香根草對水體中鎘-撲草凈復(fù)合污染的吸收去除動(dòng)態(tài)

吳 珂，鄭 毅，李 麗，張 坤，李麗萍，李曉嵐，孫仕仙①

(1.西南林業(yè)大學(xué)云南省高原濕地保護(hù)修復(fù)與生態(tài)服務(wù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，云南 昆明 650224；2.國家高原濕地研究中心，云南 昆明 650224；3.云南開放大學(xué)鄉(xiāng)村振興教育學(xué)院，云南 昆明 650032；4.甘肅省水利水電勘測設(shè)計(jì)研究院有限責(zé)任公司，甘肅 蘭州 730030；5.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)植物保護(hù)學(xué)院，云南 昆明 650500)

隨著工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，大量重金屬和農(nóng)藥污染物進(jìn)入環(huán)境，在各種環(huán)境介質(zhì)中形成復(fù)合污染。生物實(shí)際生存環(huán)境中往往同時(shí)并存著各類污染物，復(fù)合污染容易對環(huán)境造成更大威脅[1]。重金屬污染通常來自工農(nóng)業(yè)排放，以廢渣、廢氣和廢水方式進(jìn)入環(huán)境，在水生生態(tài)系統(tǒng)中，重金屬的生物蓄積性、毒性和持久性會(huì)對水生生態(tài)系統(tǒng)自我凈化造成嚴(yán)重壓力[2-3]。農(nóng)藥污染主要來源于農(nóng)藥在自然界中的殘留，原藥及其降解產(chǎn)物會(huì)污染大氣、水體和土壤，破壞生態(tài)環(huán)境[4]。針對重金屬-有機(jī)物復(fù)合污染水體，植物修復(fù)作為生物修復(fù)的一項(xiàng)重要技術(shù)，在水生生態(tài)修復(fù)和廢水處理方面表現(xiàn)出巨大潛力。

人工濕地對污染物的去除效果除了與基質(zhì)、水力負(fù)荷和自然條件有關(guān)之外，還與所種植植物有關(guān)。在污水凈化過程中，植物可以通過吸收污水中可利用的營養(yǎng)物質(zhì)，吸附和富集重金屬和一些有毒有害物質(zhì)，并將他們轉(zhuǎn)化為毒性較低的物質(zhì)[5]。香根草(Vetiveriazizanioides)又名巖蘭草，禾本科多年生草本植物，是一種優(yōu)良的先鋒植物，可以在生態(tài)環(huán)境十分惡劣的條件下生長，并且能夠迅速改變當(dāng)?shù)氐奈⒂蛏鷳B(tài)環(huán)境，其生物量大，在光照和水肥充足條件下生長迅速，有“神奇牧草”之稱[6-7]。香根草具有涵水固土、吸收去除重金屬和氮磷污染物的作用，其根系發(fā)達(dá)呈網(wǎng)狀，能對水流形成阻攔，減緩水流速度，延長水體污染物在植物根系的滯留時(shí)間[8-9]。近年來，香根草在環(huán)境修復(fù)領(lǐng)域得到廣泛應(yīng)用，有學(xué)者利用香根草修復(fù)Cr、Cu、Pb和Zn復(fù)合污染土壤，發(fā)現(xiàn)香根草可作為Zn和Pb的超富集植物[10]；DAVAMANI等[11]通過生態(tài)浮床技術(shù)有效去除廢水中Pb和Cd，很好地降低了廢水中TN、TP、EC、BOD和COD濃度。除在重金屬污染修復(fù)方面具有優(yōu)勢以外，香根草還可以去除水體中有機(jī)污染物，石傲傲等[12]研究發(fā)現(xiàn)香根草在初始質(zhì)量濃度為10 mg·L-1的撲草凈脅迫下仍具有較強(qiáng)的耐受性和良好的去除效果。目前，將香根草應(yīng)用于重金屬-有機(jī)物復(fù)合污染水體修復(fù)的研究鮮見報(bào)道。該研究采用溫室水培試驗(yàn)，探討Cd-撲草凈復(fù)合污染條件下香根草對水體中重金屬和有機(jī)物的吸收去除特性，以揭示香根草對重金屬-有機(jī)物復(fù)合污染水體的修復(fù)潛力，為香根草修復(fù)重金屬-有機(jī)物復(fù)合污染水體提供一定科學(xué)數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 供試材料

以江西省紅壤及種質(zhì)資源研究所當(dāng)年生香根草分蘗苗為研究對象，試驗(yàn)場地為西南林業(yè)大學(xué)格林溫室，試驗(yàn)時(shí)間為2021年3—8月。試驗(yàn)期間選擇苗齡及長勢一致的香根草植株，以改良Hoagland營養(yǎng)液[13]為母液，稀釋2倍后作為水培溶液。分析純CdCl2購于昆明盤龍華森實(shí)驗(yàn)設(shè)備成套部，撲草凈標(biāo)準(zhǔn)品購于濟(jì)南仁諾化工有限公司。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)置種植香根草組和未種植香根草組(對照)，每個(gè)組分別設(shè)置Cd污染(Cd處理，初始質(zhì)量濃度為0.5 mg·L-1)、撲草凈污染(P處理，初始質(zhì)量濃度為1 mg·L-1)和Cd-撲草凈復(fù)合污染(Cd-P處理)3個(gè)處理，每種處理均設(shè)3個(gè)重復(fù)。實(shí)驗(yàn)周期為30 d，分別于0、6、12、18、24和30 d時(shí)采集各處理水樣和植物樣(根系和莖葉)，測定水體、根系和莖葉中Cd和撲草凈含量。

1.3 測定指標(biāo)與提取方法

1.3.1水體和植物樣品中Cd的提取和測定

植株Cd含量測定：將香根草樣品用自來水洗凈附著的污物和泥土，然后再用去離子水沖洗，用吸水紙吸干后將香根草莖葉和根系分開，在105 ℃條件下殺青30 min后在75 ℃烘箱中烘烤至恒重，粉碎后過0.25 mm孔徑不銹鋼篩，分別稱取0.2 g置于消解管中，用HNO3-HClO4進(jìn)行消解[14]。水樣Cd濃度測定：取30 mL水樣，用HNO3-HCl進(jìn)行消解。將植物樣和水樣消解完全后的酸液用超純水定容至50 mL，經(jīng)過0.45 μm水相濾頭過濾后用電感耦合等離子體光譜儀(ICP-OES，日本島津9820)測定Cd濃度。

1.3.2水體和植物樣品中撲草凈的提取和測定

植株撲草凈含量測定：用超純水洗凈附著在香根草上的污物，將香根草莖葉和根系分開后用吸水紙吸干，分別稱取莖葉和根系樣品各(2.00±0.01)g，由乙腈超聲提取后用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀(GC-MS，Thermo Fishsher美國)測定香根草莖葉、根系中撲草凈含量。水樣撲草凈濃度測定：取30 mL水樣過濾，用乙酸乙酯萃取后再用氣相色譜-質(zhì)譜聯(lián)用儀進(jìn)行測定。

1.4 數(shù)據(jù)處理與計(jì)算方法

轉(zhuǎn)移系數(shù)(FT)計(jì)算公式為FT=Cshoot/Croot，其中，Cshoot為莖葉Cd2+或撲草凈含量，mg·kg-1；Croot為根系Cd2+或撲草凈含量，mg·kg-1。

一級動(dòng)力學(xué)反應(yīng)方程：Ct=C0e-kt，其中，Ct為t時(shí)間水體撲草凈質(zhì)量濃度，mg·L-1；C0為水體撲草凈初始質(zhì)量濃度，mg·L-1；k為降解速率常數(shù)；t為施藥時(shí)間，d。

去除率(R)計(jì)算公式為R=[(C0-Ct)/C0]×100%，其中，Ct為t時(shí)間水體Cd2+或撲草凈質(zhì)量濃度，mg·L-1；C0為水體Cd2+或撲草凈初始質(zhì)量濃度，mg·L-1。

實(shí)際去除率(R0)計(jì)算公式為R0=R有香根草-R無香根草，其中，R有香根草和R無香根草分別為相同培養(yǎng)時(shí)間種植香根草和未種植香根草處理Cd2+或撲草凈去除率[12]，%。

富集系數(shù)(K)計(jì)算公式為K=N/M，其中，N為植株(以干質(zhì)量計(jì))中重金屬含量，mg·kg-1；M為水體中重金屬初始質(zhì)量濃度[14]，mg·L-1。

采用WPS 2021整理數(shù)據(jù)；采用SPSS 19.0軟件中Pearson相關(guān)系數(shù)進(jìn)行相關(guān)性分析，并采用單因素ANOVA方差齊性檢驗(yàn)中Duncan多重比較進(jìn)行差異顯著性分析；采用Oringin 2018繪圖。試驗(yàn)數(shù)據(jù)均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差表示。

2 結(jié)果與分析

2.1 水體Cd2+濃度及去除動(dòng)態(tài)

培養(yǎng)至30 d時(shí)，未種植香根草組單一Cd污染和Cd-撲草凈復(fù)合污染處理水體Cd2+質(zhì)量濃度均為0.48 mg·L-1(圖1)，較0 d時(shí)分別降低2.98%和3.80%。培養(yǎng)期間，種植香根草組單一Cd污染和復(fù)合污染處理水體Cd2+質(zhì)量濃度在0～12 d時(shí)快速下降，到30 d時(shí)，水體Cd2+質(zhì)量濃度分別為0.20和0.24 mg·L-1，去除率分別為59.11%和51.16%(表1)，較未種植香根草組分別提高55.95%和47.33%。種植香根草明顯加快了水體中Cd2+的去除。培養(yǎng)期間，除0 d時(shí)無顯著差異(P>0.05)外，種植香根草組單一Cd污染和復(fù)合污染處理水體Cd2+質(zhì)量濃度均顯著低于未種植香根草組(P<0.05)。

Cd為單一Cd污染處理，Cd-P為Cd-撲草凈復(fù)合污染處理。

2.2 水體撲草凈濃度及去除動(dòng)態(tài)

隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，種植香根草組和未種植香根草組單一撲草凈污染和Cd-撲草凈復(fù)合污染處理水體撲草凈質(zhì)量濃度均呈下降趨勢(圖2)；種植香根草組單一撲草凈污染和Cd-撲草凈復(fù)合污染處理水體撲草凈去除率隨培養(yǎng)時(shí)間的延長而提高(表2)。培養(yǎng)30 d時(shí)，種植香根草組和未種植香根草組單一撲草凈污染處理水體撲草凈質(zhì)量濃度分別為0.20和0.54 mg·L-1，較0 d時(shí)分別降低78.04%和46.12%；種植香根草組和未種植香根草組復(fù)合污染處理水體撲草凈質(zhì)量濃度分別為0.30和0.54 mg·L-1，較0 d時(shí)分別降低68.03%和46.27%。培養(yǎng)期間，除0 d時(shí)無顯著差異(P>0.05)外，種植香根草組單一撲草凈污染和復(fù)合污染處理水體撲草凈質(zhì)量濃度均顯著低于未種植香根草組相應(yīng)處理(P<0.05)。種植香根草可以加速水體中撲草凈的去除，除0和6 d時(shí)無顯著差異(P>0.05)外，單一撲草凈污染處理R0均顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)。

表1 不同時(shí)間不同處理水體Cd2+去除率

表2 不同時(shí)間不同處理下水體撲草凈去除率

采用一級動(dòng)力學(xué)反應(yīng)方程擬合不同處理不同采樣時(shí)間水體撲草凈質(zhì)量濃度的動(dòng)態(tài)分布規(guī)律(圖2)。

種植香根草組和未種植香根草組各處理水體撲草凈降解趨勢均符合一級動(dòng)力學(xué)反應(yīng)方程，且擬合度較高，各組水體撲草凈質(zhì)量濃度與培養(yǎng)時(shí)間均呈指數(shù)衰減趨勢。由表3可知，種植香根草組水體撲草凈半衰期(t1/2)在單一污染和復(fù)合污染條件下分別為9.44和17.28 d，較未種植香根草組分別縮短24.13和18.37 d；去除99%撲草凈所需時(shí)間(t0.99)分別為70.06和116.82 d，較未種植香根草組分別縮短153.41和117.41 d。這表明種植香根草可以加速水體撲草凈降解，縮短t1/2和t0.99，且單一撲草凈處理降解速率顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)。

2.3 Cd2+和撲草凈在香根草根系和莖葉中的含量變化

2.3.1Cd2+在香根草根系、莖葉中的含量變化

由圖3可知，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長，單一Cd污染和Cd-撲草凈復(fù)合污染處理香根草根系和莖葉Cd2+含量均呈先上升后下降趨勢。單一Cd污染處理香根草根系Cd2+含量在6～12 d時(shí)快速上升，并顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)，莖葉Cd2+含量在0～6 d時(shí)快速上升，在18 d時(shí)達(dá)最大，為7.04 mg·kg-1。單一Cd污染和復(fù)合污染處理香根草根系Cd2+含量均在24 d時(shí)達(dá)最大值，分別為95.24和45.58 mg·kg-1。復(fù)合污染處理香根草莖葉Cd2+含量在0～18 d逐漸上升，在18 d時(shí)達(dá)最大，為7.26 mg·kg-1。單一Cd污染與復(fù)合污染處理香根草莖葉Cd2+含量除了在6和24 d時(shí)存在顯著差異(P<0.05)之外，在其他時(shí)間均無顯著差異(P>0.05)。

2.3.2撲草凈在香根草根系和莖葉中的含量變化

由圖4可知，隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長，單一撲草凈污染和Cd-撲草凈復(fù)合污染處理香根草根系撲草凈含量均呈先上升而后下降趨勢，且復(fù)合污染處理根系撲草凈含量下降速度顯著低于單一撲草凈污染(P<0.05)。單一撲草凈污染和復(fù)合污染處理香根草根系撲草凈含量在0～6 d時(shí)快速上升，并在6 d時(shí)達(dá)最大值，分別為1.08和1.06 mg·kg-1。香根草莖葉撲草凈含量隨培養(yǎng)時(shí)間延長呈逐漸上升趨勢。單一污染處理香根草莖葉撲草凈含量在24和30 d時(shí)顯著高于根系(P<0.05)，復(fù)合污染處理則沒有出現(xiàn)莖葉撲草凈含量高于根系的情況。

圖4 香根草根系和莖葉中撲草凈含量動(dòng)態(tài)

2.4 Cd2+和撲草凈在香根草內(nèi)的轉(zhuǎn)移系數(shù)

由表4可知，單一Cd污染和Cd-撲草凈復(fù)合污染處理香根草內(nèi)Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)在0 d時(shí)均為0.00，沒有發(fā)生轉(zhuǎn)移。單一Cd污染處理Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)在6 d時(shí)達(dá)最大，為0.35，顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)。復(fù)合污染處理Cd在香根草內(nèi)的轉(zhuǎn)移系數(shù)在18和30 d時(shí)達(dá)最大，其值均為0.19。培養(yǎng)期間，單一Cd污染和復(fù)合污染處理根系Cd2+含量顯著高于莖葉(P<0.05)，兩者轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1。

表4 不同處理香根草內(nèi)Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)

撲草凈在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)隨著培養(yǎng)時(shí)間的延長而提高(表5)，單一撲草凈污染和Cd-撲草凈復(fù)合污染處理撲草凈在香根草內(nèi)的轉(zhuǎn)移系數(shù)均在30 d時(shí)達(dá)最大值，分別為1.90和0.84。單一撲草凈污染處理撲草凈轉(zhuǎn)移系數(shù)在24和30 d時(shí)分別為1.56和1.90，大于1，而復(fù)合污染處理撲草凈轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1。除在0和6 d時(shí)沒有顯著差異(P>0.05)之外，單一污染處理撲草凈轉(zhuǎn)移系數(shù)均顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)。

表5 不同處理香根草內(nèi)撲草凈轉(zhuǎn)移系數(shù)

2.5 Cd2+在香根草不同部位的富集系數(shù)

富集系數(shù)能夠反映植物對某種重金屬的吸收積累能力。由表6可知，Cd2+主要富集在香根草根系部分，單一Cd污染處理香根草根系富集系數(shù)在24 d時(shí)達(dá)最大值，為190.48，顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)。除0和6 d時(shí)無顯著差異(P>0.05)之外，單一Cd污染處理香根草根系富集系數(shù)均顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)。單一Cd污染和復(fù)合污染處理香根草莖葉Cd2+富集系數(shù)均在18 d時(shí)達(dá)最大值，分別為14.08和14.52，無顯著差異(P>0.05)。從富集系數(shù)可以看出，香根草根系對水體中Cd2+具有較強(qiáng)的吸收富集能力。

表6 香根草根系、莖葉Cd2+富集系數(shù)

2.6 相關(guān)性分析

對香根草培養(yǎng)時(shí)間、水體Cd2+R0、Cd在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)、水體Cd2+濃度和香根草不同部位Cd2+含量作相關(guān)性分析。由表7可知，香根草培養(yǎng)時(shí)間與水體Cd2+R0以及香根草莖葉和根系Cd2+含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與水體Cd2+濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)，與轉(zhuǎn)移系數(shù)相關(guān)性不顯著(P>0.05)；水體Cd2+R0與香根草莖葉和根系Cd2+含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與水體Cd2+濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)；Cd轉(zhuǎn)移系數(shù)與莖葉Cd2+含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)；水體Cd2+濃度與香根草莖葉和根系Cd含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)；莖葉Cd2+含量與根系Cd2+含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)。

表7 香根草培養(yǎng)時(shí)間、水體Cd2+ R0、Cd在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)、水體Cd2+濃度和香根草不同部位Cd2+含量的相關(guān)性

對香根草培養(yǎng)時(shí)間、水體撲草凈R0、撲草凈在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)、水體撲草凈濃度和香根草不同部位撲草凈含量作相關(guān)性分析。由表8可知，香根草培養(yǎng)時(shí)間與水體撲草凈R0、撲草凈轉(zhuǎn)移系數(shù)和莖葉撲草凈含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與水體撲草凈濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)，與根系撲草凈含量相關(guān)性不顯著(P>0.05)；水體撲草凈R0與撲草凈轉(zhuǎn)移系數(shù)和莖葉撲草凈含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與水體撲草凈濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)；撲草凈轉(zhuǎn)移系數(shù)與莖葉撲草凈含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與水體撲草凈濃度呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)；水體撲草凈濃度與莖葉撲草凈含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)。

表8 香根草培養(yǎng)時(shí)間、水體撲草凈R0、撲草凈在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)、水體撲草凈濃度和香根草不同部位撲草凈含量的相關(guān)性

3 討論

3.1 植物對重金屬、有機(jī)物污染的修復(fù)效率

植物修復(fù)技術(shù)的核心要素是植物的選擇，申華等[15]研究發(fā)現(xiàn)斯必蘭(Gymnocorovisspilanthoides)對水體Cd污染耐性最高、修復(fù)能力最強(qiáng)，但由于沉水植物容易死亡，沉入水底易造成二次污染，加大了水體重金屬污染治理難度；王凱[16]采用Cd超積累植物東南景天(Sedumalfredii)修復(fù)Cd-多環(huán)芳烴(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)復(fù)合污染土壤，發(fā)現(xiàn)僅種植東南景天不足以同時(shí)修復(fù)土壤中的Cd和PAHs，還需要引入其他強(qiáng)化措施以達(dá)到共同去除Cd和PAHs的目的；NI等[17]研究發(fā)現(xiàn)，錢銅草(Hydrocotylevulgaris)在30 d內(nèi)可以去除水體中初始質(zhì)量濃度為0.55 mg·L-1的撲草凈，去除率可達(dá)94%，但因錢銅草生物量小，根系不發(fā)達(dá)，在實(shí)際應(yīng)用中修復(fù)效果有限，且對有機(jī)物和重金屬復(fù)合污染水體的修復(fù)效果尚未可知。香根草能夠同時(shí)去除水體中Cd和撲草凈2種污染物，對Cd和撲草凈單一污染及復(fù)合污染水體均具有較好修復(fù)效果。

植物對重金屬和有機(jī)污染物的修復(fù)主要是通過植物自身的吸收提取、揮發(fā)作用和植物穩(wěn)定化以及根際釋放酶、分泌物和根際微生物的催化降解實(shí)現(xiàn)，但多種污染物共存可能會(huì)影響植物修復(fù)的過程和效率[18-19]。筆者研究發(fā)現(xiàn)，香根草根系對單一污染條件下Cd2+的吸收累積顯著高于復(fù)合污染條件(P<0.05)，這可能是由于撲草凈水溶性差，在水體中的滯留時(shí)間長，導(dǎo)致香根草對復(fù)合污染水體中Cd2+的吸收產(chǎn)生抑制作用。有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，芘(pyrene，PYR)的存在抑制了東南景天從土壤中吸收積累Cd[16]；PAHs的存在影響了玉米從Cu污染土壤中吸收提取Cu[20]，筆者研究結(jié)果與之相似。

撲草凈作為一種內(nèi)吸傳導(dǎo)性除草劑，可以通過植物的吸收積累和代謝進(jìn)行消散。復(fù)合污染處理香根草根系撲草凈含量下降速度顯著低于單一撲草凈處理(P<0.05)，這可能是由于Cd的存在抑制了根系分泌與有機(jī)物降解有關(guān)的氧化還原酶或釋放與活化有機(jī)污染物有關(guān)的親脂性分泌物，從而抑制根系對撲草凈的降解代謝[21]。謝冬玉[22]研究發(fā)現(xiàn)，當(dāng)阿特拉津(atrazine，ATZ)與Cd2+共存時(shí)，Cd2+會(huì)延長ATZ的滯留時(shí)間，Cd2+對ATZ的降解產(chǎn)生明顯負(fù)面影響，筆者研究結(jié)果與之相似。微生物降解也是撲草凈降解的一種重要方式，已有研究者從工業(yè)廢水中分離出多個(gè)可降解撲草凈的菌株[23]，但從筆者相關(guān)性分析中可以看出，培養(yǎng)時(shí)間與莖葉撲草凈含量呈極顯著正相關(guān)(P<0.05)，水體撲草凈濃度與莖葉撲草凈含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.05)，說明水體中撲草凈的去除消散主要通過植物的吸收代謝。在自然水體中發(fā)生光化學(xué)降解也是撲草凈消散的一種方式[24]，即使沒有種植香根草，隨著培養(yǎng)時(shí)間延長，水體撲草凈濃度也會(huì)降低，但種植香根草明顯加快了水體撲草凈去除。

3.2 重金屬、有機(jī)污染物在植物內(nèi)的累積和轉(zhuǎn)移

植物對重金屬的吸收、富集和轉(zhuǎn)移特性因植物種類、植株部位及污染物種類的不同而不同，有研究[25]發(fā)現(xiàn)，植物根部Cd含量要遠(yuǎn)高于地上部分。例如，Cd處理野菊植株地上部Cd含量均小于根部，Cd主要富集于根部[26]；竹類植物對土壤重金屬的遷移總量隨重金屬含量增加而上升，重金屬大部分累積在竹類根部，向地上部遷移較少，各部位FT值大多數(shù)小于1，而各部位生物富集系數(shù)(bioconcentration factor, BCF)值由大到小依次為根、莖和葉[27]。這主要是因?yàn)橹参锝M織對Cd的轉(zhuǎn)運(yùn)存在一種壁壘作用，能抑制Cd從地下部向地上部轉(zhuǎn)移，即表現(xiàn)為根系對Cd的滯留作用。這種作用是植物抵抗Cd毒害的一種方式，調(diào)控植株對Cd的吸收和轉(zhuǎn)運(yùn)，阻礙Cd進(jìn)入莖葉和原生質(zhì)體，不僅減輕了Cd對莖葉的傷害，而且降低了莖葉作為可食用部分進(jìn)入食物鏈中的風(fēng)險(xiǎn)[9,28]。香根草根系對水體中Cd2+有較強(qiáng)富集能力，根系Cd2+含量顯著高于莖葉(P<0.05)，這可能是由于根莖間轉(zhuǎn)運(yùn)量低以及根系細(xì)胞壁和液泡的滯留作用導(dǎo)致Cd2+滯留于植物根系。馬文超等[29]研究發(fā)現(xiàn)香根草抗逆性強(qiáng)，具有較高的Cd耐性，可以適應(yīng)土壤中長時(shí)間低含量Cd脅迫和短時(shí)間高含量Cd脅迫，且香根草地上部Cd含量小于根部，兩者轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1。筆者研究中，單一撲草凈污染處理撲草凈在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)隨水體撲草凈濃度的降低而增大，在24和30 d時(shí)轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1，這可能是由于低劑量撲草凈會(huì)使香根草根系活力提高，代謝速率升高，從而使植物根系和地上部一起協(xié)同吸收降解撲草凈[12]。由于Cd2+的根系滯留特性，復(fù)合污染處理撲草凈在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1，Cd的存在不僅會(huì)抑制養(yǎng)分從根部向地上部運(yùn)輸[30]，還可能阻礙撲草凈從根系向莖葉轉(zhuǎn)移。香根草在根部積累重金屬和阻止其他有毒離子向莖葉轉(zhuǎn)移的這種特性，使香根草成為一種有吸引力的植物修復(fù)候選物種[11]。

筆者研究相關(guān)性分析結(jié)果表明，香根草根系對水體中撲草凈的吸收不呈線性關(guān)系，而是呈先上升后下降趨勢，最大吸收發(fā)生在6 d時(shí)，隨后逐漸下降。SUN等[31]研究發(fā)現(xiàn)，香根草根系對撲草凈的最大吸收發(fā)生在8 d前后，筆者研究結(jié)果與之一致。香根草培養(yǎng)時(shí)間與水體中Cd2+和撲草凈R0均呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，與水體Cd2+和撲草凈濃度均呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.01)，說明香根草能夠有效去除水體中Cd2+和撲草凈，是植物修復(fù)Cd-撲草凈復(fù)合污染水體的理想選擇。

4 結(jié)論

通過溫室水培模擬試驗(yàn)探討香根草對Cd-撲草凈復(fù)合污染水體的修復(fù)潛力，得出以下結(jié)論：

(1)香根草能夠同時(shí)吸收和去除水體中Cd和撲草凈2種污染物，對Cd和撲草凈單一及復(fù)合污染水體均具有明顯修復(fù)效果和潛力。隨著培養(yǎng)時(shí)間延長，種植香根草組水體Cd2+濃度和撲草凈濃度顯著低于未種植香根草組(P<0.05)；香根草能夠在所設(shè)撲草凈(1 mg·L-1)和Cd(0.5 mg·L-1)初始濃度條件下正常生長，相比于未種植香根草組，種植香根草提高了水體中單一及復(fù)合污染物的修復(fù)效率。

(2)培養(yǎng)期間，單一Cd和復(fù)合污染處理Cd在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)均小于1，水體中Cd2+主要富集在根部，根系Cd2+含量顯著高于莖葉(P<0.05)，且香根草根系對單一Cd2+污染處理Cd的吸收和累積顯著高于復(fù)合污染處理(P<0.05)。

(3)單一撲草凈污染處理撲草凈在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)隨水體撲草凈濃度降低而增大，在24和30 d時(shí)轉(zhuǎn)移系數(shù)大于1；復(fù)合污染處理撲草凈在香根草內(nèi)轉(zhuǎn)移系數(shù)小于1。單一撲草凈污染處理撲草凈降解速率顯著高于Cd-撲草凈復(fù)合污染處理(P<0.05)，香根草可以加速水體撲草凈降解，使其半衰期(t1/2)和去除99%撲草凈所需時(shí)間(t0.99)縮短。