2結(jié)果與分析

2.1沉積物pH值和DO濃度變化

對照組和苦草組沉積物-水界面pH值和DO濃度變化如圖1所示。對照組與苦草組沉積物-水界面的pH值介于7～8.5之間，整體為弱堿性。試驗過程中，苦草組的pH平均值低于同期對照組。在種植苦草后的第15天、第35天、第66天，苦草組的pH平均值分別降低了2.20%、2.64%、0.77%。從圖1可知，整個試驗階段，沉積物-水界面中DO濃度平均值苦草組高于同期對照組:前2個試驗階段(第15天和第35天)，苦草組略高于同期對照組;而到第66天時，苦草組顯著高于同期對照組，高約137%。這可能是因為在第66天時，苦草的植株和根系較幼苗時期(第15天、第35天)深長，光合作用更強，進而提升了根際區(qū)間的DO濃度。在種植苦草后的第15天、第35天、第66天，苦草組的溶解氧滲透深度(OPD)分別為40mm、17mm、31mm，對照組的OPD分別為23mm、11mm、19mm?？梢?，試驗過程中苦草組的OPD均高于同期對照組。

圖1沉積物-水界面pH值與DO濃度的垂向變化特征

2.2沉積物間隙水中溶解態(tài)Fe(Ⅱ)/溶解態(tài)Mn質(zhì)量濃度和UV254的變化

沉積物間隙水中的溶解態(tài)Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度變化如圖2所示。在3個試驗階段，苦草組的溶解態(tài)Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度平均值都小于同期對照組。在試驗開始后的第15天、第35天、第66天，苦草組的溶解態(tài)Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度分別是同期對照組的40.51%、75.80%、68.93%。苦草組與對照組溶解態(tài)Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度平均值的最大差異出現(xiàn)在試驗初期的第15天。在3次取樣結(jié)果中，苦草組與對照組中溶解態(tài)Fe(Ⅱ)在表層0～-20mm范圍內(nèi)差異較小，而在-20～-80mm范圍內(nèi)出現(xiàn)顯著差異，苦草組Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度顯著降低。

圖2沉積物溶解態(tài)Fe(Ⅱ)質(zhì)量濃度變化趨勢

在試驗開始后的第15天、第35天、第66天，苦草組沉積物間隙水中溶解態(tài)Mn質(zhì)量濃度平均值都小于同期對照組(圖3)，苦草組溶解態(tài)Mn質(zhì)量濃度分別是同期對照組的65.83%、82.37%、94.56%?？梢姡S著試驗的進行，兩組之間的溶解態(tài)Mn質(zhì)量濃度差異逐漸減小。

圖3沉積物溶解態(tài)Mn質(zhì)量濃度變化趨勢

沉積物UV254的變化如圖4所示。在3個試驗階段，苦草組的UV254平均值都小于同期對照組，且隨著試驗的開展，苦草組與對照組UV254平均值差別越來越小。在試驗開始后的第15天、第35天、第66天，苦草組的UV254分別是同期對照組的71.92%、84.81%、90.45%?？嗖萁M與對照組UV254平均值的最大差異出現(xiàn)在試驗初期的第15天。

圖4沉積物UV254變化趨勢

2.3沉積物間隙水中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)質(zhì)量濃度變化

沉積物間隙水中的溶解態(tài)As質(zhì)量濃度變化如圖5所示。在3個試驗階段，苦草組溶解態(tài)As質(zhì)量濃度小于對照組，苦草組對溶解態(tài)As的去除率始終大于同期對照組(表2)。在試驗開始后的第15天、第35天、第66天，苦草組的溶解態(tài)As質(zhì)量濃度分別是同期對照組的68.89%、54.49%、51.19%，呈現(xiàn)逐步遞減與遞減速度變緩的規(guī)律，可能是逐步達到了苦草吸收As的閾值，或者是因為As對苦草造成了損傷。

圖5苦草對沉積物剖面中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)和As(V)質(zhì)量濃度的影響

表2苦草對間隙水中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的去除率

如圖5所示，在3個試驗階段，苦草組的As(Ⅲ)和As(Ⅴ)質(zhì)量濃度均低于同期對照組。在第15天、第35天、第66天，苦草組溶解態(tài)As(Ⅲ)質(zhì)量濃度分別是同期對照組的68.38%、44.09%、52.88%(表2);苦草組溶解態(tài)As(Ⅴ)質(zhì)量濃度分別是同期對照組的76.07%、82.32%、49.46%。3個試驗時段，對照組和苦草對As(Ⅲ)的平均去除率分別為14.7%和54.8%，As(Ⅴ)的平均去除率分別為11.38%和41.48%?？梢姡嗖輰s(Ⅲ)的去除效果優(yōu)于其對As(Ⅴ)的去除效果。試驗過程中，As(Ⅲ)平均質(zhì)量濃度的最小值出現(xiàn)在第35天，As(Ⅴ)平均質(zhì)量濃度的最小值出現(xiàn)在第66天，這可能是因為苦草對As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的同化吸收機制不同造成的。

2.4相關(guān)性分析

苦草種植后的第15天、第35天和第66天，苦草組與對照組沉積物間隙水中溶解態(tài)As、溶解態(tài)Fe(Ⅱ)、溶解態(tài)Mn、UV254、As(Ⅲ)以及As(Ⅴ)之間的相關(guān)關(guān)系如圖6所示，圖中左上為對照組，右下為枯草組。3個試驗階段，苦草組和對照組沉積物間隙水中的溶解態(tài)As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)與溶解態(tài)Mn和UV254顯著相關(guān)。對照組的溶解態(tài)As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)與溶解態(tài)Fe(Ⅱ)有較好的相關(guān)性，而苦草組溶解態(tài)As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)與溶解態(tài)Fe(Ⅱ)相關(guān)性較差或不存在相關(guān)性。

圖6沉積物間隙水中As與Fe、Mn、UV254的相關(guān)性分析

2.5苦草對沉積物As遷移轉(zhuǎn)化的影響機制

氧化還原作用制約著砷在環(huán)境中的存在形態(tài)，隨著DO濃度的下降，As(Ⅴ)逐步被還原成As(Ⅲ)。沉積物-水界面中的DO濃度越低，砷越易從五價被還原為三價?？嗖萃ㄟ^光合作用和根系泌氧使得苦草組沉積物-水界面DO濃度增加(圖1)，As(Ⅲ)被氧化為As(Ⅴ)，砷酸鹽沉淀增加，沉積物間隙水中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)與As(Ⅴ)質(zhì)量濃度減小(圖5)。可見苦草有利于削減沉積物中的As，這與DO濃度增加促進沉積物磷去除的機制相似。

沉積物間隙水中的pH值和UV254含量影響著沉積物As的存在形態(tài)和遷移轉(zhuǎn)化過程?？嗖萁M和對照組中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)、As(Ⅴ)含量變化均與UV254及Mn含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(圖6)，表明存在耦合釋放的現(xiàn)象?？嗖萁M中溶解態(tài)Mn在DO濃度較高的情況下被氧化，并與間隙水中的砷酸根離子反應(yīng)生成難溶的錳砷化合物，釋放H+，降低苦草組的pH值(圖1)，且新生成的錳砷化合物與鐵砷化合物可吸附UV254和溶解態(tài)As，形成絡(luò)合物沉淀，砷的氧化和吸附能力增強，有效性降低。本文3個試驗時段，苦草組溶解態(tài)As、As(Ⅲ)與As(Ⅴ)的平均去除率呈現(xiàn)先增后減的趨勢，可見受到了該組pH值降低的影響。

此外，植物的根系可以通過螯合作用、表面形成氧化鐵/錳化合物膠體、區(qū)隔化作用等機制降低重(類)金屬的吸收?？嗖莞捣置诘挠袡C酸能夠有效促進沉積物中磷、鐵在根系周邊形成鐵錳膠膜。隨著試驗的進行，苦草對間隙水中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)與As(Ⅴ)質(zhì)量濃度的平均值與同期對照組的差異越來越小(圖3)，苦草對As的同化吸收效果降低。因此，苦草通過根系泌氧提升了表層沉積物的DO，促進了鐵砷化合物和錳砷化合物的形成，有效去除了沉積物間隙水中的溶解態(tài)As、As(Ⅲ)與As(Ⅴ)。

3結(jié)論

a.苦草通過根系泌氧增加了沉積物-水界面的OPD，降低了間隙水中的pH值，UV254以及溶解態(tài)As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)、溶解態(tài)Fe(Ⅱ)和溶解態(tài)Mn的質(zhì)量濃度。

b.苦草組和對照組沉積物間隙水中的溶解態(tài)As、As(Ⅴ)、As(Ⅲ)與溶解態(tài)Mn和UV254顯著相關(guān)，與溶解態(tài)Fe(Ⅱ)相關(guān)性較差。

c.苦草對沉積物間隙水中的溶解態(tài)As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)有較好的去除效果，去除率分別為62.5%、64.6%、69.5%?？嗖輰s(Ⅲ)的去除效果優(yōu)于其對As(Ⅴ)的去除效果。