全 文 ：紫色土外源锌、镉形态的生物有效性*
朱 波1* * 青长乐2 牟树森2
( 1 中国科学院成都山地灾害与环境研究所, 成都 610041; 2西南农业大学资源环境学院,重庆 500635)
摘要 通过对 7 种形态 Zn、Cd与有效态 Zn、Cd( DTPA 提取)的相关分析及各形态 Zn、Cd 与植株 Zn、Cd
含量的通径分析, 评价各形态 Zn、Cd 的生物有效性及对植株的相对贡献和途径.结果表明, 交换态 Zn、Cd
与有效态 Zn、Cd 呈极显著正相关( r = 0. 954、0. 953) , 交换态 Zn、Cd 与植株 Zn、Cd 含量的通径系数为
1. 267、1. 168, 交换态 Zn、Cd 有效性高, 具有最大的生物活性,对植株 Zn、Cd 含量的贡献最大.其它形态如
碳酸盐结合态锌、氧化锰结合态 Zn、Cd 通过交换态作用于植株的通径链系数 (间接通径系数) 分别为
0. 856、0. 592、0. 723,上述形态对植株 Zn、Cd 含量也有影响, 具有一定的生物相对有效性,但通过交换态间
接作用. 交换态不仅自身具有最大的生物有效性,而且还作为其它形态 Zn、Cd 生物有效性的中介, 为紫色
土其它 Zn、Cd库流向植株的主要通道.
关键词 紫色土 Zn Cd 形态分配 生物有效性 通径分析
文章编号 1001- 9332( 2002) 05- 0555- 04 中图分类号 X131 文献标识码 A
Bioavailability of exotic zinc and cadmium in purple soil. ZHU Bo 1, Q ING Chang le2, MU Shusen2( 1 I nstitute
of Mountain H azards and Environment , Chinese A cademy of Scienees , Chengdu 610041; 2College of Resour ce
and Environment , Southw est Agr icultural Univ ersity , Chongqing 500635) . Chin. J . A pp l. Ecol. , 2002, 13
( 5) : 555~ 558.
Co rrelation analysis between seven forms and available amounts ( extr acted by DT PA ) of Zn and Cd, and their
path analysis from soil to lettuce ( L actuca sativ L. ) w er e conducted to evaluate bio availability of zinc and cadmi
um and their contributions to the plant. The results showed that ex changeable Zn and Cd were significantly cor
related to available Zn and Cd ( r= 0 954 and 0 953) at significance level o f 0 01, and path coefficients of exotic
Zn and Cd to tissue Zn and Cd w ere 1 267 and 1 168 respectively , indicating t he high bioavailability of ex
changeable Zn and Cd in purple soil. Exotic Zn and Cd made t he most contribution to the plant, w hile the pat h
chain coefficients of CABZn, MnOZn, and Cd to the plant by indirect action of ex changeable forms w ere
0 856, 0592, 0 723, respectively, showing that they may make some other contributions to tissue Zn and Cd
through exchangeable forms. T herefor e, exchangeable Zn and Cd are not only highest available, but also are
bio available br idges and main paths from purple soil to the plant .
Key words Purple soil, Zn, Cd, Form distr ibut ion, Bioavailability , Path analysis.
* 中国科学院知识创新工程资助项目( KZCX2413) .
* * 通讯联系人.
1999- 10- 15收稿, 2000- 10- 25接受.
1 引 言
环境中过量 Zn、Cd 将引起严重生态效应, Zn、
Cd通过从污染土壤进入植物是其污染危害人体健
康的重要途径[ 10, 18] , 然而植物并不能吸收土壤中全
部的 Zn、Cd成分,而只能吸收其活性(即有效性)部
分[ 1, 9, 14] .自 Viets[ 16]提出对土壤 Zn、Cd 及其它金
属元素形态分级方法以来, 常用植物吸收量与土壤
金属各形态组分的相关分析研究金属元素的生物有
效性, 但由于 Tessler 和 Lindsay[ 15]对土壤 Zn、Cd、
Mn、Fe等金属元素形态分级方法的引入,对元素形
态的分级愈来愈细, 该方法经过若干年的实践,已逐
渐成熟并得到公认. 由于 Zn、Cd 组分的增加, 因子
间的影响较大, 单相关系数已无法说明因子间的复
杂关系,多因子偏相关(或偏回归)分析虽考虑了因
子间的相互影响,却无法了解因子尤其是自变量间
影响的相对大小和具体途径.元素形态的生物有效
性评述大多针对交换态, 而其它形态的生物有效性
和贡献鲜有论述. 为此, 本文试用土壤 Zn、Cd形态
组分与植物吸收 Zn、Cd 的通径分析比较土壤 Zn、
Cd形态的相对有效性, 了解二者各形态对植物吸收
的贡献及其相互影响. 为全面了解外源 Zn、Cd的土
壤化学行为, 评价土壤 Zn、Cd各形态组分的活性提
供理论与数据基础.
2 材料与方法
2 1 供试材料
盆栽土壤采自重庆北碚的中性紫色土, 其基本性质如
下: pH7. 26; CaCO 3、有机质、粘粒( < 0. 001mm) 含量分别为
应 用 生 态 学 报 2002 年 5 月 第 13 卷 第 5 期
CHINESE JOURNAL OF APPLIED ECOLOGY, May 2002, 13( 5)!555~ 558
6. 8、21. 7、365. 0g∀ kg - 1; F eO、MnO 含量为 62. 1 和 1. 1g∀
kg- 1 ; CEC 为 29. 35cmol∀kg- 1 ; 全 Zn、有效 Zn 含量分别为
95. 24、4. 05mg∀kg- 1; 全 Cd 为 0. 48mg∀kg- 1 , 有效 Cd 未检
出.供试植物为莴苣( L actuca sativ ) .
22 试验方法
221 盆栽试验 于 20cm # 20cm 塑料米氏盆钵中, 装入
55kg过 3mm 筛的风干中性紫色土, 设计 0、100、200、300、
400、500、1000和 2000mg∀kg- 1Zn 和 0、1、3、5、10、30、50mg∀
kg- 1Cd,共 15 个处理,每处理重复 3 次,加入等量的化学基
肥,陈化 1 周后,定植莴苣幼苗, 每盆 3 株, 生长期 70d, 收获
时取土壤和植株样品,测定含水量和 Zn、Cd 含量及土壤 Zn、
Cd 形态.
222 分析方法 土壤 pH 值、CaCO3、有机质含量等参照常
规分析方法进行. 土壤及植株 Zn、Cd 含量用 HNO 3、HClO 4
湿法消煮, 原子吸收法测定; 有效 Zn、Cd 由 0. 005mol∀L - 1
DTPA提取, 原子吸收法测定[ 3] , 测定仪器为岛津AA680 型
原子吸收分光光度计.
土壤 Zn、Cd 形态分级采用连续提取法, 参照文献[ 5, 6, 15]
中方法提取交换态( EX)、碳酸盐结合态 ( CAB)、氧化锰结合
态( OMn)、有机结合态( OM )、无定形铁结合态( AOFe)、晶形
铁结合态 ( COFe)和矿物态 ( M IN )等 7 种形态, 各级形态提
取液用岛津AA680 型原子吸收分光光度计测定.
223 通径分析 设因变量 Y 受到两个彼此独立的自变量
X 1、X 2 的影响,其关系可图解为图 1,为独立通径图,其通径
X 1 ∃ Y 和 X 2 ∃ Y 是彼此独立的; 若自变量相互影响, 如交
换态与碳酸盐结合态两种形态彼此影响, X 1 和 X 2 相关, 并
非独立自变量,则产生相关通径图(图 2) ,由于 r 12( X 1与 X 2
之间的相关关系)存在,又产生两条间接通径, 一条是 X 1 ∃
X 2 ∃ Y ,另一条是 X 2∃ X 1 ∃ Y . 以上情况可以推广到 m 个
自变量,并记直接通径为 X i ∃ Y ( i= 1, 2, %, m) , 间接通径
为 X i ∃ X j ∃ Y ( i, j = 1, 2, %, m, i& j ) ,也可统一记作 X i ∃
j ∃ Y ,并定义 X i= j 为直接通径, i& j 为间接通径,各条通
径对于改变 Y 反应的相对重要性的统计数叫做通径系数,
记作 P i ∃ Y或P i ∃ j ∃ Y .图 2 中 X 1∃ Y 和X 2 ∃ Y 的通径系数
分别计作P 1∃ Y和P 2∃ Y , 因 X 1 和 X 2 相关而产生的间接通
径系数(通径链系数)为 P1∃ 2∃ Y .通径系数的计算公式如下:
P i ∃ Y = bi∋ ( X 2i/ ( Y 2, P i ∃ j ∃ Y = r ij Pj ∃ Y .应用农业部农业
试验统计程序 SFAP, 在微机中计算与处理, 作土壤 Zn、Cd
各形态与有效 Zn、Cd 的相关分析以及与植株 Zn、Cd含量的
通径分析[ 12] .
图 1 独立通径图
Fig. 1 An independent path
图 2 相关通径图
Fig. 2 A correlated path.
3 结果与分析
31 作物对土壤 Zn、Cd的吸收
紫色土添加 Zn、Cd 的生态效应作者已有论
述[ 19] .供试作物莴苣富集 Zn、Cd 能力较强,其在植
株体内分布以叶> 根> 茎(表 1) , 说明植株 Zn、Cd
和植物生长素存在平衡关系[ 10] ,叶部的生长素含量
处于莴苣各部位之首, 成为富集 Zn、Cd 的部位, 而
叶部却是重要的可食部分.因此在评价重金属的危
害及制订环境标准时应引起足够的重视.外源 Zn、
Cd添加量愈高,植株体内 Zn、Cd 含量愈大.植株各
部位 Zn、Cd含量与添加量呈极显著正相关, 并且与
作物受害程度相一致[ 13] ,添加 Zn 2000mg∀kg- 1、Cd
50mg∀kg- 1莴苣受害致死.
表 1 莴苣植株 Zn、Cd含量
Table 1 Concentrations of zinc and cadmium in lettuce ( mg∀kg- 1)
植株部位
Plant part
外源 Zn添加量 Added Zn
0 100 200 300 400 500 1000
根 Root 22. 60 95. 72 133. 41 181. 21 213. 20 303. 85 609. 68
茎 Stem 39. 79 86. 21 124. 3 166. 0 180. 2 238. 93 402. 22
叶 L eaf 63. 39 127. 33 146. 35 184. 10 219. 82 312. 53 697. 20
植株部位
Plant part
外源Cd添加量 Added Cd
0 1 3 5 10 30 50
根 Root ND 4. 03 6. 42 8. 95 13. 68 42. 55 -
茎 Stem ND 0. 38 0. 86 1. 26 5. 78 12. 58 -
叶 L eaf ND 3. 89 8. 45 15. 78 38. 90 49. 42 -
32 土壤 Zn、Cd的植物有效性
通常采用适当的提取剂来反映土壤重金属的有
效性[ 2, 8, 13] . 供试土壤采用一种中性土壤的通用提
取剂 ) ) ) 0. 005mol∀ L- 1 DTPA [ 2] . DTPA 提取的
Zn、Cd与植物 Zn、Cd 呈极显著正相关(表 2) , 可见
应用 0. 005mol∀L- 1 DTPA提取紫色土 Zn、Cd量来
衡量土壤 Zn、Cd的生物有效性是可行的.
33 土壤 Zn、Cd形态分配
植株收获后的土壤 Zn、Cd形态分析结果表明
(表 3) ,供试原土 Zn、Cd形态, 主要集中到矿物态
(> 39% )、碳酸盐结合态 ( > 30% )和 FeO 结合态
( 16. 74% ) ,而其他形态相对较少( < 10%) ,紫色土
原土Zn、Cd易为土壤矿物、晶形铁和碳酸盐所
556 应 用 生 态 学 报 13卷
表 2 DTPAZn、Cd( X)与莴苣植株 Zn、Cd( Y)的关系
Table 2 Relationships between DTPAZn, Cd( X) and tissue Zn, Cd( Y)
of lettuce
植株部位
Plant part
回归方程
Regression equat ion
相关系数
Correlation
coef ficient
根 Root Y ( Zn) = 50. 260+ 1. 520X (Zn) 0. 996
Y ( Zd) = 3. 702+ 1. 793X (Cd) 0. 998茎 Stem Y ( Zn) = 49. 043+ 0. 159X (Zn) 0. 984
Y ( Cd) = 0. 260+ 0. 714X( Cd) 0. 999叶 Leaf Y ( Zn) = 134. 610+ 1. 068X (Zn) 0. 996
Y ( Cd) = 8. 013+ 2. 327X( Cd) 0. 975
显著水平 Signif icance level,= 001
结合, 紫色土内源 Zn、Cd形态分布是由土壤的自身
性质所决定的. 外源 Zn 的碳酸盐结合态较高 ( >
36% ) ,M nO、无定形铁和晶形铁结合态均有上升,
说明紫色土外源 Zn 易为碳酸盐沉淀或包夹[ 4] , 氧
化铁锰胶体也有较强的吸附和富集作用[ 17] . 外源
Cd的碳酸盐结合态仍然较高( > 38% ) ,铁氧化物结
合态(无定性铁和晶形铁)较低(二者之和< 3% ) ,而
MnO和有机结合态 Cd较原土均有上升,并且随 Cd
添加量增加愈为明显, 说明紫色土添加 Cd 除为土
壤碳酸盐固定外, 还表现出易被 MnO 和有机物吸
附的趋势. 外源 Zn、Cd 的矿物态相对降低 ( <
10%) ,而交换态上升较多( EXZn> 10% , EXCd>
20%) .这种形态分配的特点是外源 Zn、Cd植物有
效性发生变化的前提.
表 3 紫色土 Zn、Cd的形态分布
Table 3 Forms distribution of zinc and cadmium in purple soil
投入量Added( mg∀kg- 1)
Zn Cd
形态分配百分率 Forms dist ribut ion( % )
EX CAB OMn OM AOFe COFe MIN
0 0 Zn 3. 81 30. 77 3. 15 5. 31 0. 55 16. 74 39. 50
Cd 0 48. 32 0 0. 16 0 0. 30 51. 20
100 0 Zn 10. 55 36. 80 8. 25 4. 19 2. 32 7. 52 30. 37
Cd 0 47. 72 0. 23 0. 28 0 0. 56 52. 21
300 0 Zn 14. 72 42. 55 10. 06 4. 39 3. 50 7. 66 17. 14
Cd 0. 65 47. 06 0. 30 0. 26 0 1. 05 50. 68
500 0 Zn 19. 31 49. 71 12. 67 4. 28 0. 26 8. 81 5. 23
Cd 1. 25 45. 13 0. 58 0. 29 0. 12 1. 56 51. 07
0 5 Zn 5. 86 33. 25 3. 20 5. 09 0. 62 14. 50 37. 48
Cd 21. 35 47. 00 6. 76 12. 96 0. 25 2. 16 9. 52
0 10 Zn 7. 01 36. 06 3. 26 4. 33 0. 58 12. 27 36. 57
Cd 26. 97 41. 25 7. 03 15. 10 0. 37 1. 93 6. 75
0 30 Zn 8. 24 39. 55 2. 95 3. 86 0. 75 10. 36 44. 02
Cd 32. 15 38. 38 7. 65 17. 55 0. 20 1. 15 4. 08
表 4 DTPAZn、Cd与各形态 Zn、Cd的相关矩阵
Table 4 Correlative matrix of Zn, Cd forms with DTPAZn, Cd
元素
Element
形态
Forms
EX CAB MnO OM AOFe COFe MIN DTPA
Zn( Cd)
Zn EX 1. 000
CAB 0. 675 1. 000
MnO 0. 467 0. 661 1. 000
OM - 0. 265 - 0. 546 0. 246 1. 000
AOFe - 0. 677 - 0. 901 - 0. 002 0. 234 1. 000
COFe - 0. 760 - 0. 936 - 0. 633 0. 355 0. 866 1. 000
MIN - 0. 698 - 0. 948 - 0. 825 0. 350 0. 975 0. 001 1. 000
DT PAZn( Cd) 0. 954* * 0. 475 0. 236 - 0. 130 - 0. 477 - 0. 614 - 0. 705* 1. 000
Cd EX 1. 000
CAB - 0. 076 1. 000
MnO 0. 619 0. 373 1. 000
OM 0. 265 0. 607 0. 175 1. 000
AOFe - 0. 025 - 0. 132 0. 108 0. 226 1. 000
COFe - 0. 242 0. 537 0. 670 0. 329 0. 439 1. 000
MIN - 0. 797 0. 537 0. 764 0. 615 0. 366 - 0586 1. 000
DT PAZn( Cd) 0. 953* * - 0. 356 0. 519 0. 008 0. 185 0. 111 - 0. 788* * 1. 000
34 土壤 Zn、Cd形态与 DT PAZn、Cd的相关分析
土壤 Zn、Cd 形态与 DTPAZn、Cd的相关分析
表明(表 4) , DTPA 提取的 Zn、Cd与交换态 Zn、Cd
极显著正相关, 相关系数为 0. 954、0. 953, 而 DT PA
提取 Zn、Cd与矿物态却显著负相关( r = - 0. 705,
- 0. 788) ,碳酸盐、有机和氧化铁锰结合态则与 DT
PA提取 Zn、Cd关系不显著. 由此可见, 交换态 Zn、
Cd具有最高的活性,因而具有最大的生物有效性,
相反,矿物态 Zn、Cd难于为植物所利用, 其他形态
的生物有效性难以单相关分析反映.
5575 期 朱 波等:紫色土外源锌镉形态的生物有效性
35 土壤 Zn、Cd形态对植物吸收的贡献
土壤 Zn 形态与植物 Zn含量的通径分析表明
(表 5) ,供试紫色土各形态 Zn 对植物 Zn的通径系
数依次为 EXZn( 1. 267) > CABZn( 0. 691) > OMn
Zn( 0. 387) > OMZn( 0. 363) > COFeZn ( 0346) >
M INZn( 0. 278) > AOFeZn( 0. 024) , 可见, 交换态
Zn对植物吸收 Zn的贡献最大, 与通常认为的交换
态易为植物吸收相符. 交换态的生物有效性远大于
其他形态, 碳酸盐和 MnO 结合态也有一定的生物
相对有效性,然而他们的通径系数均小于其通过交
换态作用于莴苣植株的通径链系数( 0. 856, 0. 592) ,
说明碳酸盐和 MnO 结合态 Zn对莴苣植株的贡献
是通过交换态的间接作用. 表 6 是土壤各形态 Cd
与莴苣植株 Cd含量的通径分析结果, 供试紫色土
交换态Cd对植株Cd的通径系数为1. 168, 可见交
表 5 土壤 Zn形态与植株 Zn( Y)的通径系数
Table 5 Path coefficients of Zn forms in purple soil and tissue Zn con
tents ( Y)
通径 Path EX∃Y CAB ∃Y OMn∃Y OM ∃Y AOFe∃Y COFe∃Y MIN∃Y
EX 1. 267 0. 466 - 0. 087 - 0. 096 - 0. 019 - 0. 234 - 0. 342
CAB 0. 856 0. 691 - 0. 240 - 0. 198 - 0. 026 - 0. 312 - 0. 411
Omn 0. 502 0. 456 0. 367 - 0. 053 - 0. 203 - 0. 300 - 0. 305
OM - 0. 335 - 0. 377 - 0. 027 0. 363 0. 010 0. 081 0. 156
AOFe - 0. 858 - 0. 623 0. 165 0. 085 0. 027 0. 346 0. 380
COFe - 0. 884 - 0. 655 0. 155 0. 127 0. 028 0. 336 0. 278
M IN - 0. 988 - 0. 655 0. 646 0. 210 0. 024 0. 887 0. 065
表 6 土壤 Cd形态与植株 Cd( Y)的通径系数
Table 6 Path coefficients of Cd forms in purple soil and tissue Cd con
tents( Y)
通径 Path EX∃Y CAB∃Y OMn∃Y OM ∃Y COFe∃Y M IN∃Y
EX 1. 168 - 0. 005 - 0. 283 - 0. 095 - 0. 004 - 0. 149
CAB - 0. 069 0. 066 - 0. 171 - 0. 216 - 0. 010 - 0. 100
OMn 0. 723 0. 025 - 0. 458 - 0. 062 0. 012 0. 142
OM 0. 310 0. 040 - 0. 080 - 0. 357 0. 006 0. 115
COFe 0. 283 0. 039 0. 307 - 0. 117 0. 017 0. 109
M IN - 0. 931 - 0. 035 0. 356 0. 219 - 0. 010 - 0. 186
换态对莴苣植株 Cd 的贡献仍居首位, 其有效性远
高于其他形态. 此外, M nO 结合态通过交换态作用
于莴苣植株 Cd的通径链系数较大( 0. 723) ,但其自
身与植株 Cd的通径系数相对较小, 说明供试紫色
土中 MnO结合态 Cd通过交换态的间接作用对植
株Cd含量产生影响. 紫色土中较高含量的碳酸盐
和MnO吸附或包夹添加到土壤中的可溶性Zn、Cd,
使其暂时失去活性,但随着向土壤的添加量增加和
土壤吸附解吸动态平衡的发展,上述结合态 Zn、Cd
又逐渐向交换态转化[ 7, 11] .由此可见, 交换态 Zn、Cd
与其它形态 Zn、Cd处于动态平衡之中,交换态 Zn、
Cd除自身对植株 Zn、Cd 的贡献外, 还作为其它形
态有效性的桥梁; 紫色土各形态 Zn、Cd 是植株 Zn,
Cd的不同库源,交换态因此作为紫色土其它 Zn、Cd
库源向植株流动的主要通道.
参考文献
1 Allace A, et al . 1989. Doseresponse curves for zinc, cadmium and
nickel in combinat ion of one, two, or three. Soil Sci , 147: 401~
410
2 Dudka S, et al . 1990. Effect of solidphase speciation on metal mo
bilit y and phyto availability in sludge amended soil. Water A ir a nd
S oil Pol lu t , 51: 153~ 160
3 Gadde RR, et al . 1974. S tudies of heavy metal adsorpt ion by hy
drous iron and manganese oxides. A nal Chem , 46: 2022~ 2026
4 Gao MR(高美荣) , Zhu B(朱 波) , Jiang MF(蒋明富) . 1999.
Dist ribut ion of zinc forms and it s influence factors in calcareous pur
ple soil. Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) , 10( 4 ) : 415~ 418( in
Chinese)
5 Jiang TH( 蒋廷惠) , Hu AT (胡霭堂) . 1989. Soil zinc fract ion
and ext ract ion methods. Chin J Soi l Sci ( 土壤通报) , 20 ( 2) : 86~
89( in Chinese)
6 Jiang TH( 蒋廷惠 ) , Hu AT (胡霭堂 ) , Qin HY( 秦怀英 ) .
1993. Dist ribut ion of zinc f ract ions in soils in relat ion to soil proper
ty. Acta Pedol S in (土壤学报) , 30( 3) : 260~ 266( in Chinese)
7 Keiler C ,Vedy JC. 1994. Dist ribut ion of copper and cadmium frac
tions in tw o forest soil. J Env ir on Qual , 23( 5) : 987~ 999
8 Korcak RF, et a1. 1978. Ext ractability of cadmium , copper, nickel
and zinc by double acids vs. DTPA and plant content at excessive
soil levels. J E nv iron Qual , 5( 7) : 506~ 512
9 Lagerw erf f JV, et al . 1976. Retent ion of metals in sew age sludge I.
Const ituent heavy metals. J En vi ron Qual , 5: 19~ 23
10 Liao ZJ (廖自基) . 1992. Environmental Chemistry and Biological
Effect s of T race Metals. Beijing: Chinese Environm ent S cience
Press. 256~ 267, 307~ 320( in Chinese)
11 Mandal LN, Mandal B. 1986. Zinc fractions in soils in relation to
zinc of nut rition of lowland rice. S oil S ci , 142( 3) : 141~ 148
12 Muo HD (莫惠栋 ) . 1992. Stat istics of Agricultural Experiments
( 2nd edit ion) . Shanghai: Shanghai Science Press. 562~ 579( in Ch i
nese)
13 Papadopoulos P, et al . 1988. T he react ion of cadmium w ith calcium
carbonate surface. S oil S ci , 144: 23~ 26
14 Randhaw a HS , Singh SP. 1995. Zinc fractions in soils and their
availabilit y to maize. J Indian S oc Soi l Sci , 43( 4) : 594~ 596
15 Tessler A, Lindsay WL. 1979. Sequent ial ext ract ion procedure for
the speciat ion of part iculate trace metals. A nal Chem , 51: 844~
951
16 Viets JFG. 1962. Ch emistry and availabilit y of micronut rients. J
Ag ric Food Chem , 10: 174~ 177
17 Xiong Y, et al (熊 毅) . 1983. Soil Colloid( 2nd volume) . Beijing:
China Science and T echnology Press. 237~ 245( in Ch inese)
18 Xu JL(许嘉琳) , Yang JR(杨居荣) . 1995. Heavy Metals in Ter
restrial E cosystem. Beijing: C hina Environment Science Press. 333
~ 348( in Chinese)
19 Zhu B(朱 波) , Qing CL(青长乐) , Mu SS (牟树森) . 1997. E
cological ef fects of exot ic CdZn com pound pollut ion on purple soil.
Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) , 8(6) : 639~ 644( in Chinese)
作者简介 朱 波, 男, 1966 年生, 博士, 研究员, 主要从事
农业生态、土壤学和生物地球化学循环方面的研究, 发表论
文 40 多篇. Email: bzhu@ imde. ac. cn
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