沉積物原位物理洗脫技術(shù)對苦草萌發(fā)生長的影響

侯緒山，袁靜，葉碧碧，吳越，李國宏,2，吳敬東，儲昭升*

1.中國環(huán)境科學(xué)研究院湖泊生態(tài)環(huán)境研究所 2.中冶節(jié)能環(huán)保有限公司 3.安徽雷克環(huán)境科技有限公司

1 材料與方法

1.1 試驗材料及預(yù)處理

試驗裝置采用高度為60 cm，直徑為12 cm的有機玻璃柱(圖1)。每個有機玻璃柱中裝填過篩后沉積物10 cm，采用虹吸方式向試驗裝置中注入涼水河河水至水深為40 cm。各有機玻璃柱避光并用橡膠塞密封，向上覆水中曝高純氮氣以降低溶解氧(DO)濃度，模擬涼水河水體DO環(huán)境。高純氮氣曝氣深度為10 cm，曝氣流量為15～20 mL/min，曝氣過程持續(xù)10 d。為減少人為不可控因素的影響，將試驗裝置置于人工氣候室內(nèi)，溫度恒定在25 ℃，光照強度約為500 lux，每日光照時長為12 h。

圖1 試驗裝置與流程示意Fig.1 Schematic diagram of experimental device and experimental process

1.2 沉積物原位物理洗脫模擬

采用空氣曝氣方式模擬原位空氣洗脫過程，氣流量設(shè)定為21～25 L/min，記為氣洗組；采用電動攪拌器模擬原位水力洗脫過程，葉輪轉(zhuǎn)速設(shè)定為3 000 r/min，記為水洗組。氣洗與水洗處理過程中，擾動深度均為沉積物-水界面下5 cm，擾動時間均設(shè)定為5 min，然后靜置5 min，采用虹吸方式分離洗脫液。未洗組沉積物不進(jìn)行任何物理擾動處理，但為進(jìn)行苦草種子播種與沉積物取樣分析等操作，仍采用虹吸方式分離上覆水。

1.3 苦草萌發(fā)生長

洗脫液經(jīng)虹吸分離后，在每個有機玻璃柱的沉積物中播種100粒預(yù)處理后的苦草種子，播種深度約為1 cm；然后采用虹吸方式將河水緩慢注入至水深達(dá)40 cm。苦草萌發(fā)與生長過程共持續(xù)70 d。每組試驗設(shè)3組平行，取平均值。

1.4 樣品采集與測定

每天記錄試驗裝置中萌發(fā)的苦草種子數(shù)量。在沉積物-水界面處觀察到幼芽即認(rèn)為苦草種子萌發(fā)。試驗結(jié)束時，收獲苦草幼苗并用蒸餾水洗滌，經(jīng)濾紙吸水干燥后，測定苦草幼苗的總鮮質(zhì)量、地上部分鮮質(zhì)量、地下部分鮮質(zhì)量、株高、根長以及根和葉片的數(shù)量，并根據(jù)HJ 897—2017《水質(zhì) 葉綠素a的測定 分光光度法》測定苦草葉片的葉綠素a濃度。

1.5 數(shù)據(jù)分析

每天統(tǒng)計苦草種子的萌發(fā)數(shù)量以獲得苦草種子累積萌發(fā)率曲線。根據(jù)下式計算苦草種子的萌發(fā)速度(GS)：

式中：Ni為id內(nèi)萌發(fā)種子的數(shù)量占比；Ni-1為(i-1)d內(nèi)萌發(fā)種子的數(shù)量占比[26]。

使用SPSS 20.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)分析，數(shù)據(jù)表示為平均值±標(biāo)準(zhǔn)差。采用單因素ANOVA分析不同處理條件下沉積物理化性質(zhì)、苦草萌發(fā)生長指標(biāo)的差異性。

2 結(jié)果與分析

2.1 苦草萌發(fā)生長的特征

不同處理組沉積物中苦草種子的萌發(fā)情況如圖2所示。由圖2(a)可知，未洗組苦草種子在剛開始的4 d內(nèi)并未萌發(fā)，而在第5～16天迅速萌發(fā)，20 d后，萌發(fā)種子數(shù)量的增加變緩，最終萌發(fā)率穩(wěn)定在10.00%±2.05%。洗脫后沉積物中的苦草種子僅在剛開始的2 d沒有萌發(fā)，此后，水洗組苦草種子進(jìn)入為期10 d的快速萌發(fā)期，而氣洗組苦草種子的快速萌發(fā)期僅為6 d。水洗組與氣洗組苦草種子的累積萌發(fā)率分別為28.50%±1.77%、14.33%±1.52%，均高于未洗組。水洗組的萌發(fā)率為未洗組的2.9倍，水洗處理顯著提高了苦草種子的累積萌發(fā)率(P<0.05)。由圖2(b)可知，洗脫后沉積物中苦草種子的萌發(fā)速度均高于未洗組，且水洗組萌發(fā)速度最大，因此水洗處理同樣能顯著提高苦草種子的萌發(fā)速度(P<0.05)。

圖2 不同處理的沉積物中苦草種子的累積萌發(fā)率與萌發(fā)速度Fig.2 Cumulative germination rate and germination speed of Vallisneria natans (Lour.) Hara seeds sowed in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

不同處理的沉積物中苦草幼苗的生長狀況如圖3所示。由圖3(a)可知，與未洗組相比，氣洗組幼苗總鮮質(zhì)量提高(0.013 1±0.008 1)g/株，其中地上部分和地下部分分別增加(0.011 7±0.007 9)和(0.001 4±0.001 3)g/株；水洗組總鮮質(zhì)量增加(0.108 9±0.025 6)g/株，其中地上部分和地下部分分別增加(0.097 2±0.022 4)和(0.011 7±0.004 0)g/株。未洗組苦草幼苗株高為(7.68±0.68)cm，氣洗組幼苗的株高提高到(10.63±0.33)cm，水洗組幼苗株高則提高至(17.58±1.22)cm(P<0.05)。由此可見，水力洗脫處理對苦草總鮮質(zhì)量、地上鮮質(zhì)量以及株高的促進(jìn)作用明顯優(yōu)于空氣洗脫(P<0.05)。由圖3(b)可知，氣洗組和水洗組苦草幼苗根數(shù)較未洗組分別增加3.42±0.37與5.00±0.50，根長分別增加(1.82±0.35)與(3.04±0.50)cm，水力洗脫處理對苦草根長及根數(shù)的促進(jìn)作用明顯優(yōu)于空氣洗脫(P<0.05)。由圖3(c)可知，未洗組苦草幼苗葉數(shù)為2.67±0.42，氣洗組幼苗葉數(shù)顯著提高到4.88±0.13(P<0.05)，而水洗組幼苗葉數(shù)顯著提高到5.89±0.31(P<0.05)。未洗組幼苗的葉綠素a濃度為(0.84±0.19)mg/g，氣洗組提高到(1.19±0.06)mg/g，水洗組提高到(1.11±0.12)mg/g。2種物理洗脫處理對苦草葉數(shù)及葉綠素a濃度的影響沒有顯著差異。

圖3 不同處理的沉積物中苦草幼苗的鮮質(zhì)量與株高、根數(shù)與根長、葉數(shù)與葉綠素a濃度Fig.3 Seedlings’ fresh weight and plant height, root number and root length, leaf number and chlorophyll a concentration of Vallisneria natans (Lour.) Hara cultivated in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

2.2 沉積物粒徑分布的變化

圖4 不同處理的沉積物粒徑分布Fig.4 Sediment grain size distribution in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

2.3 沉積物理化性質(zhì)的變化及對苦草生長的影響

2.3.1沉積物ORP的變化及影響

不同處理的沉積物ORP的垂向變化特征如圖5所示。由圖5可知，隨深度增加，沉積物ORP逐漸降低，其中1 cm深度處，未洗組ORP為(-336.53±41.30)mV，水洗組ORP升至(-209.45±26.17)mV，氣洗組ORP升至(-162.75±14.65)mV。此外，物理洗脫后沉積物的ORP均較未洗組ORP顯著提高了100～200 mV(P<0.01)，氣洗組ORP較水洗組ORP高約50 mV，但二者之間的差異不顯著。

圖5 不同處理的沉積物ORP的垂向變化Fig.5 Vertical variation characteristics of ORP in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

表1 沉積物ORP與主要控制物質(zhì)對應(yīng)表[29]Table 1 Correspondence between sediment ORP and main controlled substances

2.3.2沉積物中TN濃度及氮形態(tài)的變化及影響

圖6 不同處理的沉積物中TN與氮形態(tài)的濃度Fig.6 Concentrations of TN and nitrogen fractions in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

2.3.3沉積物中AVS和OM的變化

不同處理的沉積物中AVS與OM濃度見圖7。由圖7可知，未洗組AVS的平均濃度為(301.47±6.22)μg/kg，氣洗組與水洗組AVS濃度分別降至(166.15±7.40)和(278.35±5.04)μg/kg，去除率分別為44.89%±6.52%和7.67%±3.87%，僅氣洗處理顯著降低了AVS濃度(P<0.05)。硫化物作為一種有效的代謝毒素，在達(dá)到一定濃度時會引起植物體內(nèi)的氧化應(yīng)激反應(yīng)，抑制光合作用與呼吸作用，并減少植物對礦物質(zhì)養(yǎng)分的吸收[37-39]。物理洗脫后，沉積物AVS的濃度下降，硫化物濃度也相應(yīng)地下降，從而緩解其對苦草萌發(fā)產(chǎn)生的脅迫作用。

圖7 不同處理的沉積物中AVS與OM的濃度Fig.7 Concentrations of AVS and OM in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

2.4 原位物理洗脫技術(shù)的協(xié)同優(yōu)化作用

3 結(jié)論與展望

(2)水力洗脫與空氣洗脫相比，其對OM濃度與粒徑分布變化的影響更強，最終導(dǎo)致苦草的萌發(fā)生長狀況更優(yōu)。

本研究僅在實驗室條件下模擬了原位物理洗脫技術(shù)處理富含OM的沉積物，且僅使用一種沉水植物(苦草)作為模式生物進(jìn)行研究。在未來的研究中，將考慮在現(xiàn)場應(yīng)用原位物理洗脫技術(shù)處理污染沉積物，并選擇多種類型的水生植物作為模式生物，從而論證原位物理洗脫作為一種促進(jìn)水生植物恢復(fù)的有效技術(shù)的科學(xué)性以及可行性。