羅洋， 劉方， 朱健， 羅緒強(qiáng)， 楊曉斕， 孫麗

(1.貴州師范學(xué)院地理與資源學(xué)院，貴州 貴陽(yáng) 550018；2.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴州 貴陽(yáng) 550025)

鎘是生物非必需元素，在體內(nèi)蓄積至一定程度后會(huì)導(dǎo)致植物質(zhì)膜破壞和生長(zhǎng)發(fā)育受阻，也會(huì)造成動(dòng)物或人體骨骼和神經(jīng)系統(tǒng)受損等嚴(yán)重后果[1]。近年來(lái)，大量鎘通過(guò)化肥施用、污泥農(nóng)用、污水灌溉、礦產(chǎn)資源開(kāi)采冶煉和工業(yè)及生活“三廢”途徑進(jìn)入土壤，威脅著動(dòng)植物生長(zhǎng)和人類健康。據(jù)2014年國(guó)土資源部發(fā)布的《全國(guó)土壤污染公報(bào)》顯示，中國(guó)土壤鎘的點(diǎn)位超標(biāo)率已達(dá)7%，是污染最廣的重金屬元素[2]。因此，選擇適宜的方法來(lái)修復(fù)鎘污染土壤，是實(shí)現(xiàn)可持續(xù)發(fā)展和生態(tài)文明建設(shè)的必然要求。

螯合劑能與土壤重金屬發(fā)生鍵合/螯合作用，使重金屬?gòu)牟蝗軕B(tài)轉(zhuǎn)變成可溶態(tài)，形成水溶性的金屬-螯合劑絡(luò)合物，從而提高植物對(duì)重金屬的提取效率[3-4]，也常被用于強(qiáng)化Cd污染土壤的植物提取修復(fù)中。傳統(tǒng)的EDTA等螯合劑雖然應(yīng)用較為廣泛，對(duì)Cd有效性的提升效果也較好，但在土壤中生物毒性大、持續(xù)時(shí)間長(zhǎng)、降解能力差，存在潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[5]。天然低相對(duì)分子質(zhì)量有機(jī)酸(LMWOA)作為螯合劑的一類，因?yàn)榫哂薪到庑院谩⒛芘cCd 絡(luò)合形成低毒害的物質(zhì)進(jìn)而提高重金屬生物有效性等優(yōu)勢(shì)[6]。近年來(lái)學(xué)者們嘗試應(yīng)用LMWOA如草酸、檸檬酸、蘋果酸、酒石酸和氨三乙酸等與植物聯(lián)合作用來(lái)修復(fù)Cd污染土壤，表現(xiàn)出了一定的應(yīng)用前景[7]。然而，目前在有機(jī)酸對(duì)植物 Cd 吸收積累方面仍沒(méi)達(dá)成統(tǒng)一認(rèn)識(shí)，主要是因?yàn)槠湫迯?fù)效果受到植物種類、有機(jī)酸種類與濃度、土壤條件和污染元素性質(zhì)等多種因素的影響[8]。

龍葵(SolanumnigrumL.)是中國(guó)發(fā)現(xiàn)的一種鎘超積累植物，具有生物量較大、適應(yīng)性強(qiáng)、生長(zhǎng)迅速等特點(diǎn)，是用于提取土壤中鎘的良好材料[9-10]。為提高其修復(fù)效率，學(xué)者們從添加促生菌、螯合劑、植物生長(zhǎng)調(diào)節(jié)劑和肥料等外源物質(zhì)，并結(jié)合農(nóng)藝調(diào)控措施等方面開(kāi)展了系列工作，取得了一定成果[11-13]。目前，有關(guān)龍葵對(duì)Cd修復(fù)的研究大多采用的是酸性或中性土壤，對(duì)于微堿性和堿性土壤缺乏關(guān)注。石灰土主要發(fā)育在碳酸鹽巖類風(fēng)化物上，大多呈弱堿性，是貴州省的第二大土類，約占全省土壤面積的17.5%[14]。前期研究表明，受碳酸鹽巖風(fēng)化成土過(guò)程中Cd 的相對(duì)富集的影響，石灰土的Cd背景值普遍較高[15]；孫子媛等[16]采用實(shí)地調(diào)查和地球化學(xué)測(cè)試分析等手段，也發(fā)現(xiàn)石灰土剖面Cd和As的超標(biāo)程度最大，存在的潛在危害不容忽視。因此，近年來(lái)對(duì)貴州省石灰土鎘污染問(wèn)題的研究逐漸增多，但目前主要集中在含量特征與污染風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)、吸附解析特性、化學(xué)淋洗效應(yīng)和對(duì)農(nóng)作物的毒性效應(yīng)等方面[17-20]，尚未見(jiàn)到采用有機(jī)酸與超積累植物聯(lián)合施用修復(fù)效果的報(bào)道。本研究以石灰土為供試土壤，采用盆栽試驗(yàn)，結(jié)合植物生長(zhǎng)指標(biāo)和Cd含量指標(biāo)的測(cè)定，探討不同類型和濃度的有機(jī)酸對(duì)龍葵提取修復(fù)Cd的強(qiáng)化效果，以期為貴州省石灰土鎘污染的治理提供參考。

1 材料與方法

1.1 供試材料

供試土壤：采自貴州師范學(xué)院后山，土壤類型為石灰土，自然風(fēng)干挑出雜物后過(guò)2 mm篩。其基本理化性質(zhì)為：pH值為8.38；有機(jī)質(zhì)含量12.35 g·kg-1；堿解氮含量94.08 mg·kg-1；速效磷含量8.22 mg·kg-1；速效鉀含量115.67 mg·kg-1。通過(guò)添加CdCl2溶液的形式，直至配成Cd質(zhì)量濃度為6.86 mg·kg-1的模擬污染土壤，室溫下平衡1個(gè)月分裝到塑料盆中，每盆裝土3.5 kg。

供試植物：龍葵，種子購(gòu)于網(wǎng)上農(nóng)資專賣店。

供試有機(jī)酸：主要為草酸(OA)、檸檬酸(CA)和氨三乙酸(NTA)，所用試劑均為優(yōu)級(jí)純。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2019年6—9月在貴州師范學(xué)院溫室大棚進(jìn)行，共設(shè)計(jì)7組處理，分別為：CK(不加有機(jī)酸)、OA2.5(2.5 mmol·kg-1草酸)、OA5(5 mmol·kg-1草酸)、CA2.5(2.5 mmol·kg-1檸檬酸)、CA5(5 mmol·kg-1檸檬酸)、NTA2.5(2.5 mmol·kg-1氨三乙酸)和NTA5(5 mmol·kg-1氨三乙酸)，每個(gè)處理重復(fù)3次。龍葵種子經(jīng)質(zhì)量分?jǐn)?shù)為75%的酒精浸泡30 s殺菌處理后，用蒸餾水清洗干凈，選取顆粒飽滿的龍葵種子播種于育苗缽中，置于室溫培養(yǎng)，待長(zhǎng)至4片真葉時(shí)，選擇長(zhǎng)勢(shì)良好、大小一致的幼苗移栽于塑料盆中，每盆3株。移栽30 d后，將有機(jī)酸一次性加入土壤。生長(zhǎng)過(guò)程中保持土壤含水量為田間持水量的70%左右，移栽90 d后收獲。將植株挖出，分為地上部和根部，經(jīng)自來(lái)水沖洗、去離子水潤(rùn)洗后用吸水紙擦干，測(cè)定株高和鮮質(zhì)量。于105 ℃殺青30 min，然后在60 ℃條件下于恒溫干燥箱(上海一恒，DHG-9030)中烘干，測(cè)量干質(zhì)量，再用植物粉碎機(jī)(東莞房太，800A)磨碎，裝袋保存，供鎘含量的測(cè)定分析。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法

龍葵采用HNO3-H2O2消解體系(體積比為5∶2)，在微波消解儀(成都奧普樂(lè)，APL)中按如下程序消解：升溫至120 ℃，保持20 min；升溫至160 ℃，保持20 min；升溫190 ℃，保持40 min至液體透明澄清；土壤采用HNO3-HCl-HF-H2O2體系(體積比為3∶1∶1∶1)下，在微波消解儀中按如下程序消解：升溫至120 ℃，保持7 min；升溫至150 ℃，保持9 min；升溫190 ℃，保持25 min至液體透明澄清，然后用火焰原子吸收光譜儀(novAA 350)測(cè)定消解液Cd含量，在樣品處理過(guò)程中，利用標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(土壤為GSS系列，植物為GSV系列)、平行樣、空白對(duì)照等進(jìn)行質(zhì)量控制試驗(yàn)，所用試劑均為優(yōu)級(jí)純。

土壤有效態(tài)Cd采用0.1 mol·L-1HCl浸提，火焰原子吸收光譜儀(novAA 350)測(cè)定；土壤pH采用pH計(jì)(m(水)∶m(土)=2.5∶1)測(cè)定。

富集系數(shù)(BCF)=龍葵Cd含量(μg·g-1)/土壤Cd含量(μg·g-1)；轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)(TF)=龍葵地上部Cd含量(μg·g-1)/龍葵根部Cd含量(μg·g-1) 。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2007 進(jìn)行試驗(yàn)數(shù)據(jù)的處理，所得結(jié)果以平均值加減標(biāo)準(zhǔn)差形式體現(xiàn)，用LSD法在P<0.05水平上進(jìn)行處理間差異性比較，采用SPSS 22.0進(jìn)行相關(guān)分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同有機(jī)酸對(duì)龍葵生長(zhǎng)的影響

由表1可知，龍葵的株高、單株鮮質(zhì)量和干質(zhì)量等生長(zhǎng)指標(biāo)隨著有機(jī)酸類型和濃度的變化而有所不同。添加草酸能促進(jìn)龍葵的生長(zhǎng)，當(dāng)其施用濃度為5 mmol·kg-1時(shí)龍葵的株高、單株鮮質(zhì)量和單株干質(zhì)量都比其余處理大，分別比CK增加了13.82%、29.24%和51.85%，差異均達(dá)顯著水平(P<0.05)。與對(duì)照相比，低濃度(2.5 mmol·kg-1)的檸檬酸對(duì)龍葵的生長(zhǎng)沒(méi)有顯著影響(P>0.05)，當(dāng)其施用濃度提升至5 mmol·kg-1時(shí)，反而使株高顯著降低了18.26%，單株鮮質(zhì)量和單株干質(zhì)量無(wú)明顯變化。氨三乙酸的施用對(duì)龍葵的生長(zhǎng)產(chǎn)生了明顯的毒害作用，并且隨著施用濃度的提高，其抑制效應(yīng)越強(qiáng)。其中NTA5處理組的株高、單株鮮質(zhì)量和單株干質(zhì)量分別比CK顯著降低了17.50%、48.73%和55.56%，也顯著低于草酸和檸檬酸處理組(P<0.05)。

表1 不同有機(jī)酸對(duì)龍葵株高和地上部生物量的影響Table 1 Effects of different organic acids on plant height and aboveground biomass of Solanum nigrum L.

2.2 不同有機(jī)酸對(duì)龍葵富集和轉(zhuǎn)移Cd的影響

經(jīng)過(guò)3個(gè)月的盆栽后，龍葵地上部Cd含量在65.06～84.20 μg·g-1之間，各處理大小順序?yàn)镺A5>OA2.5>NTA5>NTA2.5> CK>CA2.5>CA5(表2)。從中可以看出，檸檬酸的添加會(huì)略微降低龍葵地上部Cd含量，但與對(duì)照相比未達(dá)顯著水平；而草酸和氨三乙酸則能強(qiáng)化龍葵地上部對(duì)Cd的富集，其中OA2.5、NTA2.5、OA5和NTA5處理組的龍葵地上部Cd含量與對(duì)照組相比增幅分別為28.23%、11.85%、28.30%和26.51%，差異均達(dá)顯著水平(P<0.05)。就同一種有機(jī)酸而言，主要表現(xiàn)為低濃度(2.5 mmol·kg-1)促進(jìn)作用弱于高濃度(5 mmol·kg-1)，其中OA2.5和OA5處理組的數(shù)值接近，而NTA2.5和NTA5處理組則有顯著差異。

植物對(duì)Cd的修復(fù)效率主要取決于其地上部Cd積累量[21]，其數(shù)值等于地上部干重和Cd濃度的乘積，不同處理下龍葵地上部的Cd提取量狀況如表2所示。不添加有機(jī)酸(CK)時(shí)，單株龍葵的地上部Cd提取量為18.00 μg·株-1。隨著有機(jī)酸類型和濃度的不同，Cd提取量呈現(xiàn)多種變化趨勢(shì)。添加氨三乙酸后，總提取量分別下降至11.72 μg·株-1(NTA2.5)和10.00 μg·株-1(NTA5)，僅為對(duì)照的0.65和0.56倍，差異達(dá)顯著水平(P<0.05)；添加檸檬酸后，龍葵地上部Cd提取量為19.47 μg·株-1(CA2.5)和17.72μg·株-1(CA5)，與對(duì)照無(wú)明顯區(qū)別；添加草酸后，龍葵地上部對(duì)Cd的總提取量較對(duì)照有明顯提升，增加至27.22 μg·株-1(OA2.5)和34.47 μg·株-1(OA5)，分別是對(duì)照的1.51倍和1.92倍，2個(gè)濃度處理組之間無(wú)顯著差異。

龍葵作為Cd超積累植物，在本試驗(yàn)中富集系數(shù)最小值為9.60(CK)，最大值為12.34(OA5)之間，轉(zhuǎn)移系數(shù)最小值為1.23(CK)，最大值為2.88(NTA5)，表明其體內(nèi)Cd濃度高于土壤中，且以地上部富集為主(表2)。OA2.5、OA5和NTA5 3個(gè)處理之間龍葵對(duì)Cd的富集系數(shù)無(wú)明顯區(qū)別，但都顯著高于NTA2.5處理組。此外，與對(duì)照相比，草酸和氨三乙酸這2種有機(jī)酸施用后都使龍葵地上部Cd富集系數(shù)呈顯著增加趨勢(shì)(P<0.05)，而檸檬酸則沒(méi)有體現(xiàn)出明顯的影響。由表2可知，不同處理?xiàng)l件下龍葵對(duì)Cd的轉(zhuǎn)移系數(shù)大小順序?yàn)镹TA5>OA5>NTA2.5>CA2.5>OA2.5>CA5> CK，添加有機(jī)酸的處理組數(shù)值都高于對(duì)照，除CA5外，與CK相比均有顯著差異(P<0.05)。同一種酸方面，氨三乙酸和草酸處理組的轉(zhuǎn)移系數(shù)均表現(xiàn)為高濃度>低濃度，而檸檬酸則相反。

表2 不同有機(jī)酸對(duì)龍葵富集和轉(zhuǎn)移Cd的影響Table 2 Effects of different organic acids on Cd accumulation and transfer in Solanum nigrum L.

2.3 不同有機(jī)酸對(duì)土壤有效態(tài)Cd的影響

對(duì)土壤中重金屬的有效性進(jìn)行分析，能夠表征重金屬被生物吸收利用或產(chǎn)生毒害的程度[22]，3種有機(jī)酸添加后土壤有效態(tài)Cd含量的變化如圖1所示。OA5處理組的土壤有效態(tài)Cd含量高于其余處理，為2.64 μg·g-1，比CK(2.10 μg·g-1)增加了27.72%，與除OA2.5和NTA5以外的處理相比差異顯著(P<0.05)。 從圖1還可以看出，OA2.5、NTA5、NTA2.5、CA5和 CA2.5處理組與CK相比土壤有效態(tài)Cd含量的變幅分別為13.81%、7.62%、6.19%、-4.76%和-9.52%，差異均未達(dá)顯著水平(P>0.05)，說(shuō)明除了5 mmol·kg-1的草酸外，其余類型和濃度的有機(jī)酸添加并沒(méi)有對(duì)土壤中Cd的有效性產(chǎn)生明顯影響。

注：柱狀圖上小寫字母表示在P<0.05水平上差異顯著。下同。

2.4 不同有機(jī)酸對(duì)土壤pH值的影響

土壤pH值是控制重金屬吸附-解吸和沉淀-溶解平衡的主要因素，能決定重金屬的賦存形式和生物有效性[23]。3種有機(jī)酸的添加對(duì)土壤pH值產(chǎn)生了一定的影響，具體變化情況與有機(jī)酸的類型及其施用濃度有關(guān)(圖2)。龍葵在生長(zhǎng)過(guò)程中根際會(huì)分泌一定量的有機(jī)酸、氨基酸等物質(zhì)，使得盆栽后土壤pH值較原土有所降低。試驗(yàn)后各處理與對(duì)照土壤的pH值相比也呈下降趨勢(shì)。降幅最大的是草酸處理組，其土壤pH值分別比CK顯著下降了0.27(OA2.5)和0.32(OA5)，和其他處理相比也有顯著差異(P<0.05)；其次是氨三乙酸處理組，降幅分別為0.16(NTA2.5)和0.18(NTA2.5)，與對(duì)照及其他有機(jī)酸之間差異顯著(P<0.05)；而檸檬酸處理組的降幅僅為0.02(CA2.5)和0.03(CA2.5)，和對(duì)照相比并無(wú)顯著區(qū)別。同一種酸處理?xiàng)l件下，均表現(xiàn)為高濃度處理(5 mmol·kg-1)的土壤pH值降幅大于低濃度處理(2.5 mmol·kg-1)，但相互之間差異并不明顯(P>0.05)。

圖2 不同有機(jī)酸對(duì)土壤pH值的影響

2.5 土壤pH值、土壤有效態(tài)鎘含量與龍葵鎘含量的相關(guān)性

對(duì)土壤pH值、土壤有效態(tài)Cd含量與龍葵地上部Cd含量間進(jìn)行了相關(guān)性分析(表3)，結(jié)果表明，本研究中土壤pH值與土壤有效態(tài)Cd含量和龍葵地上部Cd含量均呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)，其相關(guān)系數(shù)分別為-0.723和-0.870，說(shuō)明pH值是影響土壤Cd有效性的重要因素。土壤有效態(tài)Cd含量與龍葵地上部Cd含量的相關(guān)系數(shù)為0.572，也達(dá)極顯著相關(guān)關(guān)系(P<0.01)，表明土壤有效態(tài)Cd含量的降低是阻礙龍葵地上部Cd吸收的重要原因。

表3 土壤pH值、土壤有效態(tài)Cd含量與龍葵地上部Cd含量之間相關(guān)性Table 3 Correlation between soil pH, soil available Cd content and aboveground Cd content of Solanum nigrum L

3 結(jié)論與討論

超積累植物是指地上部分的重金屬積累量是普通植物的100倍或以上，要高于一定的臨界值，即Cd含量在100 μg·g-1以上，Co、Cu、Ni、Pb 含量在1 000 μg·g-1以上，Mn、Zn含量在10 000 μg·g-1以上且對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于1的植物[24]。超積累植物的生長(zhǎng)狀況是反應(yīng)植物提取修復(fù)能力的重要指標(biāo)[25]。因此，在利用有機(jī)酸等螯合劑活化土壤中的Cd進(jìn)而強(qiáng)化植物提取修復(fù)的同時(shí)，也要關(guān)注這些外源物質(zhì)添加后對(duì)超積累植生長(zhǎng)的影響。結(jié)果表明，3種低相對(duì)分子質(zhì)量有機(jī)酸對(duì)植物生長(zhǎng)的影響各異。其中促進(jìn)效果最強(qiáng)的是5 mmol·kg-1的草酸，能使龍葵的株高、單株鮮質(zhì)量和單株干質(zhì)量等指標(biāo)與對(duì)照相比均有顯著提高；與之不同的是，兩種濃度下的檸檬酸施用對(duì)龍葵生長(zhǎng)無(wú)明顯影響，而氨三乙酸甚至顯示出了顯著的抑制作用。可能是因?yàn)樵谕粷舛认?，草酸的解離常數(shù)最高，最易解離和釋放H+，導(dǎo)致土壤pH值降幅大于檸檬酸[26]，將其添加到土壤后使呈微堿性的石灰土中的部分養(yǎng)分得到釋放，改善了根際環(huán)境和營(yíng)養(yǎng)狀況。而氨三乙酸雖然也能降低土壤pH值，但其本身對(duì)龍葵可能具有一定毒害效應(yīng)，再與Cd脅迫狀況進(jìn)行疊加，引起龍葵的黃化、萎蔫，甚至是死亡，進(jìn)而造成株高和生物量的降低[27-29]。

利用低相對(duì)分子質(zhì)量有機(jī)酸活化土壤中的重金屬來(lái)提高植物對(duì)重金屬的吸收, 是植物修復(fù)研究的方向之一。但低相對(duì)分子質(zhì)量有機(jī)酸對(duì)土壤中重金屬的活化和植物對(duì)重金屬的吸收隨有機(jī)酸的種類和重金屬元素的類型而異[30-31]。本研究發(fā)現(xiàn)，草酸和氨三乙酸2種有機(jī)酸的添加均顯著提高了龍葵對(duì)Cd的富集能力，使龍葵的地上部Cd含量和富集系數(shù)呈增加趨勢(shì)，而檸檬酸促進(jìn)作用不明顯。原因主要有兩方面，一是在本研究中土壤酸堿性與Cd有效性呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。與檸檬酸相比，草酸和氨三乙酸添加后使土壤pH值的降低幅度更大，不僅可以提高土壤溶液的離子態(tài)Cd的濃度，而且可以促進(jìn)土壤中礦物的解析，使得土壤中的黏粒、氧化物等表面電荷發(fā)生變化，從而減少對(duì)鎘的吸附能力，使得土壤有效態(tài)鎘含量增加，利于植物對(duì)Cd的吸收[32]；二是不同種類的有機(jī)酸所含的功能基團(tuán)和螯合能不同，對(duì)土壤Cd2+解吸的促進(jìn)能力也不相同[33]，具體機(jī)制有待進(jìn)一步研究。遷移系數(shù)是指地上部某元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)與根系某元素質(zhì)量分?jǐn)?shù)之比，是用來(lái)評(píng)價(jià)重金屬元素從根部向地上部遷移能力的指標(biāo)。3種有機(jī)酸添加后均促進(jìn)了Cd從龍葵根部向地上部的遷移，可能是因?yàn)橛袡C(jī)酸提高了Cd的流動(dòng)性，激活了細(xì)胞質(zhì)膜上的ATP酶，引起負(fù)責(zé)重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)的離子通道發(fā)生了變化，從而改變了Cd在龍葵根部和地上部之間的分配[34]。地上部Cd提取量是在疊加了植物生長(zhǎng)狀況及重金屬吸收狀況的綜合反映，能夠評(píng)判強(qiáng)化方法或措施對(duì)修復(fù)效率影響的總體結(jié)果。本研究發(fā)現(xiàn)，氨三乙酸的施用對(duì)龍葵的生長(zhǎng)抑制作用大于其對(duì)Cd吸收的促進(jìn)作用，因此2個(gè)濃度(2.5 mmol·kg-1和5 mmol·kg-1)下，地上部單株提取量和對(duì)照相比均有顯著降低。在一定濃度范圍內(nèi)，施加草酸能實(shí)現(xiàn)石灰土上龍葵生物量提升與Cd含量增加的“雙贏”，促進(jìn)龍葵對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)。

本研究通過(guò)在Cd污染石灰土上添加3種類型和兩個(gè)施用濃度的有機(jī)酸，來(lái)探討其對(duì)龍葵修復(fù)Cd污染土壤的強(qiáng)化效果。綜合植物生長(zhǎng)指標(biāo)和Cd含量指標(biāo)，發(fā)現(xiàn)5 mmol·kg-1的草酸能夠顯著提高龍葵的修復(fù)效率，并從土壤Cd有效性的變化及土壤pH值的變化方面對(duì)其作用機(jī)理進(jìn)行了初步探討。然而，土壤是一個(gè)復(fù)雜的綜合體，土壤養(yǎng)分、土壤物理性質(zhì)、土壤酶活性和土壤微生物狀況均有可能對(duì)植物的生長(zhǎng)及Cd形態(tài)變化產(chǎn)生影響[35-37]，需要進(jìn)行多角度的分析，才能對(duì)作用機(jī)理有更深刻的認(rèn)識(shí)。本研究取得的是室內(nèi)盆栽試驗(yàn)結(jié)論，在野外實(shí)踐中，隨著氣候和地形等自然地理?xiàng)l件的變化，其施用效果如何，有待進(jìn)一步探討。