Mg含量與Pb處理濃度呈顯著負(fù)相關(guān)（-0.049，P＜0.05）；K、Ca含量與Pb處理濃度呈極顯著正相關(guān)（0.865、0.968，P＜0.01），K含量表現(xiàn)為先增后減的趨勢(shì)。毛紅椿葉片中Fe含量與Pb處理濃度呈顯著負(fù)相關(guān)（-0.668，P＜0.01）；P、K、Ca含量與Pb處理濃度呈極顯著正相關(guān)（0.676、0.950、0.678，P＜0.01），總體上表現(xiàn)為增加趨勢(shì)。欒樹(shù)葉片中Mg、Fe含量與Pb處理濃度相關(guān)性不顯著（P＞0.05）；K含量Pb處理濃度呈顯著正相關(guān)（0.630，P＜0.05）；P、Ca含量與Pb處理濃度呈極顯著正相關(guān)（0.734、0.908，P＜0.01）。木荷葉片中P、Fe含量與Pb處理濃度相關(guān)性不顯著（P＞0.05）；而K、Ca、Mg含量與Pb處理濃度呈極顯著正相關(guān)（0.969、0.926、0.968，P＜0.01）。

表4 不同木本植物在Pb處理下葉片中營(yíng)養(yǎng)元素含量?Table 4 The concentration of nutrition element in different woody species under Pb stress (g·kg-1)

2.5 不同木本植物在Zn處理下葉片中的養(yǎng)分含量

3種木本植物在Zn處理下對(duì)養(yǎng)分含量狀況如表5所示。3種木本植物葉片中K、Ca含量普遍大于對(duì)照，F(xiàn)e含量普遍小于對(duì)照；欒樹(shù)葉片中的P、Mg含量顯著大于對(duì)照。土壤中Zn處理水平與櫸樹(shù)、毛紅椿體內(nèi)的P、Mg、Fe含量相關(guān)性不顯著，表明Zn2+對(duì)櫸樹(shù)、毛紅椿葉片中P、Mg、Fe含量影響較??；而櫸樹(shù)、毛紅椿體內(nèi)K、Ca含量與土壤中Zn處理水平呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），表明兩者之間存在協(xié)同作用。欒樹(shù)葉片中P、Mg、Ca與Zn污染水平呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），而Fe含量與Zn污染水平呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），表明重金屬Zn抑制了植物對(duì)Fe的吸收。

3 討 論

Pb、Zn在不同植物體內(nèi)的地上部分與根系的分布與總含量是不同的[11,26]。根是4種木本植物吸收積累重金屬Pb的主要部位，這可能是木本植物通過(guò)根部細(xì)胞的金屬位點(diǎn)實(shí)現(xiàn)對(duì)重金屬鉛的富集，使Pb對(duì)地上部分影響降低，體現(xiàn)4種木本植物對(duì)Pb的耐性[28-29]，這與施翔[11]、張富運(yùn)[23]、Salt[30]等的研究結(jié)果相符。L4污染水平下，4種木本植物中，欒樹(shù)對(duì)Pb的吸收累積量最低，但欒樹(shù)能夠正常生長(zhǎng)，這可能是欒樹(shù)通過(guò)根系對(duì)Pb的排斥作用[31]，或者根系分泌有機(jī)酸、氨基酸、糖等改變根際環(huán)境從而影響鉛的吸收[32]來(lái)減少重金屬對(duì)根系的毒害作用，體現(xiàn)了植物對(duì)重金屬的避性。根是櫸樹(shù)和欒樹(shù)吸收Z(yǔ)n的主要部位，但毛紅椿莖、葉中的Zn含量顯著高于根系，且在Zn處理下出現(xiàn)落葉現(xiàn)象，這可能是毛紅椿通過(guò)代謝途徑將重金屬排出體外，以減少重金屬對(duì)植物的毒害，表現(xiàn)另一種對(duì)重金屬的耐性途徑[28-29]。

表5 3種木本植物在Zn處理下葉片中營(yíng)養(yǎng)元素含量?Table 5 The concentration of nutrition element in different woody species under Zn stress (g·kg-1)

根據(jù)Baker與Brooks提出的參考值[4-5]，當(dāng)植物葉片或地上部分（干質(zhì)量）中含Pb量達(dá)到 1 000 mg·kg-1，Zn 達(dá)到 10 000 mg·kg-1以上，且還滿(mǎn)足植物地上部分重金屬含量/根系重金屬，即轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)＞1的植物為超富集植物。本文中Pb處理下4種木本植物中地上部分累積量最高的為木荷，累積量為182.51 mg·kg-1，分別為櫸樹(shù)的3.38倍、毛紅椿的1.92倍、欒樹(shù)的2.52倍。但4種木本植物地上部分對(duì)Pb的累積量均低于超富集植物標(biāo)準(zhǔn)值，且4種木本植物對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1。櫸樹(shù)、欒樹(shù)、毛紅椿在不同濃度Zn處理下，其轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)雖然大于1，但是其地上部分Zn累積量均未達(dá)到標(biāo)準(zhǔn)值。因此本文中4種木本植物均不能作為Pb或Zn的超富集植物。但王廣林[33]提出木本植物富集系數(shù)大于0.4，即可認(rèn)為該植物的修復(fù)能力強(qiáng)，富集系數(shù)在0.1～0.4時(shí)，即可認(rèn)為該植物對(duì)土壤重金屬污染有一定的修復(fù)能力。因此本文中4種木本植物可作為Pb污染土壤修復(fù)的潛力樹(shù)種，同理，櫸樹(shù)也可作為Zn污染土壤的修復(fù)樹(shù)種。

P、K是植物生長(zhǎng)發(fā)育期間所必須的大量營(yíng)養(yǎng)元素。Ca、Mg、Fe具有調(diào)節(jié)植物體的物質(zhì)合成、滲透壓，維持體內(nèi)代謝平衡等功能，是植物正常生長(zhǎng)必需的營(yíng)養(yǎng)元素。重金屬不僅可以通過(guò)自身的離子毒性對(duì)植物產(chǎn)生毒害作用，還可以與養(yǎng)分元素競(jìng)爭(zhēng)植物根系吸收位，或者影響植物生理生化過(guò)程，從而引起植物對(duì)養(yǎng)分吸收性能的改變，間接影響植物的正常的生長(zhǎng)發(fā)育[34]。Pb處理下，植物葉片中Fe含量與Pb處理濃度呈負(fù)相關(guān)，且4種木本植物均出現(xiàn)不同程度的失綠現(xiàn)象，這可能是由于鉛可與葉綠素蛋白的-SH結(jié)合，并通過(guò)代替其中的Fe2+、Mg2+，使葉綠素蛋白的中心離子遭到破壞，從而降低光合酶活性甚至影響葉綠素的合成，從而影響植物的光合作用[35-36]。本文中4種木本植物葉片中K、Ca含量總體上隨著Pb處理濃度增加呈不斷上升的趨勢(shì)，表明Pb與K、Ca吸收存在協(xié)同作用，Pb可以促進(jìn)K、Ca的吸收，K可以通過(guò)影響根細(xì)胞的膜透性，Ca可以通過(guò)調(diào)節(jié)質(zhì)膜的酶活性增強(qiáng)植物對(duì)重金屬離子的吸收，與Fontes等[37]的研究相符。Zn處理下，從毛紅椿體內(nèi)營(yíng)養(yǎng)元素含量來(lái)看，毛紅椿最終死亡并不是營(yíng)養(yǎng)元素缺失造成的，可能與葉綠體結(jié)構(gòu)受到破壞、光合速率低、光合產(chǎn)物無(wú)法滿(mǎn)足植株生長(zhǎng)需要有關(guān)。欒樹(shù)的死亡可能與Fe的缺失有關(guān)[35-36]。

4 結(jié) 論

（1）4種木本植物均非超富集植物，但均能作為修復(fù)Pb污染土壤的潛力樹(shù)種。4種木本植物對(duì)Pb的最大累積量分別為769.14、468.60、419.88、1 098.15 mg·kg-1，表現(xiàn)為：木荷＞櫸樹(shù)＞毛紅椿＞欒樹(shù)，轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1，地上部分富集系數(shù)表現(xiàn)為：毛紅椿＞木荷＞欒樹(shù)＞櫸樹(shù)，根系富集系數(shù)表現(xiàn)為：木荷＞毛紅椿＞櫸樹(shù)＞欒樹(shù)。櫸樹(shù)、毛紅椿、欒樹(shù)、木荷在Pb處理下表現(xiàn)出較好的吸收、富集與轉(zhuǎn)運(yùn)能力，可作為Pb污染土壤的潛力修復(fù)樹(shù)種。

（2）櫸樹(shù)和欒樹(shù)在Zn處理下基本上能正常生長(zhǎng)，且對(duì)Zn有一定的富集能力，可用于Zn污染土壤的治理。但木荷和毛紅椿在Zn脅迫下易死亡，所以在選用木荷、毛紅椿修復(fù)Pb-Zn復(fù)合污染土壤時(shí)要慎重考慮Zn的脅迫作用。

（3）重金屬Pb、Zn對(duì)4種木本植物葉片中的K、Ca吸收存在促進(jìn)作用，對(duì)Fe存在抑制作用。

[1]張富運(yùn),陳永華,吳曉芙,等.鉛鋅超富集植物及耐性植物篩選研究進(jìn)展[J].中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào),2012,32(12):92-96.

[2]龔紅梅,沈 野.植物對(duì)重金屬鋅耐性機(jī)理的研究進(jìn)展[J].西北植物學(xué)報(bào),2010,30(3):633-644.

[3]高 嵐,李澤琴,李國(guó)臣.土壤重金屬污染植物修復(fù)研究動(dòng)態(tài)[J].作物雜志,2011(5):12-15.

[4]Brooks R R.Plants that hyperaccumulate heavy[J].CAB International, 1989,1-2.

[5]Baker A J M, Proctor J.The inf l uence of cadmium ,copper,lead and zinc on the distribution and evolution of metal lophytes in the British Isles[J].Plant System Evolution,1990,173:91-108.

[6]駱永明.金屬污染土壤的植物修復(fù)[J].土壤, 1999, 31(5):261-265.

[7]李思亮,楊 斌,陳 燕,等.浙江省鉛鋅礦區(qū)土壤重金屬污染及重金屬超富集植物篩選[J].環(huán)境污染與防治,2016, 38(5):48-54.

[8]魯 敏,李英杰.綠化樹(shù)種對(duì)大氣金屬污染物吸滯能力[J].城市環(huán)境與城市生態(tài),2003(1):51-52.

[9]羅 忠,文仕知,劉 虹.楓香人工林根系重金屬元素含量的季節(jié)變化[J].湖南林業(yè)科技,2015,42(5):6-9.

[10]王旭軍,吳際友,程 勇,等.鉛脅迫對(duì)4種行道樹(shù)生長(zhǎng)的影響[J].湖南林業(yè)科技,2011,38(5):34-38.

[11]施 翔,陳益泰,王樹(shù)鳳,等.3種木本植物在鉛鋅和銅礦砂中的生長(zhǎng)及對(duì)重金屬的吸收[J].生態(tài)學(xué)報(bào), 2011, 31(7):1818-1826.

[12]張富運(yùn),陳永華,吳曉芙,等.8種木本植物對(duì)礦渣中重金屬的吸收與富集研究[J].環(huán)境科學(xué)與管理,2014,39(3):168-170.

[13]周疆麗,田勝尼,張玉瓊,等.根生長(zhǎng)法測(cè)定柳樹(shù)對(duì)重金屬的耐性研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué),2010,11(16):98-101.

[14]張 軒,趙俊程,吳子劍,等.六種木本植物對(duì)鉛鋅尾礦庫(kù)重金屬富集力的研究[J].湖南林業(yè)科技,2016,43(6):64-68.

[15]周仁飛.錳礦區(qū)廢棄地重金屬污染土壤下欒樹(shù)和杜英的光合生理響應(yīng)研究[D].長(zhǎng)沙:中南林業(yè)科技大學(xué),2010.

[16]章家恩.生態(tài)學(xué)常用實(shí)驗(yàn)研究方法與技術(shù)[M].北京:化學(xué)工業(yè)出版社,2007.

[17]鮑士旦.土壤農(nóng)化分析[M].第3版.北京:中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社,2000.

[18]林大儀.土壤學(xué)實(shí)驗(yàn)指導(dǎo)[M].北京:中國(guó)林業(yè)出版社,2004.

[19]Baker A J M, Reeves R D, Hajar A S M.Heavy metal accumulation and tolerance in British populations of themetallophyte Thlaspicaerulescens J.& C.Presl.(Brassicaceae)[J].New Phytologist, 1994,127:61-68.

[20]Chamberlain A C.Fallout of lead and uptake by crops.Atmosphe ricEnvironment,1983,17:693-706.

[21]Monni S, Salemaa M, White C, et al.Copper resistance of Calluna vulgaris originating from the pollution gradient of a Cu-Ni smelter, insouthwest Finland[J].Environmental Pollution,2000,109: 211-219.

[22]劉秀梅,聶俊華,王慶仁.6種植物對(duì)Pb的吸收與耐性研究[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào),2002,26(5):533-537.

[23]石汝杰,陸引罡.4種草本植物對(duì)酸性黃壤中鉛的吸收特性研究[J].水土保持學(xué)報(bào),2007,21(3):73-76.

[24]Sharma P, Dubey R S.Lead toxicity in plants[J].Brazilian Journal of Plant Physiology, 2005,17(1):35-52.

[25]李玉雙,孫麗娜,孫鐵珩,等.超富集植物葉用紅菾菜(Beta vulgaris var.cicla L.)及其對(duì)Cd的富集特征[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2007,26(4):1386-1389.

[26]劉 影,伍 鈞,楊 剛,等.3種能源草在鉛鋅礦區(qū)土壤中的生長(zhǎng)及其對(duì)重金屬的富集特性[J].水土保持學(xué)報(bào),2014,28(5):291-296.

[27]孫約兵,周啟星,王 林,等.三葉鬼針草幼苗對(duì)鎘污染的耐性及其吸收積累特征研究[J].環(huán)境科學(xué),2009,30(10):3028-3035.

[28]Baker A J M.Metal tolerance[J].New Phytologist, 1987,106(S1): 93-111.

[29]楊居榮, 黃 翌.植物對(duì)重金屬的耐性機(jī)理[J].生態(tài)學(xué)雜志,1994, 13(6): 20-26.

[30]Salt D E, Prinee R, et al.Meehanism of cadmium mobility and accumulation in Indian mustard[J].Plant Physiol, 1995,109:1427-1433.

[31]周芙蓉,王進(jìn)鑫,張 青,等.側(cè)柏和國(guó)槐葉片中鉛的化學(xué)形態(tài)與分布研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào),2012,31(11):2121-2127.

[32]常學(xué)秀,段昌群,王煥校.根分泌作用與植物對(duì)金屬毒害的抗性[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2000,11(2):315-320.

[33]王廣林,張金池,莊家堯,等.31種園林植物對(duì)重金屬的富集研究[J].皖西學(xué)院學(xué)報(bào),2011,27(5):83-87.

[34]涂 從,鄭春榮,陳懷滿(mǎn).土壤-植物系統(tǒng)中重金屬與養(yǎng)分元素交互作用[J].中國(guó)環(huán)境科學(xué),1997,17(6):526-529.

[35]Van A F,Clijsters H.Effects of metals on enzyme activity in plants.Plant, Cell &Environment, 1990, 13(3): 195-206.

[36]Symeonidis L, Karataglis S.The effect of lead and zinc on plant growth and chlorophyllcontent of Holcus lanatus L[J].Journal of Agronomy and Crop Science,1992, 168(2):108-112.

[37]Fontes R L F,Cox F R.Iron deficiency and zinc toxicity in soybean grown in nutrient solution with different levels of sulfur[J].Journal of Plant Nutrition,1998,21(8):1715-1722.