2022, Vol. 43
2. 湖南农业大学资源环境学院, 长沙 410128
, HUANG Yi-zong1
, BAO Qiong-li1 , WEI Xiang-dong2 , TIE Bai-qing2 , ZHANG Sheng-nan1 , HAN Nian1 , HUANG Yong-chun1
2. College of Resources and Environment, Hunan Agricultural University, Changsha 410128, China
农田中的镉(Cd)和砷(As)污染因其复杂性和隐蔽性已经成为非常棘手的环境问题, 进入土壤的Cd和As很难去除, 且影响不可逆[1].植物萃取技术是一种有效地去除土壤重金属的手段, 与土壤固化、土壤淋洗等物理化学手段相比, 不会对环境造成二次污染.某些植物在Cd和As污染土壤中保持较强生长能力的同时, 能通过根系吸收积累农田中的Cd和As进行土壤修复, 例如, 植物可以通过根系交换吸收和非代谢结合作用, 与游离的重金属离子发生结合; 植物可以利用共质体途径, 把土壤中的Cd和As运输到茎和叶中, 通过植物萃取去除土壤中的重金属.
在利用植物进行重金属污染土壤的修复中, 土壤未经调控, 其中可以被植物提取的有效重金属含量较低, 而且土壤中的有效态重金属是一个缓释过程.这使得自然条件下, 植物吸收积累重金属的效率低下, 限制了植物修复技术的发展与应用[2, 3].目前某些天然或人工螯合物已广泛用于强化植物修复.乙二胺四乙酸(EDTA)是一种人工合成的络合剂和金属掩蔽剂, 具有广泛的配位性能[4], 对土壤中的靶金属有很高的螯合效率.祝方等[5]的研究发现, EDTA能显著活化土壤中Cd, 改变土壤中Cd的形态分布, 提高Cd的生物活性, 从而促进植物对Cd的吸收, 去除率可达74.6%. Tipu等[6]在EDTA对镍(Ni)污染土壤修复中发现EDTA与Ni配施能显著提高玉米中Ni的积累, 地上部Ni积累量比对照提高4.9倍, 根系提高2.6倍.拓朵朵[7]研究EDTA和EDDS强化苎麻修复Hg和Cd复合污染土壤发现, 施用EDTA时苎麻叶中Cd含量是对照的2.27~4.23倍.但EDTA进入到环境中残留时间较长, 很难被降解, 因此存在着淋失和残存风险, 容易引起二次污染.皂素(SAP)是一种天然的生物表面活性剂, 易生物降解.皂素主要通过胶束增溶作用和皂素分子上的酯基和羧基的络合作用来增加土壤中游离重金属的含量[8].李榜江等[9]的研究发现, 施加溶液浓度为0.1~2.5 mmol ·L-1的茶皂素有利于Cd在苎麻植株内转移. Liu等[10]研究茶皂素对黑麦草修复Cd和芘复合污染土壤时, 发现添加茶皂素能提高黑麦草地上部和地下部中的Cd含量, 与对照相比黑麦草地上部和地下部Cd含量分别提高10%和8%.宋宇超[11]研究复合型植物源活化剂(水果皮渣提取物与茶皂素等复配)强化植物提取土壤重金属, 发现该复合型植物源活化剂显著提高了东南景天对Cd和Pb的吸收积累.另外, 有研究发现有机酸能与离子态金属形成稳定的螯合物, 同时具有生物可降解性[12].柠檬酸(CA)和苹果酸(MA)是两种小分子有机酸, 可以溶解土壤中的重金属进入液相, 提高重金属的生物有效性, 且这两种小分子有机酸施用于土壤中不会引起二次污染.詹淑威等[13]探究了CA和MA等强化小飞扬草(Euphorbia thymifolia L.)修复Cd污染土壤的可行性, 结果发现, 2种有机酸均提高了小飞扬草根和地上部Cd含量, 强化效果为: CA>MA.添加5、10和20 mmol ·kg-1的CA和5、10 mmol ·kg-1的MA均显著提高了小飞扬草根系的活力和ATP酶活性, 减小小飞扬草根细胞膜的透性(P < 0.05).马叶等[14]比较EDTA和CA两种螯合剂诱导红叶菾菜(Beta vulgaris var. cicla L.)修复土壤Cd和Pb污染的效果, 得出EDTA更能促进红叶菾菜对Pb的吸收, CA更能促进红叶菾菜对Cd的吸收.向冬芳等[15]研究三聚磷酸钠与CA配施对蜈蚣草修复As污染土壤的影响, 发现蜈蚣草As萃取总量提高40.4%以上, 土壤脲酶和脱氢酶活性显著提高(P < 0.05).Mei等[16]探究低分子量有机酸对红树林提取和固定As等重金属的动力学机制, 得出CA和MA处理导致红树林的根际As含量分别下降68.3%和42.1%.Chen等[17]研究小分子酸对植物修复Cr污染土壤时, 得出有机酸能显著提高植物对Cr的提取量, 效果为: CA>MA>其他酸.Taghipour等[18]的研究发现, 10 mmol ·L-1 MA最大可以提取磷(P)含量达1 554.9 mg ·kg-1.上述研究表明某些螯合剂和有机酸能有效地加强植物对土壤重金属的修复效果, 但在实际应用中各自存在着不同的优势和劣势.
目前植物修复技术中植物的选取已由生物量小的超富集植物转向生物量大且对重金属有较强富集能力的植物[19].苍耳(Xanthium sibiricum)是菊科一年生草本植物, 广泛分布于我国各地, 它生物量大, 适应性强.陈昌东等[20]研究了平顶山矿区优势植物对重金属的富集特征时, 发现苍耳对Cd的生物富集系数(BCF)和生物转移系数(BTF)均大于1. Yu等[21]发现苍耳和鬼针草(Bidens pilosa L.)具有更强的重金属提取能力且生物量较大, 是用来提取土壤重金属的理想植物.目前有关螯合剂和有机酸强化苍耳萃取土壤重金属的田间试验效果还未见报道.本文通过大田试验EDTA、SAP、CA和MA强化苍耳萃取土壤Cd和As的效果, 以期为我国Cd、As复合污染农田修复提供科学依据.
1 材料与方法 1.1 供试材料供试植物为苍耳, 菊科一年生草本植物.螯合剂选用两种, 分别为乙二胺四乙酸(EDTA)和皂素(SAP).有机酸选用两种, 分别为柠檬酸(CA)和苹果酸(MA).
1.2 试验设计本文选取湖南省浏阳市蕉溪乡常丰村沙德组(113°52.504′E, 28°22.983′N)一块污染农田作为试验田.土壤ω(总Cd)为0.91 mg ·kg-1, ω(总As)为107.73 mg ·kg-1(表 1). 2020年5月收集生长一致的野生苍耳苗, 以50 cm×50 cm株行距种植, 每m2约种植9株.苍耳种植2个月后(2020年7月4日)开始施用螯合剂和有机酸.设5个不同的螯合剂和有机酸处理: CK、EDTA、SAP、CA和MA.每个处理4次重复, 共20小区.每小区面积2 m2, 共15株苍耳, 各小区随机排列.螯合剂和有机酸用量均为1.5 g ·m-2, 溶于500 mL水中, 以溶液形式施于根际土壤中. 2020年8月28日收获苍耳.
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表 1 试验田土壤理化性质和重金属含量 Table 1 Physicochemical property of test field and concentration of heavy metals |
1.3 样品采集及指标测定
在每个小区随机选取2~3株长势均匀的苍耳整株采样, 并采集苍耳的根际土壤.植物样品和根际土壤分别做好标记, 运回实验室.
将收获的植物样品用去离子水冲洗干净后, 分根、茎和叶装袋放入烘箱, 在105℃杀青30 min, 75℃烘干至恒重, 称重.将烘干后的植物样品用万能粉碎机粉碎后保存备用.称取0.25 g样品, 采用HNO3 ∶HClO4=4 ∶1(体积比)联合消解, 消化液用去离子水定容至25 mL, 定容后采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)直接测定Cd和As的含量.
土壤样品经自然风干, 过0.15 mm尼龙筛保存备用, 称取0.25 g采用王水[HCl ∶HNO3=3 ∶1 (体积比)]-高氯酸消解, 消化液用去离子水定容至25 mL.样品Cd和As的测定均采用电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS).土壤与植物Cd和As含量测定时, 分别用国家土壤标准物质(GWB 07401)和植物标准物质(GBW 07603)来进行质量控制.
1.4 数据处理及统计各器官重金属积累量反映植物各器官积累重金属的情况:
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转移系数反映了重金属在植物体内由根部向茎、叶、花等器官转移的能力, 能展现出重金属在植物体内的分布规律:
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植物富集系数(BAF)能反映植物从土壤中吸取重金属的能力[22]:
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采用Microsoft Excel 2013和SPSS 25.0进行平均值和标准差计算及差异显著性检验.
2 结果与分析 2.1 不同螯合剂和有机酸对苍耳生物量的影响表 2为不同螯合剂和有机酸处理对苍耳各器官生物量(以干质量计)的影响, 从中看出, 施用不同螯合剂和有机酸对苍耳的植株总生物量均没有产生影响(P < 0.05), 说明本试验施用的螯合剂和有机酸及其施用剂量对苍耳的生长没有产生毒害作用.
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表 2 不同处理的螯合剂和有机酸对苍耳各器官生物量的影响1) Table 2 Effect of different treatments of chelating agents and organic acids on biomass of X. sibiricum |
表 3为不同螯合剂和有机酸处理下苍耳的种植密度、生物量和产量情况, 在施加螯合剂和有机酸不影响苍耳植株生长的情况下, 苍耳单株干重为0.44~0.47 kg, 每hm2产量为39.60~42.30 t.
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表 3 苍耳的种植密度、生物量和产量情况 Table 3 Planting density, biomass, and yield of X. sibiricum |
2.2 不同螯合剂和有机酸对苍耳吸收积累和转运Cd的影响
由图 1可以看出, 与CK处理相比, 施加EDTA、SAP、CA和MA处理, 均显著提高了苍耳叶中的Cd含量(P < 0.05), 提高幅度分别是44.1%、32.4%、41.2%和38.2%.在苍耳茎中, EDTA、SAP和MA处理对Cd含量提升有显著效果, 其中EDTA处理效果最明显, 使Cd含量显著增加了105.6%(P < 0.05).对于苍耳根, 施用CA处理显著提高了苍耳根中Cd含量31.7%(P < 0.05).
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不同小写字母表示处理间差异显著(P＜0.05), 下同 图 1 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株Cd含量的影响 Fig. 1 Effect of different chelating agents and organic acids on concentrations of Cd in X. sibiricum |
利用植物不同部位的生物量与各部位积累重金属含量的乘积, 即植株体内重金属积累量来反映植物提取重金属的能力.从表 4可以看出, 相较于对照, 不同螯合剂和有机酸的施用在一定程度上对苍耳Cd积累量产生了影响, 利于提高苍耳对Cd的提取.比较不同部位发现, 在苍耳根系中, CA处理比对照显著提高了苍耳Cd积累量, 达48.4%(P < 0.05).EDTA、SAP和MA均使得苍耳茎中Cd积累量显著增加, 增幅为对照的17.1% ~105.7%, 其中EDTA效果最显著, 增幅是105.7%(P < 0.05).对于苍耳叶部, 4种外源螯合物的添加均产生了显著作用, 苍耳叶Cd积累量分别比CK处理提升32.2%(SAP)、4.2%(CA)和57.3%(MA).
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表 4 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株积累Cd的影响1) Table 4 Effect of different chelating agents and organic acids on accumulation of Cd in X. sibiricum |
利用植物不同部位的生物量与各部位积累重金属含量的乘积, 即植株体内重金属积累量来反映植物提取重金属的能力.从表 4可以看出, 相较于对照, 不同螯合剂和有机酸的施用在一定程度上对苍耳Cd积累量产生了影响, 利于提高苍耳对Cd的提取.比较不同部位发现, 在苍耳根系中, CA处理比对照显著提高了苍耳Cd积累量, 达48.4%(P < 0.05).EDTA、SAP和MA均使得苍耳茎中Cd积累量显著增加, 增幅为对照的17.1% ~105.7%, 其中EDTA效果最显著, 增幅是105.7%(P < 0.05).对于苍耳叶部, 施用SAP、CA和MA, 苍耳叶Cd积累量分别比CK处理提升32.2%、4.2%和57.3%.
苍耳各部位Cd富集系数见图 2, SAP处理显著提高了叶对Cd的富集系数, 而EDTA对苍耳茎的Cd富集系数有显著提升作用(P < 0.05).
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图 2 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株富集Cd的影响 Fig. 2 Effect of different chelating agents and organic acids on BAF of Cd in X. sibiricum |
不同螯合剂和有机酸对苍耳转运Cd的影响见表 5, EDTA、SAP、CA和MA一定程度上对苍耳根到茎的Cd转运系数(TF根-茎)和茎到叶的Cd转运系数(TF茎-叶)的增加具有促进作用.相较于对照, SAP处理显著提高了苍耳茎到叶的Cd转运系数, 增幅是96.3%(P < 0.05), 转运系数>1, 达到1.61.添加外源螯合物对苍耳植株根到茎的Cd转运系数(TF根-茎)没有显著影响(P>0.05).
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表 5 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株Cd转运系数的影响 Table 5 Effect of different chelating agents and organic acids on TF of Cd in X. sibiricum |
2.3 不同螯合剂和有机酸对苍耳吸收积累和转运As的影响
在Cd和As复合污染的土壤中, 施用4种螯合剂和有机酸除了提高苍耳植株体内Cd含量之外, 对As含量也产生了不同程度的影响(图 3).对比不同处理下苍耳不同部位的As含量, 大小关系均为: 根>叶>茎, 其中根中As含量最大, 达2.63 mg ·kg-1.在苍耳根系中, EDTA和CA使得As含量比对照组分别显著提高了89.6%和94.8%(P < 0.05).对于苍耳茎来说, 与CK处理相比, 施用CA显著提升茎As含量90.5%(P < 0.05), 其他3种处理下的茎As含量均无显著变化(P>0.05).CA和MA处理对苍耳叶中As含量的增加产生了显著作用, 增幅分别是CK处理的18.1%和9.6%(P < 0.05).
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图 3 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株As含量的影响 Fig. 3 Effect of different chelating agents and organic acids on concentrations of As in X. sibiricum |
苍耳植株As积累量的变化见表 6, 根部是苍耳植株体内As积累最多的部位, 积累量最高达257.42 μg ·株-1. EDTA显著提高了苍耳根对As的积累, 处理后根部As积累量是对照的2.4倍(P < 0.05).施用CA对苍耳根和茎部的As积累都产生了显著提升作用, 其As积累量分别是对照的1.98倍和2.06倍(P < 0.05).MA处理导致苍耳叶中As积累量比CK处理提高21.8%(P < 0.05).
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表 6 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株积累As的影响 Table 6 Effect of different chelating agents and organic acids on accumulation of As in X. sibiricum |
图 4为不同螯合剂和有机酸对苍耳各部位富集As的影响, 从中可以看出, 苍耳根系和叶的As富集系数均高于茎.CA处理能显著提高苍耳茎的As富集系数, 相比对照增加了34.2%(P < 0.05).其他处理对苍耳植株As富集无显著影响(P>0.05).
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图 4 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株富集As的影响 Fig. 4 Effect of different chelating agents and organic acids on BAF of As in X. sibiricum |
从表 7可以看出, 不同处理下苍耳植株从茎到叶的As转运系数(TF茎-叶)均大于1, 最大为4.16.施用SAP处理后, 苍耳根到茎的As转运系数(TF根-茎)与对照相比显著提高了66.7%(P < 0.05).
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表 7 不同螯合剂和有机酸对苍耳植株As转运系数的影响 Table 7 Effect of different chelating agents and organic acids on TF of As in X. sibiricum |
2.4 螯合剂和有机酸施用对根际土壤Cd和As含量的影响
不同螯合剂和有机酸施用后对苍耳根际土壤中Cd和As含量的影响见图 5.从中可以看出, 4种螯合剂和有机酸都对苍耳根际土壤中的Cd和As含量的降低有显著促进作用. 4种处理后, 与对照处理相比苍耳根际土壤Cd含量降幅为32.7% ~38.2%, As含量降幅为14.6% ~20.5%(P < 0.05).其中, SAP处理降低效果最显著, 使苍耳根际土壤中Cd含量与CK处理相比降低38.2%, As含量降低20.5%.
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图 5 不同螯合剂和有机酸对苍耳根际土壤中Cd和As含量的影响 Fig. 5 Effect of different chelating agents and organic acids on the concentrations of Cd and As in rhizosphere soil of X. sibiricum |
植物提取是一种绿色修复技术, 可以用于重金属污染土壤的低成本治理, 是近年人们关注的热点.但是目前大部分关于植物提取的研究仅限于实验室阶段, 大面积的田间植物提取修复试验报道也不多.植物提取技术应用于实际田间修复时受到当地气候变化、土壤重金属含量、水分、养分和植物根系的异质性等各种复杂因素影响, 且这些影响无法被量化[23].因此在植物提取技术的应用层面, 比如在重金属农田修复领域大规模商业化的应用、有价金属植物开采等研究还需要进行更广泛的田间试验.本研究在湖南省浏阳市蕉溪乡Cd和As复合污染农田中进行植物提取的大田试验, 得出螯合剂和有机酸(EDTA、SAP、CA和MA)可以强化苍耳对土壤Cd和As的提取效率, 降低苍耳根际土壤中Cd和As的含量.
影响植物提取重金属效率的两个关键因素是植物生物量和重金属的生物有效性[24].植物通过转运蛋白从根系吸收重金属并转运到地上部各器官进行无害化和储存, 最终通过收获植物可以达到去除土壤中重金属的目的.因此高生物量是所收获植物提取更多重金属的重要因素[25].苍耳生长迅速、生物量大、适应性广、对重金属耐受性强和具有发达的根系, 它在本试验条件下可以正常生长, 未出现显著的重金属中毒现象.而且, 苍耳在施加4种螯合剂和有机酸后生物量也未发生显著变化, 这与韩廿等[26]的研究结果相一致.本试验中成熟期苍耳单株总干质量大于450 g, Cd和As最大提取量分别可达372.41 μg ·株-1和384.17 μg ·株-1.而一些超富集植物如芥菜在生长环境良好的盆栽试验中单株总干质量仅为0.36~0.46 g[27], 东南景天为5.86~8.94 g, 黑麦草、玉米和大豆为1.44~12.78 g, 藿香蓟为≤10 g[28], 香根草为15.44~17.56 g[29]. Anning等[29]的研究发现利用EDTA强化香根草(Vetiveria zizanioides)吸收As的提取量为20.00 μg ·株-1.Cd和锰(Mn)超富集植物青葙(Celosia argentea L.)在中度Cd污染土壤中每株提取Cd量为160.74 μg[30].因此大多数超富集植物生物量较低, 且只能富集一种或几种重金属[31], 很少有发现超富集植物可以同时超积累多种重金属[32].而苍耳无论从生物量还是从本试验结果得出的其对Cd和As的复合富集能力来看, 都较其他植物有优势.
植物根际土壤中重金属的生物有效性是限制植物提取效率提高的另一个关键因子.As超富集植物蜈蚣草(Pteris vittata L.)根际能分泌草酸、植酸等有机酸, 这些根际分泌物有助于增加根际土壤中As的溶解度[33].Cd超富集植物也比非超富集植物根际Cd的生物有效性更高, 同时前者也会比后者分泌更多可以降低根际土壤pH值(0.6~0.8个单位)的可溶性有机物[34].这些根系分泌物的作用类似于天然螯合剂, 可以通过与重金属形成可溶性络合物或降低土壤pH值以增加土壤中可交换态重金属含量, 从而提高植物根系对Cd和As等重金属的吸收效率.因此在非超富集植物根际施用天然或合成的螯合剂, 可以提高非富集植物根际土壤中重金属的生物可利用性.EDTA是一种常见的人工合成类螯合剂, 是活化土壤中重金属、辅助非超富集植物提高根系提取效率的常用材料[35].赵中秋等[36]向生长在ω(Cd)为15 mg ·kg-1的土壤中的黑麦草根部施加5 mmol ·kg-1的EDTA, 结果表明, EDTA可以显著地提高土壤溶液和黑麦草植株地上部的Cd含量.Gul等[37]的研究发现土壤中添加EDTA分别提高了天竺葵和马蹄纹天竺葵茎中Pb含量的50.9%和42.2%.但是陈亚华等[38]用EDTA强化油菜修复Pb污染土壤, 发现高含量的EDTA对植物的毒害作用非常明显, 17.5 mmol ·kg-1处理后植物在4 d时全部枯死.不同的是, 在本研究中施加EDTA对苍耳生长以及生物量都没有产生抑制作用, 证明本试验的EDTA的施用量对苍耳是安全的.茶皂素是一种天然表面活性剂, 具有低毒性, 半衰期较短.Liao等[39]的研究表明茶皂素的浓度增加能显著提高尾穗苋(Amaranthus caudatus L.)对Cd的提取.Tao等[40]的研究发现添加皂素显著降低了东南景天根际土壤中的Cd含量达40.9%, 表明皂素促进了景天对Cd的吸收, 增强了植物的提取效率.本试验中, 施用皂素对苍耳根际土壤Cd和As含量均产生了显著的影响.SAP处理导致苍耳根际土壤中Cd和As含量分别降低了38.2%和20.5%, 这证明了皂素活化了土壤中Cd和As, 提高它们的溶解度, 进而被苍耳根系吸收.土壤中Cd溶解度的提高可能与皂素中的羧基在土壤溶液中与Cd形成了配合物有关.低分子有机酸(例如CA和MA)是根系分泌物的重要组成部分, 可以提高污染金属的生物有效性, 促进植物吸收[41], 且具有比EDTA更低的生态风险.另外, 有机酸可以通过与重金属形成配合物并将其隔离到液泡中, 参与重金属的运输和胞内解毒[42]. Ma等[43]研究CA、MA和草酸对土壤Cd的活化机制, 发现添加CA处理导致香菇根际土壤有效态Cd含量最高, 其次是MA处理.同时发现土壤CA含量比其他两种有机酸都高, 这可能是CA处理下土壤有效态Cd比较高的原因之一. Onireti等[44]探究CA、MA和草酸对Pb和As复合污染土壤中重金属提取的影响, 得出CA与MA和草酸相比提取As的量最多, 比MA处理提取效果更明显, 这与本试验的结果基本一致.在本试验中, CA比MA处理导致苍耳地上部As含量提高约2倍.有机酸对Cd和As的解吸能力不同可能是因为它们的化学结构不同.一方面, CA的相对分子质量比MA高(CA和MA的相对分子质量分别为192.14和134.09), 因此CA具有更大的表面积和负电荷, 它可以螯合更多的金属离子[45]; 另一方面, CA有三个羧基和一个羟基, MA只有两个羧基和一个羟基.因此, CA可以解吸更多的Cd2+[46]. Han等[47]的研究比较了EDTA和CA对喜盐鸢尾(Iris halophila Pall.)积累重金属的效率, 发现0.5 mmol ·kg-1的EDTA比相同含量的CA处理导致喜盐鸢尾地上部的Cd含量提高更多, 因此EDTA强化鸢尾花提取Cd的效果更好, 这与本研究的结果基本一致.本试验中, 与对照相比EDTA处理导致苍耳茎和叶中Cd含量分别提高105.6%和44.1%, 比CA强化苍耳提取Cd效果好一些.然而对于土壤As提取来说, 本研究得到CA比EDTA处理效果更好, CA处理导致苍耳茎和叶As含量分别比CK处理提高90.5%和18.1%, 而EDTA处理对苍耳地上部As含量的增加没有显著影响.这可能是因为大田试验的环境条件较复杂, 许多不可控的因素导致EDTA和CA的强化效果不稳定, 以后还要多次长期的田间修复验证.
本研究结果表明苍耳对Cd的积累主要在根部和茎部, 对As的积累主要在根部, 通过苍耳整株挖出的方式可移除土壤中的Cd和As.苍耳根系在土壤中生长较浅, 挖除操作的人工成本较低, 因此采用苍耳萃取技术修复Cd和As污染土壤是一种经济有效的方式之一.但长期来看, 随着螯合剂和有机酸的添加, 土壤中Cd和As的形态会发生变化, 例如可交换态和铁锰氧化物结合态等互相转化, 导致土壤中重金属无法完全被植物吸收达到安全值, 苍耳对Cd和As的积累能力会逐步下降, 其机制和解决方式还有待进一步研究.
4 结论(1) 4种螯合剂和有机酸(EDTA、SAP、CA和MA)可强化苍耳对土壤Cd和As的提取效率, 其中CA和EDTA的强化效果比SAP和MA更好.EDTA处理导致苍耳Cd积累量比对照处理提高70.2%, CA使苍耳As积累量比对照提高81.9%.
(2) EDTA、SAP、CA和MA可显著降低苍耳根际土壤中Cd和As的含量, 与对照处理相比, 苍耳根际土壤Cd含量降低32.7% ~38.2%, As含量降低14.6% ~20.5%.可以利用这4种螯合剂和有机酸来强化苍耳对土壤Cd和As的提取.
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