王而力,王嗣淇,江明選 (.遼寧工程技術(shù)大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院,遼寧 阜新 3000；.阜新市環(huán)境監(jiān)測中心站,遼寧 阜新 3000)

江河N、P含量以及向河口輸送的研究對全球海陸相互作用計劃(LOICZ)以及我國近海赤潮的控制有著重要的意義.無機氮與活性磷酸鹽已成渤海主要污染物質(zhì),近岸海域受徑流影響較大,河流攜帶大量的營養(yǎng)鹽(無機氮和活性磷酸鹽),使該海域營養(yǎng)豐富[1-4].在江河磷素輸移過程中,顆粒態(tài)磷(PP)可占到相當(dāng)大的比例[5-9].河流中總磷(TP)的含量與懸浮性固體(SS)含量有較強的正相關(guān)[10-11].顆粒態(tài)磷是長江河口及近海區(qū)富營養(yǎng)化的潛在污染源,它對河口及近海的生態(tài)環(huán)境造成很大影響[12-13].沉積物中磷的釋放對上覆水體的營養(yǎng)水平有著不可忽視的影響[14-16].可見,水體顆粒物所吸附的磷在地球化學(xué)循環(huán)中具有特殊的意義.關(guān)于有機質(zhì)含量對沉積物磷吸附特征影響研究[17-20]已有過報道,沉積物對磷的最大吸附容量(Qmax)主要受其有機質(zhì)含量的控制,磷的吸附容量與總有機碳(TOC)含量有較好的正相關(guān)關(guān)系.鐵、鋁氧化礦物的吸附作用是沉積物中磷滯留的重要機制,非石灰性沉積物對磷酸鹽的吸附主要是由于其中的無定形及非結(jié)晶鐵氧化礦物造成的,它可通過代換吸附和專性吸附而吸附磷[21].關(guān)于沉積物中活性Fe和Al對P的吸附特征影響研究[19-20,22]也有過報道,沉積物對磷吸附分配系數(shù)(Kp)和吸附容量(Гmax)都與活性態(tài)Fe和Al含量呈良好的線性關(guān)系,沉積物中活性態(tài)Fe和Al是對磷持留的主要作用者.并且,鐵/鋁磷是沉積物"源"、"匯"轉(zhuǎn)化過程中較活躍的磷組分[23].懸浮層沉積物中(Fe+Al)–P更能指示環(huán)境的污染狀況[24].不同類型沉積物間對磷酸鹽吸附容量存在很大的差異[16].由于腐殖質(zhì)能和鐵、鋁形成有機礦質(zhì)復(fù)合體[25],提供了重要的無機磷吸附位點,從而增強了對磷的吸附[26-27].近年來,水體顆粒物的研究從單一相物質(zhì)(純礦物或腐殖質(zhì))的理想體系逐漸向多相物質(zhì)(含礦物、腐殖質(zhì))復(fù)雜體系方向發(fā)展,礦物–腐殖質(zhì)間的交互作用是土壤和水體沉積物及懸浮顆粒物中環(huán)境物質(zhì)的重要界面過程.不管是氮、磷營養(yǎng)元素還是有毒的重金屬、有機物,它們在表生環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化與歸趨都受到礦物、腐殖質(zhì)及其復(fù)合體的表面活性和遷移性的調(diào)控[28].關(guān)于沉積物 Fe、Al及其氧化物與有機質(zhì)復(fù)合形成的有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷吸附特征影響研究卻鮮見報道.河流沉積物主要來源于流域的土壤[29].土壤有機礦質(zhì)復(fù)合體主要是鈣鍵復(fù)合體(G1組)和鐵鋁鍵復(fù)合體(G2組),是土壤中的兩類主要的有機礦質(zhì)復(fù)合體,其含量約占復(fù)合體總量的50%左右,而且其活性程度較高[30].因而成為影響磷素生物地球化學(xué)循環(huán)的一個重要因素.因此,研究沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的吸附特征影響,對于估算吸附態(tài)磷的入海(湖)通量具有特殊的實踐意義.西遼河是遼河的主要支流之一,其流域面積占遼河流域總面積 64.6%,徑流量占遼河總徑流量的 21.6%[31],遼河雙臺子河口淤泥質(zhì)沉積物主要來源于西拉木倫河,貢獻率達 76.08%[32].本文研究了西遼河沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的吸附特征影響,以期為應(yīng)用有機礦質(zhì)復(fù)合體含量和組成估算吸附態(tài)磷入海通量提供依據(jù).

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 采樣點位布設(shè) 西遼河上、中、下游均為沖積平原[33],河道坡降比較小,水體中顆粒物易于沉積.上、中、下游沉積物理化性質(zhì)變化不大(表1).為了研究西遼河全河段沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷吸附特征影響,采樣點位基本按等距離布設(shè).采樣點的分布情況為:西遼河上游 2條支流老哈河(設(shè)置玉田皋斷面)和西拉木倫河(設(shè)置海拉蘇斷面);西遼河中游(設(shè)置通遼、雙遼2個斷面);西遼河下游(設(shè)置三眼井?dāng)嗝?.

1.1.2 樣品采集 應(yīng)用自制的底質(zhì)采樣器,在設(shè)置的 5個斷面上采集表層(0～10cm)沉積物樣品20kg,自然風(fēng)干,通過1mm篩,備用.

1.1.3 樣品制備 采用相對密度分組法和熊毅－傅積平改進的結(jié)合態(tài)腐殖質(zhì)分組法[34-36].

重組樣品:稱取樣品10g,置于100mL離心管中,加入相對密度 1.8的重液(溴仿與氯仿按1:3.35配制)50mL,超聲波分散10min,輕組有機物懸浮于重液上部,重組部分沉于管底,重復(fù) 3次,至樣品中無輕組有機物為止,將用重液分離過程中沉于管底的重組樣品用95%乙醇沖洗3～5次,再用去離子水沖洗3～5次,風(fēng)干備用.此樣品中含有鈣鍵腐殖質(zhì)(G1組)、鐵鋁鍵腐殖質(zhì)(G2組)和緊結(jié)態(tài)腐殖質(zhì)(HⅢ組).

鐵鋁鍵腐殖質(zhì)(G2組)+緊結(jié)態(tài)腐殖質(zhì)(HⅢ組)樣品[37]:稱取重組樣品5g,置于100mL離心管中,加入 0.5mol/L硫酸鈉 50mL,離心管加蓋后豎放在加有冰水的槽型超聲波清洗槽內(nèi),保持超聲波清洗槽里的冰水面與離心管中的液面接近,于21.5 kHz,300mA,超聲分散20min.經(jīng)超聲波分散后的樣品,以 3000r/min的速度離心 10min,離心后,收集上部溶液,測定鈣鍵腐殖質(zhì)含量,樣品中再加入硫酸鈉溶液 20mL,洗滌 3次,至浸出液中無 Ca2+反應(yīng).提取出鈣鍵腐殖質(zhì)(G1組),樣品中剩有鐵鋁鍵腐殖質(zhì)(G2組)和緊結(jié)態(tài)腐殖質(zhì)(HⅢ組),復(fù)酸,提取后樣品再加入 0.1mol/L硫酸溶液50mL,使提取過程中被硫酸鈉破壞的腐殖質(zhì)恢復(fù)原狀,然后用去離子水洗至中性,風(fēng)干備用.

全去除腐殖質(zhì)(H0組)樣品[38-39]:稱取重組樣品 5g,置于 100mL離心管中,加少量去離子水使之濕潤,然后加入 30%過氧化氫 10mL,連續(xù)加入2次,超聲波分散 10min,使有機無機復(fù)合體充分分散,再加入 30%過氧化氫 10mL,至樣品不再產(chǎn)生氣泡.過量的過氧化氫用煮沸法去除.

樣品制備完成后重新測定其有機質(zhì)含量,以此為依據(jù)計算樣品的碳標(biāo)化吸附分配系數(shù)和碳標(biāo)化飽和吸附量.

1.2 實驗設(shè)計

稱取制備樣品2.5g,置于100mL聚乙烯塑料離心管中,分別加入不同濃度磷標(biāo)準溶液(用磷酸二氫鉀(分析純)配制;初始磷標(biāo)準溶液濃度序列為10,20,30,40,50,60,70,80,90,100mg/L)25mL.振蕩吸附24h[40],靜止平衡2h,上清液通過0.45μm微孔濾膜后,測定磷濃度,由初始磷濃度與平衡溶液磷濃度差值計算得出樣品對磷的吸附量.每個樣品設(shè)置3次重復(fù),在變異系數(shù)小于5%的前提下,取用3次測定結(jié)果的平均值.

1.3 測試方法

平衡液中磷濃度采用鉬銻抗分光光度法測定[41];沉積物有機組成采用相對密度分組法和熊毅－傅積平改進的結(jié)合態(tài)腐殖質(zhì)分組法測定[34-36];腐殖質(zhì)含量采用水合熱重鉻酸鉀氧化－比色法測定[34].

1.4 計算方法

1.4.1 吸附量計算方法 由初始磷濃度與平衡溶液磷濃度的差值計算得出樣品對磷的吸附量.計算公式如下:

式中:C0為初始磷濃度,mg/L;Ce為吸附平衡時磷濃度,mg/L;V為平衡溶液體積,L;W為供試樣品質(zhì)量,kg;Гe為吸附平衡時吸附量,mg/kg.

1.4.2 吸附分配系數(shù) 沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的吸附特征用 Freundlich吸附方程來定量描述.

式中:Гe為吸附平衡時的吸附量,mg/kg;Ce為吸附平衡時液相中的吸附質(zhì)濃度,mg/L; k為吸附分配系數(shù),在一定平衡溶液濃度條件下,吸附質(zhì)在固相和液相中的分配比,可直觀表征吸附劑對吸附質(zhì)的吸附容量的大小;n為吸附速率常數(shù),表示隨著吸附質(zhì)溶液濃度的增加,吸附量增加的速度;上式直線化可得,以 lnΓ 對 lnC作ee圖,即可求得各特征值.

1.4.3 飽和吸附量 沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的吸附特征還用Langmuir吸附方程來定量描述.

式中:Гe為吸附平衡時的吸附量,mg/kg;Гm為飽和吸附量,mg/kg;可直觀表征吸附劑對吸附質(zhì)的吸附能力大小;Ce為吸附平衡時液相中的吸附質(zhì)濃度,mg/L;b為吸附作用的平衡常數(shù),也叫做吸附系數(shù).

以Ce/Γe對Ce作圖,即可求得各特征值.

1.4.4 碳標(biāo)化吸附分配系數(shù)[38]

式中:koc為碳標(biāo)化吸附分配系數(shù);k為吸附分配系數(shù);ωoc為有機質(zhì)含量,%.

1.4.5 碳標(biāo)化飽和吸附量[38]

式中:Гmoc為碳標(biāo)化飽和吸附量,mg/kg;Гm為飽和吸附量,mg/kg;ωoc為有機質(zhì)含量,%.

2 結(jié)果與分析

2.1 供試沉積物樣品腐殖質(zhì)組成特征

供試沉積物樣品的腐殖質(zhì)組成特征見表 1.沉積物中緊結(jié)態(tài)腐殖質(zhì)含量最高,平均含量為0.632%,占重組比例平均為 60.52%.其次為鐵鋁鍵腐殖質(zhì),平均含量為 0.278%,占重組比例平均為26.25%.鈣鍵腐殖質(zhì)含量最低,平均含量為 0.134%,占重組比例為12.84%.西遼河上、中、下游沉積物5個樣品腐殖質(zhì)組成特征變異系數(shù)(C.V在1.47%～3.74%之間)不大.西遼河上、中、下游5個點位沉積物樣品影響磷吸附性能的腐殖質(zhì)組成特征比較均一.實驗結(jié)果取5個點位的平均值.

表1 供試沉積物樣品的腐殖質(zhì)組成Table 1 Humus composition of tested sediment

2.2 沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷吸附特征影響

沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的吸附等溫線擬合參數(shù)見表2,表2表明,沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的吸附特征均符合Langmuir吸附等溫式,其R2在0.989～0.996之間.該吸附特征也符合 Freundlich吸附等溫式,其 R2在 0.965～0.998之間.不同有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的飽和吸附量(Гm)由大到小排序為 G2組＋HⅢ組(1517.41mg/kg)＞重組(G1組＋G2組＋HⅢ組)(1182.84mg/kg)＞ 原 樣 (948.38mg/kg)＞H0組(327.07mg/kg).吸附分配系數(shù)(k)由大到小排序為重組(G1＋G2＋HⅢ組)(48.12)＞原樣(39.17)＞G2組＋HⅢ組(20.30)＞H0組(6.14).河流沉積物主要來源于流域的土壤[29].研究表明,西遼河流域沙土磷飽和吸附量(Γm)為312.55mg/kg,吸附分配系數(shù)(k)為 31.55[42].西遼河沉積物原樣的磷飽和吸附量(948.38mg/kg)大于該流域沙土磷飽和吸附量(312.55mg/kg),沉積物原樣的磷吸附分配系數(shù)k(39.17)大于該流域沙土磷吸附分配系數(shù)(31.55),流域土壤中能夠被沖刷進入河道的是那部分粒徑＜0.025mm 的沖瀉質(zhì)顆粒[43].這部分顆粒有機質(zhì)含量較高(通常 52%～98%的土壤有機質(zhì)集中在黏粒部分[44]),因而磷飽和吸附量較大,磷在固相中的分配比例較高.

表2 吸附等溫線擬合參數(shù)Table 2 Relevant parameters for phosphorus sorption

2.3 沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體碳標(biāo)化擬合參數(shù)分析

沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體的吸附分配系數(shù)和飽和吸附量經(jīng)碳標(biāo)化計算[38]后,等于把不同復(fù)合形態(tài)的腐殖質(zhì)對磷吸附特征影響放在同一基點上進行比較,有利于說明不同復(fù)合形態(tài)的腐殖質(zhì)對磷吸附特征的影響.用式(4)和式(5),不同復(fù)合形態(tài)腐殖質(zhì)的碳標(biāo)化吸附分配系數(shù)(koc)和碳標(biāo)化飽和吸附量(Гmoc)計算結(jié)果見表3.

表3 吸附等溫線碳標(biāo)化擬合參數(shù)Table 3 Normalized carbon relevant parameters for phosphorus sorption

以原樣的碳標(biāo)化吸附分配系數(shù)為基準,表 3表明,重組的碳標(biāo)化吸附分配系數(shù)相當(dāng)于原樣的153.27%,G2＋HⅢ組的碳標(biāo)化吸附分配系數(shù)相當(dāng)于原樣的 68.47%,腐殖質(zhì)被“完全”去除后,其碳標(biāo)化吸附分配系數(shù)只能達到原樣的 9.93%.可見,重組腐殖質(zhì)對磷的吸附分配系數(shù)影響較大.

以原樣的碳標(biāo)化飽和吸附量為基準,表 3表明,重組的碳標(biāo)化飽和吸附量相當(dāng)于原樣的 1.27倍,G2＋HⅢ組的碳標(biāo)化飽和吸附量相當(dāng)于原樣的1.88倍,腐殖質(zhì)被“完全”去除后,其碳標(biāo)化飽和吸附量只能達到重組的 35.62%.可見,G2＋HⅢ組腐殖質(zhì)對磷的飽和吸附量影響最大.

3 討論

3.1 沉積物有機礦質(zhì)復(fù)合體團聚結(jié)構(gòu)對磷吸附機理探討

近年來,水體顆粒物的研究開始從單一相物質(zhì)(純礦物或腐殖質(zhì))的理想體系逐漸向多相物質(zhì)(含礦物、腐殖質(zhì))復(fù)雜體系方向發(fā)展,并向微觀領(lǐng)域深化研究[28].有機無機復(fù)合是土壤中水穩(wěn)性團聚體形成的重要機制和物質(zhì)基礎(chǔ)[45].氧化鐵同有機質(zhì)一樣能增加土壤中復(fù)合體的含量,其中氧化鐵與 G2型復(fù)合體呈正相關(guān)[46].氧化鐵的形態(tài)及其含量,對土壤團聚體的形成,亦起重要作用[47].土壤和侵蝕泥沙氮磷養(yǎng)分主要是存在于不同粒徑的土壤團聚體中[48].顆粒表面 1～10nm 的孔隙體積隨著污染程度的加重,泥沙比表面積減小,孔體積減小,在污染過程中孔徑較小的孔隙逐漸被填充[49].穩(wěn)、緊結(jié)態(tài)腐殖質(zhì)是形成沉積物疏松多孔團聚體結(jié)構(gòu)的重要膠結(jié)物質(zhì),在團聚體結(jié)構(gòu)中存在孔隙填充方式的磷吸附[50].有機礦質(zhì)復(fù)合體形成機制研究[51]表明,疏水的腐殖酸和腐殖酸鹽通過鈣、鐵鋁鍵在土粒表面形成凝膠膜,并通過進一步的脫水固定在礦物表面,形成穩(wěn)定的有機礦質(zhì)復(fù)合體.鈣和鐵鋁氧化物及水化氧化物在復(fù)合體形成過程中充當(dāng)“橋”的作用,將帶負電荷的粘粒礦物和帶負電荷的腐殖質(zhì)分子通過離子交換反應(yīng)結(jié)合在一起,這就是所謂的陽離子橋.通過陽離子橋接作用形成有機礦質(zhì)復(fù)合體[52-55].陽離子的化合價越高,陽離子橋接作用就越強烈[56].三價的鐵鋁離子對有機質(zhì)在礦物上的化學(xué)作用的影響比二價的鈣離子大.因而更有利于團聚結(jié)構(gòu)的形成.

3.2 沉積物鐵鋁氧化物及水化氧化物的配位體對磷吸附機理探討

土壤中幾乎所有的固體物質(zhì)都能吸附磷,但不同物質(zhì)吸附固定磷的能力存在很大差異,土壤對磷的吸附包括陰離子交換吸附和配位吸附[57].土壤中的無定形鐵鋁氧化物和水化氧化物是磷的主要吸附基質(zhì)[26-27].鐵鋁氧化物及水化氧化物通常帶正電荷,具有比黏粒礦物更大的表面積[58-60].同時,鐵鋁鍵復(fù)合體中腐殖物質(zhì)較鈣鍵復(fù)合體中腐殖物質(zhì)有更強的絡(luò)合親和力[30].在鐵鋁鍵復(fù)合體中除存在孔隙填充方式的磷吸附外,還存在磷的配位吸附.因而鐵鋁鍵腐殖質(zhì)對磷的吸附能力比鈣鍵腐殖質(zhì)強得多.表3表明,重組的碳標(biāo)化飽和吸附量為1157.05mg/kg,相當(dāng)于原樣的1.27倍.而 G2+HⅢ組的碳標(biāo)化飽和吸附量為1736.82mg/kg,相當(dāng)于原樣的1.88倍.

3.3 沉積物全去除腐殖質(zhì)樣品磷吸附機理探討

有機質(zhì)是團聚體存在的膠結(jié)物質(zhì)[61].有機質(zhì)能提高土壤中無定形鐵和絡(luò)合態(tài)鐵的含量,顯著提高鐵的活化度[46].活化后的氧化鐵具有巨大的比表面積和很強的表面化學(xué)活性,能吸附含氧陰離子(如磷酸鹽)[59].表 3表明,腐殖質(zhì)被“完全”去除后,H0組的飽和吸附量僅為 327.07mg/kg,只能達到原樣的35.62%.大大降低了磷的飽和吸附量.腐殖質(zhì)被去除后,既破壞了有機礦質(zhì)復(fù)合體團聚結(jié)構(gòu),又改變了鐵鋁氧化物及水化氧化物的配位體性質(zhì),沒有有機質(zhì)活化的單純的鐵鋁氧化物及水化氧化物并不能產(chǎn)生對磷的配位吸附作用.因而,降低了沉積物對磷的固持能力.

3.4 懸浮顆粒物鐵鋁鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體吸附態(tài)磷緩沖機制

研究[13,62-63]表明,河口區(qū) PO43--P緩沖機制主要受顆粒物與水相相互作用控制,由于河口懸浮物的良好吸附性能,在河口 PO43--P濃度較高的水域顆粒物能吸附大量 PO43--P,而在 PO43--P濃度較低的水域被吸附的PO43--P又從懸浮顆粒物中向水體釋放出來,從而使 PO43--P含量在整個河口區(qū)變化很小.懸浮層沉積物中(Fe+Al)-P更能指示環(huán)境的污染狀況[24].正是由于鐵鋁鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷的巨大吸附/解吸性能,在河口區(qū)維持水體PO43--P正常水平中發(fā)揮重要的緩沖作用,而使得鐵/鋁磷成為沉積物"源"、"匯"轉(zhuǎn)化過程中較活躍的磷組分[23].

3.5 沉積物不同有機礦質(zhì)復(fù)合體吸附態(tài)磷攜載量估算

礦物–腐殖質(zhì)間的交互作用是土壤和水體沉積物及懸浮顆粒物中環(huán)境物質(zhì)的重要界面過程.氮、磷營養(yǎng)元素及有毒的重金屬、有機物,它們在表生環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化與歸趨都受到礦物、腐殖質(zhì)及其復(fù)合體的表面活性和遷移性的調(diào)控[28].以原樣的磷飽和吸附量為基準,鈣鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體、鐵鋁鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體攜載的吸附態(tài)磷可分別按1.27和1.88倍估算.

4 結(jié)論

4.1 通過過氧化氫去除腐殖質(zhì)后的沉積物對磷的吸附能力大大降低,其飽和吸附量(Гmoc)只能達到原樣的 35.62%,吸附分配系數(shù)(k)只能達到原樣的 9.93%.進一步說明有機礦質(zhì)復(fù)合體是影響磷在沉積物上吸附的主要因素.同時也說明鐵和鋁的獨立存在并不能產(chǎn)生對磷的配位吸附作用,只有與腐殖質(zhì)復(fù)合后才能具有配位吸附作用.4.2 沉積物中的鈣鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷具有孔隙填充方式的吸附,其碳標(biāo)化飽和吸附量為1157.05mg/kg,相當(dāng)于原樣的1.27倍.

4.3 沉積物中的鐵鋁鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體對磷除具有孔隙填充方式的吸附外,還具有配位吸附作用,其碳標(biāo)化飽和吸附量可達1736.82mg/kg,相當(dāng)于原樣的1.88倍.

4.4 考查沉積物對磷的吸附能力不但要考慮有機質(zhì)的含量,更要考慮有機質(zhì)的復(fù)合形態(tài),它也是影響沉積物對磷吸附特征的重要因素.應(yīng)用有機礦質(zhì)復(fù)合體含量與組成進行吸附態(tài)磷入海通量估算時,以原樣的磷飽和吸附量為基準,鈣鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體、鐵鋁鍵有機礦質(zhì)復(fù)合體攜載的吸附態(tài)磷可分別按1.27和1.88倍估算.

[1]鄭丙輝,秦延文,孟 偉,等.1985～2003年渤海灣水質(zhì)氮磷生源要素的歷史演變趨勢分析 [J]. 環(huán)境科學(xué),2007,28(3):494-499.

[2]趙 亮,魏 皓,馮士笮.渤海氮磷營養(yǎng)鹽的循環(huán)和收支 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2002,23(1):78-81.

[3]曲麗梅,姚 德,叢丕福,等.遼東灣氮磷營養(yǎng)鹽變化特征及潛在性富營養(yǎng)評價 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2006,27(2):263-267.

[4]王而力,王嗣淇.西遼河沉積物有機組分對磷的吸附影響 [J].中國環(huán)境科學(xué), 2012,32(4):687-694.

[5]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(xué), 2012,32(6):1054-1061.

[6]魏俊峰,陳洪濤,劉鵬霞,等.長江懸浮顆粒物中磷的賦存形態(tài)[J]. 水科學(xué)進展, 2010,21(1):107-112.

[7]魏俊峰,陳洪濤,劉月良,等.2008年調(diào)水調(diào)沙期間黃河下游懸浮顆粒物中磷的賦存形態(tài) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2011,32(2):368-374.

[8]沈志良.長江磷和硅的輸送通量 [J]. 地理學(xué)報, 2006,61(7):741-751.

[9]Meybeck M.Carbon, nitrogen, and phosphorus transport by world rivers [J]. American Journal Science, 1982,282(4):401-450.

[10]段水旺,章 申.中國主要河流控制站氮、磷含量變化規(guī)律初探[J]. 地理科學(xué), 1999,19(5)411-416.

[11]王文亮,陳建芳,金海燕,等.長江口夏季水體磷的形態(tài)分布特征及影響因素 [J]. 海洋學(xué)研究, 2009,27(2):30-41.

[12]王 芳,晏維金.長江輸送顆粒態(tài)磷的生物可利用性及其環(huán)境地球化學(xué)意義 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2004,24(3)418-422.

[13]Froelich P N. Kinetic control of dissolved phosphate In natural rivers and estuaries:A primer on the phosphate buffer Mechanism[J]. Limnology and Oceanography, 1988,33(4,part2):649-668.

[14]Fisher T R, Carlson P R, Barber R T.Sediment nutrient regeneration in three North Carolina estuaries [J]. Estuarine,Coastal and Shelf Science, 1982,14(1):101-116.

[15]Sundby B, Gobeil C, Silverberg N. The phosphorus cycle in coastal marine sediments [J]. Limnology and Oceanography,1992,37(6):1129-1145.

[16]Slomp C P, Malschaert J F P, Raaphorst W V. The Role of Adsorption in Sediment-Water Exchange of Phosphate in North Sea Continental Margin Sediments [J]. Limnology and Oceanography, 1998,43(5):832-846.

[17]王曉麗,潘 綱,包華影,等.黃河中下游沉積物對磷酸鹽的吸附特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2008,29(8):2137-2142.

[18]楊宏偉,郭博書,邰朝魯門,等.黃河入河沙漠顆粒物對磷酸鹽的吸附特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2010,31(8):1890-1896.

[19]張憲偉,潘 綱,王曉麗,等.內(nèi)蒙古段黃河沉積物對磷的吸附特征研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2009,30(1):172-177.

[20]劉 敏,侯立軍,許世遠,等.長江河口潮灘表層沉積物對磷酸鹽的吸附特征 [J]. 地理學(xué)報, 2002,57(4):397-406.

[21]高 麗,周健民.磷在富營養(yǎng)化湖泊沉積物-水界面的循環(huán) [J].土壤通報, 2004,35(4):512-515.

[22]周愛民,王東升,湯鴻霄.磷(P)在天然沉積物-水界面上的吸附[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2005,25(1):64-69.

[23]金相燦,姜 霞,王 琦,等.太湖梅梁灣沉積物中磷吸附/解吸平衡特征的季節(jié)性變化 [J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2008,28(1):24-30.

[24]劉巧梅,劉 敏,許世遠,等.上海濱岸潮灘不同粒徑沉積物中無機形態(tài)磷的分布特征 [J]. 海洋環(huán)境科學(xué), 2002,21(3):29-33.

[25]Gerke J,Hermann R. Adsorption of orthophosphate to humic–Fe–complexes and to amorphous Fe–oxide [J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 1992,155(3):233-236.

[26]Borggaard O K, Jdrgensen S S, Moberg J P, et al. Influence of organic matter on phosphate adsorption by aluminium and Iron oxides in sandy soil [J]. Journal of Soil Science, 1990,41(3):443-449.

[27]Yuan G, Lavkulich L M. Phosphate sorption In relation to extractable iron and aluminium in spodosols [J]. Soil Science Society of America Journal, 1993,58(2):343-346.

[28]吳宏海,張秋云,盧 平,等.土壤和水體環(huán)境中礦物一腐殖質(zhì)交互作用的研究進展 [J]. 巖石礦物學(xué)雜志, 2003,22(4):429-432.

[29]Martin J M, Meybeck M. Elemental mass balance of material carried by world major rivers [J]. Marine Chemistry, 1979,7(3):173-206.

[30]徐建民,賽 夫,袁可能.土壤有機礦質(zhì)復(fù)合體研究Ⅸ.鈣鍵復(fù)合體和鐵鋁鍵復(fù)合體中腐殖質(zhì)的性狀特征 [J]. 土壤學(xué)報,1999,36(2):168-178.

[31]趙純厚,朱振宏,周端莊.世界江河與大壩 [M]. 北京:水利水電出版社, 2000:69-73.

[32]楊俊鵬,孟凡雪,李亞繁,等.遼河雙臺子河口淤泥質(zhì)沉積物來源探析[J].世界地質(zhì),2011,30(1):46–50.

[33]曹 振,胡 克,張永光,等.科爾沁沙地地表沉積物粒度分析與可風(fēng)蝕性討論 [J]. 中國沙漠, 2005,25(1):15-19.

[34]魯如坤主編.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法 [M]. 北京:中國農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000:106-282.

[35]Tan Z, Lal R, Owens L, et al. Distribution of light and heavy fractions of soil organic carbon as related to land use and tillage practice [J]. Soil & tillage research, 2007,92:53-59.

[36]Christensen B T. Physical fractionation of soil and structural and turnover [J]. European Journal of Soil Science,2001,52(3):345-353.

[37]徐建民,侯慧珍,袁可能.土壤有機礦質(zhì)復(fù)合體研究Ⅷ.分離鈣鍵復(fù)合體的浸提劑-硫酸鈉 [J]. 土壤學(xué)報, 1998,35(4):468-474.

[38]劉振宇,郭會琴,何 歡,等.苯噻草胺在土壤中的吸附與解吸行為研究 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2009,30(6):1756-1761.

[39]焦文濤,蔣 新,余貴芬,等.土壤有機質(zhì)對鎘在土壤中吸附－解吸行為的影響 [J]. 環(huán)境化學(xué), 2005,24(5):545-549.

[40]李北罡,高 娜,馬 欽.黃河上中游水體沉積物對磷酸鹽的吸附/釋放行為 [J]. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報, 2010,26(4):356-360.

[41]國家環(huán)境保護總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會.水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)[M]. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,2002:246-247.

[42]王而力,王嗣淇,楊立偉.西遼河流域沙土對磷的吸附行為研究[J]. 環(huán)境科學(xué)研究, 2011,24(2):222-228.

[43]黃才安.水流泥沙運動基本規(guī)律 [M]. 北京:海洋出版社,2004:28-32.

[44]黃昌勇.土壤學(xué) [M]. 北京:中國農(nóng)業(yè)出版社, 2000:39-83.

[45]盧金偉,李占斌.土壤團聚體研究進展 [J]. 水土保持研究,2002,9(1).81-85.

[46]徐德福,黎成厚.氧化鐵和有機質(zhì)對土壤有機無機復(fù)合狀況的影響 [J]. 貴州大學(xué)學(xué)報(農(nóng)業(yè)與生物科學(xué)版), 2002,21(6):397-403.

[47]何 群,陳家坊,許祖詒.1981.土壤中氧化鐵的轉(zhuǎn)化及其對土壤結(jié)構(gòu)的影響 [J]. 土壤學(xué)報, 18(4):326-334.

[48]黃滿湘,章 申,晏維金.農(nóng)田暴雨徑流侵蝕泥沙對氮磷的富集機理 [J]. 土壤學(xué)報, 2003,40(2):306-310.

[49]陳明洪.泥沙顆粒吸附磷的規(guī)律及微觀形貌變化的研究 [D].北京:清華大學(xué), 2008.

[50]王而力,王嗣淇.西遼河沉積物有機組分對磷的吸附影響 [J].中國環(huán)境科學(xué), 2012,32(4):687-694.

[51]侯雪瑩,韓曉增.土壤有機無機復(fù)合體的研究進展 [J]. 農(nóng)業(yè)系統(tǒng)科學(xué)與綜合研究, 2008,24(1):61-67.

[52]Gu B H, SChmitt J, Chen Z H, et al. Adsorption and desorption of natural organic-matter on iron-oxide:mechanisms and models [J].Environmental Science and Technology, 1994,28(1):38-46.

[53]Weng L P, Koopal L K, Hiemstra T, et al. Interactions of calcium and fulvic acid at the goethite–water interface [J]. Geochimica Cosmochimica Acta, 2005,69(2):325-339.

[54]Kaiser K, Guggenberger G. Mineral surfaces and soil organic matter [J]. European Journal of Soil Science, 2003,54(2):219-236.

[55]Schnitzer M, Kodama H. Interactions between organic and inorganic components in particle-size fractions separated from four soils [J]. Soil Science Society of America Journal, 1992,56:1099-1105.

[56]Theng B K G. Formation and properties of clay-polymer complexes [J]. Developments in Soil Science, 1979,9:358-362.

[57]陸文龍,張福鎖,曹一平.磷土壤化學(xué)行為研究進展 [J]. 天津農(nóng)業(yè)科學(xué), 1998,4(4):1-7.

[58]高 超,張?zhí)伊?吳蔚東.不同利用方式下農(nóng)田土壤對磷的吸持與解吸特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2001,22(4):67-72.

[59]蔡妙珍,邢承華.土壤氧化鐵的活化與環(huán)境意義 [J]. 浙江師范大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2004,27(3)279-282.

[60]Huang P M, Schnitzer M. Interactions of soil minerals with natural organics and microbes [M]. Madison: Soil Science Society of America, 1986:283-304.

[61]竇 森,李 凱,關(guān) 松.土壤團聚體中有機質(zhì)研究進展 [J]. 土壤學(xué)報, 2011,48(2):412-418.

[62]Filipelli G M, Delaney M L. Phosphorus geochemistry of equatorial Pacific sediments [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1996,60(9):1479-1495.

[63]Seitzinger S P, Kroeze C. Global distribution of nitrous oxide production and N inputs in freshwater and coastal marine ecosystems [J]. Global Biomchemical Cycles, 1998,12(1):93-113.