濕地生境下土壤砷形態(tài)轉(zhuǎn)化與微環(huán)境因子的關(guān)系

任偉　趙蓉　劉云根　楊桂英　趙立君　張慧娟　李夢(mèng)瑩　王妍

摘要：通過持續(xù)淹水種植典型挺水植物香蒲（Typha angustifolia L.）的模擬濕地生境盆栽試驗(yàn)，探究外源砷（As）污染土壤在不同時(shí)間內(nèi)微環(huán)境因子[溶解氧含量（DO）、氧化還原電位（E）、電導(dǎo)率（EC）和pH值]的變化規(guī)律及砷形態(tài)轉(zhuǎn)化的過程和影響因素，并評(píng)估對(duì)應(yīng)的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。結(jié)果表明，土壤微環(huán)境因子對(duì)不同處理時(shí)間的響應(yīng)存在差異，隨著試驗(yàn)時(shí)間延長(zhǎng)土壤DO值、En值均表現(xiàn)出先降低后升高的趨勢(shì);土壤酸堿度趨于中性，且不同處理間沒有顯著差異;土壤電導(dǎo)率逐漸上升。隨著淹水時(shí)間的延長(zhǎng)，非專性吸附態(tài)As（F1）及殘?jiān)鼞B(tài)As（F5）含量均不斷減少，晶型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As（F4）不斷增加，由生物有效態(tài)向非生物有效態(tài)轉(zhuǎn)化，基本趨于穩(wěn)定。土壤微環(huán)境因子對(duì)土壤As結(jié)合態(tài)的影響是多方向的，同一微環(huán)境因子對(duì)不同結(jié)合態(tài)具有不同相關(guān)性，且存在較大差異，En、DO及pH均對(duì)土壤中As的轉(zhuǎn)化具有重要貢獻(xiàn)。隨著試驗(yàn)時(shí)間加長(zhǎng)，土壤中As的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)表現(xiàn)出先大幅降低后小幅增加的趨勢(shì)，中后期總體處于中低環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài)。

關(guān)鍵詞：砷;微環(huán)境因子;結(jié)合態(tài);環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)

中圖分類號(hào)：X53

文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A

文章編號(hào)：1000-4440（2019）02-0321-08

近年來，砷（As）污染給中國湖泊河流、水庫等地表水環(huán)境安全帶來嚴(yán)重威脅[1-3]，諸如湘江、批江.大沙河、陽宗海、大屯海、柴石灘等湖泊、河流水體先后因砷污染問題而被廣泛關(guān)注[4-5]。盡管經(jīng)過多年治理部分湖泊水體砷污染得到有效控制，但有研究結(jié)果表明，湖泊和河流底泥砷的大量累積依然存在不可忽視的二次污染風(fēng)險(xiǎn)[6-7]。挺水植物是湖濱濕地的重要組成部分，在攔截陸源污染、凈化湖泊水質(zhì)等方面發(fā)揮著重要作用[8]。湖濱濕地季節(jié)性水位漲落和風(fēng)浪干擾導(dǎo)致其氧化還原電位交替變化頻繁[9]，其不僅是濕地植物生長(zhǎng)及營養(yǎng)吸收分配的主要影響因子[10-11]，亦是引發(fā)湖濱濕地重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的重要因素[12]。外源砷進(jìn)入土壤后，一小部分溶解在土壤溶液中，一部分吸附在土壤膠體.上，大部分轉(zhuǎn)化為難溶性砷化物[13]。根據(jù)生物可利用的難易程度，砷在土壤中的結(jié)合形態(tài)可分為水溶態(tài)砷（溶解在土壤溶液中）、交換態(tài)砷（吸附于土壤表面交換點(diǎn)上）和難溶態(tài)砷（被土壤膠體吸附，并與鐵、鋁、鈣等離子結(jié)合形成難溶性砷酸鹽）[14]。一般而言，在土壤酸堿度和氧化還原條件變化影響下，土壤中As會(huì)在易溶性和難溶性砷化合物之間相互轉(zhuǎn)化[I5]，是一個(gè)動(dòng)態(tài)過程。當(dāng)前沉積物-水界面附近是砷在環(huán)境中遷移轉(zhuǎn)化研究的重點(diǎn)區(qū)域，研究主要集中在河流湖泊和近海海域原位沉積物As存在的形態(tài)及風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)[16-17]、不同介質(zhì)對(duì)砷生物化學(xué)行為的影響[18]及土壤-水稻體系中砷的遷移轉(zhuǎn)化[19]。但針對(duì)濕地生境下不同砷污染土壤中As形態(tài)動(dòng)態(tài)變化與微環(huán)境因子的耦合關(guān)系及相應(yīng)的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，鮮有研究報(bào)道。由于湖濱濕地底泥砷的賦存形態(tài)直接決定其毒性效應(yīng)和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，本研究通過盆栽試驗(yàn)?zāi)M濕地生境，探析長(zhǎng)期淹水種植典型濕地植物香蒲（Typha angustifolia L.）情況下，不同處理時(shí)間土壤微環(huán)境因子[溶解氧含量（DO）、氧化還原電位（E，）、電導(dǎo)率（EC）和pH]變化規(guī)律及土壤中砷形態(tài)轉(zhuǎn)化過程，以期為砷污染湖泊的生態(tài)修復(fù)提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

土壤來源于昆明市海拔1900m處的低洼地段表層（0～20em）土壤，土壤類型為紅壤。土壤樣品采回后自然陰干，敲碎、磨細(xì)后過4mm篩備用。土壤基本性質(zhì)：酸堿度（pH值）3.97，總砷（T-As）含量8.39mg/kg，不同結(jié)合態(tài)As[非專性吸附態(tài)（F1）、專性吸附態(tài)（F2）、不定型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)（F3）、晶型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)（F4）和殘?jiān)鼞B(tài)（F5）[20]含量分別為1.29mg/kg.1.19mg/kg.0.76mg/kg、5.40mg/kg、2.27mg/kg，有機(jī)質(zhì)（TOC）含量1.84g/kg，總磷（T-P）含量0.57g/kg，總鈣（T-Ca）含量2.86g/kg。土壤污染物含量限值參考《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險(xiǎn)管控標(biāo)準(zhǔn)（試行）》[21]（農(nóng)用地土壤酸堿度（pH值）≤5.5，總砷（T-As）含量限值為40mg/kg）判別。

供試植物為狹葉香蒲，為多年生水生或沼生草本，是典型的濕地挺水植物。狹葉香蒲取自云南省昆明市泛亞苗圃基地，選取當(dāng)年生高度一致（株高約35em）、長(zhǎng)勢(shì)良好的萌生苗作為供試材料。

1.2 盆栽試驗(yàn)

采用盆栽試驗(yàn)?zāi)M濕生環(huán)境。盆栽裝置為無蓋黑色聚乙烯塑膠桶（高32cm，口徑48cm，底徑32cm），每桶裝入10kg干土和10L純凈水。通過外源添加Na，HAsO4·7H20的方式設(shè)置5個(gè)不同含量的砷污染處理：0mg/kg（CK）、50mg/kg、100mg/kg.200mg/kg、400mg/kgAs+。每個(gè)處理3次重復(fù)。加入Na，HAsO4·7H，O溶液，使土壤成黏稠狀，充分混勻，自然放置平衡7d后用于試驗(yàn)。

盆栽試驗(yàn)在西南林業(yè)大學(xué)露天試驗(yàn)區(qū)進(jìn)行，試驗(yàn)區(qū)內(nèi)環(huán)境條件為自然狀態(tài)，無人為干擾。該地區(qū)屬北亞熱帶低緯高原山地季風(fēng)氣候，氣候溫和，年平均氣溫15C，年降水量1450mm。于2017年4月初移栽香蒲幼苗，每個(gè)盆栽裝置中等間距移栽6株香蒲幼苗并統(tǒng)一添加等量園林復(fù)合基肥（N：P20，：K，0=16：16：16），試驗(yàn)期間保障水肥條件一致，保持試驗(yàn)裝置處于相同淹水狀態(tài)。分別在植株移栽后第50d第100d、第200d采集土壤樣品，測(cè)定土壤總砷（T-As）及各結(jié)合態(tài)As含量。

1.3 分析測(cè)定方法

于不同時(shí)間將每盆土壤自然風(fēng)干，去除根系，敲碎混勻過149mm篩，密封保存?zhèn)溆谩Ｍ寥阑纠砘再|(zhì)測(cè)定采用常規(guī)方法[22]：土壤有機(jī)質(zhì)（TOC）含量采用重鉻酸鉀法測(cè)定，總磷含量采用鉬梯抗紫外分光光度法測(cè)定，總鈣含量用FP6410型火焰光度計(jì)測(cè)定。土壤微環(huán)境因子pH值采用酸度計(jì)（雷磁PHS-3C）測(cè)定（水土質(zhì)量比2.5：1.0）。溶解氧含量（DO）、氧化還原電位（E）、電導(dǎo)率（EC）利用自制土壤垂直PVC采樣管采集土壤鮮樣品，剔除植物根系殘?bào)w后混勻樣品，按照水土比3：1（90ml去離子水與30g混勻土壤樣品）混合均勻后，及時(shí)用HACH便攜式儀器（HQ40d）測(cè)定。

風(fēng)干土壤樣品砷含量測(cè)定：總砷含量采用王水（HNO3和HCl體積比為3：1）消解提?。℉J 680-2013）法測(cè)定，結(jié)合態(tài)砷含量采用Wenzel等[23]報(bào)道的連續(xù)五步提取法（Sequential extraction procedure，SEP）測(cè)定。其中，非專性吸附態(tài)、專性吸附態(tài)砷在土壤中具有較高的活性，為生物有效態(tài)砷;后3種結(jié)合態(tài)砷的生物可利用性較低，在土壤中較為穩(wěn)定，為非生物有效態(tài)砷。所有樣品測(cè)定過程中均設(shè)置空白對(duì)照和重復(fù)，所有砷含量均使用AFS-810雙道氫化物發(fā)生原子熒光分光光度計(jì)（北京吉天公司產(chǎn)品）測(cè)定。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

應(yīng)用SPSS 21.0軟件對(duì)土壤微環(huán)境因子（溶解氧含量、氧化還原電位、電導(dǎo)率、pH值）、各結(jié)合態(tài)砷及總砷含量等指標(biāo)進(jìn)行單因素方差分析（One-wayANVOA），差異顯著性水平設(shè)定為a=0.05。用Pearson法對(duì)土壤微環(huán)境因子與結(jié)合態(tài)砷和總砷含量進(jìn)行相關(guān)分析，借助Canoco 4.5進(jìn)行蒙特卡羅置換檢驗(yàn)（Monte Carlo permutation test）。采用Origin2018軟件繪圖。

采用風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法（RAC）對(duì)土壤中砷的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)。RAC法中將非專性吸附和專性吸附態(tài)砷之和（F1+F2）視為砷的有效部分，通過計(jì)算該部分砷總量的比例，評(píng)價(jià)沉積物中砷的有效性，進(jìn)而對(duì)其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)。根據(jù)有效部分所占比例將其環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)分為5個(gè)等級(jí)：<1%為無風(fēng)險(xiǎn);1%～10%為低風(fēng)險(xiǎn);11%～30%為中等風(fēng)險(xiǎn);31%～50%為高風(fēng)險(xiǎn);>50%為極高風(fēng)險(xiǎn)[24]。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同含量砷污染土壤微環(huán)境因子變化特征

從圖1可知，砷污染處理50d時(shí)土壤DO值隨土壤中砷（As+）含量的升高呈下降趨勢(shì)，氧化還原電位（E）變化不大;隨著土壤中外源砷含量的增加，100d時(shí)土壤DO值與E值逐漸降低，200d時(shí)土壤DO值與E值表現(xiàn)出先增加后降低的趨勢(shì)。不同處理時(shí)間下土壤DO值和氧化還原電位均存在差異，50d時(shí)最高;100d時(shí)DO值和E，值分別為0d時(shí)的35分之一和5分之一，其溶解氧含量較低，土壤處于還原狀態(tài);200d時(shí)，DO值和E值較100d時(shí)平均上升5倍和2倍，土壤由還原狀態(tài)轉(zhuǎn)變?yōu)檠趸癄顟B(tài)。不同含量砷污染條件下，土壤EC值在處理50d、100d時(shí)變化不大;200d時(shí)高含量砷（As'+含量≥100mg/kg）污染處理土壤EC值高于低含量（As'+含量≤50mg/kg）處理，且差異顯著;隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，各處理的土壤EC值均逐漸上升，可電離鹽類含量不斷增加。不同處理時(shí)間下土壤pH值則無明顯變化，在7.24至7.54之間波動(dòng)，土壤酸堿度呈中性。

2.2 不同含量砷污染土壤中各形態(tài)砷的分布

不同處理時(shí)間土壤總砷（T-As）及各結(jié)合態(tài)砷含量見表1。隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng)，各含量砷污染處理土壤T-As含量均逐漸下降;F1和F5的含量在各含量砷處理中亦均呈下降趨勢(shì)，200d時(shí)較50d時(shí)分別減少73%～98%、76%～86%;F2含量在不同處理時(shí)間表現(xiàn)出的規(guī)律為：50d>200d>100d;F3、F4含量，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，基本呈現(xiàn)先增加后降低的趨勢(shì)，但400mg/kgAs'+處理下200d時(shí)F4含量是100d時(shí)的3.8倍。在不同含量砷污染下，不同結(jié)合態(tài)砷含量間差異顯著，不同處理時(shí)間各形態(tài)占比亦存在差異。50d時(shí)除400mg/kg含量處理下F2占比最大達(dá)到39%外，其余各含量處理下F5占比均最大（達(dá)到38%～98%），F(xiàn)2、F4占比其次（分別為25%、19%），F(xiàn)3及F1最少。100d時(shí)同樣除400mg/kg含量處理下F3占比達(dá)到80%外，其余各處理F4占比均最大（達(dá)到45%～68%），F(xiàn)3其次（33%），F(xiàn)5占比較50d時(shí)迅速降低，降幅達(dá)到71%～84%。200d時(shí)，F(xiàn)4占比最大，F(xiàn)2最小;在0～100mg/kg砷處理下F4>F5>F3>F2;在200mg/kg、400mg/kg砷處理下F3小于F4，大于F2及F3。

砷污染土壤中生物有效態(tài)與非生物有效態(tài)砷分布如圖2所示。不同處理時(shí)間下對(duì)照土壤中生物有效態(tài)As所占比例變化不大。隨著時(shí)間延長(zhǎng)，除400mg/kgAs'+處理外，其余各砷含量處理下生物有效態(tài)As占比變化基本表現(xiàn)出先降低后趨于穩(wěn)定的規(guī)律，100d、200d時(shí)分別比50d時(shí)平均降低了70%、60%;400mg/kgAs'+處理下生物有效態(tài)As占比則表現(xiàn)出較為明顯的先降后升的趨勢(shì)，非生物有效態(tài)As含量則相反，但200d時(shí)生物有效態(tài)As占比遠(yuǎn)低于50d時(shí)的占比，僅是其50%?？傮w而言，土壤中As由生物有效態(tài)向非生物有效態(tài)轉(zhuǎn)化，且基本趨于穩(wěn)定。

2.3 土壤微環(huán)境因子與土壤中As含量的相關(guān)性

對(duì)土壤微環(huán)境因子和各結(jié)合態(tài)砷含量進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析。結(jié)果（表2）表明，F(xiàn)5、F4含量與有效態(tài)As（F2和F1）含量均呈極顯著正相關(guān);F2與F1含量亦呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)達(dá)到0.986。DO值與F2、F1含量呈顯著負(fù)相關(guān)，與F3含量則呈顯著正相關(guān);E，值與F3含量呈顯著負(fù)相關(guān)，與F4含量則呈顯著正相關(guān);EC值與F4含量呈極顯著正相關(guān)，與F5含量呈顯著負(fù)相關(guān)性;土壤pH值與F1、F2、F5含量呈極顯著正相關(guān)。蒙特卡洛檢驗(yàn)結(jié)果顯示，不同土壤微環(huán)境因子對(duì)土壤中As轉(zhuǎn)化影響的貢獻(xiàn)大小順序?yàn)镋，>DO>pH>EC，貢獻(xiàn)率依次是98.9%、95.5%、81.4%、50.1%。說明E，、DO值及pH均對(duì)土壤中As轉(zhuǎn)化具有重要影響，土壤氧化還原狀況尤為重要，EC值則作用不明顯。

2.4 土壤中砷的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

采用風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法（RAC）對(duì)土壤中砷的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評(píng)價(jià)。風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法主要針對(duì)重金屬的生物有效性部分，環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)更為直接[[25]0RAC評(píng)價(jià)結(jié)果（圖3）表明：不同砷污染水平與不同處理時(shí)間下砷的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)均達(dá)到污染程度，且隨著外源砷添加量的增加，其風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)越高。隨著處理時(shí)間延長(zhǎng)，土壤中有效態(tài)砷所占比例呈先迅速降低后略有升高的趨勢(shì)。50d時(shí)，除對(duì)照處于低風(fēng)險(xiǎn)外，50mg/kg和100mg/kgAsS+處理下有效態(tài)砷所占比例分別為28%、22%，處于中等風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài);當(dāng)土壤AsS+含量≥200mg/kg時(shí)，土壤中有效態(tài)As所占比例均值高達(dá)42%，處于高風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài)。100d時(shí)土壤中有效態(tài)As所占比例降低至10.8%～1.7%，較50d時(shí)下降了54%～96%，處于低風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài);200d時(shí)土壤中有效態(tài)As所占比例除200mg/kgAs'+處理外，其他處理均較100d時(shí)有所提高，但小于50d時(shí)土壤中有效態(tài)As所占比例，處于中低環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài)。

3 討論

土壤微環(huán)境因子（溶解氧含量、氧化還原電位、電導(dǎo)率、pH值）不僅是濕地植物生長(zhǎng)及營養(yǎng)吸收分配的重要影響因子[1]，亦是引發(fā)湖濱濕地礦物元素形態(tài)轉(zhuǎn)化的重要因素[12]本研究中土壤氧化還原狀況對(duì)不同處理時(shí)間的響應(yīng)存在差異，可能是由于淹水狀態(tài)切斷了土壤的氧氣供應(yīng)，且隨著時(shí)間推移，由于微生物耗氧的生物氧化還原作用，導(dǎo)致土壤中的氧氣被逐漸耗竭。但植物根系成熟區(qū)皮層細(xì)胞在長(zhǎng)期淹水后會(huì)發(fā)生程序性死亡，溶解而形成通氣組織（26由地上部向根部輸送氧氣以完成根系泌氧。在處理50d時(shí)植株快速生長(zhǎng)，促使其根系孔隙變大，不定根數(shù)量增多[10]，以提高根系泌氧能力，使土壤中溶解氧含量相對(duì)較高。處理100d時(shí)滇中地區(qū)正處于高溫期，有機(jī)污染物降解和還原性無機(jī)物氧化大量消耗氧[27]，使土壤水溶解氧含量降低，土壤處于還原狀態(tài)。200d時(shí)，氣溫降低，限制了耗氧活動(dòng)，此外香蒲植株枯黃，營養(yǎng)元素回流，促進(jìn)地下長(zhǎng)出新根，有效地提高了香蒲根系泌氧能力，土壤中氧含量升高，處于氧化狀態(tài)，E，值回升。不同處理時(shí)間下，400mg/kgAs'+處理的土壤溶解氧含量均最低，可能與植株在高含量砷脅迫下生長(zhǎng)緩慢、根系欠發(fā)達(dá)有關(guān);同時(shí)香蒲根系難以吸收利用太低含量的溶解氧，進(jìn)一步延緩了植株生長(zhǎng)發(fā)育。隨著處理時(shí)間延長(zhǎng)，可電離鹽類含量不斷增加，出現(xiàn)該現(xiàn)象的原因：一方面可能由于香蒲根系組織不斷生長(zhǎng)，活化了土壤中礦物元素;另一方面可能與植物生長(zhǎng)中后期低水平的土壤E值提高了鐵錳氧化物溶解性，使土壤中還原態(tài)錳、鐵等陽離子和S2-等陰離子含量增加有關(guān)。在淹水種植香蒲模擬濕地生境條件下土壤pH呈中性，可能與植物根系調(diào)節(jié)與土壤淹水狀態(tài)有關(guān)。

有研究結(jié)果表明在中性和堿性條件下，微生物的甲基化作用明顯[28]，可能導(dǎo)致土壤中砷含量減少，使砷對(duì)環(huán)境的毒害作用減弱。香蒲對(duì)As具有一定富集能力[29]。本研究中隨著時(shí)間的延長(zhǎng)土壤T-As不斷減少，這可能是微生物甲基化及香蒲對(duì)砷吸收積累雙重作用的結(jié)果。眾多學(xué)者認(rèn)為與重金屬總量相比，重金屬的化學(xué)形態(tài)能更精確地反映其在環(huán)境中的生物有效性[30]。本試驗(yàn)結(jié)果表明，不同處理時(shí)間下，土壤中砷各結(jié)合態(tài)變化顯著。香蒲對(duì)砷的不斷吸收積累，使極易被生物吸收利用的非專性吸附態(tài)As隨處理時(shí)間增加不斷降低。植物可以通過根系作用鈍化或固定土壤中的重金屬[31]，亦可以通過根際微生物的代謝活化土壤重金屬以增強(qiáng)植物對(duì)重金屬的吸收[32]，例如有機(jī)酸可酸化土壤微環(huán)境促進(jìn)土壤中重金屬的溶解33]。本研究結(jié)果表明，殘?jiān)鼞B(tài)As含量隨植物生育期的延長(zhǎng)，不斷減少，可能與香蒲發(fā)達(dá)的根系及根系微環(huán)境的活化有關(guān)。隨著處理時(shí)間的延長(zhǎng)，鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As含量增大，這與Guo等[34]的研究結(jié)論相一致。在濕地環(huán)境中，外源砷進(jìn)入土壤后其形態(tài)轉(zhuǎn)化是一個(gè)復(fù)雜的過程，既存在土壤老化作用，又存在植物根系活化吸收，形成降低有效性與穩(wěn)定性雙向效應(yīng)。富含F(xiàn)e、Al等氧化物的紅壤對(duì)砷具有較強(qiáng)的吸附性[35]，導(dǎo)致晶型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)砷的含量增加，使砷逐漸向與土壤結(jié)合更為緊密的形態(tài)轉(zhuǎn)化，由生物有效態(tài)向非生物有效態(tài)轉(zhuǎn)化，其生物有效性降低。溶解氧含量、氧化還原電位條件不僅是驅(qū)動(dòng)土壤砷釋放的原因，而且是影響As形態(tài)轉(zhuǎn)變的關(guān)鍵因子。有研究者發(fā)現(xiàn)溶解氧含量下降后，土壤處于厭氧狀態(tài)，砷的溶解度升高[36]，有效態(tài)As增加。土壤在富氧條件下易形成鐵錳氧化物，有利于鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As的形成。氧化還原電位可以通過影響環(huán)境中有關(guān)化合物的溶解性來影響砷的釋放，本研究中通過蒙特卡洛檢驗(yàn)發(fā)現(xiàn)土壤氧化還原條件對(duì)土壤中As轉(zhuǎn)化的貢獻(xiàn)尤為重要。在本試驗(yàn)中，晶型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As與不定型鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As含量隨時(shí)間延長(zhǎng)，呈先增加后降低的趨勢(shì)，這可能與香蒲根表面鐵膜的形成與退化有關(guān)。郭偉等[37]研究發(fā)現(xiàn)，分蘗期水稻根表鐵膜成為根際砷的富集庫。楊文弢等[30]指出不同厚度和處于不同老化程度的鐵氧化物膜在一定條件下可以改變污染物的活性。在根表鐵膜的作用下，香蒲根系對(duì)根際土壤砷活性的影響主要發(fā)生在生長(zhǎng)的中前期，處理100d時(shí)香蒲根系鐵膜大量形成，促使鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As增多，處理200d時(shí)隨著植株根表鐵膜脫落，鐵鋁氧化物結(jié)合態(tài)As含量降低。pH對(duì)土壤中As的轉(zhuǎn)化亦具有重要貢獻(xiàn)，pH值的變化會(huì)影響As的賦存形態(tài)，土壤中As存在形式以陰離子為主，土壤pH值的變化會(huì)影響土壤中砷的吸附和解吸[15]，土壤酸堿度穩(wěn)定于中性，有效態(tài)As處于較低水平，生物有效性亦趨于穩(wěn)定。Hon-ma等[32]研究結(jié)果表明pH值與土壤中As的移動(dòng)性具有顯著正相關(guān)性，與本試驗(yàn)中土壤pH值與砷結(jié)合態(tài)（F1F2）呈極顯著正相關(guān)的結(jié)論相符。本試驗(yàn)僅對(duì)影響濕地生境中砷形態(tài)變化的主要微環(huán)境因子進(jìn)行了分析，具體機(jī)理有待進(jìn)一步研究。

長(zhǎng)期淹水使土壤中的重金屬氧化態(tài)含量增高，溶解性和移動(dòng)性增強(qiáng)，生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)增大。香蒲對(duì)有效態(tài)砷（F1與F2）的吸收，有效降低了有效態(tài)砷含量。處理100d時(shí)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)基本處于低風(fēng)險(xiǎn)狀態(tài)，這可能與香蒲根系對(duì)養(yǎng)分和砷的吸收較快[8]及土壤老化雙重作用有關(guān);處理200d時(shí)環(huán)境風(fēng)險(xiǎn).上升至中低風(fēng)險(xiǎn)，這可能由于植物莖葉凋落、營養(yǎng)回流造成的。試驗(yàn)結(jié)果表明，隨著砷污染程度的增大，其風(fēng)險(xiǎn)等級(jí)也越高，說明砷在土壤中的遷移能力和生物有效性與砷的總量及其存在形態(tài)有較大的關(guān)系[29，這與許仙菊等[39]研究結(jié)果相近。因此，研究土壤中As的遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律需綜合考慮各方面影響因子，動(dòng)態(tài)評(píng)估可被生物直接利用的部分重金屬帶來的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，使土壤評(píng)價(jià)、治理更具科學(xué)性。湖濱濕地中以氧化還原電位為代表的微環(huán)境因子的頻繁變化[40]，以及不同物候期濕地植物及其復(fù)雜根際的根際作用差異，使湖濱濕地的賦存形態(tài)變化過程和機(jī)制更加復(fù)雜，因此需要精準(zhǔn)的因子控制試驗(yàn)和野外驗(yàn)證以厘清湖濱濕地As的賦存形態(tài)變化過程和機(jī)制。

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