2021, Vol. 42
2. 云南大学生命科学学院, 昆明 650091
2. School of Life Sciences, Yunnan University, Kunming 650091, China
土壤重金属污染是全球性的环境问题, 严重危害人体健康和生态系统[1].文献[2]指出我国土壤中重金属的点位超标率达到16.1%.其中, Cd由于毒性大、迁移性强和污染面积广等特点, 成为最突出的土壤重金属污染物[3].植物吸收和富集过量重金属会影响植物正常的生理功能, 而且重金属还会通过食物链进入动物和人体, 严重危害人类健康[4].随着近年来以Cd为代表的重金属污染事件的频发, 国内外对污染土壤的治理也日益重视.
在诸多重金属污染土壤的修复技术中, 植物萃取技术(phytoextraction)因为具有简单、环保、经济和高效等特点, 被认为是最有前景的修复方法[5, 6].植物萃取技术是指利用植物体将土壤中的重金属吸收和富集, 之后收割植物体地上部分来去除土壤中污染物的方法[7].植物萃取效率与植物生物量积累速度和植物对重金属的富集能力密切相关.因此, 用于植物萃取的植物需要具备以下3个特点：①生物量大, 生长速度快; ②对重金属有较强的耐受性和富集性; ③能将吸收的重金属离子转移到地上部分.植物萃取技术的有力“武器”是重金属超富集植物(hyperaccumulator), 指的是在自然生境中叶片或地上部分(干重)的污染物含量能达到某一临界值以上, 并且地上部分污染物富集系数和转运系数大于1的植物[8].
尽管植物修复技术得到了理论和实践的验证[9], 但它仍面临一些问题.比如①大多数超富集植物生长缓慢, 生物量小, 对环境适应性差[10]; ② Cd超富集植物等类群的数量还很少[7].因此, 继续筛选生物量大、生长快和富集能力强的植物资源仍是植物萃取技术迫切需要解决的问题.
当前, 入侵植物是生态学领域关注的焦点之一, 尽管入侵植物对生态系统的破坏很大, 但是除了彻底将其清除外, 开发其潜在的应用价值也非常有必要[11].许多入侵植物不仅生长速度快, 环境适应性强, 而且对许多污染物具有很强的富集能力, 在植物修复方面表现出优良的特性[12].实际上, 科学家已经开始将入侵植物应用于植物修复中.例如, 世界上著名的入侵物种凤眼莲(Eichhornia crassipes), 已经被成功地用于其分布区内水体重金属的修复中[13].空心莲子草(Alternanthera philoxeroides)也被应用于修复污泥中的重金属[14].这些实例都表明, 利用入侵植物进行植物修复可以是一种“变废为宝”的策略[15].
现有研究发现重金属超富集植物主要分布在十字花科、菊科、茄科和禾本科等植物类群[7, 15, 16].本研究选取了菊科和禾本科的4种草本入侵植物粗毛牛膝菊(Galinsoga quadriradiata)、洋野黍(Panicum dichotomiflorum)、莠狗尾草(Setaria geniculata)和欧黑麦草(Lolium persicum)为研究对象, 通过室内盆栽实验来研究它们在Cd胁迫下的富集特征.这4种草本植物都是广泛分布的杂草, 均被收录于文献[17]中.
粗毛牛膝菊原产于墨西哥, 现广泛分布于我国贵州、云南和安徽等地, 入侵等级为2[17].先前的研究表明, 粗毛牛膝菊生长速度快[18], 并且其同属植物牛膝菊(G. parviflora)对土壤中的Cd有很强的富集能力[19].洋野黍原产于北美洲, 分布于我国云南、广西和台湾等地, 入侵等级为4[17].有研究表明, 黍属植物能吸收土壤中的Ni、Zn和Cd等元素[20].莠狗尾草原产于美洲, 分布于贵州、云南和陕西等地, 入侵等级为有待观察类[17].莠狗尾草的同属植物狗尾草(S. viridis)对Cd具有较好的富集性[21].欧黑麦草原产于欧洲至西亚, 分布于四川、陕西和青海等地, 入侵等级为有待观察类[17].欧黑麦草的同属植物黑麦草(L. perenne)对Cd和Zn等具有修复潜力[22].
本实验通过研究这4种植物对Cd的富集特性, 有望筛选得到生长较快, 生物量较大, 且Cd富集能力强的植物资源, 以期为解决土壤Cd污染问题提供新的种质资源.
1 材料与方法 1.1 实验材料和供试土壤本实验中4种植物的种子从中国西南野生生物种质资源库申请得到.本实验中所用的土壤是从云南省昆明市斗南花卉市场购买的有机质营养土, 土壤的基本理化性质如下所示：pH为5.55, 有机质为313 g·kg-1, 全磷为1.24 g·kg-1, 全氮为9.6 g·kg-1, 有效磷为38.2 mg·kg-1, 水解氮为1.19 g·kg-1, 在原土壤中未检出Cd.
1.2 材料种植和处理参照先前的报道[15], 本实验一共设置3个土壤Cd含量(mg·kg-1), 分别为5(T5)、25(T25)和50(T50)这3个Cd处理, 用不加Cd的土壤作为对照(T0).虽然我国农用地土壤的Cd风险筛选值较低, 但在许多矿区的土壤中也观察到高含量的Cd.因此本文设置了相对较高的土壤Cd含量来研究植物对Cd的富集特征.本实验所用土壤都经过风干和过筛, 按上述含量向土壤中添加CdCl2·2.5H2O, 混匀并存放30 d后备用, 放置期间经常翻动土壤, 使土壤充分混匀.
本实验在中国科学院昆明植物研究所的温室(昼夜温度：25℃/20℃; 光照周期：12 h光照/12 h黑暗; 相对湿度：50%~60%)中开展.取适量的4种植物种子播种在未受重金属污染的土壤中, 2周后, 挑选展开2片真叶的幼苗分别单株移入装有等量上述处理土壤的花盆中(d=18.5 cm, h=17.5 cm). 4种植物每个处理种植3盆, 共计48盆苗.种植好的植物材料随机摆放于温室中培养.整个实验持续90 d, 在实验期间, 每天用自来水(不含Cd2+或肥料)补偿水分损失.
1.3 植株样品采集与分析植物种植3个月后, 从土壤中将植物收集, 在自来水下将根部泥土冲洗干净, 再用去离子水反复清洗.每个样品分别取根和地上部分, 放入70℃的恒温箱中烘干至样品恒重.植物的生物量使用分析天平称重获得.
植物Cd含量的测定参照《食品安全国家标准食品中多元素的测定》(GB 5009.268-2016), 采用的是电感耦合等离子体质谱法(ICP-MS).称取1.0 g的干燥植物样品放入聚四氟乙烯消解罐中, 然后加入5 mL硝酸溶液于消解罐, 充分混匀.待反应结束后, 加盖密封消解罐, 并将其放入微波消解仪中.之后自然冷却到50℃以下, 取出消解罐, 放置于通风橱中.一段时间后打开消解罐, 将液体全部转移到50 mL的容量瓶中, 并用超纯水润洗3~4次消解罐, 洗涤液也要放入容量瓶中, 最后用超纯水定容, 作为待测液, 空白对照的制备方法相同.使用电感耦合等离子体发射光谱仪(ICP-MS, USA, Thermo-Fisher Scientific)检测样品溶液, 然后再根据标准曲线计算Cd含量.标准曲线制备如下：将1 mg·mL-1 Cd标准溶液用5%硝酸稀释至10 mg·L-1作为贮备液, 然后将贮备液制备成0、0.1、0.2、0.4和1 mg·L-1的标准溶液, 摇匀后待用.利用ICP-MS测定每个标准溶液中Cd的含量, 根据实验数据绘制标准曲线.
1.4 数据处理本实验中所有数据用Microsoft Excel 2010进行处理, 用IBM SPSS Statistics 20软件进行统计分析, 用SigmaPlot 10.0作图.本实验中所有数据的差异显著性都使用单因素方差分析(ANOVA), 差异显著水平设定为P < 0.05.
植物对Cd的提取效率主要取决于生物富集系数(bioconcentration factor, BCF)和转移系数(translocation factor, TF).生物富集系数反映的是植物从土壤中积累重金属的效率, 转移系数反映的是植物将积累的重金属从土壤向地上部分转移的效率.它们的计算方法为[7]：
|
为了分析植物对Cd的耐受情况, 本实验测定了生长90 d后4种植物各组织的干重(表 1).结果显示, 在T5~T50处理下, 粗毛牛膝菊的地上部分(shoot)和根部(root)生物量与对照相比均没有发生显著变化.不同的是, 在Cd处理下, 洋野黍地上部分生物量在T5处理下没有发生显著变化, 但是在T25处理下开始显著降低(P < 0.05), 在T50处理下最低, 与对照相比生物量降低了80.86%.而洋野黍根部的生物量在T5处理下显著升高(P < 0.05), 达到最大值.但是在T25处理时, 根部生物量显著降低(P < 0.05), 在T50处理下, 根部生物量达到最低, 与对照相比, 根部生物量降低了66.67%.莠狗尾草地上部分生物量在T25处理下显著降低(P < 0.05), 在T50处理时最低, 与对照相比地上部分生物量降低了55.5%.而根部生物量在T50处理下显著降低(P < 0.05), 与对照相比降低了30.2%.欧黑麦草的地上部分生物量在T50处理下显著降低(P < 0.05), 与对照相比降低了40.1%, 而根部的生物量随土壤Cd含量的增加没有发生显著变化.另外, 本研究还发现, 在相同的时间内, 粗毛牛膝菊积累的总生物量显著高于其他3种植物(表 1).
|
表 1 不同Cd含量处理下4种植物的生物量1)/g Table 1 Biomass of the four examined plant species under different Cd content treatments/g |
2.2 4种植物的Cd含量
为了研究Cd处理下4种植物各组织对土壤中Cd的富集情况, 测量了不同土壤Cd含量下4种植物干燥组织中的Cd含量(图 1和图 2).从图 1中可以看出, 这4种植物地上部分的Cd含量随土壤Cd含量的增加显著增加(P < 0.05).在T5~T50处理下, 粗毛牛膝菊地上部分Cd含量分别为9.32、28.77和69.00 mg·kg-1; 洋野黍的地上部分Cd含量分别为35.93、128.33和139.33 mg·kg-1; 莠狗尾草的地上部分Cd含量分别为4.56、17.60和19.23 mg·kg-1; 欧黑麦草的地上部分Cd含量分别为3.26、14.60和21.80 mg·kg-1.此外还发现, 在相同Cd含量处理下, 4种植物地上部分的Cd含量从高到低依次为洋野黍>粗毛牛膝菊>莠狗尾草>欧黑麦草(图 1).
|
1：G. quadriradiata; 2：P. dichotomiflorum; 3：S. geniculata; 4：L. persicum; 图中同一物种多个处理间的不同小写字母表示差异在0.05水平达到显著; 相同处理不同物种间的不同大写字母表示差异在0.05水平达到显著, 下同 图 1 不同Cd处理下4种植物地上部分Cd含量 Fig. 1 Shoot Cd concentrations of the four species under different soil Cd levels |
|
图 2 不同Cd处理下4种植物根部Cd含量 Fig. 2 Root Cd concentrations of the four species under different soil Cd levels |
这4种植物根部Cd含量也随土壤Cd含量的增加显著增加(P < 0.05), 在T5~T50处理下, 粗毛牛膝菊根部Cd含量分别为10.50、39.40和80.03 mg·kg-1; 洋野黍根部Cd含量分别为77.97、315.33和383.00 mg·kg-1.莠狗尾草根部Cd含量分别为104.33、378.33和604.67 mg·kg-1, 欧黑麦草根部Cd含量分别为35.37、166.33和315.33 mg·kg-1.在相同Cd含量处理下, 4种植物根部Cd含量排序为莠狗尾草>洋野黍>欧黑麦草>粗毛牛膝菊(图 2).
2.3 4种植物的富集系数与转移系数根据植物的Cd含量计算了Cd处理下植物的地上部分富集系数(shoot bioconcentration factor, SBCF)和转移系数(图 3和图 4).从图 3中可以看出, 这4种植物的地上部分富集系数随Cd含量的增加而显著降低(P < 0.05).在T5~T50处理下粗毛牛膝菊的地上部分富集系数分别为1.86、1.15和1.38;洋野黍的地上部分富集系数分别为7.19、5.13和2.79;莠狗尾草的地上部分富集系数分别为0.91、0.77和0.35;欧黑麦草的地上部分富集系数分别为0.65、0.58和0.44.明显地, 这4种植物的地上富集系数都是在T5处理下最高.此外, 本研究还发现, 在相同Cd含量处理下, 洋野黍的地上部分富集系数都是最大的, 其次为粗毛牛膝菊、莠狗尾草和欧黑麦草(图 3).
|
图 3 不同Cd处理下4种植物的富集系数 Fig. 3 Shoot bioconcentration factors for the four species under different soil Cd levels |
|
图 4 不同Cd处理下4种植物的转移系数 Fig. 4 Transfer factors for the four species under different soil Cd levels |
这4种植物的转移系数随土壤Cd含量的增加有降低趋势, 但是差异水平不显著.具体表现为在T5~T50处理下, 粗毛牛膝菊的转移系数分别为0.93、0.73和1.04;洋野黍的分别为0.55、0.41和0.36;莠狗尾草的分别为0.04、0.05和0.03;欧黑麦草的分别为0.10、0.09和0.07.这4种植物在相同Cd含量处理下, 粗毛牛膝菊的转移系数都最高, 其次为洋野黍、欧黑麦草和莠狗尾草.其中, 粗毛牛膝菊在T5~T50处理下的转移系数都接近于1(图 4).
2.4 植物中的Cd积累量植物的Cd积累量主要由植物的生物量和Cd含量共同决定.根据植物的生物量和Cd含量, 计算了植物的Cd积累量.在Cd处理下, 粗毛牛膝菊单株地上部分Cd积累量随土壤Cd含量的增加显著升高(P < 0.05), 在T50处理时最高, 为355.99 μg.而洋野黍、莠狗尾草和欧黑麦草都是在T25处理下积累量达到最大值, 分别为85.79、16.69和26.75 μg.除此之外, 本研究还比较了相同Cd含量处理下4种植物地上部分积累量的情况.结果显示, 在T5处理下, 洋野黍的单株地上部分Cd积累量最高.而在T25和T50处理下, 粗毛牛膝菊的单株地上部分Cd积累量最高(图 5).
|
图 5 不同Cd含量处理下4种植物地上部分积累量 Fig. 5 Shoot Cd contents of the four species under different soil Cd levels |
本研究还分析了Cd在植物体内的分配比例(图 6).结果显示, 随着土壤Cd含量的增加, 除了欧黑麦草地上部分Cd积累量占总积累量比例显著降低外(P < 0.05), 其余3个物种没有发生显著变化.在不同Cd含量处理下, 粗毛牛膝菊都能将90%以上的Cd转移到地上部分, 洋野黍能将75%~80%的Cd转移到地上部分, 欧黑麦草和莠狗尾草分别只能将低于50%和20%的Cd转移到地上部分.在相同Cd处理下, 4种植物的单株地上部分Cd积累量占整株植物积累量的比例都表现为粗毛牛膝菊>洋野黍>欧黑麦草>莠狗尾草(图 6).
|
图 6 不同Cd含量处理下4种植物体内Cd的分配比例 Fig. 6 Distribution ratios of Cd in the four plant species under different soil Cd levels |
筛选生物量大且对污染物富集性强的植物对于植物萃取至关重要[23].本研究发现粗毛牛膝菊的耐受性比较强.因为在T5~T50处理下, 粗毛牛膝菊的生物量都没有发生显著变化, 而其他3种禾本科植物在T25或T50处理下生物量都发生了显著的降低(P < 0.05, 表 1).与同属植物牛膝菊相比, 牛膝菊的生物量在Cd含量为25 mg·kg-1时开始显著降低[24], 这从侧面说明粗毛牛膝菊的耐受性可能比牛膝菊强.另外, 在相同时间内, 粗毛牛膝菊积累的生物量显著高于其他3种植物, 表明粗毛牛膝菊生长比其他3种植物快.
本研究发现4种植物的地上部分和根部Cd含量都随土壤Cd含量的增加显著增加(P < 0.05, 图 1和图 2).并且在相同土壤Cd含量处理下, 洋野黍地上部分Cd含量最高, 其次为粗毛牛膝菊、莠狗尾草和欧黑麦草.但是在根中, Cd含量最高的为莠狗尾草, 其次为洋野黍、欧黑麦草和粗毛牛膝菊(图 1和图 2).之前的研究表明, Cd富集植物对Cd的富集水平虽然比不上Cd超富集植物, 但也能积累接近100 mg·kg-1 Cd到地上部分, 如Cd富集植物小蓬草(Conyza canadensis)和蒲公英(Taraxacum mongolicum)中的Cd含量[25, 26].在本实验中, 洋野黍地上部分Cd含量大于100 mg·kg-1; 粗毛牛膝菊的地上部分Cd含量接近100 mg·kg-1; 莠狗尾草和欧黑麦草地上部分Cd含量远小于100 mg·kg-1, 这表明粗毛牛膝菊和洋野黍具有相对较强的Cd富集能力.先前的研究表明, 牛膝菊体内Cd含量变化趋势与粗毛牛膝菊相似, 并且牛膝菊在土壤Cd含量为75 mg·kg-1时, 地上部分Cd含量才大于100 mg·kg-1[24].因此, 在后续研究中可以提高土壤Cd含量, 来验证粗毛牛膝菊能否达到Cd超富集植物的标准.植物的地上部分富集系数和转移系数能进一步反映植物的富集和转运能力[23].本研究表明这4种植物的地上部分富集系数随土壤Cd含量的增加显著降低(P < 0.05, 图 3).先前的研究也表明在低含量的重金属污染土壤中植物的富集系数高于严重污染土壤[27], 这可能是因为在高含量下, 植物的生命活动受到抑制, 造成植物富集能力降低.在所有Cd处理下, 粗毛牛膝菊和洋野黍的富集系数都是大于1, 而莠狗尾草和欧黑麦草的富集系数小于1(图 3).这表明粗毛牛膝菊和洋野黍的地上部分富集能力比莠狗尾草和欧黑麦草强.
植物地上部分Cd含量和富集系数在一定程度上反映了植物对Cd的转运能力. Cd富集植物通常能将根中大量的Cd转移到地上部分, 因而有较高的转移系数[7, 28].在本研究中发现这4种植物在相同土壤Cd含量处理下, 粗毛牛膝菊的转移系数最高(图 4), 可以初步看出粗毛牛膝菊转移Cd的能力比其他3种植物强.在实际应用中, 植物对Cd的积累总量决定对土壤中Cd的去除效果, 而植物Cd积累总量由植物的生物量和Cd含量共同决定.尽管在同一土壤Cd含量处理下, 洋野黍的地上部分Cd含量高于粗毛牛膝菊, 但由于其生物量较小, 因此除了在T5处理下, 洋野黍单株地上部分Cd积累量都明显比粗毛牛膝菊低.而且由于洋野黍生物量受Cd胁迫下降显著, 其单株地上部分Cd积累量也随着土壤Cd含量的增加显著降低(P < 0.05).相反, 由于粗毛牛膝菊的生物量不受Cd胁迫影响, 其单株地上部分Cd积累量随着土壤Cd含量的增加显著增加(P < 0.05).这进一步说明粗毛牛膝菊在植物萃取Cd方面的优势明显.
由于植物萃取主要收获和去除植物地上部分富集的污染物, 因此污染物在植物体内的分配情况也十分重要[23].植物转移到地上部分的污染物比重越高, 越适宜用于植物萃取.因为如果大量的污染物蓄积在根部, 不仅面临再次进入环境的风险, 而且植物的富集作用改变了土壤中污染物的分布, 增加了局部区域污染物毒害的程度.通常, Cd超富集植物如牛膝菊[19]和遏蓝菜(Thlaspi caerulescens)[29]都能最大限度地将Cd转移到地上部分.在本研究中, 在所有处理下, 粗毛牛膝菊都能将90%以上的Cd积累到地上部分(图 6), 而洋野黍只能将75%~80%的Cd转移到地上部分, 欧黑麦草和莠狗尾草分别只能将低于50%和20%的Cd转移到地上部分.这说明粗毛牛膝菊具有较高的Cd萃取能力, 具有更好的应用潜力.
因此, 综合植物在Cd处理下的生物量和富集特性, 推荐粗毛牛膝菊为治理土壤Cd污染的潜在高富集植物.由于本实验选用的是室内盆栽实验, 植物面临的生长环境和野外环境差异较大, 因此植物的生长状态和对Cd的耐受和富集能力也可能和自然条件下明显不同, 因此在后期需要进行野外实验来进一步探究粗毛牛膝菊富集性和修复能力.同时, 粗毛牛膝菊耐受和富集Cd的分子机制值得进一步研究.粗毛牛膝菊是否能吸收土壤中其他重金属也不清楚, 需要进一步的研究.此外, 粗毛牛膝菊作为一种入侵植物, 如何在利用的过程中消除其对生态环境的潜在危害也是重中之重.根据粗毛牛膝菊的生长特性, 我们建议可以在植物开花之前将植株收获, 这样可以避免植物的扩散.
4 结论在盆栽实验下, 本研究发现在不同Cd含量处理下粗毛牛膝菊, 洋野黍, 莠狗尾草和欧黑麦草的耐受性及富集性不同.在T5~T50处理下, 粗毛牛膝菊的生物量没有发生显著变化, 而其他3种植物生物量在T25或T50处理下显著降低.因此, 粗毛牛膝菊的Cd耐受性较强.通过分析植物对Cd的富集特征发现, 在不同Cd含量处理下, 4种植物地上部分和根中的Cd含量均随土壤Cd含量增加而显著升高.植物的地上部分富集系数和转移系数结果表明, 粗毛牛膝菊和洋野黍的富集系数都大于1, 粗毛牛膝菊的转移系数显著高于其他3种植物.此外, 粗毛牛膝菊转移到地上部分的Cd也显著高于其他3种植物.这说明粗毛牛膝菊具有很强的Cd富集性和转运能力.综上所述, 结合4种植物的耐受性和富集性, 本研究推荐将粗毛牛膝菊作为一种Cd高富集植物.
| [1] | Yang Q Q, Li Z Y, Lu X N, et al. A review of soil heavy metal pollution from industrial and agricultural regions in China:pollution and risk assessment[J]. Science of the Total Environment, 2018, 642: 690-700. DOI:10.1016/j.scitotenv.2018.06.068 |
| [2] | 全国土壤污染状况调查公报[J].中国环保产业, 2014, (5): 10-11. |
| [3] |
陈树兰, 许晨阳, 耿增超, 等. 不同配比复合材料对农田镉污染土壤的修复效果[J]. 环境科学, 2019, 40(12): 5531-5539. Chen S L, Xu C Y, Geng Z C, et al. Remediation effects of different composite materials on cadmium-contaminated farmland soil[J]. Environmental Science, 2019, 40(12): 5531-5539. |
| [4] | Zhao H X, Wang L S, Zhao F J, et al. SpHMA1 is a chloroplast cadmium exporter protecting photochemical reactions in the Cd hyperaccumulator Sedum plumbizincicola[J]. Plant, Cell & Environment, 2019, 42(4): 1112-1124. |
| [5] | Yan A, Wang Y M, Tan S N, et al. Phytoremediation:a promising approach for revegetation of heavy metal-polluted land[J]. Frontiers in Plant Science, 2020, 11. DOI:10.3389/fpls.2020.00359 |
| [6] | Ashraf S, Ali Q, Zahir Z A, et al. Phytoremediation:environmentally sustainable way for reclamation of heavy metal polluted soils[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 174: 714-727. DOI:10.1016/j.ecoenv.2019.02.068 |
| [7] | Ali H, Khan E, Sajad M A. Phytoremediation of heavy metals-concepts and applications[J]. Chemosphere, 2013, 91(7): 869-881. DOI:10.1016/j.chemosphere.2013.01.075 |
| [8] | Zhong L S, Lin L J, Liao M A, et al. Phytoremediation potential of Pterocypsela laciniata as a cadmium hyperaccumulator[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2019, 26(13): 13311-13319. DOI:10.1007/s11356-019-04702-4 |
| [9] | Gerhardt K E, Gerwing P D, Greenberg B M. Opinion:taking phytoremediation from proven technology to accepted practice[J]. Plant Science, 2017, 256: 170-185. DOI:10.1016/j.plantsci.2016.11.016 |
| [10] |
张云霞, 宋波, 宾娟, 等. 超富集植物藿香蓟(Ageratum conyzoides L.)对镉污染农田的修复潜力[J]. 环境科学, 2019, 40(5): 2453-2459. Zhang Y X, Song B, Bin J, et al. Remediation potential of Ageratum conyzoides L. on cadmium contaminated farmland[J]. Environmental Science, 2019, 40(5): 2453-2459. |
| [11] | Simberloff D, Martin J L, Genovesi P, et al. Impacts of biological invasions:what's what and the way forward[J]. Trends in Ecology & Evolution, 2013, 28(1): 58-66. |
| [12] | Colautti R I, Barrett S C H. Rapid adaptation to climate facilitates range expansion of an invasive plant[J]. Science, 2013, 342(6156): 364-366. DOI:10.1126/science.1242121 |
| [13] | Rezania S, Ponraj M, Talaiekhozani A, et al. Perspectives of phytoremediation using water hyacinth for removal of heavy metals, organic and inorganic pollutants in wastewater[J]. Journal of Environmental Management, 2015, 163: 125-133. DOI:10.1016/j.jenvman.2015.08.018 |
| [14] |
林茂兹, 邱雪芬, 林能文, 等. 空心莲子草对污泥重金属的响应与吸附效应[J]. 草业科学, 2012, 29(5): 681-686. Lin M Z, Qiu X F, Lin N W, et al. Response of Alternanthera philoxeroides to heavy metals and its sorption effectiveness for heavy metals[J]. Pratacultural Science, 2012, 29(5): 681-686. |
| [15] | Wei H, Huang M Y, Quan G M, et al. Turn bane into a boon:application of invasive plant species to remedy soil cadmium contamination[J]. Chemosphere, 2018, 210: 1013-1020. DOI:10.1016/j.chemosphere.2018.07.129 |
| [16] |
张军, 魏璐, 任雪盈, 等. Cd2+胁迫对3种超富集植物种子萌发特征的影响[J]. 上海农业学报, 2018, 34(3): 32-36. Zhang J, Wei L, Ren X Y, et al. Effects of cadmium ion stress on seed germination characteristics of three hyperaccumulating plants[J]. Acta Agriculturae Shanghai, 2018, 34(3): 32-36. |
| [17] |
马金双, 李惠茹. 中国外来入侵植物名录[M]. 北京: 高等教育出版社, 2018. Ma J S, Li H R. The checklist of the alien invasive plants in China[M]. Beijing: Higher Education Press, 2018. |
| [18] |
陶波, 董玉梅, 汤东生. 入侵杂草牛膝菊和粗毛牛膝菊种子成熟与萌发研究[J]. 湖北农业科学, 2013, 52(2): 331-333. Tao B, Dong Y M, Tang D S. Study on seed maturation and germination of invasive weed Galinsoga parviflora and G. ciliata[J]. Hubei Agricultural Sciences, 2013, 52(2): 331-333. DOI:10.3969/j.issn.0439-8114.2013.02.024 |
| [19] | Lin L J, Jin Q, Liu Y J, et al. Screening of a new cadmium hyperaccumulator, Galinsoga parviflora, from winter farmland weeds using the artificially high soil cadmium concentration method[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2014, 33(11): 2422-2428. DOI:10.1002/etc.2694 |
| [20] | Olowoyo J O, Mugivhisa L L, Busa N G. Trace metals in soil and plants around a cement factory in Pretoria, South Africa[J]. Polish Journal of Environmental Studies, 2015, 24(5): 2087-2093. |
| [21] |
张前进, 陈永春, 安士凯. 淮南矿区土壤重金属污染的植物修复技术及植物优选[J]. 贵州农业科学, 2013, 41(4): 164-167. Zhang Q J, Chen Y C, An S K. Phytoremediation technology of heavy metal contaminated soil in huainan mining area and plant optimization[J]. Guizhou Agricultural Sciences, 2013, 41(4): 164-167. DOI:10.3969/j.issn.1001-3601.2013.04.048 |
| [22] | Wang K, Huang H G, Zhu Z Q, et al. Phytoextraction of metals and rhizoremediation of PAHs in co-contaminated soil by co-planting of Sedum alfredii with ryegrass (Lolium perenne) or castor (Ricinus communis)[J]. International Journal of Phytoremediation, 2013, 15(3): 283-298. DOI:10.1080/15226514.2012.694501 |
| [23] | Liu S L, Ali S, Yang R J, et al. A newly discovered Cd-hyperaccumulator Lantana camara L.[J]. Journal of Hazardous Materials, 2019, 371: 233-242. DOI:10.1016/j.jhazmat.2019.03.016 |
| [24] |
金倩.镉超富集植物牛膝菊(Galinsoga parviflora)的抗氧化酶活性变化与光合特性研究[D].雅安: 四川农业大学, 2014. Jin Q. Study on antioxidant enzyme activity and photosynthetic characteristics of Cd-hyperaccumulator Galinsoga parviflora[D]. Yaan: Sichuan Agricultural University, 2014. |
| [25] | We S H, Zhou Q X, Saha U K, et al. Identification of a Cd accumulator Conyza canadensis[J]. Journal of Hazardous Materials, 2009, 163(1): 32-35. DOI:10.1016/j.jhazmat.2008.06.062 |
| [26] | Wei S H, Zhou Q X, Mathews S. A newly found cadmium accumulator-Taraxacum mongolicum[J]. Journal of Hazardous Materials, 2008, 159(2-3): 544-547. DOI:10.1016/j.jhazmat.2008.02.052 |
| [27] | Sun Y B, Zhou Q X, Diao C Y. Effects of cadmium and arsenic on growth and metal accumulation of Cd-hyperaccumulator Solanum nigrum L.[J]. Bioresource Technology, 2008, 99(5): 1103-1110. DOI:10.1016/j.biortech.2007.02.035 |
| [28] | Sheoran V, Sheoran A S, Poonia P. Role of hyperaccumulators in phytoextraction of metals from contaminated mining sites:a review[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2010, 41(2): 168-214. DOI:10.1080/10643380902718418 |
| [29] | Küpper H, Parameswaran A, Leitenmaier B, et al. Cadmium-induced inhibition of photosynthesis and long-term acclimation to cadmium stress in the hyperaccumulator Thlaspi caerulescens[J]. New Phytologist, 2007, 175(4): 655-674. DOI:10.1111/j.1469-8137.2007.02139.x |