粤北某矿区周边镉锌污染稻田土壤田间植物修复研究

韩存亮，黄泽宏，肖荣波*，邓一荣，余晓华

1. 广东省环境科学研究院，广东 广州 510045；2. 广东省产品质量监督检验研究院，广东 顺德 510006；3. 仲恺农业工程学院，广东 广州 510225

中国环境保护部和国土资源部 2014联合发布的《全国土壤污染状况调查公报》显示，全国土壤环境状况总体不容乐观，部分地区土壤污染严重，工矿业废弃地土壤环境问题突出，南方土壤污染重于北方（环境保护部等，2014）。粤北地区是广东省矿产资源开采与金属冶炼活动最为集中的区域，也是重要的大米产区，矿冶活动是重金属污染的主要来源，长期金属矿采选及冶炼导致矿区周边稻田土壤重金属污染严重，稻米Cd超标问题突出（邱锦泉等，2016；杜瑞英等，2016），研究合适的本地化土壤修复技术与模式显得尤为重要。

植物修复技术具有成本低、不破坏土壤结构、无二次污染、且易被公众接受等优势，是一项有广阔应用前景的新兴土壤污染修复技术（贺庭等，2012；苗欣宇等，2015；吴彬艳等，2017）。超富集植物以其远超普通植物对重金属的耐受性和吸收富集能力而在植物修复研究中备受关注，已报道的超富集植物超过400种，其中大多数为Ni超富集植物，而Cd超富集植物数量较少（仇荣亮等，2009；骆永明等，2015）。伴矿景天（Sedum plumbizincicola）是中国发现的一种Cd和Zn超富集植物，其在长江中下游及北方温带地区环境条件下对土壤 Cd和 Zn的污染表现出很强的修复能力（吴龙华等，2006；刘玲等，2009；李思亮等，2016），且伴矿景天对土壤酸碱度有着较广泛的适应性（Han et al.，2013）。伴矿景天地上部茎叶部分可以通过扦插的方式进行育苗扩繁，茎尖是被用于扦插的部位，而野外采集到的更多为茎段，若其地上部茎段部分扩繁苗在田间种植时能够获得与茎尖扩繁苗相当的生物量及重金属富集量，则可以极大提高伴矿景天这种宝贵的野生种苗资源的利用效率。因此，伴矿景天对粤北矿区周边Cd和Zn污染土壤的田间修复效果和应用潜力及其地上部不同部位（茎尖和茎段）扩繁苗的田间修复效果均值得研究。

相对于超富集植物，拥有更大生物量且对重金属具有较高耐受性和富集能力的（高）富集植物筛选与应用方面的研究也多有报道（Mertens et al.，2006；Murakami et al.，2008；施翔等，2010；贺庭等，2012；Hu et al.，2013），并逐渐成为污染土壤植物修复的另一种选择（杨启良等，2015）。杨桃（Averrhoa carambola）是近年来在中国新发现的一种Cd富集植物，其属多年生木本植物，具有生物量大、生长较迅速、易于繁殖等特点，其对珠江三角洲地区Cd污染土壤具有良好的修复效果（李金天，2008；Li et al.，2009），而目前尚未见其对粤北矿区周边污染土壤的田间修复效果及与超富集植物进行联合修复的相关报道。

间套种耕作技术通过利用不同类型和高度的植物对土壤养分、光热和水等资源需求的差异性进行合理统筹而实现更为高效的种植。许多研究表明，修复植物与玉米（Zea mays）等农作物间套种可以在一定程度上实现边修复边生产（黄细花等，2010；周建利等，2014；居述云等，2015），而不同类型和高度修复植物立体套种模式是治理重金属复合污染的一条新途径，但需要更多的田间试验进行验证（贺庭等，2012；樊霆等，2013）。

本研究通过田间试验，评价了伴矿景天和杨桃两种修复植物对粤北矿区周边Cd、Zn污染稻田土壤的修复效果与潜力，采用修复植物单种及两种修复植物套种措施研究不同种植模式的修复效应，并且考察了玉米单种及其与超富集植物伴矿景天套种对粤北Cd、Zn污染稻田土壤的修复效果，以期为粤北矿区周边重金属污染稻田土壤治理修复与安全利用提供参考。

1 材料和方法

1.1 试验地概况

试验地位于粤北地区某铅锌矿附近稻田，与采矿区直线距离约2.5 km，该区域属中亚热带季风气候，冬春冷，夏秋热，年平均气温 19.6 ℃；年平均降雨量1619.6 mm；无霜期305 d。土壤pH值4.70，有机质 26.8 g∙kg-1，阳离子交换量（CEC）8.58 cmol∙kg-1；农田土壤质地较适中，可耕作性良好。由于地处矿区周边，土壤重金属自然背景值相对较高，且受周边工矿企业生产排放的长期影响，土壤中多种重金属超标，土壤镉和锌平均质量分数分别为 1.24 mg∙kg-1和 597 mg∙kg-1，超过《国家土壤环境质量标准》（GB 15618—1995）的二级标准限值，属中度污染土壤。

1.2 试验材料

供试修复植物为伴矿景天和杨桃。伴矿景天种苗采自浙江省衢州市北部某铅锌矿区，为提高宝贵种苗资源的利用效率，并考察伴矿景天不同部位（茎尖和茎段）扩繁苗的田间生长情况及对污染土壤的修复效果，将从野外采回的伴矿景天种苗分为茎尖和茎段，预先在仲恺农业工程学院温室中进行扩繁，并室内育苗45 d左右，育苗基质为蛭石和珍珠岩（质量比为1∶1）混合基质，田间移裁时，选择苗高度约5 cm且大小一致、长势良好的幼苗移栽入田间。杨桃是在广东和广西被广泛种植的杨桃品种（酸杨桃），为实生苗，杨桃苗购自广西一个苗圃农场，该农场土壤镉和锌的质量分数均未超过国家土壤环境质量标准（GB 15618—1995）的二级标准限值，移裁时，树苗苗龄约为2个月，株高在20～30 cm之间。

供试玉米（会单4号）种子购买于云南农科院育种中心，为低镉积累性品种（黑亮等，2007；陈建军等，2014）。试验中每穴播种3粒玉米种子，待玉米苗高至30～40 cm时进行间苗，使田间玉米苗的长势与苗高基本保持一致。

1.3 试验设计与田间管理

田间试验设置6个处理，试验设计详见表1，每个处理设3个重复，共计18个小区，每个小区面积为6 m2（2 m×3 m）。试验小区于2013年10月29—30日经土地翻耕平整后划定，11月1日将伴矿景天由育苗温室移栽至田间，玉米和杨桃的种植时间分别在2014年4月16日和4月27日。试验过程中，在天气干旱时，适时灌水，保持土壤墒情良好，阴雨天做好适当排水，避免试验田积水。在植物移栽种植前施用基肥（氮磷钾三元复合肥，用量 600 kg∙hm-2），伴矿景天和玉米生长的前期（移栽定苗后1个月）、中后期（移栽定苗后3个月）各施追肥1次（尿素，用量60 kg∙hm-2）；杨桃生长期较长，根据其长势在其移栽后每隔3～4个月施追肥1次，共施追肥6次，追肥用量同前。

表1 田间试验设计Table 1 Experimental design of field study

1.4 样品采集与分析测试

2014年6月4日收获伴矿景天，由于伴矿景天根为细小的须根系，实际应用中很难将根由土壤中移除，试验中仅采集伴矿景天地上5 cm以上部分（简称为“地上部”）进行处理与重金属分析；2014年8月5号收获玉米，采集玉米籽粒进行估产和重金属质量分数分析；杨桃树根系较粗壮，且较容易获取，2015年12月18号采集杨桃整株样品进行处理分析。在完成测试分析所需样品采集之后，将各小区剩余的伴矿景天和杨桃植株经自然风干后进行集中存放，防止植物残体将富含的重金属重新释放回土壤中。

伴矿景天与杨桃植株样品依次用自来水和去离子水清洗，用吸水纸吸干表面水，测定鲜重。再将样品置于烘箱内，105 ℃下杀青30 min，然后置于 70 ℃下烘干至恒重，记录干重。植株干样与玉米籽粒样品用样品粉碎机粉碎后，过0.25 mm尼龙网筛备用。其中，杨桃分根、茎和叶3部分分别进行干燥、称重和制样。

土壤样品重金属质量分数测定采用HF-HClO4-HNO3（优级纯，体积比3∶5∶5）三酸法消解，植物重金属质量分数测定采用电热板加热，HNO3-HClO4（优级纯，体积比 3∶2）消解，待测液Zn采用火焰原子吸收分光光度计测定，Cd采用石墨炉原子吸收分光光度计测定，使用国家标准物质对重金属测定进行质量控制。

1.5 数据处理与分析

试验数据采用Excel 2007进行初步整理分析与作图，采用SPSS 16.0统计软件对数据进行统计分析，统计图表中不同大、小写字母分别表示参比数据差异（LSD法）达到极显著（P＜0.01）和显著水平（P＜0.05）。

2 结果与分析

2.1 伴矿景天和杨桃生长情况及生物量

利用植物修复重金属污染土壤时，最关键因素是植物可收获部分的生物量及其重金属质量分数（Zhao et al.，2003；Kidd et al.，2015）。对于伴矿景天，由于其根系非常细小，收割时很难获取较完整根系且根系生物量相对较小，在土壤中容易腐化，所以本研究将伴矿景天地上部生物量作为其可收获生物量；而对于杨桃等木本植物，其根系较粗壮，根部生物量比较容易获取且根与地上部茎的生物量相当（表2），加之收割时若将杨桃根部留在土壤中则会影响后茬作物的耕种，因而将杨桃根、茎和叶生物量之和作为杨桃的可收获生物量。

伴矿景天被移栽至田间后，在气温较低的 11月—次年3月主要是可保持成活，而生物量的增加较为缓慢，3月份之后，随着气温转暖，生长环境条件更为适宜，伴矿景天长势良好，生长速度加快，到5月中旬其地上部可郁闭整个小区，5月下旬开花，到6月上旬其地上部生物量基本达到稳定，至移栽后217 d左右收获伴矿景天。由表2可知，茎尖和茎段两种不同扩繁方式所得景天苗单种的两个处理（S1和 S2）间地上部生物量无显著差异，两者均值分别达到 2.79 t∙hm-2和 2.82 t∙hm-2。当伴矿景天与杨桃或者玉米进行套种处理时，由于其种植密度降低一半，单位面积上景天地上部生物量有所降低，平均生物量分别为 1.95 t∙hm-2和 1.83 t∙hm-2。综上所述，伴矿景天可在研究区条件下良好生长，并能够获得较可观的地上部生物量。

表2 修复植物伴矿景天和杨桃生物量Table 2 The biomass of Sedum plumbizincicola and Averrhoa carambola t∙hm-2

杨桃被移栽至田间后，前期生长较为缓慢，移栽约半年后，生长速度逐渐加快，至移栽后 600 d左右时，杨桃整株高度接近180 cm，整体生物量非常可观，杨桃根与茎两部分的生物量相当，两者均显著高于杨桃叶的生物量（表2）。杨桃单种处理根、茎和叶的生物量均值分别可达到15.4、15.5和7.81 t∙hm-2，整株合计生物量高达 43.3 t∙hm-2；杨桃与伴矿景天套种处理时，其种植密度较单种时降低了一半，但其根、茎和叶的生物量仍分别可达6.16、5.53和 2.50 t∙hm-2，整株合计生物量达到 16.5 t∙hm-2。

2.2 修复植物伴矿景天和杨桃体内重金属质量分数

由图1可知，茎尖和茎段两种不同扩繁方式对伴矿景天地上部Cd和Zn质量分数影响均不显著，茎尖和茎段扩繁伴矿景天地上部 Cd质量分数均值分别达到 116 mg∙kg-1和 119 mg∙kg-1，地上部 Zn 质量分数均值分别达到 7716 mg∙kg-1和 7622 mg∙kg-1。伴矿景天与杨桃进行套种时，其地上部Cd和Zn质量分数均与伴矿景天单种处理时相当，当伴矿景天与玉米进行套种时，其地上部Cd和Zn质量分数较伴矿景天单种均有所下降，但两者间差异并不显著。

由图 2可知，无论杨桃根、茎还是叶，其 Cd和 Zn质量分数在杨桃单种和杨桃与伴矿景天套种两种处理间均没有显著差异。从杨桃不同部位 Cd质量分数看，杨桃根中最低，单种与套种两种处理Cd质量分数均值分别为 8.21 mg∙kg-1和 8.10 mg∙kg-1，杨桃茎和叶中Cd质量分数间差异不显著，平均值在15 mg∙kg-1左右。从杨桃不同部位Zn质量分数看，杨桃根中相对较低，单种与套种两种处理Zn质量分数均值分别为 198.6 mg∙kg-1和 251.8 mg∙kg-1；单种时显著低于杨桃茎和叶中的 Zn质量分数，套种时略低于杨桃茎中 Zn质量分数，而极显著低于杨桃叶中Zn质量分数，其中杨桃叶中Zn的质量分数最高，显著高于根和茎。单种与套种两种处理杨桃叶 Zn质量分数均值分别达到 642.4 mg∙kg-1和 621.2 mg∙kg-1。

图1 伴矿景天地上部Cd和Zn质量分数Fig. 1 Cadmium and Zinc content of Sedum plumbizincicola

图2 杨桃不同部位Cd和Zn质量分数Fig. 2 Cadmium and Zinc content in different parts of Averrhoa carambola

修复植物生物富集系数（Bioconcentration Factor，BCF）是指植物体内重金属质量分数与土壤中相应重金属质量分数的比值，是评价植物对重金属吸收富集能力的重要指标（McGrath et al.，2003）277。本试验中，伴矿景天地上部对Cd和Zn的生物富集系数分别在83.5～100和10.0～14.5之间，其中茎尖扩繁苗与茎段扩繁苗单种两个处理（S1和S2）富集系数差异不显著，伴矿景天Cd富集系数远高于其他报道中重金属污染修复植物高粱（Sorghum bicolor）、板蓝根（Isatis tinctoria）等对Cd的富集系数（米艳华等，2016）；杨桃高密度单种时根、茎和叶对Cd的富集系数分别为7.1、12.3和13.6，杨桃与伴矿景天套种处理Cd富集系数与杨桃单种处理相当，除杨桃叶外，其根和茎 Zn富集系数均小于1.0（表3）；相对于Zn，伴矿景天和杨桃均表现出更强的Cd吸收富集能力。

2.3 伴矿景天和杨桃对重金属提取量及修复效率

植物修复效率以植物可收获部分提取的重金属总量占污染土壤中重金属总量的百分比表示（骆永明等，2015）247。本研究中，计算伴矿景天重金属提取量和修复效率时仅考虑其地上部分，而杨桃需考虑其整株生物量。

如表4所示，伴矿景天单种时，茎尖扩繁苗单种处理对Cd提取量均值为322 g∙hm-2，略低于茎段扩繁苗单种处理（341 g∙hm-2），但两者间差异不显著；伴矿景天与杨桃或者玉米套种时，由于其种植密度较单种时降低了一半，而使套种处理伴矿景天Cd提取量有所下降，Cd提取量均值分别为 252 g∙hm-2和 185 g∙hm-2。杨桃单种处理其根、茎和叶对Cd提取量分别可达到128、217和115 g∙hm-2，其整株Cd提取量可达到459 g∙hm-2，杨桃与伴矿景天套种处理中杨桃种植密度比单种处理降低一半，其根、茎和叶对Cd的提取量分别为49.2、95.5和39.2 g∙hm-2，其整株 Cd 提取量为 183.9 g∙hm-2，该处理总 Cd提取量为伴矿景天和杨桃两者提取量之和（436 g∙hm-2）。就Cd修复效率而言，杨桃单种处理修复效率最高（15.9%），其次为伴矿景天与杨桃套种（13.5%）、茎尖扩繁伴矿景天单种（11.1%）和茎段扩繁伴矿景天单种（11.1%），修复效率相对最低的为伴矿景天与玉米套种处理（6.6%）。

各植物修复处理对土壤 Zn的修复效率均小于2.0%（数据未列出），远低于对土壤Cd的修复效率。

2.4 玉米产量与籽粒重金属质量分数

试验中发现，与玉米单种相比，种植玉米前套种伴矿景天的情况下，玉米在整个生育期的长势均明显差于单种处理，玉米苗更为矮黄，且部分玉米植株在成熟期未能形成有效穗，导致其籽粒产量也较单种处理明显下降，如表5所示，玉米单种处理籽粒平均产量为2.59 t∙hm-2，显著高于玉米和伴矿景天套种处理（1.33 t∙hm-2）。以往研究采用东南景天（Sedum alfredii）同玉米间套种时也发现有相似的情况（周建利等，2014）。据分析，导致这种差异的原因一方面可能与玉米套种时伴矿景天正处在快速生长时期，两种植物间存在着激烈的营养竞争有关，另一方面也可能与伴矿景天生长对土壤pH值等理化性质产生影响进而导致重金属形态及有效性发生变化有关（周建利等，2014）。因此，采用修复植物同玉米等农作物间套种技术对污染土壤进行边生产、边修复模式的应用效果及强化措施需要更多长期连续的田间试验进行验证。

表3 伴矿景天和杨桃Cd、Zn生物富集系数Table 3 The BCFs of Sedum plumbizincicola and Averrhoa carambola

表4 伴矿景天和杨桃Cd提取量及修复效率Table 4 Cd extraction amount and remediation efficiency of Sedum plumbizincicola and Averrhoa carambola

由表5可知，玉米单种时籽粒Cd和Zn质量分数均值分别为 0.058 mg∙kg-1和 31.7 mg∙kg-1，当与伴矿景天套种时玉米籽粒 Cd和 Zn质量分数分别为0.056 mg∙kg-1和 35.5 mg∙kg-1，无论玉米单种，还是与伴矿景天套种，玉米籽粒中Cd质量分数均未超过食品国家安全标准（GB 2762—2017）的限量值（0.1 mg∙kg-1）。将受镉污染的稻田改为旱地，通过筛选种植重金属低积累品种玉米是一种可以减少重金属进入食物链，从而降低土壤污染风险的有效方法。

表5 玉米籽粒产量与Cd、Zn质量分数Table 5 Cd and Zinc contents and yield of the corn grain

3 讨论

3.1 不同扩繁方式对伴矿景天生长和重金属吸收的影响

修复植物种苗获取与繁育是污染土壤植物修复工程中的重要组成部分。重金属超富集生态型景天作为一种多年生宿根草本植物，其在野外对生长环境条件有着特殊要求，其地理分布与数量也相对有限，是一种宝贵的可用于污染土壤修复的自然种质资源（杨肖娥等，2001；骆永明等，201527-28），增加其可扩繁的部位及方式可以充分利用有限资源，进一步降低土壤修复成本。

景天科植物种子小，发芽率低，通过种子繁殖存在较大困难，有报道称东南景天作为一种浅休眠植物，种子千粒重仅约为0.0534 g，在优化发芽条件后发芽率最高仅为17%～20%（刘勇军，2007）。相比之下，景天科植物可更为方便地通过根、茎和叶片进行生根、发芽、长成植株的无性繁殖措施进行育苗扩繁，扩繁后景天仍可以保持其重要特性。以往研究对于观赏性或药用景天扩繁育苗的技术方法研究较多（秦佳梅等，1994；白玛玉珍等，2015；魏健生等，2017），而对于重金属超富集生态型景天的扩繁育苗方式及其生长与重金属富集特性影响方面的研究较少（骆永明等，2015）20-23。刘勇军（2007）采用叶片愈伤再生苗、种子繁殖苗和直接扦插繁殖苗为材料，研究了不同繁殖方式对东南景天Zn耐受性和超富集能力的影响，结果发现，3种繁殖方式对东南景天的锌耐受性和富集能力的影响均不显著。然而，从操作的便利性考虑，直接扦插繁殖的扩繁方式相对更适合于土壤修复实践和田间推广应用。

本研究将伴矿景天种苗地上部茎叶分为茎尖和茎段分别进行扩繁种植，发现两种不同部位扩繁苗均可在田间良好生长，收获时两者地上部生物量和重金属Cd和Zn质量分数之间差异均不显著，因而在土壤修复实践中，由野外采集到的超富集型伴矿景天种苗可以将其地上部全部的茎叶部分进行合理分段育苗后进行扦插种植，且能够获得比较一致的修复效果。

3.2 伴矿景天和杨桃对镉锌污染土壤修复潜力评价

修复植物的生物量及其重金属生物富集系数是决定其修复能力和效果的两大最重要指标（McGrath et al.，2003；Rascio et al.，2011）。对于超富集植物而言，其地上部重金属质量分数通常远高于地下根部分，并且由于其根部多为须根，根系细小、生物量小等缘故，实际应用中常仅收割其地上部分，并以其地上部生物量和重金属质量分数进行修复效率评价；而对于富集植物，比如杨桃等木本植物，其根部也往往可以富集较多的重金属（Hu et al.，2013），在其根部生物量也较大，根系相对较粗壮且容易获取的情况下，可通过增加考虑其根部生物量的获取以在实际应用中最大程度提高富集植物的修复效率。

本研究中杨桃单种时根部对Cd和Zn的提取量分别可达到 128 g∙hm-2和 6.47 kg∙hm-2，约占到杨桃整株Cd和Zn提取量的27.9%和24.7%，杨桃根部的提取修复能力也十分可观。杨桃单种处理对 Cd的总提取量达到459 g∙hm-2，其Cd总修复效率达到15.9%，其中杨桃茎和叶的 Cd提取量之和为 332 g∙hm-2，明显高于前人研究中杨桃对土壤Cd的提取量（213 g∙hm-2）和修复效率（Li et al.，2009）。伴矿景天单种处理Cd的提取量可达到322 g∙hm-2，其Cd修复效率约为11.1%，总体略低于已有的研究结果（刘玲等，2009）。伴矿景天地上部Cd和Zn质量分数远高于杨桃地上部茎叶中的质量分数，分别约是后者的7.7倍和22.5倍，伴矿景天显示出比杨桃更强的Cd、Zn吸收和转运能力；而生物量方面，两种植物单种时，杨桃茎和叶总生物量是伴矿景天地上部生物量的8.4倍左右，若加上杨桃根部生物量，其整株可收获生物量约是伴矿景天地上部生物量的 15.5倍。综合来看，在该试验条件下，杨桃Cd修复效率总体上略高于伴矿景天（表4），Zn修复效率略低于伴矿景天（数据未列出）。但是，伴矿景天相对杨桃的明显优势在于其生长期较短（试验中两者田间生长时间分别为217 d和600 d），可以通过多轮种植提高实际修复效率。此外，本试验田试验开始前一直种植水稻（Oryza sativa），试验开始后根据供试植物特性改为旱作，水改旱之后改变了土壤氧化还原环境，有利于土壤中镉和锌的活化，从而提高其在土壤中的活性和生物有效性（李剑睿等，2014），从而可能对修复植物伴矿景天和杨桃吸收提取重金属起到一定的促进作用。

相对于修复植物同农作物间套种技术，不同修复植物间，尤其是木本与草本修复植物的间套种联合修复技术的田间试验研究相对较少。有学者采用小区试验的方法，研究了乔、灌和草多层次植物对重金属污染农田土壤的联合修复作用，发现杨树（Populus）和铜草（Elsholtzia splendens Nakai）联合种植对两个研究区域土壤中Cd的修复作用明显，使土壤Cd质量分数分别降低了0.13 mg∙kg-1和0.99 mg∙kg-1，去除效率分别为 2.03%和 15.7%（赖发英等，2005）。本研究考虑到若以单种时高种植密度进行套种处理可能会由于种植过密而影响到植物对养分的吸收，进而影响修复植物生长及其对重金属的富集，因而试验中将草本植物伴矿景天和木本植物杨桃的套种处理种植密度均降低一半，这种情况下，套种处理对Cd的修复效率（13.5%）与两种修复植物高密度进行单种时的修复效率相当（11.1%和15.9%），即两者套种时可以降低各自的种植密度而达到与高密度单种时相近的修复效果，进一步说明利用木本和草本植物立体模式修复受污染农田土壤的效果明显，将成为治理土壤重金属污染的新途径。

4 结论

（1）由茎尖和茎段扩繁的伴矿景天均可在粤北地区的环境条件下良好生长，其冬季生长较为缓慢，快速生长时期为3—6月，花期为5月底。两种不同扩繁方式伴矿景天地上部生物量及其Cd和Zn质量分数均不存在显著差异，伴矿景天以 15 cm×15c m行株距单种时，在田间生长约217 d后其地上部生物量可达到2.82 t∙hm-2，Cd和Zn质量分数分别可达到 119 mg∙kg-1和 7716 mg∙kg-1，伴矿景天对土壤中Cd的平均修复效率为11.1%。

（2）采用实生苗以25 cm×20 cm行株距单种时，杨桃在田间生长约 600 d后其整株生物量可达到43.3 t∙hm-2，其根、茎和叶的Cd质量分数均值分别为8.21、14.1和15.4 mg∙kg-1，Zn质量分数均值分别为199、294和642 mg∙kg-1，杨桃对Cd总提取量可达到459 g∙hm-2，平均修复效率为15.9%；在将杨桃和伴矿景天种植密度均降低一半的情况下，可通过两者间套种达到与两种修复植物分别高密度单种时相当的修复效率。

（3）在本试验中土壤 Cd平均质量分数在 1.2 mg∙kg-1的条件下，通过水改旱后筛选种植低积累品种玉米可以获得Cd质量分数达标的玉米籽粒，同时可以作为一种降低当地稻田土壤Cd污染风险的管控措施。

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