幾種重金屬(Pb、Zn、Cd、Cu)的超富集植物種類及增強(qiáng)植物修復(fù)措施研究進(jìn)展

聶亞平, 王曉維, 萬(wàn)進(jìn)榮, 尹陽(yáng)陽(yáng), 許溫蓬, 楊文亭江西農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院, 南昌 330045

幾種重金屬(Pb、Zn、Cd、Cu)的超富集植物種類及增強(qiáng)植物修復(fù)措施研究進(jìn)展

聶亞平, 王曉維, 萬(wàn)進(jìn)榮, 尹陽(yáng)陽(yáng), 許溫蓬, 楊文亭*
江西農(nóng)業(yè)大學(xué)農(nóng)學(xué)院, 南昌 330045

聶亞平, 王曉維, 萬(wàn)進(jìn)榮, 等. 幾種重金屬(Pb、Zn、Cd、Cu)的超富集植物種類及增強(qiáng)植物修復(fù)措施研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)科學(xué), 2016, 35(2): 174-182.

NIE Yaping, WANG Xiaowei, WAN Jinrong, et al. Research progress on heavy metal (Pb, Zn, Cd, Cu) hyperaccumulating plants and strengthening measures of phytoremediation[J]. Ecological Science, 2016, 35(2): 174-182.

近年來土壤重金屬污染問題越來越嚴(yán)重, 植物修復(fù)技術(shù)以其安全、廉價(jià)的特點(diǎn)正成為研究和開發(fā)的熱點(diǎn), 國(guó)內(nèi)外對(duì)利用超富集植物來修復(fù)土壤重金屬污染的研究已有大量報(bào)道。對(duì)超富集植物概念的提出及超富集植物吸收富集重金屬的機(jī)理進(jìn)行了歸納總結(jié), 主要就鉛、鋅、鎘和銅四種重金屬超富集植物的相關(guān)研究進(jìn)展進(jìn)行了分類、歸納與總結(jié), 同時(shí)還對(duì)增強(qiáng)植物修復(fù)效果的措施進(jìn)行了探討, 以期為進(jìn)一步合理有效利用植物修復(fù)土壤主要重金屬污染提供一定的參考依據(jù)。

土壤; 重金屬; 超富集; 植物修復(fù)

1 前言

隨著工業(yè)化、城鎮(zhèn)化和農(nóng)村集約化的快速發(fā)展,礦山開采和冶煉、城市污水排放、含重金屬的農(nóng)藥和除草劑的大量使用以及畜牧業(yè)糞污的過量還田等都導(dǎo)致土壤系統(tǒng)中的重金屬累積量不斷增加, 同時(shí)重金屬在土壤中移動(dòng)性小, 不易淋溶, 難以被微生物降解, 致使部分土壤中重金屬含量超過土壤合理容納量, 造成農(nóng)田作物減產(chǎn)甚至絕收, 并且通過食物鏈在各個(gè)營(yíng)養(yǎng)級(jí)之間傳遞和富集, 將對(duì)人體產(chǎn)生嚴(yán)重的潛在危害。據(jù)統(tǒng)計(jì), 從 2009年至 2011年2 月, 僅2年間我國(guó)就有30多起重特大重金屬污染事件, 嚴(yán)重影響了群眾健康[1]。目前我國(guó)重金屬污染農(nóng)田超過3億畝, 約占總耕地面積的16.67%[2]。

據(jù)報(bào)道, 全球每年釋放的銅、鎘、鉛、鋅重金屬污染物分別達(dá)到93.90萬(wàn)噸、2.2萬(wàn)噸、78.30萬(wàn)噸和135.00萬(wàn)噸[3]。治理土壤重金屬污染是21世紀(jì)全球迫切需要解決的環(huán)境污染問題之一。在治理土壤重金屬污染方法中, 常用的有客土法、施用石灰或者螯合劑、化學(xué)淋溶法等方法, 這些方法在對(duì)污染土壤改良或者修復(fù)中雖具有一定的作用, 但在實(shí)踐中卻往往都存在某些局限[4–5]。如工藝復(fù)雜,耗時(shí)耗工, 成本高昂, 且土壤結(jié)構(gòu)和肥力容易遭到破壞, 對(duì)于低濃度、大范圍重金屬污染的土壤不適于用上述方法治理。近年來發(fā)展起來的植物修復(fù)技術(shù)以其安全、廉價(jià)的特點(diǎn)正成為研究和開發(fā)的熱點(diǎn)[6–7]。

2 超富集植物概念的提出及其吸收富集重金屬的機(jī)理

“超富集”一詞源于Reeves報(bào)道在新喀里多尼亞喜樹屬的一種植物對(duì)鎳的超累積吸收[8–9], 而超累積植物則在1977年被Brooks等[10]首次提出, 并用于描述干葉片組織對(duì)鎳的吸收大于 1000 μg·g–1, 是生長(zhǎng)在非污染土壤中其他常見植物體內(nèi)含量100到1000倍的植物。Reeves在1992年為鎳超富集植物下了明確的定義[11]: “生長(zhǎng)在自然棲息地的植株地上部干物質(zhì)中鎳的累積量至少達(dá)到1000 μg·g–1”。植物地上部干物質(zhì)中重金屬累積量達(dá)到某個(gè)臨界水平即可認(rèn)定為超富集植物。按照 Baker等[12]的報(bào)道, 重金屬超富集植物具有以下三個(gè)重要特征: 第一, 超富集植物地上部分的重金屬含量是同等生境條件下其它普通植物含量的 100倍以上; 第二, 在重金屬污染地生長(zhǎng)旺盛, 生物量大, 能正常完成生活史,一般不會(huì)發(fā)生重金屬毒害現(xiàn)象; 第三, 由于不同重金屬在地殼中的豐度以及在土壤和植物中的背景值存在較大差異, 因此對(duì)不同重金屬, 其超富集植物富集質(zhì)量分?jǐn)?shù)界限也有所不同。根據(jù)Baker和Brooks的參考值, 鎘達(dá)到100 mg·kg–1, 鈷、銅、鎳、鉛達(dá)到1000 mg·kg–1, 錳、鋅達(dá)到10000 mg·kg–1可認(rèn)定為超富集植物。

迄今為止, 有關(guān)于超富集植物吸收富集重金屬的機(jī)理尚無(wú)明確定論。在重金屬的脅迫下, 植物根系分泌的高親和力大分子蘋果酸、檸檬酸等有機(jī)酸可與重金屬結(jié)合形成絡(luò)合物, 從而促進(jìn)植物對(duì)重金屬的吸收使土壤中自由重金屬的濃度降低,進(jìn)而減緩重金屬的毒性[13]。Whiting等[14]研究發(fā)現(xiàn), 超富集植物相比于非超富集植物而言, 其根系更為發(fā)達(dá),根毛更為稠密, 對(duì)重金屬的吸收更為有利。有研究表明, 非超富集植物主要吸收以水溶態(tài)和交換態(tài)形式存在的重金屬, 而超富集植物除了直接吸收水溶態(tài)的重金屬之外, 可分泌相關(guān)物質(zhì)調(diào)節(jié)土壤環(huán)境降低pH值使其酸化釋放其他形態(tài)重金屬, 進(jìn)而促進(jìn)植物對(duì)重金屬的吸收[15]。Shen等[16]對(duì)超富集植物T. Caerulescens的不同品系研究表明, 管家(housekeeping)基因是控制其對(duì)Zn超富集性狀的調(diào)控基因。Lasat等研究發(fā)現(xiàn)超富集植物T. Caerulescens可高速、大量吸收Z(yǔ)n的主要原因是, 因其根細(xì)胞質(zhì)膜上擁有更多的Zn2+運(yùn)載位點(diǎn)以及質(zhì)膜上有高密度Zn2+運(yùn)載蛋白[17]。

針對(duì)主要的土壤重金屬污染, 研究如何運(yùn)用植物進(jìn)行土壤修復(fù), 一直是各國(guó)科學(xué)家共同研究的熱點(diǎn)。到目前為止, 已篩選出眾多重金屬超富集植物?，F(xiàn)根據(jù)植物富集不同重金屬的種類, 本文就鉛、鋅、鎘和銅四種重金屬超富集植物進(jìn)行了概述與總結(jié),以期為進(jìn)一步合理有效利用植物修復(fù)土壤主要重金屬污染提供一定的參考依據(jù)。

3 鉛、鋅、鎘和銅超富集植物種類

3.1 鉛超富集植物

在自然界中, 由于鉛具有很高的負(fù)電性, 容易與鐵、鋁的氧化物、有機(jī)質(zhì)及碳酸形成共價(jià)化合物,因此難以被植物吸收, 含量一般僅為10 mg·kg–1(干重)左右, 較難達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn), 已經(jīng)報(bào)道的鉛富集植物主要有以下幾種(表1)。劉秀梅等[18]通過溫室沙培盆栽實(shí)驗(yàn)對(duì)鉛鋅尾礦區(qū)附近6種土著植物進(jìn)行鉛含量的研究表明, 羽葉鬼針草(Bidens maximovicziana)和酸模(Rumex acetosa-L.)對(duì)鉛有很好的耐性, 可以作為先鋒物種來修復(fù)被鉛污染的土壤。Antiochia等[19]通過植物組織培養(yǎng)發(fā)現(xiàn)香根草地上部 Pb含量可達(dá)到2458—4069 mg·kg–1。Shu等[20]發(fā)現(xiàn)香根草因其生物量大, 植被覆蓋率高, 是中國(guó)鉛鋅礦復(fù)墾中最有效的植物之一。聶俊華等[21]通過溫室沙培和土培試驗(yàn)對(duì)鉛鋅尾礦庫(kù)36種植物進(jìn)行篩選, 發(fā)現(xiàn)香根草、綠野莧菜、羽葉鬼針草、紫穗槐和蒼耳等富鉛植物。湯葉濤等[22]通過野外調(diào)查和營(yíng)養(yǎng)液培養(yǎng)試驗(yàn)成功在云南蘭坪縣金頂鉛鋅礦區(qū)篩選出多金屬超富集植物—圓錐南芥(Arabis PaniculataL.)。

表1 常見鉛超富集植物及其吸附特征Tab. 1 Common lead hyperaccumulating plants and the accumulation characteristics

3.2 鋅超富集植物

鋅是植物生長(zhǎng)的必需元素, 在植物體內(nèi)具有調(diào)節(jié)植物光合作用速率, 調(diào)控蛋白質(zhì)合成過程, 促進(jìn)生長(zhǎng)素合成等眾多重要的生理作用。而過量的鋅卻能導(dǎo)致植物體內(nèi)葉綠素含量下降, 植株矮小等不良反應(yīng)[29–30]。鋅的超富集植物常見于十字花科遏藍(lán)菜屬的植物[31–32], 而何蘭蘭等[33]以30余種十字花科植物為材料對(duì)鋅吸附特征的研究發(fā)現(xiàn), 印度芥菜(Brassica juncea)、蕓苔(Bnapus)、蕪箐(Brapa)三種植物對(duì)鋅具有極強(qiáng)的吸收能力, 且其生物量可達(dá)遏藍(lán)菜的10倍以上, 是極具應(yīng)用價(jià)值的幾種植物。自然狀態(tài)下鋅礦通常和鉛礦伴生, 因此在篩選鋅超富集植物時(shí), 要兼顧植物對(duì)鋅鉛兩種重金屬的耐性,且兩種重金屬對(duì)植物的毒性不同, 這為篩選鋅超富集植物造成一定難度, 因此關(guān)于鋅超富集植物的文獻(xiàn)報(bào)道就相對(duì)較少。通過整理收集, 筆者將常見的鋅(超)富集植物歸納為表 2。

3.3 鎘超富集植物

鎘是一種具有強(qiáng)毒性的重金屬, 正常條件下,植物體內(nèi)鎘含量一般不超過1 mg·kg–1, 與其他重金屬相比具有高毒性特征, 對(duì)環(huán)境破壞性大, 同時(shí)鎘進(jìn)入食物鏈對(duì)生物體的毒害具有隱蔽性和累積性?；阪k的強(qiáng)危害性, 國(guó)內(nèi)外對(duì)鎘超富集植物做了大量的研究工作。侯伶龍等[40]通過采集自然條件的魚腥草和未受污染的土壤, 在實(shí)驗(yàn)室條件下研究結(jié)果發(fā)現(xiàn), 魚腥草(Huttuynia cordata)對(duì)鎘具有一定富集能力, 雖未達(dá)到超富集植物水平, 但因其根系發(fā)達(dá),生長(zhǎng)快, 分布地域廣, 是理想的修復(fù)鎘污染的材料。聶發(fā)輝等[41]通過室外盆栽試驗(yàn)表明, 商陸(Phytolacc acinos)莖葉中Cd 含量均超過了100 mg·kg–1, 達(dá)到超富集植物的標(biāo)準(zhǔn), 且其生物量大、生長(zhǎng)速度快, 是一種較理想的鎘污染修復(fù)植物。Sun等[42]研究發(fā)現(xiàn)添加0.1 g·kg–1EDTA后, 龍葵(Solanum nigrm)對(duì)鎘的吸附量較對(duì)照組增加了51.6%。據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道, 常見的鎘超富集植物如表 3。

3.4 銅的超富集植物

銅和鋅一樣是植物生長(zhǎng)必需元素, 同時(shí)也是一種重金屬污染元素。銅在植物體內(nèi)可作為多種酶的輔基, 且對(duì)非催化蛋白質(zhì)也具有很強(qiáng)的親合力。當(dāng)銅含量達(dá)到一定程度時(shí), 便會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生毒害。銅進(jìn)入細(xì)胞后能直接或間接啟動(dòng)膜質(zhì)的過氧化作用,導(dǎo)致膜的損傷和破壞; 同時(shí)能改變植物體內(nèi)抗氧化酶系統(tǒng)的活性[54–55], 嚴(yán)重影響植物正常的生理活動(dòng)。目前在非洲剛果地區(qū)已發(fā)現(xiàn)的銅超富集植物至少有32種[56], 在中國(guó)也發(fā)現(xiàn)了本土特征種, 如海州香薷(Elsholtzia splendens)[57]和鴨跖草(Commelina communis)[58]。Rajakaruna在斯里蘭卡發(fā)現(xiàn)5種植物的銅吸附總量均超過1000mg·kg–1, 其中Geniospourum tenuiflorum吸附量達(dá)到2299 mg·kg–1, 已達(dá)到超富集植物標(biāo)準(zhǔn)。綜合來看, 銅的超富集植物在全球都有一定的分布, 基本集中于鴨跖草科、唇形科、石竹科、馬齒莧科、莎草科等科屬。而這些超富集植物均存在分布地域范圍狹小的問題, 只能在特定的生境中生長(zhǎng), 且僅在該生境中表現(xiàn)出超累積特性[59]。因此銅超富集植物的異域種植及其應(yīng)用還存在較大的研究空間。常見的銅的超富集植物及其吸附特征見表4。

表2 常見鋅超富集植物及其吸附特征Tab. 2 Common zinc hyperaccumulating plants and its accumulation characteristics

表3 常見鎘超富集植物及其吸附特征Tab. 3 Common cadmium hyperaccumulating plants and its accumulation characteristics

一般而言,較為理想的超富集植物還應(yīng)該具有以下特點(diǎn): 生長(zhǎng)周期較短、抗蟲抗病能力較強(qiáng)、以及地上部生物量較大、而且能同時(shí)富集2種或2種以上重金屬。研究發(fā)現(xiàn), 狼把草、龍葵對(duì)Cd和Zn的富集系數(shù)均大于1, 且地上部Cd和Zn的含量均大于根部Cd和Zn的含量, 表現(xiàn)出超累積植物的特征[67]。湯葉濤等[22]發(fā)現(xiàn), 圓錐南芥(Arabis paniculata)是一種可以同時(shí)富集Pb、Zn、Cd等重金屬的多超富集植物。王學(xué)東等[68]研究表明, 東景南天(Sedumalfredii)可以同時(shí)富集Zn和Cd, 鳳眼蓮(Eichhornia crassipes) 對(duì)Cd和Pb富集也均可達(dá)到超累積植物的標(biāo)準(zhǔn)。超累積植物可同時(shí)富集兩種或兩種以上重金屬的能力對(duì)于解決土壤復(fù)合污染的問題有著至關(guān)重要的作用, 同時(shí)其復(fù)雜的富集機(jī)制也成為國(guó)內(nèi)外科研工作者關(guān)注的難點(diǎn)和重點(diǎn)。

表4 常見銅(超)富集植物及其吸附特征Tab. 4 Common copper hyperaccumulating plants and its accumulation characteristics

4 增強(qiáng)植物修復(fù)效果措施

4.1 微生物聯(lián)合植物修復(fù)

微生物聯(lián)合植物修復(fù)可以分為以下兩類, 細(xì)菌聯(lián)合植物修復(fù)和菌根真菌聯(lián)合植物修復(fù)。細(xì)菌分泌的植物生長(zhǎng)調(diào)節(jié)劑、螯合劑、抗生素等物質(zhì)能夠增強(qiáng)植物的環(huán)境適應(yīng)能力, 并且能夠有效緩解土壤中重金屬的毒性和供給植物營(yíng)養(yǎng)物質(zhì), 從而提高了植物的修復(fù)效率。劉莉華等[69]通過對(duì)龍葵接種內(nèi)生細(xì)菌后發(fā)現(xiàn), 龍葵對(duì)鎘的吸收量增大 83.01%, 顯著促進(jìn)了龍葵的生長(zhǎng)。Sun等[70]在海州香薷和鴨跖草中接種厚壁菌等耐銅細(xì)菌后發(fā)現(xiàn), 兩種植物的地上部銅含量增加了 63%—125%根部和地上部干物質(zhì)量分別增加了132%—155%和71%—83%。Leung等[71]研究發(fā)現(xiàn), 接種菌根菌后, 蜈蚣草體內(nèi)的砷含量可達(dá)到2054 mg·kg–1, 生物量增加17.8 g·pot–1, 說明接種菌根菌后真菌生長(zhǎng)出的菌絲體能在通過增大吸收面積增加接種植物的營(yíng)養(yǎng)供給, 從而提高植物的生物量, 進(jìn)而提高累積植物的重金屬吸附量。Thompson等[72]的盆栽實(shí)驗(yàn)表明, 亞麻接種VA菌根后, 促進(jìn)亞麻對(duì)磷、鋅的吸收, 顯著提高亞麻磷、鋅的累積量。

4.2 農(nóng)藝措施

不同農(nóng)藝措施能夠改變植物生長(zhǎng)的微環(huán)境。其中增加土壤養(yǎng)分, 添加螯合劑等多種方式能夠起到增加植物吸附量的作用。同時(shí)間套作模式可利用不同植物在同一地塊內(nèi)競(jìng)爭(zhēng)的關(guān)系, 增強(qiáng)了根系物質(zhì)的分泌, 活化土壤養(yǎng)分, 這些分泌物中主要是有機(jī)酸, 有機(jī)酸能使土壤中的重金屬形成螯合物, 同時(shí)降低了土壤pH值, 增強(qiáng)了重金屬的生物有效性, 從而提高植物根系吸附重金屬的能力。周建利等通過3年 5次試驗(yàn)結(jié)果表明玉米和東南景天間作有利于降低土壤鎘污染[73]。Li等[74]通過 7種不同植物與玉米間作發(fā)現(xiàn), 玉米對(duì)鎘的耐受能力和吸附能力分別提高了35%和52%。Wu等[75]盆栽試驗(yàn)證明在鎘濃度為7.67 mg·kg–1的試驗(yàn)條件下套作伴礦景天與一串紅在 6個(gè)月內(nèi)伴礦景天的地上部鎘含量達(dá)到18.5 mg·pot–1。Cotter等[76]研究發(fā)現(xiàn)磷酸鹽可以促使鉛在細(xì)弱剪股穎(Agrostis capillaris)根際土壤中形成磷氯鉛礦, 從而使鉛難溶, 難以被生物所利用, 降低了 Pb對(duì)植物的毒害。劉筱等[77]研究發(fā)現(xiàn), 施氮200 mg·kg–1能顯著提高Pb脅迫下紫萼玉簪(Hosta. yentriocsa)葉綠素含量及地上部生物量, 從而增加了紫萼玉簪的地上部Pb含量, 活化紫萼玉簪體內(nèi)抗氧化酶活性, 提高紫萼玉簪對(duì)Pb的抗性。楊剛等[78]發(fā)現(xiàn), 施用銨態(tài)氮肥能提高魚腥草的富鉛能力。席磊等[66]研究發(fā)現(xiàn), 施用 CO2極顯著提高印度芥菜地下部對(duì)Zn的吸附量, 顯著提高印度芥菜的對(duì)Zn的轉(zhuǎn)運(yùn)系數(shù)。

4.3 水分管理

土壤水分變化可顯著改變土壤性質(zhì)進(jìn)而影響土壤重金屬有效性。水分管理通過調(diào)控土壤中重金屬的生物有效性, 促進(jìn)或抑制植物生長(zhǎng)發(fā)育, 進(jìn)而調(diào)控植物重金屬修復(fù)效率。研究表明, 灌溉模式的改變使得稻田土壤理化性質(zhì)、水稻植株根系生長(zhǎng)規(guī)律等發(fā)生一系列變化, 將會(huì)導(dǎo)致土壤重金屬賦存形態(tài)及其有效性發(fā)生變化, 進(jìn)而引起重金屬滲漏淋失、地表徑流過程、作物吸收富集等差異[79]。李劍睿等[80]水稻盆栽試驗(yàn)表明, 長(zhǎng)期淹水處理的水稻根表Fe(Ⅱ)含量比常規(guī)處理(灌漿期無(wú)明顯水層)增加了1.2倍, 根表Cd含量則只有常規(guī)處理的82.6%。酸性礦山廢水污灌區(qū)重金屬污染水稻土條件下盆栽水稻試驗(yàn)表明, 土壤水分含量對(duì)水稻根際土壤中As、Cu和Zn的含量影響不大, 但隨著土壤水分含量的增加, 在分蘗期根際土壤中Cd的含量略有升高。水稻根、莖葉和籽粒中As、Fe的含量都顯著增加, Cu、Cd含量則逐漸減少, 莖葉中 Zn含量也逐漸減少。不同的重金屬種類對(duì)土壤水分含量的響應(yīng)不一樣[81]。彭世彰等[82]田間試驗(yàn)表明, 與淹水灌溉相比, 控制灌溉可減少水稻全生育期稻田土壤 Cd、Cr淋失量53.3%和19.3%, 還使0—20 cm土壤Cd、Cr含量分別下降了1.2%和0.6%, 同時(shí)增大了土壤Cd、Cr在植株體內(nèi)的吸收。節(jié)水灌溉還可以增加重金屬 Cd在水稻植株根系的分布[83]。但也有研究表明, 與長(zhǎng)期風(fēng)干土壤相比, 經(jīng)干濕交替后風(fēng)干土壤重金屬有效性降低或顯著降低[84]。過度缺水會(huì)減弱植物修復(fù)重金屬污染土壤的能力[85], 在種植過程中需進(jìn)行適當(dāng)?shù)乃止芾硪蕴岣咧参镄迯?fù)效率[86]。

4.4 植物修復(fù)劑

土壤中重金屬大都難以被植物吸收, 加入特定的添加劑可以提高重金屬生物有效性, 還可以增強(qiáng)植物對(duì)重金屬的耐性, 提高其對(duì)重金屬土壤的修復(fù)能力。螯合劑和有機(jī)酸等添加劑能夠促使重金屬離子解吸和溶解, 提高其生物有效性。螯合劑乙二胺四乙酸(EDTA)是一種投入到土壤中能夠形成水溶性的金屬－螯合劑絡(luò)合物的植物修復(fù)劑, 它能夠改變重金屬在土壤中的賦存形態(tài), 提高重金屬的生物有效性, 強(qiáng)化植物對(duì)目標(biāo)重金屬的吸收, 是目前研究最多的一種螯合劑[87–88]。劉亮等[89]盆栽試驗(yàn)表明, EDTA促進(jìn)了欒樹對(duì)Mn、Pb的吸收。吳秋玲等[90]研究表明, 添加螯合劑 EDTA有利于提高鉛脅迫下的黑麥草修復(fù)效果。武慧斌等[91]盆栽試驗(yàn)表明, 添加EDTA有利于銅脅迫下的向日葵銅吸收累積量。覃勇榮等[92]指出EDTA具有促進(jìn)桑樹和任豆幼苗吸收重金屬 Pb的作用。李鳳玉等[93]也指出螯合劑EDTA具有增加商陸和胭脂草地上部的Mn含量, 提高了從土壤中向植物地上部轉(zhuǎn)移的能力。EDTA( 乙二胺四乙酸) 具有較強(qiáng)的絡(luò)合能力, 但 EDTA 在環(huán)境中不易被生物降解, 施入土壤中殘留期較長(zhǎng), 存在潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。需要尋找環(huán)境友好型的替代品, GLDA(谷氨酸 N,N—二乙酸)用于淋洗污染土壤的重金屬已有研究報(bào)道[94], 初步研究發(fā)現(xiàn)可生物降解螯合劑GLDA 在誘導(dǎo)超富集植物東南景天提取土壤重金屬方面具有潛力[95], 衛(wèi)澤斌等[96–197]盆栽試驗(yàn)研究表明, 可生物降解螯合劑GLDA在誘導(dǎo)植物修復(fù)重金屬污染土壤特別是Cd和Zn污染土壤具有明顯潛力。聚天冬氨酸, 進(jìn)一步用水合肼和乙醇胺對(duì)PASP進(jìn)行衍生化, 淋洗實(shí)驗(yàn)證明用乙醇胺改性的 PASP對(duì)重金屬的活化效果得以提高,為修復(fù)被重金屬污染的土壤提供了一種較好的絡(luò)合劑。張?chǎng)蔚萚98]采用土柱淋濾實(shí)驗(yàn), 研究不同濃度的聚天冬氨酸(PASP)對(duì)重金屬鉛(Pb)、鎘(Cd)的活化能力(加入淋出量和空白對(duì)比)。結(jié)果表明, 在一定濃度范圍內(nèi), PASP對(duì)Pb 和Cd 的活化能力隨PASP濃度的增加而增加。在盆栽模擬實(shí)驗(yàn)中發(fā)現(xiàn), PASP對(duì)玉米修復(fù)重金屬污染土壤有明顯的強(qiáng)化作用。

5 研究展望

現(xiàn)在篩選的超富集植物大多是生長(zhǎng)周期長(zhǎng), 生物量小的超富集植物種類, 應(yīng)多考慮從污染地直接篩選出對(duì)重金屬耐受的植物, 利用土著植物對(duì)重金屬具有耐受性, 通過檢查其體內(nèi)重金屬含量, 從而篩選出生物量大, 生長(zhǎng)周期短的植物, 從而使植物后期灰化回收植物吸收的重金屬更加具有可行性。已有報(bào)道將超富集植物印度芥菜做成納米材料, 用于工業(yè)生產(chǎn)[31]。

超富集植物篩選還可以結(jié)合分子生物學(xué)手段,通過轉(zhuǎn)基因技術(shù), 將超富集植物的耐受基因和超累積調(diào)控基因轉(zhuǎn)入生物量大, 生長(zhǎng)快的污染地土著植物內(nèi), 通過篩選強(qiáng)化, 最終得到超富集基因工程植物[48,99]。由于現(xiàn)階段篩選出的超富集植物大多都是特定單一重金屬富集植物, 而在礦區(qū)或是污染地帶,通常發(fā)生的是多金屬?gòu)?fù)合污染, 但對(duì)多種金屬有吸附能力的超富集植物少見報(bào)道[100], 多金屬超富集植物也值得進(jìn)一步深入研究。

[1] 姜妮. 重金屬污染危害凸顯[J]. 環(huán)境經(jīng)濟(jì)學(xué), 2011, 10: 10–14.

[2] 宋偉, 陳百明, 劉琳. 中國(guó)耕地土壤重金屬污染概況[J].水土保持研究, 2013, 20(2): 293–298.

[3] SINGH A K, HASNAIN S I, BANERJEE D K, et al. Grain size and geochemical portioning of heavy metals in sediments of the Danodar River e a tributary of the lower Ganga India[J]. Environmental Geology, 2003, 39: 90–98.

[4] BARCEL J, POSCHENRIEDER C. Phytoremediation: principles and perspectives[J]. Contributions to Science, 2003, 2(3): 333–334.

[5] BAKER A J M, MCGRATH S P C, SIDOLI M D, et al. The possibility of in situ heavy metal decontamination of polluted soils using crops of metal-accumulating plants[J]. Resourource Conservation and Recycling, 1994, 11: 41–49.

[6] GLICK B R. Phytoremediation: Synergistic use of plants and bacteriato clean up the environment[J]. Biotechnology Advance, 2003, 21: 383–393.

[7] 牛之欣, 孫麗娜, 孫鐵珩. 重金屬污染土壤的植物—微生物聯(lián)合修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2009, 28(11): 2366–2373.

[8] JAFFRE T, BROOKS R R, Lee J, et al. Sebertia acuminata:a hyperaccumulator of nickel from New Caledonia[J]. Science, 1976, 193: 579–580.

[9] SWENSON U, MUNZINGER J. Revision of Pycnandra subgenus Sebertia (Sapotaceae) and a generic key to the family in New Caledonia[J]. Adansonia, 2010, 32: 239–249.

[10] BROOKS R R, LEE J, REEVES R D et al, Detection of nickeliferous rocks by analysis of herbarium specimens of indicator plants[J]. Journal of Geochemical Exploration, 1977, 7: 49–57.

[11] REEVES R D. Hyperaccumulation of nickel by serpentine plants[M]. Intercept, Andover UK, 1992, 253–277.

[12] BAKER A J M, BROOKS R R. Terrestrial higher plants which hyperaccumulate metallic elements—a review of their distribution[J]. Ecology and phytochemistry Biorecovery, 1989, 1: 81–126.

[13] 韋朝陽(yáng), 陳同斌. 重金屬超富集植物及植物修復(fù)技術(shù)研究進(jìn)展[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2001, 21(7): 1196–1203.

[14] WHITING S N, LEAKE J R, MCGRATH S P, et al. Positive responses to Zn and Cd by roots of the Zn and Cd hyperaccumulatorThlaspi caerulescens[J]. New Phytologist, 2000, 145: 199–210.

[15] YANAI J, ZHAO F J, MCGRATH S P, et al. Effect of soil charac-teristics on Cd uptake by the hyperaccumulatorThlaspi caerulescens[J]. Environmental Pollution, 2006, 139: 167–175.

[16] SHEN Z G, ZHAO F J, MCGRATH S P. Up take and transport of zinc in the hyperaccumulatorThlaspi caerulescensand the non-hyperaccumlatorThlaspi ochroleucum[J]. Plant Cell Environment, 1997, 20: 898–906.

[17] LASAT M M, BAKER A J M, KOCHIAN L V. Physiological characterization of root Zn2+absorption and translocation to shoots in Zn hyperaccumulator andnonaccumulator species ofThlaspi[J]. Plant Physiology, 1996, 112: 1715–1722.

[18] 劉秀梅, 聶俊華, 王慶仁. 6種植物對(duì)Pb的吸收與耐性研究[J]. 植物生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 26(5): 533–537.

[19] ANTIOCHIA R, CAMPANELLA L, GHEZZI P, et al. The use of vetiver for remediation of heavy metal soil contamination[J]. Analytical and Bioanalytical Chemistry, 2007, 388(4): 947–56.

[20] SHU Wensheng, ZHAO Yunlin, YANG Bing, et al. Accumulation of heavy metals in four grasses grown on lead and zinc mine tailings[J]. Journal of Environmental Sciences, 2004, 16(5): 730–734.

[21] 聶俊華, 劉秀梅, 王慶仁. Pb(鉛)富集植物品種的篩選[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào), 2004, 20(4): 255–258.

[22] 湯葉濤, 仇榮亮, 曾曉雯, 等. 一種新的多金屬超富集植物—圓錐南芥[J]. 中山大學(xué)學(xué)報(bào), 2005, 44(4): 135–136.

[23] KRAMER U, JANET D, COTTER H, et al. Free histidine as a metal chelat or in plant s that accumulate nickel[J]. Nature, 1996, 379: 635–638.

[24] 王紅旗, 李華, 陸泗進(jìn). 羽葉鬼針草對(duì)Pb 的吸收特性及修復(fù)潛力[J]. 環(huán)境科學(xué), 2005, 26(6): 143–147.

[25] 侯曉龍, 常青山, 劉國(guó)鋒, 等. Pb超富集植物金絲草(Pogonatherum crinitum)、柳葉箬(Lsache globosa)[J]. 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2012, 6(3): 989–994.

[26] 羅于洋, 趙磊, 王樹森. 鉛超富集植物密毛白蓮蒿對(duì)鉛的富集特性研究[J]. 西北林學(xué)院學(xué)報(bào), 2010, 25(5): 37–40.

[27] 金倩, 楊遠(yuǎn)祥, 朱雪梅. 漢源普陀山鉛鋅礦區(qū)優(yōu)勢(shì)植物鉛鋅富集特性研究[J]. 西南農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2010, 23(6): 1976–1979.

[28] 李永麗, 李欣, 李碩, 等. 東方香蒲(Typha orientalisPresl)對(duì)鉛的富集特征及其EDTA效應(yīng)分析[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2005, 14(4): 555–558.

[29] 徐迪雄, 吳嘉惠. 鋅的主要生物學(xué)作用及生物學(xué)意義[J].國(guó)外醫(yī)學(xué)地理分冊(cè), 1995, 16(1): 8–11.

[30] 黃藝, 李婷, 姜學(xué)艷. 鋅對(duì)外生菌根植物蘇格蘭松幼苗鋅積累和光合作用的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2004, 24(3): 508–514.

[31] XIE Huilan, JIANG Rongfeng, ZHANG Fusuo, et al. Effect of nitrogen form on the rhizosphere dynamics and uptake of cadmium and zinc by the hyperaccumulatorThlaspi caerulescens[J]. Plant Soil, 2009, 318: 2050–215.

[32] REEVES R D, BROOKS R R. European species ofThlaspiL.(Cruciferae) as indicators of nickel and zinc[J]. Journal of Geochemical Exploration, 1983, 18: 275–283.

[33] 何蘭蘭, 角媛梅, 王李鴻, 等. Pb、Zn、Cu、Cd的超富集植物研究進(jìn)展[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2009, 32(11): 120–123.

[34] HU P J, QIU R L, SENTHILKUMAR P, et al. Tolerance, accumulation and distribution of zinc and cadmium in hyperaccumulatorPotentilla griffithii[J]. Environmental and Experimental Botany, 2009, 66: 317–325.

[35] QIU Rongliang, FANG Xiaohang, TANG Yetao, et al. Zinc hyperaccumulation and uptake by potentilla griffithii hook[J]. International Journal of Phytoremediation, 2006, 8: 299–310.

[36] 胡鵬杰, 周小勇, 仇榮亮, 等. Zn超富集植物長(zhǎng)柔毛委陵菜對(duì)Cd的耐性與富集特征[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科技學(xué)報(bào), 2007, 26(6): 2221–2224.

[37] REEVES R D, BAKER A J M, BROOKS R R. Abnormal accumulation of trace metals by plants[J]. Mining Environmental Management, 1995, 3(3): 4–8.

[38] 陸曉怡, 何池全. 蓖麻對(duì)重金屬Cd的耐性與吸收積累研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2005, 24(4): 674–677.

[39] 楊肖峨, 龍新憲, 倪吾鐘, 等. 東南景天(Sedum alfredii)——一種新的鋅超積累植物[J]. 科學(xué)通報(bào), 2002, 47(13): 1003–1006.

[40] 侯伶龍, 黃榮, 周麗蓉, 等. 魚腥草對(duì)土壤中鎘的富集及根系微生物的促進(jìn)作用[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2010, 19(4): 817–821.

[41] 聶發(fā)輝. 鎘超富集植物商陸及其富集效應(yīng)[J]. 生態(tài)環(huán)境, 2006, 15(2): 303–306.

[42] SUN yuebing, ZHOU qixing, WANG lin, et al. The Influence of different growth stages and dosage of EDTA on Cd uptake and accumulation in Cd-hyperaccumulator (Solanum nigrumL.)[J]. Bulletin of Environmental Contamination and Toxicology, 2009, 82: 348–353.

[43] 魏樹和, 周啟星, 王新. 超積累植物龍葵及其對(duì)鎘的富集特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2005, 26(3): 167–171.

[44] 魏樹和, 楊傳杰, 周啟星. 三葉鬼針草等7種常見菊科雜草植物對(duì)重金屬的超富集特征[J]. 環(huán)境科學(xué), 2008, 29(10): 2913–2918.

[45] 湯葉濤, 關(guān)麗捷, 仇榮亮, 等. 鎘對(duì)超富集植物滇苦菜抗氧化系統(tǒng)的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 30(2): 0324–0332.

[46] 李凝玉, 盧煥萍, 李志安, 等. 籽粒莧對(duì)土壤中鎘的耐性和積累特征[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2010, 16(1): 28–32.

[47] 李玉雙, 孫麗娜, 孫鐵珩, 等. 超富集植物葉用紅菾菜及其對(duì)Cd的富集特征[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 26(4): 1386–1389.

[48] 張軍, 陳功錫, 楊兵, 等. 寶山堇菜多金屬吸收特征和耐性策略[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2011, 20(6/7): 1133–1137.

[49] 劉威, 束文圣, 藍(lán)崇枉. 寶山董菜(Viola baoshanensis) —一種新的福超富集植物[J]. 科學(xué)通報(bào), 2003, 48(19): 2046–2049.

[50] 劉周莉, 何興元, 陳瑋. 忍冬—種新發(fā)現(xiàn)的鎘超富集植物[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2013, 22(4): 666–670.

[51] 韓璐, 魏嵬, 官子楸, 等. Zn/Cd 超富集植物天藍(lán)遏藍(lán)菜(Thlaspi caerulescens)中 TcCaM2 基因的克隆及在酵母中的重金屬耐受性分析[J]. 中國(guó)科學(xué)院研究生院學(xué)報(bào), 2007, 24(4): 465–472.

[52] KASHEM M A, SINGH B R, KONDO T, et al.Comparison of extractability of Cd, Cu, Pb and Zn with sequential extraction in contaminated and non- contaminated soils[J]. International Journal of Environmental Science and Technology, 2007, 4(2): 169–176.

[53] 楊卓, 陳婧, 李博文. 印度芥菜生理生化特性及其根區(qū)土壤中微生物對(duì)Cd脅迫的響應(yīng)[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 30(12): 2428–2433.

[54] 王建華, 劉鴻先, 徐同. 超氧物歧化酶(SOD)在植物逆境和衰老生理中的作用[J]. 植物生理學(xué)通訊, 1989, (1): 1–7.

[55] SCANDALIOS J G. Update on abiotic stress oxygen stress and superoxide dismutases[J]. Plant Physiology, 1993, 101: 7–12.

[56] REEVES R D, BAKER A J M. Phytoremediation of toxic metals: using plants to clean up the environment[M]. Wiley, New York, 2000: 193–229.

[57] JIANG Liya YANG Xiaoe, HE Zenli. Growth response and phytoextraction of copper at different levels in soils byElsholtzia splendens[J]. Chemosphere, 2004, 55: 1179–1187.

[58] WANG H O, SHAN X Q, WEN B, et al. Responses of antioxidative enzymes to accumulation of copper in a copper hyperaccumulator ofCommoelina communis[J]. Archieves of Environmental Contamination Toxicology, 2004, 47(2): 185–192 .

[59] KRAMER, U. Metal hyperaccumulation in plants. Annual review[J]. Plant Biology, 2010, 61: 517–534.

[60] 束文圣, 楊開顏, 張志權(quán), 等. 湖北銅綠山古銅礦冶煉渣植被與優(yōu)勢(shì)植物的重金屬含量研究[J]. 應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào), 2001, 7(1): 7–12.

[61] SHI Jiyan, YUAN Xiaofeng, CHEN Xincai, et al. Copper uptake and its effect on metal distribution in root growth zones ofCommelina communisrevealed by SRXRF[J]. Biological Trace Element Research, 2011, 141(1–3): 294–304.

[62] 楊兵, 廖斌, 鄧冬梅, 等. Cu2+對(duì)兩種生態(tài)型鴨跖草 Cu積累和抗氧化酶的影響[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2004, 24(1): 9–13.

[63] LOU laiqing, SHEN zhenguo, LI xiangdong. The copper tolerance mechanisms ofElsholtzia haichowensis, a plant from copper-enriched soils[J]. Environmental Experiment Botany, 2004, 51(2): 111–120.

[64] 李紅艷, 唐世榮, 鄭潔敏. 酸模、小頭寥和戟葉酸模對(duì)銅的耐性和積累特性研究[J]. 科技通報(bào), 2005, 21(4): 480–484.

[65] 鄭潔敏, 樓麗萍, 王世恒, 等. 一種新發(fā)現(xiàn)的銅積累植物—密毛蕨[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 17(3): 507–511.

[66] 席 磊, 王永芬, 唐世榮. 二氧化碳對(duì)銅污染土壤中印度芥菜生長(zhǎng)及其銅積累的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2007, 23(5): 381–386.

[67] 魏樹和, 周啟星, 王新. 18種雜草對(duì)重金屬的超積累特性研究[J]. 應(yīng)用基礎(chǔ)與工程科學(xué)學(xué)報(bào), 2003, 11(2): 152–158.

[68] 王學(xué)東, 周紅菊, 華珞. 植物對(duì)重金屬的抗性機(jī)理及其植物修復(fù)研究進(jìn)展[J]. 南水北調(diào)與水利科技, 4(2): 43–46.

[69] 劉莉華, 劉淑杰, 陳福明, 等. 接種內(nèi)生細(xì)菌對(duì)龍葵吸收積累鎘的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2013, 33(12): 3368–3375.

[70] SUN Leni, ZHANG Yanfeng, HE Linyan, et al. Genetic diversity and characterization of heavy metal-resistantendophytic bacteria from two copper-tolerant plant species on copper mine wasteland[J]. Bioresource Technology, 2010, 101(2): 501–509.

[71] LEUNG H M, YE Z H, WONG M H. Survival strategies of plants associated with arbuscular mycorrhizal fungi on toxic mine tailings[J]. Chemosphere, 2007, 66: 905–915.

[72] THOMPSON J P. Correction of dual phosphorus and zinc deficiencies of linseed (Linum usita tissimumL.) with cultures of vesicular-arbuscular mycorrhizal fungi[J]. Soil Biology Biochemistry, 1996, 28(6): 945–951.

[73] 周建利, 邵樂, 朱凰榕, 等. 間套種及化學(xué)強(qiáng)化修復(fù)重金屬污染酸性土壤[J]. 土壤學(xué)報(bào), 2014, 51(5): 1056–1065.

[74] LI N Y, LI Z A, ZHUANG P, et al. Cadmium uptake from soil by maize with intercrops[J]. Water Air and Soil Pollution, 2009, 199(1-4): 45–56.

[75] WU L H, LI N, BI D, et al. Zn and Cd hyperaccumulation inSedum plumbizincicolaunder different soil contamination levels and intercropping systems[M]. Biogeochemistry of trace elements: environmental protection, remediation and human health, Tsinghua University Press, Beijing 2007.

[76] COTTER H J D, CAPORN S J. Remediation of contaminated land by formation of heavy metal phosphates[J]. Applied Geochemistry, 1996, 11(3): 35–42.

[77] 劉筱, 易守理, 高素萍. 鉛脅迫對(duì)紫萼玉簪幼苗 SOD, POD和CAT活性的影響[J]. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2011, 39(14): 8244–8246.

[78] 楊剛, 伍鈞, 唐亞, 等. 不同形態(tài)氮肥施用對(duì)魚腥草吸收轉(zhuǎn)運(yùn) Pb的影響[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2007, 26(4): 1380–1385.

[79] 茆智. 水稻節(jié)水灌溉及其對(duì)環(huán)境的影響[J]. 中國(guó)工程科學(xué), 2002, 4(7): 8–16.

[80] 李劍睿, 徐應(yīng)明, 林大松, 等. 水分調(diào)控和鈍化劑處理對(duì)水稻土鎘的鈍化效應(yīng)及其機(jī)理[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 33(7): 1316–1321.

[81] 王榮萍, 張雪霞, 鄭煜基, 等. 水分管理對(duì)重金屬在水稻根區(qū)及在水稻中積累的影響[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2013(12): 1956–1961.

[82] 彭世彰, 喬振芳, 徐俊增, 等. 控制灌溉稻田土植系統(tǒng)Cd, Cr遷移轉(zhuǎn)化[J]. 排灌機(jī)械工程學(xué)報(bào), 2013, 31(7): 611–616.

[83] ZHANG Hao, LI Hongwei, YUAN Liming, et al. Post-anthesis alternate wetting and moderate soil dryingenhances activities of key enzymes in sucrose-to-starch conversion in inferior spikelets of rice[J]. Journal of Experimental Botany, 2012, 63(1): 215–227.

[84] 鄧林, 李柱, 吳龍華, 等. 水分及干燥過程對(duì)土壤重金屬有效性的影響[J], 土壤, 2014, 46(6): 1045–1051.

[85] ANGLE J S, BAKER A J M, WHITING S N, et al. Soil moisture effects on uptake of metals by Thlaspi, Alyssum and Berkheya[J]. Plant and Soil, 2003, 256: 325–332.

[86] SUNG K, YAVUZ M, DREW M C, et al. Plant and environment interactions plant contamination by organic pollutants in phytoremediation[J]. Journal of Environmental Quality, 2001, 30: 2081–209.

[87] JALALI M, KHANLARI Z V. Redistribution of fractions of zinc, cadmium, nickel, copper and lead in contaminated calcareous soils treated with EDTA[J]. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2007, 53: 519–532.

[88] SARKAR D, ANDRA S S, SAMINATHAN S K M, et al. Chelant aided enhancement of lras mobilization in residential soils[J]. Environmental Pollution, 2008, 156: 1139–1148.

[89] 劉亮, 王光軍, 朱凡, 等. EDTA與苗木生根靈對(duì)欒樹吸收Mn、Pb的交互影響[J]. 中南林業(yè)科技大學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 31(11): 114–119.

[90] 吳秋玲, 王文初, 何閃英. GA3與EDTA 強(qiáng)化黑麥草修復(fù) Pb 污染土壤及其解毒機(jī)制[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 25(10): 2999–3005.

[91] 武慧斌, 于志紅, 周莉, 等. 二氧化碳聯(lián)合螯合劑強(qiáng)化向日葵修復(fù)銅污染土壤研究[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2014, 20(6): 1525–1533.

[92] 覃勇榮, 覃艷花, 嚴(yán)軍, 等. EDTA對(duì)桑樹和任豆幼苗吸收重金屬Pb的影響[J]. 南方農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2011, 42(2): 168–172.

[93] 李鳳玉, 賈小淵, 陳玉, 等. EDTA螯合誘導(dǎo)商陸、胭脂草修復(fù)錳污染環(huán)境的研究[J]. 福建師范大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2011, 27(2): 114–119.

[94] BEGUM Z A, RAHMAN I M M, TATE Y, et al. Remediation of toxic metal contaminated soil by washing with biodegradable aminopolycarboxylate chelants [J]. Chemosphere, 2012, 87(10): 1161–1170.

[95] BEGUM Z A, RAHMAN I M M, SAWAI H, et al. Effect of extraction variables on the biodegradable chelant-assisted removal of toxic metals from artificially contaminated European reference soils[J]. Water Air and Soil Pollution, 2013, 224: 1381–1401.

[96] 衛(wèi)澤斌, 吳啟堂, 龍新憲, 等. 可生物降解螯合劑GLDA和磷素活化劑促進(jìn)東南景天提取土壤重金屬的潛力[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2014, 33(7): 1402–1404.

[97] 衛(wèi)澤斌, 陳曉紅, 吳啟堂, 等. 可生物降解螯合劑GLDA誘導(dǎo)東南景天修復(fù)重金屬污染土壤的研究[J]. 環(huán)境科學(xué), 2015, 36(5): 1864–1869.

[98] 張?chǎng)? 史璐皎, 劉曉云, 等. 聚天冬氨酸強(qiáng)化植物修復(fù)重金屬污染土壤的研究[J]. 中國(guó)農(nóng)學(xué)通報(bào), 2013, 29(29): 151–156.

[99] 殷恒霞, 李霞, 米琴, 等. 鎘、鋅、銅脅迫對(duì)向日葵早期幼苗生長(zhǎng)的影響[J]. 植物遺傳資源學(xué)報(bào), 2009, 10(2): 290–294.

[100] 黃紅英, 徐劍, 白音, 等. 不同土壤生境下斑茅對(duì)重金屬的富集特征[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 31(4): 961–966.

Research progress on heavy metal (Pb, Zn, Cd, Cu) hyperaccumulating plants and strengthening measures of phytoremediation

NIE Yaping, WANG Xiaowei, WAN Jinrong, YIN Yangyang, XU Wenpeng, YANG Wenting*
School of Agricultural Sciences,Jiangxi Agricultural University,Nanchang330045,China

With the continuous development of industry and urbanization, soil heavy metal pollution problem is becoming serious increasingly. In recent years, phytoremediation technology is becoming a hot issue because of its safety and low cost. A lot of papers have been published in domestic and foreign on using hyperaccumulating plants to manage soil heavy metal pollution. In this paper, the concept of hyperaccumulating plants and enrichment mechanism of heavy metal hyperaccumulating plants were summarized, and the paper mainly focused on classification and summarization of the research progress on four heavy metal (lead, zinc, cadmium and copper) hyperaccumulating plants. Furthermore, the strengthening measures of phytoremediation were. The aim of this work is supposed to provide a theoretic basis for further reasonable and effective utilization of phytoremediation on soil heavy metal pollution.

soil; heavy metal; hyperaccumulation; phytoremediations

10.14108/j.cnki.1008-8873.2016.02.026

X53

A

1008-8873(2016)02-174-09

2015-04-07;

2015-08-06

江西省大學(xué)生創(chuàng)新訓(xùn)練計(jì)劃項(xiàng)目(DC201307); 國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31360108); 江西省博士后科研擇優(yōu)資助項(xiàng)目(2015KY42)

聶亞平(1990—), 男, 山西省太原人, 碩士研究生, 研究方向?yàn)樽魑锷砼c栽培, E-mail: 1595358222@qq.com

*通信作者:楊文亭, 男, 博士, 助理研究員, 研究方向?yàn)檗r(nóng)業(yè)生態(tài)學(xué), E-mail: ywt111@163.com