全 文 ：第 42 卷第 8 期 中南大学学报(自然科学版) Vol.42 No.8
2011 年 8 月 Journal of Central South University (Science and Technology) Aug. 2011

污染土壤−芦竹−水体系中 As，Cd，Pb 和 Zn 的
渗漏与迁移特征

郭朝晖，王凤永，宋杰，肖细元，苗旭峰

(中南大学 冶金科学与工程学院，湖南 长沙，410083)

摘要：在湖南某冶炼厂附近污染农田土壤上进行长期生态修复试验，通过连续采样研究土壤剖面不同深度渗漏水
pH、水溶性有机碳(DOC)和重金属质量浓度等的变化，探讨污染土壤−芦竹−水体系中 As，Cd，Pb 和 Zn 的迁移
行为。研究结果表明：与对照体系相比，芦竹修复体系下渗漏水中 DOC 质量浓度显著增加，As 和 Pb 质量浓度
明显降低；表层(0~25 cm)土壤剖面渗漏水中 Cd 和 Zn 质量浓度有下降趋势，但不显著；修复体系下渗漏水中 As，
Cd 和 Zn 质量浓度达到地下水质量标准(GB/T 14848—93) Ⅲ类标准，而 Pb 质量浓度仅达到Ⅴ类标准；产后芦竹
地上部年生物量约为 4.5 kg/m2，对 As，Cd，Pb 和 Zn 的累积分别达 0.03，0.04，0.21 和 0.17 g/m2；芦竹修复体
系对污染土壤中 As，Cd，Pb 和 Zn 有一定的稳定和去除作用。
关键词：污染土壤；芦竹；重金属；渗漏特征
中图分类号：X131.3；X53 文献标志码：A 文章编号：1672−7207(2011)08−2184−09

Leaching and transferring characteristics of arsenic, cadmium,
lead and zinc in contaminated soil-giant reed-water system

GUO Zhao-hui, WANG Feng-yong, SONG Jie, XIAO Xi-yuan, MIAO Xu-feng

(School of Metallurgical Science and Engineering, Central South University, Changsha 410083, China)

Abstract: Leaching trials for metals-contaminated soils were designed for the long-term ecoremediation field plot in the
vicinity of smelting areas in Hunan Province. pH, dissolved organic carbon (DOC) and concentrations of metals, such as
As, Cd, Pb and Zn in leachants from the different depth soil profiles in contaminated soil-giant reed (Arundo donax
L.)-water systems, were investigated through continuous sampling. The results show that concentrations of DOC in
leachants from the remediation systems are significantly increased while concentrations of As and Pb in leachants are
significantly decreased compared to those from the control systems. Concentrations of Cd and Zn in topsoil layer (0−25
cm) leachants from the remediation systems, however, are slightly decreased. Concentrations of As, Cd and Zn in
leachants from the remediation systems are less than the Grade Ⅲ of the Quality Standard for Groundwater (GB/T
14848—93), while those of Pb in leachants just meet the Grade Ⅴ. The annual biomass of aerial part of giant reed is
about 4.5 kg/m2 and it can accumulate 0.03, 0.04, 0.21, 0.17 g/m2 of As, Cd, Pb and Zn, respectively. It is useful for
stabilization and cleanup of As, Cd, Pb and Zn in metals-contaminated soils using giant reed.
Key words: contaminated soil; giant reed; heavy metal; leaching characteristics


近代工业活动大大加速了重金属的生物地球化学
循环进程，导致重金属向环境中释放加快。尤其是矿
区、冶炼区及其污染区土壤、农作物中重金属污染对
人体健康风险大增[1−3]。As，Cd 和 Pb 等造成的环境
污染问题在矿冶区比较突出[4−5]。开展矿冶区土壤中重
金属污染的控制与治理已成为一个迫切需要解决的环

收稿日期：2010−08−15；修回日期：2010−11−06
基金项目：国家自然科学基金资助项目(20507022)；湖南省环境保护科技项目(2010-277-027)
通信作者：郭朝晖(1971−)，男，湖南宁乡人，博士，教授，从事生物浸出技术和矿冶环境生态修复技术研究；电话：0731-88836442；E-mail：
zhguo@csu.edu.cn
第 8 期 郭朝晖，等：污染土壤−芦竹−水体系中 As，Cd，Pb 和 Zn 的渗漏与迁移特征 2185

境问题。生态修复是以植物修复为核心，结合工程措
施、化学措施或微生物措施的修复技术，具有在工程
上简单可行、易于接受等优势，能实现污染土壤的综
合利用而具有广阔的应用前景。一些学者通过田间试
验进行了重金属污染土壤的生态修复，如工业大麻对
污染土壤中 Cd[6]，沙柳对河流底泥中 Zn 和 Cd[7]，高
粱和向日葵对黄铁矿废渣区污染土壤中 As，Cd，Co，
Cu 和 Zn 等[8]均具有较强的修复潜力和较好的去除效
率。Tian 等[9]利用栾树和杜英树对湖南湘潭废弃锰矿
附近土壤进行了长达 3 a 的修复试验，结果发现土壤
Cu，Zn，Mn，Cd，Ni，Pb 和 Co 等含量均有所下降，
下降幅度为 4.2%~86%，特别是 Cd，Ni，Zn 和 Mn 下
降幅度均超过 50%。湖南省是有色金属之乡，采选冶
活动频繁，造成湘江水系与周边土壤中 As，Cd 和 Pb
等污染突出[10−11]。本文作者针对以 As，Cd，Pb 和 Zn
污染为主的湖南某冶炼区典型污染土壤，在以芦竹为
目标植物的生态修复田间试验基地上，探讨长期田间
试验体系中 As，Cd，Pb 和 Zn 在土壤—植物—水中的
迁移与渗漏特征，考察芦竹修复体系对其地下水中重
金属污染的控制效果，评价利用芦竹进行土壤重金属
污染修复的可行性。

1 材料与方法

1.1 供试土壤和植物
田间长期定位试验基地为位于湖南某拥有 50 多
年铅锌冶炼历史的大型冶炼企业周边一废水污染后废
弃多年，以 As，Cd，Pb 和 Zn 等重金属污染为主的农
田土壤。从 2004 年开始，本课题组在此实验基地上连
续进行芦竹生态修复试验。该生态修复技术体系中目
标植物芦竹为本课题组于 2002 年在湖南矿区筛选出
的强耐性植物之一。芦竹在我国南方广泛分布[12−13]，
为多年生草本植物，抗逆能力强，生长速度快，生物
量大，适应性强，是一种优质造纸原材料和生物质能
源材料[14−16]。
1.2 渗漏试验
渗漏试验于 2007 年 2 月布置，选择在原来示范基
地附近同样废弃的污染农田土壤。渗漏试验选取一块
长 8 m、宽 5 m 的长方形区域作为芦竹修复区，先布
置渗漏柱后，再移栽在实验室培养、大小基本一致的
健壮芦竹根。同时，选取离修复区 5 m 远、同样大小
区域作为对照区，对照区生长有常见的水田杂草。渗
漏柱布置如下：在芦竹修复区中间区域，选取 4 个采
样点，按顺序编号(1，2，3 和 4)。分别在 1 号土壤深
度为 0~25 cm，2 号为 25~50 cm，3 号在 50~75 cm，4
号在 75~100 cm 范围内采集土壤样品。采样点间距相
隔 30 cm。按照相应编号分别在深度为 25，50，75 和
100 cm 处埋入 4 根渗漏柱(直径为 50 mm 的 PVC 管，
管长依次为 40，65，90 和 115 cm)，在 4 个渗漏柱底
部上方 10 cm 处预先连接一直径为 2.5 cm、长为 5 cm、
管壁朝上均匀分布直径为 1 mm 的 3 排孔眼、外围孔
径为 0.106 mm 绢纱的渗漏水接收管。渗漏柱高出地
面 15 cm，接收管埋入土壤剖面深度依次为 25，50，
75 和 100 cm，渗漏柱底部封闭，顶部开口，不采样时
用专用管盖盖住，防止雨水漏入。同时在对照区布置
相应渗漏柱。待土壤溶液渗漏柱装置经充分稳定和均
衡后，于 2008 年 2 月底将渗漏柱中溶液全部抽干。于
2008 年 3 月底开始，即渗漏管全部抽干后的第 30，60，
90，120，150，180，210，390 和 510 d 进行渗漏水样
采集。取样器从管柱上端开口处抽取水样，每次采样
完毕将渗漏柱中剩余水溶液全部抽干。同时，每次在
采样区附近收集 1 个地表水样。在第 60，150 和 210 d
采集芦竹植物样。
1.3 样品、数据处理与分析
对收集的土样、水样和芦竹样进行前期处理。土
样经自然风干，过孔径 0.25 mm 筛；水样经孔径为 0.45
μm 的微孔膜过滤；芦竹样经清洗、于 105 ℃杀青 30
min，于 60 ℃下烘干至质量恒定、磨碎。水样和土壤
(土水质量比为 1:2.5)的 pH 采用 pH 计 (Thermo
Orion-420A)测定；水样、土样和芦竹样分别用 HNO3，
HCl-HNO3 和 HNO3-HClO4 法消煮。土壤中有机质采
用高温外热重铬酸钾氧化−容量法，碱解 N、有效 P
和速效 K 分别采用碱解扩散法、碳酸氢钠提取−钼锑
抗比色法和乙酸铵提取−原子吸收法测定[17]；水溶性
有机碳(DOC)含量采用 TOC−V CPH(总有机碳分析
仪 ， 岛 津 公 司 ) 测 定 ； 重 金 属 含 量 采 用 ICP
(IntrepidⅡXSP 等离子发射光谱仪，美国热电元素公
司)测定。分析过程采用平行全空白、国家标准参比物
质土壤样(GBW08303)和植物样(GBW08513)进行质量
控制。采用 Excel2003 和 SPSS13.0 进行数据处理与分
析。所有样品中 DOC，As，Cd，Pb 和 Zn 等含量经
对数转换后进行正态分布检验(Shapiro-wilk 检验，
P＜0.05)，对符合正态分布的数据进行显著性、相关
性等统计检验。

2 结果与分析

2.1 土壤基本理化性质及其剖面中重金属含量
田间试验供试土壤基本理化性质见表 1。从表 1
中南大学学报(自然科学版) 第 42 卷 2186
可以看出：田间试验土壤表层土壤(0~25 cm)中有机质
含量为 3.92%，其余土层中有机质含量均较低。土壤
剖面中 As，Cd，Pb 和 Zn 主要累积在表层土壤(0~25
cm)，其含量分别为 53.2，31.9，728.4 和 968 mg/kg。
土壤环境质量标准中Ⅱ级标准规定 As，Cd，Pb 和 Zn
的含量分别为 25(水田)，0.3，300，250 mg/kg，Ⅲ级
标准规定 As，Cd，Pb 和 Zn 的含量分别为 30(水田)，
1.0，500 和 500 mg/kg。表层土壤(0~25 cm)中 As，Cd，
Pb 和 Zn 含量分别是土壤环境质量标准中Ⅱ级标准
(GB 15618−1995)[18]规定值的 2.1，177.3，2.4 和 3.9
倍，分别是Ⅲ级标准的 1.8，53.2，1.5 和 1.9 倍，说明
表层土壤重金属污染严重，与表层土壤受矿冶企业污
废水、含重金属大气沉降等直接干扰密切相关。随土
壤深度增加，土壤中 Pb 质量浓度明显降低，与土壤
中 Pb 迁移性较弱有关[19]。
2.2 土壤渗漏水 pH 和 DOC 质量浓度
对照体系和修复体系中土壤剖面渗漏水 pH 范围
为 6.5~8.5，基本上呈中性或弱碱性(图 1)。周边区域
地表水、修复体系和对照体系中 DOC 质量浓度范围
分别为 0.14~12.1，0.5~96.5 和 0.9~53.1 mg/L。修复体
系表层(0~25 cm)土壤渗漏水中 DOC 质量浓度平均值
为 25.5 mg/L，明显比对照体系的高(15.1 mg/L)。修复

表 1 田间试验供试土壤基本理化性质
Table 1 Physico-chemical properties of tested soils in field trails
重金属含量/(mg·kg−1) 土壤深度/cm pH 有机质含量/
(g·kg−1)
碱解 N 含量/
(mg·kg−1)
有效 P 含量/
(mg·kg−1)
速效 K 含量/
(mg·kg−1) As Cd Pb Zn
0~25 7.50 39.2 289 16.8 58.0 53.2 31.9 728.40 968.0
25~50 6.52 18.9 268 12.0 59.6 22.6 3.42 46.60 290.0
50~75 6.73 3.8 157 10.2 57.5 12.1 0.48 32.65 26.5
75~100 6.98 10.6 134 12.0 56.2 10.6 0.48 21.15 10.2


土壤深度/cm：(a) 0~25；(b) 25~50；(c) 50~75；(d) 75~100
图 1 土壤剖面各层渗漏水中 pH
Fig.1 pH of leachants from soil profiles
第 8 期 郭朝晖，等：污染土壤−芦竹−水体系中 As，Cd，Pb 和 Zn 的渗漏与迁移特征 2187

体系和对照体系土壤渗漏水中 DOC 质量浓度均值分
别为 13.4 和 9.6 mg/L，成对数据 t 检验结果表明两者
间差异显著(P＜0.05)，表明芦竹修复体系下土壤中
DOC 质量浓度增加，渗漏增强，使得土壤渗漏水中
DOC 质量浓度升高，而对照体系变化趋势不明显(图
2)。DOC 含量影响着土壤中重金属的溶解平衡、化学
形态、迁移性和环境有效性[20−21]，修复体系下芦竹通
过根系分泌有机物，促进渗漏水中 DOC 质量浓度明
显升高。但在 210 d 时，0~25 cm 的对照体系和修复体
系土壤渗漏水中 DOC 均出现显著增加，可能与此采
样期间土壤表层渗漏水受到外部干扰有关。
2.3 土壤渗漏水中重金属质量浓度
2.3.1 As 的质量浓度
土壤剖面各层渗漏水中 As 质量浓度见图 3。从图
3 可见：污染区周边地表水和对照体系土壤渗漏水中
As 质量浓度范围分别为 0~0.33 mg/L 和 0~0.45 mg/L，
修复体系 As 质量浓度范围相对较小(0~0.11 mg/L)。修
复体系表层(0~25 cm)土壤渗漏水中 As 质量浓度平均
值(0.03 mg/L)明显小于对照体系(0.11 mg/L)和周边地
表水平均值(0.05 mg/L)。对芦竹修复体系和对照体系
As 质量浓度随时间变化数据进行成对数据 t 检验，结
果表明，修复体系下 As 质量浓度显著比对照体系的
低(P＜0.05)。与地下水质量标准(GB/T14848-93)[22]中
As 质量浓度标准相比较，对照体系土壤渗漏水中 As
质量浓度普遍高于Ⅴ类水质标准(＞0.05 mg/L)，而芦
竹修复体系下渗漏水中 As 质量浓度达到Ⅲ类水质标
准(≤0.05 mg/L)，表明修复体系下表层(0~25 cm)土壤
中 As 向渗漏水迁移减弱，芦竹修复体系对土壤溶液
中 As 有明显的稳定和净化作用。
2.3.2 Cd 的质量浓度
土壤剖面各层渗漏水中 Cd 质量浓度见图 4。从图
4 可见：污染区周边地表水、修复体系和对照体系土
壤渗漏水中 C d 质量浓度范围相近，分别为
0.080~0.270，0.002~0.330 和 0.004~0.240 mg/L，修复
体系和对照体系表层(0~25 cm)平均质量浓度分别为
0.06 mg/L和 0.07 mg/L，低于周边地表水的 0.18 mg/L。
修复体系和对照体系表层土壤渗漏水中 Cd 质量浓度
随时间均呈下降趋势。成对数据 t 检验表明：对照体
系和芦竹修复体系 Cd 质量浓度差异不显著。与地下
水环境质量标准(GB/T14848—93)中 Cd 质量浓度标准
相比，周边地表水、对照体系大部分样点 Cd 质量浓
度均超过Ⅴ类水质标准(＞0.01 mg/L)，但修复体系中


土壤深度/cm：(a) 0~25；(b) 25~50；(c) 50~75；(d) 75~100
图 2 土壤剖面各层渗漏水中 DOC 质量浓度
Fig.2 DOC mass concentrations in leachants from soil profiles
中南大学学报(自然科学版) 第 42 卷 2188


土壤深度/cm：(a) 0~25；(b) 25~50；(c) 50~75；(d) 75~100
图 3 土壤剖面各层渗漏水中 As 质量浓度
Fig.3 Concentrations of As in leachants from soil profiles


土壤深度/cm：(a) 0~25；(b) 25~50；(c) 50~75；(d) 75~100
图 4 土壤剖面各层渗漏水中 Cd 质量浓度
Fig.4 Mass concentrations of Cd in leachants from soil profiles
第 8 期 郭朝晖，等：污染土壤−芦竹−水体系中 As，Cd，Pb 和 Zn 的渗漏与迁移特征 2189

大部分样点 Cd 质量浓度在修复试验后期已经达到Ⅲ
类水质标准(≤0.01 mg/L)，说明芦竹对土壤中 Cd 具有
一定的修复效果。
2.3.3 Pb 的质量浓度
土壤剖面各层渗漏水中 Pb 质量浓度见图 5。从图
5 可见：对照体系和修复体系土壤渗漏水中 Pb 质量浓
度范围分别为 0.03~1.77 mg/L 和 0.02~0.69 mg/L，而
周边地表水质量浓度范围相对较小(0.03~0.47 mg/L)。
修复体系和对照体系表层(0~25 cm)渗漏水中 Pb 质量
浓度均值分别为 0.16 mg/L 和 0.20 mg/L，稍低于表水
中 Pb 质量浓度(0.21 mg/L)。整个采样期间，周边地表
水、修复体系和对照体系中 Pb 质量浓度均较高(＞0.1
mg/L)，与地下水环境质量标准值(GB/T14848—93)相
比，均超过了Ⅲ类水质标准(≤0.05 mg/L)，大部分样
点超过Ⅴ类水质标准(＞0.1 mg/L)。芦竹修复体系下表
层(0~25 cm)土壤渗漏水中 Pb 质量浓度显著低于对照
体系 (P＜0.05)，说明芦竹修复体系对土壤中 Pb 有一
定的稳定作用。但对照体系、修复体系表层(0~25 cm)
Pb 质量浓度与周边地表水 Pb 质量浓度存在显著正相
关关系(P＜0.01)，渗漏水中 Pb 质量浓度主要与表层
土壤中 Pb 含量有关。在进行生态修复过程中，仍需
要结合其他措施如化学稳定进行处理才能达到满意的
修复效果。
2.3.4 Zn 的质量浓度
土壤剖面各层渗漏水中 Zn 质量浓度见图 6。从图
6 可见：污染区周边地表水和对照体系土壤渗漏水中
Zn 质量浓度范围分别为 0.25~5.17 mg/L 和 0.07~2.78
mg/L，而修复体系为 0.01~1.94 mg/L。修复体系和对
照体系各剖面(0~25，25~50，50~75 和 75~100 cm)土
层渗漏水中 Zn 质量浓度平均值分别为 0.85，0.55，
0.47，0.51 mg/L 和 0.84，1.1，1.0，0.51 mg/L，均低
于周边地区表水中 Zn 平均质量浓度(1.9 mg/L)。修复
体系和对照体系表层(0~25 cm)土壤渗漏水中 Zn 质量
浓度间差异不显著。与地下水环境质量标准值(GB/T
14848—93)相比，表水和对照体系除底层外其他各层
土壤渗漏水中 Zn 质量浓度大部分超过Ⅳ类水质标准
(≤5.0 mg/L)，而修复体系除表层(0~25 cm)外各层大部
分样点土壤渗漏水中 Zn 质量浓度在Ⅲ类水质标准(≤
1.0 mg/L)以下。说明修复体系对土壤中 Zn 有一定的
修复作用。


土壤深度/cm：(a) 0~25；(b) 25~50；(c) 50~75；(d) 75~100
图 5 土壤剖面各层渗漏水中 Pb 质量浓度
Fig.5 Concentrations of Pb in leachants from soil profiles
中南大学学报(自然科学版) 第 42 卷 2190


土壤深度/cm：(a) 0~25；(b) 25~50；(c) 50~75；(d) 75~100
图 6 土壤剖面各层渗漏水中 Zn 质量浓度
Fig.6 Mass concentrations of Zn in leachants from soil profiles

对土壤渗漏水中 DOC 和重金属质量浓度进行相
关性分析，结果见表 2。从表 2 可见：对照体系下渗
漏水中 DOC 与 As 存在显著相关性(P＜0.01)，而修复
体系下渗漏水中 DOC 与渗漏水中各重金属质量浓度
相关性不明显；对照体系下渗漏水中 Cd 与 Pb，Zn，
Pb 以及 Zn 质量浓度存在显著相关性(P＜0.01)，与这
一地区有较长时期的 Pb 和 Zn 冶炼活动相一致[23]。而
芦竹修复体系下渗漏水中重金属间相关性下降，只有
Cd 与 Zn 存在显著相关关系，由此进一步说明芦竹修
复体系对污染土壤中重金属的活性产生了明显影响，
该修复体系发挥了一定的修复功能作用。
2.4 芦竹体内重金属含量
芦竹器官内 As，Cd，Pb 和 Zn 的积累及不同采样
期内茎叶中重金属含见图 7。芦竹根、茎、叶中 As
含量分别为 34.9，5.5 和 2.5 mg/kg，Cd 含量分别为
34.5，17.4 和 13.0 mg/kg，Pb 含量分别为 128.5，33.8
和 33.6 mg/kg，Zn 含量分别为 312.6，178.1 和 173.6
mg/kg(图 7(a))。说明芦竹对土壤中 As，Cd，Pb 和 Zn
的的富集质量浓度并不高；As，Cd，Pb 和 Zn 主要富
集在芦竹根部，茎叶中富集相对较低，这与 Aksoy 等
[24]报道大部分有毒重金属元素在植物不同组织中主
要累积在根部，其次在茎和叶的规律一致。在不同采
样期内芦竹茎叶中重金属含量(图 7(b))与芦苇对重金
属积累跟季节有关[25]类似。芦竹茎叶中 As 含量在 210
d (7.1 mg/kg)时明显比 60 d (4.1 mg/kg)和 150 d(2.5
mg/kg)时的高；Cd 含量在 60 d (15.1 mg/kg)和 150
d(10.5 mg/kg)时高于 210 d (8.7 mg/kg)；Pb 和 Zn 含量
在 60 d (78.7 和 393.7 mg/kg)和 210 d (46.3 和 369.5
mg/kg)时比 150 d (29.7 和 174mg/kg)的高。芦竹茎叶
中 As，Cd 和 Pb 含量与土壤渗漏水中相应元素质量浓
度随时间变化趋势一致。尽管芦竹茎叶中 As，Cd，
Pb 和 Zn 质量浓度较低，但长期芦竹修复试验的结果
表明，芦竹高约 2.5 m，生长旺盛，产后芦竹地上部年
生物量约为 4.5 kg/m2，对 As，Cd，Pb 和 Zn 的累积
分别达 0.03，0.04，0.21 和 0.17 g/m2，可见芦竹对土
壤 Zn 的吸收作用明显，而对 As，Cd，Pb 以稳定作用
第 8 期 郭朝晖，等：污染土壤−芦竹−水体系中 As，Cd，Pb 和 Zn 的渗漏与迁移特征 2191

表 2 土壤渗漏水中 DOC 和重金属质量浓度间的相关性
Table 2 Relationship between concentrations of DOC and heavy metals in leachants from soil profiles
对照体系 修复体系 指标
DOC As Cd Pb Zn DOC As Cd Pb Zn
DOC 1.000 0.647* −0.072 0.036 −0.053 1.000 0.237 −0.022 0.116 0.032
As 1.000 −0.124 0.114 −0.047 1.000 −0.053 −0.033 0.099
Cd 1.000 0.460* 0.705* 1.000 0.189 0.570*
Pb 1.000 0.500* 1.000 0.287
Zn 1.000 1.000
注： *表示 P＜0.01。


图 7 芦竹器官内 As，Cd，Pb 和 Zn 的积累及不同采样期内茎叶中重金属含量
Fig.7 Accumulation of As, Cd, Pb and Zn in giant reed tissues and concentrations of these elements in aerial part of
giant reed from different sampling periods

为主，使土壤剖面渗漏水中重金属质量浓度明显降低，
采用芦竹进行其生态修复是可行的。

3 结论

(1) 芦竹修复体系下，土壤渗漏水中 DOC 质量浓
度较对照体系显著提高(P＜0.05)，其中表层渗漏水中
DOC 均值为对照体系的 1.7 倍；As 和 Pb 质量浓度显
著降低(P＜0.05)，均值分别下降 83%和 20%；Cd 质
量浓度稍有所下降，但差异不显著；Zn 质量浓度在修
复后期有下降趋势。
(2) 对照体系渗漏水中 DOC 与 As，Cd 与 Pb，Zn，
Pb 与 Zn 质量浓度存在显著相关性(P＜0.01)，而芦竹
修复体系下只有 Pb 与 Zn 有显著相关性(P＜0.01)。
(3) 芦竹对 As，Cd，Pb 和 Zn 累积在主要根部，
茎叶中富集相对较低，但芦竹生物量大，对重金属尤
其是 Zn 的绝对富集量也较大。芦竹修复体系对污染
土壤中 As，Cd，Pb 和 Zn 有一定的稳定和去除作用。

参考文献：

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(编辑 陈爱华)