植物种植修复土壤重金属污染的模式、技术与效果综述

杨滨娟, 黄国勤

植物种植修复土壤重金属污染的模式、技术与效果综述

杨滨娟, 黄国勤*

江西农业大学作物生理生态与遗传育种教育部重点实验室/生态科学研究中心, 江西南昌 330045

重金属污染是当今土壤污染中污染面积最广、危害最大的环境问题之一, 其中植物修复技术以其经济有效、不易产生二次污染且适于大面积土壤修复等优点越来越受到重视。因此, 以植物修复技术对重金属污染修复的影响为研究内容, 侧重研究桉树、白花泡桐、向日葵、毛白杨以及节节草等植物对土壤重金属污染修复的研究进展, 以期为重金属污染修复技术的发展提供一定的理论基础和实践意义。

植物修复技术; 重金属污染; 模式; 技术

0 前言

重金属污染是当今土壤污染中污染面积最广、危害最大的环境问题之一, 一直以来都受到世界各国环境科学工作者及政府和有关部门的高度重视, 也是科学研究的热点之一[1-2]。土壤重金属污染主要来自灌水(尤其是污灌)、固体废弃物(污泥、垃圾等)、农药和肥料、大气沉降物等[3]。导致土壤污染的重金属主要包括砷(As)、镉(Cd)、钴(Co)、铬(Cr)、铜(Cu)、汞(Hg)、锰(Mn)、镍(Ni)、铅(Pb)、锌(Zn)等, 一般为几种重金属的复合污染[4]。其中Cd是土壤污染中最具毒性的重金属之一, 由于其高移动性、高毒害性、难降解性和高积累性, 1984年被联合国环境规划署列为“危害全球环境的化学物质和化学过程清单”首位。Cd一般通过急性或慢性毒性作用积累于生物体内, 较低浓度就能对植物产生毒害[5-6]。我国土壤环境的Cd污染较严重, 污染地区涉及11个省市25个地区, 污染面积约1.3×104hm2, 污染区稻米中的Cd含量为1.32—5.43 mg∙kg-1[7]。Pb作为3种重金属(Pb、Cd、Hg)环境激素物质之一, 对人体和生物(主要为动物)体内的正常激素功能产生影响, 具有类似雌激素的作用, 能导致包括人类在内各种生物的生殖功能下降, 肿瘤免疫力降低, 并引起各种生理异常[8]。Cu虽然是植物生长的必需元素, 但当土壤中的有效Cu含量达到200 mg∙kg-1时, 植物的正常生长受到严重影响[9]。对于土壤重金属污染的修复, 一般初期采用理化方法, 如热处理和化学浸出法, 但费用昂贵且不适于大面积应用。近年来国内外侧重于生物修复方法, 利用土壤中的各种生物(植物、动物和微生物)吸收、降解和转化土壤中的污染物, 使污染物的浓度降低到可接受的水平, 或将有毒有害的污染物转化为无害的物质。生物修复技术由于其经济适用性、不易产生二次污染且适于大面积推广等优点, 在近几年发展非常迅速[10-12], 其中作为生物修复方法之一的植物修复技术也受到人们的重视。植物修复技术可以分为植物萃取技术、植物挥发技术和植物固化技术[13]。植物生长发育过程中, 根系作为植物和土壤的重要界面, 不仅是吸收和代谢器官, 而且是强大的分泌器官。当植物定居后其根系由于呼吸作用、吸收作用以及向外界环境不断分泌的各种有机化合物等均会对污染土壤的理化性状、重金属的迁移和转化等产生较大的影响[14]。但具有重金属超富集能力的植物物种资源较少, 且已知的超富集植物生物量小、生长缓慢、经济收益低, 不利于机械化收割, 使植物修复在实际应用过程中受到很大限制。因此寻找具有一定植物修复作用、生长迅速且能够带来良好经济收益的非食用性植物物种资源是能否在我国推行土壤污染植物修复技术的关键[10]。本文拟就几种常见植物对土壤重金属污染修复的研究进展进行讨论, 以期为我国重金属污染修复研究提供一定的理论依据和技术支持。

1 种植桉树对土壤重金属污染修复的研究

桉树()是桃金娘科桉属树种的统称, 主要生长于大洋洲, 种类(包括变种、亚种)约945种, 是世界四大速生树种之一[15-16]。自19世纪末引入中国迄今为止种植面积将近300×104hm2, 因桉树具有速生、适应性强、轮伐期短、木材用途广、经济效益高等优点而成为最重要的人工用材林造林树种之一, 也是中国南方的重要战略树种之一[15-16]。近年来有关桉树对重金属污染修复的适应性研究引起了许多专家的重视与探索。仲崇禄[17]通过巨桉()苗期矿质营养试验发现Cu、Zn、Mn、Co、Mo、Fe等重金属元素是桉树生长所必需的营养元素。蓝佩玲等[18]研究发现B与Zn、Cu、Mn、Fe等重金属元素配施均可起到促进刚果桉(2)和尾叶桉()增产的效果, 其中刚果桉增产幅度为114%—154%。李宝福[19]、李跃林等[20]研究表明, 种植桉树尤其是巨尾桉()对Mn、Fe等重金属元素有很强的富集作用。杨胜香[21]研究发现, 大叶桉()和细叶桉()在重金属元素严重污染的八一矿区生长良好且对Mn元素有较好的富集作用, 树体中Cr、Cd含量均超过正常植物含量的上限值。陈鸿文等[22]研究发现, 在相同的土壤条件下, 与对照林地(灌木林)相比桉树人工林土壤中微量元素Cu、Mn的含量均较低。袁颖红等[23]通过分析桉树在不同年龄序列(2 a、3 a、4 a、5 a、6 a)土壤中Fe、Mn、Zn这3种微量元素的含量, 得出土壤微量元素的含量跟树龄关系密切, 随桉树年龄的增加呈逐渐下降趋势。康敏明等[24]研究发现, 广州市黄埔区的部分台湾相思林和尾叶桉林不但没有受到工业区土壤重金属污染的破坏, 且尾叶桉林地的土壤细菌数量、微生物代谢活性和群落多样性较裸地有显著提高。考虑到许多重金属元素是对桉树生长发育有促进作用的微量元素以及桉树对Cd、Zn、Mn、Pb、Cu等重金属元素有较好的富集效果[4], 且桉树蕴含着巨大潜力和商业价值, 所以应大力提倡在重金属污染区种植桉树, 改善、保护土壤环境的同时也可以取得可观的经济效益。

2 种植白花泡桐对土壤重金属污染修复的研究

根据近期研究发现速生的乔木树种由于其生物量大、根系深、生长周期长、富集高浓度重金属等优点被认为是最适宜植物修复技术的物种之一[25-26]。白花泡桐()是中国的乡土物种, 属于玄参科(Scrophulariaceae)泡桐属()乔木, 俗称“泡桐”, 具有极易扦插、生长快速、适应性强、用途广泛等优点, 是优良的绿化树种和农桐间作树种[27-28]。目前已被移植到北美、澳大利亚、欧洲和日本等国家和地区[29], 并作为植物修复的适宜物种成功地用于我国南方地区一些尾矿的生态修复之中[26,30]。在广东韶关铅锌冶炼厂附近, 白花泡桐已被用来成功恢复200 hm2重金属污染地。朱连秋等[10]研究表明随着白花泡桐修复时间的延长, 土壤重金属全量和有效态含量呈现明显的增长趋势, 土壤重金属可交换态和残渣态所占组分持续减少, 但碳酸盐结合态、铁-锰氧化物结合态和有机结合态所占组分持续增加, 表明白花泡桐虽然对重金属具有明显的富集作用, 但重金属的移动性逐渐减弱, 生物有效性逐渐增强。王江等[31]研究表明在酸雨强度pH 5.0左右的南方各地区, 白花泡桐是≤100 mg∙kg-1Cu浓度污染地的理想修复物种。另外研究还表明白花泡桐是一种潜在的Pb超富集乔木物种, 对复合重金属污染地也可以进行有效地植物修复。

3 种植向日葵对土壤重金属污染修复的研究

向日葵()是一种生长高度可达3 m的大型一年生菊科向日葵属植物, 其根系发达, 生物量大, 生长迅速, 抗旱耐瘠薄, 是经济价值很高的油料作物, 具有种植方便、适应范围广、抗旱耐盐碱、易于机械化收割和增产潜力大等特点, 对重金属的耐受性和富集性较强, 且能选择性吸收铯等放射性物质[5,32]。

3.1 Cd的污染修复

向日葵对土壤Cd污染具有一定的耐性。Cd在向日葵体内的分布规律为低浓度时叶>根>籽实>茎, 高浓度时根>叶>籽实>茎。各部位的Cd含量随着土壤重金属浓度的增加而增加, 但这种增加是有限度的, 超过限度就会对植株造成伤害, 使生物量下降, Cd吸收总量降低[33]。同时, 向日葵对水体Cd污染也有明显的修复效果, 向日葵种苗对Cd的富集能力优于蓖麻和玉米, 在1 mg·L-1Cd溶液中, 去除效果最好[34]。采用向日葵种苗过滤法能够在72 h内使水体中的Cd浓度明显降低, 但由于Cd的强毒害作用, 当水体Cd浓度较高时会影响植物正常生长进而影响过滤效果[35]。牛之欣等[36]研究表明, 水培条件下向日葵、蓖麻、紫花苜蓿和芥菜这4种植物的根部与地上部对Cd的富集量随重金属浓度的增加而增加, 而富集系数随重金属浓度的增加而减小, 且通过比较可以发现, 向日葵对Cd的吸收潜力更强, 可以作为Cd污染修复的备选植物。

3.2 Pb的污染修复

Pb和其化合物对人体各组织均有毒性, 是重金属污染中毒性较大的一种, 一旦进入人体很难排除, 主要对神经、造血系统和肾脏造成危害, 直接伤害人的脑细胞, 特别是胎儿的神经板, 损害骨骼造血系统, 引起贫血、脑缺氧、脑水肿, 出现运动和感觉异常, 造成老年人痴呆、脑死亡等。美国儿童Pb中毒数目最多的地区是芝加哥, 当地即采用种植向日葵等植物来清除Pb污染。在含Pb较低浓度的溶液中, 向日葵具有很强的积累Pb的能力, 且与生物量和重金属浓度具有一定的相关性[37], 随着浓度的增加, 向日葵对Pb的迁移总量先增大后减小[8,37-39]。采用向日葵种苗过滤法可以使水体中的Pb在72 h内由100 mg·L-1迅速减少至5 mg·L-1以下, 其中根部的积累量最高[38]。向日葵根部是最主要的富集部位, 茎、叶和种子的吸收量很低, 种子最低。

3.3 Cu的污染修复

土壤中Cu含量由于长期使用波尔多液而迅速增加, Cu平均浓度超过100 mg∙kg-1[40], 并导致小麦中的Cu含量达到危险水平[41]。向日葵对Cu有明显的积累能力, 但不同浓度下, 向日葵对Cu的积累能力不同。在100 mg∙kg-1Cu浓度时, 植株积累的Cu主要集中于根部, 地上部的含量很低; 而在200 mg∙kg-1浓度时, 叶片中Cu含量超过根部, 叶根比达1.27, 这说明当土壤Cu浓度较高时, 地上部对Cu有较高的积累, 集中收获地上部分可移出土壤中过多的Cu[42-43]。另外, Cu由向日葵根向茎叶运输的能力大于Pb[39]。陈丽萍等[44]通过对含有Cu2+的模拟废水进行吸附试验表明, 向日葵秸秆对 Cu2+有较强的吸附作用, 作为一种新型的生物吸附剂, 实现了“以废治废”的目的, 且制作方法简单, 具有较高的开发应用价值。

3.4 Zn的污染修复

向日葵幼苗对Zn污染具有很好的修复作用, 根部吸收的部分Zn可以通过有效途径输送并保存到其它器官中。利用向日葵种苗根和茎的积累过滤, 可以使水体的Zn浓度在144 h内明显降低[45]。聂惠等[5]研究发现, 经向日葵幼苗过滤后, 被污染水体中的Zn、Cu、Pb浓度均在FAO(联合国粮农组织)和EPA(美国环保署)规定的农田灌溉水质标准的安全范围内, 充分证明利用向日葵作为重金属污染的过滤清除系统是非常可行的。

3.5 Cr的污染修复

Fozia等[46]研究证明, 向日葵对Cr污染具有一定的修复作用, 根部对Cr的吸收效果非常明显, 但向其它部位的转移速度较慢。茎对Cr也有一定的吸收作用, 种子的吸收速度要比根、茎慢得多。许多研究表明, 向日葵对重金属污染也具有较强的耐受性和植物修复能力。虽然重金属污染会对其生长发育造成影响, 可能会有一部分积累于果实, 但它可以有效去除土壤中的重金属元素, 收获其籽粒、秸秆等也可为生物柴油、供热燃料和造纸制板等加工业提供原料。因此, 种植向日葵是治理土壤重金属污染的一条行之有效的途径, 并可创造良好的经济、社会和生态效益。

4 种植毛白杨对土壤重金属污染修复的研究

毛白杨()因树姿雄伟, 生长快, 是北方城乡绿化的重要树种, 在北方城市有着广泛的应用[47]。但是当前, 利用植物修复土壤重金属污染的研究主要集中在杨柳科植物的盆栽试验和水培试验上, 对于自然生长于污染土壤上树木的研究较少, 并且缺少野外试验数据的支持[48]。徐学华等[47,49]研究表明, 毛白杨体内重金属含量低于土壤元素含量背景值, 且3年生的毛白杨的重金属吸收能力大于5年生和10年生的毛白杨, 表明较大树龄的毛白杨吸收重金属的能力有下降的趋势。毛白杨吸收重金属呈现出叶、根部和树皮较大, 枝和树干较小的趋势, 同时也表明了植物体内重金属的吸收与积累和土壤中重金属的浓度、植物的年龄等因素有着密切的关系[50]。魏立华[51]通过分析毛白杨树叶对Pb、Cd的累积率以及毛白杨植株体内的Pb、Cd含量, 呈现地下根系>树叶>地上枝干的规律, 表明毛白杨可以作为Pb、Cd专性植物用于重金属污染土壤的植物修复。根据污灌区的立地条件和重金属污染状况, 因地制宜采用毛白杨(或杨类)生态屏障林、毛白杨(或杨类)幼苗林、农杨间作、农田防护林等生态功能模式防治和治理土壤重金属污染。

5 种植节节草对土壤重金属污染修复的研究

节节草()属木贼科木贼属多年生草本蕨类植物, 其分布广泛, 生长迅速, 抗逆性强, 常生长在路边、砂地、荒原以及矿业废弃地上[52-54]。有研究表明, 节节草对Cu具有较强的吸收和积累能力, 是一种铜耐性植物[55-57]。李影等[55]研究表明节节草生长显著提高了尾矿砂中有机物结合态重金属比例, 降低了交换态和残渣态重金属比例, 促进了铜尾矿砂重金属朝螯合态方面转化, 有效降低重金属的生物有效性。随着节节草的生长, 显著改善了铜尾矿砂的基质环境和土壤肥力, 尾矿土壤有机质和氮素营养得到一定的改善; 土壤过氧化氢酶、脲酶、多酚氧化酶和蔗糖酶活性均不同程度提高, 在铜矿业废弃地植被恢复过程中, 节节草具有较大应用潜力。王友保等[58]研究发现自然条件下节节草根际土壤中的 Cu、Cd 形态分布基本一致, 均表现为有机结合态和交换态所占各种金属总量的比例明显增加, 而碳酸盐结合态和铁锰氧化物结合态在重金属总量中所占比例则有所下降。

6 结论与展望

随着社会经济的迅速发展, 土壤重金属污染以及相关的生态环境问题已成为人们关注的热点, 而如何有效地修复重金属污染问题也越来越受到人们关注[3]。近年来, 对于重金属污染土壤的改良与修复, 植物种植修复技术被认为是更易接受、大范围应用、并利于矿区土壤生态恢复的植物技术, 也被视为一种植物固碳技术和生物质能源生产技术[59]。另外, 重金属污染土壤的植物修复具有显著的科学意义, 一方面丰富和拓展了土壤污染植物修复技术的研究内容和研究领域, 开发了植物种植利用的新途径; 另一方面也遵从了“多功能林业”的经营理念和传承了“科学和谐”的社会发展思想, 有利于缓解当前木材资源的供给压力, 促进污染区农村经济结构的战略性调整, 对于实现污染治理与农民增收双赢, 加快社会主义新农村建设均具有重要意义[4]。

但同时, 植物修复技术也有不可避免的缺点, 限于人地矛盾突出的我国国情, 现阶段大规模应用的可能性不大。有学者尝试开发土壤重金属稳定剂、固定剂技术, 并在磷酸盐、沸石、污泥和磷酸盐衍生物材料的原位修复技术方面获得进展, 但问题在于经固定剂捕获而暂时稳定的重金属离子, 在不断经历溶解和沉淀的变化下又重新释放, 影响其修复效果[60]。也有学者为寻找多污染复合和混合污染土壤的净化方案, 将分子生物学和基因工程技术应用于发展植物杂交修复技术, 研究发展能降低农田土壤污染的食物链风险的植物修复技术[59]。从这些研究成果看, 均存在一定的技术缺陷, 难以广泛推广应用。土壤治理是一个漫长的过程, 人们需要在土壤治理实践中汲取经验, 有效弥补植物修复技术的缺陷, 同时将其与其他土壤治理技术相结合, 联合应用多种土壤污染治理技术, 达到改善土壤环境、维持生态平衡的目的。

致谢: 感谢中国科学院南京土壤研究所骆永明研究员的大力支持！

[1] 王利宝, 朱宁华, 鄂建华. Pb、Zn等重金属对樟树、栾树幼苗生长的影响[J]. 中南林业科技大学学报, 2010, 30(2): 44–47.

[2] Mikiya H. Effects of heavy metal contamination on soil microbial population[J]. Soil Science and Plant Nutrition, 1992, 38: 141–147.

[3] 雷雨, 苏晓倩, 王芳, 等. 茶树重金属胁迫研究概况[J]. 中国食物与营养, 2010, (5): 19–23.

[4] 张婧, 杜阿朋. 桉树在土壤重金属污染区土壤生物修复的应用前景[J]. 桉树科技, 2010, 27(2): 43–47.

[5] 聂惠, 安玉麟, 李素萍. 向日葵对重金属胁迫反应及其植物修复的研究进展[J]. 黑龙江农业科学, 2010, (9): 88– 91.

[6] 郭艳丽, 台培东, 韩艳萍, 等. 镉胁迫对向日葵幼苗生长和生理特性的影响[J]. 环境工程学报, 2009, 3(12): 2291–2296.

[7] 黄承玲, 张道勇, 潘响亮. 向日葵根分泌物对针铁矿吸附Cd2+的抑制效应[J]. 地理科学, 2009, 29(3): 455–460.

[8] 肖璇. 油菜和向日葵修复Pb污染土壤的研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2009.

[9] 周晓艳. 我国土壤污染因素分析与防治对策探讨[D]. 济南: 山东大学, 2011.

[10] 朱连秋, 祖晓明, 汪恩锋. 白花泡桐对土壤重金属的积累与转运研究[J]. 安徽农业科学, 2009, 37(25): 12063–12065,12069.

[11] 朱平, 刘靖. 土壤污染的生物修复[J]. 山西建筑, 2008, 34(10): 352–353.

[12] 史海娃, 宋卫国, 赵志辉. 我国农业土壤污染现状及其成因[J]. 上海农业学报, 2008, 24(2): 122–126.

[13] 汪家权, 陈晨, 郑志侠. 沉积物中重金属植物修复技术研究进展[J]. 现代农业科技, 2013, (2): 224–226.

[14] 曹秋华, 普绍苹, 徐卫红, 等. 根际重金属形态与生物有效性研究进展[J]. 广州环境科学, 2006, 21(3): 1–4．

[15] 余雪标, 龙腾, 杨为东, 等. 我国桉树人工林经营及研究现状[J]. 热带农业科学, 1999, (3): 59–65.

[16] 游秀花, 吴星镜, 陈福海, 等. 重金属胁迫下桉树种子的响应与生态毒性效应[J]. 中国农学通报, 2009, 25(8): 96–101.

[17] 仲崇禄. 巨桉苗期矿质营养试验[J]. 林业科学研究, 1996, 9(5): 538–543.

[18] 蓝佩玲, 廖新荣, 李淑仪, 等. 硼配施多种微量元素对桉树生长的效应[J]. 生态环境, 2007, 16(3): 1035–1039.

[19] 李宝福. 闽南山地桉树人工林生物生产力与营养研究[J]. 江西农业大学学报, 2000, 22(5): 147–151.

[20] 李跃林, 李志辉, 谢耀坚. 巨尾桉人工林养分循环研究[J]. 生态学报, 2001, 21(10): 1738–1744.

[21] 杨胜香. 广西锰矿废弃地重金属污染评价及生态恢复研究[D]. 南宁: 广西师范大学, 2007.

[22] 陈鸿文, 夏福君, 杨小波. 海南不同桉树人工林微量元素(Cu、Mn)的比较研究[J]. 贵州科学, 2005, 23(Suppl.): 46–50.

[23] 袁颖红, 樊后保, 黄荣珍, 等. 连续年龄序列桉树人工林土壤微量元素含量及其影响因素[J].生态环境学报, 2009, 18(1): 268–273.

[24] 康敏明, 陈红跃, 陈传国, 等. 重金属污染下台湾相思和尾叶桉根区土壤微生物群落多样性[J]. 华东师范大学学报(自然科学版), 2009, (2): 50–60.

[25] Alkorta I, Hernandez-Allica J, Becerril J M, et al. Recent findings on the phytoremediation of soils contaminated with environmentally toxic heavy metals and metalloids such as zinc, cadmium, lead and arsenic[J]. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, 2004, 3: 71–90.

[26] Fischerová Z, Tlustoš P, Száková J, et al. A comparison of phytoremediation capability of selected plant species for given trace elements[J]. Environmental Pollution, 2006, 144: 93–100.

[27] Carpenter S B. This "Princess" heals disturbed land[J]. Americal Forests, 1977, 83: 22–23.

[28] 罗江华, 李科, 恩特马克·布拉提白. 白花泡桐的研究进展[J]. 贵州农业科学, 2010, 38(4): 200–202.

[29] Kumar P P, Rao C D, Rajaseger G, et al. Seed surface architecture and random amplified polymorphic DNA profiles ofand their hybrid[J]. Annals of Botany, 1999, 83: 103–107.

[30] Wang J, Zhang C B, Jin Z X. The distribution and phytoavailability of heavy metal fractions in rhizosphere soils of(Seem) Hems near a Pb/Zn smelter in Guangdong, PR China[J]. Geoderma, 2009, 148: 299–306.

[31] 王江, 张崇邦, 柯世省, 等. 模拟酸雨和铜复合污染对白花泡桐生理特性的影响及其解毒机制[J]. 应用生态学报, 2010, 21(3): 577–582.

[32] 郑洁敏, 李红艳, 牛天新, 等. 盆栽条件下3种植物对污染土壤中放射性铯的吸收试验[J]. 核农学报, 2009, 23(1): 123–127.

[33] 张守文. 重金属Cd污染土壤的植物修复研究[D]. 杨凌: 西北农林科技大学, 2009.

[34] 王燕燕, 徐镜波, 盛连喜. 不同作物种苗对水中重金属镉去除的比较研究[J]. 环境科学, 2007, 28(5): 988–992.

[35] 奉若涛, 渠荣遴, 李德森, 等. 水体重金属污染的植物修复研究Ⅲ-种苗过滤去除水中重金属镉[J]. 农业环境科学学报, 2003, 22(1): 28–30.

[36] 牛之欣, 孙丽娜, 孙铁珩. 水培条件下4种植物对Cd、Pb富集特征[J]. 生态学杂志, 2010, 29(2): 261–268.

[37] Niu Z X, Sun L N, Sun T H, et al. Evaluation of phytoextracting cadmium and lead by sunflower, ricinus, alfalfa and mustard in hydroponic culture[J]. Journal of Environmental Sciences, 2007, 19: 961–967.

[38] 渠荣遴, 李德森, 杜荣骞, 等. 水体重金属污染的植物修复研究Ⅱ-种苗过滤去除水中重金属铅[J]. 农业环境保护, 2002, 21(6): 499–501.

[39] 郭平, 刘畅, 张海博, 等. 向日葵幼苗对Pb、Cu富集能力与耐受性研究[J]. 水土保持学报, 2007, 21(6): 92–113.

[40] 单正军, 王连生, 蔡道基, 等. 果园土壤铜污染状况及其对作物生长的影响[J]. 农业环境保护, 2002, 21(2): 119– 121.

[41] 庞金华. 上海粮食中元素的含量及土壤的安全值[J]. 长江流域资源与环境, 1997, 6(2): 149–155.

[42] 渠荣遴, 李德森, 杜荣骞, 等. 水体重金属污染的植物修复研究Ⅳ-种苗过滤去除水中重金属铜[J]. 农业环境科学学报, 2003, 22(2): 167–169.

[43] 王永芬, 席磊. 向日葵对土壤中铜的积累作用研究[J]. 中国生态农业学报, 2006, 14(4): 131–133.

[44] 陈丽萍, 段毅文, 陈艺红. 向日葵秸杆对铜离子的吸附特征研究[J]. 安徽农业科学, 2011, 39(3): 1607–1609, 1611.

[45] 渠荣遴, 李德森, 杜荣骞. 水体重金属污染的植物修复研究Ⅰ-种苗过滤去除水中重金属锌[J]. 农业环境保护, 2002, 21(4): 297–300.

[46] Fozia A, Muhammad A Z, Muhammad A, et al. Effect of chromium on growth attributes in sunflower (L.) [J]. Journal of Environmental Sciences, 2008, 20: 1475–1480.

[47] 徐学华, 黄大庄, 王秀彦, 等. 河道公路绿化植物毛白杨对重金属元素的吸收与分布[J]. 水土保持学报, 2009, 23(3): 78–81, 106.

[48] 王笑峰, 蔡体久. 鸡西矿区矸石山基质改良研究[J]. 水土保持学报, 2008, 22(5): 134–137.

[49] 徐学华, 黄大庄, 王圣杰, 等. 保定市河道公路绿化树种毛白杨的抗重金属能力[J]. 林业科学, 2010, 46(5): 7–13.

[50] 陈怀满. 土壤中化学物质的行为与环境质量[M]. 北京: 科学出版社, 2002.

[51] 魏立华. 毛白杨种群对土壤重金属Pb、Cd污染的修复效应[D]. 北京: 首都师范大学, 2002.

[52] 李影, 陈明林. 节节草生长对铜尾矿砂重金属形态转化和土壤酶活性的影响[J]. 生态学报, 2010, 30(21): 5949– 5957.

[53] 王友保, 张莉, 刘登义, 等. 铜陵铜尾矿库植被状况分析[J]. 生态学杂志, 2004, 23(1): 135–139.

[54] 李影, 王友保, 刘登义. 安徽铜陵狮子山铜尾矿库植被调查[J]. 应用生态学报, 2003, 14(11): 1981–1984.

[55] 李影, 刘登义. Cu 对节节草生理代谢及抗氧化酶活性的影响研究[J]. 应用生态学报, 2006, 17(3): 498–501.

[56] 李影, 褚磊. 节节草对Cu的吸收和积累特性[J]. 生态学报, 2008, 28 (4): 1565–1572.

[57] Liu D Y, Li Y, Chu L, et al. Study of the tolerance ofto Cu stress[J]. Science China Life Sciences, 2005, 48: 150–155.

[58] 王友保, 张莉, 张凤美, 等. 大型铜尾矿库区节节草根际土壤重金属形态分布与影响因素研究[J]. 环境科学学报, 2006, 26(1): 76–84.

[59] 郭硕. 生物修复技术在土壤污染治理上的应用[J]. 哈尔滨师范大学自然科学学报, 2012, 28(2): 69–72.

[60] 刘小林. 矿区水稻土壤重金属污染及其施肥调控技术[J]. 湖北农业科学, 2010, 49(2): 487–490.

Review on model, technology and effect of phytoremediation technology on remediation of heavy metal pollution

YANG Binjuan, HUANG Guoqin

Key Laboratory of Crop Physiology, Ecology and Genetic Breeding, Research Center of Ecological Sciences, Jiangxi Agricultural University, Nanchang330045, China

Heavy metal pollution is one of the most extensive and harmful environmental problems in soil pollution nowadays. Phytoremediation technology has been paid more and more attention because of its advantages such as economy, not easy to produce secondary pollution and suitable for large-scale soil remediation. So the influence of phytoremediation technology on remediation of heavy metal pollution is taken as the research content, with emphasis on the research progress of,,,andon remediation of heavy metal pollution in soil, so as to provide certain theoretical basis and practical significance for the development of remediation technology of heavy metal pollution.

the phytoremediation technology; heavy metal pollution; model; technology

10.14108/j.cnki.1008-8873.2022.04.029

S-1

A

1008-8873(2022)04-251-06

2020-08-05;

2020-08-28

国家自然科学基金(32160528); 江西省现代农业产业体系-稻田综合种养产业技术体系(JXARS-12); 国家重点研发计划课题(2016YFD0300208); 科技部科研计划——中澳国际合作“重金属污染土壤的联合修复机制及技术研究”课题(2010DFA92360)

杨滨娟(1985—), 女, 山东淄博人, 博士, 助理研究员, 研究方向为耕作制度与农业生态研究, E-mail: yangbinjuan@jxau.edu.cn

通信作者:黄国勤(1962—), 男, 博士, 教授、博士生导师, 研究方向为作物学、生态学、农业发展与区域农业、资源环境与可持续发展等研究, E-mail: hgqjxes@sina.com

杨滨娟, 黄国勤. 植物种植修复土壤重金属污染的模式、技术与效果综述[J]. 生态科学, 2022, 41(4): 251–256.

YANG Binjuan, HUANG Guoqin. Review on model, technology and effect of phytoremediation technology on remediation of heavy metal pollution[J]. Ecological Science, 2022, 41(4): 251–256.