覃雪波，孫紅文 ，彭士濤，戴明新

(1.交通運(yùn)輸部天津水運(yùn)工程科學(xué)研究所，天津 300456;2.南開(kāi)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，天津 300071;3.天津自然博物館，天津 300074)

水－沉積物界面是聯(lián)系底泥與上覆水的橋梁，控制有機(jī)質(zhì)、營(yíng)養(yǎng)鹽和各種污染物的遷移轉(zhuǎn)化過(guò)程［1］。這些過(guò)程不僅受到沉積物理化性質(zhì)(如有機(jī)質(zhì)含量、滲透性)的影響，同時(shí)也受到沉積物生物性質(zhì)(主要指生活于其中的各種生物)的影響［2－3］。底棲動(dòng)物棲息于沉積物中，它們的各種活動(dòng)，如攝食、避敵、排泄等行為，被稱之為生物擾動(dòng)［4］。生物擾動(dòng)是構(gòu)成河口、近岸和淺海水域關(guān)鍵生態(tài)過(guò)程的水層與底棲系統(tǒng)耦合過(guò)程的重要環(huán)節(jié)和樞紐［5］。由于生物擾動(dòng)造成的沉積物變化不明顯，過(guò)去經(jīng)常受到忽視［6］。例如，傳統(tǒng)的觀點(diǎn)認(rèn)為濱海沉積物結(jié)構(gòu)的變化主要是由于海浪等物理作用［7］。直到近十年，生物擾動(dòng)才得到重新認(rèn)識(shí)，被認(rèn)為是一個(gè)非常重要的生態(tài)過(guò)程［8］。一個(gè)小尺度(μm—m)的生物擾動(dòng)同樣是一個(gè)關(guān)鍵過(guò)程，可以改變大尺度(如50 m—100 km)的沉積結(jié)構(gòu)［9］。與此同時(shí)，生物擾動(dòng)還影響淺海物質(zhì)交換及生態(tài)系統(tǒng)功能［10－11］。生物擾動(dòng)因此被稱為“生態(tài)系統(tǒng)工程師”［12］。

沉積物是水生生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，蓄積各種污染物。由于生物擾動(dòng)能改變沉積物的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)，因而對(duì)其中的污染物產(chǎn)生重要影響［13］。近年來(lái)，生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中污染物的環(huán)境行為的影響受到廣泛研究，本文綜述了該領(lǐng)域若干研究進(jìn)展，為進(jìn)一步了解生物擾動(dòng)對(duì)污染物的生物地球化學(xué)循環(huán)提供基礎(chǔ)資料。

1 生物擾動(dòng)的概念、作用類型及影響因素

1.1 生物擾動(dòng)概念

生物擾動(dòng)是一個(gè)古老概念，早在達(dá)爾文時(shí)代已被提出來(lái)，他注意到土壤被蚯蚓擾動(dòng)后，土壤上層的物質(zhì)被帶到下層，下層的被帶到上層，結(jié)果造成了土壤的均質(zhì)化［14］。隨后，在海洋中也發(fā)現(xiàn)類似的現(xiàn)象，如在海蚯蚓對(duì)海沙的擾動(dòng)［15］、海參對(duì)沉積物的擾動(dòng)［16］。隨著研究的深入，生物擾動(dòng)概念得到進(jìn)一步拓展，即生物對(duì)土壤和沉積物的再建過(guò)程，不僅包括陸地上，也包括水體中(圖1)［14］。由于目前生物擾動(dòng)的研究多見(jiàn)于水環(huán)境中，因此，生物擾動(dòng)一般是指底棲動(dòng)物由于攝食、建管、筑穴、爬行、避敵、分泌、排泄和遷移等行為造成沉積物結(jié)構(gòu)和性質(zhì)的改變，進(jìn)而影響到沉積物中顆粒態(tài)和溶解態(tài)物質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化的過(guò)程。

圖1 各種動(dòng)物的生物擾動(dòng)Fig.1 Bioturbation from a range of animal

1.2 生物擾動(dòng)作用類型

生物擾動(dòng)作用類型可分為沉積物顆粒重建和洞穴通水兩大類，大類下又分為6個(gè)亞類(圖2)［17］。顆粒重建主要指底棲動(dòng)物各種行為造成的沉積物顆粒移動(dòng)，洞穴通水是指底棲動(dòng)物為了呼吸和覓食而對(duì)洞穴中水和上覆水進(jìn)行交換［18］。兩種擾動(dòng)類型對(duì)沉積物產(chǎn)生不同的作用(表 1)［19－20］。

表1 生物擾動(dòng)類型及其對(duì)沉積物的影響Table 1 Bioturbation modes and their effect on the sediment matrix

圖2 生物擾動(dòng)作用類型Fig.2 The categories of bioturbation

1.3 生物擾動(dòng)作用影響因素

1.3.1 底棲動(dòng)物種類

不同底棲動(dòng)物有不同的生活習(xí)性，由此產(chǎn)生不同的沉積物混合模式，導(dǎo)致不同的顆粒位移，從而對(duì)沉積物產(chǎn)生不同的擾動(dòng)強(qiáng)度。首先是覓食和攝食習(xí)性。底棲動(dòng)物的覓食和攝食的活動(dòng)控制了沉積物顆粒的位移［21］。如攝食和排糞主要發(fā)生在沉積物表層附近，因此沉積物混合模式以水平方向?yàn)橹鳎?2－23］;其次是筑穴行為，主要取決于巢穴的深度，產(chǎn)生的擾動(dòng)強(qiáng)度在垂直空間上存在差異。如甲殼、雙殼類動(dòng)物的巢穴主要分布沉積物淺層，而環(huán)節(jié)動(dòng)物和其它類似蠕蟲(chóng)的類群則趨向于分布在深層沉積物，因而前者主要對(duì)沉積物淺層產(chǎn)生擾動(dòng)，后者則對(duì)深層產(chǎn)生擾動(dòng)［24］。此外，底棲動(dòng)物的體積、生物量等也影響其對(duì)沉積物的擾動(dòng)強(qiáng)度［6］。實(shí)際上，動(dòng)物種類的影響可以歸納為功能群［6］。目前，可將作為生物擾動(dòng)者的底棲動(dòng)物分為5個(gè)功能群(圖3)，即散布者、向下輸送者、向上輸送者、交換者和廊道散布者［25－26］。這些功能群對(duì)沉積物產(chǎn)生不同的擾動(dòng)效果。

1.3.2 底棲動(dòng)物密度

底棲動(dòng)物的密度對(duì)生物擾動(dòng)強(qiáng)度有顯著影響，兩者間呈正相關(guān)［27］。例如，高密度沙蠶(Hediste diversicolor)對(duì)沉積物的擾動(dòng)強(qiáng)度明顯高于低密度［28］。

1.3.3 沉積物有機(jī)質(zhì)含量

圖3 生物擾動(dòng)者功能群Fig.3 Functional groups of bioturbators

底棲動(dòng)物的生物擾動(dòng)強(qiáng)度受到食物供給的影響［29］。由于沉食底棲動(dòng)物主要以沉積物為食，因此沉積物中的有機(jī)質(zhì)含量直接影響了其生物擾動(dòng)強(qiáng)度［30］。在有機(jī)質(zhì)含量低的沉積物中，底棲動(dòng)物為了生存不得不攝食大量的沉積物［24］，由此對(duì)沉積物產(chǎn)生強(qiáng)烈的擾動(dòng)作用。相反，在有機(jī)質(zhì)含量高的沉積物中，底棲動(dòng)物只需要取食少量的沉積物即可滿足營(yíng)養(yǎng)需求，降低了沉積物處理速度，生物擾動(dòng)強(qiáng)度隨之降低［24］。

1.3.4 沉積速率、水深和粒徑

通常，沉積速率高，為沉食的底棲動(dòng)物帶來(lái)的食物就多，從而能夠供養(yǎng)更多的底棲動(dòng)物，表現(xiàn)為較強(qiáng)的擾動(dòng)強(qiáng)度［31］。水深對(duì)生物擾動(dòng)的影響實(shí)質(zhì)上與營(yíng)養(yǎng)供給相關(guān)。水淺，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)高，生物擾動(dòng)強(qiáng)度大;水深，營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)少，生物擾動(dòng)強(qiáng)度小。如在富營(yíng)養(yǎng)的近岸海域，底棲動(dòng)物對(duì)沉積物的擾動(dòng)深度可以達(dá)到100cm以下［32］;而在貧營(yíng)養(yǎng)的深海，底棲動(dòng)物的擾動(dòng)深度最深只能到20cm左右［33］。沉積物粒徑同樣對(duì)生物擾動(dòng)強(qiáng)度產(chǎn)生影響。由于沉食底棲動(dòng)物對(duì)細(xì)顆粒沉積物有優(yōu)先攝食和向下輸送的習(xí)性，因此生物擾動(dòng)強(qiáng)度表現(xiàn)明顯的粒徑相關(guān)［34］，如在加拿的Fundy灣，生物擾動(dòng)強(qiáng)度隨沉積物粒徑增大而減弱［35］。

2 生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中污染物的環(huán)境行為影響

在生物擾動(dòng)的作用下，沉積物的結(jié)構(gòu)和性質(zhì)發(fā)生了改變。由此影響蓄積于沉積物中的污染物的各種環(huán)境行為。其中一個(gè)非常重要的影響是促進(jìn)沉積物中的污染物向水體釋放(圖4)［36］;與此同時(shí)，沉積物中的污染物還會(huì)被生物擾動(dòng)者所富集;此外，還引起沉積物中含氧量和微生物等變化，從而間接影響污染物的環(huán)境行為。因此，生物擾動(dòng)使得蓄積于沉積物中的污染物的環(huán)境行為更加復(fù)雜。

圖4 生物擾動(dòng)導(dǎo)致沉積物向水體釋放污染物Fig.4 Processes of chemical release from a sediment bed contaminant source

2.1 生物擾動(dòng)對(duì)氮、磷影響

2.1.1 氮

在生物擾動(dòng)作用下，沉積物一個(gè)重要的變化特征是含氧量增加［37－38］。例如，在搖蚊(Chironomid larvae)擾動(dòng)沉積物的實(shí)驗(yàn)中，對(duì)照組沉積物含氧量隨深度而減少，在4mm處含氧量降低至0，而生物擾動(dòng)處理的沉積物，在7mm處，含氧量仍可達(dá)到5mg/L［39］。沉積物含氧量的變化對(duì)其中氮的硝化與反硝化作用產(chǎn)生重要影響［40］。因此，生物擾動(dòng)影響硝化與反硝化作用。通常，生物擾動(dòng)顯著提高硝化作用［41］。這種促進(jìn)作用受到多種因子影響。Pelegri和Blackburn發(fā)現(xiàn)，在較低密度時(shí)(20000個(gè)/m2)，正顫蚓(Tubifex tubifex)的生物擾動(dòng)提高氮的硝化，而在高密度時(shí)(70000個(gè)/m2)卻降低氮的硝化［42］，表明底棲動(dòng)物密度影響硝化作用。Nogaro和Mermillod－Blondin的研究表明，顫蚓的生物擾動(dòng)對(duì)不同來(lái)源的沉積物中的氮的硝化作用影響完全不同，對(duì)于來(lái)自大學(xué)校園的沉積物，生物擾動(dòng)顯著提高了氮的硝化，而對(duì)來(lái)自工業(yè)區(qū)的沉積物，氮的硝化并沒(méi)有受到生物擾動(dòng)的影響［43］，表明沉積物的性質(zhì)也影響到氮的硝化。當(dāng)沉積物中含有硫化物時(shí)，由于生物擾動(dòng)促進(jìn)硫化物釋放，這些硫化物抑制微生物生長(zhǎng)，從而降低了硝化作用［38］?？梢?jiàn)，生物擾動(dòng)對(duì)硝化用影響不同，受多種因素影響。生物擾動(dòng)也能影響沉積物中氮的反硝化作用。搖蚊的生物擾動(dòng)能將總反硝化速率從(0.76 ±0.34)mmol N m－2d－1提高到(5.50 ±1.30)mmol N m－2d－1，極大提高了反硝作用［39］。最近的研究表，生物擾動(dòng)對(duì)不同深度的沉積物反硝化作用影響不同，在海姑蝦(Neotrypaea californiensis)的擾動(dòng)下，沉積物深度在13cm以上的反硝化速度低于沒(méi)有生物擾動(dòng)處理，而在13 cm以下卻是生物擾動(dòng)處理高于無(wú)生物擾動(dòng)處理［40］。這一方面表明生物擾動(dòng)促進(jìn)深層沉積物中的氮發(fā)生反硝化作用，另一方面也說(shuō)明生物擾動(dòng)影響反硝化作用也受到其它因素的影響。

生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物向水體釋放氮營(yíng)養(yǎng)鹽。Fanjul等在河口濕地發(fā)現(xiàn)，在有無(wú)穴居蟹Neohelice granulate的沉積物間隙水中的氮營(yíng)養(yǎng)鹽含量存在明顯差異，無(wú)論是硝酸鹽還是氨氮，都呈現(xiàn)有蟹居住的洞穴＞無(wú)蟹居住洞穴＞無(wú)蟹分布區(qū)的分布特征［44］。表明穴居蟹的生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物向水體釋放氮營(yíng)養(yǎng)鹽。Mermillod－Blondin的室內(nèi)微宇宙研究證明了這一點(diǎn)，顫蚓的生物擾動(dòng)提高氨氮從沉積物向水體的釋放達(dá)到200%［45］;其它底棲動(dòng)物，如環(huán)節(jié)動(dòng)物Marenzelleria sp.的生物擾動(dòng)也顯著提高沉積物中的氨氮向水體釋放量［46］。生物擾動(dòng)造成沉積物中氨氮釋放主要通過(guò)生物淋洗(Bioirrigation)作用完成［40］。例如在淺海灣，76%的氨氮從沉積物向水體的釋放歸結(jié)于生物淋洗作用［47］。生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中的氮向水體釋放的主要原因是生物擾動(dòng)造成了沉積物的搬運(yùn)和混合，使沉積物吸附的營(yíng)養(yǎng)鹽得以釋放，加快間隙水中物質(zhì)的擴(kuò)散速率和溶解速率，從而增加氮在沉積物－水界面上的交換通量［48］。

2.1.2 磷

磷在沉積物中的環(huán)境行為也受到生物擾動(dòng)的影響。一方面，生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中溶解性磷(SRP)向水體釋放。Mermillod－Blondin的研究表明，顫蚓的生物擾動(dòng)提高了190%的SRP從沉積物向水體釋放［45］。Swan等發(fā)現(xiàn)在溶解氧較低的水平下，Neanthes succinea的生物擾動(dòng)提高SRP的釋放速率達(dá)到60%—70%［49］。然而，有些底棲動(dòng)物的生物擾動(dòng)卻抑制了SRP向水體釋放［50］。如水絲蚓的生物擾動(dòng)不但沒(méi)有促進(jìn)沉積物中SRP向水體釋放，相反，還抑制了沉積物中SRP的釋放［51］。造成這種現(xiàn)象的原因是沉積物中的一些礦物質(zhì)在生物擾動(dòng)的作用下增強(qiáng)對(duì)間隙水SRP吸附所導(dǎo)致［50］。間隙水SRP濃度的降低會(huì)減小SRP向水體擴(kuò)散的濃度梯度，從而減小SRP的釋放通量，甚至產(chǎn)生沉積物對(duì)水體中SRP的吸附［52－53］。由此可見(jiàn)，生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中SRP的促進(jìn)/抑制釋放作用不僅取決于生物擾動(dòng)者，還與沉積物特點(diǎn)相關(guān)。

另一方面，生物擾動(dòng)還能改變沉積物中磷的化學(xué)形態(tài)。河蜆的生物擾動(dòng)增加了沉積物中鐵結(jié)合態(tài)磷含量［54］。這是由于生物擾動(dòng)提高沉積物中的氧含量，氧化了間隙水中Fe2+，氧化反應(yīng)所生成的水合鐵氧化物對(duì)SRP具有良好的吸附作用［50］，從而形成鐵結(jié)合態(tài)磷。

此外，生物擾動(dòng)還促進(jìn)有機(jī)磷降解。Hietanen等的研究表明，加入底棲動(dòng)物12d后，沉積物中的有機(jī)磷發(fā)生了降解［46］。由于有機(jī)磷包括多種物質(zhì)，生物擾動(dòng)對(duì)有機(jī)磷不同組分影響不同。目前，磷脂和DNA在生物擾動(dòng)下能發(fā)生快速分解或轉(zhuǎn)化得到證實(shí)［55］。對(duì)于其它有機(jī)磷，生物擾動(dòng)是否能促進(jìn)其降解并不清楚。

2.2 生物擾動(dòng)對(duì)重金屬影響

2.2.1 改變重金屬在沉積物中的分布

Benoit等發(fā)現(xiàn)美國(guó)波士頓港的沉積物中甲基汞的垂直分布受片腳類動(dòng)物生物擾動(dòng)的影響，隨著生物擾動(dòng)強(qiáng)度的增大，甲基汞含量最高值點(diǎn)向下遷移［56］。Klerks等對(duì)海姑蝦的生物擾動(dòng)對(duì)美國(guó)Tampa灣沉積物中鋅與鎘的分布研究表明，在有海姑蝦活動(dòng)區(qū)域的沉積物中鋅與鎘的含量是沒(méi)有海姑蝦活動(dòng)區(qū)域的3倍，說(shuō)明生物擾動(dòng)顯著改變了重金屬在沉積物中的水平分布［57］。室內(nèi)的實(shí)驗(yàn)研究表明，顫蚓的生物擾動(dòng)能促進(jìn)水體中的Pb向沉積物深層擴(kuò)散［58］?？梢?jiàn)，生物擾動(dòng)不僅改變重金屬在沉積物中的垂直分布，也改變其在沉積物中的水平分布。

2.2.2 促進(jìn)重金屬?gòu)某练e物向水體釋放

Simpson等對(duì)悉尼港的5個(gè)河口沉積物鋅釋放研究表明，5周后，沒(méi)有生物的對(duì)照組中鋅的釋放速率為27 mg m－2d－1，而有生物的釋放速率為71 mg m－2d－1，說(shuō)明生物擾動(dòng)顯著增強(qiáng)沉積物向水體釋放重金屬［59］。Ciutata等研究表明，顫蚓生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中的鎘向水體釋放，但以顆粒態(tài)為主，與生物擾動(dòng)導(dǎo)致沉積物的再懸浮相關(guān)［60］。同樣的結(jié)果見(jiàn)路永正和閻的研究，他們發(fā)現(xiàn)顫蚓的生物擾動(dòng)顯著提高了上覆水中顆粒態(tài)鎘的濃度［58］。生物擾動(dòng)還通過(guò)改變沉積物的理化性質(zhì)，從而促進(jìn)沉積物向水體釋放重金屬。例如，生物擾動(dòng)增加沉積物的氧含量，增強(qiáng)生物擾動(dòng)強(qiáng)度，促進(jìn)沉積物中甲基汞向水體遷移［61－62］。

2.2.3 改變重金屬化學(xué)形態(tài)

在水環(huán)境中，硫酸鹽還原菌是控制甲基汞生成的重要因子［63］。由于生物擾動(dòng)能為間隙水提供氧化劑，降低二價(jià)硫離子的生成，從而減少了甲基汞形成［56］。然而，Nogaro等的研究卻得到相反的結(jié)論，他們發(fā)現(xiàn)生物擾動(dòng)增強(qiáng)沉積物中微生物的有氧吸吸，促進(jìn)甲基汞形成［64］。兩個(gè)截然不同的結(jié)論，表明生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中甲基汞的影響錯(cuò)綜復(fù)雜。

鎘是沉積物中常的污染物，在不同的條件下具有不同的化學(xué)形態(tài)。由于生物擾動(dòng)改變沉積物的pH值、氧化還原電位等，因而對(duì)蓄積于沉積物中的鎘的化學(xué)形態(tài)產(chǎn)生重要影響。顫蚓的生物擾動(dòng)提高鎘從沉積物內(nèi)部微孔向溶液中擴(kuò)散的速率，進(jìn)而提高沉積物中鎘的遷移能力，促進(jìn)鎘從鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)向可交換態(tài)轉(zhuǎn)移［65］。由于生物擾動(dòng)增大沉積物比表面積，不斷更新沉積物顆粒上的吸附點(diǎn)位［60］，有利于碳酸鹽礦物顆粒對(duì)鎘離子的再吸附，形成碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘;與此同時(shí)，呼吸作用產(chǎn)生的CO2能增加其中CO－32濃度，也有利于增加碳酸鹽結(jié)合態(tài)鎘［65］?？梢?jiàn)，生物擾動(dòng)增強(qiáng)沉積物碳酸鹽礦物對(duì)鎘的吸附能力，對(duì)于控制水－沉積物界面鎘的交換具有重要作用。

2.3 生物擾動(dòng)對(duì)疏水性有機(jī)污染物影響

2.3.1 促進(jìn)向水體釋放

生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中的疏水性有機(jī)污染物(Hydrophobic organic contaminants，HOCs)向水體釋放已成為共識(shí)［66］。Schaanning等發(fā)現(xiàn)，大型底棲動(dòng)物的生物擾動(dòng)可以使挪威奧斯陸港沉積物的PAHs、PCBs和DDT等污染物分別以每天243、19.6 pmol/m2和 13.6 pmol/m2的速度向水體釋放［67］。Menone等野外調(diào)查了穴居蟹Chasmagnathus granulate的生物擾動(dòng)對(duì)阿根廷的Bahía Blanca河口沉積物中的有機(jī)氯農(nóng)藥影響，結(jié)果表明，生物擾動(dòng)顯著提高沉積物向水體釋放有機(jī)氯農(nóng)藥［68－69］。Granberg等研究發(fā)現(xiàn)，生物擾動(dòng)促進(jìn)波羅的海沉積物中的PCBs向水體釋放［70］。類似的結(jié)果在Josefsson等的研究中也得到，他們發(fā)現(xiàn)，在利用活性炭對(duì)受二苯并二惡英和二苯并呋喃(PCDD/Fs)污染的沉積物進(jìn)行原位修復(fù)時(shí)，由于底棲動(dòng)物的存在，它們的生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中的PCDD/Fs向水體遷移，影響了修復(fù)效果［71］，因此，在對(duì)沉積物進(jìn)行修復(fù)時(shí)，應(yīng)該考慮底棲動(dòng)物生物擾動(dòng)的影響［72－73］。研究表明，底棲動(dòng)物的排泄物中含有許多溶解性有機(jī)質(zhì)(DOC)及小分子的物質(zhì)，提高間隙水中的DOC含量，由于DOC對(duì)有機(jī)物具有很強(qiáng)的吸附能力，由此引發(fā)PAHs在沉積物－間隙水的重新分配，從而提高了水相中的 PAHs含量［74］。即，生物擾動(dòng)打破了有機(jī)污染物在沉積物－水界面的動(dòng)力學(xué)平衡，使沉積物中的 HOCs發(fā)生解吸［74－76］。其它一些 HOCs，如多溴聯(lián)苯醚(PBDEs)［77］、醫(yī)藥品和個(gè)人護(hù)理品(PPCPs)［75］，生物擾動(dòng)也能促進(jìn)它們向水體釋放。然而，HOCs的釋放還受到其化學(xué)性質(zhì)影響。通常，疏水性高的有機(jī)污染物，不易發(fā)生解吸。例如，底棲動(dòng)物 Chironomus dilutus和 Hyalella azteca的生物擾動(dòng)并不能顯著提高乙炔基雌二醇(EE2)從沉積物向水體釋放，與EE2具有較高的疏水性特點(diǎn)相關(guān)［75］。此外，沉積物的特點(diǎn)也影響生物擾動(dòng)促進(jìn)HOCs釋放的效果。如沉積物中的黑炭由于具有較強(qiáng)的吸附能力，抑制生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中 HOCs解吸［78］。

傳統(tǒng)的觀點(diǎn)認(rèn)為，生物擾動(dòng)主要是增加水體中顆粒態(tài)污染物［70］。筆者的研究得到類似的結(jié)論，在天津厚蟹(Helice tientsinensis)的生物擾動(dòng)下，水體中PAHs的顆粒態(tài)是其溶解態(tài)的4倍，表明生物擾動(dòng)以促進(jìn)顆粒態(tài)污染物釋放為主［12，60］。生物擾動(dòng)主要促進(jìn)顆粒態(tài)HOCs釋放也得到Josefsson等的研究結(jié)果支持［77］。然而，近年的研究表明，生物擾動(dòng)也增加水體中溶解態(tài)的污染物［70，79］。Granberg等研究發(fā)現(xiàn)，Marenzelleria neglecta的生物擾動(dòng)釋放的溶解態(tài)PCBs要高于其顆粒態(tài)一個(gè)數(shù)量級(jí)，表明生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物PCBs釋放以溶解態(tài)為主［70］。這種差異可能與動(dòng)物種類、密度、沉積物性質(zhì)以及水化學(xué)條件相關(guān)［13］。

生物擾動(dòng)無(wú)論是促進(jìn)溶解態(tài)還是顆粒態(tài)HOCs釋放，都造成二次污染。特別是溶解態(tài)的HOCs，生物擾動(dòng)提高了它們的生物有效性［76］。如夾雜帶絲蚓(Lumbriculus variegatus)的生物擾動(dòng)顯著提高了美洲鉤蝦(Hyalella azteca)對(duì) PAHs的富集［80］。通常認(rèn)為顆粒態(tài)HOCs不易被生物利用，但最近的研究表明，顆粒態(tài)的多溴聯(lián)苯醚也能被鯉魚(yú)(Cyprinus carpio)所富集［81］。由此可見(jiàn)，生物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物的HOCs釋放，這些HOCs能被水生生物所利用，最終通過(guò)食物鏈傳遞到人類，對(duì)人類健康造成潛在的風(fēng)險(xiǎn)。

2.3.2 加強(qiáng)富集和代謝

由于底棲動(dòng)物幾乎終生生活于沉積物中，因此通過(guò)體表吸收和攝食沉積物，使得HOCs更容易富集于其體內(nèi)。一項(xiàng)對(duì)日本Ariake海濱的生物體PCBs和PAHs的調(diào)查研究表明，PCBs在比目魚(yú)體內(nèi)的含量為3.6 ng/g(濕重)、蛤?yàn)?8 ng/g、彈涂魚(yú)為1700 ng/g脂肪;PAHs在沙躅屬動(dòng)物體內(nèi)含量為24 ng/g(濕重)、牡蠣為 6.3 ng/g、蛤?yàn)?6.3 ng/g、蟹為4.2ng/g、彈涂魚(yú)為 2.9 ng/g［82］。在渤海灣的北塘河口附近的天津厚蟹，總 PAHs含量達(dá)到(8816±2885)ng/g 脂肪［74］。水絲蚓［81］、沙蠶［83］對(duì)多溴聯(lián)苯醚也具有不同的富集能力。

某些底棲動(dòng)物對(duì)HOCs還具有代謝能力。穴居蟹［68－69］、藍(lán)蟹［84］對(duì)有機(jī)機(jī)氯農(nóng)藥具有代謝能力。一些環(huán)節(jié)動(dòng)物(如 Clymenella torquata，Nereis virens，N.succinea，Nephtys incisa，Spio setosa，Cirriformia grandis)、雙殼類(如 Macoma balthica，Mya arenaria，Mulinia lateralis)以及一些片腳類動(dòng)物(如Ampelisca abdita，Leptocheirus plumulosus)可以代謝 PAHs［85］。此外，一些蝦類可以代謝PCBs［86］。沙蠶對(duì)多溴聯(lián)苯醚也具有一定的代謝能力［83］。

2.3.3 提高生物降解

底棲動(dòng)物的生物擾動(dòng)可以間歇性地向深層的無(wú)氧區(qū)輸送氧、直接或者間接影響微生物菌群變化，使顆粒物縱向遷移［87－88］;同時(shí)，底棲動(dòng)物的排泄物有助于 HOCs從沉積物中解吸［74－76］，促進(jìn) HOCs與微生物接觸;此外，底棲動(dòng)物消化液中的助溶劑對(duì)生物降解有很好的促進(jìn)作用［89］;這些因素都有利于促進(jìn)沉積物中HOCs發(fā)生生物降解。Granberg等對(duì)Amphiura filiformis和N.diversicolor的生物擾動(dòng)對(duì)微生物降解芘的研究發(fā)現(xiàn)，相對(duì)于深層的沉積物，在洞穴中的沉積物中的芘的含量明顯減少，表明生物擾動(dòng)促進(jìn)微生物降解芘［90］;Timmermann等通過(guò)室內(nèi)研究發(fā)現(xiàn)，有生物擾動(dòng)的裝置中，芘的降解提高了180%—200%倍［91］。物擾動(dòng)促進(jìn)沉積物中HOCs生物降解是由于生物擾動(dòng)增加沉積物中的含氧量，從而提高了微生物降解 HOCs的能力［89］。生物擾動(dòng)促進(jìn)HOCs生物降解取決于生物擾動(dòng)者和污染物在沉積物中的深度。通常，降解主要發(fā)生在沉積物淺層，與生物擾動(dòng)者主要活動(dòng)于該區(qū)域相關(guān)［89］。

4 結(jié)語(yǔ)

生物擾動(dòng)是沉積物中污染物動(dòng)態(tài)變化的一個(gè)關(guān)鍵因子。目前，生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中的污染物的環(huán)境行為的影響開(kāi)展了一系列的研究，了解一些影響機(jī)制。底棲動(dòng)物通過(guò)生物泵、再懸浮、分泌物排泄等過(guò)程影響沉積物中的污染物并造成釋放［92］。生物擾動(dòng)影響沉積物中的污染物環(huán)境行為受控于多種環(huán)境因子，包括溫度［93］、有機(jī)質(zhì)［42］、水動(dòng)力［10］、污染等［94］。特別是污染的影響，最近的研究表明，污染影響生物擾動(dòng)者的行為，進(jìn)而影響沉積物的地球化學(xué)循環(huán)［95］?？梢?jiàn)，生物擾動(dòng)和沉積物中的污染物相互關(guān)系錯(cuò)綜復(fù)雜，兩者之間的關(guān)系需要進(jìn)一步研究。

數(shù)學(xué)模型是了解生物擾動(dòng)和沉積物中污染物相互關(guān)系的重要研究手段。在生物擾動(dòng)對(duì)沉積物結(jié)構(gòu)的影響研究中，許多模型如箱式模型、平流模型、信號(hào)處理模型、擴(kuò)散－反應(yīng)模型和顆粒物輸運(yùn)擴(kuò)散模型等已被廣泛運(yùn)用［96］，取得良好效果。但在生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中污染物的影響研究中，鮮有運(yùn)用數(shù)學(xué)模型，這方面研究急需加強(qiáng)。

總體而言，生物擾動(dòng)對(duì)沉積物中在氮、磷和重金屬的環(huán)境行為影響研究相對(duì)較多，而對(duì)于HOCs研究較少，特別是生物擾動(dòng)對(duì)HOCs的生物降解研究更少。因此，今后有必要開(kāi)展這方面的研究，同時(shí)應(yīng)該對(duì)生物擾動(dòng)對(duì)促進(jìn)沉積物中污染物的二次釋放進(jìn)行風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估，正解認(rèn)識(shí)其潛在的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

［1］Adámek Z，Mar?álek B.Bioturbation of sediments by benthic macroinvertebrates and fish and its implication for pond ecosystems:a review.Aquaculture International，2013，21(1):1－17.

［2］Godbold J A，Bulling M T，Solan M.Habitat structure mediates biodiversity effects on ecosystem properties.Proceedings of the Royal Society B:Biological Sciences，2011，278(1717):2510－2518.

［3］Mermillod－Blondin F.The functional significance of bioturbation and biodeposition on biogeochemical processes at the watersediment interface in freshwater and marine ecosystems.Journal of the North American Benthological Society，2011，30(3):770－778.

［4］Gérino M，F(xiàn)rignani M，Mugnai C，Bellucci LG，Prevedelli D，Valentini A，Castelli A，Delmotte S，Sauvage S.Bioturbation in the Venice Lagoon:Rates and relationship to organisms.Acta Oecologica，2007，32(1):14－25.

［5］Zhang Z N.Some progress of the study on the ecosystem dynamics for benthic－pelagic coupling.Journal of Ocean University of Qingdao，2000，30(1):115－122.

［6］Qin X B，Sun H W，Wu JZ，Wang R N，Sun T H.Bioturbation of estuarine sediment by macrofauna activity.Chinese Journal of Applied Ecology，2010，21(2):458－463.

［7］Paarlberg A J，Knaapen M A F，de Vries M B，Hulscher S J M H，Wang Z B.Biological influences on morphology and bed composition of an intertidal flat.Estuarine Coastal and Shelf Science，2005，64(4):577－590.

［8］Dietrich W E，Perron JT.The search for a topographic signature of life.Nature，2006，439(7075):411－418.

［9］Murray J M H，Meadows A，Meadows P S.Biogeomorphological implications of microscale interactions between sediment geotechnics and marine benthos:a review.Geomorphology，2002，47(1):15－30.

［10］Pacheco A S，González M T，Bremner J，Oliva M，Heilmayer O，Laudien J，Riascos J M. Functional diversity of marine macrobenthic communities from sublittoral soft－sediment habitats off northern Chile.Helgoland Marine Research，2011，65(3):413－424.

［11］Navel S， Mermillod－Blondin F， Montuelle B， Chauvet E，Marmonier P.Sedimentary context controls the influence of ecosystem engineering by bioturbators on microbial processes in river sediments.Oikos，2012，121(7):1134－1144.

［12］Shirakawa H，Yanai S，Goto A.Lamprey larvae as ecosystem engineers:physical and geochemical impact on the streambed by their burrowing behavior. Hydrobiologia， 2013， 701(1):313－322.

［13］Qin X B.Impacts of bioturbation on the environmental behavior of polycyclic aromatic hydrocarbons in estuarine sediment［D］.Tianjin:Nankai University，2010.

［14］Meysman F J R，Middelburg J J，Heip C H R.Bioturbation:a fresh look at Darwin's last idea.Trends in Ecology＆ Evolution，2006，21(12):688－695.

［15］Davison C.On the amount of sand brought up by lobworms to the surface.Geology Magazine，1891，8(11):489－493.

［16］Grozier W J.The amount of bottom material ingested by holothurians(Stichopus).Journal of Experimental Zoology，1918，26(2):379－389.

［17］Kristensen E，Penha－Lopes G，Delefosse M，Valdemarsen T，Quintana CO，Banta G T.What is bioturbation?The need for a precise definition for fauna in aquatic sciences.Marine Ecology Progress Series，2012，446:285－302.

［18］Karlson A M L，Nascimento F J A，Suikkanen S，Elmgren R.Benthic fauna affects recruitment from sediments of the harmful cyanobacterium Nodularia spumigena.Harmful Algae，2012，20:126－131.

［19］Kristensen E，Holmer M.Decomposition of plant materials in marine sediment exposed to different electron acceptors(O2，NO3－and SO24－)，with emphasis on substrate origin，degradation kinetics and the role of bioturbation.Geochimica et Cosmochimica Acta，2001，65(3):419－434.

［20］Shull D H，Benoit JM，Wojcik C，Senning JR.Infaunal burrow ventilation and pore－water transport in muddy sediments.Estuarine，Coastal and Shelf Science，2009，83(3):277－286.

［21］Wheatcroft R A，Jumars P A，Smith C R，Nowell A R M.A mechanistic view of the particulate biodiffusion coefficient:Step lengths，rest periods and transport directions.Journal of Marine Research，1990，48(1):177－207.

［22］Smith C R，Berelson W，Demaster D J，Dobbs F C，Hammond D，Hoover D J，Pope R H，Stephens M.Latitudinal variations in benthic processes in the abyssal equatorial Pacific:Control by biogenic particle flux.Deep－Sea Research Ⅱ:Topical Studies in Oceanography，1997，44(9):2295－2317.

［23］Wheatcroft R A，Smith C R，Jumars P A.Dynamics of surfacial trace assemblages in the deep sea.Deep Sea Research Part A.Oceanographic Research Papers，1989，36(1):71－91.

［24］Gage J D，Tyler P A.Deep－sea biology－A natural history of organisms at the deep－sea floor.Cambridge:Cambridge University Press，1991，337－356.

［25］Fran?ois F，Poggiale JC，Durbec JP，Stora G.A new approach for the modelling of sediment reworking induced by a macrobenthic community.Acta Biotheoritica，1997，45(3/4):295－319.

［26］Gérino M，Stora G，F(xiàn)ran?ois－Carcaillet F，Gilbert F，Poggiale J C，Mermillod－Blondin F， Desrosiers G， Vervier P.Macroinvertebrates functional groups in freshwater and marine sediments:a common mechanistic classification.Vie et Milieu，2003，53(4):221－231.

［27］Turnewetsch R，Witte U，Graf G.Bioturbation in the abyssal Arabian Sea:influence of fauna and food supply.Deep Sea Research Part II:Topical Studies in Oceanography，2000，47(14):2877－2911.

［28］Duport E，Stora G，Gilbert F.Effects of population density on the sediment mixing induced by the gallery－diffusor Hediste(Nereis)diversicolor O.F.Müller，1776.Journal of Experimental Marine Biology and Ecology，2006，336(1):33－41.

［29］Maire O，Duchêne J C，Grémare A，Malyuga V S，Meysman F J R.A comparison of sediment reworking rates by the surface deposit－feeding bivalve Abra ovata during summertime and wintertime，with a comparison between two models of sediment reworking.Journal of Experimental Marine Biology and Ecology，2007，343(1):21－36.

［30］Smith C R，Rabouille C.What controls the mixed－layer depth in deep－sea sediments?The important of POS flux.Limnology and Oceanography，2002，47(2):418－426.

［31］Tromp T K，Cappellen P V，Key R M.A globe model for the early diagenesis of organic carbon and phosphorus in marine sediments.Geoch et Cosmochim Acta， 1995， 59(7):1259－1284.

［32］Walbran P D.210Pb and14C as indicators of callianassid bioturbation in coral reef sediment. Journal of Sedimentary Research，1996，66(1):259－264.

［33］Buffoni G，Delfanti R，Papucci C.Accumulation rate and mixing processes in near－surface North Atlantic sediments:Evidence from C－14 and Pu－239，240 downcore profiles.Marine Geology，1992，109(1):159－170.

［34］Wheatcroft R A.Experimental tests for partical size－dependent bioturbation in the deep oceans.Limnology and Oceanography，1992，37(1):90－104.

［35］Dashtgard SE，Gingras M K，Pemberton SG.Grain－size controls on the occurrence of bioturbation. Palaeogeog Palaeocl Palaeoecol，2008，257(1):224－243.

［36］Thibodeaux L J，Bierman V J.The bioturbation driven chemical release process.Environmetal Science＆ Technology，2003，37(13):252A－258A.

［37］Bertics V J，Ziebis W.Bioturbation and the role of microniches for sulfate reduction in coastal marine sediments.Environmental Microbiology，2010，12(11):3022－3034.

［38］Bonaglia S，Bartoli M，Gunnarsson J S，Rahm L，Raymond C，Svensson O，Yekta SS，Brüchert V.Effect of reoxygenation and Marenzelleria spp. bioturbation on Baltic Sea sediment metabolism.Marine Ecology Progress Series，2013，482:43－55.

［39］Shang J，Zhang L，Shi C，F(xiàn)an C.Influence of Chironomid Larvae on oxygen and nitrogen fluxes across the sediment－water interface(Lake Taihu，China).Journal of Environmental Sciences，2013，25(5):978－985.

［40］Bertics V J，Sohm JA，Magnabosco C，Ziebis W.Denitrification and nitrogen fixation dynamics in the area surrounding an individual ghost shrimp (Neotrypaea californiensis) burrow system.Applied and Environmental Microbiology，2012，78(11):3864－3872.

［41］Banks JL，Ross D J，Keough M J，Macleod CK，Keane J，Eyre B D.Influence of a burrowing， metal－tolerant polychaete on benthic metabolism，denitrification and nitrogen regeneration in contaminated estuarine sediments.Marine Pollution Bulletin，2013，68(1－2):30－37.

［42］Pelegri S P， Blackburn T H. Effects of Tubifex tubifex(Oligochaeta:tubificidae) on N－mineralization in freshwater sediments，measured with15N isotopes. Aquatic Microbial Ecology，1995，9:289－294.

［43］Nogaro G， Mermillod－Blondin F. Stormwater sediment and bioturbation influences on hydraulic functioning，biogeochemical processes，and pollutant dynamics in laboratory infiltration systems.Environmetal Science＆ Technology，2009，43(10):3632－3638.

［44］Fanjul E，Grela M A，Canepuccia A，Iribarne O.The Southwest Atlantic intertidal burrowing crab Neohelice granulate modifies nutrient loads of phreatic waters entering coastal area.Estuarine Coastal and Shelf Science，2008，79(2):300－306.

［45］Mermillod－Blondin F，Nogaro G，Vallier F，Gibert J.Laboratory study highlights the key influences of stormwater sediment thickness and bioturbation by tubificid worms on dynamics of nutrients and pollutants in stormwater retention systems.Chemosphere，2008，72(2):213－223.

［46］Hietanen S，Laine A，Lukkari K.The complex effects of the invasive polychaetes Marenzelleria spp. on benthic nutrient dynamics.Journal of Experimental Marine Biology and Ecology，2007，352(1):89－102.

［47］Dale A W，Sommer S，Bohlen L，Treude T，Bertics V J，Bange H W，Pfannkuche O，Schorp T，Mattsdotter M，Wallmann K.Rates and regulation of nitrogen cycling in seasonally hypoxic sediments during winter(Boknis Eck，SW Baltic Sea):Sensitivity to environmental variables.Estuarine，Coastal and Shelf Science，2011，95(1):14－28.

［48］Dong H，Zheng X L，Zhang J.Experimental study on exchange flux of nutrients in sediment－water interface in polluted estuary area.Marine Environmental Science，2012，31(3):423－428.

［49］Swan B K，Watts J M，Reifel K M，Hurlbert S H.Role of the polychaete Neanthes succinea in phosphorus regeneration from sediments in the Salton Sea，California.Hydrobiologia，2007，576(1):111－125.

［50］Lewandowski J，Hupfer M.Effect of macrozoobenthos on twodimensional small－scale heterogeneity of pore water phosphorus concentrations in lake sediments:a laboratory study.Limnology and Oceanography，2005，50(4):1106－1118.

［51］Zhang L，Gu X Z，Wang Z D，Shen Q S，F(xiàn)an CX，Zhong H B，Yin J C.The influence of tubificid worms bioturbation on the exchange of phosphorus across sediment－water interface in lakes.Journal of Lake Sciences，2010，22(5):666－674.

［52］Mortimer R J G，Davey JT，Krom M D，Watson PG，F(xiàn)rickers P E，Clifton R J.The effect of macrofauna on porewater profiles and nutrient fluxes in the intertidal zone of the Humber Estuary.Estuarine，Coastal and Shelf Science，1999，48(6):683－699.

［53］Norkko J，Reed D C，Timmermann K，Norkko A，Gustafsson B G，Bonsdorff E，Slomp C P，Carstensen J，Conley D J.A welcome can of worms?Hypoxia mitigation by an invasive species.Global Change Biology，2012，18(2):422－434.

［54］Zhang L，Gu X Z，Shao S G，Hu H Y，Zhong J C，F(xiàn)an C X.Impacts of Asian clams(Corbicula fluminea)on lake sediment properties and phosphorus movement.Environmental Science，2011，32(1):88－95.

［55］Bai X L，Zhou Y K，Zhang L.The influence of tubificid worms bioturbation on organic phosphorus components and their vertical distribution in sediment of Lake Taihu.Acta Ecologica Sinica，2012，32(17):5581－5588.

［56］Benoit J M，Shull D H，Robinson P，Ucran L R.Infaunal burrow densities and sediment monomethyl mercury distributions in Boston Harbor，Massachusetts.Marime Chemistry，2006，102(1):124－133.

［57］Klerks P L，F(xiàn)elder D L，Strasser K，Swarzenski P W.Effects of ghost shrimp on zinc and cadmium in sediments from Tampa Bay，F(xiàn)L.Marime Chemistry，2007，104(1):17－26

［58］Lu Y Z，Yan B X.Effect of bioturbation by worms on the transport of Pb and Cd between sediments and waters.China Environmental Science，2010，30(2):251－255.

［59］Simpson S L，Pryor I，Mewburn B R，Batley G E，Jolley D.Considerations for capping metal－contaminated sediments in dynamic estuarine environments. Environmental Science ＆Technology，2002，36(17):3772－3778.

［60］Ciutata A， Gerinob M， Boudou A. Remobilization and bioavailability of cadmium from historically contaminated sediments:Influence of bioturbation by tubificids.Ecotoxicology and Environmental Safety，2007，68(1):108－117.

［61］Hammerschmidt C R，F(xiàn)itzgerald W F.Sediment－water exchange of methylmercury determined from shipboard benthic flux chambers.Marine Chemistry，2008，109(1):86－97.

［62］Benoit J，Shull D，Harvey R，Beal S.Effect of bioirrigation on sediment－water exchange of methylmercury in Boston Harbor，Massachusetts.Environmental Science＆ Technology，2009，43(10):3669－3674.

［63］King J F，Saunders F M，Lee R F，Jahnke R A.Coupling mercury methylation rates to sulfate reduction rates in marine sediments.Environmental Toxicology and Chemistry，1999，18(7):1362－1369.

［64］Nogaro G，Hammerschmidt C R.Influence of benthic macrofauna on microbial production of methylmercury in sediments on the New England continental shelf. Hydrobiologia，2013， 701(1):289－299.

［65］LüJ T，Hua X Y，Dong D M，Qiao Q Q，Liang D P.Effects of tubificid bioturbation on speciation of cadmium in contaminated sediment by laboratorial microcosm experiment.Journal of Jilin University(Science Edition)，2009，47(5):1097－1103.

［66］Roberts D A.Causes and ecological effects of resuspended contaminated sediments (RCS) in marine environments.Environment International，2012，40:230－243.

［67］Schaanning M，Breyholtz B，Skei J.Experimental results on effects of capping on fluxes of persistent organic pollutants(POPs) from historically contaminated sediments. Marine Chemistry，2006，102(1):46－59.

［68］Menone M L，Miglioranza K SB，Iribarne O，de Moreno JE A，Moreno V J.The role of burrowing bed and burrows of the SW Atlantic intertidal crab Chasmagnathus granulate in trapping organochlorine pesticides.Marine Pollution Bulletin，2004，48(3):240－247.

［69］Menone M L，Miglioranza K SB，Botto F，Iribarne O，de Moreno J E A，Moreno V J.Field accumulative behavior of organochlorine pesticides.The role of crabs and sediment characteristics in coastal environments.Marine Pollution Bulletin，2006，52:1717－1724.

［70］Granberg M E，Gunnarsson J S，Hedman J E，Rosenberg R，Jonsson P.Bioturbation－driven release of organic contaminants from Baltic Sea sediments mediated by the invading polychaete Marenzelleria neglecta.Environmental Science ＆ Technology，2008，42(4):1058－1065.

［71］Josefsson S，Schaanning M，Samuelsson G S，Gunnarsson J S，Olofsson I，Eek E，Wiberg K.Capping efficiency of various carbonaceous and mineral materials for in situ remediation of polychlorinated dibenzo－p－dioxin and dibenzofuran contaminated marine sediments:Sediment－to－water fluxes and bioaccumulation in Boxcosm Tests.Environmental Science＆ Technology，2012，46(6):3343－3351.

［72］Kupryianchyk D，Noori A，Rakowska M I，Grotenhuis T J，Koelmans A A.Bioturbation and dissolved organic matter enhance contaminant fluxes from sediment treated with powdered and granular activated carbon.Environmental Science＆ Technology，2013，47(10):5092－5100.

［73］Cornelissen G，Amstaetter K，Hauge A，Schaanning M，Beylich B，Gunnarsson JS，Breedveld G D，Oen A M P，Eek E.Largescale field study on thin－layer capping of marine PCDD/Fs contaminated sediments in Grenlandfjords， Norway:physicochemical effects.Environmental Science ＆ Technology，2012，46(21):12030－12037.

［74］Qin X B，Sun H W，Wang CP，Yu Y，Sun T H.Impacts of crab bioturbation on the fate of polycyclic aromatic hydrocarbons in sediment from the Beitang estuary of Tianjin，China.Environmental Toxicology and Chemistry，2010，29(6):1248－255.

［75］GilroyèA，Balakrishnan V K，Solomon K R，Sverko E，Sibley P K.Behaviour of pharmaceuticals in spiked lake sediments－Effects and interactions with benthic invertebrates.Chemosphere，2012，86(6):578－584.

［76］Di S，Liu T，Diao J，Zhou Z.Enantioselective bioaccumulation and degradation of sediment－associated metalaxyl enantiomers in Tubifex tubifex.Journal of Agricultural and Food Chemistry，2013，61(21):4997－5002.

［77］Josefsson S， Leonardsson K， Gunnarsson J， Wiberg K.Bioturbation－driven release of buried PCBs and PBDEs from different depths in contaminated sediments. Environmental Science＆ Technology，2010，44(19):7456－7464.

［78］Koelmans A A，Jonker M T O.Effects of black carbon on bioturbation－induced benthic fluxes of polychlorinated biphenyls.Chemosphere，2011，84(8):1150－1157.

［79］Erickson M J，Turner CL，Thibodeaux L J.Field observation and modeling of dissolved fraction sediment－water exchange coefficients for PCBs in the Hudson River. Environmental Science＆Technology，2005，39(2):549－556.

［80］Pang J，Sun B，Li H，Mehler W T，You J.Influence of bioturbation on bioavailability and toxicity of PAHs in sediment from an electronic waste recycling site in South China.Ecotoxicology and Environmental Safety，2012，84:27－233.

［81］Tian SY，Zhu L Y，Bian J N，F(xiàn)ang S H.Bioaccumulation and metabolism of PBDEs in carps(Cyprinus carpio)in a water/sediment microcosm:the important role of particulate matter exposure.Environmental Science＆ Technology，2012 46(5):2951－2958.

［82］Nakata H，Sakai Y，Miyawaki T.Bioaccumulation and toxic potencies of polychiorinated biphenyls and polycyclic aromatic hydrocarbons in tidal fiat and coastal ecosystems of the Ariake Sea，Japan.Environmental Science ＆ Technology，2003，37(16):3513－3521.

［83］Tian S Y，Zhu L Y.Bioaccumulation kinetics of sedimentassociated DE－83 in benthic invertebrates(Nereis succinea，polychaete).Chemosphere，2011，84(1):160－165.

［84］Falandysz J，Strandberg L，Puzyn T，Gucia M，Rappe C.Chlorinated cyclodiene pesticide residues in blue mussel，crab，and fish in the Gulf of Gdańsk，Baltic Sea.Environmental Science＆ Technology，2001，35(21):4163－4169.

［85］Aaron R J，Robert B M，Bruce B J，McElroy A E.Relationship between metabolism and bioaccumulation of benzo［a］pyrene in benthic invertebrates.Environmental Toxicology and Chemistry，2004，23(11):2587－2593.

［86］Goerke H，Weber K.Species－specific elimination of polychlorinated biphenyls in estuarine animals and its impact on residue patterns.Marine Environmental Research，2001，51(2):131－149.

［87］Kristensen E，Hansen T，Delefosse M，Banta G T，Quintana C O.Contrasting effects of the polychaetes Marenzelleria viridis and Nereis diversicolor on benthic metabolism and solute transport in sandy coastal sediment.Marine Ecology Progress Series，2011，425:125－139.

［88］Papaspyrou S，Gregersen T，Kristensen E，Christensen B，Cox R P.Microbial reaction rates and bacterial communities in sediment surrounding burrows of two nereidid polychaetes (Nereis diversicolor and N.virens).Marine Biology，2006，148(3):541－550.

［89］Timmermann K，Banta G T，Klinge L，Andersen O.Effects of bioturbation on the fate of oil in coastal sandy sediments－An in situ experiment.Chemosphere，2011，82(10):1358－1366.

［90］Granberg M E，Hansen R，Selck H.Relative importance of macrofaunal burrows for the microbial mineralization of pyrene in marine sediments:impact of macrofaunal species and organic matter quality.Marine Ecology Progress Series，2005，288:59－74.

［91］Timmermann K，Banta G T，Johnsen A R，Andersen O.Effects of the polychaetes Arenicola marina and Nereis diversicolor on microbial pyrene mineralization.Aquatic Microbical Ecology，2008，50(2):197－207.

［92］Dai G H，Liu X H.Factors affecting the migration of persistent organic pollutants across the sediment－water interface of aquatic environment.Environmental Chemistry，2011，30(1)，224－230.

［93］Przeslawski R，Zhu Q，Aller R C.Effects of abiotic stressors on infaunal burrowing and associated sediment characteristics.Marine Ecology Progress Series，2009，92:33－42.

［94］Hunting E R，Mulder C，Kraak M H S，Breure A M，Admiraal W. Effects of copper on invertebrate－sediment interactions.Environmental Pollution，2013，180:131－135.

［95］Mermillod－Blondin F， Foulquier A， Gilbert F， Navel S，Montuelle B，Bellvert F，Comte G，Grossi V，F(xiàn)ourel F，Lecuyer C，Simon L.Benzo(a)pyrene inhibits the role of the bioturbator Tubifex tubifex in river sediment biogeochemistry.Science of the Total Environment，2013，450:230－241.

［96］Meysman F J，Boudreau B P，Middelburg JJ.Modeling reactive transport in sediments subject to bioturbation and compaction.Geochimica et Cosmochimica Acta，2005，69(14):3601－3617.

參考文獻(xiàn):

［5］張志南.水層－底棲耦合生態(tài)動(dòng)力學(xué)研究的某些進(jìn)展.青島海洋大學(xué)學(xué)報(bào)，2000，30(1):115－122.

［6］覃雪波，孫紅文，吳濟(jì)舟，王若男，孫鐵珩.大底棲動(dòng)物對(duì)河口沉積物的擾動(dòng)作用.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2010，21(2):458－463.

［13］覃雪波.生物擾動(dòng)對(duì)河口沉積物中多環(huán)芳烴環(huán)境行為的影響［D］.天津:南開(kāi)大學(xué)，2010.

［48］董慧，鄭西來(lái)，張健.污染河口區(qū)沉積物－水界面營(yíng)養(yǎng)鹽交換通量的實(shí)驗(yàn)研究.海洋環(huán)境科學(xué)，2012，31(3):423－428.

［51］張雷，古小治，王兆德，申秋實(shí)，范成新，鐘繼承，尹洪斌.水絲蚓(Tubificid worms)擾動(dòng)對(duì)磷在湖泊沉積物 水界面遷移的影響.湖泊科學(xué)，2010，22(5):666－674.

［54］張雷，古小治，邵世光，胡海燕，鐘繼承，范成新.河蜆(Corbicula fluminea)擾動(dòng)對(duì)湖泊沉積物性質(zhì)及磷遷移的影響. 環(huán)境科學(xué)，2011，32(1):88－95.

［55］白秀玲，周云凱，張雷.水絲蚓對(duì)太湖沉積物有機(jī)磷組成及垂向分布的影響.生態(tài)學(xué)報(bào)，2012，32(17):5581－5588.

［58］路永正，閻百興.顫蚓擾動(dòng)作用對(duì)鉛鎘在沉積物－水相中遷移的影響.中國(guó)環(huán)境科學(xué)，2010，30(2):251－255.

［65］呂繼濤，花修藝，董德明，喬倩倩，梁大鵬.室內(nèi)模擬研究顫蚓擾動(dòng)對(duì)污染沉積物中鎘形態(tài)分布的影響.吉林大學(xué)學(xué)報(bào)(理學(xué)版)，2009，47(5):1097－1103.

［92］戴國(guó)華，劉新會(huì).影響沉積物－水界面持久性有機(jī)污染物遷移行為的因素研究.環(huán)境化學(xué)，2011，30(1)，224－230.