Pb、Cd和酸脅迫對楓香種子萌發、幼苗生長及體內抗氧化酶活性的影響

陳順鈺 ，韓 航 ，薛凌云 ，張 韻 ，侯曉龍 ，2，3*，蔡麗平 ，2，周垂帆 ，2

（1.福建農林大學林學院，福州 350002；2.海峽兩岸紅壤區水土保持協同創新中心，福州 350002；3.福建農林大學資源與環境學院，福州 350002）

稀土礦的低水平開采和選別產生大面積廢棄地，不但使土壤結構遭到破壞，引起植被破壞、水土流失，同時還造成土壤酸化、重金屬污染[1]。目前，礦山廢棄地生態修復成為國內外亟需解決的重大環境問題[2]。福建長汀屬離子型稀土礦區，其重金屬污染物主要為Pb、Cd，王友生等[3]研究表明，Pb在原地浸廢棄地、周邊未開采地達中度污染水平，在取土場達輕度污染水平，廢棄堆浸池達重度污染水平；Cd在原地浸廢棄地、取土場、廢棄堆浸池的質量比分別為福建省土壤背景值的141、97、69倍，4個采樣區土壤Cd均達重度污染水平，綜合潛在生態風險指數達極重污染水平；此外，開采過程中使用大量的硫酸銨進行就地淋浸，導致土壤酸化，pH值相對背景值降低了0.23個單位。

近年來，植物修復技術備受關注，植物通過根部吸收或萃取污染土壤中重金屬而使重金屬原位固定化和隔離化，該技術具有安全經濟、綠色環保等優點[4－5]。種子萌發是植物對環境脅迫較為敏感的時期之一，作為植物生命過程的開始階段，種子萌發能力及幼苗發育過程直接影響植物修復的效果[6]。因此通過研究在脅迫條件下種子萌發及幼苗生長的特性，可以在一定程度上反映植物對脅迫的耐性。馮宏等[7]研究重金屬和pH值對類蘆種子萌發的影響，發現在強酸性到強堿性條件下類蘆都能夠保持較高的萌發能力，不同重金屬對類蘆種子產生明顯抑制作用的濃度不同，且類蘆幼苗生長比種子萌發對重金屬離子更加敏感。不同類型礦山廢棄地植被恢復限制因子不同，主要包括地表結構穩定性差、養分缺失、極端酸堿度、重金屬含量過高及有機污染等方面[8]。例如，遼西金屬礦山廢棄地存在表土層破壞、營養元素缺乏、重金屬污染等限制植被恢復的因素[9]。貴州山區煤礦廢棄地限制植被生長的主要因子為土壤pH值普遍較低、有效態N、P、K含量普遍較低、土壤中重金屬Cu、Zn、Pb、Cd為中度污染水平[10]。因此，不同污染區的植被治理模式也存在差異。

王友生等[11]研究發現有“荒山先鋒”樹種之稱的楓香（Liquidambar formosana Hance）可在長汀稀土礦廢棄地正常生長，其可能存在特殊的形態生理適應機制，并已成為長汀植被恢復的主要樹種之一。該研究表明“寬葉雀稗+胡枝子+木荷+楓香+山杜英”模式的肥力指數達0.544，是長汀稀土礦取土場較好的植被恢復模式。當前已有少數學者就楓香種子形狀特征、溫度和時間對種子萌發的影響進行了研究[12－14]，但重金屬及酸脅迫對楓香種子的萌發和生理特性的影響尚不清楚。

鑒于此，以楓香為研究對象，設置不同梯度Pb、Cd濃度和pH值試驗，測定種子萌發、幼苗生長的形態指標及抗氧化指標，探討重金屬Pb、Cd及酸脅迫條件下楓香種子萌發和幼苗生長過程的形態和生理響應機制，以期為酸性廢棄礦地和重金屬污染地土壤植被恢復提供科學依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試的楓香種子采購自江西省九江縣林木種苗公司，存儲于4℃冰箱。選用籽粒飽滿、堅實、種殼烏亮的楓香種子，用0.3%高錳酸鉀溶液消毒浸泡30 min后，超純水沖洗6遍，然后用超純水浸泡24 h，除去漂浮的劣質種子，余下的種子用濾紙吸干表面的水分，用于脅迫試驗。

1.2 試驗設計

根據稀土礦廢棄地土壤酸化及重金屬污染程度，設置 pH 值及 Pb、Cd 濃度[3，15－17]，Cd 脅迫采用分析純（CH3COO）2Cd·3H2O 配制，濃度分別為 0（以去離子水對照）、25、50、100 mg·L－1，記作 Cd－CK、Cd－25、Cd－50、Cd－100；Pb脅迫采用分析純（CH3COO）2Pb配制，濃度為 0（去離子水對照）、250、500、1000 mg·L－1記作Pb－CK、Pb－250、Pb－500、Pb－1000；pH 調節采用CH3COOH，分別為 3.5，4.5，5.5，CK（去離子水對照），記作 pH－3.5、pH－4.5、pH－5.5、pH－CK。

1.3 試驗條件及過程

種子萌發試驗于福建農林大學林學院實驗室內人工氣候箱中進行。培養條件為溫度25℃、空氣相對濕度70%、光照14 h黑暗10 h、光強100%（RXZ－160A智能型人工氣候箱，寧波江南儀器廠）。鋪有兩張濾紙的直徑9 cm的玻璃培養皿，經過高溫滅菌處理，分別加5 mL各設置濃度的Cd、Pb和酸溶液，每個培養皿50粒種子，每個脅迫濃度6個重復，其中3個重復用于測定形態學指標，另外3個重復用于測定生理指標。每日添加少量純水，保持濾紙濕潤。每日觀察記錄種子萌發情況。

1.4 測定指標與方法

1.4.1 發芽指標及形態學指標測定

從種子置床之日起每日對發芽情況進行統計記錄，以種子胚根長度達到種子長度的一半作為發芽標準，每日12點對種子發芽數進行統計。連續3 d發芽種子數不足供試種子的1%則發芽結束。處理后第6 d統計發芽勢，第10 d發芽結束并統計發芽率，從用于測形態學指標的各濃度培養皿中取出20株長勢一致的幼苗，用游標卡尺測量幼苗地上部及根長；用電子天平分別稱幼苗的地上部與根鮮重，再置于烘箱105℃殺青30 min，80℃烘干至恒重，稱各部分干重。

（1）發芽率=萌發種子數/種子總數×100%

（2）發芽指數=ΣGt/Dt（Gt指在t時間內萌發數，Dt為相應的萌發天數）

（3）發芽勢=發芽高峰期發芽的種子數/種子總數×100%

（4）活力指數=發芽指數×苗長度

（5）根伸長抑制率=（對照組根長－處理組根長）/對照組根長×100%

（6）地上部伸長抑制率=（對照組地上部長－處理組地上部長）/對照組地上部長×100%

1.4.2 生理指標測定

發芽第4、7、10 d，從用于測生理指標的各濃度培養皿中取出0.2 g發芽種子，于冰浴中的研缽內研磨成勻漿，加入4 mL pH 7.8的磷酸緩沖液于離心管中，于 4℃下 10 000 r·min－1冷凍離心 20 min，取上清液立即放入4℃冰箱儲存待測。參考王學奎[18]的方法，采用硫代巴比妥酸法測定丙二醛（MDA）含量，紫外吸收法測種子過氧化氫酶（CAT）活性，愈創木酚法測定過氧化物酶（POD）活性，氮藍四唑光化還原法測定超氧化物岐化酶（SOD）活性，用多功能酶標儀（IPBPinite M200 PRO，瑞士）測定各樣品的吸光度值。

1.5 數據分析

試驗數據收集整理后，用SPSS 19.0進行統計分析，用Origin 9.0作圖，圖表中數據用平均值±標準差（n=3）表示。采用單因子方差分析（One－way ANOVA）和多重比較法進行統計分析，用Tukey－HSD法對數據進行差異顯著性分析。

2 結果與分析

2.1 Pb、Cd、酸脅迫對楓香種子萌發的影響

由表1可得，不同濃度Pb、Cd和酸脅迫處理下楓香種子發芽率均較高，在80%～93.3%之間，不同Pb、Cd處理下發芽率并無顯著差異（P＞0.05），pH－3.5脅迫下發芽率與發芽勢相比對照組顯著降低（P＜0.05）。就發芽指數而言，Pb處理組差異不顯著，隨著Cd脅迫濃度的增加發芽指數呈遞減趨勢，而酸處理下隨pH減小呈先增后減再增趨勢，除Cd－100顯著低于對照外，其他處理均無顯著差異，說明楓香種子在3種脅迫條件下萌發速度相對一致。對照組的活力指數顯著高于重金屬Pb、Cd脅迫下的各濃度活力指數（P＜0.05），pH－3.5條件下的活力指數顯著低于對照及其他兩組處理的活力指數。由此可見，在重金屬Pb、Cd脅迫下，發芽率雖然差異不明顯，活力指數卻受到明顯抑制，強酸條件（pH－3.5）對楓香種子萌發具有一定的抑制作用。

2.2 Pb、Cd和酸脅迫對楓香種子幼苗的影響

楓香幼苗對不同類型的脅迫處理響應不同。隨重金屬Pb、Cd的濃度增加，出現不同程度的毒害效應，如圖1所示，在Pb、Cd脅迫下發芽第10 d的楓香幼苗芽苗幼小，主根變短甚至出現“無根苗”等發育不良現象。處理組的根長均顯著低于對照組（P＜0.05），且隨重金屬脅迫濃度的增加，根長呈下降趨勢，各Pb、Cd脅迫組的地上部長均顯著高于根長（圖2）。采用多項式曲線擬合，伸長抑制率回歸方程如表2所示，重金屬濃度與抑制率呈正相關，脅迫濃度越大抑制率越高。根達到80%～95%的抑制率，地上部達到9%～43%的抑制率。Pb－1000處理，地上部鮮重、根鮮/干重都顯著低于對照（P＜0.05）（圖 3）。Cd－100 處理，地上部鮮重、根鮮/干重顯著低于對照（P＜0.05）。由此可見，重金屬脅迫對楓香幼苗的生長發育有抑制作用，甚至產生毒害。

表1 不同脅迫處理對楓香種子萌發的影響Table 1 Seed germination of Liquidambar formosana under different treatments

圖1 發芽第10 d不同處理下的楓香幼苗Figure 1 Liquidambar formosana seedlings growth at tenth day with different treatments

弱酸環境（pH－5.5、pH－4.5）提高了發芽指數，對楓香種子萌發有促進作用，同樣，pH－5.5處理促進了楓香幼苗根系的生長（圖1、圖2），根長高于對照，而該pH條件下，地上部受到抑制，抑制率為6.5%。隨pH減小根及地上部的抑制率均呈先減后增趨勢（表2），pH－3.5處理，根、地上部抑制率達 84.35%、25.76%，地上部長、根和地上部的鮮重以及根的干重均顯著低于其他組（圖2、圖3）。由此可見，強酸會抑制楓香幼苗的生長。

2.3 種子萌發過程中抗氧化酶活性的變化

隨Pb濃度的增加（表3），發芽第4 d時SOD活性Pb－250處理顯著高于對照，SOD呈遞減趨勢，POD活性 Pb－1000處理顯著高于對照（P＜0.05）；第 10 d的POD活性各組差異顯著并呈遞增趨勢，SOD活性升高，但各組差異并不顯著。第4、7 d CAT活性均隨脅迫濃度的增加而呈先增后減再增趨勢，均在Pb－1000達最大值且顯著高于其余脅迫濃度（P＜0.05），說明高濃度的Pb脅迫對楓香CAT活性有顯著促進作用。

表2 根和地上部的伸長抑制率回歸方程Table 2 The regression equation for inhibition rate of root and aboveground

圖3 不同脅迫處理對楓香幼苗生物量的影響Figure 3 Effects of different treatments on biomass of Liquidambar formosana

隨時間的變化，對照組及處理組中CAT活性均隨萌發時間的增加呈先減后增趨勢，對照第0 d種子CAT活性均顯著高于萌發各時間段（P＜0.05）。SOD活性均呈先降低后增加的趨勢，但各組差異并不顯著。除Pb－1000處理外，POD活性隨種子萌發代謝的加強而下降。此外，發芽結束后各處理條件下未萌發種子之間的SOD、POD、CAT活性無顯著差異，且3種抗氧化酶活性均顯著低于對照種子。

隨Cd濃度的增加（表4），發芽第4 d時脅迫組SOD、CAT活性顯著高于對照（P＜0.05），POD 活性呈下降趨勢；發芽第7、10 d的POD活性增強，并在Cd－100時顯著高于其余脅迫組，可見發芽后期高濃度的Cd脅迫可促進POD活性增強。第10 d時Cd－50的CAT活性顯著高于對照組（P＜0.05），其他時間段CAT隨脅迫濃度的增加而增加，但差異不顯著。

楓香種子在萌發過程中，CAT活性在Cd－50處理下各萌發階段間差異顯著（P＜0.05），對照及處理組的CAT、SOD活力均呈現出隨時間變化先降后升的趨勢。其中Cd－100、Cd－50的SOD活性在第4 d時顯著低于萌發過程其余各階段，說明在高濃度Cd脅迫下種子萌發初期SOD活性受到抑制，但隨時間的增加萌發代謝增強，SOD活性上升。對照及處理組的POD活性在第10 d顯著降低并達最小值（P＜0.05）。未萌發種子SOD、POD、CAT活性顯著低于對照第0 d種子，分別降低了43.11%～48.21%、66.44%～68.72%、77.44%～79.09%。

由表5所示，pH值減小過程中，發芽第4 d時SOD活性呈現先增后減的趨勢，pH－4.5處理組SOD活性顯著高于對照；POD活性呈先降低后升高趨勢，pH－5.5處理與對照相比顯著降低。第10 d時pH－5.5處理的SOD活性顯著低于對照，POD活性卻顯著增加（P＜0.05）。第4 d的pH－4.5處理組和第10 d的pH－3.5處理組CAT活性均顯著低于對照（P＜0.05）。

隨時間變化，pH－3.5處理POD活性呈先增后減趨勢，第 7 d的 POD 活性顯著高于第 0 d（P＜0.05），表明在強酸條件下萌發初中期的楓香種子為了適應逆境脅迫，POD逐漸上升，提高了清除過氧化物的能力，至第7 d達最大值后快速下降了78.15%。CAT活性在pH－5.5及pH－4.5處理下發芽過程中各時段差異顯著（P＜0.05），且所有pH處理組在萌發過程中CAT活性均呈現先降低后升高的趨勢，說明在萌發初中期CAT活性受到抑制，后期（10 d）CAT活性略有增加。2.4 Pb、Cd、酸脅迫對楓香種子萌發過程中MDA含量變化

表3 Pb脅迫下楓香種子萌發過程中抗氧化酶活性的變化Table 3 Changes of antioxidant enzyme activities during seed germination in different Pb treatments of Liquidambar formosana

表4 Cd脅迫下楓香種子萌發過程中抗氧化酶活性的變化Table 4 Changes of antioxidant enzyme activities during seed germination in different Cd treatments of Liquidambar formosana

由表6可以看出，在第4、10 d的Pb－1000處理組MDA含量顯著高于同時間內不同Pb處理，表明在高濃度Pb脅迫下膜脂過氧化嚴重。隨Cd濃度增加MDA含量整體增加，其中Cd－100處理組的MDA含量顯著高于對照（P＜0.05）。隨pH值減小MDA含量均呈遞增趨勢，其中pH－3.5處理組MDA含量在第7、10 d顯著增加，說明強酸條件一定程度上破壞了楓香種子的膜系統。

重金屬Pb、Cd及酸的脅迫程度越大，楓香體內的MDA含量越多，隨發芽時間的延長MDA含量逐漸增多，對照種子顯著低于脅迫組，未萌發種子MDA含量均是所有組中最大的，可能是由于未發芽種子膜脂過氧化嚴重、膜系統遭到嚴重損壞，這可能也是導致種子不能萌發的原因之一。

表5 pH脅迫下楓香種子萌發過程中抗氧化酶活性的變化Table 5 Changes of antioxidant enzyme activities during seed germination in different pH treatments of Liquidambar formosana

表6 不同處理下楓香種子萌發過程中MDA含量的變化（μmol·g-1）Table 6 Changes of MDA content during seed germination in different treatments of Liquidambar formosana（μmol·g-1）

3 討論

土壤酸化及重金屬污染是植物生長的限制因子，土壤環境過酸會影響植物正常的營養代謝、光合作用和呼吸作用，甚至導致植物萎黃枯死[19]。當植物受到重金屬脅迫時，出現生長緩慢、生物量降低、植株矮小、根系生長受到抑制等現象，嚴重時導致死亡[20]。種子萌發及幼苗生長作為植物生命周期的開始階段，在逆境脅迫下能夠表現出一定程度的耐性。本試驗中Pb、Cd處理對楓香種子發芽率無顯著影響，發芽率達80%～88%。pH-3.5對楓香種子發芽率、發芽勢具有顯著的抑制作用。在Cd脅迫下發芽指數呈遞減趨勢，而酸處理下呈先增后減再增趨勢，種子活力指數在兩種重金屬脅迫下受到顯著的抑制作用，pH-4.5處理發芽指數和活力指數及pH-5.5處理的發芽指數略高于對照。

相對種子萌發，Pb和Cd均對楓香幼苗產生顯著的毒害效應，幼苗出現發育不良，主根變短等現象。陳俊任等[21]對毛竹種子在重金屬脅迫下的萌發研究中發現，重金屬對幼苗根的毒害明顯強于對芽的毒害。本研究中出現的“無根苗”現象及各組芽長顯著高于根長都與前人研究[21]成果一致，主要原因可能在于楓香幼苗根系直接與重金屬環境接觸，最先受到重金屬毒害，從而根的生長受到明顯抑制（根伸長抑制率達80%～95%）。高濃度的Pb、Cd脅迫下芽根的鮮質量和干質量均顯著低于對照，由此可見幼苗生長和種子萌發這兩個階段的生理代謝對Pb、Cd響應存在差異。pH-5.5對楓香幼苗根系的生長有刺激效應，根長高于對照，而對地上部生長有抑制作用，抑制率為6.5%。pH－3.5時芽長、根和芽的鮮質量以及根的干質量均顯著低于對照，抑制了楓香幼苗的生長。

在逆境脅迫下的植物細胞存在著自由基的產生和消除這兩個過程，只有抗氧化酶系統CAT、POD、SOD三者協調一致，才能使生物自由基維持在較低水平，從而防止被自由基毒害[22]。楊穎麗等[23]發現在小麥種子萌發過程中，Cd脅迫誘導CAT、POD和APX活性升高，小麥葉片在Cd脅迫下可通過提高抗氧化酶的活性來清除產生的H2O2、降低膜脂過氧化損害。本研究中在Pb脅迫下，各時間段CAT、POD、SOD活性呈現出不一致的變化趨勢。隨時間的延長，SOD、CAT活性先減后增，POD活性降低，在同時間段隨Pb脅迫濃度的增加，SOD活性、第10 d POD活性、第4、7 d CAT活性均呈多項式變化，表現為“升高－降低－升高”的趨勢，清除活性氧來保護植物細胞免受活性氧的損傷，這與前人研究[23]結果一致。陳偉[24]在研究重金屬脅迫對草坪草生長發育及生理特性的影響中發現，重金屬脅迫對草地早熟禾抗氧化酶活性影響較大，隨Pb、Cd濃度增加，SOD、POD活性升高。楓香種子隨Cd濃度增加顯著提高SOD和CAT活性，發芽初期（4 d）POD 受到抑制，中后期（7、10 d）隨脅迫加強顯著升高。隨時間的延長POD活性受到抑制、SOD和CAT活性先增后減，以此來達到酶之間的平衡比。例如，紫萼玉簪種子和幼苗對酸雨與Cd復合污染的生理生態響應過程[25]中，在單一酸雨脅迫下CAT、SOD、POD活性變化趨勢相似，均增高，不同的是當pH－4.5時CAT活性顯著增高，說明CAT與SOD、POD相比對酸的敏感性更高。從本試驗結果可以看出，隨pH減小，第7 d的POD活性及第10 d的POD、CAT活性顯著增加，隨時間增加，pH－3.5處理下POD活性最高峰值出現在第7 d，與對照第0 d種子相比具有顯著差異（P＜0.05），并呈先增后減趨勢，表明在強酸條件下萌發初期的楓香種子為了適應逆境脅迫POD活性逐漸上升，提高了清除過氧化物的能力。楓香種子在萌發過程中三種酶活性相互協調，使得楓香自由基維持在較低水平狀態，這可能是楓香種子能在重金屬和酸污染的長汀稀土礦廢棄地萌發的原因之一。未萌發種子的POD、SOD、CAT活性均顯著降低，重金屬及酸逆境脅迫下，楓香未萌發種子對活性氧的清除能力下降，使活性氧的產生速率超過抗氧化酶系統的清除能力。

MDA是膜脂質過氧化產物之一，其含量大小對生物體過氧化強度和膜系統受損程度具有重要指示作用[22]。在3種脅迫條件下MDA含量均隨處理強度的升高而增加，在楓香萌發過程中MDA的積累與脅迫強度呈正相關。其中未發芽的種子MDA含量顯著高于對照種子及其他處理組，這說明楓香種子體內活性氧產生和清除的平衡受到破壞，而有利于體內活性氧的產生，所積累的活性氧引發了膜脂過氧化，所以MDA含量高度積累，這與前人的研究[23－25]結果相一致。本試驗僅探討了酸、Pb、Cd單獨脅迫下楓香種子的萌發及幼苗的生長，對酸和重金屬復合脅迫，特別是成年植株的抗逆解毒機理、富集規律、分子水平及細胞結構上的影響，還有待進一步深入研究。

4 結論

（1）Pb、Cd處理對楓香種子發芽率無顯著影響，但對幼苗根長具有顯著的抑制效應，出現“無根苗”現象；pH－5.5、pH－4.5對楓香種子萌發、幼苗的生長有促進作用，pH－3.5則有抑制作用。

（2）CAT活性變化是楓香種子響應Pb、Cd和酸3種脅迫的主要策略；SOD在楓香種子適應Cd脅迫、POD在楓香種子適應Pb和酸脅迫的一定階段也發揮了重要作用。在楓香萌發過程中MDA的積累與脅迫濃度呈正相關。

參考文獻：

[1]蘇文湫,祝怡斌.贛州稀土礦山廢棄地土壤重金屬污染現狀評價[J].有色金屬,2016,68（4）：81－85.SU Wen－qiu,ZHU Yi－bin.Valuation of the soil heavy metal pollution in Ganzhou rare earth mine wasteland[J].Nonferrous Metals,2016,68（4）：81－85.

[2]關軍洪,郝培堯,董 麗,等.礦山廢棄地生態修復研究進展[J].生態科學,2017,36（2）：193－200.GUAN Jun－hong,HAO Pei－yao,DONG Li,et al.Review on ecological restoration of mine wasteland[J].Ecological Science,2017,36（2）：193－200.

[3]王友生,侯曉龍,吳鵬飛,等.長汀稀土礦廢棄地土壤重金屬污染特征及其評價[J].安全與環境學報,2014,14（4）：259－262.WANG You－sheng,HOU Xiao－long,WU Peng－fei,et al.Analysis of the characteristics and the evaluation of heavy metal pollutions in the deserted land－area left－over by the rare earth mining in Changting,Fujian[J].Journal of Safety and Environment,2014,14（4）：259－262.

[4]董文洪,楊 海,令狐文生.等.土壤重金屬污染及修復技術研究進展[J].化學試劑,2016,38（12）：1170－1174.DONG Wen－hong,YANG Hai,LINGHU Wen－sheng,et al.Current progress on remediation of heavy metal contaminated soil[J].Chemical Reagents,2016,38（12）：1170－1174.

[5]Insook L,Kyunghwa B,Hyunhee K,et al.Phytoremediation of soil cocontaminated with heavy metals and TNT using four plant species[J].Journal of Environmental Science and Health,2007,42（3）:2039-2045.

[6]Zhang D P,Cai C J,Fan S H,et al．Effects of Pb2+,Cd2+on germination and seedling early growth of Moso bamboo（Phyllostachys edulis）seed[J]．Forest Research,2012,25（4）：500-504．

[7]馮 宏,戴 軍,李永濤,等.重金屬和pH值對類蘆種子萌發的影響[J].水土保持通報,2010,30（6）：96-99.FENG Hong,DAI Jun,LI Yong-tao,et al.Effects of heavy metals and pH value on seed germination of Burma reed[J].Bulletin of Soil and Water Conservation,2010,30（6）：96-99.

[8]閆德民.我國礦山廢棄地生態恢復限制因素及恢復策略[J].林業調查規劃,2015,40（4）：83-87.YAN De-min.Limiting factor and restoration strategy of ecological restoration in abandoned mine-area of China[J].Forest Inventory and Planning,2015,40（4）：83-87.

[9]孔祥南.遼西金屬礦山廢棄地生態恢復與可持續技術研究[D].大連：大連工業大學,2015.KONG Xiang-nan.Study on the ecological restoration and sustainable technology for the wasteland of the metal mines in western Liaoning Province[D].Dalian：Dalian Polytechnic University,2015.

[10]李榜江.貴州山區煤礦廢棄地重金屬污染評價及優勢植物修復效應研究[D].重慶：西南大學,2014.LI Bang-jiang.Evaluation of heavy metal contaminated soil and the effect of dominant plants remediation in mining wasteland in Guizhou mountain district[D].Chongqing：Southwest University,2014.

[11]王友生,吳鵬飛,侯曉龍,等.稀土礦廢棄地不同植被恢復模式對土壤肥力的影響[J].生態環境學報,2015,24（11）：1831-1836.WANG You-sheng,WU Peng-fei,HOU Xiao-long,et al.Effect of different revegetation model on soil properties in abandon mine area of rare earth[J].Ecology and Environmental Sciences,2015,24（11）：1831-1836.

[12]韋美華.不同播種時間對楓香種子萌發特性的影響[J].福建農業科技,2016,12（2）：31-33.WEI Mei-hua.Effects of different sowing time on seed germination characteristics of Liquidambar formosana[J].Fujian Agricultural Science and Technology,2016,12（2）：31-33.

[13]劉 就,劉和平,陳考科,等.不同楓香種子性狀研究進展[J].福建林業科技,2007,34（2）：190-192.LIU Jiu,LIU He-ping,CHEN Kao-ke,et al.The research progress on the seed character of Liquidambar formosana[J].Fujian Forestry Technology,2007,34（2）：190-192.

[14]王滿蓮,文香英,韋 霄,等.溫度對3種金縷梅科植物種子萌發特性的影響[J].種子,2016,35（10）：79-83.WANG Man-lian,WEN Xiang-ying,WEI Xiao,et al.Effects of temperatutre on seed germination of three species of Hamamelidaceae[J].Seeds,2016,35（10）：79-83.

[15]滕 達,蘇慶平,顧 秋,等.稀土尾礦區10種植物對重金屬的吸收與富集作用[J].安徽農業科學,2009,37（2）：798-799,804.TENG Da,SU Qing-ping,GU Qiu,et al.Absorption and enrichment of 10 plants to heavy metal in rare earth tailing area[J].Journal of Anhui Agricultural Sciences,2009,37（2）：798-799,804.

[16]劉勝洪,張雅君,楊妙賢,等.稀土尾礦區土壤重金屬污染與優勢植物累積特征[J].生態環境學報,2014,23（6）：1042-1045.LIU Sheng-hong,ZHANG Ya-jun,YANG Miao-xian,et al.Heavy metal contamination of soil and concentration of dominant plants in rare earth mine tailing area[J].Ecology and Environmental Sciences,2014,23（6）：1042-1045.

[17]許亞夫,李銀保,陳海花.定南縣廢棄稀土礦區土壤中重金屬元素Pb、Cr和 Cu 的測定[J].廣東微量元素科學,2012,19（10）：10-14.XU Ya-fu,LI Yin-bao,CHEN Hai-hua.Determination of the content of heavy metal elements Pb,Cr and Cu in soil from abandoned rare earth mine in Dingnan County[J].Guangdong Trace Elements Science,2012,19（10）：10-14.

[18]王學奎.植物生理生化實驗原理和技術[M].北京：高等教育出版社,2006．WANG Xue-kui.Principle and technology of plant physiology and biochemistry experiment[M].Beijing：Higher Education Press,2006．

[19]陳雪嬌,韓 航,侯曉龍,等.水土保持植物類蘆對土壤酸脅迫的形態生理響應[J].草業學報,2017,26（4）：143-149.CHEN Xue-jiao,HAN Hang,HOU Xiao-long,et al.The morphological and physiological responses of the soil and water conservation plant Neyraudia reynaudiana to acid stress[J].Acta Prataculturae Sinica,2017,26（4）：143-149.

[20]文曉慧.重金屬脅迫對植物的毒害作用[J].農業災害研究,2012,2（11/12）：20-21.WEN Xiao-hui.Toxic effect of heavy metal stress on plant[J].Journal of Agricultural Catastrophology,2012,2（11/12）：20-21.

[21]陳俊任,柳 丹,吳家森,等.重金屬脅迫對毛竹種子萌發及其富集效應的影響[J].生態學報,2014,34（22）：6500-6509.CHEN Jun-ren,LIU Dan,WU Jia-sen,et al.Seed germination and metal accumulation of Moso bamboo（Phyllostachys pubescens）under heavy metal exposure[J].Acta Ecologica Sinica,2014,34（22）：6500-6509.

[22]張金彪.黃維南.鎘對植物的生理生態效應的研究進展[J].生態學報,2000,20（33）：514-523.ZHANG Jin-biao,HUANG Wei-nan.Advances on physiological and ecological effects of cadmium on plants[J].Acta Ecologica Sinica,2000,20（33）：514-523.

[23]楊穎麗,王文瑞,尤 佳,等.Cd2+脅迫對小麥種子萌發、幼苗生長及生理生化特性的影響[J].西北師范大學學報,2012,48（3）：88-95.YANG Ying-li,WANG Wen-rui,YOU Jia,et al.Effects of cadmium stress on the germination,growth of seedling and physiological and biochemical characters of wheat[J].Journal of Northwest Normal University,2012,48（3）：88-95.

[24]陳 偉.重金屬脅迫對草坪草生長發育及生理特性的影響[D].蘭州：甘肅農業大學,2014.CHEN Wei.Effect of heavy metal stress on growth and physiological of turf plants[D].Lanzhou：Gansu Agricultural University,2014.

[25]羅良旭,高素萍,王成聰,等.紫萼玉簪種子和幼苗對酸雨與鎘復合污染的生理生態響應[J].浙江大學學報,2017,43（2）：192-200.LUO Liang-xu,GAO Su-ping,WANG Cheng-cong,et al.Physio-ecological responses of seeds and seedlings of Hosta ventricosa to combined pollution of simulated acid rain and cadmium[J].Journal of Zhejiang University,2017,43（2）：192-202.