氮肥協(xié)同EDDS強(qiáng)化三葉鬼針草修復(fù)鎘污染土壤

鄭 彥，陳銀萍，姚彩萍，楊衍龍，趙鎮(zhèn)賢，王彤彤

（蘭州交通大學(xué) 環(huán)境與市政工程學(xué)院，蘭州 730070）

根據(jù)2014年《全國(guó)土壤污染狀況調(diào)查公報(bào)》顯示，我國(guó)土壤重金屬污染中鎘（Cd）的污染點(diǎn)位超標(biāo)率達(dá)到7%.2016年5月28日，國(guó)務(wù)院頒布了《土壤污染防治行動(dòng)計(jì)劃》，建議重點(diǎn)監(jiān)測(cè)五種重金屬元素，其中Cd被列為首位，治理土壤Cd污染已成為我國(guó)亟待解決的問(wèn)題［1］.

近年來(lái)，植物修復(fù)技術(shù)在重金屬污染土壤的修復(fù)中得到了廣泛應(yīng)用，其不僅成本低廉、效果顯著，而且不會(huì)產(chǎn)生二次污染，對(duì)植物修復(fù)技術(shù)在重金屬污染土壤修復(fù)中的應(yīng)用探究具有重要的實(shí)踐意義與應(yīng)用價(jià)值［2］.

三葉鬼針草（Bidens pilosa L.）是一年生草本植物，生物量大，根系發(fā)達(dá)，抗逆性強(qiáng)，具有較強(qiáng)的爭(zhēng)光、爭(zhēng)水和爭(zhēng)肥能力，對(duì)重金屬污染耐受性強(qiáng)，富集轉(zhuǎn)運(yùn)能力強(qiáng)，是修復(fù)重金屬污染土壤的理想種質(zhì)資源［3］.

氮肥是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中使用最多的肥料，酰胺態(tài)氮肥、銨態(tài)氮肥和硝態(tài)氮肥等各種形態(tài)的氮肥在我國(guó)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中廣泛應(yīng)用［4］.大量氮肥施用于土壤時(shí)，會(huì)影響土壤理化性質(zhì)和植物生理特性，進(jìn)而影響重金屬遷移和生物有效性，這些影響對(duì)植物吸收Cd有重要意義.并且不同形態(tài)、不同濃度的氮肥對(duì)植物吸收累積Cd的影響是有差異的.

乙二胺二琥珀酸（EDDS）作為乙二胺四乙酸（EDTA）的結(jié)構(gòu)異構(gòu)體，不僅螯合能力強(qiáng)，能與過(guò)渡金屬、放射性核素等形成穩(wěn)定的螯合物，而且毒性較低，在5～8 d內(nèi)可完全降解，且降解產(chǎn)物是無(wú)害的，對(duì)土壤微生物影響也較小［5］.

目前，對(duì)于三葉鬼針草［6-7］、螯合劑［8-11］以及氮肥［12-14］的單一研究有很多.然而，將氮肥作為一種植物修復(fù)強(qiáng)化措施與螯合劑EDDS共同作用以期增強(qiáng)三葉鬼針草對(duì)Cd污染土壤修復(fù)效果的研究還較為少見(jiàn).大多數(shù)超富集植物因生長(zhǎng)緩慢且生物量不高而限制了它們?cè)诖筇镏写竺娣e的應(yīng)用，所以可以通過(guò)添加氮肥來(lái)促進(jìn)超富集植物的生長(zhǎng).而由于重金屬被限制固定在土壤中，以至于植物修復(fù)的效率低，則可以通過(guò)添加EDDS活化土壤重金屬來(lái)提高植物修復(fù)的效率.

本文通過(guò)室內(nèi)盆栽試驗(yàn)，研究了15 mg·kg-1Cd（CdCl2·2.5H2O）脅迫下，硝態(tài)氮（硝酸鈣）、銨態(tài)氮（硫酸銨）、酰銨態(tài)氮（尿素）三種氮肥在不同濃度（25、50、75 mg N·kg-1）下與1 mmol·L-1EDDS聯(lián)合施加對(duì)三葉鬼針草幼苗修復(fù)Cd污染土壤的影響，以期為氮肥協(xié)同EDDS強(qiáng)化植物修復(fù)技術(shù)應(yīng)用于Cd污染土壤的修復(fù)提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料與試劑

試驗(yàn)所用三葉鬼針草種子購(gòu)自泰山野菜種植基地.天津市大茂化學(xué)試劑廠生產(chǎn)的分析純CdCl2·2.5H2O以溶液形式加入到土壤中模擬Cd污染，使土壤Cd濃度為15 mg·kg-1.EDDS為麥卡希試劑，現(xiàn)配現(xiàn)用.其它試劑均為國(guó)產(chǎn)分析純.

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

利用采自甘肅省蘭州市榆中縣周邊村莊的農(nóng)田耕地土壤（0～20 cm的表層土）作為原土（見(jiàn)表1）.土壤采集后，將供試土壤風(fēng)干后過(guò)2 mm篩，每盆1.5 kg［15］，與一定量污染物（以CdCl2·2.5H2O模擬Cd脅迫，濃度為15 mg·kg-1［16-17］）充分混勻后裝入塑料盆（口徑18 cm，高度25 cm）.平衡3周.選取均勻、飽滿的三葉鬼針草種子，將其浸泡在1% NaClO溶液中10 min，用蒸餾水沖洗干凈，晾干后播種以提高種子的發(fā)芽率和抗病性［18］.將種子播種到塑料盆中，播種深度0.5 cm［19］，播種后立即將25、50、75 mg N·kg-1［20-21］三種濃度的硝態(tài)氮（硝酸鈣）、銨態(tài)氮（硫酸銨）、酰胺態(tài)氮（尿素）［22］分別以溶液形式施入盆栽中，在溫度15～25℃，色溫6 500 K光照下，每天光照14 h（6：00-20：00），黑暗10 h［23］，將盆栽置于光照培養(yǎng)架上，不定期更換位置，待發(fā)芽后間苗，每盆50株［24］，以自來(lái)水澆灌，使土壤含水量保持在植物需求的正常生長(zhǎng)水平，為防止污染物淋溶滲漏損失，在盆下放置塑料托盤(pán)并將滲漏液倒回盆中.為避免其他物質(zhì)影響結(jié)果，試驗(yàn)中不噴施農(nóng)藥，不追施化肥.待三葉鬼針草幼苗生長(zhǎng)60天后將1 mmol·L-1EDDS［25］配成100 mL溶液施入到土壤中，培養(yǎng)7天后進(jìn)行實(shí)驗(yàn)測(cè)試，具體處理方案見(jiàn)表2.

表1 農(nóng)田耕地土壤理化性質(zhì)Tab.1 The physical and chemical properties of farmland soil

表2 處理方案Tab.2 Treatment plan

1.3 測(cè)定方法

待測(cè)土壤pH采用電位法［26］測(cè)定，電導(dǎo)率采用電極法［27］測(cè)定，過(guò)氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法［28］測(cè)定，脲酶活性采用靛酚藍(lán)比色法［28］測(cè)定.土壤Cd含量采用石墨爐原子吸收分光光度法［29］測(cè)定，Cd形態(tài)采用Tessier五步提取法［20］測(cè)定.

1.4 數(shù)據(jù)分析

運(yùn)用Excel和SPSS 24進(jìn)行數(shù)據(jù)處理和分析，origin2018制圖.采用單因素方差分析（ANOVA）和Duncan’s多重極差檢驗(yàn)進(jìn)行顯著性分析.采用雙變量Pearson雙尾檢驗(yàn)進(jìn)行相關(guān)性分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 對(duì)土壤理化性質(zhì)與酶活性的影響

不同形態(tài)氮肥協(xié)同EDDS處理土壤pH值均低于原土；硝態(tài)氮處理，土壤pH值高于Cd處理；銨態(tài)氮處理，土壤pH值低于Cd處理；酰胺態(tài)氮處理，總體土壤pH值高于Cd處理.pH值在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理下達(dá)到最小值，較Cd處理減少了7.28‰（P＞0.05）（見(jiàn)圖1）.

圖1 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤pH值的影響Fig.1 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on soil pH

所有處理土壤電導(dǎo)率總體上均高于原土.各組間隨著氮肥濃度的升高，電導(dǎo)率總體呈上升趨勢(shì)，且在EDDS+75 mg N·kg-1銨態(tài)氮處理下，提升最大，較Cd處理顯著增加了11.77%（P＜0.05）（見(jiàn)圖2）.

圖2 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤電導(dǎo)率的影響Fig.2 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on soil conductivity

所有處理土壤過(guò)氧化氫酶活性總體上均高于未添加重金屬Cd的土樣.隨著氮肥濃度的升高，硝態(tài)氮和銨態(tài)氮處理呈先上升后下降趨勢(shì)，酰胺態(tài)氮呈下降趨勢(shì).在EDDS+50 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理?xiàng)l件下，土壤過(guò)氧化氫酶活性達(dá)到最大值，較Cd處理顯著增加了210.34%（P＜0.05）（見(jiàn)圖3）.

圖3 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性的影響Fig.3 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on soil catalase activity

所有處理土壤脲酶活性均高于未添加重金屬Cd的土樣.隨著氮肥濃度的升高，硝態(tài)氮處理呈上升趨勢(shì)，銨態(tài)氮處理呈先上升后下降趨勢(shì)，酰胺態(tài)氮處理呈下降趨勢(shì).在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理?xiàng)l件下，土壤脲酶活性達(dá)到最大值，較Cd處理顯著增加了29.18%（P＜0.05）（見(jiàn)圖4）.

圖4 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤脲酶活性的影響Fig.4 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on soil urease activity

所有處理土壤全氮量總體上均高于原土.隨著氮肥濃度的升高，硝態(tài)氮處理呈上升趨勢(shì)，銨態(tài)氮處理呈先上升后下降趨勢(shì)，酰胺態(tài)氮處理呈下降趨勢(shì).在EDDS+25 mg N·kg-1酰胺態(tài)氮處理?xiàng)l件下，土壤全氮量達(dá)到最大值，較Cd處理顯著增加了6.04%（P＜0.05）（見(jiàn)圖5）.

圖5 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤全氮量的影響Fig.5 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on soil total nitrogen

2.2 對(duì)土壤Cd含量和形態(tài)的影響

土壤中Cd含量隨著氮肥濃度的升高，經(jīng)硝態(tài)氮處理呈下降趨勢(shì)，銨態(tài)氮處理呈先下降后上升趨勢(shì)，酰胺態(tài)氮處理呈先上升后下降趨勢(shì).在EDDS+50 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理?xiàng)l件下，土壤Cd含量達(dá)到最小值，較Cd處理顯著減少了5.97%（P＜0.05）（見(jiàn)圖6）.

圖6 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤Cd含量的影響Fig.6 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on soil Cd content

土壤Cd的去除率在EDDS+50 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理?xiàng)l件下達(dá)到最大值，達(dá)到了12.44%，較Cd處理顯著增加了80.65%（P＜0.05）（見(jiàn)圖7）.

圖7 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)Cd去除率的影響Fig.7 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on Cd removal rate

Cd污染土壤中Cd主要以碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F3）的形式存在，其中碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）占比最大，約占總量的31% ～41%，其次為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F3），約占總量的22% ～32%，之后依次為有機(jī)結(jié)合態(tài)（F4）、可交換態(tài)（F1）、殘?jiān)鼞B(tài)（F5），含量占比分別為12% ～20%、9% ～14%和6% ～10%.經(jīng)EDDS單獨(dú)處理后，F(xiàn)1、F2、F4、F5形態(tài)含量下降，分別較Cd處理顯著減少了11.89%、3.30%、6.78%、18.36%（P＜0.05）；F3形態(tài)含量上升，較Cd處理顯著增加了20.91%（P＜0.05）.經(jīng)不同濃度氮肥與EDDS聯(lián)合處理后，隨著氮肥濃度升高，F(xiàn)2形態(tài)含量占比呈上升趨勢(shì)，F(xiàn)4、F5形態(tài)含量占比呈下降趨勢(shì).F1形態(tài)含量占比在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理?xiàng)l件下達(dá)到最大值，達(dá)到了14.17%，較Cd處理顯著增加了11.10%（P＜0.05）；F2形態(tài)含量占比在EDDS+75 mg N·kg-1酰胺態(tài)氮處理?xiàng)l件下達(dá)到最大值，達(dá)到了41.11%，較Cd處理顯著增加了10.86%（P＜0.05）；F3形態(tài)含量占比在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理?xiàng)l件下達(dá)到最小值，達(dá)到了21.80%，較Cd處理顯著減少了17.49%（P＜0.05）；F4形態(tài)含量占比在EDDS+75 mg N·kg-1酰胺態(tài)氮處理?xiàng)l件下達(dá)到最小值，達(dá)到了12.47%，較Cd處理顯著減少了8.24%（P＜0.05）；F5形態(tài)含量占比在EDDS+75 mg N·kg-1銨態(tài)氮處理?xiàng)l件下達(dá)到最小值，達(dá)到了6.21%，較Cd處理顯著減少了38.80%（P＜0.05）.（見(jiàn)圖8）.

圖8 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤Cd形態(tài)變化的影響Fig.8 Effect of nitrogen fertilizer combined with EDDS on soil Cd form changes

2.3 氮肥與土壤理化性質(zhì)及Cd含量的相關(guān)性分析

硝態(tài)氮處理土壤Cd含量與土壤pH值呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05），與土壤脲酶活性呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），與土壤全氮呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；土壤pH值與土壤全氮呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），與硝態(tài)氮呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）；土壤過(guò)氧化氫酶活性與土壤脲酶活性呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；土壤脲酶活性與硝態(tài)氮呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；土壤全氮與硝態(tài)氮呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）（見(jiàn)表3）.銨態(tài)氮處理土壤Cd含量與土壤pH值呈極顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.01），與土壤全氮呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；土壤pH值與土壤全氮呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）；土壤過(guò)氧化氫酶活性與土壤脲酶活性呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與土壤全氮呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）（見(jiàn)表4）.酰胺態(tài)氮處理土壤Cd含量與土壤脲酶活性呈顯著正相關(guān)（P＜0.05），與土壤全氮呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01）；土壤電導(dǎo)率與土壤過(guò)氧化氫酶活性呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05），與土壤脲酶活性呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05）；土壤過(guò)氧化氫酶活性與土壤脲酶活性呈極顯著正相關(guān)（P＜0.01），與土壤全氮呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；土壤脲酶活性與土壤全氮呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）；土壤全氮與酰胺態(tài)氮呈顯著正相關(guān)（P＜0.05）（見(jiàn)表5）.

表3 土壤理化性質(zhì)及Cd含量與硝態(tài)氮的相關(guān)性分析Tab.3 Correlation analysis of soil physical and chemical properties and Cd content with nitrate nitrogen

表4 土壤理化性質(zhì)及Cd含量與銨態(tài)氮的相關(guān)性分析Tab.4 Correlation analysis of soil physical and chemical properties and Cd content with ammonium nitrogen

表5 土壤理化性質(zhì)及Cd含量與酰胺態(tài)氮的相關(guān)性分析Tab.5 Correlation analysis of soil physical and chemical properties and Cd content with amide nitrogen

3 討論

3.1 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤理化性質(zhì)與酶活性的影響

與本次所采集并處理后的原土相比，Cd脅迫下土壤pH下降，土壤電導(dǎo)率上升，土壤全氮量顯著上升，表明15 mg·kg-1Cd脅迫改變了土壤理化性質(zhì).試驗(yàn)中的pH值變化情況與李宜聯(lián)、郭春銘的研究結(jié)果不同［31-32］，pH值總體下降幅度不大，這可能是由于供試土壤基質(zhì)中有機(jī)質(zhì)含量較高弱化了EDDS的土壤酸化能力.當(dāng)施入EDDS時(shí)，其本身的電離作用將釋放部分H+而使得土壤pH值有下降的趨勢(shì).在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理下達(dá)到最小值，可能是硝態(tài)氮與EDDS促進(jìn)了三葉鬼針草根系分泌有機(jī)酸等物質(zhì)，有可能是影響了根系微生物群落代謝過(guò)程，從而使土壤pH下降.土壤電導(dǎo)率上升表明土壤中離子濃度增加，各處理能有效促進(jìn)土壤Cd的活化，從而促進(jìn)植物吸收，這與杜波對(duì)于EDTA強(qiáng)化金盞菊修復(fù)Cd污染土壤的研究結(jié)果較相似［33］，而氮肥協(xié)同EDDS進(jìn)一步促進(jìn)土壤電導(dǎo)率的提升，并且由于土壤電導(dǎo)率與氮肥呈正相關(guān)，所以可以推測(cè)這可能是因?yàn)榈蚀龠M(jìn)了植物生物量的增大，改變土層結(jié)構(gòu)，土壤中重金屬流動(dòng)性增強(qiáng)，促進(jìn)土壤Cd的生物有效性.在EDDS+75 mg N·kg-1銨態(tài)氮處理下提升顯著，一方面可能是因?yàn)镋DDS對(duì)重金屬離子的活化，另一方面隨著植物生長(zhǎng)能力的增強(qiáng)，增強(qiáng)了對(duì)土壤結(jié)構(gòu)的擾動(dòng)，使物質(zhì)轉(zhuǎn)換流動(dòng)增加.土壤全氮量在EDDS+25 mg N·kg-1酰銨態(tài)氮處理?xiàng)l件下顯著提升，這可能是由于尿素施入土壤后水解轉(zhuǎn)化為NH+4和CO2，增強(qiáng)了土壤氮素的肥力.

單獨(dú)施加EDDS，土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶活性處 在較高水平，說(shuō)明EDDS對(duì)土壤過(guò)氧化氫酶活性、土壤脲酶活性起顯著促進(jìn)作用，這與宋清玉、石福貴的研究結(jié)果相符［34-35］.各處理均能增強(qiáng)土壤酶活性，經(jīng)硝態(tài)氮協(xié)同EDDS強(qiáng)化三葉鬼針草修復(fù)后的土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶活性較原土得到顯著提升.過(guò)氧化氫酶活性在EDDS+50 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理下達(dá)到最大值，脲酶活性在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理下達(dá)到最大值.這可能是因?yàn)橐环矫媸┘覧DDS對(duì)酶產(chǎn)生了刺激作用，另一方面由于施加氮肥促進(jìn)植物的生長(zhǎng)，對(duì)土壤產(chǎn)生影響，從而促進(jìn)了酶活性的提升.相關(guān)性分析表明土壤過(guò)氧化氫酶活性與土壤脲酶活性呈極顯著正相關(guān)，與土壤全氮呈顯著正相關(guān)，與土壤電導(dǎo)率呈負(fù)相關(guān)，與氮肥呈正相關(guān)；土壤脲酶活性與土壤Cd含量呈顯著正相關(guān)，與土壤過(guò)氧化氫酶活性呈極顯著正相關(guān)，與土壤電導(dǎo)率呈負(fù)相關(guān)，與氮肥呈正相關(guān).表明可以通過(guò)增加氮肥濃度來(lái)增加土壤全氮量，提高土壤肥力，進(jìn)而促進(jìn)土壤過(guò)氧化氫酶活性的增強(qiáng)，改善土壤結(jié)構(gòu)與質(zhì)量.而土壤脲酶活性與土壤電導(dǎo)率呈負(fù)相關(guān)，與土壤Cd含量呈顯著正相關(guān)，表明隨著酶活性的進(jìn)一步增強(qiáng)，分解土壤中的氮肥，造成植物缺氮燒苗，不利于植物的生長(zhǎng)，土壤離子濃度下降，不利于植物對(duì)土壤Cd的吸附，應(yīng)選擇適宜濃度的氮肥來(lái)提高三葉鬼針草的修復(fù)效率.

3.2 氮肥協(xié)同EDDS對(duì)土壤Cd含量和形態(tài)的影響

單施EDDS，土壤中Cd含量顯著下降，說(shuō)明EDDS的施加可以活化重金屬離子，增強(qiáng)生物有效性，增加重金屬離子被植物吸收效率以降低土壤Cd含量.其中，與其他處理相比，施加硝態(tài)氮肥處理下土壤Cd含量最低，處理效果最好，這與李夢(mèng)然［36］對(duì)氮肥促進(jìn)植物對(duì)Cd的吸收富集研究相符，這可能是由于硝態(tài)氮可通過(guò)根系吸收和木質(zhì)部的裝載，最終在葉片中對(duì)植物產(chǎn)生刺激作用，從而促進(jìn)植物對(duì)Cd的積累.硝態(tài)氮與EDDS協(xié)同作用顯著降低土壤Cd含量，其中EDDS+50 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理時(shí)，土壤Cd含量最低，Cd去除率達(dá)到12.44%，去除效果最好.表明硝態(tài)氮肥協(xié)同EDDS去除土壤中Cd含量的效果比單獨(dú)施加更有效.

本次實(shí)驗(yàn)中Cd主要以碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F3）的形式存在，其中碳酸鹽結(jié)合態(tài)（F2）占比最大，其次為鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)（F3），之后依次為有機(jī)結(jié)合態(tài)（F4）、可交換態(tài)（F1）、殘?jiān)鼞B(tài)（F5）.經(jīng)EDDS單獨(dú)處理后，F(xiàn)1、F2、F4、F5形態(tài)含量下降，F(xiàn)3形態(tài)含量上升.說(shuō)明EDDS的添加有利于土壤中重金屬的形態(tài)轉(zhuǎn)化，從而有利于植物的吸收，這與鄭明霞的研究結(jié)果相似［37］.在氮肥與EDDS聯(lián)合作用下，土壤重金屬形態(tài)變化較明顯，總體趨勢(shì)為不同形態(tài)重金屬向F1、F2轉(zhuǎn)化，這與賈文珍對(duì)于螯合劑誘導(dǎo)油菜修復(fù)技術(shù)對(duì)Zn形態(tài)分布的研究結(jié)果相似，氮肥協(xié)同EDDS進(jìn)一步促進(jìn)土壤重金屬形態(tài)的轉(zhuǎn)化［38］，在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理下，F(xiàn)1、F2占比最大，活化土壤中Cd離子，增強(qiáng)生物可利用性，使Cd更易被三葉鬼針草吸收從而增強(qiáng)植物修復(fù)效果.

4 小結(jié)

1）氮肥與EDDS聯(lián)合作用修復(fù)Cd污染土壤，土壤pH下降，土壤電導(dǎo)率上升，土壤全氮量顯著上升，土壤過(guò)氧化氫酶和脲酶活性較原土得到顯著提升.

2）經(jīng)EDDS處理后，土壤Cd含量下降.在EDDS+50 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理時(shí)，土壤Cd含量最低，Cd去除率達(dá)到12.44%，去除效果最好.

3）經(jīng)EDDS單獨(dú)處理后，F(xiàn)1、F2、F4、F5形態(tài)含量下降，F(xiàn)3形態(tài)含量上升.在EDDS+75 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理時(shí)，F(xiàn)1、F2占比最大.

綜上所述，氮肥與EDDS聯(lián)合作用能有效改善土壤理化性質(zhì)，增強(qiáng)土壤酶活性，增加土壤有效態(tài)Cd含量.在EDDS+50 mg N·kg-1硝態(tài)氮處理時(shí)，對(duì)土壤Cd污染修復(fù)效果最好.