稀土矿区植物修复研究进展

李春, 刘晶静, 张迎宾

稀土矿区植物修复研究进展

李春, 刘晶静*, 张迎宾

江西理工大学, 江西 南昌 330013

稀土资源过度开采严重地破坏了生态环境, 矿区生态修复亟待解决。综述了我国稀土矿区的污染现状, 归纳了矿区先锋植物和超积累植物对稀土元素的富集和耐受机制; 探究了土壤改良剂在矿区植物修复过程中的作用, 以及根际微生物与植物联合修复的机制; 分析了Proteobacteria(变形杆菌门)、Firmicutes(厚壁菌门)、Acidobacteria(酸杆菌门)等菌群成为植物修复中优势类群的影响因素。最后对根际微生物与植物联用在矿区生态修复中的研究与应用做出了展望。

稀土矿区; 植物修复; 土壤改良剂; 丛枝菌根真菌

0 前言

我国以36.9%的稀土资源承担着全球80%的市场供应，稀土资源销量、出口量、储存量都居全球首位。随着稀土在高科技领域地位不断提升，稀土资源需求量逐年加大。2019年，我国稀土产量达13.2万吨，稀土及其制品出口金额高达22.79亿美元，不仅为全球稀土供应做出了重要贡献，也满足了国民经济和社会发展的需要。但是与此同时，无证开采、盗采、乱采、过度开采等造成矿区环境破坏的行为络绎不绝，也引发了一系列生态环境问题，成为社会各界高度关注的对象。本文综述了我国稀土矿区污染现状；探讨了超积累植物以及先锋植物修复稀土矿区的机制，以及植物和根际微生物联用有效降低土壤稀土元素(Rare earth elements, REEs)含量的原因；总结了植物修复稀土矿区过程中菌群结构变化的影响因素；最后探讨了今后的研究方向，为稀土矿区的生态修复提供了理论依据和新的思路。

1 我国稀土矿区污染现状

矿产资源的开发改变了稀土矿山原有地形地貌，遗留了许多废弃矿坑及尾矿区，引发了一系列的环境问题，严重损害矿区生态。早期稀土资源开发采用堆浸与池浸工艺，需要剥离表土、开挖矿体，以氯化钠或硫酸铵为浸矿剂，草酸或碳酸氢铵为沉淀剂提取稀土[1]。这一过程导致矿区大面积人工裸地形成、水土流失加剧、土壤营养元素缺乏；因浸矿剂和沉淀剂对外排放，更导致了矿区及周边土壤盐碱化、植物难以生长，环境损伤不可估量[2]。江西赣州市废弃稀土矿山面积达94.46平方公里，花费2.86亿元环境整治专项资金，仅治理了9.61平方公里。截止到2013年，我国因稀土开采而造成的生态破坏面积高达17万公顷。南方七省离子型稀土矿、内蒙古包头矿、四川凉山和山东微山氟碳铈矿产生的生态环境损失成本高达81.1亿元，致使我国稀土产业净利润为负数，当地也因稀土开采付出了巨大的环境和资源代价[3]。

2012年，工业和信息化部明令禁止采用堆浸、池浸等落后选矿工艺进行稀土资源开发，原地浸出技术迅速发展，成为了矿山开采的主要手段。原地浸出工艺破坏地表地貌面积较少，不产生尾砂区，矿区沙化程度较小，稀土资源回收率高，被认为是“离子型稀土开采的绿色工艺”[4]。该工艺仅需向注液井(矿区土壤)中注入浸提液(氨盐、硫酸盐或草酸盐)，再通过布设巷道回收浸提液，减轻了山体植被的损害程度[1]。但是在整个采选过程中，由于防渗层渗漏以及收集系统不完善等原因，含有污染物的残留液、氮素(NH4+)和利用价值较低的稀土母液进入矿区土壤和附近水源，造成土壤严重酸化，周边地下水和河流氨氮严重超标[2]。稀土资源的开采也常有钍和铀等放射性重金属元素伴生，威胁农林生态和自然生态安全。如牦牛坪稀土矿尾矿库放射性污染严重、影响范围广，钍和铀比活度最高达1700 Bq·kg–1，长期辐射照射对矿区及周边居民健康产生了不良影响[5]。由于浸提液的大量使用，矿区中残留的大量氨氮不仅影响土壤中重金属离子化学形态和迁移能力，引发铜、锌、镉等重金属的二次污染，而且残留氨氮易被雨水冲刷、排入附近水体，引起水体富营养化[1, 2]。赣州龙南县废弃离子型稀土矿表层土壤的总氮含量最高达648mg·kg–1，下游水体氨氮浓度达100mg·L–1，呈富营养化状态，严重影响周边居民的生产生活以及水生植物和农田作物生长[6]。大量研究表明，稀土矿区及周边土壤中REEs浓度明显高于我国土壤REEs平均浓度(187.6 mg·kg–1)；矿区酸性土壤环境活化了铼、铝、铁等金属离子，使其在土壤中浓度升高；土壤对REEs的强烈吸附性使其在矿区及周边土壤环境中不断积累、难以除去，最终导致动植物体中REEs含量超过限值[2]。与此同时，矿区周边居民日均REEs摄入量也偏高，甚至远超稀土对人体亚临床损害剂量的临界值6.0—6.7mg·(kg·d)–1，严重威胁居民的身体健康。包钢尾矿区土壤中铈含量高达7,826.9mg·kg–1，生长于该区域碱蓬的根、茎、叶中REEs含量随着土壤REEs浓度增加而升高[7]。山东轻稀土矿区水果中REEs平均含量为142.5μg·kg–1，为非矿区(16.1μg·kg–1)的9倍，矿区居民通过水果摄入REEs日均量为0.58 μg·kg–1[8]。广东省平远县废弃稀土矿土壤中REEs含量最高达1064 mg·kg–1，矿区种植的水稻和黄豆根中REEs含量分别为581.25mg·kg–1和960.45 mg·kg–1[9]。江西龙南稀土矿区土壤中REEs平均浓度为976.94mg·kg–1，是我国土壤REEs平均浓度的5倍；河水中REEs浓度达55.72mg·L–1；农田种植的白菜和萝卜中REEs浓度高达78.57 mg·kg–1和36.58mg·kg–1，远超我国蔬菜卫生标准中REEs的浓度限值0.70mg·kg–1，矿区居民通过农作物和饮水摄入的REEs日均量为295.33 μg·kg–1[10]。REEs随着植物根系吸收土壤养分的过程进入植物细胞，不仅影响细胞膜结构和性质、叶绿体光合作用，诱使植物细胞染色体畸变，而且过量的REEs会在植物体内积蓄，通过食物链进入动物甚至人体，在肺部和淋巴结中积累，造成不可逆性伤害[11]。由此可见，稀土矿区污染治理和生态修复是区域经济、社会发展和生态环境建设所面临并亟待解决的关键问题。

2 稀土矿区植物修复

2011年，我国环保部颁布了《关于加强稀土矿山生态保护与治理恢复的意见》，把保护矿山的生态环境放在了首位。党的十八大明确推进生态文明建设，多次强调“绿水青山就是金山银山”的重要理念。各省不断加大矿山生态修复力度，废弃稀土矿区生态修复与重建已成为大势所趋。矿区修复主要包括改善土壤理化性质，清除土壤中REEs和重金属元素，恢复植被等工作。在目前应用广泛的土壤污染修复技术中，物理及化学修复技术处理效果显著、适应性广，但因投资费用高、容易形成二次污染等问题，在稀土矿区修复方面有一定的局限性。植物修复技术成本低、无二次污染，是大面积污染土壤修复过程中最具发展潜力的技术手段[8]。利用植物修复技术，大量废弃的稀土矿区已经完成了植被演替，土壤状况也得到了改善，取得了较好的生态效应。

2.1 稀土矿区适用的先锋植物

废弃稀土矿区不仅土壤酸化严重、REEs含量高，还会伴随大量重金属元素的溶出，导致植物难以生存。因此，矿区的植物修复不仅需要采用超积累植物对土壤中REEs进行专性吸收，还需搭配一些本地植物作为先锋物种，改善土壤理化性质，加速矿区植被演替进程[12]。先锋植物不仅生长快速、根系发达、比表面积大，而且能够深入土层松动板结土壤，与微生物及污染物充分接触，是改善稀土矿区初期条件的最优途径(表1)[13]。

表 1 修复废弃稀土矿区的先锋植物

草本植物生长繁殖快、成本低，可有效改善矿区土壤条件。马唐草及两耳草覆盖率高，能有效提高土壤中有机氮、有机磷等营养成分的含量，改变矿区地表外貌；还可通过增加脯氨酸、丙二醛及超氧化物岐化酶、过氧化氢酶、过氧化物酶的含量，抵御矿区干旱环境[12,14]。紫花苜蓿根系发达，深入土层改善土壤结构；还可将重金属以难溶化合物的形式储存在代谢活性较低的细胞壁、细胞间隙以及液泡中，减少重金属元素对植物体的毒害，保持植物体正常代谢功能的同时，使重金属元素在植物体中不断积累[15]。

部分乔木科植物对REEs也有一定的吸收和积累作用，还能提高矿区各层次群落的多样性。桉树和马尾松细胞壁中含有大量果胶和多糖，可固定金属离子；液泡中富含硫的肽和有机酸可螯合金属离子，将大量REEs固定在植物体中，再通过增加过氧化氢酶等酶类、谷胱甘肽及抗坏血酸的含量以减轻REEs对根系的损害[16]。因此，桉树根部REEs含量可达986 mg·kg–1，马尾松根部REEs含量可达207 mg·kg–1[17]。桉树还可调节表土层pH，增加土壤有效磷、有效氮和有机质含量，有助于增加草本植物多样性，促进灌丛形成；马尾松则可显著提高土壤微生物的丰度和多样性[18]。脐橙等具有经济价值的乔木科植物不仅能吸收土壤中REEs，改善矿区土壤结构、促进水源涵养，还能给矿区居民创造经济效益。在脐橙的叶片中，镧、铈及钕等轻稀土元素(Light rare earth element, LREEs)可代替镁离子等微量元素与叶绿素a、叶绿素b作用，增强叶片光合作用[19]。与其他部位相比，脐橙果实中 LREEs含量最小，并且与土壤LREEs浓度呈正相关[19,20]。有研究表明，脐橙果实中REEs含量(≤ 0.11 mg·kg–1)远小于食品安全国家标准的限量值(≤ 0.70 mg·kg–1)，符合绿色食品标准[20]。

草本植物和乔木科植物对稀土矿区生态恢复效果不同，而采用多种类植物混种的方式能有效增加植被和微生物多样性。如芒草、马尾松及毛竹混合种植能有效提高矿区土壤氮磷含量，增加地表植被丰度，形成多层次混交林从而增强生态系统稳定性[21]。构树、胡枝子及香根草混合种植使得土壤中氮磷钾分别提高32.90%、56.38%、37.48%[22]。废弃稀土矿区土壤成分复杂，影响因素众多，在实地修复过程中，通常采用多种植物混合种植的方式，充分利用不同植物的特性快速修复矿山生态环境。

2.2 稀土矿区超积累植物修复机制

稀土矿区的植物修复实际是植物对REEs富集和稳定化的过程，利用超积累植物对REEs的专性吸收，能够有效降低矿区土壤REEs含量。已报道的REEs超积累植物有芒萁、山核桃、美洲商陆、乌毛蕨等20余种，其中16种为蕨类植物，而且蕨类植物叶片中REEs含量高于其他部位[17]。REEs在铁芒萁各部分的分布规律是叶>根>茎，根部REEs含量为851.52 mg·kg–1，叶片REEs含量将近为根部的两倍，高达1,494 mg·kg–1；乌毛蕨叶片REEs含量为865 mg·kg–1，根部REEs含量为192 mg·kg–1；扇叶铁线蕨叶片REEs含量为313 mg·kg–1，根部REEs含量为106 mg·kg–1[21,26]。蕨类叶片REEs含量高，是由于其叶片细胞壁中的脂多糖和二磷酸核酮糖羧化酶能够储存大量REEs，叶绿体中的叶绿素和叶黄素也具有储存REEs的能力，可形成叶绿素a-铈、叶绿素a-镨等叶绿素-REEs络合物；叶肉细胞壁中含有大量果胶、半纤维素和纤维素等负离子基团，可与稀土离子结合并将其固定在细胞壁中[21]。山核桃叶片也是REEs的富集中心，因为许多酶的催化中心含有大量金属元素，REEs可取代重金属元素形成新的酶亚型，从而将REEs固定在山核桃体内[23,27]。REEs在美洲商陆体内的分布规律则是根>茎>叶，因为美洲商陆可分泌多种小分子有机酸，如乳酸、苹果酸、草酸和柠檬酸等，有效促进植物根系对土壤REEs的吸收和转运，致使根部REEs含量较高[28]。在美洲商陆木质部中，柠檬酸可与铒、镱、镥等重稀土元素(Heavy rare earth element, HREEs)络合，草酸与铥络合形成稳定复合物，有机配体可与REEs生成螯合物存于植物体内，而小分子酸可促进REEs在木质部导管中的向上运输和积累[24]。由上述可知，REEs可存储于植物体的某些组织中，参与植物的生长发育，使得REEs在不同种类植物中产生不同的分布规律；有机酸、离子基团、酶、植物螯合肽等超积累植物分泌物对植物吸收富集REEs具有重要的作用，不同种类超积累植物分泌物会产生不同的吸收、促进机制。因此，植物分泌物的研究有助于进一步揭示植物超积累REEs的机制。

2.3 土壤改良剂促进植物修复机制

植物修复虽然是改良废弃稀土矿区生态环境的最优途径，但是植物生长周期较长，土壤养分需经过4—5年才能与未开矿前相似[23]。因此，在植物修复过程中常通过施加土壤改良剂的方式提高植物及根系微生物的生长繁殖能力和新陈代谢活跃度，提高植物修复污染土壤的能力。pH是影响土壤中REEs溶解度、迁移性和植物对REEs选择性吸收的重要因素。石灰、粉煤灰、木屑等生物可降解物质的添加能有效改善土壤酸碱度，更有利于植物生长和植物对REEs的吸收[29]。植物生长繁殖及抵抗不良环境的过程中，会产生酶、氨基酸、糖类、有机酸等分泌物，提高植物对REEs的富集效果，降低REEs在土壤中的迁移能力，达到隔绝REEs进入食物链的作用[24,30]。植物根系产生的酶和氨基酸有助于根际酸化和电子转移，缓冲胞质中稀土离子的浓度，从而促进细胞解毒并提高REEs的植物利用度[30,31]。天冬氨酸和天冬酰胺能有效增强番茄幼苗根系对镧的吸收[32]；螯合剂可强化根系对土壤REEs的吸收，加强木质部输送REEs到地上部的能力[33]；组氨酸与LREEs螯合，促进细胞壁中羟基等自由基与LREEs结合，形成复合物存于细胞中[34]。植物木质部产生的柠檬酸、苹果酸等低分子有机酸，不仅参与了木质部金属元素和营养元素的运输过程，而且可与土壤中的REEs络合从而改变REEs的生物可利用性，增强植物对REEs的富集能力[35]。苹果酸和柠檬酸可有效增加LREEs在土壤中的解吸率，促进植物对REEs的吸收和积累；柠檬酸可与镧、铒、钆、钕等REEs形成可溶性复合物，增加REEs在根际的迁移量[34]。糖类不仅为植物提供了生长所需的营养物质，增强了土壤微生物的活性，还能增加REEs的运输量[36]。如马尾松韧皮部高含量的可溶性糖，提高了植物细胞自身的渗透性和抗性，还提高了REEs从根系运输至地上部的运输量[37]。一些土壤改良剂的添加还能有效降低土壤中重金属活性，如活性污泥经改良后制成的污泥生物炭与紫花苜蓿联用，能改善土壤营养结构和酸碱度，而且污泥生物炭中含有大量官能团可与重金属离子络合，降低重金属的毒性和迁移能力[38]。新型土壤改良剂的研发不仅要遵循成本低、效果好、潜在危险系数小，对REEs具有较高吸附效果的原则，而且要与植物修复技术相结合，在与植物分泌物联用的基础上进行探究，研发出高效绿色的环保型土壤改良剂。

2.4 植物-根际微生物联用

丛枝菌根真菌(Arbuscular Mycorrhizal Fungi, AMF)是一类分布广泛、部分可适应极端环境的有益微生物，具有比表面积大、吸附能力和代谢能力强等优点，其代谢产物可有效降低土壤中REEs的迁移性和活性[39]。AMF与90%以上的高等植物有着共生关系，能够侵染植物形成根系发达、接触面积大的丛枝菌根(Arbuscular Mycorrhizal, AM)[40]。Zaharescu发现AMF可促进植物吸收土壤中的REEs，并将其大量储存于AM的泡囊结构中，提高植物修复污染土壤的能力[41]。AMF修复REEs污染土壤的研究以实验室模拟为主，将被侵染的植物根段、菌丝、孢子以及根际砂土混合物作为接种菌剂，把植物种子培养于接种了菌剂的土壤基质中，使AMF与植株成功建立菌根共生关系，探究其除去土壤中REEs的能力[42,43]。付瑞英通过模拟镧和铅的复合污染土壤，发现接种AMF的玉米其根部镧、铅含量与未接种的对照相比分别提高了76%和88%，玉米地上部REEs含量也有所增加[42]。王芳等人通过模拟铈污染土壤，发现接种AMF的玉米根部铈含量随着土壤中铈浓度升高而显著增加[43]。AMF不仅能提高植物对REEs和重金属元素的吸收能力，还能降低植物叶片中丙二醛和脯氨酸含量从而减少植株水分代谢，有利于植株在干旱环境中存活；AMF还可降低根部细胞色素氧化酶含量从而减弱根系呼吸作用，有利于植物在板结土壤中生长[44]。稀土矿区土壤贫瘠、REEs和重金属浓度较高，在该环境胁迫下，AMF不仅能显著提高菌丝长度、孢子密度、土壤蛋白含量及土壤团聚体稳定性，增加根际有益微生物丰度，还可调控植物体内与重金属元素吸收及转运相关基因的表达，促进酶和特殊蛋白质的合成，以提高植物对重金属胁迫的耐受性[36,45]。因此，AMF与本地植物联合修复废弃稀土矿区，不仅能使植物适应逆境、维持群落结构及功能稳定，还能避免种植外来植物带来物种入侵的危害，是一种对土壤环境破坏程度低、更有利于植物生长的绿色土壤修复方法。

植物根际促生菌(Plant growth promoting rhizobacteria, PGPR) 是定植于植物根系，可促进植物吸收重金属元素的有益菌群，包括芽孢杆菌、假单胞菌、链霉菌和甲状杆菌等，多用于重金属污染治理。PGPR可产生表面活性剂与重金属形成复合物，增强重金属在土壤中的迁移能力，有利于植物吸收、固定土壤中的重金属元素，使得重金属从土壤基质中脱除[46,47]。PGPR还能产生抗生素及嗜铁素等物质，促进植物增磷、固氮、固铁，抵抗病原微生物的入侵，促进植物生长[48]。廖祥儒等人发明了一种解淀粉芽孢杆菌制成的植物促生菌剂，以乳糖精制废水或猪粪为原料培养PGPR，防止离子型稀土尾矿土壤板结，增强土壤肥力[49]。虽然PGPR具有促进植物吸收富集REEs的潜力，但我国对于PGPR修复稀土矿区的研究处于起步阶段，其作用机理尚未明确，同时还面临着大规模应用限制等问题。

2.5 植物修复与矿区土壤微生物

微生物是土壤生态系统的重要组成部分，直接影响土壤稳定性和土壤肥力。土壤-植物-微生物形成有机的整体，相互影响，互相促进产生良性机制，能够为植物修复稀土矿区创造良好条件。因此，了解稀土矿区微生物的作用及其影响因素有助于推进植物-微生物联合修复REEs污染的研究进程。有研究者就稀土矿区植物修复过程中的微生物群落结构进行了探究，发现变形杆菌门()、厚壁菌门()、酸杆菌门()、放线菌门()和拟杆菌门()是植物根际土及非根际土中的优势菌群，也是稀土矿区的耐性微生物，对矿区土壤修复起着积极作用[21,50,51]。

矿区土壤理化性质与微生物的分布及活性息息相关。部分门类细菌如在中性土壤中丰度较高，也能够适应贫瘠的环境，参与土壤物质循环，增加土壤养分含量[52]。及不仅在酸性胁迫条件下有较好的适应性，也能够适应高氮环境胁迫，在高氨氮含量的稀土矿区丰度较高[53,54]。在营养贫瘠的土壤环境中占优势，而在有机质丰富的土壤中则丰度较低[55]。矿区土壤中REEs及重金属元素含量也是影响群落结构和丰度的重要因素之一低浓度REEs对土壤微生物具有刺激作用，而高浓度REEs对土壤微生物群落结构和功能具有长期、持续的抑制作用，不仅随REEs的添加而增强，并且这种抑制作用在短期内难以消除[54, 56]。郑茜发现平板菌落数量随着镧浓度的升高逐渐增加，镧浓度达200 mg·kg–1时，菌落数量增加了53.26%，而后呈下降趋势，镧浓度高达2,000 mg·kg–1时菌落数量降低为原水平的11.96%[57]。高咪发现，土壤中钇浓度≤ 100 mg·kg–1g时，微生物多样性随着钇浓度升高而升高，钇浓度≥ 1,000 mg·kg–1时，微生物多样性水平显著下降[54]。利用筛选出的耐性微生物与植物联用能有效提升植物修复土壤污染的能力。中的芽孢杆菌属()及根瘤菌属()在重金属污染土壤中，可促进植物生长、固定重金属元素[57]。郝希超发现枯草芽孢杆菌()、胶质芽孢杆菌()与牧草联用，提高了牧草对铀的富集能力使得牧草对铀的富集量提高了20%[58]。种植在矿区的植物可通过调节土壤中的水分、湿度、氧气等环境因子以及根系分泌物的作用影响微生物群落结构[59]。李兆龙等人发现经过两年的植物修复，稀土矿区土壤中细菌丰度和多样性均有所提高[60]。但在REEs胁迫下，不同种类微生物在土壤中的作用及其与植物之间的相互作用机制尚未明确。探究土壤-植物-微生物三者之间的相互作用及其影响因素能够为废弃稀土矿区生态恢复效果长期维持及微生物菌剂的实施提供更多的理论依据。

3 总结与展望

稀土矿区生态修复是植物、微生物与土壤之间物质交换、能量循环的生态过程。我国废弃稀土矿区面积大、污染严重且影响广泛，治理速度远远比不上开采速度，严重影响我国生态环境建设。因此，加强废弃稀土矿区的生态修复力度尤为重要。矿区植物修复采用超积累植物与本地植物相结合的方式，可有效降低土壤中REEs含量，改善矿区地表外貌。土壤改良剂的添加能够加快植物生长繁殖速度，加强植物对污染土壤的修复能力。AMF与植物联用有效加强了植物对REEs吸收富集能力，增强了植株抵抗矿区不良环境的能力，有着较好的应用前景。PGPR能够适应稀土矿区的恶劣环境，有效促进植物吸收土壤中的重金属元素，有一定的土壤修复潜力。稀土矿区污染修复发展时间短，仍需借鉴重金属污染治理的技术和研究成果，发展自己特有的研究方向：(1) 探究植物-REEs-微生物-土壤体系相互作用这一关键理论问题；(2) 加强新REEs超积累植物及稀土矿区经济作物的筛选工作；(3) 研发新型土壤改良剂加快废弃稀土矿区生态修复进程；(4) 探究植物修复矿区土壤中的优势菌群及其与植物的相互作用机制；(5)阐明AMF促进植物吸收和积累REEs的机制，并结合超积累植物进行矿区原位生态修复。

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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, 刘晶静, 张迎宾. 稀土矿区植物修复研究进展[J]. 生态科学, 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

国家自然科学基金项目(31760157); 江西省教育厅项目(GJJ160627)

李春(1996—), 女, 广西桂林, 硕士研究生, 主要从事稀土矿区生态修复研究, E-mail:524117179@qq.com

刘晶静, 女, 博士, 副教授, 主要从事稀土矿区土壤环境微生态、土壤氮素循环和矿区污染的生态修复, E-mail:339843666@qq.com