韓存亮，黃澤宏，肖榮波*，鄧一榮，余曉華

1. 廣東省環(huán)境科學(xué)研究院，廣東 廣州 510045；2. 廣東省產(chǎn)品質(zhì)量監(jiān)督檢驗研究院，廣東 順德 510006；3. 仲愷農(nóng)業(yè)工程學(xué)院，廣東 廣州 510225

中國環(huán)境保護部和國土資源部 2014聯(lián)合發(fā)布的《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》顯示，全國土壤環(huán)境狀況總體不容樂觀，部分地區(qū)土壤污染嚴重，工礦業(yè)廢棄地土壤環(huán)境問題突出，南方土壤污染重于北方（環(huán)境保護部等，2014）?；洷钡貐^(qū)是廣東省礦產(chǎn)資源開采與金屬冶煉活動最為集中的區(qū)域，也是重要的大米產(chǎn)區(qū)，礦冶活動是重金屬污染的主要來源，長期金屬礦采選及冶煉導(dǎo)致礦區(qū)周邊稻田土壤重金屬污染嚴重，稻米Cd超標問題突出（邱錦泉等，2016；杜瑞英等，2016），研究合適的本地化土壤修復(fù)技術(shù)與模式顯得尤為重要。

植物修復(fù)技術(shù)具有成本低、不破壞土壤結(jié)構(gòu)、無二次污染、且易被公眾接受等優(yōu)勢，是一項有廣闊應(yīng)用前景的新興土壤污染修復(fù)技術(shù)（賀庭等，2012；苗欣宇等，2015；吳彬艷等，2017）。超富集植物以其遠超普通植物對重金屬的耐受性和吸收富集能力而在植物修復(fù)研究中備受關(guān)注，已報道的超富集植物超過400種，其中大多數(shù)為Ni超富集植物，而Cd超富集植物數(shù)量較少（仇榮亮等，2009；駱永明等，2015）。伴礦景天（Sedum plumbizincicola）是中國發(fā)現(xiàn)的一種Cd和Zn超富集植物，其在長江中下游及北方溫帶地區(qū)環(huán)境條件下對土壤 Cd和 Zn的污染表現(xiàn)出很強的修復(fù)能力（吳龍華等，2006；劉玲等，2009；李思亮等，2016），且伴礦景天對土壤酸堿度有著較廣泛的適應(yīng)性（Han et al.，2013）。伴礦景天地上部莖葉部分可以通過扦插的方式進行育苗擴繁，莖尖是被用于扦插的部位，而野外采集到的更多為莖段，若其地上部莖段部分擴繁苗在田間種植時能夠獲得與莖尖擴繁苗相當?shù)纳锪考爸亟饘俑患?，則可以極大提高伴礦景天這種寶貴的野生種苗資源的利用效率。因此，伴礦景天對粵北礦區(qū)周邊Cd和Zn污染土壤的田間修復(fù)效果和應(yīng)用潛力及其地上部不同部位（莖尖和莖段）擴繁苗的田間修復(fù)效果均值得研究。

相對于超富集植物，擁有更大生物量且對重金屬具有較高耐受性和富集能力的（高）富集植物篩選與應(yīng)用方面的研究也多有報道（Mertens et al.，2006；Murakami et al.，2008；施翔等，2010；賀庭等，2012；Hu et al.，2013），并逐漸成為污染土壤植物修復(fù)的另一種選擇（楊啟良等，2015）。楊桃（Averrhoa carambola）是近年來在中國新發(fā)現(xiàn)的一種Cd富集植物，其屬多年生木本植物，具有生物量大、生長較迅速、易于繁殖等特點，其對珠江三角洲地區(qū)Cd污染土壤具有良好的修復(fù)效果（李金天，2008；Li et al.，2009），而目前尚未見其對粵北礦區(qū)周邊污染土壤的田間修復(fù)效果及與超富集植物進行聯(lián)合修復(fù)的相關(guān)報道。

間套種耕作技術(shù)通過利用不同類型和高度的植物對土壤養(yǎng)分、光熱和水等資源需求的差異性進行合理統(tǒng)籌而實現(xiàn)更為高效的種植。許多研究表明，修復(fù)植物與玉米（Zea mays）等農(nóng)作物間套種可以在一定程度上實現(xiàn)邊修復(fù)邊生產(chǎn)（黃細花等，2010；周建利等，2014；居述云等，2015），而不同類型和高度修復(fù)植物立體套種模式是治理重金屬復(fù)合污染的一條新途徑，但需要更多的田間試驗進行驗證（賀庭等，2012；樊霆等，2013）。

本研究通過田間試驗，評價了伴礦景天和楊桃兩種修復(fù)植物對粵北礦區(qū)周邊Cd、Zn污染稻田土壤的修復(fù)效果與潛力，采用修復(fù)植物單種及兩種修復(fù)植物套種措施研究不同種植模式的修復(fù)效應(yīng)，并且考察了玉米單種及其與超富集植物伴礦景天套種對粵北Cd、Zn污染稻田土壤的修復(fù)效果，以期為粵北礦區(qū)周邊重金屬污染稻田土壤治理修復(fù)與安全利用提供參考。

1 材料和方法

1.1 試驗地概況

試驗地位于粵北地區(qū)某鉛鋅礦附近稻田，與采礦區(qū)直線距離約2.5 km，該區(qū)域?qū)僦衼啛釒Ъ撅L氣候，冬春冷，夏秋熱，年平均氣溫 19.6 ℃；年平均降雨量1619.6 mm；無霜期305 d。土壤pH值4.70，有機質(zhì) 26.8 g?kg-1，陽離子交換量（CEC）8.58 cmol?kg-1；農(nóng)田土壤質(zhì)地較適中，可耕作性良好。由于地處礦區(qū)周邊，土壤重金屬自然背景值相對較高，且受周邊工礦企業(yè)生產(chǎn)排放的長期影響，土壤中多種重金屬超標，土壤鎘和鋅平均質(zhì)量分數(shù)分別為 1.24 mg?kg-1和 597 mg?kg-1，超過《國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準》（GB 15618—1995）的二級標準限值，屬中度污染土壤。

1.2 試驗材料

供試修復(fù)植物為伴礦景天和楊桃。伴礦景天種苗采自浙江省衢州市北部某鉛鋅礦區(qū)，為提高寶貴種苗資源的利用效率，并考察伴礦景天不同部位（莖尖和莖段）擴繁苗的田間生長情況及對污染土壤的修復(fù)效果，將從野外采回的伴礦景天種苗分為莖尖和莖段，預(yù)先在仲愷農(nóng)業(yè)工程學(xué)院溫室中進行擴繁，并室內(nèi)育苗45 d左右，育苗基質(zhì)為蛭石和珍珠巖（質(zhì)量比為1∶1）混合基質(zhì)，田間移裁時，選擇苗高度約5 cm且大小一致、長勢良好的幼苗移栽入田間。楊桃是在廣東和廣西被廣泛種植的楊桃品種（酸楊桃），為實生苗，楊桃苗購自廣西一個苗圃農(nóng)場，該農(nóng)場土壤鎘和鋅的質(zhì)量分數(shù)均未超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量標準（GB 15618—1995）的二級標準限值，移裁時，樹苗苗齡約為2個月，株高在20～30 cm之間。

供試玉米（會單4號）種子購買于云南農(nóng)科院育種中心，為低鎘積累性品種（黑亮等，2007；陳建軍等，2014）。試驗中每穴播種3粒玉米種子，待玉米苗高至30～40 cm時進行間苗，使田間玉米苗的長勢與苗高基本保持一致。

1.3 試驗設(shè)計與田間管理

田間試驗設(shè)置6個處理，試驗設(shè)計詳見表1，每個處理設(shè)3個重復(fù)，共計18個小區(qū)，每個小區(qū)面積為6 m2（2 m×3 m）。試驗小區(qū)于2013年10月29—30日經(jīng)土地翻耕平整后劃定，11月1日將伴礦景天由育苗溫室移栽至田間，玉米和楊桃的種植時間分別在2014年4月16日和4月27日。試驗過程中，在天氣干旱時，適時灌水，保持土壤墑情良好，陰雨天做好適當排水，避免試驗田積水。在植物移栽種植前施用基肥（氮磷鉀三元復(fù)合肥，用量 600 kg?hm-2），伴礦景天和玉米生長的前期（移栽定苗后1個月）、中后期（移栽定苗后3個月）各施追肥1次（尿素，用量60 kg?hm-2）；楊桃生長期較長，根據(jù)其長勢在其移栽后每隔3～4個月施追肥1次，共施追肥6次，追肥用量同前。

表1 田間試驗設(shè)計Table 1 Experimental design of field study

1.4 樣品采集與分析測試

2014年6月4日收獲伴礦景天，由于伴礦景天根為細小的須根系，實際應(yīng)用中很難將根由土壤中移除，試驗中僅采集伴礦景天地上5 cm以上部分（簡稱為“地上部”）進行處理與重金屬分析；2014年8月5號收獲玉米，采集玉米籽粒進行估產(chǎn)和重金屬質(zhì)量分數(shù)分析；楊桃樹根系較粗壯，且較容易獲取，2015年12月18號采集楊桃整株樣品進行處理分析。在完成測試分析所需樣品采集之后，將各小區(qū)剩余的伴礦景天和楊桃植株經(jīng)自然風干后進行集中存放，防止植物殘體將富含的重金屬重新釋放回土壤中。

伴礦景天與楊桃植株樣品依次用自來水和去離子水清洗，用吸水紙吸干表面水，測定鮮重。再將樣品置于烘箱內(nèi)，105 ℃下殺青30 min，然后置于 70 ℃下烘干至恒重，記錄干重。植株干樣與玉米籽粒樣品用樣品粉碎機粉碎后，過0.25 mm尼龍網(wǎng)篩備用。其中，楊桃分根、莖和葉3部分分別進行干燥、稱重和制樣。

土壤樣品重金屬質(zhì)量分數(shù)測定采用HF-HClO4-HNO3（優(yōu)級純，體積比3∶5∶5）三酸法消解，植物重金屬質(zhì)量分數(shù)測定采用電熱板加熱，HNO3-HClO4（優(yōu)級純，體積比 3∶2）消解，待測液Zn采用火焰原子吸收分光光度計測定，Cd采用石墨爐原子吸收分光光度計測定，使用國家標準物質(zhì)對重金屬測定進行質(zhì)量控制。

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2007進行初步整理分析與作圖，采用SPSS 16.0統(tǒng)計軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析，統(tǒng)計圖表中不同大、小寫字母分別表示參比數(shù)據(jù)差異（LSD法）達到極顯著（P＜0.01）和顯著水平（P＜0.05）。

2 結(jié)果與分析

2.1 伴礦景天和楊桃生長情況及生物量

利用植物修復(fù)重金屬污染土壤時，最關(guān)鍵因素是植物可收獲部分的生物量及其重金屬質(zhì)量分數(shù)（Zhao et al.，2003；Kidd et al.，2015）。對于伴礦景天，由于其根系非常細小，收割時很難獲取較完整根系且根系生物量相對較小，在土壤中容易腐化，所以本研究將伴礦景天地上部生物量作為其可收獲生物量；而對于楊桃等木本植物，其根系較粗壯，根部生物量比較容易獲取且根與地上部莖的生物量相當（表2），加之收割時若將楊桃根部留在土壤中則會影響后茬作物的耕種，因而將楊桃根、莖和葉生物量之和作為楊桃的可收獲生物量。

伴礦景天被移栽至田間后，在氣溫較低的 11月—次年3月主要是可保持成活，而生物量的增加較為緩慢，3月份之后，隨著氣溫轉(zhuǎn)暖，生長環(huán)境條件更為適宜，伴礦景天長勢良好，生長速度加快，到5月中旬其地上部可郁閉整個小區(qū)，5月下旬開花，到6月上旬其地上部生物量基本達到穩(wěn)定，至移栽后217 d左右收獲伴礦景天。由表2可知，莖尖和莖段兩種不同擴繁方式所得景天苗單種的兩個處理（S1和 S2）間地上部生物量無顯著差異，兩者均值分別達到 2.79 t?hm-2和 2.82 t?hm-2。當伴礦景天與楊桃或者玉米進行套種處理時，由于其種植密度降低一半，單位面積上景天地上部生物量有所降低，平均生物量分別為 1.95 t?hm-2和 1.83 t?hm-2。綜上所述，伴礦景天可在研究區(qū)條件下良好生長，并能夠獲得較可觀的地上部生物量。

表2 修復(fù)植物伴礦景天和楊桃生物量Table 2 The biomass of Sedum plumbizincicola and Averrhoa carambola t?hm-2

楊桃被移栽至田間后，前期生長較為緩慢，移栽約半年后，生長速度逐漸加快，至移栽后 600 d左右時，楊桃整株高度接近180 cm，整體生物量非常可觀，楊桃根與莖兩部分的生物量相當，兩者均顯著高于楊桃葉的生物量（表2）。楊桃單種處理根、莖和葉的生物量均值分別可達到15.4、15.5和7.81 t?hm-2，整株合計生物量高達 43.3 t?hm-2；楊桃與伴礦景天套種處理時，其種植密度較單種時降低了一半，但其根、莖和葉的生物量仍分別可達6.16、5.53和 2.50 t?hm-2，整株合計生物量達到 16.5 t?hm-2。

2.2 修復(fù)植物伴礦景天和楊桃體內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)

由圖1可知，莖尖和莖段兩種不同擴繁方式對伴礦景天地上部Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)影響均不顯著，莖尖和莖段擴繁伴礦景天地上部 Cd質(zhì)量分數(shù)均值分別達到 116 mg?kg-1和 119 mg?kg-1，地上部 Zn 質(zhì)量分數(shù)均值分別達到 7716 mg?kg-1和 7622 mg?kg-1。伴礦景天與楊桃進行套種時，其地上部Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)均與伴礦景天單種處理時相當，當伴礦景天與玉米進行套種時，其地上部Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)較伴礦景天單種均有所下降，但兩者間差異并不顯著。

由圖 2可知，無論楊桃根、莖還是葉，其 Cd和 Zn質(zhì)量分數(shù)在楊桃單種和楊桃與伴礦景天套種兩種處理間均沒有顯著差異。從楊桃不同部位 Cd質(zhì)量分數(shù)看，楊桃根中最低，單種與套種兩種處理Cd質(zhì)量分數(shù)均值分別為 8.21 mg?kg-1和 8.10 mg?kg-1，楊桃莖和葉中Cd質(zhì)量分數(shù)間差異不顯著，平均值在15 mg?kg-1左右。從楊桃不同部位Zn質(zhì)量分數(shù)看，楊桃根中相對較低，單種與套種兩種處理Zn質(zhì)量分數(shù)均值分別為 198.6 mg?kg-1和 251.8 mg?kg-1；單種時顯著低于楊桃莖和葉中的 Zn質(zhì)量分數(shù)，套種時略低于楊桃莖中 Zn質(zhì)量分數(shù)，而極顯著低于楊桃葉中Zn質(zhì)量分數(shù)，其中楊桃葉中Zn的質(zhì)量分數(shù)最高，顯著高于根和莖。單種與套種兩種處理楊桃葉 Zn質(zhì)量分數(shù)均值分別達到 642.4 mg?kg-1和 621.2 mg?kg-1。

圖1 伴礦景天地上部Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)Fig. 1 Cadmium and Zinc content of Sedum plumbizincicola

圖2 楊桃不同部位Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)Fig. 2 Cadmium and Zinc content in different parts of Averrhoa carambola

修復(fù)植物生物富集系數(shù)（Bioconcentration Factor，BCF）是指植物體內(nèi)重金屬質(zhì)量分數(shù)與土壤中相應(yīng)重金屬質(zhì)量分數(shù)的比值，是評價植物對重金屬吸收富集能力的重要指標（McGrath et al.，2003）277。本試驗中，伴礦景天地上部對Cd和Zn的生物富集系數(shù)分別在83.5～100和10.0～14.5之間，其中莖尖擴繁苗與莖段擴繁苗單種兩個處理（S1和S2）富集系數(shù)差異不顯著，伴礦景天Cd富集系數(shù)遠高于其他報道中重金屬污染修復(fù)植物高粱（Sorghum bicolor）、板藍根（Isatis tinctoria）等對Cd的富集系數(shù)（米艷華等，2016）；楊桃高密度單種時根、莖和葉對Cd的富集系數(shù)分別為7.1、12.3和13.6，楊桃與伴礦景天套種處理Cd富集系數(shù)與楊桃單種處理相當，除楊桃葉外，其根和莖 Zn富集系數(shù)均小于1.0（表3）；相對于Zn，伴礦景天和楊桃均表現(xiàn)出更強的Cd吸收富集能力。

2.3 伴礦景天和楊桃對重金屬提取量及修復(fù)效率

植物修復(fù)效率以植物可收獲部分提取的重金屬總量占污染土壤中重金屬總量的百分比表示（駱永明等，2015）247。本研究中，計算伴礦景天重金屬提取量和修復(fù)效率時僅考慮其地上部分，而楊桃需考慮其整株生物量。

如表4所示，伴礦景天單種時，莖尖擴繁苗單種處理對Cd提取量均值為322 g?hm-2，略低于莖段擴繁苗單種處理（341 g?hm-2），但兩者間差異不顯著；伴礦景天與楊桃或者玉米套種時，由于其種植密度較單種時降低了一半，而使套種處理伴礦景天Cd提取量有所下降，Cd提取量均值分別為 252 g?hm-2和 185 g?hm-2。楊桃單種處理其根、莖和葉對Cd提取量分別可達到128、217和115 g?hm-2，其整株Cd提取量可達到459 g?hm-2，楊桃與伴礦景天套種處理中楊桃種植密度比單種處理降低一半，其根、莖和葉對Cd的提取量分別為49.2、95.5和39.2 g?hm-2，其整株 Cd 提取量為 183.9 g?hm-2，該處理總 Cd提取量為伴礦景天和楊桃兩者提取量之和（436 g?hm-2）。就Cd修復(fù)效率而言，楊桃單種處理修復(fù)效率最高（15.9%），其次為伴礦景天與楊桃套種（13.5%）、莖尖擴繁伴礦景天單種（11.1%）和莖段擴繁伴礦景天單種（11.1%），修復(fù)效率相對最低的為伴礦景天與玉米套種處理（6.6%）。

各植物修復(fù)處理對土壤 Zn的修復(fù)效率均小于2.0%（數(shù)據(jù)未列出），遠低于對土壤Cd的修復(fù)效率。

2.4 玉米產(chǎn)量與籽粒重金屬質(zhì)量分數(shù)

試驗中發(fā)現(xiàn)，與玉米單種相比，種植玉米前套種伴礦景天的情況下，玉米在整個生育期的長勢均明顯差于單種處理，玉米苗更為矮黃，且部分玉米植株在成熟期未能形成有效穗，導(dǎo)致其籽粒產(chǎn)量也較單種處理明顯下降，如表5所示，玉米單種處理籽粒平均產(chǎn)量為2.59 t?hm-2，顯著高于玉米和伴礦景天套種處理（1.33 t?hm-2）。以往研究采用東南景天（Sedum alfredii）同玉米間套種時也發(fā)現(xiàn)有相似的情況（周建利等，2014）。據(jù)分析，導(dǎo)致這種差異的原因一方面可能與玉米套種時伴礦景天正處在快速生長時期，兩種植物間存在著激烈的營養(yǎng)競爭有關(guān)，另一方面也可能與伴礦景天生長對土壤pH值等理化性質(zhì)產(chǎn)生影響進而導(dǎo)致重金屬形態(tài)及有效性發(fā)生變化有關(guān)（周建利等，2014）。因此，采用修復(fù)植物同玉米等農(nóng)作物間套種技術(shù)對污染土壤進行邊生產(chǎn)、邊修復(fù)模式的應(yīng)用效果及強化措施需要更多長期連續(xù)的田間試驗進行驗證。

表3 伴礦景天和楊桃Cd、Zn生物富集系數(shù)Table 3 The BCFs of Sedum plumbizincicola and Averrhoa carambola

表4 伴礦景天和楊桃Cd提取量及修復(fù)效率Table 4 Cd extraction amount and remediation efficiency of Sedum plumbizincicola and Averrhoa carambola

由表5可知，玉米單種時籽粒Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)均值分別為 0.058 mg?kg-1和 31.7 mg?kg-1，當與伴礦景天套種時玉米籽粒 Cd和 Zn質(zhì)量分數(shù)分別為0.056 mg?kg-1和 35.5 mg?kg-1，無論玉米單種，還是與伴礦景天套種，玉米籽粒中Cd質(zhì)量分數(shù)均未超過食品國家安全標準（GB 2762—2017）的限量值（0.1 mg?kg-1）。將受鎘污染的稻田改為旱地，通過篩選種植重金屬低積累品種玉米是一種可以減少重金屬進入食物鏈，從而降低土壤污染風險的有效方法。

表5 玉米籽粒產(chǎn)量與Cd、Zn質(zhì)量分數(shù)Table 5 Cd and Zinc contents and yield of the corn grain

3 討論

3.1 不同擴繁方式對伴礦景天生長和重金屬吸收的影響

修復(fù)植物種苗獲取與繁育是污染土壤植物修復(fù)工程中的重要組成部分。重金屬超富集生態(tài)型景天作為一種多年生宿根草本植物，其在野外對生長環(huán)境條件有著特殊要求，其地理分布與數(shù)量也相對有限，是一種寶貴的可用于污染土壤修復(fù)的自然種質(zhì)資源（楊肖娥等，2001；駱永明等，201527-28），增加其可擴繁的部位及方式可以充分利用有限資源，進一步降低土壤修復(fù)成本。

景天科植物種子小，發(fā)芽率低，通過種子繁殖存在較大困難，有報道稱東南景天作為一種淺休眠植物，種子千粒重僅約為0.0534 g，在優(yōu)化發(fā)芽條件后發(fā)芽率最高僅為17%～20%（劉勇軍，2007）。相比之下，景天科植物可更為方便地通過根、莖和葉片進行生根、發(fā)芽、長成植株的無性繁殖措施進行育苗擴繁，擴繁后景天仍可以保持其重要特性。以往研究對于觀賞性或藥用景天擴繁育苗的技術(shù)方法研究較多（秦佳梅等，1994；白瑪玉珍等，2015；魏健生等，2017），而對于重金屬超富集生態(tài)型景天的擴繁育苗方式及其生長與重金屬富集特性影響方面的研究較少（駱永明等，2015）20-23。劉勇軍（2007）采用葉片愈傷再生苗、種子繁殖苗和直接扦插繁殖苗為材料，研究了不同繁殖方式對東南景天Zn耐受性和超富集能力的影響，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，3種繁殖方式對東南景天的鋅耐受性和富集能力的影響均不顯著。然而，從操作的便利性考慮，直接扦插繁殖的擴繁方式相對更適合于土壤修復(fù)實踐和田間推廣應(yīng)用。

本研究將伴礦景天種苗地上部莖葉分為莖尖和莖段分別進行擴繁種植，發(fā)現(xiàn)兩種不同部位擴繁苗均可在田間良好生長，收獲時兩者地上部生物量和重金屬Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)之間差異均不顯著，因而在土壤修復(fù)實踐中，由野外采集到的超富集型伴礦景天種苗可以將其地上部全部的莖葉部分進行合理分段育苗后進行扦插種植，且能夠獲得比較一致的修復(fù)效果。

3.2 伴礦景天和楊桃對鎘鋅污染土壤修復(fù)潛力評價

修復(fù)植物的生物量及其重金屬生物富集系數(shù)是決定其修復(fù)能力和效果的兩大最重要指標（McGrath et al.，2003；Rascio et al.，2011）。對于超富集植物而言，其地上部重金屬質(zhì)量分數(shù)通常遠高于地下根部分，并且由于其根部多為須根，根系細小、生物量小等緣故，實際應(yīng)用中常僅收割其地上部分，并以其地上部生物量和重金屬質(zhì)量分數(shù)進行修復(fù)效率評價；而對于富集植物，比如楊桃等木本植物，其根部也往往可以富集較多的重金屬（Hu et al.，2013），在其根部生物量也較大，根系相對較粗壯且容易獲取的情況下，可通過增加考慮其根部生物量的獲取以在實際應(yīng)用中最大程度提高富集植物的修復(fù)效率。

本研究中楊桃單種時根部對Cd和Zn的提取量分別可達到 128 g?hm-2和 6.47 kg?hm-2，約占到楊桃整株Cd和Zn提取量的27.9%和24.7%，楊桃根部的提取修復(fù)能力也十分可觀。楊桃單種處理對 Cd的總提取量達到459 g?hm-2，其Cd總修復(fù)效率達到15.9%，其中楊桃莖和葉的 Cd提取量之和為 332 g?hm-2，明顯高于前人研究中楊桃對土壤Cd的提取量（213 g?hm-2）和修復(fù)效率（Li et al.，2009）。伴礦景天單種處理Cd的提取量可達到322 g?hm-2，其Cd修復(fù)效率約為11.1%，總體略低于已有的研究結(jié)果（劉玲等，2009）。伴礦景天地上部Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)遠高于楊桃地上部莖葉中的質(zhì)量分數(shù)，分別約是后者的7.7倍和22.5倍，伴礦景天顯示出比楊桃更強的Cd、Zn吸收和轉(zhuǎn)運能力；而生物量方面，兩種植物單種時，楊桃莖和葉總生物量是伴礦景天地上部生物量的8.4倍左右，若加上楊桃根部生物量，其整株可收獲生物量約是伴礦景天地上部生物量的 15.5倍。綜合來看，在該試驗條件下，楊桃Cd修復(fù)效率總體上略高于伴礦景天（表4），Zn修復(fù)效率略低于伴礦景天（數(shù)據(jù)未列出）。但是，伴礦景天相對楊桃的明顯優(yōu)勢在于其生長期較短（試驗中兩者田間生長時間分別為217 d和600 d），可以通過多輪種植提高實際修復(fù)效率。此外，本試驗田試驗開始前一直種植水稻（Oryza sativa），試驗開始后根據(jù)供試植物特性改為旱作，水改旱之后改變了土壤氧化還原環(huán)境，有利于土壤中鎘和鋅的活化，從而提高其在土壤中的活性和生物有效性（李劍睿等，2014），從而可能對修復(fù)植物伴礦景天和楊桃吸收提取重金屬起到一定的促進作用。

相對于修復(fù)植物同農(nóng)作物間套種技術(shù)，不同修復(fù)植物間，尤其是木本與草本修復(fù)植物的間套種聯(lián)合修復(fù)技術(shù)的田間試驗研究相對較少。有學(xué)者采用小區(qū)試驗的方法，研究了喬、灌和草多層次植物對重金屬污染農(nóng)田土壤的聯(lián)合修復(fù)作用，發(fā)現(xiàn)楊樹（Populus）和銅草（Elsholtzia splendens Nakai）聯(lián)合種植對兩個研究區(qū)域土壤中Cd的修復(fù)作用明顯，使土壤Cd質(zhì)量分數(shù)分別降低了0.13 mg?kg-1和0.99 mg?kg-1，去除效率分別為 2.03%和 15.7%（賴發(fā)英等，2005）。本研究考慮到若以單種時高種植密度進行套種處理可能會由于種植過密而影響到植物對養(yǎng)分的吸收，進而影響修復(fù)植物生長及其對重金屬的富集，因而試驗中將草本植物伴礦景天和木本植物楊桃的套種處理種植密度均降低一半，這種情況下，套種處理對Cd的修復(fù)效率（13.5%）與兩種修復(fù)植物高密度進行單種時的修復(fù)效率相當（11.1%和15.9%），即兩者套種時可以降低各自的種植密度而達到與高密度單種時相近的修復(fù)效果，進一步說明利用木本和草本植物立體模式修復(fù)受污染農(nóng)田土壤的效果明顯，將成為治理土壤重金屬污染的新途徑。

4 結(jié)論

（1）由莖尖和莖段擴繁的伴礦景天均可在粵北地區(qū)的環(huán)境條件下良好生長，其冬季生長較為緩慢，快速生長時期為3—6月，花期為5月底。兩種不同擴繁方式伴礦景天地上部生物量及其Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)均不存在顯著差異，伴礦景天以 15 cm×15c m行株距單種時，在田間生長約217 d后其地上部生物量可達到2.82 t?hm-2，Cd和Zn質(zhì)量分數(shù)分別可達到 119 mg?kg-1和 7716 mg?kg-1，伴礦景天對土壤中Cd的平均修復(fù)效率為11.1%。

（2）采用實生苗以25 cm×20 cm行株距單種時，楊桃在田間生長約 600 d后其整株生物量可達到43.3 t?hm-2，其根、莖和葉的Cd質(zhì)量分數(shù)均值分別為8.21、14.1和15.4 mg?kg-1，Zn質(zhì)量分數(shù)均值分別為199、294和642 mg?kg-1，楊桃對Cd總提取量可達到459 g?hm-2，平均修復(fù)效率為15.9%；在將楊桃和伴礦景天種植密度均降低一半的情況下，可通過兩者間套種達到與兩種修復(fù)植物分別高密度單種時相當?shù)男迯?fù)效率。

（3）在本試驗中土壤 Cd平均質(zhì)量分數(shù)在 1.2 mg?kg-1的條件下，通過水改旱后篩選種植低積累品種玉米可以獲得Cd質(zhì)量分數(shù)達標的玉米籽粒，同時可以作為一種降低當?shù)氐咎锿寥繡d污染風險的管控措施。

HAN C L, WU L H, TAN W N et al. 2013. Bioavailability and Accumulation of Cadmium and Zinc by Sedum Plumbizincicola after Liming of an Agricultural Soil Subjected to Acid Mine Drainage [J].Communications in Soil Science and Plant Analysis, 44(6): 1097-1105.

HU Y, NAN Z, SU J et al. 2013. Heavy metal accumulation by poplar in calcareous soil with various degrees of multi-metal contamination:implications for phytoextraction and phytostabilization [J].Environmental Science and Pollution Research, 20(10): 7194-7203.

KIDD P, MENCH M, ALVAREZ-LOPEZ V et al. 2015. Agronomic Practices for Improving Gentle Remediation of Trace Element-Contaminated Soils [J]. International Journal of Phytoremediation, 17(11): 1005-1037.

LI J T, LIAO B, DAI Z Y et al. 2009. Phytoextraction of Cd-contaminated soil by carambola (Averrhoa carambola) in field trials [J].Chemosphere, 76(9): 1233-1239.

MCGRATH S P, ZHAO F J. 2003. Phytoextraction of metals and metalloids from contaminated soils [J]. Current Opinion in biotechnology, 14(3): 227-282.

MERTENS J, VERVAEKE P, MEERS E et al. 2006. Seasonal changes of metals in willow (Salix sp.) stands for phytoremediation on dredged sediment [J]. Environmental Science & Technology, 40: 1962-1968.

MURAKAMI M, AE N, ISHIKAWA S et al. 2008. Phytoextraction by a High-Cd-Accumulating Rice: Reduction of Cd Content of Soybean Seeds [J]. Environmental Science & Technology, 42(16): 6167-6172.

RASCIO N, NAVARI-IZZO F. 2011. Heavy metal hyperaccumulating plants: how and why do they do it? And what makes them so interesting? [J]. Plant Science, 180(2): 169-181.

ZHAO F J, LOMBI E, MCGRATH S P. 2003. Assessing the potential for zinc and cadmium phytoremediation with the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens [J]. Plant & Soil, 249(1): 37-43.

白瑪玉珍, 劉正玉, 達瓦卓瑪, 等. 2015. 西藏大花紅景天育苗方法對比試驗[J]. 現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技, (8): 91-93.

陳建軍, 于蔚, 祖艷群, 等. 2014. 玉米 (Zea mays) 對鎘積累與轉(zhuǎn)運的品種差異研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 23(10): 1671-1676.

仇榮亮, 仇浩, 雷梅, 等. 2009. 礦山及周邊地區(qū)多金屬污染土壤修復(fù)研究進展[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 28(6): 1085-1091.

杜瑞英, 劉香香, 鄒素敏, 等. 2016. 粵北礦區(qū)稻米重金屬污染及其風險評估[J]. 農(nóng)產(chǎn)品質(zhì)量與安全, (3): 41-45.

樊霆, 葉文玲, 陳海燕, 等. 2013. 農(nóng)田土壤重金屬污染狀況及修復(fù)技術(shù)研究[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 22(10): 1727-1736.

賀庭, 劉婕, 朱宇恩, 等. 2012. 重金屬污染土壤木本-草本聯(lián)合修復(fù)研究進展[J]. 中國農(nóng)學(xué)通報, 28(11): 237-242.

黑亮, 吳啟堂, 龍新憲, 等. 2007. 東南景天和玉米套種對 Zn污染污泥的處理效應(yīng)[J]. 環(huán)境科學(xué), 28(4): 4852-4858.

環(huán)境保護部, 國土資源部. 2014. 全國土壤污染狀況調(diào)查公報[EB/OL].[2017-6-8].http://www.zhb.gov.cn/gkml/hbb/qt/201404/t20140417_270670.htm.

黃細花, 衛(wèi)澤斌, 郭曉方, 等. 2010. 套種和化學(xué)淋洗聯(lián)合技術(shù)修復(fù)重金屬污染土壤[J]. 環(huán)境科學(xué), 31(12): 3067-3074.

居述云, 汪潔, 宓彥彥, 等. 2015. 重金屬污染土壤的伴礦景天/小麥-茄子間作和輪作修復(fù)[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 34(8): 2181-2186.

賴發(fā)英, 賴明, 曾小欽, 等. 2005. 立體式植物修復(fù)受重金屬污染農(nóng)田土壤的探討[J]. 環(huán)境污染與防治, 27(5): 382-384.

李劍睿, 徐應(yīng)明, 林大松, 等. 2014. 農(nóng)田重金屬污染原位鈍化修復(fù)研究進展[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 23(4): 721-728.

李金天. 2008. 楊桃 (Averrhoa carambola) 對Cd富集特征與Cd污染土壤植物修復(fù)[D]. 廣州: 中山大學(xué): 94-106.

李思亮, 楊斌, 陳燕, 等. 2016. 浙江省鉛鋅礦區(qū)土壤重金屬污染及重金屬超富集植物篩選[J]. 環(huán)境污染與防治, 38(5): 48-54.

劉玲, 吳龍華, 李娜, 等. 2009. 種植密度對鎘鋅污染土壤伴礦景天植物修復(fù)效率的影響[J]. 環(huán)境科學(xué), 30(11): 3422-3426.

劉勇軍. 2007. 東南景天 (Sedum alfredii Hance) 種苗繁殖新技術(shù)及其對鋅耐性和超積累能力的影響研究[D]. 杭州: 浙江大學(xué): 20-35.

駱永明, 吳龍華, 胡鵬杰, 等. 2015. 鎘鋅污染土壤的超積累植物修復(fù)研究[M]. 北京: 科學(xué)出版社: 1-253.

米艷華, 雷梅, 黎其萬, 等. 2016. 滇南礦區(qū)重金屬污染耕地的植物修復(fù)及其健康風險[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 25(5): 864-871.

苗欣宇, 周啟星. 2015. 污染土壤植物修復(fù)效率影響因素研究進展[J].生態(tài)學(xué)雜志, 34(3): 870-877.

秦佳梅, 張衛(wèi)東. 1994. 紅景天的育苗技術(shù)[J]. 中國野生植物資源, (3):44-45.

邱錦泉, 付善明, 肖方, 等. 2016. 粵北某礦區(qū)橫石河流域耕作土壤剖面重金屬空間分布及生態(tài)風險評價[J]. 生態(tài)科學(xué), 35(3): 56-64.

施翔, 陳益泰, 吳天林, 等. 2010. 7個柳樹無性系在Cu/Zn污染土壤中的生長及對Cu/Zn的吸收[J]. 中國環(huán)境科學(xué), 30(12): 1683-1689.

魏健生, 劉忠杰, 李云鳳, 等. 2017. 迪慶州大花紅景天種子育苗和扦插繁殖技術(shù)研究[J]. 西部林業(yè)科學(xué), 46(4): 133-137.

吳彬艷, 邵冰潔, 趙惠恩, 等. 2017. 11種廣義景天屬植物對Cd的耐性和積累特性[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 37(5): 1947-1956.

吳龍華, 周守標, 畢德, 等. 2006. 中國景天科植物一新種——伴礦景天[J]. 土壤, 38(5): 632-633.

楊啟良, 武振中, 陳金陵, 等. 2015. 植物修復(fù)重金屬污染土壤的研究現(xiàn)狀及其水肥調(diào)控技術(shù)展望[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報, 24(6): 1075-1084.

楊肖娥, 龍新憲, 倪吾鐘, 等. 2001. 古老鉛鋅礦山生態(tài)型東南景天對鋅耐性及超積累特性的研究[J]. 植物生態(tài)學(xué)報, 25(6): 665-672.

周建利, 邵樂, 朱凰榕, 等. 2014. 間套種及化學(xué)強化修復(fù)重金屬污染酸性土壤——長期田間試驗[J]. 土壤學(xué)報, 51(5): 1056-1065.