鈾礦山污染土壤的分布特征和植物修復研究評述

范文哲，王 瑋，吳少旭，杜喜臣

鈾礦山污染土壤的分布特征和植物修復研究評述

范文哲，王 瑋，吳少旭，杜喜臣

（核工業(yè)北京地質(zhì)研究院，北京 100029）

近年來隨著核工業(yè)的發(fā)展和核能的應用，鈾污染土壤問題逐漸引起人們的重視。與此同時，物理、化學、生物等土壤污染修復技術(shù)也得到快速發(fā)展，其中植物修復以其綠色環(huán)保、成本較低、無二次污染、可大面積修復等優(yōu)點被廣泛應用于鈾污染土壤修復。綜述我國部分鈾礦山鈾污染土壤的分布特征及植物修復、螯合劑-植物修復、植物-微生物修復四方面研究進展，并對螯合劑增強植物-微生物聯(lián)合技術(shù)進行討論與展望。

鈾礦山；土壤；植物修復；螯合劑；微生物修復

鈾礦為我國核能發(fā)展提供基本原料。隨著鈾礦開采與冶煉而產(chǎn)生的放射性核素會通過自然或人為因素進入土壤。因此，鈾礦山周圍污染土壤的控制與修復逐漸成為關(guān)注的對象。探究鈾污染土壤的分布特點與修復鈾污染土壤方法可為后續(xù)修復工程提供技術(shù)支撐。

1 土壤中鈾的來源及危害

1.1 土壤中鈾的來源

土壤中鈾的來源主要分為：天然放射性源和人為放射性源[1]。天然鈾來源是指在天然物質(zhì)中的鈾元素及其同位素如234U、235U和238U，相對豐度分別為0.005 5%、0.720%和99.27%[2]。地殼是天然放射性核素的重要貯存庫，但土壤中的放射性核素含量很低，對人類的生活影響不大。人為鈾來源主要包括三方面：（1）來自于鈾尾礦廢渣。根據(jù)中國核能行業(yè)協(xié)會發(fā)布2020年1～12月全國核電運行情況，截至2020年12月31日，我國運行核電機組共49臺，運行裝機容量為51 027.16 MWe（額定裝機容量），占全國累計發(fā)電量的4.94%。鈾礦開采、冶煉、濃縮等過程留下的尾礦、廢渣和廢氣等放射性污染物對周圍土壤造成污染。據(jù)報道我國因鈾礦開采產(chǎn)生的廢石場和尾礦庫等固體廢物堆存場地約200處，廢石總量約為2 800萬t，占地面積約250 hm2；鈾水冶廠排出的尾砂量約3 000萬t，若按平均堆放高度4 m計算，約需占地375 hm2[3]。鈾礦地區(qū)中廢渣、廢石中鈾的含量普遍比正常土壤本底值高，鈾尾礦中殘留鈾以及其他重金屬進入土壤、水體從而可能通過食物鏈進入人體[4]。（2）科研產(chǎn)生的核廢物。高校等一些科研單位應用鈾等放射性核素進行科研實驗，除此之外，核電站、核武器試驗、放射性儀表、醫(yī)療儀器、輻射加工、農(nóng)業(yè)育種和食品保藏等諸多領域都有應用。1986年4月26日切爾諾核電站發(fā)生爆炸，爆炸泄露的核燃料濃度高達60%，釋放約1.2×107TBq放射性物質(zhì)，由于放射性煙塵的擴散，整個歐洲都被籠罩在核污染的陰霾中[5-6]。2011年3月11日，日本發(fā)生地震，之后福島第一核電站發(fā)生核泄漏，嚴重污染土壤地表面和地下水以及海洋水資源，據(jù)統(tǒng)計受污染的水達到1.15萬t[7]。（3）戰(zhàn)爭中使用核武器。貧化鈾（DU）是在天然鈾中提取235U過程中產(chǎn)生的副產(chǎn)物，被用來制造貧鈾武器如貧鈾彈、穿甲炸彈、燃燒裝置等[8]。近年來，貧鈾武器經(jīng)常被用于戰(zhàn)爭，導致戰(zhàn)爭地區(qū)的水和土壤受到嚴重污染。1991年第一次海灣戰(zhàn)爭，美國及其盟國部隊共投放貧鈾彈近100萬枚，總計約3 200 t。1994年波黑沖突中北約使用1萬多枚貧鈾彈。1999年北約對南聯(lián)盟78 d轟炸期間，共使用3.1萬枚貧鈾彈。參加戰(zhàn)爭的士兵以及當?shù)厝顺霈F(xiàn)神經(jīng)衰弱、肌肉疼痛、失眠、頭暈眼花、頭發(fā)減少等奇怪的病癥，這就是著名的“海灣戰(zhàn)爭綜合癥”或“巴爾干半島綜合癥”[9]。

1.2 鈾的毒性

鈾是毒性很強的重金屬元素，其毒性主要表現(xiàn)在化學毒性和放射性毒性兩個方面，并且和鈾化合物的可溶性密切相關(guān)。土壤中溶解態(tài)鈾含量越大則化學毒性越強，不溶態(tài)鈾含量越大則放射性毒性越強[10]。鈾的放射性毒性表現(xiàn)為鈾及其子體衰變產(chǎn)生、射線，致使人體患骨癌、肺癌；化學毒性表現(xiàn)為對人體腎臟的危害[11]。環(huán)境中的鈾經(jīng)過食物鏈、呼吸、飲水等途徑進入人體，對人體造成永久性傷害。鈾具有生物動態(tài)毒性、代謝毒性和化學毒性，對哺乳動物的繁殖以及生物多樣性具有長期潛在的危害[12]。

2 鈾在土壤中分布及遷移特點

鈾（Uranium），原子序數(shù)為92，法國物理學家Antoine Henri Becquerel于1896年發(fā)現(xiàn)的第一個具有放射性的元素[13]。鈾具有銀白色金屬光澤、延展性和輕微順磁性，鈾金屬粉末可自燃、可與冷水發(fā)生反應，有很長的半衰期，238U半衰期達到4.468×109a[14]。

2.1 鈾礦區(qū)鈾在土壤中的分布特點

探明鈾礦區(qū)周邊土壤中鈾元素的分布特征可以為開展鈾尾礦庫治理及植物修復提供基礎數(shù)據(jù)與技術(shù)支撐。眾多學者表明鈾含量在平面空間及剖面空間范圍均存在差異，也存在局部富集現(xiàn)象，證明人類活動對區(qū)域土壤質(zhì)量產(chǎn)生影響[15-16]。陳井影等[15]研究我國江西省相山鈾礦山尾礦區(qū)土壤中鈾含量平面分布特征與剖面分布特征。研究表明表層（0～10 cm）土壤鈾含量在平面空間分布特征差異較大，距離尾礦壩越近的地塊鈾含量越高，最高點為當?shù)乇尘爸档?0倍。以尾礦壩體邊界為中心，在周圍不同半徑范圍內(nèi)出現(xiàn)大小不同的污染暈，并主要集中在下游地區(qū)。作者認為下游受大氣沉降/雨水沖刷等影響較大從而引起鈾分布不同?？傮w而言，土壤剖面鈾含量隨著土壤層深度的增加而減少，在0～40 cm范圍內(nèi)減少速度遠大于更深層的土壤，并且表層土壤的鈾含量總體大于深層土壤鈾含量。馬盼軍等[17]應用單因子污染指數(shù)法與地質(zhì)累積指數(shù)法對272廠鈾尾礦庫四周土壤鈾含量研究，結(jié)果表明土壤中鈾含量主要集中在鈾尾礦庫區(qū)周圍0～500 m范圍內(nèi)與NE向靠近應急處理池方向的周圍。杜洋等[18]指出南方某鈾礦山區(qū)典型場地不同深度稻田土壤中鈾元素主要集中在表層土壤中，這是由于周圍環(huán)境與表層土壤聯(lián)系緊密，土壤的過濾及吸附作用使得鈾元素易于集中在表層土壤中。深層土壤由于植物根系發(fā)達，在植物根系呼吸作用下氧氣含量小，土壤環(huán)境為還原狀態(tài)時鈾不易發(fā)生溶解遷移。植物根系分泌產(chǎn)生的有機配體如EDTA、C2H2O4等均可與4價鈾及鈾酰離子產(chǎn)生穩(wěn)定的配合物[19]。

2.2 鈾在土壤中的遷移特點

國內(nèi)、外多名學者研究成果表明重金屬的賦存形態(tài)變化左右其在土壤中的遷移及生物有效性。Ma等[20]研究重金屬對環(huán)境及人類生命活動的影響，表明土壤中重金屬的毒性取決于土壤中的化學形態(tài)。鈾是具有放射性且較為活潑的天然放射性元素，近年來研究表明鈾在土壤中存在有機質(zhì)結(jié)合態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、可交換態(tài)、吸附態(tài)（在土壤微粒和孔隙水中）、無定型鐵錳氧化物/氫氧化物結(jié)合態(tài)、晶質(zhì)型鐵錳氧化物/氫氧化物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài)等[21]。其中對環(huán)境存在威脅的鈾：①活性鈾：可交換態(tài)（水溶態(tài)）、碳酸鹽結(jié)合態(tài)。②潛在活性鈾：有機質(zhì)結(jié)合態(tài)、無定型鐵錳氧化物/氫氧化物結(jié)合態(tài)。對環(huán)境短時間沒有威脅的鈾：①惰性態(tài)鈾：晶質(zhì)型鐵錳氧化物/氫氧化物結(jié)合態(tài)。②殘渣態(tài)鈾?；钚遭櫯c潛在活性鈾易被生物吸收而呈現(xiàn)出對環(huán)境有威脅性質(zhì)，惰性態(tài)鈾與殘渣態(tài)鈾不易被生物吸收在短時間內(nèi)對環(huán)境無重大影響。

鈾在土壤中的遷移同樣受到土壤粒徑、環(huán)境溫度、pH、碳酸根離子、氧化-還原電位等土壤性質(zhì)的影響，同時也受到發(fā)生在土壤介質(zhì)中配位作用和氧化-還原反應的影響[22]。土壤中鈾的遷移可以用遷移系數(shù)表示，遷移系數(shù)越大，則表明土壤中鈾向植物體遷移的概率越大。土壤中鈾的生物有效性越大，可能對環(huán)境造成的危害就越嚴重。吳瀛灝等[23]通過對某鈾礦區(qū)土壤中鈾的吸附遷移研究發(fā)現(xiàn)環(huán)境pH值在2.0～5.0時土壤對鈾的吸附量與吸附率逐漸增加， pH值在5.0～8.0時，吸附量與吸附率逐漸減少；溫度在5～25 ℃范圍內(nèi)，土壤對鈾的吸附率會有稍微增加但是變化不明顯；減少土壤有機質(zhì)使得土壤膠體表面結(jié)構(gòu)發(fā)生變化，減少土壤表面負電荷點位從而導致土壤對鈾的吸附能力減弱。賴捷等[24]在西南某廢物處置場中研究發(fā)現(xiàn)，隨著土壤粒徑的變小，土壤對鈾的吸附系數(shù)逐漸增大，但60～80目之后變化速度逐漸變緩。在碳酸根濃度不大于0.1 mol·L-1時，隨著碳酸根濃度的增加，吸附系數(shù)逐漸減小。這可能是由于水中的碳酸根與鈾發(fā)生配合物影響土壤對鈾的吸附。

3 鈾污染土壤修復的主要方法及局限性

3.1 物理法

鈾污染土壤物理修復是采用物理工程措施以及改變土壤的物理屬性來直接達到土壤恢復可利用價值的方法[25]。一般的包括物理工程法、玻璃化技術(shù)、土壤淋洗法和電動修復法等。物理工程措施主要有客土、深耕翻土等措施。物理工程量較大，且存在污染土壤的處理問題。玻璃化技術(shù)是在高溫高壓條件下，鈾污染土壤形成玻璃態(tài)結(jié)構(gòu)，使土壤中鈾被固定穩(wěn)定化。玻璃化技術(shù)能夠從根本上去除土壤中重金屬污染，去除速度快，但是工程量大、費用高，較多用于對鈾污染嚴重地區(qū)進行搶救性修復。土壤淋洗法是通過注入淋洗液，淋洗液和污染土壤充分混合，土壤中的鈾通過溶解、乳化和化學作用滲入到淋洗液中，隨著淋洗液的吸出而去除的修復技術(shù)，該技術(shù)存在對淋洗液進行二次處理的問題。電動修復法是通過電流作用，在電場的作用下，土壤中重金屬離子（如鈾、鉛等）以電滲析和電遷移的方式向電極運輸，而后集中處理。電動修復法特別適合于低滲透的黏土和淤泥，可以控制污染物的流動方向，但是能耗高并存在一定的危險性。

3.2 化學法

鈾污染土壤化學修復主要包括土壤固化穩(wěn)定化技術(shù)、氧化-還原技術(shù)和化學提取法等[25]。固化穩(wěn)定化技術(shù)是指使用固定劑或穩(wěn)定劑來固定土壤中的有害重金屬，或者將重金屬轉(zhuǎn)化成化學穩(wěn)定形態(tài)，阻止其在環(huán)境中的遷移、擴散等過程，從而降低毒害程度。目前主要包括：（1）水泥、石灰和粉煤等無機材料固化；（2）熱塑性有機材料如聚乙烯和瀝青，以及熱固性有機材料如聚酯和脲甲醛固化；（3）玻璃化技術(shù)；（4）硫酸亞鐵、磷酸鹽和高分子有機物等化學品的穩(wěn)定化。氧化-還原技術(shù)主要通過將氧化劑混入土壤與污染物發(fā)生氧化反應，將污染物降解為低含量、低移動性物質(zhì)的技術(shù)?；瘜W提取法是指向土壤中添加螯合劑將土壤中穩(wěn)定形態(tài)的鈾轉(zhuǎn)化為絡合物和螯合物的形式而置換出來，去除鈾等污染物。常用的螯合劑有：EDTA、EDDS、NTA、檸檬酸和蘋果酸等。化學修復過程中加入的化學試劑可能對土壤造成二次污染，使土壤結(jié)構(gòu)破壞，生物活性下降和肥力退化，修復成本過高，只適用于小規(guī)模鈾污染土壤修復。

3.3 微生物法

微生物修復技術(shù)是利用特殊的微生物對鈾進行吸附與富集、溶解作用、生物轉(zhuǎn)化作用使鈾得以去除[26]。微生物修復技術(shù)的局限性在于：微生物在土壤中的移動性差，易受土壤中鈾濃度高低所帶來的毒性效應抑制；降解過程中可能產(chǎn)生有毒副產(chǎn)物；尋找合適的微生物種群較困難等。

4 鈾污染土壤植物修復研究進展

4.1 植物修復鈾污染土壤

鈾污染植物修復技術(shù)相對于其他修復技術(shù)有其特點：應用范圍廣，安全環(huán)保，成本低，操作簡單，不會造成二次污染，可大規(guī)模修復，能使土壤保持良好的結(jié)構(gòu)和肥力狀態(tài)，成為目前最具有發(fā)展前景的鈾污染土壤修復技術(shù)。植物修復技術(shù)是利用植物的生物學作用來揮發(fā)、固定、過濾、降解、提取污水或土壤中的污染物的一種綠色環(huán)保修復技術(shù)[27]。其中植物修復鈾污染土壤主要利用植物的提取作用。植物提?。和ㄟ^篩選出的鈾超積累植物或生物量大的富集植物利用其根系吸收污染土壤中的鈾并運移至植物地上部，通過收割地上部物質(zhì)帶走土壤中鈾。尋找篩選超富集植物是這一技術(shù)的關(guān)鍵。超富集植物是指植物能夠吸收重金屬的總量是普通植物的100倍以上，同時有以下基本特征：植物吸收的重金屬大部分分布在植物地上部，地上部與根濃度比值較高；體內(nèi)某元素濃度大于一定的臨界值（相同生長條件下普通植物的100倍）；在鈾污染土壤上能正常生長，不會出現(xiàn)中毒現(xiàn)象；生長周期短；生物量大；根系發(fā)達；可同時富集多種重金屬[28]。曾峰等[29]用反枝莧、紅圓葉莧、藜等16種不同科屬植物對鈾（238U 485 mg·kg-1）污染土壤進行修復研究。篩選出酸模、鬼針草、蒼耳、向日葵可以作為鈾污染土壤修復植物，地上部鈾含量分別為363.57、91.87、75.80和65.42 mg·kg-1。唐麗等[30]采用土壤盆栽實驗，共有10種植物為研究材料，包括十字花科、錦葵科和菊科等，在鈾濃度100 mg·kg-1的土壤環(huán)境中培養(yǎng)55 d后進行收割，實驗結(jié)果表明特選榨菜地上部鈾含量達到1 115 mg·kg-1，其TF、BF均大于1，艾蒿地上部鈾提取量最大為每盆1 113 μg。Wang等[31]對中國華南地區(qū)鈾尾礦土壤進行植物修復，發(fā)現(xiàn)野苧麻和苧麻另外一種品種香竺7號對鈾都有較強的生物富集作用。野生苧麻的生物富集鈾濃度高達20 μg·g-1，轉(zhuǎn)移因子＞1，可以作為鈾尾礦的修復植物。Ahmad H. Alsabbagh等[32]用向日葵對約旦鈾礦地區(qū)鈾污染土壤進行植物修復。表明向日葵地下部和地上部的生物量（植物收獲時的重量）隨時間的增加而增加，向日葵植株總鈾提取量在第4周達到最高。Shahandeh H等[33]在鈾濃度為100 mg·kg-1的土壤中種植34種植物，發(fā)現(xiàn)向日葵與印度芥菜地上部含量達到21.8與24.6 mg·kg-1，比其他植物的富集能力更強。

4.2 植物-螯合劑聯(lián)合修復鈾污染土壤

目前植物修復技術(shù)在重金屬污染土壤中的主要問題在于植物修復效率，單一的植物修復技術(shù)對重金屬污染土壤修復效率很大程度上取決于污染土壤中重金屬的生物有效性，生物有效性越低，植物修復效率往往越低，而螯合劑的使用可以提高污染土壤中重金屬的水溶性，從而提高其植物有效性，增加植物對鈾的吸收、利用和轉(zhuǎn)移等作用。

螯合劑本身含有較多的多齒狀配位體，容易和土壤中重金屬離子形成水溶性螯合物，減少重金屬和土壤礦物的結(jié)合。在螯合劑輔助植物修復重金屬污染土壤過程中，螯合劑和重金屬離子螯合不僅能提高重金屬離子的生物有效性，降低重金屬對植物的毒性，而且能夠促進植物對重金屬的吸收和植物將重金屬向地上部轉(zhuǎn)移的能力[34]。目前應用較多的螯合劑分為2種[35]：（1）氨基多羧酸（APCAs）螯合劑：①人工合成的氨基多羧酸（APCAs）螯合劑有EDTA、HEDTA、DTPA、CDTA、EGTA、EDDHA、HEIDA和HBED等；②天然的氨基多羧酸（APCAs）螯合劑有EDDS、NTA等。（2）天然低分子量有機酸（NLMWOA）：主要有檸檬酸、草酸、蘋果酸和沒石子酸等。這類螯合劑是植物根系分泌，可以控制植物根際環(huán)境，提高植物對重金屬的吸收利用。

陳立等[36]通過對比EDDS、CA和OA3種螯合劑對向日葵修復鈾污染土壤的結(jié)果得出CA比EDDS和OA更加顯著地增強土壤中鈾的可利用性，同時提高向日葵的富集系數(shù)和轉(zhuǎn)運能力。在7.5 mmol·kg-1CA作用下向日葵的轉(zhuǎn)運系數(shù)最高時為0.063，是對照組的1.42倍；向日葵地下部和地上部鈾含量分別為178.95和11.27 mg·kg-1，是對照組的2.21和3.45倍。Qi等[37]探究不同配比的低分子量有機酸混合物對鈾污染土壤植物修復的影響。發(fā)現(xiàn)在檸檬酸、蘋果酸、草酸、乳酸摩爾比為2.5：2.31：1.15：0.044時所組成混合物時作用最顯著。土壤中鈾的最大浸出率在6 d后達到55%。在盆栽實驗中低分子有機酸混合物增強芥菜地上部和地下部對鈾的積累，并在第8天和第5天達到最高值，鈾含量分別為1 528和2 300 mg·kg-1。Li等[38]在溫室環(huán)境下首次發(fā)現(xiàn)博落回（學名：Macleaya cordata (Willd.) R. Br.罌粟科，屬多年生直立草本植物）能夠增加土壤中溶解性有機碳從而提取污染土壤中的重金屬鈾。研究表明在鈾污染土壤中加入相同濃度的EDDS與檸檬酸時，EDDS促進博落回地上部提取鈾的效果更出色。

4.3 植物-微生物聯(lián)合修復鈾污染土壤

很多植物對重金屬的耐受性不高導致植物本身對重金屬污染土壤修復效率很難滿足現(xiàn)實需要。探究增強植物修復的措施刻不容緩，其中越來越多的研究表明微生物在植物修復過程中發(fā)揮重要作用。土壤中微生物增強植物抗逆性、促進植物吸收、提高生物量以及促進植物對重金屬的吸收固定，強化植物修復作用[39]。微生物與植物之間的互相作用復雜，近年來微生物聯(lián)合植物修復鈾污染土壤報道相對較少。

Sarma等[40]在鈾礦地區(qū)分離出綠膿桿菌（Pseudomonas aeruginosa）菌株，該菌株顯示出對重金屬U、Cd、Zn和Cu有很高的耐受性，對鈾具有高效的轉(zhuǎn)運能力，并且對植物沒有毒性作用，可以與植物病原菌產(chǎn)生拮抗作用。筆者認為可以作為植物根際促生菌來促進植物修復污染土壤。榮麗杉等[41]在鈾污染土壤中接種叢枝菌根真菌（AMF）后，黑麥草對鈾的抗逆性有所提高，主要體現(xiàn)在光合色素、可溶性蛋白含量比未接種的增加，植株體內(nèi)的抗氧化體系酶活性增強。接種3種叢枝菌根真菌(AMF)對黑麥草富集鈾的特征不同：接種G.mosseae的黑小麥根部鈾含量明顯增加，莖葉部含量減少，轉(zhuǎn)運系數(shù)減小；接種G.claroideum的黑麥草莖葉部鈾含量增加，轉(zhuǎn)運系數(shù)變大；接種G.tortuosum的黑麥草對鈾的富集量沒有明顯改變。鄭文君等[42]通過對蜈蚣草接種從枝根真菌地表球囊霉（GV）的鈾污染土壤盆栽實驗，結(jié)果表明，土壤中的總鈾含量在9月到次年6月期間從140 mg·kg-1下降至100 mg·kg-1。Chen等[43]采用無根毛突變體及野生型大麥為研究材料進行實驗，結(jié)果顯示，根外菌絲與根毛在鈾和磷的吸收上具有類似的效果，具有促進植物修復作用，而控制植物體內(nèi)鈾的分配的關(guān)鍵菌種是菌根真菌。Rufyiki等[44]的研究發(fā)現(xiàn)，從枝根真菌（AM）能促進土壤中的鈾向植物根系遷移，同時由于AM擁有的特殊結(jié)構(gòu)又能限制植物根系中的鈾的向上部遷移，有效地緩解鈾對植物的毒害。郝等[28]通過對24種牧草進行鈾脅迫下的種子萌發(fā)篩選，再對5種菌種進行鈾脅迫下的正交組合實驗，最后利用根部添加微生物的牧草對鈾污染土壤進行聯(lián)合修復，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在150 mg·kg-1的鈾污染土壤中，多花黑麥草與微生物組合進行聯(lián)合修復時，地上部鈾的富集量為600 mg·kg-1；單年生黑麥草與組合聯(lián)合修復時，地上部鈾的富集量為800 mg·kg-1。Chen等[45]在鈾濃度111 mg·kg-1的污染土壤中進行兩種菌根真菌對植物吸收鈾的影響，結(jié)果表明兩種菌根真菌都能顯著增加植物根部對鈾的吸收，可將植物轉(zhuǎn)運系數(shù)（TF）從7增加到14，并且在收獲期植物根部鈾濃度的最高可以達到1 574 mg·kg-1。

5 結(jié)語

植物修復鈾污染土壤具有治理成本較低、環(huán)境友好、可適用于大面積修復等優(yōu)點，越來越受到關(guān)注。但單一的植物修復存在生物量小，周期較長，修復效率低等問題需要解決。今后的研究重點可能包括：1）繼續(xù)篩選富集能力高、轉(zhuǎn)運系數(shù)大、耐鈾性強、生物量大、生長速度快的植物物種；2）加強對螯合劑的研發(fā)，研究出選擇性強、溶解性大、對植物毒性低、易生物降解的螯合劑；3）繼續(xù)篩選抗毒性強、修復效率高、對環(huán)境沒有毒害的微生物物種；4）利用轉(zhuǎn)基因、細胞雜交和生物誘變等現(xiàn)代生物技術(shù)對植物、微生物進行定向改造，使其具有更高的修復效率；5）進一步研究聯(lián)合修復方式。根據(jù)不同修復方式的優(yōu)點，取長補短，例如植物-螯合劑-微生物綜合修復鈾污染土壤等方式。

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Distribution characteristics and phytoremediation of uranium-contaminated soil in uranium mines: A review

FAN Wenzhe，WANG Wei，WU Shaoxu，DU Xichen

（Beijing Research Institute of Uranium Geology，Beijing 100029，China）

With the development of the nuclear industry and the application of nuclear energy, the problem of uranium contaminated soil is becoming more and more serious. At the same time, physics, chemistry, biology and other soil pollution remediation technologies have also been rapidly developed. Phytoremediation is widely used in uranium contaminated soil because of its advantages of green environment protection, low cost without secondary pollution and large scale remediation. In this article, four aspects are reviewed: uranium-contaminated soil distribution characteristics, phytoremediation, chelating agents-phytoremediation, phyto-microbial remediation. Finally, the application of slow-release chelating agents in phytoremediation combine with microorganism technology is discussed and predicted.

uranium mine；soil；phytoremediation；chelator；microorganism remediation

X53

A

1672-0636(2021)03-0394-08

10.3969/j.issn.1672-0636.2021.03.014

2021-05-20；

2021-06-04

范文哲（1992— ），男，河南平頂山人，助理工程師，2019年畢業(yè)于東華理工大學，主要從事環(huán)境修復工作。E-mail：wanyifany@163.com