2022, Vol. 43
2. 厦门大学近海海洋环境科学国家重点实验室, 厦门 361102;
3. 厦门大学海洋与地球学院, 厦门 361102
2. State Key Laboratory of Marine Environmental Science, Xiamen University, Xiamen 361102, China;
3. College of Ocean and Earth Sciences, Xiamen University, Xiamen 361102, China
磷作为一种重要的常量营养元素, 在很大程度上决定了海洋初级生产力, 但是过量的磷容易引发海水富营养化、赤潮和缺氧等环境问题[1, 2].近代, 随着工农业发展, 磷被大量排放到海洋中, 我国和许多沿海国家正面临着严峻的磷污染问题[3, 4].陆源输入尤其河流径流输入是近海磷的主要来源, 因此河口作为海-陆相互作用和物质循环的活跃地带, 在近海乃至全球海洋磷循环中扮演了重要角色.陆源输入的磷, 无论以何种形式经历了何种循环, 大部分都会沉降在沉积物中, 并同铁、锰、硫和碳等元素的地球化学相耦合, 经过一系列的活化、钝化、迁移和转化等过程, 最终或者埋藏在沉积物中, 或者重新释放到上覆水中[5~8].沉积物内源磷的活化再释放已经引起学界的广泛关注, 被认为是维持上覆水高营养水平的重要原因[9, 10].
近年来, 对沉积物活性磷组分和孔隙水的研究不断被重视.鉴于河口沉积物普遍的高时空异质性以及磷循环相关过程的氧化还原敏感性, 高分辨的原位采样技术如薄膜扩散梯度技术(DGT)和渗析技术(peeper)等逐渐被广泛应用到各类沉积物研究中[11~13], 比如湖库和河流等陆地淡水环境[14~16].而在河口和近海环境, 虽然磷相关研究偏少, 但近几年在国内迅速兴起, 从北到南如：Sun等[17]在烟台鱼鸟河口的研究发现沉积物活性磷分布随深度增加并主要受控于铁还原; Ma等[18, 19]在东海和胶州湾的研究发现铁还原主导有机质矿化以及活性磷的分布; Hu等[20]在闽江口的研究发现铁和硫循环共同影响活性磷分布; Pan等[21]在厦门湾和九龙江口的研究[22~27]发现不同研究区域磷、铁和硫之间复杂的耦合关系影响活性磷的不同分布格局; Gao等[28]在珠江口的研究发现陆源磷输入和水文条件影响着活性磷的积累等.但是, 目前对于沿盐度梯度从河到海的小型河口沉积物活性磷分布和迁移转化机制的研究和认识不足, 小型河口被认为存在更为严重的磷污染状况和复杂的磷循环模式[21], 其对于陆源输入的响应也更为敏感.此外, 将DGT同DIFS(DGT induced fluxes in sediments)模型结合, 可以很好地模拟目标元素在沉积物和孔隙水之间的吸附解吸动力学[29, 30].DIFS模型在应用中一般以目标元素总溶解态浓度代表孔隙水浓度, 如多种重金属的研究[31~33], 但以往对磷的研究均用溶解活性磷(DRP)代表孔隙水磷浓度, 而忽略了总溶解磷(TDP)[24, 34], 这可能在一定程度上影响了对磷吸附解吸动力学的判断.
厦门西溪是同安区乃至厦门市的最大河流, 是区内主要的工农业和生活用水来源.西溪是典型的亚热带山溪性小河, 具有流程短, 汛期水量大, 河口范围广等特点.近年来虽然西溪流域在大力的环境整治下水质明显好转, 但河口区由于历史污染等原因, 沉积物环境问题依然较为突出.长期以来, 针对西溪河口沉积物环境的研究十分匮乏, 尤其缺乏磷的研究.本文应用原位、高分辨的DGT技术, 同步分析沉积物垂向剖面中的DGT有效态磷(DGT3--P)以及锰(DGT-Mn)、铁(DGT-Fe)和硫(DGT-S), 辅以孔隙水DRP和TDP, 并结合沉积物和上覆水基本理化特征, 来探究河口沉积物活性磷的时空分布特征及影响因素; 利用DIFS模型模拟分别以DRP和TDP为孔隙水浓度的磷吸附解吸动力学差异, 以期为小型河口沉积物磷的环境地球化学研究提供参考.
1 材料与方法 1.1 研究区域西溪是厦门市最大的河流, 全长34 km, 流域面积494 km2, 是同安区主要的工农业和生活用水来源, 注入同安湾入海(图 1).本区属于南亚热带海洋性季风气候, 年均气温21℃, 年均降水量超过1 000 mm.潮汐类型为正规半日潮, 平均潮差约为4 m.邻近的厦门湾海域N/P值普遍大于Redfield比值, 为典型的磷限制海域[35]. 6个采样点中, X1位于河流下游, 代表河流端; X1和X2之间有一小坝, 构成河口的人为上边界, X2~X5位于典型的河口区, 盐度依次升高; X6位于同安湾, 代表海岸带.
|
图 1 研究区位置示意 Fig. 1 Map of the study area |
DGT和peeper的原理此前已被多次报道[11, 12], 故不再赘述.本研究选择ZrO-Chelex DGT同步测定DGT-P(PO43--P)、Mn(Mn2+)和Fe(Fe2+), 用AgI DGT测定DGT-S(S2-), HR-Peeper来采集并测定孔隙水(表层5 cm)DRP和TDP.所有装置均保存在氮气和黑暗环境中.
采样于2019年夏季进行.在采样第1 d, 待低潮时将HR-Peeper垂直插入低潮线以下的沉积物中, 第2 d在同样的位置放置DGT, 第3d用PVC采样管将HR-Peeper和DGT装置连同沉积物一起取出, 记录DGT放置时间, 随后立即返回实验室.采样期间使用多参数水质分析仪(YSI)监测上覆水盐度、温度、pH和溶氧(DO).
1.3 样品处理和分析将清洁后的HR-Peeper平放于干净台面上, 用移液枪将孔隙水取出至离心管中.孔隙水中的DRP使用磷钼蓝显色法测定[36]; TDP利用改进的过硫酸钠水浴消解法将水体磷消解[37], 并用磷钼蓝显色法测定, 二者之差可基本认为是DOP.上覆水DRP和TDP的测试同理.
AgI DGT固定膜从装置上切割后, 洗净放置于扫描仪上, 设置分辨率为600 dpi(0.042 3 mm×0.042 3 mm), 利用ImageJ软件将扫描获得的颜色转换成灰度, 再利用事先建立的校正曲线[38], 将得到的灰度转化成DGT-S的浓度.ZrO-Chelex DGT固定膜从装置上切割后, 以垂向5 mm间距切割成条, 按照Wang等[39]的方法分别提取DGT-Fe/Mn和DGT-P. DGT-P用磷钼蓝显色法测定, DGT-Fe/Mn用电感耦合等离子体质谱仪ICP-MS 7700X(美国Agilent)测定.
将沉积物湿样用激光粒度仪Mastersizer 3000(英国Malvern)测试粒度组成; 其余样品冻干处理后, 总有机碳(TOC)和总硫(TS)使用元素分析仪(德国Elementar vario MACRO cube)测定; 无定形铁锰氧化物(ASC-Fe/Mn)及其结合的活性磷(ASC-P)用抗坏血酸提取[40], 提取液铁、锰和磷的测试方法同上.采用空白样、平行样和标准物质进行质量控制和质量保证.每隔10个样品测定标准物质, 每个样品进行3次平行测试.
1.4 数据处理利用已经建立好的灰度(y)与积累量(x)的校准曲线计算DGT-S在放置时间内的积累量(x)[38](MS, μg ·cm-2)：
|
(1) |
DGT-P、DGT-Mn和DGT-Fe的积累量(M, μg) 以及最终的DGT有效态浓度(cDGT, mg ·L-1)根据以下公式计算[41]：
|
(2) |
|
(3) |
式中, ce为提取液中测定的元素浓度(μg ·L-1); V为提取液体积(mL); f为提取效率[42]; A为固定膜的有效面积(mm2); t为放置时间(h); Δg为扩散层厚度(0.8 mm); D为待测溶质在扩散层中的扩散系数(cm2 ·s-1)[39].
使用DIFS模型模拟磷在沉积物和孔隙水之间的吸附/解吸动力学, 该模型基于一对相互关联的抛物型偏微分方程, 描述了沉积物和DGT系统中溶解和吸附/固相磷浓度的变化[29].该模型主要的输入参数可通过溶解态浓度(cd)、DGT有效态浓度(cDGT)和活跃态固相组分浓度(cs)以及其他泥沙参数计算.其中再补给系数R定义为cDGT与cd之比[式(4)], R值越大, 说明再补给能力越强; 分配系数Kd为cs与cd之比[式(5)], 其值越大, 说明潜在的参与再补给的固相磷含量越高.利用这些输入参数, DIFS模型可以模拟输出参数Tc和R值随放置时间的变化曲线.输出参数Tc定义为被扰动系统达到平衡态63%所需的时间, 数值越小, 说明达到平衡越快; 吸附速率常数k1和解吸速率常数k-1按[式(6)]和[式(7)]计算, 数值越大, 说明沉积物磷吸附/解吸所需时间越短.
|
(4) |
|
(5) |
|
(6) |
|
(7) |
上覆水基本理化特征如表 1所示, 水温介于27.9~30.4℃; 盐度在河流为0.06 PSU, 河口介于0.43~23.6 PSU, 海岸为33.9 PSU; pH呈弱碱性, 介于7.88~8.35; DO介于3.47~6.16 mg ·L-1, 无明显的水体缺氧; DRP和TDP浓度在不同研究区差异较大, 如图 2所示, 上覆水中二者均在X4浓度最高, X2次之, 河口区4个地点DRP浓度均明显高于《海水水质标准》(GB 3097-1997)最高的第四类(表 1), 而河流和海岸(X1和X6)最低, 低于第四类水质标准.孔隙水DRP和TDP的分布与上覆水类似, 不同的是X6相对较高.孔隙水浓度普遍远高于上覆水, ρ(DRP)介于0.19~0.94 mg ·L-1, ρ(TDP)介于0.26~4.12 mg ·L-1.此外孔隙水中DOP的质量分数(占TDP)在河口区较高, 河流和海岸偏低.
|
表 1 上覆水基本理化特征 Table 1 Basic physicochemical characteristics of the overlying water |
|
图 2 上覆水和孔隙水中溶解活性磷(DRP)和总溶解磷(TDP)的分布 Fig. 2 Distributions of DRP and TDP in overlying water and porewater |
表层沉积物主要理化特征如图 3所示, ω(TOC)在X4最高(1.79%), X1~X3次之(1.33% ~1.41%), X5和X6最低(0.70% ~0.98%), 除X4外基本呈现从陆到海降低的分布格局; ω(TS)也是在X4极高(0.68%), X1极低(0.11%).笔者在采样期间发现X4附近疑似有污水排放, 水体和沉积物有明显的黑臭现象, 偏高的TOC和TS很可能与排污有关.粒度组成上主要以粉砂为主, 只有X1为砂质粉砂和X6为粉砂质砂. ω(ASC-P)在X1和X6偏低(65~69 mg ·kg-1), 河口区较高(86~105 mg ·kg-1); ω(ASC-Fe)与之类似, 只是X6极低(0.86 g ·kg-1), 其他研究区均在2 g ·kg-1以上; ASC-Mn在X4最低, X5和X6最高.与邻近的厦门湾其他海岸带沉积物相比[21, 22, 24], 虽然TOC含量各有高低, 但本研究区的活性ASC-P含量要明显偏高.
|
图 3 沉积物主要理化特征 Fig. 3 Main physicochemical characteristics of sediments |
垂向剖面中DGT-Mn、DGT-Fe、DGT-P和DGT-S的浓度分布如图 4所示, 其中DGT-Mn、DGT-Fe和DGT-S的数据引自文献[43].作为氧化还原敏感元素, DGT-Mn、DGT-Fe和DGT-S的分布基本上指示了相对的氧化还原环境, 即在氧化环境中易被氧化, 浓度极低, 而在还原环境中随着锰还原、铁还原和硫酸盐还原浓度依次升高[44].DGT-Mn和DGT-Fe垂向变化较为一致, 6个剖面可以分为3种类型：第一种是X1和X3, 氧化带最深, 普遍在6 cm深度以下, DGT-Mn浓度缓慢升高, 而DGT-Fe浓度快速升高; 第二种是X2、X5和X6, 前两者氧化带深度约为2~4 cm, 后者不足1 cm, DGT-Mn/DGT-Fe浓度在锰铁还原带迅速升高达到峰值后随深度呈现不同程度的降低; 最后一种是X4, DGT-Mn浓度在整个剖面都很低, DGT-Fe在最表层的初始浓度(>0.3 mg ·L-1)较其他剖面(<0.1 mg ·L-1)高, 但随后的峰值以及浓度平均值均偏低. DGT-S的垂向分布则要更为复杂, 在多数剖面表层浓度低, 随深度升高并不断波动; 在X5表层即出现高值, 并随深度降低随后不断波动; 在X4处浓度最高, 均值可达0.52 mg ·L-1, 表层即为高值区, 随深度先升高后降低.
|
1~6分别表示X1~X6, a~d分别表示DGT-Mn、DGT-Fe、DGT-P和DGT-S 图 4 深度剖面中DGT-Mn, DGT-Fe, DGT-P和DGT-S的浓度分布 Fig. 4 Distributions of concentrations for DGT-Mn, DGT-Fe, DGT-P, and DGT-S in depth profiles |
从DGT-Mn, DGT-Fe和DGT-S浓度的箱型图来看(图 5), DGT-Mn和DGT-Fe的分布并不一致, 且DGT-Mn和ASC-Mn的分布一致, 而DGT-Fe和ASC-Fe的分布不一致.表明沉积物活性锰氧化物作为锰还原的底物, 是影响DGT-Mn浓度的重要因素, 而铁氧化物并非是影响DGT-Fe浓度的关键因素.同样, DGT-S的分布也同TS一致, 此处的因果关系同铁锰恰恰相反：高浓度DGT-S代表了强烈的硫酸盐还原和硫化氢积累, 从而导致硫化环境和总硫含量的升高[24].DGT-Mn/DGT-Fe和DGT-S在垂向剖面和不同研究区的变化虽然不一致, 但并未表现出明显的排他性, 甚至在X6表层三者浓度的升高较为同步.但是X4例外, 在高有机质输入的黑臭环境中, 水体缺氧, 硫酸盐还原占据绝对主导, 抑制了锰铁还原的发生, 且硫化氢会与Mn2+和Fe2+共沉淀, 导致DGT-Mn/DGT-Fe浓度极低.总体来看, 沉积物和DGT的锰、铁和硫组分的空间变异性较大且规律各不相同, 表明河口区复杂的水动力和沉积环境, 以及人类活动的干扰, 深刻影响着不同元素的环境行为.
|
图 5 各剖面DGT-Mn、DGT-Fe、DGT-P和DGT-S浓度的箱型图 Fig. 5 Box-plot of concentrations for DGT-Mn, DGT-Fe, DGT-P, and DGT-S in each sampling site |
同DGT-Mn和DGT-Fe类似, DGT-P在垂向变化上可以分为3种类型(图 4)：第一种是X1和X3, 氧化带最深, 在还原带随DGT-Mn/DGT-Fe同步升高, 但浓度较低, 峰值浓度不足0.5 mg ·L-1; 第二种是X5和X6, 在表层氧化带浓度低, 在还原带随DGT-Mn/DGT-Fe浓度同步升高达到峰值(0.5~0.7 mg ·L-1)后随深度呈明显的降低, 浓度平均值高于X1和X3; 最后一种是X2和X4, DGT-P浓度随深度不断升高, 即峰值出现在剖面(次)底层(0.9~1.2 mg ·L-1), 浓度较其他剖面明显偏高(图 5).
如表 2所示, 在各垂向剖面中DGT-P同DGT-Fe相关性极佳, 同DGT-Mn相关性也较好, 同DGT-S相关性较差.这与此前多数同类型的研究结果一致, 即DGT-P的分布和迁移转化主要受控于铁的氧化还原循环[44].一般来说在氧化条件下, DRP极易被无定形铁氧化物(氢氧化物)如水铁矿和针铁矿等吸附固定而被钝化; 在还原条件下铁还原发生时, 被固定的铁结合态磷会由于铁氧化物的还原溶解被再活化从而释放到孔隙水中[44], 从而导致从氧化到还原带, DGT-P随DGT-Fe浓度同步变化, 这在此前许多DGT研究中被广泛报道[18, 22, 28].相关性分析结果显示, 与铁相比, 在本研究中锰地球化学对磷的影响较小, 这主要是因为ASC-Mn含量较低, 锰的氧化还原循环不可能贡献如此高浓度的DGT-P.至于硫循环对磷的影响, 此前有研究证实, 在硫酸盐还原强烈和DGT-S浓度高的情况下, 硫酸盐还原对有机磷的矿化以及硫化氢引发的铁结合态磷的化学还原可能会主导沉积物磷的活化释放[21].在本文中, 从垂向变化来看, DGT-S和DGT-P仅在X2较好, 但DGT-S偏低, 未必是控制磷活化的直接因素, 而在DGT-S最高的X4, 二者相关性不佳.
|
|
表 2 垂向剖面中DGT有效态P与Fe、Mn和S的相关系数(r)1) Table 2 Correlation coefficient (r) between DGT-labile P with Fe, Mn, and S in vertical profiles |
然而, 在判断影响DGT-P分布影响因素的时候, 不仅要看元素之间垂向的耦合/相关关系, 也要看它们的浓度平均值在不同研究区间的变化.一个典型的例子是X4采样点, DGT-Mn和DGT-P虽在垂向的相关性极好(r=0.86 **), 但DGT-Mn浓度太低(0.06 mg ·L-1)而DGT-P浓度极高(0.67 mg ·L-1), 锰磷比低至不足0.1, 如此微弱的锰还原不可能导致如此多的磷释放, 因此X4锰还原并非控制DGT-P分布主要因素.相对而言, X4虽然仅从数据上看P与S之间的相关性差(r=0.16), 但从垂向上看二者在至少7 cm深度以内变化较为一致(图 4), 只是随后DGT-S的降低相对DGT-P更为明显, 导致二者整体相关性较差.整体来看, 污染严重的X4硫酸盐还原占据绝对主导, DGT-S浓度极高而DGT-Fe和DGT-Mn浓度很低, 与硫酸盐还原有关的有机磷矿化和铁锰结合态磷还原溶解应该是此处高DGT-P浓度的主要贡献者, 且导致上覆水和孔隙水中磷浓度的异常升高(图 2).此外, 从各剖面平均值的分布及相关性可以发现(图 6), 排除X2后S vs. P和Fe vs. P(排除X4)相关性很好(r>0.9)因此在铁之外, 硫地球化学可能也是影响磷循环的重要因素.X4站位的Fe-P解耦是因为强烈的硫化环境, 而X2偏高的DGT-P应归因于最高的ASC-P含量(图 3), 随较强的铁还原被再活化释放出来.
|
图 6 各剖面DGT-P平均值与DGT-Fe、DGT-Mn、DGT-S和盐度的分布及相关性 Fig. 6 Distributions and correlation between profile-averaged DGT-P with DGT-Fe, DGT-Mn, DGT-S, and salinity |
图 6中DGT-P的分布与盐度并不相关, 沿河口盐度梯度, DGT-P浓度的平均值差异大(0.075~0.80 mg ·L-1)且未表现出盐度和区域规律性, 而是与氧化还原条件及其影响下的铁硫循环密切相关, 即氧化带越深, 铁氧化物对磷的吸附能力越强, 铁还原和硫酸盐还原被抑制, DGT-P浓度越低; 氧化带越浅, 铁氧化物对磷的吸附能力越弱, 铁还原和硫酸盐还原越强, 磷活化程度越高, DGT-P浓度越高.
DGT-P在沉积物-水界面的浓度梯度显示(图 4), X2、X4和X6有明显的向上覆水释放的趋势, 这与X1、X3和X5极低的DGT-P浓度以及几乎可忽略的浓度梯度形成鲜明对比.进一步表明氧化环境有利于表层沉积物磷的钝化并抑制内源磷的释放, 而还原环境通过与铁和硫循环相耦合, 内源磷被活化并向上覆水迁移[45, 46].
2.4 磷的吸附-解吸动力学分析在DGT研究中, 使用DIFS模型模拟元素在沉积物和孔隙水之间的吸附/解吸动力学成为一种趋势[24, 31~33].输入参数中的cd一般用孔隙水总溶解态元素的浓度[31~33], 然而过往磷研究中仅有用DRP浓度而非TDP浓度[24, 34], 这势必会影响模拟结果, 造成对磷从沉积物向孔隙水再补给能力的高估.本文针对这一不足分别以DRP和TDP浓度为cd, 利用DIFS模型分别模拟磷在沉积物和孔隙水之间的吸附/解吸动力学. 主要输入和输出参数分别如表 3和表 4所示.在表 3 DRP的结果中, 再补给系数R值在X2、X4和X6要明显高于其他3个研究区, 这与氧化还原条件和DGT-P的浓度分布是一致的, 表明还原环境中高DGT-P浓度背景下沉积物对孔隙水DRP的再补给能力更强.分配系数Kd则是完全相反, 在X2、X4和X6更低, 表明参与再补给的固相磷相对含量偏低.与之对应的是, 它们的Tc更小, k1和k-1更大, 即达到吸附/解吸速率和平衡更快.这导致的典型结果是, 在R值随DGT放置时间的变化曲线中(图 7), 在初始时间扩散平衡的建立过程中, R值达到峰值会维持稳定, 仅随时间缓慢降低来趋于平衡, 而X1、X3和X5虽然参与再补给的固相磷相对含量高, 但吸附/解吸速率和平衡慢, 沉积物库补给慢, 难以维持R的峰值.但是X4又不同于X2和X6, R值达到峰值后随时间降低的程度更突出, 而不是缓慢降低趋于稳定.这是因为X4的磷(DGT-P和DRP)浓度太高, 而Kd偏低, 随着DGT的吸附和沉积物的再补给, 沉积物磷库不足以维持如此高的磷消耗, 即R值随时间不断降低[24].
|
|
表 3 表层沉积物中磷的DIFS模型输入和输出参数值(DRP) Table 3 Values of the input and output parameters modeled by DIFS for P (DRP) in the surficial sediments |
|
|
表 4 表层沉积物中磷的DIFS模型输入和输出参数值(TDP) Table 4 Values of the input and output parameters modeled by DIFS for P (TDP) in the surficial sediments |
|
图 7 DGT放置期间R值随时间的拟合曲线 Fig. 7 Fitting curve of R values with time during DGT deployment |
与DRP相比, 在表 4 TDP的结果中, 由于以TDP浓度为cd, R、Kd、k1和k-1均减小, Tc增大, 即沉积物再补给能力降低, 吸附/解吸速率和达到平衡慢.其中X4由于孔隙水极高的TDP浓度, 其R和Kd值的降低最为明显, 输出参数相比其他研究区增大/减小的程度也更大. 这就导致在图 7的R值曲线中, X4的降幅最大.而其他曲线仅仅是数值降低, 随时间变化趋势基本不变.这个结果表明, 在铁控制磷循环的沉积物体系中, DRP相对TDP浓度较为稳定, 用DRP模拟表征的沉积物再补给能力有所高估, 但整体规律不变, 即还原环境和高沉积物活性磷背景(X2和X6)下再补给能力强, 吸附/解吸速率和达到平衡快; 而氧化环境中(X1、X3和X5)沉积物对磷的吸附钝化强, 再补给能力弱, 吸附/解吸速率和达到平衡慢.但是在人为影响污染严重的X4, DOP相对浓度高, 用DRP模拟表征的沉积物再补给能力过于高估, 说明过量的DOP很难作为磷源来补给被DGT吸附移除的磷酸盐(DGT-P).
3 结论(1) 在沉积物垂向剖面中, 磷的钝化/活化主要受控于铁氧化物对磷的氧化吸附和还原溶解.在各采样点分布中, DGT-P浓度与盐度关系不大, 而是与氧化还原条件和铁硫循环密切相关, 即还原环境下活跃的铁和硫酸盐还原有利于磷活化.
(2) DGT-P在沉积物-水界面的浓度梯度表明, 氧化环境有利于表层沉积物磷的钝化并抑制内源磷的释放, 而还原环境通过与铁和硫循环相耦合, 促进内源磷活化并向上覆水迁移.
(3) DIFS模拟结果表明, 沉积物磷的再补给能力与氧化还原条件和DGT-P的浓度密切相关, 即还原环境中高DGT-P浓度背景下沉积物对孔隙水DRP的再补给能力更强, 吸附/解吸速率和达到平衡快.
| [1] | Conley D J, Paerl H W, Howarth R W, et al. Controlling eutrophication: nitrogen and phosphorus[J]. Science, 2009, 323(5917): 1014-1015. DOI:10.1126/science.1167755 |
| [2] |
刘军, 臧家业, 冉祥滨, 等. 长江口低氧区沉积物中磷的形态及其环境意义[J]. 环境科学, 2017, 38(8): 3243-3253. Liu J, Zang J Y, Ran X B, et al. Sedimentary phosphorus speciation in the coastal hypoxic area of Changjiang Estuary and its environmental significance[J]. Environmental Science, 2017, 38(8): 3243-3253. |
| [3] | Seitzinger S P, Mayorga E, Bouwman A F, et al. Global river nutrient export: a scenario analysis of past and future trends[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2010, 24(4). DOI:10.1029/2009GB003587 |
| [4] |
李少斌, 余丹, 孔俊, 等. 海岸带陆海气氮磷污染协同治理: 监测、模拟与决策[J]. 环境工程, 2022, 40(6): 12-21. Li S B, Yu D, Kong J, et al. Coastal land-ocean-atmosphere cooperative management of nitrogen and phosphorus pollution: monitoring, modeling and decision-making[J]. Environmental Engineering, 2022, 40(6): 12-21. |
| [5] |
肖丽, 王迪, 马伟伟, 等. 长江河口及邻近海域表层沉积物中铁溶解和磷释放活性的动力学表征[J]. 海洋学报, 2019, 41(12): 1-13. Xiao L, Wang D, Ma W W, et al. Kinetic characterization of reactivity of iron dissolution and phosphorus release in surface sediments of the Changjiang (Yangtze) River Estuary and the adjacent East China Sea[J]. Haiyang Xuebao, 2019, 41(12): 1-13. |
| [6] |
金晓丹, 吴昊, 陈志明, 等. 长江河口水库沉积物磷形态、吸附和释放特性[J]. 环境科学, 2015, 36(2): 448-456. Jin X D, Wu H, Chen Z M, et al. Phosphorus fractions, sorption characteristics and its release in the sediments of Yangtze Estuary Reservoir, China[J]. Environmental Science, 2015, 36(2): 448-456. |
| [7] |
张雷, 曹伟, 马迎群, 等. 大辽河感潮河段及近岸河口氮、磷的分布及潜在性富营养化[J]. 环境科学, 2016, 37(5): 1677-1684. Zhang L, Cao W, Ma Y Q, et al. Distribution of nitrogen and phosphorus in the tidal reach and estuary of the Daliao River and analysis of potential eutrophication[J]. Environmental Science, 2016, 37(5): 1677-1684. |
| [8] |
沙梦乔, 柴娜, 赵洪涛, 等. 互花米草入侵对胶州湾湿地土壤磷赋存形态的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(11): 5414-5423. Sha M Q, Chai N, Zhao H T, et al. Effects of Spartina alterniflora invasion on soil phosphorus forms in the Jiaozhou Bay Wetland[J]. Environmental Science, 2021, 42(11): 5414-5423. |
| [9] | Puttonen I, Kohonen T, Mattila J. Factors controlling phosphorus release from sediments in coastal archipelago areas[J]. Marine Pollution Bulletin, 2016, 108(1-2): 77-86. DOI:10.1016/j.marpolbul.2016.04.059 |
| [10] | Rydin E, Malmaeus J M, Karlsson O M, et al. Phosphorus release from coastal Baltic Sea sediments as estimated from sediment profiles[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2011, 92(1): 111-117. DOI:10.1016/j.ecss.2010.12.020 |
| [11] | Davison W, Zhang H. In situ speciation measurements of trace components in natural waters using thin-film gels[J]. Nature, 1994, 367(6463): 546-548. DOI:10.1038/367546a0 |
| [12] | Teasdale P R, Batley G E, Apte S C, et al. Pore water sampling with sediment peepers[J]. TrAC Trends in Analytical Chemistry, 1995, 14(6): 250-256. DOI:10.1016/0165-9936(95)91617-2 |
| [13] |
林建宇, 苏雅玲, 韩超, 等. 骆马湖泥-水界面磷铁硫原位同步变化特征[J]. 中国环境科学, 2021, 41(12): 5637-5645. Lin J Y, Su Y L, Han C, et al. In situ and combined variations of phosphorus, iron and sulfur across the sediment-water interface of Lake Luoma[J]. China Environmental Science, 2021, 41(12): 5637-5645. |
| [14] | Chen M S, Ding S M, Chen X, et al. Mechanisms driving phosphorus release during algal blooms based on hourly changes in iron and phosphorus concentrations in sediments[J]. Water Research, 2018, 133: 153-164. DOI:10.1016/j.watres.2018.01.040 |
| [15] | Ding S M, Han C, Wang Y P, et al. In situ, high-resolution imaging of labile phosphorus in sediments of a large eutrophic lake[J]. Water Research, 2015, 74: 100-109. DOI:10.1016/j.watres.2015.02.008 |
| [16] | Xu D, Wu W, Ding S M, et al. A high-resolution dialysis technique for rapid determination of dissolved reactive phosphate and ferrous iron in pore water of sediments[J]. Science of the Total Environment, 2012, 421-422: 245-252. DOI:10.1016/j.scitotenv.2012.01.062 |
| [17] | Sun Q Y, Sheng Y Q, Yang J, et al. Dynamic characteristics of sulfur, iron and phosphorus in coastal polluted sediments, north China[J]. Environmental Pollution, 2016, 219: 588-595. DOI:10.1016/j.envpol.2016.06.019 |
| [18] | Ma W W, Zhu M X, Yang G P, et al. In situ, high-resolution DGT measurements of dissolved sulfide, iron and phosphorus in sediments of the East China Sea: Insights into phosphorus mobilization and microbial iron reduction[J]. Marine Pollution Bulletin, 2017, 124(1): 400-410. DOI:10.1016/j.marpolbul.2017.07.056 |
| [19] | Ma W W, Zhu M X, Yang G P, et al. Diagenesis of sulfur, iron and phosphorus in sediments of an urban bay impacted by multiple anthropogenic perturbations[J]. Marine Pollution Bulletin, 2019, 146: 366-376. DOI:10.1016/j.marpolbul.2019.06.081 |
| [20] | Hu M J, Sardans J, Le Y X, et al. Phosphorus mobilization and availability across the freshwater to oligohaline water transition in subtropical estuarine marshes[J]. CATENA, 2021, 201. DOI:10.1016/j.catena.2021.105195 |
| [21] | Pan F, Guo Z R, Cai Y, et al. Cyclical patterns and (im)mobilization mechanisms of phosphorus in sediments from a small creek estuary: Evidence from in situ monthly sampling and indoor experiments[J]. Water Research, 2020, 171. DOI:10.1016/j.watres.2020.115479 |
| [22] | Pan F, Guo Z R, Cai Y, et al. Remobilization and hypoxia-dependent migration of phosphorus at the coastal sediment-water interface[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 411. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.125078 |
| [23] | Pan F, Guo Z R, Cai Y, et al. High-resolution imaging of labile P & S in coastal sediment: Insight into the kinetics of P mobilization associated with sulfate reduction[J]. Marine Chemistry, 2020, 225. DOI:10.1016/j.marchem.2020.103851 |
| [24] | Pan F, Guo Z R, Cai Y, et al. Kinetic exchange of remobilized phosphorus related to phosphorus-iron-sulfur biogeochemical coupling in coastal sediment[J]. Water Resources Research, 2019, 55(12): 10494-10517. DOI:10.1029/2019WR025941 |
| [25] | Pan F, Liu H T, Guo Z R, et al. Effects of tide and season changes on the iron-sulfur-phosphorus biogeochemistry in sediment porewater of a mangrove coast[J]. Journal of Hydrology, 2019, 568: 686-702. DOI:10.1016/j.jhydrol.2018.11.002 |
| [26] |
潘峰, 郭占荣, 蔡宇, 等. 厦门潮间带沉积物磷、铁和硫的时空分布及磷释放风险研究[J]. 海洋学报, 2021, 43(4): 14-26. Pan F, Guo Z R, Cai Y, et al. Spatio-temporal variation of phosphorus, iron and sulfur in intertidal sediments of Xiamen and associated release risk of phosphorus[J]. Haiyang Xuebao, 2021, 43(4): 14-26. |
| [27] |
潘峰, 郭占荣, 刘花台, 等. 潮滩沉积物-水界面磷、铁的高分辨率分布特征及生物地球化学行为[J]. 地球科学, 2018, 43(11): 4109-4119. Pan F, Guo Z R, Liu H T, et al. High-resolution distribution and biogeochemical behavior of phosphorus and iron at sediment-water interface of tidal flat[J]. Earth Science, 2018, 43(11): 4109-4119. |
| [28] | Gao L, Li R, Liang Z B, et al. Remobilization mechanism and release characteristics of phosphorus in saline sediments from the Pearl River Estuary (PRE), South China, based on high-resolution measurements[J]. Science of the Total Environment, 2020, 703. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134411 |
| [29] | Harper M P, Davison W, Tych W. DIFS-a modelling and simulation tool for DGT induced trace metal remobilisation in sediments and soils[J]. Environmental Modelling & Software, 2000, 15(1): 55-66. |
| [30] | Harper M P, Davison W, Zhang H, et al. Kinetics of metal exchange between solids and solutions in sediments and soils interpreted from DGT measured fluxes[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1998, 62(16): 2757-2770. |
| [31] | Pan F, Cai Y, Guo Z R, et al. Kinetic characteristics of mobile Mo associated with Mn, Fe and S redox geochemistry in estuarine sediments[J]. Journal of Hazardous Materials, 2021, 418. DOI:10.1016/j.jhazmat.2021.126200 |
| [32] | Fu Y Y, Guo Z R, Pan F, et al. Distribution characteristics and release mechanisms of Pb in surface sediments in different aquatic environments[J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2020, 235. DOI:10.1016/j.jconhyd.2020.103704 |
| [33] | Xu D Y, Gao B, Peng W Q, et al. Application of DGT/DIFS and geochemical baseline to assess Cd release risk in reservoir riparian soils, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 646: 1546-1553. |
| [34] | Heidari S, Reyhanitabar A, Oustan S. Kinetics of phosphorus desorption from calcareous soils using DGT technique[J]. Geoderma, 2017, 305: 275-280. |
| [35] |
欧阳玉蓉, 王翠, 李青生, 等. 厦门湾海域营养盐时空分布与富营养化状况分析[J]. 福建农业学报, 2014, 29(1): 88-93. Ouyang Y R, Wang C, Li Q S, et al. Analysis of the space-time distribution of nutrients and the degree of eutrophication in Xiamen Bay[J]. Fujian Journal of Agricultural Sciences, 2014, 29(1): 88-93. |
| [36] | Laskov C, Herzog C, Lewandowski J, et al. Miniaturized photometrical methods for the rapid analysis of phosphate, ammonium, ferrous iron, and sulfate in pore water of freshwater sediments[J]. Limnology and Oceanography: Methods, 2007, 5(1): 63-71. |
| [37] | Ma J, Yuan Y, Zhou T J, et al. Determination of total phosphorus in natural waters with a simple neutral digestion method using sodium persulfate[J]. Limnology and Oceanography: Methods, 2017, 15(4): 372-380. |
| [38] | Ding S M, Sun Q, Xu D, et al. High-resolution simultaneous measurements of dissolved reactive phosphorus and dissolved sulfide: The first observation of their simultaneous release in sediments[J]. Environmental Science & Technology, 2012, 46(15): 8297-8304. |
| [39] | Wang Y, Ding S M, Gong M D, et al. Diffusion characteristics of agarose hydrogel used in diffusive gradients in thin films for measurements of cations and anions[J]. Analytica Chimica Acta, 2016, 945: 47-56. |
| [40] | Rozan T F, Taillefert M, Trouwborst R E, et al. Iron-sulfur-phosphorus cycling in the sediments of a shallow coastal bay: Implications for sediment nutrient release and benthic macroalgal blooms[J]. Limnology and Oceanography, 2002, 47(5): 1346-1354. |
| [41] | Zhang H, Davison W, Miller S, et al. In situ high resolution measurements of fluxes of Ni, Cu, Fe, and Mn and concentrations of Zn and Cd in porewaters by DGT[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1995, 59(20): 4181-4192. |
| [42] | Wang Y, Ding S M, Shi L, et al. Simultaneous measurements of cations and anions using diffusive gradients in thin films with a ZrO-Chelex mixed binding layer[J]. Analytica Chimica Acta, 2017, 972: 1-11. |
| [43] | Pan F, Wang B, Zhang Y L, et al. Bioavailability, (im)mobilization kinetics, and spatiotemporal patterns of arsenic and cadmium in surficial sediments of a river-estuary-coast system[J]. Journal of Hydrology, 2022, 612. DOI:10.1016/j.jhydrol.2022.128140 |
| [44] | Lovley D R, Phillips E J P. Competitive mechanisms for inhibition of sulfate reduction and methane production in the zone of ferric iron reduction in sediments[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1987, 53(11): 2636-2641. |
| [45] |
孙清清, 陈敬安, 王敬富, 等. 阿哈水库沉积物-水界面磷、铁、硫高分辨率空间分布特征[J]. 环境科学, 2017, 38(7): 2810-2818. Sun Q Q, Chen J A, Wang J F, et al. High-resolution distribution characteristics of phosphorous, iron and sulfur across the sediment-water interface of Aha Reservoir[J]. Environmental Science, 2017, 38(7): 2810-2818. |
| [46] |
郝文超, 王从锋, 杨正健, 等. 氧化还原循环过程中沉积物磷的形态及迁移转化规律[J]. 环境科学, 2019, 40(2): 640-648. Hao W C, Wang C F, Yang Z J, et al. Speciation and transformation of phosphorus in sediments during the redox cycle[J]. Environmental Science, 2019, 40(2): 640-648. |