摘要：通過活化劑聯(lián)合具有較高富集能力和較大生物量的植物積累、移除重金屬是污染土壤修復(fù)的新方向。為探究不同活化劑種類和劑量對(duì)植物提取土壤重金屬的強(qiáng)化修復(fù)效果，本研究通過大田試驗(yàn)比較了EDTA、KCl、草酸（OA）對(duì)巨菌草修復(fù)Cd污染農(nóng)田土壤（0.92 mg·kg-1，pH 5.0）的影響。結(jié)果表明：土壤總Cd含量（0.52～0.84 mg·kg-1）顯著低于種植前，施用EDTA和中、高劑量KCl（750、1 125 kg·hm-2）使土壤Cd含量顯著減少?；罨瘎?duì)巨菌草的生長未產(chǎn)生不利影響，低劑量KCl（375 kg·hm-2）則提高了地上部生物量（431 mg·株-1）。各處理地上部Cd累積量為0.15～0.37 mg·株-1，其中OA和低劑量KCl處理最高，分別為0.37 mg·株-1和0.32 mg·株-1。Cd 主要累積在葉片（0.53～1.92 mg·kg-1），占地上部總累積量的54.9%～64.2%；OA 處理的生物富集系數(shù)BCF莖（0.67）、BCF葉（2.09）和轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)TF葉/莖（3.12）顯著高于其他處理，表明其可增強(qiáng)土壤重金屬生物有效性，從而促進(jìn)巨菌草的吸收和累積。根據(jù)試驗(yàn)結(jié)果估算修復(fù)效果，在本實(shí)驗(yàn)土壤Cd水平下，OA和低劑量KCl強(qiáng)化巨菌草分別收割7茬和8茬將可達(dá)標(biāo)；對(duì)于Cd含量為2.0 mg·kg-1的污染土壤，分別收割9茬和10茬可達(dá)標(biāo)；而在Cd含量0.5 mg·kg-1污染土壤中只需收割5茬。研究表現(xiàn)，兼顧生物量和富集能力，OA和適量KCl的應(yīng)用對(duì)于提高巨菌草凈化土壤Cd污染的修復(fù)效果最好，且通過種植此類生物量大的植物并采用強(qiáng)化修復(fù)技術(shù)，同時(shí)達(dá)到了減污和固碳的雙重目的。

關(guān)鍵詞：強(qiáng)化植物修復(fù)技術(shù)；土壤重金屬污染；鎘；巨菌草；活化劑

中圖分類號(hào)：X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1672-2043（2024）11-0575-08 doi：10.11654/jaes.2024-0891

隨著工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，礦山和工廠污水的不合理排放，工業(yè)廢氣和汽車尾氣的沉降，以及農(nóng)藥和化肥的不科學(xué)使用，導(dǎo)致重金屬進(jìn)入農(nóng)田，造成土壤污染[1]。2014年全國土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)顯示我國耕地土壤污染物點(diǎn)位超標(biāo)率為19.4%，Cd點(diǎn)位超標(biāo)率為7.0%[2]。近年來，土壤污染加重的趨勢(shì)雖然得到了初步遏制，但重金屬尤其是Cd污染仍是不可忽視的問題[3]。Cd易進(jìn)入植物體內(nèi)且難以代謝，可通過食物鏈威脅人體健康[4]。因此，開發(fā)新技術(shù)和新方法進(jìn)行Cd污染土壤的治理和修復(fù)十分必要。

目前重金屬污染土壤的修復(fù)方法主要有化學(xué)修復(fù)、物理修復(fù)和生物修復(fù)?；瘜W(xué)修復(fù)和物理修復(fù)往往需要高投入，且難以將重金屬從土壤中移除，有二次污染的風(fēng)險(xiǎn)[5]。植物修復(fù)是代表性的生物修復(fù)方法之一，可將重金屬從土壤中移除，且有投入少、生態(tài)友好等優(yōu)點(diǎn)，近年來被廣泛關(guān)注[6]。自20 世紀(jì)80 年代植物修復(fù)被提出以來[7]，雖已發(fā)現(xiàn)了多種Cd 富集植物[8]，但大多存在生物量小、生長周期長、環(huán)境適應(yīng)性差等問題，導(dǎo)致在實(shí)際環(huán)境中的修復(fù)效果往往難以達(dá)到預(yù)期，且修復(fù)時(shí)間長，不宜大面積推廣[9]。楊金山等[6]通過田間調(diào)查發(fā)現(xiàn)，即便是對(duì)Cd 移除效果較好的水莧菜，也需要7～14 茬才能實(shí)現(xiàn)污染土壤Cd 達(dá)標(biāo)。因此，選擇適宜當(dāng)?shù)厣L、易種植、生物量大、對(duì)重金屬有較高富集作用的植物進(jìn)行土壤重金屬修復(fù)成為新方向[8，10-12]。近年來，巨菌草（Pennisetum si?nese Roxb.）因具有抗逆性強(qiáng)、適應(yīng)性強(qiáng)、植株生物量大等特點(diǎn)[13]，在Cd 污染土壤修復(fù)中表現(xiàn)出較好潛力[14-16]，但其偏低的重金屬富集系數(shù)限制了修復(fù)效果，地上部Cd含量也顯著低于伴礦景天等超富集植物[17]，因而尚未展現(xiàn)出較大的修復(fù)優(yōu)勢(shì)。

植物對(duì)土壤中重金屬的吸收能力與其有效性有關(guān)[18]。通過向土壤中施加重金屬活化劑，提高其生物有效性，從而提高植物對(duì)重金屬的富集能力是近年來研究的熱點(diǎn)[19-21]。目前常用的重金屬活化劑包括螯合劑[21]、小分子有機(jī)酸[22]、表面活性劑[23]等。研究發(fā)現(xiàn)EDTA可顯著提高萬壽菊體內(nèi)Cd的累積[24]，施用檸檬酸可使東南景天對(duì)Zn 的修復(fù)效率提高3.92 倍[25]，施用皂素和蘋果酸可使商陸葉片Cd 累積量分別提高55%和110%[22]，施用EDTA可顯著提高巨菌草地上部Pb的累積[26]。此外，氯離子可與重金屬結(jié)合形成可溶性重金屬絡(luò)合物[27-29]，提高植物的提取效率，故含氯無機(jī)鹽被認(rèn)為是經(jīng)濟(jì)有效的活化劑，近年來受到關(guān)注[27，30]?？梢娀罨瘎┰谥参镄迯?fù)中效果明顯，但對(duì)于其強(qiáng)化巨菌草修復(fù)重金屬污染土壤的研究尚待深入。

鑒于此，本研究選擇螯合劑EDTA、小分子有機(jī)酸草酸（OA）和含氯離子無機(jī)鹽KCl作為代表性活化劑，通過野外大田試驗(yàn)探究不同活化劑種類和劑量對(duì)巨菌草提取修復(fù)Cd污染農(nóng)田的強(qiáng)化效果，以期解析其活化機(jī)制和篩選高效活化劑強(qiáng)化植物提取方案，為土壤Cd污染的植物修復(fù)和農(nóng)田固碳提供技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與植物

田間試驗(yàn)在江蘇省北部某重金屬污染農(nóng)田中進(jìn)行。土壤類型為砂姜黑土，pH 5.00，土壤有機(jī)碳含量14.34 g·kg-1，總Cd含量為0.92 mg·kg-1，超過《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）》（GB15618—2018）中規(guī)定的土壤Cd風(fēng)險(xiǎn)篩選值（0.30 mg·kg-1），DTPA-Cd有效態(tài)含量為0.36 mg·kg-1。選用的修復(fù)植物巨菌草，由福建農(nóng)林大學(xué)菌草研究所提供。

1.2 田間試驗(yàn)設(shè)計(jì)

在污染農(nóng)田中選擇平整地塊，為了便于施肥和灌溉，降低土壤異質(zhì)性，將土壤表層翻耕均勻后劃分2m×2 m小區(qū)，小區(qū)之間保留0.5 m的隔離帶。采用隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)（圖1），共設(shè)置6 個(gè)處理，分別為對(duì)照（CK，不施用活化劑）、EDTA（每小區(qū)施用量0.20 kg即500 kg·hm-2）、KCl1（低劑量，0.15 kg即375 kg·hm-2）、KCl2（中劑量，0.30 kg即750 kg·hm-2）、KCl3（高劑量，0.45 kg即1 125 kg·hm-2）、OA（0.11 kg，275 kg·hm-2），每個(gè)處理重復(fù)3次，以上各處理活化劑施用量分別根據(jù)前人研究結(jié)果調(diào)整后確定[31-33]。

巨菌草種植前，在每個(gè)小區(qū)中均勻撒施0.1 kg復(fù)合肥（N∶P2O5∶K2O=15∶15∶15），然后起壟。種植時(shí)選取長勢(shì)一致的莖稈進(jìn)行扦插，植株間距為40 cm×40cm。扦插后覆蓋一層薄土，然后澆水灌溉。待幼苗發(fā)芽后30 d，將相應(yīng)處理的活化劑均勻撒施在對(duì)應(yīng)小區(qū)，并澆水灌溉，使活化劑溶解滲入土壤中。巨菌草生長過程中不進(jìn)行追肥，根據(jù)土壤墑情進(jìn)行澆灌。

1.3 樣品采集與分析

在巨菌草生長200 d后，在每個(gè)小區(qū)隨機(jī)協(xié)同采集土壤和植株地上部樣品各3份。植株樣品先后用自來水、超純水分別沖洗3遍，放入烘箱中105 ℃殺青30 min，再70 ℃烘干至質(zhì)量恒定，然后按照莖、葉分開稱干質(zhì)量后研磨備用。

土壤pH 按水土比2.5∶1 浸提30 min，平衡后pH計(jì)測(cè)定[34]；土壤有效態(tài)Cd采用DTPA提?。ㄒ和帘?∶1）[35]，電感耦合等離子體原子發(fā)射光譜儀（ICP-OES，Optima 8000，PerkinElmer）測(cè)定。土壤和植物樣品Cd含量分別采用王水-HClO4[34]和HNO3 -H2O2 電熱消解[36]，電感耦合等離子體-質(zhì)譜儀（ICP-MS，NexIONTM300X，PerkinElmer）測(cè)定。為確保分析的準(zhǔn)確性，樣品的Cd含量測(cè)定過程中分別采用國家土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GWB 07401）和國家植物標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)（GBW 07603）進(jìn)行質(zhì)量控制。

1.4 數(shù)據(jù)處理

為探究巨菌草地上部對(duì)Cd的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)能力，按如下公式計(jì)算地上部Cd總累積量（SA）、不同器官的Cd生物富集系數(shù)（BCF）和Cd轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)（TF）：

SA=莖Cd含量×莖生物量+葉片Cd含量×葉片生物量

BCF=地上部各器官Cd含量/土壤Cd含量

TF=葉片Cd含量/莖中Cd含量

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Excel 2019 進(jìn)行處理，OriginPro2021 作圖；數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)和差異性分析采用SPSS 21；采用單因素方差分析（ANOVA）進(jìn)行顯著性分析（Plt;0.05），并采用Duncan進(jìn)行多重比較。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同活化劑對(duì)植物修復(fù)過程中土壤pH 和Cd 含量及有效性的影響

巨菌草收割后土壤pH 介于4.95～5.26 之間（圖2a），與種植前土壤pH（5.00）無顯著差異，活化劑施用與否亦對(duì)土壤pH無顯著影響。土壤DTPA-Cd含量為0.15～0.34 mg·kg-1則顯著低于種植前。施用活化劑后，土壤中生物有效態(tài)的重金屬經(jīng)過數(shù)月的植物吸收，除OA處理外，土壤DTPA-Cd均顯著低于對(duì)照，其中KCl1處理下降了51.19%（圖2b）；施用不同劑量KCl后土壤DTPA-Cd無顯著差異。土壤Cd含量較種植前低8.12%～43.34%，說明巨菌草可顯著降低土壤Cd含量。配合施用活化劑后，EDTA和KCl均可促進(jìn)巨菌草去除土壤Cd，其中，中、高劑量KCl處理對(duì)土壤降Cd效果最好，分別比對(duì)照低37.41%和35.62%（圖2c）。

2.2 不同活化劑對(duì)巨菌草生物量的影響

巨菌草地上部干質(zhì)量生物量為329～431 g·株-1，其中最大量為KCl1 處理，比對(duì)照高61.25 g·株-1（圖3）。器官分配方面，各處理葉部生物量雖有差異但總體不明顯，干物質(zhì)主要集中在莖，最高可達(dá)地上部總質(zhì)量的66.25%，其中莖部最高的是KCl1處理，較對(duì)照增加26.83%，說明低劑量KCl可促進(jìn)巨菌草莖的干物質(zhì)累積，從而提高其地上部生物量。

2.3 不同活化劑對(duì)巨菌草各部位Cd富集的影響

巨菌草各部位Cd含量如圖4a所示，葉片中Cd含量為莖的1.41～3.12倍。施用KCl和OA后葉Cd含量顯著高于對(duì)照，且OA處理高于KCl處理；不同施用量KCl對(duì)葉Cd含量無顯著影響。莖中Cd含量?jī)HOA處理比對(duì)照高26.26%。通過各部位Cd含量與生物量計(jì)算其累積量發(fā)現(xiàn)，Cd主要在葉片中富集（占地上部總累積量的54.9%～64.2%）。施用KCl 和OA 可顯著促進(jìn)Cd 在葉片中的累積，進(jìn)而提高Cd 在地上部的總累積量（圖4b），其中OA 處理葉片和地上部Cd 含量均最高，分別比對(duì)照高51.58%和38.64%；低、高劑量KCl均可促進(jìn)地上部總Cd 的累積，分別比對(duì)照增高21.7% 和10.33%，但中劑量的KCl 處理顯著低于對(duì)照，這可能與其生物量較低有關(guān)。

2.4 不同活化劑對(duì)巨菌草各部位Cd吸收轉(zhuǎn)運(yùn)的影響

BCF和TF是衡量植物從土壤中富集、在體內(nèi)轉(zhuǎn)運(yùn)重金屬能力的重要指標(biāo)。結(jié)果表明，巨菌草莖部BCF 均低于葉片，說明地上部Cd 更易向葉片遷移。除施用EDTA外，各處理葉片BCF均大于1（圖5a），表現(xiàn)出較好的Cd富集能力。施用KCl、OA后葉片BCF均高于對(duì)照，但KCl劑量影響不顯著。值得注意的是僅有OA處理莖部BCF顯著高于對(duì)照（圖5a），表明活化劑對(duì)巨菌草富集Cd的強(qiáng)化作用主要體現(xiàn)在葉片。TF葉/莖為1.41～3.12（圖5b），其中KCl3 和OA 處理的TF葉/莖分別為2.53和3.12（圖5b），說明Cd在巨菌草體內(nèi)有較高的轉(zhuǎn)運(yùn)能力，且適量的KCl和OA均可促進(jìn)Cd在巨菌草莖-葉間的轉(zhuǎn)移，其中OA處理較強(qiáng)。

3 討論

本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)巨菌草收獲一茬后，土壤Cd含量為0.52～0.85 mg·kg-1（圖2c），顯著低于種植前，說明其有較好的修復(fù)效果，印證了巨菌草對(duì)Cd污染土壤的修復(fù)潛力[14，37]。但將巨菌草地上部Cd累積量換算成土壤Cd降低量（按耕層20 cm深，容重1.3 g·cm-3計(jì)算）為0.04～0.09 mg·kg-1（表1），無法完全解釋巨菌草種植前后土壤Cd的降低量。植物根系重金屬含量高于地上部，是重金屬的重要累積部位。Yu等[37]研究發(fā)現(xiàn)巨菌草地下部Cd 含量可達(dá)整株的45.1%～47.7%，但由于很難清除地下龐大的根系，且巨菌草為多年生草本植物，實(shí)際生產(chǎn)過程通常僅收割地上部，故本研究未考慮巨菌草根部Cd的累積，這可能導(dǎo)致耕層土壤Cd最終降低量高于巨菌草的移除量。此外，本研究土壤DTPA-Cd含量可達(dá)土壤Cd的39.4%，活性較高，存在向下層土壤淋溶風(fēng)險(xiǎn)。普定縣后寨河流域土壤剖面1.2 m處仍能檢測(cè)到Cd[38]。土柱實(shí)驗(yàn)證明經(jīng)20 mg·kg-1 的Cd 淋溶后，土壤10～60 cm 有效態(tài)Cd可達(dá)6.58 mg·kg-1[39]。因此，耕層土壤Cd的淋溶也可能是Cd降低量高于巨菌草移除量的原因之一。

活化劑可提高土壤重金屬有效性，進(jìn)而促進(jìn)植物吸收以提高修復(fù)效果。本實(shí)驗(yàn)條件下施用EDTA后，巨菌草地上部Cd 累積量顯著低于對(duì)照（圖4b）。Huang等[21]研究發(fā)現(xiàn)EDTA具有生物毒性，施用EDTA后土壤微生物群落豐富度和多樣性顯著降低。本研究發(fā)現(xiàn)EDTA可顯著降低巨菌草各部位BCF和TF（圖5），說明EDTA雖可提高土壤Cd有效性[19]，但該劑量下的EDTA可能抑制巨菌草的Cd吸收轉(zhuǎn)運(yùn)能力。施用OA未提高巨菌草地上部生物量，但顯著提高了地上部Cd的累積能力（圖4b）。OA是常用的重金屬活化劑，可通過與Cd2+形成有機(jī)絡(luò)合物[40]從而提高土壤Cd的活性。Hou等[41]發(fā)現(xiàn)OA可顯著提高伴礦景天的Cd累積量。本研究巨菌草收獲后OA處理的地上部BCF和TF均顯著高于對(duì)照（圖5），說明OA可通過活化土壤中的Cd增強(qiáng)Cd的植物吸收，并促進(jìn)各部位Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)，進(jìn)而提高地上部Cd的累積。施用KCl后發(fā)現(xiàn)，與其他處理相比，低劑量可顯著提高巨菌草地上部生物量（圖3）和Cd的累積（圖4b），但地上部TF并無顯著變化（圖5b），說明KCl劑量可影響巨菌草地上部生物量進(jìn)而影響Cd在植株體內(nèi)累積。低劑量KCl可通過為巨菌草提供鉀肥，從而提高了其生物量來影響其對(duì)Cd的吸收；中高劑量KCl雖然提高了土壤Cd有效性[29]，但易造成Cd 的遷移[32]，且Cl-具有一定毒性[42]，含量較高可能抑制巨菌草生長（圖3）。

植物修復(fù)雖然有綠色環(huán)保、無二次污染風(fēng)險(xiǎn)等優(yōu)點(diǎn)，但也面臨著修復(fù)效率低，難以滿足實(shí)際需求等不足。因此，根據(jù)現(xiàn)有結(jié)果評(píng)估修復(fù)效果可以預(yù)判其是否有現(xiàn)實(shí)意義，這對(duì)于推廣植物修復(fù)技術(shù)十分重要。按照耕層20 cm深、容重1.3 g·cm-3、巨菌草分蘗數(shù)為10（文獻(xiàn)[43]報(bào)道在7～14之間）估算，本研究地上部對(duì)土壤Cd的去除率為4.00%～9.70%（表1）。Liu等[16]亦提出巨菌草對(duì)Cd 有較高的修復(fù)效率（4.82%～10.7%）。在相同種植密度下，每茬菊苣的土壤Cd修復(fù)效率為2.7%左右[11]，As的超富集植物蜈蚣草對(duì)耕層土壤As的去除率僅0.31%～0.59%[44]，這進(jìn)一步說明巨菌草有較大的Cd污染修復(fù)潛力。按照本田間試驗(yàn)結(jié)果估算，將土壤中Cd降低至0.3 mg·kg-1以下約要7～17茬（表1），施用KCl和OA 后可顯著縮短達(dá)標(biāo)所需修復(fù)時(shí)間，其中施用OA后7茬可使土壤Cd含量達(dá)標(biāo)。通過BCF和地上部生物量估算理論修復(fù)時(shí)間，可以看出對(duì)于土壤Cd含量為0.5 mg·kg-1的污染土壤，撒施以上兩種活化劑需5茬可使土壤中Cd含量達(dá)標(biāo)（lt;0.3 mg·kg-1）；對(duì)于Cd含量為2.0 mg·kg-1的污染土壤，低劑量的KCl和OA強(qiáng)化巨菌草移除土壤中的Cd分別需收割9茬和10茬（表1）。兩者在強(qiáng)化巨菌草修復(fù)中有巨大的推廣潛力，且巨菌草生物量大，亦有較大的固碳潛力。

本研究通過在野外實(shí)際Cd 污染農(nóng)田的大田試驗(yàn)，探究活化劑強(qiáng)化巨菌草修復(fù)凈化Cd污染土壤的可行性并比較其效果。綜合植物Cd 積累量和土壤Cd實(shí)際減量程度，證明施用適量KCl和OA是提高巨菌草修復(fù)效率的有效手段。但巨菌草生物量大，根系發(fā)達(dá)，種植后是否會(huì)破壞土壤結(jié)構(gòu)，降低土壤肥力需要進(jìn)一步分析。此外，本研究在巨菌草生長過程中尚未詳細(xì)動(dòng)態(tài)監(jiān)測(cè)土壤中Cd 有效性變化和植株體內(nèi)Cd含量變化，后續(xù)研究需探究巨菌草生長規(guī)律與活化劑效果持續(xù)時(shí)間的匹配問題以進(jìn)一步提高修復(fù)效率。盡管如此，本研究采用的KCl和OA價(jià)格經(jīng)濟(jì)，田間使用成本低；且巨菌草具有生物量大的特性，又可多次收割；通過施用適量的KCl和OA可使巨菌草高效修復(fù)Cd污染土壤，且收獲后的巨菌草還可進(jìn)一步資源化利用，兼具固碳能力，具有較好的應(yīng)用前景。

4 結(jié)論

（1）巨菌草配施重金屬活化劑后不會(huì)導(dǎo)致土壤酸化，且可通過植物移除顯著降低耕層土壤Cd含量。

（2）巨菌草葉片是Cd累積的重要部位，占地上部Cd累積量的54.9%～64.2%。

（3）施用草酸（OA）和低劑量KCl 可顯著提高地上部Cd的累積，在本研究土壤污染條件下，兩者需7茬和8茬可使土壤Cd含量達(dá)標(biāo)。

（4）施用適量的土壤重金屬活化劑KCl和OA可達(dá)到植物高富集量以高效修復(fù)土壤Cd污染并生物固碳的協(xié)同目的。

參考文獻(xiàn)：

[1] 陳世寶， 王萌， 李杉杉， 等. 中國農(nóng)田土壤重金屬污染防治現(xiàn)狀與問

題思考[J]. 地學(xué)前緣， 2019， 26（6）：35-41. CHEN S B， WANG M，

LI S S， et al. Current status of and discussion on farmland heavy metal

pollution prevention in China[J]. Earth Science Frontiers， 2019， 26（6）：

35-41.

[2] 中華人民共和國環(huán)境保護(hù)部. 全國土壤染污狀況調(diào)查公報(bào)[R]. 北京：

環(huán)境保護(hù)部， 2014. Ministry of Environmental Protection. The

ministry of land and resources report on the national soil contamination

survey[R]. Beijing：Ministry of Environmental Protection of the People′s

Republic of China， 2014.

[3] 中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部. 2023中國生態(tài)環(huán)境狀況公報(bào)[R]. 北

京：中華人民共和國生態(tài)環(huán)境部， 2024. Ministry of Ecology and

Environment. 2023 Bulletin on the state of China′ s ecological

environment[R]. Beijing：Ministry of Ecology and Environment of the

People′s Republic of China， 2024.

[4] WANG P， CHEN H P， KOPITTKE P M， et al. Cadmium contamination

in agricultural soils of China and the impact on food safety[J].

Environmental Pollution， 2019， 249：1038-1048.

[5] MULLIGAN C N， YONG R N， GIBBS B F. Remediation technologies

for metal-contaminated soils and groundwater：an evaluation[J].

Engineering Geology， 2001， 60（1）：193-207.

[6] 楊金山， 羅小三， 張欣悅， 等. 污染農(nóng)田水莧菜等野生植物鎘富集能

力和修復(fù)潛力調(diào)查[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2023， 42（8）：1739-

1747. YANG J S， LUO X S， ZHANG X Y， et al. Investigation of Cd

enrichment capacity and remediation potential of wild plants including

Ammannia baccifera L. in Cd-contaminated farmland soil[J]. Journal

of Agro-Environment Science， 2023， 42（8）：1739-1747.

[7] CHANEY R. Plant uptake of inorganic waste constituents[J]. Land

Treat of Hazard Wastes， 1983：50-76.

[8] 李希銘， 李金波， 宋桂龍， 等. 35份草本植物鎘吸收與富集特征比

較[J]. 草業(yè)科學(xué)， 2018， 35（4）：760-770. LI X M， LI J B， SONG G L，

et al. Cadmium tolerance and absorption characteristic of herbaceous

plants[J]. Pratacultural Science， 2018， 35（4）：760-770.

[9] 屈冉， 孟偉， 李俊生， 等. 土壤重金屬污染的植物修復(fù)[J]. 生態(tài)學(xué)雜

志， 2008（4）：626-631. QU R， MENG W， LI J S， et al. Research

progress on phytoremediation of heavy metal contaminated soil[J].

Chinese Journal of Ecology， 2008（4）：626-631.

[10] 周新元， 齊麗彬， 多晶， 等. 木醋液強(qiáng)化牧草修復(fù)石灰性Cd污染土

壤效果研究[J]. 農(nóng)業(yè)資源與環(huán)境學(xué)報(bào)， doi：10.13254/j.jare.2023.

0816. ZHOU X Y， QI L B， DUO J， et al. Enhanced remediation of

Cd-contaminated calcareous soil with herbage by wood vinegar[J].

Journal of Agricultural Resources and Environment， doi：10.13254/j.

jare. 2023.0816.

[11] DENG X， YUAN X Q， CHEN L H， et al. Field-scale remediation of

cadmium-contaminated farmland soil by Cichorium intybus L.：

planting density， repeated harvests， and safe use of its Cd-enriched

biomass for protein feed[J]. Industrial Crops and Products， 2022， 188：

115604.

[12] 趙曉峰， 雷梅， 陳同斌. 中國鎘超富集植物的物種、生境特征和篩選

建議[J]. 環(huán)境科學(xué)， 2023， 44（5）：2786-2798. ZHAO X F， LEI M，

CHEN T B， et al. Species， habitat characteristics， and screening

suggestions of cadmium hyperaccumulators in China[J]. Environmental

Science， 2023， 44（5）：2786-2798.

[13] 林興生， 林占熺， 林冬梅， 等. 不同種植年限的巨菌草對(duì)植物和昆

蟲多樣性的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)， 2012， 23（10）：2849-2854.

LIN X S， LIN Z X， LIN D M， et al. Effects of different years of planting

Pennisetum sp. on the plant-and insect diversity in Pennisetum sp.

communities[J]. Chinese Journal of Applied Ecology， 2012， 23（10）：

2849-2854.

[14] 王麗萍， 張健， 胡紅玲， 等. 巨菌草對(duì)鎘污染土壤的修復(fù)特性[J]. 應(yīng)

用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)， 2015， 21（4）：725-732. WANG L P， ZHANG

J， HU H L， et al. The remediation characteristics of Pennisetum spp. on

Cd contaminated soil[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental

Biology， 2015， 21（4）：725-732.

[15] CHEN Y H， HU L， LIU X L， et al. Influences of king grass

（Pennisetum sinese Roxb）-enhanced approaches for phytoextraction

and microbial communities in multi-metal contaminated soil[J].

Geoderma， 2017， 307：253-266.

[16] LIU Y W， ZHOU J J， SUN D L， et al. Polyaspartic acid assistedphytoremediation

of cadmium-contaminated farmland：phytoextraction

efficiency， soil quality， and rhizosphere microbial community[J].

Science of the Total Environment， 2023， 862：160736.

[17] CUI H B， FAN Y C， YANG J， et al. In situ phytoextraction of copper

and cadmium and its biological impacts in acidic soil[J].

Chemosphere， 2016， 161：233-241.

[18] DEGRYSE F， SMOLDERS E， MERCKX R. Labile Cd complexes

increase Cd availability to plants[J]. Environmental Science amp;

Technology， 2006， 40（3）：830-836.

[19] 許學(xué)慧， 蘭亭， 劉海云， 等. 活化劑添加對(duì)重金屬污染土壤性狀的

影響[J]. 干旱區(qū)資源與環(huán)境， 2022， 36（2）：105-109. XU X H，

LAN T， LIU H Y， et al. Effect of activators on the soil properties in

enhancing phytoremediation of heavy metal pollution[J]. Journal of

Arid Land Resources and Environment， 2022， 36（2）：105-109.

[20] ZHAO R， HUANG L H， PENG X， et al. Effect of different amounts of

fruit peel-based activator combined with phosphate-solubilizing

bacteria on enhancing phytoextraction of Cd from farmland soil by

ryegrass[J]. Environmental Pollution， 2023， 316：120602.

[21] HUANG R， CUI X Y， LUO X Z， et al. Effects of plant growth

regulator and chelating agent on the phytoextraction of heavy metals

by Pfaffia glomerata and on the soil microbial community[J].

Environmental Pollution， 2021， 283：117159.

[22] 張雅睿， 黃益宗， 徐峰， 等. 螯合劑和有機(jī)酸對(duì)商陸修復(fù)鎘砷污染

農(nóng)田的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2023， 42（9）：1936-1944.

ZHANG Y R， HUANG Y Z， XU F， et al. Effects of chelating agents

and organic acids on remediation of cadmium and arsenic complex

contaminated farmland by Phytolacca acinosa Roxb. [J]. Journal of

Agro-Environment Science， 2023， 42（9）：1936-1944.

[23] 廉梅花， 曾祥峰， 馬陽陽， 等. 表面活性劑強(qiáng)化生物修復(fù)重金屬和

多環(huán)芳烴污染土壤研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志， 2024， 43（9）：2813-

2823. LIAN M H， ZENG X F， MA Y Y， et al. Surfactant-enhanced

bioremediation of heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons

in soil：a review[J]. Chinese Journal of Ecology， 2024， 43（9）：2813-

2823.

[24] ALI S Y， CHAUDHURY S. EDTA-enhanced phytoextraction by

Tagetes sp. and effect on bioconcentration and translocation of heavy

metals[J]. Environmental Processes， 2016， 3（4）：735-746.

[25] LI Y Q， WANG Y J， KHAN M A， et al. Effect of plant extracts and

citric acid on phytoremediation of metal-contaminated soil[J].

Ecotoxicology and Environmental Safety， 2021， 211：111902.

[26] HU L， WANG R， LIU X L， et al. Cadmium phytoextraction potential

of king grass（Pennisetum sinese Roxb.）and responses of rhizosphere

bacterial communities to a cadmium pollution gradient[J].

Environmental Science and Pollution Research， 2018， 25（22）：21671-

21681.

[27] 許偉偉， 李方洲， 任靜華， 等. 活化劑與植物聯(lián)合修復(fù)Cd污染土壤

的田間研究[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)， 2019， 42（7）：126-130. XU W

W， LI F Z， REN J H， et al. Enhanced phytoextraction for

contaminated soil with Cd by cole（Brassica napus L.）in field-based

research[J]. Environmental Science amp; Technology， 2019， 42（7）：126-

130.

[28] GUO J X， CHEN M F， HUANG Y X， et al. Chloride application

weakens cadmium immobilization by lime in paddy rice soil[J].

Ecotoxicology and Environmental Safety， 2022， 241：113761.

[29] 邢維芹， 王亞利， SCHECKEL K G， 等. 不同陰離子對(duì)水溶性磷酸

鹽穩(wěn)定污染土壤中重金屬的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2013， 33

（10）：2814-2820. XIING W Q， WANG Y L， SCHECKEL K G， et

al. Effects of anions on the immobilization of heavy metals in a

polluted soil with soluble phosphate[J]. Acta Scientiae Circumstantiae，

2013， 33（10）：2814-2820.

[30] 陳小亞. 活化劑結(jié)合植物修復(fù)重金屬污染土壤的研究[D]. 鄭州：

河南工業(yè)大學(xué)， 2021. CHEN X Y. Phytoremediation of heavy metal

contaminated soils with mobilizing amendments[D]. Zhengzhou：

Henan University of Technology， 2021.

[31] 馬葉. 雄安涉重企業(yè)周邊重金屬污染農(nóng)田螯合誘導(dǎo)-植物修復(fù)技

術(shù)研究[D]. 濟(jì)南：山東師范大學(xué)， 2021. MA Y. Study on chelation

induction and phytoremediation technology of heavy metal

contaminated farmland around heavy enterprises in Xiong′ an[D].

Jinan：Shandong Normal University， 2021.

[32] 鄒嘉成， 牛瑩新， 宋付朋， 等. 鉀肥強(qiáng)化植物間作修復(fù)鎘鋅污染土

壤效應(yīng)研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2022， 41（2）：304-312. ZOU

J C， NIU Y X， SONG F P， et al. Intensification of the intercropping

effect of phytoremediation of soil contaminated with cadmium and

zinc using potassium fertilizer[J]. Journal of Agro - Environment

Science， 2022， 41（2）：304-312.

[33] ALMAROAI Y A， USMAN A R A， AHMAD M， et al. Effects of

synthetic chelators and low-molecular-weight organic acids on

chromium， copper， and arsenic uptake and translocation in maize

（Zea mays L.）[J]. Soil Science， 2012， 177（11）：655-663.

[34] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)技術(shù)出

版社， 2000. LU R K. Methods for agricultural chemical analysis of

soil[M]. Beijing：China Agricultural Science and Technology Press，

2000.

[35] LINDSAY W L， NORVELL W A. Development of a DTPA soil test

for zinc， iron， manganese， and copper[J]. Soil Science Society of

America Journal， 1978， 42（3）：421-428.

[36] 楊曉霞， 史文， 郭偉， 等. 硝酸-過氧化氫敞口消解/電感耦合等離

子體質(zhì)譜（ICP-MS）法測(cè)定植物樣品中砷[J]. 中國無機(jī)分析化學(xué)，

2021， 11（3）：6 - 11. YANG X X， SHI W， GUO W， et al.

Determination of arsenic concentration in plant samples by

inductively coupled plasma mass spectrometry with nitric acid and

hydrogen peroxide digestion[J]. Chinese Journal of Inorganic

Analytical Chemistry， 2021， 11（3）：6-11.

[37] YU F M， TANG S T， SHI X W， et al. Phytoextraction of metal（loid）s

from contaminated soils by six plant species：a field study[J]. Science

of the Total Environment， 2022， 804：150282.

[38] 曾海蓮. 普定縣后寨河流域土壤剖面鎘的分布特征與生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)研

究[D]. 貴陽：貴州師范大學(xué)， 2024. ZENG H L. Distribution

characteristics and ecological risks of cadmium in soil profiles of the

Houzhai River Basin in Puding County[D]. Guiyang：Guizhou Normal

University， 2024.

[39] 鄒佳慧， 林青， 邵明艷， 等. 生物炭影響下土壤中銅鎘鋅復(fù)合污染

物的淋溶遷移[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2023， 43（9）：333-345. ZOU J

H， LIN Q， SHAO M Y， et al. Leaching behavior of Cu， Cd， and Zn in

combined pollution soil as affected by biochar[J]. Acta Scientiae

Circumstantiae， 2023， 43（9）：333-345.

[40] 孟昭福， 張?jiān)好瘢?鄧晶. 草酸對(duì)不同土壤中Cd Zn吸附及其交互作

用影響的初步研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2011， 30（11）：2265-

2270. MENG Z F， ZHANG Y M， DENG J. Effects of oxalic acid on

the adsorption and interaction of Cd2+ ， Zn2+ in different soils[J].

Journal of Agro-Environment Science， 2011， 30（11）：2265-2270.

[41] HOU S， WAANG X， SHAFI M， et al. Remediation efficacy of Sedum

plumbizincicola as affected by intercropping of landscape plants and

oxalic acid in urban cadmium contaminated soil[J]. Journal of Soils

and Sediments， 2019， 19（10）：3512-3520.

[42] 陳鴻芳， 余波平， 盧星星， 等. 芯片行業(yè)再生水灌溉矮牽牛的植物

毒理效應(yīng)及環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[J]. 環(huán)境工程技術(shù)學(xué)報(bào)， 2024， 14（3）：

921-932. CHEN H F， YU B P， LU X X， et al. Phytotoxic effects and

environmental risk assessment of petunia hybrida irrigated with

reclaimed water from the chip industry[J]. Journal of Environmental

Engineering Technology， 2024， 14（3）：921-932.

[43] 賈雨雷， 廖真， 汪麗芳， 等. 化肥減量配施菌草固氮菌肥對(duì)巨菌草

生長、營養(yǎng)品質(zhì)及土壤養(yǎng)分的影響[J]. 草業(yè)學(xué)報(bào)， 2021， 30（3）：

215-223. JIA Y L， LIAO Z， WANG L F， et al. Effects of chemical

fertilizer reduction and co - application with a JUNCAO nitrogenfixing

biofertilizer on growth and nutritional quality of Pennisetum

giganteum and soil nutrient status[J]. Acta Prataculturae Sinica，

2021， 30（3）：215-223.

[44] 劉抗旱， 鄭劉根， 張理群， 等. 復(fù)合型植物源活化劑強(qiáng)化蜈蚣草修

復(fù)砷污染土壤的效應(yīng)研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)， 2023， 32（3）：635-

642. LIU K H， ZHENG L G， ZHANG L Q， et al. Effect of complex

plant derived activator on the remediation of As contaminated soil by

Pteris vittata[J]. Ecology and Environmental Sciences， 2023， 32（3）：

635-642.

（責(zé)任編輯：葉飛）