沉积物原位物理洗脱技术对苦草萌发生长的影响

侯绪山，袁静，叶碧碧，吴越，李国宏,2，吴敬东，储昭升*

1.中国环境科学研究院湖泊生态环境研究所 2.中冶节能环保有限公司 3.安徽雷克环境科技有限公司

1 材料与方法

1.1 试验材料及预处理

试验装置采用高度为60 cm，直径为12 cm的有机玻璃柱(图1)。每个有机玻璃柱中装填过筛后沉积物10 cm，采用虹吸方式向试验装置中注入凉水河河水至水深为40 cm。各有机玻璃柱避光并用橡胶塞密封，向上覆水中曝高纯氮气以降低溶解氧(DO)浓度，模拟凉水河水体DO环境。高纯氮气曝气深度为10 cm，曝气流量为15～20 mL/min，曝气过程持续10 d。为减少人为不可控因素的影响，将试验装置置于人工气候室内，温度恒定在25 ℃，光照强度约为500 lux，每日光照时长为12 h。

图1 试验装置与流程示意Fig.1 Schematic diagram of experimental device and experimental process

1.2 沉积物原位物理洗脱模拟

采用空气曝气方式模拟原位空气洗脱过程，气流量设定为21～25 L/min，记为气洗组；采用电动搅拌器模拟原位水力洗脱过程，叶轮转速设定为3 000 r/min，记为水洗组。气洗与水洗处理过程中，扰动深度均为沉积物-水界面下5 cm，扰动时间均设定为5 min，然后静置5 min，采用虹吸方式分离洗脱液。未洗组沉积物不进行任何物理扰动处理，但为进行苦草种子播种与沉积物取样分析等操作，仍采用虹吸方式分离上覆水。

1.3 苦草萌发生长

洗脱液经虹吸分离后，在每个有机玻璃柱的沉积物中播种100粒预处理后的苦草种子，播种深度约为1 cm；然后采用虹吸方式将河水缓慢注入至水深达40 cm。苦草萌发与生长过程共持续70 d。每组试验设3组平行，取平均值。

1.4 样品采集与测定

每天记录试验装置中萌发的苦草种子数量。在沉积物-水界面处观察到幼芽即认为苦草种子萌发。试验结束时，收获苦草幼苗并用蒸馏水洗涤，经滤纸吸水干燥后，测定苦草幼苗的总鲜质量、地上部分鲜质量、地下部分鲜质量、株高、根长以及根和叶片的数量，并根据HJ 897—2017《水质 叶绿素a的测定 分光光度法》测定苦草叶片的叶绿素a浓度。

1.5 数据分析

每天统计苦草种子的萌发数量以获得苦草种子累积萌发率曲线。根据下式计算苦草种子的萌发速度(GS)：

式中：Ni为id内萌发种子的数量占比；Ni-1为(i-1)d内萌发种子的数量占比[26]。

使用SPSS 20.0软件进行数据分析，数据表示为平均值±标准差。采用单因素ANOVA分析不同处理条件下沉积物理化性质、苦草萌发生长指标的差异性。

2 结果与分析

2.1 苦草萌发生长的特征

不同处理组沉积物中苦草种子的萌发情况如图2所示。由图2(a)可知，未洗组苦草种子在刚开始的4 d内并未萌发，而在第5～16天迅速萌发，20 d后，萌发种子数量的增加变缓，最终萌发率稳定在10.00%±2.05%。洗脱后沉积物中的苦草种子仅在刚开始的2 d没有萌发，此后，水洗组苦草种子进入为期10 d的快速萌发期，而气洗组苦草种子的快速萌发期仅为6 d。水洗组与气洗组苦草种子的累积萌发率分别为28.50%±1.77%、14.33%±1.52%，均高于未洗组。水洗组的萌发率为未洗组的2.9倍，水洗处理显著提高了苦草种子的累积萌发率(P<0.05)。由图2(b)可知，洗脱后沉积物中苦草种子的萌发速度均高于未洗组，且水洗组萌发速度最大，因此水洗处理同样能显著提高苦草种子的萌发速度(P<0.05)。

图2 不同处理的沉积物中苦草种子的累积萌发率与萌发速度Fig.2 Cumulative germination rate and germination speed of Vallisneria natans (Lour.) Hara seeds sowed in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

不同处理的沉积物中苦草幼苗的生长状况如图3所示。由图3(a)可知，与未洗组相比，气洗组幼苗总鲜质量提高(0.013 1±0.008 1)g/株，其中地上部分和地下部分分别增加(0.011 7±0.007 9)和(0.001 4±0.001 3)g/株；水洗组总鲜质量增加(0.108 9±0.025 6)g/株，其中地上部分和地下部分分别增加(0.097 2±0.022 4)和(0.011 7±0.004 0)g/株。未洗组苦草幼苗株高为(7.68±0.68)cm，气洗组幼苗的株高提高到(10.63±0.33)cm，水洗组幼苗株高则提高至(17.58±1.22)cm(P<0.05)。由此可见，水力洗脱处理对苦草总鲜质量、地上鲜质量以及株高的促进作用明显优于空气洗脱(P<0.05)。由图3(b)可知，气洗组和水洗组苦草幼苗根数较未洗组分别增加3.42±0.37与5.00±0.50，根长分别增加(1.82±0.35)与(3.04±0.50)cm，水力洗脱处理对苦草根长及根数的促进作用明显优于空气洗脱(P<0.05)。由图3(c)可知，未洗组苦草幼苗叶数为2.67±0.42，气洗组幼苗叶数显著提高到4.88±0.13(P<0.05)，而水洗组幼苗叶数显著提高到5.89±0.31(P<0.05)。未洗组幼苗的叶绿素a浓度为(0.84±0.19)mg/g，气洗组提高到(1.19±0.06)mg/g，水洗组提高到(1.11±0.12)mg/g。2种物理洗脱处理对苦草叶数及叶绿素a浓度的影响没有显著差异。

图3 不同处理的沉积物中苦草幼苗的鲜质量与株高、根数与根长、叶数与叶绿素a浓度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 沉积物粒径分布的变化

图4 不同处理的沉积物粒径分布Fig.4 Sediment grain size distribution in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

2.3 沉积物理化性质的变化及对苦草生长的影响

2.3.1沉积物ORP的变化及影响

不同处理的沉积物ORP的垂向变化特征如图5所示。由图5可知，随深度增加，沉积物ORP逐渐降低，其中1 cm深度处，未洗组ORP为(-336.53±41.30)mV，水洗组ORP升至(-209.45±26.17)mV，气洗组ORP升至(-162.75±14.65)mV。此外，物理洗脱后沉积物的ORP均较未洗组ORP显著提高了100～200 mV(P<0.01)，气洗组ORP较水洗组ORP高约50 mV，但二者之间的差异不显著。

图5 不同处理的沉积物ORP的垂向变化Fig.5 Vertical variation characteristics of ORP in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

表1 沉积物ORP与主要控制物质对应表[29]Table 1 Correspondence between sediment ORP and main controlled substances

2.3.2沉积物中TN浓度及氮形态的变化及影响

图6 不同处理的沉积物中TN与氮形态的浓度Fig.6 Concentrations of TN and nitrogen fractions in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

2.3.3沉积物中AVS和OM的变化

不同处理的沉积物中AVS与OM浓度见图7。由图7可知，未洗组AVS的平均浓度为(301.47±6.22)μg/kg，气洗组与水洗组AVS浓度分别降至(166.15±7.40)和(278.35±5.04)μg/kg，去除率分别为44.89%±6.52%和7.67%±3.87%，仅气洗处理显著降低了AVS浓度(P<0.05)。硫化物作为一种有效的代谢毒素，在达到一定浓度时会引起植物体内的氧化应激反应，抑制光合作用与呼吸作用，并减少植物对矿物质养分的吸收[37-39]。物理洗脱后，沉积物AVS的浓度下降，硫化物浓度也相应地下降，从而缓解其对苦草萌发产生的胁迫作用。

图7 不同处理的沉积物中AVS与OM的浓度Fig.7 Concentrations of AVS and OM in un-eluted, air-eluted and hydraulic eluted sediments

2.4 原位物理洗脱技术的协同优化作用

3 结论与展望

(2)水力洗脱与空气洗脱相比，其对OM浓度与粒径分布变化的影响更强，最终导致苦草的萌发生长状况更优。

本研究仅在实验室条件下模拟了原位物理洗脱技术处理富含OM的沉积物，且仅使用一种沉水植物(苦草)作为模式生物进行研究。在未来的研究中，将考虑在现场应用原位物理洗脱技术处理污染沉积物，并选择多种类型的水生植物作为模式生物，从而论证原位物理洗脱作为一种促进水生植物恢复的有效技术的科学性以及可行性。