稀土礦區植物修復研究進展

李春, 劉晶靜, 張迎賓

稀土礦區植物修復研究進展

李春, 劉晶靜*, 張迎賓

江西理工大學, 江西 南昌 330013

稀土資源過度開采嚴重地破壞了生態環境, 礦區生態修復亟待解決。綜述了我國稀土礦區的污染現狀, 歸納了礦區先鋒植物和超積累植物對稀土元素的富集和耐受機制; 探究了土壤改良劑在礦區植物修復過程中的作用, 以及根際微生物與植物聯合修復的機制; 分析了Proteobacteria(變形桿菌門)、Firmicutes(厚壁菌門)、Acidobacteria(酸桿菌門)等菌群成為植物修復中優勢類群的影響因素。最后對根際微生物與植物聯用在礦區生態修復中的研究與應用做出了展望。

稀土礦區; 植物修復; 土壤改良劑; 叢枝菌根真菌

0 前言

我國以36.9%的稀土資源承擔著全球80%的市場供應，稀土資源銷量、出口量、儲存量都居全球首位。隨著稀土在高科技領域地位不斷提升，稀土資源需求量逐年加大。2019年，我國稀土產量達13.2萬噸，稀土及其制品出口金額高達22.79億美元，不僅為全球稀土供應做出了重要貢獻，也滿足了國民經濟和社會發展的需要。但是與此同時，無證開采、盜采、亂采、過度開采等造成礦區環境破壞的行為絡繹不絕，也引發了一系列生態環境問題，成為社會各界高度關注的對象。本文綜述了我國稀土礦區污染現狀；探討了超積累植物以及先鋒植物修復稀土礦區的機制，以及植物和根際微生物聯用有效降低土壤稀土元素(Rare earth elements, REEs)含量的原因；總結了植物修復稀土礦區過程中菌群結構變化的影響因素；最后探討了今后的研究方向，為稀土礦區的生態修復提供了理論依據和新的思路。

1 我國稀土礦區污染現狀

礦產資源的開發改變了稀土礦山原有地形地貌，遺留了許多廢棄礦坑及尾礦區，引發了一系列的環境問題，嚴重損害礦區生態。早期稀土資源開發采用堆浸與池浸工藝，需要剝離表土、開挖礦體，以氯化鈉或硫酸銨為浸礦劑，草酸或碳酸氫銨為沉淀劑提取稀土[1]。這一過程導致礦區大面積人工裸地形成、水土流失加劇、土壤營養元素缺乏；因浸礦劑和沉淀劑對外排放，更導致了礦區及周邊土壤鹽堿化、植物難以生長，環境損傷不可估量[2]。江西贛州市廢棄稀土礦山面積達94.46平方公里，花費2.86億元環境整治專項資金，僅治理了9.61平方公里。截止到2013年，我國因稀土開采而造成的生態破壞面積高達17萬公頃。南方七省離子型稀土礦、內蒙古包頭礦、四川涼山和山東微山氟碳鈰礦產生的生態環境損失成本高達81.1億元，致使我國稀土產業凈利潤為負數，當地也因稀土開采付出了巨大的環境和資源代價[3]。

2012年，工業和信息化部明令禁止采用堆浸、池浸等落后選礦工藝進行稀土資源開發，原地浸出技術迅速發展，成為了礦山開采的主要手段。原地浸出工藝破壞地表地貌面積較少，不產生尾砂區，礦區沙化程度較小，稀土資源回收率高，被認為是“離子型稀土開采的綠色工藝”[4]。該工藝僅需向注液井(礦區土壤)中注入浸提液(氨鹽、硫酸鹽或草酸鹽)，再通過布設巷道回收浸提液，減輕了山體植被的損害程度[1]。但是在整個采選過程中，由于防滲層滲漏以及收集系統不完善等原因，含有污染物的殘留液、氮素(NH4+)和利用價值較低的稀土母液進入礦區土壤和附近水源，造成土壤嚴重酸化，周邊地下水和河流氨氮嚴重超標[2]。稀土資源的開采也常有釷和鈾等放射性重金屬元素伴生，威脅農林生態和自然生態安全。如牦牛坪稀土礦尾礦庫放射性污染嚴重、影響范圍廣，釷和鈾比活度最高達1700 Bq·kg–1，長期輻射照射對礦區及周邊居民健康產生了不良影響[5]。由于浸提液的大量使用，礦區中殘留的大量氨氮不僅影響土壤中重金屬離子化學形態和遷移能力，引發銅、鋅、鎘等重金屬的二次污染，而且殘留氨氮易被雨水沖刷、排入附近水體，引起水體富營養化[1, 2]。贛州龍南縣廢棄離子型稀土礦表層土壤的總氮含量最高達648mg·kg–1，下游水體氨氮濃度達100mg·L–1，呈富營養化狀態，嚴重影響周邊居民的生產生活以及水生植物和農田作物生長[6]。大量研究表明，稀土礦區及周邊土壤中REEs濃度明顯高于我國土壤REEs平均濃度(187.6 mg·kg–1)；礦區酸性土壤環境活化了錸、鋁、鐵等金屬離子，使其在土壤中濃度升高；土壤對REEs的強烈吸附性使其在礦區及周邊土壤環境中不斷積累、難以除去，最終導致動植物體中REEs含量超過限值[2]。與此同時，礦區周邊居民日均REEs攝入量也偏高，甚至遠超稀土對人體亞臨床損害劑量的臨界值6.0—6.7mg·(kg·d)–1，嚴重威脅居民的身體健康。包鋼尾礦區土壤中鈰含量高達7,826.9mg·kg–1，生長于該區域堿蓬的根、莖、葉中REEs含量隨著土壤REEs濃度增加而升高[7]。山東輕稀土礦區水果中REEs平均含量為142.5μg·kg–1，為非礦區(16.1μg·kg–1)的9倍，礦區居民通過水果攝入REEs日均量為0.58 μg·kg–1[8]。廣東省平遠縣廢棄稀土礦土壤中REEs含量最高達1064 mg·kg–1，礦區種植的水稻和黃豆根中REEs含量分別為581.25mg·kg–1和960.45 mg·kg–1[9]。江西龍南稀土礦區土壤中REEs平均濃度為976.94mg·kg–1，是我國土壤REEs平均濃度的5倍；河水中REEs濃度達55.72mg·L–1；農田種植的白菜和蘿卜中REEs濃度高達78.57 mg·kg–1和36.58mg·kg–1，遠超我國蔬菜衛生標準中REEs的濃度限值0.70mg·kg–1，礦區居民通過農作物和飲水攝入的REEs日均量為295.33 μg·kg–1[10]。REEs隨著植物根系吸收土壤養分的過程進入植物細胞，不僅影響細胞膜結構和性質、葉綠體光合作用，誘使植物細胞染色體畸變，而且過量的REEs會在植物體內積蓄，通過食物鏈進入動物甚至人體，在肺部和淋巴結中積累，造成不可逆性傷害[11]。由此可見，稀土礦區污染治理和生態修復是區域經濟、社會發展和生態環境建設所面臨并亟待解決的關鍵問題。

2 稀土礦區植物修復

2011年，我國環保部頒布了《關于加強稀土礦山生態保護與治理恢復的意見》，把保護礦山的生態環境放在了首位。黨的十八大明確推進生態文明建設，多次強調“綠水青山就是金山銀山”的重要理念。各省不斷加大礦山生態修復力度，廢棄稀土礦區生態修復與重建已成為大勢所趨。礦區修復主要包括改善土壤理化性質，清除土壤中REEs和重金屬元素，恢復植被等工作。在目前應用廣泛的土壤污染修復技術中，物理及化學修復技術處理效果顯著、適應性廣，但因投資費用高、容易形成二次污染等問題，在稀土礦區修復方面有一定的局限性。植物修復技術成本低、無二次污染，是大面積污染土壤修復過程中最具發展潛力的技術手段[8]。利用植物修復技術，大量廢棄的稀土礦區已經完成了植被演替，土壤狀況也得到了改善，取得了較好的生態效應。

2.1 稀土礦區適用的先鋒植物

廢棄稀土礦區不僅土壤酸化嚴重、REEs含量高，還會伴隨大量重金屬元素的溶出，導致植物難以生存。因此，礦區的植物修復不僅需要采用超積累植物對土壤中REEs進行專性吸收，還需搭配一些本地植物作為先鋒物種，改善土壤理化性質，加速礦區植被演替進程[12]。先鋒植物不僅生長快速、根系發達、比表面積大，而且能夠深入土層松動板結土壤，與微生物及污染物充分接觸，是改善稀土礦區初期條件的最優途徑(表1)[13]。

表 1 修復廢棄稀土礦區的先鋒植物

草本植物生長繁殖快、成本低，可有效改善礦區土壤條件。馬唐草及兩耳草覆蓋率高，能有效提高土壤中有機氮、有機磷等營養成分的含量，改變礦區地表外貌；還可通過增加脯氨酸、丙二醛及超氧化物岐化酶、過氧化氫酶、過氧化物酶的含量，抵御礦區干旱環境[12,14]。紫花苜蓿根系發達，深入土層改善土壤結構；還可將重金屬以難溶化合物的形式儲存在代謝活性較低的細胞壁、細胞間隙以及液泡中，減少重金屬元素對植物體的毒害，保持植物體正常代謝功能的同時，使重金屬元素在植物體中不斷積累[15]。

部分喬木科植物對REEs也有一定的吸收和積累作用，還能提高礦區各層次群落的多樣性。桉樹和馬尾松細胞壁中含有大量果膠和多糖，可固定金屬離子；液泡中富含硫的肽和有機酸可螯合金屬離子，將大量REEs固定在植物體中，再通過增加過氧化氫酶等酶類、谷胱甘肽及抗壞血酸的含量以減輕REEs對根系的損害[16]。因此，桉樹根部REEs含量可達986 mg·kg–1，馬尾松根部REEs含量可達207 mg·kg–1[17]。桉樹還可調節表土層pH，增加土壤有效磷、有效氮和有機質含量，有助于增加草本植物多樣性，促進灌叢形成；馬尾松則可顯著提高土壤微生物的豐度和多樣性[18]。臍橙等具有經濟價值的喬木科植物不僅能吸收土壤中REEs，改善礦區土壤結構、促進水源涵養，還能給礦區居民創造經濟效益。在臍橙的葉片中，鑭、鈰及釹等輕稀土元素(Light rare earth element, LREEs)可代替鎂離子等微量元素與葉綠素a、葉綠素b作用，增強葉片光合作用[19]。與其他部位相比，臍橙果實中 LREEs含量最小，并且與土壤LREEs濃度呈正相關[19,20]。有研究表明，臍橙果實中REEs含量(≤ 0.11 mg·kg–1)遠小于食品安全國家標準的限量值(≤ 0.70 mg·kg–1)，符合綠色食品標準[20]。

草本植物和喬木科植物對稀土礦區生態恢復效果不同，而采用多種類植物混種的方式能有效增加植被和微生物多樣性。如芒草、馬尾松及毛竹混合種植能有效提高礦區土壤氮磷含量，增加地表植被豐度，形成多層次混交林從而增強生態系統穩定性[21]。構樹、胡枝子及香根草混合種植使得土壤中氮磷鉀分別提高32.90%、56.38%、37.48%[22]。廢棄稀土礦區土壤成分復雜，影響因素眾多，在實地修復過程中，通常采用多種植物混合種植的方式，充分利用不同植物的特性快速修復礦山生態環境。

2.2 稀土礦區超積累植物修復機制

稀土礦區的植物修復實際是植物對REEs富集和穩定化的過程，利用超積累植物對REEs的專性吸收，能夠有效降低礦區土壤REEs含量。已報道的REEs超積累植物有芒萁、山核桃、美洲商陸、烏毛蕨等20余種，其中16種為蕨類植物，而且蕨類植物葉片中REEs含量高于其他部位[17]。REEs在鐵芒萁各部分的分布規律是葉>根>莖，根部REEs含量為851.52 mg·kg–1，葉片REEs含量將近為根部的兩倍，高達1,494 mg·kg–1；烏毛蕨葉片REEs含量為865 mg·kg–1，根部REEs含量為192 mg·kg–1；扇葉鐵線蕨葉片REEs含量為313 mg·kg–1，根部REEs含量為106 mg·kg–1[21,26]。蕨類葉片REEs含量高，是由于其葉片細胞壁中的脂多糖和二磷酸核酮糖羧化酶能夠儲存大量REEs，葉綠體中的葉綠素和葉黃素也具有儲存REEs的能力，可形成葉綠素a-鈰、葉綠素a-鐠等葉綠素-REEs絡合物；葉肉細胞壁中含有大量果膠、半纖維素和纖維素等負離子基團，可與稀土離子結合并將其固定在細胞壁中[21]。山核桃葉片也是REEs的富集中心，因為許多酶的催化中心含有大量金屬元素，REEs可取代重金屬元素形成新的酶亞型，從而將REEs固定在山核桃體內[23,27]。REEs在美洲商陸體內的分布規律則是根>莖>葉，因為美洲商陸可分泌多種小分子有機酸，如乳酸、蘋果酸、草酸和檸檬酸等，有效促進植物根系對土壤REEs的吸收和轉運，致使根部REEs含量較高[28]。在美洲商陸木質部中，檸檬酸可與鉺、鐿、镥等重稀土元素(Heavy rare earth element, HREEs)絡合，草酸與銩絡合形成穩定復合物，有機配體可與REEs生成螯合物存于植物體內，而小分子酸可促進REEs在木質部導管中的向上運輸和積累[24]。由上述可知，REEs可存儲于植物體的某些組織中，參與植物的生長發育，使得REEs在不同種類植物中產生不同的分布規律；有機酸、離子基團、酶、植物螯合肽等超積累植物分泌物對植物吸收富集REEs具有重要的作用，不同種類超積累植物分泌物會產生不同的吸收、促進機制。因此，植物分泌物的研究有助于進一步揭示植物超積累REEs的機制。

2.3 土壤改良劑促進植物修復機制

植物修復雖然是改良廢棄稀土礦區生態環境的最優途徑，但是植物生長周期較長，土壤養分需經過4—5年才能與未開礦前相似[23]。因此，在植物修復過程中常通過施加土壤改良劑的方式提高植物及根系微生物的生長繁殖能力和新陳代謝活躍度，提高植物修復污染土壤的能力。pH是影響土壤中REEs溶解度、遷移性和植物對REEs選擇性吸收的重要因素。石灰、粉煤灰、木屑等生物可降解物質的添加能有效改善土壤酸堿度，更有利于植物生長和植物對REEs的吸收[29]。植物生長繁殖及抵抗不良環境的過程中，會產生酶、氨基酸、糖類、有機酸等分泌物，提高植物對REEs的富集效果，降低REEs在土壤中的遷移能力，達到隔絕REEs進入食物鏈的作用[24,30]。植物根系產生的酶和氨基酸有助于根際酸化和電子轉移，緩沖胞質中稀土離子的濃度，從而促進細胞解毒并提高REEs的植物利用度[30,31]。天冬氨酸和天冬酰胺能有效增強番茄幼苗根系對鑭的吸收[32]；螯合劑可強化根系對土壤REEs的吸收，加強木質部輸送REEs到地上部的能力[33]；組氨酸與LREEs螯合，促進細胞壁中羥基等自由基與LREEs結合，形成復合物存于細胞中[34]。植物木質部產生的檸檬酸、蘋果酸等低分子有機酸，不僅參與了木質部金屬元素和營養元素的運輸過程，而且可與土壤中的REEs絡合從而改變REEs的生物可利用性，增強植物對REEs的富集能力[35]。蘋果酸和檸檬酸可有效增加LREEs在土壤中的解吸率，促進植物對REEs的吸收和積累；檸檬酸可與鑭、鉺、釓、釹等REEs形成可溶性復合物，增加REEs在根際的遷移量[34]。糖類不僅為植物提供了生長所需的營養物質，增強了土壤微生物的活性，還能增加REEs的運輸量[36]。如馬尾松韌皮部高含量的可溶性糖，提高了植物細胞自身的滲透性和抗性，還提高了REEs從根系運輸至地上部的運輸量[37]。一些土壤改良劑的添加還能有效降低土壤中重金屬活性，如活性污泥經改良后制成的污泥生物炭與紫花苜蓿聯用，能改善土壤營養結構和酸堿度，而且污泥生物炭中含有大量官能團可與重金屬離子絡合，降低重金屬的毒性和遷移能力[38]。新型土壤改良劑的研發不僅要遵循成本低、效果好、潛在危險系數小，對REEs具有較高吸附效果的原則，而且要與植物修復技術相結合，在與植物分泌物聯用的基礎上進行探究，研發出高效綠色的環保型土壤改良劑。

2.4 植物-根際微生物聯用

叢枝菌根真菌(Arbuscular Mycorrhizal Fungi, AMF)是一類分布廣泛、部分可適應極端環境的有益微生物，具有比表面積大、吸附能力和代謝能力強等優點，其代謝產物可有效降低土壤中REEs的遷移性和活性[39]。AMF與90%以上的高等植物有著共生關系，能夠侵染植物形成根系發達、接觸面積大的叢枝菌根(Arbuscular Mycorrhizal, AM)[40]。Zaharescu發現AMF可促進植物吸收土壤中的REEs，并將其大量儲存于AM的泡囊結構中，提高植物修復污染土壤的能力[41]。AMF修復REEs污染土壤的研究以實驗室模擬為主，將被侵染的植物根段、菌絲、孢子以及根際砂土混合物作為接種菌劑，把植物種子培養于接種了菌劑的土壤基質中，使AMF與植株成功建立菌根共生關系，探究其除去土壤中REEs的能力[42,43]。付瑞英通過模擬鑭和鉛的復合污染土壤，發現接種AMF的玉米其根部鑭、鉛含量與未接種的對照相比分別提高了76%和88%，玉米地上部REEs含量也有所增加[42]。王芳等人通過模擬鈰污染土壤，發現接種AMF的玉米根部鈰含量隨著土壤中鈰濃度升高而顯著增加[43]。AMF不僅能提高植物對REEs和重金屬元素的吸收能力，還能降低植物葉片中丙二醛和脯氨酸含量從而減少植株水分代謝，有利于植株在干旱環境中存活；AMF還可降低根部細胞色素氧化酶含量從而減弱根系呼吸作用，有利于植物在板結土壤中生長[44]。稀土礦區土壤貧瘠、REEs和重金屬濃度較高，在該環境脅迫下，AMF不僅能顯著提高菌絲長度、孢子密度、土壤蛋白含量及土壤團聚體穩定性，增加根際有益微生物豐度，還可調控植物體內與重金屬元素吸收及轉運相關基因的表達，促進酶和特殊蛋白質的合成，以提高植物對重金屬脅迫的耐受性[36,45]。因此，AMF與本地植物聯合修復廢棄稀土礦區，不僅能使植物適應逆境、維持群落結構及功能穩定，還能避免種植外來植物帶來物種入侵的危害，是一種對土壤環境破壞程度低、更有利于植物生長的綠色土壤修復方法。

植物根際促生菌(Plant growth promoting rhizobacteria, PGPR) 是定植于植物根系，可促進植物吸收重金屬元素的有益菌群，包括芽孢桿菌、假單胞菌、鏈霉菌和甲狀桿菌等，多用于重金屬污染治理。PGPR可產生表面活性劑與重金屬形成復合物，增強重金屬在土壤中的遷移能力，有利于植物吸收、固定土壤中的重金屬元素，使得重金屬從土壤基質中脫除[46,47]。PGPR還能產生抗生素及嗜鐵素等物質，促進植物增磷、固氮、固鐵，抵抗病原微生物的入侵，促進植物生長[48]。廖祥儒等人發明了一種解淀粉芽孢桿菌制成的植物促生菌劑，以乳糖精制廢水或豬糞為原料培養PGPR，防止離子型稀土尾礦土壤板結，增強土壤肥力[49]。雖然PGPR具有促進植物吸收富集REEs的潛力，但我國對于PGPR修復稀土礦區的研究處于起步階段，其作用機理尚未明確，同時還面臨著大規模應用限制等問題。

2.5 植物修復與礦區土壤微生物

微生物是土壤生態系統的重要組成部分，直接影響土壤穩定性和土壤肥力。土壤-植物-微生物形成有機的整體，相互影響，互相促進產生良性機制，能夠為植物修復稀土礦區創造良好條件。因此，了解稀土礦區微生物的作用及其影響因素有助于推進植物-微生物聯合修復REEs污染的研究進程。有研究者就稀土礦區植物修復過程中的微生物群落結構進行了探究，發現變形桿菌門()、厚壁菌門()、酸桿菌門()、放線菌門()和擬桿菌門()是植物根際土及非根際土中的優勢菌群，也是稀土礦區的耐性微生物，對礦區土壤修復起著積極作用[21,50,51]。

礦區土壤理化性質與微生物的分布及活性息息相關。部分門類細菌如在中性土壤中豐度較高，也能夠適應貧瘠的環境，參與土壤物質循環，增加土壤養分含量[52]。及不僅在酸性脅迫條件下有較好的適應性，也能夠適應高氮環境脅迫，在高氨氮含量的稀土礦區豐度較高[53,54]。在營養貧瘠的土壤環境中占優勢，而在有機質豐富的土壤中則豐度較低[55]。礦區土壤中REEs及重金屬元素含量也是影響群落結構和豐度的重要因素之一低濃度REEs對土壤微生物具有刺激作用，而高濃度REEs對土壤微生物群落結構和功能具有長期、持續的抑制作用，不僅隨REEs的添加而增強，并且這種抑制作用在短期內難以消除[54, 56]。鄭茜發現平板菌落數量隨著鑭濃度的升高逐漸增加，鑭濃度達200 mg·kg–1時，菌落數量增加了53.26%，而后呈下降趨勢，鑭濃度高達2,000 mg·kg–1時菌落數量降低為原水平的11.96%[57]。高咪發現，土壤中釔濃度≤ 100 mg·kg–1g時，微生物多樣性隨著釔濃度升高而升高，釔濃度≥ 1,000 mg·kg–1時，微生物多樣性水平顯著下降[54]。利用篩選出的耐性微生物與植物聯用能有效提升植物修復土壤污染的能力。中的芽孢桿菌屬()及根瘤菌屬()在重金屬污染土壤中，可促進植物生長、固定重金屬元素[57]。郝希超發現枯草芽孢桿菌()、膠質芽孢桿菌()與牧草聯用，提高了牧草對鈾的富集能力使得牧草對鈾的富集量提高了20%[58]。種植在礦區的植物可通過調節土壤中的水分、濕度、氧氣等環境因子以及根系分泌物的作用影響微生物群落結構[59]。李兆龍等人發現經過兩年的植物修復，稀土礦區土壤中細菌豐度和多樣性均有所提高[60]。但在REEs脅迫下，不同種類微生物在土壤中的作用及其與植物之間的相互作用機制尚未明確。探究土壤-植物-微生物三者之間的相互作用及其影響因素能夠為廢棄稀土礦區生態恢復效果長期維持及微生物菌劑的實施提供更多的理論依據。

3 總結與展望

稀土礦區生態修復是植物、微生物與土壤之間物質交換、能量循環的生態過程。我國廢棄稀土礦區面積大、污染嚴重且影響廣泛，治理速度遠遠比不上開采速度，嚴重影響我國生態環境建設。因此，加強廢棄稀土礦區的生態修復力度尤為重要。礦區植物修復采用超積累植物與本地植物相結合的方式，可有效降低土壤中REEs含量，改善礦區地表外貌。土壤改良劑的添加能夠加快植物生長繁殖速度，加強植物對污染土壤的修復能力。AMF與植物聯用有效加強了植物對REEs吸收富集能力，增強了植株抵抗礦區不良環境的能力，有著較好的應用前景。PGPR能夠適應稀土礦區的惡劣環境，有效促進植物吸收土壤中的重金屬元素，有一定的土壤修復潛力。稀土礦區污染修復發展時間短，仍需借鑒重金屬污染治理的技術和研究成果，發展自己特有的研究方向：(1) 探究植物-REEs-微生物-土壤體系相互作用這一關鍵理論問題；(2) 加強新REEs超積累植物及稀土礦區經濟作物的篩選工作；(3) 研發新型土壤改良劑加快廢棄稀土礦區生態修復進程；(4) 探究植物修復礦區土壤中的優勢菌群及其與植物的相互作用機制；(5)闡明AMF促進植物吸收和積累REEs的機制，并結合超積累植物進行礦區原位生態修復。

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Progress of phytoremediation in rare earth mining area

Li Chun, Liu Jingjing*, Zhang Yingbin

Jiangxi University of Science and Technology, Nanchang, Jiangxi 330013, China

Excessive exploitation of rare earth resources has severely damaged the ecological environment, and the mining areas need restoration urgently. Pollution status of rare earth mining areas in China was summarized. The mechanisms of phytoremediation by hyperaccumulator and the role of pioneer plants in the process of mining area remediation were analyzed. Functions and mechanisms of soil amendments in accelerating the phytoremediation were explored, and the remediation combined rhizosphere microorganisms with plants were summarized. Factors of the dominant phylaProteobacteria, Firmicutesand Acidobacteria in phytoremediation were also analyzed. Furthermore, applications of rhizosphere microorganisms combined with plants in mining restoration were put forward.

rare earth mining area; phytoremediation; soil amendments; arbuscular mycorrhizal fungi

李春, 劉晶靜, 張迎賓. 稀土礦區植物修復研究進展[J]. 生態科學, 2022, 41(3):264–272.

Li Chun, Liu Jingjing, Zhang Yingbin. Progress of phytoremediation in rare earth mining area[J]. Ecological Science, 2022, 41(3): 264–272.

10.14108/j.cnki.1008-8873.2022.03.031

X53

A

1008-8873(2022)05-264-09

2020-07-15;

2020-08-27

國家自然科學基金項目(31760157); 江西省教育廳項目(GJJ160627)

李春(1996—), 女, 廣西桂林, 碩士研究生, 主要從事稀土礦區生態修復研究, E-mail:524117179@qq.com

劉晶靜, 女, 博士, 副教授, 主要從事稀土礦區土壤環境微生態、土壤氮素循環和礦區污染的生態修復, E-mail:339843666@qq.com