环境科学研究  2017, Vol. 30 Issue (8): 1238-1245  DOI: 10.13198/j.issn.1001-6929.2017.02.53

引用本文  

稂涛, 胡南, 张辉, 等. 博落回对不同化学形态铀的富集特征[J]. 环境科学研究, 2017, 30(8): 1238-1245.
LANG Tao, HU Nan, ZHANG Hui, et al. Accumulation of Different Chemical Species of Uranium in Macleaya cordata[J]. Research of Environmental Sciences, 2017, 30(8): 1238-1245.

基金项目

国家自然科学基金重点项目(U1401231);湖南省科技厅重点项目(2016Sk2041);湖南省教育厅优秀青年项目(14B150)

责任作者

作者简介

稂涛(1991-), 男, 江西吉安人, ecitlangtao@163.com;
丁德馨(1958-), 男, 湖南常德人, 教授, 博士, 博导, 主要从事铀矿冶生物技术研究, dingdxzzz@163.com

文章历史

收稿日期:2017-02-23
修订日期:2017-05-04
博落回对不同化学形态铀的富集特征
稂涛1,2 , 胡南1,2 , 张辉1,2 , 李广悦1,2 , 王永东1,2 , 丁德馨1,2     
1. 南华大学, 铀矿冶生物技术国防重点学科实验室, 湖南 衡阳 421001;
2. 南华大学, 极贫铀资源绿色开发技术湖南省重点实验室, 湖南 衡阳 421001
摘要:为了研究陆生植物博落回(Macleaya Cordata)对不同化学形态铀的富集特征,采用Visual MINTEQ地球化学平衡软件设计了五种含不同化学形态铀[UO22+、CaUO2(CO332-、UO2Cit-、(UO22(EDTA)24-和UO2HPO4]的培养液,开展水培试验.博落回在这五种培养液中分别培养1、5、10、15、20和25 d后,测定其株高、根长和干质量,并用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定其地上部分和根部的w(铀).结果表明:在不同化学形态铀胁迫下,博落回株高无显著差异,UO2HPO4可促进博落回根的生长,而(UO22(EDTA)24-降低了博落回的干质量.并且,博落回根部对不同化学形态铀的富集能力大小顺序为UO22+ > UO2HPO4 > CaUO2(CO332- > UO2Cit- >(UO22(EDTA)24-,博落回地上部分对不同化学形态铀的富集能力大小顺序为UO2Cit- >(UO22(EDTA)24- > UO22+ > CaUO2(CO332- > UO2HPO4.此外,博落回根部对UO22+的富集能力很高,但地上部分很低.添加柠檬酸,培养液中铀的主要化学形态为UO2Cit-,并且在100 mg/L铀的胁迫下,博落回对UO2Cit-的生物富集系数和转移系数分别达到0.09和8.53.因此,要提高博落回对铀污染土壤中铀的富集和转移,可添加柠檬酸,促使土壤中铀的形态以UO2Cit-为主,同时要降低土壤中碳酸盐和磷酸盐的含量.
关键词博落回    铀的化学形态    水培试验    富集特征    转移    
Accumulation of Different Chemical Species of Uranium in Macleaya cordata
LANG Tao1,2 , HU Nan1,2 , ZHANG Hui1,2 , LI Guangyue1,2 , WANG Yongdong1,2 , DING Dexin1,2     
1. Key Discipline Laboratory for National Defense for Biotechnology in Uranium Mining and Hydrometallurgy, University of South China, Hengyang 421001, China;
2. Hunan Province Key Laboratory of Green Development Technology for Extremely Low Grade Uranium Resources, Hengyang 421001, China
Abstract: In order to investigate the accumulation of different chemical species of uranium (U) in Macleaya cordata, the geochemical equilibrium software Visual MINTEQ was used to design five nutrient solutions containing UO22+, CaUO2(CO3)32-, UO2Cit-, (UO2)2(EDTA)24- and UO2HPO4, respectively, and hydroponic experiments on M.cordata were conducted in the nutrient solutions. The shoot heights, root lengths and dry weights of M.cordata were measured after it was cultured in the nutrient solutions for 1, 5, 10, 15, 20 and 25 days, respectively, and the U contents in its shoots and roots were analyzed by inductively coupled plasma mass spectrometry (ICP-MS). The results showed that the chemical species of U did not have significant effects on the shoot height of M.cordata; UO2HPO4 promoted its root growth, and (UO2)2(EDTA)24- decreased its dry weight. The accumulation of different chemical species of U in the roots of M.cordata followed the order of UO22+ > UO2HPO4 > CaUO2(CO3)32- > UO2Cit- > (UO2)2(EDTA)24-, and that in the shoots of M.cordata followed the order of UO2Cit- > (UO2)2(EDTA)24- > UO2+ 2 > CaUO2(CO3)32- > UO2HPO4. Besides, the accumulation of UO22+ in the roots of M.cordata was relatively high, but that in the shoots of M.cordata was relatively low. After application of citric acid, UO2Cit- was the main chemical species of U in the nutrient solution. and the bioaccumulation factor and transfer factor of M.cordata for UO2Cit- reached 0.09 and 8.53 after exposure to 100 mg/L U, respectively. Therefore, the accumulation and translocation of uranium from uranium contaminated soil by M.cordata can be increased by applying citric acid, which helps regulate the main species of uranium in soil to UO2Cit-, and decrease the concentrations of carbonate and phosphate in soil.
Keywords: Macleaya cordata    chemical species of uranium    hydroponic experiment    accumulation    translocation    

随着工业的飞速发展,人类对能源的需求也与日俱增,能源的可持续发展逐渐成为当今人类社会面临的挑战之一.而核能作为一种新兴能源,因其经济性、安全性和清洁性广受各国青睐,并在很大程度上缓解了全球能源危机.同时,铀资源的开发和利用的各个环节,包括铀矿的开采和冶炼、铀转化与浓缩、核燃料元件制造和乏燃料后处理等,都伴随放射性废气、废水或者固体废物的产生[1].这些过程产生的废水、废渣污染不仅会影响周边地区的水质,而且对矿区周围农田、土壤和植物等产生长久的污染,严重影响生物的生存和公众的健康.考虑到铀及其衰变产物对环境和人类构成的巨大威胁,铀的处理和回收工作越来越被环保工作者和科研工作者关注,而如何修复大面积、低浓度的铀污染环境也逐渐被研究人员重视[2-3].并且,随着人们环保意识的日益增强,探索如何在不破坏原有生态环境的情况下原位治理和修复铀污染环境成为当今社会发展的必然要求.而植物修复正是顺应了这种要求,并成为当前最具前景和亟待研究的课题之一.

植物修复是一种直接利用绿色植物及其相关的根际微生物来固定或降低土壤、沉积物、淤泥、地表水或地下水中重金属或放射性核素污染,以达到净化环境为目的的原位修复技术[4].与传统的物理修复和化学修复技术相比,植物修复技术具有经济合理、操作简单、高效低碳和不造成二次污染等优点[5],并且这项技术主要针对大面积的地表(一般深度15~30 cm,包括土壤、水体、湿地系统等)污染[4, 6].近年来,大量研究表明,植物修复技术对重金属或放射性核素污染土壤和水体的修复效果显著,并且发现烟草、蜈蚣草、印度芥菜和向日葵等植物对某些重金属或放射性核素具有超富集能力[7-10].通过大量的植物筛选,丁德馨等[11]发现博落回对铀尾矿库的铀具有一定耐受性并对铀具有很强的富集能力.此外,LI等[12]研究发现,在铀污染土壤中添加不同浓度的CA(柠檬酸)和EDDS(乙二胺二琥珀酸)后,博落回对铀的富集显著提高,并且CA在辅助植物修复铀污染土壤方面效果优于EDDS.植物对铀的吸收与铀在土壤中的化学形态密切相关[13],而博落回对不同化学形态铀的吸收效果鲜见报道.因此,该研究采用Visual MINTEQ 3.0软件设计了五种含不同化学形态铀的培养液—UO22+、CaUO2(CO3)32-、UO2Cit-、(UO2)2(EDTA)24-和UO2HPO4,再通过水培试验,考察博落回对不同化学形态铀的富集特征,以期为进一步提高博落回去除土壤中铀的效率提供新的思路和理论依据.

1 材料与方法 1.1 供试材料

选择博落回作为供试植物研究其对不同化学形态铀的富集特征,博落回种子购自湖南省衡阳市种子市场.

试验采用的培养液由改良的Hoagland培养液配制而成,配方:2 mmol/L KCl,2 mmol/L Ca(NO3)2,1 mmol/L K2SO4,1 mmol/L CaCl2,0.5 mmol/L MgSO4,0.4 mmol/L KH2PO4,0.2 mmol/L Fe-Na-EDTA,0.2 mmol/L FeSO4,0.15 mmol/L K2HPO4,0.1 mmol/L H3BO3,5 μmol/L MnCl2,4 μmol/L ZnSO4,1 μmol/L Na2MoO4,1 μmol/L CuSO4,0.1 μmol/L Co(NO3)2.

标准铀储备液的制备:称取1.179 2 g预先干燥的基准U3O8(由核工业北京化工冶金研究院提供),置于100 mL烧杯中.加10 mL HCl,3 mL H2O2,0.5 mL HNO3,放置3 min并不停摇动,待剧烈反应停止后,于砂浴上加热至完全溶解,冷却至室温后转移至1 000 mL容量瓶中,加超纯水定容至刻度,摇匀,即得到所需的储备液.

1.2 培养液中铀的化学形态

用地球化学平衡软件Visual MINTEQ 3.0设计五种含不同化学形态铀的培养液[14]. Visual MINTEQ是通过平衡常数、吉布斯自由能等热力学数据计算化学物质的相互作用,以及通过质量作用表达式来判断化学物质的形态分布,预测金属吸附和金属有机络合物形成的一种化学平衡计算软件[15].运行时,温度设定为25 ℃.基本培养液(BM)成分:2 mmol/L KCl,2 mmol/L Ca(NO3)2,1 mmol/L K2SO4,1 mmol/L CaCl2,0.5 mmol/L MgSO4,0.2 mmol/L FeSO4,0.1 mmol/L H3BO3,5 μmol/L MnCl2,4 μmol/L ZnSO4,1 μmol/L Na2MoO4,1 μmol/L CuSO4,0.1 μmol/L Co(NO3)2,100 mg/L铀.五种培养液及其铀的主要化学形态如表 1所示.

表 1 不同培养液中铀的主要化学形态 Table 1 Main chemical species of uranium in different nutrient solutions>
1.3 水培试验方法

博落回种子用1%的NaClO消毒10 min后,用去离子水冲洗3遍,浸泡6 h,放置在温度为25 ℃、湿度为65%、光照时间为12 h/d的光照培养箱中萌发14 d.将长势一致的幼苗移植到聚丙烯瓶中,加入200 mL 1.1节中提到的改良Hoagland培养液,用1 mmol/L Na2CO3或NaHCO3缓冲液调节至pH=5.1.培养21 d后,使博落回分别在对照组(不添加铀的基本培养液)和表 1所示的五种培养液中分别生长1、5、10、15、20和25 d,培养液每3 d更换一次.每个试验组做3个平行组,置于温室大棚,温度控制在25 ℃,湿度为65%、光照时间为12 h/d.每周轮流调换植株位置,使所有植株在相似的条件下生长.

1.4 样品处理和检测方法

博落回在培养液中生长1、5、10、15、20和25 d后分别收割,将地上部分和根部分离.用去超纯水进行冲洗,随后用10 mmol/L Na2CO3溶液浸泡根部样品30 min,去除吸附在根表面的铀,然后再用去超纯水冲洗[10].测量植物生长参数:博落回株高和根长.样品在90 ℃下干燥48 h至恒质量,粉碎并称量.

参照Duquène等[16]的方法进行植物样品消解:分别准确称取上述已粉粹的植物样品,取植物地上部分样品0.5 g、根部样品0.1 g置于陶瓷坩锅中,放置在箱式电阻炉中逐步升温至550 ℃后,灰化3 h,待冷却后倒入100 mL烧杯,用王水进行消解4 h.待冷却后,过滤至100 mL容量瓶中,用超纯水润洗烧杯3次并定容,摇匀同时配制空白样、标准铀标样(由1.1节中提到的储备液稀释得到)和平行样品进行质量控制.用电感耦合等离子质谱仪(ICP-MS,Agilent,7700 X,USA)测定w(铀).

1.5 生物富集系数和转移系数

生物富集系数(BCF)的计算公式[17]

$ {\text{BCF = BW/}}C \times {p_{{{\text{H}}_{\text{2}}}{\text{O}}}} $ (1)

式中:BW为单位质量的植物在一定浓度的铀溶液中所富集的w(铀),mg/kg;C为水中ρ(铀),mg/L;ρH2O为水的质量浓度,kg/L.

转移系数(TF)的计算公式[18]

$ {\text{TF = }}{{C}_{{\text{shoot}}}}/{C_{{\text{root}}}} $ (2)

式中,CshootCroot分别为地上部分和根部的w(铀),mg/kg.

1.6 统计学分析

试验数据由3个平行组计算得出,数据处理采用Microsoft Excel 2010软件,采用SPSS 18.0软件对数据进行方差及显著性分析(Tukey′s多重比较分析,显著性水平P < 0.05).

2 结果与讨论 2.1 不同化学形态铀对博落回生长和生物量的影响

博落回幼苗在对照组和1.2节提到的五种不同化学形态铀的培养液中分别培养1、5、10、15、20和25 d.整个生长过程中,植物的地上部分都未观察到明显的肉眼可见的毒理表现(坏死或萎黄病),表明博落回对铀的耐受性很强;仅在BM+EDTA处理下生长15 d后发现博落回的叶片局部有褐色斑点. WU等[9]也发现,印度芥菜在添加了EDTA的重金属污染水体中生长1~4 d后,叶片出现大量斑点然后变枯黄,表明铀和EDTA的毒性对博落回产生一定的影响.由图 1可见,博落回在对照组和五种培养液下生长1~25 d,其株高无显著差异.

注:不同小写字母表示各处理间差异显著(P < 0.05).下同. 图 1 不同培养液下博落回的株高和根长随时间的变化 Figure 1 Variation of shoot height and root length of Macleaya cordata in different nutrient solutions with time

此外,在博落回生长过程中,其根部在对照组和五种培养液下生长正常. 1~15 d内,不同处理下博落回的根长均无显著差异.但至第25天,与对照组和BM处理相比,BM+P处理博落回的根长分别表现出14.6%和12.1%的增量(见图 1).这表明UO2HPO4对博落回的生长是有利的.博落回根部生长的加快可能是由于植物提高了对磷肥的吸收,进而促进了植物的生长和发育[19].该试验中,在100 mg/L铀的胁迫下,在博落回根部未见相关毒理效应,与Sheppard等[20]报道的欧洲赤松在100 mg/kg铀污染的土壤中生长未受影响的结果相一致,这可能是植物体内相关抗氧化酶活性的提高,进而在一定程度上减轻了铀胁迫造成的伤害[21].尽管已有报道[22]显示,铀在正常背景值以下也对紫三芒草产生诸如枯黄、倒伏等毒理效应.

图 2 博落回在不同培养液下地上部分和根部的干质量随时间的变化 Figure 2 Variation of shoot and root dry weights of Macleaya cordata in different nutrient solutions with time

地上部分和根部的生物量被认为是评价植物应对不同非生物胁迫的一个必要参数.该试验中,与对照组相比,不同化学形态的铀胁迫1~20 d,博落回的地上部分干质量均无显著差异(见图 2),这可能是该时段内该浓度的铀对博落回影响较小.但至第25天,BM+EDTA处理博落回地上部分的干质量较对照组和BM处理组分别减少3.0%和5.8%,根部干质量分别减少3.0%和9.0%(见图 2),表明在铀胁迫至第25天,铀和EDTA的植物毒性依然对博落回根部的生长产生一定的抑制作用.这可能和2.1节提到的铀和EDTA的植物毒性有关,这种毒性在一定程度上抑制植物的生长[9],聂小琴等[23]研究也表明碎米沙草的根长和鲜质量均随培养液中ρ(铀)的增加而减少.

2.2 不同化学形态铀对博落回吸收、转运、富集铀的影响

植物修复的效果与植物的生物量和金属含量密切相关.由图 3可见,在BM和BM+P处理组,1~10 d内,博落回根部w(铀)增长迅速. HUANG等[1]研究发现,添加CA后印度芥菜根部w(铀)在第3天达到稳定状态. Claude等[24]研究发现,莱茵衣藻细胞内铀的富集达到稳定状态超过1 h,而细胞外的富集在10 min内就达到稳定状态.这些研究结果表明,不同植物品种对铀的富集达到稳定状态的时间差别很大,可能与这些植物体内铀的相关转运蛋白的种类和功能差异有关[25].该试验中,博落回对UO22+这一形态下的铀具有很强的富集能力,可能是因为培养液中铀主要以游离且易迁移的UO22+形态存在,最容易被博落回根部吸收[10].此外,博落回根部对不同化学形态铀的富集能力大小顺序为UO22+>UO2HPO4>CaUO2(CO3)32->UO2Cit->(UO2)2(EDTA)24-.这可能是当培养液中存在磷酸盐时,铀主要以UO2HPO4形式沉淀并附着在植物根表面,并通过内化作用固定在植物根部,进而促使植物根部铀的高积累. Tomé等[26-27]研究发现,向日葵在天然铀污染的水体中培养2 d后,50%的天然铀被固定在植物根部,并且添加磷酸盐提高了向日葵根部对铀的富集,并减少了铀向地上部分的转移.

图 3 博落回在不同培养液下地上部分和根部的w(铀)随时间的变化 Figure 3 Variation of uranium contents in shoot and root of Macleaya cordata in different nutrient solutions with time

此外,在不同化学形态铀的胁迫下,博落回地上部分w(铀)差异显著(P < 0.05).在BM+ CA和BM+EDTA处理组,1~10 d内博落回地上部分w(铀)增长迅速,博落回地上部分对UO2Cit-的富集效果最好,而对UO2HPO4和CaUO2(CO3)22-的富集很少. DU等[28]通过水培试验考察了东南景天对不同形态铀的富集能力,结果表明,当培养液中存在有机酸(特别是柠檬酸)时,东南景天地上部分w(铀)大幅提高,并且铀主要以UO2Cit-的形态存在.该试验中,博落回地上部分对不同化学形态铀的富集能力大小顺序为UO2Cit->(UO2)2(EDTA)24->UO22+>CaUO2(CO3)32->UO2HPO4,其主要原因可能是添加CA和EDTA后,CA和EDTA同铀的螯合作用以及CA的酸化作用下(见表 1),铀主要以UO2Cit-(99.9%)和(UO2)2(EDTA)24-(100%)的化学形态存在,其通常很难固定在植物根部,却更高效地从博落回根部转移并富集到地上部分,有利于铀污染土壤的植物修复[10, 12, 27, 29].因此,要提高博落回对铀污染土壤中铀的富集和转移,可添加CA,使土壤中铀的形态调控为以UO2Cit-为主,同时要降低土壤中碳酸盐和磷酸盐的含量.

生物富集系数是反映植物对污染物富集的能力.由表 2可见,在不同化学形态铀的胁迫下,1~10 d内博落回对铀的生物富集随培养时间的增加而逐渐升高.此外,在100 mg/L铀的胁迫下,生物富集系数最高值(0.09) 出现在BM+CA处理下的第10天,尽管已报道[30]黑麦草对铀的富集系数可达到8.53,而该研究中的生物富集系数仅为0.09,相差很大.但Sheppard等[31]通过大量调查表明,植物对铀的平均富集系数在0.006 9~0.034 0之间,而该研究发现,博落回超过平均富集系数,该研究中生物富集系数较低,可能是因为博落回系陆生植物,在水培环境未完全发挥其对铀的富集能力,而单个影响因子的好坏无法全面反映植物的超富集能力.

表 2 博落回对不同化学形态铀的生物富集系数(BCF)和转移系数(TF) Table 2 The Bioaccumulation factor (BCF) and transfer factor (TF) of Macleaya cordata for different chemical species of uranium

转移系数是反映植物转移污染物的能力,转移系数越大,铀在植物体内的转移越快,越容易转移到植物的地上部分[30].由表 2可见,在不同化学形态铀的胁迫下铀的转移系数差异显著(P < 0.05),添加CA和EDTA处理下,博落回对铀的转移系数大于1,显著高于BM、BM+C和BM+P处理下的转移系数.转移系数最高值(8.53) 出现在BM+CA处理下的第15天,为BM处理下的47倍,这表明博落回对UO2Cit-和(UO2)2(EDTA)24-的转移能力很强,这与2.2节中提到的CA和EDTA同铀的螯合作用以及CA的酸化作用有关,使该形态下的铀大量地转运并富集到博落回地上部分.综合生物富集系数和转移系数,当铀为UO2Cit-形态时博落回对铀的修复效果最佳,(UO2)2(EDTA)24-次之,CaUO2(CO3)32-和UO2HPO4较差.曾峰等[32]研究了7科12种植物对铀的吸收、富集情况,结果表明,12种植物的TF均小于1,其中最大的为酸模(0.75),其次为鬼针草(0.19) 和苍耳(0.16).姚天月等[33]研究了8种花卉植物对土壤中外源性铀的耐受性和富集特性,发现8种植物地上部分w(铀)均显著小于根部,TF均小于0.5. Al-Hamarneh等[29]考察了沙特阿拉伯西北地区13种蔬菜和农作物对的234U和238U的富集效果,研究表明,最高转移系数(0.16) 出现在黄豆,而该研究结果表明,博落回对铀的平均转移系数为2.39,最高铀的转移系数可达8.53,其对铀的转移能力明显高于国内外报道的其他植物,并且博落回以其多年生、生物量大及耐铀性强等特点[11-12]对铀污染土壤的修复仍具有一定潜力.

目前植物修复技术的推广和应用的主要限制因素是土壤中重金属的生物有效性和重金属从根部向地上部分转移的能力,而土壤pH直接影响土壤中重金属的形态及其生物有效性[34-35],进而影响植物对重金属的富集和转移. Laurette等[10]研究表明,降低pH可促进碳酸盐和氢氧化物结合态铀的溶解,同时增加UO22+等有效态铀的释放,但pH过低,土壤溶液中各离子平衡被打破,可能导致植物毒害甚至死亡[35],显然不利于植物修复的实施.金星等[36]研究也表明,施加40 mg/kg外源硼酸为促进四季豆对铀富集能力的阈值,当w(硼酸)高达50 mg/kg时四季豆的光合能力以及对铀的富集能力显著下降.此外,pH过低还会破坏土壤结构,加重土壤养分和重金属的流失,加重水环境的污染.该研究施加10 mmol/L柠檬酸,pH为4,在保证博落回正常生长的同时,显著提高博落回对铀的富集和转移.因此,在开展铀污染土壤的植物修复时,应将土壤pH维持在适当的酸性条件,以此保证稳定和较高的修复效率.

3 结论

a) 博落回根部对不同化学形态铀的富集能力大小顺序为UO22+>UO2HPO4>CaUO2(CO3)32->UO2Cit->(UO2)2(EDTA)24-,博落回地上部分对不同化学形态铀的富集能力大小顺序为UO2Cit->(UO2)2(EDTA)24->UO22+>CaUO2(CO3)32->UO2HPO4.

b) 当溶液中存在磷酸盐时,铀主要以UO2HPO4的形态存在,更容易富集在博落回的根部;而当溶液中存在柠檬酸时,铀主要以UO2Cit-的形态存在,更容易从博落回根部转移并富集到地上部分,有利于铀污染土壤的植物修复.

c) 在100 mg/L铀的胁迫下,博落回对UO2Cit-的生物富集系数和转移系数分别达到0.09和8.53.因此,要提高博落回对铀污染土壤中铀的富集和转移,可添加CA,使土壤中铀的形态以UO2Cit-为主,同时要降低土壤中碳酸盐和磷酸盐的含量.

参考文献
[1]
HUANG J W, BLAYLOCK M J, KAPULNIK Y, et al. Phytoremediation of uranium-contaminated soils:role of organic acids in triggering uranium hyperaccumulation in plants[J]. Environmental Science & Technology, 1998, 32(13): 2004-2008. (0)
[2]
聂小琴, 丁德馨, 李广悦, 等. 某铀尾矿库土壤核素污染与优势植物累积特征[J]. 环境科学研究, 2010, 23(6)725.
NIE Xiaoqin, DING Dexin, LI Guangyue, et al. Soil radionuclide contamination and radionuclide accumulation characteristics of competitive plants in a uranium tailings repository in South China[J]. Research of Environmental Sciences, 2010, 23(6): 719-725. (0)
[3]
江文静, 王丹, 姚天月. 铀及其伴生重金属镉的根茎类富集植物的筛选[J]. 农业环境科学学报, 2017, 36(1)47.
JIANG Wenjing, WANG Dan, YAO Tianyue. Screening of rhizomatic accumulators to uranium and cadmium[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2017, 36(1): 39-47. DOI:10.11654/jaes.2016-0828 (0)
[4]
LINGUA G, TODESCHINI V, GRIMALDI M, et al. Polyaspartate, a biodegradable chelant that improves the phytoremediation potential of poplar in a highly metal-contaminated agricultural soil[J]. Journal of Environmental Management, 2014, 132: 9-15. (0)
[5]
LI J, ZHANG Y. Remediation technology for the uranium contaminated environment:a review[J]. Procedia Environmental Sciences, 2012, 13: 1609-1615. DOI:10.1016/j.proenv.2012.01.153 (0)
[6]
RULKENS W H, TICHY R, GROTENHUIS J T C. Remediation of polluted soil and sediment:perspectives and failures[J]. Water Science and Technology, 1998, 37(8): 27-35. (0)
[7]
SOUDEK P, PETROVÁ Š, BUZEK M, et al. Uranium uptake in Nicotiana sp. under hydroponic conditions[J]. Journal of Geochemical Exploration, 2014, 412: 130-137. (0)
[8]
WAN Xiaoming, LEI Mei, CHEN Tongbin. Interaction of As and Sb in the hyperaccumulator Pteris vittata L.:changes in As and Sb speciation by XANES[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(19): 19173-19181. DOI:10.1007/s11356-016-7043-0 (0)
[9]
WU L H, LUO Y M, XING X R, et al. EDTA-enhanced phytoremediation of heavy metal contaminated soil with Indian mustard and associated potential leaching risk[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2004, 102(3): 307-318. (0)
[10]
LAURETTE J, LARUE C, MARIET C, et al. Influence of uranium speciation on its accumulation and translocation in three plant species:oilseed rape, sunflower and wheat[J]. Environmental and Experimental Botany, 2012, 77: 96-107. DOI:10.1016/j.envexpbot.2011.11.007 (0)
[11]
丁德馨, 李广悦, 胡南, 等. 一种利用植物修复铀尾矿砂的方法: 中国, 200910044229. 4[P]. 2010-02-10. (0)
[12]
LI Changwu, HU Nan, DING Dexin, et al. Phytoextraction of uranium from contaminated soil by Macleaya cordata before and after application of EDDS and CA[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(8): 6155-6163. DOI:10.1007/s11356-014-3803-x (0)
[13]
LAURETTE J, LARUE C, LLORENS I, et al. Speciation of uranium in plants upon root accumulation and root-to-shoot translocation:a XAS and TEM study[J]. Environmental and Experimental Botany, 2012, 77: 87-95. DOI:10.1016/j.envexpbot.2011.11.005 (0)
[14]
SHAHID M, DUMAT C, POURRUT B, et al. Role of metal speciation in lead-induced oxidative stress to Vicia faba roots[J]. Russian Journal of Plant Physiology, 2015, 62(4): 448-454. DOI:10.1134/S1021443715040159 (0)
[15]
ÇELENI, BUCHANANJ R, BURNSR T, 等. Using a chemical equilibrium model to predict amendments required to precipitate phosphorus as struvite in liquid swine manure[J]. Water Research, 2007, 41(8)1696. (0)
[16]
DUQUÈNE L, VANDENHOVE H, TACK F, et al. Enhanced phytoextraction of uranium and selected heavy metals by Indian mustard and ryegrass using biodegradable soil amendments[J]. Science of the Total Environment, 2009, 407(5): 1496-1505. DOI:10.1016/j.scitotenv.2008.10.049 (0)
[17]
胡南, 丁德馨, 李广悦, 等. 五种水生植物对水中铀的去除作用[J]. 环境科学学报, 2012, 32(7)1645.
HU Nan, DING Dexin, LI Guangyue, et al. Uranium removal from water by five aquatic plants[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2012, 32(7): 1637-1645. (0)
[18]
HE Jiadong, WANG Yongdong, HU Nan, et al. An artificially constructed Syngonium podophyllum-Aspergillus niger combinate system for removal of uranium from wastewater[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015, 22(23): 18918-18926. DOI:10.1007/s11356-015-5008-3 (0)
[19]
NAJEEB U, JILANI G, ALI S, et al. Insights into cadmium induced physiological and ultra-structural disorders in Juncus effusus L. and its remediation through exogenous citric acid[J]. Journal of Hazardous Materials, 2011, 186(1): 565-574. DOI:10.1016/j.jhazmat.2010.11.037 (0)
[20]
SHEPPARD M I, THIBAULT D H, SHEPPARD S C. Concentrations and concentration ratios of U, As and Co in scots pine grown in a waste-site soil and an experimentally contaminated soil[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 1985, 26(1): 85-94. (0)
[21]
聂小琴, 李广悦, 吴彦琼, 等. 铀胁迫对大豆和玉米种子萌发和幼苗生长及SOD与POD活性的影响[J]. 农业环境科学学报, 2010, 29(6)1064.
NIE Xiaoqin, LI Guangyue, WU Yanqiong, et al. Response of seed germination and seedling growth and SOD and POD during seeds of bean and corn germination on uranium stress[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2010, 29(6): 1057-1064. (0)
[22]
MEYER M C, PASCHKE M W, MCLENDON T, et al. Decreases in soil microbial function and functional diversity in response to depleted uranium[J]. Journal of Environmental Quality, 1998, 27(6): 1306-1311. (0)
[23]
聂小琴, 丁德馨, 董发勤, 等. 水培和盆栽条件下碎米莎草对铀的耐受性及富集特征[J]. 环境科学研究, 2015, 28(5)838.
NIE Xiaoqin, DING Dexin, DONG Faqin, et al. Effects of tolerance and enrichment characteristics of Cyperus iria L. to uranium under hydroponic and potted culture[J]. Research of Environmental Sciences, 2015, 28(5): 831-838. (0)
[24]
CLAUDE F, LAURENT D, JACQUELINE G L. Uranium complexation and uptake by a green alga in relation to chemical speciation:the importance of the free uranyl ion[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2004, 23(4): 974-981. DOI:10.1897/03-90 (0)
[25]
LI Qinghui, LI Yue, WU Xiayuan, et al. Metal transport protein 8 in Camellia sinensis confers superior manganese tolerance when expressed in yeast and Arabidopsis thaliana[J]. Scientific Reports, 2017, 7: 399915. (0)
[26]
TOMÉ F V, RODRíGUEZ P B, LOZANO J C. Elimination of natural uranium and 226Ra from contaminated waters by rhizofiltration using Helianthus annuus L[J]. Science of the Total Environment, 2008, 393(2/3): 351-357. (0)
[27]
TOMÉ F V, RODRíGUEZ P B, LOZANO J C. The ability of Helianthus annuus L. and Brassica juncea to uptake and translocate natural uranium and 226Ra under different milieu conditions[J]. Chemosphere, 2009, 74(2): 293-300. DOI:10.1016/j.chemosphere.2008.09.002 (0)
[28]
DU Liang, FENG Xiaojie, HUANG Zhenling, et al. The effect of U speciation in cultivation solution on the uptake of U by variant Sedum alfredii[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2016, 23(10): 9964-9971. DOI:10.1007/s11356-016-6226-z (0)
[29]
AL-HAMARNEH I F, ALKHOMASHI N, ALMASOUD F I. Study on the radioactivity and soil-to-plant transfer factor of 226Ra, 234U and 238U radionuclides in irrigated farms from the northwestern Saudi Arabia[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2016, 160: 1-7. DOI:10.1016/j.jenvrad.2016.04.012 (0)
[30]
郝希超, 陈晓明, 罗学刚, 等. 不同牧草在铀胁迫下生长及铀富集的比较研究[J]. 核农学报, 2016, 30(3)555.
HAO Xichao, CHEN Xiaoming, LUO Xuegang, et al. Comparative study on the growth and uranium enrichment in different grasses[J]. Journal of Nuclear Agricultureal Sciences, 2016, 30(3): 548-555. DOI:10.11869/j.issn.100-8551.2016.03.0548 (0)
[31]
SHEPPARD S C, SHEPPARD M I, GALLERAND M O, et al. Derivation of ecotoxicity thresholds for uranium[J]. Journal of Environmental Radioactivity, 2005, 79(1): 55-83. DOI:10.1016/j.jenvrad.2004.05.015 (0)
[32]
曾峰, 唐永金. 铀胁迫对植物光合特性的影响及植物对铀的吸收转移[J]. 环境工程学报, 2014, 8(7)3082.
ZENG Feng, TANG Yongjin. Effects of uranium stress on plant photosynthetic characteristics and uptake and translocation of uranium in plants[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2014, 8(7): 3075-3082. (0)
[33]
姚天月, 王丹, 李泽华, 等. 8种花卉植物对土壤中铀富集特性研究[J]. 环境科学与技术, 2016, 39(2)30.
YAO Tianyue, WANG Dan, LI Zehua, et al. Enrichment characteristics of eight ornamental plants to uranium in soil[J]. Environmental Science & Technology(China), 2016, 39(2): 24-30. (0)
[34]
WANG A S, ANGLE J S, CHANEY R L, et al. Soil pH effects on uptake of Cd and Zn by Thlaspi caerulescens[J]. Plant and Soil, 2006, 281(1): 325-337. (0)
[35]
MUHAMMAD I, PUSCHENREITER M, WENZEL W W. Cadmium and Zn availability as affected by pH manipulation and its assessment by soil extraction, DGT and indicator plants[J]. Science of the Total Environment, 2012, 416: 490-500. DOI:10.1016/j.scitotenv.2011.11.029 (0)
[36]
金星, 罗学刚, 唐永金, 等. 外源硼酸对铀胁迫下四季豆生理以及铀富集的影响[J]. 中国农学通报, 2016, 32(33)181.
JIN Xing, LUO Xuegang, TANG Yongjin, et al. The influence of boric acid on physiology and uranium accumulation in Phaseolus vulgaris L. under uranium stress[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2016, 32(33): 175-181. DOI:10.11924/j.issn.1000-6850.casb16060149 (0)