2016, Vol. 36
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2. 暨南大学环境学院, 广州 510632
2. School of Environment, Jinan University, Guangzhou 510632
水体富营养化造成的蓝藻水华污染日趋严重, 并向水体中释放各类藻毒素, 其中, 微囊藻毒素(Microcystins, MCs)分布最广、毒性最大(Hernández et al., 2009；Gurbuz et al., 2009；Dörr et al., 2010；Xu et al., 2010), 是公认的肝毒素和促癌剂(Dawson et al., 1998；Lee et al., 1998；Wirsing et al., 1998).目前, 我国河流、湖泊、水库内均普遍检出MCs, 含量可高达数百甚至上千μg·L-1(Cook et al., 2004；Zhang et al., 2006).值得注意的是, MCs可通过灌溉、溢流等途径进入农田土壤.前人在蓝藻水华频发的太湖及滇池周边农田土壤中均普遍检出MCs, 含量达数个μg·kg-1(Chen et al., 2012；詹晓静等, 2015).与多环芳烃、多氯联苯等有机污染物不同, MCs水溶性高, 进入土壤后易被农作物吸收积累, 进而影响农作物生长, 并通过食物链威胁人类健康(Li et al., 2014).课题组前期调查发现, 滇池农田蔬菜普遍检出MCs, 以MC-RR检出最多, 其含量达36.4~2352.2 μg·kg-1 (以干重计) (Li et al., 2014).然而, 以往有关MCs环境问题的研究主要集中于其在水环境中的污染特征、毒性效应等方面, 有关土壤中MCs环境问题的研究还较为薄弱, 尤其缺乏其土壤环境行为的研究.
吸附行为是评价污染物在土壤中迁移性、生物有效性及环境行为的重要参数, 对于客观评价污染物的生态和健康风险具有重要意义(张旭等, 2014), 但目前有关MCs土壤吸附行为的研究还鲜见报道(Chen et al., 2006；詹晓静等, 2015).基于此, 本文以典型微囊藻毒素MC-RR为研究对象, 通过吸附批处理实验, 研究其在农田土壤(水稻土、赤红壤和咸田土)中的吸附动力学和热力学特征, 并探讨土壤理化性质对其吸附行为的影响, 以期为MCs生态风险评价及土壤环境污染控制提供基础数据.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 实验材料与仪器 2.1.1 实验材料微囊藻毒素MC-RR (Algal Science Inc., 中国台湾), 分子量为1038.2, 分子式为C49H75N13O12(图 1), 纯度>95%, 溶解度>1 g·L-1, logKOW值为-1.09；甲醇、乙腈均为色谱纯, 购自美国Sigma；Sep-Pak C18固相萃取柱(500 mg/6 mL, Waters, 美国)；其余试剂包括氯化钙、叠氮化钠、盐酸均为分析纯, 购自广州化学试剂厂；实验用水为高纯水.
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| 图 1 MC-RR的化学结构 Fig. 1 Structure of MC-RR |
供试土壤(水稻土、赤红壤、咸田土)均为未受微囊藻毒素污染的表层农田土壤(0~20 cm), 其中, 水稻土、赤红壤采自华南农业大学种植基地, 咸田土采自广州南沙区种植基地.所采土壤经风干、粉碎、过60目筛后于4 ℃保存备用.土壤理化性质根据文献(鲁如坤, 2000)方法进行测定, 结果列于表 1.
| 表 1 供试农田土壤理化性质 Table 1 Physicochemical properties of the tested agricultural soils |
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API 4000Q-TRAP串联四极杆线性离子阱质谱仪配电喷雾离子源(ESI)(Applied Biosystems, 美国)；1100液相色谱系统(Agilent, 美国)；VERTEX70傅里叶转换红外光谱仪(Bruker, 德国)；高速冷冻离心机(HC-3081R, 中国)；固相萃取装置(VisiprepTM-DL, 美国)；数控恒温水浴氮吹仪(KL512J, 中国).
2.2 实验方法 2.2.1 吸附实验根据OECD guideline 106进行批平衡吸附实验(OECD, 2000), 研究MC-RR在土壤中的吸附动力学和热力学特征.称取供试土样2.000 g置于50 mL的聚丙烯离心管中, 加入10 mL一定浓度的MC-RR溶液, 溶液含0.01 mol·L-1的CaCl3(平衡溶液离子浓度)和0.01 mol·L-1的NaN3(抑制微生物), 进行恒温((25±1) ℃)振荡(200 r·min-1), 以8000 r·min-1离心10 min, 取上清液, 测定其MC-RR浓度.研究吸附动力学特征时, MC-RR初始浓度设定为400 μg·L-1, 温度为25 ℃, 分别于0.5、1、4、6、8、12、16、24 h采样, 测定其上清液中MC-RR浓度, 并根据吸附前后上清液MC-RR浓度差计算土壤MC-RR吸附量.研究热力学特征时, MC-RR初始浓度分别为10、25、50、200、400 μg·L-1, 振荡时间为24 h (根据动力学研究, 该振荡时间可达到土壤对MC-RR的吸附平衡), 分别研究不同温度条件下(15、25、35 ℃)供试土壤对MC-RR的吸附等温线.以上各浓度处理均设置3个平行.
2.2.2 MC-RR的测定方法取上清液过C18固相萃取小柱富集(控制流速为1 mL·min-1), 用10 mL高纯水洗脱小柱, 弃去洗脱液, 真空干燥后, 用5 mL酸化甲醇再次洗脱小柱后, 收集洗脱液, 以氮气浓缩至近干, 用色谱纯甲醇定容为1 mL, 过0.22 μm滤膜, 于4 ℃下保存备测.采用API 4000Q-TRAP串联四极杆线性离子阱质谱仪测定MC-RR浓度, 测定过程中用Agilent Eclipse Plus C18柱(150 mm×2.1 mm, 5 μm)进行色谱分离, 进样量为5 μL.质谱分析采用正离子扫描, 多离子反应检测(MRM)模式.上述条件下, MC-RR的保留时间为5.22 min.为控制实验质量, 每测定6个样品间隔设置空白样、样品平行样、样品加标样, 空白样中均未检出MC-RR, 平行样标准偏差低于10%, 样品加标回收率为85%~90%.实验过程中MC-RR的检出限量(LOQ)为0.25 μg·L-1, 质量平衡率为90%~95%, 吸附率为30%~99%.
2.2.3 傅立叶转换红外光谱分析采用KBr压片技术制片(土样与KBr的质量比为1.5:300), 设定扫描波数范围为400~4000 cm-1, 扫描分辨率为4 cm-1, 进行傅立叶转换红外光谱扫描.
2.3 数据分析分别采用Excel2007进行数据统计, Origin8.0进行图形绘制和数据拟合, SPSS16.0进行相关性分析.
3 结果与讨论(Results and discussion) 3.1 吸附动力学研究3种供试土壤对MC-RR (400 μg·L-1, 25 ℃)的吸附在4 h内达到平衡, 其吸附过程均满足拟二级动力学方程(式(1))(R2>0.994).
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(1) |
式中, t为反应时间(h), qt为t时刻吸附量(μg·g-1), qe为平衡吸附量(μg·g-1), k2为二级动力学吸附速率常数(min·μg·g-1).根据拟二级动力学方程拟合结果, 由图 2a可知, 3种土壤对MC-RR吸附平衡量大小顺序为：咸田土(1.15 μg·g-1)>赤红壤(0.99 μg·g-1)>水稻土(0.66 μg·g-1).
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| 图 2 MC-RR在3种土壤中的吸附动力学特征(a.土壤吸附量随时间的变化曲线b.颗粒内扩散方程拟合曲线c.Boyd方程拟合曲线) Fig. 2 Sorption kinetics of MC-RR in the agricultral soils (a. sorption amounts with time b. the fitting curves based on the intraparticle diffusion model c. the fitting curves based on the Boyd model) |
为进一步研究MC-RR在3种土壤中的吸附动力学机理, 分别采用颗粒内扩散方程(式(2))及Boyd方程(式(3))进行拟合分析.
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(2) |
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(3) |
式中, kp为颗粒内扩散速率常数(μg·g-1·h-1/2), C为常数(μg·g-1), Bt为qt/qe(文中该比值均大于0.85)的函数；若式(2)拟合方程为线性且过原点, 则颗粒内扩散过程是吸附的唯一速率控制过程, 若不过原点, 则吸附涉及颗粒内扩散过程但该过程并非唯一控速过程(Lian et al., 2014)；若式(3)拟合方程为线性且过原点, 则颗粒扩散过程是吸附的主要控速过程, 若不过原点, 则液膜扩散过程是吸附的主要控速过程(Lizethly et al., 2013).拟合结果显示, MC-RR在3种土壤中的颗粒内扩散方程和Boyd方程的拟合曲线均呈线性且不过原点(图 2b, 2c), 表明MC-RR的吸附过程同时涉及颗粒内扩散和液膜扩散过程, 且后者为主要控速过程.
3.2 吸附热力学研究不同温度下(15、25、35 ℃)3种土壤对MC-RR的吸附等温线(图 3)均满足Langmuir方程(式(4))(R2>0.827), 表明MC-RR在3种土壤中的吸附过程可能为单分子层吸附(Shao et al., 2014).
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(4) |
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| 图 3 MC-RR在3种土壤中Langmuir方程拟合等温线(a.15 ℃, b.25 ℃, c.35 ℃) Fig. 3 Langmuir sorption isotherm of MC-RR in the soils under different temperature (a.15 ℃, b.25 ℃, c.35 ℃) |
式中, Ce为溶液中MC-RR的吸附平衡浓度(mg·L-1), qm为最大吸附量(mg·g-1), KL为表面吸附强度系数(L·mg-1).在Ce较低时, 可用最大吸附量与吸附强度系数之积(KL·qm, μL·g-1)评价土壤对MC-RR的吸附性能, 该值越大, 越有利于MC-RR吸附(Wu et al., 2011).对水稻土而言, 其吸附MC-RR的KL·qm值随温度升高而减小, 而对于赤红壤和咸田土而言, 其KL·qm值随温度升高而增大, 指示温度降低有利于MC-RR在水稻土中的吸附, 而温度升高有利于MC-RR在赤红壤和咸田土中的吸附.根据Langmuir拟合方程并由式(5)、(6)、(7)计算吉布斯自由能变(Δ G)、焓变(Δ H)及熵变(Δ S).
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(5) |
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(6) |
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(7) |
式中, R为摩尔气体常数(8.314 J·mol-1·k-1), T为绝对温度(K).计算结果如表 2所示, 不同温度下3种土壤吸附MC-RR的ΔG值均小于零, 且ΔS均大于零, 指示MC-RR在3种土壤中的吸附均为熵增的自发过程(Lei et al., 2013).不同的是, 水稻土吸附MC-RR的ΔH值小于零, 而赤红壤和咸田土吸附MC-RR的ΔH值大于零, 表明MC-RR在水稻土中的吸附过程为放热反应, 而在赤红壤和咸田土中的吸附过程为吸热反应(Wu et al., 2011), 这就解释了水稻土对MC-RR的吸附能力随温度增加而降低, 而赤红壤和咸田土对MC-RR的吸附能力随温度增加而升高.同时, 由于水稻土吸附MC-RR的ΔH绝对值小于40.00 kJ·mol-1, 而赤红壤和咸田土吸附MC-RR的ΔH绝对值大于40.00 kJ·mol-1, 表明MC-RR在水稻土中的吸附为氢键作用力介导的物理吸附过程, 而MC-RR在赤红壤和咸田土中的吸附为官能团相互作用介导的化学吸附过程(DiVincenzo et al., 2001).
| 表 2 三种土壤中MC-RR的吸附热力学参数 Table 2 Sorption thermodynamic parameters of MC-RR in three agricultural soils |
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为进一步查明吸附过程中土壤表面官能团与MC-RR的相互作用, 研究了3种土壤吸附MC-RR (400 μg·L-1, 25 ℃)的红外光谱图(图 4), 结果表明, 吸附MC-RR后, 赤红壤红外光谱图中烷烃类化合物-CH3不对称伸缩振动峰(2976 cm-1)和CH2对称伸缩振动峰(2880 cm-1)显著增强, 而咸田土红外光谱图中-CH3不对称伸缩振动峰(2976 cm-1)与-NO2不对称伸缩振动峰(1530 cm-1)显著减弱, 表明吸附过程中MC-RR可能与赤红壤和咸田土中的烷烃类化合物及硝基化合物发生反应, 形成化学吸附(张超群等, 2007).与此不同的是, 吸附MC-RR后, 水稻土红外光谱图无明显变化, 这进一步说明水稻土对MC-RR的吸附主要为物理吸附.
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| 图 4 三种土壤吸附MC-RR的傅立叶变换红外光谱(a.水稻土, b.赤红壤, c.咸田土) Fig. 4 The FTIR spectra of the three agricultural soils with and without MC-RR (a. paddy soil, b. latosolic red soil, c.salted paddy soil) |
土壤有机碳分配系数(Koc)是评价土壤吸附污染物的重要参数(王雄科等, 2015), 其值可由式(8)计算, 该值越大, 表明土壤对污染物的吸附能力越强.
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(8) |
式中, Koc为土壤有机碳分配系数(mL·g-1), [OM]为有机质含量(g·g-1), 1.724为土壤有机碳与其有机质的转换系数, 1000为体积单位转换系数.
不同温度条件下, 赤红壤和咸田土吸附MC-RR的Koc值均大于水稻土的Koc值.其中, 水稻土、赤红壤咸田土在15 ℃时其吸附MC-RR的Koc值分别为325~611、14034~57580、5768~202641 mL·g-1；在25 ℃时, 其吸附MC-RR的Koc值分别为266~448、8160~113828、13343~174327 mL·g-1；在35 ℃时, 其吸附MC-RR的Koc值分别为629~933、26274~286837、8806~474618 mL·g-1.由于目前缺乏MCs的评价标准, 本文依据《化学农药环境安全评价试验准则》(GB31270.4-2014)方法评价MC-RR在农田土壤中吸附能力.该准则按Koc值(mL·g-1)的大小将污染物吸附性能分为5个等级, 即易吸附型(Koc>20000), 较易吸附型(5000 < Koc≤20000), 中等吸附型(1000 < Koc≤5000), 较难吸附型(200 < Koc≤1000)和难吸附型(Koc≤200).可见, MC-RR在赤红壤和咸田土中为易吸附型污染物, 在水稻土中为难吸附型污染物.
3.4 土壤理化性质对MC-RR吸附的影响相关性分析显示, 不同温度(15、25、35 ℃)条件下, 3种土壤吸附MC-RR的KL·qm值和Koc值(以10、50、200 μg·L-1为例)总体与土壤粘粒含量呈显著正相关关系, 而与土壤有机质含量呈显著负相关关系(表 3、4), 即土壤粘粒含量越高, 有机质含量越低, 对MC-RR的吸附能力越强.粘粒矿物表面积较大, 其含量越高, 吸附活性位点越多, 从而有利于土壤吸附MC-RR (Chen et al., 2006), 因此, 土壤粘粒含量与其吸附MC-RR能力呈正相关.对于有机质而言, 由于MC-RR溶解度较高(1 g·L-1), 而辛醇水分配系数较低(logKOW=-1.09), 土壤有机质较高不利于其吸附.同时, Wu等(2011)研究发现, 当土壤或沉积物有机质含量小于8.0%时, 其与MC-RR发生竞争吸附, 从而抑制MC-RR的吸附, 且有机质含量越高抑制作用越强；而当土壤或沉积物含量大于8.0%时, 其与MC-RR发生共吸附, 有机质含量越高, MC-RR的吸附越强.本文供试土壤有机质含量(1.2%~5.2%)均小于8.0%, MC-RR可与土壤有机质发生竞争吸附, 其吸附能力随有机质增多而减弱.因此，土壤有机质含量与其吸附MC-RR的能力呈负相关.
| 表 3 KL·qm与供试土壤理化性质的相关性 Table 3 Correlations between KL·qm and soil physicochemical properties |
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| 表 4 Koc与供试土壤理化性质的相关性 Table 4 Correlations between Kocand soil physicochemical properties |
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1) 3种农田土壤对MC-RR的吸附均在4 h内达到平衡, 吸附动力学均符合拟二级动力学方程, 液膜扩散是主要控速过程.
2) 水稻土吸附MC-RR主要为自发放热的物理吸附过程, 温度升高不利于其吸附；赤红壤和咸田土吸附MC-RR主要为自发吸热的化学吸附过程, 温度升高有利于其吸附.
3) 土壤理化性质显著影响其对MC-RR的吸附能力, 粘粒矿物含量越高, 有机质含量越低, MC-RR吸附能力越强.因此, MC-RR在有机质含量较高的水稻土中难吸附, 而在有机质含量较低的赤红壤和粘粒含量较高的咸田土中易吸附.
| [${referVo.labelOrder}] | Cook C M, Vardaka E, Lanaras T. 2004. Toxic cyanobacteria in Greek freshwaters, 1987-2000: Occurrence, toxicity, and impacts in the Mediterranean region[J]. Acta Hydrochimica et Hydrobiologica, 32(2) : 107–124. DOI:10.1002/(ISSN)1521-401X |
| [${referVo.labelOrder}] | Chen W, Jia Y L, Li E H, et al. 2012. Soil-based treatments of mechanically collected cyanobacterial blooms from Lake Taihu: Efficiencies and potential risks[J]. Environmental Science and Technology, 46 : 13370–13376. DOI:10.1021/es3027902 |
| [${referVo.labelOrder}] | Chen W, Song L R, Gan N Q, et al. 2006. Sorption, degradation and mobility of microcystins in Chinese agriculture soils: Risk assessment for groundwater protection[J]. Environmental Pollution, 144(3) : 752–758. DOI:10.1016/j.envpol.2006.02.023 |
| [${referVo.labelOrder}] | Dörr F A, Pinto E, Soares R M, et al. 2010. Microcystins in South American aquatic ecosystems: Occurrence, toxicity and toxicological assays[J]. Toxicon, 56(7) : 1247–1256. DOI:10.1016/j.toxicon.2010.03.018 |
| [${referVo.labelOrder}] | DiVincenzo J, Sparks D L. 2001. Sorption of the neutral and charged forms of penthachlorophenol on soil: evidence for different mechanisms[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 40 : 445–450. DOI:10.1007/s002440010196 |
| [${referVo.labelOrder}] | Dawson R M. 1998. The toxicology of microcystins[J]. Toxicon, 36(4) : 953–962. |
| [${referVo.labelOrder}] | Gurbuz F, Metcalf J S, Karahan A G, et al. 2009. Analysis of dissolved microcystins in surface water samples from Kovada Lake, Turkey[J]. Science of the Total Environment, 407(13) : 4038–4046. DOI:10.1016/j.scitotenv.2009.02.039 |
| [${referVo.labelOrder}] | 国家农业部农药检定所.2014.GB/T 31270.4-2014化学农药环境安全评价试验准则:第4部分:土壤吸附/解吸试验[S].北京:国家质量监督检验检疫总局 |
| [${referVo.labelOrder}] | Hernández J M, López-Rodas V, Costas E, et al. 2009. Microcystins from tap water could be a risk factor for liver and colorectal cancer: A risk intensified by global change[J]. Medical Hypotheses, 72(5) : 539–540. DOI:10.1016/j.mehy.2008.11.041 |
| [${referVo.labelOrder}] | Lei C, Hu Y Y, He M Z. 2013. Adsorption characteristics of triclosan from aqueous solution onto cetylpyridinium bromide (CPB) modified zeolites[J]. Chemical Engineering Journal, 219 : 361–370. DOI:10.1016/j.cej.2012.12.099 |
| [${referVo.labelOrder}] | Lizethly C J, Jorge R B, Joselyn P R, et al. 2013. Sorption kinetics of diuron on volcanic ash derived soils[J]. Journal of Hazardous Materials, 261 : 602–613. DOI:10.1016/j.jhazmat.2013.07.073 |
| [${referVo.labelOrder}] | Lian L L, Cao X L, Wu Y Q, et al. 2014. A green synthesis of magnetic bentonite material and its application for removal of microcystin-LR in water[J]. Applied Surface Science, 289 : 245–151. DOI:10.1016/j.apsusc.2013.10.144 |
| [${referVo.labelOrder}] | 鲁如坤. 2000. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社 . |
| [${referVo.labelOrder}] | Lee T, Chen Y, Chou H, et al. 1998. First report of microcystins in Taiwan[J]. Toxicon, 36(2) : 247–255. DOI:10.1016/S0041-0101(97)00128-1 |
| [${referVo.labelOrder}] | Li Y W, Zhan X J, Xiang L, et al. 2014. Analysis of trace microcystins in vegetables using solid-phase extraction followed by high performance liquid chromatography triple-quadrupole mass spectrometry[J]. Agricultural and Food Chemisty, 62 : 11831–11839. DOI:10.1021/jf5033075 |
| [${referVo.labelOrder}] | OECD. 2000. OECD Guidelines for Testing of Chemicals, Test Guideline 106: Adsorption/Desorption Using a Batch Equilibrium Method[M]. Paris: Revised Draft Document OECD : 1–45. |
| [${referVo.labelOrder}] | Shao J H, Gu J D, Peng L, et al. 2014. Modification of cyanobacterial bloom-derived biomass using potassium permanganate enhanced the removal of microcystins and adsorption capacity toward cadmium (Ⅱ)[J]. Journal of Hazardous Materials, 272 : 83–88. DOI:10.1016/j.jhazmat.2014.03.013 |
| [${referVo.labelOrder}] | Song L R, Chen W, Peng L, et al. 2007. Distribution and bioaccumulation of microcystins in water columns: A systematic investigation into the environmental fate and the risks associated with microcystins in Meiliang Bay, Lake Taihu[J]. Water Research, 41(13) : 2853–2864. DOI:10.1016/j.watres.2007.02.013 |
| [${referVo.labelOrder}] | Wirsing B, Hoffmann L. 1998. First report on the identification of microcystin in a water bloom collected in Belglum[J]. Systematic & Applied Microbiology, 21(1) : 23–27. |
| [${referVo.labelOrder}] | 王雄科, 向垒, 郑美洁, 等. 2015. 季胺盐化合物在水稻土中的吸附与淋溶行为[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(6) : 1115–1120. |
| [${referVo.labelOrder}] | Wu X Q, Xiao B D, Li R H, et al. 2011. Mechanisms and factors affecting sorption of microcystins onto natural sediments[J]. Environmental Science and Technology, 45 : 2641–2647. DOI:10.1021/es103729m |
| [${referVo.labelOrder}] | Xu C, Chen J A, Huang Y J, et al. 2010. Identification of microcystins contamination in surface water samples from the Three Gorges Reservoir, China[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 180(1/4) : 77–86. |
| [${referVo.labelOrder}] | 张超群, 姜秀民, 黄庠永, 等. 2007. 煤焦吸附NO特性与红外光谱分析[J]. 化工学报, 2007, 58(3) : 581–586. |
| [${referVo.labelOrder}] | 张旭, 向垒, 莫测辉, 等. 2014. 喹诺酮类抗生素在土壤中的迁移行为及影响因素研究[J]. 农业环境科学学报, 2014, 33(7) : 1345–1350. |
| [${referVo.labelOrder}] | Zhang X, Xie P, Hao L, et al. 2006. Effects of the phytoplanktivorous silver carp (Hypophthalmichthys molitrixon) on plankton and the hepatotoxic microcystins in an enclosure experiment in a eutrophic lake, Lake Shichahai in Beijing[J]. Aquaculture, 257(1/4) : 173–186. |
| [${referVo.labelOrder}] | 詹晓静, 向垒, 邓哲深, 等. 2015. 农田土壤中微囊藻毒素污染特征及风险评价[J]. 中国环境科学, 2015, 35(7) : 2129–2136. |