何明倩，盧 欣，唐 妍，陳芝吟，夏涓文，徐小遜，2*，李啟藍(lán)

（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；3.重慶市榮昌區(qū)生態(tài)環(huán)境監(jiān)測(cè)站，重慶 402460）

隨著工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的不斷發(fā)展，采礦冶煉、肥料及殺蟲劑的施用、污水排放灌溉等人類活動(dòng)的加劇，導(dǎo)致土壤重金屬鎘（Cd）污染日趨嚴(yán)重[1-2]。Cd易被植物吸收，影響植物對(duì)必需礦物質(zhì)元素的吸收和運(yùn)輸，抑制光合作用，產(chǎn)生氧化應(yīng)激，從而影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育[3]。并且，植物中積累的Cd通過食物鏈進(jìn)入人體，直接危害人體健康[4-5]。因此，人們?cè)絹碓街匾旵d污染土壤的修復(fù)。

植物修復(fù)技術(shù)是指在污染土壤中種植超富集植物，利用植物對(duì)污染物進(jìn)行固定、吸收，以降低污染物的有害性，或去除環(huán)境中的污染物[6]。因其具有安全、經(jīng)濟(jì)以及環(huán)境友好等特點(diǎn)，而被廣泛應(yīng)用于修復(fù)重金屬污染土壤[7]。然而，一般情況下土壤中的重金屬大多吸附在土壤顆粒上，導(dǎo)致重金屬的生物利用度較低，難以被植物吸收[8]。添加螯合劑可以提高重金屬的生物有效性，促進(jìn)植物對(duì)重金屬的吸收[9]。

與無機(jī)螯合劑相比，有機(jī)螯合劑更易生物降解，并且有機(jī)螯合劑能提高超富集植物的提取能力，更有利于重金屬的提取[10-11]。乙二胺四乙酸（EDTA）能有效提高植物對(duì)金屬的吸收，但由于EDTA的生物降解性能較差，長(zhǎng)期吸附于土壤顆粒上，會(huì)帶來二次污染等環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[12]。相比之下，可生物降解的多羧基氨基酸類螯合劑（APCAs）如S，S-乙二胺二琥珀酸（S，S-EDDS）和二乙基三乙酸（NTA）等，既能提高植物修復(fù)效率，又能降低螯合劑對(duì)土壤的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)[4，13]。螯合劑冬氨酸二丁二酸醚（AES）與 EDDS 同為天冬氨酸的衍生物，具有較高的生物降解能力和重金屬親和力，可以作為生物可降解螯合劑使用[14]。

然而高劑量的螯合劑會(huì)對(duì)植物產(chǎn)生毒害作用，導(dǎo)致植物生物量降低，從而減少植物對(duì)重金屬的吸收[6]。造成這種情況的原因可能是螯合劑改變了土壤中重金屬的溶解度，使土壤溶液中的重金屬離子濃度增加，進(jìn)而對(duì)植物造成更嚴(yán)重的脅迫[15]。已有研究表明外源添加酒石酸能夠解除Cd對(duì)根長(zhǎng)和根表面積的抑制，緩解Cd的毒害作用[16]。同時(shí)酒石酸能通過酸化、溶解等作用活化土壤中的礦物成分，間接促使植物營(yíng)養(yǎng)元素含量增加，促進(jìn)植物生長(zhǎng)，提高植物對(duì)Cd脅迫的耐性。陳亞慧等[17]研究酒石酸（TA）與螯合劑EGTA單施和配施對(duì)強(qiáng)化蓖麻修復(fù)Cd污染土壤的效果時(shí)，發(fā)現(xiàn)TA可作為解毒劑減輕螯合劑活化重金屬后對(duì)植物的毒害，有利于提高植物修復(fù)效率。

籽粒莧（Amaranthus hybridus L.）為莧科、莧屬一年生植物，具有生物量大、易栽培和Cd耐受能力較強(qiáng)等特點(diǎn)，是一種良好的Cd污染土壤修復(fù)材料[18-20]。AES添加能否提高其對(duì)Cd的提取效率，而TA又能否緩解植物吸收大量Cd后所產(chǎn)生的毒性效應(yīng)，目前幾乎沒有證據(jù)支持這一假設(shè)。因此本試驗(yàn)以籽粒莧為供試材料，通過研究不同用量的AES與TA單施與配施對(duì)籽粒莧生長(zhǎng)、生理和Cd積累能力的影響，分析使用AES修復(fù)Cd污染土壤時(shí)TA作為解毒劑的可行性，以期為添加AES與TA輔助籽粒莧修復(fù)Cd污染土壤提供理論依據(jù)。

1 材料和方法

1.1 供試材料

供試植物為籽粒莧，試驗(yàn)用籽粒莧種子采自四川省漢源縣的富泉鉛鋅礦區(qū)。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 幼苗培養(yǎng)

挑選成熟飽滿籽粒莧種子，用0.05% NaClO浸泡消毒30 min，再用蒸餾水沖洗干凈，于28℃恒溫培養(yǎng)箱內(nèi)催芽，7 d后移栽于未受重金屬污染的沙土中培養(yǎng)，培養(yǎng)過程中定期澆灌1/2Hoagland營(yíng)養(yǎng)液，經(jīng)30 d培養(yǎng)后選擇長(zhǎng)勢(shì)一致的幼苗（株高10 cm左右，5～6葉）備用。

1.2.2 盆栽試驗(yàn)

供試土壤為受工業(yè)污染嚴(yán)重的水稻土，其基本理化性質(zhì)為pH值6.15，全氮和有機(jī)質(zhì)的含量分別為1.13、18.75 g/kg，堿解氮、有效磷和速效鉀的含量分別為78.34、14.68和122.5 mg/kg，機(jī)械組成為黏粒25.3%、砂粒35.3%以及粉粒39.4%，Cd全量為35.14 mg/kg。采集表層土（0～20 cm），將土樣自然風(fēng)干、壓碎，過5 mm尼龍網(wǎng)塞。將土壤分別裝進(jìn)塑料花盆（直徑30 cm，高度20 cm），每盆裝土5.0 kg，同時(shí)每桶施4.0 g復(fù)合肥（N∶P2O∶K2O=17∶17∶17，以 NH4NO3和 K2HPO4的形式供給）。

選取長(zhǎng)勢(shì)一致的籽粒莧幼苗移栽到塑料花盆中，每盆3株。盆栽試驗(yàn)設(shè)計(jì)共8個(gè)處理，每個(gè)處理3次重復(fù)，具體試驗(yàn)設(shè)計(jì)為：①空白對(duì)照（CK）；②0.033 mmol/kg TA（T1）；③0.067 mmol/kg TA（T2）；④2.5 mmol/kg AES（A1）；⑤5 mmol/kg AES（A2）；⑥0.033 mmol/kg TA 與 2.5 mmol/kg AES（A1T1）；⑦0.067 mmol/kg TA 與 2.5 mmol/kg AES（A1T2）；⑧ 0.033 mmol/kg TA 與 5 mmol/kg AES（A2T1）；⑨0.067 mmol/kg TA 與 5 mmol/kg AES（A2T2）。盆栽第60天時(shí)，將各配比AES與TA溶于800 mL水，以溶液滴灌形式向籽粒莧根系土壤一次性加入螯合劑，處理20 d后即盆栽試驗(yàn)的第80天，收獲植株。

1.3 測(cè)定方法

1.3.1 籽粒莧生物量的測(cè)定

籽粒莧植株分為根、莖和葉3部分樣品采收，先用自來水反復(fù)將根沖洗干凈，然后用去離子水沖洗3～5次，用吸水紙吸干。將植物各部分鮮樣置于105°C下殺青30 min，然后在80°C烘箱內(nèi)烘干至恒重，測(cè)定各器官生物量。

1.3.2 葉片抗氧化酶活性的測(cè)定

取籽粒莧新鮮葉片0.2 g，加入2 mL提前預(yù)冷的0.05 mol/L，pH 7.8的磷酸緩沖液，在冰浴條件下研磨為勻漿，于離心管中在4℃、12 000 r/min下離心20min，取上清液進(jìn)行測(cè)定。

采用氮藍(lán)四唑（NBT）法[21]測(cè)定超氧化物歧化酶（SOD）的活性。SOD活性單位以抑制NBT光還原的50%所需酶量為一個(gè)酶活性單位表示。采用高錳酸鉀滴定法[21]測(cè)定過氧化氫酶（CAT）活性。酶活性用每克鮮重樣品1 min內(nèi)分解H2O2的毫克數(shù)表示。

1.3.3 土壤中Cd形態(tài)的測(cè)定

采用改進(jìn)的BCR連續(xù)提取法，測(cè)量土壤中Cd弱酸提取態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)的含量[22]。第一步用HAc作為提取液，測(cè)量弱酸提取態(tài)Cd含量。第二步向第一步提取后的殘余物中加入提取液NH2OH·HCl，測(cè)量可還原態(tài)Cd含量。第三步向第二步提取后的殘余物中加入H2O2消解，冷卻后加入提取液NH4OAc，測(cè)量可氧化態(tài)Cd含量。最后將經(jīng)過第三步提取后的殘?jiān)D(zhuǎn)移到聚四氟乙烯燒杯中，然后加入HNO3，HF和HClO4消解，消解液冷卻后定容測(cè)量殘?jiān)鼞B(tài)Cd含量。

1.3.4 Cd含量的測(cè)定

土壤Cd含量：分層采集土壤樣品后混勻，自然風(fēng)干后磨細(xì)過2 mm網(wǎng)篩裝袋備用。稱取1.000 g土壤樣品置于聚四氟乙烯坩堝中，加入15 mL HF和10 mL HNO3-HClO4（1∶1，V/V）加熱至近干，再加入5 mL HNO3消煮至液體呈無色、無白煙冒出，定容過濾后，采用原子火焰吸收分光光度法測(cè)定Cd含量。植物Cd含量：將根和同株莖葉樣品（根為植株地下部分，同株莖葉樣品為植株地上部分）分別粉碎，過1 mm尼龍網(wǎng)篩后混勻備用。準(zhǔn)確稱取植物樣品0.300 g于三角瓶中，加入20 mL HNO3-HClO4（4∶1，V/V），消煮至液體少量無色，定容過濾后用原子火焰吸收分光光度計(jì)測(cè)定Cd含量[23]。

并計(jì)算以下參數(shù)：

各器官Cd積累量=各器官Cd含量×各器官生物量（1）

富集系數(shù)（BCF）=地上（下）部Cd含量/土壤Cd含量（2）

轉(zhuǎn)移系數(shù)（TF）=地上部Cd含量/地下部Cd含量（3）

土壤凈化率=（地上部Cd積累量/土壤總Cd量）×100%（4）

1.4 數(shù)據(jù)處理

使用Microsoft Excel 2010處理數(shù)據(jù)，用SPSS 20.0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)（P<0.05），用Origin 9.0作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同處理對(duì)籽粒莧生物量的影響

單施TA處理（T1和T2）顯著提高了籽粒莧營(yíng)養(yǎng)器官生物量（P<0.05），其中T2處理根、莖和葉生物量分別比CK增加了111.26%、123.12%和148.59%（圖1）。單施AES對(duì)植株生物量的影響較小，僅A1處理根和葉生物量比CK有一定程度增加，而A2處理與CK相比無顯著影響（P>0.05）。從圖1可以看出，TA與AES配施時(shí)，隨著TA濃度的增加植株地上部（莖和葉）生物量有一定程度增加，而隨著AES濃度的增加，添加TA植株生物量未出現(xiàn)明顯下降（P>0.05）。其中，A1T1和A1T2處理根、莖和葉生物量分別比CK增加77.00%～114.85%、34.27%～47.32%和35.24%～140.92%（P<0.05）。

圖1 不同處理對(duì)籽粒莧生物量的影響Figure 1 Effects of different treatments on the biomass of A.Hybridus

2.2 不同處理對(duì)葉片SOD和CAT活性的影響

單施TA能顯著提升籽粒莧葉片SOD活性，與CK 相比增加 111.89%～123.02%（P<0.05，圖 2a），而單施AES對(duì)SOD活性無顯著影響（P>0.05）。兩者復(fù)配時(shí)也能顯著提升葉片SOD活性，與CK相比增加99.68%～120.20%（P<0.05，圖2a）。隨著 TA 濃度的增加，籽粒莧葉片CAT活性顯著增加，T2處理比對(duì)照提高39.79%（P<0.05，圖2b）。然而，單獨(dú)添加AES、TA與AES配施均未顯著增加葉片CAT活性（P>0.05，圖 2b）。

2.3 不同處理對(duì)土壤Cd形態(tài)的影響

未添加有機(jī)酸和螯合劑處理（CK）中弱酸提取態(tài)Cd占總Cd的比例為39.33%，TA與AES添加后各處理土壤弱酸提取態(tài)Cd所占比例有所提升，而可氧化態(tài)Cd所占比例下降（圖3）。各處理弱酸提取態(tài)Cd占比為CK的1.11～1.53倍，其中A2T2的弱酸提取態(tài)Cd占比最高，為總Cd的61.72%。

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

2.4 不同處理下籽粒莧對(duì)Cd的富集特征

2.4.1 Cd含量和Cd積累量

由圖4所示，各處理籽粒莧的Cd含量和Cd積累量均表現(xiàn)為地上部>地下部。TA與AES單施對(duì)籽粒莧Cd含量影響較小。T1處理植物地上部Cd含量比CK減少了9.43%，T2處理及AES單施對(duì)籽粒莧地上部Cd含量無顯著影響（P>0.05，圖4 a）。TA與AES配施時(shí)，A1T2和A2T2處理可增加地上部Cd含量，其中A2T2處理比對(duì)照提高35.71%（P<0.05，圖4 a），而地下部Cd含量在高濃度AES與TA配施時(shí)顯著低于CK（P<0.05）。

單施TA能顯著提升籽粒莧地上部和地下部Cd積累量（P<0.05，圖4 b），其中T2處理地上部Cd積累量比CK增加了147.37%。單施AES對(duì)籽粒莧地上部Cd積累量無顯著影響（P>0.05，圖4 b）。TA與AES配施顯著提升籽粒莧地上部Cd積累量，與CK相比增加24.46%～108.05%（P<0.05，圖4 b）。低濃度AES與TA配施顯著提高籽粒莧地下部Cd積累量，而高濃度AES與TA配施顯著降低地下部Cd積累量。

圖4 不同處理對(duì)籽粒莧Cd含量（a）與Cd積累量（b）的影響Figure 4 Effects of different treatments on Cd concentration（a） and Cd accumulation（b） of A.Hybridus

2.4.2 富集系數(shù)、遷移系數(shù)和凈化率

各處理下的籽粒莧富集系數(shù)均表現(xiàn)為地上部>地下部，且地上部富集系數(shù)均大于1（表1）。單施TA和單施AES對(duì)地上部和地下部富集系數(shù)均無顯著影響（P>0.05）。TA與AES配施時(shí)，隨著TA濃度的增加地上部富集系數(shù)有一定程度增加，其中A1T2、A2T2處理較CK顯著增加（P<0.05）。

表1 不同處理對(duì)富集系數(shù)、遷移系數(shù)和Cd凈化率的影響Table 1 Effects of different treatments on bioconcentration factor （BCF），translocation factor（TF） and Cd purification rate

各處理籽粒莧的遷移系數(shù)均大于1。單施TA遷移系數(shù)較CK有一定程度減小。單施AES對(duì)遷移系數(shù)無顯著影響（P>0.05）。低濃度AES與TA配施對(duì)遷移系數(shù)無顯著影響（P>0.05）。高濃度AES與TA配施遷移系數(shù)顯著增加（P<0.05），A2T1、A2T2 分別為CK的2.22倍、2.12倍。

單施TA顯著提高了土壤Cd的凈化率（P<0.05），其中T2處理土壤凈化率比CK增加了147.35%。單施AES對(duì)土壤凈化率無顯著影響（P>0.05）。兩者配施的土壤凈化率顯著高于對(duì)照，為CK的1.24～2.08倍，且隨著TA濃度的增加土壤凈化率增加。

3 討論

3.1 強(qiáng)化修復(fù)條件下籽粒莧對(duì)Cd的耐受能力

在植物修復(fù)過程中添加螯合劑能活化土壤中的重金屬，使土壤溶液中的重金屬離子濃度增加，提高重金屬的生物有效性[15]。而當(dāng)重金屬離子濃度過高，超過了植物激活防御系統(tǒng)的能力時(shí)，會(huì)導(dǎo)致植物生物量減少[6]。本試驗(yàn)中2.5 mmol/kg AES處理根和葉生物量比CK有一定程度增加，可能是因?yàn)檩^低濃度的AES緩和了土壤中Cd對(duì)植物的毒害作用[24]。5 mmol/kg AES處理根莖葉生物量與CK相比基本沒有明顯下降，這可能與AES添加濃度并不太高有關(guān)。Chen L.等[25]在含Cd土壤中添加較低濃度EDDS時(shí)向日葵根、莖和葉生物量與CK無顯著差異，但隨著EDDS濃度的增高，該植物營(yíng)養(yǎng)器官生物量呈逐漸下降趨勢(shì)。這些結(jié)果表明，AES添加后籽粒莧仍能維持較高的生物量，這對(duì)于提升該植物的修復(fù)效率奠定了重要基礎(chǔ)。

植物處于逆境脅迫下，細(xì)胞內(nèi)自由基產(chǎn)生和清除的動(dòng)態(tài)平衡被打破，植物體內(nèi)自由基和活性氧積累，細(xì)胞膜脂過氧化加劇，過氧化產(chǎn)物含量升高，植物可通過抗氧化代謝如提高抗氧化酶的活性以清除體內(nèi)的活性氧[26-27]。本試驗(yàn)中，單施TA使SOD和CAT活性升高，且TA濃度增加，升高幅度越明顯。表明添加TA后，土壤溶液中增加的Cd含量啟動(dòng)了籽粒莧的抗氧化酶保護(hù)系統(tǒng)，減輕活性氧對(duì)細(xì)胞的傷害，提高植物的Cd耐受能力，有利于植物生長(zhǎng)[28]。這與單施TA時(shí)籽粒莧營(yíng)養(yǎng)器官生物量顯著升高的結(jié)果一致（圖1）。土壤溶液中Cd含量過高時(shí)，植物體內(nèi)的活性氧不斷積累，超過了抗氧化能力限度，抗氧化系統(tǒng)的平衡遭到破壞，引起細(xì)胞代謝失調(diào)，抑制抗氧化酶的合成，酶活性降低[29]。張玉芬等[30]研究發(fā)現(xiàn)10 mmol/kg EDTA使蓖麻葉片SOD、POD活性被抑制。而本試驗(yàn)單施AES對(duì)SOD和CAT活性無顯著影響，可能是因?yàn)樘砑拥腁ES濃度不夠高，AES活化的Cd還沒有造成嚴(yán)重的氧化脅迫，因此對(duì)植株的生長(zhǎng)也未產(chǎn)生明顯抑制（圖1）。AES和TA配施處理下SOD和CAT活性均大于對(duì)應(yīng)濃度的AES單施處理，這與莖和葉的生物量變化一致（圖1），表明添加TA緩解了土壤溶液中Cd含量過高引起細(xì)胞代謝失調(diào)而產(chǎn)生的影響[16]，從而使SOD和CAT活性升高，減輕活性氧對(duì)細(xì)胞的傷害，利于植物生長(zhǎng)。同時(shí)，TA增強(qiáng)了籽粒莧對(duì)Cd的耐受能力，也可能是由于其添加后能通過酸化、溶解等作用活化土壤中的礦物成分，間接地促進(jìn)了植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)元素的吸收，利于植物生長(zhǎng)[17]。

3.2 強(qiáng)化修復(fù)條件下籽粒莧對(duì)Cd的積累能力

土壤中弱酸提取態(tài)重金屬的生物活性和遷移性最強(qiáng)，更容易被植物吸收[31]。研究表明，相同濃度下，低分子量有機(jī)酸對(duì)重金屬的活化能力普遍低于APCAs[11]。從本研究結(jié)果來看，AES對(duì)土壤中Cd的活化能力明顯強(qiáng)于TA（圖3），表明螯合劑對(duì)Cd的增溶效果明顯，AES的絡(luò)合作用使Cd從活性較低的組分中分離出來，并容易從土壤顆粒表面解吸[32]。低分子量有機(jī)酸也是重要的金屬配位體，可改變土壤溶液中重金屬的形態(tài)，減少土壤有機(jī)質(zhì)與重金屬離子的固定作用，增加重金屬在土壤中的移動(dòng)性[33]。然而TA對(duì)Cd的活化能力受自身礦化速度、土壤緩沖力及濃度的影響，也可能是由于TA與Cd形成的絡(luò)合物不穩(wěn)定[34]，因此TA活化能力低于AES。但是，本研究發(fā)現(xiàn)當(dāng)AES與TA復(fù)配時(shí)，土壤中Cd的活化效果明顯高于單施TA的處理，表明螯合劑與有機(jī)酸聯(lián)合可提高Cd的生物有效性，促進(jìn)籽粒莧對(duì)Cd的吸收。

植物對(duì)Cd的修復(fù)效率主要取決于植株地上部能否大量積累Cd[35]，而Cd的積累量則受植物的生物量與植物中Cd含量的共同影響。本試驗(yàn)中除A1T1處理，AES和TA復(fù)配下籽粒莧地上部富集系數(shù)和遷移系數(shù)分別是CK的1.04～1.30倍和1.01～2.23倍，表明兩者配施對(duì)Cd從地下部向地上部遷移和Cd在植株地上部的富集有明顯的促進(jìn)作用。這與Wang K.等[10]的研究結(jié)果一致，該研究表明施用螯合劑后莧科植物千穗谷（Amaranthus hypochondriacus L.）對(duì)Cd的富集系數(shù)和遷移系數(shù)均能明顯提升。本研究中單施AES對(duì)地上部Cd積累量無顯著影響，然而TA與AES配施時(shí)，植株地上部Cd積累量和土壤凈化率均大于對(duì)應(yīng)濃度的AES單施處理，表明TA的添加有效緩解了AES對(duì)籽粒莧的毒害，促進(jìn)了生物量的提升，進(jìn)而提高了植物修復(fù)效率。由此可見，AES和TA配施既能保證籽粒莧的正常生長(zhǎng)，又能提高植株積累Cd的能力。本研究中單施TA、AES與TA配施使土壤凈化率相對(duì)于CK顯著提高了24.48%～147.36%。陳亞慧等[17]發(fā)現(xiàn)蓖麻在EGTA與酒石酸的單施與配施處理下土壤凈化率最高為0.25%，黃麻[21]、苧麻[36]在螯合劑作用下土壤凈化率最高值分別為0.35%和1.22%（表2）。本研究中T2處理和A1T2處理的凈化率較高，分別達(dá)1.55%和1.30%，表明T2和A1T2處理強(qiáng)化籽粒莧修復(fù)Cd污染土壤效果較好。

表2 不同植物在螯合劑作用下的植物修復(fù)效果Table 2 Effects of phytoremediation of different plants under chelating agents

4 結(jié)論

①高濃度的AES（5 mmol/kg）對(duì)籽粒莧生長(zhǎng)有一定的毒害作用，而TA能緩解Cd對(duì)籽粒莧的脅迫。適當(dāng)比例的AES和TA配施與AES單施相比，抗氧化酶SOD、CAT活性更高，能更有效地清除累積的活性氧。表明AES與TA配施能夠提高籽粒莧對(duì)Cd的耐受能力。

②AES與TA配施時(shí)土壤弱酸提取態(tài)Cd所占比例最高，AES單施次之，TA單施時(shí)所占比例最低。

③0.067 mmol/kg TA單施時(shí)地上部Cd積累量和土壤凈化率最高，分別比CK增加了147.37%和147.35%。0.067 mmol/kg TA與2.5 mmol/kg AES配施時(shí)地上部Cd積累量和土壤凈化率均為CK的2.08倍。0.067 mmol/kg TA單施及0.067 mmol/kg TA與2.5 mmol/kg AES配施對(duì)加強(qiáng)籽粒莧對(duì)Cd的提取效率的效果較好。