香根草对水体中镉-扑草净复合污染的吸收去除动态

吴 珂，郑 毅，李 丽，张 坤，李丽萍，李晓岚，孙仕仙①

(1.西南林业大学云南省高原湿地保护修复与生态服务重点实验室，云南 昆明 650224；2.国家高原湿地研究中心，云南 昆明 650224；3.云南开放大学乡村振兴教育学院，云南 昆明 650032；4.甘肃省水利水电勘测设计研究院有限责任公司，甘肃 兰州 730030；5.云南农业大学植物保护学院，云南 昆明 650500)

随着工农业的快速发展，大量重金属和农药污染物进入环境，在各种环境介质中形成复合污染。生物实际生存环境中往往同时并存着各类污染物，复合污染容易对环境造成更大威胁[1]。重金属污染通常来自工农业排放，以废渣、废气和废水方式进入环境，在水生生态系统中，重金属的生物蓄积性、毒性和持久性会对水生生态系统自我净化造成严重压力[2-3]。农药污染主要来源于农药在自然界中的残留，原药及其降解产物会污染大气、水体和土壤，破坏生态环境[4]。针对重金属-有机物复合污染水体，植物修复作为生物修复的一项重要技术，在水生生态修复和废水处理方面表现出巨大潜力。

人工湿地对污染物的去除效果除了与基质、水力负荷和自然条件有关之外，还与所种植植物有关。在污水净化过程中，植物可以通过吸收污水中可利用的营养物质，吸附和富集重金属和一些有毒有害物质，并将他们转化为毒性较低的物质[5]。香根草(Vetiveriazizanioides)又名岩兰草，禾本科多年生草本植物，是一种优良的先锋植物，可以在生态环境十分恶劣的条件下生长，并且能够迅速改变当地的微域生态环境，其生物量大，在光照和水肥充足条件下生长迅速，有“神奇牧草”之称[6-7]。香根草具有涵水固土、吸收去除重金属和氮磷污染物的作用，其根系发达呈网状，能对水流形成阻拦，减缓水流速度，延长水体污染物在植物根系的滞留时间[8-9]。近年来，香根草在环境修复领域得到广泛应用，有学者利用香根草修复Cr、Cu、Pb和Zn复合污染土壤，发现香根草可作为Zn和Pb的超富集植物[10]；DAVAMANI等[11]通过生态浮床技术有效去除废水中Pb和Cd，很好地降低了废水中TN、TP、EC、BOD和COD浓度。除在重金属污染修复方面具有优势以外，香根草还可以去除水体中有机污染物，石傲傲等[12]研究发现香根草在初始质量浓度为10 mg·L-1的扑草净胁迫下仍具有较强的耐受性和良好的去除效果。目前，将香根草应用于重金属-有机物复合污染水体修复的研究鲜见报道。该研究采用温室水培试验，探讨Cd-扑草净复合污染条件下香根草对水体中重金属和有机物的吸收去除特性，以揭示香根草对重金属-有机物复合污染水体的修复潜力，为香根草修复重金属-有机物复合污染水体提供一定科学数据。

1 材料与方法

1.1 供试材料

以江西省红壤及种质资源研究所当年生香根草分蘖苗为研究对象，试验场地为西南林业大学格林温室，试验时间为2021年3—8月。试验期间选择苗龄及长势一致的香根草植株，以改良Hoagland营养液[13]为母液，稀释2倍后作为水培溶液。分析纯CdCl2购于昆明盘龙华森实验设备成套部，扑草净标准品购于济南仁诺化工有限公司。

1.2 试验设计

试验设置种植香根草组和未种植香根草组(对照)，每个组分别设置Cd污染(Cd处理，初始质量浓度为0.5 mg·L-1)、扑草净污染(P处理，初始质量浓度为1 mg·L-1)和Cd-扑草净复合污染(Cd-P处理)3个处理，每种处理均设3个重复。实验周期为30 d，分别于0、6、12、18、24和30 d时采集各处理水样和植物样(根系和茎叶)，测定水体、根系和茎叶中Cd和扑草净含量。

1.3 测定指标与提取方法

1.3.1水体和植物样品中Cd的提取和测定

植株Cd含量测定：将香根草样品用自来水洗净附着的污物和泥土，然后再用去离子水冲洗，用吸水纸吸干后将香根草茎叶和根系分开，在105 ℃条件下杀青30 min后在75 ℃烘箱中烘烤至恒重，粉碎后过0.25 mm孔径不锈钢筛，分别称取0.2 g置于消解管中，用HNO3-HClO4进行消解[14]。水样Cd浓度测定：取30 mL水样，用HNO3-HCl进行消解。将植物样和水样消解完全后的酸液用超纯水定容至50 mL，经过0.45 μm水相滤头过滤后用电感耦合等离子体光谱仪(ICP-OES，日本岛津9820)测定Cd浓度。

1.3.2水体和植物样品中扑草净的提取和测定

植株扑草净含量测定：用超纯水洗净附着在香根草上的污物，将香根草茎叶和根系分开后用吸水纸吸干，分别称取茎叶和根系样品各(2.00±0.01)g，由乙腈超声提取后用气相色谱-质谱联用仪(GC-MS，Thermo Fishsher美国)测定香根草茎叶、根系中扑草净含量。水样扑草净浓度测定：取30 mL水样过滤，用乙酸乙酯萃取后再用气相色谱-质谱联用仪进行测定。

1.4 数据处理与计算方法

转移系数(FT)计算公式为FT=Cshoot/Croot，其中，Cshoot为茎叶Cd2+或扑草净含量，mg·kg-1；Croot为根系Cd2+或扑草净含量，mg·kg-1。

一级动力学反应方程：Ct=C0e-kt，其中，Ct为t时间水体扑草净质量浓度，mg·L-1；C0为水体扑草净初始质量浓度，mg·L-1；k为降解速率常数；t为施药时间，d。

去除率(R)计算公式为R=[(C0-Ct)/C0]×100%，其中，Ct为t时间水体Cd2+或扑草净质量浓度，mg·L-1；C0为水体Cd2+或扑草净初始质量浓度，mg·L-1。

实际去除率(R0)计算公式为R0=R有香根草-R无香根草，其中，R有香根草和R无香根草分别为相同培养时间种植香根草和未种植香根草处理Cd2+或扑草净去除率[12]，%。

富集系数(K)计算公式为K=N/M，其中，N为植株(以干质量计)中重金属含量，mg·kg-1；M为水体中重金属初始质量浓度[14]，mg·L-1。

采用WPS 2021整理数据；采用SPSS 19.0软件中Pearson相关系数进行相关性分析，并采用单因素ANOVA方差齐性检验中Duncan多重比较进行差异显著性分析；采用Oringin 2018绘图。试验数据均以平均值±标准差表示。

2 结果与分析

2.1 水体Cd2+浓度及去除动态

培养至30 d时，未种植香根草组单一Cd污染和Cd-扑草净复合污染处理水体Cd2+质量浓度均为0.48 mg·L-1(图1)，较0 d时分别降低2.98%和3.80%。培养期间，种植香根草组单一Cd污染和复合污染处理水体Cd2+质量浓度在0～12 d时快速下降，到30 d时，水体Cd2+质量浓度分别为0.20和0.24 mg·L-1，去除率分别为59.11%和51.16%(表1)，较未种植香根草组分别提高55.95%和47.33%。种植香根草明显加快了水体中Cd2+的去除。培养期间，除0 d时无显著差异(P>0.05)外，种植香根草组单一Cd污染和复合污染处理水体Cd2+质量浓度均显著低于未种植香根草组(P<0.05)。

Cd为单一Cd污染处理，Cd-P为Cd-扑草净复合污染处理。

2.2 水体扑草净浓度及去除动态

随着培养时间的延长，种植香根草组和未种植香根草组单一扑草净污染和Cd-扑草净复合污染处理水体扑草净质量浓度均呈下降趋势(图2)；种植香根草组单一扑草净污染和Cd-扑草净复合污染处理水体扑草净去除率随培养时间的延长而提高(表2)。培养30 d时，种植香根草组和未种植香根草组单一扑草净污染处理水体扑草净质量浓度分别为0.20和0.54 mg·L-1，较0 d时分别降低78.04%和46.12%；种植香根草组和未种植香根草组复合污染处理水体扑草净质量浓度分别为0.30和0.54 mg·L-1，较0 d时分别降低68.03%和46.27%。培养期间，除0 d时无显著差异(P>0.05)外，种植香根草组单一扑草净污染和复合污染处理水体扑草净质量浓度均显著低于未种植香根草组相应处理(P<0.05)。种植香根草可以加速水体中扑草净的去除，除0和6 d时无显著差异(P>0.05)外，单一扑草净污染处理R0均显著高于复合污染处理(P<0.05)。

表1 不同时间不同处理水体Cd2+去除率

表2 不同时间不同处理下水体扑草净去除率

采用一级动力学反应方程拟合不同处理不同采样时间水体扑草净质量浓度的动态分布规律(图2)。

种植香根草组和未种植香根草组各处理水体扑草净降解趋势均符合一级动力学反应方程，且拟合度较高，各组水体扑草净质量浓度与培养时间均呈指数衰减趋势。由表3可知，种植香根草组水体扑草净半衰期(t1/2)在单一污染和复合污染条件下分别为9.44和17.28 d，较未种植香根草组分别缩短24.13和18.37 d；去除99%扑草净所需时间(t0.99)分别为70.06和116.82 d，较未种植香根草组分别缩短153.41和117.41 d。这表明种植香根草可以加速水体扑草净降解，缩短t1/2和t0.99，且单一扑草净处理降解速率显著高于复合污染处理(P<0.05)。

2.3 Cd2+和扑草净在香根草根系和茎叶中的含量变化

2.3.1Cd2+在香根草根系、茎叶中的含量变化

由图3可知，随着培养时间延长，单一Cd污染和Cd-扑草净复合污染处理香根草根系和茎叶Cd2+含量均呈先上升后下降趋势。单一Cd污染处理香根草根系Cd2+含量在6～12 d时快速上升，并显著高于复合污染处理(P<0.05)，茎叶Cd2+含量在0～6 d时快速上升，在18 d时达最大，为7.04 mg·kg-1。单一Cd污染和复合污染处理香根草根系Cd2+含量均在24 d时达最大值，分别为95.24和45.58 mg·kg-1。复合污染处理香根草茎叶Cd2+含量在0～18 d逐渐上升，在18 d时达最大，为7.26 mg·kg-1。单一Cd污染与复合污染处理香根草茎叶Cd2+含量除了在6和24 d时存在显著差异(P<0.05)之外，在其他时间均无显著差异(P>0.05)。

2.3.2扑草净在香根草根系和茎叶中的含量变化

由图4可知，随着培养时间的延长，单一扑草净污染和Cd-扑草净复合污染处理香根草根系扑草净含量均呈先上升而后下降趋势，且复合污染处理根系扑草净含量下降速度显著低于单一扑草净污染(P<0.05)。单一扑草净污染和复合污染处理香根草根系扑草净含量在0～6 d时快速上升，并在6 d时达最大值，分别为1.08和1.06 mg·kg-1。香根草茎叶扑草净含量随培养时间延长呈逐渐上升趋势。单一污染处理香根草茎叶扑草净含量在24和30 d时显著高于根系(P<0.05)，复合污染处理则没有出现茎叶扑草净含量高于根系的情况。

图4 香根草根系和茎叶中扑草净含量动态

2.4 Cd2+和扑草净在香根草内的转移系数

由表4可知，单一Cd污染和Cd-扑草净复合污染处理香根草内Cd转移系数在0 d时均为0.00，没有发生转移。单一Cd污染处理Cd转移系数在6 d时达最大，为0.35，显著高于复合污染处理(P<0.05)。复合污染处理Cd在香根草内的转移系数在18和30 d时达最大，其值均为0.19。培养期间，单一Cd污染和复合污染处理根系Cd2+含量显著高于茎叶(P<0.05)，两者转移系数均小于1。

表4 不同处理香根草内Cd转移系数

扑草净在香根草内转移系数随着培养时间的延长而提高(表5)，单一扑草净污染和Cd-扑草净复合污染处理扑草净在香根草内的转移系数均在30 d时达最大值，分别为1.90和0.84。单一扑草净污染处理扑草净转移系数在24和30 d时分别为1.56和1.90，大于1，而复合污染处理扑草净转移系数均小于1。除在0和6 d时没有显著差异(P>0.05)之外，单一污染处理扑草净转移系数均显著高于复合污染处理(P<0.05)。

表5 不同处理香根草内扑草净转移系数

2.5 Cd2+在香根草不同部位的富集系数

富集系数能够反映植物对某种重金属的吸收积累能力。由表6可知，Cd2+主要富集在香根草根系部分，单一Cd污染处理香根草根系富集系数在24 d时达最大值，为190.48，显著高于复合污染处理(P<0.05)。除0和6 d时无显著差异(P>0.05)之外，单一Cd污染处理香根草根系富集系数均显著高于复合污染处理(P<0.05)。单一Cd污染和复合污染处理香根草茎叶Cd2+富集系数均在18 d时达最大值，分别为14.08和14.52，无显著差异(P>0.05)。从富集系数可以看出，香根草根系对水体中Cd2+具有较强的吸收富集能力。

表6 香根草根系、茎叶Cd2+富集系数

2.6 相关性分析

对香根草培养时间、水体Cd2+R0、Cd在香根草内转移系数、水体Cd2+浓度和香根草不同部位Cd2+含量作相关性分析。由表7可知，香根草培养时间与水体Cd2+R0以及香根草茎叶和根系Cd2+含量呈极显著正相关(P<0.01)，与水体Cd2+浓度呈极显著负相关(P<0.01)，与转移系数相关性不显著(P>0.05)；水体Cd2+R0与香根草茎叶和根系Cd2+含量呈极显著正相关(P<0.01)，与水体Cd2+浓度呈极显著负相关(P<0.01)；Cd转移系数与茎叶Cd2+含量呈极显著正相关(P<0.01)；水体Cd2+浓度与香根草茎叶和根系Cd含量呈极显著负相关(P<0.01)；茎叶Cd2+含量与根系Cd2+含量呈极显著正相关(P<0.01)。

表7 香根草培养时间、水体Cd2+ R0、Cd在香根草内转移系数、水体Cd2+浓度和香根草不同部位Cd2+含量的相关性

对香根草培养时间、水体扑草净R0、扑草净在香根草内转移系数、水体扑草净浓度和香根草不同部位扑草净含量作相关性分析。由表8可知，香根草培养时间与水体扑草净R0、扑草净转移系数和茎叶扑草净含量呈极显著正相关(P<0.01)，与水体扑草净浓度呈极显著负相关(P<0.01)，与根系扑草净含量相关性不显著(P>0.05)；水体扑草净R0与扑草净转移系数和茎叶扑草净含量呈极显著正相关(P<0.01)，与水体扑草净浓度呈极显著负相关(P<0.01)；扑草净转移系数与茎叶扑草净含量呈极显著正相关(P<0.01)，与水体扑草净浓度呈极显著负相关(P<0.01)；水体扑草净浓度与茎叶扑草净含量呈极显著负相关(P<0.01)。

表8 香根草培养时间、水体扑草净R0、扑草净在香根草内转移系数、水体扑草净浓度和香根草不同部位扑草净含量的相关性

3 讨论

3.1 植物对重金属、有机物污染的修复效率

植物修复技术的核心要素是植物的选择，申华等[15]研究发现斯必兰(Gymnocorovisspilanthoides)对水体Cd污染耐性最高、修复能力最强，但由于沉水植物容易死亡，沉入水底易造成二次污染，加大了水体重金属污染治理难度；王凯[16]采用Cd超积累植物东南景天(Sedumalfredii)修复Cd-多环芳烃(polycyclic aromatic hydrocarbons，PAHs)复合污染土壤，发现仅种植东南景天不足以同时修复土壤中的Cd和PAHs，还需要引入其他强化措施以达到共同去除Cd和PAHs的目的；NI等[17]研究发现，钱铜草(Hydrocotylevulgaris)在30 d内可以去除水体中初始质量浓度为0.55 mg·L-1的扑草净，去除率可达94%，但因钱铜草生物量小，根系不发达，在实际应用中修复效果有限，且对有机物和重金属复合污染水体的修复效果尚未可知。香根草能够同时去除水体中Cd和扑草净2种污染物，对Cd和扑草净单一污染及复合污染水体均具有较好修复效果。

植物对重金属和有机污染物的修复主要是通过植物自身的吸收提取、挥发作用和植物稳定化以及根际释放酶、分泌物和根际微生物的催化降解实现，但多种污染物共存可能会影响植物修复的过程和效率[18-19]。笔者研究发现，香根草根系对单一污染条件下Cd2+的吸收累积显著高于复合污染条件(P<0.05)，这可能是由于扑草净水溶性差，在水体中的滞留时间长，导致香根草对复合污染水体中Cd2+的吸收产生抑制作用。有学者研究发现，芘(pyrene，PYR)的存在抑制了东南景天从土壤中吸收积累Cd[16]；PAHs的存在影响了玉米从Cu污染土壤中吸收提取Cu[20]，笔者研究结果与之相似。

扑草净作为一种内吸传导性除草剂，可以通过植物的吸收积累和代谢进行消散。复合污染处理香根草根系扑草净含量下降速度显著低于单一扑草净处理(P<0.05)，这可能是由于Cd的存在抑制了根系分泌与有机物降解有关的氧化还原酶或释放与活化有机污染物有关的亲脂性分泌物，从而抑制根系对扑草净的降解代谢[21]。谢冬玉[22]研究发现，当阿特拉津(atrazine，ATZ)与Cd2+共存时，Cd2+会延长ATZ的滞留时间，Cd2+对ATZ的降解产生明显负面影响，笔者研究结果与之相似。微生物降解也是扑草净降解的一种重要方式，已有研究者从工业废水中分离出多个可降解扑草净的菌株[23]，但从笔者相关性分析中可以看出，培养时间与茎叶扑草净含量呈极显著正相关(P<0.05)，水体扑草净浓度与茎叶扑草净含量呈极显著负相关(P<0.05)，说明水体中扑草净的去除消散主要通过植物的吸收代谢。在自然水体中发生光化学降解也是扑草净消散的一种方式[24]，即使没有种植香根草，随着培养时间延长，水体扑草净浓度也会降低，但种植香根草明显加快了水体扑草净去除。

3.2 重金属、有机污染物在植物内的累积和转移

植物对重金属的吸收、富集和转移特性因植物种类、植株部位及污染物种类的不同而不同，有研究[25]发现，植物根部Cd含量要远高于地上部分。例如，Cd处理野菊植株地上部Cd含量均小于根部，Cd主要富集于根部[26]；竹类植物对土壤重金属的迁移总量随重金属含量增加而上升，重金属大部分累积在竹类根部，向地上部迁移较少，各部位FT值大多数小于1，而各部位生物富集系数(bioconcentration factor, BCF)值由大到小依次为根、茎和叶[27]。这主要是因为植物组织对Cd的转运存在一种壁垒作用，能抑制Cd从地下部向地上部转移，即表现为根系对Cd的滞留作用。这种作用是植物抵抗Cd毒害的一种方式，调控植株对Cd的吸收和转运，阻碍Cd进入茎叶和原生质体，不仅减轻了Cd对茎叶的伤害，而且降低了茎叶作为可食用部分进入食物链中的风险[9,28]。香根草根系对水体中Cd2+有较强富集能力，根系Cd2+含量显著高于茎叶(P<0.05)，这可能是由于根茎间转运量低以及根系细胞壁和液泡的滞留作用导致Cd2+滞留于植物根系。马文超等[29]研究发现香根草抗逆性强，具有较高的Cd耐性，可以适应土壤中长时间低含量Cd胁迫和短时间高含量Cd胁迫，且香根草地上部Cd含量小于根部，两者转移系数均小于1。笔者研究中，单一扑草净污染处理扑草净在香根草内转移系数随水体扑草净浓度的降低而增大，在24和30 d时转移系数大于1，这可能是由于低剂量扑草净会使香根草根系活力提高，代谢速率升高，从而使植物根系和地上部一起协同吸收降解扑草净[12]。由于Cd2+的根系滞留特性，复合污染处理扑草净在香根草内转移系数均小于1，Cd的存在不仅会抑制养分从根部向地上部运输[30]，还可能阻碍扑草净从根系向茎叶转移。香根草在根部积累重金属和阻止其他有毒离子向茎叶转移的这种特性，使香根草成为一种有吸引力的植物修复候选物种[11]。

笔者研究相关性分析结果表明，香根草根系对水体中扑草净的吸收不呈线性关系，而是呈先上升后下降趋势，最大吸收发生在6 d时，随后逐渐下降。SUN等[31]研究发现，香根草根系对扑草净的最大吸收发生在8 d前后，笔者研究结果与之一致。香根草培养时间与水体中Cd2+和扑草净R0均呈极显著正相关(P<0.01)，与水体Cd2+和扑草净浓度均呈极显著负相关(P<0.01)，说明香根草能够有效去除水体中Cd2+和扑草净，是植物修复Cd-扑草净复合污染水体的理想选择。

4 结论

通过温室水培模拟试验探讨香根草对Cd-扑草净复合污染水体的修复潜力，得出以下结论：

(1)香根草能够同时吸收和去除水体中Cd和扑草净2种污染物，对Cd和扑草净单一及复合污染水体均具有明显修复效果和潜力。随着培养时间延长，种植香根草组水体Cd2+浓度和扑草净浓度显著低于未种植香根草组(P<0.05)；香根草能够在所设扑草净(1 mg·L-1)和Cd(0.5 mg·L-1)初始浓度条件下正常生长，相比于未种植香根草组，种植香根草提高了水体中单一及复合污染物的修复效率。

(2)培养期间，单一Cd和复合污染处理Cd在香根草内转移系数均小于1，水体中Cd2+主要富集在根部，根系Cd2+含量显著高于茎叶(P<0.05)，且香根草根系对单一Cd2+污染处理Cd的吸收和累积显著高于复合污染处理(P<0.05)。

(3)单一扑草净污染处理扑草净在香根草内转移系数随水体扑草净浓度降低而增大，在24和30 d时转移系数大于1；复合污染处理扑草净在香根草内转移系数小于1。单一扑草净污染处理扑草净降解速率显著高于Cd-扑草净复合污染处理(P<0.05)，香根草可以加速水体扑草净降解，使其半衰期(t1/2)和去除99%扑草净所需时间(t0.99)缩短。