全 文 ：
摇 摇 摇 摇 摇 生 态 学 报
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摇 摇 第 猿猿卷 第 员怨期摇 摇 圆园员猿年 员园月摇 渊半月刊冤
目摇 摇 次
中国生态学学会 圆园员猿年学术年会专辑摇 卷首语
生态系统服务研究文献现状及不同研究方向评述 马凤娇袁刘金铜袁粤援 耘早则蚤灶赠葬 耘灶藻躁蚤 渊缘怨远猿冤噎噎噎噎噎噎噎
非人灵长类性打搅行为研究进展 杨摇 斌袁王程亮袁纪维红袁等 渊缘怨苑猿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
密度制约效应对啮齿动物繁殖的影响 韩群花袁郭摇 聪袁张美文 渊缘怨愿员冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
食物链长度远因与近因研究进展综述 王玉玉袁徐摇 军袁雷光春 渊缘怨怨园冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
粤酝真菌在植物病虫害生物防治中的作用机制 罗巧玉袁王晓娟袁李媛媛袁等 渊缘怨怨苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
保护性耕作对农田碳尧氮效应的影响研究进展 薛建福袁赵摇 鑫袁杂澡葬凿则葬糟噪 月葬贼泽蚤造藻 阅蚤噪早憎葬贼造澡藻袁等 渊远园园远冤噎噎噎
圈养大熊猫野化培训期的生境选择特征 张明春袁黄摇 炎袁李德生袁等 渊远园员源冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
利用红外照相技术分析野生白冠长尾雉活动节律及时间分配 赵玉泽袁王志臣袁徐基良 袁等 渊远园圆员冤噎噎噎噎
风速和持续时间对树麻雀能量收支的影响 杨志宏袁吴庆明袁董海燕袁等 渊远园圆愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
白马雪山自然保护区灰头小鼯鼠的巢址特征 李艳红袁关进科袁黎大勇袁等 渊远园猿缘冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
生境片段化对千岛湖岛屿上黄足厚结猛蚁遗传多样性的影响 罗媛媛袁刘金亮袁黄杰灵袁等 渊远园源员冤噎噎噎噎噎
基于 圆愿杂袁 悦韵陨和 悦赠贼遭基因序列的薜荔和爱玉子传粉小蜂分子遗传关系研究
吴文珊袁陈友铃袁孙伶俐袁等 渊远园源怨冤
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高榕榕果内 耘怎责则蚤泽贼蚤灶葬属两种榕小蜂的遗传进化关系 陈友铃袁孙伶俐袁武蕾蕾袁等 渊远园缘愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎
镉胁迫下杞柳对金属元素的吸收及其根系形态构型特征 王树凤袁施翔袁孙海菁袁等 渊远园远缘冤噎噎噎噎噎噎噎噎
邻苯二甲酸对萝卜种子萌发尧幼苗叶片膜脂过氧化及渗透调节物质的影响
杨延杰袁王晓伟袁赵摇 康袁等 渊远园苑源冤
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极端干旱区多枝柽柳幼苗对人工水分干扰的形态及生理响应 马晓东袁王明慧袁李卫红袁等 渊远园愿员冤噎噎噎噎噎
贝壳砂生境酸枣叶片光合生理参数的水分响应特征 王荣荣袁夏江宝袁杨吉华袁等 渊远园愿愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎
陶粒覆盖对土壤水分尧植物光合作用及生长状况的影响 谭雪红袁郭小平袁赵廷宁 渊远园怨苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎
不同林龄短枝木麻黄小枝单宁含量及养分再吸收动态 叶功富袁张尚炬袁张立华袁等 渊远员园苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎
珠江三角洲不同污染梯度下森林优势种叶片和枝条 杂含量比较 裴男才袁陈步峰袁邹志谨袁等 渊远员员源冤噎噎噎噎
粤酝真菌和磷对小马安羊蹄甲幼苗生长的影响 宋成军袁曲来叶袁马克明袁等 渊远员圆员冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
盐氮处理下盐地碱蓬种子成熟过程中的离子积累和种子萌发特性 周家超袁付婷婷袁赵维维袁等 渊远员圆怨冤噎噎噎
悦韵圆浓度升高条件下内生真菌感染对宿主植物的生理生态影响 师志冰袁周摇 勇袁李摇 夏袁等 渊远员猿缘冤噎噎噎噎
预处理方式对香蒲和芦苇种子萌发的影响 孟摇 焕袁王雪宏袁佟守正袁等 渊远员源圆冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
镉在土壤鄄金丝垂柳系统中的迁移特征 张摇 雯袁魏摇 虹袁孙晓灿袁等 渊远员源苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
马尾松人工林近自然化改造对植物自然更新及物种多样性的影响 罗应华袁孙冬婧袁林建勇袁等 渊远员缘源冤噎噎噎
濒危海草贝克喜盐草的种群动态及土壤种子库要要要以广西珍珠湾为例
邱广龙袁范航清袁李宗善袁等 渊远员远猿冤
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毛乌素沙地南缘沙丘生物结皮对凝结水形成和蒸发的影响 尹瑞平袁吴永胜袁张摇 欣袁等 渊远员苑猿冤噎噎噎噎噎噎
塔里木河上游灰胡杨种群生活史特征与空间分布格局 韩摇 路袁席琳乔袁王家强袁等 渊远员愿员冤噎噎噎噎噎噎噎噎
短期氮素添加和模拟放牧对青藏高原高寒草甸生态系统呼吸的影响 宗摇 宁袁石培礼袁蔣摇 婧袁等 渊远员怨员冤噎噎
松嫩平原微地形下土壤水盐与植物群落分布的关系 杨摇 帆袁王志春袁王云贺袁等 渊远圆园圆冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎
广州大夫山雨季林内外空气 栽杂孕 和 孕酝圆援缘浓度及水溶性离子特征 肖以华袁李摇 炯袁旷远文袁等 渊远圆园怨冤噎噎噎
马鞍列岛岩礁生境鱼类群落结构时空格局 汪振华袁赵摇 静袁王摇 凯袁等 渊远圆员愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
黄海细纹狮子鱼种群特征的年际变化 陈云龙袁单秀娟袁周志鹏袁等 渊远圆圆苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
三种温带森林大型土壤动物群落结构的时空动态 李摇 娜袁张雪萍袁张利敏 渊远圆猿远冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
笔管榕榕小蜂的群落结构与物种多样性 陈友铃袁陈晓倩袁吴文珊袁等 渊远圆源远冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
海洋生态资本理论框架下的生态系统服务评估 陈摇 尚袁任大川袁夏摇 涛袁等 渊远圆缘源冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
中国地貌区划系统要要要以自然保护区体系建设为目标 郭子良袁崔国发 渊远圆远源冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
生态植被建设对黄土高原农林复合流域景观格局的影响 易摇 扬袁信忠保袁覃云斌袁等 渊远圆苑苑冤噎噎噎噎噎噎噎
华北农牧交错带农田鄄草地景观镶嵌体土壤水分空间异质性 王红梅袁王仲良袁王摇 堃袁等 渊远圆愿苑冤噎噎噎噎噎
中国北方春小麦生育期变化的区域差异性与气候适应性 俄有浩袁霍治国袁马玉平袁等 渊远圆怨缘冤噎噎噎噎噎噎噎
中国南方喀斯特石漠化演替过程中土壤理化性质的响应 盛茂银袁刘摇 洋袁熊康宁 渊远猿园猿冤噎噎噎噎噎噎噎噎
气候变化对东北沼泽湿地潜在分布的影响 贺摇 伟袁布仁仓袁刘宏娟袁等 渊远猿员源冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
内蒙古不同类型草地土壤氮矿化及其温度敏感性 朱剑兴袁王秋凤袁何念鹏袁等 渊远猿圆园冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
黑河中游荒漠绿洲区土地利用的土壤养分效应 马志敏袁吕一河袁孙飞翔袁等 渊远猿圆愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
成都平原北部水稻土重金属含量状况及其潜在生态风险评价 秦鱼生袁喻摇 华袁冯文强袁等 渊远猿猿缘冤噎噎噎噎噎
大西洋中部延绳钓黄鳍金枪鱼渔场时空分布与温跃层的关系 杨胜龙袁马军杰袁张摇 禹袁等 渊远猿源缘冤噎噎噎噎噎
夏季台湾海峡南部海域上层水体的生物固氮作用 林摇 峰袁陈摇 敏袁杨伟锋袁等 渊远猿缘源冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
北长山岛森林乔木层碳储量及其影响因子 石洪华袁王晓丽袁王摇 嫒袁等 渊远猿远猿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
植被类型变化对长白山森林土壤碳矿化及其温度敏感性的影响 王摇 丹袁吕瑜良袁徐摇 丽袁等 渊远猿苑猿冤噎噎噎噎
油松遗传结构与地理阻隔因素的相关性 孟翔翔袁狄晓艳袁王孟本袁等 渊远猿愿圆冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
基于辅助环境变量的土壤有机碳空间插值要要要以黄土丘陵区小流域为例
文摇 雯袁周宝同袁汪亚峰袁等 渊远猿愿怨冤
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基于生命周期视角的产业资源生态管理效益分析要要要以虚拟共生网络系统为例
施晓清袁李笑诺袁杨建新 渊远猿怨愿冤
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生态脆弱区贫困与生态环境的博弈分析 祁新华袁叶士琳袁程摇 煜袁等 渊远源员员冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
野世博冶背景下上海经济与环境的耦合演化 倪摇 尧袁岳文泽袁张云堂袁等 渊远源员愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
期刊基本参数院悦晕 员员鄄圆园猿员 辕 匝鄢员怨愿员鄢皂鄢员远鄢源远源鄢扎澡鄢孕鄢 预 怨园郾 园园鄢员缘员园鄢缘缘鄢圆园员猿鄄员园
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封面图说院 毛乌素沙地南缘沙丘的生物结皮要要要生物土壤结皮广泛分布于干旱和半干旱区袁它的形成和发育对荒漠生态系统
生态修复过程产生重要的影响遥 组成生物结皮的藻类尧苔藓和地衣是常见的先锋植物袁它们不仅能在严重干旱缺
水尧营养贫瘠恶劣的环境中生长尧繁殖袁并且能通过其代谢方式影响并改变环境遥 其中一个重要的特点是袁生物结皮
表面的凝结水显著大于裸沙遥 研究表明袁凝结水是除降雨之外最重要的水分来源之一袁在水分极度匮乏的荒漠生态
系统袁它对荒漠生态系统结构尧功能和过程的维持产生着重要的影响遥
彩图及图说提供院 陈建伟教授摇 北京林业大学摇 耘鄄皂葬蚤造院 糟蚤贼藻泽援糟澡藻灶躁憎岳 员远猿援糟燥皂
第 33 卷第 19 期
2013年 10月
生 态 学 报
ACTA ECOLOGICA SINICA
Vol.33,No.19
Oct.,2013
http: / / www.ecologica.cn
基金项目:国家自然科学基金项目(41201295);农业部公益性行业(农业)科研专项(201003016)
收稿日期:2013鄄05鄄20; 摇 摇 修订日期:2013鄄07鄄18
*通讯作者 Corresponding author.E鄄mail: stu@ ipni.net
DOI: 10.5846 / stxb201305201115
秦鱼生,喻华,冯文强,王正银,涂仕华.成都平原北部水稻土重金属含量状况及其潜在生态风险评价.生态学报,2013,33(19):6335鄄6344.
Qin Y S, Yu H, Feng W Q, Wang Z Y, Tu S H.Assessment on heavy metal pollution status in paddy soils in the northern Chengdu Plain and their potential
ecological risk.Acta Ecologica Sinica,2013,33(19):6335鄄6344.
成都平原北部水稻土重金属含量状况
及其潜在生态风险评价
秦鱼生1,2,喻摇 华2,冯文强2,王正银1,涂仕华2,*
(1. 西南大学资源环境学院,北碚摇 400716; 2. 四川省农业科学院土壤肥料研究所,成都摇 610066)
摘要:为了解成都平原水稻土重金属含量状况和潜在的生态风险,选取成都平原北部水稻土典型区域为研究对象,采集了 158
个表层土壤样品,分析了土壤中 pH值和 Cd、Cu、As、Hg、Pb、Cr、Ni 7种重金属元素含量,以 20世纪 80年代测定的成都平原土壤
重金属元素背景值为评价标准,采用 Hakanson潜在生态危害指数法对研究区域的重金属潜在生态风险进行了评价。 结果表
明:研究区域水稻土 Cd、Hg、Ni、Cu、Pb、Cr 和 As 平均含量分别为 0.709、0.187、32.08、34.12、31.52、82.13 mg / kg 和 7.25 mg / kg;
Cd、Ni、Cu和 Hg 4种重金属超过《土壤环境质量标准》( GB15618—1995) 域级标准值样本比例分别为 87.34%、8.23%、3.80%和
3.80%,Cd含量超标严重。 7 种重金属元素变异系数幅度为 18. 35%—49.03%,由大到小依次为 Cd、Hg、Cu、As、Ni、Cr、Pb。
75郾 32%的样本达到中度或较强重金属潜在生态风险,区域整体表现为中度潜在生态风险(RI平均值为 198.65),Cd和 Hg为高
生态风险元素,对潜在生态风险贡献率分别为 62.27%和 20.78%,As、Pb、Cu、Ni、Cr 为低生态风险元素;风险概率图显示城区周
边和绵远河沿线的潜在生态风险等级较高。 因此,成都平原水稻土农业生产中应采取一定的措施防控农产品 Cd和 Hg污染。
关键词:水稻土;重金属;生态风险;成都平原
Assessment on heavy metal pollution status in paddy soils in the northern
Chengdu Plain and their potential ecological risk
QIN Yusheng1,2, YU Hua2, FENG Wenqiang2, WANG Zhengyin1, TU Shihua2,*
1 College of Resources and Environment, Southwest University, Chongqing 400716, China
2 Soil and Fertilizer Institute, Sichuan Academy of Agricultural Sciences, Chengdu 610066, China
Abstract: Soil heavy metal pollution has received wide concern due to its widespread and highly toxic nature in
environment. Accumulation of heavy metals in agricultural soils tends to elevate crop uptake and finally harm human health
through food chains. In order to determine heavy metal pollution status in paddy soils in Chengdu Plain and to assess their
potential ecological risk, 158 topsoil samples were collected from the study area, a county typical of paddy rice production
with potential pollution of soil heavy metals, to analyze concentrations of seven heavy metals (Cd, Hg, Ni, Cu, Pb, Cr and
As) and pH in the soils. The background values of the soil heavy metals in Chengdu Plain measured in 1980忆s were used as
references and the Hakanson potential ecological risk index method was adopted in the assessment. The results showed that
the average concentrations of Cd, Hg, Ni, Cu, Pb, Cr and As were measured as 0.709, 0.187, 32.08, 34.12, 31郾 52,
82郾 13 and 7.25 mg / kg, respectively. Compared to level II of the China Soil Environment Quality Standard (GB 15618—
1995), about 87.34%, 8.23%, 3.80% and 3.80% of the total samples were polluted by Cd, Ni, Cu and Hg, respectively.
The average concentration of each heavy metal exceeded its soil background values, reflecting an increase in soil heavy
metal pollution in Chengdu Plain in recent years. Compared to its background values, Cd had the highest accumulation by
312.2% while Hg accumulated the least. Accumulation of the other metals ranged from 5.0% to 49郾 03%. The range of
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variation coefficient was 18.35% to 49.03% for the seven heavy metals and variation coefficient followed an order of Cd>Hg
>Cu>As>Ni> Cr>Pb. Cadmium, Hg and Ni showed a logarithmic normal distribution, while Cu, Pb, Cr and As gave a
normal distribution. The Person correlation analysis revealed that significant correlations (P<0郾 01) were observed among
Cd, Cu, Hg and Ni as well as among Pb, Cr and As. The results further suggested that the pollution of Cd, Cu and Ni in
the soils might be highly associated with industrial activities, while Pb, Cr and As in the soils could be mainly originated
from the soil parent materials. Unlike the other heavy metals, the pollution of Hg in soils could be most likely due to both
the soil parent materials and human activities including industry emissions and loadings from agricultural activities. The
ranges of single ecological risk index (Er) were 28.62—305.8 for Cd, 2.22—11.31 for Cu, 4.58—9.92 for Pb, 1.50—
3郾 59 for Cr, 16.57—83.54 for Hg, 3.60—22.38 for As and 3.97—9.27 for Ni. About 75.32% of the total samples reached
medium or strong level of the potential ecological risk of the heavy metals, but the overall potential ecological risk remained
medium (the average RI = 198.65). It was found that Cd and Hg contributed most to the ecological risk, accounting for
62郾 27% and 20.78%, respectively, and the risks of As, Pb, Cu, Ni and Cr were relatively minor. Risk probability map
demonstrated that areas around the city and along the Mianyuan River were highly risky. Thus, some counter鄄measures
should be taken to control the pollution of Cd and Hg to secure the safe agricultural production in Chengdu Plain.
Key Words: paddy soil; heavy metal; ecological risk; Chengdu Plain
随着工农业高速发展和城市化进程加快,工业“三废冶排放、矿山开采、城镇生活垃圾处置不当、汽车尾气和农业生产投入
品等带来的土壤污染问题日趋严重,特别是由此带来的土壤重金属污染更是引起了国内外的广泛关注[1鄄3] 。 据估计,我国受重
金属污染耕地面积已达 2000多万 hm2,约占耕地总面积的 1 / 5,每年产出的粮食中约有 1200万 t受重金属污染,合计经济损失
200多亿元[4] 。 土壤重金属污染具有隐蔽性、滞后性、累积性、复合性、不可逆转性和后果严重性等特点,一旦进入土壤后会导
致农产品重金属累积,并通过食物链进入人体而危害健康[5] 。 因此,进行土壤重金属污染调查与评价,掌握土壤环境质量对农
业生产和社会经济的发展都具有十分重要的意义。
成都平原素以“天府之国冶著称,一直以来都是四川乃至全国粮、油作物的重要生产基地。 近年来,随着城市化的快速扩
张,工矿企业快速发展和农药、化肥等农用物质的大量使用等导致成都平原耕地污染日益加剧。 刘红樱等[6]研究报道成都平
原 18.6%的区域受到重金属不同程度污染。 李冰等[7]研究指出成都平原土壤中镉和铅污染相对较严重,德阳、广汉、新都工业
集中区问题相对突出。 刘东盛等[8]在成都平原约 6万 km2区域上调查发现表层土壤有较严重的镉、铅、汞和砷等重金属超标现
象。 然而,已有的研究多采用地质累积指数法、单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法或基于人体健康的风险评价法对成
都平原土壤重金属污染进行评价,没有考虑生物特性对重金属毒性的响应特征,缺乏区域内土壤重金属潜在的生态风险评价,
更没有专门针对成都平原水稻土的重金属生态风险评价研究。 成都平原水稻土面积占耕地面积的 84.5%,是粮食生产的主
体[9] ,因此,为了确保农产品的安全生产,对成都平原水稻土重金属污染问题进行深入研究势在必行。 Hakanson潜在生态危害
指数法将重金属生态效应、环境效应与毒理学联系在一起,定量划分重金属的潜在风险等级,既可为改善环境提供依据,还可为
人们的健康生活提供科学参照,已经越来越多的应用于土壤重金属污染评价研究中,姜菲菲等[10]运用 Hakanson法对北京市农
业土壤重金属污染风险等级进行了评价,Wang等[11]和 Sun等[12]都运用 Hakanson法对城市土壤重金属潜在生态风险进行了研
究。 本文在野外调查和室内分析的基础上,采用 Hakanson潜在生态危害指数法对成都平原水稻土重金属的潜在生态风险进行
综合评价,并运用 GIS和地统计学方法绘制研究区域重金属元素生态风险概率图,以期为成都平原水稻土生态风险预警和农产
品安全生产提供科学依据。
1摇 材料与方法
1.1摇 研究区域概况
研究区域位于成都平原西北部,介于东经 103毅54忆至 104毅20忆,北纬 31毅09忆至 31毅42忆之间,海拔高度 504—4405 m;幅员面积
约为 1245.3 km2,山地占 52.08%,平原占 47.92%,耕地面积为 33353 hm2,其中水田面积占耕地总面积的 90.01%;主要矿藏有磷
矿、铝土矿、硫铁矿、煤和天然气等。 研究区域的土壤类型为灰棕冲积水稻土和灰色冲积水稻土;属亚热带温湿气候区,大陆性
季风气候特点显著,气候温和,降水充沛,四季分明,无霜期长,年均气温 15.7 益,多年平均 10 益以上活动积温为 4887.5 益,年
均无霜期为 285 d,年均降雨量为 1040.8 mm,年均相对湿度为 81%,年均蒸发量达 1100.8 mm,年均日照时数为 976.8 d,全年太
阳辐射值平均为 335.09 KJ / cm2。 研究区域的河流属沱江水系,都发源于龙门山脉,主要有绵远河、石亭江等 14条河流,由西北
向东南呈树状分布。 粮油作物有水稻、小麦、油菜、玉米、大麦、大豆、薯类等,是成都平原粮食生产的重要组成部分。
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1.2摇 土壤样品采集与处理
根据研究区域水稻土的分布情况,在 17个水稻土主要分布乡镇抽样选取 0—20 cm耕层土壤样品 158个(图 1)。 采样时用
手持 GPS仪准确记录样点位置,在 GPS定位点田块内采用“S冶采取 10—15 个样点的混合样,混合均匀后按四分法获取 0郾 5—
1郾 0 kg样品。 采集的样品带回室内在自然状态下风干,去除杂草、植物残体、砾石等,然后用木棒捻细后用玛瑙研钵研磨,分别
过 20目和 100目尼龙筛,分别装瓶,供 pH值和重金属全量分析用。
图 1摇 研究区位置与采样点位分布图
Fig.1摇 Study area and distribution of the sampling points
1.3摇 样品的分析与测定方法
土壤样品 pH值分析参照《土壤农业化学分析方法》 [13] ,采用水土比为 1颐2.5 的 pH 电位法测定。 土壤重金属元素 Cr、Cu、
Pb、Ni、Cd全量测定采用土壤过 100目尼龙筛,硝酸鄄高氯酸鄄氢氟酸三酸消解后,Cr、Cu、Pb、Ni 用火焰原子吸收分光光度计测
定,Cd用石墨炉原子吸收分光光度计测定;As和 Hg 全量测定采用硝酸鄄硫酸消解后,用原子荧光光谱仪测定。 土壤重金属分
析的质量控制采用 GSS鄄 14 标准物质进行加标回收,Cr、Cu、Pb、Ni、Cd、Hg 和 As 的回收率分别达 95.4%—103.2%、96.6%—
102郾 5%、95.3%—103.7%、91.8%—99.6%、92.9%—105.1%、93.4%—98.3%和 91.1%—97.9%。
1.4摇 数据处理与分析
本研究的土壤重金属含量描述性统计、Kolmogorov鄄Smirnov正态分布检验、相关分析、因子分析等统计采用 SPSS19.0 分析;
相关图件制作在 ArcGIS 10.0中完成;在 Excel 2007中以平均值加减 3倍标准差的标准对原始数据进行异常值分析,结果显示
全部 158个样点的分析测试结果都为有效数据,无异常值样点剔除,异常分析后进行重金属污染评价的数据计算。
1.5摇 潜在生态风险指数法(Hakanson法)
潜在生态风险指数法是由瑞典科学 Hakanson在评价沉积物的重金属污染时提出[14] ,其计算公式如下:
Cif =
Ci
Cin
(1)
Cd = 移
n
i = 1
Cif (2)
Eir = Tir 伊 Cif (3)
RI = 移
n
i = 1
Eir = 移
n
i = 1
(Tir 伊 Cif) (4)
7336摇 19期 摇 摇 摇 秦鱼生摇 等:成都平原北部水稻土重金属含量状况及其潜在生态风险评价 摇
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式中, Cif为某重金属的单因子污染指数; Ci为土壤中重金属的实测含量; Cin为重金属的参比值,一般采用土壤中重金属元素的
背景值,本研究重金属背景值采用姚延伸测定的成都平原土壤重金属元素背景值[15] ,其中 Cd 为 0.172 mg / kg、Cu 为 28.1 mg /
kg、Pb为 23.1 mg / kg、Cr为 70.3 mg / kg、Hg为 0.181 mg / kg、As为 6.42 mg / kg和 Ni为 27.3 mg / kg; Cd 为多种重金属的污染指数
之和; Eir 为单项重金属潜在生态风险指数; Tir 为单项重金属毒性响应参数; RI为区域多因子潜在生态风险指数。
重金属毒性响应系数设定参照 Hakanson 和徐争启[16]研究结果,7 种重金属毒性响应系数分别为:Hg(40) >Cd(30) >As
(10)>Cu(5)= Pb(5)= Ni(5)>Cr(2)。 单因子重金属污染指数 Cif 、单因子重金属潜在生态风险指数 Eir 、区域多因子重金属综
合潜在生态风险指数 RI和污染程度的关系采用张菊等[17]划分的潜在生态风险分级标准,单因子潜在生态风险指数 40、80、160
和 320分别为轻度、中度、较强、很强和极强等级的阈值,区域多因子重金属综合潜在生态风险指数 150、300 和 600 分别为轻
度、中度、较强和很强等级的阈值。
2摇 结果与分析
2.1摇 水稻土重金属含量统计特征分析
研究区域水稻土 158个样点 7种重金属含量的描述性统计结果见表 1,采用姚延伸报道的成都平原水稻土背景值进行累积
分析,采用《土壤环境质量标准》( GB15618—1995) [18]中域级标准进行污染状况分析。 从表 1可以看到,水稻土不同重金属元
素含量差异较大,Cd为 0.164—1.753 mg / kg,Cu为 12.50—63.57 mg / kg, Pb为 21.14—45.81 mg / kg,Cr为 52.84—126.21 mg / kg,
Hg为 0.08—0.38 mg / kg,As为 2.31—14.37 mg / kg和 Ni为 21.42—50.59 mg / kg。 Cd、Cu、Hg和 Ni都有超过土壤环境质量二级标
准的样本分布,Cd超标样本比例最大,达到 87.34%; Ni、Cu和 Hg超标样本比例分别为 8.23%、3.80%和 3.80%,这说明研究区
域水稻土存在这 4种重金属污染;而 Pb、Cr和 As与土壤环境质量二级标准相差较远,表明研究区域水稻土尚未受到 Pb、Cr 和
As污染。 不同 pH值范围下的 Cd、Cu、Hg和 Ni这 4种元素平均值与土壤环境质量二级标准对比分析来看,pH值<6.5的土壤样
本 Cd平均值超标 1.64倍,pH值介于 6.5—7.5之间的土壤样本 Cd平均值超标 1.68倍,pH值>7.5 的土壤样本 Cd 平均值超标
1郾 12倍;Cu、Hg和 Ni的平均值尚未超过土壤环境质量二级标准。
表 1摇 研究区域土壤重金属描述性统计
Table 1摇 Summary statistics of heavy metal concentrations in the topsoil in the study area
重金属
Heavy metal
Cd
/ (mg / kg)
Cu
/ (mg / kg)
Pb
/ (mg / kg)
Cr
/ (mg / kg)
Hg
/ (mg / kg)
As
/ (mg / kg)
Ni
/ (mg / kg)
平均值 Mean 0.709 34.12 31.52 82.13 0.187 7.25 32.08
中值 Median 0.637 32.95 30.77 80.78 0.17 7.00 30.58
最小值 Minimum 0.164 12.50 21.14 52.84 0.08 2.31 21.42
最大值 Maximum 1.753 63.57 45.81 126.21 0.38 14.37 50.59
变异系数 Coefficient of variance / % 49.03 33.09 18.35 18.99 37.58 32.97 20.12
标准差 Standard deviation 0.348 11.29 5.78 15.59 0.07 2.39 6.45
背景值*Background value 0.172 28.1 23.1 70.3 0.181 6.42 27.3
最高限值** <6.5 0.30 50 250 250 0.30 30 40
Permitted maximum value 6.5—7.5 0.60 100 300 300 0.50 25 50
>7.5 1.00 100 350 350 1.00 20 60
摇 摇 *成都平原水稻土重金属背景值[15] ;**《土壤环境质量标准》( GB15618—1995) [18]中域级标准
图 2为研究区域水稻土重金属元素含量的频数分布图。 从图中可以看出,Cd、Hg 和 Ni 属于偏态分布,Cu、Pb、Cr 和 As 属
于正态分布。 研究区域水稻土重金属平均值与成都平原水稻土背景值对比分析表明,Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和 Ni平均值都超过
背景值,表明这 7种重金属元素在成都平原水稻土上都有一定程度的累积,其中 Cd 为背景值的 4.12 倍,Cu 为 1.21 倍,Pb 为
1郾 36倍,Cr为 1.17倍,Hg为 1.05倍,As为 1.13倍,Ni为 1.18倍,这与贾琳等[19]和解文艳等[20]的研究结果相似,表明人类活动
已经导致研究区域水稻土 Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和 Ni含量的升高。 Cd的累积效应最大,这可能与研究区域北部山区为四川的
主要磷矿产区相关,磷矿矿渣中的 Cd 随地表水而排入研究区域的主要河流如绵远河等,继而造成下流污灌区耕地土壤中 Cd
的累积;Hg的累积效应最小。
区域重金属元素含量变异系数可以反映元素在该区域分布和污染程度的差异,变异系数越大,说明区域各采样点在总体样
本中平均变异程度越大[21] 。 从表 1可以看出,研究区域水稻土 7 种重金属元素变异系数由大到小依次为 Cd、Hg、Cu、As、Ni、
Cr、Pb。 变异系数大于 30%的元素有 Cd、Hg、Cu、As,其中 Cd的变异系数达到 49.03%,这说明研究区域水稻土 Cd的分布差异较
大。 Hg、Cu、As变异系数都介于 30%—40%间,存在污染程度相似性。 Ni、Cr、Pb 变异系数都在 20%左右,且非常接近,变异系
数相对较小,空间分布相对均匀。
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图 2摇 土壤重金属元素 Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As、Ni含量和 pH值频数分布
Fig.2 摇 Frequency histograms of heavy metal concentrations and pH of the soils
2.2摇 水稻土重金属元素相关性分析
同一区域内相同类型土壤重金属污染物的来源途径可以是相同的,也可以是多途径的,而同一来源的土壤重金属元素之间
通常存在一定的相关性,重金属元素间相关性显著和极显著说明元素间一般具有同源关系或者存在复合污染[22] 。 Person相关
分析结果表明(表 2),成都平原水稻土多数重金属元素间存在相关性。 Cd与 Cu、Hg 和 Ni 的相关性达极显著水平(P<0郾 01),
与 As的相关系数为 0.162,相关性达显著水平(P<0.05)。 Cu与 Hg、As、Ni的相关系数都大于 0.224,相关性达极显著水平(P<
0.01)。 Pb与 Cr、As的相关性达极显著水平(P<0.01),与 Hg、Ni的相关性达显著水平(P<0.05)。 Cr与 Ni和 As与 Ni的相关系
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数分别为 0.237、0.344,相关性都达极显著水平(P<0.01)。 这表明,研究区域水稻土 Cd、Cu和 Ni的来源相似性较大,呈现相互
伴随的复合污染现象;而 Pb、Cr和 As的来源途径也可能相同;Hg的来源有一部分与 Cd、Cu、Pb相似,而与 As、Cr和 Ni的来源
途径差异较大。 土壤 pH值与 Cd、Cu和 Ni的正相关性达显著水平(P<0.05),而与 Pb、Cr、Hg和 As的相关性不显著。 通常土壤
的酸碱度被认为是影响重金属形态和活性的重要因素,低 pH 值土壤能促进重金属的溶解和活化,所以在酸性条件下,重金属
Cd、Cu和 Ni具有较高的溶解性,淋失量增加,土壤重金属含量降低;另一方面,土壤的酸性将提高重金属 Cd、Cu和 Ni等的生物
有效性,增加地面植物对这些重金属的吸收和带走量,虽然每季的带走量不能与重金属超富积植物相比,但长期、多季的吸收和
带走仍能降低土壤中重金属含量。 然而,随着土壤酸度的增加,重金属在土壤中的移动性和生物有效性均显著增加,更易被作
物吸收累积,对人体健康的威胁更大,因此,在轻度重金属污染土壤中,通过施用碱性物质来提高土壤的 pH 值,降低这些重金
属的生物有效性仍然是作物安全生产的重要措施。 不同的土壤类型、自然区域、土地利用类型和污染环境等条件下,土壤中的
重金属来源可能差异较大,肖思思等[23]对昆山市耕地土壤中重金属的相关分析表明,Hg、Pb、Zn、Cd、Cr、Cu元素来源可能相似;
Sun等[12]对沈阳市城市土壤重金属元素的相关分析指出,土壤中 Cd、Cu、Pb和 Zn的来源具有相似性;而解文艳等[20]对太原市
污染区土壤重金属的相关分析认为 Pb、Zn、Cu、Ni、Cr、As和 Cd都可能具有相同的来源,因此,对土壤重金属元素污染来源的判
断应在数据分析的基础上视其环境来判断。
表 2摇 土壤重金属元素和 pH值 Person相关系数矩阵
Table 2摇 Correlation matrix between heavy metal elements and pH
项目 Item Cd Cu Pb Cr Hg As Ni pH
Cd 1.000
Cu 0.468** 1.000
Pb 0.083 0.084 1.000
Cr 0.081 0.001 0.265** 1.000
Hg 0.232** 0.276** 0.158* 0.077 1.000
As 0.162* 0.224** 0.286** 0.130 -0.002 1.000
Ni 0.359** 0.732** 0.161* 0.237** -0.003 0.344** 1.000
pH 0.679** 0.291** -0.060 0.109 0.126 0.062 0.179* 1.000
摇 摇 *相关性在 0.05水平上显著(2鄄tailed);**相关性在 0.01水平上显著(2鄄tailed)
2.3摇 水稻土重金属潜在生态风险评价
2.3.1摇 水稻土重金属单项生态风险评价
采用 Hakanson潜在生态风险指数法评价的单项污染物风险指数统计结果列于表 3。 Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As 和 Ni 的生态风
险指数范围分别为 28.62—305.8、2.22—11.31、4.58—9.92、1.50—3.59、16.57—83.54、3.60—22.38和 3.97—9.27。 从单项生态风
险指数平均值来看,7种重金属元素从高到低的排序为 Cd、Hg、As、Pb、Cu、Ni、Cr,其中 As、Pb、Cu、Ni、Cr这 5种元素单项生态风
险指数平均值都小于 40,全部样点都处于低度生态风险等级,对区域水稻土潜在生态风险贡献较低,基本没有影响。 Cd的生态
表 3摇 土壤重金属单项生态风险指数统计
Table 3摇 Statistical analysis of the single ecological risk index of soil heavy metals
重金属
Heavy
metal
最小值
Minimum
最大值
Maximum
平均值
Mean
标准差
Standard
deviation
样点分布频数
Distribution frequency of samples
Er<40
40臆Er<
80
80臆Er<
160
160臆Er<
320
Er逸320
低度
Low
中度
Medium
较强
Strong
很强
Very
strong
极强
Greatly
strong
Cd 28.62 305.8 123.7 60.64 4 39 76 39 0
Cu 2.22 11.31 6.07 2.01 158 0 0 0 0
Pb 4.58 9.92 6.82 1.25 158 0 0 0 0
Cr 1.50 3.59 2.34 0.44 158 0 0 0 0
Hg 16.57 83.54 41.29 15.52 99 54 5 0 0
As 3.60 22.38 11.30 3.73 158 0 0 0 0
Ni 3.92 9.27 5.88 1.18 158 0 0 0 0
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风险指数最高,只有 4个样本处于低度生态风险等级,仅占 2.53%;总样本中 48.10%的样本达到较强生态风险等级;中度、很强
生态风险等级的分布比例相同,各占 24.68%,总体上生态风险程度呈恶化趋势。 Hg 元素样本中,低生态风险等级样本数量占
主体地位,其比例为 62.66%;总样本中 34.18%的样本处于中度生态风险等级;其余 3.16%的样本达到较强生态风险等级。 Cd
和 Hg对区域水稻土潜在生态风险贡献率分别为 62.27%和 20.78%,这表明 Cd是该区域水稻土潜在生态风险的主导因子,一半
以上的生态危害都是由其造成的。
2.3.2摇 水稻土重金属区域潜在生态风险评价
研究区域水稻土 Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和 Ni 的综合潜在生态风险指数(RI)最小值为 84.87,最大值为 398.56,平均值为
198.65,区域整体达到中度潜在生态风险等级。 从不同潜在生态风险等级频数分步来看(表 4),大部分样本都达到中度及其以
上等级的潜在生态风险等级,其中,66.46%的样本处于中度潜在生态风险,8.86%的样本达到较强潜在生态风险,仅 24.68%的
样本处于低度潜在生态风险。 这表明研究区域水稻土已经存在较为严重的潜在生态风险,应引起相关部门的充分重视。 张菊
等[17]和宁晓波等[24]研究指出单因子指数法、综合指数法和潜在生态危害指数法的评价结果具有较好的一致性,在本研究结果
中,Hakanson潜在生态危害指数法的评价结果显示研究区域水稻土受到 Cd和 Hg 的生态危害,而采用内梅罗指数法的评价结
果显示研究区域水稻土受到 Cd、Ni、Cu和 Hg的污染,这种不一致性主要与两种评价方法的标准不一样有关;另一方面,Cd、Ni、
Cu和 Hg的毒性系数差异应是导致这两种方法评价结果略有差异的主要原因。 任华丽等[25]就指出 Hakanson法在土壤重金属
的生态风险评价中,元素的价态效应、环境条件不同所造成的生物效应差异和评价角度不同对重金属元素毒性系数确定的差异
等都将影响重金属的评价结果,是重金属评价应用中要重点考虑和解决的问题。
表 4摇 区域土壤重金属潜在生态风险指数统计
Table 4摇 Statistical analysis of the potential ecological risk index of soil heavy metals
潜在生态风险等级
Potential ecological risk degree RI<150 150臆RI<300 300臆RI<600 RI逸600
程度 Degree 低度 中度 较强 很强
频数 Frequency 39 105 14 0
比例 Percentage 24.68 66.46 8.86 0.00
图 3摇 土壤 Cd、Hg生态风险指数(Er)等级空间分布
Fig.3摇 Spatial distribution of the ecological risk index of Cd and Hg in soils
2.3.3摇 水稻土生态风险因子空间分布与概率图
为了直观、准确了解研究区域主要生态风险因子 Cd和 Hg的空间分布情况,对这两个元素的单项生态风险指数进行插值,
结果见图 3。 从中可以看出,土壤 Cd元素生态风险指数较高,分布复杂,没有 Cd 低度生态风险指数等级的成片分布;Cd 中度
生态风险指数等级分布较为零散,主要在玉泉、什地两镇有大面积成片分布;Cd很强生态风险指数等级分布范围较广,主要分
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布在研究区域东北部;Cd较强生态风险指数等级在所有乡镇都有大面积分布。 从 Hg的生态风险指数等级分布来看,主要有低
度和中度两个等级的分布,Hg低度生态风险指数等级主要分布在研究区域北部和西南部,而 Hg中度生态风险指数等级主要分
布在城区周边及南部,西北部沿龙门山区有带状分布。
风险概率分布图可以说明不同区域超过风险阈值概率的大小。 根据 Hakanson生态风险指数分级标准,40和 80 为单因子
重金属污染物生态风险低度和中度等级的临界值,在 GIS中采用指示克里格法,分别以这两个值为阈值对 Cd 和 Hg 元素的生
态风险指数进行插值,结果见图 4。 Cd生态风险概率整体较高,以低度指数为阈值(40),研究区域的概率都超过 0.75;以中度
指数为阈值(80),绝大部分研究区域的 Cd中度生态风险概率都超过 0.50,其中概率大于 0.75的区域主要分布在城区周边、东
部和东南部,概率低于 0.50的区域仅在玉泉有小面积分布。 Hg的生态风险概率较 Cd 低,在低度指数阈值下(40),Hg 低度生
态风险概率大于 0.50的区域主要分布在城区周边及南部区域;以中度指数为阈值(80),Hg中度生态风险概率大于 0.50的区域
分布呈斑点状,主要分布在孝德以及孝德与玉泉结合部,面积较小,总体概率不大。
图 4摇 土壤 Cd、Hg生态风险指数高于 40和 80的风险概率图
Fig.4摇 Risk probability map of soil Cd and Hg with ecological risk index > 40 and 80
(A和 B分别为 Cd和 Hg生态风险指数高于 40风险概率图,C和 D分别为 Cd和 Hg生态风险指数高于 80风险概率图)
潜在生态风险指数 Kriging插值图见图 5。 研究区域潜在生态风险指数等级分布以中度等级面积最大,在所有乡镇都有分
布,占据 90%以上区域。 潜在生态风险低度等级面积较小,分布在 3块,包括玉泉镇大部,什地、富新和齐天镇结合部以及拱星、
汉旺北部相邻区。 较强区域潜在生态风险等级仅在孝德镇的北部有一小斑块分布,在 3种类型中面积最小。 潜在生态风险指
数低度阈值风险概率图见图 6。 从图中可以看到,潜在生态风险达到中度水平的概率整体较高,绝大部分研究区域的风险概率
2436 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 33卷摇
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都超过 0.50。 与 Cd和 Hg单重金属污染风险概率图对比发现,区域潜在生态风险中度风险概率与 Cd 中度阈值风险概率图空
间分布基本一致,这也说明 Cd是研究区域重金属元素中潜在生态风险最大的元素,其对区域水稻土重金属潜在生态风险贡献
尤其突出。 图 6还可以看出,区域潜在生态风险中度等级概率大于 0.75 的区域主要分布在城区周边、东部和东南部,呈条带
状;概率低于 0.50的区域分布在玉泉镇及其周边,北部龙门山带沿线有零星分布。
摇 图 5摇 土壤区域潜在生态风险指数(RI)等级空间分布
Fig.5摇 Spatial distribution of regional potential ecological risk of
the soil
图 6摇 土壤区域潜在生态风险指数高于 150风险概率图
Fig.6摇 Risk probability map of RI >150
3摇 结论
通过对成都平原北部区域水稻土 Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和 Ni 7种重金属元素含量的统计分析和对土壤重金属污染状况和
潜在生态风险的评价,得出以下结论:
(1)研究区域水稻土 Cd、Cu、Pb、Cr、Hg、As和 Ni平均含量都超过背景值,呈现不同程度的积累, Cd超过背景值 312.2%,其
余元素超过背景值 5.0%—36.5%,Cd积累最明显,Hg积累最不明显。 Cd平均含量超过土壤环境质量二级标准,其余元素平均
含量都低于土壤环境质量二级标准,特别是 Pb、Cr和 As与土壤环境质量二级标准相距较远。
(2)研究区域水稻土重金属变异差别较大,Cd的变异最大,变异系数接近 50.0%;Hg、Cu、As 变异系数介于 30%—40%,属
中度变异;Ni、Cr、Pb变异系数约为 20.0%,变异较小。 Cd、Hg和 Ni呈对数正态分布,Cu、Pb、Cr和 As属正态分布。 外界人为活
动对研究区域水稻土 Cd的影响非常大,而对 Ni、Cr、Pb和 As的影响较小,Cu和 Hg受到一定的影响。
(3)水稻土重金属元素的相关分析结果表明:Cd、Cu、Hg 和 Ni 元素间以及 Pb、Cr 和 As 间都具有极显著的相关性,表现为
相互伴随的复合污染现象。 7种重金属元素来源分 3类:Cu、Ni和 Cd的来源相同,受人为影响较多,主要来源于工业污染;Pb、
Cr和 As的主要来源于成土母质;Hg受到人为和自然双重的影响,可能来源于地质和工、农业活动。
(4)水稻土整体表现为中等潜在生态风险等级,超过约 70.0%的样本达到中度或较强潜在生态风险。 Cd 是研究区域水稻
土潜在生态风险的主导因子,其贡献率为 62.27%;其次为 Hg,对区域水稻土潜在生态风险贡献率为 20.78%;As、Pb、Cu、Ni、Cr
都处于低生态风险等级,对区域水稻土潜在生态风险贡献很少。 从重金属潜在生态风险的概率分布特征来看,城区周边及绵远
河中、下游为区域潜在生态风险的高风险区,城区周边主要为 Hg 元素的生态危害贡献,而绵远河中、下游主要为 Cd 元素的生
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4436 摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 33卷摇
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栽澡藻 糟燥则则藻造葬贼蚤燥灶 遭藻贼憎藻藻灶 泽燥蚤造 憎葬贼藻则 泽葬造蚤灶蚤贼赠 葬灶凿 责造葬灶贼 糟燥皂皂怎灶蚤贼赠 凿蚤泽贼则蚤遭怎贼蚤燥灶 怎灶凿藻则 皂蚤糟则燥鄄贼燥责燥早则葬责澡赠 蚤灶 杂燥灶早灶藻灶 孕造葬蚤灶再粤晕郧 云葬灶袁 宰粤晕郧 在澡蚤糟澡怎灶袁 宰粤晕郧 再怎灶澡藻袁 藻贼 葬造 渊远圆园圆冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎悦燥皂责葬则蚤泽燥灶 燥枣 栽杂孕袁 孕酝圆援缘葬灶凿 贼澡藻蚤则 憎葬贼藻则鄄泽燥造怎遭造藻 蚤燥灶泽 枣则燥皂 遭燥贼澡 蚤灶泽蚤凿藻 葬灶凿 燥怎贼泽蚤凿藻 燥枣 阅葬枣怎泽澡葬灶 枣燥则藻泽贼 责葬则噪 蚤灶 郧怎葬灶早扎澡燥怎凿怎则蚤灶早 则葬蚤灶赠 泽藻葬泽燥灶 载陨粤韵 再蚤澡怎葬袁蕴陨 允蚤燥灶早袁运哉粤晕郧 再怎葬灶憎藻灶袁藻贼 葬造 渊远圆园怨冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎云蚤泽澡 糟燥皂皂怎灶蚤贼赠 藻糟燥造燥早赠 蚤灶 则燥糟噪赠 则藻藻枣 澡葬遭蚤贼葬贼 燥枣 酝葬忆葬灶 粤则糟澡蚤责藻造葬早燥 域援 杂责葬贼蚤燥鄄贼藻皂责燥则葬造 责葬贼贼藻则灶泽 燥枣 糟燥皂皂怎灶蚤贼赠 泽贼则怎糟贼怎则藻宰粤晕郧 在澡藻灶澡怎葬袁 在匀粤韵 允蚤灶早袁 宰粤晕郧 运葬蚤袁 藻贼 葬造 渊远圆员愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎陨灶贼藻则葬灶灶怎葬造 增葬则蚤葬贼蚤燥灶 蚤灶 贼澡藻 责燥责怎造葬贼蚤燥灶 凿赠灶葬皂蚤糟泽 燥枣 泽灶葬蚤造枣蚤泽澡 蕴蚤责葬则蚤泽 贼葬灶葬噪葬藻 蚤灶 贼澡藻 再藻造造燥憎 杂藻葬悦匀耘晕 再怎灶造燥灶早袁 杂匀粤晕 载蚤怎躁怎葬灶袁 在匀韵哉 在澡蚤责藻灶早袁 藻贼 葬造 渊远圆圆苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎杂责葬贼蚤葬造 葬灶凿 贼藻皂责燥则葬造 增葬则蚤葬贼蚤燥灶 燥枣 泽燥蚤造 皂葬糟则燥鄄枣葬怎灶葬 糟燥皂皂怎灶蚤贼赠 泽贼则怎糟贼怎则藻 蚤灶 贼澡则藻藻 贼藻皂责藻则葬贼藻 枣燥则藻泽贼泽蕴陨 晕葬袁 在匀粤晕郧 载怎藻责蚤灶早袁 在匀粤晕郧 蕴蚤皂蚤灶 渊远圆猿远冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎悦燥皂皂怎灶蚤贼赠 泽贼则怎糟贼怎则藻 葬灶凿 泽责藻糟蚤藻泽 遭蚤燥凿蚤增藻则泽蚤贼赠 燥枣 枣蚤早 憎葬泽责泽 蚤灶 泽赠糟燥灶蚤葬 燥枣 云蚤糟怎泽 泽怎责藻则遭葬 酝蚤择援 增葬则援 躁葬责燥灶蚤糟葬 酝蚤择援 蚤灶 云怎扎澡燥怎悦匀耘晕 再燥怎造蚤灶早袁 悦匀耘晕 载蚤葬燥择蚤葬灶袁宰哉 宰藻灶泽澡葬灶袁藻贼 葬造 渊远圆源远冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎酝葬则蚤灶藻 藻糟燥造燥早蚤糟葬造 糟葬责蚤贼葬造院 增葬造怎葬贼蚤燥灶 皂藻贼澡燥凿泽 燥枣 皂葬则蚤灶藻 藻糟燥泽赠泽贼藻皂 泽藻则增蚤糟藻泽 悦匀耘晕 杂澡葬灶早袁砸耘晕 阅葬糟澡怎葬灶袁载陨粤 栽葬燥袁藻贼 葬造 渊远圆缘源冤噎噎郧藻燥皂燥则责澡燥造燥早蚤糟 则藻早蚤燥灶葬造蚤扎葬贼蚤燥灶 燥枣 悦澡蚤灶葬 葬蚤皂藻凿 葬贼 糟燥灶泽贼则怎糟贼蚤燥灶 燥枣 灶葬贼怎则藻 则藻泽藻则增藻 泽赠泽贼藻皂 郧哉韵 在蚤造蚤葬灶早袁 悦哉陨 郧怎燥枣葬 渊远圆远源冤噎噎噎噎噎陨皂责葬糟贼 燥枣 藻糟燥造燥早蚤糟葬造 增藻早藻贼葬贼蚤燥灶 糟燥灶泽贼则怎糟贼蚤燥灶 燥灶 贼澡藻 造葬灶凿泽糟葬责藻 责葬贼贼藻则灶 燥枣 葬 蕴燥藻泽泽 孕造葬贼藻葬怎 宰葬贼藻则泽澡藻凿再陨 再葬灶早袁 载陨晕 在澡燥灶早遭葬燥袁 匝陨晕 再怎灶遭蚤灶袁 藻贼 葬造 渊远圆苑苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎杂责葬贼蚤葬造 澡藻贼藻则燥早藻灶藻蚤贼赠 燥枣 泽燥蚤造 皂燥蚤泽贼怎则藻 葬糟则燥泽泽 葬 糟则燥责造葬灶凿鄄早则葬泽泽造葬灶凿 皂燥泽葬蚤糟院 葬 糟葬泽藻 泽贼怎凿赠 枣燥则 葬早则燥鄄责葬泽贼怎则葬造 贼则葬灶泽蚤贼蚤燥灶 蚤灶 灶燥则贼澡 燥枣悦澡蚤灶葬 宰粤晕郧 匀燥灶早皂藻蚤袁 宰粤晕郧 在澡燥灶早造蚤葬灶早袁 宰粤晕郧 运怎灶袁 藻贼 葬造 渊远圆愿苑冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎栽澡藻 则藻早蚤燥灶葬造 凿蚤增藻则泽蚤贼赠 燥枣 糟澡葬灶早藻泽 蚤灶 早则燥憎蚤灶早 凿怎则葬贼蚤燥灶 燥枣 泽责则蚤灶早 憎澡藻葬贼 葬灶凿 蚤贼泽 糟燥则则藻造葬贼蚤燥灶 憎蚤贼澡 糟造蚤皂葬贼蚤糟 葬凿葬责贼葬贼蚤燥灶 蚤灶 晕燥则贼澡藻则灶悦澡蚤灶葬 耘 再燥怎澡葬燥袁 匀哉韵 在澡蚤早怎燥袁酝粤 再怎责蚤灶早袁藻贼 葬造 渊远圆怨缘冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎砸藻泽责燥灶泽藻 燥枣 泽燥蚤造 责澡赠泽蚤糟葬造鄄糟澡藻皂蚤糟葬造 责则燥责藻则贼蚤藻泽 贼燥 则燥糟噪赠 凿藻泽藻则贼蚤枣蚤糟葬贼蚤燥灶 泽怎糟糟藻泽泽蚤燥灶 蚤灶 杂燥怎贼澡 悦澡蚤灶葬 运葬则泽贼杂匀耘晕郧 酝葬燥赠蚤灶袁 蕴陨哉 再葬灶早袁 载陨韵晕郧 运葬灶早灶蚤灶早 渊远猿园猿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎孕则藻凿蚤糟贼蚤燥灶 燥枣 贼澡藻 藻枣枣藻糟贼泽 燥枣 糟造蚤皂葬贼藻 糟澡葬灶早藻 燥灶 贼澡藻 责燥贼藻灶贼蚤葬造 凿蚤泽贼则蚤遭怎贼蚤燥灶 燥枣 皂蚤则藻 蚤灶 晕燥则贼澡藻葬泽贼藻则灶 悦澡蚤灶葬匀耘 宰藻蚤袁月哉 砸藻灶糟葬灶早袁蕴陨哉 匀燥灶早躁怎葬灶袁藻贼 葬造 渊远猿员源冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎杂燥蚤造 灶蚤贼则燥早藻灶 皂蚤灶藻则葬造蚤扎葬贼蚤燥灶 葬灶凿 葬泽泽燥糟蚤葬贼藻凿 贼藻皂责藻则葬贼怎则藻 泽藻灶泽蚤贼蚤增蚤贼赠 燥枣 凿蚤枣枣藻则藻灶贼 陨灶灶藻则 酝燥灶早燥造蚤葬灶 早则葬泽泽造葬灶凿泽在匀哉 允蚤葬灶曾蚤灶早袁 宰粤晕郧 匝蚤怎枣藻灶早袁 匀耘 晕蚤葬灶责藻灶早袁 藻贼 葬造 渊远猿圆园冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎耘枣枣藻糟贼泽 燥枣 造葬灶凿 怎泽藻 燥灶 泽燥蚤造 灶怎贼则蚤藻灶贼 蚤灶 燥葬泽蚤泽鄄凿藻泽藻则贼 藻糟燥贼燥灶藻 蚤灶 贼澡藻 皂蚤凿凿造藻 则藻葬糟澡 燥枣 贼澡藻 匀藻蚤澡藻 砸蚤增藻则酝粤 在澡蚤皂蚤灶袁 蕴譈 再蚤澡藻袁 杂哉晕 云藻蚤曾蚤葬灶早袁 藻贼 葬造 渊远猿圆愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎粤泽泽藻泽泽皂藻灶贼 燥灶 澡藻葬增赠 皂藻贼葬造 责燥造造怎贼蚤燥灶 泽贼葬贼怎泽 蚤灶 责葬凿凿赠 泽燥蚤造泽 蚤灶 贼澡藻 灶燥则贼澡藻则灶 悦澡藻灶早凿怎 孕造葬蚤灶 葬灶凿 贼澡藻蚤则 责燥贼藻灶贼蚤葬造 藻糟燥造燥早蚤糟葬造 则蚤泽噪匝陨晕 再怎泽澡藻灶早袁 再哉 匀怎葬袁 云耘晕郧 宰藻灶择蚤葬灶早袁 藻贼 葬造 渊远猿猿缘冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎砸藻造葬贼蚤燥灶泽澡蚤责 遭藻贼憎藻藻灶 贼澡藻 贼藻皂责燥则葬造鄄泽责葬贼蚤葬造 凿蚤泽贼则蚤遭怎贼蚤燥灶 燥枣 造燥灶早造蚤灶藻 枣蚤泽澡蚤灶早 早则燥怎灶凿泽 燥枣 赠藻造造燥憎枣蚤灶 贼怎灶葬 渊栽澡怎灶灶怎泽 葬造遭葬糟葬则藻泽冤 葬灶凿 贼澡藻贼澡藻则皂燥糟造蚤灶藻 糟澡葬则葬糟贼藻则蚤泽贼蚤糟泽 蚤灶 贼澡藻 悦藻灶贼则葬造 粤贼造葬灶贼蚤糟 韵糟藻葬灶 再粤晕郧 杂澡藻灶早造燥灶早袁 酝粤 允怎灶躁蚤藻袁在匀粤晕郧 再怎袁 藻贼 葬造 渊远猿源缘冤噎噎噎噎噎月蚤燥造燥早蚤糟葬造 灶蚤贼则燥早藻灶 枣蚤曾葬贼蚤燥灶 蚤灶 贼澡藻 怎责责藻则 憎葬贼藻则 糟燥造怎皂灶 蚤灶 贼澡藻 泽燥怎贼澡 栽葬蚤憎葬灶 杂贼则葬蚤贼 凿怎则蚤灶早 泽怎皂皂藻则 圆园员员蕴陨晕 云藻灶早袁 悦匀耘晕 酝蚤灶袁 再粤晕郧 宰藻蚤枣藻灶早袁 藻贼 葬造 渊远猿缘源冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎杂贼燥则葬早藻 葬灶凿 凿则蚤增藻则泽 燥枣 枣燥则藻泽贼泽 糟葬则遭燥灶 燥灶 贼澡藻 月藻蚤糟澡葬灶早泽澡葬灶 陨泽造葬灶凿 燥枣 酝蚤葬燥凿葬燥 粤则糟澡蚤责藻造葬早燥杂匀陨 匀燥灶早澡怎葬袁宰粤晕郧 载蚤葬燥造蚤袁宰粤晕郧 粤蚤袁藻贼 葬造 渊远猿远猿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎陨皂责葬糟贼 燥枣 糟澡葬灶早藻泽 蚤灶 增藻早藻贼葬贼蚤燥灶 贼赠责藻泽 燥灶 泽燥蚤造 悦 皂蚤灶藻则葬造蚤扎葬贼蚤燥灶 葬灶凿 葬泽泽燥糟蚤葬贼藻凿 贼藻皂责藻则葬贼怎则藻 泽藻灶泽蚤贼蚤增蚤贼赠 蚤灶 贼澡藻 悦澡葬灶早遭葬蚤 酝燥怎灶贼葬蚤灶枣燥则藻泽贼泽 燥枣 悦澡蚤灶葬 宰粤晕郧 阅葬灶袁 蕴譈 再怎造蚤葬灶早袁 载哉 蕴蚤袁 藻贼 葬造 渊远猿苑猿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎粤灶葬造赠泽蚤泽 燥枣 则藻造葬贼蚤燥灶泽澡蚤责 遭藻贼憎藻藻灶 早藻灶藻贼蚤糟 泽贼则怎糟贼怎则藻 燥枣 悦澡蚤灶藻泽藻 孕蚤灶藻 葬灶凿 皂燥怎灶贼葬蚤灶 遭葬则则蚤藻则泽酝耘晕郧 载蚤葬灶早曾蚤葬灶早袁 阅陨 载蚤葬燥赠葬灶袁 宰粤晕郧 酝藻灶早遭藻灶袁 藻贼 葬造 渊远猿愿圆冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎杂燥蚤造 燥则早葬灶蚤糟 糟葬则遭燥灶 蚤灶贼藻则责燥造葬贼蚤燥灶 遭葬泽藻凿 燥灶 葬怎曾蚤造蚤葬则赠 藻灶增蚤则燥灶皂藻灶贼葬造 糟燥增葬则蚤葬贼藻泽院葬 糟葬泽藻 泽贼怎凿赠 葬贼 泽皂葬造造 憎葬贼藻则泽澡藻凿 泽糟葬造藻 蚤灶 蕴燥藻泽泽 匀蚤造造赠则藻早蚤燥灶 宰耘晕 宰藻灶袁 在匀韵哉 月葬燥贼燥灶早袁 宰粤晕郧 再葬枣藻灶早袁 藻贼 葬造 渊远猿愿怨冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎耘糟燥鄄皂葬灶葬早藻皂藻灶贼 遭藻灶藻枣蚤贼 葬灶葬造赠泽蚤泽 燥枣 蚤灶凿怎泽贼则蚤葬造 则藻泽燥怎则糟藻泽 枣则燥皂 造蚤枣藻 糟赠糟造藻 责藻则泽责藻糟贼蚤增藻院葬 糟葬泽藻 泽贼怎凿赠 燥枣 葬 增蚤则贼怎葬造 泽赠皂遭蚤燥泽蚤泽 灶藻贼憎燥则噪杂匀陨 载蚤葬燥择蚤灶早袁蕴陨 载蚤葬燥灶怎燥袁再粤晕郧 允蚤葬灶曾蚤灶 渊远猿怨愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎栽澡藻 早葬皂藻 葬灶葬造赠泽蚤泽 遭藻贼憎藻藻灶 责燥增藻则贼赠 葬灶凿 藻灶增蚤则燥灶皂藻灶贼 蚤灶 藻糟燥造燥早蚤糟葬造造赠 枣则葬早蚤造藻 扎燥灶藻泽 匝陨 载蚤灶澡怎葬袁再耘 杂澡蚤造蚤灶袁悦匀耘晕郧 再怎袁 藻贼 葬造 渊远源员员冤噎栽澡藻 糟燥怎责造蚤灶早 凿藻增藻造燥责皂藻灶贼 燥枣 藻糟燥灶燥皂赠 葬灶凿 藻灶增蚤则燥灶皂藻灶贼 怎灶凿藻则 贼澡藻 遭葬糟噪早则燥怎灶凿 燥枣 宰燥则造凿 耘曾责燥 蚤灶 杂澡葬灶早澡葬蚤晕陨 再葬燥袁 再哉耘 宰藻灶扎藻袁 在匀粤晕郧 再怎灶贼葬灶早袁 藻贼 葬造 渊远源员愿冤噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎噎
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叶生态学报曳圆园员猿年征订启事
叶生态学报曳是由中国科学技术协会主管袁中国生态学学会尧中国科学院生态环境研究中心主办的生态学
高级专业学术期刊袁创刊于 员怨愿员年袁报道生态学领域前沿理论和原始创新性研究成果遥 坚持野百花齐放袁百家
争鸣冶的方针袁依靠和团结广大生态学科研工作者袁探索生态学奥秘袁为生态学基础理论研究搭建交流平台袁
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叶生态学报曳为半月刊袁大 员远开本袁猿园园页袁国内定价 怨园元 辕册袁全年定价 圆员远园元遥
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