2结果与分析


2.1沉积物pH值和DO浓度变化


对照组和苦草组沉积物-水界面pH值和DO浓度变化如图1所示。对照组与苦草组沉积物-水界面的pH值介于7～8.5之间，整体为弱碱性。试验过程中，苦草组的pH平均值低于同期对照组。在种植苦草后的第15天、第35天、第66天，苦草组的pH平均值分别降低了2.20%、2.64%、0.77%。从图1可知，整个试验阶段，沉积物-水界面中DO浓度平均值苦草组高于同期对照组:前2个试验阶段(第15天和第35天)，苦草组略高于同期对照组;而到第66天时，苦草组显著高于同期对照组，高约137%。这可能是因为在第66天时，苦草的植株和根系较幼苗时期(第15天、第35天)深长，光合作用更强，进而提升了根际区间的DO浓度。在种植苦草后的第15天、第35天、第66天，苦草组的溶解氧渗透深度(OPD)分别为40mm、17mm、31mm，对照组的OPD分别为23mm、11mm、19mm。可见，试验过程中苦草组的OPD均高于同期对照组。

图1沉积物-水界面pH值与DO浓度的垂向变化特征


2.2沉积物间隙水中溶解态Fe(Ⅱ)/溶解态Mn质量浓度和UV254的变化


沉积物间隙水中的溶解态Fe(Ⅱ)质量浓度变化如图2所示。在3个试验阶段，苦草组的溶解态Fe(Ⅱ)质量浓度平均值都小于同期对照组。在试验开始后的第15天、第35天、第66天，苦草组的溶解态Fe(Ⅱ)质量浓度分别是同期对照组的40.51%、75.80%、68.93%。苦草组与对照组溶解态Fe(Ⅱ)质量浓度平均值的最大差异出现在试验初期的第15天。在3次取样结果中，苦草组与对照组中溶解态Fe(Ⅱ)在表层0～-20mm范围内差异较小，而在-20～-80mm范围内出现显著差异，苦草组Fe(Ⅱ)质量浓度显著降低。

图2沉积物溶解态Fe(Ⅱ)质量浓度变化趋势


在试验开始后的第15天、第35天、第66天，苦草组沉积物间隙水中溶解态Mn质量浓度平均值都小于同期对照组(图3)，苦草组溶解态Mn质量浓度分别是同期对照组的65.83%、82.37%、94.56%。可见，随着试验的进行，两组之间的溶解态Mn质量浓度差异逐渐减小。

图3沉积物溶解态Mn质量浓度变化趋势


沉积物UV254的变化如图4所示。在3个试验阶段，苦草组的UV254平均值都小于同期对照组，且随着试验的开展，苦草组与对照组UV254平均值差别越来越小。在试验开始后的第15天、第35天、第66天，苦草组的UV254分别是同期对照组的71.92%、84.81%、90.45%。苦草组与对照组UV254平均值的最大差异出现在试验初期的第15天。

图4沉积物UV254变化趋势


2.3沉积物间隙水中溶解态As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)质量浓度变化


沉积物间隙水中的溶解态As质量浓度变化如图5所示。在3个试验阶段，苦草组溶解态As质量浓度小于对照组，苦草组对溶解态As的去除率始终大于同期对照组(表2)。在试验开始后的第15天、第35天、第66天，苦草组的溶解态As质量浓度分别是同期对照组的68.89%、54.49%、51.19%，呈现逐步递减与递减速度变缓的规律，可能是逐步达到了苦草吸收As的阈值，或者是因为As对苦草造成了损伤。

图5苦草对沉积物剖面中溶解态As、As(Ⅲ)和As(V)质量浓度的影响

表2苦草对间隙水中溶解态As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的去除率


如图5所示，在3个试验阶段，苦草组的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)质量浓度均低于同期对照组。在第15天、第35天、第66天，苦草组溶解态As(Ⅲ)质量浓度分别是同期对照组的68.38%、44.09%、52.88%(表2);苦草组溶解态As(Ⅴ)质量浓度分别是同期对照组的76.07%、82.32%、49.46%。3个试验时段，对照组和苦草对As(Ⅲ)的平均去除率分别为14.7%和54.8%，As(Ⅴ)的平均去除率分别为11.38%和41.48%。可见，苦草对As(Ⅲ)的去除效果优于其对As(Ⅴ)的去除效果。试验过程中，As(Ⅲ)平均质量浓度的最小值出现在第35天，As(Ⅴ)平均质量浓度的最小值出现在第66天，这可能是因为苦草对As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的同化吸收机制不同造成的。


2.4相关性分析


苦草种植后的第15天、第35天和第66天，苦草组与对照组沉积物间隙水中溶解态As、溶解态Fe(Ⅱ)、溶解态Mn、UV254、As(Ⅲ)以及As(Ⅴ)之间的相关关系如图6所示，图中左上为对照组，右下为枯草组。3个试验阶段，苦草组和对照组沉积物间隙水中的溶解态As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)与溶解态Mn和UV254显著相关。对照组的溶解态As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)与溶解态Fe(Ⅱ)有较好的相关性，而苦草组溶解态As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)与溶解态Fe(Ⅱ)相关性较差或不存在相关性。

图6沉积物间隙水中As与Fe、Mn、UV254的相关性分析


2.5苦草对沉积物As迁移转化的影响机制


氧化还原作用制约着砷在环境中的存在形态，随着DO浓度的下降，As(Ⅴ)逐步被还原成As(Ⅲ)。沉积物-水界面中的DO浓度越低，砷越易从五价被还原为三价。苦草通过光合作用和根系泌氧使得苦草组沉积物-水界面DO浓度增加(图1)，As(Ⅲ)被氧化为As(Ⅴ)，砷酸盐沉淀增加，沉积物间隙水中溶解态As、As(Ⅲ)与As(Ⅴ)质量浓度减小(图5)。可见苦草有利于削减沉积物中的As，这与DO浓度增加促进沉积物磷去除的机制相似。


沉积物间隙水中的pH值和UV254含量影响着沉积物As的存在形态和迁移转化过程。苦草组和对照组中溶解态As、As(Ⅲ)、As(Ⅴ)含量变化均与UV254及Mn含量呈显著正相关关系(图6)，表明存在耦合释放的现象。苦草组中溶解态Mn在DO浓度较高的情况下被氧化，并与间隙水中的砷酸根离子反应生成难溶的锰砷化合物，释放H+，降低苦草组的pH值(图1)，且新生成的锰砷化合物与铁砷化合物可吸附UV254和溶解态As，形成络合物沉淀，砷的氧化和吸附能力增强，有效性降低。本文3个试验时段，苦草组溶解态As、As(Ⅲ)与As(Ⅴ)的平均去除率呈现先增后减的趋势，可见受到了该组pH值降低的影响。


此外，植物的根系可以通过螯合作用、表面形成氧化铁/锰化合物胶体、区隔化作用等机制降低重(类)金属的吸收。苦草根系分泌的有机酸能够有效促进沉积物中磷、铁在根系周边形成铁锰胶膜。随着试验的进行，苦草对间隙水中溶解态As、As(Ⅲ)与As(Ⅴ)质量浓度的平均值与同期对照组的差异越来越小(图3)，苦草对As的同化吸收效果降低。因此，苦草通过根系泌氧提升了表层沉积物的DO，促进了铁砷化合物和锰砷化合物的形成，有效去除了沉积物间隙水中的溶解态As、As(Ⅲ)与As(Ⅴ)。


3结论


a.苦草通过根系泌氧增加了沉积物-水界面的OPD，降低了间隙水中的pH值，UV254以及溶解态As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)、溶解态Fe(Ⅱ)和溶解态Mn的质量浓度。


b.苦草组和对照组沉积物间隙水中的溶解态As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)与溶解态Mn和UV254显著相关，与溶解态Fe(Ⅱ)相关性较差。


c.苦草对沉积物间隙水中的溶解态As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)有较好的去除效果，去除率分别为62.5%、64.6%、69.5%。苦草对As(Ⅲ)的去除效果优于其对As(Ⅴ)的去除效果。