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近年来，人类对土地和矿物资源的过度开发利用以及对农药和化肥的不合理使用，破坏了原生态土壤[1-2]，引起了土壤质量严重下降，甚至导致了土壤污染，其中重金属是土壤污染的主要来源之一[3]。农田中土壤重金属具有潜伏性强、难去除、毒害性高等特点，不仅可以通过积累影响土壤和农产品质量，阻碍植物生长，还可以通过食物链被人体吸收，威胁人体健康[1, 4]。果园土壤作为生产果品的载体，其中有毒有害重金属不仅会对树体生长和果实产量产生影响，而且会影响果品质量安全并带来生态风险。
麦尔哈巴·图尔贡等[5]研究发现：镉是吐鲁番盆地葡萄Vitis vinifera种植园土壤中污染水平及生态风险级别最高的重金属，而且受不合理施肥影响最大。王敏等[6]研究认为：早期铜矿开采以及长期过度施肥，特别是磷肥和有机肥的过度施用是香榧Torreya grandis‘Merrillii’多种重金属超标的重要原因。潜在生态风险评价表明：浙江省会稽山脉附近的香榧集中种植区土壤整体处于轻度危害状态，其中以镉的潜在风险最大[6]。ZINICOVSCAIA等[7]研究摩尔多瓦苹果Malus pumila种植园土壤中37种元素的富集情况，并通过计算富集因子、污染因子、地累积指数和污染负荷指数等评价重金属元素对土壤污染的生态风险，发现矿区土壤中的砷等处于严重超标状态，而且具有较高的潜在生态风险等级。DONG等[8]对白水县苹果种植园土壤中8种重金属元素进行测定，并采用单因素污染指数、内梅罗综合指数和潜在生态风险指数等方法评价土壤重金属存在的潜在风险，发现随着经营年限的增加，苹果园土壤中镍、铜、砷和汞的含量逐渐升高，表明人工干预促进了土壤重金属的积累，存在严重的生态风险性。YAN等[9]以重庆市黔江地区5个猕猴桃Actinidia chinensis品种为研究对象，测定了土壤和果实中8中重金属元素的含量，结果发现：猕猴桃种植园重金属从岩石向土壤，从土壤向果实迁移显著，其中锌和铬是果实中超标较严重的元素，存在中等潜在生态风险。由此可知：果园土壤重金属污染来源多样，危害极大，不仅是人类目前面临的重要环境问题之一，而且对食品安全具有极大威胁[10]。
柿Diospyros kaki适应性强，分布范围广，为中国重要的传统木本粮食树种，也是国家目前重点支持的特色经济林树种之一[11]。河南省柿栽培历史悠久，是中国柿主产区之一，柿产量长期位居中国前3位。位于太行山区的济源市、安阳市和三门峡市是河南省柿的主产区，占据该省总产量的72.0%，已成为当地农村经济发展和农民增收的支柱之一。但果农在生产中，为了追求产量，过度使用化肥和农药，引起土壤质量明显退化。另外，济源市、安阳市和三门峡市均为重要的矿产区，农业生产和矿产开采提高了土壤重金属污染风险，对柿产品带来潜在安全隐患和生态安全风险[12]。为探讨河南省柿主产区土壤重金属污染情况及生态风险，本研究调查了河南省柿主产区代表性果园土壤样品，测定其中砷、镉、铬、铜、铅和汞等6种重金属元素的质量分数；采用污染负荷指数、潜在生态风险指数和生态风险预警指数法，对柿园土壤重金属来源及潜在生态风险进行评估，以期为河南省柿主产区土壤环境安全评价和重金属污染防治提供科学依据，为其他柿产区土壤重金属研究提供参考。
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研究区域属于豫西北的太行低山丘陵地区(33°31′~36°21′N，110°21′~114°59′E)，平均海拔为705.0 m。该区气候属暖温带季风性大陆气候，光热资源较丰富，年平均气温为14.1 ℃，年平均日照时数为2 370.0 h，年平均降水量为600 mm，年平均蒸发量为1700 mm，无霜期为200 d，年辐射总量为518 kJ·cm−2。山体以沉积岩为主，土壤以褐土为主，pH 7.0~8.5。
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2020年11月柿果采收后，在济源、安阳和三门峡等3个河南省柿主产区，选取正常经营、果树病虫害较轻、果品质量上乘的果园90个(每个产区30个)。在每个果园中间位置设置1个25 m×25 m的样地，并在样地内按照“对角线五点采样法”采集200 g土样，采样深度为0~20 cm。将采集的样品装入清洁自封袋，记录采样点的立地条件、土壤情况、农户施药和施肥管理情况等[13]。
土样在室内常温下风干，拣出杂物，磨碎并充分混合，过100目尼龙筛后用于检测土壤样品中的砷、汞、镉、铬、铜与铅的质量分数及土壤pH[14]。测试过程中加入国家标准土壤参比物质(GSS-12)进行质量控制，各重金属的回收率均在国家标准参比物质的允许范围内[1]。各个参数以每个果园5个点的平均值代表该果园的表征值。
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以河南省太行山果树种植园土壤重金属的背景值(重金属砷、汞、铅、镉、铬、铜的背景值分别为7.79、0.049、19.60、0.374、63.80、19.70 mg·kg−1，以下简称“背景值”)为评价依据[15]，采用单因子污染指数(contamination factor，CF)和污染负荷指数(pollution load index，IPL)对柿园土壤重金属进行污染评价[16]。以GB 15618—2018《土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行)》中的国家农用地土壤污染风险筛选值[重金属砷、汞、铅、镉、铬、铜污染风险筛选值(pH＞7.5)分别为25.00、3.400、170.00、0.600、250.00、100.00 mg·kg−1，简称“筛选值”]为评价依据[14]，采用综合潜在生态风险指数(potential ecological risk index，IR)评价土壤重金属污染的潜在生态风险，并采用生态风险预警指数(ecological risk warning index，IER)对土壤生态风险进行预警评估[1, 3, 13]，其中砷、汞、铅、镉、铬、铜的毒性系数分别为10.0、40.0、5.0、30.0、2.0和5.0，潜在生态风险指数分级标准[17]见表1。
表 1 土壤重金属污染评价指标及其分级标准
Table 1. Evaluation indexes and grading standards of soil heavy metal pollution
CF IPL 污染等级 E IR 风险等级 IER 预警等级 (0, 1] (0, 1] 无 (0, 40] (0, 150] 轻微 (−∞, 0] 无需 (1, 2] (1, 2] 轻度 (40, 80] (150, 300] 中等 (0, 1] 预警 (2, 3] (2, 3] 中度 (80, 160] (300, 600] 较强 (1, 3] 轻度 (3, +∞) (3, +∞) 重度 (160, 320] (600, 1200] 很强 (3, 5] 中度 (320, +∞) (1200, +∞) 极强 (5, +∞) 重度 说明：CF为单因子污染指数；IPL为污染负荷指数；E为各重金属单项潜在生态风险指数；IR综合潜在生态风险指数；IER为生态风险 预警指数 -
采用Excel 2019对数据进行初步整理和计算，采用SPSS 20.0进行数据统计分析和K-S正态分布检验，属于正态分布的数据用Pearson相关性分析，非正态分布的用Spearman进行相关性分析。
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由表2可知：砷和汞质量分数在安阳产区土壤中最高，分别为13.84和0.105 mg·kg−1，三门峡产区土壤中砷质量分数仅为2.34 mg·kg−1；铅和镉质量分数在济源产区土壤中最高，分别为54.80和0.492 mg·kg−1；铬和铜质量分数在三门峡产区土壤中最高，分别为53.10和38.01 mg·kg−1，分别是济源产区的1.36和1.30倍。这说明6种重金属在河南省3个柿主产区土壤中的积累特征不同。与背景值相比，砷仅在三门峡产区低于背景值，汞在3个主产区均高于背景值，且汞在整个主产区高达背景值的2.00倍；铅在三门峡和济源产区是背景值的2.00~3.00倍；镉仅在济源产区超过背景值，而铜在3个主产区均高于背景值，其中在三门峡产区最高，为背景值的2.00倍。6种重金属质量分数平均值在3个主产区均低于筛选值，但砷在安阳产区，铅和镉在济源和三门峡产区以及铬和铜在安阳和三门峡产区均存在某些柿园大于筛选值，处于污染状态，其中镉在济源产区甚至高达筛选值的3.07倍。这说明不同重金属在3个产区的积累程度不同。方差分析表明：砷、铅、镉和铬在3个主产区的F值分别为59.70、6.60、8.50、5.85，说明它们的积累程度均达极显著差异(P＜0.01)。
表 2 河南柿主产区土壤重金属质量分数统计
Table 2. Statistics of the heavy metals in soils from the main D. kaki producing area in Henan Province
产区 参数 质量分数/(mg·kg−1) 产区 参数 质量分数/(mg·kg−1) 砷 汞 铅 镉 铬 铜 砷 汞 铅 镉 铬 铜 安阳产区 均值 13.84 0.105 16.87 0.167 46.34 29.79 济源产区 均值 13.33 0.092 54.80 0.492 39.15 29.24 标准差 6.70 0.072 5.57 0.076 24.33 19.70 标准差 3.67 0.087 55.75 0.516 8.25 10.64 极小值 1.55 0.020 5.34 0.000 17.09 2.56 极小值 2.97 0.015 7.04 0.048 14.82 6.10 极大值 25.12 0.373 25.45 0.335 93.87 111.04 极大值 21.36 0.399 276.45 1.839 51.07 53.14 三门峡产区 均值 2.34 0.099 37.74 0.277 53.10 38.01 整个主产区 均值 9.84 0.099 36.47 0.312 46.20 32.35 标准差 2.30 0.097 42.18 0.131 9.38 19.72 标准差 7.01 0.085 42.97 0.336 16.63 17.50 极小值 1.22 0.032 9.64 0.081 35.29 18.71 极小值 1.22 0.015 5.34 0.000 14.82 2.56 极大值 14.12 0.543 204.00 0.847 87.12 128.90 极大值 25.12 0.543 276.45 1.839 93.87 128.90 -
土壤重金属质量分数变异分为小(0~0.15)、中(0.16~0.35)和高(＞0.36)等3类[18-19]。由表3可知：6种重金属在河南省杮主产区的变异均达到高度等级，仅砷在济源、铅在安阳、铬在济源和三门峡产区为中等变异。这说明6种重金属元素在河南省柿主产区的空间变异程度较高，分布存在一定的随机性。依据Grubbs准则剔除90个果园土壤重金属数据异常值[3]，然后绘制河南省柿主产区土壤6种重金属质量分数的频次分布图(图1)。砷和铬的偏度和峰度均在[−1, 1]附近，且中位数都较接近均值(表3)，铬总体符合的近正态分布，砷存在一定的偏正态分布。汞、铅、镉和铜的中位值都小于均值，且偏度分别为2.72、3.32、2.60和2.95，说明样本的铅、镉质量分数左偏，为右尾分布，表明多数柿园土壤的铅、镉质量分数较低，也印证了河南省柿主产区重金属空间分布变异较大的特征。
图 1 河南省柿主产区土壤重金属质量分数分布频次
Figure 1. Frequency distribution of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
表 3 河南省柿主产区土壤重金属变异系数和分布频次
Table 3. Coefficients of variation and frequency distribution of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
参数 产区 砷 汞 铅 镉 铬 铜 变异系数 安阳产区 0.48 0.69 0.33 0.45 0.53 0.66 济源产区 0.28 0.94 1.02 1.05 0.21 0.36 三门峡产区 0.98 0.98 1.12 0.47 0.18 0.52 整个主产区 0.71 0.86 1.18 1.08 0.36 0.54 中位数 整个主产区 11.41 0.08 22.42 0.21 44.72 29.47 偏度 整个主产区 0.25 2.72 3.32 2.60 0.77 2.95 峰度 整个主产区 −0.98 9.79 12.94 6.74 1.23 13.60 -
相关性分析法可以用来解析土壤中重金属来源[3]。对河南省柿主产区土壤重金属质量分数的Pearson相关分析(表4)表明：铅与汞、镉、铜，以及汞与镉表现为极显著相关(P＜0.01)。铜与砷、镉、铬，以及砷与铬达显著相关(P＜0.05)。推断铅和汞、镉、铜可能来自相同的途径，铜与砷、镉、铬的来源也有很大的相似性。整体而言，铅和铜可能是这6种重金属积累的主导元素，或是诱导其他元素在土壤中积累的主要元素，而6种元素间也呈现出相互伴随的复杂积累效应。
表 4 河南省柿主产区土壤重金属之间相关系数矩阵
Table 4. Correlations matrix of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
重金属 pH 砷 汞 铅 镉 铬 铜 pH 1.000 砷 0.177 1.000 汞 −0.119 0.105 1.000 铅 −0.116 0.123 0.410** 1.000 镉 −0.184 0.170 0.397** 0.784** 1.000 铬 −0.191 −0.237* 0.176 0.006 −0.042 1.000 铜 −0.085 −0.209* 0.085 0.299** 0.218* 0.264* 1.000 说明：* 表示显著相关(P＜0.05)，** 表示极显著相关(P＜0.05) 土壤重金属质量分数数据经KMO和巴特力(Bartlett)检验及因子分析和主成分分析表明：第1主成分可解释总方差的37.1%，主要包括铅、镉和汞，其中铅的载荷更是高达0.900；第2主成分可解释34.4%的总方差，其中铬和铜是主要变量，两者载荷分别为0.730和0.608 (表5)。主成分散点图表明(图2)：汞、铅和镉以及铬和铜分别具有高度相似的同源性。这与相关性分析的结果一致。
表 5 河南省柿主产区土壤重金属主成分分析
Table 5. Principal component analysis of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
项目 因子 砷 汞 铅 镉 铬 铜 方差贡献率/% 累计贡献率/% 因子载荷 第1主成分 0.173 0.648 0.900 0.880 0.124 0.418 37.1 37.1 第2主成分 −0.726 0.006 −0.078 −0.173 0.730 0.608 34.4 71.5 
图 2 河南省柿主产区土壤重金属主成分分析散点图
Figure 2. Spatial scatter plot of principal component analysis for the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
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根据分级标准对河南省柿主产区土壤重金属进行污染评价。结果(表6)可知：3个产区土壤单因子污染指数(CF)最大的重金属分别为：安阳汞(2.13)、济源铅(2.80)和三门峡汞(2.02)。另外，安阳产区所有柿园均处于无镉污染状态，76.67%的柿园也处于无铬污染状态，而砷和汞的污染比例均高达83.33%，其中重度污染的比例达到13.33%。济源产区柿园砷、铅和汞的污染比例较高，其中铅的重度污染比例高达30%。三门峡产区大部分柿园表现为无污染或仅轻度污染，但也分别有16.67%、13.33%和6.67%的柿园处在汞、铅和铜的重度污染状态。从整个主产区来看，汞和铜是最主要的重金属污染元素，镉和铬最低。
表 6 不同区域单因子污染指数值及污染等级样点百分比
Table 6. Percentages of sites at different pollution levels in the total sample sites
各重金属污染指数 安阳产区 济源产区 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% CF,砷 1.78 0.86 16.67 50.00 20.00 13.33 1.71 0.47 6.67 63.33 30.00 0 CF,汞 2.13 1.46 16.67 36.67 33.33 13.33 1.87 1.76 43.33 26.67 13.33 16.67 CF,铅 0.86 0.28 63.33 36.67 0 0 2.80 2.84 10.00 53.33 6.67 30.00 CF,镉 0.45 0.20 100 0 0 0 1.32 1.38 66.67 3.33 13.33 16.67 CF,铬 0.73 0.38 76.67 23.33 0 0 0.61 0.13 100 0 0 0 CF,铜 1.51 1.00 30.00 53.33 10.00 6.67 1.48 0.54 20.00 63.33 16.67 0 IPL 0.95 0.34 76.67 20.00 3.33 0 1.32 0.70 50.00 36.67 10.00 3.33 各重金属污染指数 三门峡产区 整个主产区 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% CF,砷 0.30 0.29 96.67 3.33 0 0 1.26 0.90 40.00 38.89 16.67 4.44 CF,汞 2.02 1.97 26.67 46.67 10.00 16.67 2.01 1.73 28.88 36.67 18.89 15.56 CF,铅 1.93 2.15 30.00 53.33 3.33 13.33 1.86 2.19 34.45 47.78 3.33 14.44 CF,镉 0.74 0.35 96.67 3.33 0 0 0.83 0.90 87.78 2.22 4.44 5.56 CF,铬 0.83 0.15 96.67 3.33 0 0 0.72 0.26 91.11 8.89 0 0 CF,铜 1.93 1.00 3.33 73.33 16.67 6.67 1.64 0.89 17.78 63.34 14.44 4.44 IPL 0.96 0.35 50.00 50.00 0 0 1.08 0.52 58.89 35.56 4.44 1.11 土壤重金属污染负荷指数(IPL)表明(表6)：河南省柿主产区IPL为1.08，说明河南省柿主产区土壤整体处于重金属轻度污染状态，其中济源产区IPL值最大(1.32)，安阳和三门峡表现为无污染。从污染等级的比例来看，安阳产区无污染柿园最多，达到76.67%，济源产区土壤重金属污染程度最高。
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以筛选值作参比标准，计算河南省柿主产区各柿园土壤重金属潜在生态风险指数(E)及综合潜在生态风险指数(IR) [3]。结果发现：在3个产区，汞的生态风险指数最高，达80.31，铬最低(仅1.45)，说明汞处于较强风险的等级。3个产区的IR最大值为济源产区的581.24，最小值为三门峡产区126.99。这说明：3个产区均为轻微生态风险等级，其中济源产区风险最高，三门峡产区最低，但各产区均出现了处于中等及较强生态风险等级的柿园(表7)。
表 7 不同区域潜在生态风险指数及污染等级样点百分比
Table 7. Percentages of sites at different risk levels in the total sample sites
各重金属
风险指数安阳产区 济源产区 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% E砷 17.76 8.60 100 0 0 0 0 17.11 4.71 100 0 0 0 0 E汞 85.25 58.44 20.00 33.33 36.67 10.00 0 74.86 70.39 43.33 26.67 23.33 3.33 3.33 E铅 4.30 1.42 100 0 0 0 0 13.98 14.22 96.67 3.33 0 0 0 E镉 13.44 6.07 100 0 0 0 0 39.50 41.40 66.67 10 23.33 0 0 E铬 1.45 0.76 100 0 0 0 0 1.23 0.26 100 0 0 0 0 E铜 7.56 5.00 100 0 0 0 0 7.42 2.70 100 0 0 0 0 IR 129.77 63.51 73.33 23.33 3.33 0 0 154.10 121.43 66.67 23.33 10 0 0 各重金属
风险指数三门峡产区 整个主产区 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% E砷 3.00 2.95 100 0 0 0 0 12.63 9.00 100 0 0 0 0 E汞 80.83 78.84 26.67 46.67 16.67 6.67 3.33 80.31 69.07 30.00 35.56 25.56 6.67 2.22 E铅 9.63 10.76 96.67 3.33 0 0 0 9.30 10.96 97.78 2.22 0 0 0 E镉 22.22 10.48 96.67 3.33 0 0 0 25.05 26.92 87.78 4.44 7.78 0 0 E铬 1.66 0.29 100 0 0 0 0 1.45 0.52 100 0 0 0 0 E铜 9.65 5.00 100 0 0 0 0 8.21 4.44 100 0 0 0 0 IR 126.99 85.31 76.67 20.00 3.33 0 0 136.95 92.95 72.22 22.22 5.56 0 0 -
土壤生态风险预警分析是基于环境生态风险评估中而发展来的，它更侧重于对土壤系统、农林植物及其产品可能存在的生态风险研究，具有精准、定量和定性评价的优点[3]。以筛选值作参比标准，计算河南省柿主产区土壤重金属污染生态风险预警等级(IER)，结果如表8。整个主产区IER平均值为2.33，为轻度预警，其中济源产区IER最大(3.79)，为中度预警，三门峡和安阳产区均为轻度预警等级。6种重金属中，仅汞在安阳和三门峡产区以及铅在济源产区表现为轻度预警等级，且这2种重金属均存在处于重度预警的柿园，其中济源产区处于汞和铅重度预警的柿园高达20%。这也与各元素在整个主产区的CF、IPL、E以及IR等的格局基本一致。
表 8 不同区域生态风险预警指数及预警级别样点百分比
Table 8. Percentages of sites at different warning levels in the total sample sites
各重金属
预警指数安阳产区 济源产区 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% IER,砷 0.78 0.86 16.67 50.00 33.33 0 0 0.71 0.47 6.67 63.33 30.00 0 0 IER,汞 1.13 1.46 16.67 36.67 36.67 6.67 3.33 0.87 1.76 43.33 26.67 23.33 0 6.67 IER,铅 −0.14 0.28 63.33 36.67 0 0 0 1.80 2.84 10.00 53.33 16.67 6.67 13.33 IER,镉 −0.55 0.20 100 0 0 0 0 0.32 1.38 66.67 3.33 26.67 3.33 0 IER,铬 −0.27 0.38 76.67 23.33 0 0 0 −0.39 0.13 100 0 0 0 0 IER,铜 0.51 1.00 30.00 53.33 13.33 3.33 0 0.48 0.54 20.00 63.33 16.67 0 0 IER 1.45 2.36 33.33 13.33 33.33 10.00 10.00 3.79 6.14 33.33 23.33 6.67 10.00 26.67 各重金属
预警指数三门峡产区 整个主产区 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% IER,砷 −0.70 0.29 96.67 3.33 0 0 0 0.26 0.90 40.00 38.89 21.11 0 0 IER,汞 1.02 1.97 26.67 46.67 16.67 6.67 3.33 1.01 1.73 28.89 36.67 25.56 4.44 4.44 IER,铅 0.93 2.15 30.00 53.33 6.67 0 10 0.86 2.19 34.44 47.78 7.78 2.22 7.78 IER,镉 −0.26 0.35 96.67 0 3.33 0 0 −0.17 0.90 87.78 1.11 10.00 1.11 0 IER,铬 −0.17 0.15 96.67 3.33 0 0 0 −0.28 0.26 91.11 8.89 0 0 0 IER,铜 0.93 1.00 3.33 73.33 20.00 3.33 0 0.64 0.89 17.78 63.33 16.67 2.22 0 IER 1.75 3.98 43.33 23.33 13.33 6.67 13.33 2.33 4.51 36.67 20.00 17.78 8.89 16.67 -
土壤重金属来源主要有成土母质和人类活动[20]，其中人类活动引起的土壤污染主要包括工业废弃物、肥料和农药以及采用重金属超标的水灌溉农田等[21-22]。河南省柿整个主产区土壤中铅、铜、汞和砷质量分数约为背景值的1.26~2.01倍，铬和镉均低于背景值，说明铅、铜、汞和砷受人为因素影响更大，也有可能是土壤本身理化性质不同[20]。在一定区域内，相关性强的重金属可能具有相同来源途径[23-25]。从相关分析与主成分分析结果来看，铅、镉和汞之间分别呈现为极显著性相关，铬和铜呈现为显著性相关，说明铅、镉、汞三者以及铜与铬两者可能具有相同的来源，这与河南省典型工业区周边农田[13]、新疆地区辣椒Capsicum annuum种植基地[3]以及吉林省果树基地[21]等研究结果一致。
汞和铅是燃煤排放的标志物，空气中的汞和铅以大气沉降的方式进入土壤[13]。铅和铜是农药、化肥以及农家有机肥等的标志性元素之一[2]，也是电池等工业生产的废气原料[13]。河南省3个柿主产区土壤6种重金属质量分数及其主要特征差异较大，这说明各产区重金属来源存在较大差异，这种差异可能是人类活动的差异引起的[25]。砷受人类活动，特别是农药和水肥影响较大[7, 26]。安阳是河南省重工业基地之一，冶金建材、煤炭化工以及化肥农药生产等是安阳市的主产业，也是导致安阳产区土壤重金属砷和汞质量分数较高的主要原因。济源市有铅都之称，铅和铜分别是济源和三门峡的支柱产业，导致了济源产区土壤铅等重金属质量分数升高，而铅、锌、砷和镉等也是近10 a来国内金属冶炼引起的土壤污染的高浓度重金属[27]。安阳和济源农药和农家肥的施用量约为三门峡的1.8倍，灌溉水中砷和汞含量严重超标，当地政府把治理水中重金属砷作为重中之重的民生项目。安阳是全国重要的化肥生产基地，域内有多个国家重点化肥、化工生产企业，安阳产区的果园施肥以复合肥为主。济源产区的果园在生产中施用了较多的腐熟不彻底的牲畜粪便等农家肥，而且使用了含有较多无机砷的杀菌剂和除草剂。以上这些人类活动都对土壤中砷和铜等重金属的富集具有重要的促进作用[7, 25-26]，也与3个产区土壤重金属含量特征相一致。
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虽然60%的柿园土壤处于铜、汞、铅和砷污染状态，但从土壤重金属污染负荷指数来看，河南省柿主产区目前处于轻度污染(1.0＜IPL＜2.0)状态，其中济源产区污染较为严重，砷是该产区重金属污染贡献最大的元素之一。这与砷是河南省典型工业城市土壤重金属污染最重要的元素的结论一致[13]。总体来看，6种重金属在各个产区的污染程度不同，但汞是安阳和三门峡产区重金属污染最主要的来源，铅是济源产区污染最严重的重金属元素。不同重金属元素在吐鲁番盆地葡萄园土壤[5]以及新疆焉耆盆地辣椒地土壤[3]的污染特征也不同，这可能是各产区土壤背景值及人类活动特征不同有关[6]。
汞是6种重金属中生态风险等级最高的元素，表现为较强的风险等级(E＞80)，70%的柿园处于汞污染的中等风险及以上等级，镉次之。但济源产区23.33%的柿园均处于镉较强污染风险等级之上，在3个主产区中最高。各元素对IR和IER的贡献率与各元素的污染程度并不完全一致，如镉污染程度相对较低，但济源产区重金属污染风险等级最高，这不仅与不同产区的人为干扰活动存在差异相关[28]，还可能与不同重金属元素毒性系数相差较大有关。一般来说，元素毒性系数越高，其潜在生态风险指数越大[17]；各元素的背景值及国家标准值也是重要影响因素[29]。另外，有些重金属虽然在土壤中的污染程度较高，但其容易伴随其他颗粒物迁移进入土壤中矿化埋藏[30]，使其对生物的毒性降低，从而降低了潜在生态风险[5, 28]。
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河南省柿主产区土壤砷主要受农业生产活动的影响，汞、铅和铜则受工业活动影响较大。河南省整个柿主产区土壤重金属污染为轻微风险等级，生态风险预警属于轻度预警等级，但济源产区土壤重金属污染水平、潜在生态风险程度与生态风险预警等级均达到中等水平。汞是河南省柿主产区土壤污染程度最严重的重金属，也是生态风险等级和预警级别最高的重金属元素。
Soil heavy metal pollution and its ecological risk analysis in the main Diospyros kaki producing areas of Henan Province
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摘要:
目的 探讨河南省柿Diospyros kaki主产区土壤重金属污染及其生态风险，为评价土壤环境安全状况以及防治重金属污染提供科学依据。 方法 从安阳、济源和三门峡等3个柿主产区的90个柿园采集了450个土壤样品，测定砷、汞、铅、镉、铬和铜等6种重金属元素的质量分数。采用污染负荷指数(IPL)、综合潜在生态风险指数(IR)和生态风险预警指数(IER)对柿园土壤重金属污染及生态风险进行评价。 结果 在河南省柿主产区，土壤砷、汞、铅和铜质量分数的平均值分别为背景值的1.26、2.01、1.86和1.64倍。柿园土壤汞表现为中度污染，砷、铅和铜轻度污染，镉和铬无污染。在河南省柿主产区，土壤砷、汞、铅和铜受到人类活动影响较大，其中砷主要是受农业生产活动的影响，汞、铅和铜则受工业活动影响较大。在河南省柿主产区，IPL、IR和IER平均值分别为1.08、136.95和2.33，呈现轻度污染、轻微风险和轻度预警等级。济源产区污染最为严重，生态风险等级和预警等级均为最高，IPL、IR和IER分别达1.32、154.10和3.79；13.33%的果园处于中度或重度污染状态，33.33%的果园处于中等或较强潜在生态风险等级，66.67%和26.67%的果园分别呈现中度和重度预警。在河南省柿主产区，6种重金属中汞的单因子污染指数(CF)、潜在生态风险指数(IR)和污染生态风险预警等级(IER)均最高，分别为2.01、80.31和1.01。 结论 汞是河南省柿主产区土壤重金属生态风险等级和预警级别最高的重金属元素。济源产区柿园污染水平、潜在生态风险程度与生态风险预警等级在3个产区中最高，均达到中等水平。图2表8参30 Abstract:Objective The objective is to investigate the soil heavy metal pollution and its ecological risk in Diospyros kaki main producing areas in Henan Province, so as to provide scientific basis for evaluation of soil environmental safety and heavy metal prevention in the main producing areas. Method 450 soil samples were collected from 90 D. kaki plantations in 3 major producing areas, including Anyang, Jiyuan and Sanmenxia, and the contents of 6 heavy metal elements such as As, Hg, Pb, Cd, Cr, and Cu were determined. Pollution load index (IPL), potential ecological risk index (IR) and ecological risk warning index (IER) were used to evaluate the heavy metal pollution and ecological risk in D. kaki orchard. Result The average contents of As, Hg, Pb and Cu in soil were 1.26, 2.01, 1.86, and 1.64 times of the background values, respectively. The soil in D. kaki orchard was moderately polluted by Hg, slightly polluted by As, Pb and Cu. Cd and Cr were pollution-free. Soil As, Hg, Pb and Cu in the main producing areas were greatly affected by human activities, among which As was mainly affected by agricultural activities, while Hg, Pb and Cu were greatly affected by industrial activities. The average values of IPL, IR and IER were 1.08, 136.95 and 2.33, respectively, showing mild pollution, slight risk and mild warning grade. Jiyuan producing area had the most serious pollution, and the highest IR and IER level, with IPL, IR and IER reaching 1.32, 154.10 and 3.79, respectively. 13.33% of the orchards were moderately or severely polluted, and 33.33% were in moderate or strong IR level. 66.67% and 26.67% of orchards showed moderate and severe warnings respectively. Among the 6 heavy metals, Hg had the highest single factor pollution index (CF), IR and IER, which were 2.01, 80.31 and 1.01, respectively. Conclusion Hg is the heavy metal element with the highest IR and IER level in the soil of the main D. kaki producing areas. Jiyuan has the highest IPL, IR and IER among the 3 producing areas, all reaching the medium level. [Ch, 2 fig. 8 tab. 30 ref.] -
Key words:
- Diospyros kaki /
- Henan Province /
- heavy metals in soil /
- pollution /
- ecological risk
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光照是植物生存和生长发育最重要的环境因子之一，光照通过改变植物生长的环境因子影响植物光合特性，进而影响植物对碳的吸收和积累[1]。光照过强会导致光抑制，限制植物光合作用，损害植物光合机构，而光照不足也会限制植物光合作用，进而导致植物由于碳饥饿而死亡[2-3]。在遮光条件下，植物会通过降低光补偿点、光饱和点和暗呼吸速率，增大表观量子效率等光合参数来进行光合作用，而最大羧化速率和最大电子传递速率则有所下降[4-5]。落叶植物在春季叶片新生，形态结构逐渐完善，而夏季较高的光照强度和气温会导致植物气孔关闭，使植物产生光合午休现象，秋季叶绿素减少导致光合作用减弱[6]。叶绿素荧光参数能直接反映植物光合作用的实际与最大光合效率、反应中心的开放程度以及热耗散的变化，从而分析对叶片光合机构内部的影响和生理调节能力[7]。如全光照条件下的堇叶紫金牛Ardisia violacea光系统Ⅱ(PS Ⅱ)最大光化学量子产量(Fv/Fm)小于0.80，受到光照胁迫，而遮光处理下没有受到光照胁迫[4]。因此，了解不同季节不同光照强度下植物光合特性对植物分布和保护具有重要意义[8]。
景宁木兰Magnolia sinostellata为木兰科Magnoliaceae木兰属Magnolia落叶灌木或小乔木，种群数量较少，被列为浙江省重点保护野生植物名录(第1批)[9]。景宁木兰分布区极其狭窄，主要分布于中国浙江南部的丽水市、温州市，在海拔900 m以上的灌丛、黄山松Pinus taiwanensis林、落叶阔叶林、杉木Cunninghamia lanceolata林和林缘等生境生长，所处生态环境郁闭度不同会导致景宁木兰所受的光照强度有所差异[10]。因此，本研究通过设置不同遮光处理，探讨不同光照强度下景宁木兰幼苗叶片光合特性的季节性变化，阐明幼苗在不同生长季节对不同光照强度的适应机制和利用对策，为景宁木兰的迁地保护、种群的繁衍复壮以及人工繁育提供理论依据。
1. 材料与方法
1.1 材料与试验设计
景宁木兰幼苗由浙江景宁县草鱼塘林场提供。于2020年1月上旬，将长势相似的2年生景宁木兰幼苗移栽到花盆中，每盆添加由V(泥炭土)∶V(水稻土)∶V(河沙)=6∶6∶1混合而成的栽培土壤9.00 kg。土壤pH为6.19，有机质为103.51 mg·g−1，全氮为2.85 mg·g−1，速效磷为0.04 mg·g−1，全磷为0.48 mg·g−1，速效钾为1.16 mg·g−1，全钾为8.40 mg·g−1。2020年3月上旬，设置全光照(光照强度100%，I100)为对照，通过搭建不同层数的黑色遮阳网(规格6针)进行遮光处理，分别是1层遮阳网覆盖(光照强度约40%全光照，I40)和2层遮阳网覆盖(光照强度约10%全光照，I10)。研究在浙江台州学院临海校区试验基地(28°87′N，127°17′E)进行。
1.2 研究方法
1.2.1 光合参数测定
于2020年4月(春季)、7月(夏季)、10月(秋季)中旬测定景宁木兰幼苗光合参数，选择晴朗的天气，从6:00—18:00，通过Li-6400XT便携式光合作用仪(Li-Cor，美国)透明叶室测定景宁木兰幼苗叶片的光合指标，每隔2 h测定1次。每株测定从上往下的第3对功能叶，每个处理3个重复。测定参数为净光合速率(Pn，µmol·m−2·s−1)、气孔导度(Gs，mol·m−2·s−1)、胞间二氧化碳摩尔分数(Ci，µmol·mol−1)和蒸腾速率(Tr，mmol·m−2·s−1)[11]。
景宁木兰幼苗光响应曲线使用红蓝光源叶室，设定诱导光照强度为2 000 µmol·m−2·s−1，诱导约15~30 min。设置叶室温度为25 ℃，流速控制为500 µmol·m−2·s−1，相对湿度为55%~65%，以二氧化碳(CO2)钢瓶内液态CO2为气源。设置光合有效辐射梯度由高到低分别为2 000、1 500、1 200、1 000、800、600、400、200、150、100、50、20、0 µmol·m−2·s−1[11]。
景宁木兰幼苗CO2响应曲线设定诱导光照强度为1 000 µmol·m−2·s−1，其余条件与光响应条件相同。设置CO2摩尔分数梯度由高到低分别为1 500、1 200、1 000、800、600、400、300、200、150、100、80、50 µmol·mol−1[11]。
1.2.2 叶绿素荧光参数测定
使用MINI-PAM叶绿素荧光便携式测定仪(MINI-PAM，WALZ，德国)测定叶片充分暗适应30 min后的叶绿素荧光参数。由仪器测定软件直接给出PS Ⅱ最大光化学量子产量(Fv/Fm)、PS Ⅱ实际光化学量子产量(YⅡ)、光化学猝灭系数(qP)、非光化学猝灭系数(qNP)、PS Ⅱ非调节性能量耗散的量子产量(YNO)、PS Ⅱ调节性能量耗散的量子产量(YNPQ)、电子传递速率(ETR)[12]。
1.3 数据处理
通过光合3.4.2软件进行光响应曲线和CO2响应曲线的拟合，模型为直角双曲线的修正模型，用Photosynthesis软件获得光响应和CO2响应参数[13-14]。
采用Excel对所测数据进行整理。利用SPSS 21.0软件中的单因素方差分析和Duncan新复极差法比较不同处理间的差异。用双因素方差分析比较光照强度和季节变化对景宁木兰的交互影响。绘图使用Origin 9.1软件。数据均为平均值±标准误。
2. 结果与分析
2.1 不同季节3种光照强度下景宁木兰幼苗光合作用的日变化
春季、夏季100%全光照(I100)以及夏季40%全光照(I40)下景宁木兰幼苗净光合速率(Pn)日变化均呈“双峰”曲线，第1峰值出现在10:00，在12:00时到达波谷，14:00时出现第2峰值，具有“光合午休”现象，其余Pn日变化均为“单峰”曲线，峰值均在12:00(图1)。春季日均Pn从大到小依次为100%全光照、40%全光照、10%全光照，均达到差异显著水平(P＜0.05)；夏季10%全光照的日均Pn显著低于100%全光照、40%全光照(P＜0.05)；秋季40%全光照的日均Pn显著高于100%全光照、10%全光照(P＜0.05)(图2)。100%全光照下秋季的日均Pn显著低于春季、夏季(P＜0.05)；40%全光照下的日均Pn从大到小依次为夏季、秋季、春季，均差异显著(P＜0.05)；10%全光照下的日均Pn为春季显著高于夏季(P＜0.05) (图2)。
图 1 不同季节3种光照强度下景宁木兰幼苗净光合速率(Pn)、气孔导度(Gs)、胞间二氧化碳摩尔分数(Ci)、蒸腾速率(Tr)的日变化Figure 1 Seasonal change of the diurnal changes of net photosynthetic rate (Pn), stomatal conductance (Gs), intercellular carbon dioxide mole fraction (Ci), transpiration rate (Tr) of M. sinostellata seedlings under three light intensities
图 2 3种光照强度下景宁木兰幼苗日均净光合速率(Pn)、气孔导度(Gs)、胞间二氧化碳摩尔分数(Ci)、蒸腾速率(Tr)的季节变化Figure 2 Seasonal change of the diurnal mean values of net photosynthetic rate (Pn), stomatal conductance (Gs), intercellular carbon dioxide mole fraction (Ci), transpiration rate (Tr) of M. sinostellata seedlings under three light intensities春季、夏季100%全光照和40%全光照下景宁木兰幼苗气孔导度(Gs)日变化均为“双峰”曲线，第1、第2峰值分别在10:00和14:00，波谷在12:00，其余Gs日变化均为“单峰”曲线，其中春季和夏季10%全光照下Gs在10:00达到峰值，而秋季3个光照处理均在12:00达到峰值(图1)。春季100%全光照的日均Gs显著高于遮光处理(P＜0.05)；夏季10%全光照的日均Gs显著低于100%全光照、40%全光照(P＜0.05)；秋季的日均Gs从大到小依次为40%全光照、100%全光照、10%全光照，均差异显著(P＜0.05)。100%全光照下日均Gs从大到小依次为夏季、秋季、春季，均差异显著(P＜0.05)；40%全光照下日均Gs从大到小依次为秋季、夏季、春季，均差异显著(P＜0.05)；10%全光照下春季日均Gs显著低于夏季、秋季(P＜0.05) (图2)。
景宁木兰幼苗胞间二氧化碳摩尔分数(Ci)日变化趋势呈现“V型”曲线。春季100%全光照、40%全光照、10%全光照下Ci曲线最低点分别出现在16:00、12:00、14:00；夏季100%全光照、40%全光照、10%全光照下Ci最低点分别出现在12:00、14:00、10:00；秋季3种光照强度下Ci最低点均在12:00 (图1)。春季100%全光照的日均Ci显著低于40%全光照(P＜0.05)；夏季40%全光照下日均Ci显著低于100%全光照和10%全光照(P＜0.05)。在100%全光照和10%全光照下的日均Ci从大到小依次为秋季、夏季、春季，均差异显著(P＜0.05)；40%全光照下日均Ci秋季显著高于春季、夏季(P＜0.05) (图2)。
春季和秋季，景宁木兰幼苗蒸腾速率(Tr)日变化在3种光照强度下均呈“单峰”曲线，其中春季100%全光照和40%全光照下Tr峰值在14:00达到最高值，其余均在12:00达到最高值(图1)。夏季，100%全光照和40%全光照为“双峰”曲线，其中：100%全光照的峰值在10:00、14:00，波谷在12:00；40%全光照的峰值在12:00、16:00，波谷在14:00。10%全光照为“单峰”曲线，峰值在12:00。春季日均Tr从大到小依次为100%全光照、40%全光照、10%全光照，均差异显著(P＜0.05)；夏季40%全光照下日均Tr显著高于10%全光照(P＜0.05)；秋季10%全光照下日均Tr显著低于春季、夏季(P＜0.05)。不同季节3种光照处理下日均Tr从大到小依次为夏季、秋季、春季，均差异显著(P＜0.05) (图2)。
2.2 不同季节3种光照强度下景宁木兰幼苗光合-光响应参数的变化
从图3可见：夏季10%全光照下的最大净光合速率(Pnmax)、光饱和点(LSP)、光补偿点(LCP)、暗呼吸速率(Rd)均显著小于100%全光照、40%全光照(P＜0.05)，而表观量子效率(AQY)随着光照强度增加不断下降，3个处理间差异显著(P＜0.05)。秋季遮光处理下Pnmax、LSP显著高于100%全光照(P＜0.05)；100%全光照下LCP、Rd显著大于10%全光照(P＜0.05)；10%全光照AQY显著大于100%全光照(P＜0.05)。100%全光照下Pnmax、LSP从大到小依次为夏季、春季、秋季，均差异显著(P＜0.05)。40%全光照下LSP在夏季显著高于春季(P＜0.05)；夏季LCP、Rd显著高于春季、秋季(P＜0.05)。10%全光照下秋季LSP显著高于春季，夏季AQY显著高于春季(P＜0.05)。
图 3 3种光照强度下景宁木兰幼苗光合-光响应参数的季节变化Figure 3 Seasonal change of the light response parameters of M. sinostellata seedlings under three light intensities2.3 不同季节3种光照强度下景宁木兰幼苗光合-CO2响应参数的变化
夏季景宁木兰幼苗叶片的最大电子传递速率(Jmax)、最大羧化速率(Vcmax)、磷酸丙糖利用率(TPU)从大到小依次为40%全光照、10%全光照、100%全光照，均差异显著(P＜0.05)(图4)。秋季40%全光照下的Jmax和TPU均显著高于100%全光照(P＜0.05)。夏季40%全光照下的Vcmax显著高于秋季，光呼吸速率(Rp)显著高于春季、秋季(P＜0.05)。
图 4 3种光照强度下景宁木兰幼苗光合-CO2响应参数的季节变化Figure 4 Seasonal change of the CO2 response parameters of M. sinostellata seedlings under three light intensities2.4 不同季节3种光照强度下景宁木兰幼苗叶绿素荧光参数的变化
由图5可知：春季，10%全光照下景宁木兰幼苗PS Ⅱ实际光化学量子产量(YⅡ)、光化学猝灭系数(qP)、电子传递速率(ETR)均显著低于100%全光照和40%全光照(P＜0.05)；100%全光照下的非光化学猝灭系数(qNP)、PS Ⅱ调节性能量耗散的量子产量(YNPQ)显著低于遮光处理(P＜0.05)；100%全光照下的PS Ⅱ非调节性能量耗散的量子产量(YNO)显著高于遮光处理(P＜0.05)。夏季，100%全光照下PS Ⅱ最大光化学量子产量(Fv/Fm)显著低于遮光处理(P＜0.05)；YⅡ、ETR在40%全光照下显著高于其他2种光照处理(P＜0.05)；qP、qNP在100%全光照下显著高于遮光处理(P＜0.05)。秋季，100%全光照下的Fv/Fm、YⅡ、ETR均显著低于遮光处理(P＜0.05)；qP在10%全光照下最低，与其他2种光照处理差异显著(P＜0.05)。
图 5 3种光照强度下景宁木兰幼苗叶绿素荧光参数的季节变化Figure 5 Seasonal change of chlorophyll fluorescence parameters of M. sinostellata seedlings under three light intensities100%全光照下，景宁木兰幼苗叶片的Fv/Fm在春季显著高于夏季、秋季(P＜0.05)；YⅡ在秋季则显著低于春季、夏季(P＜0.05)；qP从大到小依次为夏季、秋季、春季，均差异显著(P＜0.05)；qNP在秋季显著高于春季(P＜0.05)；ETR从大到小依次为春季、秋季、夏季，均差异显著(P＜0.05)。40%全光照下，秋季的Fv/Fm显著高于春季(P＜0.05)；YⅡ从大到小依次为夏季、秋季、春季，均差异显著(P＜0.05)；qP在夏季显著高于春季(P＜0.05)；qNP在夏季显著低于春季、秋季(P＜0.05)；YNO在夏季显著高于春季和秋季(P＜0.05)；YNPQ在夏季显著低于春季和秋季(P＜0.05)；ETR从大到小依次为秋季、春季、夏季，均差异显著(P＜0.05)。10%全光照下春季YⅡ、qP均显著低于夏季和秋季(P＜0.05)；qNP在夏季显著低于春季、秋季(P＜0.05)；YNPQ从大到小依次为春季、秋季、夏季，均差异显著(P＜0.05)；秋季的ETR显著高于春季、夏季(P＜0.05)。
2.5 不同季节3种光照强度下景宁木兰幼苗光合特性参数的双因素方差分析
双因素方差分析(表1)表明：光照强度、季节以及光照强度和季节之间的相互作用对景宁木兰幼苗日均Pn、Gs、Fv/Fm、YⅡ、ETR均有极显著影响(P＜0.01)，光照强度与光照强度和季节之间的相互作用对LCP、Jmax、TPU有显著影响(P＜0.05)，而季节与光照强度和季节之间的相互作用对日均Ci、Pnmax、LSP、qNP、YNPQ有极显著影响(P＜0.01)。表明不同季节，景宁木兰幼苗叶片日均Pn、Gs、Ci、Pnmax、LSP、Fv/Fm、YⅡ、qNP、YNPQ、ETR等对光照强度变化的响应极显著，LCP、Jmax、TPU等对光照强度变化的响应显著。
表 1 光照强度和季节对景宁木兰幼苗叶片光合特性参数的双因素方差分析Table 1 Two-way ANOVA of light intensity and seasonal change on the photosynthetic traits of M. sinostellata seedlings leaves参数 F 光照强度 季节 光照强度×季节 日均净光合速率(Pn) 185.425** 44.568** 48.552** 日均气孔导度(Gs) 98.029** 128.380** 21.942** 日均胞间二氧化碳摩尔分数(Ci) 0.468 123.368** 6.179** 日均蒸腾速率(Tr) 13.941** 62.008** 1.589 最大净光合速率(Pnmax) 2.791 8.433** 5.270** 光饱和点(LSP) 1.386 19.936** 14.684** 光补偿点(LCP) 4.986* 6.229** 3.100* 表观量子效率(AQY) 19.642** 1.347 2.857 暗呼吸速率(Rd) 2.753 4.728* 2.465 最大羧化速率(Vcmax) 4.986* 1.619 2.843 最大电子传递速率(Jmax) 5.642* 1.194 3.371* 磷酸丙糖利用率(TPU) 6.043* 1.259 3.426* 光呼吸速率(Rp) 1.261 15.372** 2.129 PS Ⅱ最大光化学量子产量(Fv/Fm) 36.645** 7.022** 11.011** PS Ⅱ实际光化学量子产量(YⅡ) 19.154** 42.680** 19.568** 光化学猝灭系数(qP) 36.964** 37.809** 2.623 非光化学猝灭系数(qNP) 2.855 23.553** 7.280** PS Ⅱ非调节性能量耗散的量子产量(YNO) 2.210 6.257** 1.164 PS Ⅱ调节性能量耗散的量子产量(YNPQ) 4.567* 25.330** 8.287** 电子传递速率(ETR) 15.751** 117.903** 21.406** 说明：*表示差异显著(P＜0.05)；**表示差异极显著(P＜0.01) 3. 讨论
植物叶片的光合生理生态参数可反映植物生理代谢和物质积累的持续能力，也可分析环境因子对植物代谢和生长的影响[15]。景宁木兰幼苗春季、夏季100%全光照以及夏季40%全光照下的Pn日变化均为“双峰”曲线，可见景宁木兰幼苗在光照过强时会出现“光合午休”现象，产生光抑制，光合速率下降。Gs和Ci在同一时间范围内变化趋势一致，说明Pn下降是气孔因素导致的[16]。景宁木兰幼苗春季、夏季100%全光照以及夏季40%全光照下的Gs与Ci在中午的变化趋势相同，可知景宁木兰幼苗出现光合午休的原因是由气孔因素导致，强光照和高温导致气孔关闭，减弱了与外界气体交换的能力，光合能力下降。日均Pn在夏季100%全光照和40%全光照均显著高于10%全光照，而秋季40%全光照显著高于其他2个光照处理，可能是由于夏季光照过强导致100%全光照下植物叶片受到光抑制，并且在经过夏季长时间的高温、高光环境胁迫后，叶片被灼伤，光合机构受到不可逆的损伤，从而限制了其在秋季的光合能力，表明景宁木兰幼苗对强光的适应能力较差，很难与其他伴生植物竞争，这可能是造成景宁木兰在野外濒危的原因之一。适当遮光条件有利于景宁木兰的生长，但在10%全光照环境下，过低的光照会导致Pn处于较低水平，不利于光合产物的合成。
光响应曲线能够直观反映植物光合过程的变化[17]。Pnmax能够体现植物潜在的光合能力，LSP和LCP分别表示植物对强光和弱光的利用能力[18]。景宁木兰幼苗Pnmax和LSP在夏季10%全光照处理下显著低于100%全光照和40%全光照处理，而经过夏季高温和高光的环境胁迫，秋季景宁木兰幼苗Pnmax和LSP在100%全光照下最低，叶片光合机构受到损伤导致Pnmax和LSP下降，而适当遮光下景宁木兰幼苗的Pnmax和LSP能够维持在一个较高水平，这与日均Pn变化情况相似，这与俞芹等[17]在夏季对景宁木兰的研究相似。与100%全光照相比，10%全光照下景宁木兰在夏季和秋季的AQY均显著上升，LCP和Rd显著下降，可知在10%全光照下，景宁木兰幼苗能够提高叶片对光的利用能力，减少由于呼吸作用产生的能量消耗，是对弱光环境的适应性变化。
CO2是植物进行光合作用的底物，其浓度高低会影响植物光合速率。在夏季，3种光照处理下景宁木兰幼苗的Vcmax、Jmax和TPU从大到小均为40%全光照、10%全光照、100%全光照，在秋季，100%全光照下Jmax和TPU也显著低于40%全光照，可能是强光照下景宁木兰幼苗核酮糖-1,5-二磷酸羧化酶活性和数量下降，Jmax降低，从而限制其光合磷酸化和还原型辅酶Ⅱ的再生，并且磷酸丙糖的积累也对光合作用产生负反馈，且经过夏季高温高光环境影响，植物会受到光损伤，而遮光后的景宁木兰幼苗体内核酮糖-1,5-二磷酸羧化酶活性和数量上升，光合能力提高，在40%全光照下3个季节均维持较高的光合速率水平，这与可可Theobroma cacao在强光下的研究结果相似[19]。
Fv/Fm能衡量植物光抑制的程度[20]。在夏季和秋季，100%全光照下景宁木兰幼苗的Fv/Fm分别为0.68和0.72，说明在夏季、秋季100%全光照下的景宁木兰幼苗受到光胁迫，而遮光处理并没有受到光胁迫。YⅡ能反映吸收的光子供给PS Ⅱ反应中心的效率[21]。夏季、秋季遮光处理YⅡ均显著高于全光照，可能是相对于100%全光照环境，遮光下景宁木兰幼苗能将更大比例的光能分配给光化学反应。100%全光照下YⅡ在秋季显著低于春季、夏季，说明全光照下景宁木兰幼苗受到夏季高温高光环境的胁迫。qP反映PS Ⅱ天线色素吸收的光能中用于光化学电子传递的份额，其值越大则PS Ⅱ电子传递活性越高[22]。10%全光照下qP在3个季节均小于其他2个光照处理，说明重度遮光会降低植物的光化学效率，不利于光能转化为化学能。qNP反映植物叶片PS Ⅱ反应中心非辐射能量耗散效率的大小，表示以热能消耗的光能部分，能反映植物的光保护能力[22]。夏季100%全光照下景宁木兰幼苗qNP要显著高于遮光处理，这可能是夏季全光照环境下光照强度充足，叶片吸收的光能过多，需要通过热耗散来消耗光能，保护部分光合机构。在夏季，40%全光照下的YNO和YNPQ显著高于春季、秋季，表明中度遮光下YNO增加，光诱导的YNPQ下降。ETR表示在稳态光合作用过程中通过PS Ⅱ的相对电子数量[23]。春季40%全光照下ETR显著低于100%全光照，而夏季和秋季40%全光照下ETR均显著高于100%全光照，说明经过一段时间的遮光处理后，40%全光照下的ETR明显增加，有利于光合能力的提高。
4. 结论
春季、夏季100%全光照以及夏季40%全光照下景宁木兰幼苗具有“光合午休”现象，是气孔因素所致。100%全光照下景宁木兰幼苗在夏季、秋季都受到光胁迫，使叶片受到损伤，导致秋季光合速率明显下降，且100%全光照下景宁木兰幼苗的碳同化能力均被限制。而40%全光照下景宁木兰幼苗具有较高的AQY、Vcmax、Jmax、TPU、YⅡ、ETR，同时具有较低的qP、qNP，对电子的传递速率较高，对CO2利用能力较强，光合速率高。10%全光照下能通过降低LCP、Rd，提高Vcmax、TPU、YⅡ来适应过度遮光环境，但其所处环境光照强度过低，不利于光合产物合成。总之，景宁木兰幼苗不宜在强光下生长，在栽培过程中需要进行遮光处理，但遮光强度不宜过高，建议光照强度保持在自然光的40%以上。
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图 1 河南省柿主产区土壤重金属质量分数分布频次
Figure 1 Frequency distribution of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
图 2 河南省柿主产区土壤重金属主成分分析散点图
Figure 2 Spatial scatter plot of principal component analysis for the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
表 1 土壤重金属污染评价指标及其分级标准
Table 1. Evaluation indexes and grading standards of soil heavy metal pollution
CF IPL 污染等级 E IR 风险等级 IER 预警等级 (0, 1] (0, 1] 无 (0, 40] (0, 150] 轻微 (−∞, 0] 无需 (1, 2] (1, 2] 轻度 (40, 80] (150, 300] 中等 (0, 1] 预警 (2, 3] (2, 3] 中度 (80, 160] (300, 600] 较强 (1, 3] 轻度 (3, +∞) (3, +∞) 重度 (160, 320] (600, 1200] 很强 (3, 5] 中度 (320, +∞) (1200, +∞) 极强 (5, +∞) 重度 说明：CF为单因子污染指数；IPL为污染负荷指数；E为各重金属单项潜在生态风险指数；IR综合潜在生态风险指数；IER为生态风险 预警指数 
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表 2 河南柿主产区土壤重金属质量分数统计
Table 2. Statistics of the heavy metals in soils from the main D. kaki producing area in Henan Province
产区 参数 质量分数/(mg·kg−1) 产区 参数 质量分数/(mg·kg−1) 砷 汞 铅 镉 铬 铜 砷 汞 铅 镉 铬 铜 安阳产区 均值 13.84 0.105 16.87 0.167 46.34 29.79 济源产区 均值 13.33 0.092 54.80 0.492 39.15 29.24 标准差 6.70 0.072 5.57 0.076 24.33 19.70 标准差 3.67 0.087 55.75 0.516 8.25 10.64 极小值 1.55 0.020 5.34 0.000 17.09 2.56 极小值 2.97 0.015 7.04 0.048 14.82 6.10 极大值 25.12 0.373 25.45 0.335 93.87 111.04 极大值 21.36 0.399 276.45 1.839 51.07 53.14 三门峡产区 均值 2.34 0.099 37.74 0.277 53.10 38.01 整个主产区 均值 9.84 0.099 36.47 0.312 46.20 32.35 标准差 2.30 0.097 42.18 0.131 9.38 19.72 标准差 7.01 0.085 42.97 0.336 16.63 17.50 极小值 1.22 0.032 9.64 0.081 35.29 18.71 极小值 1.22 0.015 5.34 0.000 14.82 2.56 极大值 14.12 0.543 204.00 0.847 87.12 128.90 极大值 25.12 0.543 276.45 1.839 93.87 128.90
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表 3 河南省柿主产区土壤重金属变异系数和分布频次
Table 3. Coefficients of variation and frequency distribution of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
参数 产区 砷 汞 铅 镉 铬 铜 变异系数 安阳产区 0.48 0.69 0.33 0.45 0.53 0.66 济源产区 0.28 0.94 1.02 1.05 0.21 0.36 三门峡产区 0.98 0.98 1.12 0.47 0.18 0.52 整个主产区 0.71 0.86 1.18 1.08 0.36 0.54 中位数 整个主产区 11.41 0.08 22.42 0.21 44.72 29.47 偏度 整个主产区 0.25 2.72 3.32 2.60 0.77 2.95 峰度 整个主产区 −0.98 9.79 12.94 6.74 1.23 13.60
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表 4 河南省柿主产区土壤重金属之间相关系数矩阵
Table 4. Correlations matrix of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
重金属 pH 砷 汞 铅 镉 铬 铜 pH 1.000 砷 0.177 1.000 汞 −0.119 0.105 1.000 铅 −0.116 0.123 0.410** 1.000 镉 −0.184 0.170 0.397** 0.784** 1.000 铬 −0.191 −0.237* 0.176 0.006 −0.042 1.000 铜 −0.085 −0.209* 0.085 0.299** 0.218* 0.264* 1.000 说明：* 表示显著相关(P＜0.05)，** 表示极显著相关(P＜0.05)
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表 5 河南省柿主产区土壤重金属主成分分析
Table 5. Principal component analysis of the heavy metals in soils from the main producing area of D. kaki of Henan Province
项目 因子 砷 汞 铅 镉 铬 铜 方差贡献率/% 累计贡献率/% 因子载荷 第1主成分 0.173 0.648 0.900 0.880 0.124 0.418 37.1 37.1 第2主成分 −0.726 0.006 −0.078 −0.173 0.730 0.608 34.4 71.5
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表 6 不同区域单因子污染指数值及污染等级样点百分比
Table 6. Percentages of sites at different pollution levels in the total sample sites
各重金属污染指数 安阳产区 济源产区 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% CF,砷 1.78 0.86 16.67 50.00 20.00 13.33 1.71 0.47 6.67 63.33 30.00 0 CF,汞 2.13 1.46 16.67 36.67 33.33 13.33 1.87 1.76 43.33 26.67 13.33 16.67 CF,铅 0.86 0.28 63.33 36.67 0 0 2.80 2.84 10.00 53.33 6.67 30.00 CF,镉 0.45 0.20 100 0 0 0 1.32 1.38 66.67 3.33 13.33 16.67 CF,铬 0.73 0.38 76.67 23.33 0 0 0.61 0.13 100 0 0 0 CF,铜 1.51 1.00 30.00 53.33 10.00 6.67 1.48 0.54 20.00 63.33 16.67 0 IPL 0.95 0.34 76.67 20.00 3.33 0 1.32 0.70 50.00 36.67 10.00 3.33 各重金属污染指数 三门峡产区 整个主产区 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无/% 轻度/% 中度/% 重度/% CF,砷 0.30 0.29 96.67 3.33 0 0 1.26 0.90 40.00 38.89 16.67 4.44 CF,汞 2.02 1.97 26.67 46.67 10.00 16.67 2.01 1.73 28.88 36.67 18.89 15.56 CF,铅 1.93 2.15 30.00 53.33 3.33 13.33 1.86 2.19 34.45 47.78 3.33 14.44 CF,镉 0.74 0.35 96.67 3.33 0 0 0.83 0.90 87.78 2.22 4.44 5.56 CF,铬 0.83 0.15 96.67 3.33 0 0 0.72 0.26 91.11 8.89 0 0 CF,铜 1.93 1.00 3.33 73.33 16.67 6.67 1.64 0.89 17.78 63.34 14.44 4.44 IPL 0.96 0.35 50.00 50.00 0 0 1.08 0.52 58.89 35.56 4.44 1.11
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表 7 不同区域潜在生态风险指数及污染等级样点百分比
Table 7. Percentages of sites at different risk levels in the total sample sites
各重金属
风险指数安阳产区 济源产区 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% E砷 17.76 8.60 100 0 0 0 0 17.11 4.71 100 0 0 0 0 E汞 85.25 58.44 20.00 33.33 36.67 10.00 0 74.86 70.39 43.33 26.67 23.33 3.33 3.33 E铅 4.30 1.42 100 0 0 0 0 13.98 14.22 96.67 3.33 0 0 0 E镉 13.44 6.07 100 0 0 0 0 39.50 41.40 66.67 10 23.33 0 0 E铬 1.45 0.76 100 0 0 0 0 1.23 0.26 100 0 0 0 0 E铜 7.56 5.00 100 0 0 0 0 7.42 2.70 100 0 0 0 0 IR 129.77 63.51 73.33 23.33 3.33 0 0 154.10 121.43 66.67 23.33 10 0 0 各重金属
风险指数三门峡产区 整个主产区 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% 平均值 标准差 轻微/% 中等/% 较强/% 很强/% 极强/% E砷 3.00 2.95 100 0 0 0 0 12.63 9.00 100 0 0 0 0 E汞 80.83 78.84 26.67 46.67 16.67 6.67 3.33 80.31 69.07 30.00 35.56 25.56 6.67 2.22 E铅 9.63 10.76 96.67 3.33 0 0 0 9.30 10.96 97.78 2.22 0 0 0 E镉 22.22 10.48 96.67 3.33 0 0 0 25.05 26.92 87.78 4.44 7.78 0 0 E铬 1.66 0.29 100 0 0 0 0 1.45 0.52 100 0 0 0 0 E铜 9.65 5.00 100 0 0 0 0 8.21 4.44 100 0 0 0 0 IR 126.99 85.31 76.67 20.00 3.33 0 0 136.95 92.95 72.22 22.22 5.56 0 0
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表 8 不同区域生态风险预警指数及预警级别样点百分比
Table 8. Percentages of sites at different warning levels in the total sample sites
各重金属
预警指数安阳产区 济源产区 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% IER,砷 0.78 0.86 16.67 50.00 33.33 0 0 0.71 0.47 6.67 63.33 30.00 0 0 IER,汞 1.13 1.46 16.67 36.67 36.67 6.67 3.33 0.87 1.76 43.33 26.67 23.33 0 6.67 IER,铅 −0.14 0.28 63.33 36.67 0 0 0 1.80 2.84 10.00 53.33 16.67 6.67 13.33 IER,镉 −0.55 0.20 100 0 0 0 0 0.32 1.38 66.67 3.33 26.67 3.33 0 IER,铬 −0.27 0.38 76.67 23.33 0 0 0 −0.39 0.13 100 0 0 0 0 IER,铜 0.51 1.00 30.00 53.33 13.33 3.33 0 0.48 0.54 20.00 63.33 16.67 0 0 IER 1.45 2.36 33.33 13.33 33.33 10.00 10.00 3.79 6.14 33.33 23.33 6.67 10.00 26.67 各重金属
预警指数三门峡产区 整个主产区 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% 平均值 标准差 无需/% 预警/% 轻度/% 中度/% 重度/% IER,砷 −0.70 0.29 96.67 3.33 0 0 0 0.26 0.90 40.00 38.89 21.11 0 0 IER,汞 1.02 1.97 26.67 46.67 16.67 6.67 3.33 1.01 1.73 28.89 36.67 25.56 4.44 4.44 IER,铅 0.93 2.15 30.00 53.33 6.67 0 10 0.86 2.19 34.44 47.78 7.78 2.22 7.78 IER,镉 −0.26 0.35 96.67 0 3.33 0 0 −0.17 0.90 87.78 1.11 10.00 1.11 0 IER,铬 −0.17 0.15 96.67 3.33 0 0 0 −0.28 0.26 91.11 8.89 0 0 0 IER,铜 0.93 1.00 3.33 73.33 20.00 3.33 0 0.64 0.89 17.78 63.33 16.67 2.22 0 IER 1.75 3.98 43.33 23.33 13.33 6.67 13.33 2.33 4.51 36.67 20.00 17.78 8.89 16.67
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[1] 张红桔, 赵科理, 叶正钱, 等. 典型山核桃产区土壤重金属空间异质性及其风险评价[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2893 − 2903. ZHANG Hongju, ZHAO Keli, YE Zhengqian, et al. Spatial variation of heavy metals in soils and its ecological risk evaluation in a typical Carya cathayensis production area [J]. Environ Sci, 2018, 39(6): 2893 − 2903. [2] 杨子鹏, 肖荣波, 陈玉萍, 等. 华南地区典型燃煤电厂周边土壤重金属分布、风险评估及来源分析[J]. 生态学报, 2020, 40(14): 4823 − 4835. YANG Zipeng, XIAO Rongbo, CHEN Yuping, et al. Heavy metal distribution, risk assessment and source analysis of soil around a typical coal-fired power plant in South China [J]. Acta Ecol Sin, 2020, 40(14): 4823 − 4835. [3] 麦麦提吐尔逊·艾则孜, 阿吉古丽·马木提, 艾尼瓦尔·买买提. 新疆焉耆盆地辣椒地土壤重金属污染及生态风险预警[J]. 生态学报, 2018, 38(3): 1075 − 1086. Mamattursun Eziz, Ajigul Mamut, Anwar Mohammad. Soil heavy metal pollution and ecological risk warning assessment of pepper field in Yanqi Basin, Xinjiang [J]. Acta Ecol Sin, 2018, 38(3): 1075 − 1086. [4] ISLAM M S, AHMED M K, RAKNUZZAMAN M, et al. Heavy metal pollution in surface water and sediment: a preliminary assessment of an urban river in a developing country [J]. Ecol Indic, 2015, 48: 282 − 291. [5] 麦尔哈巴·图尔贡, 麦麦提吐尔逊·艾则孜, 王维维. 吐鲁番盆地葡萄园土壤重金属污染状况及其潜在生态风险[J]. 中国环境监测, 2021, 37(1): 112 − 119. Marhaba Turhun, Mamattursun Eziz, WANG Weiwei. Heavy metal contamination and potential ecological risk of vineyard soil in Turpan Basin [J]. Environ Monit China, 2021, 37(1): 112 − 119. [6] 王敏, 董佳琦, 白龙龙, 等. 浙江省香榧主产区土壤重金属空间异质性及其生态风险[J]. 环境科学, 2021, 42(12): 5949 − 5957. WANG Min, DONG Jiaqi, BAI Longlong, et al. Spatial variation and risk assessment of heavy metals in soils of main Torreya grandis plantation region in Zhejiang Province [J]. Environ Sci, 2021, 42(12): 5949 − 5957. [7] ZINICOVSCAIA I, STURZA R, DULIU O, et al. Major and trace elements in Moldavian orchard soil and fruits: assessment of anthropogenic contamination[J/OL]. Int J Environ Res Public Health, 2020, 17: 7112[2021-09-21]. doi: 10.3390/ijerph17197112. [8] DONG Hongmei, ZHAO Jingbo, XIE Mengping. Heavy metal concentrations in orchard soils with different cultivation durations and their potential ecological risks in Shaanxi Province, Northwest China [J]. Sustainability, 2021, 13(9): 1 − 9. [9] YAN Mingshu, DING Xianglun, LEI Jiali, et al. Potential ecological and health risk assessment of different kiwifruit orchards in Qianjiang district, Chongqing City, China [J]. Environ Sci Poll Res, 2021, 28(3): 3088 − 3105. [10] 马佳燕, 马嘉伟, 柳丹, 等. 杭嘉湖平原水稻主产区土壤重金属状况调查及风险评价[J]. 浙江农林大学学报, 2021, 38(2): 336 − 345. MA Jiayan, MA Jiawei, LIU Dan, et al. Survey and risk assessment of soil heavy metals in the main rice producing areas in Hangjiahu Plain [J]. J Zhejiang A&F Univ, 2021, 38(2): 336 − 345. [11] 刁松锋, 孙晓薇, 韩卫娟, 等. 柿12个品种苗期抗旱性综合评价及指标筛选[J]. 分子植物育种, 2019, 17(18): 6213 − 6227. DIAO Songfeng, SUN Xiaowei, HAN Weijuan, et al. Comprehensive evaluation and screening indexes of the drought resistance of twelve cultivars of Diospyros kaki at seedling stage [J]. Mol Plant Breeding, 2019, 17(18): 6213 − 6227. [12] 李世亮, 倪张林, 莫润宏, 等. 云贵川主产区核桃中重金属污染水平及其风险评估[J]. 林业科学, 2017, 53(11): 52 − 59. LI Shiliang, NI Zhanglin, MO Runhong, et al. The contents and risk assessments of heavy metals in walnuts from the main producing areas of Yunnan, Guizhou, Sichuan Provinces [J]. Sci Silv Sin, 2017, 53(11): 52 − 59. [13] 崔丽娟, 张曼胤. 鄱阳湖与长江交汇区陆域重金属含量研究[J]. 林业科学研究, 2006, 19(3): 307 − 310. CUI Lijuan, ZHANG Manyin. The content of heavy metals in the terrestrial area at the intersection of Poyanghu Lake and Yangtse River [J]. For Res, 2006, 19(3): 307 − 310. [14] 生态环境部. 土壤环境质量 农用地土壤污染风险管控标准(试行): GB 15618—2018[S]. 北京: 中国标准出版社, 2018. Ministry of Ecology and Environment. Soil Environment Quality Risk Control Standard for Soil Contamination of Agriculture Land (Trial Implementation): GB 15618−2018[S]. Beijing: China Standards Press, 2018. [15] 郑国璋. 农业土壤重金属污染研究的理论与实践[M]. 北京: 中国环境科学出版社, 2007. ZHENG Guozhang. Theory and Practice of Research on Heavy Metal Pollution in Agricultural Soil[M]. Beijing: China Environmental Science Press, 2007. [16] TOMLINSON D L, WILSON J G, HARRIS C R, et al. Problems in the assessment of heavy-metal levels in estuaries and the formation of a pollution index [J]. Helgoländer Meeresuntersuchungen, 1980, 33(1/4): 566 − 575. [17] 张怀志, 冀宏杰, 徐爱国, 等. 潍坊市菜地重金属调查与环境风险评价研究[J]. 生态环境学报, 2017, 26(12): 2154 − 2160. ZHANG Huaizhi, JI Hongjie, XU Aiguo, et al. Investigation and environmental risk assessment of heavy metal elements in vegetable farmland of Weifang City [J]. Ecol Environ Sci, 2017, 26(12): 2154 − 2160. [18] 赵斌, 朱四喜, 杨秀琴, 等. 贵州草海菜地表层土壤重金属污染特征及生态风险评价[J]. 生态环境学报, 2018, 27(4): 776 − 784. ZHAO Bin, ZHU Sixi, YANG Xiuqin, et al. Characteristics of heavy metals pollution and ecological risk assessment of the surface soils in the vegetable fields around Caohai in Guizhou [J]. Ecol Environ Sci, 2018, 27(4): 776 − 784. [19] CAO Z H, ZHANG H C. Phosphorus losses to water from lowland rice fields under rice-wheat double cropping system in the Tai Lake region [J]. Environ Geochem Health, 2004, 26(2): 229 − 236. [20] 杨硕, 阎秀兰, 冯依涛. 河北曹妃甸某农场农田土壤重金属空间分布特征及来源分析[J]. 环境科学学报, 2019, 39(9): 3064 − 3072. YANG Shuo, YAN Xiulan, FENG Yitao. Spatial distribution and source identification of heavy metals in the farmland soil of the Caofeidian in Hebei Province [J]. Acta Sci Circumstant, 2019, 39(9): 3064 − 3072. [21] 苏姝, 王颖, 刘景, 等. 长期施肥下黑土重金属的演变特征[J]. 中国农业科学, 2015, 48(23): 4837 − 4845. SU Shu, WANG Ying, LIU Jing, et al. Evolution characteristics of heavy metals in the black soil under long-term fertilization [J]. Sci Agric Sin, 2015, 48(23): 4837 − 4845. [22] MENG Weiqing, WANG Zuwei, HU Beibei, et al. Heavy metals in soil and plants after long-term sewage irrigation at Tianjin, China: a case study assessment [J]. Agricl Water Manage, 2016, 171: 153 − 161. [23] GUO Guanghui, WU Fengchang, XIE Fazhi, et al. Spatial distribution, and pollution assessment of heavy metals in urban soils from southwest China [J]. J Environ Sci, 2012, 24(3): 410 − 418. [24] 秦鱼生, 喻华, 冯文强, 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[J]. 生态学报, 2013, 33(19): 6335 − 6344. QIN Yusheng, YU Hua, FENG Wenqiang, et al. Assessment on heavy metal pollution status in paddy soils in the northern Chengdu Plain and their potential ecological risk [J]. Acta Ecol Sin, 2013, 33(19): 6335 − 6344. [25] 郭晓东, 孙岐发, 赵勇胜, 等. 珲春盆地农田重金属分布特征及源解析[J]. 农业环境科学学报, 2018, 37(9): 1875 − 1883. GUO Xiaodong, SUN Qifa, ZHAO Yongsheng, et al. Distribution and sources of heavy metals in the farmland soil of the Hunchun basin of Jilin Province, China [J]. J Agro-Environ Sci, 2018, 37(9): 1875 − 1883. [26] CAI Limei, XU Zhencheng, REN Mingzhong, et al. Source identification of eight hazardous heavy metals in agricultural soils of Huizhou, Guangdong Province, China [J]. Ecotoxicol Environ Saf, 2012, 78: 2 − 8. [27] LUO Xinghua, WU Chuan, LIN Yongcheng, et al. Soil heavy metal pollution from Pb/Zn smelting regions in China and the remediation potential of biomineralization[J/OL]. J Environ Sci, 2022 [2021-09-21]. doi:10.1016/j.jes.2022.01.029. [28] ZERIZGHI T, GUO Qingjun, TIAN Liyan, et al. An integrated approach to quantify ecological and human health risks of soil heavy metal contamination around coal mining area[J/OL]. Sci Total Environ, 2022, 814: 152653[2021-09-21]. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.152653. [29] 王小彬, 闫湘, 李秀英, 等. 燃煤烟气脱硫石膏农用的环境安全风险[J]. 中国农业科学, 2018, 51(5): 926 − 939. WANG Xiaobin, YAN Xiang, LI Xiuying, et al. Environment risk for application of flue gas desulfurization gypsum in soils in China [J]. Sci Agric Sin, 2018, 51(5): 926 − 939. [30] QIN Guowei, NIU Zhaodong, YU Jiangdong, et al. Soil heavy metal pollution and food safety in China: effects, sources and removing technology[J/OL]. Chemosphere, 2021, 267: 129205[2021-09-21]. doi: 10.1016/j.chemosphere.2020.129205. 期刊类型引用(12)
1. 高星. 故宫景福宫古柏叶绿素荧光参数季节性差异分析. 中南农业科技. 2025(01): 49-54+65 . 
百度学术2. 张文卓，张前前，俞叶飞，迟晓立，何安国，王雨齐，吕强锋，李永春. 森林郁闭度和凋落物对延胡索生长和土壤酶化学计量的影响. 农业生物技术学报. 2024(02): 322-333 . 百度学术3. 杨立学，崔伟康，付瀚萱，刘会锋，申方圆. 植被控制对人工更新紫椴幼树叶片性状和生长量的影响. 中南林业科技大学学报. 2024(03): 1-10+32 . 百度学术4. 朱舒靖，江海都，杨一山，许爱祝，邹蓉，唐健民，韦霄，柴胜丰. 光照强度对3种金花茶光合生理特性及生物量的影响. 广西科学院学报. 2024(01): 31-40 . 百度学术5. 周欢，韦如萍，李吉跃，苏艳，胡德活，郑会全. 光照强度对乐昌含笑幼苗生长及光合特性的影响. 生态学杂志. 2024(03): 709-715 . 百度学术6. 刘雯雯，饶丹丹，吴二焕，韩豫，陈彧. 遮阴对桫椤幼苗的叶片性状及光合特性的影响. 山西农业大学学报(自然科学版). 2024(02): 52-62 . 百度学术7. 周欢，韦如萍，李吉跃，苏艳，胡德活，郑会全. 乐昌含笑幼苗在不同光照环境下的光响应模型拟合分析. 热带亚热带植物学报. 2024(04): 531-539 . 百度学术8. 贺畅，张运春. 不同生境下喜旱莲子草光合特征及其生长策略. 绿色科技. 2024(18): 1-6 . 百度学术9. 徐意，王改萍，赵群，赵慧琴，王峥. 金叶银杏叶表型及光合特征对遮阴的响应. 经济林研究. 2024(03): 177-187 . 百度学术10. 潘彩玲，邓福春，官秀芳，梁家铭，郝静伟，刘莉，竺永金，李开祥，叶绍明. 4个奇楠沉香品系苗期不同光处理阶段生理特性和叶片结构比较. 广西林业科学. 2024(06): 728-737 . 百度学术11. 覃永华，李婷，杨梅，刘世男. 外源钙和水杨酸对弱光下观光木幼苗生理特性的影响. 北华大学学报(自然科学版). 2023(03): 387-393 . 百度学术12. 付瀚萱，许冠洲，申方圆，杨立学. 小林窗对人工更新紫椴苗木生长和叶片性状的影响. 中南林业科技大学学报. 2023(05): 7-15 . 百度学术其他类型引用(8)
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