饒益齡， 吳永貴，2，3， 徐秀月， 羅有發(fā)， 王 虎， 吳興玉， 胡桂科， 楊 婷

(1.貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院，貴州貴陽(yáng) 550025； 2.貴州省喀斯特環(huán)境生態(tài)工程研究中心，貴州貴陽(yáng) 550025；3.貴州省環(huán)境功能材料與設(shè)備研發(fā)研究生工作站，貴州貴陽(yáng) 550025)

人工濕地是一種新型生態(tài)污水處理技術(shù)。它利用自身獨(dú)特的“基質(zhì)-植物-微生物”生態(tài)系統(tǒng)，通過(guò)物理、化學(xué)和生物三重協(xié)同作用高效凈化廢水[1-3]，目前已逐漸用于處理酸性礦山廢水(acid mine drainge，AMD)[4-7]。在AMD濕地處理系統(tǒng)中，大量的重金屬經(jīng)過(guò)濾、吸附、沉淀、離子交換、氧化和水解等作用得以凈化[8]，由此也形成了大量富含重金屬的沉積物。當(dāng)AMD處理工程結(jié)束后，隨著環(huán)境條件的改變，蓄積在這些沉積物中的重金屬可能會(huì)再次釋放并進(jìn)入上覆水中[9]，危害濕地生態(tài)系統(tǒng)。其中，有機(jī)質(zhì)(50%左右由陸源植被凋落物輸入[10])對(duì)沉積物中重金屬的遷移釋放起著關(guān)鍵性的作用[11]。一方面，有機(jī)質(zhì)通過(guò)吸附、絡(luò)合作用，能夠控制沉積物中重金屬的環(huán)境遷移行為；同時(shí)，有機(jī)質(zhì)在礦化過(guò)程中會(huì)改變沉積環(huán)境的物理化學(xué)條件，使沉積物中重金屬發(fā)生轉(zhuǎn)化、遷移和再分配，并導(dǎo)致沉積物與上覆水之間發(fā)生物質(zhì)交換[11-12]。

構(gòu)樹(shù)是少見(jiàn)的高蛋白木本植物，在貴州省各地均有大量分布。自2015年起，構(gòu)樹(shù)扶貧工程被國(guó)務(wù)院扶貧辦正式列為全國(guó)“十項(xiàng)精準(zhǔn)扶貧”工程之一，貴州省成為構(gòu)樹(shù)產(chǎn)業(yè)發(fā)展的重點(diǎn)省份，并開(kāi)始大規(guī)模推廣種植構(gòu)樹(shù)，由此必然會(huì)產(chǎn)生大量構(gòu)樹(shù)凋落物，而AMD濕地處理系統(tǒng)附近的構(gòu)樹(shù)凋落物可能在地表徑流的作用下匯入該濕地系統(tǒng)，影響AMD沉積物中重金屬的環(huán)境行為，進(jìn)而對(duì)濕地環(huán)境構(gòu)成潛在威脅。鑒于此，本研究在實(shí)驗(yàn)室模擬的條件下，以貴州省貴陽(yáng)市觀山湖區(qū)朱昌鎮(zhèn)某廢棄煤礦酸性廢水人工濕地處理系統(tǒng)中的沉積物為研究對(duì)象，分析構(gòu)樹(shù)凋落物降解過(guò)程對(duì)沉積物上覆水理化性質(zhì)及沉積物中重金屬化學(xué)形態(tài)的影響，以期為濕地沉積物重金屬的控制和治理提供理論依據(jù)及實(shí)踐指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料采集與處理

沉積物采自于貴陽(yáng)市觀山湖區(qū)朱昌鎮(zhèn)石硐廢棄煤礦酸性廢水人工濕地系統(tǒng)，該系統(tǒng)利用植物與微生物的耦合作用處理廢棄煤礦產(chǎn)生的酸性礦山廢水，建成5年來(lái)系統(tǒng)出水水質(zhì)優(yōu)良，并產(chǎn)生大量高鐵沉積物。從該AMD濕地處理系統(tǒng)中采集沉積物，帶回實(shí)驗(yàn)室后離心，冷凍干燥，并過(guò)2 mm篩備用。主要理化性質(zhì)見(jiàn)表1。

表1 沉積物與構(gòu)樹(shù)凋落物的基本性質(zhì)

注：由于該沉積物中Cu、Zn等重金屬含量較低，本研究不作討論。

構(gòu)樹(shù)葉采自貴州省貴陽(yáng)市花溪區(qū)。采集未分解的構(gòu)樹(shù)凋落物，于105 ℃殺青15 min，60 ℃烘干至恒質(zhì)量，將凋落物剪成1 cm×1 cm左右小塊，準(zhǔn)確稱取1.00、5.00、15.00 g，裝入尼龍網(wǎng)袋，密封保存?zhèn)溆谩＞W(wǎng)袋規(guī)格為：網(wǎng)眼孔徑0.45 mm，長(zhǎng)×寬=10 cm×10 cm。具體性質(zhì)見(jiàn)表1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)于2017年在貴州大學(xué)資源與環(huán)境工程學(xué)院環(huán)境科學(xué)與工程實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行。稱取30.00 g沉積物至1 L高密度聚乙稀塑料杯中，加入蒸餾水至500 mL。穩(wěn)定1 d后，采集適量水樣與沉積物，測(cè)定水樣中的pH值、EC、Eh、SO42-含量、Fe含量、Mn含量以及沉積物中的有機(jī)質(zhì)含量等指標(biāo)作為初始值。根據(jù)凋落物添加量共設(shè)計(jì)4個(gè)處理組，分別是對(duì)照組(CK，凋落物添加量為0)、Z1(凋落物添加量為1.00 g)、Z2(凋落物添加量為5.00 g)、Z3(凋落物添加量為15.00 g)，凋落物用尼龍網(wǎng)袋裝好，每個(gè)處理3個(gè)重復(fù)。于凋落物添加后的2、6、16、24、48 d分別測(cè)定上覆水pH值、Eh、EC，并采取水樣測(cè)定其Fe、Mn、SO42-等特征污染組分含量，同時(shí)采集適量沉積物(每次取沉積物時(shí)，盡量避免水體較大攪動(dòng))自然風(fēng)干后測(cè)定沉積物中重金屬賦存形態(tài)。每天用蒸餾水補(bǔ)充水量至初始水位，以彌補(bǔ)AMD過(guò)程中水的蒸發(fā)損失。

1.3 樣品分析

1.3.1 水樣分析 分別采用SH2601型精密酸度計(jì)、DDS-11A型電導(dǎo)率儀和ZD-2型電位滴定儀在AMD采樣當(dāng)日即時(shí)測(cè)定水體中pH值、EC和Eh；按照水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法，采用鉻酸鋇分光光度法測(cè)定水體SO42-含量；水樣采用 0.45 μm 水系濾膜過(guò)濾，加入HNO3使溶液pH值小于2，1周內(nèi)用火焰原子吸收分光光度法測(cè)定Fe、Mn等金屬離子含量。

1.3.2 沉積物分析 沉積物中有機(jī)質(zhì)含量采用文獻(xiàn)[13]規(guī)定的方法測(cè)定；重金屬賦存形態(tài)采用BCR連續(xù)提取法[14]，提取的形態(tài)包括可交換態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)，提取步驟如表2所示；重金屬總量及殘?jiān)鼞B(tài)含量均采用王水回流-長(zhǎng)管消解-濕酸消解法進(jìn)行消解，并用原子吸收測(cè)定重金屬總量及各提取態(tài)含量。

表2 BCR法提取流程

本試驗(yàn)通過(guò)加平行樣以確保數(shù)據(jù)的可靠性，并采用沉積物標(biāo)準(zhǔn)樣品對(duì)重金屬的元素分析過(guò)程進(jìn)行質(zhì)量控制，分析過(guò)程中每10個(gè)樣品隨機(jī)插入試劑空白樣、標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)樣品和平行樣。結(jié)果顯示，將BCR[1993年歐洲共同體標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)局(European Community Bureau of Reference)提出的重金屬元素形態(tài)提取方法]提取的重金屬不同形態(tài)含量加和與沉積物中重金屬總量相比，其回收率為80%～120%。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2007進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，并使用SPSS 18.0軟件對(duì)沉積物中Fe、Mn有效態(tài)與環(huán)境因子進(jìn)行相關(guān)性分析，Pearson雙尾檢驗(yàn)進(jìn)行差異顯著性分析(P<0.05表示差異顯著，P<0.01表示差異極顯著)，利用Origin Pro 8.5軟件繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 構(gòu)樹(shù)凋落物的添加對(duì)上覆水pH值、EC、Eh及沉積物有機(jī)質(zhì)含量的影響

與對(duì)照組相比，添加凋落物能有效降低沉積物上覆水的pH值及Eh，增加EC(圖1)。試驗(yàn)初期，Z1組沉積物上覆水的pH值迅速下降，2 d后達(dá)到最低(pH值=7.15)，然后緩慢上升；Z2和Z3組沉積物上覆水的pH值與Z1組呈相似的變化規(guī)律，且添加后2 d，Z2、Z3組沉積物上覆水的pH值分別為6.67、6.49；試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各處理組沉積物上覆水的pH值均高于初始值(圖1-a)。

試驗(yàn)過(guò)程中，凋落物添加組沉積物上覆水的EC主要呈先增加后降低的變化趨勢(shì)，并在2 d后達(dá)到最大值，且各處理組上覆水的EC大小依次為Z3>Z2>Z1>CK(圖1-b)，但對(duì)照組EC變化不明顯，在233～543 μS/cm之間波動(dòng)； 48 d時(shí)，各處理組沉積物上覆水的EC均高于初始值。而在0～48 d，凋落物添加組沉積物上覆水的Eh的變化趨勢(shì)與EC相反，即呈先快速降低再緩慢上升的趨勢(shì)(圖1-c)，而對(duì)照組Eh無(wú)明顯波動(dòng)，且各處理組沉積物上覆水的Eh總體表現(xiàn)為CK>Z1>Z2>Z3；試驗(yàn)2 d后，Z1、Z2、Z3組沉積物上覆水的Eh分別下降了214.78%、294.31%、363.44%，試驗(yàn)后2～28 d，Eh明顯回升，但到試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，仍低于對(duì)照組。

同時(shí)，添加凋落物明顯增加了沉積物中有機(jī)質(zhì)的含量，且增幅隨著凋落物添加量的增大而增大，即Z3>Z2>Z1>CK(圖1-d)。試驗(yàn)期間，除Z1組沉積物中有機(jī)質(zhì)含量在6 d后略有波動(dòng)外，各組沉積物中有機(jī)質(zhì)含量整體有所上升，而對(duì)照組沉積物中有機(jī)質(zhì)含量變化不大。試驗(yàn)48 d后，Z1、Z2和Z3組沉積物中有機(jī)質(zhì)含量較對(duì)照組分別增加了20.58%、98.62% 和243.19%。

2.2 構(gòu)樹(shù)凋落物的添加對(duì)上覆水中Fe、Mn及SO42-含量變化的影響

添加少量的構(gòu)樹(shù)凋落物(Z1)后，沉積物上覆水中Fe含量完全吻合對(duì)照組水平；隨著凋落物添加量的增加，沉積物上覆水中Fe含量增加，且Z2、Z3組沉積物上覆水中Fe含量整體均呈先緩慢增加(0～6 d)，后快速增加(6～48 d)趨勢(shì)(圖2-a)。

由圖2-b可知，添加一定量的構(gòu)樹(shù)凋落物(Z1、Z2組)后在0～6 d范圍內(nèi)，沉積物上覆水中Mn含量較對(duì)照組(CK)有所增加，但隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，沉積物上覆水中Mn含量開(kāi)始下降，到48 d時(shí)，沉積物上覆水中Mn含量與對(duì)照組接近；此外，隨著凋落物添加量的增加(Z3)，沉積物中Mn釋放量增大，且在16 d后達(dá)到最大值。

同時(shí)，在不同添加量的凋落物處理?xiàng)l件下，沉積物上覆水中SO42-含量整體呈先增加后減小的變化趨勢(shì)(圖2-c)，且凋落物添加量越大，沉積物上覆水中的SO42-含量越?。籞3、Z2和Z1處理組沉積物上覆水中SO42-含量分別在2 、6、 16 d上升到最大值，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，各凋落物處理組沉積物上覆水的SO42-含量開(kāi)始降低，到試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，各凋落物處理組沉積物上覆水的SO42-含量遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于對(duì)照組，且Z2、Z3組沉積物上覆水中SO42-含量不足1 mg/L。

2.3 構(gòu)樹(shù)凋落物添加對(duì)沉積物中Fe形態(tài)分布變化的影響

對(duì)于各處理組沉積物中鐵元素形態(tài)(圖3)，含量最多的是殘?jiān)鼞B(tài)，為256～257 g/kg，且Fe形態(tài)含量順序均為殘?jiān)鼞B(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>可交換態(tài)。凋落物的添加改變了沉積物中Fe的形態(tài)分布，即增加了沉積物中可交換態(tài)鐵的含量，降低了沉積物中可還原態(tài)鐵、可氧化態(tài)鐵和殘?jiān)鼞B(tài)鐵的含量，且凋落物添加量越大，這種變化幅度越大。

此外，隨著時(shí)間的延長(zhǎng)，各處理組沉積物中可交換態(tài)鐵含量不斷增加(圖3-a)，與對(duì)照組相比，Z1組沉積物中可交換態(tài)鐵含量變化不明顯，Z2組沉積物中可交換態(tài)鐵含量明顯增加，Z3組沉積物中可交換態(tài)鐵含量變化最明顯，試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，Z3組沉積物中可交換態(tài)鐵含量達(dá)到了1.59 g/kg，為Z2組的2.4倍；而可還原態(tài)鐵含量則緩慢降低，在48 d，CK、Z1、Z2和Z3組沉積物中可還原態(tài)鐵含量較試驗(yàn)初期分別降低了5.76%、9.47%、10.78%和15.09%(圖3-b)，可氧化態(tài)鐵含量(除對(duì)照組CK)均呈先降低(2～6 d)后增加(6～48 d)的變化趨勢(shì)(圖3-c)，殘?jiān)鼞B(tài)鐵的含量則無(wú)明顯變化(圖3-d)。

2.4 構(gòu)樹(shù)凋落物添加對(duì)沉積物中Mn形態(tài)分布的影響

可還原態(tài)錳是各處理組沉積物中的主要存在形式，可交換態(tài)錳次之(占沉積物中Mn含量的14.82%～32.50%)，可氧化態(tài)錳含量最低(圖4)。對(duì)于各處理組沉積物中錳元素，在添加凋落物后，可交換態(tài)錳含量增加，可還原態(tài)錳、可氧化態(tài)錳及殘?jiān)鼞B(tài)錳含量則降低，且這種變化幅度隨著凋落物添加量的增大而增大。

不同時(shí)間上沉積物中Mn形態(tài)的變化趨勢(shì)不一樣，在0～48 d，各處理組沉積物中可交換態(tài)錳含量均呈先增加(0～6 d)后降低(6～48 d)的變化趨勢(shì)(圖4-a)，但Z1、Z2組沉積物中可交換態(tài)錳含量接近對(duì)照組水平，Z3組沉積物中可交換態(tài)錳含量增幅最大，且在6 d后，Z3組沉積物中可交換態(tài)錳含量達(dá)5.09 g/kg，較試驗(yàn)初期增加了52.26%，分別是Z1、Z2組的1.12、1.10倍，而在48 d時(shí)，各處理組沉積物中可交換態(tài)錳含量近似相同；試驗(yàn)期間，各處理組沉積物中可還原態(tài)錳含量逐漸降低(圖4-b)，在48 d，CK、Z1、Z2和Z3組沉積物中可還原態(tài)錳含量較試驗(yàn)初期分別降低了3.12%、9.85%、13.15%和14.64%，可氧化態(tài)錳含量整體均呈先降低(0～16 d)后增加(16～24 d)再降低(24～48 d)的變化趨勢(shì)(圖4-c)，而殘?jiān)鼞B(tài)錳含量較穩(wěn)定(圖4-d)。

3 討論

通常，植物凋落物中的有機(jī)質(zhì)經(jīng)厭氧生物分解后會(huì)產(chǎn)生有機(jī)酸[15]，從而導(dǎo)致Z1、Z2和Z3組上覆水pH值在試驗(yàn)初期迅速降低(圖1-a)，并在2 d后達(dá)最小值，分別為7.15、6.67和6.49；試驗(yàn)期間，凋落物添加組上覆水pH值均低于對(duì)照組，可能是凋落物殘?bào)w在微生物的作用下分解產(chǎn)生CO2，從而使上覆水pH值有所下降[15]。

電導(dǎo)率的大小能夠反映溶液中含鹽量的多少。在0～2 d，各處理組沉積物上覆水的EC快速增加(圖1-b)，說(shuō)明植物凋落物分解會(huì)向上覆水快速釋放大量可溶性有機(jī)組分和無(wú)機(jī)鹽；但在2～48 d，各處理組上覆水的EC逐漸下降，這一方面可能與微生物固定營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)和凋落物殘留碎屑的吸附作用有關(guān)[16-17]，另一方面可能是由于沉積物中的重金屬在中性環(huán)境中易與上覆水中的PO43-、OH-反應(yīng)形成難溶物沉淀[18-19]，從而使水的EC降低。整個(gè)試驗(yàn)過(guò)程中，凋落物添加組上覆水EC均高于對(duì)照組，說(shuō)明凋落物的添加可提高上覆水的含鹽量。

據(jù)文獻(xiàn)報(bào)道，植物凋落物在分解初期經(jīng)淋溶作用會(huì)釋放大量如糖類、蛋白質(zhì)等可溶性營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)，促進(jìn)微生物的生長(zhǎng)與繁殖，從而消耗上覆水中的溶解氧[15，20]。因此，在0～2 d，凋落物添加組上覆水的Eh快速下降，且在2 d后達(dá)到最低，隨后Eh緩慢增加，但在試驗(yàn)結(jié)束時(shí)仍低于對(duì)照組(圖1-c)，這可能是因?yàn)榈蚵湮镏械哪举|(zhì)素等難分解物質(zhì)不斷積累，凋落物分解減緩，釋放出的碳源、氮源等營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)不能滿足微生物生命活動(dòng)的需要，從而抑制了其活性[20-21]。

張遠(yuǎn)等對(duì)太湖典型區(qū)沉積物外源有機(jī)質(zhì)貢獻(xiàn)率的研究發(fā)現(xiàn)，外源有機(jī)質(zhì)的貢獻(xiàn)率達(dá)50%左右[10]。本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，凋落物添加組沉積物中有機(jī)質(zhì)含量較對(duì)照組都有增加(圖1-d)，說(shuō)明凋落物的分解能提高沉積物中有機(jī)質(zhì)的含量。

張超瑩等對(duì)水庫(kù)沉積物中Fe、Mn釋放的研究發(fā)現(xiàn)，中、酸性環(huán)境會(huì)促進(jìn)沉積物中的Fe、Mn釋放，且在厭氧條件下Fe、Mn釋放更迅速[19]。在添加凋落物后，上覆水的pH值、Eh降低，而上覆水中的Fe、Mn含量增加，研究結(jié)果與上述結(jié)論相符(圖2-a、圖2-b)。然而上覆水中Fe與Mn含量的變化趨勢(shì)有所不同，Z1、Z2和Z3組上覆水中Fe含量均呈先緩慢增加(0～6 d)后急劇增加(6～48 d)的趨勢(shì)，而上覆水中Mn含量在試驗(yàn)初期就迅速增加，達(dá)到最大值后又開(kāi)始降低。這可能是因?yàn)镸n的氧化還原電位比Fe高，在凋落物分解過(guò)程中錳氧化物優(yōu)先于鐵氧化物充當(dāng)氧化劑而被還原，導(dǎo)致沉積物中Mn較早開(kāi)始釋放且含量?jī)?yōu)先于Fe達(dá)到峰值，當(dāng)釋放到一定程度時(shí)，釋放于上覆水中的Mn含量因與其他溶出物發(fā)生絡(luò)合、吸附凝聚、共沉淀等變化而降低[19]，而上覆水中Fe含量持續(xù)上升，可能是由于在富含有機(jī)質(zhì)的條件下，鐵氧化物中的Fe(Ⅲ)易被還原溶解成難以形成二次沉淀礦物的溶解態(tài)Fe(Ⅱ)，從而使上覆水中鐵含量逐漸增加[22]。

Eh直接影響著硫元素的價(jià)態(tài)。還原條件下，硫酸根還原成硫化物，形成大量金屬硫化物，而當(dāng)Eh增加時(shí)，S2-被氧化，重金屬因硫化物被氧化而釋放出來(lái)[23-25]。在0～48 d，由于對(duì)照組Eh較高(氧化環(huán)境)，導(dǎo)致上覆水中SO42-含量因硫化物被氧化而不斷增加，當(dāng)添加凋落物后，Eh明顯降低(還原環(huán)境)，上覆水中的SO42-因被還原而降低(圖2-c)。

大量研究表明，當(dāng)沉積物上覆水環(huán)境條件改變時(shí)，重金屬形態(tài)之間會(huì)通過(guò)各種物理、化學(xué)和生物過(guò)程發(fā)生遷移和轉(zhuǎn)化[24，26-27]。各處理組沉積物中鐵元素各形態(tài)含量的分配模式為殘?jiān)鼞B(tài)>可還原態(tài)>可氧化態(tài)>可交換態(tài)(圖3)，錳元素各形態(tài)含量的分配模式為可還原態(tài)>可交換態(tài)>殘?jiān)鼞B(tài)>可氧化態(tài)(圖4)。構(gòu)樹(shù)凋落物的添加導(dǎo)致上覆水pH值、Eh降低，沉積物中有機(jī)質(zhì)含量增加，而在中性條件下可交換態(tài)重金屬易被釋放[28]，在水體中Eh降低或水體嚴(yán)重缺氧條件下又會(huì)釋放可還原態(tài)重金屬[29]，有機(jī)質(zhì)的增加導(dǎo)致部分可氧化態(tài)重金屬在微生物的作用下礦化分解后被釋放進(jìn)入上覆水[28]。因此，與對(duì)照組相比，凋落物添加組沉積物中可交換態(tài)鐵、可交換態(tài)錳含量增加，可還原態(tài)鐵與可氧化態(tài)鐵、可還原態(tài)錳與可氧化態(tài)錳含量減少。在凋落物降解過(guò)程中，可交換態(tài)錳含量在6 d后快速降低，可能是因?yàn)獒尫庞谏细菜腗n2+與其他溶出物發(fā)生絡(luò)合、共沉淀、吸附凝聚等變化[19]；可氧化態(tài)鐵、可氧化態(tài)錳含量分別在6～48、16～24 d呈上升趨勢(shì)，可能是由于SO42-被還原成S2-后與重金屬生成了難溶的金屬硫化物[23-25]；沉積物中殘?jiān)鼞B(tài)的鐵、錳主要賦存于原生礦和次生礦的礦物晶格中，穩(wěn)定性極高[30]，因此殘?jiān)鼞B(tài)的鐵、錳含量基本不變。

4 結(jié)論

構(gòu)樹(shù)凋落物作為外源有機(jī)質(zhì)添加后，降低了上覆水pH值、Eh，增大了上覆水EC和沉積物有機(jī)質(zhì)含量，其變化幅度隨著凋落物添加量的增加而加大。另外，構(gòu)樹(shù)凋落物降解形成的還原環(huán)境，使鐵錳氧化物中的Fe、Mn被還原釋放，導(dǎo)致上覆水中鐵、錳離子含量顯著提高。

添加構(gòu)樹(shù)凋落物后，提高了濕地沉積物中Fe和Mn的可交換態(tài)含量，而沉積物中Fe和Mn的可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)含量均降低，說(shuō)明構(gòu)樹(shù)凋落物作為外源有機(jī)質(zhì)添加后，對(duì)濕地沉積物中的Fe、Mn具有強(qiáng)烈活化作用，從而增加了環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。因此，對(duì)于AMD處理工程結(jié)束后濕地周邊的構(gòu)樹(shù)凋落物應(yīng)進(jìn)行科學(xué)合理的處理，以免對(duì)濕地系統(tǒng)造成二次污染。

：

[1]姚運(yùn)先，王藝娟. 人工濕地在酸性礦山廢水處理中的應(yīng)用[J]. 湖南有色金屬，2005，21(4)：26-29.

[2]牛 望. 煤礦山廢水的濕地凈化研究[D]. 武漢：中國(guó)地質(zhì)大學(xué)，2009.

[3]周本軍. 人工濕地在酸性礦山廢水中的應(yīng)用[J]. 江西化工，2009(3)：18-20.

[4]周仲魁，陳澤堂，孫占學(xué). 人工濕地在治理礦山廢水中的應(yīng)用[J]. 鈾礦冶，2008，27(4)：202-205，210.

[5]竇旭陽(yáng)，王咸龍，李 超，等. 人工濕地技術(shù)處理酸性礦井水研究[J]. 科技信息，2010(2)：45.

[6]邵 武，宋 巖，王彩紅. 人工濕地處理酸性礦井水的研究[J]. 環(huán)境工程，2011，29(5)：45-47.

[7]湯 波. 潛流人工濕地處理礦山廢水的實(shí)驗(yàn)研究[J]. 科學(xué)技術(shù)與工程，2014，14(13)：306-311.

[8]竇 磊，周永章，蔡立梅，等. 酸礦水中重金屬人工濕地處理機(jī)理研究[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2006，29(11)：109-111，121.

[9]王書(shū)航，王雯雯，姜 霞，等. 蠡湖沉積物重金屬形態(tài)及穩(wěn)定性研究[J]. 環(huán)境科學(xué)，2013，34(9)：3562-3571.

[10]張 遠(yuǎn)，張 彥，于 濤. 太湖典型湖區(qū)沉積物外源有機(jī)質(zhì)貢獻(xiàn)率研究[[J]. 環(huán)境科學(xué)研究，2011，24(3)：251-258.

[11]林 茂. 三峽庫(kù)區(qū)消落區(qū)沉積物中磷和有機(jī)質(zhì)分布及其相互影響[D]. 重慶：重慶大學(xué)，2010.

[12]呂金妹. 崇明東灘沉積物腐殖酸與重金屬生物地球化學(xué)研究[D]. 上海：華東師范大學(xué)，2008.

[13]魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社，2000：107-108.

[14]張朝陽(yáng)，彭平安，宋建中，等. 改進(jìn)BCR法分析國(guó)家土壤標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)中重金屬化學(xué)形態(tài)[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2012，22(11)：1881-1884.

[15]曹 勛，韓睿明，章婷曦，等. 冬季水生植物分解過(guò)程及其對(duì)水質(zhì)的影響研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2015(2)：361-369.

[16]Longhi D，Bartoli M，Viaroli P. Decomposition of four macrophytes in wetland sediments：organic matter and nutrient decay and associated benthic processes[J]. Aquatic Botany，2008，89(3)：303-310.

[17]Byren B A，Davies B R. The influence of invertebrates on the breakdown ofPotamogetonpectinatusL. in a coastal marina (Zandvlei，South Africa)[J]. Hydrobiologia，1986，137(2)：141-151.

[18]俞振飛. 沉水植物衰亡對(duì)上覆水和沉積物之間磷含量再分配的影響[D]. 南京：南京師范大學(xué)，2012.

[19]張超瑩，鄭西來(lái)，陳 蕾，等. 水庫(kù)沉積物中Fe、Mn季節(jié)性釋放的實(shí)驗(yàn)研究[J]. 水資源保護(hù)，2013，29(3)：79-82，86.

[20]張 菊，鄧煥廣，吳愛(ài)琴，等. 東平湖菹草腐爛分解及其對(duì)水環(huán)境的影響[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2013，33(9)：2590-2596.

[21]劉明國(guó)，蘇芳莉，譚學(xué)仁，等. 不同間伐強(qiáng)度下天然次生林凋落物分解進(jìn)程研究[J]. 土壤通報(bào)，2010，41(4)：877-881.

[22]張 磊，宋柳霆，鄭曉笛，等. 溶解有機(jī)質(zhì)與鐵氧化物相互作用過(guò)程對(duì)重金屬再遷移的影響[J]. 生態(tài)學(xué)雜志，2014，33(8)：2193-2198.

[23]劉景春. 福建紅樹(shù)林濕地沉積物重金屬的環(huán)境地球化學(xué)研究[D]. 廈門：廈門大學(xué)，2006.

[24]張斌斌. 渭河關(guān)中段河床沉積物中重金屬賦存形態(tài)分析[D]. 西安：長(zhǎng)安大學(xué)，2012.

[25]李永立. 中國(guó)東部近海表層沉積物金屬元素賦存形態(tài)及粒級(jí)效應(yīng)研究[D]. 青島：中國(guó)海洋大學(xué)，2014.

[26]張 彥. 太湖溶解性有機(jī)質(zhì)對(duì)Cu的形態(tài)及生物有效性的影響[D]. 徐州：中國(guó)礦業(yè)大學(xué)，2013.

[27]張又弛，唐曉達(dá)，羅文邃. 淹水還原條件下紅壤中葡萄糖及腐殖酸對(duì)鐵錳形態(tài)的影響[J]. 土壤學(xué)報(bào)，2014，(2)：270-277.

[28]李佳璐，姜 霞，王書(shū)航，等. 丹江口水庫(kù)沉積物重金屬形態(tài)分布特征及其遷移能力[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2016，36(4)：1207-1217.

[29]王 海，王春霞，王子健. 太湖表層沉積物中重金屬的形態(tài)分析[J]. 環(huán)境化學(xué)，2002，21(5)：430-435.

[30]金相燦. 沉積物污染化學(xué)[M]. 北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，1992：376.