1 引言

　　近年來，隨著工農業的快速發展，由人類活動所產生的大量生活和工業廢水進入河流，引起水體富營養化及周期性缺氧現象.沉積物是磷的重要源與匯，更是吸附/解析和遷移轉化的重要發生地，進而影響其生物地球化學過程.沉積物中磷的賦存形態影響其相互轉化、釋放速率、生物有效性以及沉積物-水界面間交換，進而影響著水體中磷含量水平.侯立軍等(2006)研究長江口沙洲表層沉積物，發現弱吸附態磷、NaOH-P和OP具有潛在的生物有效性.沉積物-水界面磷的交換通量不僅受沉積物組分影響，還受水體中pH、溶解氧和鹽度影響.近年來，關于沉積物-水界面磷的交換通量的研究主要集中在河口地區，且交換通量具有空間差異性.Clavero等(2000)利用Fick′s第一定律和現場觀測法研究西班牙Palmones河口磷的界面擴散通量，發現該通量隨溫度的升高而增加.張斌亮等(2003)也用Fick′s第一定律估算了上海潮灘沉積物-水界面間營養物質的擴散通量，無機磷的平均擴散通量為-0.53 μg·cm-2·d-1.張亞昆等(2013)研究了黃河下游沉積物-水界面間磷酸鹽的交換通量，發現上覆水磷主要來自沉積物.沉積物在吸附外源磷的同時也伴隨著內源磷的釋放，且內源磷負荷對入庫總量的貢獻率占27.9%.因此，研究沉積物中磷的賦存形態及空間分布對分析磷的來源及評估水體環境質量具有重要意義.

　　河口區作為海陸交互地帶，在物質、能量輸入及轉換過程中扮演著重要的角色.有研究表明，90%以上的磷通過河流攜帶進入河口環境中.目前，國外已對河口沉積物中磷的賦存形態進行了大量研究，均取得了較好的研究成果.Van der Zee等(2007)報道不同磷形態由淡水潮區到靠岸帶發生變化，以及顆粒態磷影響著磷酸鹽通量.Monbet等(2009)研究得出Tamar河口沉積物中可酶解磷含量為1.1~15 μg·L-1，其含量變化受鹽度影響較小，而主要決定于河口物質來源.Coelho等(2004)研究了沉積物中NaOH-P、HCl-P和OP的賦存形態及其相互轉化，并揭示了鹽度梯度和鹽沼植被對磷形態的影響.國內對沉積物中磷形態的研究多集中河口、海洋和湖泊河流).縱觀長江口關于磷的研究，主要集中于潮灘或沙洲沉積物，且以OP、HCl-P和IP為主，而對長江口及其鄰近海域沉積物磷的賦存形態及其影響因子的研究鮮有報道.因此，本文研究長江口及其鄰近海域沉積物磷形態、含量及空間分布，并探討了各形態磷的含量分布的影響因子，以期為河口地區水體富營養化認識提供理論依據.

　　2 材料與方法

　　2.1 研究區簡況

　　長江口位于北緯30.87°~31.77°，東經121.08°~122.58°，水深5.60~22.60 m.該地區屬于典型的亞熱帶季風氣候，年平均溫度15.2~16.0 ℃，年平均降水量1030 mm.該區流系被長江淡水和黃海沿岸流、東海沿岸流以及臺灣暖流所控制，水流強弱不同導致夏季沿東南方向輸送營養鹽和和顆粒物，冬季沉積物懸浮向南輸移(楊作升和陳曉輝，2007).水體輸送的營養鹽中，以硝態氮為主，且洪季含量高于枯季;磷酸鹽濃度接近國家一類標準，二者枯洪季含量均是由口內向口外近海處降低(周俊麗等，2006).長江口為中等強度潮汐型河口，地形地貌復雜，三級分汊四口入海，對河口入海泥沙的空間分布影響很大，年入海徑流量約為9.0 x 1011 m3，年輸沙總量4.86×108 t，季節分配較為集中，洪季輸沙量占全年的87.2%(陳吉余和張重樂，1987)，同時給入海沿岸處帶來了豐富的營養鹽和有機質.鹽度變化由于分漢道入海徑流量不同而有所差異(陳吉余和張重樂，1987).

　　2.2 樣品采集

　　沉積物樣品采自長江口及其鄰近海域.根據其自然環境狀況差異性，選取所示16個采樣點(如圖 1)，其中S1、S3、S4、S5、S8位于河口區，其余點S2、S6、S7、S9、S10、S11、S12、S13、S14、S15和S16選于近海區，采樣點經緯度采用GPS確定.于2013年7月和2014年1月分別在各站點處利用箱式采泥器采集，然后用有機玻璃柱采集表層(0~5 cm)沉積物放入干凈的密封聚乙烯袋中，每個樣點均采集3個平行樣混合后作為該樣點的代表樣，于4 ℃冰箱保存帶回實驗室.沉積物樣品一部分立即測定堿性磷酸酶活性，另一部分將其冷凍干燥后研磨過100目篩，裝于密封袋中用于磷形態與理化性質的測定.采用氣密型水體采樣器采集沉積物上覆水，用于水體環境指標分析.

　　圖 1

　　圖 1 長江口及其鄰近海域沉積物采樣點分布圖

　　2.3 測定方法

　　沉積物中磷的各種形態測定采用歐洲標準委員會推薦的SMT(Ruban et al.，1999; Ruban et al.，2001)化學連續提取法，測定了沉積物中的TP、IP、OP、NaOH-P和HCl-P，采用鉬銻抗還原光度法測定不同形態磷的含量，每種形態均做3個平行樣，取其平均值.

　　堿性磷酸酶活性(APA)的測定采用苯磷酸二鈉法，具體步驟為：稱5 g鮮土置于200 mL三角瓶中，加2.5 mL甲苯，輕搖15 min后，加入20 mL 0.5%磷酸苯二鈉(用硼酸鹽緩沖液配制)，仔細搖勻后放入恒溫箱，37 ℃下培養24 h.然后在培養液加入100 mL 0.3%硫酸鋁溶液并過濾.吸取3 mL濾液于50 mL比色管中，每支比色管中加入5 mL硼酸緩沖液和4滴氯代二溴對苯醌亞胺試劑，顯色后稀釋至刻度，30 min后，于分光光度計上波長660 nm處測定.

　　沉積物總有機碳(TOC)和總氮(TN)使用1 mol·L-1鹽酸去除碳酸鈣后，用碳氮元素分析儀測定(Elementar analyzer vario MaxCN，Germany).上覆水pH采用PHS-3C型pH計測定，上覆水鹽度用YSI-30便攜式鹽度計測定.沉積物粒度用激光粒度儀(LS13 320，美國)測定，測量范圍0.04~2000 μm，測量誤差小于±1%.粒徑大小分級采用國際通用標準，分為粘粒(<3.9 μm)、粉砂(3.9~63 μm)和砂粒(>63 μm)(侯俊等，2013).含水率的測定采用失重法，將沉積物放于105 ℃溫度下烘至恒重.

　　2.4 數據處理

　　數據分析采用Excel 2003和SPSS 19.0軟件進行，顯著性差異用單因素方差(ANOVA)分析，采用LSD檢驗(p<0.05).相關性采用Pearson相關性分析，確定沉積物磷形態與理化性質之間的相互關系.空間分布圖采用ArcGIS10.1軟件繪制.

　　3 結果與分析

　　3.1 沉積物和上覆水理化性質

　　沉積物和上覆水的理化性質見表 1.上覆水pH變化范圍為7.8~8.85，冬夏季平均值分別8.35、8.13，呈堿性.夏季，沉積物以粉砂為主，且占全部粒徑的61.26%，粘粒和砂粒所占比例分別為25.66%和13.02%;冬季沉積物以砂粒為主，占粒徑的47.88%，粉砂和粘粒次之，分別為37.98%和14.11%.沉積物中TOC與TN在兩個季節含量分別相差不大，TOC、TN夏冬季平均值分別為4.74、3.98、0.40、0.34 mg·g-1.上覆水鹽度夏季平均值是15.51‰，小于冬季的32.54.

　　表 1 沉積物和上覆水理化性質

　　3.2 沉積物磷含量的時空變化

　　3.2.1 沉積物中TP含量與分布特征

　　由表 2可知，沉積物TP含量在夏冬季分別為476.91~934.02 μg·g-1、565.01~980.04 μg·g-1，平均值夏季小于冬季，含量高于珠江口濕地沉積物(340~581 μg·g-1)(岳維忠等，2007)，冬季含量高于閩江口濕地沉積物(607.91~807.60 μg·g-1)(胡敏杰等，2014)，具有潛在富營養化風險.由圖 2可知，不同采樣點TP含量差異很大且同一采樣點在不同季節含量差異也很大.夏季含量由咸水端到淡水端呈現先降低后升高的趨勢，可能是由于夏季陸源營養鹽、有機質等的輸入是TP的主要來源;冬季則呈現先升高后降低的趨勢，可能與水動力作用加劇有關.

　　表 2 沉積物中磷形態的含量變化

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　　圖 2

　　圖 2 沉積物中總磷含量空間分布圖

　　3.2.2 沉積物中IP含量與分布特征

　　IP冬夏季含量分別為480.89~844.86 μg·g-1、421.67~832.03 μg·g-1，約占總磷含量的85%左右，是影響TP變化趨勢的主要部分.IP主要包括NaOH-P、HCl-P兩種賦存形態，這兩種磷形態含量平均值在冬夏季均呈現HCl-P>NaOH-P，表明HCl-P是影響IP變化的主要因素.相關性分析表明，IP與TP呈極顯著相關關系(p<0.01).IP冬夏季空間分布與TP相似，高值點基本一致.

　　表 2表明，NaOH-P在夏季、冬季含量分別是4.17~27.02 μg·g-1、8.29~52.76 μg·g-1，占IP的平均值分別為2.1%、3.2%，夏季所占比例較小可能與夏季水體耗氧較多有關，弱還原條件有利于NaOH-P向上覆水體中釋放.空間分布上，NaOH-P含量在冬夏兩季由咸水端到淡水端呈現增高的趨勢.HCl-P含量在夏季、冬季分別是186.88~368.48 μg·g-1、306.97~431.69 μg·g-1，占IP的平均值分別為43%、59.5%，是IP的主要成分，顯示了亞熱帶海相沉積物的特點(劉敏等，2000).由空間分布圖 3可知，HCl-P冬季含量明顯大于夏季且冬季淡水端含量較高.

　　圖 3

　　圖 3 沉積物中IP、NaOH-P、HCl-P含量空間分布圖

　　3.2.3 沉積物中OP含量與分布特征

　　由表 2可知，OP在夏季含量是15.84~138.92 μg·g-1，占TP含量的的平均值為9.8%，冬季是36.02~139.21 μg·g-1，占TP12.1%，遠低于IP占TP比例，原因是OP只有在有機質礦化時才會被釋放.OP空間分布夏季無明顯規律性，冬季在咸水端含量較高.

　　圖 4

　　圖 4 沉積物中OP含量的空間分布

　　3.3 長江口沉積物堿性磷酸酶的時空變化

　　沉積物中堿性磷酸酶(APA)介于26.85~112.82 μg·h-1之間，夏冬季平均值分別為83.25 μg·g-1·h-1、59.21 μg·g-1·h-1.由圖 5可知，各采樣點APA夏季均大于冬季.研究表明，夏季溫度高酶活性大，冬季溫度低酶活性低(周禮愷，1987; Wilczek et al.，2005)，溫度升高可以增加酶與基質間親附性，酶的催化速率提高(Chróst et al.，1993);另外，微生物新陳代謝速率會隨溫度升高而增大進而使微生物產生更多酶(Wallenstein et al.，2011)，因此研究區APA呈現出明顯的季節變化.空間分布上，可以看出淡水端APA較大，說明APA與污染物陸源輸入關系密切(章婷曦等，2007)，沿岸營養物質輸入越多，有機磷或可酶解磷的含量增加越多，誘使APA越大，這種機制被稱為底物誘導機制(劉存歧等，2007).因此，APA在一定程度上可以作為沉積物污染程度的指標(黃睿智等，2013).由相關性分析可知，APA僅在冬季與OP呈顯著相關關系(p<0.05)，與其它形態的磷相關性較差.

　　圖 5

　　圖 5 沉積物中APA的時空分布

　　4 討論

　　4.1 沉積物中各形態磷主要影響因素

　　沉積物磷含量、賦存形態與空間分布是多個影響因子綜合作用的結果，包括環境因子(沉積物組成、水動力等)及人類活動影響.長江口濱岸潮灘及岸帶沉積物以HCl-P為主要賦存形態(劉敏等，2001; 侯立軍，2001; 高效江等，2003)，印度的西南岸河口(Aaronson et al.，1976)、中國的海河(韓璐等，2010)以HCl-P為主，而中國巢湖受面源污染為主，西半湖NaOH-P含量大于東半湖，東西半湖HCl-P含量相當(徐康等，2011)，太湖嚴重富營養化區以NaOH-P為主，中富營養化區部分NaOH-P含量高，部分HCl-P含量高(金相燦等，2004)，不同地區磷賦存形態差異可能與沉積物類型和化學組成、有機質含量、pH值、氧化還原電位及沉積物-水界面間氧氣的含量等環境因素有關(Frankowski et al.，2002).由表 3可知，pH、粒徑、TOC、TN、鹽度、APA等環境因子均對磷形態的含量分布產生一定的影響，而且在不同季節影響不同.

　　表 3 沉積物中各形態磷與理化性質相關性

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　　粒度是影響沉積物中磷含量的一個重要因素.一般來說，沉積物粒徑越小，顆粒比表面積就越大，對磷的吸附力就越強(劉敏等，2001)，沉積物中賦存的磷就越多.本文中冬季沉積物TP與粒徑相關性較好，而夏季相關性不明顯.冬季IP粘粒和粉砂均呈顯著負相關關系(p<0.05)，與砂粒呈顯著正相關關系(p<0.01).IP中NaOH-P與粒徑無顯著相關性.HCl-P與粒徑在冬夏季相關性都不大，但是表現出了隨粒徑增大而含量增多的趨勢，可能的原因是HCl-P主要成分是難溶的碳酸鈣礦物，這些礦物多在沉積物成巖初期形成，比較穩定，尤其在堿性環境中更難溶解，所以HCl-P多趨向砂粒中分布.而OP在夏冬季分別與粘粒呈顯著p<0.05)、極顯著(p<0.01)正相關關系，與粉砂冬季呈顯著正相關關系(p<0.05)，體現了細顆粒比表面積大、吸附力強的特性(劉敏等，2001).這與上述一般規律有差異，可能的原因是其它環境影響因子(有機質含量、沉積物-水界面氧含量等)共同作用且影響程度大小不同導致了細顆粒對不同形態磷的吸附差異.

　　pH對沉積物中磷的影響機理非常復雜，劉敏等(2002)在研究長江口潮灘沉積物的過程中得出pH對磷吸附影響為“U”型，而Zhou(2005)對太湖沉積物研究后發現pH對磷吸附的影響呈倒“U”型，安敏(2009)在對海河沉積物磷的吸附解吸研究中得出pH對沉積物中磷吸附影響為“U”型，而對磷解析影響是正相關關系.上述研究都是基于等溫基礎上，通過研究磷的吸附解吸進而決定了磷的最終賦存量.在本研究中，冬夏兩季pH值均約為8，呈微堿性，這有利于OH-與被束縛的PO43-競爭吸附于沉積物的活性電位上，致使PO43-被釋放出，進而NaOH-P、HCl-P含量減少.夏季pH均值稍小于冬季，磷酸鹽溶解度大于冬季.

　　由相關性分析可知，本文APA與TP、IP夏冬季分別呈正負相關性，與沉積物OP在夏季呈顯著正相關(p<0.05).這與劉存歧(2007)、姜經梅(2011)等研究所得結果不一致，劉認為APA與沉積物TP呈顯著正相關而與溶解性IP呈顯著負相關;姜研究得出APA與沉積物中TP、IP和OP均顯著正相關.另外有研究表明，APA與OP關系比較復雜.薛雄志(1995)認為，若沉積物OP被ALP酶解產生的IP被沉積物中生物所利用，則APA與OP含量正相關;若沉積物OP經APA作用后產生的IP向上進到上覆水中，則APA與OP含量呈負相關性.黃邦欽(1999)則指出，溶解IP和小分子溶解OP濃度是影響APA變化的主要因子，表現為當溶解IP或小分子溶解OP幾乎被耗盡時，APA躍至高值.因此，APA與顆粒態或溶解態磷的關系具有不確定性，可能與生物作用、沉積理化條件以及營養鹽含量大小有關.

　　此外，TOC、鹽度也會對磷賦存形態及含量產生影響.OP與TOC在夏季呈顯著正相關關系(p<0.05)，與TOC冬季正相關性也較好.細顆粒對有機質吸附性強，TOC可以表征有機質的量(康勤書等，2003)，故細顆粒對TOC吸附性強.除OP外，鹽度與磷形態均呈負相關關系，在冬季與IP、NaOH-P表現出顯著性(p<0.05)，說明鹽度對其釋放有一定限制作用，而與OP呈顯著正相關關系(p<0.05)，OP解析量隨鹽度遞增.TP、IP與TOC、TN相關性不顯著可能與水動力、環境介質條件以及生物作用有關.

　　4.2 沉積物中生物有效磷

　　有研究指出，沉積物中生物有效磷(沉積物中能以溶解態磷酸鹽釋放，并被藻類吸收利用的磷)主要來自IP，其中NaOH-P中的Fe結合態磷易受沉積環境影響，沉積環境趨于還原狀況，則結合態磷發生還原釋放出正磷酸鹽，補充生物有效磷，是潛在的生物可利用磷(Bai et al.，2009; 侯立軍等，2006).HCl-P在堿性條件下較穩定，難以轉化為正磷酸鹽，幾乎對上覆水磷酸鹽濃度變化不起作用(金曉丹等，2015).OP較穩定地蓄積在沉積物中，對生物有效磷貢獻較小.但是，當沉積物中IP被藻類等浮游生物過量消耗時，OP可水解成為生物有效磷，起著重要的補充作用(熊強等，2014).因此，NaOH-P與OP之和可估算出沉積物中生物有效磷含量，粗略計算出沉積物中潛在的可釋放磷的上限，為判斷水體富營養化及治理提供依據(Sonzogni et al.，1982; Rubna et al.，1999; De Jonge et al.，1993).通過對磷賦存形態分析，發現研究地區生物有效磷含量約為75.67~108.9 μg·g-1，平均占TP的13.02%，僅是沉積磷庫中的一小部分，這部分磷在復雜的生物地球化學過程中還會再生活化，從而對水體富營養化、水域生態平衡產生不同程度的影響.

　　4.3 國內外不同水體沉積物中TP含量

　　近年來，自然環境中沉積物磷的研究成果多有報道，主要集中在河流、海洋、湖泊等水域，河流又分為河口、潮灘、沙洲、上下游等不同研究域，豐富了磷的基礎數據資料.與其他水體沉積物磷含量相比，本研究地區TP含量處于高水平(表 4).加拿大安大略省制定的環境質量評價標準規定能引起最低級別生態風險效應的TP含量為600 μg·g-1(Leivuori and Niemist，1995)，本研究區域夏冬季TP含量平均值分別為667.81 μg·g-1、740.74 μg·g-1，均大于600 μg·g-1，說明研究區中大部分TP含量已超標，具有潛在生態風險性.從沉積物類型來看，TP平均含量明顯呈現湖泊>河口>海洋和濱海(表 4).具體參見 污水處理技術資料或污水技術資料更多相關技術文檔。

　　表 4 不同水體沉積物中TP含量

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　　5 結論

　　1)夏季長江口及鄰近海域底部沉積物中TP含量變化范圍是476.91~934.02 μg·g-1，冬季變化于565.01~980.04 μg·g-1之間，夏季各賦存形態磷含量均小于冬季.冬夏季IP都是TP的主要賦存形態，平均約占TP的85%.IP中，又以HCl-P為主，占到IP的42%以上.

　　2)空間分布上，夏季TP含量由咸水端到淡水端呈現先降低后升高的趨勢，冬季則呈現先升高后降低的趨勢.IP冬夏季空間分布與TP相似;NaOH-P含量在冬夏兩季由咸水端到淡水端均呈現增高的趨勢;HCl-P在冬季淡水端含量較高.OP在夏季無明顯分布規律，冬季在咸水端含量較高.

　　3)相關分析表明，沉積物中磷的含量分布受沉積環境中多方面因素的影響，不同季節相關性大小不同.TP與環境因子相關性不明顯.IP在冬季與粒徑、鹽度呈顯著相關性，隨粒徑增大含量增多，隨鹽度增大含量減少.NaOH-P在夏季隨粒徑增大含量減少，冬季相反，且冬季與鹽度呈顯著負相關關系.HCl-P與粒徑、TOC、TN以及鹽度冬夏季相關性均較差.夏季OP與粘粒、TOC呈顯著正相關關系;冬季，OP與粘粒呈極顯著正相關關系，與粉砂、鹽度、APA呈顯著正相關關系，而與砂粒呈顯著負相關關系.