环境科学  2020, Vol. 41 Issue (8): 3862-3869   PDF    
引用本文
覃建军, 唐盛爽, 蒋凯, 黄敬, 侯红波, 龙坚, 彭佩钦. 螯合剂GLDA对象草修复镉污染农田的影响[J]. 环境科学, 2020, 41(8): 3862-3869.
QIN Jian-jun, TANG Sheng-shuang, JIANG Kai, HUANG Jing, HOU Hong-bo, LONG Jian, PENG Pei-qin. Effects of Chelate GLDA on the Remediation of Cadmium Contaminated Farmland by Pennisetum purpureum Schum[J]. Environmental Science, 2020, 41(8): 3862-3869.
螯合剂GLDA对象草修复镉污染农田的影响
覃建军1, 唐盛爽1, 蒋凯1, 黄敬1, 侯红波1,2, 龙坚1,2, 彭佩钦1,2     
1. 中南林业科技大学环境科学与工程学院, 长沙 410004;
2. 稻米品质安全控制湖南省工程实验室, 长沙 410004
收稿日期: 2020-02-12; 修订日期: 2020-03-10
基金项目: 国家科技支撑计划项目（2015BAD05B02）；农业部财政部重大专项（农办财函[2016]6号）
作者简介: 覃建军(1994~), 男, 硕士研究生, 主要研究方向为环境生物与生态修复, E-mail:jjqin123@yeah.net
通信作者: 龙坚, E-mail:longjiancsuft@yeah.net; 彭佩钦, E-mail:pqpeng123@sina.com
摘要: 为探明螯合剂谷氨酸二乙酸四钠（GLDA）对象草修复镉（Cd）污染农田的影响，通过田间小区试验，于60 d内以不同方式（总施加量585、1170和2340 kg·hm-2分别等分为1~4次施加，分2~4次施加的时间间隔分别为30、20和15 d）向已种植60 d象草的Cd污染农田（总Cd：0.62 mg·kg-1）施加GLDA，分析了象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量以及土壤pH和可溶性有机碳（DOC）质量浓度等指标.结果表明，少量且分多次施加GLDA能显著提高象草地上部生物量和Cd含量，其中分施次数和总施加量分别是生物量和Cd含量的关键影响因子；Cd提取量在总施加量585 kg·hm-2分4次施加时最高，为16.78 g·hm-2，较CK（不施加GLDA）显著提高275.39%；土壤pH、DOC质量浓度和DTPA-Cd含量与总施加量和分施次数存在显著正相关关系；DOC质量浓度是影响DTPA-Cd含量的主要因素；土壤总Cd含量在总施加量585 kg·hm-2分4次施加时可较种植象草前土壤降低3.23%.因此，在利用象草修复Cd污染农田时，施加GLDA具有重要意义，且需合理选择施加方式.
关键词: 谷氨酸二乙酸四钠(GLDA)      象草      修复      镉      农田     
Effects of Chelate GLDA on the Remediation of Cadmium Contaminated Farmland by Pennisetum purpureum Schum
QIN Jian-jun1 , TANG Sheng-shuang1 , JIANG Kai1 , HUANG Jing1 , HOU Hong-bo1,2 , LONG Jian1,2 , PENG Pei-qin1,2     
1. College of Environmental Science and Engineering, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, China;
2. Hunan Engineering Laboratory for Control of Rice Quality and Safety, Changsha 410004, China
Abstract: In order to clarify the effects of chelate tetrasodium glutamate diacetate (GLDA) on the remediation of cadmium (Cd) contaminated farmland by Pennisetum purpureum Schum, GLDA was applied in different methods within 60 days:total application doses of 585, 1170, and 2340 kg·hm-2 were equally divided into 1-4 applications, respectively, and the time intervals of 2-4 applications were 30, 20, and 15 days, respectively. The biomass, Cd content, and amount of Cd extracted from aboveground parts of Pennisetum purpureum Schum, in addition to the pH, dissolved organic carbon (DOC) mass concentration, and other indicators in soil were analyzed. The results showed that the biomass and Cd content of the aboveground parts of Pennisetum purpureum Schum increased significantly when GLDA was applied many times at a low application dose. The number of applications and the total dose were the key factors influencing the biomass and Cd content, respectively. The highest amount of Cd extracted was 16.78 g·hm-2 at 585 kg·hm-2 (applied four times), which was 275.39% higher than the CK treatment (i.e., no GLDA was applied). There was significant positive correlations between the pH, mass concentration of DOC, and content of DTPA-Cd, and the total dose and number of applications. The mass concentration of DOC was the main factor affecting the DTPA-Cd content. The total Cd content in the soil (after at 585 kg·hm-2 was applied four times) decreased by 3.23% compared with that of the soil before planting Pennisetum purpureum Schum. Therefore, the application of GLDA is of great significance for the remediation of Cd contaminated farmland by Pennisetum purpureum Schum, and the application method should be selected reasonably.
Key words: tetrasodium glutamate diacetate(GLDA)      Pennisetum purpureum Schum      remediation      cadmium      farmland     

镉(Cd)是污染我国农田土壤的主要污染物, 严重威胁农业经济和人体健康, 就我国农田土壤Cd污染现状而言, 多为Cd含量较低的中轻度污染, 因而探寻适宜于修复中轻度Cd污染农田土壤的方式至关重要[1].螯合剂强化植物提取土壤重金属是目前针对重金属污染土壤较为有前景的修复方式[2].谷氨酸二乙酸四钠(tetrasodium glutamate diacetate, GLDA)是一种由植物原料制成的低成本可生物降解螯合剂, 并且已有诸多淋洗试验表明其对土壤Cd具有较强的活化能力, 有望强化植物提取土壤Cd[3, 4].由此可见, GLDA在强化植物修复Cd污染农田土壤方面具有较好前景.

目前, 仅有部分盆栽试验表明GLDA在强化东南景天(Sedum alfredii hance)和籽粒苋(Amaranthus hypochondriacus L.)等植物提取高Cd含量土壤中的Cd方面具有较好潜力[5, 6], 鲜见报道GLDA强化植物修复中轻度Cd污染农田土壤的实际应用.然而GLDA强化植物修复中轻度Cd污染农田土壤的效率可能会与在高Cd含量土壤中有所差异, 并且在实际农田土壤修复中的效果也可能会因径流淋溶和生物降解等作用而与盆栽试验存在较大差异[7, 8].另外, 研究者们所关注的东南景天和籽粒苋等植物大多存在生物量小和抗逆性差等缺点, 在实际农田土壤修复中难以达到理想效果[9].象草(Pennisetum purpureum Schum)是一种适应性强、耐刈割和生物量巨大的多年生草本植物, 对土壤Cd具有较好的提取能力, 生物质可用作板材、纸品和生物乙醇制造, 在实现Cd污染农田土壤边修复边生产上具有较好前景[10~13].

因此, 本文将GLDA与象草相结合开展中轻度Cd污染农田土壤修复的田间小区试验, 研究GLDA以不同方式施加时, 对象草生物量、Cd含量和Cd提取量和土壤pH和可溶性有机碳(DOC)质量浓度等理化性质的影响及相关关系, 并建立象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量在不同施加方式下的预测模型, 以期为Cd污染农田土壤的修复提供方法参考.

1 材料与方法 1.1 试验地点与材料

试验地选址为湘潭县, 地理坐标：N27°32′47.26″, E112°41′1.87″, 属亚热带季风湿润气候区, 平均气温一般在16.7~18.3℃之间, 年平均降水天数150 d, 年平均降水量约1 300 mm.该农田土壤为紫色砂页岩母质发育而来的紫泥田, 其基本理化性质见表 1.供试植物为桂闽引象草(Pennisetum purpureum Schum.cv.Gui Min Yin), 为高产量象草品种.GLDA购于临沂邦普进口有限公司.

表 1 土壤理化性质 Table 1 Physical and chemical properties of the test soil

1.2 试验设计

用小型旋耕机对农田耕作层(0~20 cm)进行旋耕后, 划分出39个小区, 每个小区面积为3 m2(1.5 m×2 m), 所有小区对应13个处理, 每个处理3个重复, 各处理分别是：对照组(CK)、60 d内GLDA总施加量585 kg·hm-2等分为1~4次施加(D1~D4)、1 170 kg·hm-2等分为1~4次施加(Z1~Z4)和2 340 kg·hm-2等分为1~4次施加(G1~G4).GLDA分2~4次施加的时间间隔分别为30、20和15 d, 具体施加方式如表 2所示.小区之间开设宽30 cm, 深40 cm的隔沟, 并在沟中铺设塑料地膜, 以便排水和阻断GLDA在各区之间耕作层的横向渗流.于2019年4月28日, 选取长势和大小一致的象草幼苗(株高约30 cm, 剪去顶部细茎及叶片, 以减少营养消耗和水分蒸发, 提高成活率)移栽, 移栽密度为：株行距60 cm×60 cm, 每个小区均匀种植6株.GLDA于象草移栽60 d后(2019年6月28日)第1次施加, 各小区每次浇灌GLDA水溶液20 L于象草根际土壤中, 60 d后(2019年8月27日)进行象草和土壤样品的采集.对每个小区均采用相同培肥制度, 即在象草移栽时施加N:P2O5:K2O为25:10:16的复合肥作为底肥, 施加量为300 kg·hm-2, 并在象草移栽20和60 d后追加尿素(总氮≥46.0%), 每次追加量为150 kg·hm-2.复合肥和尿素分别以穴施和撒施的方式施加.

表 2 GLDA具体施加方式 Table 2 Detailed application methods of GLDA

1.3 采样与分析

植物样品的采集与测定：收获象草时, 沿土面割取地上部分, 称量各处理象草的鲜重, 同时挖出其根部.从各处理中各选取少部分象草, 用超纯水洗净后风干表面水, 再用切片机将象草切成小片, 置于烘箱内105℃杀青30 min后, 70℃烘干至恒重, 然后用粉碎机磨碎、过70目筛和称量备用.象草各部位Cd含量采用干灰化法消解, 用石墨炉-火焰分光光度计(iCE 3500 Thermo, 赛默飞世尔科技有限公司)测定[14], 检出限为0.02 μg·L-1, 每个样品测3次, 并以国家标准植物样品圆白菜(GBW 10014)进行质量控制, Cd的回收率为96.6%~101.5%.

土壤样品的采集与测定：收获象草后, 采集根际土壤样品, 将样品置于室内风干, 去除石块、植物根系和凋落物等, 并研磨过10和100目尼龙筛, 包装登记后保存备测.用pH计(pHs-3C雷磁, 上海精密科学仪器有限公司)以水土比2.5:1测定土壤pH[15]; DOC以水土比5:1用TOC分析仪(TOC-V CPN FA, CN200, 日本岛津公司)测定[16]; 土壤总Cd和DTPA-Cd含量分别采用王水-高氯酸混酸消解和DTPA提取剂浸提, 用石墨炉-火焰分光光度计(iCE 3500 Thermo, 赛默飞世尔科技有限公司)测定[17], 检出限为0.02 μg·L-1, 每个样品测3次, 并以标准土壤样品湖南水稻土(NST-5)进行质量控制, Cd的回收率为97.2%~102.4%.

1.4 数据分析

本研究中相关系数的计算公式如下：

(1)
(2)
(3)

式中, BCF为富集系数, 表示地上部富集土壤Cd的能力; TI是转移系数, 表示将Cd从根部转移到地上部的能力; ECd(g·hm-2)为Cd提取量, 表示每公顷象草地上部从农田土壤中提取Cd的量.Cds为地上部Cd含量(mg·kg-1), Ct为土壤中总Cd含量(mg·kg-1), Cg为根部Cd含量(mg·kg-1), Bds为每公顷象草地上部的干重(kg).

本研究利用Excel 2010对数据进行平均值和标准偏差计算, 使用SPSS 22.0对数据进行差异显著性、相关性分析及线性拟合, 并用Origin 9.0对数据作图.

2 结果与分析 2.1 施加GLDA对象草地上部生物量的影响

植物的生物量不仅能影响经济效益, 还是反映其对土壤重金属提取能力的重要指标[18].各处理象草地上部生物量(鲜重)如图 1所示.CK的生物量为76.69 t·hm-2, D4和Z3、Z4的生物量较CK显著提高(P＜0.05, 下同), 其中D4的生物量最高, 为113.72 t·hm-2, 较CK提高了48.29%, 按照此方式1年刈割2次生物量约为227.44 t·hm-2, 较邓素媛等[19]研究中象草1年刈割3次的生物量194.05 t·hm-2高17.21%; D1~D4、Z1~Z4和G1~G4的平均生物量分别为103.71、94.75和83.36 t·hm-2, 随总施加量增加存在显著降低; D1~D4和Z1~Z4的生物量随分施次数增加存在显著提高.说明GLDA少量且分多次施加有利于象草增产.

不同小写字母表示同一总施加量不同分施次数之间的差异显著; 不同大写字母表示不同总施加量之间的差异显著(P＜0.05), 下同 图 1 GLDA以不同方式施加时的地上部生物量 Fig. 1 Biomass of aboveground parts when GLDA was applied in different methods

2.2 施加GLDA对象草富集和转移Cd的影响

象草各部位Cd含量能为其资源化利用提供参考, 富集和转移系数可以反映Cd在土壤-象草系统中的富集转移特征[20].由表 3可知, 各处理象草茎和叶中的Cd含量分别为0.30~0.66和0.10~0.37 mg·kg-1, 均未超过植物性饲料原料限值(GB 13078-2017, 1.0 mg·kg-1), 有较好的安全利用前景.D1~D4的BCF都较CK显著提高, 说明GLDA少量施加能显著提高地上部对土壤Cd的富集能力.CK的TI为0.45, D1~D4、Z1~Z4和G1~G4的平均TI分别为0.50、0.50和0.78, 都较CK有所提高, 说明施加GLDA能促进根部Cd向地上部转移.

表 3 GLDA以不同方式施加时的象草Cd含量及富集、转移系数1) Table 3 Cd content and enrichment and transport coefficient of Pennisetum purpureum Schum when GLDA was applied in different methods

2.3 施加GLDA对象草提取农田土壤Cd的影响

本试验期间为象草刈割阶段, 对农田土壤Cd的提取量取决于地上部.由图 2可知, 象草地上部主要通过茎部对土壤Cd进行提取, 茎部Cd提取量占比为82.4%~95.0%; CK地上部的Cd提取量为4.47 g·hm-2, 除D1外, 其他施加GLDA处理的Cd提取量都较CK显著提高, 其中D4的Cd提取量最高, 为16.78 g·hm-2, 较CK提高了275.39%; D1~D4、Z1~Z4和G1~G4的平均Cd提取量分别为12.62、6.94和5.81 g·hm-2, 随总施加量增加存在显著降低; 同一总施加量分不同次数施加时的Cd提取量随分施次数增加存在显著提高.说明GLDA少量且分多次施加有利于象草地上部提取农田土壤Cd.

图 2 GLDA以不同方式施加时的地上部Cd提取量 Fig. 2 Amount of Cd extracted from farmland by the aboveground parts when GLDA was applied in different methods

2.4 施加GLDA对土壤pH和DOC的影响

土壤pH和DOC不仅能影响植物生长, 还是影响Cd生物可利用性的重要因素[21].各处理土壤的pH如图 3(a)所示, CK的pH为5.07, 施加GLDA处理的pH都较CK显著提高, 其中G2的pH最高, 为6.72, 较CK提高了1.65个单位; D1~D4、Z1~Z4和G1~G4的平均pH值分别为5.78、5.85和6.33, 随总施加量增加存在显著提高.说明施加GLDA能显著提高土壤pH, 且总施加量越多提高越显著.由图 3(b)可知, CK的DOC质量浓度为318.17 mg·L-1, D2~D4、Z1~Z4和G1~G4的DOC质量浓度都较CK显著提高, 其中G4的DOC质量浓度最高, 为1 792.33 mg·L-1, 较CK提高了4.63倍; D1~D4、Z1~Z4和G1~G4的平均DOC质量浓度分别为491.60、758.92和1 192.75 mg·L-1, 随总施加量增加存在显著提高; 同一总施加量的DOC质量浓度随分施次数增加存在显著提高.说明施加GLDA能显著提高土壤DOC质量浓度, 且多量和分多次施加提高更显著.

图 3 GLDA以不同方式施加时的土壤pH和DOC质量浓度 Fig. 3 The pH and mass concentration of DOC in soil when GLDA was applied in different methods

2.5 施加GLDA对土壤总Cd和DTPA-Cd含量的影响

土壤Cd的形态关系其生物可利用性, 其中DTPA-Cd可被植物直接吸收[22, 23].螯合剂能促使Cd从土壤固相释放到土壤溶液, 提高DTPA-Cd含量, 进而提高植物对其富集累积, 使土壤总Cd含量下降[24].由图 4(a)可知, 施加GLDA处理的总Cd含量都较种植象草前的土壤(Cd：0.62 mg·kg-1, 见表 1)降低, 其中D4降低最多, 降低了3.23%.由图 4(b)可知, CK的DTPA-Cd含量为0.15 mg·kg-1, 施加GLDA处理的DTPA-Cd含量较CK都有所提高, 提高效果表现为G2＞Z2＞D2、G3＞Z3＞D3和G4＞Z4＞D4; D1~D4、Z1~Z4和G1~G4的DTPA-Cd含量随分施次数增加分别表现为先提高后降低、持续提高和先提高后平缓.由此可见, GLDA多量且分多次施加更能提高土壤DTPA-Cd含量, 但达到一定分施次数时, 对DTPA-Cd含量的提高效果可能会受土壤Cd背景值限制, 少量且分次过多时对DTPA-Cd含量的提高效果可能会因单次的施加量过低而丧失.

图 4 GLDA以不同方式施加时的土壤总Cd和DTPA-Cd含量 Fig. 4 Content of total Cd and DTPA-Cd in soil when GLDA was applied in different methods

3 讨论 3.1 影响象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量的因素

为探究影响象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量的因素, 与GLDA施加方式和土壤理化性质做相关性分析, 结果如表 4所示.可以看出, 地上部Cd提取量与生物量和Cd含量存在极显著正相关关系(P < 0.01, 下同), 相关系数分别为0.726和0.953, 后者较前者略大, 说明利用GLDA强化象草提取该农田土壤Cd时, Cd含量的提高较生物量提高更为关键.

表 4 GLDA施加方式、土壤理化性质与地上部生物量及Cd吸收累积的皮尔逊相关系数1) Table 4 Pearson's correlation coefficient between the application methods of GLDA, soil physical and chemical properties and biomass, Cd uptake and accumulation in aboveground parts

Cd含量与GLDA总施加量存在负显著相关关系(P < 0.05, 下同), 相关系数为-0.553, 结合表 3可知总施加量是Cd含量的关键影响因子.由表 4可以看出, DTPA-Cd含量与GLDA总施加量存在显著正相关关系, 土壤DTPA-Cd含量的提高能促进象草对Cd的富集, 但过量的DTPA-Cd可能会对象草生长产生胁迫, 致使地上部对Cd的富集能力减弱.贺玉龙等[25]的盆栽试验表明, 当GLDA物质的含量大于5 mmol·kg-1时, DTPA-Cd含量显著提高, 三叶草(Trifolium repens)生物量开始下降, 到达10 mmol·kg-1时出现茎秆变细和叶片发黄, 表现出明显的毒害作用, 地上部Cd含量开始显著下降.另外, 过快的DTPA-Cd转化率与象草本身DTPA-Cd吸收速率之间的不平衡也可能导致对DTPA-Cd的吸收受到阻滞, 造成地上部Cd含量并未随GLDA总施加量的增加而提高[26].

生物量与GLDA分施次数存在显著正相关关系, 相关系数为0.571, 结合图 1可知分施次数是生物量的关键影响因子.本文结果显示, 施加GLDA能显著提高象草地上部生物量, 并且少量且分多次施加提高效果更显著.这可能是由于施加GLDA影响了土壤酶活性, 张灿灿等[27]的研究发现, 低含量(5 mmol·kg-1)的乙二胺四乙酸(EDTA)能显著提高土壤脲酶和蔗糖酶等酶的活性, 从而促进高羊茅(Festuca elata Keng ex E. Alexeev)对营养元素的摄取, 提高生物量, 而高浓度时这些土壤酶的活性则有不同程度的降低.植物叶绿素的含量是反映其光合作用强弱的重要指标, 会对生物量产生一定影响[28].王思予等[29]的研究发现, 低含量的GLDA对高羊茅叶绿素含量无显著影响, 而高含量(12 mmol·kg-1)则产生显著抑制作用, 这与高羊茅生物量对GLDA的响应一致.由此, 可以推测施加GLDA对象草叶绿素含量产生了一定影响, 从而影响生物量.另外, GLDA降解给象草提供生长所需的C和N等营养元素和GLDA引起的过量DTPA-Cd对象草的胁迫也是造成此生物量响应的原因[30].

因此, 在施加GLDA强化象草提取土壤Cd时需降低总施加量或分次施加, 从而提高强化效果和降低过量DTPA-Cd(迁移性较强)带来的环境风险, 也可节约成本.另外, 3-吲哚乙酸(IAA)等植物激素能促进细胞分裂和伸长, 提高植物生物量和缓解螯合剂-重金属带来的胁迫作用[31].袁江等[32]的盆栽试验表明, 在Cd污染土壤中施加高含量的GLDA(6 mmol·kg-1)不利于龙葵(Solanum nigrum L.)生长, 但辅以施加IAA能缓解此胁迫作用, 显著提高龙葵对土壤Cd的提取能力.可见在施加GLDA强化象草提取土壤Cd时辅以施加或叶面喷施植物激素可能会提高生物量和对DTPA-Cd的吸收能力.

3.2 影响土壤pH、DOC质量浓度和DTPA-Cd含量的因素

本试验结果显示, 施加GLDA能显著提高土壤pH和DOC质量浓度, 由表 4也可知, pH和DOC质量浓度与GLDA的施加存在显著正相关关系, 这可能分别与GLDA在土壤中的水解和降解过程有关.GLDA所含的—COO-发生：—COO-+H2O—COOH+OH-的水解过程能致使OH-增加, pH提高[33].土壤系统中DOC主要来源为生命体的腐解, 施加GLDA增加的DOC可能包含：GLDA降解产生的可溶性小分子有机质、GLDA对土壤中原本存在的有机质的活化部分、GLDA刺激象草根部分泌的可溶性有机酸和微生物及其他生命体腐解的可溶性部分[34, 35].但土壤中原本存在的DOC(一般不超过土壤有机碳总量的2%)及可被活化为DOC的部分与本试验施加GLDA降解的DOC(GLDA在21 d内的降解率可达98%)相比极少, 因而在本试验中增加的DOC主要来自GLDA的降解[36, 37].诸多研究表明, pH是影响重金属在土壤中释放的主要因素[38, 39].但从表 4可以看出, DTPA-Cd含量与pH无显著相关关系, 而与DOC质量浓度存在极显著正相关关系, 可推测在施加GLDA时, DOC质量浓度的提高对土壤Cd的活化起主要作用.陈亚斯等[40]的研究也表明, DOC中存在的活性基团可通过络合作用与土壤固相竞争Cd2+, 从而影响土壤对Cd的吸持能力, DOC质量浓度的提高是导致土壤溶液Cd质量浓度提高的主要原因.

3.3 象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量的预测模型

预测模型可以为今后利用GLDA强化象草修复Cd污染农田土壤提供参考.因象草地上部Cd提取量由生物量和Cd含量决定, 地上部生物量和Cd含量又与GLDA施加方式存在显著相关关系, 就地上部生物量、Cd含量和Cd提取量分别拟合关于GLDA总施加量和分施次数的线性回归方程, 结果如表 5所示.可以看出, 地上部生物量、Cd含量和Cd提取量的回归模型的样本决定系数(R2)分别为0.611、0.584和0.595, 解释百分比相对较高; 各模型的德宾-沃森值(DW)均接近1, 表示残差项之间为较弱的正相关; F值的显著性均小于0.05, 说明所建的各模型有效; 方差膨胀因子(VIF)均接近1, 说明总施加量和分施次数之间共线性极弱.由此可见, 总施加量和分施次数能很好地拟合地上部生物量、Cd含量和Cd提取量.

表 5 地上部生物量、Cd含量和Cd提取量关于GLDA施加方式的回归方程 Table 5 Regression equations of biomass, Cd content and the amount of Cd extracted from aboveground parts involve with the application methods of GLDA

4 结论

(1) GLDA少量且分多次施加能显著提高象草地上部生物量和Cd含量, 从而提高Cd提取量, 其中分施次数和总施加量分别是生物量和Cd含量的关键影响因子; GLDA多量施加虽更能提高土壤DTPA-Cd含量, 但对Cd提取量的提高能力较弱.

(2) GLDA在满足强化象草提取农田土壤Cd的同时, 象草茎和叶的Cd含量均不超过植物性饲料原料限值(GB 13078-2017, 1.0 mg·kg-1), 有较好的安全利用前景.

(3) 施加GLDA能显著提高土壤pH和DOC质量浓度, 但pH和DOC质量浓度与象草地上部生物量、Cd含量和Cd提取量无显著相关关系; DOC质量浓度与DTPA-Cd含量存在极显著正相关关系, 是影响Cd生物可利用性的主要因素.

(4) 施加GLDA的土壤总Cd含量较种植象草前土壤都有所降低, 种植象草120 d可降低3.23%.因此, GLDA对强化象草修复中轻度Cd污染农田土壤具有较大潜力.

参考文献
[1] 庞荣丽, 王瑞萍, 谢汉忠, 等. 农业土壤中镉污染现状及污染途径分析[J]. 天津农业科学, 2016, 22(12): 87-91.
Pang R L, Wang R P, Xie H Z, et al. Analysis of cadmium pollution in agricultural soils and analysis of its way of pollution[J]. Tianjin Agricultural Science, 2016, 22(12): 87-91.
[2] 李晓宝, 董焕焕, 任丽霞, 等. 螯合剂修复重金属污染土壤联合技术研究进展[J]. 环境科学研究, 2019, 32(12): 1993-2000.
Li X B, Dong H H, Ren L X, et al. Effects of chelating agent combination technologies on soil contaminated by heavy metals[J]. Research of Environmental Sciences, 2019, 32(12): 1993-2000.
[3] Wang K, Liu Y, Song Z, et al. Effects of biodegradable chelator combination on potentially toxic metals leaching efficiency in agricultural soils[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2019, 182: 109399.
[4] Guo X, Zhang G, Wei Z, et al. Mixed chelators of EDTA, GLDA, and citric acid as washing agent effectively remove Cd, Zn, Pb, and Cu from soils[J]. Journal of Soils and Sediments, 2018, 18(3): 835-844.
[5] 卫泽斌, 陈晓红, 吴启堂, 等. 可生物降解螯合剂GLDA诱导东南景天修复重金属污染土壤的研究[J]. 环境科学, 2015, 36(5): 1864-1869.
Wei Z B, Chen X H, Wu Q T, et al. Enhanced phytoextraction of heavy metals from contaminated soils using Sedum alfredii hance with biodegradable chelate GLDA[J]. Environmental Science, 2015, 36(5): 1864-1869.
[6] Wang K, Liu Y H, Song Z G, et al. Chelator complexes enhanced Amaranthus hypochondriacus L. phytoremediation efficiency in Cd-contaminated soils[J]. Chemosphere, 2019, 237124480.
[7] Sheoran V, Sheoran A S, Poonia P. Factors affecting phytoextraction:a review[J]. Pedosphere, 2016, 26(2): 148-166.
[8] 段明梦, 王帅, 黄道友, 等. 易降解有机物及其施加方式对高粱吸收镉的影响[J]. 农业环境科学学报, 2019, 38(5): 1000-1007.
Duan M M, Wang S, Huang D Y, et al. Effect of biodegradable organic materials and application regimes on cadmium absorption in Sorghum bicolor L[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2019, 38(5): 1000-1007.
[9] 孟楠, 王萌, 陈莉, 等. 不同草本植物间作对Cd污染土壤的修复效果[J]. 中国环境科学, 2018, 38(7): 2618-2624.
Meng N, Wang M, Chen L, et al. Remediation efficiency of Cd polluted soil by intercropping with herbaceous plants[J]. China Environmental Science, 2018, 38(7): 2618-2624.
[10] Wiangkham N, Prapagdee B. Potential of Napier grass with cadmium-resistant bacterial inoculation on cadmium phytoremediation and its possibility to use as biomass fuel[J]. Chemosphere, 2018, 201: 511-518.
[11] Chen Y H, Liu M J, Deng Y W, et al. Comparison of ammonium fertilizers, EDTA, and NTA on enhancing the uptake of cadmium by an energy plant, Napier grass (Pennisetum purpureum Schumach)[J]. Journal of Soils and Sediments, 2017, 17(12): 2786-2796.
[12] Ko C H, Yu F C, Chang F C, et al. Bioethanol production from recovered Napier grass with heavy metals[J]. Journal of Environmental Management, 2017, 203: 1005-1010.
[13] 张建丽, 吴娟子, 钱晨, 等. 不同品系象草的生物产量及木质纤维素乙醇生产潜力研究[J]. 江苏农业科学, 2016, 44(8): 503-505.
[14] GB 5009.15-2014, 食品安全国家标准食品中镉的测定[S].
[15] 中国科学院南京土壤研究所. 土壤理化分析[M]. 上海: 上海科学技术出版社, 1978.
[16] Jones D L, Willett V B. Experimental evaluation of methods to quantify dissolved organic nitrogen (don) and dissolved organic carbon (doc) in soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2006, 38(5): 991-999.
[17] 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 科学出版社, 2000.
[18] 王静, 刘如. 植物修复重金属污染土壤的研究进展[J]. 安徽农学通报, 2019, 25(16): 110-112.
Wang J, Liu R. Advances in phytoremediation of heavy metal contaminated soils[J]. Anhui Agricultural Science Bulletin, 2019, 25(16): 110-112.
[19] 邓素媛, 易显凤, 赖志强, 等. 不同种植密度对桂闽引象草生长性能的影响[J]. 上海畜牧兽医通讯, 2014(4): 34-35.
[20] 龚建华, 薛合伦, 康敏, 等. 巨菌草的重金属富集特性及对土壤的修复效果[J]. 湖南农业大学学报(自然科学版), 2019, 45(2): 154-161.
Gong J H, Xue H L, Kang M, et al. Heavy metal enrichment characteristics and soil remediation effects of Pennisetum giganteum[J]. Journal of Hunan Agricultural University (Natural Sciences), 2019, 45(2): 154-161.
[21] 吴浩杰, 周兴, 鲁艳红, 等. 紫云英翻压对稻田土壤镉有效性及水稻镉积累的影响[J]. 中国农学通报, 2017, 33(16): 105-111.
Wu H J, Zhou X, Lu Y H, et al. Effects of Astragalus smicus on cadmium effectiveness in paddy soil and cadmium accumulation in rice plant[J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2017, 33(16): 105-111.
[22] Beygi M, Jalali M. Assessment of trace elements (Cd, Cu, Ni, Zn) fractionation and bioavailability in vineyard soils from the Hamedan, Iran[J]. Geoderma, 2019, 337: 1009-1020.
[23] Chen Q, Peng P Q, Long J, et al. Cadmium phytoavailability evaluation in rice-soil system using a field capacity-derived soil solution extraction:an entire growth period study in subtropical China[J]. Soil and Tillage Research, 2019, 194: 104315. DOI:10.1016/j.still.2019.104315
[24] Gul I, Manzoor M, Hashim N, et al. Comparative effectiveness of organic and inorganic amendments on cadmium bioavailability and uptake by Pelargonium hortorum[J]. Journal of Soils and Sediments, 2019, 19(5): 2346-2356.
[25] 贺玉龙, 余江, 谢世前, 等. 可生物降解螯合剂GLDA强化三叶草修复镉污染土壤[J]. 环境科学, 2020, 41(2): 979-985.
He Y L, Yu J, Xie S Q, et al. Enhanced phytoextraction of cadmium contaminated soil by Trifolium repens with biodegradable chelate GLDA[J]. Environmental Science, 2020, 41(2): 979-985.
[26] Shahid M, Dumat C, Khalid S, et al. Cadmium bioavailability, uptake, toxicity and detoxification in soil-plant system[A]. In: Reviews of Environmental Contamination and Toxicology[M]. New York: Springer, 2016. 73-137.
[27] 张灿灿, 多立安, 赵树兰. EDTA对高羊茅生长及其土壤中酶活性的影响[J]. 中国草地学报, 2013, 35(3): 116-120.
Zhang C C, Duo L A, Zhao S L. Effect of EDTA on growth of Festuca arundinacea and soil enzyme activities[J]. Chinese Journal of Grassland, 2013, 35(3): 116-120.
[28] Sali A, Zeka D, Fetahu S, et al. Selenium supply affects chlorophyll concentration and biomass production of maize (Zea mays L.)[J]. Die Bodenkultur:Journal of Land Management, Food and Environment, 2018, 69(4): 249-255.
[29] 王思予, 多立安, 赵树兰. 可降解螯合剂对草坪植物高羊茅发育及生理的影响[J]. 园艺学报, 2017, 44(11): 2186-2194.
Wang S Y, Duo L A, Zhao S L. Effects of biodegradable chelator on growth and physiology of Festuca arundinacea seedlings[J]. Acta Horticulturae Sinica, 2017, 44(11): 2186-2194.
[30] 潘新星. "鳌合-解毒"联合强化黑麦草修复Pb污染土壤研究[D].常州: 常州大学, 2017.
Pan X X. Enhancement of chelating agent and antidote on Lolium perenne to remediate Pb contaminated soil[D]. Changzhou: Changzhou University, 2017.
[31] 郭梦露. 植物激素-螯合剂复合处理对红苋菜富集能力的影响[J]. 安徽农业科学, 2017, 45(1): 79-82.
Guo M L. The effect of combined treatments of phytohormones and chelating agents on the accumulation capacity in Amaranth[J]. Journal of Anhui Agricultural Sciences, 2017, 45(1): 79-82.
[32] 袁江, 李晔, 许剑臣, 等. 可生物降解螯合剂GLDA和植物激素共同诱导植物修复重金属污染土壤研究[J]. 武汉理工大学学报, 2016, 38(2): 82-86,92.
Yuan J, Li Y, Xu J C, et al. Enhanced phytoremediation of heavy metal polluted soil from contaminated soils using plant by biodegradable chelate GLDA in combination with plant hormones[J]. Journal of Wuhan University of Technology, 2016, 38(2): 82-86,92.
[33] 金鹏康, 刘柯君, 王先宝. 慢速可生物降解有机物的转化特性及利用[J]. 环境工程学报, 2016, 10(5): 2168-2174.
Jin P K, Liu K J, Wang X B. Conversion and utilization of slowly biodegradable organic matter[J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2016, 10(5): 2168-2174.
[34] Kopá Dč ek J, Evans C D, Hejzlar J, et al. Factors affecting the leaching of dissolved organic carbon after tree dieback in an unmanaged European mountain forest[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(11): 6291-6299.
[35] Anwar S, Khan S, Ashraf M Y, et al. Impact of chelator-induced phytoextraction of cadmium on yield and ionic uptake of maize[J]. International Journal of Phytoremediation, 2017, 19(6): 505-513.
[36] 吴健敏, 郗敏, 孔范龙, 等. 土壤溶解性有机碳(DOC)动态变化影响因素研究进展[J]. 地质论评, 2013, 59(5): 953-961.
Wu J M, Xi M, Kong F L, et al. Review of researches on the factors influencing the dynamics of dissolved organic carbon in soils[J]. Geological Review, 2013, 59(5): 953-961.
[37] AkzoNobel. Dissolvine® GL Technichal Brochure[R]. The Netherlands: AkzoNobel Amsterdam, 2010. 1-5.
[38] Dai S L, Li H L, Yang Z W, et al. Effects of biochar amendments on speciation and bioavailability of heavy metals in coal-mine-contaminated soil[J]. Human and Ecological Risk Assessment:an International Journal, 2018, 24(7): 1887-1900.
[39] Hou S N, Zheng N, Tang L, et al. Effect of soil pH and organic matter content on heavy metals availability in maize (Zea mays L.) rhizospheric soil of non-ferrous metals smelting area[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2019, 191(10): 634. DOI:10.1007/s10661-019-7793-5
[40] 陈亚斯.麦秸淹水腐解对土壤Cd活度的影响及其与DOC的关系[D].扬州: 扬州大学, 2016.
Chen Y S. Effect of decay process of wheat straw on Cd solubility and its relation with DOC in flooded soil[D]. Yangzhou: Yangzhou University, 2016.