EGTA與有機(jī)酸聯(lián)合施用對(duì)黃麻修復(fù)Cd污染土壤的影響

夏涓文，徐小遜，2*，盧 欣，陳芝吟，唐 妍，張世熔，2

（1.四川農(nóng)業(yè)大學(xué)環(huán)境學(xué)院，成都611130；2.四川省土壤環(huán)境保護(hù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，成都611130）

隨著我國(guó)工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，土壤鎘（Cd）污染問題日趨嚴(yán)峻[1-2]。Cd 易通過食物鏈進(jìn)入人體，影響多種酶活性和細(xì)胞的正常功能，對(duì)人類健康構(gòu)成極大威脅[3]。因此尋找安全、實(shí)用、高效的土壤Cd 污染修復(fù)方法是當(dāng)前研究的熱點(diǎn)。植物修復(fù)屬于土壤重金屬污染的原位修復(fù)技術(shù)，因其具有修復(fù)成本低、二次污染風(fēng)險(xiǎn)小以及不破壞土壤結(jié)構(gòu)的優(yōu)點(diǎn)受到廣泛關(guān)注[4-6]。然而植物對(duì)Cd 的提取效率受到土壤中Cd 的賦存形態(tài)、遷移轉(zhuǎn)化能力以及生物有效性的影響[7]。一般而言，土壤中能被植物有效利用的Cd 形態(tài)含量不高，限制了植物對(duì)其的吸收，Cd 修復(fù)的效率低[8]。這些因素限制了該技術(shù)的工程化應(yīng)用，需要進(jìn)一步探索提高植物修復(fù)效率的方法。

研究表明，螯合劑可與土壤中的重金屬形成水溶性的金屬-螯合劑絡(luò)合物，從而改變其賦存形態(tài)，提高生物有效性，增加植物對(duì)重金屬的吸收能力[9]。目前廣泛使用的螯合劑主要包括氨基多羧酸類螯合劑（Amino polycarboxylate chelating agents，簡(jiǎn)稱APCAs）和小分子有機(jī)酸類螯合劑（Low molecular organic acids，簡(jiǎn)稱LMWOAs）。APCAs 主要通過與目標(biāo)金屬形成絡(luò)合物，從而增加其生物有效性，而LMWOAs 則通過酸溶、吸附解吸等作用活化土壤中的重金屬[10]。乙二醇雙（2-氨基乙基醚）四乙酸（EGTA）作為一種人工合成的螯合劑，與Cd能形成較穩(wěn)定的絡(luò)合物，是修復(fù)Cd 污染土壤較理想的選擇[11-13]。但高濃度的EGTA 對(duì)植株會(huì)產(chǎn)生毒害作用，限制植物修復(fù)的效率[9]。EGTA 對(duì)植株產(chǎn)生毒害作用的機(jī)制可能是由于高濃度的EGTA 大幅增加了土壤溶液中的Cd 濃度，造成植株對(duì)Cd 的大量積累，導(dǎo)致植株的氧化脅迫和葉綠體結(jié)構(gòu)的改變，抑制植株生長(zhǎng)[9，14]。而有機(jī)酸對(duì)Cd 具有解毒作用，酒石酸（TA）和檸檬酸（CA）可增大植株的生物量，提高葉綠素含量和抗氧化酶活性[15-16]。因此，EGTA 與TA、CA 聯(lián)合施用能否在保證植物正常生長(zhǎng)的同時(shí)提高植物Cd 積累能力，是一個(gè)值得研究的問題。

黃麻（Corchorus capsularis L.）是椴樹科黃麻屬，一年生草本植物，在我國(guó)南方有廣泛種植，具有生物量大、生長(zhǎng)速度快等特點(diǎn)，其主要產(chǎn)品是纖維，不進(jìn)入食物鏈，且有一定經(jīng)濟(jì)效益。前期研究發(fā)現(xiàn)，黃麻對(duì)Cd 具有較強(qiáng)的富集能力，當(dāng)Cd 濃度為50 mg·kg-1時(shí)，地上部Cd含量可達(dá)181.60 mg·kg-1，是一種良好的Cd污染修復(fù)材料[17-18]。然而，是否可利用螯合劑的添加來增強(qiáng)黃麻對(duì)Cd 的提取效率，目前尚無相關(guān)研究報(bào)道。因此本研究擬通過盆栽試驗(yàn)，分析EGTA 分別與TA 和CA 混合施用對(duì)黃麻富集Cd 能力及其生理特征的影響，揭示人工合成的螯合劑與有機(jī)酸配施對(duì)植株解毒的生理機(jī)制，從而為提高黃麻對(duì)Cd 的修復(fù)效率提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

選取黃麻為試驗(yàn)材料，種子購買于四川省種子市場(chǎng)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 幼苗培養(yǎng)

將飽滿成熟的黃麻種子浸泡在0.05%NaClO中消毒30 min，再用蒸餾水洗凈，于28 ℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)催芽，5 d后播種于未受重金屬污染的營(yíng)養(yǎng)土中，培養(yǎng)30 d后選擇長(zhǎng)勢(shì)一致的幼苗（株高15 cm左右，8葉）備用。

1.2.2 盆栽試驗(yàn)

供試土壤為水稻土，取自受工業(yè)污染的嚴(yán)重污染農(nóng)田，其基本理化性質(zhì)為pH 值7.63，有機(jī)質(zhì)20.26 g·kg-1，堿解氮73.42 mg·kg-1，速效磷15.35 mg·kg-1，速效鉀148.4 mg·kg-1。其Cd全量為37.21 mg?kg-1。復(fù)合肥以NH4NO3和KH2PO4的形式添加（N∶P2O5∶K2O=17∶17∶17），每盆添加量4.0 g，以基肥形式加入，試驗(yàn)期間不再添加任何肥料。將該土壤分裝進(jìn)塑料花盆（直徑30 cm，高度20 cm），每盆裝土5.0 kg，將準(zhǔn)備好的黃麻幼苗移栽到塑料花盆中，每盆3株。盆栽30 d后以溶液滴灌形式向黃麻根系土壤加入螯合劑，培養(yǎng)80 d后收獲植株，并取適當(dāng)根系土，自然風(fēng)干留樣備用。盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)共9個(gè)處理，每個(gè)處理3次重復(fù)。試驗(yàn)設(shè)計(jì)如表1。

表1 盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)（mmol·kg-1）Table 1 Experiment design（mmol·kg-1）

1.3 測(cè)定方法

1.3.1 生長(zhǎng)指標(biāo)

植株收獲后，先反復(fù)用自來水把根沖洗干凈，然后用去離子水反復(fù)清洗3～5 次。測(cè)量并記錄植物的株高和根長(zhǎng)，再將植物分為根、莖和葉3 部分，將植物各部分鮮樣置于105 ℃下殺青30 min，然后在80 ℃下烘干至恒質(zhì)量，稱量其干物質(zhì)量。

1.3.2 生理指標(biāo)

（1）光合色素含量

分別選取各處理植株上2 片成熟葉片，用丙酮浸提，用紫外可見分光光度計(jì)分別測(cè)定浸提液在663、645、470 nm 波長(zhǎng)處的光密度OD 值，按熊慶娥[19]的方法計(jì)算各光合色素的含量。

（2）抗氧化酶活性

酶液的提?。河昧姿峋彌_液（pH 7.8）在冰浴上研磨成勻漿，在4 ℃、12 000 g 下離心20 min，上清液即為酶液。

采用氮藍(lán)四唑（NBT）法測(cè)定SOD 活性[19]。樣品管中加反應(yīng)體系（pH 7.8的PBS，甲硫氨酸，NBT，核黃素，EDTA）和酶液。設(shè)置1 支對(duì)照管放置在暗處，其他管于4000 lx日光下反應(yīng)10 min，計(jì)算SOD活性。

采用愈創(chuàng)木酚法測(cè)定POD 活性[19]。用pH 6.0 磷酸緩沖溶液，30%過氧化氫溶液和愈創(chuàng)木酚配制反應(yīng)混合液。樣品管中加入反應(yīng)液和酶液，加入pH 6.0的磷酸緩沖溶液為對(duì)照管，然后在470 nm 下測(cè)定光密度，40 s后再次測(cè)定。計(jì)算POD活性。

采用高錳酸鉀滴定法測(cè)定CAT 活性[19]。設(shè)置兩個(gè)測(cè)定管，兩個(gè)對(duì)照管，測(cè)定瓶中加入酶液，對(duì)照瓶加入已煮死酶液，各瓶均加入0.1 mol?L-1H2O2，在30 ℃恒溫水浴中保溫10 min，立刻加入10%的H2SO4終止反應(yīng)。用0.1 mol?L-1KMnO4標(biāo)準(zhǔn)溶液滴定，至出現(xiàn)粉紅色（0.5 min內(nèi)不消失）。計(jì)算CAT活性。

1.3.3 土壤pH值及各形態(tài)的Cd含量

土壤pH 值測(cè)定[20]：稱取過100 目篩的土樣20 g，放入50 mL的燒杯中，加入去離子水20 mL，以玻棒攪拌1 min，使水土充分混合，靜置30 min 后用pHS-3C復(fù)合電極測(cè)定pH值。

土壤Cd 的全量測(cè)定[20]：土壤樣品風(fēng)干后磨細(xì)過2 mm 網(wǎng)篩備用。稱取1.000 g 土壤樣品于聚四氟乙烯坩堝中，經(jīng)去離子水潤(rùn)濕后加入15 mL HF 和10 mL HCl4-HNO3混合酸（體積比為1∶1）加熱至干，再加入5 mL HNO3消煮至少量無色無白煙冒出的液體，完全轉(zhuǎn)移至容量瓶后定容并過濾，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定Cd含量。

采用改進(jìn)的BCR 連續(xù)提取法[21]分別測(cè)量土壤中Cd 弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)的含量。弱酸提取態(tài)：用HAc 作為提取液提取，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濃度，表示為C1。殘余土樣供下一步實(shí)驗(yàn)使用?？蛇€原態(tài)：用NH2OH?HCl 作為提取液對(duì)上一步殘?jiān)M(jìn)行提取，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濃度，表示為C2。殘余土樣處理方法同上。可氧化態(tài)：向上一步殘?jiān)芯徛尤?0%（質(zhì)量分?jǐn)?shù)）H2O2消解至溶液減少到1 mL 以下。用NH4OAc 作為提取液提取后，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濃度，表示為C3。殘余土樣處理方法同上。殘?jiān)鼞B(tài)：將上一步殘?jiān)⌒霓D(zhuǎn)移到聚四氟乙烯燒杯中，然后加入一定比例的HNO3、HF 和HClO4于電熱板上消解至內(nèi)容物呈黏稠狀時(shí)，以水定容后，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濃度，表示為C4。

土壤有效態(tài)Cd 用二乙基三胺五乙酸（DTPA）作為提取劑提取，DTPA 提取劑（0.005 mol?L-1DTPA-0.1 mol?L-1TEA-0.01 mol?L-1CaCl2）用6 mol?L-1的HCl 調(diào)節(jié)pH 至7.30。提取后用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定濃度[22]。

1.3.4 植物樣品Cd含量

用硝酸-高氯酸法消煮，取烘至恒質(zhì)量的黃麻，分為根、葉、莖，粉碎，過1 mm 尼龍網(wǎng)篩，混合均勻備用。稱取0.300 g 于三角瓶中，加入20 mL 的HNO3-HClO4混合酸（體積比為4∶1）消煮至少量無色液體后，完全轉(zhuǎn)移至容量瓶定容并過濾，用原子吸收分光光度計(jì)測(cè)定Cd含量[23]。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用Microsoft Office Excel 2010 處理，用Origin 制作圖表，在IBM SPSS Statistics 20.0 中對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行單因素方差（ANOVA）檢驗(yàn)，采用DUNCAN 多重比較進(jìn)行處理間差異顯著性檢驗(yàn)。分別計(jì)算轉(zhuǎn)移系數(shù)（地上部Cd 含量/地下部Cd 含量），富集系數(shù)[地上（下）部Cd 含量/污染土壤Cd 含量]和土壤凈化率（地上部Cd積累量/土壤總Cd量）。

2 結(jié)果與分析

2.1 螯合劑對(duì)黃麻生長(zhǎng)的影響

與CK 相比，各處理均不同程度地增加了黃麻的株高、根長(zhǎng)和各器官的生物量（表2）。且T2E2 和C1E1 處理株高增加量最大，達(dá)1.33 倍。C2E2 處理根長(zhǎng)增大最多，達(dá)1.42倍。各處理對(duì)黃麻葉生物量促進(jìn)最為明顯，其次為根和莖。與CK相比，螯合劑添加處理葉生物量增加453.52%～1 051.18%，根部生物量升高25.32%～127.96%，莖部生物量升高6.13%～105.12%。

2.2 螯合劑對(duì)黃麻生理指標(biāo)的影響

（1）光合色素

表3 可見，與CK 相比，各處理均顯著提高了黃麻的葉綠素b、總?cè)~綠素和類胡蘿卜素含量（P＜0.05），漲幅 分 別 達(dá)22.7%～105.7%、15.1%～89.6% 和25.5%～111.6%，除C2E1 處理外，其余處理均顯著提高黃麻葉綠素a含量（P＜0.05），比CK增加34.1%～73.4%。其中，C2E2 處理黃麻的葉綠素a、葉綠素b、總?cè)~綠素和類胡蘿卜素含量最高，分別是CK的1.73～2.11倍。

（2）抗氧化酶

螯合劑處理下，黃麻SOD、POD 和CAT 酶活性均呈增加趨勢(shì)，其中SOD 和POD 酶活性根部增幅大于葉部，而CAT酶活性則相反（圖1）。各處理黃麻葉片SOD 酶活性和POD 酶活性比CK 顯著（P＜0.05）增加，增幅分別為29.58%～116.17%，11.71%～84.16%。除T1E2 和T2E1 處理外，其余處理葉片CAT 酶活性均顯著（P＜0.05）高于CK，是CK 的1.73～2.66 倍。各處理黃麻根系SOD 酶活性均顯著增加（P＜0.05），增幅達(dá)37.47%～294.13%，除T1E2 外，各處理黃麻根系POD酶活性與CK 相比均顯著提高（P＜0.05），漲幅達(dá)15.03%～347.29%。除T2E2 和C2E2 處理外，各處理黃麻根系CAT 酶活性相對(duì)CK 均顯著（P＜0.05）增加，漲幅達(dá)17.62%～179.97%。

2.3 螯合劑處理對(duì)土壤pH值及土壤Cd形態(tài)的影響

由于EGTA 與有機(jī)酸都為酸性物質(zhì)，相對(duì)于CK各處理土壤pH值有所降低，但降低幅度較小，最大不超過0.31，各處理間土壤pH無顯著差異（圖2）。添加螯合劑后各處理土壤弱酸提取態(tài)Cd所占比例有所增加，可還原態(tài)和可氧化態(tài)占比有所降低，而殘?jiān)鼞B(tài)無明顯變化（圖2）。各處理弱酸提取態(tài)Cd占比為CK的1.01～1.12 倍。T1E2 與T2E1 處理弱酸提取態(tài)Cd 占比最高，分別是CK的1.12倍和1.11倍。

表2 不同處理對(duì)黃麻生長(zhǎng)的影響Table 2 Effects of different treatments on the growth of C.capsularis

表3 不同處理對(duì)黃麻光合色素含量的影響Table 3 Effects of different treatments on the photosynthetic pigments of C.capsularis

圖1 不同處理對(duì)黃麻抗氧化酶活性的影響Figure 1 Effects of different treatments on antioxidative enzyme activities of C.capsularis

與CK相比，除T1E1、T2E2、C1E1外，各處理DTPA提取態(tài)Cd 比CK 顯著（P＜0.05）增加，增幅達(dá)36.29%～60.36%（P＜0.05），其中，C2E2 處理土壤DTPA 提取態(tài)Cd含量最高，為CK的160.36%。

2.4 螯合劑處理下黃麻對(duì)Cd的富集特征

圖2 不同處理土壤pHFigure 2 Soil pH after different treatments

圖3 不同處理土壤Cd形態(tài)分布特征Figure 3 Speciation distribution characteristics of Cd in soil after different treatments

由圖4 可以看出，不同處理黃麻各器官的Cd 含量和Cd 積累量均呈增加趨勢(shì)，且地上部的增加幅度大于地下部，CK 中各器官Cd 含量表現(xiàn)為根＞葉＞莖，處理中黃麻各器官Cd 含量均呈現(xiàn)為葉＞根＞莖，Cd 積累量也從莖＞根＞葉變?yōu)槿~＞莖＞根，說明Cd 的主要積累場(chǎng)所從地下部變?yōu)榱说厣喜俊３齌1E2與C1E2外，各處理根的Cd 含量均顯著（P＜0.05）高于CK，增加幅度為12.65%～81.07%。其中，C1E1 處理黃麻根系Cd含量達(dá)最高為62.42 mg·kg-1。與CK 相比，各處理黃麻莖、葉的Cd 含量較CK 均顯著（P＜0.05）增加，增加幅度分別達(dá)39.23%～82.83% 和181.45%～336.19%。莖中Cd 含量在C1E1 處理達(dá)最大為28.59 mg?kg-1，各處理黃麻葉的Cd 含量較CK 均顯著（P＜0.05）增加，增加幅度達(dá)181.45%～336.19%，并在C2E1 處理達(dá)最大為88.57 mg?kg-1。葉部Cd 積累量增幅為16.45～39.64倍。C1E1處理時(shí)葉部Cd積累量達(dá)最大為410.48 μg·株-1。

圖4 不同處理對(duì)土壤有效態(tài)Cd含量的影響Figure 4 Effects of different treatments on the concentration of bioavailable Cd in soil

EGTA 和TA 與CA 的配施促進(jìn)了Cd 向黃麻地上部的轉(zhuǎn)移。表4 可見，各處理的轉(zhuǎn)移系數(shù)分別比CK增加了64.42%～166.35%，其中，T1E2 處理的轉(zhuǎn)移系數(shù)最高，達(dá)3.15。除T1E2 和C1E2 處理地下部富集系數(shù)下降外，各處理組地上部和地下部富集系數(shù)均提高，且增幅分別為1.30～2.14倍、0.11～0.80倍。土壤凈化率提高明顯，不施加任何螯合劑的對(duì)照處理，土壤Cd 的凈化率僅為0.045%。而施加螯合劑后，土壤凈化率提高了2.77～5.53倍。

3 討論

植物生長(zhǎng)是影響植物修復(fù)效率的重要指標(biāo)[24]。EGTA對(duì)Cd有較強(qiáng)的活化作用，可顯著促進(jìn)植物對(duì)土壤中Cd 的吸收[25]。但有研究表明EGTA 在促進(jìn)植物吸收重金屬的同時(shí)會(huì)導(dǎo)致植物生長(zhǎng)慢、生物量低，限制植物對(duì)重金屬的去除能力[9]。產(chǎn)生該現(xiàn)象的原因可能是由于高濃度的EGTA 大量增加了土壤溶液中的Cd 濃度，造成植株對(duì)Cd 的大量積累，在Cd 和螯合劑的雙重脅迫下，植株生長(zhǎng)受到抑制[9，14]。李君等[11]研究發(fā)現(xiàn)蓖麻（Ricinus communis L.）根系鮮質(zhì)量和莖干質(zhì)量在EGTA 投加量達(dá)到2 mmol·kg-1時(shí)比CK 顯著降低31.82%。研究發(fā)現(xiàn)，TA 和CA 能通過影響Cd 在植株中的化學(xué)形態(tài)來降低Cd 對(duì)植株的毒害效應(yīng)[26]，也可以通過影響植物代謝過程來調(diào)節(jié)Cd 的毒害作用[27]，如改善Cd 脅迫下植株的生長(zhǎng)、促進(jìn)植株的生物量提升等[28-29]。本試驗(yàn)中2 mmol·kg-1EGTA 與有機(jī)酸配施均提高了黃麻的根長(zhǎng)、株高與根莖葉干質(zhì)量，表明EGTA 與有機(jī)酸配合施用可改善Cd 脅迫下黃麻的生長(zhǎng)，克服單施螯合劑導(dǎo)致修復(fù)植物生物量降低的缺點(diǎn)。但有機(jī)酸對(duì)黃麻生長(zhǎng)的改善機(jī)制有待深入研究。

圖5 不同處理對(duì)黃麻各器官Cd含量與Cd積累量的影響Figure 5 Effects of different treatments on Cd concentration and accumulation in C.capsularis.organs

表4 黃麻對(duì)Cd的吸收富集特征Table 4 The characteristics of Cd absorption and accumulation of C.capsularis

植物光合色素是植物進(jìn)行光合作用的必需物質(zhì)，其含量在一定程度上反映了植物受逆境傷害的程度[30]。研究表明，高濃度的APCAs施用會(huì)造成植株的葉綠素含量降低，阻礙光合作用的正常進(jìn)行，最終導(dǎo)致植物生物量的降低[31]，本試驗(yàn)中，EGTA 與CA 和TA配施都提高了Cd 脅迫下植株葉綠素a、葉綠素b、葉綠素a+b 和類胡蘿卜素的含量。這可能是由于有機(jī)酸的施用能緩解Cd 脅迫下植株的光合色素含量下降[16，29]。該結(jié)果表明有機(jī)酸與EGTA 復(fù)配能緩解單施螯合劑導(dǎo)致的光合色素含量下降，是有機(jī)酸與EGTA配施改善黃麻生長(zhǎng)的機(jī)制之一。

Cd 脅迫會(huì)導(dǎo)致植物體內(nèi)活性氧自由基水平急劇上升，氧自由基過量會(huì)影響植物生長(zhǎng)發(fā)育，嚴(yán)重時(shí)會(huì)導(dǎo)致植物死亡[30]。SOD、POD、CAT等抗氧化酶是植物活性氧清除系統(tǒng)中的重要酶，能抵抗活性氧自由基所造成的氧化傷害[32]，抗氧化酶活性的大小在一定程度上反映了植物在逆境中的耐受能力。以往研究發(fā)現(xiàn)，單施高濃度APCAs 會(huì)加劇Cd 對(duì)植株的氧化脅迫[31，33]。本試驗(yàn)結(jié)果表明，有機(jī)酸與EGTA 處理下，黃麻葉部和根部抗氧化酶活性相對(duì)CK 均呈增高趨勢(shì)，原因在于有機(jī)酸可通過參與特異性蛋白或防御相關(guān)性酶的表達(dá)等方式緩解Cd 造成的氧化脅迫，從而提高Cd 脅迫下SOD、POD、CAT 的活性[16，34-35]。該結(jié)果表明EGTA 與TA 和CA 的配施可在一定程度上減輕單施EGTA 時(shí)活性氧對(duì)黃麻細(xì)胞的傷害，提高其抗逆能力，從而改善黃麻的生長(zhǎng)。

植物提取是通過富集重金屬的植物對(duì)重金屬的吸收將重金屬帶出土體，因此植物提取的效率較大程度上取決于重金屬在土壤中的生物有效性[36]。BCR連續(xù)提取法中，弱酸提取態(tài)是重金屬在土壤中具生物活性的部分[9]。本試驗(yàn)中，添加EGTA 與有機(jī)酸后各處理土壤中Cd 的土壤弱酸提取態(tài)均增加，這與張譞等[37]的研究中所得結(jié)論一致。螯合劑作用下，土壤中Cd 的弱酸提取態(tài)的增加有利于黃麻對(duì)Cd 吸收的增加。DTPA 能浸提出土壤里交換態(tài)、吸附態(tài)、有機(jī)固定態(tài)和部分氧化態(tài)的水溶性重金屬，這部分被認(rèn)為是重金屬生物有效的形態(tài)[38]。本試驗(yàn)顯示，與CK 相比，添加螯合劑的土壤有效態(tài)Cd 含量顯著增高，該結(jié)果與張玉芬等[29]的研究結(jié)果一致。其原因主要是由于EGTA 與Cd 形成了穩(wěn)定的Cd-EGTA 絡(luò)合物，研究表明，有機(jī)酸只有在較高濃度和較低pH 的情況下才對(duì)提高有效態(tài)Cd有一定效果，而本試驗(yàn)土壤pH 呈微堿性，因此有機(jī)酸對(duì)于增加土壤有效態(tài)Cd 的作用十分有限。EGTA 在堿性條件下依然可以顯著增加有效態(tài)Cd 含量，則在本試驗(yàn)中發(fā)揮主要作用[25，39]。另外，本試驗(yàn)中各處理pH相比CK均有所降低，這可能是由于EGTA 與有機(jī)酸都呈酸性的原因，加入土壤后使土壤pH 降低。一些研究表明通過降低土壤pH，可以使重金屬從植物不可利用態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)榭衫脩B(tài)，從而增加重金屬生物有效性[40]。這也與本試驗(yàn)中重金屬形態(tài)變化趨勢(shì)匹配。在EGTA 與CA 和與低濃度TA 的處理組中，隨螯合劑的濃度增加，有效態(tài)Cd濃度隨之增加。以上結(jié)果說明TA 和CA 與EGTA 配施的活化效應(yīng)與其劑量有關(guān)。因此有機(jī)酸與EGTA 配施可在避免對(duì)黃麻產(chǎn)生毒害的同時(shí)，對(duì)土壤Cd 有較好的活化效果。

植物的Cd 修復(fù)效率主要取決于其地上部Cd 積累量，本試驗(yàn)中，添加螯合劑之前，黃麻對(duì)Cd 的富集主要集中在黃麻的莖部和根部，地上部對(duì)Cd 的富集量不高直接限制了黃麻的Cd 修復(fù)效率。在EGTA 與有機(jī)酸的配施處理下，黃麻地上部富集系數(shù)和遷移系數(shù)增幅分別達(dá)到1.30～2.14 倍和0.64～1.66 倍，這與Luo 等[41]的研究結(jié)果一致，陳亞慧等[9]研究也發(fā)現(xiàn)，螯合劑與有機(jī)酸配施的處理提高了Cd從植物根系到地上部的轉(zhuǎn)移能力。該結(jié)果是由于EGTA 能夠與土壤中的Cd形成更易被植物吸收的形態(tài)而被植物吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)到地上部[11]。Cd 積累量受植株生物量與植株Cd含量的共同影響。葉中Cd 含量在C1E1 處理下雖然未達(dá)到最大，僅為85.28 mg?kg-1，但受黃麻生物量影響，其葉部Cd 積累量達(dá)到最大為410.48 μg·株-1，土壤凈化率達(dá)0.346%。研究發(fā)現(xiàn)，單施5 mmol·kg-1EDTA 時(shí)，雖蓖麻Cd 含量達(dá)139.11 mg·kg-1，但地上部生物量相比CK 顯著降低，其積累量?jī)H為63.07 μg·株-1，土壤凈化率0.063%[26]。本試驗(yàn)結(jié)果表明，EGTA 與有機(jī)酸配合施用時(shí)，適宜濃度TA 和CA 可緩解Cd對(duì)黃麻的毒害，使黃麻地上部具有較大生物量，而EGTA與Cd形成穩(wěn)定的Cd-EGTA絡(luò)合物使得黃麻地上部具有較高的Cd 含量，因此，EGTA 與TA 和CA聯(lián)合施用能在保證植物正常生長(zhǎng)的同時(shí)提高植物Cd積累能力。

4 結(jié)論

（1）EGTA 與TA 和CA 配施增加了黃麻光合色素含量，提高了黃麻SOD、POD、CAT酶活性，表明EGTA與有機(jī)酸可通過調(diào)節(jié)黃麻體內(nèi)抗氧化酶活性，清除黃麻細(xì)胞內(nèi)因脅迫產(chǎn)生的過量活性氧自由基，保持黃麻體內(nèi)活性氧代謝平衡，從而保障黃麻的正常生長(zhǎng)。

（2）EGTA 與TA 和CA 配施提高了土壤弱酸提取態(tài)Cd 占比和DTPA 提取態(tài)Cd 含量，從而促進(jìn)黃麻對(duì)土壤Cd的吸收。

（3）施加EGTA 和有機(jī)酸促進(jìn)了黃麻的生長(zhǎng)，增加了黃麻對(duì)Cd 的吸收，從而增大了黃麻對(duì)土壤Cd 的積累。當(dāng)CA 和EGTA 施用量均為1 mmol·kg-1時(shí)，黃麻具有最大的地上部Cd 積累量643.02 μg·株-1，土壤凈化率為0.346%，分別為CK的7.75倍和5.53倍。