沉積物原位物理洗脫技術對苦草萌發(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，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，葉輪轉速設定為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。未洗組沉積物不進行任何物理擾動處理，但為進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

洗脫液經虹吸分離后，在每個有機玻璃柱的沉積物中播種100粒預處理后的苦草種子，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40 cm。苦草萌發(fā)與生長過程共持續(xù)70 d。每組試驗設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為苦草種子萌發(fā)。試驗結束時，收獲苦草幼苗并用蒸餾水洗滌，經濾紙吸水干燥后，測定苦草幼苗的總鮮質量、地上部分鮮質量、地下部分鮮質量、株高、根長以及根和葉片的數(shù)量，并根據(jù)HJ 897—2017《水質 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內萌發(fā)種子的數(shù)量占比；Ni-1為(i-1)d內萌發(fā)種子的數(shù)量占比[26]。

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

2 結果與分析

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量、地上鮮質量以及株高的促進作用明顯優(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與主要控制物質對應表[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，在達到一定濃度時會引起植物體內的氧化應激反應，抑制光合作用與呼吸作用，并減少植物對礦物質養(yǎng)分的吸收[37-39]。物理洗脫后，沉積物AVS的濃度下降，硫化物濃度也相應地下降，從而緩解其對苦草萌發(fā)產生的脅迫作用。

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 原位物理洗脫技術的協(xié)同優(yōu)化作用

3 結論與展望

(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)作為模式生物進行研究。在未來的研究中，將考慮在現(xiàn)場應用原位物理洗脫技術處理污染沉積物，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水生植物恢復的有效技術的科學性以及可行性。