鉛污染因分布廣泛、污染途徑多、不易治理及危害性大，具有潛在的環境風險。土壤鉛污染不僅影響植物的正常生長、降低農產品產量與品質，且由于鉛易被作物吸收積累于農產品中，進而直接危害人體健康。農產品中鉛主要來源于土壤-作物系統，其遷移過程受土壤鉛濃度、土壤環境特性、植物種類等多方面影響。鉛進入土壤，與土壤組分發生物理、化學作用后以不同賦存形態存在。鉛的形態分布不僅可表征鉛的轉化過程，也可反映其潛在移動性及生物有效性。植物可改變根際土壤 pH、Eh、有機質、微生物群落和養分有效性等狀況，進而影響土壤鉛的化學特性及根系對鉛的吸收。植物根系分泌的部分物質能使土壤少量難溶性 Pb 轉化為可溶性。同時，植物根系分泌物可通過螯合、沉淀和競爭吸附等途徑降低鉛有效性和移動性，影響鉛在土壤-植物系統中的遷移性。鉛被植物吸收并以不同形態存儲于各部位，其化學形態能反映其毒性及遷移的難易程度。鉛敏感植物體內重金屬多以無機態及水溶態存在，而鉛耐性植物中的重金屬多儲存于果膠及蛋白質結合態中。然而結合土壤與植物化學形態分析鉛在土壤-植物系統中的遷移轉化的動態過程方面的研究較少，尤其對煙草的研究甚少。作為重要經濟作物的煙草，不僅對土壤鉛具有較強的適應能力，還可將土壤中的鉛富集到體內，且易向葉部轉運。此外，部分國產香煙的鉛、鎘、砷等重金屬含量較國外香煙高。因此，本文通過盆栽試驗，開展鉛在土壤-煙草系統中的遷移特征研究，旨在揭示重金屬鉛在土壤-煙草系統遷移過程中形態轉化特征，為降低土壤鉛的有效性及煙葉鉛含量提供理論依據。
1 材料與方法
1.1 試驗材料
供試土壤采自四川省西昌市煙田土壤，土壤類型為紅壤。土壤基本性質如下：pH 5.76，有機質 17.71 g·kg-1，全氮 1.41 g·kg-1，堿解氮 215.92 mg·kg-1，速效磷16.00 mg·kg-1，速效鉀 238.11 mg·kg-1，土壤鉛含量42.86 mg·kg-1。供試植物為煙草，品種為西昌當地主栽的云煙 85（Y85）和紅花大金元（HD），由四川省煙草公司涼山州公司提供。試驗的氮、磷、鉀肥分別為硝酸銨（含 N 35%）、磷酸二氫鉀（含 P2O558%）和硫酸鉀（含 K2O 54%）。
1.2 試驗設計與處理
試驗設置添加鉛濃度為 0（CK）、125（T1）、250mg·kg-1（T2）和 500 mg·kg-1（T3）的 4 個鉛水平，并分別種植云煙 85 和紅花大金元，共 8 個處理，每處理 6次重復，共 48 盆。肥料施用量為 N90mg·kg-1、P2O590mg·kg-1、K2O 270 mg·kg-1。試驗于 2012 年在涼山州煙草公司煙葉生產技術推廣應用中心試驗基地進行。將土壤風干后混勻，裝入 10 L 塑料桶，每桶裝土 15 kg。移栽前 2 周將分析純Pb（CH3COO）2·3H2O、全部的磷肥、70％的氮肥和70%的鉀肥作為基肥以水溶液的形式混入土壤，剩余氮、鉀肥在移栽后 30 d 追施。采用根袋盆栽試驗，根袋用 400 目尼龍紗網自制（直徑 25 cm，高 35 cm），將根袋放入塑料盆中，根袋預先裝土埋在盆中，上口與土表平齊，下口封底。土壤盆栽按行株距 100 cm×50cm 隨機排列。煙草包衣種子經漂盤育苗后，選擇長勢一致的煙苗移栽至根袋內，每盆種 1 株。移栽后管理均按大田常規進行。
1.3 樣品采集與制備
在煙草移栽 60 d 后采樣。土壤分為根際（根袋內）與非根際土（根袋外）采集。經自然風干、磨碎，過2 mm 篩，取一部分過 100 目篩備用。植株樣品用自來水沖洗干凈，再用蒸餾水潤洗，然后用吸水紙擦干。其中每處理 3 株分為根、莖、葉儲存于-70 ℃冰箱。另外3 株分為根、莖、葉，在 105 ℃下殺青 30 min，再將溫度降至 75 ℃烘干至恒重，磨碎密封保存。
1.4 重金屬鉛含量測定
土壤 Pb 全量測定采用 HNO3∶HClO4∶HF（4∶2∶1,V∶V∶V）法消解，植物中鉛含量測定采用 HNO3∶HClO4（4∶1,V∶V）法消解。土壤鉛形態分析采用 Tessier 連續浸提法，植物體內鉛的化學形態分析參照 Wu 等方法。所有土壤、煙草的鉛含量均用火焰原子吸收分光光度計（TAS-990，北京普析通用儀器有限責任公司） 測定。鉛含量測定以國家標準樣品（GSB 04-1742—2004）進行質量控制。
1.5 數據分析
鉛的遷移過程分為 3 個階段：土-根，根-莖，莖-葉。分別計算 3 個階段的移動指數（mobility index，MI）：MI土-根=根的濃度/土的濃度、MI根-莖=莖的濃度/根的濃度、MI莖-葉=葉的濃度/莖的濃度。所有數據采用 Microsoft Exce（l2007）軟件整理數據，利用 DPS（v11.0）軟件進行數據的方差分析及多重比較（LSD 法）。
2 結果與分析
2.1 不同處理土壤中 Pb 的形態分布
由表 1 可知，鉛處理后根際與非根際土壤各鉛形態含量顯著增加，隨著鉛處理濃度的升高，各鉛形態含量呈上升趨勢。與 CK 相比，鉛處理后非根際土壤中鐵錳氧化物結合態（Fe/Mn）比例大幅增加，交換態（Exch）和碳酸鹽結合態（Carb） 比例有增加趨勢，殘渣態（Resid）比例逐漸降低，有機態（Om）變化規律不明顯。
鉛處理后，與非根際土相比，根際土中鐵錳氧化物結合態比例大幅降低，碳酸鹽結合態、有機態和殘渣態呈上升趨勢，說明煙草根際環境變化使土壤鉛向活性較高的碳酸鹽結合態轉化的同時，部分鉛向活性較低的有機態和殘渣態轉化。在 CK 和 T3 處理下，兩品種煙草根際土中交換態鉛含量與比例呈下降趨勢，云煙 85 在T3 處理時達顯著差異；在 T2 和 T3 處理下，根際土中交換態鉛顯著增加，交換態鉛比例呈上升趨勢，說明根際土交換態鉛的轉化因鉛污染水平的不同而異。
2.2 不同鉛處理對煙草生物量的影響
由表 2 可知，土壤添加鉛后，與 CK 相比，兩煙草品種根、莖和葉的生物量均顯著降低。隨著土壤鉛處理濃度的增加，兩煙草品種生物量均呈下降趨勢。云煙 85 在 T3 處理時與 T2 相比，根和葉生物量顯著降低。T3 處理下云煙 85 根、莖、葉生物量分別比對照下降 83.2%、74.5%和 57.4%，紅花大金元根、莖、葉生物量分別比對照下降 76.5%、44.5%和 46.5%，說明鉛脅迫對煙草生長具有一定的抑制作用，且對根系的抑制作用更明顯。
2.3 煙草不同器官中的鉛含量及化學形態
2.3.1 煙草不同器官中的鉛含量
植物根系通過代謝作用吸收鉛后可將鉛貯藏在根部或運輸到地上部，在植物體內不同器官中積累。由表 3 可知，隨著土壤鉛濃度的升高，兩煙草品種根、莖、葉中鉛含量均顯著升高。CK 處理中云煙 85 不同器官鉛含量高低順序為葉＞莖＞根；隨著鉛處理濃度的升高，云煙 85 不同器官鉛含量高低順序為根＞葉＞莖，紅花大金元不同器官鉛含量高低順序為根＞莖＞葉。云煙85 根部和葉部鉛含量均高于紅花大金元，說明云煙 85對鉛的吸收與轉運能力高于紅花大金元。
2.3.2 煙草不同器官中鉛的化學形態
煙草體內鉛化學形態含量因處理濃度、煙草品種、器官部位的不同而異。由表 4 可以看出，隨著鉛處理濃度的升高，兩個品種煙草根部各鉛形態含量顯著增加，但紅花大金元在 T3 處理時較 T2 處理時殘渣態鉛含量顯著降低。CK 中煙草根部鉛形態主要以氯化鈉和醋酸提取態為主，分別占總量的 38.5%和19.6%（兩品種平均值）；隨著鉛濃度的升高，乙醇提取態鉛的比例逐漸增加，T3 處理時達 40.4%（兩品種平均值），而氯化鈉和醋酸提取態逐漸降低。隨著鉛處理濃度的升高，云煙 85 鹽酸提取態和殘渣態比例逐漸降低，紅花大金元鹽酸提取態和殘渣態呈上升趨勢，但 T3 處理時大幅降低。
煙草莖部鉛形態含量與分布的品種間差異較大。由表 5 可以看出，云煙 85 莖部鉛主要分布于氯化鈉、醋酸和鹽酸提取態，紅花大金元莖部鉛主要分布于氯化鈉、醋酸和乙醇提取態。隨著鉛處理濃度的增加，云煙 85 莖部去離子水、氯化鈉和醋酸提取態鉛含量顯著增加，乙醇提取態、鹽酸提取態和殘渣態呈下降趨勢，但未達到顯著水平。與 CK 相比，紅花大金元莖部各形態鉛含量有增加趨勢，隨著鉛處理濃度的增加，紅花大金元乙醇提取態鉛含量先顯著下降后顯著上升，而去離子水提取態和殘渣態鉛含量先上升后顯著下降。隨著鉛處理濃度的增加，云煙 85 莖部去離子水和醋酸提取態鉛比例有上升趨勢，紅花大金元莖部鹽酸提取態比例大幅增加。由表 6 可以看出，隨著鉛處理濃度的升高，云煙85 葉部乙醇提取態和氯化鈉提取態鉛含量顯著升高，其他形態差異不顯著。紅花大金元葉部乙醇提取態和鹽酸提取態含量顯著升高。云煙 85 葉部各提取態鉛的含量百分率的大小依次為氯化鈉提取態＞鹽酸提取態＞醋酸提取態＞乙醇提取態＞殘渣態＞去離子水提取態；紅花大金元葉部各提取態鉛的含量百分率的大小依次為氯化鈉提取態＞鹽酸提取態＞醋酸提取態＞去離子水提取態＞殘渣態＞乙醇提取態。
移動指數因土壤鉛處理濃度、作物品種及遷移階段不同而異（表 7）。隨著土壤鉛濃度的升高，兩品種煙草MI土-根逐漸減小，MI莖-葉呈先降低后升高的趨勢。土壤添加鉛后云煙 85MI根-莖劇降，可能是因為植株受到鉛脅迫誘導限制了鉛向地上部的遷移。云煙 85MI根-莖隨鉛濃度的升高表現為先降低后升高，紅花大金元MI根-莖則表現為先升高后降低的趨勢。云煙85的MI土-根和 MI莖-葉都高于紅花大金元，尤其 MI莖-葉更明顯，這是云煙 85 煙葉鉛含量較高的主要原因。
3.1 根際土壤鉛形態分布與轉化
土壤重金屬的生物有效性及其環境風險主要取決于其化學形態而非總量。由工業、農業等途徑進入土壤的重金屬與土壤組分發生復雜的物理、化學作用，形成不同形態的重金屬化合物。隨著時間增加及環境條件的變化，土壤重金屬的化學形態也可發生連續變化。本研究加入外源鉛后土壤鉛形態以鐵錳氧化物結合態和交換態為主。有研究表明 6 種冬青科苦丁茶樹土壤中鉛主要以殘渣態和有機態存在，兩者占土壤中總鉛量的 90%以上。而本研究有機態鉛的比例較低，主要是供試土壤有機質含量較低所致。
根際土壤鉛形態轉化是其在土壤-植物系統中遷移的關鍵過程。根系分泌物和根際微生物作用通常導致根際理化性質、有機質含量等差異，進而改變土壤重金屬的形態及其生物有效性。根際環境是土壤與植物相互作用的結果，不同土壤類型及植物種類的根際環境有著很大差異。林琦等研究表明紅壤植麥和植稻后土壤交換態鉛表現為根際>非根際，說明植物根際對土壤鉛有一定活化作用。杜兵兵等研究表明，從非根際土壤到根際土壤，苦丁茶中生物有效性較大的碳酸鹽態鉛、生物有效性居中的鐵錳氧化態鉛和有機態鉛有下降趨勢，而難于被植物吸收的殘渣態鉛含量呈上升趨勢，表明苦丁茶樹的根際環境對鉛有效性具有一定的抑制作用。本研究表明根際土壤鐵錳氧化物結合態大量向生物有效性更高的碳酸鹽結合態和可交換態轉化，有機態與殘渣態也呈增加的趨勢。這可能是因為根際土壤有機酸含有的羧基、羥基和氨基能與重金屬絡合形成可溶態的有機金屬絡合物，從而增加土壤重金屬的溶出，促進鉛向植物遷移；而土壤腐殖質與重金屬結合，可以促進水不溶性的有機結合態重金屬的形成，抑制鉛向植物遷移。根系分泌的草酸等可與鉛形成難溶的化合物，使殘渣態有所增加。本研究結果表明，根際土交換態鉛的轉化因鉛污染水平的不同而異，其機理需進一步研究。
3.2 鉛在土壤-煙草系統中的遷移
本試驗條件下兩品種煙草 MI土-根均小于 1，且隨著鉛處理濃度的升高 MI土-根逐漸降低，說明土壤中的鉛不易向煙草中遷移。各處理中 MI土-根紅花大金元均小于云煙 85，說明紅花大金元對土壤鉛的吸收能力較弱，土壤中鉛更難向紅花大金元中遷移。重金屬進入根細胞后，可貯藏在根部或運輸到地上部。云煙 85 和紅花大金元在 CK 條件下 MI根-莖分別為 1.28 和 0.79，說明煙草未受鉛生長脅迫時，鉛易向煙草地上部分轉運。當煙草受到鉛脅迫加劇時，云煙85MI根-莖急劇降低，紅花大金元 MI根-莖也呈下降趨勢，這主要是由于當重金屬進入根細胞質后，與細胞質中的有機酸、氨基酸、多肽和無機鹽結合，通過液泡膜上的運輸體或通道蛋白運入液泡中或因為有根部凱氏帶的存在抑制煙草體內鉛向地上部的遷移。
云煙 85 在 T3 處理時 MI根-莖較 T2 有所上升，同時 T3處理與 T2 處理相比，煙草根部乙醇提取態與去離子水提取態鉛含量顯著增加，比例明顯增大。這是由于在 T3 處理下鉛濃度過高煙草根系的截留能力達到飽和，或是由于鉛毒性加劇導致細胞壁、原生質膜的透性增加，對煙草根的截留作用與選擇透過性產生破壞，使根部的鉛離子更容易向地上部分運輸。云煙85 的 MI土-根和 MI莖-葉均大于紅花大金元，說明云煙85 對鉛的吸收與轉運能力高于紅花大金元。兩個品種煙草莖部鉛含量差異較小而紅花大金元葉部鉛含量明顯低于云煙 85，這主要是由于隨著鉛濃度升高紅花大金元莖中鉛向活性較低的鹽酸提取態轉化，降低了莖部鉛的毒性與移動性。
3.3 Pb 的化學形態與植物吸收、轉運 Pb 的關系
利用不同的化學提取劑可以有針對性地提取植物體內不同形態的金屬化合物，其中：80%乙醇主要提取無機鹽、氨基酸鹽等可溶性鹽；去離子水主要提取與水溶性物質結合的部分，如水溶性有機酸鹽等；氯化鈉可提取與蛋白質結合或吸著態的重金屬及果膠鹽等；醋酸提取難溶于水的重金屬磷酸鹽；鹽酸提取草酸鹽等。鉛在植物體內的遷移性及對植物的毒性與其在植物器官組織中的化學形態密切相關。乙醇提取態及去離子水提取態鉛移動性強、對植物細胞的毒害性最大，氯化鈉提取態鉛次之，醋酸提取態、鹽酸提取態及殘渣態鉛較穩定且對植物毒害最小。研究表明，植物體內鉛主要以結合態形式為主，可溶性與潛在可溶性 Pb 的含量較低，鉛污染后植物體內鉛活性和移動性有所增加。本研究表明土壤鉛濃度較低時，煙草體內鉛形態主要以氯化鈉和醋酸提取態為主，這可能是煙草通過果膠鹽、蛋白質、磷酸鹽等結合形成無毒化合物限制鉛在煙草體內的遷移，降低鉛對煙草的毒性；隨著鉛濃度的增大，煙草體內各器官乙醇提取態顯著增加，兩煙草品種根中乙醇提取態分配率分別為 44.9%和 35.7%，而毒性與遷移性較低的氯化鈉和醋酸提取態比例逐漸下降，與耐性植物截然相反，這可能是煙草對鉛毒害作用敏感的直接原因。
隨著鉛處理濃度的增加，云煙 85 根和葉中乙醇提取態含量和比例均高于紅花大金元，這可能是云煙 85生物量下降更明顯、體內鉛易向葉部轉運的原因。
4 結論
（1）在土壤-煙草系統中，鉛由莖部向葉部的轉運是影響煙葉鉛含量的關鍵過程。紅花大金元通過使莖部 Pb 向鹽酸提取態轉化而抑制 Pb 由莖部向葉部的轉運。選取鉛吸收與轉運能力較低的煙草品種（紅花大金元）是降低煙葉鉛含量的可行途徑。
（2）鉛在土壤-煙草系統中的遷移特征為：根際環境使鐵錳氧化物結合態鉛向碳酸鹽和可交換態轉化，增加根際土壤鉛的有效性與遷移性；煙草體內化合物與鉛結合抑制鉛向煙葉的運輸，而過高的鉛濃度使鉛向乙醇提取態轉化，增加了鉛的遷移性。
參考文獻：
[1] 方鳳滿, 林躍勝, 王海東, 等. 城市地表灰塵中重金屬的來源、暴露特征及其環境效應[J]. 生態學報, 2011, 31（23）：7301-7310.FANG Feng-man, LIN Yue-sheng, WANG Hai-dong, et al. Source, ex－posure characteristics and its environmental effect of heavy metals in ur－ban surface dust[J]. Acta Ecologyica Sinica, 2011, 31（23）：7301-7310.
[2] Karlien C, Sofie P, Dorien D, et al. Lead phytotoxicity in soils and nutri－ent solutions is related to lead induced phosphorus deficiency[J]. Envi－ronmental Pollution, 2012, 164：242-247.。
[3] 孫賢斌, 李玉成, 王 寧. 鉛在小麥和玉米中活性形態和分布的比較研究[J]. 農業環境科學學報, 2005, 24（4）：666-669.SUN Xian -bin, LI Yu -cheng, WANG Ning. Comparisons on activechemical form and distribution of lead in wheat and corn[J]. Journal ofAgro-Environment Science, 2005, 24（4）：666-669.
[4] 陳天金, 魏益民, 潘家榮. 食品中鉛對人體危害的風險評估[J]. 中國食物與營養, 2007（2）：15-18.CHEN Tian-jin, WEI Yi-ming, PAN Jia-rong. Risk assessment of leadin food on human healthy[J]. Food and Nutrition in China, 2007（2）：15-18.
[5] 潘 攀, 楊俊誠, 鄧仕槐, 等. 土壤-植物體系中農藥和重金屬污染研究現狀及展望[J]. 農業環境科學學報, 2011, 30（12）：2389-2398.PAN Pan, YANG Jun-cheng, DENG Shi-huai, et al. Proceedings andprospects of pesticides and heavy metals contamination in soil -plantsystem[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2011, 30（12）：2389-2398.
[6] 楊瀟瀛, 張力文, 張鳳君, 等. 土壤重金屬污染潛在風險評價[J]. 世界地質, 2011, 30（1）：103-109.YANG Xiao-ying, ZHANG Li-wen, ZHANG Feng-jun, et al. Potentialrisk assessment of heavy metal pollution in soil[J]. Global Geology, 2011,30（1）：103-109.
[7] 曹會聰, 王金達, 張學林. Cd、Pb 投加濃度對其在黑土中化學形態分布及油菜生長和吸收 Cd、Pb 的影響[J]. 生態學雜志, 2007,26（7）：1043-1048.CAO Hui-cong, WANG Jin-da, ZHANG Xue-lin. Effects of added con－centrations of Cd and Pb on the distribution of Cd and Pb form in blacksoil of northeast China and on the Cd and Pb uptake by cole[J]. ChineseJournal of Ecology, 2007, 26（7）：1043-1048.
[8] 黃化剛, 李廷軒, 楊肖娥, 等. 植物對鉛脅迫的耐性及其解毒機制研究進展[J]. 應用生態學報, 2009, 20（3）：696-704.HUANG Hua -gang, LI Ting -xuan, YANG Xiao -e, et al. Researchadvances in plant lead tolerance and detoxification mechanism[J]. ChineseJournal of Applied Ecology, 2009, 20（3）：696-704.
[9] Ian D, Yesilonis B R, James R V, et al. Lead forms in urban turfgrassand forest soils as related to organic matter content and pH[J]. Environ－mental Monitoring and Assessment, 2008, 146：1-17.
[10] 石汝杰, 陸引罡, 丁美麗. 植物根際土壤中鉛形態與土壤酶活性的關系[J]. 山地農業生物學報, 2005, 24（3）：225-229.SHI Ru -jie, LU Yin -gang, DING Mei -li. The relationship betweenheavy metal forms and soil enzymatic activies in rhizosphere of differ －ent plants[J]. Journal of Mountain Agriculture and Biology, 2005, 24（3）：225-229.。
[11] 林 琦, 陳懷滿, 鄭春榮, 等. 根際環境中鉛的形態轉化 [J]. 應用生態學報, 2002, 13（9）：1145-1149.LIN Qi, CHEN Huai -man, ZHENG Chun -rong, et al. Conformationtransformation of lead in rhizosphere[J]. Chinese Journal of AppliedEcology, 2002, 13（9）：1145-1149.
[12] 李雪蓮. 東南景天鎘超積累生態型根系分泌物的研究[D]. 杭州：浙江大學, 2011.LI Xue -lian. Studies on root exudates of the Cd hyperaccumulatingecotype of Sedum alfredii Hance [D]. Hangzhou：Zhejiang University,2011.
[13] 徐 劼, 于明革, 陳英旭, 等. 鉛在茶樹體內的分布及化學形態特征[J]. 應用生態學報, 2011, 22（4）：891-896.XU Jie, YU Ming-ge, CHEN Ying-xu, et al. Characteristic of distribu－tion and chemical forms of Pb in tea plant varieties[J]. Chinese Journalof Applied Ecology, 2011, 22（4）：891-896.
[14] 丁 平, 莊 萍, 李志安, 等. 鎘在土壤-蔬菜-昆蟲食物鏈的傳遞特征[J]. 應用生態學報, 2012, 23（11）：3116-3122.DING Ping, ZHUANG Ping, LI Zhi-an, et al. Transfer characteristics ofcadmium in soil-vegetable-insect food chain[J]. Chinese Journal ofApplied Ecology, 2012, 23（11）：3116-3122.
[15] Mate B, Csordas A, Horvath M J, et al. Pb（Po）-210 concentration oftobacco samples grown in the vicinity of a remedied uranium mine[J].Radioprotection, 2011, 46（6）：161-165.
[16] Del P L, Abet M, Sorrentino C, et al. Uptake and distribution of lead intobacco（Nicotiana tobacco L.）[J]. Journal of Applied Botany and FoodQuality, 2008, 82：21-25.
[17] 沈曉明, 趙 薇, John F R. 美國、日本和國產香煙中鉛含量的比較[J]. 廣東微量元素科學, 1998, 5（6）：54-56.SHEN Xiao-ming, ZHAO Wei, John F R. Comparison of lead concen －tration in American, Japanese and Chinese cigarettes[J]. GuangdongTrace Elements Science, 1998, 5（6）：54-56.
[18] 鮑士旦. 土壤農化分析[M]. 北京：中國農業出版社, 2005.BAO Shi-dan. Chemical analysis on soil[M]. Beijing：China Agricul－ture Press, 2005.
[19] Tessier A, Compbell P G C, Bisson M. Sequential extraction procedurefor the speciation of particulate trance metals[J]. Analytical Chemsitry,1979, 51（7）：844-850.
[20] Wu F B, Dong J, Qian Q R, et al. Subcellilar distribution and chemicalform of Cd and Cd -Zn interaction in different barley genotypes [J].Chemosphere, 2005, 60：1437-1446.
[21] 杜兵兵, 羅盛旭, 賈振亞, 等. 苦丁茶樹土壤鉛的形態分布及生物有效性研究[J]. 環境科學與技術, 2011, 34（7）：31-34.DU Bing-bing, LUO Sheng-xu, JIA Zhen-ya, et al. Speciation distri －bution and bioavailability of Pb in Kudingcha-growing soil[J]. Envi－ronmental Science & Technology, 2011, 34（7）：31-34.
[22] Christophe W, Christellep H, et al. Effects of a phosphorus amendmentand the pH of water used for watering on the mobility and phytoavail－ability of Cd, Pb and Zn in highly contaminated kitchen garden soils[J].Ecological Engineering, 2011, 37（7）：1081-1093.
[23] 劉 霞, 劉樹慶, 唐兆宏. 河北主要土壤中 Cd、Pb 形態與油菜有效性的關系[J]. 生態學報, 2002, 22（10）：1688-1694.LIU Xia, LIU Shu-qing, TANG Zhao-hong. The relationship betweenCd and Pb forms and their availability to rape in major soils of HebeiProvince[J]. Acta Ecologyica Sinica, 2002, 22（10）：1688-1694.
[24] 郭艷杰, 李博文, 謝建治, 等. 潮褐土施用有機酸對油菜吸收 Cd、Zn、Pb 的影響[J]. 農業環境科學學報, 2008, 27（2）：472-476.GUO Yan-jie, LI Bo-wen, XIE Jian-zhi, et al. Effect of organic acidson Cd, Zn, Pb absorption of rape in meadow cinnamon soil[J]. Journal ofAgro-Environment Science, 2008, 27（2）：472-476.
[25] 張玉秀, 張媛雅, 孫 濤, 等. 植物重金屬轉運蛋白 P1B-ATPase 結構和功能研究進展[J]. 生物工程學報, 2010, 26（6）：715-725.ZHANG Yu -xiu, ZHANG Yuan -ya, SUN Tao, et al. Structure andfunction of heavy metal transporter P1B-ATPase in plant：A review[J].Chinese Journal of Biotechnology, 2010, 26（6）：715-725.
[26] 金 楓, 王 翠, 林海建, 等. 植物重金屬轉運蛋白研究進展[J]. 應用生態學報, 2011, 21（7）：1875-1882.JIN Feng, WANG Cui, LIN Hai-jian, et al. Heavy metal-transport pro －teins in plants：A review[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2011,21（7）：1875-1882.
[27] Sharma P, Dubey R S. Lead toxicity in plants[J]. Brazilian Journal ofPlant Physiology, 2005, 17：35-52.
[28] He J Y, Zhu C, Ren Y F, et al. Uptake subcellular distribution andchemical forms of cadmium in wild-type and mutant rice[J]. Pedo－sphere, 2008, 18：371-377.
[29] 黃凱豐, 江解增. 復合脅迫下茭白體內鎘、鉛的亞細胞分布和植物絡合素的合成[J]. 植物科學學報, 2011, 29（4）：502-506.HUANG Kai-feng, JIANG Jie-zeng. Sub-cellular fraction of heavymetals and production of phytochelatins in Zizania latifolia exposed toCd and Pb[J]. Plant Science Journal, 2011, 29（4）：502-506.
[30] 殷憲強, 王昌釗, 易 磊, 等. 小青菜酶活性與鉛形態關系的研究[J]. 干旱地區農業研究, 2010, 28（5）：133-137.YIN Xian-qiang, WANG Chang-zhao, YI Lei, et al. Study on relation－ship between Pb chemical forms and enzyme activity in Brassica chi－nensis[J]. Agricultural Research in the Arid Areas, 2010, 28（5）：133-137.
