土壤铜植物毒害的不同评价终点和室内外测定差别研究

宋宁宁, 黄锦孙, 郭雪雁, 程旺大, 张红梅, 王伯仁, 韦东普, 马义兵,*

1.中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，北京 1000812.浙江嘉兴市农业科学院，嘉兴 3140163.中国农业科学院祁阳红壤试验站，祁阳 426182

土壤铜植物毒害的不同评价终点和室内外测定差别研究

宋宁宁1, 黄锦孙1, 郭雪雁1, 程旺大2, 张红梅2, 王伯仁3, 韦东普1, 马义兵1,*

1.中国农业科学院农业资源与农业区划研究所，北京 1000812.浙江嘉兴市农业科学院，嘉兴 3140163.中国农业科学院祁阳红壤试验站，祁阳 426182

本论文对山东陵县、湖南祁阳和浙江嘉兴3种性质差异较大的土壤上进行的室内外的土壤外源铜(Cu)的植物毒性试验结果进行了比较。结果发现3种室内评价终点(大麦根长、西红柿和小白菜苗期生物量)和田间植物(玉米、小麦、水稻和油菜产量)对土壤中Cu毒性的敏感性存在较大的差异。大麦根伸长和小白菜生物量法高估了土壤中Cu对田间小麦、玉米和水稻产量的毒害，而室内西红柿生物量法则低估了土壤中Cu对田间小麦、玉米和水稻产量的毒害。小白菜和田间油菜的敏感性接近，可以用室内小白菜苗期生物量作为土壤中Cu对田间油菜产量毒性评价的植物。当采用相同植物比较时，陵县小麦、祁阳玉米和嘉兴油菜的室内苗期值可以作为土壤Cu对相同田间植物产量的毒害作用(EC10)的评价指标。但是，室内苗期毒害指标会低估Cu对田间祁阳小麦和高估嘉兴水稻的毒害作用，说明土壤Cu植物毒害室内外测定的差别受土壤和植物的影响。

铜；土壤污染；生物毒性；评价终点

重金属污染土壤毒理数据获得的科学性对合理评价重金属生态风险和修订土壤环境质量标准尤为重要。由于研究条件的限制，现有的土壤重金属剂量与植物毒性效应关系的获得大多并非来源于田间试验，而是基于室内条件下通过植物根伸长抑制和苗期生长试验等高等植物标准预测法获得，往往忽视了不同评价终点和室内外测定的差别[1-2]。

不同的生态评价终点对土壤中金属毒性的敏感性存在差异。Rooney等[3]在18种欧洲土壤(pH3.4～7.5)上的室内植物毒性试验研究结果表明5 d的大麦根长比21 d西红柿的生物量对铜(Cu)的毒害更为敏感，而在一个相似的试验中，发现21 d西红柿的生物量比5 d的大麦根伸长对镍(Ni)的毒害更为敏感[4]。不同田间植物，如玉米、小麦、水稻和油菜，对土壤中金属毒性的敏感性也会存在差异。因此，研究室内条件下高等植物标准预测法毒性测试结果能否代表田间植物的特征具有十分重要的意义。

由于淋溶和老化效应，相对于长期污染的田间土壤，基于室内短期的生物毒性试验结果会过高的估计土壤中重金属的毒性[5-6]。此外，室内毒性试验是在固定的温度和湿度等的优化条件下进行的[7-8]，而在田间试验情况下影响重金属生物毒性的因素则很复杂，如田间土壤在自然条件下会发生冻融和干湿循环等情况。Warne 等[9]基于11种澳大利亚土壤中铜(Cu)和锌(Zn)的毒性研究结果表明，用8周盆栽小麦的生物量作为评价终点得到的EC10和EC50值与田间籽粒产量作为评价终点得到的相应数值没有显著的相关性。因此，既使毒性试验是在相同污染土壤和植物中进行，室内短期的植物生长是否能够精确预测田间长期的植物响应有待进一步研究。

本研究选取山东陵县碱性土、湖南祁阳酸性土和浙江嘉兴中性土3种性质差异较大的土壤，比较了不同添加水平的Cu对室内标准测试植物大麦、西红柿、小白菜苗期生物量和田间植物小麦、油菜、玉米、水稻产量的毒害效应，来检验室内的结果是否能用于预测田间植物对土壤中Cu的毒性响应，并对田间植物产量和室内相同植物苗期生物量测得的Cu毒性阈值(EC10和EC50)进行比较，从而得出植物对土壤中Cu毒性响应在室内外条件下的差别，以期为正确评价污染土壤中Cu的生态风险及土壤中Cu的标准值的修订提供了参考依据。

1 材料和方法(Materials and Methods)

1.1 田间试验

1.1.1 试验区概括

2007年6月-2009年10月，分别在中国农业科学院山东陵县试验站(玉米-小麦轮作)、湖南祁阳试验站(玉米-小麦轮作)和浙江嘉兴试验站(水稻-油菜轮作)进行。陵县试验站属于暖温带半湿润半干旱季风气候区，平原地形，年平均温度为年平均气温12.9 °C，降雨量548 mm，无霜期为208 d，日照时数2 592 h。祁阳试验站属于典型中亚热带地区，丘陵地形，年平均温度为年平均气温18.1 °C，降雨量1 408 mm，无霜期为300 d，日照时数1 458 h。嘉兴试验站属于亚热带季风气候，平原地形，年平均温度为年平均气温15.9 °C，降雨量1 169 mm，无霜期为230 d，日照时数2 017 h。田间试验的理化性质的测定：土壤pH、电导率(EC)在水土比为1:5的条件下测定[10]；有效阳离子交换量(CEC)，用无缓冲银-硫脲法测定[11]；有机碳(OC)，用总碳与无机碳之差获得[12-13]；氧化铁(Fe2O3)为草酸盐提取态铁[14]；黏粒(clay)通过沉降法测定[15]，具体理化性质见表1。

表1 土壤基本理化性质Table 1 Physical and chemical properties of soils

1.1.2 试验设计

试验在水泥池微区进行，微区面积为陵县2×2 m2、祁阳3×2 m2和嘉兴3×2 m2。每个微区以水泥墙进行隔离，水泥墙高度为40 cm，地上20 cm，地下20 cm，每个间隔为60 cm，小区布置采用随机排列。田间外源Cu的添加浓度参考室内毒性试验结果进行添加，使用化学纯的氯化铜在第一茬玉米或水稻播种前一次性施入土壤。外源Cu的添加浓度为陵县0、50、100、200、400、800、1 600、3 200 mg·kg-1，祁阳0、12.5、25、50、100、200、400、800 mg·kg-1，嘉兴0、50、100、200、400、800、1 600 mg·kg-1。氮(尿素)、磷(过磷酸钙)、钾(陵县：硫酸钾；祁阳和嘉兴：氯化钾)肥施用按当地习惯进行。将每个实验小区的根层土壤(0～20 cm)先分别取出后，将磨成粉状的氯化铜以及肥料均匀洒在土壤上，并进行充分混匀，混匀后再将处理后的土壤放回原小区，48 h后进行播种，每个处理设2个重复。

1.1.3 田间管理

山东陵县的玉米小麦品种分别为济麦22号和浚单20，湖南祁阳则为湘麦11号和掖单13，浙江嘉兴的油菜和水稻品种分别为浙双72和秀水128。玉米于每年6月初播种，9月中旬收获，生长期为3个月；小麦于每年10月初进行人工条播，6月初收获，生长期为8个月；水稻于每年5月下旬播种，28 d后，2～3叶期秧苗移种在已经处理好的田间试验小区，10月底收获；油菜于每年11月份栽种，5月份收获。在植物生长期间，使用杀虫剂和杀菌剂控制病虫害，手工除杂草，不带走。当土壤干旱时，采用人工灌溉。

1.1.4 样品采集

植物样品在收获季节采集，随机从上述位点采5株植物。将籽粒采集后用自来水和去离子水冲洗干净后，在70 ℃下烘干样品并计算每个小区籽粒的产量(g·m-2)。土壤样品的取样时间分别为施用金属盐后的第3、12和24个月，即2007年9月(田间植物为小麦和油菜)、2008年6月(田间植物为水稻和玉米)和2009年6月(田间植物为水稻和玉米)。植物收获后，采用梅花采样法，在每个小区内进行5个点取样，每个点取土壤1 kg，然后混匀，每个小区土壤样品一次共5 kg。采样后的土壤样品立即风干、研磨全部过2 mm尼龙筛，装入密封袋中以供室内植物毒性试验。

1.2 室内试验

考虑到最初添加Cu后老化作用对室内短期植物生长试验和田间全生育期生长试验的影响，对添加Cu以后的第3和第12个月所采集土壤样品进行室内大麦根伸长抑制、西红柿及小白菜生长毒性测试实验，对添加Cu以后的第24个月所采集土壤样品进行室内玉米、小麦、水稻和油菜生长毒性测试实验。

1.2.1 土壤中Cu对大麦根伸长毒性试验

据大麦根伸长毒害试验的标准方法ISO 112691-1[7]，选择健康饱满的大麦种子，在3%(v/v)的H2O2中消毒30 min后，用去离子水充分淋洗。将淋洗干净的种子放在湿润的滤纸上置于暗处发芽，当胚根接近2 mm时将种子移至装有土样的培养杯中，放入人工气候箱。种子在表土1 cm以下，每杯4粒种子，每个土壤样品有3个重复。培养期间温室白天为14～16 h (22 ℃)，夜间为8～10 h(18 ℃)，整个试验过程中使土壤含水量为最大持水量的70%。5 d后，测定每个植株的最长根长，每个重复值代表了4株植物的平均根长。并计算大麦根的相对根伸长(RE, %)。

1.2.2 土壤中Cu对植物生长毒性盆栽试验

据高等植物毒害试验标准方法ISO 11262-2[8]，西红柿、小白菜盆栽试验玉米、小麦、水稻和油菜的盆栽试验在温室中进行。取风干好的采集的各试验站点的土壤样品700 g，放入直径10 cm，高12 cm的花盆中，添加去离子水，保持最大持水量的60%培养7 d。将在恒温培养箱中催芽后的5株西红柿、小白菜和玉米和10株小麦、水稻、油菜移入每盆中。试验设置3个重复。培养期间温室白天为14～16 h (25±3 ℃)，夜间为8～10 h (20±3 ℃)，整个试验过程中使土壤含水量为最大持水量的60%～70%。自出苗后，培养21 d后收获植株的地上部，70 ℃烘48 h，并记录烘干样品的生物量。

1.3 数据分析

土壤中Cu的剂量-效应曲线用log-logistic方程进行拟合[16]:

通过Microsoft Office Excel软件来完成具体的拟合。利用拟合曲线求出不同评价指标的EC10、EC50值及其相应的95%置信区间。EC10、EC50分别为与对照相比，所测定的指标(植物生物量、大麦根长等)受到10%、50%抑制时，土壤中Cu的剂量。y代表各评价指标的数值，x为铜剂量的自然对数，y0与b是拟合参数，a为log10(EC50)。

数据统计分析用SPSS软件完成，数据的统计比较在显著性水平为p<0.05时，用单变量分析(ANOVA)的最小显著性差异检验(LSD)统计。

2 结果与分析(Results and analysis)

2.1 土壤Cu植物毒害的不同评价终点测定差别

2.1.1 基于不同评价终点的土壤Cu的剂量-效应曲线

2007年9月和 2008年6月室内外条件下不同性质土壤中不同评价终点与土壤Cu浓度的剂量-效应曲线见图1。随着土壤Cu添加剂量的增加，Cu毒害对室内大麦根伸长、西红柿和小白菜苗期生物量以及田间小麦、玉米、水稻和油菜的产量的降低作用明显增加。

2.1.2 基于不同评价终点的土壤中Cu的毒性阈值

注：NC表示数值不能计算。

Note: NC represents the value cannot be uncalculated.

从剂量-效应曲线计算得到的Cu毒性的EC10、EC50值以及剂量-效应曲线中段斜率b值绝对值列于表2。三种室内不同评价终点测定的EC10和EC50值的大小顺序为：西红柿生长>大麦根伸长>小白菜生长。三种评价终点中，西红柿生长对Cu的毒害最不敏感，所测得的EC50值大于或等于田间试验小麦，水稻和油菜全生育期生长试验得到的EC50值(143～1 136 mg·kg-1)，应当慎用室内西红柿生长的方法来预测Cu对田间植物的毒性。就室内的3种评价终点而言，小白菜对Cu毒最敏感，小白菜生长方法测定的EC50值小于相应的田间植物，尤其是陵县碱性土壤上的玉米和小麦。对于给定的评价终点，其敏感性与生物和有毒物质的种类有关[17-18]。结果表明3种室内的评价终点对土壤中Cu毒性的敏感性存在差异。在大部分情况下，室内的3种评价终点中，小白菜生长对土壤中Cu毒性最敏感，尤其在陵县碱性土壤上尤为突出。Li等[19]在不同性质的中国土壤上室内植物毒性试验的研究结果表明小白菜比西红柿的生物量对Cu的毒害更为敏感，这与本研究的结果是一致的。结果还表明，大麦根伸长对于Cu毒的敏感性高于西红柿生长，Rooney等在18种欧洲土壤上进行的室内大麦根伸长和西红柿生物量对Cu毒害的研究发现了相似的结论[3-4]。大部分的Cu累积在植物的根部，从根向地上部传输的很少，从而导致根的生长比地上部更容易受Cu的毒害影响[20]，这或许是解释大麦根长对于Cu的毒害比西红柿生物量敏感的原因。

室内大麦根伸长和小白菜生长方法测定的土壤Cu毒性阈值EC50(19～841 mg·kg-1和67～395 mg·kg-1)显著小于田间试验小麦，玉米和水稻全生育期生长试验得到的Cu毒性阈值EC50值(96～1 480 mg·kg-1)。室内和田间试验的比较结果说明，用大麦根伸长和小白菜生长的方法进行生态风险评价时，尤其对于酸性的祁阳土壤上，会过高估计土壤中Cu对田间小麦、玉米和水稻产量的毒害作用。当土壤pH < 5.5时，铝(Al)毒是限制植物生长的主要因素。本研究所用祁阳土壤的孔隙水中Al的浓度2007年9月大约为33 μmol·L-1，在2008年6月增加到78 μmol·L-1。与没有添加Cu的对照相比，随着Cu添加而降低的土壤pH值导致了土壤溶液中可溶性Al增加。酸性土壤中高Al最显著的影响就是阻碍根系生长，0.5～3 μmol·L-1Al在几天内就可以抑制根的生长[21-22]。Qin和Chen的研究表明Al毒是小白菜不能在酸性土壤中生长的主要原因[23]，Guo等也指出二元复合金属Al和Cu会对大麦幼苗生长产生协同毒性[24]。因此，用室内大麦根伸长和小白菜生长的预测田间玉米和小麦产量时，酸性土壤中的Al或许是导致预测的Cu 毒性阈值EC50值出现偏差的原因之一。

由室内大麦根伸长和西红柿生长的方法得到的EC50值(578 mg·kg-1)显著大于田间油菜产量得到的EC50值(357 mg·kg-1) (p<0.05)，说明油菜籽粒产量比大麦根长和西红柿生长对Cu的毒性更敏感。但是，室内小白菜生长的方法测定的EC50与田间油菜测定的EC50值没有显著的差异(p>0.05)，说明小白菜的敏感性与田间油菜接近，可以用来指示田间油菜的毒性。小白菜和油菜同属于芸苔类植物，此类植物具有很强的吸收和转运金属的能力[25-26]，这可能是小白菜和油菜对土壤中Cu毒性的高度敏感性的原因。因此室内小白菜生长试验是评价土壤中的Cu对油菜毒性的合适方法。由于小白菜也是比较敏感的植物品种，其作为评价终点时，室内测定的毒性与土壤中Cu对田间油菜植物生长的毒性相当，所以可以用小白菜作为土壤中铜对田间油菜植物生长的毒性评价植物。

2.2 土壤Cu植物毒害的室内外测定差别

2.2.1 基于室内与田间测定的土壤Cu的剂量-效应曲线

2009年收获的陵县、祁阳和嘉兴田间收获小麦、玉米、水稻和油菜的产量与室内盆栽相同植物的生物量与土壤Cu浓度的剂量-效应曲线图见图2。由于2009年陵县玉米田间试验出现虫害，数据缺失，以玉米作为评价终点时仅给出祁阳土壤中的结果比较。从图2可以看出，随着土壤Cu添加剂量的增加，Cu对田间小麦、玉米、水稻和油菜的产量以及室内相同植物生长的毒害作用明显增加。

2.2.2 基于室内与田间测定的土壤Cu的毒性阈值

从剂量-效应曲线计算得到的Cu毒性阈值EC10和EC50以及剂量—效应曲线中段斜率b值绝对值列于表3。根据田间产量和室内苗期生物量所测定的陵县小麦、祁阳玉米和嘉兴油菜的Cu毒性阈值EC10值差别均不显著(p>0.05)，说明以相同植物室内苗期生长测得的EC10作为评价指标时，可以评估土壤中Cu对田间植物产量的毒害作用。苗期生长是一个较为敏感的指标，郭雪雁[27]在陵县土壤上研究不同添加水平的Cu对玉米的毒害效应时，发现苗期叶面积是判别Cu污染最敏感的指标，而苗期的株高与成熟期籽粒干重的敏感性接近，是较为敏感的指标，说明植物苗期对Cu毒害响应敏感，可以选择其作为评价终点评价土壤中Cu的生态风险。本研究中，由室内陵县小麦、祁阳玉米和嘉兴油菜的苗期生物量与田间相同作物全生育期产量测得的毒性阈值EC10值接近，说明苗期的试验结果可以用于成熟期是否减产的判断依据，能在很大程度上缩短风险评价的时间。

图2 田间实验和室内实验中Cu的剂量-效应曲线Fig. 2 The does-response curves for Cu in field trails and lab experiments

表3 室内和田间测定的土壤中Cu的毒性阈值EC10、EC50及其95%的置信区间(mg·kg-1)和剂量—效应曲线中段斜率(b)值的绝对值Table 3 Toxicity thresholds of Cu toxicity EC10, EC50 values and 95% confidence intervals (mg·kg-1), and the absolute of hill slopes (b) in copper dose-response curves of lab and field trail.

但当以室内陵县小麦、祁阳玉米和嘉兴油菜的苗期生长测得的EC50作为评价指标时，则显著低估了Cu对田间植物产量的毒害作用(p<0.05)，说明田间植物全生长期和室内植物苗期对土壤中Cu毒性阈值EC50测定数值影响较大。这一点可以在室内和田间不同植物的Cu剂量-效应曲线的中段斜率b值绝对值(大小与EC50和EC10比值相关)可以体现，b值绝对值越大说明随着毒害剂量的增加污染物反应率迅速增加即该污染物能产生毒性效应的剂量范围越窄[28]。从表3可以看出，田间不同土壤不同植物的b值均显著高于室内的b值，说明作为风险评价指标时，田间陵县小麦、祁阳玉米和嘉兴油菜产量要比室内相同植物的苗期生长敏感。不同物种间的Cu的剂量-效应曲线b值变化较小，但受土壤性质显著影响[29]，如表2中大麦根伸长、西红柿生长和小白菜生长的b值平均值分别为：4.33、4.39和3.46，但是大麦根伸长在水稻土和酸性土的b值则差别很大，平均值分别为8.14和1.75。可以推测，室内苗期生物量和田间相同植物产量测定的Cu毒性阈值EC50的差别是由田间和室内植物生长期长短和土壤理化性质的影响造成的[30]。

与陵县土壤上的小麦不同，无论是以EC10还是EC50作为指标对祁阳土壤上小麦进行Cu毒害生态风险评价时，室内植物苗期生物量方法都显著低估了土壤中Cu对田间小麦产量的毒害作用。小麦适应性强，各种类型土壤均可种植，但土壤酸碱度对小麦的生长有显著影响，当土壤pH<5.5时，小麦的产量急剧下降[31]。在pH值为5.3的祁阳土壤上，小麦苗期没有受到太大影响，但是后期的小麦产量则受到显著影响，相对于籽粒干重，小麦苗期生物量是不敏感的指标，因此使用室内小麦苗期生长会显著低估Cu对祁阳田间小麦产量的毒害作用。

田间嘉兴水稻产量测定的Cu毒性阈值EC10和EC50值均显著大于室内水稻苗期生物量测定值(p<0.05)，说明以EC10和EC50值作为指标对嘉兴土壤上水稻进行Cu毒害生态风险评价时，室内苗期生物量方法会过高估计当年土壤中Cu对田间水稻产量的毒害作用。室内和田间水稻生长时间以及管理方式的不同可能是造成Cu毒性阈值差异的原因。室内水稻苗期生长试验的土壤的含水量是最大持水量的60%，而田间水稻多长期处于淹水状态。研究表明，重金属污染稻田通过长期淹水灌溉使得土壤中重金属的生物有效性明显降低[32]，这应该是本研究中田间水稻产量对土壤中Cu毒性的敏感性低于室内苗期生长的原因之一。此外，水稻的根系在整个生长期变化很大，生育初期，水稻根系仅分布于地表，全部在0～20 cm之内，随着生育期的推进，深层根系(20～45 cm)逐步形成和提高[33]。本研究所用的田间实验小区的外源Cu均添加在根层土壤中(0～20 cm)，因此田间水稻生长后期因根系较深而所受的Cu毒害较轻，而室内苗期生长试验用土取自于根层土壤，且苗期根系较浅，因此所受Cu毒害较重，从而致使室内水稻苗期生物量过高的估计了当年土壤中Cu对田间水稻产量的毒害作用。

综上所述，得出以下结论

3种室内评价终点(大麦根长、西红柿和小白菜苗期生物量)和田间植物(玉米、小麦、水稻和油菜产量)对土壤中Cu毒性的敏感性存在较大的差异。

室内大麦根伸长和小白菜生长的方法过高估计了土壤中Cu对田间小麦、玉米和水稻产量的毒害作用，而西红柿生长的方法则低估了土壤中Cu对田间植物产量的毒害作用。小白菜和田间油菜的敏感性接近，可以用室内小白菜苗期生物量方法评价土壤中Cu对田间油菜产量的毒害作用。

室内苗期生物量方法测定的陵县小麦、祁阳玉米、嘉兴油菜的Cu毒性阈值EC10能够预测土壤中Cu对田间相同植物产量的毒害作用。

使用室内苗期生物量测定的Cu毒性阈值EC10和EC50作为指标对田间相同植物产量进行Cu毒害风险评估时，会低估Cu对祁阳小麦和高估嘉兴水稻的毒害作用。

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DifferencesbetweenLaboratoryandFieldTestsforPhytotoxicityofCopperinSoilsUsingDifferentAssessmentEndpoints

Song Ningning1, Huang Jinsun1, Guo Xueyan1, Cheng Dawang2, Zhang Hongmei2, Wang Boren3, Wei Dongpu1, Ma Yibing1,*

1. Institute of Agricultural Resources and Regional Planning，Chinese Academy of Agricultural Sciences，Beijing 100081, China2. Jiaxing Academy of Agricultural Sciences, Jiaxing 314016, China3. Red Soil Research Station, Chinese Academy of Agricultural Sciences, Qiyang 426182, China

22 May 2014accepted12 August 2014

In this paper, field experiments were conducted to study the phytotoxicity of added copper (Cu) to local main crops in three field sites with contrasting soil physicochemical properties. Meanwhile, the phytotoxicity of corresponding soil samples were also measured using laboratory bioassays (barley root elongation, tomato, bok choy and local main crops seedling stage biomass). The results indicated that the phytotoxicity of Cu to field wheat, maize and rice was overestimated by laboratory bioassays of barley root elongation and bok choy biomass but was under estimated by tomato biomass. The similar sensitivity of field rape and bok choy suggested that the bok choy biomass in laboratory testing may be a suitable method to assess the toxicity of Cu to rape yield in field. When laboratory bioassays and field tests were conducted by using same plants, the seedling stage biomass of wheat, maize and rape in the laboratory could be used to estimate the phytotoxicity of Cu to grain yields of wheat at Lingxian, maize at Qiyang and rape at Jiaxing in the field (expressed as Cu toxicity threshold valuesEC10). However, the phytotoxicity of Cu to wheat grain yield in the field at Qiyang was under estimated but rice grain yield at Jiaxing in the field was over estimated by laboratory bioassay, which indicated the differences of the Cu phytotoxicity measured using laboratory and filed bioassay were influenced by the soil types and plant species.

copper; soil contamination; phytotoxicity; assessment endpoint

2014-05-22录用日期：2014-08-12

1673-5897(2014)4-689-10

： X171.5

： A

马义兵(1957—)，男，河北保定人，博士，研究员，主要从事土壤重金属环境风险评价和治理研究。

国际铜业协会资助项目和公益性行业(农业)科研专项项目(200903015)资助

宋宁宁(1984-)，女，山东临邑人，博士，研究方向为土壤环境化学，E-mail: snn05@163.com

*通讯作者(Corresponding author)，E-mail: ybma@caas.ac.cn

10.7524/AJE.1673-5897.20140510002

宋宁宁，黄锦孙，郭雪雁，等. 土壤铜植物毒害的不同评价终点和室内外测定差别研究[J]. 生态毒理学报, 2014, 9(4): 689-699

Song N N, Huang J S, Guo X Y, et al. Differences between laboratory and field tests for phytotoxicity of copper in soils using different assessment endpoints [J]. Asian Journal of Ecotoxicology, 2014, 9(4): 689-699 (in Chinese)