不同栽培模式下Cd_Pb复合污染对土壤微生物及其酶活性的影响_毛亮

化工进展Chemical Industry and Engineering Progress2023 年第 42 卷第 12 期污染土壤生物修复技术的进展与工程应用现状房晓宇，卢滇楠，刘铮（清华大学化学工程系，北京 100084）摘要：人类生产和生活中对于污染物的不当处理会导致土壤污染，威胁生态安全、粮食安全和可持续发展。

土壤生物修复利用微生物来降解土壤中的有机污染物、转化重金属污染物价态或者降低其生物可利用度而降低其危害。

伴随现代生物技术的发展，土壤生物修复技术被日益广泛地应用于污染耕地和污染工业场地的修复。

本文从污染物质的转化与利用角度，概述了土壤污染物的主要类型及其所适用的生物修复技术及其进展。

重点综述了生物修复菌株的筛选、土壤微生态分析、生物修复过程强化三方面的最新进展，介绍了生物修复技术在加油站、废弃化工厂的生物修复及秸秆还田中的工程实施案例，分析了土壤生物修复技术应用中存在的问题，如土壤修复效果评估和降解菌剂性能强化等，讨论了土壤生物修复技术的研究方向和应用前景。

关键词：污染土壤；土壤生物修复；废弃秸秆中图分类号：TQ033 文献标志码：A 文章编号：1000-6613（2023）12-6498-09Recent advancements and applications of soil bioremediation techniquesFANG Xiaoyu ，LU Diannan ，LIU Zheng(Department of Chemical Engineering, Tsinghua University, Beijing 100084, China)Abstract: Soil contamination is often caused by the inappropriate treatment of industrial wastes andmunicipal sewage threatening the safety of environment, food and ecology as well as the sustainability of society. Bioremediation refers to the application of microorganisms to dissociate organic compounds, detoxifying heavy metal ions or reducing their bioavailability. The advancement of biotechnology has empowered technical innovation of bioremediation methods and their applications in the treatment ofcontaminated farmland and wasted plant site. This review starts with a brief introduction to bioremediationtechniques and their applications to three major types of soil contaminants. The applicability of these methods was discussed from the viewpoint of contaminates transformation and utilization. The technical advancement in the selection and screening of degradation microorganisms, molecular biology methods for assessing microbiological ecology as well as novel bioaugmentation principles were detailed. The applications of bioremediation techniques in the treatment of gas stations, abandoned plants and straw mulching were described. The problems in the development of soil bioremediation techniques such as the assessment of soil remediation outcome, formation of high performance degrading microbial consortia wereoutlined, as well as the prospects of soil remediation techniques.Keywords: contaminated soil; soil bioremediation; straw综述与专论DOI ：10.16085/j.issn.1000-6613.2023-0046收稿日期：2023-01-10；修改稿日期：2023-02-20。

污染土壤修复技术对土壤酶活性的影响评价污染土壤修复技术是指采用一系列环境科学和工程技术手段，以减轻或消除土壤中的污染物，使土壤恢复到一定的生态环境基准水平。

在进行土壤修复过程中，土壤酶活性是一个重要的评价指标之一。

一、土壤酶活性的作用和意义土壤酶是一种催化生物化学反应的生物催化剂，直接参与土壤中的有机物的分解、转化和形态转变等过程。

土壤酶活性反映了土壤中微生物和土壤植物系统的状态，也是土壤生态功能的重要组成部分。

因此，评价土壤酶活性对于了解土壤生态系统的恢复情况和土壤修复技术的效果具有十分重要的意义。

二、污染土壤修复技术对土壤酶活性的影响1. 生物修复技术生物修复技术是一种利用微生物或植物通过吸收、分解或转化污染物的方法来修复土壤的技术。

研究表明，生物修复技术可以提高土壤中的微生物种群和活性，从而增强土壤酶的产生和活性。

例如，通过引入具有降解能力的微生物，对有机污染土壤进行修复，可以促进土壤中酶的活性增加，提高土壤的有机物降解能力。

2. 物理修复技术物理修复技术主要通过物理方法将有机污染物从土壤中分离出来，或者改变土壤结构来修复土壤。

这些物理修复技术往往对土壤酶活性影响较小，但是影响土壤中微生物的生存环境，从而间接影响土壤酶活性。

例如，热风蒸汽解吸技术在修复含有挥发性有机物的土壤时，虽然可以有效去除挥发性有机物，但同时也会对土壤中的微生物群落和酶活性造成一定的影响。

3. 化学修复技术化学修复技术主要通过添加化学剂改变土壤环境或者与污染物发生化学反应来修复土壤。

一些研究表明，某些化学修复技术对土壤酶活性有一定的抑制作用，可能会导致土壤酶活性的下降。

但同时，也有研究表明，适量的化学修复剂可以改善土壤pH值和养分状况，从而促进土壤酶的产生和活性。

三、土壤酶活性评价指标评价土壤酶活性的常用指标主要包括脯氨酸酒石酸酯酶(FDA酶)、过氧化氢酶(POD酶)、蔗糖酶(SUC酶)、脱氢酶(DHA酶)等。

这些指标可以从不同的侧面评价土壤中酶的类型和活性水平。

印度芥菜和香根草对Pb污染土壤的修复效能及作用途径陈友媛;卢爽;惠红霞;狄玥莉;孙萍【摘要】为探究印度芥菜(Brassica juncea)和香根草(Vetiveria zizanioides L)对Pb污染土壤的修复效能和作用途径,采用Pb污染土壤[w(Pb)为400～2 000mg/kg]进行为期30 d的盆栽试验,分析植物对Pb的耐受性、积累能力和固定效果.结果表明:①印度芥菜和香根草对Pb的积累主要集中在根部,两种植物根部累积的w(Pb)分别为206.62～902.40和288.42 ～1 102.47 mg/kg,单株植物的Pb 积累量分别为70.75 ～138.31和99.09 ～220.49 μg,香根草对Pb污染土壤的修复效能高于印度芥菜.②印度芥菜和香根草对Pb的去除率随土壤中w(Pb)的增加而降低,对Pb的固定率则随土壤中w(Pb)的增加而增加,二者对Pb的去除率最大值分别为1.02％和1.78％,对Pb的固定率可达11.22％和16.78％,两种植物对Pb污染土壤修复的主要途径为植物固定.③主成分分析表明,w(脯氨酸)对植物Pb积累过程具有重要作用.研究显示,相比于印度芥菜,香根草更适用于Pb污染土壤的植物修复.%Considering the serious pollution of lead (Pb) in soil,it is urgent to effectively select Pb-tolerant plant species.Pot experiments were conducted to investigate the remediation efficiency of Brassica juncea and Vetiveria zizanioides L.for Pb-contaminated soil through phytoextraction and phytostabilization,with Pb concentrations of 400,800,1200,1600 and 2000 mg/kg respectively and the experiment cycle as 30 d.The tolerability,accumulation and immobilization capacity of these two plants for Pb were compared.The results showed:(1) Pb was mainly accumulated in the roots,and the accumulation capacity of V.zizanioides L.was higher than that of B.juncea,with the concentrations of B.juncea and V.zizanioidesL.reaching 206.62-902.40 mg/kg and 288.42-1102.47 mg/kg in roots respectively,and accumulation amounts as 70.75-138.31 μg/plant and99.09-220.49 μ g/plant respectively.This indicated that V.zizanioidesL.displayed a better remediation efficiency than B.juncea.(2) The Pb removal rates of V.zizanioides L.and B.juncea decreased with the increaseof Pb content in soil,while the immobilization rates increased with the increase of Pb content in soil.The maximum removal rates were as low as 1.02％ and 1.78％ respectively,and the immobilization rates reached 11.22％and 16.78％ respectively.The remediation pathway of the two plants was identified as phytostabilization rather than phytoextraction.(3) The resultsof principal component analysis showed that proline played an important role in accumulating Pb.V.zizanioides L.could be used as an alternative plant for phytoremediation of Pb-contaminated soil.【期刊名称】《环境科学研究》【年(卷),期】2017(030)009【总页数】8页(P1365-1372)【关键词】Pb;印度芥菜;香根草;植物提取;植物固定;修复效能;作用途径【作者】陈友媛;卢爽;惠红霞;狄玥莉;孙萍【作者单位】中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学,海洋环境与生态教育部重点实验室,山东青岛266100;中国海洋大学,山东省海洋环境地质工程重点实验室,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100;中国海洋大学环境科学与工程学院,山东青岛266100【正文语种】中文【中图分类】X53重金属的非生物降解性使其在土壤中长期存在[1]，Pb作为生物生长的非必需元素[2]，会对生态环境和人类健康产生毒性作用[3]. 据统计[4]，大陆地壳中w(Pb)为14.8 mg/kg，随着铅矿开采和精炼产业的不断发展，致使越来越多的Pb进入土壤中. 近年来血铅中毒事件的频发使得土壤Pb污染引起了人们的广泛关注.植物修复作为一种生态友好型的原位修复技术，具有重要的研究价值和广阔的应用前景. 印度芥菜(Brassica juncea)具有大量积累多种重金属的能力，是重金属污染土壤修复常用的引进植物[5]，原产地主要为印度和日本，在我国主要分布于西北各地和西南高原[6]. 杨卓等[7]研究发现，当土壤中w(Pb)为32.54～944.06mg/kg时，印度芥菜根部积累的w(Pb) 最高可达734.95 mg/kg. 蒋先军等[8]研究也指出，印度芥菜可大量吸收重金属污染土壤中的Pb. 香根草(Vetiveria zizanioides L.)原产于印度等热带地区，我国野生香根草多分布于华南、华东和西南等地，是生长于铅锌矿区的土著植物，对重金属具有一定的耐受性，Gautam 等[9]通过复合污染土壤的野外试验发现，香根草对Pb的积累效果优于其他重金属.目前对植物修复Pb污染土壤的研究多集中于植物对Pb的积累能力，但对植物修复的另一主要作用途径——植物固定的研究较少. 当土壤Pb污染严重尤其是生物有效态含量较高时，植物对Pb的积累会对植物生长产生影响，进而降低植物对Pb的积累能力，使得单纯的植物提取可能不会达到理想的修复效果. 在高生物有效态Pb胁迫下，印度芥菜和香根草生长受限条件下对Pb污染土壤的修复效能和主要修复作用途径尚不清楚，有待于进一步探究.为了明确印度芥菜和香根草对Pb污染土壤的修复效能和主要作用途径，笔者进行了为期30 d的室内盆栽试验，以耐受性为基础，结合植物积累和植物固定两种作用途径，综合评价两种植物对Pb污染土壤的修复效能，以期为科学筛选Pb污染土壤修复的植物资源提供理论支持.1.1 试验材料1.1.1 供试植物印度芥菜(Brassica juncea)，十字花科芸薹属植物，其生长迅速、生物量大，对多种重金属具有一定的耐性. 香根草(Vetiveria zizanioides L.)，禾本科香根草属，多年生草本植物，具有适应能力强、生长繁殖快、根系发达、耐旱耐瘠等特性. 两种植物种子均购自顺利种业有限公司.1.1.2 供试土壤供试土壤采自中国海洋大学花园内的表层(0～20 cm)土壤，土壤样品采回后自然风干、研磨过2.5 mm筛，室温下保存备用. 供试土壤的pH为6.26，w(有机质)为23.52 g/kg，阳离子交换量(CEC)为37.95 cmol/kg，w(Pb)为3.35 mg/kg. 1.2 试验设计盆栽试验采用直径12 cm、高14 cm的塑料花盆，每盆土壤用量为1 kg(以干土计). 供试土壤设置w(Pb) 分别为0(CK)、400、800、1 200、1 600、2 000mg/kg. 按照上述浓度将Pb以Pb(NO3)2溶液的形式均匀加入，充分混匀，于室内25 ℃下平衡1周后用于试验，各处理重复3次.选择饱满度一致的印度芥菜和香根草种子，用10%过氧化氢溶液浸泡消毒30 min，用去离子水冲洗后播种于处理好的土壤中，待种子出苗1周后间苗，每盆保留长势一致的印度芥菜和香根草幼苗各5株. 植物生长期间根据水分蒸发情况，不定期补充蒸馏水，使土壤含水量保持田间持水量；生长期采用自然光源，温度保持在20～30 ℃.植株生长30 d后破坏性取样，测定植物各项生长、生理指标，并收获植物. 收获的植株用去离子水快速洗净，然后将地上部和根部分开处理后的植物样品在105 ℃下杀青30 min，70 ℃烘干至恒质量. 烘干的样品粉碎过0.425 mm筛，用于测定植物中w(Pb). 将收获植物后的各组土壤样品风干后进行Pb形态测定，分析植物对土壤中Pb生物有效性的影响.1.3 分析方法1.3.1 植物生长、生理指标的测定试验结束后，用直尺测量植物株高、根长，烘干后称其干质量. 选取植物相同部位叶片测定各项生理指标：脯氨酸含量采用酸性茚三酮比色法[10]测定；根系活力采用氯化三苯基四氮唑法[10]测定；丙二醛含量采用硫代巴比妥酸法[10]测定；SOD(超氧化物歧化酶)、CAT(过氧化氢酶)活性分别采用氮蓝四唑还原法[10]和紫外吸收法[10]测定.1.3.2 土壤中Pb形态分布的测定土壤中Pb的形态分析采用BCR三级连续提取法[11]，不同形态提取的难易程度为酸可提取态>可还原态>可氧化态>残渣态. 前三种形态在土壤中具有较高的活性，为生物有效态. 残渣态Pb生物可利用性较低，在土壤中极为稳定，为非生物有效态.1.3.3 植物中w(Pb)的测定向1 g粉碎的植物样品中依次加入浓硝酸、双氧水和高氯酸，逐渐升高电炉温度，再加入5 mL浓硝酸，加热至溶液变为无色，冷却至室温后加入2 mL硝酸，稍加热后冷却至室温. 将消解液移至25 mL容量瓶中定容摇匀，用火焰原子吸收分光光度法测定w(Pb)，并计算BCF(富集系数)和TF(转运系数).式中：BCFr和BCFs分别为植物根部和地上部分对Pb的富集系数；Cr和Cs分别为植物根部和地上部分的w(Pb)(以干质量计)，mg/kg；Cw为土壤中w(Pb)，mg/kg；TF为转运系数.另外设置空白试验作为对照，同时加入国家标准植物样品(GBW07602)进行质量控制，样品回收率为95%～102%. 试验过程中所使用的化学试剂均为分析纯，购自青岛安立信商贸有限公司.1.4 试验仪器紫外可见分光光度计(TU- 1810，北京普析通用仪器有限责任公司)；原子吸收光谱仪(Solar M6，美国热电公司).1.5 数据分析应用SPSS 19.0软件对数据进行方差分析(ANOVA)和P=0.05水平下的Tukey检验；相关分析采用Pearson相关系数，并用Two-tailed进行显著性检验；采用主成分分析法对植物的生长生理指标与Pb积累量进行分析. 统计数据采用Origin 8.5软件绘图.2.1 印度芥菜和香根草对Pb胁迫的耐受性2.1.1 印度芥菜和香根草的生长状况Pb胁迫下印度芥菜和香根草的株高、根长和生物量见表1. Pb胁迫对印度芥菜的株高和根长均表现出明显的抑制作用(P<0.05)，w(Pb)为 2 000 mg/kg 时，其株高和根长分别仅为对照组的35.8%和48.4%. 当w(Pb)为400 mg/kg时，香根草的株高和根长略高于对照组；随着w(Pb)的升高，香根草的生长受到抑制，但作用并不明显，当w(Pb)达 2 000 mg/kg 时，其株高和根长分别为对照组的95.7%和93.7%. Pb胁迫对香根草的生长起到低促高抑的作用，这与铅富集植物荠菜表现出类似的趋势[12].Pb胁迫下，两种植物的生物量均显著下降(P<0.05)，并且印度芥菜的下降趋势更为明显. 当w(Pb) 为 1 200 mg/kg时，印度芥菜的生物量与对照组相比下降了43.2%，而当w(Pb)增至 1 600 mg/kg时，其降幅达51.4%，明显高于相同处理下香根草的降幅(36.8%).2.1.2 印度芥菜和香根草的生理代谢Pb胁迫下印度芥菜和香根草的根系活力如图1所示. 由图1可以看出，Pb胁迫下两种植物的根系活力明显降低(P<0.05). 香根草的根系活力总体上均大于印度芥菜，当w(Pb)达 2 000 mg/kg时，印度芥菜和香根草的根系活力与对照组相比分别下降了76.5%和58.8%，说明印度芥菜根系活力对Pb胁迫较为敏感.Pb胁迫下植物的w(脯氨酸)见图1. 由图1可得，w(Pb)分别为400和800mg/kg时，印度芥菜和香根草的w(脯氨酸)分别开始显著升高(P<0.05)，随着w(Pb)的升高，w(脯氨酸)变化更加显著，最高值分别可达对照组的9.2和2.7倍. 印度芥菜的w(脯氨酸)明显高于香根草，印度芥菜需要合成更多的脯氨酸来平衡渗透势.Pb胁迫下印度芥菜和香根草的丙二醛含量变化见图2. 由图2可见，随着w(Pb)的升高，两种植物叶片中丙二醛含量均表现出不同程度的增加. 当w(Pb) 为800mg/kg时印度芥菜丙二醛含量开始显著升高(P<0.05)，香根草的丙二醛含量则在w(Pb)为1 600 mg/kg时开始显著升高(P<0.05)，达到对照组的1.4倍. 最高浓度下印度芥菜和香根草的丙二醛含量分别可达对照组的2.7和1.7倍. 丙二醛是膜脂过氧化反应的产物，可作为衡量膜脂过氧化损伤的指标[13]，重金属胁迫会诱导紫穗槐[14]、东南景天[15]等植物丙二醛含量升高. 该研究表明，印度芥菜中丙二醛含量明显高于香根草，说明印度芥菜对Pb胁迫较为敏感.重金属胁迫下植物产生的活性氧会对细胞产生毒害，SOD能及时清除超氧阴离子自由基[16]，CAT则能清除SOD的歧化产物H2O2，减缓膜系统的损伤[17]. Pb胁迫下植物SOD活性和CAT活性见图2. 由图2可见，两种植物的两种抗氧化酶活性均表现出先升高后下降的趋势. 其中，印度芥菜的SOD活性最高值出现在w(Pb)为 1 200 mg/kg处，高出对照组77.4%；而CAT活性在w(Pb)为800 mg/kg时最高，与对照组相比增加了122.2%. 对于香根草，两种抗氧化酶活性均在w(Pb)为 1 200 mg/kg时达到最高，分别高出对照组86.3%和140.1%. 该研究表明，当w(Pb)不高于 1 200 mg/kg时，植物的抗氧化酶系统基本能清除过量的氧自由基，此时两种植物对Pb的耐受能力较强.Pb胁迫下两种植物的生长、生理指标分析结果表明，香根草对Pb胁迫的耐受性优于印度芥菜.2.2 印度芥菜和香根草对土壤中Pb的积累2.2.1 印度芥菜和香根草的Pb积累浓度Pb胁迫下印度芥菜和香根草地上部和根部w(Pb) 如图3所示. 由图3可见，两种植物根部w(Pb)均高于地上部，并且香根草w(Pb)高于印度芥菜. 随着土壤w(Pb)的升高，印度芥菜和香根草积累的w(Pb) 不断增加. 地上部w(Pb)分别为52.76～185.93和74.37～275.61 mg/kg，根部w(Pb)分别为206.62～902.40和288.42～1 102.47 mg/kg.印度芥菜和香根草的BCF和TF如表2所示. 由表2可见，随着w(Pb)的升高，两种植物地上部和根部BCF基本呈下降趋势，并且植物根部对Pb的富集能力高于地上部，当w(Pb)为 2 000 mg/kg时，印度芥菜和香根草的BCFr分别达地上部的5.0和3.9倍.香根草和印度芥菜的TF分别在w(Pb)为400和800 mg/kg处达到最高值，分别为0.26和0.31.植物对重金属的BCF和TF能够体现植物对重金属毒性的耐受机制[18]. 该研究中两种植物的TF均远小于1，说明Pb被植物根部吸收后较难向地上部分转运，在Jesteban等[19]的研究中也出现了类似现象. 究其原因，可能是由于植物吸收的Pb大部分以难溶态形式积累在根部[20]，与根部细胞壁中的配体发生包括离子交换、吸附、络合、沉淀和结晶在内的多种反应[21]，形成重金属螯合物固定在液泡中，致使其向地上部分的转移不易发生.2.2.2 印度芥菜和香根草的Pb积累量由积累浓度和生物量计算得到两种植物的Pb积累量如图4所示. 尽管植物的生物量随着土壤中w(Pb) 的升高而降低，由于其积累浓度的增加，使得植物对Pb的积累量呈上升趋势. 当土壤中w(Pb)为400 mg/kg时，印度芥菜和香根草的Pb积累量分别为70.75 和99.09 μg/株；当w(Pb)为2 000 mg/kg时，积累量达到最大值，分别为138.31和220.49 μg/株.Pb毒性对植物生长生理过程的干扰会影响植物对Pb的积累，为探究植物生长生理状况和植物Pb积累量的关系，该研究对植物的生长、生理指标及Pb积累量进行主成分分析(见图5). 图5表明，w(脯氨酸)与植物Pb积累量呈显著正相关，脯氨酸对植物的Pb积累量起到重要作用. 脯氨酸能够缓冲细胞的氧化还原电势[22- 23]，维持原生质与环境的渗透平衡，稳定亚细胞结构[24]；另外,脯氨酸能够与蛋白质结合，保护生物大分子结构和功能的稳定性[25].2.3 印度芥菜和香根草对土壤中Pb的固定2.3.1 印度芥菜和香根草对土壤Pb形态分布的影响植物收获后土壤中Pb形态分布如图6所示. 对照组土壤中Pb的分布规律为可还原态>酸可提取态>可氧化态>残渣态，并且生物有效态Pb占比随w(Pb) 增加而增大，高达88.06%～91.21%，此时土壤中Pb主要以生物有效态形式存在.印度芥菜和香根草均可使土壤中的Pb由生物有效态向残渣态的转化，从而降低土壤中Pb的生物有效性，将Pb进行有效固定. 印度芥菜和香根草使活性最高的w(酸可提取态Pb)分别降低了69.44～308.32和74.51～416.99 mg/kg；w(残渣态Pb)由33.30～97.02 mg/kg分别增至69.12～321.35和94.02～432.55mg/kg. 植物对重金属形态的影响与其根系分泌物有关. 朱鸣鹤等[26]发现，海三棱藨草根系分泌的酒石酸、甲酸和乳酸能够降低Pb的生物有效性. 该研究中香根草对Pb形态的影响效果较为显著，这与其发达的根系有关.2.3.2 印度芥菜和香根草对土壤中Pb的去除率和固定率由土壤中Pb总量和w(残渣态Pb)的变化量计算得到植物对Pb的去除率和固定率如图7所示. 由图7可见，印度芥菜和香根草对Pb的去除率随土壤中w(Pb)的升高而降低，Pb的固定率则随w(Pb)升高表现出增加的趋势，当土壤中w(Pb)为400 mg/kg时，印度芥菜和香根草对Pb的去除率达到最大，分别为1.02%和1.78%；当w(Pb)为2 000 mg/kg时，二者对Pb的固定率分别可达11.22%和16.78%，两种植物对Pb的固定率始终高于去除率.植物可以通过根系作用将土壤中的重金属进行钝化或固定[27]. Dushenkov等[28]指出，Pb能够与植物分泌的磷酸盐结合，形成难溶性磷酸铅沉淀. 该研究选用的两种植物尤其是香根草具有发达的根系，因此可能是根系及其分泌物影响了Pb的存在形态，进而降低了Pb的生物有效性，实现了土壤中Pb的固定.在“土壤-Pb-植物”体系中，植物一方面通过积累将Pb从土壤中提取出来，另一方面通过根系及其分泌物的活动将Pb固定在土壤中. 印度芥菜和香根草对土壤中Pb积累效果的研究多有报道. 林诗悦等[29]指出，当土壤中w(Pb)为300～1 000 mg/kg时，印度芥菜根部积累的w(Pb)为9.0～341.1 mg/kg. 钟珍梅等[30]发现，当土壤中w(Pb)为 1 000 mg/kg时，香根草根部积累的w(Pb)为136 mg/kg. 该研究通过综合分析高浓度Pb胁迫下植物对Pb的积累和固定发现，印度芥菜和香根草对Pb的固定效果优于积累效果，此时两种植物修复Pb污染土壤的作用途径主要表现为植物固定. Ahemad[31]提出，植物提取方法适用于重金属浓度较低的土壤，当重金属浓度较高时，植物修复的主要作用途径为植物固定，这与笔者所得研究结果一致.Pb在植物中的超积累是一种罕见的现象，目前被证明的Pb超积累物种只有产自意大利北部铅锌矿区的圆叶遏蓝菜和产自英格兰奔宁山脉铅矿区的天蓝遏蓝菜[32]，而超积累植物的生长受地域、气候等影响较大，导致其在植物修复中应用受限[33]. 该研究发现，印度芥菜和香根草对污染严重土壤中的Pb具有一定的积累效果和固定能力，可作为Pb污染土壤修复的植物资源. 香根草对Pb的固定率和去除率均高于印度芥菜，说明香根草更适用于高浓度Pb污染土壤的修复.a) 植物的生长生理指标表明，香根草的Pb耐受性优于印度芥菜；两种植物对Pb的积累主要集中在根部，香根草的Pb积累能力优于印度芥菜，香根草根部w(Pb)为288.42～1 102.47 mgkg，积累量为99.09～220.49 μg株，表明香根草对Pb 污染土壤的修复效能高于印度芥菜.b) 两种植物对Pb的去除率随土壤w(Pb)的升高而降低，对Pb的固定率则表现出相反的趋势，印度芥菜和香根草对Pb的去除率最大为1.02%和1.78%，对Pb的固定率可达11.22%和16.78%，表明土壤中w(Pb)较高时，两种植物对Pb污染土壤修复的主要作用途径为植物固定.c) 主成分分析的结果表明，作为植物受到逆境胁迫的渗透调节物质，脯氨酸含量对两种植物的Pb积累过程具有重要作用.[1] LU Kouping,YANG Xing,GIELEN G,et al.Effect of bamboo and rice straw biochars on the mobility and redistribution of heavy metals in contaminated soil[J].Journal of Environmental Management,2017,186:285- 292.[2] MAHAR A,WANG P,ALI A,et al.Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils:areview[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2016,126:111- 121.[3] YANG Zhangmei,FANG Zhanqiang,TSANG P E,et al.In situ remediation and phytotoxicity assessment of lead-contaminated soil by biochar-supported nHAP[J].Journal of Environmental Management,2016,182:247- 251.[4] WEDEPOHL K H.The composition of the continental crust[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1995,59(7):1217- 1232.[5] KUMAR P B,DUSHENKOV V,MOTTO H,et al.Phytoextraction:the use of plants to remove heavy metals from soils[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1231- 1238.[6] 杨红霞.镉形态分析与微区分布的质谱连用技术方法研究及其在印度芥菜耐镉机制中的应用[D].北京:中国地质科学院,2013.[7] 杨卓,韩德才,李博文.不同栽培条件下印度芥菜对重金属的吸收比较[J].环境科学研究,2014,27(3):295- 300. YANG Zhuo,HAN Decai,LI parative study of different cultivation conditions on the absorption of heavy metals in Brassica juncea[J].Research of Environmental Sciences,2014,27(3):295- 300.[8] 蒋先军,骆永明,赵其国,等.重金属污染土壤的植物修复研究:Ⅰ.金属富集植物Brassica juncea对铜、锌、镉、铅污染的响应[J].土壤,2000,32(2):71- 74. JIANG Xianjun,LUO Yongming,ZHAO Qiguo,et al.Phytoremediation of heavy metal-contaminated soils:Ⅰ.response of metal accumulator plant Brassica juncea to soil contamination of copper,zinc,cadmium andlead[J].Soils,2000,32(2):71- 74.[9] GAUTAM M,AGRAWAL M.Phytoremediation of metals using vetiver (Chrysopogon zizanioides (L.) Roberty) grown under different levels of red mud in sludge amended soil[J].Journal of GeochemicalExploration,2017.doi:10.1016j.gexplo.2017.03.003.[10] 蔡庆生.植物生理学试验[M].北京:中国农业大学出版社,2013.[11] 张朝阳,彭平安,宋建中,等.改进BCR法分析国家土壤标准物质中重金属化学形态[J].生态环境学报,2012,21(11):1881- 1884. ZHANG Chaoyang,PENG Pingan,SONG Jianzhong,et al.Utilization of modified BCR procedure for the chemical speciation of heavy metals in Chinese soil referencematerial[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21(11):1881- 1884. [12] 刘英杰,朱雪梅,林立金,等.冬季农田杂草荠菜对铅的生理响应及积累特性研究[J].农业环境科学学报,2016,35(1):29- 36. LIU Yingjie,ZHU Xuemei,LIN Lijin,et al.Physiological responses and lead accumulation of the winter weed Capsella bursa-pastoris under lead stress[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(1):29- 36.[13] 孙约兵,王永昕,李烨,等.Cd-Pb复合污染土壤钝化修复效率与生物标记物识别[J].环境科学研究,2015,28(6):951- 958. SUN Yuebing,WANG Yongxin,LI Ye,et al.Effectiveness of immobilization of Cd and Pb combined contaminated soil and biomarker identification[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(6):951- 958.[14] BANKAJI I,CACADOR I,SLEIMI N.Physiological and biochemical responses of Suaeda fruticosa to cadmium and copperstresses:growth,nutrient uptake,antioxidant enzymes,phytochelatin,and glutathione levels[J].Environmental Science and PollutionResearch,2015,22(17):13058- 13069.[15] HUANG H G,GUPTA D K,TIAN S K,et al.Lead tolerance and physiological adaptation mechanism in roots of accumulating and non-accumulating ecotypes of Sedum alfredii[J].Environmental Science andPollution Research International,2012,19(5):1640- 1651.[16] LI Ying,ZHOU Chuifan,HUANG Meiying,et al.Lead tolerance mechanism in Conyza canadensis:subcellulardistribution,ultrastructure,antioxidative defense system,and phytochelatins[J].Journal of Plant Research,2016,129(2):251- 262.[17] GILL R A,ZANG Lili,AIL B,et al.Chromium-induced physio-chemical and ultrastructural changes in four cultivars of Brassica napusL.[J].Chemosphere,2015,120:154- 164.[18] 何俊,王学东,陈世宝,等.典型污灌区土壤中Cd的形态、有效性及其影响因子[J].中国环境科学,2016,36(10):3056- 3063. HE Jun,WANG Xuedong,CHEN Shibao,et al.The forms,bioavailability of Cd in soils of typical sewage irrigation fields in northern China and its control factors[J].China Environmental Science,2016,36(10):3056- 3063.[19] JESTEBAN J P,ESCOLASTICO C,FERNANDEZ J R,et al.Bioavailability and extraction of heavy metals from contaminated soil by Atriplexhalimus[J].Environmental and Experimental Botany,2013,88:53- 59. [20] 林海,张海丽,董颖博,等.重金属复合污染下草本植物两两组合水培的富集特性[J].环境科学研究,2016,29(8):1154- 1162. LIN Hai,ZhANG Haili,Dong Yingbo,et al.Enrichment characteristics of various heavy metals by four herbaceous plants in pair combination under hryroponicculture[J].Research of Environmental Sciences,2016,29(8):1154- 1162. [21] HU Rui,SUN Kun,SU Xue,et al.Physiological responses and tolerance mechanisms to Pb in two xerophils:Salsola passerina Bunge and Chenopodium album L.[J].Journal of HazardousMaterials,2012,205206:131- 138.[22] ASHRAF M,FOOLAD M R.Roles of glycine betaine and proline in improving plant abiotic stress resistance[J].Environmental and Experimental Botany,2007,59(2):206- 216.[23] MOLINARI H B C,MARUR C J,DAROS E,et al.Evaluation of the stress-inducible production of proline in transgenic sugarcane (Saccharum spp.):osmotic adjustment,chlorophyll fluorescence and oxidativestress[J].Physiologia Plantarum,2007,130(2):218- 229.[24] PATEL A,PANDEY V,PATRA D D.Influence of tannery sludge on oil yield,metal uptake and antioxidant activities of Ocimum basilicum L. grown in two different soils[J].Ecological Engineering,2015,83:422- 430.[25] 王宝山.逆境植物生理学[M].北京:高等教育出版社,2010.[26] 朱鸣鹤,方飚雄,庞艳华,等.海三棱藨草(Scirpus mariqueter)根系低分子量有机酸对根际沉积物重金属生物有效性的影响[J].海洋与湖沼,2010,41(4):583- 589. ZHU Minghe,FANG Biaoxiong,PANG Yanhua,et al,Effect of low molecular weight organic acids of root exudates on heavy metal bioavilability around Scirpus mariqueter rhizosphere sediment[J].Oceanollgia Et Linmnologia Sintca,2010,41(4):583- 589.[27] ALI H,KHAN E,SAJAD M A.Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications[J].Chemosphere,2013,91:869- 881.[28] DUSHENKOV V,NANDAKUMAR P B A,MOTTO H,etal.Rhizofiltration:the use of plants to remove heavy metals from agueous streams[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1239- 1245. [29] 林诗悦,冯义彪.镉锌铅复合污染土壤的超富集植物修复能力研究[J].环境工程,2017,35(3):168- 173. LIN Shiyue,FENG Yibiao.Study on phytoremediation of hyperaccumulators for cadmium,zinc and lead in the multiple contaminated soils[J].Environmental Engineering,2017,35(3):168- 173. [30] 钟珍梅,王义翔,杨冬雪,等.4种植物对铅、镉和砷污染土壤的修复作用研究[J].农业环境科学学报,2010,29:123- 126. ZHONG Zhenmei,WANG Yixiang,YANG Dongxue,et al.Phytoremediation effects of four plants on contaminated soils by heavy metal lead,cadmium and arsenic[J].Journal of Agro-Environment Science,2010,29:123- 126.[31] AHEMAD M.Enhancing phytoremediation of chromium-stressed soils through plant-growth-promoting bacteria[J].Journal of Genetic Engineering and Biotechnology,2015,13:51- 58.[32] ZAIER H,GHNAYA T,LAKHDAR A,et parative study of Pb-phytoextraction potential in Sesuvium portulacastrum and Brassica juncea:tolerance and accumulation[J].Journal of HazardousMaterials,2010,183:609- 615.[33] SARWAR N,IMRAN M,SHAHEEN M R,et al.Phytoremediation strategies for soils contaminated with heavy metals:modifications and future perspectives[J].Chemosphere,2017,171:710- 721.【相关文献】[1] LU Kouping,YANG Xing,GIELEN G,et al.Effect of bamboo and rice straw biochars on the mobility and redistribution of heavy metals in contaminated soil[J].Journal of Environmental Management,2017,186:285- 292.[2] MAHAR A,WANG P,ALI A,et al.Challenges and opportunities in the phytoremediation of heavy metals contaminated soils:a review[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2016,126:111- 121.[3] YANG Zhangmei,FANG Zhanqiang,TSANG P E,et al.In situ remediation and phytotoxicity assessment of lead-contaminated soil by biochar-supported nHAP[J].Journal of Environmental Management,2016,182:247- 251.[4] WEDEPOHL K H.The composition of the continental crust[J].Geochimica et Cosmochimica Acta,1995,59(7):1217- 1232.[5] KUMAR P B,DUSHENKOV V,MOTTO H,et al.Phytoextraction:the use of plants to remove heavy metals from soils[J].Environmental Science & Technology,1995,29(5):1231- 1238.[6] 杨红霞.镉形态分析与微区分布的质谱连用技术方法研究及其在印度芥菜耐镉机制中的应用[D].北京:中国地质科学院,2013.[7] 杨卓,韩德才,李博文.不同栽培条件下印度芥菜对重金属的吸收比较[J].环境科学研究,2014,27(3):295- 300. YANG Zhuo,HAN Decai,LI parative study of different cultivation conditions on the absorption of heavy metals in Brassica juncea[J].Research of Environmental Sciences,2014,27(3):295- 300.[8] 蒋先军,骆永明,赵其国,等.重金属污染土壤的植物修复研究:Ⅰ.金属富集植物Brassica juncea对铜、锌、镉、铅污染的响应[J].土壤,2000,32(2):71- 74. JIANG Xianjun,LUO Yongming,ZHAO Qiguo,et al.Phytoremediation of heavy metal-contaminated soils:Ⅰ.response of metal accumulator plant Brassica juncea to soil contamination of copper,zinc,cadmium and lead[J].Soils,2000,32(2):71- 74.[9] GAUTAM M,AGRAWAL M.Phytoremediation of metals using vetiver (Chrysopogon zizanioides (L.) Roberty) grown under different levels of red mud in sludge amendedsoil[J].Journal of Geochemical Exploration,2017.doi:10.1016j.gexplo.2017.03.003.[10] 蔡庆生.植物生理学试验[M].北京:中国农业大学出版社,2013.[11] 张朝阳,彭平安,宋建中,等.改进BCR法分析国家土壤标准物质中重金属化学形态[J].生态环境学报,2012,21(11):1881- 1884. ZHANG Chaoyang,PENG Pingan,SONG Jianzhong,etal.Utilization of modified BCR procedure for the chemical speciation of heavy metals in Chinese soil reference material[J].Ecology and Environmental Sciences,2012,21(11):1881- 1884.[12] 刘英杰,朱雪梅,林立金,等.冬季农田杂草荠菜对铅的生理响应及积累特性研究[J].农业环境科学学报,2016,35(1):29- 36. LIU Yingjie,ZHU Xuemei,LIN Lijin,et al.Physiological responses and lead accumulation of the winter weed Capsella bursa-pastoris under lead stress[J].Journal of Agro-Environment Science,2016,35(1):29- 36.[13] 孙约兵,王永昕,李烨,等.Cd-Pb复合污染土壤钝化修复效率与生物标记物识别[J].环境科学研究,2015,28(6):951- 958. SUN Yuebing,WANG Yongxin,LI Ye,et al.Effectiveness of immobilization of Cd and Pb combined contaminated soil and biomarkeridentification[J].Research of Environmental Sciences,2015,28(6):951- 958.[14] BANKAJI I,CACADOR I,SLEIMI N.Physiological and biochemical responses of Suaeda。