楊 雨, 鄒凱凱, 劉保念, 羅 洋
(貴州師范學院 地理與資源學院, 貴州 貴陽 550018)
金屬錳是一種重要的冶金及化工原材料,在國民經濟中占據重要地位[1]。電解錳渣是錳礦石經酸浸出、中和及壓濾后產生的酸性固體廢渣[2]。目前,我國錳礦石品位較低,單位產渣量大,每生產1 t電解金屬錳平均產生9~11 t廢渣,每年新增錳渣約2 000萬t,多年電解錳渣累積已超過5 000萬t[3]。錳是電解錳渣中的主要污染物質,若處理不當對環境具有一定危害性。陳江博等[4]研究表明,當錳含量較高時即會影響植物的正常生長;人體吸收過量的錳會導致中毒,還具有生殖毒性,提高早產率及流產率。露天堆放是目前電解錳渣的主要處理方式,易受降雨或管理不善等因素影響造成滲漏,進入周圍的土壤及水體,造成環境污染,威脅人體健康[5]。生長在礦區廢棄地上的植物具有耐瘠特性,還可吸收和固定重金屬元素,降低其遷移轉化能力,并恢復當地景觀[6]。雜交狼尾草(PennisetumAmericanum×Pennisetumpurpureum)為多年生禾本科植物,其萌發分蘗力強,根系發達,水土保持能力強,可適應復雜的環境條件,具有成為礦區廢棄地復墾先鋒植物的潛力[7-8]。目前,雜交狼尾草在污染環境中的應用研究主要包括電子廢物污染土壤、鹽堿地及油頁巖礦渣土等[9-11],少見將其種植在電解錳渣上生長狀況的研究報道。為此,以不施用改良劑為對照,研究施用木炭、硅藻土及木炭+硅藻土對錳脅迫雜交狼尾草生長及其吸收量的影響,以期為雜交狼尾草對電解錳渣堆放場的生態修復提供依據。
供試植物:雜交狼尾草種子,市購。
電解錳渣:采自貴州省遵義市某電解錳渣堆放場,挑出石頭后置于室內自然風干,研缽研磨后過5 mm尼龍篩,放置于密封袋中備用。
供試改良劑:硅藻土,市購;木炭,市購,為木質碎料擠壓加工成的炭質棒狀物。
試驗于2019年5月在貴州師范學院溫室大棚進行。共設4個處理:對照(CK),不添加改良劑;處理1,添加5%硅藻土;處理2,添加5%木炭;處理3,添加2.5%硅藻土+2.5%木炭;3次重復。將電解錳渣盛于直徑為16 cm、高12 cm的塑料盆,每盆廢渣基質用量1 kg。
選取顆粒飽滿、成熟度一致的雜交狼尾草種子,用1%的H2O2溶液中浸泡10 min,消毒后用自來水沖洗,然后再用蒸餾水沖洗3次,再用濾紙吸干種子表皮水分,播種于盆中,20粒/盆。
盆栽60 d內定期觀察雜交狼尾草的生長狀況并作相關記錄,觀察記錄與測定指標主要有發芽率、發芽勢(以第1天發芽種子數計算)、發芽指數、株高和植株錳含量。
發芽率=(第5天發芽粒數/供試種子數)×100%
發芽勢=(發芽初期發芽粒數/供試種子數)×100%
發芽指數=∑(Gt/Dt)
式中,Gt為t時間的發芽數(粒),Dt為相應的發芽時間(d)[12]。
株高及植株鮮重:株高采用直尺測量,植株鮮重采用萬分之一天平測量。
植株地上部錳含量:植株收割后用自來水沖洗,再用去離子水沖洗,擦干,105℃下殺青20 min,85℃下將其烘干,充分研磨過篩。稱取0.1~0.3 g于消解管中,分別加入5 mL HNO3和2 mL H2O2,靜置過夜。微波消解儀的消解程序:升溫至120℃,保持20 min;升溫至160℃,保持20 min;升溫190℃,保持40 min至液體透明澄清,于紅外消煮爐上將剩余酸揮發至1 mL左右,轉移定容至50 mL容量瓶,過濾,利用原子吸收光譜儀測定其錳含量。
采用Excel 2016和SPSS 22.0對數據進行處理與分析,相關指標數據以平均值±標準差表示,顯著水平(P<0.05),采用LSD法進行多重比較。
從表1可知,不同處理雜交狼尾草種子發芽率、發芽勢和發芽指數的變化。發芽率:處理2最高,為88.00%;處理1其次,為85.00%;處理3與CK最低,均為83.00%;處理1和處理2較CK分別提高2.41%和6.02%,各處理間差異均不顯著。發芽勢:處理1最高,為75.00%;CK其次,為63.00%;處理2最低,為30.00%;處理1較CK提高19.05%,處理2和處理3較CK分別降低52.38%和4.76%,處理2顯著低于CK、處理1和處理3,CK、處理1和處理3間差異不顯著。發芽指數:處理1最高,為17.75;CK其次,為16.14;處理2最低,為14.15;各處理間差異不顯著。

表1不同改良劑處理錳脅迫雜交狼尾草種子的萌發狀況
從表2看出,不同處理株高為25.66~29.58 cm,處理2最高,為29.58 cm;CK最低,為25.66 cm;處理1、處理2和處理3較CK分別提高6.43%、15.28%和9.55%,CK顯著低于除處理2和處理3,CK與處理1間差異不顯著。不同處理地上部鮮重為0.20~0.38 g/株,處理2最重,為0.38 g/株;CK最輕,0.20 g/株;處理2顯著高于除處理3外的其余處理,CK顯著低于除處理1外的其余處理,CK與處理1間、處理1與處理3間和處理2與處理3間差異均不顯著。

表2不同改良劑處理錳脅迫雜交狼尾草的生長狀況
從圖1看出,不同處理雜交狼尾草地上部錳含量依次為CK>處理1>處理3>處理2,處理1、處理2和處理3分別較CK降低74.56百分點、28.52百分點和56.59百分點,CK顯著高于處理1、處理2和處理3,處理2與處理3間差異不顯著,二者顯著低于處理1。

圖1不同改良劑處理錳脅迫雜交狼尾草地上部的錳吸收量
種子萌發是植株生長的前提條件[13]。當電解錳渣的錳含量較高時可能會抑制植物種子的萌發[12]。改良劑具有固定重金屬、提高土壤持水性和增加基質肥力等特點,可促進種子萌發和幼苗生長[14]。發芽率是反應種子萌發的最常用指標之一[15]。研究結果表明,添加5%硅藻土和5%木炭雜交狼尾草的發芽率分別為85.00%和88.00%,較不施用改良劑(CK)分別提高2.41%和6.02%;2.5%硅藻土+2.5%木炭較不施用改良劑雜交狼尾草的發芽率相同,均為85.00%;各處理間差異均不顯著。可能原因:木炭具有多孔結構,有固碳作用,能增加土壤肥力[16],硅藻土具有多孔性、比表面積大等特點,能吸附錳離子[17];2.5%硅藻土+2.5%木炭較不施用改良劑雜交狼尾草發芽率未明顯改變,可能是兩者混合后,硅藻土抑制木炭中養分的釋放,因此對發芽率的影響不明顯。發芽勢越大,表明整齊度越高[18]。研究結果表明,雜交狼尾草的發芽勢以添加5%硅藻土最高,為75.00%;不施用改良劑其次,為63.00%;添加5%木炭和2.5%硅藻土+2.5%木炭分別為30.00%和60.00%。添加5%木炭和2.5%硅藻土+2.5%木炭雜交狼尾草的發芽勢較對照呈降低趨勢,可能是添加木炭后能增加電解錳渣持水力,減緩水分散發的速度,從而對種子的萌發速度有一定的抑制作用[19-20]。發芽指數是反映種子活力的綜合指標,種子的活力越低則抗逆能力越低,且出苗率越低[15]。研究結果表明,各處理發芽指數為14.14~17.75,處理間差異不顯著,說明種子本身質量對發芽指數的影響大于添加改良劑[21-22]。
株高是衡量植株長勢的重要指標之一,在一定程度上可以反映幼苗的生長狀況,鮮重在一定程度上能衡量植株生長狀況及生理代謝強弱程度[23]。研究結果表明,添加5%硅藻土、5%木炭和2.5%硅藻土+2.5%木炭較對照分別提高6.43%、15.28%和9.55%;不同處理地上部鮮重為0.20~0.38 g/株,添加5%木炭最重,為0.38 g/株;CK最輕,0.20 g/株;添加5%木炭顯著高于除2.5%硅藻土+2.5%木炭外的其余處理,CK顯著低于除添加5%硅藻土外的其余處理,CK與添加5%硅藻土間、添加5%硅藻土與2.5%硅藻土+2.5%木炭間、添加5%木炭與2.5%硅藻土+2.5%木炭間差異均不顯著。可能原因:一方面,是因為木炭具有比表面積大、吸附能力強和官能團豐富等特點,在電解錳渣基質中能抑制錳離子向植株中遷移[24-25],另一方面,是因為施加木炭可以改善土壤理化性質,能增加土壤有機質和速效氮磷鉀的含量,有利于促進植物生長[26-27]。
研究結果表明,不同處理雜交狼尾草植株體錳含量依次為CK>添加5%硅藻土>添加2.5%硅藻土+2.5%木炭>添加5%木炭,添加5%硅藻土、添加5%木炭和添加2.5%硅藻土+2.5%木炭分別較CK降低74.56百分點、28.52百分點和56.59百分點,CK顯著高于其余處理。可能原因:木炭作為有機改良劑,具有降低錳離子生物有效性的特點[28];硅藻土作為無機改良劑,也能促進重金屬交換態轉化為殘渣態,從而抑制植物的吸收[29]。然而,在實際野外條件下,種子萌發、植株生長及錳離子吸收受光、溫、水和地形等因素的影響,其施用效果還有待進一步深入研究。
添加改良劑能促進電解錳渣上雜交狼尾草種子的萌發,各處理發芽率依次為添加5%木炭>添加5%硅藻土>添加2.5%硅藻土+2.5%木炭;其中,硅藻土能提高雜交狼尾草的發芽勢;各處理發芽指數為14.14~17.75,處理間差異不顯著;添加改良劑能促進電解錳渣上雜交狼尾草的生長,添加5%木炭植株株高和鮮重較不施用改良劑分別提高15.28%和88.98%;添加改良劑能抑制雜交狼尾草對錳離子的吸收,各處理植株體錳含量依次為CK>添加5%硅藻土>添加2.5%硅藻土+2.5%木炭>添加5%木炭。