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过去的研究发现,因有机肥中存在大量的官能团和较高的比表面积,因此向污染土壤中添加有机肥,会促进土壤中的重金属污染离子与其形成有机络合物,提高土壤对污染物的吸附能力和缓冲性,有利于减少植物对重金属污染物的吸收和对农产品的危害性(沈丽波等,2011)。但利用有机肥改良Cd污染土壤时因其在矿化过程中分解出的腐殖酸和有机酸组分会活化土壤中的Cd元素。
因此,通过系统研究土壤的pH、Eh、质地及腐殖酸组分对Cd的移动性和生物有效性的影响,可以确定合理的有机肥施用范围,不但可以净化Cd污染土壤,而且可以有效避免传统治理方法中资金的大量消耗、营养元素和重金属污染物的流失造成环境的二次污染等问题(魏树和等,2003)。
3.3
应加强水肥调控技术对植物根区土壤微生态环境的研究
超富集植物根区所形成的特殊微生态环境对土壤中重金属污染元素的物理化学行为和植物生长产生重要影响,土壤微生物和根系分泌的糖类、有机酸、氨基酸等对土壤中重金属污染物进入根组织细胞具有明显的促进或抑制作用。水肥措施通过影响植物根际分泌物、土壤微生物生长、繁殖和土壤微生物群落的多样性,进而影响植物的生长和产量及品质。
因此,针对重金属污染土壤,特别是矿物污染和场地污染的植物修复研究方面,由于土壤结构和复杂的污染问题,水肥问题突出,所以土壤的快速培肥和水肥调控对植物修复非常重要。
通常水肥可以改变土壤结构、调节土壤pH和电导率,进而为根区微生物的活动和繁衍创造更为有利的条件,因此在不同的水肥调控技术条件下,针对土壤污染区的根际微生态环境的研究对重金属污染土壤的植物修复具有重要的科学意义。
微生物修复是重金属污染土壤生物修复的重要组成部分。微生物修复是利用活性微生物对重金属污染物吸附或转化为低毒产物,从而降低土壤重金属污染程度(Farhadian等,2008)。用于修复重金属污染土壤的菌种主要有细菌、真菌和放线菌。微生物能氧化土壤中多种污染元素,如自养细菌硫-铁杆菌类(Thiobacillusferrobacillus)能氧化As3+、Fe2+、Cu+和Mo4+等。假单孢杆菌(Pseudomonas)能氧化As3+、Fe2+和Mn4+等,从而降低了其在土壤中的活性(滕应等,2007)。Srivastava等(2006)的研究结果发现,当土壤含水量为田间持水量时,用黑曲霉去除土壤中的Cr,其Cr的质量分数为250mg˙kg-1,15d时Cr的去除率高达75%。Lin等(2003)的研究结果表明,由于受水稻根系分泌物、微生物活动以及铁锰氧化物的活化的影响,这样容易使根际的醋酸铵提取态Cd向有机结合态和铁锰氧化态转变。Kunito等(2001)对高浓度Cu污染土壤细菌群落的研究表明,总Cu浓度在根际与非根际土中分别为720和5680μg˙g-1,与非根际相比,根际细菌的群落特征明显不同,其细菌的生长和繁殖速率更快。
3.4
应加强水肥调控技术对植物生长、生理、污染物迁移
和吸收及水肥利用效率的研究
水肥是影响植物生长的关键因素之一。不同的水肥供应对于植物的生长、生理和污染物迁移及形态特征造成的影响不同,最终将导致其根系和冠层形态发育及其几何构型、植物水分传导和水流阻力、光合生理、叶水势、生物量、污染物迁移和分布、产量及品质发生变化。过去的研究发现,植物对土壤中重金属污染离子的吸收能力除受其自身遗传机制影响外,还受根际圈微生物区系组成的影响(Pearson,1996)。
大多数植物根系吸收的污染物量远远超过冠层。通常水分胁迫会促进植物根密度增大,根密度的增大提高了根系与重金属污染物的接触机会,即在非关键需水期进行适度水分胁迫有助于超富集植物根密度的增加,从而促进植物根系对重金属污染物的吸收和累积(Angle等,2003)。
虽然某些超富集植物具有较强的抗旱性,但重度水分亏缺仍会降低植物修复重金属污染土壤的能力。
研究发现,2种超积累植物的最高修复效率均在80%田间持水量下取得,分别为30%水分处理的37倍和77倍(Ye等,1998)。在土壤被尾矿中的Pb和Zn污染后,与干旱土壤环境相比,淹水条件虽然降低了P.australis的生物量,但明显增加了Pb和Zn的吸收量(孙丽娟等,2014)。硫可活化土壤重金属,增大其生物有效性,促进植物对其的吸收(赵中秋等,2005)。水肥措施是影响土壤中污染物迁移及分布的重要因素,施肥可以通过调节土壤的酸碱度影响植物根系对重金属离子的吸收。Eriksson等人(1990)的研究发现施氮肥能增强土壤中Cd的活性,促进植物对Cd的吸收,且随着氮肥施用量的加大,土壤中Cd的生物有效性会明显提高。Zaccheo等人(2006)的研究结果表明,土壤铵态氮可以降低根际土壤pH值,这样会促进向日葵根际CdCO3的溶解,从而为植物提取更多的土壤重金属创造有利条件。
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