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扑草净(4,6-双异丙胺基-2-甲硫基-1,3,5-三嗪)是一种低毒、高选择的内吸性除草剂，因杀草谱广、药效长、除藻效果明显等优点被广泛应用于农业生产和水产养殖中[1]，在水中溶解度低(25 ℃，48 mg·L−1)，半衰期为1~3月，化学性质稳定，难降解，对生态环境的影响已经引起世界各国的关注[2]。2010年扑草净被农业部第1435号公告列入《兽药试行标准废止标准目录》[3]，但许多地区仍将其作为水质改良剂大量用于水产养殖中，造成水环境污染，水产品扑草净残留检出甚至超标[4-5]。此外，扑草净是一种环境内分泌干扰物质，经食物链传递进入体内，可导致生物体内分泌系统、生殖器官、神经系统和免疫系统异常等，威胁生物体健康[6-8]。因此，解决扑草净对水环境的污染问题刻不容缓。植物修复是运用植物遏制、降解或提取环境中外源性污染物的技术，具有高效、环保、无公害、成本低的优点[9]。香根草Vetiveria zizanioides又名岩兰草，为禾本科Gramineae香根草属Vetiveria多年生C4草本植物，根系发达，生物量大，适应性广，是较理想的水土保持植物[10]。近年来，香根草在环境修复领域应用广泛，对重金属铁、镍、铬、锰等有较强的富集能力，可有效净化富营养化水体并吸收降解环境中的阿特拉津[11-13]。扑草净是一种三氮苯类除草剂，化学结构与阿特拉津相似。目前，尚未有香根草修复不同质量浓度扑草净污染水体的相关报道。因此，本研究利用温室水培试验，分析不同初始质量浓度扑草净污染下，水体扑草净质量浓度和香根草体内扑草净质量分数的动态变化，为应用香根草修复农药污染水体提供理论基础。
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供试香根草购于江西红壤研究所，试验场地为西南林业大学格林温室，试验时间为2019年5−7月。选择苗龄及长势一致的香根草植株，以改良Hoagland营养液[14]为母液，稀释2倍后作为水培溶液。扑草净标准品购于济南仁诺化工有限公司。
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设置香根草种植组(T)和未种植香根草组(N)，在培养液中添加不同质量浓度(1.0、5.0、10.0、15.0 mg·L−1)扑草净，分别标记为T1、T5、T10、T15和N1、N5、N10、N15，以种植香根草未添加扑草净为对照(T0)，于第0、5、10和15天分别取样，其中T组采集水体样品和植物样品，N组采集水体样品。
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根据质量差法采集水样，用乙酸乙酯萃取。采用GC-MS(Thermo Fishsher，美国)测定水体中扑草净质量浓度。测试条件为：TG-5MS色谱柱(30 m×0.25 mm×0.25 µm)，进样口温度250 ℃，离子传输线温度250 ℃，离子源温度250 ℃。升温程序为：初始温度40 ℃，保持1.0 min，35 ℃·min−1升至180 ℃，保持1.0 min，然后以20 ℃·min−1的速率升至280 ℃，保持1.5 min，不分流进样。进样量为1 µL；载气为氦气；扫描离子质荷比为184、241、58。
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茎叶、根系分别称取(2.00±0.01) g，剪成2~3 mm碎片。用乙腈超声提取。采用GC-MS测定植物不同部位扑草净质量分数，仪器测定条件同水样。
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转移系数FT＝C1/C2，其中C1为茎叶扑草净质量分数(mg·kg−1)，C2为根系扑草净质量分数(mg·kg−1)。
Ct＝C0e−kt，其中Ct为t时间点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为施药后的天数(d)。
扑草净去除率R=[(C0−Ct)/C0]×100%。扑草净相对去除率R0=RT−RN，其中RT、RN分别为相同初始质量浓度及培养时间下，T组及N组扑草净去除率(%)。
采用WPS 2018整理数据，SPSS 19.0进行单因素方差分析，分析方法为Duncan比较法，采用R语言进行相关性分析，Oringin 2018进行绘图。
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准确称取103 mg扑草净标准品，溶于100 mL乙腈中，得到1 000.0 mg·L−1扑草净标准储备液；然后用正己烷逐级稀释为标准溶液，测定色谱峰面积。结果表明：扑草净在0~20.0 mg·L−1范围内线性良好，线性回归方程为y=2.303x+1.727，相关系数为0.999。方法的检出限为0.001 mg·L−1。
取空白水样30 mL，植物样品各2.00 g，分别添加 0.5、1.0、1.5 mg·L−1标准溶液，每个加标水平3个重复。测定不同类型样品加标回收率。其中水样加标回收率为(88.76±4.62)%，根系为(98.23±4.04)%，茎叶为(94.38±4.03)%，相对标准偏差为(4.03~4.62)%，表明该方法符合实验要求。
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由图1A可以看出：随培养时间延长，T组水体扑草净质量浓度呈下降趋势。T1、T5处理，培养15 d水体扑草净较5 d分别降低了81.08%、44.39%，T10、T15处理分别降低了48.99%、47.77%。T1处理，培养15 d后水体扑草净质量浓度为0.14 mg·L−1，为培养10和5 d的33.33%和19.92%；T15处理，培养15 d后水体扑草净质量浓度为4.56 mg·L−1，为培养10和5 d的73.43%和52.23%。表明香根草对不同初始质量浓度扑草净污染水体具有一定修复效果。对不同培养时间下的水体扑草净质量浓度与初始质量浓度进行拟合，发现水体扑草净质量浓度与扑草净初始质量浓度呈线性关系，5、10、15 d拟合方程分别为：y5=0.50+0.60x、y10=0.31+0.43x、y15=0.21+0.32x，决定系数分别为0.961、0.965、0.950；培养时间越长，拟合方程斜率越小，说明扑草净初始质量浓度对水体扑草净质量浓度影响较大。
图 1 不同处理下水体扑草净质量浓度(A)、香根草根系(B)、茎叶(C)扑草净质量分数
Figure 1. Prometryn concentration of water (A), roots (B), shoots (C) of V. zizanioides under different treatments
由图1B可知：T组不同处理根系扑草净质量分数均为第5天最大，随培养时间延长，T1、T5处理下香根草根系扑草净质量分数下降，T10、T15处理下先下降后上升。不同处理根系扑草净质量分数培养10 d较5 d分别减少了52.37%、47.87%、59.30%、47.45%，15 d较5 d分别减少了71.29%、79.23%、39.14%、31.17%。推测5 d时其根部吸收扑草净达到最大值，随后向茎叶发生转移，根系继续吸收水培溶液中的扑草净，使得根系扑草净质量分数再次上升。对不同培养时间下的扑草净初始质量浓度与根系扑草净质量分数进行拟合，发现两者呈线性关系，5、10、15 d的拟合方程分别为：y5=0.52+3.84x 、 y10=−0.10+1.86x 、 y15=−2.41+2.65x，决定系数分别为0.952、0.988和0.929，说明不同培养时间下，扑草净初始质量浓度对香根草根系扑草净质量分数影响密切。
由图1C可知：T组不同处理下香根草茎叶中扑草净质量分数在培养5 d时达到峰值，随培养时间延长持续降低；不同处理茎叶中扑草净质量分数培养10 d较5 d分别降低了35.85%、51.80%、39.77%、29.43%，培养15 d时较5 d分别降低了55.09%、70.00%、58.07%、54.30%。对不同培养时间下的扑草净初始质量浓度与茎叶扑草净质量分数进行拟合，发现茎叶扑草净质量分数与扑草净初始质量浓度正相关，斜率随培养时间延长而减小。5、10、15 d的拟合方程分别为：y5=2.37+0.84 x 、y10=0.97+0.59x 、y15=0.70+0.38x ，决定系数分别为0.816、0.954和0.941，说明随着培养时间增加，香根草茎叶扑草净质量分数降低。
由表1可知：相同培养时间下，香根草转移系数均随扑草净初始质量浓度增加而降低。相比T1，培养5 d时T5、T10、T15香根草转移系数分别降低了30.95%、70.24%、71.43%，培养10 d时分别降低了54.46%、66.96%、70.54%，培养15 d时分别降低了32.06%、87.02%、87.79%。相同初始质量浓度处理下，香根草转移系数随培养时间延长呈波动趋势。T1、T5处理，香根草转移系数培养15 d较5 d分别增加55.95%、53.45%，T10、T15处理，香根草转移系数培养15 d较5 d分别降低32.00%、33.33%。表明香根草对水体扑草净的吸收、转移受初始质量浓度、培养时间影响。
表 1 不同处理下香根草转移系数
Table 1. Transfer coefficient of V. zizanioides under different treatments
t/d T1 T5 T10 T15 5 0.84±0.02 Ab 0.58±0.08 Bb 0.25±0.04 Cab 0.24±0.02 Cab 10 1.12±0.14 Aab 0.54±0.04 Bb 0.37±0.06 Ba 0.33±0.06 Ba 15 1.31±0.14 Aa 0.89±0.06 Ba 0.17±0.01 Cb 0.16±0.01 Cb 说明：大写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05)；小写字母表示不同培养时间下差异显著(P＜0.05) -
采用一级反应动力学方程拟合不同培养时间下水体扑草净质量浓度的动态分布规律。水体添加不同质量浓度扑草净后，T组(图2A)和N组(图2B)水体扑草净的降解趋势均符合一级反应动力学方程，拟合度较高，培养时间与水体扑草净质量浓度均呈指数衰减趋势，最后逐渐趋于稳定。结合表2可知：不同初始质量浓度扑草净污染水体中，T组扑草净半衰期为7.42~13.82 d，N组为22.23~33.34 d，种植组较未种植组缩短了14.80~19.78 d；T组降解速率高于N组(P＜0.05)，表明种植香根草可加速水体中扑草净的降解，使降解半衰期提前。由表3可知：不同初始质量浓度扑草净污染的水体中，水体扑草净去除率T组高于N组(P＜0.05)；培养15 d，T组水体扑草净去除率为52.27%~85.88%，N组为29.16%~39.55%，去除率提高了22.52%~55.57%(P＜0.05)，表明香根草对不同初始质量浓度扑草净污染水体均有修复效果，1.0 mg·L−1初始质量浓度处理下，香根草对水体扑草净去除率最高。
图 2 不同处理下水体扑草净质量浓度与培养时间的关系
Figure 2. Relationship between prometryn concentration and cultivation time under different treatments
表 2 不同处理下水体扑草净降解速率和半衰期
Table 2. Degradation rate and half-life of prometryn in water under different treatments
初始质量浓度/
(mg·L−1)T组 N组 降解速率/
d−1半衰期/
d降解速率/
d−1半衰期/
d1.0 0.07 b 9.61 c 0.02 a 29.39 b 5.0 0.05 c 13.82 a 0.02 a 33.34 a 10.0 0.06 bc 10.88 b 0.02 a 29.89 b 15.0 0.09 a 7.42 d 0.03 a 22.23 c 说明：不同小写字母表示差异显著(P＜0.05) 表 3 不同处理下水体扑草净去除率
Table 3. Prometryn removal rate in water under different treatments
t/d 初始质量浓度/
(mg·L−1)去除率/% T组 N组 相对去除率 5 1.0 23.28±2.26 g 15.72±4.63 c 3.90±1.41 d 5.0 19.93±0.36 g 16.88±0.62 c 3.05±0.08 d 10.0 22.05±1.63 g 17.11±3.10 c 4.94±1.58 d 15.0 40.38±2.95 e 19.57±1.64 c 20.82±4.59 c 10 1.0 56.44±4.68 c 21.68±4.10 c 40.72±8.53 b 5.0 39.64±0.23 e 21.11±3.12 c 22.76±0.38 c 10.0 45.90±1.37 de 21.77±1.46 c 28.80±1.98 bc 15.0 57.56±1.14 c 29.80±3.22 b 37.99±2.31 b 15 1.0 85.88±6.58 a 30.30±1.03 b 55.57±5.66 a 5.0 52.27±4.06 cd 29.75±2.87 b 22.52±4.48 c 10.0 60.25±1.34 bc 29.16±0.15 b 31.09±1.20 bc 15.0 68.82±5.27 b 39.55±0.99 a 29.27±5.65 bc 说明：不同小写字母表示差异显著(P＜0.05) -
对扑草净初始质量浓度与香根草不同部位扑草净质量分数及水体扑草净质量浓度、转移系数、去除率作相关性分析。由表4可知：扑草净初始质量浓度与香根草转移系数呈极显著负相关(P＜0.01)，与香根草茎叶、根系扑草净质量分数呈极显著正相关(P＜0.01)，与相对去除率相关性不显著(P＞0.05)，相对去除率与培养时间呈极显著正相关(P＜0.01)，与转移系数相关性不显著(P＞0.05)；转移系数与水体扑草净质量浓度、香根草茎叶、根系扑草净质量分数均呈极显著负相关(P＜0.01)。
表 4 扑草净初始质量浓度与香根草不同部位扑草净质量分数、相对去除率的相关性
Table 4. Correlation between initial concentration and the concentration of prometryn in V. zizanioides and relative removal rate
项目 初始质量浓度 培养时间 相对去除率 转移系数 水体质量浓度 茎叶质量分数 根系质量分数 初始质量浓度 1 培养时间 0.000 1 相对去除率 −0.033 0.662** 1 转移系数 −0.844** 0.163 0.328 1 水体质量浓度 0.852** −0.396* −0.349* −0.798** 1 茎叶质量分数 0.659** −0.564** −0.441** −0.610** 0.875** 1 根系质量分数 0.850** −0.298 −0.286 −0.803** 0.916** 0.793** 1 说明：*表示显著相关(P＜0.05)，**表示极显著相关(P＜0.01) -
水体农药污染修复技术中，植物修复因无二次污染、修复彻底等优点成为研究的热点[14]，核心要素是植物的选择，因此，明确香根草对不同质量浓度扑草净的净化潜力尤为关键。研究发现：种植灯心草Juncus effusus和美人蕉Canna indica可显著提高农药的去除效率。本研究发现：培养15 d时，香根草种植组水体扑草净去除率较未种植组提高了22.52%~55.57%，表明香根草对扑草净污染水体有修复效果。与LÜ等[15]和董静等[16]研究一致。但不同植物对农药的吸收和降解效果存在差异。研究发现：芦苇Phragmites australis对特丁津的去除率高于宽叶香蒲Typha latifolia[17]，蓉草Leersia oryzoides对莠去津、二嗪农的去除率高于宽叶香蒲[18]。NI等[19]研究表明：培养30 d时，铜钱草Hydrocotyle vulgaris对0.5 mg·L−1扑草净去除率较未种植植物提高了37%，就扑草净的去除效果而言，香根草优于铜钱草，可能与初始质量浓度、植物种类、生物量和根际微环境差异等多个因素有关。
自然环境中，水体中农药的去除或降解受多种因素影响，如水解、水/有机物分配、微生物降解等[20]。植物可提高降解效率，缩短农药半衰期[21]。本研究发现：不同初始质量浓度扑草净处理下，相比未种植组，香根草种植组水体扑草净半衰期显著缩短；但T15半衰期较其他处理长，可能是该质量浓度已经胁迫到香根草的正常生理活动，其修复效果受到影响，但与N15相比，仍提高了修复效率。
研究植物对有机污染物的吸收、转移特征，对明确有机污染物的环境行为、生态风险评价及植物修复等都具有重要的意义[22]。本研究中香根草体内扑草净质量分数主要与扑草净初始质量浓度有关，这与王庆海等[23]对黄菖蒲Iris pseudacorus的研究结果基本一致。本研究中各处理香根草根系扑草净质量分数培养第5天达到峰值，继续培养，高质量浓度(T10、T15)下先下降后上升，原因可能是培养5 d时，香根草根部吸收扑草净量达到饱和，随后向地上部转移，根系继续吸收水体中的扑草净。香根草茎叶扑草净质量分数与扑草净初始质量浓度呈正相关，与培养时间呈负相关。这与JIN等[24]对绿藻研究结果相似。SUN等[25]也发现香根草根系对扑草净的吸收并不呈线性关系，而是呈先上升后波动下降的趋势，与本研究一致。
转移系数可作为评价植物从根系向茎叶转移扑草净能力的指标[26]。不同培养时间下，香根草转移系数均随扑草净初始质量浓度增加而降低。低质量浓度(1.0 mg·L−1)时，转移系数大于1。这表明低质量浓度胁迫时，通过从地下部分向地上部分转移扑草净，植物根系与地上部一起协同吸收降解扑草净。高质量浓度(10 mg·L−1)时，转移系数先升高后降低，可能是随着胁迫质量浓度升高，植物地下部分向地上部分的物质传输能力降低，水体扑草净的去除以根系吸收降解扑草净为主。与何发林等[27]的结论一致。低质量浓度农药胁迫下，香根草根系活力提高，代谢速率升高，而高质量浓度农药则会对植物产生毒害作用，植物生长受到抑制甚至死亡。植物将大部分污染物滞留或固定在根部，阻止或减少其向地上部分运输，被认为是植物减轻对地上部的毒害，增强植物耐性的重要机制之一[28]。这也是高质量浓度扑草净胁迫下，香根草转移系数降低的原因，与宋清梅等[29]研究结果一致。
相关性分析表明：扑草净初始质量浓度与香根草转移系数呈显著负相关(P＜0.05)，去除率与培养时间呈极显著正相关(P＜0.01)，表明随扑草净初始质量浓度增加，转移系数降低；不同初始质量浓度扑草净胁迫下，香根草相对去除率变化不大，但随培养时间延长而增大。说明扑草净污染水体中香根草存在根际效应[30]，即植物对污染物的去除效率与其根部生物量密切相关。香根草适应性广，根系发达，生物量大[31]，是植物修复扑草净污染水体的理想选择。
Remediation potential of Vetiveria zizanioides on the water polluted with prometryn
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摘要:
目的 探究香根草Vetiveria zizanioides对扑草净污染水体的修复潜力。 方法 采用温室水培模拟实验的方法，研究香根草对水体不同初始质量浓度(1.0、5.0、10.0、15.0 mg·L−1)扑草净的吸收和去除特征。 结果 相同培养时间下，随水体扑草净初始质量浓度增加，香根草茎叶和根系扑草净质量分数显著增加(P＜0.05)，在第5天达到最大值，之后呈波动下降趋势；随培养时间延长，水体扑草净质量浓度显著降低(P＜0.05)。与未种植香根草相比，香根草种植组水体扑草净降解半衰期缩短了14.80~19.78 d，去除率提高了22.52%~55.57%。相关性分析表明：水体扑草净质量浓度与香根草转移系数呈极显著负相关(P＜0.01)，与相对去除率相关性不显著(P＞0.05)，与培养时间呈极显著正相关(P＜0.01)。 结论 种植香根草可提高水体扑草净降解速率和去除率，香根草可作为扑草净污染水体修复的先锋植物。图2表4参31 Abstract:Objective This study is aimed to explore the remediation potential of Vetiveria zizanioides on prometryn polluted water. Method The characteristics of absorption and removal of prometryn by V. zizanioides with different initial concentrations (1.0, 5.0, 10.0, 15.0 mg·L−1)were studied by hydroponic simulation experiment in greenhouse. Result With the same cultivation time, the increase of initial prometryn concentration brought about a significant increase of prometryn concentration (P＜0.05) in the shoots and roots of V. zizanioides, which reached the maximum on the 5th day, and then demonstrated a fluctuating decline. The extension of cultivation time led to a significant decrease in prometryn concentration in water (P＜ 0.05). Compared with the control without V. zizanioides, the degradation half-life of prometryn in the treatment group with V. zizanioides was shortened by 14.80−19.78 days, and the removal rate was increased by 22.52%−55.57%. The concentration of prometryn in water had a significant negative correlation with the transfer coefficient of V. zizanioides (P＜0.01), no significant correlation with relative removal rate (P＞0.05), but a significant positive correlation with the cultivation time (P＜0.01). Conclusion The planting of V. zizanioides can promote the degradation rate and removal rate of prometryn, therefore, V. zizanioides can be used as a pioneer plant in the remediation of prometryn polluted water. [Ch, 2 fig. 4 tab. 31 ref.] -
Key words:
- Vetiveria zizanioides /
- prometryn /
- absorption and removal /
- rhizosphere effect /
- phytoremediation
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随着中国经济的快速发展，花卉的需求量逐年增加，进而对作为花卉栽培基质的泥炭需求也日益迫切[1-2]。泥炭为不可再生资源，具有涵养水源、调蓄洪峰、调节气候、减少污染等生态功能，过度开采势必会造成湿地生态系统的破坏，加剧地球温室效应[3]。因此，寻找和发掘一种性能稳定、价格低廉的泥炭代替基质尤为重要[4]。已有研究表明：园林绿化废弃物堆肥质地疏松、养分全面，具有较强的保水保肥能力，可以替代泥炭用作栽培基质[5]。郝丹等[6]采用10%蛭石、10%珍珠岩和80%(体积比)园林绿化废弃物堆肥混合物作为金盏菊Calendula officinalis栽培基质，可有效提高金盏菊品质；倪肖卫等[7]将园林绿化废弃物堆肥作为基质进行佛甲草Sedum lineare栽培，其中园林绿化废弃物堆肥、蛭石和砂土体积比为6∶4∶1时，混合基质对佛甲草生长促进作用最显著。李燕等[8]研究发现：在泥炭中添加60%~80%的园林绿化废弃物堆肥，可以显著提高红掌Anthurium andraeanum和鸟巢蕨Asplenium nidus的生物量，表明园林绿化废弃物堆肥可以部分替代泥炭作为红掌和鸟巢蕨栽培基质。
波斯菊Cosmos bipinnata为菊科Compositae植物，因其色彩鲜艳，常被用于园林绿化[9]。目前将园林绿化废弃物堆肥用于波斯菊栽培的研究还未有报道。本研究将园林绿化废弃物堆肥替代或部分替代泥炭用作波斯菊栽培基质，并测定与分析栽培基质的理化性质和波斯菊生长状况，探究园林绿化废弃物堆肥用作波斯菊栽培基质的可行性，以期筛选出栽培基质的最佳配比，使园林绿化废弃物得到科学、经济、有效的利用。
1. 材料与方法
1.1 材料
波斯菊种子与供试泥炭(丹麦品氏泥炭)购于北京林大林业科技股份有限公司。供试园林绿化废弃物堆肥材料来源于北京市植物园堆肥厂。制作过程：堆肥前，将园林绿化废弃物、青储饲料和脱硫石膏按照体积比为40∶18∶1进行混合，添加尿素，调节堆肥混合物碳氮比(C/N)至25~30，浇水并维持含水量为60%~70%，再添加5 mL·kg−1微生物菌剂(康氏木霉Trichoderma koningii和黄孢原毛平革菌Phanerochaete chrysosporium混合物)，最后将堆肥混合物堆成底面积1 m2、高1 m的堆体。在堆肥全过程中，隔3 d翻堆并补充水分。堆肥至28 d时测定相关指标表明，堆体已完全腐熟。
1.2 方法
1.2.1 试验设计
本研究于2021年6—10月在北京林大林业科技股份有限公司温室苗圃进行。共设置5个处理，每个处理设置5次重复。试验方案见表1。
表 1 试验设计Table 1 Experimental design基质代号
(处理)不同基质配比(体积比) 园林绿化废弃物堆肥/% 泥炭/% T100 100 0 T75 75 25 T50 50 50 T25 25 75 T0 0 100 1.2.2 栽培基质的制备
5个处理的混合栽培基质分别加入质量分数为0.1%的多菌灵杀菌消毒，混合均匀后将其分别装入180 mm×160 mm 的塑料花盆中，用于波斯菊栽培，同时采集栽培基质样品。
1.2.3 栽培管理
选取颗粒饱满的波斯菊种子用装满泥炭的育苗盘统一育苗，每穴1粒种子。育苗20 d后，在育苗盘中选取长势一致的波斯菊幼苗分别移栽到装有5种不同栽培基质的塑料花盆中，每盆1株。栽培期间1周浇水1次，以保证植物生长所需水分，其他管理措施保持一致[6]。栽培100 d后，测定每株波斯菊的花朵数和株高。测定后，将波斯菊整株挖出并用清水清洗干净，测定其鲜质量和根长。
1.2.4 栽培基质理化指标测定
栽培基质的容重、最大含水量、总孔隙度和通气孔隙等4个物理性质指标参考殷泽欣等[10]的方法测定。栽培基质的pH、电导率(EC)、全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾等7个化学性质指标参考鲍士旦[11]的方法测定。其中，称取一定量的风干样品并加入无水二氧化碳，风干样品与水的体积比为1∶10，在剧烈震荡10 min并过滤后，测定滤液pH和EC；样品在加入浓硫酸和过氧化氢消煮后分别测定全氮、全磷和全钾，其中采用凯氏定氮法测定全氮，采用752紫外光栅分光光度计测定全磷，采用FP640火焰光度计测定全钾；有效磷通过碳酸氢钠提取，钼锑抗比色法测定；速效钾经乙酸铵提取，火焰光度计测定。
1.2.5 波斯菊生长指标测定
分别用精度为0.01 g的电子秤称量洗净和烘干后的波斯菊地上部分质量和地下部分质量。用0~100 cm软尺测量花盆内基质表面至波斯菊成株最高点的距离作为株高；测定波斯菊根部最长根的长度作为根长；记录每株波斯菊花朵数[6]。
1.2.6 数据处理
采用Office 2016软件进行数据处理，采用SPSS 6.1统计分析软件进行单因素方差分析(one-way ANOVA)和多重比较(P＜0.05)。
2. 结果与分析
2.1 不同栽培基质物理性质
2.1.1 容重
由表2可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占添加比例增加，不同栽培基质容重逐渐升高。其中，T100处理容重最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理容重最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)。ABAD等[12]指出：栽培基质的理想容重为＜0.40 g·cm−3，且接近0.40 g·cm−3时更优。因此，除T100处理外，其他处理的栽培基质容重均处于理想范围内。其中，T75处理容重更接近理想值。
表 2 不同栽培基质物理性质Table 2 Physical properties of different cultivation substrates处理 容重/(g·cm−3) 最大含水量/% 总孔隙度/% 通气孔隙/% 处理 容重/(g·cm−3) 最大含水量/% 总孔隙度/% 通气孔隙/% T100 0.41±0.03 a 82.67±0.17 a 84.11±0.31 a 23.16±0.16 a T25 0.33±0.02 d 84.33±0.27 b 87.51±0.29 bc 17.88±0.11 c T75 0.39±0.02 b 83.06±0.21 ab 85.32±0.25 ab 20.55±0.24 b T0 0.31±0.03 e 85.95±0.23 b 88.93±0.28 c 15.40± 0.17 d T50 0.37±0.05 c 83.41±0.20 b 86.78±0.21 b 19.79±0.19 b 理想值 ＜0.40[12] 70.00~85.00[13] 70.00~90.00[14] 15.00~30.00[14] 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 2.1.2 最大含水量
由表2可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质最大含水量逐渐降低。其中，T0处理最大含水量最高，与T100处理差异显著(P＜0.05)；T100处理最大含水量最低，与T50、T25和T0处理差异显著(P＜0.05)。除T0处理外，其他处理的最大含水量均处于理想基质范围内[13]，能够调节基质通气透水性，为根系生长提供适宜的水气环境。
2.1.3 总孔隙度
由表2可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质总孔隙度逐渐降低。其中，T0处理总孔隙度最大，与T100、T75和T50处理差异显著(P＜0.05)；T100处理总孔隙最小，与T50、T25和T0处理差异显著(P＜0.05)，所有处理均符合理想基质的总孔隙度要求[14]。而随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质的通气孔隙逐渐升高。其中，T100处理总孔隙最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理的通气孔隙最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)，所有处理均达到基质通气孔隙的理想范围[14]。
2.2 不同栽培基质化学性质
2.2.1 pH
由表3可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质pH逐渐升高。其中，T100处理的pH最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理的pH最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)。因此，T100和T75处理超出理想范围[15]，其他处理的pH更符合植物对酸碱度的要求。
表 3 不同栽培基质化学性质Table 3 Chemical properties of different cultivated substrates处理 pH EC/(mS·cm−1) 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 全钾/(g·kg−1) 速效磷/(mg·kg−1) 速效钾/(mg·kg−1) T100 6.64±0.04 a 3.51±0.01 a 35.6±0.7 a 10.9±0.6 a 13.2±0.1 a 143±2 a 8 873±67 a T75 6.51±0.06 b 2.47±0.10 b 29.1±1.2 b 8.6±0.2 b 9.8±0.7 b 131±2 b 6 967±54 b T50 6.42±0.09 c 1.67±0.05 c 22.3±0.6 c 6.1±0.4 c 7.2±0.2 c 117±2 c 5 053±56 c T25 6.37±0.03 d 0.89±0.02 d 15.6±0.8 d 3.4±0.1 d 4.1± 0.4 d 103±1 d 3 136±38 d T0 6.26±0.07 e 0.39±0.03 e 7.7±0.2 e 0.2±0.0 e 0.3±0.0 e 86±1 e 1 218±20 e 理想值 5.20~6.50[15] 0.75~3.49[16] 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 2.2.2 EC
由表3可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质EC逐渐升高。其中，T100处理的EC最大，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0的EC最小，与其他处理差异显著(P＜0.05)。因此，除T100和T0处理外，其他基质的EC均处于理想范围内[16]。
2.2.3 养分质量分数
由表3可知：随着园林绿化废弃物堆肥所占比例增加，不同栽培基质全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾质量分数逐渐升高。其中，T100处理养分(全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾)质量分数最高，与其他处理差异显著(P＜0.05)；T0处理养分(全氮、全磷、全钾、速效磷和速效钾)质量分数最低，与其他处理差异显著(P＜0.05)。
2.3 不同栽培基质对波斯菊生物量的影响
由表4可知：与T0处理相比，T100、T75、T50和T25处理波斯菊地上部鲜质量、干质量及地下部鲜质量、干质量均显著增加(P＜0.05)。其中，T50处理波斯菊地上部鲜质量、干质量及地下部鲜质量、干质量最高，T0处理最低，说明T50处理对波斯菊生物量积累效果最优。与T0处理相比，T50处理地上部鲜质量、干质量及地下部鲜质量、干质量分别提高了390.4%、322.2%、145.6%和93.1%。
表 4 不同栽培基质对波斯菊生物量的影响Table 4 Effects of different cultivation substrates on the biomass of C. bipinnata处理 地上部 地下部 处理 地上部 地下部 鲜质量/g 干质量/g 鲜质量/g 干质量/g 鲜质量/g 干质量/g 鲜质量/g 干质量/g T100 9.77±0.13 d 0.61±0.03 d 1.96±0.07 d 0.42±0.05 d T25 16.59±0.07 b 0.93±0.04 b 2.37±0.11 b 0.51±0.04 b T75 12.01±0.19 c 0.72±0.07 c 2.11±0.13 c 0.47±0.06 c T0 6.48±0.11 e 0.36±0.08 e 1.60±0.24 e 0.29±0.02 e T50 31.78±0.21 a 1.52±0.10 a 3.93±0.06 a 0.56±0.02 a 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 2.4 不同栽培基质对波斯菊生长指标的影响
由表5可知：与T0处理相比，T100、T75、T50和T25处理波斯菊株高、花朵数和根长均显著增加(P＜0.05)。其中，T50处理波斯菊株高、花朵数和根长最优，T0处理最差，说明T50处理能够显著促进波斯菊生长和根系发育，提高波斯菊观赏价值。与T0处理相比，T50处理株高、花朵数和根长分别提高了137.43%、108.99%和95.69%。
表 5 不同栽培基质对波斯菊生长指标的影响Table 5 Effects of different cultivation substrates on growth Indexes of C. bipinnata处理 株高/cm 花朵数/朵 根长/cm 处理 株高/cm 花朵数/朵 根长/cm T100 69.40±8.77 d 4.00±1.00 c 15.70±1.26 d T25 117.89±9.93 b 6.00±1.00 b 24.44±2.21 b T75 84.34±8.41 c 5.33±0.67 b 19.55±1.03 c T0 60.46±7.64 e 3.67±0.67 c 13.45±1.17 e T50 143.55±10.12 a 7.67±0.67 a 26.32±1.78 a 说明：平均值±标准差(n=5)。同列不同小写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05) 3. 讨论
3.1 园林绿化废弃物堆肥对栽培基质物理性质的影响
园林绿化废弃物堆肥结构疏松，具有丰富的大小孔隙，可以提高基质的通气孔隙，降低基质的最大含水量，从而更好地协调基质间空气的流通和水分的运移，提高植物根部呼吸，有利于根系微生物活动[17]。同时，与泥炭相比，园林绿化废弃物堆肥较为紧实，因此，园林绿化废弃物堆肥的添加有利于适当提高基质的容重，增强基质对植物的支撑作用[18]。但是，当园林绿化废弃物堆肥添加比例为100%，栽培基质的容重较大，导致基质的疏松度降低，从而限制了基质与外界的空气交换，不利于植物根系生长[19]。综合可知：园林绿化废弃物堆肥添加体积比以25%~75%为宜，此时栽培基质的容重、最大含水量、总孔隙度和通气孔隙均在理想范围内，可以为植物生长提供适宜的物理环境。
3.2 园林绿化废弃物堆肥对栽培基质化学性质的影响
栽培基质的化学性质反映了基质的酸碱环境和提供养分的能力[16]。园林绿化废弃物堆肥中含有大量的钙、镁、钾等碱性元素和硝酸盐、磷酸盐等可溶性盐，导致园林绿化废弃物堆肥的pH和EC均高于泥炭[20]。因此，随着园林绿化废弃堆肥体积比的提高，基质的pH和EC也逐渐升高。当园林绿化废弃物堆肥与泥炭的体积比≥75%时，基质的pH超出理想范围，不利于植物生长和发育。究其主要原因是由于过高的pH会降低磷、铁、镁等养分的有效性，从而降低基质中有效养分含量。当园林绿化废弃物堆肥添加比例为100%时，还会导致基质EC过高，对植物生长产生抑制作用。这是因为过高的EC会导致基质中的渗透势高于植物根系细胞渗透势，从而造成植物吸收水分和营养物质困难[21]。同时，园林绿化废弃物堆肥中含有大量营养物质，可以为植物的生长提供全面且长效的养分来源[22]，但是，养分质量分数越高并不代表栽培基质越好，只有结合波斯菊生长情况，才能确定园林绿化废弃物堆肥替代泥炭的最佳比例。
3.3 园林绿化废弃物堆肥对波斯菊生长的影响
综合分析可知：园林绿化废弃物堆肥的添加能够显著促进波斯菊生物量积累和根系生长，增加单株花朵数，从而提高波斯菊观赏价值。
T75、T50和T25处理栽培基质疏松多孔，保水保肥性强，养分丰富，能够为波斯菊生长提供适宜的物理环境和充足的养分。但是，T75处理栽培基质pH高于理想范围，会抑制波斯菊根系对养分的吸收，不利于波斯菊地上部分和地下部分的构建[23]。因此，T75处理波斯菊株高、花朵数、根长和生物量低于T50和T25处理。同时，栽培基质中的养分质量分数随着园林绿化废弃物堆肥添加比例的增加而升高，因此，与T25处理相比，T50处理栽培基质养分质量分数较高，更能满足波斯菊生长需求，有利于波斯菊地上部和地下部生物量积累，从而获得较高观赏价值的波斯菊植株。
T100栽培基质含有丰富的营养元素，但存在pH和EC较高及容重较大的问题。过高的pH不仅会抑制植物根部对氯离子(Cl−)、钾离子(K+)和硝酸根离子(NO3 −)等无机离子的吸收，还会引起植物生理干旱，破坏植物组织，影响植物体内新陈代谢[23-24]。过高的EC会降低植物的吸水能力从而引起渗透胁迫，导致植物发生盐害[25]。较大的容重会降低栽培基质通气透水性，不利于植物根部呼吸。因此，T100处理波斯菊株高、花朵数、根长和生物量均显著低于T75、T50和T25处理。
T0栽培基质具有适宜的总孔隙和通气孔隙，能够为波斯菊根系生长提供良好的通气性，但存在容重较小和EC较低的问题。较小的容重会导致基质紧实度降低，不利于基质对植物根系的固定[12]。较低的EC会导致基质中有效养分质量分数下降，不利于波斯菊生物量的积累和花朵数的增加，降低波斯菊观赏价值[24]。此外，T0处理栽培基质养分质量分数显著低于其他处理，不利于波斯菊地上部分和地下部分生物量积累和生长[23]。因此，T0处理下波斯菊株高、花朵数、根长和生物量最低，均显著低于T100、T75、T50和T25处理。
4. 结论
在泥炭中添加适量园林绿化废弃物堆肥制成栽培基质，可以增加基质养分质量分数，提高基质容重、通气孔隙、pH和EC。但园林绿化废弃物堆肥与泥炭的体积比＞75%会导致栽培基质容重、pH和EC超出最优基质范围，不利于波斯菊生长。园林绿化废弃物堆肥部分替代泥炭可以显著提高波斯菊株高、花朵数、根长和地上部分及地下部分生物量，其中，以园林绿化废弃物堆肥∶泥炭为50∶50 (体积比)组成的栽培基质理化性质最为适宜，且波斯菊生长最佳。
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图 1 不同处理下水体扑草净质量浓度(A)、香根草根系(B)、茎叶(C)扑草净质量分数
大写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05)；小写字母表示不同培养时间间差异显著(P＜0.05)
Figure 1 Prometryn concentration of water (A), roots (B), shoots (C) of V. zizanioides under different treatments
图 2 不同处理下水体扑草净质量浓度与培养时间的关系
Figure 2 Relationship between prometryn concentration and cultivation time under different treatments
表 1 不同处理下香根草转移系数
Table 1. Transfer coefficient of V. zizanioides under different treatments
t/d T1 T5 T10 T15 5 0.84±0.02 Ab 0.58±0.08 Bb 0.25±0.04 Cab 0.24±0.02 Cab 10 1.12±0.14 Aab 0.54±0.04 Bb 0.37±0.06 Ba 0.33±0.06 Ba 15 1.31±0.14 Aa 0.89±0.06 Ba 0.17±0.01 Cb 0.16±0.01 Cb 说明：大写字母表示不同处理间差异显著(P＜0.05)；小写字母表示不同培养时间下差异显著(P＜0.05) 
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表 2 不同处理下水体扑草净降解速率和半衰期
Table 2. Degradation rate and half-life of prometryn in water under different treatments
初始质量浓度/
(mg·L−1)T组 N组 降解速率/
d−1半衰期/
d降解速率/
d−1半衰期/
d1.0 0.07 b 9.61 c 0.02 a 29.39 b 5.0 0.05 c 13.82 a 0.02 a 33.34 a 10.0 0.06 bc 10.88 b 0.02 a 29.89 b 15.0 0.09 a 7.42 d 0.03 a 22.23 c 说明：不同小写字母表示差异显著(P＜0.05)
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表 3 不同处理下水体扑草净去除率
Table 3. Prometryn removal rate in water under different treatments
t/d 初始质量浓度/
(mg·L−1)去除率/% T组 N组 相对去除率 5 1.0 23.28±2.26 g 15.72±4.63 c 3.90±1.41 d 5.0 19.93±0.36 g 16.88±0.62 c 3.05±0.08 d 10.0 22.05±1.63 g 17.11±3.10 c 4.94±1.58 d 15.0 40.38±2.95 e 19.57±1.64 c 20.82±4.59 c 10 1.0 56.44±4.68 c 21.68±4.10 c 40.72±8.53 b 5.0 39.64±0.23 e 21.11±3.12 c 22.76±0.38 c 10.0 45.90±1.37 de 21.77±1.46 c 28.80±1.98 bc 15.0 57.56±1.14 c 29.80±3.22 b 37.99±2.31 b 15 1.0 85.88±6.58 a 30.30±1.03 b 55.57±5.66 a 5.0 52.27±4.06 cd 29.75±2.87 b 22.52±4.48 c 10.0 60.25±1.34 bc 29.16±0.15 b 31.09±1.20 bc 15.0 68.82±5.27 b 39.55±0.99 a 29.27±5.65 bc 说明：不同小写字母表示差异显著(P＜0.05)
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表 4 扑草净初始质量浓度与香根草不同部位扑草净质量分数、相对去除率的相关性
Table 4. Correlation between initial concentration and the concentration of prometryn in V. zizanioides and relative removal rate
项目 初始质量浓度 培养时间 相对去除率 转移系数 水体质量浓度 茎叶质量分数 根系质量分数 初始质量浓度 1 培养时间 0.000 1 相对去除率 −0.033 0.662** 1 转移系数 −0.844** 0.163 0.328 1 水体质量浓度 0.852** −0.396* −0.349* −0.798** 1 茎叶质量分数 0.659** −0.564** −0.441** −0.610** 0.875** 1 根系质量分数 0.850** −0.298 −0.286 −0.803** 0.916** 0.793** 1 说明：*表示显著相关(P＜0.05)，**表示极显著相关(P＜0.01)
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