徐 磊，周 靜，5，* ，梁家妮，崔紅標，陶美娟，陶志慧，4，祝振球，黃 林，4

(1．中國科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008;2．國家紅壤改良工程技術(shù)研究中心，中國科學(xué)院紅壤生態(tài)實驗站，鷹潭 335211;3．中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049;4．安徽農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，合肥 230036;

5．江西省科學(xué)院生物資源研究所，南昌 330029)

土壤重金屬污染由于其隱蔽性、長期性和不可逆轉(zhuǎn)性的特點，加之其對作物的高毒性并能通過食物鏈進入人體，同時對社會和經(jīng)濟造成巨大的危害，近年來對重金屬污染土壤進行修復(fù)已成為人們關(guān)注的熱點問題之一［1-2］。傳統(tǒng)的重金屬污染土壤修復(fù)方法有物理分離、溶劑浸提、化學(xué)淋洗、電化學(xué)修復(fù)等［3-4］，這些方法大都存在修復(fù)成本高、工程量大、容易破壞土體結(jié)構(gòu)、修復(fù)效果不穩(wěn)定甚至還會產(chǎn)生二次污染的特點而不利于實際應(yīng)用［5］。通過向土壤中加入化學(xué)試劑，利用其與土壤中重金屬的反應(yīng)將重金屬固定或降低毒性的技術(shù)被稱為穩(wěn)定化修復(fù)技術(shù)［6］，該技術(shù)操作簡便、修復(fù)成本低，但也存在不能根除土壤中重金屬的缺點。植物修復(fù)技術(shù)是指利用植物自身的生理特性，以及其與根際微生物的聯(lián)合作用，對土壤中的重金屬進行吸收、富集，并通過代謝活動，達到降低土壤中重金屬的目的［7］。作為一種新興的修復(fù)方法，植物修復(fù)技術(shù)具有治理過程的原位性、效果的永久性、經(jīng)濟性、后期處理簡易性和美學(xué)與環(huán)境的兼容性等諸多優(yōu)勢［8-9］，但同時也存在由于重金屬的毒害作用而抑制植物生長，使生物量降低，修復(fù)周期延長的技術(shù)瓶頸［10-11］。因此，采用穩(wěn)定化技術(shù)和植物修復(fù)相結(jié)合的方法，具有降低重金屬毒性以及通過植物吸收和遷移的結(jié)合而達到去除土壤中重金屬的特點。

Marchiol等［12］于2004年提出了理想的土壤修復(fù)植物標準:一是能吸附和遷移土壤中的重金屬;二是具有一定的重金屬耐性;三是生長速度快且生物量大;四是適應(yīng)性強并易于收割。巨菌草作為一種草本能源植物，兼具生物量巨大(鮮重200—400 t/hm2，按75%含水量，干重為50—100 t/hm2)、生長速度快、熱值高、可以用來提供能源的優(yōu)點［13-14］。但是其用于重金屬污染土壤修復(fù)的效果卻鮮見報道。

因此本研究將巨菌草作為修復(fù)植物，與對銅具有較強的耐受富集能力的海州香薷［15］、具有極強生態(tài)適應(yīng)性的香根草［16-17］以及當?shù)赝林参锝瘘S狗尾草進行對比試驗，以某冶煉廠周邊農(nóng)田污染土壤為供試對象，投加0．21%的石灰(0—20cm土壤質(zhì)量，下同)，從土壤-植物系統(tǒng)來評價石灰處理對污染土壤Cu和Cd的鈍化效果，并對比不同植物的修復(fù)效果，為應(yīng)用改良劑和植物聯(lián)合進行原位重金屬污染土壤修復(fù)提供技術(shù)指導(dǎo)和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1．1 研究地概況

試驗區(qū)位于某Cu冶煉廠污水和廢氣污染的農(nóng)田，主要污染物是Cu、Cd，以《國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準》二級標準為參照標準，通過內(nèi)梅羅單因素指數(shù)法進行評價，得到 PCu=24．32，PCd=4．37，均達到重度污染水平。加上該地區(qū)處于我國南方紅壤典型酸雨沉降區(qū)域，土壤酸化情況嚴重，導(dǎo)致該區(qū)農(nóng)作物無法正常生長，部分區(qū)域寸草不生并開始出現(xiàn)沙化現(xiàn)象。該區(qū)土壤質(zhì)地為砂質(zhì)壤土，基本理化性質(zhì)見表1。

表1 供試土壤基本理化性質(zhì)Table 1 The physical-chem ical properties of tested soil

1．2 供試材料

供試改良劑為石灰(熟石灰，60 目)，pH 12．24，Cu、Cd 含量分別為 1．36 mg/kg和0．87 mg/kg。

巨菌草(Pennisetum sp．)幼苗(多年生草本植物)采購于當?shù)卮迕瘛?/p>

香根草(Vetiveria zizanioides)幼苗(多年叢生草本植物)購于江西省紅壤研究所。

海州香薷(Elsholtzia splendens)(多年生草本植物)采用種子室內(nèi)育苗。

金黃狗尾草(Setaria lutescens)為該區(qū)土著植物，不需要人工栽種。

1．3 試驗設(shè)計

(1)試驗設(shè)計

本試驗共設(shè)計5個處理，每個處理3個重復(fù)，共15個小區(qū)，每個小區(qū)面積4m2(2m×2m)，各個小區(qū)采用水泥板隔開，水泥板地上部分20cm，地下深度30cm，用來防止相鄰小區(qū)的相互影響。

(2)試驗處理

將0．21%的石灰添加入除空白(CK)外的4個處理12個小區(qū)中，在添加石灰的小區(qū)中，不種植植物處理(施加石灰后會有土著植物金黃狗尾草生長)記為LW，其他分別栽種香根草、海州香薷和巨菌草，處理編號分別記為LV、LE、LP;LW處理金黃狗尾草生長旺盛，基本覆蓋整個小區(qū)，CK、LV、LE和LP處理小區(qū)也有少量金黃狗尾草生長，于6月20日對LV、LE和LP處理小區(qū)的金黃狗尾草進行清除，各個小區(qū)施肥等田間管理方式相同。

(3)試驗過程

試驗小區(qū)于2013年4月25日施加石灰后進行混勻平整，于平整后第1次降水日5月8日栽種植物，其中海州香薷株距為20cm×20cm，香根草和巨菌草均為50cm×50cm。于7月10日追施一次尿素，每個小區(qū)80g。2013年5月10日采集土壤樣品，12月5日收獲植物地上部分，并同時采集土壤樣品，裝入自封袋中，帶回實驗室分析。

1．4 分析方法

1．4．1 分析方法

土壤基本理化性質(zhì)測定采用常規(guī)分析測試方法［18］。土壤 pH 采用 1∶2．5 土水比，pH 計測定;Cu、Cd全量采用HF-HClO4-HNO3消煮，原子吸收分光光度法(火焰和石墨爐)測定［19-20］，有效態(tài) Cu、Cd采用0．1 mol/L CaCl2以1∶5的土水比振蕩提取2h，3000r/min 離心10 min，過濾后測定［18］。

植物地上部分 Cu、Cd含量測定:采用HNO3-HCLO4消煮，原子吸收分光光度法測定。1．4．2 植物的生產(chǎn)潛力與修復(fù)潛力

收獲植物時測定每個小區(qū)內(nèi)作物株高、鮮重，取適量植物地上部分帶回實驗室，先用自來水沖洗植株上的泥沙，然后用蒸餾水沖洗干凈，105℃殺青30min，并在70℃下烘干至恒重。稱重后根據(jù)干重評價4種植物的生產(chǎn)潛力;通過重金屬富集系數(shù)和重金屬絕對富集量衡量4種植物對重金屬污染土壤的修復(fù)潛力［13］。重金屬富集系數(shù)=植物地上部分重金屬濃度/土壤重金屬濃度;重金屬絕對富集量=植物地上部重金屬含量×地上部干重［21-22］。

1．5 數(shù)據(jù)處理

所有數(shù)據(jù)處理采用Excel 2010、Spss 20．0進行處理。

2 結(jié)果與分析

2．1 石灰對土壤pH及有效態(tài)Cu、Cd含量的影響

如圖1所示，4種植物與石灰聯(lián)合后，5月10日和12月5日4個處理土壤pH值均較CK處理有了顯著提高，與對照相比，5月10日LW、LV、LE和LP分別使土壤 pH 值提高了 0．64、0．47、1．06、0．99，12月5日4個處理分別提高土壤 pH 值0．85、0．70、0．61、0.82，均與對應(yīng)日期對照處理有顯著性差異，但兩個日期4個處理間差異并不顯著。并且隨著時間的推移，除CK處理外，其他4個處理的土壤pH值均有一定程度的降低，但降低幅度并不明顯。

圖1 不同處理對土壤pH的影響Fig．1 The influence of different processing on soil pH小寫字母不同表示在P＜0．05水平上差異顯著

不同處理對土壤有效態(tài)Cu、Cd含量變化的影響如圖2、圖3所示。4種植物與石灰聯(lián)合修復(fù)均降低了土壤有效態(tài) Cu、Cd的含量，5月10日 LW、LV、LE、LP 4個處理土壤有效態(tài)Cu含量較對照處理分別降低了 90．32%、92．10%、87．67% 和 91．54%，有效態(tài) Cd 含量分別降低了 57．87%、58．58%、52．69%和68.66%，顯著低于對照處理。與土壤pH相同的是，同一日期4種不同植物處理之間有效態(tài)Cu、Cd濃度并不存在顯著性差異。

圖2 不同處理對土壤有效態(tài)Cu的影響Fig．2 The influence of different processing of soil available Cu

圖3 不同處理對土壤有效態(tài)Cd的影響Fig．3 The influence of different processing of soil available Cd

2．2 4種植物的生產(chǎn)潛力

在土地平整后15d，未施用石灰的CK處理和單施石灰未種植物的LW處理均有金黃狗尾草發(fā)芽，但CK處理的金黃狗尾草在一段時間后逐漸枯萎、變黃，最后整體枯死，其他處理植物均正常生長。收獲后測得4種植物的生長狀況、生物量情況如表2所示。在該重度污染土壤，4種植物與石灰聯(lián)合后均有一定的生產(chǎn)潛力，在鮮重方面，以巨菌草最大，并與其它3種植物形成顯著性差異，海州香薷和金黃狗尾草次之，香根草最小。但由于金黃狗尾草含水率較高，使得干重表現(xiàn)為巨菌草＞海州香薷＞香根草＞金黃狗尾草，分別為達到25．25、10．53、3．86t/hm2和1．67t/hm2。

表2 4種植物的生長狀況和生物量Table 2 The grow th situation and biomass of the four p lant

2．3 4種植物的修復(fù)潛力

如表3所示，4種植物對Cu、Cd均有一定的吸收和富集能力，對Cu的富集系數(shù)，香根草(LV)最大，海州香薷(LE)次之，而對Cd的富集系數(shù)則表現(xiàn)為海州香薷最強，香根草次之，巨菌草和金黃狗尾草對Cu和Cd也有一定的吸收能力，但都處于較低水平。在評價植物對重金屬污染土壤的修復(fù)潛力中，主要考慮其絕對富集量，4種不同植物對同一種重金屬的絕對富集量差異顯著，以巨菌草對Cu、Cd的絕對富集量最大，達到3781g/hm2和28．8g/hm2，海州香薷和香根草對Cu、Cd的絕對富集量也相當可觀，分別達到 2706、27．3g/hm2和 1261、5．1g/hm2，金黃狗尾草在對Cu、Cd的絕對富集量上都是最低的，只有 247g/hm2和 1．72g/hm2。

表3 4種植物對Cu、Cd的吸收和富集Table 3 Content and accumulation of Cu and Cd in the four plants

3 討論

在一定的范圍內(nèi)，隨著石灰用量的增加土壤pH會不斷升高［23］，綜合考慮改良效果、推廣中的成本等問題，本試驗將石灰的用量設(shè)定為0．21%。結(jié)果表明，石灰的施用提高了供試土壤的pH，并顯著降低了有效態(tài)Cu、Cd的含量，這是因為石灰作為一種堿性物質(zhì)，加入土壤中后，一方面可以提高土壤pH，增加土壤溶液中OH－濃度，OH－與土壤中的Cu、Cd等重金屬元素形成氫氧化物沉淀，同時OH－還會與CO2反應(yīng)生成 CO23－，CO23－進而與土壤中的Cu2+、Cd2+反應(yīng)生成難容的碳酸鹽沉淀，而且OH－還可以使土壤中的Mn、Fe等形成羥基化合物，從而為重金屬元素提供更多的吸附位點［24-26］;另一方面石灰的添加降低了H+濃度，H+在土壤膠體表面的競爭作用減弱而被Ca2+等取代，進而增加了土壤固相中的陽離子交換量，使得重金屬元素可以與重金屬的主要吸附載體(鐵錳氧化物、黏土礦物、有機質(zhì)等)更加牢固地結(jié)合，從而降低了土壤中有效態(tài)重金屬的含量［27］。土壤pH控制著重金屬在土壤-溶液系統(tǒng)中的溶解平衡，對控制重金屬的移動性和生物有效性起著至關(guān)重要的作用［28-29］。石灰作為一種廉價高效提高土壤pH的材料，將其作為受重金屬污染的酸性土壤的改良劑是一種降低重金屬毒性、減少植株對重金屬吸收的有效措施［30］。試驗中隨著時間的推移，石灰處理后的土壤pH呈現(xiàn)一定的下降趨勢，但就試驗期間的7個月來看，并沒有達到顯著下降的水平。

試驗中未施用石灰的CK處理，金黃狗尾草發(fā)芽后生長較為緩慢，并慢慢變黃、枯死，這可能是由于土壤有效態(tài)Cu、Cd濃度較高，破壞了植物細胞膜系統(tǒng)，影響了細胞器的結(jié)構(gòu)和功能，如使植物葉綠素合成受到抑制，降低了光合作用，從而使植物生長受到抑制［31-32］。在施用0．21%石灰后，4種植物均可以正常生長，單從干生物質(zhì)量對4種植物的生產(chǎn)潛力進行評價，發(fā)現(xiàn)4種植物均有一定的生產(chǎn)潛力，且表現(xiàn)為巨菌草＞海州香薷＞香根草＞金黃狗尾草，巨菌草有絕對的優(yōu)勢。作為一種草本能源植物，巨菌草在生物質(zhì)能源發(fā)展過程中有重要的地位［33-36］，同時其較強的生態(tài)適應(yīng)性和較高的生態(tài)價值使其在退化和污染土壤的修復(fù)中有一定的應(yīng)用潛力［37］。在修復(fù)潛力方面，本研究表明，4種植物對Cu、Cd的富集能力有較大差異，與土著植物金黃狗尾草相似，巨菌草對Cu、Cd的富集系數(shù)均較低，而海州香薷和香根草的富集系數(shù)相對較高。但由于巨菌草其根系發(fā)達，植株高大，生物質(zhì)產(chǎn)量高［38］，對重金屬的絕對富集量較大，這些特點符合Maric［39］等提出的重金屬污染土壤修復(fù)植物的要求，仍然可以較好地起到修復(fù)重金屬污染土壤的作用。由于生物質(zhì)產(chǎn)量高，巨菌草對Cu、Cd的絕對富集量較大，通過收割成熟后的巨菌草進行生物質(zhì)原料加工轉(zhuǎn)化生物質(zhì)能源，其積累的Cu、Cd進入灰分后，可以考慮將其集中堆放，待技術(shù)成熟后進行回收利用［40］。從試驗結(jié)果來看，海州香薷和香根草單位面積生物量并不大，但對Cu、Cd的富集能力較強，絕對富集量較大，也有一定的修復(fù)潛力，這與姜理英、楊兵等的研究結(jié)果一致［41-42］。金黃狗尾草由于干生物量小、富集能力差，不適宜作為修復(fù)植物。

本研究在Cu、Cd重度污染土壤上，通過添加石灰改良土壤后，對比分析巨菌草和其它3種植物修復(fù)重金屬污染土壤的潛力，由于植物對重金屬污染土壤的修復(fù)效果與土壤中重金屬濃度緊密相關(guān)［43］，今后可以進行不同污染程度土壤上巨菌草與其它3種植物生長狀況、重金屬富集能力等的研究，進一步闡明巨菌草對重金屬污染土壤的修復(fù)能力和適用條件;同時還可進行長期生態(tài)監(jiān)測試驗，監(jiān)測石灰與巨菌草聯(lián)合后土壤－植物系統(tǒng)性質(zhì)的動態(tài)變化，為重金屬污染土壤的原位修復(fù)以及巨菌草在重金屬污染土壤上的規(guī)?；N植和應(yīng)用提供參考。

［1］ Mohamed I，Ahamadou B，Li M，Gong C X，Cai P，Liang W，Huang Q Y．Fractionation of copper and cadmium and their binding with soil organic matter in a contaminated soil amended with organicmaterials．Journal of Soils and Sediments，2010，10(6):973-982．

［2］ Lin Y S，Li B，Zhang X F．Problems of soil environmental security in China． Environmental Protection，2004， (10):39-42．

［3］ Castaldi P，Santona L，Melis M．Heavy metal immobilization by chemical amendments in a polluted soil and influence on white lupin growth．Chemosphere，2005，60(3):365-371．

［4］ Querol X，Alastuey A，Moreno N，Alvarez-Ayuso E，García-Sánchez A，Cama J，Ayora C，Simón M．Immobilization of heavy metals in polluted soils by the addition of zeolitic material synthesized from coal fly ash．Chemosphere，2006，62(2):171-180．

［5］ Long X X，Yang X E，NiW Z．Current situation and prospecton the remediation of soils contaminated by heavy metals．Chinese Journal of Applied Ecology，2002，13(6):757-762．

［6］ Khan F I，Husain T，Hejazi R．An overview and analysis of site remediation technologies．Journal of Environmental Management，2004，71(2):95-112．

［7］ Macek T，Mackova M，Kas J．Exploitation of plants for the removal of organics in environmental remediation．Biotechnology Advances，2000，18(1):23-34．

［8］ Alkorta I，Hernández-Allica J，Becerril JM，Amezaga I，Albizu I，Garbisu C．Recent findings on the phytoremediation of soils contaminated with environmentally toxic heavy metals and metalloids such as zinc，cadmium，lead，and arsenic．Reviews in Environmental Science and Biotechnology，2004，3(1):71-90．

［9］ Mcintyre T． Phytoremediation of heavy metals from soils．Advances in Biochemical Engineering/Biotechnology，2003，78:97-123．

［10］ Yadav S K．Heavy metals toxicity in plants:an overview on the role of glutathione and phytochelatins in heavy metal stress tolerance of plants．South African Journal of Botany，2010，76(2):167-179．

［11］ Fellet G，Marchiol L，Vedove G D，Peressotti A．Application of biochar on mine tailings:Effects and perspectives for land reclamation．Chemosphere，2011，83(9):1262-1267．

［12］ Marchiol L，Assolari S，Sacco P，Zerbi S．Phytoextraction of heavymetals by canola(Brassica napus)and radish(Raphanus sativus) grown on multicontaminated soil．Environmental Pollution，2004，132(1):21-27．

［13］ Hou X C，F(xiàn)an X F，Wu JY，Zhu Y，Zhang Y X．Potentiality of Herbaceous Bioenergy Plants in Remediation of Soil Contaminated by Heavy Metals．Chinese Journal of Grassland，2012，34(1):59-64，76-76．

［14］ Lin X S，Lin Z X，Lin D M，Lin H，Luo H L，Hu Y X，Lin C B，Zhu C Z．Effects of different years of planting Pennisetum sp．on the plant-and insect diversity in Pennisetum sp．communities．Chinese Journal of Applied Ecology，2012，23(10):2849-2854．

［15］ Song J，Zhao F J，Luo Y M，McGrath S P，Zhang H．Copper uptake by Elsholtzia splendens and Silene vulgaris and assessment of copper phytoavailability in contaminated soils．Environmental Pollution，2004，128(3):307-315．

［16］ Danh L T，Truong P，Mammucari R，Tran T，F(xiàn)oster N．Vetiver grass，Vetiveria zizanioides:a choice plant for phytoremediation of heavy metals and organic wastes．International Journal of Phytoremediation，2009，11(8):664-691．

［17］ Guan SY，Cai X Y，Jiang JS，Lai ZQ，Wang Y．The utilization and optimized cultivation of fragrant root grass．Prataculture and Animal Husbandry，2007，(6):21-24．

［18］ Lu R K． Soil Agro-chemistrical Analysis． Beijing: China Agricultural Science and Technology Press，2000．

［19］ CNEMC．Soil quality-determination of copper and zinc-Flame atomic absorption spectrophotometry． GB/T 171338—1997．Beijing:Chinese Environmental Protection Bureau，1997．

［20］ CNEMC．Soil quality-determination of lead，cadmium-graphite furnace atomic absorption spectrometry．GB/T 17141—1997．Beijing:Chinese Environmental Protection Bureau，1997．

［21］ Chamberlain A C． Fallout of lead and uptake by crops．Atmospheric Environment，1983，17(4):693-706．

［22］ Lan C Y，Shu W S，Wong M H．Reclamation of Pb/Zn mine tailings at Shaoguan，Guangdong Province，People＇s Republic of China: The role of river sediment and domestic refuse．Bioresource Technology，1998，65(1/2):117-124．

［23］ Du ZM，Hao JS，Zhou J，Gao Q Y．Effects of four amendments on Cu and Cd forms and soil enzyme activity in Cu-Cd polluted soil．Ecology and Environmental Sciences，2011，20(10):1507-1512．

［24］ Zhou Q X，Song Y F．The Principle and Method of Remediation of Contaminated Soil．Beijing:Science Press，2004:317-319．

［25］ Chou L，Garrels R M，Wollast R．Comparative study of the kinetics and mechanisms of dissolution of carbonate minerals．Chemical Geology，1989，78(3/4):269-282．

［26］ Gr ay C W，McLaren R G，Roberts A H C，Condron L M．Sorption and desorption of cadmium from some New Zealand soils:effectof pH and contact time．Australian Journal of Soil Research，1998，36(2):199-216．

［27］ Huang C Y．Soil Science．Beijing:China Agriculture Press:2000:209-212．

［28］ Gerriste R G，Van Driel W．The relationship between adsorption of tracemetals，organicmatter and pH in temper ate soils．Journal of Environmental Quality，1984，13:197-204．

［29］ Hooda P S，Alloway B J．Cadmium and Lead sorption behaviour of selected English and Indian soils．Geoderma，1998，84(1/3):121-134．

［30］ Du C Y，Zu Y Q，Li Y．Effect of liming and pig manure application on fractions of Cd，Pb and Zn in soil and their accumulation in Chinese cabbage． Ecology and Environment，2007，16(6):1710-1713．

［31］ Kong X S，Zhang M X，Guo X P．Effect of cadmium toxicity on cellmembrane permeability and protective enzyme activity ofmaize seeding． Agro-environmental Protection， 1999， 18(3):133-134．

［32］ Liu C S，Shi Y X，Ma L，Ye Y L，Yang JH，Zhang F S．Effect of excessive copper on growth andmetabolism ofapple trees．Plant Nutrition and Fertilizer Science，2000，6(4):451-456．

［33］ Schmer M R，Vogel K P，Mitchell R B，Perrin R K．Net energy of cellulosic ethanol from switchgrass．Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America，2008，105(2):464-469．

［34］ Boe A，Beck D L．Yield components of biomass in switchgrass．Crop Science，2008，48(4):1306-1311．

［35］ Chinese Academy of Sciences，China Flora Editorial Board．Flora of China(The tenth volume first volume)．Beijing:Science Press，1990:200-201．

［36］ Xie G H，Guo X Q，Wang X，Ding R E，Hu L，Cheng X．An overview perspectives of energy crop resources．Resources Science，29(5):74-80．

［37］ Hou X C，F(xiàn)an X F，Wu JY，Zuo H T．Evaluation for production potentials of bioenergy grasses grown in abandoned Sandpits in Beijing Suburb．Journal of Natural Resources，2011，26(10):1768-1774．

［38］ Wei S H， Yang C J， Zhou Q X． Hyperaccumulative characteristics of 7 widely distributing weed species in composite family especially Bidens pilosa to heavy metals．Environmental Science，2008，29(10):2912-2918．

［39］ Maric M，Antonijevic M，Alagic S．The investigation of the possibility for using some wild and cultivated plants as hyperaccumulators of heavy metals from contaminated soil．Environmental Science and Pollution Research，2013，20(2):1181-1188．

［40］ Wei SH，Zhou Q X，Liu R．Utilization of weed resource in the remediation of soils contaminated by heavy metals．Journal of Natural Resources，2005，20(3):432-440．

［41］ Jiang L Y，Yang X E，Ye Z Q，Shi W Y．Uptake and accumulation of Cu and Zn in Elsholtzia splendens and Elsoltzia argyi．Journal of Agro-Environment Science，2003，22(5):524-528．

［42］ Yang B， Lan C Y， Shu W S． Growth and heavy metal accumulation of Vetiveria zizanioides grown on lead/zinc mine tailings．Acta Ecologica Sinica，2005，25(1):45-50．

［43］ Yan A L，Wu TT，Wang Y B，Zhang X Q．The characteristics of cadmium tolerance and accumulation in three kinds of ornamental plants．Acta Ecologica Sinica，2010，30(9):2491-2498．

參考文獻:

［2］ 林玉鎖，李波，張孝飛．我國土壤環(huán)境安全面臨的突出問題．環(huán)境保護，2004，(10):39-42．

［5］ 龍新憲，楊肖娥，倪吾鐘．重金屬污染土壤修復(fù)研究的現(xiàn)狀與展望．應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2002，13(6):757-762．

［13］ 候新村，范希峰，武菊英，朱毅，張永俠．草本能源植物修復(fù)重金屬污染土壤的潛力．中國草地報，2012，34(1):59-64，76-76．

［14］ 林興生，林占熺，林冬梅，林輝，羅海凌，胡應(yīng)習(xí)，林春柏，朱朝枝．不同種植年限的巨菌草對植物和昆蟲多樣性的影響．應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2012，23(10):2849-2854．

［17］ 管淑艷，蔡小艷，蔣建生，賴志強，王影．香根草的利用及其優(yōu)化栽培．草業(yè)與畜牧，2007，(6):21-24．

［18］ 魯如坤．土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法．北京:中國農(nóng)業(yè)科技出版社，2000．

［19］ 中國環(huán)境監(jiān)測總站．土壤質(zhì)量-銅、鋅的測定-火焰原子吸收分光光度法．GB/T 171338-1997．北京:中國環(huán)境保護局，1997．

［20］ 中國環(huán)境監(jiān)測總站．土壤質(zhì)量-鉛、鎘的測定-石墨爐原子吸收分光光度法．GB/T 17141-1997．北京:中國環(huán)境保護局，1997．

［23］ 杜志敏，郝建設(shè)，周靜，高倩圓．四種改良劑對Cu、Cd復(fù)合污染土壤中Cu、Cd形態(tài)和土壤酶活性的影響．生態(tài)環(huán)境學(xué)報，2011，20(10):1507-1512．

［24］ 周啟星，宋玉芳．污染土壤修復(fù)原理與方法．北京:科學(xué)出版社，2004:317-319．

［27］ 黃昌勇．土壤學(xué)．北京:中國農(nóng)業(yè)出版社，2000:209-212．

［30］ 杜彩艷，祖艷群，李元．施用石灰對Pb、Cd、Zn在土壤中的形態(tài)及大白菜中累積的影響．生態(tài)環(huán)境，2007，16(6):1710-1713．

［31］ 孔祥生，張妙霞，郭秀璞．Cd2+毒害對玉米幼苗細胞膜透性及保護酶活性的影響．農(nóng)業(yè)環(huán)境保護，1999，18(3):133-134．

［32］ 劉春生，史衍璽，馬麗，葉優(yōu)良，楊吉華，張福鎖．過量銅對蘋果樹生長及代謝的影響．植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報，2000，6(4):451-456．

［35］ 中國科學(xué)院中國植物志編輯委員會．中國植物志(第十卷第一分冊)．北京:科學(xué)出版社，1990:200-201．

［36］ 謝光輝，郭興強，王鑫，丁榮娥，胡林，程序．能源作物資源現(xiàn)狀與發(fā)展前景．資源科學(xué)，2007，29(5):74-80．

［37］ 侯新村，范希峰，武菊英，左海濤．京郊挖沙廢棄地能源草生產(chǎn)潛力評價．自然資源學(xué)報，2011，26(10):1768-1774．

［38］ 魏樹和，楊傳杰，周啟星．三葉鬼針草等7種常見菊科雜草植物對重金屬的超富集特征．環(huán)境科學(xué)，2008，29(10):2912-2918．

［41］ 姜理英，楊肖娥，葉正錢，石偉勇．海州香薷和紫花香薷對Cu、Zn的吸收和積累．農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報，2003，22(5):524-528．

［42］ 楊兵，藍崇鈺，束文圣．香根草在鉛鋅尾礦上生長及其對重金屬的吸收．生態(tài)學(xué)報，2005，25(1):45-50．

［43］ 燕傲蕾，吳亭亭，王友保，張旭情．三種觀賞植物對重金屬鎘的耐性與積累特性．生態(tài)學(xué)報，2010，30(9):2491-2498．