曲瑛璇,盛彥清,丁超鋒,孫啟耀 (中國科學院煙臺海岸帶研究所,山東省海岸帶環(huán)境工程技術(shù)研究中心,山東煙臺 264003)

海岸帶表層沉積物中磷的地球化學特征

曲瑛璇,盛彥清*,丁超鋒,孫啟耀 (中國科學院煙臺海岸帶研究所,山東省海岸帶環(huán)境工程技術(shù)研究中心,山東煙臺 264003)

通過連續(xù)提取法對萊州灣主要入海河流及近岸海域表層沉積物中 5種形態(tài)磷進行了定量分析.結(jié)果表明,近海沉積物自生鈣結(jié)合磷含量(45.6%)高于河流(37.3%),而鐵結(jié)合磷(Fe-P)含量(18.2%)卻低于河流(31.3%).在近海,可交換或弱結(jié)合磷含量和粉砂比例呈正相關,表明該形態(tài)磷主要吸附于細粒粉砂.河流沉積物Fe-P與Fe濃度呈顯著正相關(P<0.01),表明河流沉積物Fe-P分布受沉積物活性鐵含量的控制.河口處Fe-P普遍低于相應河流,這可能與海相泥沙輸入及河口厭氧區(qū)硫酸鹽還原或硫化物累積有關.近海沉積物總可提取態(tài)磷平均濃度總體呈現(xiàn)出由海洋向河口方向遞減的趨勢.

沉積物；磷形態(tài)；萊州灣；分布特征；磷的連續(xù)提取法

磷是重要的生源要素之一,也是導致水體富營養(yǎng)化的主要元素[1].沉積物作為水環(huán)境中磷的“源”和“匯”,其在磷的全球生物地球循環(huán)中起著至關重要的作用[2].在水—沉積物系統(tǒng)中,進入水體中的磷在經(jīng)過一系列物理化學和生物過程后會以不同的形態(tài)進入沉積物中.但是沉積物中的磷并不是永久儲存,當物理化學環(huán)境發(fā)生變化時會導致一部分磷再次釋放到水體當中,對上覆水體造成二次污染.沉積物對磷的這種雙重作用使得磷在水—沉積物系統(tǒng)中的變化過程更為復雜.已有的研究表明,在渤海,通過沉積物—海水界面參與循環(huán)的磷的量占其循環(huán)總量的86.4%[3],所以海岸帶沉積物是P循環(huán)關鍵的控制環(huán)節(jié)之一.

沉積物中的磷包括有機形態(tài)的磷和無機形態(tài)的磷,不同形態(tài)磷的提取方法主要包括Williams法,Hieltjes-Lijklema法,Golterman 法,和連續(xù)提取法(SEDEX)[4].其中SEDEX方法應用最為廣泛,其主要具備兩個優(yōu)點:1)將自生碳酸氟磷灰石從氟磷灰石中分離出來;2)消除了沉積物對已提取形態(tài)磷的二次吸附造成的影響[5].SEDEX方法提取的磷共有 5種形態(tài):可交換或弱結(jié)合態(tài)磷(E&L-P)、鐵結(jié)合態(tài)磷(Fe-P)、自生碳酸鹽氟磷灰石+自生磷灰石+碳酸鈣結(jié)合態(tài)磷(ACa-P)、碎屑磷灰石(De-P)和有機磷(Or-P).

萊州灣位于山東半島北部,是渤海三大灣之一,同時也是一個典型的半封閉海域.近年來,隨著萊州灣工農(nóng)業(yè)的迅速發(fā)展,灣內(nèi)河流及近岸海域水環(huán)境質(zhì)量正面臨著嚴峻挑戰(zhàn).萊州灣流域有包括黃河、小清河、膠萊河等超過20條大河最終流向海洋,并伴隨著大量泥沙和工業(yè)以及生活污水.目前,沉積物中磷形態(tài)分布特征的研究區(qū)域多圍繞某一流域或海域,而對于海灣這種包括海洋和流域的共同體系研究相對較少.因此,本研究通過對比萊州灣近海和河流沉積物各種磷形態(tài)分布特征,來尋找“河流—河口—近?！斌w系磷形態(tài)的變化規(guī)律.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域與樣品采集

選取萊州灣主要入海河流、河口以及整個萊州灣海域,共設置 63個采樣站位(其中近海站位27個,河流站位 36個;河流站位用河流縮寫表示,HH(黃河),YHH(溢洪河),GLH(廣利河),ZMG(淄邁溝),XQH(小清河),MH(彌河),DJW(大家洼),BLH(白浪河), DH(堤河),WH(濰河),JLH(膠萊河);其中 GLE,YKE,DJWE 為河口),近海區(qū)域設置 A,B,C,D,E,F六個斷面,具體站位信息見圖 1.近海區(qū)域及河流表面沉積物樣品采用不銹鋼抓斗進行采集,采集深度為 0～20cm.樣品采集后用塑料鏟立即裝入250mL聚丙烯小瓶(無頂空),密封并且立即放入冰箱冷凍保存.分析前,所有沉積物樣品在厭氧箱內(nèi)用玻璃棒攪拌均勻.

圖1 研究區(qū)域及采樣站位示意Fig.1 Schematic graph showing the studying area and sampling sites

1.2 材料與分析方法

沉積物在分析之前,將石子、樹枝、貝殼等大顆粒物除去后分成兩份,其中一份直接用于粒度分析(Malvern Mastersizer 2000),依次按照黏土(d<4μm)、粉砂(4μm63μm)進行分級.另一份經(jīng)冷凍干燥后用研缽研成均勻粉末(100目左右).沉積物中總有機碳(TOC)采用Shimadzu TOC-VCPH/SSM-5000A儀器進行測定(誤差<3%).沉積物中活性鐵采用菲咯嗪方法測定[6].沉積物各形態(tài)磷用 SEDEX方法進行提取,SEDEX方法所用提取劑為 E&L-P:1mol/L MgCl2溶液(pH=8),Fe-P:0.33mol/L C6H5Na3O7-1mol/L NaHCO3溶液,ACa-P:1mol/L NaAc-HAc緩沖溶液(pH4),De-P:1mol/L HCl溶液,Or-P:550℃煅燒2h后,用1mol/L HCl溶液提取.提取后的磷酸鹽溶液采用鉬銻抗方法測定.SEDEX法各步相對誤差(3 個平行試驗)分別是為 E&L-P 3.62%,Fe-P 6.59%,ACa-P 3.78%,De-P 3.99%,Or-P 5.87%.其中 Fe-P提取后先通過 CDBMAGIC 方法[7]去除過量的 CDB,再用鉬銻抗方法測定,避免剩余的檸檬酸還原鉬酸鹽絡合物[8].

2 結(jié)果與討論

2.1 表層沉積物磷形態(tài)分布特征

萊州灣主要入海河流及近岸海域沉積物磷形態(tài)分布情況見圖 2.在近海區(qū)域,沉積物中E&L-P,Fe-P,ACa-P,De-P,Or-P的平均濃度分別為42.28,162.78,412.47,84.90mg/kg.在5種磷形態(tài)中,ACa-P的平均含量最高,表明在萊州灣近海沉積物中磷主要以ACa-P形態(tài)存在.在河流下游及河口,沉積物中 E&L-P,Fe-P,ACa-P,De-P,Or-P分別為 83.47,390.77,413.34,174.43,58.20mg/kg.總體而言,河流區(qū)域沉積物中五種磷形態(tài)濃度之和的平均值為 1120.2mg/kg,這個濃度比較接近于California海灣Guaymas流域沉積物中總磷的平均濃度[9](約1209mg/kg),表明萊州灣河流區(qū)域與Guaymas流域磷污染程度相似,同時也說明磷污染具有全球性.

近海沉積物 5種磷形態(tài)濃度之和的平均值為 865.03mg/kg,而河流沉積物的平均值為1120.21mg/kg,表明近海沉積物中的磷主要來自于河流.沉積物中的磷與上覆水之間存在著吸附—解吸的動態(tài)平衡,所以沉積物中磷濃度的高低可直接反映上覆水體的磷污染負荷.由于萊州灣的入海河流受納大量的工業(yè)和生活污水,其中生活污水攜帶大量的磷,這些廢水或污水進入河道后,其中的含磷物質(zhì)會通過自然吸附或底泥再懸浮等自然過程被沉積物吸附固定,從而造成河流沉積物中出現(xiàn)較高濃度的磷酸鹽.對于同一條河流,上游(潮間帶以上)沉積物總可提取磷往往低于下游及河口.如堤河及大家洼河下游站位總可提取磷要高于上游站,這表明磷的累積效應.而對于小清河,其上游站位 XQH-2的總活性磷明顯高于下游站位XQH-1,這是由于上游站位位于小清河濟南段,小清河作為濟南市城區(qū)的排污河道,有大量工業(yè)廢水和生活污水的排放,并且流域內(nèi)農(nóng)藥、化肥使用形成面源污染,造成小清河濟南段水質(zhì)污染非常嚴重.其中絕大部分監(jiān)測斷面水質(zhì)已超過V類標準,而下游站位位于淄博段,雖然也有工業(yè)及生活污水的排放,但總體污染情況并沒有上游嚴重.對于近岸海域,站位A2,B1, B2形成了沉積物磷的相對高值區(qū),這個區(qū)域與 Qiao等[10]研究黃河河口泥沙分布發(fā)現(xiàn)的泥沙沉積區(qū)相重合,該區(qū)域泥沙主要來自黃河和隨洋流遷移的其他河流的泥沙,因泥沙對磷有較強的吸附,所以高磷區(qū)與泥沙沉積區(qū)相重合.黃河富含大量泥沙,主要來自流域內(nèi)黃土的流失[11],所以黃土中磷的含量也是影響黃河及其在近海沉積區(qū)的沉積物磷含量的重要因素.黃河河口形成泥沙沉積區(qū),說明在黃河河口水域上覆水體中懸浮顆粒數(shù)也是分布不均的,在懸浮顆粒較多的水域,水體中的磷被大量吸附,而在懸浮顆粒少的水域,吸附的磷又釋放到水體中,使得整個河口水域磷含量變化很小[12].河口這種泥沙分布的地球化學特征形成了對上覆水體磷含量的緩沖機制(上覆水的磷與顆粒相或沉積物中的磷存在動態(tài)平衡).

由表 1可見,萊州灣近海六個采樣斷面各磷形態(tài)濃度的標準差普遍較大,這說明同一斷面各磷形態(tài)濃度在不同站位上的離散程度較大,這是因為同一斷面不同站位之間的實際距離較遠(約20km),地理位置的差異導致各磷形態(tài)濃度差異較大.通過比較各磷形態(tài)平均濃度在不同斷面上的變化規(guī)律,發(fā)現(xiàn)Fe-P與總可提取態(tài)磷濃度總體上呈現(xiàn)出由海洋向河口方向遞減的趨勢.原因可能主要有兩點:1)萊州灣北部沉積物組成主要以黏土和粉砂為主,其對磷有著較強的吸附和固定作用,而南部(除E1、E2、E3)主要以砂為主;2)在萊州灣存在沿著海岸的逆時針環(huán)流[10],而大部分河口位于西南海岸,這些河流輸送到海洋的泥沙中的粗顆粒會沉積在河口附近,而吸附磷的細顆粒會隨逆時針環(huán)流遷移,在灣口外圍渤海環(huán)流的共同作用下形成細顆粒泥沙的沉積區(qū),也就是高磷區(qū).因此,大斷面 Fe-P與總可提取態(tài)磷平均濃 度總體上呈現(xiàn)出由海洋向河口方向遞減的趨勢.

表1 近海采樣斷面不同磷形態(tài)濃度平均值與標準差(mg/kg)Table 1 The mean values and standard deviations of P fractions in different sampling sections of offshore area (mg/kg)

圖2 表層沉積物磷形態(tài)分布Fig.2 The distribution of P fractions in the surface sediments

2.2 Fe-P分布情況

Fe-P是沉積物中與還原性鐵氧化物和鐵氫氧化物結(jié)合的磷,因此Fe-P與沉積物Fe含量可能會有一定相關性.相關分析結(jié)果表明在河流沉積物中,Fe和Fe-P之間有良好的正相關(r=0.550,P<0.01,表 3),表明河流沉積物 Fe-P一定程度上受沉積物活性鐵含量控制.Fe-P對于氧化還原電位、pH值等物理化學條件較為敏感[13],當沉積物處于還原環(huán)境下,Fe礦物會釋放到水體中,同時伴隨磷的釋放[14].從圖 2可以看出,河流區(qū)域WH-2,YH-1,YH-2,MH-1,BLH-2,XQH-2,DH-2站點的Fe-P含量較其他站位更高,可能與水體污染有關[15].Fe-P受外源磷輸入影響較大,包括生活污水、工業(yè)廢水以及農(nóng)業(yè)面源污染.Fe-P含量高說明水體污染情況嚴重,這個結(jié)果與 Zhang等[16]的結(jié)果一致.相關分析表明,萊洲灣河流沉積物中,Fe-P與 TOC呈正相關(r=0.703,P<0.01,表 3),原因可能是:1)TOC可能通過影響硫酸鹽還原過程影響Fe-P,Fe-P在還原狀態(tài)下會釋放到水體中,并且被釋放的 Fe2+可以與 S2-結(jié)合生成FeS;2)Fe-P可以反映上覆水體污染情況,TOC也可一定程度反映污染情況,因為TOC除了來自上覆水體的污染還有水體中生物活動代謝產(chǎn)生的有機質(zhì).對比河流各站位的Fe-P與TOC,發(fā)現(xiàn)站位XQH-2的Fe-P和TOC均明顯高于其他河流站位,這應該是小清河重度污染所致.

表2 近海沉積物各形態(tài)磷與粒度、總鐵及TOC相關系數(shù)Table 2 The correlation coefficients of P fractions and grain sizes, total iron concentrations and TOCs in the sediments ofoffshore area

表3 河流沉積物各形態(tài)磷與粒度、總鐵及TOC相關系數(shù)Table 3 The correlation coefficients of P fractions and grain sizes, total iron concentrations and TOCs in fluvial sediments

河口站位 GLE的 Fe-P相對于 YHH-1,GLE-1,GLE-2,ZMG-1,ZMG-2,ZMG-3的Fe-P要偏低,原因可能有兩方面:1)與沉積物來源有關,GLE所在區(qū)域泥沙來源主要有廣利河、淄脈河和溢洪河徑流挾運的陸相泥沙,以及從口外漲潮所挾運的海相泥沙,GLE站位所對應近海站位為F1,其Fe-P比這三條河流上各站位的Fe-P都要低,所以 GLE處沉積物 Fe-P低于河流沉積物Fe-P可能是受到了海相泥沙輸入的影響.2)與河口厭氧區(qū)硫酸鹽還原或硫化物累積有關.其他靠近河口的站位例如YKE,JLH-3,DJWE的Fe-P相對于所在河流的上游站位Fe-P要低.所以河口處的Fe-P濃度普遍要比河流上游的Fe-P低,可以認為是海相泥沙的輸入以及河口厭氧區(qū)硫酸鹽還原或硫化物累積共同影響的結(jié)果.而近海區(qū)域除了個別站位Fe-P偏高外,大部分站位Fe-P濃度要比河流區(qū)域的Fe-P要低,所以可以認為萊州灣沉積物Fe-P含量的地理變化規(guī)律為“河流>河口>近?！?這也反映了水體污染程度從河流到河口再到近海逐漸降低,空間上呈現(xiàn)了梯度變化.

2.3 ACa-P分布情況

ACa-P主要是指沉積物早期成巖過程中形成的和水體生物成因的鈣結(jié)合態(tài)磷(包括魚骨、藻類殼體等生物骸)[17].研究表明鐵結(jié)合磷是淡水沉積物的主要磷形態(tài),而鈣結(jié)合磷是海洋沉積物的主要磷形態(tài)[18].這與本研究結(jié)果基本相符,萊州灣近海沉積物 Fe-P的含量(18.21%)低于河流沉積物 Fe-P的含量(31.26%),而 ACa-P含量(45.6%)高于河流沉積物ACa-P含量(37.3%).導致這種結(jié)果可能有以下原因:海洋富含大量浮游生物以及各種魚類貝類,這些生物的生物過程代謝形成了大量有機質(zhì),而相關研究表明,在水—沉積物界面,高有機質(zhì)通量會促進 ACa-P的形成,而在低有機質(zhì)通量和高O2通量的條件下,利于Fe-P的形成[19];ACa-P含量與鹽度有關[20],在河流和湖泊沉積物中,PO43－主要與 Fe3+結(jié)合,但在海洋沉積物中,PO43－主要與 Ca2+結(jié)合.鹽度會影響 Ca2+和 Fe3+的轉(zhuǎn)化,海洋的鹽度高于河流和湖泊,則 Ca2+濃度相對較高,Fe3+濃度較低,進而影響Fe-P的形成;海洋中ACa-P高于河流ACa-P與海洋較高的初級生產(chǎn)力有關.Liu等[21]分析表明,渤海沉積物 ACa-P的分布與葉綠素 a的分布情況一致,說明 ACa-P的形成與浮游植物的光合固定有一定聯(lián)系.

2.4 TOC與有機磷

有機磷是河流沉積物中含量最少的磷形態(tài),在近海沉積物中含量相對鐵結(jié)合態(tài)磷和鈣結(jié)合態(tài)磷來說也較少.有機磷通過表面吸附作用吸附在顆粒表面,包括難降解有機磷和可降解有機磷,可降解有機磷主要是來自于生物過程,并且可以通過微生物的礦化作用再次釋放到水體中[22].難降解有機磷主要來自于陸源排放有機磷物質(zhì),SEDEX方法提取的Or-P屬于難降解有機磷.在河流沉積物中,TOC與 Or-P之間存在顯著相關關系(r=0.602,P<0.01,表 3).近海沉積物的有機磷相對于河流沉積物 Or-P較高,可能是因為萊州灣近海由于大量黃河泥沙以及其他河流泥沙的運輸遷移,富集了部分難降解有機磷,并且難降解有機磷相對穩(wěn)定,會隨河水和泥沙的運輸而流入海洋;河流沉積物中有機磷相對較高的站位是DJW-3,YH-3,YH-4,MH-1,ZMG-3,XQH-2,DH-2,發(fā)現(xiàn)這些站位大多位于河流上游,這可能與當?shù)匚廴厩闆r有關,例如 XQH-2位于小清河濟南段,有大量工業(yè)廢水以及生活污水及農(nóng)藥、化肥排入,導致水體中大量難降解有機磷被泥沙吸附沉入河流底部.黃河上的站位 HH-1、HH-2、HH-3的Or-P相對于其他河流的Or-P要低,原因可能是黃河流量以及泥沙量較其他河流要大得多,大部分有機磷隨泥沙流入海洋,只有部分有機磷沉入河流底層.

2.5 沉積物粒度與磷形態(tài)

圖3 表層沉積物粒度分布示意Fig.3 The distribution of grain size in the surface sediments

萊州灣近海和河流各采樣點沉積物的粒度組成見圖 3.在近海區(qū)域,粉砂是沉積物的主要組成成分,砂礫是次要組成成分.沉積物中各磷形態(tài)的含量與沉積物粒度組成有關[23].各種磷形態(tài)的含量與微粒的吸附解吸密切相關,而微粒的吸附解吸能力與微粒的粒度有關[24-25].為研究各種磷形態(tài)的含量與沉積物粒度的關系,對二者進行相關分析,結(jié)果表明,在近海區(qū)域,E&L-P的含量和粉砂的比例呈正相關(r=0.609,P<0.01,表 2),而與砂礫的比例呈負相關(r=-0.585,P<0.01,表 2).ACa-P與粒度也有類似關系(表 2),ACa-P包括自生碳酸鹽氟磷灰石,生物磷灰石以及與碳酸鈣相結(jié)合的磷,通過吸附作用結(jié)合在微粒的表面.ACa-P更容易與細粒顆粒結(jié)合,因為比表面積更大,吸附能力更強.De-P與粒度之間關系與E&L-P和ACa-P與粒度關系相反(表2),De-P與粘土(r=-0.413,P<0.05,表 2)以及粉砂組分(r=-0.470,P<0.05,表 2)均呈反相關關系,而與砂礫組分呈正相關關系(r=0.476,P<0.05,表 2).碎屑磷灰石結(jié)合態(tài)磷形成于風化作用,本身存在于沉積物顆粒內(nèi)部,它更容易與粗粒顆粒結(jié)合.在萊州灣河流區(qū)域,E&L-P與粒度之間同樣存在著與近海區(qū)域類似的相關關系,E&L-P是吸附在沉積物顆粒表面的溶解態(tài)磷,易與細粒顆粒結(jié)合.

3 結(jié)論

萊州灣河流沉積物中,Fe-P與 TOC呈正相關關系(r=0.703,P<0.01),原因可能與TOC影響硫酸鹽還原過程有關.河流沉積物Fe-P與Fe濃度呈顯著正相關(r=0.550,P<0.01),表明河流沉積物Fe-P分布受沉積物活性鐵含量的控制.河口處Fe-P普遍低于相應河流,這可能與海相泥沙輸入及河口厭氧區(qū)硫酸鹽還原或硫化物累積有關.近海沉積物總可提取態(tài)磷平均濃度總體呈現(xiàn)出由海洋向河口方向遞減的趨勢.

[1]孫士權(quán),邱 媛,蔣昌波,等.原位技術(shù)控制湖泊沉積物中磷釋放的研究 [J]. 中國環(huán)境科學, 2011,31(5):845–851.

[2]周小寧,姜 霞,金相燦,等.太湖梅梁灣沉積物磷的垂直分布及環(huán)保疏浚深度的推算 [J]. 中國環(huán)境科學, 2007,27(4):445–449.

[3]宋金明,李學剛,邵君波,等.南黃海沉積物中氮、磷的生物地球化學行為 [J]. 海洋與湖沼, 2006,37(4):370–376.

[4]Ruban V, Lo′pez-Sa′nchez J F, Pardo P, et al. Selection and evaluation of sequential extraction procedures for the determination of phosphorus forms inlake sediment [J]. Journal of Environmental Monitoring, 1999,1:51–56.

[5]Ruttenberg K C. Development of a sequential extraction method for different forms of phosphorus in marine sediments [J].Limnology and Oceanography, 1992,37(7):1460–1482.

[6]Wallmann K, Hennies K, Klnig I. A new procedure fordetermining reactive Fe (II)and Fe (III)minerals in sediments[J]. Limnology and Oceanography, 1993,38(8):1803–1812.

[7]Huerta-Diaz M A, Tovar-Sanchez A, Filippelli G, et al. A combined CDB-MAGIC method for the determination of phosphorus associated with sedimentary iron oxyhydroxides [J].Applied Geochemistry, 2005,20:2108–2115.

[8]王雨春,馬 梅,萬國江,等.貴州紅楓湖沉積物賦存形態(tài)及沉積歷史 [J]. 湖泊科學, 2004,16(1):21–27.

[9]Lyons G, Benitez-Nelson C R, Thunell R C. Phosphorus composition of sinking particles in the Guaymas Basin, Gulf of California [J]. Limnology and Oceanography, 2011,56(3):1093–1105.

[10]Qiao S, Shi X, Zhu A, et al. Distribution and transport of suspended sediments off the Yellow River (Huanghe)mouth and the nearby Bohai Sea [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science,2010,86:337–344.

[11]張憲偉,潘 綱,陳 灝,等.黃河沉積物磷形態(tài)沿程分布特征[J]. 環(huán)境科學學報, 2009,29(1):191–198.

[12]周俊麗,劉征濤,孟 偉,等.長江口營養(yǎng)鹽濃度變化及分布特征[J]. 環(huán)境科學研究, 2006,19(6):139–144.

[13]金相燦,王圣瑞,龐 燕.太湖沉積物磷形態(tài)及pH值對磷釋放的影響 [J]. 中國環(huán)境科學, 2004,24(6):707–711.

[14]House W A, Denison F H. Factors influencing the measurement of equilibrium phosphate concentrations in river sediments [J].Water Research, 2000,34:1187–1200.

[15]Hisashi J. Fractionation of phosphorus and releasable traction in sediment mud of Osaka Bay [J]. Bulletin of the Japanese Society of Scientific Fisheries, 1983,49(3):447–454.

[16]Zhang R J, Zhang G, Zheng Q, et al. Occurrence and risks of antibiotics in the Laizhou Bay, China: Impacts of river discharge[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012,80:208–215.

[17]尹 然,汪福順,梅航遠,等.烏江流域不同營養(yǎng)水平的梯級水庫沉積物中磷形態(tài)特征 [J]. 生態(tài)學雜志, 2010,29(1):91–97.

[18]Meyerson A L. Pollen and paleosalinity analyses from a Holocene tidal marsh sequence, Cape May County, New Jersey [J]. Marine Geology, 1972,12(5):335–357.

[19]Tsandev I, Reed D C, Slomp C P. Phosphorus diagenesis in deep-sea sediments: Sensitivity to water column conditions and global scale implications [J]. Chemical Geology, 2012,330–331:127–139.

[20]Kitano Y, Okumura M, Idogaki M. Uptake of phospahate ions by calcium carbonate [J]. Geochemical Journal, 1978,12:29–37.

[21]Liu S M, Zhang J, Li D J.Phosphorus cycling in sediments of the Bohai and Yellow Seas [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science,2004,59:209–218.

[22]Chambers R M, Fourqurean J W, Hollibaugh J T, et al.Importance of terrestrially derived particulate phosphorus to phosphorus dynamics in a west coast estuary [J]. Estuaries, 1995,18(3):518–526.

[23]Hedges J I, Keil R G. Sedimentary organic matter preservation:An assessment and speculative synthesis [J]. Marine Chemistry,1995,49:81–115.

[24]Zhang C, Wang L, Li G, et al. Grain size effect on multi-element concentrations in sediments from the intertidal flats of Bohai Bay China [J]. Applied Geochemistry, 2002,17:59–68.

[25]王而力,王嗣淇.西遼河不同粒級沉積物對磷的吸附特征 [J].中國環(huán)境科學, 2012,32(6):1054–1061.

Gochemistry characteristic of phosphorus in costal surface sediments.

QU Ying-xuan, SHENG Yan-qing*, DING Chao-feng, SUN Qi-yao (Research Center for Coastal Environment Engineering Technology of Shandong Province,Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Sciences, Yantai 264003, China). China Environmental Science, 2014,34(1)：246～252

Five fractions of phosphorus in marine and fluvial surface sediments of Laizhou Bay wereinvestigated by a sequential extraction method. The results indicated that the authigenic calcium-bound phosphorus (ACa-P) in marine sediments(average 45.6%) was higher than that (average 37.3%) in fluvial sediments, but iron-bound phosphorus (Fe-P) in marine sediments (average 18.2%)was lower than that in fluvial sediments (average 31.3%). In coastal zone, a positive correlation was found between exchangeable and loosely sorbed phosphorus (E&L-P)and silt (grain size), indicating that E&L-P was mainly sorbed onto fine particles. A significant correlation (P<0.01)was observed between Fe-P and Fe concentrations in fluvial sediments, which indicates the distribution of Fe-P in fluvial sediments was determined by Fe concentration. The Fe-P concentration in estuary sediments was lower than that in corresponding river sediments. This may be attributed to the input of marine sediments and the reduction of sulfate or the accumulation of sulfide under anaerobic section (Fe fixed by sulfide). The mean values of total extracted phosphorus in sediments presents a decrease trend from offshore to estuaries.

sediment；phosphorus forms；Laizhou Bay；distribution characteristic；sequential extraction method of phosphorus

X142

A

1000–6923(2014)01-0246-07

2013-05-31

國家自然科學基金(41373100,40906045)

* 責任作者, 研究員, yqsheng@yic.ac.cn

曲瑛璇(1989–),女,遼寧丹東人,中國科學院煙臺海岸帶研究所碩士研究生,主要從事河道底泥污染治理研究.發(fā)表論文2篇.