2020, Vol. 41
2. 宁夏大学新华学院, 银川 750021;
3. 宁夏大学环境工程研究院, 银川 750021;
4. 埃及国家研究中心, 开罗 11435
2. Xinhua College, Ningxia University, Yinchuan 750021, China;
3. Institute of Environmental Engineering, Ningxia University, Yinchuan 750021, China;
4. National Research Centre of Egypt, Cairo 11435, Egypt
据调查, 镉(Cd)已成为我国农田最主要的污染物[1~3], 长期摄入含Cd食物会对人体生命健康造成极大危害[4, 5].高效修复Cd污染土壤在土地资源高效利用、土壤污染防治、保障粮食安全和人身健康等方面具有重要意义[6].
植物修复[7]是利用富集植物吸收、提取和固定土壤重金属的技术, 相比于其他修复方法, 具有操作简单、原位修复、土壤资源可持续利用及无二次污染等优势, 但也存在修复时间长、易受环境影响等不足.而且, 土壤中大部分重金属与有机质和无机物等紧密结合, 植物很难将其直接吸收[8].为克服植物修复的局限性, 国内外学者利用化学螯合剂来强化植物修复重金属污染土壤进行了大量研究[9~13].谷氨酸二乙酸四钠(L-Glutamic acid, N, N-diacetic acid, GLDA)是一种可生物降解螯合剂, 主要由植物原料制备, 86%以上的碳源是绿色的[9, 12], 具有易降解、低污染风险等优点[14, 15]. Guo等[16]和Kaviani等[17]的研究表明, 通过螯合剂的诱导或辅助可提高植物吸收重金属效率; 贺玉龙等[18]利用GLDA强化三叶草提取土壤中的Cd, 结果表明GLDA能促进三叶草根部吸收Cd, 显著提高土壤有效态Cd和三叶草各部分Cd含量; 宋宇超[19]利用盆栽试验研究了GLDA和水果皮渣提取物与茶皂素配制的复合活化剂强化东南景天提取重金属效果, 种植第1 a, 东南景天生物量提高了52.1%, 植物地上部分Cd含量提高了43.2%;王凯[20]的研究发现施用GLDA可促使籽粒苋将Cd从根部转移到茎叶, GLDA可增强籽粒苋对Cd积累和转运的能力; 覃建军等[21]利用象草修复Cd污染农田, 发现分多次施加GLDA可提高象草生物量和Cd含量, 而一次性施加高用量的GLDA会导致植物叶片细胞膜脂过氧化加剧[18, 22, 23], 抑制生长.
我国西北地区的海拔较高、平均气温较低, 且重金属污染土壤往往伴随盐碱[24], 而上述研究多为室内盆栽试验(如籽粒苋等), 且试验植物存在生物量小(如东南景天和三叶草等)、不耐盐碱和不能自然越冬(如桂闽引象草等)等不足, 因此, 选择上述植物进行西北地区Cd污染农田的田间修复试验是很难达到理想效果的.柳枝稷(Panicum virgatum)是一种多年生C4草本植物, 具有高产高生物量、抗寒能力强和耐盐碱等优点, 且对Cd具有较高的耐性和较强的富集能力[25], 其茎叶既可作为饲草, 又可用于生产燃料乙醇, 被誉为“能源草”.柳枝稷已在我国部分地区进行了大面积种植[26], 作为外来物种并没有表现出生物入侵特征, 对周边区域没有影响.
此外, 施用GLDA后, 若植物的Cd吸收速率不能平衡土壤有效态Cd的转化速率, 就容易造成二次污染[14, 18, 21].己酸二乙氨基乙醇酯(胺鲜酯, DA-6)是一种高效的细胞分裂素类植物生长调理剂, 无毒副作用, 可显著增加植物生物量, 提高植物对Cd的吸收效率, 同时有效缓解螯合剂或Cd对植物的毒害.但DA-6与GLDA联合强化植物修复Cd污染土壤研究甚少.本研究以柳枝稷为试验材料, 将DA-6与GLDA(不同施用量和分施次数)联用进行植物修复Cd污染农田的田间试验, 分析DA-6与GLDA联合对柳枝稷生长、Cd提取量及土壤pH、可溶性有机碳(dissolved organic carbon, DOC)的影响, 并建立柳枝稷地上部分Cd含量和提取量的预测模型, 以期为Cd污染农田植物修复技术提供一定参考.
1 材料与方法 1.1 试验区概况于2019年4月30日开始在宁夏宁东能源化工基地某矿区附近污染农田中进行土壤修复试验.该地区属中温带干旱气候区, 干旱少雨, 年均降雨量为248.7 mm, 昼夜温差大, 年平均气温在6.9~8.7℃之间, 日照时间长、蒸发大, 年平均蒸发量为2 088.2 mm, 属多风地区, 全年大风天(平均风速大于17m·s-1)为63 d, 年平均无霜期为154 d.试验农田土壤母质为洪冲积物, 坐标为：106°43.425′E, 38°5.324′N, 土壤Cd污染属于中轻度污染[27], 灌溉水中未检出Cd, 试验区农田土壤基本理化性质如表 1所示.
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表 1 试验田土壤基本理化性质 Table 1 Basic properties of the tested soils |
1.2 试验材料
柳枝稷：Alamo(高地型, 八倍体), 高产量和高耐Cd柳枝稷品种.
GLDA：谷氨酸二乙酸四钠, 淡黄色透明液体, 分析纯, 密度为1.47g·cm-3, pH为11.74, 购自青岛孚迈斯高新材料有限公司, 重金属未检出(Cd小于0.001%).
DA-6：己酸二乙氨基乙醇酯, 白色粉状固体, 分析纯, 易溶于水, 无毒副作用, 购自山东神化化工科技有限公司, 重金属未检出(Cd小于0.001%).
1.3 试验设计在设置DA-6浓度为0和10 μmol·L-1[23](0D和10D)的基础上, 根据贺玉龙等[18]的研究结果, 设置GLDA总施用量0、600、1 200和2 400 kg·hm-2(0、L、M和H), 根据段明梦等[28]的研究结果, 60 d(2019年7月15日~2019年9月13日)内将GLDA总施用量(L、M和H)等分为1、2和4次施加, 分2和4次施加的时间间隔分别为30 d和15 d; 未施加DA-6和GLDA为对照(CK), 试验设计如表 2所示.
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表 2 试验设计 Table 2 Experimental design |
本试验共设20个处理, 每个处理3次重复, 共60个小区, 每个小区种植面积为2 m2(1 m×2 m), 所有小区作随机区组排列, 且设置隔离带以阻断小区间的横向渗流, 作物采用育苗移栽方式种植.于2019年3月16日播种, 采用8 cm×8 cm营养钵基质育苗, 基质为草炭+壤土(体积比1:1), 苗期每隔7~10 d进行DA-6的叶面喷施, 共喷3次.于2019年5月6日, 选取长势和大小相同的柳枝稷合格苗(五叶一心, 苗龄50 d), 修剪顶部细叶后移栽(为减少蒸发, 保证移栽存活率), 采用穴植, 每穴1株合格苗, 培土至分蘖节处并适度压实, 株行距为60 cm×50 cm, 各小区均匀种植6株.首次施加GLDA于柳枝稷移栽70 d后(2019年7月15日), 各小区以溶液方式(20 L平均分配给6株)小心将GLDA浇灌于柳枝稷根际土壤处, 此后DA-6和GLDA的施用按照试验设计进行(每20 d均匀叶喷DA-6, 10 mL·株-1, 共3次), 60 d后(2019年9月13日)进行柳枝稷植株和土样的采集.移栽柳枝稷时穴施复合肥(纯N:P2O5:K2O为2:1:1)160 kg·hm-2, 移栽后第30 d和60 d以撒施方式追肥(尿素)130 kg·hm-2, 各小区管理一致.
1.4 样品采集与测定收获柳枝稷时, 将地上部分和根部小心剪开并分别称取鲜重, 利用蒸馏水清洗植株样品后自然风干, 放入烘箱, 在105℃的温度下杀青30min, 再将温度调至75℃烘干至恒重, 随后称取干重, 粉碎保存待测; 采集柳枝稷根际土壤200g, 自然风干, 碾碎后过70目筛, 去除杂质, 若干次四分后装袋备用.
柳枝稷植株样品采用HNO3-HClO4消解, 消解液中Cd含量采用原子吸收光谱法(原子吸收分光光度计, AA-7050, 检出限为0.005 mg·kg-1)测定, 每个样品检测3次, 以国家生物成分分析标准物质(GBW10014)进行质量控制, 全程做空白试验, 重金属回收率为98.63%~101.77%.
土壤pH值采用电位法测定(土水比1:2.5, PHS-3C型酸度计, 中国雷磁); 土壤DOC、DTPA-Cd和总Cd分别利用TOC有机碳分析仪(土壤样品采用0.5mol·L-1K2SO4浸提测定DOC, TOC-VCPH, 日本岛津)和原子吸收分光光度计(土壤样品采用0.005mol·L-1DPTA浸提测定有效态Cd, 土壤样品采用王水-HClO4消解测定总Cd, 检出限为0.005mg·kg-1, AA-7050, 美国赛默飞)测定, 每个样品检测3次, 以土壤成分分析标准物质(HTSB-3)进行质量控制, 全程做空白试验, 重金属回收率为96.57%~102.51%.
1.5 数据处理本研究中富集系数(bio-concentration factor, BCF)[29]、转移系数(translocation factor, TF)[30]和Cd提取量(Cd extraction, ECd)[21]的计算公式如下：
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(1) |
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(2) |
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(3) |
式中, Cab表示植物地上部分Cd含量(mg·kg-1); Cs表示土壤总Cd含量(mg·kg-1); Cun表示植物根部Cd含量(mg·kg-1); ECd表示Cd提取量(g·hm-2); Dab表示每公顷柳枝稷地上部分的干重(kg).
本研究利用SPSS 22.0对所有数据进行统计分析, 并通过Tukey HSD检验法进行差异显著性检验, 相关性分析利用MATLAB R2016a编程完成, 所有绘图利用Excel 2016和R Studio 3.6.1完成.
2 结果与分析 2.1 DA-6与GLDA联合对土壤pH和DOC的影响有研究表明, 土壤pH是植物吸收富集Cd的重要影响因素[31].所有处理的pH都显著高于CK(P < 0.05, 下同, 表 3); 0D(0D1L~0D4L、0D1M~0D4M和0D1H~0D4H, 下同)处理中, 0D2H的pH最高, 为6.38, 较CK高1.07个单位; 10D(10D1L~10D4L、10D1M~10D4M和10D1H~10D4H, 下同)处理中, 10D2H的pH最高, 为6.35, 较CK提高1.14个单位; 10D0的pH与CK无显著差异(P>0.05, 下同). 10D1L~10D4L、10D1M~10D4M和10D1H~10D4H的平均pH分别为5.88、6.11和6.31, 随着GLDA施用量增加而极显著增加(P < 0.01, 下同).前人研究表明, 较高浓度的GLDA可以显著提高土壤DOC含量[21].本试验中, CK的DOC含量为296.93 mg·L-1, 所有处理的DOC含量都显著高于CK; 0D处理中, 0D4H的DOC最高, 为1 795.66 mg·L-1, 较CK提高5.05倍; 10D处理中, 10D4H的DOC最高, 为1 832.79 mg·L-1, 较CK提高5.17倍; 10D0的DOC与CK无显著差异. 10D1L~10D4L、10D1M~10D4M和10D1H~10D4H的平均DOC分别为538.19、729.01和1 191.82 mg·L-1, 随着GLDA施用量增大而极显著增大, 且DOC随着分施次数增加而显著增加.
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表 3 DA-6与GLDA联合对土壤pH和DOC的影响1) Table 3 Effects of DA-6 combined with GLDA on soil pH and DOC |
2.2 DA-6与GLDA联合对柳枝稷植株生物量的影响
不同处理对柳枝稷生物量有不同的影响(表 4). 0D处理中, 所有处理的地上部分及全株鲜重和干重显著高于CK, 其中0D4M的地上部分及全株干重最高, 较CK分别提高33.54%和36.20%, 0D4H的地上部分鲜重最高, 较CK提高40.39%; 10D0处理的地上部分、根部及全株鲜重和干重较CK显著提高.可见叶面喷施DA-6可显著提升植株生物量, 且浓度为10μmol·L-1左右时为最佳[32]. 10D处理中, 除10D1H外, 其他处理的地上部分及全株鲜重和干重较CK显著提高, 其中10D4M的地上部分及全株鲜重最高, 较CK分别提高65.63%和69.14%, 较10D0分别提高35.49%和33.03%, 说明DA-6与GLDA联合有利于促进植物生长, 但并不是GLDA施用量越大越好[18].与前人研究结果[21](其研究中将585 kg·hm-2的GLDA平均后分4次施用, 象草地上部分鲜重较空白提高48.29%)进行对比, 说明DA-6与GLDA联合能进一步提升植株的生物量, 但不能简单认为两者之间的协同作用是2个因素效应的累加[23, 33]. 10D4M的地上部分和全株干重最高, 较CK分别提高64.19%和52.33%; 10D1H的地上部分及全株鲜重和干重与CK无显著差异, 但10D2H和10D4H却显著高于CK, 可见一次性施加高用量的GLDA对植物生长有明显抑制作用, 而分次施加高用量的GLDA可提高植物的生物量, 且分施次数越多提高越显著[21, 28, 34].除10D1M和10D1H的根鲜重及干重与CK无差异外, 其余处理的根部鲜重及干重与CK有显著差异.有研究表明[23, 32, 35], DA-6可促进根系发育, 缓解高用量GLDA对柳枝稷生长的抑制.
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表 4 DA-6与GLDA联合对柳枝稷生物量的影响1) Table 4 Effects of DA-6 combined with GLDA on the biomass of Panicum virgatum L. |
2.3 DA-6与GLDA联合对柳枝稷体内转移富集Cd的影响
有研究表明, 施加GLDA可促进植物根系吸收富集Cd, 并通过木质部向植物地上转移[36~38](表 5).所有处理的地上部分和根部Cd含量都显著高于CK; 0D处理中, 0D4L的地上部分Cd含量最高, 为0.89 mg·kg-1, 较CK提高1.28倍, 0D1H的根部Cd含量最高, 为1.08 mg·kg-1, 较CK提高1.51倍; 10D处理中, 10D2M的地上部分Cd含量最高, 为0.96 mg·kg-1, 较CK提高1.46倍, 10D1H的根部Cd含量最高, 为1.07 mg·kg-1, 较CK提高1.49倍; 10D0的地上部分和根部Cd含量都显著高于CK, 为0.84和0.97 mg·kg-1, 分别提高1.15倍和1.26倍, 可见单独叶喷DA-6可提高柳枝稷对Cd的富集积累能力[39]. 10D1L~10D4L、10D1M~10D4M、10D1H~10D4H的地上部分和根部Cd含量(mg·kg-1)的平均值分别为0.83、0.84、0.75和0.87、0.93、0.85, 可见施用过量的GLDA会降低柳枝稷地上部分和根部Cd含量[23, 40].
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表 5 DA-6与GLDA联合对柳枝稷中Cd转移富集的影响1) Table 5 Effects of DA-6 combined with GLDA on Cd accumulation in Panicum virgatum L. |
2.4 DA-6与GLDA联合对土壤总Cd和DTPA-Cd的影响
0D、10D和10D0各处理的地上部分Cd含量均未超过《饲料卫生标准》(GB 13078-2017)中的饲料原料Cd限量值1.00 mg·kg-1, 可作为安全饲用牧草.
BCF和TF在一定程度上反映了土壤-植物系统中重金属元素迁移的难易程度[41~43].所有处理的BCF和TF都显著高于CK; 0D1L~0D4L、0D1M~0D4M和0D1H~0D4H的平均BCF分别为1.13、1.16和1.19, 10D1L~10D4L、10D1M~10D4M和10D1H~10D4H的平均BCF分别为1.20、1.27和1.30, 可见10D处理的BCF显著高于0D处理, 说明DA-6与GLDA联合可进一步提高植物对Cd的吸收和富集; 10D1L~10D4L、10D1M~10D4M和10D1H~10D4H的平均TF分别为0.89、0.91和0.92, 较CK与10D0都有所提高, 可见DA-6与GLDA联合可进一步提高柳枝稷对Cd的转运能力.
植物的ECd主要取决于地上生物量[21]. 0D处理中, 0D4L的ECd最高, 为17.46 g·hm-2, 较CK提高了1.31倍; 10D0的ECd为9.93 g·hm-2, 较CK提高0.31倍; 10D处理中, 10D4M的ECd最高, 为22.18 g·hm-2, 较CK和10D0分别提高了1.93和1.23倍; 10D1L~10D4L、10D1M~10D4M和10D1H~10D4H的平均ECd分别为16.14、17.99和12.02 g·hm-2, 可见DA-6与分多次施用中等用量的GLDA联合提高柳枝稷地上部分提取Cd的效果最佳.
Cd在土壤中的存在形式直接决定其生物有效性, 其中DTPA-Cd可被植物直接吸收[8, 44]. CK的DTPA-Cd含量为0.16mg·kg-1(图 1), 所有处理的DTPA-Cd含量都显著高于CK, 可见GLDA能活化土壤中的固相Cd, 增加Cd的生物有效性. 0D处理中, 0D1L~0D4L的DTPA-Cd含量无显著差异, 但都显著高于CK, 0D1M~0D4M和0D1H~0D4H的DTPA-Cd含量有显著性差异, 且显著高于CK.增加GLDA施用量和分施次数可提高土壤中DTPA-Cd含量, 进而提高植物对Cd的吸收提取, 但并不是分施次数越多越好[23, 35]. 10D处理中, 10D1L~10D4L、10D2M~10D4M和10D1H~10D4H的平均DTPA-Cd含量分别为0.19、0.21和0.22 mg·kg-1, 都显著高于CK和10D0. CK的总Cd为0.67 mg·kg-1, 所有处理的总Cd都较CK显著降低; 0D处理中, 0D4H的总Cd最低, 为0.515 mg·kg-1, 较CK降低23.13%, 可见施用GLDA可使土壤总Cd含量显著降低, 但减少的Cd并不是完全被植物吸收, 可能与Cd的纵向迁移有关[18, 45, 46]. 10D处理中, 10D2H的总Cd含量最低, 为0.529 mg·kg-1, 较CK和10D0分别降低21.04%和18.23%.
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图 1 DA-6与GLDA联合对土壤DTPA-Cd及总Cd的影响 Fig. 1 Effects of DA-6 combined with GLDA on the DTPA-Cd and total Cd content of soils |
为探究DA-6与GLDA联合强化柳枝稷吸收积累镉效果的影响因素, 分析了土壤pH、DOC、柳枝稷地上生物量、Cd含量和Cd提取量同DA-6、GLDA(施用量、分施次数)之间的相关性(图 2). GLDA施用量与土壤pH存在极显著正相关关系(P < 0.01, 下同), 与土壤DOC存在显著正相关关系(P < 0.05, 下同), 相关系数分别为0.84和0.69, 可见施用GLDA可以显著提高土壤pH和DOC; 植株生物量与DA-6存在极显著正相关关系, 与GLDA分施次数存在显著正相关关系, 相关系数分别为0.95和0.62, 可见DA-6与GLDA分施次数是影响植株生物量的关键因素; 地上部分Cd提取量与DA-6、生物量及地上部分Cd含量存在极显著正相关关系, 相关系数分别为0.86、0.82和0.94, 且Cd提取量与地上部分Cd含量的相关系数最高, 可见利用DA-6与GLDA联合强化柳枝稷修复Cd污染农田时, 相较于DA-6、生物量, 地上部分Cd含量对Cd提取量的影响更为重要; 地上部分Cd含量与GLDA总施加量存在负相关关系, 相关系数为-0.53, 可见施用过量的GLDA并不能提高地上部分Cd含量; DTPA-Cd与DOC存在极显著相关关系, 相关系数为0.94, 说明土壤DOC的提高可增强Cd的生物有效性.
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Biomass表示生物量; ECd表示Cd提取量; Cab表示地上部分Cd含量; GLDA dosage表示GLDA施用量; GLDA frequency表示GLDA施用次数 不同颜色表示双变量之间的相关性, 越接近蓝色表示正相关性越高, 越接近红色表示负相关性越高; 圆的大小表示相关性大小, 相关系数矩阵关于主对角线对称; *表示显著相关(P < 0.05), **表示极显著相关(P < 0.01) 图 2 土壤Cd、植株Cd、土壤理化性质与DA-6及GLDA相关系数矩阵 Fig. 2 Matrix of correlation coefficients between soil Cd, plant Cd, soil physical and chemical properties, DA-6, and GLDA |
为定量研究DA-6与GLDA联合强化柳枝稷吸收积累Cd效果, 利用MATLAB R2016a拟合了DA-6、GLDA施用量及施用次数与地上部分干重、Cd含量、Cd提取量和土壤DTPA-Cd的预测模型(表 6).可以看出, 地上部分干重、Cd含量、Cd提取量和DTPA-Cd含量的预测模型决定系数(R2)分别为0.869 7、0.762 6、0.762 3和0.835 0, 可见模型的解释程度较高; 方差膨胀因子(VIF)均接近于1, 可见DA-6、GLDA施用量及施用次数之间的共线性较轻; 德宾-沃森(DW)值均接近于2, 可见模型有效.
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表 6 预测模型1) Table 6 Regression equations of soil and plant Cd enrichment |
3 讨论 3.1 影响土壤pH与DOC的因素
本试验中, 施用GLDA后, 土壤pH和DOC随着施用量增加而增加, 可能与施入土壤的GLDA发生水解和降解有关. GLDA中含有的官能团(—COO-)发生水解时会夺取H2O中的H+, 继而产生大量的OH－(—COO-+ H2O —COOH+OH-), 使土壤pH提高.卫泽斌等[44]的研究发现施用不同浓度GLDA可略微提高土壤pH, 但各处理之间并没有显著差异, 可能是因为其试验土壤具有较强的的缓冲能力[18], 导致施用GLDA没有引起土壤pH显著变化.本研究中, 土壤pH的增加并没有快速降低土壤Cd的有效性, 其原因可能是：在酸性土壤环境中, GLDA与Cd形成的水溶性络合物易被土壤位点所吸附, 吸附反应为：
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(4) |
式中, ≡XOH表示土壤吸附位点, 如铁锰氧化物; MLn-表示螯合剂络合物.
当土壤pH升高时, OH-与络合态Cd竞争土壤吸附位点, 使土壤对络合态Cd的吸附能力降低, 这与前人的研究是相符的[47].此外, 有研究表明柳枝稷既能正常生长又能最大程度吸收富集Cd的最佳pH范围为4.1~6.0左右[39], 本研究的最佳处理10D2M提高了土壤pH, 但仍处在上述范围内, 因此选择适量的GLDA及适当的分施次数, 也可削弱由GLDA引起的pH变化对土壤Cd有效性的负面影响.土壤DOC与Cd的生物有效性有密切的关系[48, 49].土壤DOC主要包括自身含有的和外部进入土壤的(外源)两部分, 具有易溶解、移动较快和不稳定等特点, 其占土壤有机碳的比例一般不超过2%, 因此, 本研究中增加的那一部分DOC主要来源于GLDA的快速降解(20 d降解90%以上). GLDA在土壤中降解时会产生较多的中间产物(以小分子有机质居多), 可作为补充DOC的来源, 使土壤DOC含量显著提高.由图 2可知, 土壤DOC与DTPA-Cd存在极显著正相关关系(相关系数为0.94), 可能的原因是土壤DOC所提供的活性基团能与Cd2+发生络合, 减少土壤对Cd2+的吸附, 将更多的Cd2+释放到土壤溶液中, 促进植物吸收, 因此, GLDA通过提高土壤DOC来提升Cd的活度是其强化植物提取Cd的主要途径, 这与前人的研究是相符的[21, 50, 51].另外, 本研究中分多次施加GLDA时, 土壤Cd的有效性没有降低, 说明分多次施加GLDA可解决由于土壤DOC变化和GLDA逐步降解引起的土壤Cd有效性降低的问题.需要指出的是, 土壤Cd的有效性与土壤pH、有机质、氧化还原电位、微生物、矿物成分、污染来源及土壤类型等诸多因素有关, 但它们对Cd有效性的耦合机制尚不明确, 需要进一步研究.
3.2 影响柳枝稷植株生物量的因素施加适量的DA-6(叶面喷施)或螯合剂能显著提高植株生物量, 这已经在许多植物上得到证实[23, 33, 36].本研究结果显示, DA-6与GLDA联合对柳枝稷植株生物量有显著影响, 且两者之间也存在一定的协同作用.其中10D处理较0D、10D0处理都显著提高了柳枝稷地上部分和根部生物量, 原因可能在于：其一, DA-6可提高叶绿素含量及Rubisco等光合作用关键酶活性[52], 继而增强植物的净光合速率(Pn), 同时, DA-6还可调节植物体内的生长素和赤霉素等激素水平, 促进植株生长; 其二, 施用GLDA打破了原本土壤水溶性Cd的平衡, 柳枝稷根部受到大量活跃Cd的影响, 其通过环境适应机制进行调整, 即增加根系面积来获取更多可维持生命的资源; 其三, GLDA降解产生的C、N为柳枝稷生长间接提供了养分, 促使柳枝稷生物量增加, 这与前人在高羊茅上的研究相符[53].但高用量的GLDA会对植株形成毒害, 导致叶面扭曲、发黄变细, 甚至凋亡[36, 45, 50].可能是因为GLDA或Cd胁迫导致植物体内活性氧自由基的增加速度过快[33], 虽然柳枝稷具有降低体内活性氧自由基含量的能力, 但不足以抵抗过高浓度的活性氧直接引起细胞膜脂过氧化加剧, 使植物体内的丙二醛(MDA, 脂质氧化的重要产物之一)含量增加, 导致植物新陈代谢紊乱, 最终死亡.此外, DA-6能显著提高植物细胞保护酶(如超氧化物歧化酶和过氧化氢酶等)的活性和含量[52], 提升植物的抗氧化酶系统活性[33, 36], 从而降低MDA含量, 进而增强柳枝稷对Cd和GLDA的抗性.
3.3 影响Cd富集转运的因素DA-6与GLDA联用可显著提高植株对Cd的富集转运能力[24, 33, 44].本研究结果显示, 10D、0D及10D0处理的柳枝稷根部Cd含量均高于地上部分, 可见柳枝稷对Cd的累积作用主要集中在根部, 这与前人研究是相符的[38].可能是因为柳枝稷根系细胞的细胞壁上大量带有负电的配位基团[54, 55]对Cd2+具有较强的吸附能力, 使Cd在根系细胞壁处发生沉降; 另一方面, Cd浓度达到一定阈值时, 柳枝稷体内核酸、转运蛋白质等合成受阻, 致使柳枝稷对Cd的转运受到限制[56]. 10D的地上部分Cd含量、BCF及TF较0D都有显著提高, 可见叶喷DA-6有助于柳枝稷向地上转移Cd, 这与前人研究是相符的[32], 可能是因为DA-6对细胞膜上的离子运输有积极影响, 使更多营养元素和Cd通过质膜被转运至地上部分.此外, 还有其他因素在一定程度也可能会影响Cd在土壤-植物系统中的转运. Zhao等[57]的研究发现在土壤中施加Zn后, 小麦根部的Cd含量有显著提高, 但小麦茎叶和籽粒部分的Cd含量却降低, 可见Zn的存在阻止了Cd向地上部分转移.但目前对于Cd-Zn交互作用, 还没有达成统一的认识, 且土壤质地、背景值和植物品种等因素可能会对其交互作用产生重要影响.也有研究指出[58], 土壤中伴随的阴离子(氯离子和硫酸根离子)可促进植物对Cd的吸收积累且影响Cd转移至地上部分.
3.4 影响土壤总Cd及DTPA-Cd含量的因素施用螯合剂可使土壤总Cd和DTPA-Cd的含量发生明显变化, 这已被前人所证实[36, 59].由图 2可知, GLDA施用量及分施次数是影响DTPA-Cd的重要因素.将低用量GLDA分施过多次数后, 可能会由于单次施用量过少而失效, 而且当分施次数达到一定阈值时, 土壤DTPA-Cd的提高效果也可能会受土壤本底值影响[21].本研究中, 0D处理的土壤总Cd随着GLDA施用量增加而显著减少, 可能是因为高用量GLDA使土壤中DTPA-Cd迅速升高, 但植株吸收Cd速率不能平衡过快的DTPA-Cd转化率, 导致一部分DTPA-Cd发生纵向迁移, 造成总Cd减少. Cd纵向迁移的原因可能在于：为方便起见, 本研究选择了较低的种植密度, 且柳枝稷种植第1 a生物量较小(从第2 a开始进入盛草期), 导致单位时间内所能吸收和提取的Cd有限.倘若进行推广, 可选择合理的种植密度, 通过增加植株数量和生物量尽可能多地提取Cd, 从而有效限制Cd的纵向迁移, 大大降低污染地下水的风险.有研究表明[19], DA-6可促进柳枝稷根系生长, 分泌更多的有机酸, 使土壤中酸溶态Cd含量增加, 继而促进柳枝稷吸收Cd.本研究中, 10D处理较0D处理进一步提高了柳枝稷地上部分Cd含量, 表明叶喷DA-6可显著提高植物对Cd的吸收速率[32], 减小DTPA-Cd纵向迁移的可能和二次污染风险.因此, 可以推测：DA-6主要通过提高生物量和根系生长来强化植物对Cd的吸收富集效果.此外, DA-6与GLDA联用修复Cd污染土壤的成本也是影响其推广应用的重要指标.本试验中, DA-6与GLDA的价格分别为78.00元·kg-1和13.33元·kg-1, 若按本研究中DA-6与GLDA的最佳施用量(10μmol·L-1DA-6+1 200kg·hm-2GLDA)计算, 每年需要投入约1.6万元·hm-2, 经过3~5 a有望修复试验区Cd污染土壤.然而柳枝稷作为生物质能源原料或牧草出售获得的产值远超过投入, 因此, 将DA-6与GLDA联用强化柳枝稷修复Cd污染土壤有较好的应用前景.
4 结论(1) DA-6与分多次施用低用量的GLDA联合能显著提高柳枝稷生物量和Cd含量, 增强柳枝稷对Cd的提取能力, 施用高用量的GLDA能进一步提高土壤DTPA-Cd含量, 但削弱了柳枝稷对Cd的提取能力.
(2) DA-6与GLDA联用能显著提高土壤pH和DOC, 其中DOC是影响土壤Cd有效性的重要因素.
(3) DA-6与GLDA联用的土壤总Cd较试验前都有所降低, 本试验中, 10 μmol·L-1 DA-6与1 200 kg·hm-2 GLDA联用的综合效果最佳, 经过3~5a有望修复试验区Cd污染农田.因此, DA-6与GLDA联合强化柳枝稷修复Cd污染农田有较好前景.
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