全 文 ：第２６卷第６期
２０１２年１２月
水土保持学报
Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｓｏｉｌ ａｎｄ Ｗａｔｅｒ Ｃｏｎｓｅｒｖａｔｉｏｎ
Ｖｏｌ．２６Ｎｏ．６
Ｄｅｃ．，２０１２
收稿日期：２０１２－０７－２７
基金项目：浙江省丽水市科技计划项目（２００７ｋｊｈ２００４）；浙江省教育厅科研项目（Ｙ２０１２２４７９３）；浙江省重点学科（生态学）资助项目
作者简介：杨晖（１９７８－），女，浙江莲都人，硕士，讲师，主要从事植物生理生态方面的研究。Ｅ－ｍａｉｌ：Ｌｓｘｙｙｈ＠１２６．ｃｏｍ
通讯作者：赵鹂（１９６４－），女，浙江杭州人，硕士，教授，主要从事植物生理生态及农产品安全方面的研究。Ｅ－ｍａｉｌ：ｘｙｚｈａｏｌｉ＠１２６．ｃｏｍ
７种蔬菜型作物重金属积累效应及
间作鸡眼草对其重金属吸收的影响
杨 晖１，梁巧玲１，赵 鹂１，朱 诚２
（１．丽水学院生态学院，浙江 丽水３２３０００；２．中国计量学院，浙江 杭州３１００１８）
摘要：选取Ｃｄ污染比较严重的丽水市水阁工业园区石牛大桥附近的蔬菜基地，研究５类７种蔬菜型作物
（番茄、油冬菜、白菜、卷心菜、花椰菜、萝卜、玉米）对重金属的积累效应，以及７种蔬菜在单作、与鸡眼草间
作２种种植模式下对重金属积累的差异性。结果表明：（１）５类７种蔬菜对重金属的积累效应具有很大差
异，其对重金属的富集能力表现为叶菜类＞花菜类＞根茎类＞茄果类＞禾谷类；对不同重金属的富集能力
则表现为Ｓｂ＞Ｃｄ＞Ｂａ＞Ｐｂ＞Ａｓ；蔬菜的不同器官对同一重金属的富集能力表现为根＞叶、茎＞果实，但萝
卜对重金属的富集能力则表现为叶＞根。（２）相比单作，间作鸡眼草显著或极显著降低番茄、玉米、白菜、
卷心菜、萝卜可食部位对Ｐｂ的积累，降低番茄、白菜、卷心菜可食部位对Ｃｄ的积累，降低番茄、白菜可食部
位对Ｂａ的积累；间作鸡眼草显著或极显著提高油冬菜可食部位对Ｐｂ、Ｃｄ和Ｂａ的积累，提高花椰菜可食部
位对Ｐｂ和Ｂａ的积累；单作和间作相比，７种作物可食部位对Ｓｂ和Ａｓ的积累不存在显著差异性。间作鸡
眼草的种植模式适合于试验用的番茄、白菜、卷心菜、萝卜、玉米等蔬菜的生产，不适合于油冬菜和花椰菜
等蔬菜的生产。
关键词：鸡眼草；蔬菜；间作；重金属；积累
中图分类号：Ｓ５３；Ｘ１７１ 文献标识码：Ａ 文章编号：１００９－２２４２（２０１２）０６－０２０９－０６
Ｔｈｅ Ｃｕｍｕｌａｔｉｖｅ Ｅｆｆｅｃｔ ｏｎ Ｈｅａｖｙ Ｍｅｔａｌ ｏｆ Ｓｅｖｅｎ Ｋｉｎｄｓ ｏｆ Ｖｅｇｅｔａｂｌｅ Ｃｒｏｐｓ ａｎｄ
Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｎ Ｈｅａｖｙ Ｍｅｔａｌ Ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ ｏｆ Ｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｉｎｇ Ｋｕｍｍｅｒｏｗｉａ ｓｔｒｉａｔａ
ＹＡＮＧ Ｈｕｉ １，ＬＩＡＮＧ Ｑｉａｏ－ｌｉｎｇ１，ＺＨＡＯ Ｌｉ １，ＺＨＵ Ｃｈｅｎｇ２
（１．Ｃｏｌｌｅｇｅ ｏｆ Ｅｃｏｌｏｇｙ，Ｌｉｓｈｕｉ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｌｉｓｈｕｉ，Ｚｈｅｊｉａｎｇ３２３０００；２．Ｃｈｉｎａ Ｊｉｌｉａｎｇ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ，Ｈａｎｇｚｈｏｕ，Ｚｈｅｊｉａｎｇ３１００１８）
Ａｂｓｔｒａｃｔ：Ｔｈｅ ｃｕｍｕｌａｔｉｖｅ ｅｆｆｅｃｔｓ ｔｏ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｋｉｎｄｓ ｖｅｇｅｔａｂｌｅ ｃｒｏｐｓ ａｎｄ ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｃｅ ａｍｏｎｇ
ｔｈｅ ｓｅｖｅｎ ｋｉｎｄｓ ｏｆ ｖｅｇｅｔａｂｌｅ ｃｒｏｐｓ ｂｙ ｍｏｎｏｃｕｌｔｕｒｅ ａｎｄ ｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｉｎｇ ｉｎ ｔｈｅ ｖｅｇｅｔａｂｌｅ ｇａｒｄｅｎ ｉｎ Ｓｈｕｉｇｅ ｉｎｄｕｓ－
ｔｒｉａｌ ｚｏｎｅ ｏｆ Ｌｉｓｈｕｉ ｗａｓ ｓｔｕｄｉｅｄ．Ｉｔ ｗａｓ ｓｈｏｗｎ ｔｈａｔ：（１）Ｔｈｅ ｃｕｍｕｌａｔｉｖｅ ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｋｉｎｄｓ ｏｆ ｖｅｇｅｔａｂｌｅ
ｖａｒｉｅｄ ｈｉｇｈ．Ｌｅａｖｅ－ｖｅｇｅｔａｂｌｅｓ ｓｈｏｗｅｄ ｔｈｅ ｈｉｇｈｅｓｔ ｃｏｎｔｅｎｔ ｏｆ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ，ａｎｄ ｃｅｒｅａｌ ｖｅｇｅｔａｂｌｅｓ ｗｅｒｅ ｔｈｅ
ｌｏｗｅｓｔ．Ｔｈｅ ｃｕｍｕｌａｔｅｄ ｒａｔｅ ｏｆ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌｓ ｓｈｏｗｅｄ：Ｓｂ＞Ｃｄ＞Ｂａ＞Ｐｂ＞Ａｓ．Ｂｅｓｉｄｅｓ，ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｅｎｒｉｃｈ－
ｍｅｎｔ ｃａｐａｃｉｔｙ ｏｆ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｖｅｇｅｔａｂｌｅ ｏｒｇａｎｓ ｗａｓ ｇｅｎｅｒａｌｙ：Ｒｏｏｔ＞ｌｅａｆ ａｎｄ ｓｔｅｍ＞ｆｒｕｉｔ，ｗｈｉｌｅ ｆｏｒ ｒａｄｉｓｈ，ｔｈｅ
ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｅｎｒｉｃｈｍｅｎｔ ｃａｐａｃｉｔｙ ｏｆ ｌｅａｖｅ ｗａｓ ｈｉｇｈｅｒ ｔｈａｎ ｔｈａｔ ｏｆ ｒｏｏｔ．（２）Ｃｏｍｐａｒｅｄ ｗｉｔｈ ｍｏｎｏｃｒｏｐｐｉｎｇ，
ｓｏｍｅ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｃｏｎｃｅｎｔｒａｔｉｏｎｓ ｒｅｄｕｃｅｄ ｗｈｅｎ Ｋｕｍｍｅｒｏｗｉａ ｓｔｒｉａｔａ ｗａｓ ｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｅｄ．Ｔｈｅ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ
Ｐｂ ｉｎ ｅｄｉｂｌｅ ｐａｒｔｓ ｏｆ ｔｏｍａｔｏ，ｍａｉｚｅ，ｐａｋ ｃｈｏｉ，ｃａｂｂａｇｅ ａｎｄ ｒａｄｉｓｈ ｗａｓ ｌｅｓｓ．Ｔｈｅ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ ｏｆ Ｃｄ ｉｎ ｅｄｉｂｌｅ
ｐａｒｔｓ ｏｆ ｔｏｍａｔｏ，ｐａｋ ｃｈｏｉ ａｎｄ ｃａｂｂａｇｅ ｗａｓ ａｌｓｏ ｌｅｓｓ．Ｔｈｅ ａｃｃｕｍｕｌａｔｅｄ ｏｆ Ｂａ ｉｎ ｅｄｉｂｌｅ ｐａｒｔｓ ｏｆ ｔｏｍａｔｏ，ｐａｋ
ｃｈｏｉ ｗａｓ ａｌｓｏ ｌｏｗ．Ｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｅｄ ｗｉｔｈ Ｋｕｍｍｅｒｏｗｉａ ｓｔｒｉａｔａ，ｔｈｅ ｃａｐａｃｉｔｙ ｆｏｒ Ｐｂ，Ｃｄ ａｎｄ Ｂａ ｏｆ ｅｄｉｂｌｅ ｐａｒｔｓ ｏｆ
Ｂｒａｓｓｉｃａ ｃｈｉｎｅｎｓｉｓ ｃｏｕｌｄ ｂｅ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔｌｙ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ，ａｎｄ ｔｈｅ ｃａｐａｃｉｔｙ ｆｏｒ Ｐｂ ａｎｄ Ｂａ ｏｆ ｅｄｉｂｌｅ ｐａｒｔｓ ｏｆ ｂｒｏｃｃｏｌｉ
ｃｏｕｌｄ ｂｅ ｉｎｃｒｅａｓｅｄ．７ｋｉｎｄｓ ｏｆ ｃｒｏｐｓ ｉｎ ｅｄｉｂｌｅ ｐａｒｔｓ ｏｆ Ｓｂ ａｎｄ Ａｓ ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ ｄｉｄ ｎｏｔ ｅｘｉｓｔ ｓｉｇｎｉｆｉｃａｎｔ ｄｉｆｅｒｅｎｃｅｓ．
Ｋｕｍｍｅｒｏｗｉａ ｓｔｒｉａｔａｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｉｎｇ ｗａｓ ｆｅａｓｉｂｌｅ ｆｏｒ ｏｂｔａｉｎｉｎｇ ｓａｆｅ ｔｏｍａｔｏ，ｍａｉｚｅ，ｐａｋ ｃｈｏｉ，ｃａｂｂａｇｅ ａｎｄ ｒａｄｉｓｈ
ｗｈｉｃｈ ｃｏｕｌｄ ｂｅ ｅａｔｅｎ ｓｅｃｕｒｅｌｙ，ｂｕｔ ｉｔ ｗａｓｎ’ｔ ｆｅａｓｉｂｌｅ ｍｅｔｈｏｄ ｆｏｒ ｐｌａｎｔｉｎｇ Ｂｒａｓｓｉｃａ ｃｈｉｎｅｎｓｉｓ ａｎｄ ｂｒｏｃｃｏｌｉ．
Ｋｅｙ ｗｏｒｄｓ：Ｋｕｍｍｅｒｏｗｉａ ｓｔｒｉａｔａ；ｖｅｇｅｔａｂｌｅ ｃｒｏｐ；ｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｉｎｇ；ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ；ａｃｃｕｍｕｌａｔｉｏｎ
蔬菜是人们食物结构的主要组成部分，随着生活水平的提高，人们对蔬菜的食用安全性和蔬菜绿色生产的
要求也越来越高。保障蔬菜的持续稳定供应是城市“菜蓝子工程”的主要目标，同时蔬菜的高产优质也与人们
DOI:10.13870/j.cnki.stbcxb.2012.06.005
的生活、健康息息相关。丽水作为生态城市的同时，工农业生产也得到了迅速发展，但是在带来经济进步同时，
也会对环境造成不可忽视的影响，尤其是一些化工、电镀、蓄电池等企业的发展，势必对生态环境造成一定的污
染，其中重金属污染也会凸现出来。王虹艳等研究丽水市城市土壤重金属元素含量分析发现，Ｃｄ、Ｐｂ平均含
量分别为０．５３，６３．１５ｍｇ／ｋｇ，是其自然环境背景值的３．１７，２．４７倍，表明丽水城市表层土壤已经受到不同程
度的Ｃｄ、Ｐｂ污染［１］。土壤一旦受到重金属污染，不仅会影响植物的生长和发育，而且会影响农产品的品质，并
通过食物链危害人类健康［２］。我国从２０世纪９０年代初开始对蔬菜重金属污染进行相关研究，基本已掌握了
蔬菜中重金属污染及分布的特征。但目前国内对蔬菜重金属研究以污染调查和评估为主，缺少对蔬菜重金属
调控机制和蔬菜安全生产控制技术的研究。
鸡眼草（Ｋｕｍｍｅｒｏｗｉａ ｓｔｒｉａｔａ（Ｔｈｕｎｄ．）Ｓｃｈｉｎｄｌ），属于豆科鸡眼草属，一年生草本植物，原产亚洲东部，在
我国分布较广［３］，为常见农田伴生植物。鸡眼草属于菌根植物，菌根植物往往对重金属具有很强的吸收能力，
为重金属超积累植物，种植鸡眼草可显著降低土壤中重金属含量［４］。本文通过在丽水市郊Ｃｄ污染比较严重
的土壤上，研究蔬菜在一定Ｃｄ胁迫下对重金属的富集情况以及鸡眼草和蔬菜间作模式对蔬菜重金属积累效
果的影响，为进一步制定合理的基于生物多样性的农产品安全生产的种植模式提供理论依据。
１ 材料和方法
１．１ 材 料
选取茄果类（番茄，品种为浙粉２０２）、叶菜类（油冬菜、白菜、卷心菜，品种分别为杭州油冬儿、京丰１号、旺
旺）、花菜类（花椰菜，品种为庆农７０天）、根茎类（萝卜，品种为南畔洲）、禾谷类（玉米，品种为金凤甜５号）共５
类７种丽水市郊主栽蔬菜品种作为试验品种。上述蔬菜种子从丽水市种苗有限公司购买，于２０１１年种植于丽
水市水阁工业区石牛大桥附近的蔬菜基地。
表１ 样地土样中Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、
Ｓｂ和Ａｓ含量 ｍｇ／ｋｇ ＤＷ
样本 Ｐｂ Ｃｄ Ｂａ Ｓｂ Ａｓ
１ ４３．４８ ０．８２ １１８．０６ ０．７６ ５．９０
２ ４４．７２ １．０４ １５９．１３ ０．９５ ５．３８
３ ４１．２６ ０．８３ １２７．８６ ０．６２ ５．５１
４ ４２．５７ ０．８２ １２３．７０ ０．７２ ５．７０
５ ４６．７４ ０．９６ １４３．５６ ０．８５ ５．６６
６ ４５．８８ １．０２ １４８．６７ ０．９３ ５．６２
７ ４２．８４ ０．８６ １２８．９５ ０．７２ ５．４６
平均 ４３．９３ ０．９１ １３５．７０ ０．７９ ５．６０
１．２ 样地选取
研究样地设在丽水市水阁工业园区石牛大桥附近的蔬菜基地，
水阁工业园距市区约４ｋｍ，规划总面积１４．４ｋｍ２，以机械制造、轻
纺加工、精细化工等产业为主。所选用试验基地中土壤各重金属含
量见表１。根据ＧＢ １５６１８－１９９５《土壤环境质量标准》［５］，试验土壤
为三类土。试验土壤ｐＨ 值＜６．５，土壤Ｐｂ、Ｂａ、Ｓｂ、Ａｓ含量较低，
为安全水平，但所有土壤样本中的Ｃｄ均已达到二级污染水平（＞
０．３ｍｇ／ｋｇ），部分达三级水平（＞１ｍｇ／ｋｇ），污染较严重。
１．３ 试验方法
１．３．１ 种植方法设计 作物单作为对照组，作物间作鸡眼草为处理组，共设２种种植方式，每个处理３个重
复。玉米、花椰菜、番茄，每畦２行；其他植物，每畦３行，株距≤３０ｃｍ。处理组每株作物边上套种１棵鸡眼草。
１．３．２ 土样采集和处理 对各样地采用对角线法进行混合土样采集，用刀取耕层土，深度为０－２０ｃｍ，每个
混合土样采用四分法舍至１ｋｇ，用塑料袋包装送实验室，经风干后，压碎，１００目过筛，装瓶备用。
１．３．３ 蔬菜作物样品采集和处理 待作物可食部分成熟后（玉米在可食部位鲜嫩时采收），每个处理小区随机
取５株作物，样本采集后用自来水清洗样本表层泥土，并用蒸馏水清洗数次，以去除样本表面的污染物，吸干表
面水分，根、茎、叶和果实分别置１０５℃鼓风烘干箱中烘１５ｍｉｎ，然后降温至７０℃烘干至恒重，粉碎机粉碎后
１００目过筛，备用。
１．３．４ 重金属含量测定 利用 ＨＮＯ３－Ｈ２Ｏ２ 微波消解法处理样品。采用ｉＣＡＰ ６３００ＤＵＯ等离子发射光谱
仪测定重金属Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ、Ａｓ含量。本试验所用设备测定的重金属含量精确限量为０．１ｍｇ／ｋｇ。
１．３．５ 植物富集系数 植物富集系数＝植物重金属含量／土壤重金属含量。
１．３．６ 数据处理 采用 Ｍｉｃｒｏｓｏｆｔ Ｅｘｃｅｌ和ＳＰＳＳ统计分析软件进行数据处理与分析。
２ 结果与分析
２．１ 不同蔬菜型作物重金属积累效应
不同蔬菜型作物对于重金属的富集能力不同，同一植株不同器官对于重金属的富集能力也不同。试验选
取茄果类、叶菜类、花菜类、根茎类、禾谷类材料对不同的重金属富集情况进行了比较。所有供试材料中（表
２），对重金属的富集能力一般表现为叶菜类（油冬菜、白菜、卷心菜）＞花菜类（花椰菜）＞根茎类（萝卜）＞茄果
０１２ 水土保持学报 第２６卷
类（番茄）＞禾谷类（玉米），且Ｓｂ＞Ｃｄ＞Ｂａ＞Ｐｂ＞Ａｓ。
不同重金属在不同作物的不同器官内积累分布具有很大差异。由表２可知，对于Ｐｂ的富集，根中以卷心
菜最强，富集系数为１．２５，其次分别为花椰菜、油冬菜、白菜、番茄、玉米和萝卜；可食部位对Ｐｂ富集能力分别
为萝卜＞３种叶菜类＞花椰菜、番茄＞玉米，这主要是因为萝卜的可食部位为根，是直接从土壤中吸收重金属
的器官，其他蔬菜可食部位的重金属含量均由植株根系吸收经内部转运所致；Ｐｂ在玉米植株内的含量显著低
于其他作物（Ｐ＜０．０５），表明试验所用玉米是Ｐｂ低积累植物。７种蔬菜型作物对土壤中Ｃｄ的吸收能力明显
大于Ｐｂ；对Ｃｄ的富集，根中分别为３种叶菜类、花椰菜＞番茄＞萝卜、玉米，可食部位中分别为油冬菜、白菜＞
番茄＞花椰菜、萝卜、卷心菜＞玉米。对Ｂａ的富集，根中分别为卷心菜、花椰菜＞油冬菜、白菜＞番茄＞萝卜
＞玉米，可食部位中分别为油冬菜、萝卜＞白菜、卷心菜、番茄＞花椰菜＞玉米。Ｓｂ在植株体内最易富集，油冬
菜根对Ｓｂ的富集能力最强，富集系数为４．２１，远高于对Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ和Ａｓ的富集；对Ｓｂ的富集，根中分别为油
冬菜、白菜＞卷心菜＞花椰菜＞番茄、玉米＞萝卜，可食部位中分别为玉米、卷心菜、萝卜＞花椰菜、油冬菜、番
茄和白菜。在植株体内Ａｓ最不易富集，７种蔬菜型作物可食部位的Ａｓ富集系数接近０；玉米整个植株对Ａｓ
的富集最弱。
表２ ７种蔬菜型作物不同器官对Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ和Ａｓ的富集系数
植物 器官 Ｐｂ Ｃｄ Ｂａ Ｓｂ Ａｓ
根 ０．２９±０．０３０ｃＢ １．２２±０．０２９ｃＢ ０．８３±０．０１８ｃＣ １．３８±０．０３２ｂＢ ０．２１±０．０４０ｂＢ
番茄
叶 ０．１７±０．０４ｂＢ ２．１５±０．０２１ｄＥ １．１６±０．０４１ｄＥ ０．８２±０．０１９ａＡＢ ＜０．０１ａＡ
茎秆 ０．０７±０．０２０ａ ０．９２±０．１１０ｂ ０．７４±０．０２７ｂ ０．８８±０．０５６ａ ＜０．０１ａ
果实 ０．０２±０．０１０ａ ０．３９±０．０２３ａ ０．１５±０．０１３ａ ０．８０±０．０５０ａ ＜０．０１ａ
油冬菜
根 ０．８０±０．０６０ｂＤ ２．０８±０．０７０ｂＣ １．６１±０．０６４ｂＤ ４．２１±０．０７０ｂＥ ０．８６±０．０５０ｂＤ
叶 ０．０４±０．００４ａＡ ０．５８±０．０８０ａＣＤ ０．３２±０．０３８ａＣ ０．８３±０．０３１ａＡＢ ＜０．０１ａＡ
白菜
根 ０．５２±０．０５０ｂＣ ２．１６±０．１３０ｂＣ １．５４±０．０６０ｂＤ ４．０８±０．１９２ｂＤＥ ０．４６±０．０４０ｂＣ
叶 ０．０４±０．００３ａＡ ０．６４±０．０４７ａＤ ０．１７±０．０２２ａＢ ０．７４±０．０９０ａＡ ＜０．０１ａＡ
卷心菜
根 １．２５±０．０２０ｂＦ ２．２２±０．０９ｂＣ １．８１±０．０６０ｂＥ ３．７８±０．２７６ｂＤ ０．９８±０．０５０ｂＥ
叶 ０．０４±０．００３ａＡ ０．１５±０．００３ａＡ ０．１８±０．０２９ａＢ １．０６±０．０７６ａＤ ＜０．０１ａＡ
根 １．０３±０．０１９ｃＥ ２．１０±０．０９５ｃＣ １．７７±０．１３０ｃＥ ２．６７±０．２５０ｂＣ ０．９６±０．０５０ｂＥ
花椰菜 叶 ０．０５±０．００５ｂＡ ０．４４±０．０２７ｂＢ ０．３５±０．０２２ｂＣ ０．９４±０．０８０ａＢＣ ＜０．０１ａＡ
花球 ０．０２±０．００８ａ ０．１７±０．０２８ａ ０．０９±０．０１５ａ ０．８８±０．０６２ａ ＜０．０１ａ
萝卜
根 ０．０７±０．０１６ａＡ ０．１７±０．０１６ａＡ ０．２９±０．０２１ａＢ ０．９８±０．０６５ａＡ ＜０．０１ａＡ
叶 ０．９３±０．０１６ｂＣ ０．５５±０．０２０ｂＣ ０．７２±０．０２７ｂＤ ０．９４±０．０７０ａＢＣ ０．０３±０．００９ｂＢ
根 ０．０９±０．０１３ｃＡ ０．２５±０．０１９ｃＡ ０．１５±０．０１４ｃＡ １．５２±０．１２０ｃＢ ＜０．０１ａＡ
茎 ０．０９±０．００４ｃ ０．２０±０．０２７ｂ ０．０８±０．０１７ｂ １．１７±０．１６０ｂ ＜０．０１ａ
玉米 果穗叶 ０．０７±０．０１２ｂＡ ０．２２±０．０２２ｂＡ ０．０８±０．０１３ｂＡ ０．９８±０．０８０ａＣ ＜０．０１ａＡ
果穗下１叶 ０．０８±０．０１１ｂｃ ＜０．０１ａ ０．０８±０．０１０ｂ １．１５±０．０８０ｂ ＜０．０１ａ
玉米粒 ０．０１±０．００２ａ ＜０．０１ａ ０．０２±０．０１０ａ １．０９±０．０９３ａｂ ＜０．０１ａ
注：表中数据为平均值±标准差，同一列中的小写字母为同一蔬菜作物不同器官间的显著差异，大写字母为作物间同一器官比较（限于根、
叶），相同字母表示０．０５水平差异不显著。
重金属通过离子态被植株的根吸收后，首先在根中积累，然后有一部分被转运到植株的其他部位，由于各
种离子在植物体内的转运速度不同，从而导致体内各部位的分布出现差异。如表２所示，同一作物的不同器官
对Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ和Ａｓ的富集能力一般表现为根＞叶、茎＞果实，地下部分对重金属的富集大大高于地上部
分，表明上述重金属在植株体内的转运相对较弱［６］；但萝卜则表现为叶对Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ和Ａｓ的富集能力最强（表
２）。如Ｐｂ和Ｃｄ在萝卜叶片中具有明显的富集优势，其Ｐｂ和Ｃｄ的平均富集系数是根中的１３．２９倍和３．２４
倍，萝卜根中重金属含量较低可能是由于重金属在植株体内的转运能力较强，能及时地将根吸收的重金属转运
至植株的其他部位，从而降低了可食部位重金属含量，这与潘静娴等的研究结果［７－９］基本一致。但萝卜地上部
分和地下部分对Ｓｂ的富集不存在显著性差异。同时，番茄、玉米地上部分和地下部分对Ｓｂ的富集存在显著
性差异（Ｐ＜０．０５），但地上部分各器官间则不存在显著性差异。
同为叶菜类的油冬菜、白菜、卷心菜的重金属积累能力也有所差异，３种叶菜类作物可食部位对Ｐｂ的富集
能力不存在显著性差异，但根对Ｐｂ的富集能力则存在显著性差异（Ｐ＜０．０５），卷心菜＞油冬菜＞白菜；３种叶
菜类根对Ｃｄ的富集能力不存在显著性差异，而卷心菜可食部分的Ｃｄ富集系数为０．１５，显著低于其他２种作
１１２第６期 杨晖等：７种蔬菜型作物重金属积累效应及间作鸡眼草对其重金属吸收的影响
物可食部位对Ｃｄ的富集（Ｐ＜０．０５），表明Ｃｄ在卷心菜体内转运较弱；可食部分积累Ｂａ能力，油冬菜显著高于
其他２种作物（Ｐ＜０．０５）；可食部分积累Ｓｂ的能力，卷心菜显著高于其他２种作物（Ｐ＜０．０５）；可食部分积累
Ａｓ的能力不存在显著性差异。
２．２ 间作鸡眼草对不同蔬菜型作物重金属积累量的影响
２．２．１ 间作鸡眼草对茄果类蔬菜（番茄）重金属积累量的影响 在茄果类蔬菜（番茄）中间作鸡眼草（表３），所
测５种重金属除Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ在茎秆中，Ｓｂ在叶、果实中的积累量略有增加外，其余各部位的重金属含量相比单
作组均有不同程度下降。其中，根中Ｐｂ、Ｂａ、Ａｓ下降显著，达到极显著差异（Ｐ＜０．０１），Ｃｄ下降达到显著性差
异（Ｐ＜０．０５）；叶中Ｐｂ、Ｃｄ下降达到显著性差异（Ｐ＜０．０５）；在可食部位（果实）中Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ含量下降出现极
显著差异（Ｐ＜０．０１），与对照组相比，间作组Ｐｂ平均含量下降了４０．４％，Ｃｄ平均含量下降了２７．０％，Ｂａ平均
含量下降了４０．８％，这表明番茄间作鸡眼草可降低番茄可食部位对重金属的积累。
表３ 间作鸡眼草对番茄不同部位Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ和Ａｓ积累量的影响 ｍｇ／ｋｇ ＤＷ
番茄部位 Ｐｂ Ｃｄ Ｂａ Ｓｂ Ａｓ
单作组根 １３．５８±１．４１＊＊ １．１５±０．０３＊ １１３．３６±２．５２＊＊ １．１４±０．０４ １．２７±０．２４＊＊
间作组根 ８．５６±０．６８ １．００±０．０９ ８１．４４±８．９０ ０．９６±０．１３ ０．４１±０．０６
单作组叶 ７．９６±０．８７＊ ２．０２±０．０２＊ １５９．０１±５．６７ ０．６７±０．０２＊ ＜０．１
间作组叶 ６．４４±０．３４ １．８４±０．１１ １４９．０９±３．０８ ０．７７±０．０６ ＜０．１
单作组茎 ３．２８±０．２４＊ ０．８６±０．１５＊ １００．４７±３．６２ ０．７３±０．０５ ＜０．１
间作组茎 ４．１３±０．５６ １．２７±０．１４ １０５．５６±７．９５ ０．７１±０．０７ ＜０．１
单作组果实 ０．９４±０．０７＊＊ ０．３７±０．０２＊＊ ２０．４７±１．８９＊＊ ０．６６±０．０４ ＜０．１
间作组果实 ０．５６±０．０４ ０．２７±０．０２ １２．１１±１．４２ ０．７２±０．０７ ＜０．１
注：表中数据为平均值±标准差，同一列同一器官的单作组数据和间作组数据相比较；＊表示显著性差异（Ｐ＜０．０５），＊＊表示极显著性差异
（Ｐ＜０．０１）。下同。
２．２．２ 间作鸡眼草对叶菜类重金属积累量的影响 从表４可知，间作鸡眼草后，油冬菜植株各重金属含量总
体上有所降低，根中各重金属含量降低均呈极显著性差异（Ｐ＜０．０１），但叶中Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ含量却较单作有所增
加，表明间作鸡眼草的种植方式在降低地下部分对Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ的积累的同时却提高了地上部分对Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ
的积累。叶中Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ平均含量与单作相比，均达到极显著提高（Ｐ＜０．０１）或显著提高（Ｐ＜０．０５），分别比
单作油冬菜组提高了２８．９％，４２．６％，４６．６％，不利于安全生产。
间作鸡眼草能极大降低白菜京丰１号整个植株对重金属的积累，其中根对５种重金属的积累都达到极显
著下降（Ｐ＜０．０１），且叶对Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ的积累也达到极显著下降（Ｐ＜０．０１），间作组中的Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ积累量分
别平均为１．５７，０．４７，１８．６２ｍｇ／ｋｇ ＤＷ，比单作分别下降了１７．４％，２６．５％，４３．５％。
表４ 间作鸡眼草对叶菜类蔬菜Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ和Ａｓ积累量的影响 ｍｇ／ｋｇ ＤＷ
蔬菜 叶菜部位 Ｐｂ Ｃｄ Ｂａ Ｓｂ Ａｓ
单作组叶 １．８７±０．１９＊＊ ０．５４±０．０９＊ ４４．０８±５．３５＊＊ ０．６８±０．０３ ＜０．１
油冬菜
间作组叶 ２．４１±０．２２ ０．７７±０．０３ ６４．６０±２．６０ ０．６４±０．０７ ＜０．１
单作组根 ３７．４７±２．８２＊＊ １．９６±０．０７＊＊ ２２０．４２±９．１３＊＊ ３．４７±０．０７＊＊ ５．１９±０．３０＊＊
间作组根 ２６．９３±３．７３ １．３８±０．１３ １５２．６９±６．４７ ２．２３±０．０８ ２．９６±０．２６
单作组叶 １．９０±０．１２＊＊ ０．６４±０．０５＊＊ ３２．９７±５．６８＊＊ ０．６１±０．０８ ＜０．１
白菜
间作组叶 １．５７±０．０９ ０．４７±０．０３ １８．６２±２．９９ ０．５６±０．０４ ＜０．１
单作组根 ２４．３６±２．３４＊＊ ２．０３±０．１３＊＊ ２３１．００±１２．８７＊＊ ３．３６±０．１７＊＊ ２．７８±０．２４＊＊
间作组根 １５．８０±１．１８ ０．８０±０．１３ １６５．８９±８．１９ ２．２５±０．２３ １．３９±０．１２
单作组叶 １．７０±０．１１＊＊ ０．１４±０．００３＊ ２６．００±４．０９ ０．８７±０．０７ ＜０．１
卷心菜
间作组叶 １．４２±０．０８ ０．１２±０．０１ ３０．９０±１．３０ １．０７±０．１５ ＜０．１
单作组根 ５８．２０±０．９４＊＊ ２．０８±０．０６ ２４７．１８±７．８７ ３．１１±０．２４ ５．９３±０．２４＊＊
间作组根 ４４．５４±２．３４ ２．１０±０．１１ ２４８．７±１０．４４ ３．１３±０．２６ ５．０３±０．０８
在卷心菜根中，Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ在间作组和单作组中，差异不明显，而间作组Ｐｂ、Ａｓ平均含量极显著低于单作
组（Ｐ＜０．０１）；叶中，间作组Ｐｂ平均含量极显著低于对照，比单作下降了１６．５％，Ｃｄ平均含量显著性减少（Ｐ
＜０．０５），比单作下降了１４．３％，但Ｂａ、Ｓｂ、Ａｓ差异不显著。这３种叶菜类作物间作鸡眼草后对于重金属富集
能力的不同可能和该品种本身的重金属富集特性相关。
２．２．３ 间作鸡眼草对花菜类（花椰菜）和根茎类（萝卜）重金属积累量的影响 间作鸡眼草可不同程度促进花
２１２ 水土保持学报 第２６卷
椰菜各器官对所测５种重金属的积累（表５），尤其是在叶和花球中，间作组对Ｐｂ、Ｂａ的积累相比单作组，有极
显著性增加（Ｐ＜０．０１）。叶、花球对Ｐｂ的积累，间作组比单作组分别平均提高了８５．９％，３６０．６％。叶、花球
对Ｂａ的积累，间作组比单作组分别平均提高了６０．３％，５６．９％。表明间作鸡眼草的种植模式不适合于花椰菜
的安全生产。各器官对Ｃｄ、Ｓｂ、Ａｓ的积累，单作组和间作组差异不显著。间作鸡眼草可大大降低萝卜的重金
属积累量（表５），尤其间作组中萝卜叶片的Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ的含量相比单作组呈现极显著下降（Ｐ＜０．０１）；萝卜可
食部位（根）的Ｐｂ含量，间作组相比单作组存在极显著下降（Ｐ＜０．０１），间作组平均含量为１．１６ｍｇ／ｋｇ ＤＷ，
比单作组（３．２８ｍｇ／ｋｇ ＤＷ）下降了６４．６％；间作后块根中Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ平均含量略有下降，但与单作相比，差异
不显著。表明间作鸡眼草的种植模式适合于种植萝卜。
表５ 间作鸡眼草对花椰菜和萝卜不同部位Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ和Ａｓ积累量的影响 ｍｇ／ｋｇ ＤＷ
蔬菜 蔬菜部位 Ｐｂ Ｃｄ Ｂａ Ｓｂ Ａｓ
单作组叶 ２．３４±０．２３＊＊ ０．４１±０．０３ ４７．２３±２．９９＊＊ ０．７８±０．０７ ＜０．１
间作组叶 ４．３５±０．３５ ０．４７±０．０４ ７５．７０±１．５９ ０．７７±０．０９ ＜０．１
花椰菜
单作组根 ４８．２４±２．８９ １．９８±０．０９ ２４２．４６±１７．３２ ２．２１±０．２４ ５．７９±０．３０
间作组根 ５３．２６±４．７３ ２．１５±０．２０ ２３８．００±１８．７３ ２．５０±０．０７ ７．２６±１．０１
单作组果实（花球） ０．９４±０．１７＊＊ ０．１６±０．０３ １２．５９±２．０５＊＊ ０．７２±０．０５ ＜０．１
间作组果实（花球） ４．３３±０．２４ ０．１５±０．０１ １９．７５±０．９９ ０．８６±０．０８ ＜０．１
单作组叶 ４３．６１±０．７７＊＊ ０．５２±０．０２＊＊ ９９．１９±３．７８＊＊ ０．７８±０．０９ ０．１８±０．０５
萝卜
间作组叶 ５．８７±０．８０ ０．３１±０．０３ ７３．３１±２．２１ ０．６６±０．０６ ０．１０±０．０２
单作组根 ３．２８±０．７５＊＊ ０．２０±０．０３ ３９．３６±２．８４ ０．８１±０．０５ ＜０．１
间作组根 １．１６±０．０８ ０．１６±０．０２ ３６．６０±３．３９ ０．７７±０．０５ ＜０．１
２．２．４ 间作鸡眼草对禾谷类（玉米）重金属积累量的影响 玉米不同部位对不同重金属的积累存在较大差异。
间作组和单作组相比（表６），根中Ｃｄ、Ｓｂ含量显著性降低（Ｐ＜０．０５），Ｐｂ、Ｂａ下降不显著，Ａｓ极显著性增加（Ｐ
＜０．０１）；茎中Ｐｂ、Ｃｄ的含量极显著性降低（Ｐ＜０．０１），而Ｂａ的平均含量极显著性增加（Ｐ＜０．０１）；果穗叶和
果穗下１叶重金属含量增加，尤其是对Ｐｂ、Ａｓ积累，均达到极显著性差异（Ｐ＜０．０１），同时果穗下１叶对Ｃｄ
的积累也达到极显著提高（Ｐ＜０．０１），其他重金属含量差异不显著；间作后，玉米植株体内的总Ａｓ含量显著性
增加，玉米籽粒中的Ｐｂ平均含量极显著地下降（Ｐ＜０．０１），单作组、间作组玉米籽粒中的Ｐｂ平均含量分别为
０．６０，０．３２ｍｇ／ｋｇ ＤＷ，间作比单作下降了４６．７％；间作后玉米籽粒中Ｂａ含量有所增加，但国家食品污染物限
量标准里面没有关于Ｂａ的规定；Ｃｄ、Ａｓ含量则较低（＜０．１ｍｇ／ｋｇ ＤＷ），所以，间作鸡眼草的种植模式也适合
生产该品种的玉米。
表６ 间作鸡眼草对玉米不同部位Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ、Ｓｂ和Ａｓ积累量的影响 ｍｇ／ｋｇ ＤＷ
玉米部位 Ｐｂ Ｃｄ Ｂａ Ｓｂ Ａｓ
单作组根 ４．２２±０．６１ ０．２４±０．０２＊ ２０．４７±１．８９ １．２６±０．０９＊ ＜０．１＊＊
间作组根 ３．８６±０．１５ ０．１５±０．０５ １７．２２±２．０５ ０．９８±０．０７ ０．１２±０．０１
单作组茎秆 ４．２２±０．１９＊＊ ０．１８±０．０３＊＊ １１．０２±２．３６＊＊ ０．９７±０．０５ ＜０．１
间作组茎秆 １．０９±０．０４ ＜０．１ １８．２１±１．８９ １．０６±０．０６ ＜０．１
单作组果穗叶 ３．２８±０．５６＊＊ ０．２０±０．０２ １１．５４±１．７９ ０．８０±０．０７ ＜０．１＊＊
间作组果穗叶 ５．５８±０．３１ ０．１９±０．０１ １２．１０±１．２８ ０．８７±０．０７ ０．３４±０．０２
单作组果穗下１叶 ３．７５±０．５２＊＊ ＜０．１＊＊ １１．５４±１．４９ ０．９５±０．０７ ＜０．１＊＊
间作组果穗下１叶 ６．２７±０．２７ ０．２０±０．０１ １２．１０±１．１１ ０．９１±０．０５ ０．３４±０．０２
单作组玉米粒 ０．６０±０．０７＊＊ ＜０．１ ３．１４±１．５７＊＊ ０．９０±０．０８ ＜０．１
间作组玉米粒 ０．３２±０．０２ ＜０．１ １６．７９±１．４３ ０．９１±０．０８ ＜０．１
３ 讨论与结论
３．１ 根据不同蔬菜型作物重金属积累效应，进行合理蔬菜种植布局
不同农作物品种、不同器官对不同重金属的吸收积累效应具有很大差异。５类７种蔬菜型作物对重金属
的富集能力分别表现为叶菜类＞花菜类＞根茎类＞茄果类＞禾谷类；对不同重金属的富集能力则表现为Ｓｂ＞
Ｃｄ＞Ｂａ＞Ｐｂ＞Ａｓ，蔬菜对土壤中Ｃｄ的吸收能力明显大于Ｐｂ；７种蔬菜的不同器官对重金属的富集能力表现
为根＞叶、茎＞果实，但萝卜则表现为叶对重金属的富集能力最强，番茄对Ｃｄ、Ｂａ的富集能力则是叶＞根＞茎
＞果实，玉米中Ｐｂ、Ｃｄ在叶、茎、根中的含量显著高于在玉米籽粒中的含量（Ｐ＜０．０５）。这与许多学者研究结
３１２第６期 杨晖等：７种蔬菜型作物重金属积累效应及间作鸡眼草对其重金属吸收的影响
论基本相同：李静等研究表明，Ｃｄ、Ｐｂ在玉米植株不同器官的浓度大小均依次为叶＞根＞茎＞籽粒［６］。潘静
娴等研究证实，蒌蒿根、茎、叶有强的Ｃｄ富集性，器官Ｃｄ含量为根＞茎＞叶［７］。张金彪等试验表明，在草莓体
内，镉（Ｃｄ）按照富集系数为根＞茎＞叶＞果的规律分布［１０］。任伟等研究哈尔滨市东南郊菜地土壤重金属环境
效应分析时，证实不同蔬菜器官的重金属含量不同，根部的重金属含量最大，其次是茎，再次是叶，果实中的含
量最少［８］。王晓芳等研究表明，不同蔬菜品种对重金属的富集程度有较大区别，整体上有葱蒜类＞绿叶类＞食
用菌类＞白菜类＞薯芋类＞直根类＞茄果类＞豆类的趋势；Ｐｂ和Ａｓ在萝卜叶片中具有明显的富集优势，其
Ｐｂ和Ａｓ的平均含量是根中的１０倍［９］。杜应琼等研究铅、镉、铬在３种叶菜类中的积累规律时得出，铅、镉从
土壤向植物的迁移累积率为Ｃｄ＞Ｃｒ＞Ｐｂ［１１］。因而在重金属污染较为严重的地区种植蔬菜，首先应考虑种植
番茄等果菜类蔬菜，尽量避免种植易富集重金属的油冬菜等叶菜类蔬菜；其次，根据不同蔬菜种类品种间存在
的对重金属富集的基因型差异，以及不同蔬菜品种不同器官对重金属富集的差异性，有针对性地筛选或选育
耐、抗重金属污染的品种类型，这样才能保证蔬菜生产的安全性。
３．２ 间作鸡眼草可针对性降低一些蔬菜型作物可食部位重金属的的积累
不同种植模式会影响植物对重金属的吸附，Ｘｕｅ等研究表明，杉木间作茶能降低Ｐｂ、Ｎｉ、Ｍｎ和Ｚｎ在土壤
和茶叶中的积累量［１２］。采用鸡眼草间作蔬菜试验表明，相比单作，间作鸡眼草能显著性或极显著性降低番茄、
白菜、卷心菜、萝卜、玉米可食部位对Ｐｂ的积累，分别平均下降了４０．４％，１７．４％，１６．５％，６４．６％，４６．７％；显
著性或极显著性降低番茄、白菜、卷心菜可食部位对Ｃｄ的积累，分别平均下降了２７．０％，２６．５％，１４．３％；显著
性或极显著性降低番茄、白菜可食部位对Ｂａ的积累，分别平均下降了４０．８％，４３．５％；但间作鸡眼草后，提高
了油冬菜和花椰菜可食部位对重金属的积累，间作鸡眼草后，油冬菜叶中Ｐｂ、Ｃｄ、Ｂａ含量分别比单作提高了
２８．９％，４２．６％，４６．６％，花椰菜花球的Ｐｂ、Ｂａ含量分别比单作提高了３６０．６％，５６．９％；单作和间作相比，７种
作物可食部位对Ｓｂ和Ａｓ的积累不存在显著差异性。表明间作鸡眼草的种植模式适合于试验用的番茄、白
菜、卷心菜、萝卜、玉米等蔬菜品种的生产，却不适合油冬菜和花椰菜等蔬菜品种的生产。因此在Ｃｄ、Ｐｂ污染
较为严重区域进行蔬菜生产时，鸡眼草间作蔬菜的栽培方式在一定程度上可确保某些蔬菜品种的安全生产。
本试验研究结果同ＡＮ等研究间作和单作模式对５种植物重金属吸收效果的影响结果刚好相反，ＡＮ等发现
番茄和青菜、卷心菜、玉米、鸡眼草间作时，会增加番茄对重金属的吸收（尤其是Ｃｄ），而降低其他植物对重金属
的吸附［１３］，这很可能是跟试验品种不同有关，不同品种对重金属积累能力存在差异性，具体的机理需要从分子
水平上进一步探索。因而，采用鸡眼草间作的种植模式不仅要考虑栽培作物的种类，还要考虑栽培作物的
品种。
参考文献：
［１］ 王虹艳．丽水市城市土壤中重金属和磷的空间分布、磁学监测和污染风险评价［Ｄ］．杭州：浙江大学，２０１０．
［２］ 孔德工，唐其展，田忠孝，等．南宁市蔬菜基地土壤重金属含量及评价［Ｊ］．土壤，２００４，３６（１）：２１－２４．
［３］ 中国科学院中国植物志编辑委员会．中国植物志［Ｍ］．北京：科学出版社，１９８５：１６０－１６１．
［４］ 吴春华．植物多样性对铅污染土壤响应及其生态学效应［Ｄ］．杭州：浙江大学，２００４．
［５］ 国家环境保护局．土壤环境质量标准（ＧＢ １５６１８－１９９５）［Ｓ］．北京：中国标准出版社，１９９５．
［６］ 李静，依艳丽，李亮亮，等．几种重金属（Ｃｄ、Ｐｂ、Ｃｕ、Ｚｎ）在玉米植株不同器官中的分布特征［Ｊ］．植物生理科学，２００６，２２（４）：
２４４－２４７．
［７］ 潘静娴，戴锡玲，陆勐俊．蒌蒿重金属富集特征与食用安全性研究［Ｊ］．中国蔬菜，２００６（１）：６－８．
［８］ 任伟，张思冲，崔可瑜，等．哈尔滨市东南郊菜地土壤重金属环境效应分析［Ｊ］．中国蔬菜，２０１０（１４）：７５－７９．
［９］ 王晓芳，罗立强．铅锌银矿区蔬菜中重金属吸收特征及分布规律［Ｊ］．生态环境学报，２００９，１８（１）：１４３－１４８．
［１０］ 张金彪，黄维南，柯玉琴．草莓对镉的吸收积累特性及调控研究［Ｊ］．园艺学报，２００３，３０（５）：５１４－５１８．
［１１］ 杜应琼，何江华，陈俊坚，等．铅、镉和铬在叶类蔬菜中的累积及对其生长的影响［Ｊ］．园艺学报，２００３，３０（１）：５１－５５．
［１２］ Ｘｕｅ Ｊ Ｈ，Ｆｅｉ Ｙ Ｘ．Ｅｆｆｅｃｔｓ ｏｆ ｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｉｎｇ Ｃｕｎｎｉｎｇｈａｍｉａ ｌａｎｃｅｏｌａｔａ ｉｎ ｔｅａ ｇａｒｄｅｎ ｏｎ ｃｏｎｔｅｎｔｓ ａｎｄ ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｏｆ ｈｅａｖｙ
ｍｅｔａｌｓ ｉｎ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｔｅａ ｌｅａｖｅｓ［Ｊ］．Ｊｏｕｒｎａｌ ｏｆ Ｅｃｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｒｕｒａｌ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔ，２００６，２２（４）：７１－７３，８７．
［１３］ ＡＮ Ｌｉｎｇ－ｙａｏ，ＰＡＮ Ｙａｎ－ｈｕｉ，ＷＡＮＧ Ｚｈｕ－ｂｉｎｇ，ｅｔ ａｌ．Ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ａｂｓｏｒｐｔｉｏｎ ｓｔａｔｕｓ ｏｆ ｆｉｖｅ ｐｌａｎｔ ｓｐｅｃｉｅｓ ｉｎ ｍｏｎｏｃｕｌｔｕｒｅ ａｎｄ
ｉｎｔｅｒｃｒｏｐｐｉｎｇ［Ｊ］．Ｐｌａｎｔ ａｎｄ Ｓｏｉｌ，２０１１，３４５：２３７－２４５．
４１２ 水土保持学报 第２６卷