本文是关于土壤重金属修复、植物间作套种等文献的综述和概括，总结研究进展与实验方法，解决土壤重金属修复的问题，并努力通过生物多样性等原理提高修复效率，同时产出安全食品，避免重金属进入食物链，为间作修复方法的研究和推广提供参。
1998至2010年，全国耕地面积从1945亿亩减少到18.26亿亩，已逼近18亿亩耕地红线。不仅如此，随着全球工业化、城市化的发展，污水灌溉农田理念的推广，大量的重金属元素在农业土壤中富集, 危害了许多地区土壤的正常生态环境功能。由于重金属元素属于守恒污染物, 当其存储量超过土壤承受能力时, 就会影响动植物的生长和发育, 并通过食物链危及人类健康。因此改变土地重金属污染现状，改良并修复被污染的土壤刻不容缓。
1994年美国创建了全球土壤修复网络 ( global soil remediation net , GSRN ) , 这标志着污染土壤的修复技术已经成为国际环境科学和土壤科学研究的热点，国内外许多学者已经逐步建立了污染土壤的物理修复，化学修复和生物修复技术进一步的研究亦表明运用生物萃取土壤中有毒重金属是可行的修复技术，而寻找或培育具有经济价值、无二次污染、可大面积种植、能(超量)积累有毒重金属的植物，则是实施污染土壤修复的关键所在[1]。
现已有关于不同生物对重金属吸收转运机制的研究，意在修复土壤的重金属污染。当然也包括更深入的研究，如间作体系中，种间相互作用下植物对土壤重金属的响应机制[2]。对于重金属含量的测定有害物质残留限量标准研究方面也有很多研究可以参考[3~4]，使用ICP-MS / ICP-AES技术可以全面分析作物中微量元素和重金属的含量，研究植物吸收、转化、累积和分配微量元素及重金属的能力[5]。
有研究表明[6]，间作中吸收重金属能力较弱的作物在间作中吸收能力还会再下降，或可在修复的同时产出安全食品，因此这类研究很有意义。
1．土壤中的重金属
1.1土壤重金属的危害
土壤是人类赖以生存的、不可再生或再生极为缓慢的资源，是生态系统的基本单元[7]。然而，现代社会经济发展和高强度农业活动的同时，土壤严重透支和长期处于亚健康状态的境况日益显著，人们不懂得用地养地，带来一系列诸如土地盐碱化、土壤荒漠化、土壤重金属污染等世界范围内的严峻问题。
正常土壤中的各种元素都有一定含量，随收获带走一部分元素，随着施肥、降水等途径又归还这些元素，整体上自然状态下，土壤中各元素是在一定含量的基础范围上下波动，保持一个动态平衡。当人们不合理的使用土地，就会造成土壤理化性质改变、土壤各元素间比例失衡。
土壤中的有害重金属积累到一定程度就会对土壤一植物系统产生毒害[8]，不仅导致土壤退化，降低农产品品质和产量，而且还通过径流和淋洗作用污染地表水和地下水，恶化水文环境，并可通过直接接触食物链等途径危及动物和人类健康。
1.2金属的来源
土壤中的重金属主要来自大气沉降物、灌溉(特别是污灌)、固体废弃物处置(污泥、垃圾等)以及农药和肥料施用等四种途径。详见下表[9]：
1.3土壤重金属的特性
重金属一般指密度 ≧5g／cm3的金属元素，如Hg、Cd、Pb、Cr、Ni、Zn、Co、Mn等，约40余种(Passowe，et al. 1961)。As虽然不属于重金属元素，但是由于它的化学性质和危害都与其他重金属元素相似，所以常列入重金属类进行研究讨论；自然背景中重金属元素Fe和Mg的含量很高，常常不作为污染物进行研究，但是在特殊条件下它们也会产生很大的毒性，因此也应当受到重视(Chen，1996)。
各种重金属在生物体内的正常含量约小于体重的正常含量0.01%，属于微量元素。有的重金元素是人体生长发育必需的,一旦缺少就会使人体健康受到危害；而有的重金属元素则是非必需的，比如Hg、Cd、Pb等,对人体健康存在威胁。无论是必需元素还是非必需元素，人体对它的耐受都有一个阈值，超过便会对健康造成危害 (常学秀,2000)。医学研究结果显示经常吃被镉严重污染的蔬菜水果长期积累后就可以出现镉的慢性中毒。[10]
大多数重金属属过渡元素，而过渡元素的原子有其特有的电子层结构，使其在土壤环境中的化学行为具有一系列特点(Brown等，1999；Janssena等，2003；vig等，2003)。重金属易在土壤环境发生水解反应，生成氢氧化物，也可以与土壤中的一些无机酸反应,生成硫化物、碳酸盐、磷酸盐等(stumm等，1987；kirae等，1997；Raven等，1998；strawn等，1998；Prokop等，2003)。这些化合物的溶度积都比较小,使得重金属累积于土壤中,不易迁移。
此外,重金属能在一定幅度内发生氧化还原反应，具有可变价态，重金属的价态不同，其活性和毒性也不同(Anderson等，1973；Matin等，1995；Peggy等，2004)。重金属作为中心离子，能够接受多种阴离子和简单分子的独对电子，生成配位络合物，还可与一些大分子有机物，如腐殖质、蛋白质等生成鳌合物。难溶性的重金属盐，在少量游离重金属离子生成络合物和鳌合物以后，其在水中的溶解度可能增大，进而在土壤环境中迁移，增大其污染危害的范围(JoneS，1998；Geraldine等，2004；Hamblin等，2006)。土壤是一个复杂的多介质体系，重金属的环境行为和生物效应很大程度上取决污染物的界面反应过程[11]。
2．土壤重金属的生理毒害作用
2.1重金属胁迫下的植物外在表现
重金属毒害作物，一般表现为作物生长缓慢、植株矮小、叶色失绿、根系短少、苗鲜重下降、叶片卷曲、干重下降、抑制主根伸长、使侧根减少等。
比如，商学芳等研究表明[12]，镉对生物有机体的毒性很大，蓄积性也很强，当镉毒害达到一定程度，就会表现出生长缓慢、植株矮小褪绿等中毒症状，严重影响产量与质量。
2.2重金属胁迫下植物的生理变化
植物体内的生物大分子物质首先受到损伤，膜脂过氧化作用加强，从而使得过氧化物酶、过氧化氢酶、超氧化物歧化酶、谷胱甘肽还原酶等抗氧化酶活性降低，使细胞膜之间的空隙加大，通透性增强，导致植物的代谢紊乱，诱导植物细胞凋亡。
重金属毒害还能使植物的生理生化活动受到强烈抑制，降低植物体内的可溶性蛋白和游离氨基酸的含量（重金属毒害变性）[13]，多表现为降低水稻的光合速率，破坏光合色素,抑制RuBP羧化酶活性，影响碳固定和PSll活力,诱导细胞膜脂过氧化作用[14]，另外，有研究表明，重金属的存在会使质膜被破坏，降低根系活力[15]。
Cd毒还能使水稻的生理生化活动受到强烈抑制，降低水稻体内的可溶性蛋白和游离氨基酸的含量,从而使水稻幼株的代谢过程受到干扰,让幼苗变得矮[13]、[18]高浓度镉使水稻幼苗对矿质元素K、Ca、Mg、Fe等的吸收及分布减少，从而阻碍了叶片中叶绿素的形成及其含量的增加，使其叶片失绿,光合作用受到抑制，加速叶片的衰老和死亡[19]。王逸群等通过对水稻在不同浓度的Cd处理下发现叶肉细胞中的细胞核、叶绿体、线粒体等均受到不同程度的损伤[20]且随着Cd浓度的增加，叶肉细胞中细胞核、叶绿体、线粒体受到的毒害程度也加重[21]正是由于镉对水稻光合作用和呼吸作用的抑制，使其水稻体内多种光合产物得不到积累，进而影响到水稻幼苗的生长。
2.3植物对重金属的耐受能力
植物对重金属胁迫的耐受机制被大量的报道，重金属胁迫对植物的危害十分复杂，而植物反应出的应答机制更加复杂[6]。主要有植物螯合肽、液泡区室化、金属硫化酶、抗氧化酶和抗氧化防御系统、细胞壁束缚、应激蛋白和应激乙烯等方面。
2.3.1植物对重金属的避性
植物避性是指植物将污染物排斥在体外，减轻污染物对植物体自身的胁迫能力，是植物对环境变化适应能力的体现[17]。
植物对重金属的吸收是一个复杂的过程，一般认为植物根系通过分泌特殊有机物酸活化土壤中的重金属，或在其根毛表面直接从土壤颗粒上交换吸附重金属离子。而在根表面或根毛皮层上被吸附的重金属离子通过质外体或共质体途径进入根细胞 ，实质上重金属是通过专一或通用的离子载体或通道蛋白进入根细胞的，该过程为—个消耗能量的主动过程，非必需重金属必须与必需重金属竞争膜转运蛋白，从而以离子形式或以金属蛋白结合形式进入根细胞。
植物根系是植物体在土壤中主要的物质交换场所，所以植物根系是重金属进入植物的第一道屏障。为了避免土壤中的重金属进入植物，植物体通过自身的生理机制调节，阻止根系吸收重金属。一般而言，植物体可以三种方式来阻止重金属进入植物根系。其一，根际化学性状改变，某些植物可以通过主动调节根际pH来减低土壤中重金属的活性，从而达到自我保护的目的；其二，根系分泌物的络合作用，植物根系分泌物主要是有机酸、氨基酸、蛋白质和糖类等大分子有机质，这些有机质可以与土壤中重金属结合形成稳定的金属鳌合物复合体，减低重金属的植物生物可利用性；其三，植物的根际效应圈作用，由于植物根系是植物体内最为活跃的部分之一，在根系周围存在着大量的微生物，从而产生根际效应，在这些微生物中，有些微生物的分泌物可以减低重金属活性，使植物根系在过量的重金属环境中正常生长。
2.3.2植物对重金属的钝化作用
植物对重金属的钝化作用定义[16]为：植物通过自身的生理调节，使体内重金属无法到达敏感器官，无法结合关键蛋白质，从而保证植物的正常生理代谢。植物的体细胞中的细胞壁、细胞膜和细胞其他成分等都对重金属具有良好的钝化功能。细胞壁是植物细胞的第一道屏障，其主要成分有：糖类、纤维素和果胶等大分子有机化合物。进入植物体内的重金属往往带有正电荷，因此可与植物组织中带负电荷的大分子化合物结合，降低重金属对植物正常的生理代谢干扰。有研究表明植物体中的重金属铅大多数被蓄积在植物细胞壁中。细胞膜与细胞壁作用相似，通过对穿透细胞壁的重金属蛋白质结合，固定重金属离子。细胞的其他成分中以液泡最具代表性，许多研究表明：液泡可能是重金属离子的贮存场所。这主要是植物在重金属的斜坡下，产生了大量的PCS（植物鳌合素) ，而在植物细胞液泡中大量储存。
3．植物对重金属的吸收转化机理
这一部分将在今后单独以文章展示，此处不再赘述。
4．影响植物吸收转化重金属的环境因素
影响植物吸收重金属的因素主要分为两大类：1.内部因素:植物根系的生长和形态分布、根细胞膜上重金属结合位点的数量、重金属在植物体内的转运机制、细胞对金属的解毒机制等；2.环境因素:主要通过改变土壤中重金属的有效性而影响植物对重金属的吸收:土壤pH、Eh、有机质、其他元素、根系分泌物、微生物、土壤等。
根际环境根际环境中的pH值、Eh值、根分泌物和根际微生物直接影响到重金属的固定和活化状态，从而影响到重金属在土壤一植物中的迁移转化行为[21]
现对植物吸收重金属的影响因素作讨论[6]：
4.1土壤中重金属的含量
土壤中的重金属可以交换态、碳酸盐结合态、铁锰氧化物结合态、有机结合态、残余态等多种结合形态存在，其中只有交换态最易被植物吸收，是非超积累植物吸收重金属的主要来源(Tessier.1979； Alloway, 1995) 。超积累植物吸收重金属的能力与土壤重金属的总量及交换态含量的关系,与植物种类和重金属的种类直接相关。超积累植物有独特的活化土壤中其它不易吸收形态重金属的能力,推测是其本身特殊的根际环境造成的(孙琴et al.,2005)。
重金属污染修复的目标可分为两大类:提高土壤重金属的有效性使其更易被植物吸收,从而降低土壤中重金属污染水平;或者降低重金属的有效性,使其被稳定的固定在土壤中,从而减少其对生物的毒害效果(Beolchinieza. eatl.,2011)。
4.2土壤pH
一般认为,在所有土壤参数中，pH值通过影响重金属在土壤中的化学形态和吸附能力，从而对土壤中重金属的移动性和生物有效性产生设大程度的影响(Singh and Kristen, 1998)
似是,也有一些报道与以上意见存在争议。Sauerbeck (1991)提出，Cd、Zn、Ni的有效性受上壤酸碱程度的影响，而Cu、Pb、Cr的有效性不受pH值影响；而Harter(1983)认为，由于重金属在土壤中的吸附态形式不同，降低pH并不能有效地增加植物对Pb、Ni、Cu的吸收。可见，土壤pH和重金属的生物有效性和重金属的种类有关。
4.3土壤Eh
土壤Eh的高低决定了重金属氧化还原的方向，氧分子在Eh > 300 mV的时候开始被还原。Eh的高低影响养土壤中变价金属元素如Fe、Mn、Hg、Cr、As等的溶解和固定,进而影响吸附在其表而的其他重金属的生物有效性(孙琴et al, 2005)。 Kashem和Singh (2001)报道,随着Eh的降低，土壤中阴离子增多，Cd、Ni、Zn的溶解性降低。
4.4土壤有机质
有机物通过增加金属的表而电荷和提供大量可供金属结合的功能团，提高金属的吸附作用，降低其生物效性，从而固定重金属 (Clark. et al, 2007)；
对于As、Cr、Hg、Se来说，有机物的氧化还原作用对它们的有效性有很大的影响，有机物通过提供电子来源，加强对Cr和Se的还原作用，降低其移动性和有效性 (Bolan et al, 2003)；
As、Hg、Se可以通过还原作用和甲基化作用生成挥发性物质，减少植物对它们的吸收(DhHlon et al, 2010)；
有机酸分解形成小分子有机酸、腐殖酸等，可直接与重金属结合形成稳定的络合物，降低重金属的移动性；或者间接地改变土壤pH、微生物群落分布等,间接地影响重金属的移动性、有效性(华络et al,2002)。
4.5根系分泌物
根系分泌物包括植物根细胞主动释放或被动渗漏到土壤的低分子量化合物(C02、C2H2、HCO3-、H+、氨基酸、有机酸等)和高分子量化合物(植物络合素、植物高铁载体、类金属硫蛋白等)。这类化合物可以通过溶解、整合、还原等作用活化土壤重金属，提高重金属的移动性,减轻重金属对植物的毒性，促进植物对重金属的吸收 (Renella et al , 2004；Liao and Xie, 2004)。
影响根系分泌物活化土壤重金属的因素有很多，如土壤的透气性、湿度、pH、颗粒大小、松紧度、微生物、营养元素、光照、温度、植物类型等(Elroy and Traelove, 1986；陆文龙et al,1999)。
4.6微生物
植物对重金属的积累能力与土壤中微生物的种群分布存在着一定的联系。土壤中的微生物或者释放分泌物活化低溶解状态的重金属，或者释放特殊的配合物结合溶解状态的重金，以及通过氧化还原反应等方式，导致重金属的移动性发生变化，最终影响了植物对重金属的吸收能力(McGrath et al, 1997; Kuffner et al，2008; Gadd， 2004)。微生物对土壤重金属活性的影响主要可分为四个方面： 1.生物吸附和常集作用。2.溶解作用。3.载化还原反应。4.菌根真菌。
另外Beolchini等(2011)还指出，两种代谢途径不的微生物共存时，它们对重金属的去除能力会增强。
4.7土壤中的其他元素
土壤中存在的金属元素之间，以及P、Cl、SO42-等对植物吸收重金属也有影响。
Ca、K、Zn、Mn、Fe、S等对其他重金属元素在土壤中的移动性有影响(赵中秋et al, 2005；Teuchies et al 2012)；
Cl和SO4 2—通过与Cd生成复合物而影响Cd在植物体内的转运(Smolders et al., 1996; Zhao et al, 2003)；
P通过影响土壤pH位植物生长、与重金属形成磷酸盐、参与金属解毒等途径,改变土壤中重金的有效性，降低重金属对植物的毒害 (Serra et al, 2010)。
4.8其他因素
土壤的其它理化性质如土壤温度(Mattenberger et al, 2010)、CO2(鲍桐et al.,2008)、水分(顾继光et al,2003)、土壤胶体(李博文et al., 2004)、 土壤离于交换量(CEC)(余贵芬et al., 2002)等对重金属在土壤-植物系统巾的迁移和转化也起到直接或间接地影响作用。
5．土壤重金属的修复方法与技术
在20世纪90年代前，重金属污染土壤修复大多数采用挖掘填埋法，但这并不是一个永久措施，只是把环境问题从高危害区(即人口密集区) 转移到低危害区。填埋法还存在占用土地、渗漏、污染周边环境等负面影响。西欧和北美一些国家最近规定，污染物在填埋之前必须进行处理，这些严格的环境法规和条例促使人们寻找新的创造性修复技术[22]。
5.1重金属污染的物理化学修复方法
近几年，有关专家对重金属污染土壤展开了广泛的研究 ，如施加抑制剂，但仅仅降低重金属的迁移能力，很容易造成第二次污染；而工程措施如换土、客土和翻土等，工程量大，成本高，只能解决小面积污染土壤的问题。对大面积污染土壤如矿区土壤，冶炼工厂周边地区农田土壤的治理，今仍未找到理想的方法 。
利用化学方法即各种酸或有机络合剂对污泥进行酸化或络合处理，在一定条件下可以剔除大量的重金属，通常是可以降低到符合农用标准。用盐酸去除金属的效率较硝酸高，且盐酸的副效应较小，盐酸与过氧化氢处理后的污泥质量有所提高、利于农田利用。因此，最好是采用盐酸与过氧化氢来剔除污泥中的重金属(蔡全英等,1999)。
采用表面活性剂包括季铵盐表面活性剂、阴离子表面活性剂、阳离子交换树脂等作为污泥重金属的去除剂是近年来开始研究的新技术。但由于表面活性剂对土壤中重金属具有解吸作用，而其自身容易给环境带来影响，必须采用易降解和无毒的表面活性剂。另外,采用无废液产生、并可回收金属的电化学方法来降低重金属的含量也是值得探讨的。[24]
但是，尽管化学方法剔除污泥中重金属的效果良好、而且淋滤过程所花的时间也较短，然而酸化污泥需要消耗大量的酸，中和淋出液中的酸又要耗费大量的石灰，因此该法费用较高，而且操作起来也较麻烦。另外，酸化处理一定程度上会溶解污泥中的氮、磷和有机质，降低污泥的肥料价值。
5.2重金属污染土壤的植物修复技术
植物修复(phytoremediation)是以植物忍耐、分解或超量积累某种或某些化学元素为基础，利用植物及其共存微生物体系来吸收、超量积累、降解、固定、挥发及富集环境中污染物，实现部分或完全修复土壤污染的一门环境污染原位治理技术[25]。
植物修复技术(phytoremediation)包括：植物稳定植物挥(PhytoVoIatiIizatIon)、植物提取 (Phytoextraction)、植物钝化( Phytostobilizavtion)和根际过滤。
5.3污染土壤生态修复技术特点
与传统的物理和化学修复技术相比，污染土壤生态修复技术具有以下优点 ：(1)土壤的物理、化学和生物学特性基本保持不变，一般不破坏植物生长所需要的土壤环境 ；(2)实现有机污染物的矿化；(3)处理形式多样，可根据条件分别采用原位和异位修复方式；(4)处理成本低；(5)应用范围广泛，可处理不同类型、不同程度的污染土壤[23]。
6．间作的“竞争－恢复生产原理”
当两种作物同时种植在一起时，不可避免地会发生种间相互作用。这种相互作用包括种间竞争和种间促进作用（Vander Meer,1989）。
间作体系中两作物共同生长期种间发生了强烈的种间竞争作用。用侵略力（Aggressivity）来衡量间作系统中作物种间竞争能力的相对大小（Willey和Rao，1980）。以养分竞争比率来表征两种作物对土壤中养分的相对竞争能力。
种间竞争中优势种首先获得产量优势。优势可能是由于种间竞争能力的差异，这种竞争能力的差异与作物根系在土壤中的分布动态密切相关。劣势种在生长后期的恢复或补偿作用，共同生长期处于劣势的物种具有一个明显的营养吸收和生长的恢复作用。
7．麦棉套作系统的优势（待完善）
麦棉套种是劳动人民长期耕作经验总结的产物，麦棉系统的优势主要在于边行优势的利用，通透条件好。同时麦棉两种作物占据不同的垂直空间，作物根系的集中层次也不同，因此在最大程度上利用了光照肥力等资源，使种内竞争降低，由于种间资源需求不同，因此使系统得到优化。
随着麦棉两熟制的普及，麦棉套种也出现了多种形式。麦棉不同规格套种对小麦单产有一定的边行优势效应；其边行效应主要反映在单位面积成穗数方面，而对小麦的穗粒数和千粒重无明显影响[28]。因此，各处理小麦单位面积成穗数的边行效应实际上也代表各处理小麦单位产量的边行效应。其边行效应大小只与每带小麦边行所占比例有关，与预留行宽窄(一定范围内)无关。
8．间作影响系统内植物吸收重金属的机制
间作是我国传统的农业种植方式之一，在生产上具有很多优点：1. 有助于植物充分利用光、热、水、气等资源；2.豆科植物可向禾本科植物转移氮素；3.促进禾本科植物对有机磷的吸收；4.改善作物的铁营养状况；5.提高作物的生物量和粮食产量(黄益宗2006)。
另外也有不少报道表明,间作对植物吸收重金属也有影响。土壤Cd含量为5.37mg/kg时，间作提高了印度芥菜地上部分Cd的含量而降低了苜蓿Cd的含量；遏蓝菜与大麦间作，减少了大麦对Zn的吸收；东南景天与玉米间作，减少了玉米对Cu和Zn的吸收(李新博etal, 2009; Gove et al, 2002; Liu et al, 2005)。
间作主要是通过改变植物根系的分泌物、土壤酶活性、土壤微生物、土壤pH位等，这些对重金属存在形式有作用效果的方面，间接地改变了土壤中重金属的有效性,从而最终影响到植物对重金属的吸收[6]。
8.1间作影响植物的根系分泌物
一方面，由于间作是两种不同种类植物的同时存在,它们的根系分泌物的种类、数量、组成不同。一种作物的根系分泌物可以在土壤中扩散到另一种作物的根际，改变根际土壤中重金属的有效性。
另一方面，作物以直接改变植物根系分泌物的种类和数量，改变土壤中重金属的有效性,从而对两种植物吸收重金属均产生影响。
8.2间作影响土壤微生物
大量报道都证明，植物作可以提高土壤中微生物的丰度和活性，进而提高土壤重金的有效性，促进植物吸收重金属。植物间作除了影响土壤微生物的种群丰度外，对微生物种群结构也有一定的作用。
8.3间作影响土壤酶的活性
许多研究都表明，植物间作可以提高土壤酶的活性，进一步提高土壤重金属的有效性,促进植物吸收重金属。两种植物共调节了根系的生理活动，通过影响根系分泌物和腐解物的作用，促进了土壤微生物的活动，进而使多种土壤酶活性较单作处理提高，从而有利于土壤养分的释放和有效化。
但是也有少数报道表明，植物间作也会降低土壤酶的活性。说明问作对土壤酶活的影响取决于参与间作的植物种类和土壤酶的种类。
8.4间作影响土壤pH值
间作可能通过对植物根系分泌物、土壤微生物、土壤酶活的影响，改变土壤的pH值。而当在酸性较强的土壤中种植植物时，间作比单作更倾向于促进pH值升高。
另一方面，间作对土壤pH的改变，也反过来影响了植物的根系分泌物、土壤微生物、土壤酶活，这些因素都不是独立的，它们在相影响互和制约，共作用于土壤中重金属的有效性，影响着植物对重金属的吸收。
8.5间作对两种作物的影响
有研究表明，间作改变植物吸收重金属能力的作用效果可能是增加也可能是减少，这取决于间作的植物种类[6]。
当番茄和其他植物问作，番茄对重金属的吸收能力提高，因此番茄和其他重金属高积累植物间作有助于提高重金属污染土壤的植物修复效率。相反，当玉米和其他植物间作时，玉米对绝大多数的重金属的吸收能力都下降，因此，玉米和其他植物间作有可能成为一种获得可安全食用产品的有效方法。当鸡眼草和其他植物间作时，鸡眼草地上部分对Pb的积累降低而对Cr的积累提高，因此适合单作种植鸡眼草来提高对Pb污染土壤的修复效率，或者间作种植鸡眼草来提髙对Cr污染上壤的修复效率。
这样的研究为利用几种吸收能力有差异的植物间作，提高吸收效率同时获得安全食品提供了一个好的思路与可行性参考。
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