砷(As)是一種象牙色的類金屬，能在270℃時轉(zhuǎn)變?yōu)榻饘贅有问?，被廣泛應(yīng)用于醫(yī)學(xué)、畜牧養(yǎng)殖、電子和冶金等領(lǐng)域。早在2003年，中國地方性砷中毒分布調(diào)查協(xié)作組發(fā)現(xiàn)，中國受砷中毒影響人口達(dá)234萬，高砷暴露人口52萬;此外，智利的3個州有43萬人受到砷污染的危害;石臼湖中砷的濃度超過了江蘇省的土壤重金屬背景值。近年來，砷污染已成為全球性問題，砷被國際癌癥研究機(jī)構(gòu)認(rèn)定為致癌物質(zhì)。環(huán)境中的砷以三價砷(As(Ⅲ))、五價砷(As(Ⅴ))和有機(jī)砷的形態(tài)存在，以As(Ⅲ)和As(Ⅴ)為主。砷形態(tài)極易受氧化還原條件、pH值、Fe(Ⅱ)/Fe(Ⅲ)、有機(jī)物、懸浮顆粒和微生物活動等環(huán)境因素的影響。形態(tài)不同的As所產(chǎn)生的生態(tài)效應(yīng)也不同，As(Ⅲ)的毒性是As(V)的60倍，是甲基砷的70倍。As(Ⅲ)和As(Ⅴ)易被地表廣泛存在的鐵、錳化合物吸附聚集，污染土壤和沉積物，目前我國沿海區(qū)域沉積物中As的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)已接近10 mg/kg。As(Ⅲ)比較活躍，沉積物間隙水中的As(Ⅲ)可釋放進(jìn)入上覆水中，而進(jìn)入水環(huán)境的As污染物可通過食物鏈最終影響人體健康。

沉積物-水界面中的As去除效果取決于復(fù)雜的物理、化學(xué)和生物作用，影響因素眾多，作用機(jī)制復(fù)雜，一直是重金屬內(nèi)源污染研究和治理的難點(diǎn)。砷污染是可治理的，如淮河干流中的砷就得到了控制。目前砷去除方法有生物炭吸附、離子交換、植物修復(fù)、膜技術(shù)和沉淀絮凝等。生物炭/鐵酸錳能對Zn2+和Cu2+兩種重金屬離子起到較好的吸附效果，鐵錳可能在砷的吸附上也會有較好的效果。崔曉倩等發(fā)現(xiàn)萊茵衣藻能夠影響自由金屬離子的溶出;劉愛榮等指出，納米零價鐵可以有效去除廢水中的砷。砷還可以通過植物光合作用和呼吸作用調(diào)節(jié)次級代謝產(chǎn)物，五價砷酸鹽與磷酸鹽有相似的化學(xué)性質(zhì)，能共用高等植物中的轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白被植物一同吸收，有些耐砷植物可通過改變轉(zhuǎn)運(yùn)蛋白的表達(dá)來控制砷的吸收。陳同斌等率先在中國境內(nèi)找到并發(fā)現(xiàn)了蜈蚣草對砷的高富集性;Kumar等證實(shí)了胭脂樹葉生物吸附劑能夠去除水中的As;陳國粱通過培養(yǎng)試驗(yàn)對比研究了苦草、狐尾藻、黑藻、菹草、金魚藻等沉水植物對沉積物砷的富集能力，發(fā)現(xiàn)苦草的富集能力最強(qiáng)。一般而言，水生植物對水環(huán)境中重金屬去除效果的順序?yàn)?沉水植物大于漂浮植物、浮葉植物大于挺水植物?？梢?，植物的同化吸收作用可以從土壤和沉積物中移除As。研究植物對沉積物中砷的去除對人體健康和生態(tài)安全具有重要意義。本文以富營養(yǎng)化底泥和常見沉水植物苦草為研究對象，基于微電極分析技術(shù)和高分辨率擴(kuò)散平衡式間隙水采集(HR-Peeper)技術(shù)，從微尺度精準(zhǔn)評估苦草對沉積物-水界面中As形態(tài)的影響。

1材料與方法

1.1研究區(qū)域概況

本文所用水樣和沉積物樣品均采集于太湖梅梁灣。梅梁灣位于太湖北部區(qū)域，面積約123km2，多年平均水深介于1.8～2.3 m之間。近年梅梁灣長期存在水體富營養(yǎng)化及與富營養(yǎng)化相關(guān)的問題。

1.2室內(nèi)試驗(yàn)設(shè)計與試驗(yàn)材料

底泥樣品用重力取樣器(直徑9cm、長50cm)采集在同一地點(diǎn)柱芯深度25cm左右的柱狀樣。湖水用5L采水器采集，并暫存于25L塑料桶中。樣品采集完成后盡快運(yùn)至實(shí)驗(yàn)室。隨后，將沉積柱每2cm切割，并將相同的沉積層放在一起攪拌混勻。然后，使用100目的篩網(wǎng)從沉積物中去除大顆粒和大型底棲動物。根據(jù)原深度回填規(guī)則混勻過篩后的底泥，將8層(約16cm)的底泥裝入6根有機(jī)玻璃管(內(nèi)徑9cm、長度30cm)。向每個沉積柱中注入過濾后的湖水，確保上覆水的深度在10cm左右。最后，將所有沉積柱放入水箱中(長70cm、寬50cm、高65cm)培養(yǎng)2周。

過濾后的湖水水質(zhì)指標(biāo)如下:湖水As質(zhì)量濃度為1.22μg/L，TOC、TN、TP、磷酸根分別為7.43mg/L，0.93mg/L，0.04mg/L，0.02mg/L，pH值為7.57。用離心法得到過篩混勻后分層底泥的間隙水，測定間隙水中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)的質(zhì)量濃度(表1)。

表1過篩混勻后的間隙水中溶解態(tài)As、As(Ⅲ)和As(Ⅴ)質(zhì)量濃度

穩(wěn)定兩周后，取出沉積柱，在其中3根沉積柱中種植苦草，作為苦草組，苦草的種植密度為157.2株/m2;剩余3根不處理，作為對照組。分別將苦草組和對照組置于2個水箱中淹沒培養(yǎng)，并用LED燈補(bǔ)充光照，在前15d對兩個水箱進(jìn)行曝氣，以確?？嗖莸某苫盥?，15d后取消曝氣。

1.3樣品采取和分析

對苦草的生長初期，快速生長期以及穩(wěn)定生長期內(nèi)沉積物變化進(jìn)行觀察，分別在第15天、第35天、第66天進(jìn)行取樣觀測。在每個采樣時間點(diǎn)，先用ph微電極(OXO-50，Unisense，丹麥)測量苦草組和對照組沉積物-水界面中的pH值和DO濃度。然后，投入HP-Peeper裝置(購自南京智感環(huán)境科技有限公司)，平衡時間為48 h。移除HR-Peeper裝置后，從每個HR-Peeper小室收集大約400 uL的水樣，用鄰菲咯啉比色法在多功能酶標(biāo)儀(M2e，Molecular Devices，美國)上測定可溶性Fe(Ⅱ)。取一定量樣品添加3%HNO3酸化后，用ICP-MS(NEXION350 X，PerkinElmer，美國)測量溶解態(tài)As和溶解態(tài)Mn的質(zhì)量濃度。本試驗(yàn)中所用的化學(xué)試劑均為分析純。

1.4數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 25.0軟件(US SPSS)和Excel 2013進(jìn)行統(tǒng)計分析，圖形均用Origin 2019軟件繪制。