全 文 ：生态与农村环境学报 2013，29 (4) :512 － 518
Journal of Ecology and Rural Environment
龙葵、大叶井口边草和短萼灰叶对 Pb、Cd和
As污染农田的修复研究
熊国焕1，何艳明1，栾景丽1，潘义宏2①，王宏镔3，高建培3 (1. 昆明冶金研究院，云南 昆明 650031;2. 云南
瑞升烟草技术(集团)有限公司，云南 昆明 650106;3. 昆明理工大学环境科学与工程学院，云南 昆明 650093)
摘要:以云南省个旧市重金属污染农田为研究对象，通过野外田间试验研究 7 种配置种植方式下龙葵(Solanum
nigrum)、大叶井口边草(Pteris cretica var． nervosa)和短萼灰叶(Tephrosia candida)对 Pb、Cd和 As的吸收特征，探讨
3 种植物不同配置方式对 Pb、Cd和 As复合污染农田的修复潜力。结果表明:供试农田土壤 Cd和 As含量均超出
GB 15618—1995《土壤环境质量标准》中的三级标准。所有不同植物配置种植方式中，龙葵地上部对 Cd的吸收量
最大，为(6. 99 ± 0. 25)mg·kg －1，大叶井口边草地上部对 As的吸收量最大，为(326. 98 ± 93. 99)mg·kg －1，短萼
灰叶地上部对 Pb的吸收量最大，为(32. 96 ± 5. 65)mg·kg －1，均低于超富集植物的临界阈值(Cd 100 mg·kg －1，
As 1 000 mg·kg －1，Pb 1 000 mg·kg －1)。比较 7 种种植方式对污染土壤中重金属的提取效率发现，单作龙葵条件
下，龙葵地上部对 Pb、Cd和 As的吸收量最大，年吸收量分别为 1 004. 97、152. 04 和 1 534. 47 g·hm －2，若将 Cd和
As污染农田土壤修复达到 GB 15618—1995 中的三级标准，提取效率分别为 2. 811 6%和 1. 413%。这说明单作龙
葵对 Pb、Cd和 As复合污染农田具有一定修复潜力，但不适用于修复高浓度重金属污染农田。
关键词:重金属;植物修复;龙葵;大叶井口边草;短萼灰叶;农田
中图分类号:X53 文献标志码:A 文章编号:1673 － 4831(2013)04 － 0512 － 07
Cd-，As-and Pb-Polluted Farmland Remediation Potentials of Solanum nigrum，Pteris cretica var． nervosa and
Tephrosia candida． XIONG Guo-huan1，HE Yan-ming1，LUAN Jing-li1，PAN Yi-hong2，WANG Hong-bin3，GAO Jian-
pei3(1. Kunming Metallurgical Research Institute，Kunming 650031，China;2. Yunnan Reascend Tobacco Technology
(Group)Co．，Ltd．，Kunming 650106，China;3. Faculty of Environmental Sciences and Engineering，Kunming Univer-
sity of Science and Technology，Kunming 650093，China)
Abstract:A field trial was conducted in heavy metal-contaminated agricultural land located in Gejiu City，Yunnan Prov-
ince to investigate characteristics of Pb，Cd and As absorption and Pb，Cd and As contaminated farmland remediation po-
tentials of Solanum nigrum，Pteris cretica var． nervosa and Tephrosia candida as affected by planting mode of the plants．
The mean concentrations of Cd and As in the experiment soil were both beyond the criteria of Grade Ⅲ in the Environ-
ment Quality Standard for Soils(GB 15618 － 1995)． Regardless of planting mode，Cd uptake or concentration was the
highest in the shoots of S． nigrum，reaching (6. 99 ± 0. 25)mg·kg －1，As uptake the highest in the shoots of P． cretica
var． nervosa，reaching (326. 98 ± 93. 99)mg·kg －1，and Pb uptake the highest in the shoots of T． candida，reaching
(32. 96 ± 5. 65)mg·kg －1 ． However，these values are still lower than the threshold concentrations for hyperaccumulators
i． e． 100 mg·kg －1 for Cd，1 000 mg·kg －1 for As and 1 000 mg·kg －1 for Pb． Comparison of planting modes show that
in the mode of S． nigrum being planted alone，Pb，Cd and As uptake was all the highest in the shoots of the plant，reac-
hing 1 004. 97，152. 04 and 1 534. 47 g·hm －2·a －1，respectively． If the Cd and As contaminated farmland is to be rem-
edied up to the criteria of Grade Ⅲ in the Environment Quality Standard for Soils(GB 15618 － 1995) ，the phytoextrac-
tion rate of Cd and As should be 2. 811 6% and 1. 413%，respectively，which indicates that the planting mode of mono-
cropping of S． nigrum is a potential method to remedy Pb，Cd and As contaminated farmland，but not fit for remediation of
farmlands highly contaminated with heavy metals．
Key words:heavy metal;phytoremediation;Solanum nigrum;Pteris cretica var． nervosa;Tephrosia candida; farm-
land
收稿日期:2013 － 02 － 02
基金项目:国家环境保护科技项目(E － 2007 － 06) ;云南省环境保护专项(2007［262］)
① 通信作者 E-mail:pyh198311@ 126． com
第 4 期 熊国焕等:龙葵、大叶井口边草和短萼灰叶对 Pb、Cd和 As污染农田的修复研究 ·513·
超富集植物超量积累重金属［1 － 2］和螯合剂诱导
大生物量的非超富集植物超量积累重金属［3 － 4］是应
用较多的 2 种植物修复技术。有关超富集植物应用
于重金属污染土壤的修复研究已有较多报道，但大
部分研究均为水培或土培的室内试验，且室内试验
往往停留在超富集植物积累重金属的生理或机理
方面［5 － 7］，而直接利用超富集植物修复重金属复合
污染农田潜力的研究还较少［8］。在实际中，重金属
污染一般是由几种重金属元素形成的复合污染，复
合污染条件下重金属之间作用并非是单纯的加和、
协同或颉颃关系，这就增加了植物修复的难度。如
何合理配置已经筛选出来的超富集植物，发挥其整
体功效，是当前重金属污染农田植物修复过程中急
需解决的重要问题，也是该研究拟要解决的问题。
通过野外田间小区试验，研究了 Cd 超富集植
物龙葵(Solanum nigrum)［9］、As 超富集植物大叶井
口边草(Pteris cretica var． nervosa)［10］和 Pb 超富集
植物短萼灰叶(Tephrosia candida)［11］不同配置种植
条件下植物吸收积累重金属的特征，初步探讨植物
不同配置方式修复 Pb、Cd 和 As 复合污染农田的潜
力，期望筛选出能修复 Pb-Cd-As复合污染农田的种
植方式。
1 材料与方法
1. 1 试验条件
田间试验地点为位于云南省个旧市鸡街镇的
面积为 232 m2 的某长方形(50. 9 m × 4. 5 m)农田。
20 世纪 70 年代初，试验农田附近尾矿库溃坝，大量
尾矿涌入附近农田，导致农田重金属污染。虽然尾
矿溃坝事件的发生已有 40 余 a，但该区域土壤重金
属含量仍较高。试验地点所在区域具有典型的亚
热带高原型湿润季风气候特征，冬无严寒，夏无酷
暑，无霜期长，干雨季分明，湿度大;年均气温 11. 5
～ 23. 0 ℃，最高气温 25. 9 ℃，最低气温 － 4. 5 ℃;年
平均降水量 878. 90 ～ 1 815. 31 mm，年均蒸发量
1 203. 1 mm。该区四季不甚分明，但旱、雨季节区
分明显，每年 5—10 月为降水季节，降水量约占全年
的 80. 3%，其余月份多为旱季。该区相对湿度
84%，全年无霜期约 287 d，一般每年 10 月至次年 1
月多雾，2—3 月多风，主导风向为西南风，平均风速
约 3. 8 m·s － 1。
1. 2 供试材料
供试龙葵和短萼灰叶种子购自昆明市小板桥
种子批发市场，龙葵和短萼灰叶种子在未受污染的
腐殖土中育苗，生长到 2 ～ 3 片小叶后选取长势整齐
的幼苗进行移栽。大叶井口边草幼苗采自中国科
学院昆明植物所，选取 5 ～ 7 cm高、带 3 ～ 5 片小叶、
长势一致的幼苗进行田间试验。
1. 3 田间小区试验
野外试验时间为 2011 年 4 月—7 月底，采用田
间小区试验方法，共设 32 个小区，每个小区长 3 m，
宽 2 m，小区间间隔 0. 5 m。试验小区随机设对照
(CK，不种植植物)、龙葵单作(C)、大叶井口边草单
作(A)、短萼灰叶单作(P)、龙葵和大叶井口边草间
作(AC)、龙葵和短萼灰叶间作(CP)、大叶井口边草
和短萼灰叶间作(AP)以及龙葵、大叶井口边草和短
萼灰叶间作(ACP)8 种植物种植方式，每种种植方
式设 4 个重复。每小区种植 60 株植物，2 种植物间
作时每种植物 30 株，3 种植物间作时每种 20 株。
植物移栽前 1 周施加 N(NH4Cl)、P(KH2PO4)和 K
(KCl) ，施用量分别为 100、50 和 75 kg·hm －2。植
物种植 4 个月后收获，并采集植物根区土壤。
1. 4 样品处理及测定方法
植物样品分为地上部和根部，用自来水冲洗干
净后再用去离子水淋洗 2 ～ 3 次，于 105 ℃条件下杀
青 30 min，在 70 ℃条件下烘至恒质量，测定干质量。
将植物干样磨碎后过 0. 3 mm 孔径尼龙筛，采用
HNO3-HClO4 法消解
［12］，原子吸收光谱仪(美国
Varian AA240FS 型)测定 Pb 和 Cd 含量;采用氢化
物发生-原子吸收光谱法测定总 As。土样风干后过
筛。土壤 pH值测定采用电位法;总 Pb 和总 Cd 含
量测定采用王水-高氯酸消煮原子吸收光谱法;总
As测定采用氢化物发生-原子吸收光谱法。具体操
作方法参照文献［13 － 14］。
空白样品、茶叶标准样品(GBW-08505)、土壤
标准样品(GBW-08303)以及 As、Pb 和 Cd 标准溶液
购自国家标准物质研究中心。各元素的加标回收
率均在 90% ～99%之间，符合元素含量分析质量控
制要求。
1. 5 数据处理
土壤重金属提取效率［15］ =植物地上部重金属
累积量 /［(土壤重金属总含量 －土壤重金属的三级
标准值)×土壤质量］× 100%;土壤质量［16］ =土壤
密度 ×种植面积 ×根际土壤深度;植物重金属提取
量 =植物体内重金属含量 ×植物地上部干质量 ×
植株密度;预计植物修复茬数 =土壤质量 ×(土壤
重金属含量 －土壤重金属的三级标准值)/植物重
金属提取量。
采用 SAS 9. 0 软件对试验数据进行单因素方差
分析，采用 Tukeys HSD法进行多重比较。采用 Or-
·514· 生 态 与 农 村 环 境 学 报 第 29 卷
igin 8. 0 软件作图并进行相关性分析，P ＜ 0. 05 表示
差异显著，P ＜ 0. 01 表示差异极显著。
2 结果与分析
2. 1 土壤重金属含量分析
由表 1 可知，各处理土壤重金属 Pb、Cd 和 As
含量波动较大，但处理间差异均未达显著水平(P ＞
0. 05)。土壤 Cd 和 As 含量平均值均超过 GB
15618—1995《土壤环境质量标准》中的三级标准，
即保障农林业生产和植物正常生长的土壤(旱地，
pH 值 ＞ 6)临界值:Cd 1. 0 mg · kg －1，As 40
mg·kg －1。
表 1 各处理土壤 pH值和重金属含量
Table 1 Pb，Cd，and As concentration and pH in soils different in treatment
处理 pH值
w(Pb)/(mg·kg －1) w(Cd)/(mg·kg －1) w(As)/(mg·kg －1)
平均值 范围 平均值 范围 平均值 范围
CK 7. 20 ±0. 24a 521. 0 ±106. 8a 399. 0 ～597. 5 3. 46 ±0. 11a 3. 33 ～3. 55 304. 0 ±46. 1a 251. 0 ～327. 2
C 7. 17 ±0. 14a 457. 9 ±136. 2a 375. 2 ～615. 1 3. 33 ±0. 26a 3. 13 ～3. 62 294. 4 ±71. 3a 231. 3 ～371. 8
A 7. 25 ±0. 17a 474. 7 ±147. 5a 339. 1 ～631. 8 3. 41 ±0. 32a 3. 04 ～3. 64 307. 1 ±92. 1a 212. 7 ～396. 7
P 7. 32 ±0. 17a 470. 2 ±132. 0a 356. 9 ～615. 1 3. 77 ±0. 49a 3. 24 ～4. 19 300. 6 ±83. 5a 246. 2 ～396. 8
AC 7. 25 ±0. 18a 496. 7 ±106. 3a 395. 1 ～607. 1 3. 79 ±0. 11a 3. 65 ～3. 87 271. 4 ±43. 1a 235. 1 ～319. 1
CP 7. 17 ±0. 11a 482. 9 ±133. 0a 395. 3 ～636. 0 3. 73 ±0. 46a 3. 43 ～4. 26 316. 2 ±65. 2a 265. 7 ～389. 8
AP 7. 26 ±0. 22a 487. 4 ±138. 7a 356. 1 ～632. 4 3. 45 ±0. 13a 3. 32 ～3. 58 320. 3 ±71. 2a 246. 0 ～388. 0
ACP 7. 20 ±0. 04a 529. 3 ±103. 3a 415. 9 ～618. 1 3. 67 ±0. 12a 3. 55 ～3. 79 309. 2 ±57. 7a 242. 8 ～346. 5
CK为不种植植物;C为龙葵单作;A为大叶井口边草单作;P为短萼灰叶单作;AC为龙葵和大叶井口边草间作;CP 为龙葵和短萼灰叶间
作;AP为大叶井口边草和短萼灰叶间作;ACP为 3 种植物间作。数据为平均值 ±标准差，n = 4。同一列数据后英文小写字母不同表示处理
间某指标差异显著(P ＜ 0. 05) ，英文小写字母相同表示差异不显著(P ＞ 0. 05)。
2. 2 植物生长状况
由表 2 可知，在 Pb、Cd 和 As 复合污染条件下，
不同植物配置种植方式对龙葵株高以及地上部和
根部干质量均无显著影响(P ＞ 0. 05) ，最大值分别
为 93 cm、69. 52 g·株 － 1和 9. 22 g·株 － 1。就大叶
井口边草而言，与处理 A 相比，处理 AC 和 ACP 株
高均显著降低(P ＜ 0. 05) ;与处理 A 和 AP 相比，处
理 AC大叶井口边草地上部干质量显著下降(P ＜
0. 05) ，而不同配置种植方式对大叶井口边草根部
干质量没有显著影响(P ＞ 0. 05)。就短萼灰叶而
言，处理 CP 和 ACP 株高和地上部干质量显著低于
处理 P和 AP(P ＜ 0. 05) ;但不同植物配置种植方式
对短萼灰叶根部干质量无显著影响(P ＞ 0. 05)。
表 2 不同植物配置种植方式下的植物生物量
Table 2 Biomass of the tested plants as affected by planting mode
处理 植物种类
株高 / cm 地上部干质量 /(g·株 － 1) 根部干质量 /(g·株 － 1)
平均值 范围 平均值 范围 平均值 范围
C 龙葵 80a 55 ～93 57. 72a 50. 46 ～65. 78 7. 14a 6. 62 ～8. 54
A 大叶井口边草 41a 35 ～45 3. 25a 2. 26 ～4. 12 2. 68a 1. 52 ～3. 67
P 短萼灰叶 46a 35 ～52 10. 23a 7. 52 ～14. 68 1. 68a 1. 25 ～1. 92
AC 龙葵 74a 52 ～89 52. 21a 42. 46 ～69. 52 8. 87a 6. 42 ～9. 22
大叶井口边草 23b 18 ～27 1. 25b 1. 15 ～1. 45 1. 25a 0. 98 ～1. 46
CP 龙葵 64a 62 ～67 59. 87a 58. 20 ～62. 15 7. 35a 6. 42 ～8. 22
短萼灰叶 25b 18 ～31 1. 26b 0. 67 ～1. 69 0. 87a 0. 81 ～0. 92
AP 大叶井口边草 35ab 24 ～42 3. 25a 2. 15 ～4. 28 1. 26a 0. 98 ～1. 56
短萼灰叶 44a 41 ～49 8. 94a 8. 21 ～9. 82 0. 96a 0. 52 ～1. 79
ACP 大叶井口边草 22b 19 ～26 1. 58ab 1. 25 ～1. 86 2. 54a 1. 25 ～3. 66
龙葵 56a 52 ～62 51. 21a 49. 36 ～59. 62 6. 23a 5. 87 ～8. 26
短萼灰叶 18b 14 ～21 1. 16b 0. 62 ～1. 45 1. 68a 0. 22 ～1. 87
就同种植物而言，同一列数据后英文小写字母不同表示处理间某指标差异显著(P ＜ 0. 05) ，英文小写字母相同表示差异不显著(P ＞ 0. 05) ，
n = 4。
第 4 期 熊国焕等:龙葵、大叶井口边草和短萼灰叶对 Pb、Cd和 As污染农田的修复研究 ·515·
2. 3 植物对重金属的吸收量
不同植物配置种植方式下 3 种植物体内 Pb 含
量见图 1。由图 1 可知，在 Pb、Cd和 As复合污染土
壤中，不同植物配置种植方式间同种植物地上部 Pb
含量无显著差异(P ＞ 0. 05)。龙葵地上部 Pb 含量
以处理 C为最大，达(39. 71 ± 7. 01)mg·kg －1。Pb
超富集植物———短萼灰叶地上部 Pb 含量均小于龙
葵。不同植物配置种植方式对 3 种植物根部 Pb 含
量影响规律同地上部一致，即不同植物配置种植方
式间同种植物根部 Pb含量无显著差异(P ＞ 0. 05)。
大叶井口边草根部对 Pb 的吸收量均大于其他 2 种
植物，以处理 ACP 为最大，达(64. 40 ± 21. 82)
mg·kg －1。
C—龙葵单作;A—大叶井口边草单作;P—短萼灰叶单作;
AC—龙葵和大叶井口边草间作;CP—龙葵和短萼灰叶间作;
AP—大叶井口边草和短萼灰叶间作;ACP—3 种植物间作。
就同种植物地上部或根部而言，英文小写字母不同表示处理间某指标
差异显著(P ＜ 0. 05) ，英文小写字母相同表示差异不显著(P ＞ 0. 05) ，n = 4。
图 1 不同植物配置种植方式下植物体内 Pb含量
Fig. 1 Effect of planting mode on
Pb concentration in the plants
在 Pb、Cd 和 As 复合污染农田中，不同植物配
置种植方式下 3 种植物对 Cd 的吸收情况见图 2。
龙葵为 Cd超富集植物，其地上部对 Cd 的吸收量均
大于根部，转运系数大于 1。龙葵地上部对 Cd 的吸
收量显著高于其他 2 种植物(P ＜ 0. 05) ，最高达
(6. 99 ± 0. 21)mg·kg －1，但不同植物配置种植方式
间龙葵地上部对 Cd 的吸收量无显著差异(P ＞
0. 05)。
在 Pb、Cd 和 As 复合污染下，不同植物配置种
植方式对 3 种植物吸收 As的影响见图 3。
C—龙葵单作;A—大叶井口边草单作;P—短萼灰叶单作;
AC—龙葵和大叶井口边草间作;CP—龙葵和短萼灰叶间作;
AP—大叶井口边草和短萼灰叶间作;ACP—3 种植物间作。
就同种植物地上部或根部而言，英文小写字母不同表示处理间某指标
差异显著(P ＜ 0. 05) ，英文小写字母相同表示差异不显著(P ＞ 0. 05) ，n = 4。
图 2 不同植物配置种植方式下植物体内 Cd含量
Fig. 2 Effect of planting mode on
Cd concentration in the plants
C—龙葵单作;A—大叶井口边草单作;P—短萼灰叶单作;
AC—龙葵和大叶井口边草间作;CP—龙葵和短萼灰叶间作;
AP—大叶井口边草和短萼灰叶间作;ACP—3 种植物间作。
就同种植物地上部或根部而言，英文小写字母不同表示处理间某指标
差异显著(P ＜ 0. 05) ，英文小写字母相同表示差异不显著(P ＞ 0. 05) ，n = 4。
图 3 不同植物配置种植方式下植物体内 As含量
Fig. 3 Effect of planting mode on
As concentration in the plants
由图 3 可知，处理 A 和 AC 大叶井口边草地上
部对 As的吸收量均大于根部，转运系数大于 1。而
·516· 生 态 与 农 村 环 境 学 报 第 29 卷
处理 AP和 ACP大叶井口边草地上部对 As 的吸收
量均小于根部。与其他处理相比，处理 A 大叶井口
边草地上部和根部对 As 吸收量均达最高，分别为
(326. 98 ± 93. 99)和(326. 31 ± 107. 69)mg·kg －1。
不同植物配置种植方式间同种植物地上部对 As 的
吸收量无显著差异(P ＞ 0. 05)。
2. 4 植物对重金属的提取量和修复效率
不同植物配置种植方式下 3 种植物地上部吸收
重金属总量见表 3。与其他种植方式下 3 种植物地
上部对 Pb、Cd和 As 的吸收量相比，处理 C 地上部
对 Pb、Cd和 As 的吸收量最大，一次吸收量分别为
334. 99、50. 68 和 511. 49 g·hm －2。若按每年收割 3
次计算，处理 C 龙葵地上部对 Pb、Cd 和 As 吸收量
分别为 1 004. 97、152. 04 和 1 534. 47 g· hm －2·
a －1。不同配置种植方式下 As超富集植物———大叶
井口边草地上部对 As 的一次吸收量以处理 AC 为
最大，高达 295. 93 g·hm －2;而不同配置种植方式
下，Pb 超富集植物———短萼灰叶地上部对 Pb 的一
次吸收量以处理 CP为最大，高达 158. 17 g·hm －2，
均小于处理 C。
表 3 不同植物配置种植方式下植物地上部吸收重金属
总量
Table 3 Effect of planting mode on total uptake of heavy
metals in shoots of the plants
处理
地上部对重金属的提取量 /(g·hm －2)
Pb Cd As
C 334. 99 50. 68 511. 49
A 14. 53 0. 36 151. 77
P 33. 18 1. 35 59. 26
AC 141. 12 27. 32 295. 93
CP 158. 17 30. 61 330. 05
AP 25. 61 1. 01 73. 09
ACP 94. 64 19. 18 170. 75
C为龙葵单作;A 为大叶井口边草单作;P 为短萼灰叶单作;AC
为龙葵和大叶井口边草间作;CP为龙葵和短萼灰叶间作;AP为大
叶井口边草和短萼灰叶间作;ACP为 3 种植物间作。
假设受污染土壤密度为 1. 3 t·m －3，且植物修
复主要集中于根际土壤 20 cm 深处。在 Pb、Cd 和
As复合污染条件下，3 种植物不同配置方式对植物
地上部吸收重金属的效率见表 4。表 4 显示，处理 C
龙葵地上部对 Cd和 As 的吸收量均最大，每茬提取
效率分别为 0. 937 2%和 0. 471%。在云南个旧市
的气候条件下，龙葵生长期大约为 220 ～ 250 d，每年
可对地上部进行 3 次刈割，按此计算，每年处理 C
龙葵地上部对 Cd 和 As 的提取效率分别为 2. 811
6%和 1. 413%。对 Cd 污染农田来说，处理 C 将其
修复达到 GB 15618—1995 中的三级标准所需修复
茬数最少为 121 茬(约 40 a) ，对于 As 污染农田来
说，最少为 1 294 茬(约 431 a)。
表 4 不同植物配置种植方式下植物地上部对重金属的提
取效率
Table 4 Effect of planting mode on heavy metals uptake
rate in shoots of the plants
处理
植物对重金属的提取效率 /% 预计所需修复茬数
Pb Cd As Cd As
CK — 0 0 0 0
C — 0. 937 2 0. 471 121 1 294
A — 0. 005 7 0. 134 17 414 4 578
P — 0. 018 7 0. 053 5 337 11 441
AC — 0. 377 2 0. 249 266 2 034
CP — 0. 431 1 0. 287 232 2 177
AP — 0. 015 8 0. 063 6 310 9 975
ACP 0. 124 2 0. 276 2 0. 134 362 4 101
CK为不种植植物;C 为龙葵单作;A 为大叶井口边草单作;P 为
短萼灰叶单作;AC为龙葵和大叶井口边草间作;CP为龙葵和短萼
灰叶间作;AP为大叶井口边草和短萼灰叶间作;ACP 为 3 种植物
间作。—表示土壤 Pb含量在 GB 15618—1995《土壤环境质量标准》
中的三级标准附近波动，不计算提取效率。
3 讨论
超富集植物修复技术是否成功主要取决于植
物地上部重金属富集量和适宜的生物量［17］。笔者
研究中不同配置种植方式下，3 种植物地上部对专
性重金属的最大吸收量分别为:龙葵对 Cd，(6. 99 ±
0. 25)mg·kg －1;大叶井口边草对 As，(326. 98 ±
93. 99)mg·kg －1;短萼灰叶对 Pb，(32. 96 ± 5. 65)
mg·kg －1。3 者均未达到超富集植物的临界阈值
(Cd 100 mg·kg －1，As 1 000 mg·kg －1，Pb 1 000
mg·kg －1［18 － 20］) ，这可能与土壤中重金属总量、有
效态含量、超累积植物的地域性、土壤酸碱性以及
复合污染下重金属之间的相互作用等因素有关。
笔者另一研究显示，在采自田间的 Pb、Cd 和 As 复
合污染土壤中间作龙葵和大叶井口边草，施加氨三
乙酸(NTA)、乙二胺四乙酸(EDTA)和乙二胺二琥
珀酸(EDDS)处理龙葵地上部对 Cd 的吸收量最高
达(7. 02 ± 0. 88)mg·kg －1，大叶井口边草地上部对
As的吸收量最大，达(328. 54 ± 45. 86)mg·kg －1，
均未达到超富集植物临界阈值［21］。韦朝阳等［10］在
对 As超富集植物大叶井口边草的野外调查中发现，
在 As含量为 111 ～ 299 mg·kg －1的砷矿区土壤中大
叶井口边草地上部对 As的吸收量最高可达 694 mg
·kg －1，As 含量平均值为 418 mg·kg －1。孙瑞莲
等［6］和 WEI 等［9］研究土壤中外源 Cd 添加量小于
第 4 期 熊国焕等:龙葵、大叶井口边草和短萼灰叶对 Pb、Cd和 As污染农田的修复研究 ·517·
25 mg·kg －1时，植物体内 Cd 含量未达到超富集植
物临界含量(100 mg·kg －1)。比较而言，笔者研究
中除大叶井口边草对 As的吸收量较大以外，与超富
集植物临界阈值相比，龙葵对 Cd、短萼灰叶对 Pb 的
吸收量较低。最早报道表明，Cd超富集植物龙葵来
自于辽宁省沈阳市［9］，Pb超富集植物短萼灰叶来自
于云南省鹤庆县［11］，这 2 种植物均采自受重金属污
染的野外土壤中，而笔者研究中龙葵和短萼灰叶种
子购自昆明市小板桥种子批发市场。地域差异以
及重金属污染类型和程度的不同可能是导致这 2 种
植物对 Pb和 Cd的富集量较低的原因。另外，笔者
研究中除大叶井口边草对 As的富集量较大以外，龙
葵对 Cd、短萼灰叶对 Pb的富集量均较小，这可能与
土壤 pH呈中性或偏碱性(表 1)以及土壤中多种金
属之间的复合效应导致植物对重金属的吸收较少
有关。TU等［22］发现，低 pH 值土壤有利于植物对
As的吸收，随着土壤 pH 值的升高，植物对 As 的吸
收量逐渐减少。一些研究发现，土壤中 As能通过共
吸附作用与 Pb、Zn 等金属阳离子发生复合反应，从
而降低植物对重金属的吸收［23 － 24］。例如，土壤中的
Pb能与砷酸根离子发生反应结合为不易被植物吸
收的砷酸铅物质。笔者另一研究表明，土壤中高浓
度 Pb会显著抑制超富集植物对 As 的吸收［25］。因
此，同一超富集植物在不同地域的富集特性以及土
壤中多种金属之间的作用机理有待进一步深入
研究。
杨勇等［26］的研究表明，4 种植物对土壤中 Cd
的年提取效率分别为:烟草 1. 0%，遏蓝菜 0. 6%
(Cd超累积植物) ，印度芥菜 0. 5%，向日葵 0. 08%。
4 种植物对土壤中 Cd 的年提取效率均低于笔者研
究中单作龙葵对土壤中 Cd 的年提取效率(2. 811
6%)。苏德纯等［27］研究发现，印度芥菜、溪口花籽
和朱苍花籽对 Cd 含量为 40 mg·kg －1土壤的提取
效率分别为 0. 7%、0. 4%和 0. 5%。笔者研究中 3
种植物不同配置种植方式处理中单作龙葵地上部
对 Pb、Cd 和 As 的吸收量最大，年吸收量分别为 1
004. 97、152. 04 和 1 534. 47 g·hm －2。若该农田每
茬植物对 Cd 和 As 污染农田土壤的修复达到 GB
15618—1995 中的三级标准，则提取效率分别为
0. 937 2%和 0. 471%，说明单作龙葵对 Pb、Cd 和 As
复合污染农田土壤修复具有一定潜力。但若将该
农田修复达到 GB 15618—1995 中的三级标准，则分
别需要 40(Cd)和 431 a(As) ，显然这并不具备现实
意义。但这说明植物对重金属污染土壤的修复效
率低，耗费时间长;另一方面，说明单一的植物修复
技术不适用于重度重金属污染土壤的治理。重金
属污染土壤的修复效果关键在于植物的富集能力
和生物量 2 个方面［28］。生物量的大小与植物种植
密度密切相关，不同种植密度对修复效果的影响有
待进一步研究。一些学者认为，虽然大生物量植物
体内重金属含量较低，但由于生物量大，更具有实
际的修复意义［29 － 30］。因此，实际生产中，选用具有
大生物量的重金属富集型植物对修复多种金属复
合污染土壤具有较好的效果。
如何提高植物对重金属的修复效率，课题组开
展了添加螯合剂促进植物对重金属富集的相关研
究，并取得了一定效果［21，31］。在现有超富集植物资
源基础上寻找高富集量、大生物量、多种重金属共
超富集的植物对重金属污染土壤的修复具有重要
作用。结合转基因技术、农艺技术、物理和化学修
复等措施选择合适的具有较大生物量的超富集植
物用以提高重金属污染土壤的修复效率，以及筛选
对重金属低吸收或不吸收的农作物与超富集植物
套作，实现边修复边生产的目的，将是今后需重点
研究的科学问题。
4 结论
试验农田土壤 Cd 和 As 含量均超出 GB
15618—1995 中的三级标准。不同植物配置种植方
式下，龙葵地上部对 Cd 的吸收量最大，为(6. 99 ±
0. 25)mg·kg －1，大叶井口边草地上部对 As的吸收
量最大，为(326. 98 ± 93. 99)mg·kg －1，短萼灰叶地
上部对 Pb 的吸收量最大，为(32. 96 ± 5. 65)mg·
kg －1，但均未达到超富集植物的临界阈值。
除单作龙葵处理外，3 种间作处理 AC、CP 和
ACP对重金属的提取效率绝大多数情况下明显高
于其他 2 种单作处理。比较 3 种植物的 7 种配置方
式发现，单作龙葵处理地上部对 Pb、Cd 和 As 的吸
收量最大，年吸收量分别为 1 004. 97、152. 04 和
1 534. 47 g·hm －2。若每茬植物对 Cd 和 As污染农
田土壤的修复达到 GB 15618—1995 中的三级标准，
则提取效率分别为 2. 811 6%和 1. 413%。这说明
单作龙葵处理对修复 Pb、Cd、As 轻度复合污染农田
具有一定潜力，但不适用于修复重度重金属污染
土壤。
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作者简介:熊国焕(1984—) ，女，云南西双版纳人，助理工程
师，硕士，主要从事重金属污染土壤治理研究。E-mail:
xgh198412@ 126． com