2026, Vol. 56
2. 青岛海洋科技中心海洋生态与环境科学功能实验室，山东 青岛 266237
溶解有机磷(Dissolved organic phosphorus，DOP)是水生生态系统中的重要磷源之一，在富营养化水体中可占总溶解磷的35%~50%[1]。海洋环境中的DOP主要以磷酸酯(75%)和膦酸酯(25%)两类形式赋存，其中，磷酸酯类化合物通常易被沉积物吸附，吸附过程中常伴有水解反应，生物可利用性较高[2]；膦酸盐化合物在沉积物中易被保留，具有较高的稳定性，但仍可被特定微生物降解利用[3]。因此，已有研究发现在磷限制水域，DOP具有较高的生物可利用性，浮游植物和微生物可通过酶促反应等过程降解DOP获取磷以维持生长[4]。
有机质(Organic matter，OM)是沉积物中的重要吸附活性组分，显著影响有机磷(Organic phosphorus，OP)的迁移与转化过程。沉积物中的OM，特别是腐殖质和富里酸，能够显著增强沉积物对OP的吸附能力[5]。藻源有机质(Algal-derived organic matter，AOM)是藻类通过新陈代谢或细胞裂解释放的OM[6]。藻华暴发期间，藻类释放大量胞外OM，而在消退期部分OM转化为腐殖酸和富里酸等高分子量物质[7]。AOM对天然有机物库的贡献显著，约为20%~50%，因此藻体在沉降和降解过程中显著改变了沉积物中OM的含量和组成，进而影响沉积物的OP吸附-释放过程[8]。热重分析(Thermogravimetric analysis，TGA)作为评估OM热稳定性的重要手段，可通过程序升温过程中的质量变化，揭示沉积物中不同OM组分的相对含量[9]。近年来，基于TGA数据构建的碳反应指数为评估海洋沉积物中OM的热稳定性提供了新工具。OM的热稳定性在反映分子组成和结构相关的稳定性的同时，对OM在分解、转化和保存过程中的效率有重要指征作用，因而TGA目前在针对沉积物有机碳库的特征研究中被广泛应用并发挥着重要作用，以揭示近海及陆架海区OM稳定性的演变规律[10-12]。
环境因素通过改变沉积物的表面性质和介质中OP的溶解性、形态分布等，显著影响OP在沉积物上的迁移转化行为[13]。以介质pH值为例，pH值变化会影响沉积物表面电荷分布，在强酸条件下，沉积物表面正电荷增加，通过静电作用增强OP吸附；而在强碱条件下，表面正电荷减少导致静电吸引力减弱，促进OP解吸释放[14]。另外，适度的盐度可提高吸附能力，而过高的盐度则因介质离子竞争和络合效应的作用，降低沉积物吸附能力[14]。这些环境因素的协同作用最终决定了OP在沉积物-水界面上的迁移转化。
本文选取5′-腺嘌呤核苷酸(AMP)和甲基膦酸(MPn)作为吸附质。AMP是一种含C—O—P键的磷酸酯类化合物，在海洋生物的能量调节、信号传导和代谢平衡中发挥重要作用[3, 8]；MPn则是一种含C—P键的膦酸酯类化合物，既是某些磷酸酯的前体，也是其降解产物，广泛存在于海洋微生物的膜、蛋白质和多糖中，并因其在分解过程中释放甲烷而受到广泛关注[15]。本研究采用化学处理和富集了AOM的沉积物作为吸附剂，在人工海水介质中探究AMP和MPn的吸附特征及环境因素的影响，结果将为深入理解OP在海洋环境中的吸附行为及其生态效应提供科学依据。
1 材料与方法 1.1 沉积物预处理实验所用的沉积物样品采自东海，经自然风干后，去除贝壳及其他杂质。采用化学处理和添加AOM的方法来调控沉积物中OM的含量及组成，具体处理步骤如下：
MgCl2处理：沉积物样品用0.1 mol·L-1 MgCl2溶液处理，以去除可交换磷[16]，消除本底吸附磷(NAP)对实验结果的干扰。
HCl处理：样品A用0.1 mol·L-1 HCl溶液提取，去除沉积物中的碳酸盐[17]。
H2O2处理：样品A用30% H2O2在(85±2) ℃条件下处理两次，每次处理2 h，以去除沉积物中的大部分有机碳[17]。
含AOM的沉积物：向沉积物与天然海水的混合体系中加入适量死亡浒苔，并在黑暗条件下培养一个月后收集沉积物表层(0~1 cm)样品。
处理后，所有样品均进行自然风干、研磨，并通过200目筛网筛分。沉积物中OM的组分特征通过TGA测定[9, 18]，比表面积及孔径采用比表面孔径分析仪(氮气吸附-脱附法)测定。
1.2 吸附实验采用批量取样法测定OP在沉积物样品上的吸附动力学曲线和吸附等温线。
称取(0.100 0±0.000 1) g沉积物样品于一系列100 mL具塞锥形瓶中，分别加入50 mL人工海水(ASW)，室温下水化12 h，然后加入OP储备液(1.5 mmol·L-1)至体系中OP浓度为36 μmol·L-1，置于恒温水浴振荡器中振荡，定时取样，离心分离。在分离后的上清液中加入碱性消解液(过硫酸钾-硼酸-氢氧化钠溶液)，置于高压釜中消解，采用磷钼蓝法测定其中的OP浓度[19]。以时间(t)为横坐标、磷吸附量(Qt)为纵坐标绘制吸附动力学曲线。OP初始浓度梯度为0、3、6、12、18、24、30、36 μmol·L-1，在298 K下振荡至吸附平衡，样品分析及数据处理等与动力学实验相同，以平衡浓度(Ce)为横坐标、平衡吸附量(Qe)为纵坐标绘制吸附等温线。所有实验均设置空白对照和2个平行样，并在避光条件下进行以防止OP光降解。
为探究pH、盐度和温度对OP吸附行为的影响，开展了单因素影响实验。温度影响实验在恒温水浴振荡器中进行，设置温度为20、25和30 ℃，并将温度波动控制在±0.5 ℃以内。盐度影响实验中，ASW按Kester等[20]的方法配制(pH=8，盐度31.5)，并通过去离子水等体积稀释制备1/2 ASW和1/4 ASW。pH影响实验通过NaOH/HCl调节ASW的pH至3~10的不同梯度，与沉积物及OP混合后不再调节。除研究变量外，其他实验条件均与吸附热力学实验保持一致。
1.3 磷形态分析沉积物样品及灼烧后的沉积物样品(550 ℃，2 h)分别用1 mol·L-1 HCl提取16 h，以获得无机磷(Inorganic phosphorus，IP)和总磷(Total phosphorus，TP)，提取的磷酸盐通过磷钼蓝分光光度法测定。OP通过TP与IP的差值计算得到[21]。沉积物中的OP形态通过改进的Hendley顺序提取法[22]进行分析：样品经蒸馏水提取2 h，通过K2S2O8消解后测定水提取态无机磷和水提取态总磷的浓度，两者差值为水提取态有机磷。残渣依次用0.5 mol·L-1 NaHCO3、0.1 mol·L-1 NaOH和1 mol·L-1 HCl依次浸泡振荡16 h后提取，测定碳酸氢钠提取态有机磷、氢氧化钠提取态有机磷(NaOH-OP)和盐酸提取态有机磷(HCl-OP)的含量。其中，水提取态有机磷和碳酸氢钠提取态有机磷的总和为弱吸附态有机磷(Ex-OP)。
2 结果与讨论 2.1 沉积物处理本研究通过化学处理和藻体添加改变沉积物中OM的含量与组成，处理后沉积物的TGA结果与比表面特性如表 1所示。沉积物在不同温度范围的质量损失反映了沉积物中OM组成特征：低于200 ℃的质量损失主要源于吸附水或结合水的挥发，而200~550 ℃的重量损失与不同OM组分的分解相关[9, 18]。其中，200~400 ℃的质量损失主要来自易分解的脂肪族和含羧基化合物[9, 18]，因通常分子量较小，归为轻组分有机质(Light fraction organic matter，LFOM)[23]，400~550 ℃的质量损失则来源于较难分解的芳香族类化合物[17]，本研究将其归为重组分有机质(Heavy fraction organic matter，HFOM)。表 1显示，与MgCl2处理样品相比，HCl处理因去除碳酸盐可使OM含量增加17%，其中LFOM占比提高3%，通常碳酸盐吸附能力弱[24]，对OP的吸附贡献很有限，可忽略不计。H2O2处理使OM含量减少10%，LFOM占比降低6%, 而AOM的添加使沉积物的OM含量增加38%，LFOM的占比提升3%。AOM添加引入了外源易降解有机物，增加了OM含量和LFOM比例，相反，H2O2处理由于去除大部分有机碳[17]，导致OM和LFOM的相对含量均降低。这三种处理均导致沉积物比表面积增加，其中H2O2处理可归因于矿物表面暴露增强，而HCl处理和AOM添加则可能源于疏松OM相对含量的增加。不同处理方式对孔径结构影响较小。
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表 1 不同处理方式下沉积物样品的理化性质 Table 1 Physicochemical characteristics of sediment samplesunder different treatments |
为探讨OM组分对OP吸附的贡献，本研究利用化学处理(HCl和H2O2处理)和AOM添加调控沉积物中OM的含量与组成；鉴于AOM可能引入不稳定的OM组分，本文通过表征不同处理方式下沉积物有机质的稳定性特征，结合其吸附行为，进一步分析OM含量及组成对OP吸附行为的影响。
2.2.1 化学处理引起的OM变化对吸附OP的影响如前所述，化学处理(HCl和H2O2处理)显著改变了沉积物中OM含量及LFOM比例，处理后沉积物吸附动力学和热力学结果如图 1所示。
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( a.MPn；c.AMP，实线均为快-慢二段一级动力学拟合曲线；b.MPn；d.AMP，实线均为Freundlich拟合曲线。A. MPn; c. AMP, with solid lines representing the two-phase first-order kinetic fitting curve；b. MPn; d. AMP，with solid lines representing the Freundlich fitting curve. ) 图 1 不同沉积物样品对OP的吸附动力学曲线和吸附等温线 Fig. 1 Sorption kinetic curves of OP on different sediment samples and sorption isotherms |
吸附过程中上清液中的IP浓度始终低于AMP或MPn初始浓度的7%以下，表明两种OP呈现出良好的稳定性和抗降解性。H2O2处理样品上清液中的IP浓度较MgCl2处理样品略高，可能是H2O2处理引发的OM分解促进了原有机质结合磷的转化，使其在吸附过程中释放[25]。
吸附动力学曲线采用快-慢二段一级动力学方程(公式(1))拟合(r2 = 0.96~0.99)。
| $ \frac{Q_{\mathrm{e}}-Q_{\mathrm{t}}}{Q_{\mathrm{e}}}=F_{\text {rap }} \exp \left(-k_{\text {rap }} t\right)+F_{\text {slow }} \exp \left(-k_{\text {slow }} t\right) 。$ | (1) |
式中：Frap和Fslow分别是快速和慢速吸附部分所占的质量分率；krap和kslow(h-1)分别是快速和慢速吸附的速率常数。动力学曲线表明AMP和MPn在24 h内达吸附平衡。快速吸附主要由范德华力驱动的物理作用主导，而慢速吸附则涉及配体交换、沉淀或固态扩散过程[14]。三种沉积物样品对AMP和MPn的krap均比kslow大一个数量级，快速吸附部分的质量分率(Frap)介于0.80~0.85，表明均以物理吸附为主。
Freundlich模型(公式(2))和Langmuir模型(公式(3))均能较好地描述两者的吸附等温线(r2=0.93~0.99)，沉积物吸附能力随OM含量增加而增强，这与Cao等[14]的研究结果一致。
| $ Q_{\mathrm{e}}=K_{\mathrm{F}} C_{\mathrm{e}}^{\frac{1}{n}} 。$ | (2) |
| $ Q_{\mathrm{e}}=\frac{Q_{\mathrm{m}} K_{\mathrm{L}} C_{\mathrm{e}}}{1+K_{\mathrm{L}} C_{\mathrm{e}}} 。$ | (3) |
式中：Qm(μmol·g-1)表示沉积物对OP的最大吸附容量；KF[(μmol·g-1)(L·μmol-1)1/n]为吸附系数，两者均可表征吸附剂的吸附性能。以MgCl2处理样品作为对照，MPn的吸附数据显示，HCl处理使沉积物LFOM比例增加了8%，吸附容量(Qm)和吸附系数(KF)分别增加了32%和24%，H2O2处理使LFOM比例减少了17%，导致Qm和KF分别减少了74%和63%；AMP的吸附结果类似，HCl处理样品的LFOM所占比重增加8%，Qm和KF分别增加35%和17%，而H2O2处理样品的LFOM所占比重降低17%，Qm和KF分别降低41%和45%。这些结果表明，LFOM比例的微小变化会显著影响沉积物的吸附能力。相比之下，HFOM的比例变化幅度较小，对吸附能力无明显影响。
OP形态分析(见表 2)表明，Ex-OP以及NaOH-OP在总吸附量中占比显著，达到77.53%~82.36%。其中，Ex-OP主要是被松散地吸附在沉积物表面的OP，容易被释放进入水体，生物可利用性较高[26]。与MgCl2处理沉积物相比，HCl处理沉积物中Ex-OP的增加量增大，而H2O2处理的沉积物中Ex-OP的增加量减少，沉积物中OM含量的增加促进了生物可利用磷的增加。
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表 2 吸附前后沉积物中OP形态的变化 Table 2 Changes in the forms of OP in sediments before and after sorption |
AOM的输入引入了不稳定的外源OM，显著增加沉积物中OM的含量和LFOM比例，特别是富集了羧酸、氨基酸、蛋白质和碳水化合物等LFOM[27]。空白实验表明，本研究中添加AOM的沉积物释放的OP浓度极低(< 0.006 μmol·L-1)，可忽略不计。
表 3的数据显示，富含AOM的沉积物的Qm和KF明显高于原沉积物，表明AOM的添加显著增强了沉积物对OP的吸附能力。根据前文TGA结果，富含AOM的沉积物中LFOM比例增加了9%，导致AMP的Qm和KF分别增加19%和16%，MPn的Qm和KF分别增加25%和20%，进一步证实了LFOM在提升沉积物吸附能力方面的关键作用。
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表 3 添加AOM前后沉积物对AMP和MPn的吸附参数 Table 3 Sorption parameters of AMP and MPn by sediments before and after AOM addition |
AOM输入和HCl处理均通过提高OM含量增强了沉积物对AMP和MPn的吸附能力，但增强效果存在差异。HCl处理沉积物每增加1%有机质含量时，对AMP和MPn的Qm分别增大5.52和3.47 μmol·g-1；而富含AOM的沉积物每增加1%有机质含量时，对AMP和MPn的Qm分别增大1.50和1.29 μmol·g-1。这一差异可能与AOM输入导致的DOC释放有关[5]。空白实验表明，富含AOM的沉积物在吸附24 h时向上清液中释放的DOC浓度为3.0 mg·L-1。这些DOC可能与OP竞争沉积物表面的吸附位点[5]，从而在一定程度上抑制了沉积物吸附能力的进一步提升。因此，尽管AOM的输入能够提高沉积物的吸附能力，但其吸附效能仍低于HCl处理样品。
2.3 环境因素的影响由于AMP和MPn在沉积物上的吸附降解特征相似，且MPn在沉积物样品中表现出更好的稳定性，本研究选取MPn作为模型化合物，以MgCl2处理沉积物为吸附剂，进一步探讨环境因子对沉积物吸附OP机制的影响。
2.3.1 盐度河口至近海区域的底层海水盐度范围为0~34.8[28]。盐度对膦酸盐的吸附具有重要影响，主要通过三种机制发挥作用：盐度的增加可能引发盐析效应，导致OP在沉积物表面富集[29]，从而增强吸附；同时，高盐度环境促使海水中胶体颗粒发生絮凝[30]，减少沉积物的表面积而降低沉积物对OP的吸附。此外，由于沉积物表面通常带负电荷，盐度的升高通过增加溶液的离子强度，压缩沉积物颗粒的双电层[31]，减弱其负电性，从而降低沉积物表面与OP之间的静电排斥力，增强对OP的吸附。
图 2显示了25 ℃下不同盐度介质(ASW、1/2 ASW和1/4 ASW)中MPn在MgCl2处理沉积物上的吸附等温线。沉积物在较低盐度介质(1/2 ASW和1/4 ASW)中的吸附能力明显高于ASW，而在1/2 ASW介质中，沉积物的吸附能力略高于1/4 ASW，表明较高的离子强度不仅增强了盐析效应，还通过压缩双电层降低了对膦酸盐阴离子的静电斥力，从而增强了沉积物对MPn的吸附能力。盐度对沉积物吸附OP的调控机制既包括对沉积物表面性质的影响，也包括对OP特性的作用，且在不同条件下主导机制有所不同。
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( 点：实验数据；线：Freundlich模型拟合。Spot: Experimental data; Line: Freundlich model fitting. ) 图 2 不同盐度下MPn在沉积物上的吸附等温线 Fig. 2 Sorption isotherms of MPn on sediment at different salinities |
pH值不仅影响可电离有机化合物在介质中的解离程度，还会改变沉积物的表面性质以及沉积物中OM的形态[14, 32]。为了进一步探究MPn的吸附机制，本研究将ASW的pH值分别调至3、4、5、6、7、8、9和10，测定沉积物在初始MPn浓度为36 μmol·L-1时的吸附量。为了消除本底吸附磷(NAP)对本研究的影响，选用MgCl2处理后的沉积物样品。随着pH值从3升高至10，Qe值呈现出“U”形变化，在pH=6~9范围内MPn的吸附量变化不大且相对较低(见图 3)。
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图 3 pH值对MPn吸附量的影响 Fig. 3 Effect of pH on MPn sorption |
MPn为典型的二元酸，在水中解离成甲基膦酸单氢根离子(CH3PO3H-)和甲基膦酸根离子(CH3PO32-)。根据甲基膦酸两级解离常数(Ka1=10-2.38，Ka2=10-7.74)[33]和分布分数方程，可计算不同pH值下各组分的分布。在pH=8时，MPn主要以CH3PO32-形式存在(分布分数为84.9%)。pH监测表明，初始pH为8的ASW与沉积物和MPn混合后，介质pH在吸附过程中稳定于8.00±0.15。此时，介质pH高于沉积物的零电荷点(pHPZNPC ≈ 6)[14]，沉积物表面羟基去质子化，表面呈负电性，与CH3PO32-间的作用主要表现为静电排斥，从而降低了其吸附能力。因此，在实际海洋酸碱度(pH=7~8)的条件下，MPn的吸附在一定程度上受到抑制作用。这进一步证实了MPn的吸附过程主要由范德华力和静电排斥等物理作用主导。
2.3.3 温度温度是影响OP在沉积物上吸附的一个重要因素，温度效应通常用于获取吸附的热力学参数，从而更好地理解其作用机制。本研究在298、303和308 K下进行了MPn的吸附等温线实验(见图 4)。
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( 点：实验数据；线：Freundlich模型拟合。Dots: Experimental data; Line: Freundlich model fitting. ) 图 4 不同温度下MPn在沉积物上的吸附等温线 Fig. 4 MPn sorption isotherms on sediments at different temperatures |
结果表明在相同的MPn平衡浓度下，较高的温度促进了吸附量的增加。标准熵变(ΔSθ)、标准焓变(ΔHθ)和标准自由能变化(ΔGθ)利用公式(4)和(5)计算得出。
| $ \Delta G^\theta=-\mathrm{R} T \ln K。$ | (4) |
| $ \ln K=-\frac{\Delta H^\theta}{\mathrm{R} T}+\frac{\Delta S^\theta}{\mathrm{R}}。$ | (5) |
式中：R是摩尔气体常数值为8.314 J·(mol·K)-1；T(K)是开尔文温度；K是热力学平衡常数。本研究使用KF作为计算的平衡常数，热力学参数结果如下：ΔGθ=-15.03~-13.84 kJ·mol-1，ΔHθ和ΔSθ分别为21.13 kJ·mol-1和119.36 J·(mol·K)-1。ΔGθ为负值，ΔHθ和ΔSθ为正值，表明该吸附过程是自发的吸热反应，且熵增加。该结果与长江口沉积物吸附AMP的热力学参数相似(ΔGθ=-12.60~-13.54 kJ·mol-1，ΔHθ=15.22 kJ·mol-1，ΔSθ=93.19 J·(mol·K) -1)[14]。鉴于东海底层海水温度全年在约12~29 ℃之间波动[34]，随着温度升高，OP在海洋沉积物表面的自发吸附过程更趋显著，可能改变其环境赋存形态与生物可利用性，进而对磷的海洋地球化学循环产生潜在影响。
3 结论(1) AMP和MPn在沉积物上的吸附稳定性较好，吸附过程中上清液IP保持在AMP或MPn初始浓度的7%以下，吸附是其主要行为。根据快慢二段一级动力学方程的拟合结果，吸附过程主要由物理作用主导，平衡时间约为24 h。吸附热力学数据均可通过Freundlich和Langmuir模型拟合(r2=0.93~0.99)。
(2) 随着OM含量的增加，沉积物的吸附能力相应增强，LFOM对OP的吸附有重要贡献。经处理后的沉积物样品LFOM比例提高8%时，沉积物对AMP和MPn的吸附容量(Qm)分别增加35%和32%。本文引入的浒苔衰亡藻体使沉积物中LFOM比例上升9%，增强了沉积物对OP的吸附能力，但在吸附过程中释放的DOC(3.0 mg·L-1)与OP竞争沉积物表面的吸附位点，导致该沉积物对AMP和MPn的吸附增强效应低于HCl处理沉积物。吸附后OP形态分析表明，沉积物中OM含量的增加促进了吸附后生物可利用磷的增加。
(3) 相较于ASW相比，沉积物在稀释ASW介质中对MPn的吸附能力更强，其中1/2 ASW介质中的吸附能力高于1/4 ASW。在pH=7~8条件下，沉积物表面荷负电，静电排斥作用在一定程度上抑制了MPn的吸附。热力学参数(ΔGθ < 0，ΔHθ>0，ΔSθ>0)表明，吸附过程是自发、熵增的放热反应。
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