李富榮　朱娜　楊銳　杜應(yīng)瓊　王富華

摘 要 以11個(gè)品種的空心菜種子為研究對(duì)象，研究了不同濃度的鉛、鎘及其復(fù)合污染對(duì)不同空心菜種子萌發(fā)率、幼苗根長(zhǎng)、苗高及生物量的影響，比較了不同處理對(duì)空心菜種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)抑制效應(yīng)的品種差異，旨在為重金屬中輕度污染農(nóng)田土壤栽培空心菜的品種選擇及農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全保障提供參考。結(jié)果發(fā)現(xiàn)：鉛、鎘單一或復(fù)合污染對(duì)幼苗生長(zhǎng)比種子萌發(fā)的抑制作用更明顯，其中幼苗根生長(zhǎng)對(duì)鉛鎘污染比種子萌發(fā)等指標(biāo)更為敏感，因此將幼苗根生長(zhǎng)作為評(píng)價(jià)重金屬鉛鎘毒害的指標(biāo)更為合理。隨著鉛、鎘單一及鉛鎘復(fù)合污染濃度的加大，其對(duì)空心菜各品種幼苗生長(zhǎng)的抑制作用也逐漸增大，且同樣濃度下，鉛鎘復(fù)合污染往往比單一重金屬污染的抑制率更高，說明鉛鎘污染存在協(xié)同效應(yīng)。其中，對(duì)空心菜各指標(biāo)的綜合抑制效應(yīng)在鉛、鎘單一污染下最高達(dá)48.78%和42.84%，而在鉛鎘復(fù)合污染時(shí)最高達(dá)59.73%。另外，不同品種對(duì)鉛、鎘污染的敏感性不同，通過比較，區(qū)分了3個(gè)耐鉛鎘污染品種和2個(gè)鉛鎘污染敏感品種。

關(guān)鍵詞 鉛；鎘；空心菜；復(fù)合污染；種子萌發(fā)

中國(guó)分類號(hào) S181 文獻(xiàn)識(shí)別碼 A

Abstract To screen suitable cultivars in heavy metal polluted agricultural soils and reduce the risk of pollutants entering the human diet from soils via agricultural products， the variations in inhibitory effects of simplex / combined Pb and Cd pollution on the seed germination and seedling growth of different Ipanoea aquatica cultivars were studied. The results showed that seedling growth reflected the effects of Pb and Cd pollution on I. aquatica even more than the seed germination. Among them， root growth which was the most sensitive to lead and cadmium pollution could be used as the important index to assess the toxic effect of heavy metal lead and cadmium. As heavy metal pollution concentrations increased， the inhibitory effect of simplex / combined Pb and Cd pollution on seedling growth of I. aquatica was strengthened. Additionally，under the same concentration of some heavy metal element，the combined pollution usually caused higher inhibition rates than the simplex pollution. It was suggested that there was a synergistic effect between lead and cadmium pollution. The maxmium comprehensive inhibitory effects of all parameters under simplex Pb and Cd pollution was 48.78% and 42.84%， respectively， while the maxmium value under combined pollution was 59.73%. Besides， different cultivars showed different sensitivity to lead and cadmium pollution. There were three cultivars to be considered as the tolerant cultivars to lead and cadmium pollution and two cultivars to be sensitive cultivars.

Key words Lead； Cadmium； Ipanoea aquatica； Combined pollution； Seed germination

doi 10.3969/j.issn.1000-2561.2015.11.006

鉛（Pb）和鎘（Cd）是環(huán)境中重要的有毒重金屬，其所帶來的環(huán)境污染問題和食品安全問題廣受關(guān)注。鉛作為對(duì)生態(tài)環(huán)境危害極大的重金屬元素之一，進(jìn)入土壤后不能被微生物降解，很難去除，對(duì)植物和動(dòng)物都會(huì)產(chǎn)生較大的毒害[1-2]。而鎘在土壤中的有效態(tài)比例較高，活性較強(qiáng)，很容易被作物吸收而污染食物鏈，危及人類健康[3]。目前，重金屬污染往往表現(xiàn)為多金屬的復(fù)合污染，鉛鎘復(fù)合污染更受國(guó)內(nèi)外學(xué)者的普遍重視[4-5]。由于復(fù)合污染下污染物對(duì)植物的毒害效應(yīng)與單一污染物作用存在差異[6]，因此，比較鉛、鎘單一污染與鉛鎘復(fù)合污染下植物的不同表現(xiàn)對(duì)揭示重金屬?gòu)?fù)合污染規(guī)律和指導(dǎo)重金屬污染修復(fù)具有更重要的實(shí)際意義。

空心菜（Ipanoea aquatica）作為一種栽培歷史悠久的蔬菜，在中國(guó)及亞洲地區(qū)均較常見，且品種繁多。其生長(zhǎng)快、適應(yīng)性強(qiáng)，被普遍認(rèn)為是重金屬污染的高風(fēng)險(xiǎn)種，甚至成為目前水體重金屬污染植物修復(fù)的重要材料[7-8]。由于近年來水源和土壤的嚴(yán)重污染，使得這種廣受歡迎的蔬菜其栽培和品質(zhì)安全受到了極大的影響，給消費(fèi)者的身體健康和生命安全帶來了隱患。然而，諸多研究表明，同一種蔬菜的不同品種具有不同的生理特性，對(duì)污染物的耐受性有所差異[9-10]。目前對(duì)單一重金屬元素污染情況下空心菜的響應(yīng)機(jī)制和不同品種敏感性差異已有相關(guān)研究[11-13]，但關(guān)于復(fù)合污染情況下的相關(guān)研究仍然較少。種子萌發(fā)作為植物生命周期的起點(diǎn)，其萌發(fā)時(shí)期的生長(zhǎng)狀況直接影響植物的后期生長(zhǎng)發(fā)育，因此，研究種子在萌發(fā)階段受重金屬污染的影響具有重要的現(xiàn)實(shí)意義[14]。本文將通過研究鉛、鎘單一污染及復(fù)合污染脅迫下多種空心菜種子的萌發(fā)特性及幼苗生長(zhǎng)特征，比較不同處理對(duì)空心菜種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)影響的品種差異，以便選擇適合重金屬中輕度污染農(nóng)田土壤環(huán)境中生長(zhǎng)的品種，揭示單一污染和復(fù)合污染的不同內(nèi)在規(guī)律，為大規(guī)模用于農(nóng)田土壤修復(fù)和保障農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全提供科學(xué)的參考依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

供試空心菜品種共11個(gè)，均為市售常見的品種，各品種相關(guān)信息見表1。選取各品種籽粒飽滿且大小一致的種子經(jīng)0.5% NaClO溶液消毒、洗凈、晾干后備用。試驗(yàn)所用重金屬試劑Pb（NO3）2和Cd（NO3）2均為分析純?cè)噭?/p>

1.2 種子萌發(fā)實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

將Pb（NO3）2和Cd（NO3）2按表2中的濃度配成溶液，設(shè)置鉛、鎘單一污染和鉛鎘復(fù)合污染各4個(gè)濃度，以蒸餾水為對(duì)照，共13個(gè)處理水平（表2），每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。取直徑9 cm的培養(yǎng)皿鋪入雙層濾紙為發(fā)芽床，加入10 mL不同處理濃度的溶液，每皿均勻放置10顆空心菜種子。實(shí)驗(yàn)過程中每個(gè)培養(yǎng)皿內(nèi)統(tǒng)一適當(dāng)補(bǔ)充一定體積的蒸餾水，使濾紙保持濕潤(rùn)。每天記錄各皿種子萌發(fā)數(shù)量，萌發(fā)標(biāo)準(zhǔn)為胚軸突破種皮達(dá)1～2 mm。7 d后收獲，測(cè)量并記錄每株空心菜幼苗根長(zhǎng)、苗高和生物量。

1.3 測(cè)定方法及數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)

本實(shí)驗(yàn)測(cè)定了各處理下11個(gè)空心菜品種的種子萌發(fā)率、幼苗根長(zhǎng)、苗高和生物量。其中，發(fā)芽率=供試種子的發(fā)芽數(shù)/供試種子數(shù)×100%。各處理對(duì)種子萌發(fā)抑制率=（對(duì)照種子萌發(fā)率-處理種子萌發(fā)率）/空白種子萌發(fā)率×100%。所有試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel和SPSS17.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析和差異顯著性檢驗(yàn)。

2 結(jié)果與分析

2.1 鉛、鎘單一/復(fù)合污染下空心菜種子萌發(fā)率

與對(duì)照相比，品種3在鉛、鎘單一污染及復(fù)合污染的12個(gè)重金屬濃度處理下均表現(xiàn)為抑制作用（表3）；品種2和品種7除少數(shù)處理下其種子萌發(fā)率不受鉛、鎘污染影響外，其它處理均對(duì)種子萌發(fā)率起促進(jìn)作用；而其它品種在不同濃度處理下對(duì)種子萌發(fā)率有抑制作用也有促進(jìn)作用，且各處理對(duì)空心菜種子萌發(fā)率的抑制作用并不隨污染濃度的加大而增加。各鉛鎘處理下對(duì)11個(gè)品種萌發(fā)率的抑制率范圍分別為-15.38%～15.38%、0～6.67%、-80.00%～-20.00%、-11.11%～11.11%、-26.32%～15.79%、-7.14%～7.14%、0～16.67%、-7.69%～15.38%、-16.00%～12.00%、-7.41%～3.7%和-25.00%～4.17%。但除PC1處理下品種11的種子萌發(fā)率明顯比對(duì)照高25%外，其它處理下與對(duì)照的差異并不顯著。

2.2 鉛、鎘單一/復(fù)合污染對(duì)空心菜幼苗根長(zhǎng)的影響

鉛、鎘單一/復(fù)合污染對(duì)空心菜幼苗根長(zhǎng)的影響見表4。由表4可見，鉛、鎘單一/復(fù)合污染各處理對(duì)11個(gè)空心菜品種的幼苗根長(zhǎng)普遍存在抑制效應(yīng)。除品種1在Pb1、Cd1處理下，品種5在Pb1～Pb4、Cd1～Cd3及PC1處理下，品種6在Cd2處理下，品種9在Pb1、Pb2、Cd1、Cd2處理下其對(duì)空心菜幼苗根長(zhǎng)影響不顯著外，其它情況下對(duì)各品種空心菜幼苗根長(zhǎng)的抑制作用均表現(xiàn)明顯。隨鉛、鎘單一及鉛鎘復(fù)合污染濃度的加大其對(duì)空心菜各品種幼苗根長(zhǎng)的抑制作用也逐漸增大，且同樣濃度下，復(fù)合污染往往比單一污染的抑制率更高，說明鉛鎘污染存在協(xié)同效應(yīng)。其中，在Pb單一污染濃度達(dá)最高處理Pb4時(shí)，各品種空心菜幼苗根長(zhǎng)所受抑制率范圍為19.98%～82.40%，其大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種11>品種4>品種7>品種2>品種1>品種10>品種3>品種6>品種9>品種5；在Cd4處理下空心菜各品種幼苗根長(zhǎng)抑制率為29.90%～84.74%，其大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種7>品種11>品種4>品種2>品種10>品種1>品種6>品種9>品種3>品種5；在鉛鎘復(fù)合污染達(dá)最高濃度PC4處理時(shí)，其抑制率達(dá)50.55%～89.95%，其大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種4>品種7>品種11>品種1>品種2>品種10>品種6>品種3>品種9>品種5。

2.3 鉛、鎘單一/復(fù)合污染對(duì)空心菜幼苗苗高的影響

鉛、鎘單一/復(fù)合污染對(duì)空心菜幼苗苗高的影響見表5。由表5可以看出，除品種9在各重金屬低濃度處理時(shí)其幼苗苗高受促進(jìn)作用外，鉛、鎘單一或復(fù)合污染下對(duì)各品種空心菜幼苗苗高大多產(chǎn)生了抑制作用。其中，各鉛鎘處理對(duì)空心菜品種3和品種8幼苗苗高的抑制作用均為顯著。除品種2僅在PC3和PC4處理下作用顯著外，其它品種大多是在鉛、鎘單一污染為Pb4和Cd4時(shí)幼苗苗高受抑制作用明顯，而鉛鎘復(fù)合污染在各濃度下大多使其受明顯的抑制作用。其中，在Pb4處理下，各空心菜品種幼苗苗高受抑制率達(dá)15.14%～68.87%%，其大小順序?yàn)椋浩贩N3>品種8>品種5>品種7>品種1>品種4>品種6>品種>品種10>品種11>品種2>品種9；在鎘單一污染達(dá)最高濃度Cd4處理下各品種幼苗苗高抑制率達(dá)11.33%～77.02%，其大小順序?yàn)椋浩贩N3>品種5>品種8>品種6>品種7>品種1>品種11>品種10>品種4>品種9>品種2；在鉛鎘復(fù)合污染最高濃度PC4處理下，其抑制率為40.62%～78.52%，其順序?yàn)椋浩贩N3>品種5>品種8>品種7>品種4>品種6>品種10>品種11>品種1>品種9>品種2。

2.4 鉛、鎘單一/復(fù)合污染對(duì)空心菜幼苗生物量的影響

鉛、鎘單一/復(fù)合污染對(duì)空心菜幼苗生物量的影響見表6。由表6可知，鉛、鎘單一或復(fù)合污染對(duì)不同空心菜品種幼苗生物量既有抑制也有促進(jìn)作用，特別是品種2和品種10在PC1處理下促進(jìn)作用明顯，品種9則在Pb1和Cd2處理下促進(jìn)作用明顯。而鉛、鎘單一或復(fù)合污染對(duì)空心菜幼苗生物量產(chǎn)生顯著抑制作用的情況比其對(duì)幼苗苗高的要少得多。其中，品種1除Cd4處理外，其它處理下對(duì)其幼苗生物量均產(chǎn)生了顯著的抑制作用，品種8除Pb1、Pb2、Cd1和Cd2情況下對(duì)幼苗生物量抑制作用不明顯外，其它情況都有顯著抑制作用，而其它品種則大多只在重金屬高污染濃度下才表現(xiàn)出對(duì)幼苗生物量有明顯的抑制作用。在Pb單一污染濃度達(dá)最高處理Pb4時(shí)，各空心菜品種幼苗生物量受抑制率為-9.12%～56.62%%，其大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種5>品種3>品種1>品種7>品種4>品種6>品種>品種10>品種11>品種9>品種2；在鎘單一污染達(dá)最高濃度Cd4處理下，各品種幼苗生物量抑制率為-13.77%～45.57%，其大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種7>品種6>品種9>品種11>品種5>品種1>品種3>品種4>品種10>品種2；在鉛鎘復(fù)合污染最高濃度PC4處理下，其抑制率達(dá)0.66%～72.24%，其順序?yàn)椋浩贩N8>品種6>品種7>品種3>品種10>品種4>品種5>品種1>品種11>品種9>品種2。

2.5 鉛、鎘單一/復(fù)合污染對(duì)空心菜種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)的綜合抑制效應(yīng)

以各重金屬污染濃度對(duì)空心菜種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)影響的4個(gè)測(cè)試指標(biāo)計(jì)算其綜合影響的結(jié)果如表7所示。除品種9在低重金屬污染程度下大多表現(xiàn)為綜合促進(jìn)效應(yīng)外，其它情況均表現(xiàn)出不同程度的綜合抑制效應(yīng)。其中，鉛單一污染達(dá)最高濃度Pb4處理下，對(duì)空心菜種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)綜合抑制效應(yīng)范圍為14.80%～48.78%，對(duì)各品種的影響大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種7>品種1>品種4>品種11>品種6>品種10>品種3>品種5>品種2>品種9；在鎘單一污染達(dá)最高濃度Cd4處理下，對(duì)空心菜種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)綜合抑制效應(yīng)范圍為17.52%～42.84%，對(duì)各品種的影響大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種7>品種11>品種6>品種9>品種4>品種1>品種10>品種5>品種3>品種2；在鉛鎘復(fù)合污染最高濃度PC4處理下，對(duì)空心菜種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)綜合抑制效應(yīng)范圍為31.12%～59.73%，對(duì)各品種的影響大小順序?yàn)椋浩贩N8>品種7>品種6>品種4>品種3>品種1>品種10>品種11>品種5>品種9>品種2。

3 討論與結(jié)論

由于種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)期是植物對(duì)環(huán)境脅迫較為敏感的時(shí)期，研究種子在脅迫條件下其萌發(fā)與幼苗生長(zhǎng)的特征可以在一定程度上反映植物對(duì)脅迫的耐性[15]。相關(guān)研究在當(dāng)前農(nóng)田重金屬污染日趨嚴(yán)重的現(xiàn)狀下具有重要的現(xiàn)實(shí)意義。植物種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)狀況可作為檢測(cè)農(nóng)田土壤環(huán)境重金屬污染的重要指標(biāo)[16-17]。本研究以重金屬鉛、鎘單一污染及復(fù)合污染對(duì)空心菜種子萌發(fā)率、幼苗根長(zhǎng)、苗高及生物量的影響這四個(gè)方面作為檢測(cè)指標(biāo)，結(jié)果表明，重金屬鉛、鎘單一污染或復(fù)合污染對(duì)空心菜種子萌發(fā)的影響較小，對(duì)幼苗生長(zhǎng)的抑制作用更為顯著，且對(duì)幼苗根長(zhǎng)的抑制作用往往大于幼苗苗高和生物量，這與Di Salvatore等[18]的研究結(jié)果一致。由于種子萌發(fā)初期主要吸脹吸水，溶液中的重金屬對(duì)其影響不大，而在種子萌發(fā)后，在種子吸水的同時(shí)大量重金屬也進(jìn)入細(xì)胞內(nèi)并抑制幼苗萌發(fā)生長(zhǎng)的相關(guān)酶活性，從而使幼苗生長(zhǎng)受阻，表現(xiàn)為幼苗生長(zhǎng)和鮮重下降[19]。另一方面，種子吸脹萌動(dòng)時(shí)，胚根最先突破種皮，使其在重金屬的積累量和受脅迫時(shí)間上大于芽，因此重金屬對(duì)根長(zhǎng)的抑制作用大多強(qiáng)于幼苗苗高生長(zhǎng)。而幼苗根生長(zhǎng)通常被認(rèn)為是比種子萌發(fā)等對(duì)重金屬脅迫更為敏感的指標(biāo)[20]。

有研究表明，重金屬對(duì)植物種子萌發(fā)具有“低抑高促”現(xiàn)象，低濃度重金屬可以提高種子生理活性，促進(jìn)萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)；高濃度重金屬脅迫抑制種子萌發(fā)相關(guān)酶活性和物質(zhì)代謝，使其生長(zhǎng)代謝受抑制[21]。在本研究中，重金屬對(duì)部分空心菜種子萌發(fā)及幼苗生長(zhǎng)（特別是幼苗生物量方面）存在較低濃度下的促進(jìn)效應(yīng)和高濃度下的抑制效應(yīng)。如品種9在Pb1～Pb3、Cd1～Cd3、PC1處理下為促進(jìn)作用，而在Pb4、Cd4和PC2～PC4處理下為抑制作用。另外，對(duì)空心菜各品種的四個(gè)測(cè)試指標(biāo)來說，隨鉛、鎘單一及鉛鎘復(fù)合污染濃度的加大其對(duì)空心菜各品種種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)的抑制作用也逐漸增大。且在鉛或鎘濃度相同的情況下，復(fù)合污染往往比單一污染對(duì)種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)的抑制率更高，說明鉛鎘污染存在協(xié)同效應(yīng)，加重了對(duì)空心菜的毒害作用。這進(jìn)一步證實(shí)了復(fù)合污染下兩種或多種元素的協(xié)同作用對(duì)植物的毒害效應(yīng)與單一元素的作用有所不同[22]。

不同植物或同一植物不同品種對(duì)重金屬的耐性和吸收規(guī)律存在很大差異，在同一種蔬菜中篩選對(duì)重金屬具有不同耐性的品種用于農(nóng)田土壤重金屬污染修復(fù)具有重要實(shí)際意義，相關(guān)工作近年來已成為農(nóng)田污染修復(fù)的熱點(diǎn)之一[23-24]。對(duì)11個(gè)空心菜的各個(gè)測(cè)試指標(biāo)或綜合抑制效應(yīng)來看，不同品種之間對(duì)鉛、鎘單一污染或復(fù)合污染的敏感性存在一定的差異。從重金屬處理對(duì)各測(cè)定指標(biāo)的抑制率和綜合抑制率來看，品種8和品種7的幼苗生長(zhǎng)較其它空心菜品種大多受到更強(qiáng)的抑制，為鉛鎘污染的敏感性品種；而品種2、品種9和品種5的幼苗生長(zhǎng)受重金屬脅迫抑制往往較其它品種要弱，且在低濃度時(shí)出現(xiàn)一定的促進(jìn)效應(yīng)，為耐鉛鎘復(fù)合污染的耐性品種。由于中國(guó)目前農(nóng)田土壤受鉛鎘復(fù)合污染的情況比單一污染更為普遍，而空心菜作為一種易受重金屬污染的蔬菜，選種對(duì)鉛、鎘污染具較強(qiáng)耐性的品種2、品種9和品種5時(shí)需謹(jǐn)慎考慮其對(duì)重金屬的吸附能力。在后期研究中，有必要在本研究的基礎(chǔ)上，再針對(duì)這些對(duì)鉛、鎘污染耐性強(qiáng)的品種進(jìn)行重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，從而保障空心菜質(zhì)量安全。

綜上，本文系統(tǒng)研究了空心菜多個(gè)品種在重金屬鉛、鎘單一/復(fù)合污染脅迫下的種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)情況，為農(nóng)田重金屬污染修復(fù)過程中篩選空心菜耐性品種和高累積品種做了初步的探索。今后，隨著研究的進(jìn)一步深入，有必要從生理層面對(duì)空心菜的重金屬耐性品種進(jìn)行研究，探討重金屬鉛鎘在其體內(nèi)的轉(zhuǎn)移和累積機(jī)制，研究空心菜對(duì)重金屬鉛鎘復(fù)合污染的解毒機(jī)理，該研究對(duì)豐富植物修復(fù)技術(shù)具有重要的科學(xué)意義和實(shí)踐指導(dǎo)價(jià)值。

參考文獻(xiàn)

[1] Liu W T， Zhou Q X， Zhang Y， et al. Lead accumulation in different Chinese cabbage cultivars and screening for pollution safe cultivars[J]. Journal of Environmental Management， 2010， 91： 781-788.

[2] Ding C F， Zhang T L， Wang X X， et al. Effects of soil type and genotype on lead concentration in rootstalk vegetables and the selection of cultivars for food safety[J]. Journal of Environmental Management， 2013， 122： 8-14.

[3] Thapa G， Sadhukhan A， Panda S K， et al. Molecular mechanistic model of plant heavy metal tolerance[J]. Biometals， 2012， 25： 489-505.

[4] Chen X， Zhou H， Li X S， et al. Effects of lead and cadmium co-exposure on hemoglobin in a Chinese population[J]. Environmental Toxicology and Pharmacology， 2015， 39（2）： 758-763.

[5] 孫建伶， 羅立強(qiáng). 土壤鉛、 鎘單一和復(fù)合污染及與鈣、鋅交互作用對(duì)韭菜生長(zhǎng)和鉛鎘積累特性的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2014， 33（6）： 1 100-1 105.

[6] Zhang Y， Zhang F， Zhang G C， et al. Simplex and combined effects of As（III）and Acetochlor on phosphatase activity in soil[J]. Journal of Integrative Agriculture， 2013， 12（6）： 1 079-1 086.

[7] Xin J L， Huang B F Yang Z Y， et al. Responses of different water spinach cultivars and their hybrid to Cd， Pb and Cd～Pb exposures[J]. Journal of Hazardous Materials， 2010， 175： 468-476.

[8] 胡 雄， 謝從新， 何緒剛， 等. 幾種空心菜在富營(yíng)養(yǎng)池塘中的生長(zhǎng)特性和去除氮磷效果比較[J]. 漁業(yè)現(xiàn)代化， 2010， 37（3）： 9-14.

[9] Cai Q Y， Mo C H， Zeng Q Y， et al. Potential of Ipanoea aquatica cultivars in phytoremendiation of soils contaminated with dinbutyl phthalate[J]. Environmental and Experimental Botany， 2008， 62： 205-211.

[10] Hu M H， Yuan J H， Yang X E， et al. Study on nutraceutical properties of different cultivars Ipomoea aquatica Forsskal（‘Chunbai and ‘Liulv）in an eutrophic water body[J]. Scientia Horticulturae， 2010， 124： 419-422.

[11] Wang K S， Huang L C， Lee H S， et al. Phytoextraction of cadmium by Ipomoea aquatica（water spinach）in hydroponic solution： Effects of cadmium speciation[J]. Chemosphere， 2008， 72： 666-672.

[12] 朱麗霞， 陳清森， 吳永貴， 等. 鎘對(duì)不同品種空心菜種子萌發(fā)的初步研究[J]. 漳州師范學(xué)院學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）， 2010， 67（1）： 101-104.

[13] 辛俊亮， 黃白飛， 楊中藝， 等. 蕹菜吸收和積累Cd和Pb能力的品種間差異[J]. 中山大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）， 2011， 50（3）： 79-84.

[14] 陳俊任， 柳 丹， 吳家森， 等. 重金屬脅迫對(duì)毛竹種子萌發(fā)及其富集效應(yīng)的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 2014， 34（22）： 6 501-6 509.

[15] 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.

[16] Araùjo A S F， Sahyoun F K， Monteiro R T R. Evaluation of toxicity of textile sludge compost on seed germination and root elongation of soybean and wheat[J]. Ecossistema， 2001， 26： 117-119.

[17] 任朋娟， 孟昭福， 馬云飛， 等. BS-12與Cd2+復(fù)合污染對(duì)空心菜種子萌發(fā)及生長(zhǎng)的影響[J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 2011， 20（4）： 129-133

[18] Di Salvatore M， Carafa A M， Carratù G. Assessment of heavy metals phytotoxicity using seed germination and root elongation tests： A comparison of two growth substrates[J]. Chemosphere， 2008， 73（9）： 1 461-1 464.

[19] 郭彩虹， 孟昭福， 袁 進(jìn)， 等. 十二烷基二甲基甜菜堿（BS-12）對(duì)Cr6+脅迫下空心菜種子萌發(fā)和幼苗生長(zhǎng)的影響[J]. 西北農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 2011， 20（9）： 108-112.

[20] Araùjo A S F， Monteiro R T R. Plant bioassays to assess toxicity of textile sludge compost[J]. Scientia Agricola， 2005， 62： 286-290.

[21] 杜喬娣， 黃占斌， 沈 忱， 等. 環(huán)境材料對(duì)鉛、 鎘、 砷脅迫下玉米種子萌發(fā)的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2012， 31（5）： 874-879.

[22] Yan J L， Quan G X， Ding C. Effects of the combined pollution of lead and cadmium on soil urease activity and nitrification[J]. Procedia Environmental Sciences， 2013， 18： 78-83.

[23] Shi J， Li L Q， Pan G X. Variation of grain Cd and Zn concentrations of 110 hybrid rice cultivars grown in a low-Cd paddy soil[J]. Journal of Environmental Sciences， 2009， 21（2）： 168-172.

[24] Liu J G， Ma X M， Wang M X， et al. Genotypic differences among rice cultivars in lead accumulation and translocation and the relation with grain Pb levels[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety， 2013， 90（1）： 35-40.