朱守晶， 史文娟， 揭雨成

(1.湖南農業(yè)大學苧麻研究所，湖南 長沙 410128； 2.宜春學院生命科學與資源環(huán)境學院，江西 宜春 336000)

鉛鋅礦的長期開采和原料運輸常導致礦區(qū)周邊大面積的土壤和水體遭受鎘、鉛等多種重金屬的復合污染，這些重金屬不僅使農產品的產量和品質下降，而且在被植物吸收以后還會通過食物鏈危害人畜健康[1-4]。因此如何有效地修復并利用大面積的重金屬污染土壤是當前急需解決的一個重要問題。植物修復相比傳統(tǒng)的治理手段，具有成本低、環(huán)境友好和利于改善土壤等優(yōu)勢，成為目前研究的熱點。一直以來重金屬植物修復的研究多集中于超富集植物的尋找，但這些植物大多為草本，雖然體內重金屬含量高，但限于其自身固有的一些特性，如生物量小、生長緩慢、地域性較強、難以機械化作業(yè)等，真正能夠應用到植物修復的種類并不多。目前，人們已經開始將目光轉向一些生長迅速、生物量大、對重金屬有較強耐性且易于田間管理的經濟作物，如向日葵、玉米、煙草、亞麻、苧麻等[5-9]。

苧麻又名“中國草”，為多年生宿根性草本植物，長江流域一般每年可收獲3次，是中國傳統(tǒng)的經濟作物和重要的紡織原料，具有分布范圍廣、適應能力強、生長迅速、生物量大、經濟附加值高等特點，在水土保持、環(huán)境治理等方面具有較大利用價值[10-14]。近年來，對湖南、廣東、廣西等多個有色金屬礦區(qū)的野外資源調查結果表明，苧麻在鎘、鉛、砷等高濃度重金屬污染土壤中生長良好，能夠成為當地優(yōu)勢植物[15-16]。進一步的盆栽和大田試驗也表明，苧麻對重金屬有較強的耐受和富集能力，但不同品種對重金屬的耐受和富集特性存在較大差異[17-22]。本研究以7個苧麻主栽品種為供試材料，研究不同苧麻品種對鎘、鉛復合污染的適應性及富集性差異，為苧麻用于鎘、鉛污染土壤修復提供依據。

1 材料與方法

1.1 試驗材料

供試苧麻品種見表1，來自湖南農業(yè)大學苧麻研究所。

1.2 試驗設計

試驗區(qū)位于湖南省臨湘市桃林鉛鋅礦，年平均溫度為16.4 ℃，年平均降雨量為1 340 mm。土壤背景值為：鎘總量5.54 mg/kg，鉛總量156.64 mg/kg，有機質含量1.31 %，全氮含量0.11 %，有效磷含量27.20 mg/kg，有效鉀含量135.20 mg/kg，pH值6.5。土壤中鎘含量超過了國家土壤環(huán)境質量二級標準(0.30 mg/kg)，鉛含量雖然沒有超過土壤環(huán)境質量二級標準(300.00 mg/kg)，但遠高于湖南土壤背景值(35.00 mg/kg)。2011年8月將苧麻扦插苗移栽于試驗田中，小區(qū)面積 5 m×2 m，每小區(qū)36 穴，7個苧麻品種隨機區(qū)組排列，每個品種設3個重復，常規(guī)大田管理。2012年二麻至2013年三麻于苧麻工藝成熟期，進行株高、莖粗、皮厚等農藝性狀和產量的測定，并取植物樣和根際土樣，其中植物樣每小區(qū)取5穴，土樣按五點取樣法取 0～20 cm土層剖面，所用數據均為5季麻平均值。

表1供試苧麻品種

Table1Testedvarietiesoframie

品種名稱產地根型石阡竹根麻貴州淺根串生富順青麻四川淺根串生川苧一號四川深根叢生湘苧三號湖南深根叢生中苧一號湖南深根叢生多倍體一號湖南深根叢生湘苧七號湖南深根叢生

1.3 試驗方法

將苧麻按根、麻骨、麻殼、葉片、原麻分開，用自來水沖洗干凈，EDTA浸泡根部30 min，再用蒸餾水沖洗，于烘箱中105 ℃殺青，65 ℃烘干至恒重并稱質量，粉碎后過60目尼龍篩，備用。土壤樣品經自然風干后，過100目尼龍篩，備用。植物樣品采用硝酸-高氯酸消化[23]，土壤樣品采用王水-高氯酸消煮[24]。消化液采用Z-2310火焰原子吸收分光光度計測定鎘、鉛含量。

1.4 數據處理

試驗數據用Excel2007和SPSS統(tǒng)計軟件進行處理，采用LSD法進行差異顯著性分析，差異顯著水平為P<0.05。

2 結果與分析

2.1 重金屬污染農田中苧麻的生長情況

從農藝性狀和經濟性狀來看，在鎘、鉛復合污染土壤中，7個苧麻品種的株高為 111.90～157.51 cm，單季苧麻生物量為 4 952.55～6 903.45 kg/hm2，單季原麻產量為 400.20～820.43 kg/hm2，這些指標與非污染土壤中種植的苧麻[18,20,25-27]相比未顯著降低，表明只要栽培管理措施到位，苧麻對輕度鎘、鉛污染可以表現出較強的適應性。不同品種間比較，中苧一號單季生物量和單季原麻產量分別為6 903.45 kg/hm2和820.43 kg/hm2，均顯著高于其他品種(表2)。

表2苧麻主要農藝性狀和生物量

Table2AgronomictraitsandbiomassoframiegrownonCd-Pbcontaminatedcropland

品種 株高(cm)莖粗(cm)皮厚(mm)有效株(穴)單季苧麻生物量(kg/hm2)單季原麻產量(kg/hm2)石阡竹根麻138．27ab9．27bc0．60ab6．47ab5241．45a400．20b富順青麻128．57ab8．67c0．54b8．58a5364．75a416．22b川苧一號131．26ab9．93ab0．74a5．76b5650．80a550．31b湘苧三號137．43ab9．88ab0．60ab6．62ab5129．70a448．24b中苧一號137．93ab10．93a0．69ab6．67ab6903．45a820．43a多倍體一號157．51a10．34ab0．59ab6．47ab6287．10a500．25b湘苧七號111．90b10．12ab0．68ab7．04ab4952．55a430．21b

同一列數據后不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)。

2.2 鎘、鉛在苧麻各器官的分布

鎘在7個苧麻品種不同器官的分布規(guī)律表現為麻殼、麻骨和根中的鎘含量較高，作為紡織原料的原麻中的鎘含量較低(圖1)。鉛在苧麻各個器官的分配與鎘有所不同，麻殼、根和葉中的鉛含量較高，麻骨和原麻當中的鉛含量較低(圖2)。

a:石阡竹根麻；b：富順青麻；c：川苧一號；d：湘苧三號；e：中苧一號；f：多倍體一號；g：湘苧七號。圖1 苧麻不同器官鎘含量Fig.1 Cd content in different organs of ramie

a:石阡竹根麻；b：富順青麻；c：川苧一號；d：湘苧三號；e：中苧一號；f：多倍體一號；g：湘苧七號。圖2 苧麻不同器官鉛含量Fig.2 Pb content in different organs of ramie

2.3 不同苧麻品種對鎘、鉛的富集與轉運差異

富集系數是評價植物吸收積累重金屬能力的重要指標，通常系數越大，說明該植物富集效率越高[28]。從表3可以看出，7個苧麻品種的地上部鎘含量為 9.07～19.89 mg/kg，平均為13.82 mg/kg；根部鎘含量為 11.65～28.63 mg/kg，平均為18.64 mg/kg，地上部和根部對鎘的富集系數均大于1。不同品種對鎘的富集能力存在差異，中苧一號和湘苧三號地上部對鎘的富集系數分別為3.44和3.40，高于其他品種；多倍體一號根部對鎘的富集系數最高，達到了5.25，表明中苧一號和湘苧三號的地上部以及多倍體一號的根部對土壤中的鎘吸收能力最強。植物地上部重金屬含量與根部重金屬含量之比即轉運系數，表示植物對重金屬的向上轉運能力，它能反映出重金屬在植物體內的運輸和分配情況。本試驗中，不同苧麻品種對鎘的轉運系數平均為0.76，其中湘苧三號對鎘的轉運系數大于1.00，為1.11，說明湘苧三號根系向上運輸重金屬鎘的能力較強。

不同苧麻品種地上部對鉛的富集系數為 0.04～0.06，平均為0.05，根部對鉛的富集系數為 0.05～0.10，平均為0.08，表明苧麻對土壤中鉛的吸收能力較弱。從植株體內鉛的轉運情況來看，7個苧麻品種地上部的鉛含量均低于地下根莖，各品種體內鉛的轉運系數為 0.39～0.93，平均為0.62，表明鉛在苧麻植株體內的轉移能力尚可，但鑒于苧麻對鉛的累積能力較少，因而總體上限制了苧麻對重金屬鉛的富集修復效率。

表3苧麻各部位鎘、鉛含量及富集轉運系數

Table3CdandPbconcentrationsofdifferentorgansandenrichment,translocationcoefficient

品種 根部鎘含量mg/kg鉛含量mg/kg鎘富集系數鉛富集系數地上部鎘含量mg/kg鉛含量mg/kg鎘富集系數鉛富集系數轉運系數鎘鉛石阡竹根麻14．60ab10．09bc2．80ab0．05b9．07d9．41a1．74b0．05ab0．62a0．93a富順青麻11．65b12．33b2．20b0．08a10．69cd8．33ab2．02b0．06a0．92a0．68bc川苧一號21．55ab17．81a4．21ab0．10a13．68cd7．79b2．67ab0．04bc0．63a0．44d湘苧三號16．63ab9．01c3．06ab0．07b18．47ab7．21bc3．40a0．05ab1．11a0．80ab中苧一號21．96ab16．15a3．79ab0．10a19．89a6．26cd3．44a0．04c0．91a0．39d多倍體一號28．63a12．57b5．25a0．08a14．99bc7．36bc2．75ab0．05ab0．52a0．59cd湘苧七號15．47ab11．18bc3．33ab0．08a9．96cd5．82d2．15b0．04bc0．64a0．52cd

同一列數據后不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)。富集系數=植株體內重金屬含量/根際土壤重金屬含量；轉運系數=植株地上部重金屬含量/根部重金屬含量。

2.4 不同苧麻品種對鎘、鉛的提取能力

從積累量來看，7個苧麻品種的根部對鎘的積累量均高于地上部，地上部鎘平均積累量為1穴2.19 mg，根部鎘平均積累量為1穴3.37 mg(表4)。不同品種間鎘積累量存在顯著差異，多倍體一號根部鎘積累量最高，為1穴5.39 mg，中苧一號地上部和根部鎘積累量較高，分別為1穴3.79 mg和1穴5.04 mg。苧麻是多年生宿根性草本植物，宿根年限可達10～30年，每年可收獲地上部3次，且苧麻根系龐大，根群深度可達200 cm左右，若采用收獲地下麻蔸的方式修復土壤既不經濟也不現實，因此這里主要考慮地上部的提取效果。按照修復范圍為20 cm耕層來計算，各品種地上部對鎘的提取效率平均為1.84%，其中中苧一號最高，為2.95%。若要將0～20cm耕層土壤中的鎘降低到中國土壤環(huán)境質量二級標準(0.60 mg/kg)，理論上種植中苧一號所需的修復年限最短，為31年左右，而種植石阡竹根麻所需時間最長，為80年左右。

同鎘積累特征相似，7個苧麻品種地上部鉛積累量均低于根部，地上部平均鉛積累量為1穴1.16 mg，根部平均鉛積累量為1穴2.33 mg，其中石阡竹根麻地上部鉛積累量最高，為1穴1.37 mg。按照修復范圍為20 cm耕層來計算，各品種地上部對鉛的平均提取效率僅為0.03 %，且品種間差異不顯著。由于試驗地土壤中的鉛含量未超過國家土壤環(huán)境質量二級標準，因此這里未對土壤鉛的修復年限進行計算。

表4苧麻鎘、鉛積累量及提取效率

Table4CdandPbaccumulationandextractionefficiencyoframie

品種 根部積累量(mg，1穴)鎘鉛地上部積累量(mg，1穴)鎘鉛地上部年提取效率(%)鎘鉛土壤鎘相對修復年限石阡竹根麻2．32b1．63c1．33c1．37a1．15c0．03a80a富順青麻2．09b2．315bc1．59c1．24ab1．35c0．04a67abc川苧一號3．53b3．02ab2．11bc1．21ab1．86bc0．03a49bcd湘苧三號3．21b1．75c2．60b1．03ab2．16b0．03a41cd中苧一號5．04a3．67a3．79a1．19ab2．95a0．03a31d多倍體一號5．39a2．38bc2．62b1．28ab2．16b0．04a41cd湘苧七號1．98b1．52c1．32c0．81b1．28c0．03a71ab

同一列數據后不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)。植株體內重金屬積累量=植株體內重金屬含量×植物干物質量；提取效率=植株重金屬積累量/(土壤重金屬含量×土壤質量)×100%；相對修復年限=(土壤重金屬含量-國家土壤環(huán)境質量二級標準)×土壤質量/植物體內重金屬積累量。

3 討 論

植物從根部吸收的重金屬離子經過木質部運輸到莖、葉、果實等器官,在同一植物體的不同組織、器官之間，鎘的分布一般存在顯著差異，鎘優(yōu)先積累到薄壁組織和芽胞胚中[29-30]。根部的鎘積累一般大于莖葉等其他組織，多數植物大約 65%～90%的鎘存在于根部[31]。許英等[18]對12份苧麻品種的研究結果表明，苧麻體內鎘累積量分布趨勢為根>莖>葉，且90%以上的鎘都滯留在根部，與本研究結論一致。對于鎘在苧麻不同器官的分布，不同試驗結論略有差異，代劍平等[17]研究發(fā)現，苧麻植株各部分平均鎘含量的總趨勢為麻殼>原麻>根>骨>葉；許英等[18]研究發(fā)現，不同苧麻植株鎘含量基本都表現為根>莖>葉；林匡飛等[32]通過盆栽和微區(qū)試驗發(fā)現，苧麻植株各部位鎘含量表現為根>莖葉>籽實，而莖葉中鎘含量大小順序為麻殼>麻骨>原麻，其中原麻和精干麻中鎘含量極低。在本研究中，苧麻各器官中鎘的分布為：麻殼>根>麻骨>葉>原麻，與林匡飛的研究結論相似。苧麻的麻殼主要由次生韌皮部的周皮和薄壁細胞組成，活細胞多，代謝旺盛；麻骨由已經降解的髓腔和木質部組成，主要成分是死細胞和導管構成的木纖維，細胞代謝沒有麻殼活躍；苧麻葉片代謝速度快，但由于生命周期短于莖和根，且一段時間后老葉會掉落，并被新葉取代，故而通過地上部取樣測得的含量較低；原麻纖維由已經死亡的細胞構成，其液泡、原生質、膜結構已被降解，因此鎘含量最低[17]。

大多數重金屬通過植物的根系吸收作用得到，還有一部分來自空氣，有些元素如鉛、汞和鋅等，主要是通過植物葉片的吸收作用得到。鄭路等[33]研究生長在污染空氣中的蔬菜時發(fā)現，葉面積大且粗糙的蔬菜體內鉛含量較高，反之，那些葉面較小、表面光滑的含量較低，因此他們認為50%以上的鉛是通過葉片從大氣中吸收得到的。李曉明等[34]研究發(fā)現，鉛在水稻中的遷移性較弱，在葉面噴施和土壤添加鉛以后，鉛主要集中在水稻的葉和根部，莖部在水稻葉部和根部的運輸中起到屏障作用，鉛含量最低。本研究中，鉛在苧麻各個器官的分配與鎘有所不同，麻殼、根和葉中的鉛含量較高，而麻骨和原麻中的鉛含量較低。苧麻葉片和根部鉛含量較高，其中葉片鉛含量高的原因可能是因為在污染農田旁100 m范圍內有選礦廠，在生產過程排放的含鉛粉塵落在苧麻葉片上，進而被葉片吸收，由于苧麻體內鉛的移動性較弱，因而導致葉片鉛含量較高。

許英等[18]研究發(fā)現，苧麻地上部鎘含量總體高于根際土，在10.00 mg/kg左右的鎘污染土壤中地上部富集系數最高可達5.8。雷梅等[15]的研究結果表明，苧麻具有很強的鎘富集能力，在含鎘 10 .00 mg/kg的污染農田土壤中，其地上部含量即可達到15.00 mg/kg，但不同苧麻品種富集鎘的能力存在差異。本研究中，在5.00 mg/kg左右的鎘污染土壤中，7個苧麻品種地上部的平均鎘含量為13.82 mg/kg，苧麻地上部對鎘的富集系數最高可達3.44，且農藝性狀和經濟性狀未受顯著影響，結果表明苧麻能夠耐受低濃度的鎘脅迫。7個苧麻品種對鉛的富集系數僅為0.05左右，轉運系數均小于1，結果表明鉛吸收進入苧麻植株后大部分積累在根系，這與黃閨、孟桂元等[35-36]的研究結果一致。其原因可能與土壤中鉛的植物可利用性較低有關[37]。有研究結果表明，鉛在根系中主要以磷酸鹽、碳酸鹽等沉淀形式存在，由于吸附、鈍化或沉淀作用，根系中的鉛很難向地上部轉運[38-39]。另一方面，鎘、鉛之間還存在著交互作用。王寧等[40]研究發(fā)現，在鎘、鉛復合污染條件下，油菜對鎘的吸收和轉運能力高于鉛。王新等[41]研究發(fā)現，在復合污染土壤中，鎘抑制了水稻對鉛的吸收。

根據Brooks提出的超富集植物參考標準[42]，在污染土壤中生長的植物，對重金屬的富集系數和轉運系數均應大于1，且植株體內鎘含量要大于100 mg/kg，鉛含量大于1 000 mg/kg。本研究中，7個苧麻品種對鎘的富集系數均大于1，但地上部鎘含量沒有達到這個標準，說明苧麻不是鎘的超富集植物，然而苧麻生物量大，生長迅速，單位面積地上部積累量可觀。本研究中苧麻地上部對鎘的年均提取效率最大可達2.95 %，高于同等污染程度下的鎘超富集植物遏藍菜(0.60 %)和印度芥菜(0.50 %)的提取效率[43]，如試驗中苧一號對鎘的修復效果最好，預計修復年限為31年，同時可獲得一定經濟收入，這一結果表明，超富集植物并不是重金屬污染土壤植物修復的唯一選擇，選擇生物量大且具有一定重金屬富集能力的植物同樣可以達到很好的土壤治理效果，苧麻作為中國傳統(tǒng)的纖維用經濟作物，只要選擇適宜的栽培品種，合理種植，合理處理除原麻之外的葉、麻殼等廢棄物，在一定的年限內，既可以修復污染土壤又可以獲得較高的經濟回報。

但苧麻植株對鉛的富集能力較弱，遠不及苧麻對鎘的吸收富集能力[36,44]，這在一定程度上反映其作為重金屬鉛污染土壤修復植物具有明顯限制因素，雖其相對富集能力而言具有較好的轉運效率，但總體上仍然影響了其修復效果，因此苧麻是否適用于鉛污染土壤，還需通過進一步的試驗來論證。從本研究結果來看，中苧1號無論從產量、經濟效益還是鎘積累量方面均表現較好，因此比較適合低濃度鎘污染農田的修復。

參考文獻:

[1] 陳 濤,常慶瑞,劉 京,等. 長期污灌農田土壤重金屬污染及潛在環(huán)境風險評價[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2012, 31(11): 2152-2159.

[2] 周啟星,宋玉芳. 污染土壤修復原理與方法[M]. 北京：科學出版社,2004.

[3] VARALAKSHMI L R, GANESHAMURTHEY A N. Phytotoxicity of cadmium in radish and its effects on growth, yield, and cadmium uptake[J]. Communications in Soil Science and Plant Analysis, 2013, 44(9): 1444-1456.

[4] 周建斌,鄧叢靜,陳金林,等. 棉稈炭對鎘污染土壤的修復效果[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2008, 17(55): 1857-1860.

[5] 徐 寧,俞燕芳,毛平生,等．桑樹修復土壤重金屬污染的研究進展[J]．農學學報, 2015, 5(1): 37-40.

[6] PEHLUVAN M, KARLIDAG H, TURAN M. Heavy metal Llevels of mulberry (MorusalbaL.) grown at different distances from the roadsides [J]. The Journal of Animal & Plant Sciences, 2012, 22(3): 665-667.

[7] NADA E, FERJANI B A, ALI R, et al. Cadmium-induced growth inhibition and alteration of biochemical parameters in almond seedlings grown in solution culture[J]. Acta Physiol Plant, 2007, 29(1): 57-62.

[8] KIM H, JEUN Y C. Resistance induction and enhanced tuber production by pre-inoculation with bacterial strains in potato plants againstPhytophthorainfestans[J]. Mycobiology, 2006, 34(2): 67-72.

[9] 揭雨成,羅中欽,佘 瑋. 苧麻抗重金屬污染研究現狀與應用前景[J]. 作物研究, 2009, 23(4): 283-286.

[10] 李 蓉,土小寧. 以苧麻資源開發(fā)為突破口加速南方坡耕地水土流失治理[J]. 國際沙棘研究與開發(fā), 2010, 8(1): 21-26.

[11] 譚龍濤,喻春明,陳 平,等. 麻類作物多用途研究現狀與發(fā)展趨勢[J]. 中國麻業(yè)科學, 2012, 34(2): 94-99.

[12] 黃益宗,郝曉偉,雷 鳴,等. 重金屬污染土壤修復技術及其修復實踐[J]. 農業(yè)環(huán)境科學學報, 2013, 32 (3): 409-417.

[13] 康萬利,揭雨成,邢虎成. 南方坡耕地種植苧麻水土保持機理研究[J].中國農學通報, 2012, 28(9): 66-69.

[14] 揭雨成,康萬利,邢虎成,等.苧麻飼用資源篩選[J].草業(yè)科學, 2009,16(5):84-89.

[15] 雷 梅,岳慶玲,陳同斌,等. 湖南柿竹園礦區(qū)土壤重金屬含量及植物吸收特征[J]. 生態(tài)學報, 2005, 25 (5): 1146-1151.

[16] 佘 瑋,揭雨成,邢虎成,等. 湖南石門、冷水江、瀏陽3 個礦區(qū)的苧麻重金屬含量及累積特征[J]. 生態(tài)學報, 2011, 31 (3): 874-881.

[17] 代劍平,揭雨成,冷 鵑,等. 鎘污染環(huán)境中鎘在苧麻植株各部分分布規(guī)律的研究[J]. 中國麻業(yè), 2003, 25 (6): 279-282.

[18] 許 英,揭雨成,孫志民,等. 苧麻品種對鎘污染土壤適應性的研究[J]. 中國麻業(yè), 2005, 27 (5): 249-253.

[19] 佘 瑋,揭雨成,邢虎成,等. 苧麻耐鎘品種差異及其篩選指標分析[J]. 作物學報, 2011, 37 (2): 348-354.

[20] 佘 瑋. 苧麻對重金屬吸收和積累特征及鎘脅迫響應基因表達研究[D]. 長沙：湖南農業(yè)大學, 2010.

[21] 王凱榮,周建林,龔惠群. 土壤鎘污染對苧麻的生長毒害效應[J]. 應用生態(tài)學報, 2000, 11 (5): 773-776.

[22] 曹德菊,周世杯,項 劍. 苧麻對土壤中鎘的耐受和積累效應研究[J]. 中國麻業(yè), 2004, 26 (6): 272-274.

[23] 魯如坤. 土壤農化分析法[M]. 北京:中國農業(yè)科技出版社, 1999: 1-638.

[24] 薛國慶,劉 青,韓曉梅,等. 火焰原子吸收法測定栽培柴胡中六種金屬元素含量的研究[J]. 光譜學與光譜分析, 2006, 26 (6): 1173-1175.

[25] 中國農業(yè)科學院麻類研究所. 中國苧麻品種志[M]. 北京: 農業(yè)出版社, 1992: 223-357.

[26] 郭清泉,肖之平,楊瑞芳.苧麻新品種湘苧3號選育及光合作用等特性的研究[J].中國農業(yè)科學, 1992, 25(6): 58-62.

[27] 朱四元,劉頭明,湯清明,等. 苧麻在湖南平原地和山坡地栽培的比較試驗[J]. 中國麻業(yè)科學, 2015,37(4):211-215.

[28] 羅 慧,范稚蓮,莫良玉,等. 廣西礦區(qū)植物重金屬富集特征[J].南方農業(yè)學報, 2011,42(7): 765-767.

[29] FLORIJN P J, BEUSICHEM M L V. Uptake and distribution of cadmium in maize inbred lines [J]. Plant Soil, 1993, 150(6):25-32.

[30] CARGINALE V, SORBO S, CAPASSO C, et al. Accumulation, localisation, and toxic effects of cadmium in the liverwortLunulariacruciata[J]. Protoplasma, 2004, 223 (1):53-61.

[31] RAMOS I, ESTEBAN E, LUCENA J J, et al. Cadmium uptake and subcellular distribution in plants ofLactucaspsp. Cd-Mn interaction[J]. Plant Science., 2002, 162(5): 761-767.

[32] 林匡飛,張大明,李秋洪,等. 苧麻吸鎘特性及鎘土的改良試驗[J]. 農業(yè)環(huán)境保護, 1996, 15 (1): 1-4,8.

[33] 鄭 路,常 江.合肥市菜園蔬菜和土攘的鉛污染調查 [J].環(huán)境污染與防治,1989, 11(5): 33-37.

[34] 李曉明,殷云龍,黃玉潔,等. 土壤和葉面鉛污染對鉛在水稻體內的分布和積累的影響[J]. 土壤, 2009, 41 (4): 556-561.

[35] 黃 閨,孟桂元,陳躍進,等. 苧麻對重金屬鉛耐受性及其修復鉛污染土壤潛力研究[J].中國農學通報, 2013,29(20):148-152.

[36] 孟桂元,蔣端生,柏連陽,等. Cd/Sb/Pb復合污染對苧麻生長及吸收富集特征的影響[J]. 環(huán)境科學與技術, 2012, 35(5): 36-41.

[37] PERTERS W R, LINGDA S. Adsorption/desorption characteristics of lead on various types of soil[J]. Environmental Progress, 1992, 11 (3): 234-240.

[38] 王學鋒,師東陽,劉淑萍,等. Cd-Pb復合污染在土壤-煙草系統(tǒng)中生態(tài)效應的研究[J]. 土壤通報, 2007, 38 (4): 737-740.

[39] 呂建波,徐應明,賈 堤,等. 土壤鎘、鉛污染對油菜生長行為及重金屬累積效應的影響[J].天津城市建設學院學報, 2009, 11(2): 107-110.

[40] 王 寧，南忠仁，王勝利，等. Cd/Pb脅迫下油菜中重金屬的分布、富集及遷移特征[J]. 蘭州大學學報(自然科學版)，2012，48(3)：18-22.

[41] 王 新，梁仁祿，周啟星. Cd/Pb復合污染在土壤-水稻系統(tǒng)中生態(tài)效應的研究[J]. 農村生態(tài)環(huán)境，2001，17(2)：41-44.

[42] BAKER A J M, BROOKS R R, PEASE A J, et al. Studies on copper and cobalt tolerance in three closy related taxa within theGgenussilenceL. (caryophyllaceae) from zaine[J]. Plant and Soil, 1983, 73: 377-385.

[43] 楊 勇,王 巍,江榮風,等. 超累積植物與高生物量植物提取鎘效率的比較[J]. 生態(tài)學報, 2009, 29 (5): 2732-2737.

[44] 沈莉萍.重金屬污染土壤上苧麻的修復作用及組合修復效果研究[D].南京:南京農業(yè)大學,2009.