莊靜靜　王曉冰　郭暉

摘要：? 該研究采用盆栽試驗(yàn)法，選取石菖蒲、水生鳶尾、美人蕉、花葉蘆竹為試驗(yàn)材料，將石菖蒲、水生鳶尾、美人蕉與花葉蘆竹混種，用花葉蘆竹單種作為對照，研究了混種對花葉蘆竹生物量、根冠比以及鉛積累量的影響。結(jié)果表明：（1）在不同濃度鉛污染處理下，與花葉蘆竹單種相比，混種模式增加了花葉蘆竹的根冠比，且隨著鉛污染濃度的增加，表現(xiàn)出先上升后下降的趨勢。（2）在單種和混種模式下花葉蘆竹體內(nèi)和土壤內(nèi)的鉛含量均表現(xiàn)出明顯的濃度積聚效應(yīng);在混種模式下植物體內(nèi)和土壤內(nèi)的鉛含量明顯低于單種模式，且與單種模式之間的差異性顯著（P<0.05）。（3）在高濃度鉛污染處理下，單種和混種模式的花葉蘆竹鉛轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，而富集系數(shù)則表現(xiàn)為在低濃度和高濃度鉛污染處理下均大于1;在美人蕉+花葉蘆竹的混種模式中，花葉蘆竹的地上部分和地下部分的鉛富集系數(shù)達(dá)到最大。因此，我們認(rèn)為美人蕉+花葉蘆竹混種模式，顯著提高了花葉蘆竹的生物量和根冠比，并對鉛污染土壤的凈化效果最佳。

關(guān)鍵詞： 重金屬污染， 植物修復(fù)， 轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)， 富集系數(shù)， 種植模式

中圖分類號：? Q945.78文獻(xiàn)標(biāo)識碼：? A

文章編號：? 1000-3142（2020）02-0151-08

Abstract：? We studied the effects of mixed planting pattern on the biomass， root-shoot ratio and lead accumulation of Arundo donax， through potting experiment in outdoor， by selecting Acorus tatarinowii， Iris tectorum， Canna indica and Arundo donax as experimental materials. The mixed patterns were formed by Acorus tatarinowii + Arundo donax， Iris tectorum + Arundo donax， Canna indica + Arundo donax， and Arundo donax was taken as control. The results were as follows： （1） Compared with the single pattern， mixed planting patterns with three aquatic plants? improved the root-shoot ratio of A. donax under the different concentrations of lead pollution. With the increase of lead pollution concentration， the root-shoot ratio showed an upward and then downward trend. （2） The lead content in the body and the soil of A. donax showed obvious concentration accumulation effect in the single and mixed planting patterns. The lead content in plants and soil in mixed plan-ting patterns was significantly lower than that in the single planting pattern， and the differences were significant between single and mixed planting patterns （P<0.05）. （3） Under the treatment of high concentration lead pollution， the translocation factor of A. donax was greater than 1 in the single and mixed planting patterns. However， the bioconcentration factor was greater than 1 in the low and high concentrations of lead pollution treatments. In the Canna indica + Arundo donax pattern， the lead bioconcentration factor of Arundo donax was the largest in both above-ground and below-ground parts. Therefore， we believed that Canna indica + Arundo donax pattern significantly increased the biomass and root-shoot ratio of Arundo donax， and had the best purification ability to lead contaminated soil.

Key words： heavy metal pollution， phytoremediation， translocation factor， bioconcentration factor， planting pattern

隨著人口的增加，城鎮(zhèn)化、工業(yè)化速度的加快，生活垃圾的不恰當(dāng)處置、化肥和農(nóng)藥的大量使用以及化工、醫(yī)藥、制造、開采業(yè)的發(fā)展，使大量有毒重金屬污染物進(jìn)入土壤（周衛(wèi)紅等，2017）。然而大多數(shù)重金屬污染物不易被微生物降解，使其在土壤中的移動性差，滯留時(shí)間長，造成土壤污染嚴(yán)重（姜瑢等，2015）。因此，它是對環(huán)境和人體健康最具有威脅的污染物（姚榮江等，2017）。鉛是重金屬污染中最嚴(yán)重的元素之一，被認(rèn)為是可能的人類致癌物質(zhì)（郭曉宏等，2016）。植物修復(fù)（phytoremediation）是一種新興的綠色生物技術(shù)，它主要被用于重金屬污染物的修復(fù)（成杰民和俞協(xié)治，2006），它不僅高效低耗、不易造成二次污染，而且易被公眾接受等優(yōu)點(diǎn)而大受關(guān)注。與非觀賞性植物相比，觀賞植物經(jīng)濟(jì)效益十分明顯，觀賞性植物在經(jīng)過一段時(shí)間的生長后，將整株植物除去，重金屬主要積累于植物的根部，不會留在土壤中造成二次污染，也不會進(jìn)入危害人類健康的食物鏈（燕傲蕾等，2010）。

目前，我國已有研究表明，大多數(shù)花卉植物如夏日贊歌景天（Sedum spurium‘Summer Glory）、孔雀草（Tagetes patula）、大麗花（Dahlia pinnata）、羽葉蔦蘿（Quamoclit pennata）、瓜葉菊（Pericallis hybrida）、美女櫻（Verbena hybrida）（崔爽等，2014a， b）、美人蕉（Canna indica）（吳桐等，2012）等對鉛有較強(qiáng)的耐性和積累性。但多數(shù)研究的內(nèi)容較單一，主要側(cè)重于超富集植物的選擇，少有涉及不同花卉植物混種對其在鉛污染土壤中生長狀況的研究。本研究在前期研究中也發(fā)現(xiàn)，花葉蘆竹（Arundo donax）在鉛污染處理中植物的生長狀況較好，且對鉛能夠較好吸收，凈化土壤的效果也是最佳（郭暉和莊靜靜，2019）。為此，本研究將花葉蘆竹分別與另外3種觀賞植物石菖蒲（Acorus tatarinowii）、水生鳶尾（Iris tectorum）和美人蕉（Canna indica）進(jìn)行混種，研究混種模式對鉛污染土壤修復(fù)的影響，以期篩選出可提高花葉蘆竹修復(fù)效率的最佳種植方式，為鉛污染土壤的生態(tài)修復(fù)提供參考和理論依據(jù)。

1材料與方法

1.1 供試材料和試劑

選取長勢基本一致的花葉蘆竹、石菖蒲、水生鳶尾和美人蕉，均采購于新鄉(xiāng)市花卉市場。供試污泥采自新鄉(xiāng)學(xué)院校區(qū)內(nèi)的池塘，取回底泥后將其混勻、風(fēng)干，用作盆栽底泥。培養(yǎng)水取自新鄉(xiāng)學(xué)院自來水，重金屬添加以固體硝酸鉛顆粒 [Pb（NO3）2]的形式加入，硝酸鉛顆粒為分析純試劑。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

2018年6月，將供試土壤剔除雜物后自然風(fēng)干，裝至50 cm × 35 cm（直徑 × 高）的培養(yǎng)盆內(nèi)，每盆裝土50 kg，厚度約10 cm。選擇長勢健壯和高度基本一致的幼苗移植盆內(nèi)進(jìn)行培養(yǎng)。選取標(biāo)準(zhǔn)如下：花葉蘆竹苗高10 cm左右;石菖蒲和水生鳶尾均有4片真葉展開，苗高5 cm左右;美人蕉為塊莖，露1 ～ 2個(gè)芽。污泥處理設(shè)3個(gè)水平，分別為未添加Pb（NO3）2（Tck）、低濃度（200 mg·kg-1，Tz）和高濃度（500 mg·kg-1，Tg）鉛污染。共設(shè)置4個(gè)處理：花葉蘆竹單種、石菖蒲+花葉蘆竹混種、水生鳶尾+花葉蘆竹混種、美人蕉+花葉蘆竹混種。2018年7月開始試驗(yàn)，2018年8月結(jié)束。歷經(jīng)45 d，試驗(yàn)過程中蒸發(fā)的水用自來水補(bǔ)充。

1.3 測定指標(biāo)和方法

2018年8月，將幼苗取出，沖洗干凈。用直尺測量和計(jì)算植物的高度和根系的平均長度。植物生物量測定采用烘干法（鄒曉君等，2018），將測量完長度的植株根、莖葉分開，測量其鮮重，隨后在80 ℃的烘箱中烘烤24 h至恒重，并測量其干重。鉛含量測定采用酸硝解法（劉強(qiáng)等，2017），使用TAS-990火焰原子化法原子吸收光譜儀（北京普析通用儀器有限責(zé)任公司，中國）進(jìn)行測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理

植物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（translocation factor，TF）=植物地上部重金屬含量/根部該元素含量（楊姝等，2018）。植物富集系數(shù)（bioconcentration factor，BCF）=植物地上部（或根）重金屬含量/土壤中該元素含量（楊姝等，2018）。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析

所有數(shù)據(jù)采用Excel 2013軟件進(jìn)行處理，使用SPSS 13.0軟件進(jìn)行方差分析，各組間兩兩比較采用LSD法，圖形用Origin 8.0進(jìn)行繪制。

2結(jié)果與分析

2.1 混種對花葉蘆竹根冠比的影響

2018年8月26日，收獲水生植物并計(jì)算其生物量及根冠比（表1）。由表1可知，在不同濃度鉛污染下，花葉蘆竹的地上部分和地下部分鮮重均表現(xiàn)為先上升后下降的趨勢，這表明在不同濃度的鉛污染處理中，適宜的鉛污染濃度有助于花葉蘆竹的生長。在對照組中，花葉蘆竹單種的地上部分和地下部分的鮮重和干重與2種植物混種模式之間差異性顯著（P<0.05），說明其他植物與花葉蘆竹的混種，對花葉蘆竹的生長會產(chǎn)生一定的影響作用。在對照組中，美人蕉+花葉蘆竹的根冠比最大，值為0.58，與石菖蒲+花葉蘆竹、水生鳶尾+花葉蘆竹兩種混種模式之間存在明顯差異（P<0.05）。與對照組相比，在低濃度鉛污染處理下，花葉蘆竹單種與其他植物的混種模式中，花葉蘆竹的地上部分和地下部分鮮重和干重均顯著高于對照組。差異性分析表明，單種模式與混種模式的花葉蘆竹地上部分和地下部分鮮重和干重之間存在差異顯著（P<0.05），但單種與不同混種模式之間的差異性并不相同。

在低濃度鉛污染處理下，混種模式中的美人蕉+花葉蘆竹混種與單種模式中花葉蘆竹的地上部分鮮重之間差異不顯著（P>0.05），而石菖蒲+花葉蘆竹混種模式與花葉蘆竹單種模式的地上部分干重之間差異性不顯著（P>0.05）。通過對比在低濃度鉛污染下，單種和混種模式下花葉蘆竹的根冠比發(fā)現(xiàn)，單種模式與混種模式之間差異性顯著（P<0.05），而混種模式中，石菖蒲+花葉蘆竹和水生鳶尾+花葉蘆竹混種模式之間差異性不顯著（P>0.05）。與低濃度鉛污染相比，在高濃度鉛污染處理下，單種和混種模式中的花葉蘆竹地上部分和地下部分鮮重和干重都要明顯低于前者。在高濃度鉛污染處理下，單種模式與混種模式之間的地上部分鮮重和干重之間差異性顯著（P<0.05）。在混種模式下，不同植物混種模式之間的差異性顯著（P<0.05），這表明石菖蒲、水生鳶尾和美人蕉與花葉蘆竹混種時(shí)，由于3種植物的不同特性，對花葉蘆竹的地上生物量的影響作用不一樣。根冠比的分析結(jié)果也表明，在不同濃度鉛污染下，單種模式的根冠比要小于混種模式，且它們之間差異性顯著（P<0.05）。

2.2 混種對花葉蘆竹體內(nèi)鉛含量的影響

對不同濃度鉛污染處理下，4種種植模式的花葉蘆竹地上部和地下部鉛含量進(jìn)行分析（圖1），圖1結(jié)果表明，4種種植模式中的花葉蘆竹地上部分和地下部分鉛含量均隨著土壤鉛含量的增加而增加，表現(xiàn)出明顯的濃度效應(yīng)。在對照組中，花葉蘆竹的地下部分鉛含量之間差異不顯著（P>0.05），而地上部分鉛含量的花葉蘆竹單種與美人蕉+花葉蘆竹混種之間差異性顯著（P<0.05）。在低濃度鉛污染處理下，4種種植模式中美人蕉+花葉蘆竹混種的地下部分鉛含量最高，其值為4.88 μg·mg-1，且其與其他種植模式的地下部分鉛含量之間差異性顯著（P<0.05）;在低濃度鉛污染處理中，石菖蒲+花葉蘆竹混種的地上部分鉛含量最低，其值為2.45 μg·mg-1，但其與花葉蘆竹單種和水生鳶尾+花葉蘆竹混種之間差異性不顯著（P>0.05），而與美人蕉+花葉蘆竹之間差異性顯著（P<0.05）。在高濃度鉛污染處理下，4種種植模式的花葉蘆竹地上部分鉛含量高于地下部分，這表明，在鉛污染濃度較高時(shí)，根系不能再吸收鉛時(shí)，便轉(zhuǎn)移到地上部分;在4種種植模式中，美人蕉+花葉蘆竹混種的地上和地下部分鉛含量均與其他3種種植模式之間差異性顯著（P<0.05）。

2.3 混種對土壤中鉛含量的影響

通過對不同濃度鉛污染處理下4種種植模式的土壤中鉛含量進(jìn)行測定，可反映不同種植模式對土壤中鉛污染的凈化能力（圖2）。從圖2可以看出，在不同濃度鉛污染處理下，4種種植模式的土壤鉛含量都呈現(xiàn)出隨著鉛污染處理濃度的增加，土壤中的鉛含量也逐漸增加。在對照組中，單種和混種模式之間的差異顯著（P<0.05），當(dāng)花葉蘆竹單種時(shí)，土壤中的鉛含量最高，而美人蕉+花葉蘆竹混種模式中的土壤鉛含量差值為0.16 μg·mg-1。在低濃度鉛污染處理下，變化特征與對照組相同，花葉蘆竹單種模式的土壤鉛含量要高于2種植物的混種模式，且它們之間的差異性顯著（P<0.05）;2種植物（石菖蒲+花葉蘆竹、水生鳶尾+花葉蘆竹、美人蕉+花葉蘆竹）的混種模式之間差異性不顯著（P>0.05），土壤的鉛含量變化范圍為2.57～2.76 μg·mg-1。在高濃度鉛污染處理下，單種模式的花葉蘆竹土壤鉛含量明顯高于2種植物的混種模式，其最大差值為7.96 μg·mg-1，且它們之間差異性顯著（P<0.05）;3種混種模式之間差異性顯著，其值變化范圍為5.07～9.81 μg·mg-1。通過對比，我們發(fā)現(xiàn)在高濃度鉛污染處理下，美人蕉+花葉蘆竹混種模式中土壤鉛含量最低，這表明，在高濃度鉛污染下，花葉蘆竹本身對鉛的吸收能力較強(qiáng)，加之美人蕉的塊狀根，2種植物的混種模式進(jìn)一步增強(qiáng)了植物對鉛的吸收能力。

2.4 混種對花葉蘆竹鉛積累量的影響

由表2可知，在對照組和低濃度鉛污染處理下，花葉蘆竹單種和2種植物混種模式的鉛轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1，在高濃度鉛污染處理下，4種種植模式的鉛轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1。這是由于在高濃度鉛污染處理下，土壤中的鉛含量較高，根系中過量的鉛含量可以通過植物中的離子轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白將鉛暫時(shí)儲存在根中，再轉(zhuǎn)載到木質(zhì)部導(dǎo)管，使鉛易于向上運(yùn)輸和富集（段德超和施積炎，2014）。在對照組和低濃度鉛污染中，土壤中鉛含量相對較低。鉛主要分布在根的細(xì)胞壁上，合適的鉛濃度可促進(jìn)植物根系的生長，使大多數(shù)的鉛被植物根系所吸收，而向上轉(zhuǎn)移重金屬的能力下降。通過比較地上部分和地下部分鉛含量的富集系數(shù)可知，在低濃度和高濃度鉛污染中，3種混種模式的地上和地下部分的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，其變化范圍為1.03～2.81。地上部分代表莖葉的鉛富集能力，地下部分代表根的鉛富集能力。由表2可知，隨著鉛污染處理含量的不斷增大，不同種植模式的花葉蘆竹地上部分富集系數(shù)均呈現(xiàn)上升的趨勢。在對照組中，單種模式和混種模式之間的差異性不顯著（P>0.05），而在低濃度和高濃度鉛污染處理下，單種和混種模式之間的差異顯著（P<0.05）。在低濃度和高濃度鉛污染處理下，美人蕉+花葉蘆竹混種模式的地上部分鉛富集系數(shù)要明顯高于單種種植模式，其差值分別為2.55和1.45。

3討論與結(jié)論

3.1 混種對花葉蘆竹生長特性的影響

根冠比是衡量生物量累積分配的主要指標(biāo)，其變化反映了植物地下和地上部分干物質(zhì)積累的變化（劉阿梅等，2013）。在本研究中，不同濃度鉛污染處理下，花葉蘆竹的根冠比呈現(xiàn)出明顯的混種模式要優(yōu)于單種模式。黎佳佳等（2006）在鉛對辣椒生物量影響的研究中指出，重金屬處理對辣椒根、莖、根冠比的影響大于對葉片的影響，尤其是在Pb處理后，莖干重比對照增加，這說明一定濃度的Pb對辣椒莖的生長有促進(jìn)作用。姜成等（2013）對鉛、鎘污染對花卉幼苗生長的研究中也表明，波斯菊在Pb-Cd復(fù)合脅迫時(shí)，其根冠比呈現(xiàn)一直下降趨勢，而百日草和矢車菊的根冠比呈現(xiàn)出先上升后下降的趨勢，且都低于對照。這主要是因?yàn)榈蜐舛鹊你U促進(jìn)植物的生長，但當(dāng)環(huán)境中的鉛濃度過高時(shí)，它對植物產(chǎn)生毒害作用。這與研究中鉛污染濃度越高、脅迫時(shí)間越長，植物受到的抑制作用就越強(qiáng)的結(jié)論相一致（劉阿梅等，2013;王馬勃等，2019）。楊曉宇等（2017）對添加物生物炭和AM真菌對瞿麥幼苗鉛吸收、生長及品質(zhì)影響的研究中指出，添加生物炭和AM真菌可以幫助提高植物的根冠比，主要是因?yàn)樯锾靠梢源龠M(jìn)植物生長和發(fā)育，而AM真菌可以促進(jìn)植物根系的發(fā)育，使其根冠比增加。植物長勢與土壤自身的質(zhì)地和肥力水平直接相關(guān)，在本研究處理中并沒有施加肥料，但其與添加生物炭和AM真菌的結(jié)論都相一致，這說明合理的植物混種對鉛污染中植物的生長狀況有一定的改善作用， 這與姜瑢等（2015）的研究中有機(jī)種植減輕了土壤酸化和鹽漬化， 土壤有機(jī)質(zhì)含量和陽離子交換量均有所提高，并有利于在一定程度上降低土壤中重金屬的生物有效性相一致。

由于植物本身的遺傳結(jié)構(gòu)決定了其吸收或遷移金屬元素的能力，且物種和栽植區(qū)域的差異，這種吸收或遷移的能力也會對植物吸收和遷移重金屬元素產(chǎn)生不同的影響（孫偉等，2016）。在本研究中，單種和混種模式下花葉蘆竹體內(nèi)鉛的集聚呈現(xiàn)出明顯的濃度積累效應(yīng)。即隨著鉛污染濃度的增加，地下部分鉛含量的增加速度高于地上部分，隨著鉛濃度的增加，鉛向地上部分轉(zhuǎn)移的含量也逐漸增加。大量研究表明（馬利民等，2005;崔爽等，2009;吳桐等，2012），植物對鉛的吸收主要累積在根部，其次為莖、葉。當(dāng)土壤受到鉛污染時(shí)，植物根系吸收鉛后，由于植物對鉛的吸持、鈍化或沉淀作用，使所吸收的鉛很難向地上部輸送，多數(shù)（>50%）仍留在根系（龍櫟至和左燕平，2011）。這與馬利民等（2005）、吳桐等（2012）、崔爽等（2009）的研究結(jié)論都相一致，這主要是由于鉛在植物體內(nèi)的運(yùn)移過程有關(guān)，鉛一旦進(jìn)入根系，它就可以貯存在根部或運(yùn)輸?shù)降厣喜俊Ｍ跖媾岬龋?016）的研究中指出，在鉛污染下，馬鈴薯塊莖對鉛的吸收量較小，這種現(xiàn)象產(chǎn)生的主要原因是塊莖中的鉛需要通過根部轉(zhuǎn)運(yùn)至葉片，然后合成淀粉并通過消耗能量和載體將其運(yùn)輸至塊莖。該過程復(fù)雜且程序繁多，因此，塊莖中的鉛含量最少。在本研究中美人蕉的塊狀根莖主要用于植物的生成，并不合成淀粉，使美人蕉+花葉蘆竹的組合在低濃度和高濃度鉛污染處理下都表現(xiàn)出對鉛較強(qiáng)的吸收能力。

3.2 混種對花葉蘆竹鉛積累特性的影響

轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)是指植物地上部分與地下部分重金屬含量的比值。植物對重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力通常根據(jù)該系數(shù)來判斷（孫偉等，2016）。本研究中，對照組和低濃度鉛污染處理下，花葉蘆竹體內(nèi)的鉛轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1，說明在鉛污染濃度較低時(shí)，鉛的積聚主要存在于根部，這與之前對花葉蘆竹體內(nèi)鉛含量的測定結(jié)果相一致。在高濃度鉛污染時(shí)，單種和混種模式中的花葉蘆竹轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)都大于1，這表明當(dāng)鉛污染濃度較高時(shí)，植物為了避免過高含量的鉛對根系產(chǎn)生的毒害作用，將積累在根部過量的鉛，隨蒸騰流由導(dǎo)管被動運(yùn)輸?shù)降厣喜糠?。郭曉宏等?016）在5種草本植物對土壤重金屬鉛的吸收、富集及轉(zhuǎn)運(yùn)的研究中指出，當(dāng)轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)小于0.5時(shí)，大部分鉛被吸收并積聚在根部。草本植物由于地下部分收割困難，更容易造成土壤的二次污染，不適合用于鉛污染修復(fù)。在本研究中，花葉蘆竹作為鉛超富集植物，單種時(shí)其轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)仍可達(dá)0.61，可滿足作為鉛污染修復(fù)的首選植物。富集系數(shù)是植物體內(nèi)鉛含量與土壤中鉛含量的比值，可以反映植物富集鉛的能力（吳桐等，2012）。在本研究中，不同濃度鉛污染處理下，單種和混種模式中的花葉蘆竹地上部分和地下部分的富集系數(shù)均隨著鉛污染濃度的增加呈現(xiàn)上升的趨勢。說明它對鉛污染土壤具有一定的適應(yīng)性，并隨著鉛濃度的增加呈現(xiàn)集聚效應(yīng)。本研究中在高濃度鉛污染處理下，美人蕉+花葉蘆竹混種模式中，花葉蘆竹的地上部分和地下部分鉛富集系數(shù)可達(dá)2.81和2.37，這不同于劉琦（2013）在所調(diào)查的9個(gè)小區(qū)4種植物中，蕨類植物金毛狗對鉛的富集系數(shù)僅相差0.30，這也說明了美人蕉+花葉蘆竹的混種模式對鉛污染土壤具有強(qiáng)大潛在的修復(fù)能力。

綜上所述，從植物修復(fù)的角度來看，美人蕉+花葉蘆竹混種模式對改善鉛污染土壤的修復(fù)效果最佳。該組合具有景觀效果好、維護(hù)簡單等優(yōu)點(diǎn)，適宜在土壤鉛污染凈化中推廣應(yīng)用。

參考文獻(xiàn)：

CHENG JM， YU XZ， 2006. Roles of earthworm in phytoreme-diation of copper and cadmium contaminated soil [J].? Chin J Appl Environ Biol， 12（3）： 352-355.? ?[成杰民， 俞協(xié)治， 2006.? 蚯蚓在植物修復(fù)銅、鎘污染土壤中的作用 [J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)， 12（3）：352-355.]

CUI S， ZHOU QX， LI P， et al.， 2009.? Pb-endurance and accumulative characteristics of several varieties of ornamental flowers [J].? Jiangxi Sci， 27（1）： 157-160.? ?[崔爽， 周啟星， 李萍， 等， 2009. 幾種觀賞花卉對土壤鉛的吸收特性和抗性能力研究 [J]. 江西科學(xué)， 27（1）：157-160.]

CUI S， LIU YY， SUN XJ， et al.， 2014a.? Remedying Pb-contaminated soil by ornamental flowers [J].? Hubei Agric Sci， 53（9）： 2017-2018.? ?[崔爽， 劉藝蕓， 孫秀菊， 等， 2014a. 花卉對鉛污染土壤的修復(fù) [J]. 湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)， 53（9）：2017-2018.]

CUI S， LIU YY， SHAN XY， et al.， 2014b.? Pb accumulative characteristics of several lead accumulation of ornamental Asteraceac [J].? Fujian J Agric Sci， 29（4）： 385-399.? ?[崔爽， 劉藝蕓， 單新宇， 等， 2014b.? 幾種菊科花卉植物對鉛的富集特征 [J].? 福建農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 29（4）：385-388.]

DUAN DC， SHI JY， 2014.? Research advances in uptake， translocation， accumulation and detoxification of Pb in plants [J].? Chin J Appl Ecol， 25（1）： 287-296.? ?[段德超， 施積炎， 2014. 植物對鉛的吸收、轉(zhuǎn)運(yùn)、累積和解毒機(jī)制研究進(jìn)展 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 25（1）：287-296.]

GUO H， ZHUANG JJ， 2019.? Resistance of 3 aquatic plants to lead polluted water [J].? J SW For Coll， 39（2）： 52-59.? ?[郭暉， 莊靜靜， 2019. 3種水生植物對鉛污染水體的抗性研究 [J]. 西南林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)， 39（2）：52-59.]

GUO XH， ZHU GL， WEI XZ， 2016.? Characteristics of uptake， bioaccumulation and translocation of soil lead （Pb） in five species of herbaceous plants [J].? Res Soil Water Conserv， 23（1）： 183-186.? ?[郭曉宏， 朱廣龍， 魏學(xué)智， 2016. 5種草本植物對土壤重金屬鉛的吸收、富集及轉(zhuǎn)運(yùn) [J]. 水土保持研究， 23（1）：183-186.]

GUAN HY， QU QQ， ZHAO F， et al.， 2019.? Lead tolerance and accumulation characteristics of the‘Summer GlorySedum spurium [J].? J Agro-Environ Sci， 38（2）： 290-296.? ?[關(guān)海燕， 屈琦琦， 趙凡， 等， 2019. ‘夏日贊歌景天（Sedum spurium‘Summer Glory）對鉛的耐性和富集特征研究 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 38（2）：290-296.]

JIANG C， SHEN XH， FENG P， et al.， 2013.? The effect of Pb-Cd composite stress on seeding growth of the three kinds of Asteraceae [J].? Heilongjiang Agric Sci， （3）： 86-88.? ?[姜成， 申曉慧， 馮鵬， 等， 2013. Pb-Cd復(fù)合脅迫對三種菊科花卉幼苗生長的影響 [J]. 黑龍江農(nóng)業(yè)科學(xué)， （3）：86-88.]

JIANG R， L YZ， SHEN SY， 2015.? Assessment of heavy metal content and pollution in organic and conventional farming soils in North China [J].? Chin J Eco-Agric， 23（7）： 877-885.? ?[姜瑢， 呂貽忠， 申思雨， 2015. 華北地區(qū)有機(jī)種植和常規(guī)種植模式下土壤重金屬含量及污染評價(jià) [J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 23（7）：877-885.]

LI JJ， HU HQ， FU QL， et al.， 2006.? Impact of single cadmium， lead and their combination pollution on pepper biomass and residues of heavy metals [J].? J? Agro-Environ Sci， 25（1）： 49-53.? ?[黎佳佳， 胡紅青， 付慶靈， 等， 2006. Cd、Pb單一與復(fù)合污染對辣椒生物量及重金屬殘留的影響 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 25（1）：49-53.]

LIU AM， XIANG YC， TIAN DK， et al.， 2013.? Effects of biochar on plant growth and uptake of heavy metal cadmium [J].? J Soil Water Conserv， 27（5）： 193-198.? ?[劉阿梅， 向言詞， 田代科， 等， 2013. 生物炭對植物生長發(fā)育及重金屬鎘污染吸收的影響 [J]. 水土保持學(xué)報(bào)， 27（5）：193-198.]

LIU Q， ZHANG WQ， ZHOU GY， et al.， 2017. Characteristics of soil heavy metals pollution in cultivated land in zones between ipsilateral dams of Liaohe River [J].? Chin J Eco-Agric， 25（10）： 1545-1553.? ?[劉強(qiáng)， 張婉秋， 周貴宇， 等， 2017. 遼河干流壩間耕地土壤重金屬污染特征研究 [J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 25（10）：1545-1553.]

LIU Q， 2013.? Heavy metal lead in soils and plant accumulation in a pollution area? [J].? J? Chin Agric Mech， 34（4）： 266-268， 260.? ?[劉琦， 2013. 重金屬鉛污染區(qū)土壤污染與優(yōu)勢植物篩選研究 [J]. 中國農(nóng)機(jī)化學(xué)報(bào)， 34（4）：266-268， 260.]

LONG LZ， ZUO YP， 2011.? Effects of soil Pb contamination on urban garden plants [J].? J Sichuan For Sci Technol， 32（1）： 65-68.? ?[龍櫟至， 左燕平， 2011. 土壤鉛污染對城市園林植物的影響 [J]. 四川林業(yè)科技， 32（1）：65-68.]

MA LM， CHEN L， MA N， et al.， 2005.? Characters of flower plants for lead enrichment from sewage sludge [J].? Chin J Ecol， 24（6）： 644-647.? ?[馬利民， 陳玲， 馬娜， 等， 2005. 幾種花卉植物對污泥中鉛的富集特征 [J]. 生態(tài)學(xué)雜志， 24（6）：644-647.]

SUN W， WANG Q， ZHANG W， et al.， 2016.? Screening of vegetation for ecological restoration around lead-zinc tailings site in Hunan Province [J].? Value Eng， 35（17）： 208-211.? ?[孫偉， 王瓊， 張望， 等， 2016. 湖南省鉛鋅尾礦污染區(qū)植被修復(fù)適生植物選擇研究 [J]. 價(jià)值工程， 35（17）：208-211.]

WANG MB， CHAO JG， GU W， et al.， 2019. Changes of physiological indexes， photosynthetic parameters and biomass of Attacty lancea （Thumb.） DC. under lead stress [J]. J S Agric， 50（1）： 32-39. [王馬勃， 巢建國， 谷巍， 等， 2019. 鉛脅迫下茅蒼術(shù)生理指標(biāo)、光合參數(shù)及生物量的變化 [J]. 南寧農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 50（1）： 32-39.]

WANG PP， ZHENG SL， HE CL， et al.， 2016.? Effects of liquid organic fertilizer on absorption of lead and cadmium and dry matter accumulation in different organs of potato [J].? J Agro-Environ Sci， 35（3）： 425-431.? ?[王沛裴， 鄭順林， 何彩蓮， 等， 2016. 液體有機(jī)肥對鉛、鎘污染下馬鈴薯重金屬吸收及干物質(zhì)積累的研究 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 35（3）：425-431.]

WU T， LI CL， SHAO ZQ， et al.， 2012.? Enrichment characte-ristics of several ornamental plants to lead in soil [J].? Jilin Agric Univ， 34（3）： 305-310.? ?[吳桐， 李翠蘭， 邵澤強(qiáng)， 等， 2012. 幾種花卉植物對土壤中鉛富集特征的研究 [J]. 吉林農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)， 34（3）：305-310.]

YAN AL， WU TT， WANG YB， et al.， 2010.? The characteristics of cadmium tolerance and accumulation in three kinds of ornamental plants [J].? Acta Ecol Sin， 30（9）： 2491-2498.? ?[燕傲蕾， 吳亭亭， 王友保， 等， 2010. 三種觀賞植物對重金屬鎘的耐性與積累特性 [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 30（9）：2491-2498.]

YANG S， JIA L， BI YF， et al.， 2018.? Interspecific differences and accumulative characteristics of cadmium and lead about seven alfalfa（Medicago sativa L. ）cultivars in a lead-zinc mine of Yunnan， China [J].? J Agric Resour Environ， 35（3）： 222-228.? ?[楊姝， 賈樂， 畢玉芬， 等， 2018. 7種紫花苜蓿對云南某鉛鋅礦區(qū)土壤鎘鉛的累積特征及品種差異 [J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)， 35（3）：222-228.]

YANG XY， LI C， MA SY， et al.， 2017.? Effects of the additives and the combination of plants on Pb absorption， growth and quality of Dianthus superbus [J].? Chin J Appl Ecol， 28（4）： 1155-1160.? ?[楊曉宇， 李程， 馬思躍， 等， 2017. 添加物及植物組合對瞿麥幼苗鉛吸收、生長及品質(zhì)的影響 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 28（4）：1155-1160.]

YAO RJ， YANG JS， XIE WP， et al.， 2017.? Content and bioavailability factors of soil heavy metals in mudflat coastal areas [J].? Chin J Eco-Agric， 25（2）： 287-298.? ?[姚榮江， 楊勁松， 謝文萍， 等， 2017. 沿海灘涂區(qū)土壤重金屬含量分布及其有效態(tài)影響因素 [J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 25（2）：287-298.]

ZHOU WH， ZHANG JJ， ZOU MM， et al.， 2017.? The detection and monitoring of available heavy metal content in soil： A review [J].? Chin J Eco-Agric， 25（4）： 605-615.? ?[周衛(wèi)紅， 張靜靜， 鄒萌萌， 等， 2017. 土壤重金屬有效態(tài)含量檢測與監(jiān)測現(xiàn)狀、問題及展望 [J]. 中國生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 25（4）：605-615.]

ZOU XJ， LIE ZY， XUE L， 2018.? Effects of salt stress on biomass of seven landscape plants [J].? J Cent S Univ For Technol， 38（3）： 97-101， 128.? ?[鄒曉君， 列志旸， 薛立， 2018. 鹽分脅迫對7種園林植物生物量的影響 [J]. 中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào)， 38（3）：97-101， 128.]

（責(zé)任編輯 周翠鳴）