曹斐姝 涂春艷 張超蘭 呂保櫻 朱紅祥 宋海農(nóng) 陳冠益 廖長君

摘 要：? 為提高植物修復(fù)的經(jīng)濟(jì)價(jià)值，該文選取孔雀草、波斯菊和矢車菊三種附加值較高的花卉植物，考察其對(duì)廣西某礦區(qū)Cd、As、Pb復(fù)合污染農(nóng)田的修復(fù)潛力，測(cè)定分析三種花卉植物對(duì)重金屬的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力，并從修復(fù)后植物的地上部提取精油，研究植物精油對(duì)病原菌埃希氏大腸桿菌（Escherichia coli）、金黃色葡萄球菌（Staphyloccocus aureus）、傷寒沙門氏菌（Salmonella typhimurium）的生長抑制效果，進(jìn)一步探索植物精油作為洗手液添加劑的應(yīng)用能力。結(jié)果表明：（1）試驗(yàn)區(qū)域內(nèi)土壤污染嚴(yán)重，Cd、As全量超過風(fēng)險(xiǎn)管制值，Pb全量超過風(fēng)險(xiǎn)篩選值，屬于Cd、As、Pb重度污染。（2）選取的三種花卉植物均可在試驗(yàn)區(qū)域較好地生長，其中孔雀草和波斯菊對(duì)Cd、Pb的富集與轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)，對(duì)As的富集能力最弱但轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)。與孔雀草和波斯菊相比，矢車菊除對(duì)Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)能力較強(qiáng)外，對(duì)其他重金屬的富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力均較弱。三種植物重金屬富集能力大小排序?yàn)榭兹覆?gt;波斯菊>矢車菊，不同花卉對(duì)重金屬富集偏好順序依次為Cd>Pb>As。（3）從修復(fù)后的植物地上部提取精油進(jìn)行研究分析發(fā)現(xiàn)，孔雀草精油對(duì)三種病原菌都具有良好的生長抑制效果（<10 CFU·mL-1），且孔雀草體內(nèi)富集的重金屬并未影響精油中的重金屬含量。另外，添加了孔雀草精油的洗手液，對(duì)金黃色葡萄球菌的生長抑制效果可延長至480 min。因此，孔雀草不僅可作為重金屬復(fù)合污染農(nóng)田的修復(fù)植物，而且修復(fù)后還可從植物體內(nèi)提取精油作為抑菌劑。該研究結(jié)果為修復(fù)后重金屬富集生物質(zhì)的新型資源化利用提供了理論基礎(chǔ)。

關(guān)鍵詞： 重金屬復(fù)合污染， 農(nóng)田， 植物修復(fù)， 植物精油， 抑菌

中圖分類號(hào)：? Q948

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：? A

文章編號(hào)：? 1000-3142（2021）12-2033-10

收稿日期：? 2021-04-07

基金項(xiàng)目：? 中國博士后科學(xué)基金（2020M673549XB）; 南寧市優(yōu)秀青年科技創(chuàng)新創(chuàng)業(yè)人才培育項(xiàng)目（RC20180204）; 廣西重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目（AB18281002） [Supported by China Postdoctoral Science Foundation （2020M673549XB）; Nanning Excellent Young Scientist Program （RC20180204）; Guangxi Key Research and Development Plan Program （AB18281002）]。

作者簡(jiǎn)介： 曹斐姝（1987-），博士，主要從事土壤生物修復(fù)技術(shù)研究，（E-mail）feishu.cao@hotmail.com。

通信作者：? 廖長君，博士，高級(jí)工程師，主要從事環(huán)境修復(fù)技術(shù)研究，（E-mail）465274933@qq.com。

Phytoremediation of Cd， As， Pb contaminated farmland

by flower plants and extracted essential oil application

CAO Feishu1，2， TU Chunyan1， ZHANG Chaolan3， L Baoying4， ZHU Hongxiang1，

SONG Hainong1， CHEN Guanyi2， LIAO Changjun1*

（ 1. Guangxi Bossco Environmental Protection Technology Co.， Ltd.， Nanning 530007， China; 2. School of Environmental Science

and Engineering， Tianjin University， Tianjin 300072， China; 3. School of Resources， Environment and Materials， Guangxi

University， Nanning 530004， China; 4. Medicine College， Guangxi University of Science and Technology， Liuzhou 545006， Guangxi， China ）

Abstract：? To improve the economic value of phytoremediation， three flower plants i.e. Tagetes patula， Cosmos bipinnata and Centaurea cyanus were chosen in this study to investigate their remediation and reutilization potentials. The pilot-scale experiments were carried out in Cd， As and Pb contaminated farmland near the mining area in Guangxi. The metal amounts， bioconcentration factor （BCF） and biotranslocation factor （BTF） of three flower plants towards Cd， As and Pb were analyzed and calculated. In order to develop a novel reutilization method of the harvested plants， the essential oil was extracted from the aboveground biomasses. The inhibitory effects of plant essential oil on the growth of pathogenic bacteria were studied， and the? antibacterial effects of the oil as well as in the sanitizer were also investigated. The results were as follows：? （1） The studied area was heavily polluted. Cd and As contents in the soil were above risk intervention values， whereas Pb content was above risk screening value. It indicated that the area was at high-level of soil contamination risk by Cd， As and Pb. （2） The studied three flower plants had good resistance to high-level contamination of Cd， As and Pb in the soil. Tagetes patula and Cosmos bipinnata extracted higher contents of Cd and Pb from the soil， whilst Cosmos bipinnata showed the lowest metal enrichment amounts. These flower plants? possessed high level of BCFs and BTFs towards Cd， moderate level for Pb， but the lowest level for As. In general， the metal extraction ability of three flower plants? in descending order was Tagetes patula > Cosmos bipinnata > Centaurea cyanus， and the metal enrichment preference was Cd>Pb>As. （3） The Tagetes patula oil was found to have a good inhibition effect （<10 CFU·mL-1） towards Escherichia coli， Staphyloccocus aureus and Salmonella typhimurium. Given the high metal accumulation in Tagetes patula， no significant amounts of metals were detected in the extracted oil. It also prolongated the antibacterial effect of the sanitizer as long as 480 min. Therefore， Tagetes patula is not only preferred in the phytoremediation of metal-contaminated farmland， but also the? essential oil extracted from the harvested biomasses can be developed as an antibacterial agent. This study provides the theoretical basis for the novel reutilization of metal-concentrated plants harvested from the phytoremediation.

Key words： heavy metal contamination， farmland， phytoremediation， essential oil， antibacterial

廣西擁有豐富的礦產(chǎn)資源，是我國有色金屬礦產(chǎn)資源重要產(chǎn)地之一。然而，由于礦業(yè)活動(dòng)頻繁，因此重金屬污染問題尤為突出，特別是刁江流域的南丹縣、金城江區(qū)和都安瑤族自治縣地區(qū)，大部分冶煉企業(yè)周邊土壤中As、Cd、Pb、Zn等重金屬污染情況嚴(yán)重（周永章等，2005）。土壤中重金屬含量超標(biāo)導(dǎo)致大廠鎮(zhèn)、車河鎮(zhèn)存在較高生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，嚴(yán)重影響農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量安全（鐘雪梅等，2016）。2016年5月國務(wù)院發(fā)布《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》（“土十條”），明確實(shí)施農(nóng)用地分類管理，按照污染程度將農(nóng)用地劃分為三個(gè)等級(jí)，即輕度、中度和重度污染區(qū)。根據(jù)不同污染區(qū)污染程度和特征差異，采取對(duì)應(yīng)的修復(fù)策略和修復(fù)技術(shù)，以保障農(nóng)業(yè)生產(chǎn)環(huán)境安全，改善區(qū)域土壤環(huán)境質(zhì)量，實(shí)現(xiàn)污染農(nóng)用地的安全利用。相較于傳統(tǒng)的物理化學(xué)修復(fù)方法，植物修復(fù)具有成本低、環(huán)境友好、土壤擾動(dòng)小、易于大面積推廣等優(yōu)勢(shì)，在解決農(nóng)田污染問題時(shí)廣受關(guān)注（白向玉等，2010;王靜和劉如，2019）。

目前，研究的重金屬修復(fù)植物普遍存在經(jīng)濟(jì)價(jià)值低、生長速度緩慢、生物量低等特點(diǎn)（劉家女等，2006）。蜈蚣草、東南景天等超積累植物對(duì)重金屬積累的專一性，制約了其在復(fù)合重金屬污染修復(fù)中的應(yīng)用（陸成云等，2015）。劉家女等（2006）研究表明，紫茉莉、鳳仙、金盞菊和蜀葵四種花卉植物對(duì)重金屬Cd、Pb單一污染及Cd-Pb復(fù)合污染都表現(xiàn)出較強(qiáng)的耐受性和積累性，當(dāng)土壤中Cd濃度為100 mg·kg-1時(shí)，四種花卉植物的地上部重金屬含量超過Cd超積累植物的臨界標(biāo)準(zhǔn)值100 mg·kg-1兩倍。李翠蘭等（2010）研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)土壤中Pb濃度為0～1 000 mg·L-1時(shí)，紫茉莉、紫花玉簪和鴨跖草地上部Pb含量和富集系數(shù)均顯著高于其他花卉植物，表現(xiàn)出了較強(qiáng)的重金屬積累能力，具有重金屬超積累植物的特征?；ɑ茏鳛橐环N觀賞性較強(qiáng)的植物，對(duì)重金屬具有一定的耐受和富集能力（陸成云等，2015）。利用花卉植物對(duì)污染農(nóng)用地進(jìn)行種植結(jié)構(gòu)調(diào)整，可較好地實(shí)現(xiàn)生態(tài)環(huán)境和經(jīng)濟(jì)效益的統(tǒng)一（劉家女，2008;邵澤強(qiáng)等，2010）。因此，對(duì)經(jīng)濟(jì)價(jià)值高、生長速度快的花卉植物進(jìn)行篩選，考察其對(duì)復(fù)合重金屬的修復(fù)能力是本研究的重要目標(biāo)之一。

植物修復(fù)后會(huì)產(chǎn)生大量的重金屬富集植物生物質(zhì)，如何對(duì)這些生物質(zhì)進(jìn)行安全處置是目前植物修復(fù)領(lǐng)域面臨的共同難題。雖然可利用傳統(tǒng)方法如焚燒、熱解等進(jìn)行減量化處置，但存在處置費(fèi)用高、飛灰中重金屬超標(biāo)、二次污染潛在風(fēng)險(xiǎn)大等問題（劉維濤等，2014）。新興生物質(zhì)資源化利用技術(shù)如植物冶金、熱液改質(zhì)、超臨界水技術(shù)等，大多處于實(shí)驗(yàn)室研究階段，由于缺乏規(guī)模化生產(chǎn)工藝及設(shè)備，因此其在應(yīng)用推廣方面受限（李寧等，2005）。植物次生代謝產(chǎn)生的精油含有豐富的化學(xué)成分如萜烯類、醇類與酮類等，具有抑菌、抗氧化等效果，已在醫(yī)藥、食品等行業(yè)廣泛應(yīng)用（賈會(huì)玲等，2018）。精油提取使用的蒸餾法、壓榨法、有機(jī)溶劑萃取法等，在提取工藝及相關(guān)設(shè)備方面已具備產(chǎn)業(yè)化條件（王爽等，2020）。然而，環(huán)境氣候、土壤理化性質(zhì)、植物本身特性等因素均會(huì)影響植物精油質(zhì)量，尤其作為修復(fù)植物，體內(nèi)富集的重金屬是否影響精油的功能效果目前尚未得知。

本研究根據(jù)試驗(yàn)區(qū)氣候及植物生長條件，選取生長周期短、花期長、觀賞性強(qiáng)且具有藥用價(jià)值的菊科草本花卉植物孔雀草（Tagetes patula）、波斯菊（Cosmos bipinnata）和矢車菊（Centaurea cyanus）。本研究基于田間試驗(yàn)探索了三種花卉植物對(duì)重金屬的富集及轉(zhuǎn)運(yùn)能力，從修復(fù)后的重金屬富集植物體內(nèi)提取精油，考察精油的重金屬含量及抑菌效果，以期為修復(fù)后重金屬富集植物的資源化利用提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)地點(diǎn)位于廣西南丹縣五一礦下游的某廢棄農(nóng)田，試驗(yàn)區(qū)河對(duì)岸為停產(chǎn)的鉛鋅選礦廠。根據(jù)2017年10月對(duì)該地塊的土壤污染調(diào)查結(jié)果，土壤pH為4.45～6.25，呈酸性，土壤質(zhì)地為粉質(zhì)黏土，有機(jī)質(zhì)含量為22.17 g·kg-1。試驗(yàn)區(qū)域污染物為Cd、As、Pb，平均含量為4.17、686.53、218.70 mg·kg-1。參照《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》（GB 15618-2018），該區(qū)域土壤中Cd、As全量超過風(fēng)險(xiǎn)管制值1.4倍和3.6倍，Pb全量超過風(fēng)險(xiǎn)篩選值1.7倍。

南丹縣年均氣溫18.9 ℃，年均降雨量1 152.8 mm，屬南亞熱帶山地氣候，其特點(diǎn)是氣溫低、雨量多、光照少、濕度大。植被主要類型：原生植被，以天然常綠闊葉林和落葉散生林等140多個(gè)林種為主;次生植被，主要以生長在常綠闊葉林下或荒地上的各類蕨類植物、藤本植物和草本植物等190多個(gè)草種為主;人工植被，主要以農(nóng)作物和杉木、馬尾松、油桐、油茶、水果為主，多分布于丘陵、中低山和巖溶洼地地區(qū)。

1.2 三種花卉植物對(duì)重金屬污染農(nóng)田的修復(fù)試驗(yàn)

1.2.1 試驗(yàn)區(qū)劃分及樣品采集 在廢棄農(nóng)田內(nèi)選取面積約1 333 m2的區(qū)域作為試驗(yàn)區(qū)，并劃分為3個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積約466 m2，采取梅花采樣法，對(duì)不同小區(qū)內(nèi)的土壤進(jìn)行采樣收集。土壤樣采集深度為0～20 cm，混合后裝于塑封袋。孔雀草、波斯菊和矢車菊種子購于瑞尚種業(yè)。2019年4月中下旬，分別種植于3個(gè)試驗(yàn)小區(qū)，間距為1 m × 1 m，施肥及田間管理按照花卉培育習(xí)慣。60 d后，根據(jù)前期的土壤采樣點(diǎn)，盡量按點(diǎn)對(duì)點(diǎn)的方式對(duì)花卉進(jìn)行采樣收集，每種花卉處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)。采集整株花卉樣品，包括地上部和地下部，采樣過程中盡量保證根的完整性，小心抖落土壤后裝入塑封袋保存。

1.2.2 樣品處理及測(cè)定 采集的土壤樣品置于干燥通風(fēng)處自然風(fēng)干，混合均勻后分別過20目篩和100目篩保存待測(cè)。采用電位法（NY-T 1377-2007）測(cè)定土壤pH，采用重鉻酸鉀法（GB 9834-1988）測(cè)定土壤有機(jī)質(zhì)，采用石墨爐原子吸收分光光度法（GB/T 17141-1997）測(cè)定土壤Cd、Pb全量，采用原子熒光光度法（GB/T 22105.2-2008）測(cè)定土壤總As，采用DTPA浸提法（GB/T 23739-2009）測(cè)定土壤中有效態(tài)Cd、Pb，采用NaH2PO4浸提法（DB35/T 1459-2014）測(cè)定有效態(tài)As。

采集的花卉樣品先用自來水洗去塵土和夾雜物，再用去離子水清洗3次以上;置于105 ℃恒溫烘箱殺青1 h，接著60 ℃烘干至恒重后置干燥皿內(nèi)冷卻;分別取樣品地上和地下部，粉碎研磨過100目篩，混勻后貯于試樣瓶中待用（劉家女等，2007）?；ɑ軜悠分亟饘倮鄯e量參照食品中重金屬的測(cè)定方法，即采用石墨爐原子吸收光譜法測(cè)定Cd和Pb（GB 5009.15-2014、GB 5009.12-2017），采用電感耦合等離子質(zhì)譜儀法測(cè)定As（GB 5009.11-2014）（徐蒙蒙，2018）。

1.2.3 土壤污染程度評(píng)價(jià) 土壤污染程度評(píng)價(jià)采用單項(xiàng)污染指數(shù)法，反映污染物超標(biāo)倍數(shù)和污染程度。計(jì)算公式如下：

Pi=CiSi（1）

式中：Pi為土壤中重金屬i的單項(xiàng)污染指數(shù);Ci為土壤中重金屬i的全量（mg·kg-1）;Si為《食用農(nóng)產(chǎn)品產(chǎn)地環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)》（HJ 332-2006）中的土壤環(huán)境質(zhì)量評(píng)價(jià)指標(biāo)限值（mg·kg-1）。 Pi≤0.7時(shí)，污染等級(jí)為 1，表示土壤清潔;0.7

3.0，表示土壤重度污染，且 Pi值越大污染越嚴(yán)重（曲豪杰等，2020）。1.2.4 植物修復(fù)能力評(píng)價(jià) 通過計(jì)算植物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（BTF）和富集系數(shù)（BCF）可以定量評(píng)價(jià)植物修復(fù)能力。BTF表示植物從地下部向地上部轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬的能力，植物富集系數(shù)表明植物從周圍環(huán)境中積累金屬到組織中的效率（Stoltz & Greger， 2002;曲豪杰等，2020）。植物轉(zhuǎn)運(yùn)和富集系數(shù)計(jì)算公式（路暢等，2010）如下：

植物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（BTF）=地上部重金屬累積量地下部重金屬累積量（2）

植物地上部/地下部富集系數(shù)（BCF）=地上部/地下部重金屬累積量土壤重金屬累積量（3）

式中，重金屬累積量單位為mg·kg-1。

1.3 植物精油提取及應(yīng)用性能測(cè)試

1.3.1 精油提取 收集的花卉地上部采用水蒸氣蒸餾法提取精油。準(zhǔn)確稱取150 g花卉植物莖葉，剪碎并置于1 000 mL圓底燒瓶中，加入500 mL去離子水浸沒剪碎的原料。180 ℃下恒溫加熱，在第一滴揮發(fā)油滴出時(shí)開始計(jì)時(shí)，沸騰2 h后，結(jié)束蒸餾。停止加熱后，將收集到的揮發(fā)油靜置1 h，待油水分離后，收集油水分離器中上層液體即粗油。向粗油中加入無水硫酸鈉，除去殘余水分。利用減壓蒸餾裝置將干燥后的粗油進(jìn)行濃縮，直到蒸餾瓶中液體不再變化時(shí)，蒸餾瓶中所得液體即為提取的精油（李健等，2010）。精油中重金屬含量測(cè)定方法參照食品中重金屬測(cè)定方法（具體見1.2.2）。

1.3.2 精油抑菌性能測(cè)試 提取后精油的抑菌性能測(cè)試采用平板計(jì)數(shù)法（胡文杰等，2019）。接種環(huán)分別取埃希氏大腸桿菌（Escherichia coli）、金黃色葡萄球菌（Staphyloccocus aureus）、傷寒沙門氏菌（Salmonella typhimurium），劃線接種于經(jīng)滅菌的營養(yǎng)瓊脂培養(yǎng)基斜面試管中，接種完成的試管用膠塞封口并用封口膜密封，于36 ℃生化培養(yǎng)箱中培養(yǎng)48 h。分別按說明書配制三種菌對(duì)應(yīng)的培養(yǎng)基：MCA培養(yǎng)基（大腸桿菌）、BP培養(yǎng)基（金黃色葡萄球菌）、BS培養(yǎng)基（傷寒沙門氏菌），以每個(gè)培養(yǎng)皿含10～15 mL培養(yǎng)基。每種菌用接種環(huán)各取1～2環(huán)，分別接種于含有10 mL滅菌生理鹽水無菌試管中，混勻后按103、104、105倍梯度稀釋。每種菌液按相同稀釋梯度設(shè)置精油和無菌水2個(gè)處理，即在冷卻后的培養(yǎng)基中分別加入0.1 mL菌液與0.2 mL精油，涂抹均勻，并設(shè)置空白對(duì)照（無菌水）（王曉飛，2005）。接種好的培養(yǎng)皿在生化培養(yǎng)箱中36 ℃倒置培養(yǎng)24 h后，利用細(xì)菌平板菌落計(jì)數(shù)法進(jìn)行菌落計(jì)數(shù)。

1.3.3 精油抑菌應(yīng)用效果測(cè)試 取0.8 mL精油作為輔料加入200 g無抑菌效果洗手液中，以無抑菌效果洗手液作為空白對(duì)照，無抑菌效果洗手液均經(jīng)過121 ℃、15 min滅菌處理。將試驗(yàn)處理樣品置于敞開空氣中，每120 min取1～2 g樣品，持續(xù)480 min取樣分析。選取稀釋度為104的菌液進(jìn)行抑菌活性實(shí)驗(yàn)，即取0.2 mL洗手液樣品與0.1 mL金黃色葡萄球菌菌液混合均勻涂布于培養(yǎng)基上，培養(yǎng)24 h后，按照細(xì)菌平板菌落計(jì)數(shù)法進(jìn)行菌落計(jì)數(shù)。實(shí)驗(yàn)重復(fù)3次，結(jié)果取平均值。

1.4 數(shù)據(jù)分析與處理

利用SPSS 16.0軟件進(jìn)行單因素方差（ANOVA）和最小顯著差數(shù)法（LSD）對(duì)實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行分析和顯著性檢驗(yàn)（P<0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 試驗(yàn)區(qū)土壤重金屬污染情況

3個(gè)小區(qū)的土壤pH為5.6～5.8，有機(jī)質(zhì)平均含量為25.5 g·kg-1。如表1所示，土壤中Cd、As、Pb全量分別為4.82、685.60、246.89 mg·kg-1，有效態(tài)分別為2.56、20.96、62.93 mg·kg-1。其中，有效態(tài)Cd、Pb占其全量的比例較高，分別為53%、25%。由表1可知，土壤中各重金屬有效態(tài)與其全量并非呈正比關(guān)系。根據(jù)重金屬全量的均值計(jì)算單項(xiàng)污染指數(shù)，結(jié)果表明花卉種植區(qū)域中Cd、As、Pb的Pi值均≥3.0，達(dá)到重度污染水平。其中，As的污染指數(shù)Pi值最高（為17），表明試驗(yàn)區(qū)域土壤As污染最嚴(yán)重。

2.2 試驗(yàn)區(qū)花卉植物修復(fù)能力

2.2.1 花卉植物地上部/地下部重金屬累積量 由圖1可知，不同花卉植物地上部、地下部對(duì)重金屬Cd、As、Pb的累積量不同（P<0.05）?？兹覆莸厣喜繉?duì)Cd、As、Pb三種重金屬的累積量最高，其中對(duì)Cd和Pb的累積量在14 mg·kg-1以上;其次為波斯菊地上部，對(duì)Cd、Pb的累積量均為7.57、8.2 mg·kg-1;矢車菊地上部對(duì)三種重金屬的累積能力最弱，累積量均在1 mg·kg-1左右。三種花卉植物地下部對(duì)Pb的累積量最高，其中孔雀草、波斯菊地下部的累積量均在30 mg·kg-1以上;其次為Cd，波斯菊和孔雀草地下部的Cd累積量約為12 mg·kg-1;對(duì)As的累積量最低，約為1.75 mg·kg-1。綜上，不同花卉植物對(duì)三種重金屬的累積量大小依次為孔雀草>波斯菊>矢車菊，其中孔雀草和波斯菊對(duì)Cd、Pb的積累量較高。

2.2.2 花卉植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)和富集能力 如表2所示，三種花卉植物對(duì)Cd、As、Pb的富集能力具有顯著性差異（P<0.05），且富集系數(shù)越大，表明花卉植物對(duì)重金屬的富集能力越強(qiáng)。由表2可知，孔雀草和波斯菊對(duì)Cd的富集能力較強(qiáng)（BCF>1），其中孔雀草地上部、地下部對(duì)Cd的BCF均在2以上，表明孔雀草對(duì)Cd的富集能力最強(qiáng);除波斯菊地上部對(duì)Pb的BCF大于1以外，其余均小于0.2，表明僅波斯菊地上部對(duì)Pb的富集能力較強(qiáng);三種花卉植物地上部、地下部對(duì)As的BCF均在0.01以下，表明三種花卉植物對(duì)As的富集能力最弱;矢車菊對(duì)三種重金屬的BCF均小于0.5，說明矢車菊對(duì)重金屬的富集能力最弱。因此，三種花卉植物重金屬富集能力大小排序?yàn)榭兹覆?gt;波斯菊>矢車菊。

植物轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)越大表示植物將重金屬從根部向地上部的轉(zhuǎn)運(yùn)能力越強(qiáng)（Stoltz & Greger，2002）。由表2可知，重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)隨植物種類和重金屬類型的不同而變化?？兹覆輰?duì)各重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的大小順序?yàn)锳s>Cd>Pb，其中Cd、As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，表示孔雀草對(duì)Cd、As有較強(qiáng)的轉(zhuǎn)運(yùn)能力;波斯菊對(duì)各重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)的大小順序?yàn)锳s>Cd>Pb，其中僅As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于1，表示波斯菊對(duì)As有較好的轉(zhuǎn)運(yùn)能力;矢車菊對(duì)三種重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均小于1，表明矢車菊對(duì)三種重金屬轉(zhuǎn)運(yùn)能力較弱。另外，三種植物對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均在0.5左右及以下，說明所選花卉植物對(duì)Pb的轉(zhuǎn)運(yùn)能力相對(duì)較弱。因此，三種花卉植物對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力大小排序?yàn)榭兹覆?gt;波斯菊>矢車菊。

2.3 精油抑菌性能分析

對(duì)三種花卉植物同時(shí)進(jìn)行精油提取試驗(yàn)，由于結(jié)果發(fā)現(xiàn)僅孔雀草莖葉可提取精油，因此后續(xù)試驗(yàn)的開展以孔雀草精油為研究對(duì)象?？兹覆菥椭兄亟饘俸繙y(cè)定結(jié)果如表3所示，孔雀草精油中重金屬基本未檢出，表明植物體內(nèi)累積的重金屬并未影響精油中的金屬含量。

孔雀草精油對(duì)埃希氏大腸桿菌、金黃色葡萄球菌、傷寒沙門氏菌的抑菌效果如表4所示，未經(jīng)涂布的空白培養(yǎng)基無菌落生長，表明實(shí)驗(yàn)過程未引入外源雜菌。隨著菌液稀釋濃度的增加，對(duì)照組（無菌水）中三種細(xì)菌的菌落數(shù)逐漸減少;在菌液稀釋倍數(shù)最低（103）時(shí)，對(duì)照組中三種細(xì)菌的菌落數(shù)均>100 CFU·mL-1，而實(shí)驗(yàn)組（孔雀草精油）中的菌落數(shù)均<10 CFU·mL-1，表明孔雀草精油對(duì)三種病原菌的生長活性均具有顯著的抑制效果。

2.4 精油應(yīng)用性能分析

選用金黃色葡萄球菌考察孔雀草精油作為洗手液抑菌添加劑的應(yīng)用效果，結(jié)果如表5所示。在480 min的放置時(shí)間內(nèi)，空白組與實(shí)驗(yàn)組中的菌落數(shù)均呈現(xiàn)上升的趨勢(shì)，其中空白對(duì)照組的菌落數(shù)由（53±5）CFU·mL-1增加至（1 036±25）CFU·mL-1; 而添加孔雀草精油的實(shí)驗(yàn)組中，雖然菌落個(gè)數(shù)由初始值（4±2）CFU·mL-1增加至（86±9）CFU·mL-1，但數(shù)量明顯低于空白對(duì)照組。因此，將孔雀草精油添加到洗手液中后，有助于延長洗手液抑菌效果的持續(xù)時(shí)間。

3 討論

3.1 花卉植物的重金屬修復(fù)能力

本研究選取的三種花卉植物均可在Cd、As、Pb重度污染土壤上較好地生長，說明其對(duì)Cd、As、Pb復(fù)合污染土壤具有較強(qiáng)的耐受性。植物對(duì)重金屬的耐受機(jī)制包括對(duì)重金屬的解毒和轉(zhuǎn)運(yùn)兩大作用體系，其中對(duì)重金屬的解毒主要通過螯合、硫代謝響應(yīng)、抗氧化等作用來實(shí)現(xiàn)（張軍和束文圣，2006）。植物體對(duì)重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)源自其根部細(xì)胞組織與重金屬結(jié)合位點(diǎn)的相似性，重金屬以化合物形式進(jìn)入植物根部，受蒸騰作用的影響，重金屬化合物由地下部轉(zhuǎn)移至地上部（Chaney et al.， 1997）?？兹覆葜参锛?xì)胞內(nèi)的巰基化合物對(duì)重金屬Cd有很強(qiáng)的親和力，形成Cd-低分子巰基化合物復(fù)合體，從而減少胞質(zhì)中游離的重金屬，并以Cd-SH形式運(yùn)輸?shù)揭号葜羞M(jìn)行區(qū)室化，降低重金屬對(duì)孔雀草的毒性（王明新等，2014;韓淑梅，2018）。波斯菊在重金屬Cd的脅迫下，體內(nèi)超氧化物歧化酶（SOD）活性增強(qiáng)，提高了活性氧的清除效率，避免產(chǎn)生過氧化傷害，從而增強(qiáng)了波斯菊對(duì)Cd脅迫的耐受性能（劉翰升等，2020）。

本研究結(jié)果表明，三種花卉植物對(duì)重金屬Cd、As、Pb富集和轉(zhuǎn)運(yùn)能力均不同，其中孔雀草和波斯菊對(duì)Cd、Pb的累積量較高，矢車菊對(duì)三種重金屬的富集與轉(zhuǎn)運(yùn)能力最低，這與蔣興一等（2017）的研究結(jié)果一致。影響植物吸收累積重金屬的因素，主要包括土壤條件、重金屬形態(tài)、其他元素的協(xié)同/拮抗作用和植物種類等。根據(jù)BCR形態(tài)分析方法，土壤重金屬形態(tài)主要有弱酸提取態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)，其中能被生物吸收利用或產(chǎn)生毒害效應(yīng)的形態(tài)（有效態(tài)）主要指弱酸提取態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)（李亮亮等，2008;周衛(wèi)紅等，2017）。相同總量的重金屬形態(tài)分布不同，其生物效應(yīng)和環(huán)境效應(yīng)差異很大（王瑩雪等，2014）。本研究中，雖然土壤中重金屬Pb的總量超過Cd的60倍，但Cd有效態(tài)的占比卻高于Pb有效態(tài)的占比。除波斯菊地上部以外，不同花卉植物地上部、地下部對(duì)Cd的累積量均大于Pb的累積量，表明三種花卉植物對(duì)重金屬的累積量與重金屬有效態(tài)有一定的關(guān)系。目前，對(duì)重金屬Cd和Pb相互作用的研究認(rèn)為，土壤Cd雖會(huì)降低植物對(duì)Pb的吸收，但土壤Pb可促進(jìn)植物對(duì)Cd的吸收。由于Pb的高電負(fù)性，易與土壤中的Fe、Al、Mn氧化物形成共價(jià)鍵，因此土壤中的Pb很難被植物吸收（楊小琴，2008）。

孔雀草的地上部、地下部對(duì)Cd富集系數(shù)均高于2，表明孔雀草對(duì)Cd有很強(qiáng)的富集作用?？兹覆莞績?nèi)生細(xì)菌在生長代謝過程中可產(chǎn)生多種琥珀酸、草酸等有機(jī)酸，活化土壤中的Cd，從而增加孔雀草對(duì)Cd的吸收（張萌萌，2020）。在本研究中，三種花卉植物對(duì)As的富集系數(shù)較低（<0.1），可能與土壤中P（V）的互相拮抗作用相關(guān)。植物在有氧條件下，主要以主動(dòng)吸收的方式從土壤中吸收As（V），并且可能與P（V）共用同一個(gè)吸收系統(tǒng)（Meharg & Macnair， 1990）。因此，植物能夠通過增加體內(nèi)的磷含量抑制對(duì)As的吸收（Meharg & Macnair， 1991）。

不同種類植物在重金屬脅迫條件下，其發(fā)育情況會(huì)受到影響?？兹覆萦酌珉S土壤中Pb含量的升高，根冠比逐漸下降，根長變短（楊小琴，2008）。隨著土壤中Cd質(zhì)量濃度的增加，波斯菊的根長、芽長和根表面積、根體積均呈先上升后下降的變化趨勢(shì)（劉翰升等，2020）。植物修復(fù)過程中，植物地上部對(duì)污染物積累和去除較為重要，根冠比越小越利于地上部生物量的積累，并有利于污染物的去除。據(jù)此推斷，土壤重金屬含量對(duì)試驗(yàn)花卉植物的發(fā)育情況有所影響，從而導(dǎo)致生物量、根冠比等發(fā)生變化，造成花卉植物對(duì)重金屬的富集能力隨之波動(dòng)。低濃度Cd污染水平（< 40 mg·kg-1）有利于百日草、萬壽菊、矢車菊的生長，隨著土壤中Cd濃度水平的增加（5～80 mg·kg-1），三種植物對(duì)土壤中Cd的富集量與Cd污染水平呈正相關(guān)（蔣興一等，2017）。

3.2 修復(fù)后花卉的再利用潛力

植物精油是從植物花、葉、莖、根、果實(shí)等部位中提取的一類具有較強(qiáng)揮發(fā)性的植物次生代謝產(chǎn)物，一般由小分子、萜烯類、醇類、醛酮類等物質(zhì)組成（李亞茹等，2014）。本研究對(duì)修復(fù)后的三種花卉植物進(jìn)行精油提取試驗(yàn)，發(fā)現(xiàn)僅有孔雀草莖葉可提取精油，且精油中基本未檢出重金屬。對(duì)提取出的孔雀草精油進(jìn)行組分分析，其中主要成分為萜品油烯、3-甲基-6-（1-甲基乙亞基）環(huán)己-2-烯-1-酮、右旋檸檬烯、反式-β-羅勒烯、（Z）-羅勒烯酮、（E）-羅勒烯酮、石竹烯、胡椒酮等（王云龍等，2019），表明孔雀草體內(nèi)積累的重金屬并未影響精油的重金屬含量，可進(jìn)一步安全利用。本研究結(jié)果表明，提取出的孔雀草精油不僅對(duì)埃希氏大腸桿菌、金黃色葡萄球菌、傷寒沙門氏菌均具有很好的抑菌效果，而且可以作為洗手液的抑菌添加劑延長其抑菌效果。植物精油抑制微生物活性的機(jī)制如下：（1）改變微生物細(xì)胞和菌絲體的形態(tài)結(jié)構(gòu)和組成，造成細(xì)胞不可逆的損傷，誘發(fā)菌絲體溶解，最終導(dǎo)致微生物死亡;（2）降低或抑制分生孢子的產(chǎn)生和萌發(fā)，降低或阻斷病菌后代的毒性（賈會(huì)玲等，2018）?？兹覆菥统煞种械妮葡╊愇镔|(zhì)能夠降低細(xì)菌細(xì)胞內(nèi)氧化反應(yīng)平衡，從而影響核酸修復(fù)，最終導(dǎo)致細(xì)胞死亡（李亞茹等，2014）。另外，孔雀草根系能分泌具有殺線蟲活性的α-三噻吩，不僅可以作為間作和套種植物防治線蟲（Evenhuis et al.， 2004），而且容易與其他農(nóng)作物配置高矮稈間作體系，從而提高作物群體的光能利用效率（苗欣宇和李瀟，2019）。因此，修復(fù)后的孔雀草可以作為天然植物精油提取原材料，未來還可以從中分離純化抑菌活性物質(zhì)，既能豐富植物精油的來源，又能開創(chuàng)農(nóng)作物病害生物防治的新途徑（賈會(huì)玲等，2018;胡文杰等，2019）。因此，選擇合適的花卉植物對(duì)重度污染農(nóng)用地進(jìn)行修復(fù)，在達(dá)到修復(fù)污染土壤目的的同時(shí)，可與農(nóng)村生態(tài)旅游業(yè)和服務(wù)業(yè)相結(jié)合，保障重金屬污染農(nóng)田的經(jīng)濟(jì)收益，從而實(shí)現(xiàn)污染土壤的減量修復(fù)與創(chuàng)收雙贏的新修復(fù)模式（白向玉等，2009;周霞等，2012;陳進(jìn)，2017）。

4 結(jié)論

本研究考察了孔雀草、波斯菊和矢車菊三種花卉植物在Cd、As、Pb重度污染農(nóng)田的修復(fù)能力，并探索了修復(fù)后花卉植物的應(yīng)用潛力。主要結(jié)論如下：（1）三種花卉植物均可在重度污染的農(nóng)田中正常生長，并對(duì)重金屬具有一定的富集作用，富集能力大小綜合排序?yàn)榭兹覆?gt;波斯菊>矢車菊，富集量大小為Cd>Pb>As。（2）孔雀草對(duì)Cd和As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)均大于1，波斯菊對(duì)As的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)大于1，矢車菊對(duì)三種重金屬的轉(zhuǎn)運(yùn)能力均小于1。（3）修復(fù)后的孔雀草莖葉可用于提取植物精油，且精油中重金屬含量與植物體內(nèi)重金屬富集量無關(guān)。（4）孔雀草精油對(duì)埃希氏大腸桿菌、金黃色葡萄球菌、傷寒沙門氏菌均具有良好的抑菌效果，添加至洗手液中有助于提高其抑菌長效性。

參考文獻(xiàn)：

BAI XY， LIU HH， HU JJ， et al.， 2009. Research progress and development trend of flower phytoremediation technology for heavy metal contaminated soil [J]. Anhui Agric Sci， 37（18）： 8672-8674.? [白向玉， 劉漢湖， 胡佳佳， 等， 2009. 重金屬污染土壤的花卉植物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展及發(fā)展趨勢(shì) [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)， 37（18）： 8672-8674.]

BAI XY， HAN BP， LIU HH， et al.， 2010. Development of phytoremediation of flower plants on heavy metals pollution [J]. J Xuzhou Inst Technol （Nat Sci Ed）， 25（3）： 56-60.? [白向玉， 韓寶平， 劉漢湖， 等， 2010. 花卉植物修復(fù)重金屬污染技術(shù)的國內(nèi)外研究進(jìn)展 [J]. 徐州工程學(xué)院學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版）， 25（3）： 56-60.]

CHANEY RL， MALIK M， LI YM， et al.， 1997.Phytoremediation of soil metals [J]. Curr Opin Biotechnol， 8（3）： 279-284.

CHEN J， 2017. Research status and trends of restoring soil with flower plants [J]. S Chin Agric， 11（20）： 41-42.? [陳進(jìn)， 2017. 利用花卉植物修復(fù)土壤的研究現(xiàn)狀及趨勢(shì) [J]. 南方農(nóng)業(yè)， 11（20）： 41-42.]

EVENHUIS A， KORTHALS GW， MOLENDIJK LPG， 2004.Tagetes patula as an effective catch crop for long-term control of Pretylenchus pentrans [J]. Nematology， 6： 877-881.

HAN SM， CHEN GC， HOU SS， et al.， 2018. Response of low molecular mass thiols to heavy metal Cadmium in Tagetes patula L. [J]. Seed， 37（10）： 36-40.? [韓淑梅， 陳貴川， 侯雙雙， 等， 2018. 孔雀草體內(nèi)低分子質(zhì)量巰基化合物對(duì)重金屬鎘的響應(yīng) [J]. 種子， 37（10）： 36-40.]

HU WJ， DAI CH， ZHOU ST， 2019. Research on major constituents， bacteriostatic effect and antibacterial mechanism of fractions from Cinnamomum longepaniculatum leaves essential oils and its major monomer components [J]. Anhui Agric Sci Bull， 25（15）： 14-19.? [胡文杰， 戴彩華， 周升團(tuán)， 2019. 油樟葉精油餾分的主要成分， 抑菌活性及其主要單體成分抑菌機(jī)理研究 [J]. 安徽農(nóng)學(xué)通報(bào)， 25（15）： 14-19.]

JIA HL， HAN SS， HUANG XD， et al.， 2018. Advances in antifungal activity of plant essential oil against plant pathogens [J]. Chin Wild Plant Res， 37（6）： 47-52.? [賈會(huì)玲， 韓雙雙， 黃曉德， 等， 2018. 植物精油對(duì)植物病原菌的抑菌活性研究進(jìn)展 [J]. 中國野生植物資源， 37（6）： 47-52.]

JIANG XY， LI JJ， QIAN ML， 2017. Experimental study on three species of herbaceous plant remediation of heavy metal Cd [J]. Sichuan Environ， 36（5）： 29-33.? [蔣興一， 李景吉， 錢美玲， 2017. 三種菊科草本植物對(duì)重金屬Cd污染土壤的修復(fù)效應(yīng)實(shí)驗(yàn)研究 [J]. 四川環(huán)境， 36（5）： 29-33.]

LI CL， SHAO ZQ， WANG YJ， et al.， 2010. Enrichment characteristics of Pb by several kinds of ornamental plants [J]. J Soil Water Conserv， 24（4）： 127-130.? [李翠蘭， 邵澤強(qiáng)， 王玉軍， 等， 2010. 幾種花卉植物對(duì)鉛富集特征的研究 [J]. 水土保持學(xué)報(bào)， 24（4）： 127-130.]

LI J， SONG SD， LIU N， et al.， 2010. Extraction and chemical composition analysis of essential oil from marigold leaves [J]. Food Sci， 31（18）： 359-362.? [李健， 宋帥娣， 劉寧， 等， 2010. 萬壽菊葉精油的提取及化學(xué)成分分析 [J]. 食品科學(xué)， 31（18）： 359-362.]

LI LL， ZHANG DG， LI TL， et al.， 2008.The extractants selection of bioavailable heavy metals in the soil [J]. Soil， 40（5）： 819-823.? [李亮亮， 張大庚， 李天來， 等， 2008. 土壤有效態(tài)重金屬提取劑選擇的研究 [J]. 土壤， 40（5）： 819-823.]

LI N， WU LH， SUN XF， et al.， 2005. Techniques for disposal or reuse of phytoremediating plants-present and future [J]. Soils， 37（6）： 587-592.? [李寧， 吳龍華， 孫小峰， 等， 2005. 修復(fù)植物產(chǎn)后處置技術(shù)現(xiàn)狀與展望 [J]. 土壤， 37（6）： 587-592.]

LI YR， ZHOU LY， LI SR， et al.， 2014.Antibacterial activity and mechanism of action of plant essential oils and their main components from fruits and vegetables： A review [J]. Food Sci， 35（11）： 325-329.? [李亞茹， 周林燕， 李淑榮， 等， 2014. 植物精油對(duì)果蔬中微生物的抑菌效果及作用機(jī)理研究進(jìn)展 [J]. 食品科學(xué)， 35（11）： 325-329.]

LIU JN， 2008. Identification and chemical enhancement of cadmium hyperaccumulators from ornamental plants and their chemical enhancement techniques [D]. Shenyang： Northeastern University.? [劉家女， 2008. 鎘超積累花卉植物的識(shí)別及其化學(xué)強(qiáng)化 [D]. 沈陽： 東北大學(xué).]

LIU JN， ZHOU QX， SUN T， et al.， 2007.Feasibility of applying ornamental plants in contaminated soil remediation [J]. Chin J Appl Ecol， 18（7）： 1617-1623.? [劉家女， 周啟星， 孫挺， 等， 2007. 花卉植物應(yīng)用于污染土壤修復(fù)的可行性研究 [J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 18（7）： 1617-1623.]

LIU JN， ZHOU QX， SUN T， 2006.Growing responses and hyperaccumulating characteristics of three ornamental plants to Cd-Pb combined pollution [J]. Acta Sci Circum， （12）： 2039-2044.? [劉家女， 周啟星， 孫挺， 2006. Cd-Pb復(fù)合污染條件下3種花卉植物的生長反應(yīng)及超積累特性研究 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， （12）： 2039-2044.]

LIU HS， ZHAO CL， LIU Y， et al.， 2020. Seed germination， seedling tolerance and enrichment effect of Cosmos bipinnata under cadmium stress&nbsp; [J]. J Henan Agric Sci， 49（5）： 126-133.? [劉翰升， 趙春莉， 劉玥， 等， 2020. Cd脅迫對(duì)波斯菊種子萌發(fā)， 幼苗耐性及富集的影響 [J]. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué)， 49（5）： 126-133.]

LIU WT， NI JC， ZHOU QX， et al.， 2014. Research progress of disposal technology for heavy metal-enriched plant biomass [J]. J Agric Environ Sci， 33（1）： 15-27.? [劉維濤， 倪均成， 周啟星， 等， 2014. 重金屬富集植物生物質(zhì)的處置技術(shù)研究進(jìn)展 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 33（1）： 15-27.]

LU C， WANG YH， YANG JW， 2010. Soil heavy metal pollution and dominant plants selection in Pb-Zn mining areas of Guangxi [J]. Chin J Soil Sci， 41（6）： 1471-1475.? [路暢， 王英輝， 楊進(jìn)文， 2010. 廣西鉛鋅礦區(qū)土壤重金屬污染及優(yōu)勢(shì)植物篩選 [J]. 土壤通報(bào)， 41（6）： 1471-1475.]

LU CY， LI X， WANG DW， et al.， 2015. Research status and developmental potential of flower remediation technology for polluted environment [J]. Acta Agric Jiangxi， 27（2）： 49-53.? [陸成云， 黎霞， 王代旺， 等， 2015. 花卉修復(fù)污染環(huán)境的研究現(xiàn)狀及發(fā)展?jié)摿?[J]. 江西農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)， 27（2）： 49-53.]

MEHARG AA， MACNAIR MR， 1990. An altered phosphate uptake system in arsenate-tolerant Holcus lanatus L. [J]. New Phytol， 116： 29-35.

MEHARG AA， MACNAIR MR， 1991. The mechanisms of arsenate tolerance in Deschampsia cespitosa （L.） Beauv and Agrostis capillaris L. adaption of the arsenate uptake system [J]. New Phytol， 119： 291-297.

MIAO XY， LI X， 2019.Phytoremediation for co-contaminated soils of cadmium and polychlorinated biphenyls using ornamental plant Tagetes patula [J]. Sci Technol Eng， 19（18）： 361-368.? [苗欣宇， 李瀟， 2019. 孔雀草修復(fù)重金屬-多氯聯(lián)苯復(fù)合污染土壤的實(shí)驗(yàn)研究 [J]. 科學(xué)技術(shù)與工程， 19（18）： 361-368.]

QU HJ， ZHANG HD， TAN ZC， et al.， 2020. The remediation potential of Quercus nuttallii and Quercus phellos to heavy metal polluted soil in lead-zinc mining area： A field test [J]. Acta Ecol Sin， 40（19）： 6969-6981.? [曲豪杰， 張涵丹， 譚志超， 等， 2020. 納塔櫟和柳葉櫟對(duì)鉛鋅礦區(qū)污染土壤的修復(fù)潛力分析： 田間試驗(yàn) [J]. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 40（19）： 6969-6981.]

SHAO ZQ， LI CL， ZHANG JJ， 2010. Present situation and outlook on remediation of lead contaminated soils using flower plants [J]. Environ Sci Manag， 35（9）： 23-25.? [邵澤強(qiáng)， 李翠蘭， 張晉京， 2010. 花卉植物修復(fù)鉛污染土壤的研究現(xiàn)狀及展望 [J]. 環(huán)境科學(xué)管理， 35（9）： 23-25.]

STOLTZ E， GREGER M， 2002. Accumulation properties of As， Cd， Cu， Pb and Zn by four wetland plant species growing on submerged mine tailings [J]. Environ Exp Bot， 47： 271-280.

WANG J， LIU R， 2019. Advances in phytoremediation of heavy metal contaminated soils [J]. Anhui Agric Sci Bull， 25（16）： 110-112.? [王靜， 劉如， 2019. 植物修復(fù)重金屬污染土壤的研究進(jìn)展 [J]. 安徽農(nóng)學(xué)通報(bào)， 25（16）： 110-112.]

WANG MX， CHEN YH， BAI X， et al.， 2014.Cd stress， accumulation and distribution characteristics in Tagetes patula L. [J]. Environ Chem， 33（11）： 1878-1884.? [王明新， 陳亞慧， 白雪， 等， 2014. 孔雀草對(duì)鎘脅迫的響應(yīng)及其積累與分布特征 [J]. 環(huán)境化學(xué)， 33（11）： 1878-1884.]

WANG S， WANG HB， WENG YQ， et al.， 2020. Analysis on extraction， refining and remanufacturing of plant essential oil [J]. New Technol Prod Chin， （2）： 60-62.? [王爽， 王慧賓， 翁雅青， 等， 2020. 淺析植物精油的提取與精煉再制造 [J]. 中國新技術(shù)新產(chǎn)品， （2）： 60-62.]

WANG XF， 2005. Resource potential analysis of ornamaentals applied in contaminated soil remediation [D]. Shenyang： Graduate School of Chinese Academy of Sciences.? [王曉飛， 2005. 花卉植物在污染土壤修復(fù)中的資源潛力分析 [D]. 沈陽： 中國科學(xué)院沈陽應(yīng)用生態(tài)研究所.]

WANG YL， SU LM， GUO RC， et al.， 2019. Study on the composition and bacteriostatic effect of essential oil of Malachia oleracea [J]. Chem Eng Des Comm， 45（7）： 167-169.? [王云龍， 蘇麗梅， 郭榮燦， 等， 2019. 孔雀草精油成分及其抑菌效果研究 [J]. 化工設(shè)計(jì)通訊， 45（7）： 167-169.]

WANG YX， PENG ZH， ZHANG L， et al.， 2014.Study on bioaccumulation characteristics of heavy metals in plants based on extractable heavy metals in soil [J]. J Henan Agric Sci， 43（7）： 60-63.? [王瑩雪， 彭重華， 張麗， 等， 2014. 基于土壤重金屬有效態(tài)的植物重金屬富集特性研究 [J]. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué)， 43（7）： 60-63.]

XU MM， 2018. Research of risk control technology on heavy metal contaminated farmland [D]. Nanning： Guangxi University.? [徐蒙蒙， 2018. 多金屬重度污染農(nóng)田風(fēng)險(xiǎn)管控技術(shù)研究 [D]. 南寧： 廣西大學(xué).]

YANG XQ， 2008. Physiological response to lead stress and phytoremediation of lead contaminated soil by Impatiens balsamina L. and Tegetes eresta L. [D]. Changsha： Hunan Agricultural University.? [楊小琴， 2008. 鳳仙花和萬壽菊對(duì)鉛脅迫的生理響應(yīng)及其對(duì)鉛污染土壤的修復(fù) [D]. 長沙： 湖南農(nóng)業(yè)大學(xué).]

ZHANG J， SHU WS， 2006. Mechanisms of Cd resistance in plants [J]. J Plant Physiol Mol Biol， 32（1）： 1-8.? [張軍， 束文圣， 2006. 植物對(duì)重金屬鎘的耐受機(jī)制 [J]. 植物生理與分子生物學(xué)學(xué)報(bào)， 32（1）： 1-8.]

ZHANG MM， 2020. Screening of Cadmium-resistant endophytic bacteria in Tagetes patula and study on its interaction with cadmium [D]. Jinan： Shandong University.? [張萌萌， 2020. 孔雀草鎘抗性內(nèi)生細(xì)菌的篩選及其與鎘作用特性的研究 [D]. 濟(jì)南： 山東大學(xué).]

ZHONG XM， YU Y， LU SF， et al.， 2016. Evaluation of heavy metal contamination in soils in mining-intensive areas of Nandan， Guangxi [J]. J Agric Environ Sci， 35（9）： 1694-1702.? [鐘雪梅， 于洋， 陸素芬， 等， 2016. 金屬礦業(yè)密集區(qū)廣西南丹土壤重金屬含量特征研究 [J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 35（9）： 1694-1702.]

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 Ecol 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(cè)與監(jiān)測(cè)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.]

ZHOU X， LIN QC， LI YJ， et al.， 2012.Study on remedial capability of heavy metal-contaminated soil by ornamental plants [J]. Anhui Agric Sci， 40（14）： 8133-8135.? [周霞， 林慶昶， 李擁軍， 等， 2012. 花卉植物對(duì)重金屬污染土壤修復(fù)能力的研究 [J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)， 40（14）：? 8133-8135.]

ZHOU YZ， SONG SQ， ZHANG CB， et al.， 2005.Water environmental geochemical response of rivers to mines and mining activity—a case study of the Diaojiang River drainage system [J]. Geol Bull Chin， 24（Z1）： 940-944.? [周永章， 宋書巧， 張澄博， 等， 2005. 河流對(duì)礦山及礦山開發(fā)的水環(huán)境地球化學(xué)響應(yīng)——以廣西刁江水系為例 [J]. 地質(zhì)通報(bào)， 24（Z1）： 940-944.]

（責(zé)任編輯 蔣巧媛）