近年来，中国酸雨区已成为继欧洲和北美之后的世界三大酸雨区之一，2012年监测的中国466个市(县)中，出现酸雨的市(县)215个，占46.1%，酸雨频率在75%以上的56个，占12.0%(环境保护部，2012)，部分硫酸盐通过降雨和地表径流的方式进入到湖泊水体中；此外，随着城市和工业的迅猛发展，大量富含硫酸盐的废水不经处理直接排放到湖泊中，造成湖泊水体不同程度的酸化和硫酸盐浓度的增高(Lahermo et al., 1994)，淡水湖泊上覆水中硫酸盐的浓度达到300 mg · L^-1(Kleeberg，1998; Zak et al., 2006)，而矿区湖泊沉积物间隙水中硫酸盐的浓度则高达2000 mg · L^-1(Blodau et al., 1998).对我国60个国控重点湖泊营养状态监测显示，轻度富营养状态以上的湖泊占25%(环境保护部，2012).营养水平较高的湖泊，适宜温度条件下容易形成缺氧条件，硫酸盐发生还原产生的硫化物会消耗水体中的溶解氧，使水质更加恶化，对水环境有重要的影响(Smolders et al., 1993).浅水湖泊中，沉积物磷占据了湖泊磷总量的60%~80%(Michael et al., 1995).沉积物作为湖泊中最大的“磷汇”，当湖泊环境条件发生改变时，沉积物中的磷可通过物理、化学、生物过程释放到上覆水中(Rutterberg et al., 1993; Elizabeth et al., 2011).湖泊水体中的硫酸盐可导致沉积物中内源磷的释放，从而提高湖泊上覆水中磷的浓度(Holmer et al., 2001; Zak et al., 2006).

湖泊沉积物由于微生物的矿化作用，将沉积物中的有机磷分解转化成无机磷，将不溶性磷转化为可溶性磷，导致沉积物内源磷不断释放到上覆水中，进而增加了湖泊发生富营养化的可能性.研究表明，在无微生物的条件下，湖泊沉积物中的磷释放量几乎为零(Macia et al., 1980).与之相似，候立军等(2002)在研究苏州河沉积物内源磷释放中也发现：在有微生物作用下的湖泊沉积物磷的释放量明显高于无菌条件下磷的释放量.可见，湖泊沉积物中的微生物直接或间接地影响着沉积物中磷的释放.沉积物中微生物与酶活性密切相关.酶活性已广泛作为评价生源要素对湖泊富营养化的指标之一(Savage，2004)，可对湖泊沉积物中磷的存在状态和水平进行评价，同时，磷酸酶能够增加磷的生物可利用性(Shah et al., 1994; 姜经梅等，2011).

硫酸盐对沉积物磷的释放具有一定作用，以往研究是在较短时期内进行，且一般在恒温条件下.不同季节微生物活性存在差异，硫酸盐的还原对湖泊沉积物内源磷的释放必将呈现不同的变化趋势，同时，硫酸盐引起磷转化的过程中解磷微生物及磷酸酶活性的研究也尚少，而明确磷转化的内因对于进一步弄清硫酸盐与内源磷释放之间的关系很有必要.因此，研究不同温度下外源硫酸盐对上覆水及不同分层沉积物磷的影响，有助于丰富沉积物内源磷具体的迁移转化及湖泊水体富营养化的防治提供科学依据.本研究以武汉东湖表层沉积物和上覆水为研究对象进行近一年的实验室模拟，对温度变化的条件下沉积物磷对硫酸盐的响应进行研究，探讨温度变化条件下外源硫酸盐对沉积物释磷及微生物的作用.

东湖位于湖北省武汉市武昌区东北部，湖水面积32.5 km²，据测量，其最高水位为20 m，最大水深为6 m，湖水平均深度约2 m，为长江中下游一个浅水型内陆湖泊.利用彼德森采泥器于东湖(114°22′11″E，30°32′41″N)取表层沉积物，并采集相应取样点的上覆水.

东湖上覆水中总磷含量为0.31 mg · L^-1，水体SO^2-₄浓度为116.70 mg · L^-1，为Ⅳ类水体.沉积物总磷含量为0.93 g · kg^-1，有机质含量为72.40 g · kg^-1，水体呈弱酸性，沉积物E_h为负值，已具备富营养化发生的条件.

实验设置2个处理：空白组CK上覆水中不添加SO^2-₄，处理组S500上覆水中输入SO^2-₄浓度为500 mg · L^-1.沉积物高度30 cm，沉积物和上覆水的体积比为1 ∶ 2，装于(Φ50 cm×100 cm)200 L圆柱容器，置于室温下持续3周后取样进行测定，实验采用4个圆柱，其中空白(CK)2个平行，输入硫酸盐(S500)2个平行.上覆水用虹吸管取样，每次取样300 mL，且每次取样后不再添加新鲜上覆水于培养体系中；沉积物样品用柱状采样器(Φ 6 cm×50 cm)采集，采集后的沉积物样品等间距分上、中、下3层，不同分层的新鲜沉积物在4000 r · min^-1的速度下离心10 min得到间隙水，用于分析的沉积物样品进行冷冻干燥处理.培养前3周，每周进行采样测定，随着培养温度逐渐降低，每隔2周进行采样测定，冬季培养温度最低的时候，采样间隔拉大，培养后期随着培养温度逐渐升高，并伴随着季节交替以及温度的变化，每2~3周进行采样测定，整个实验时间为2011年10月至2012年9月.

沉积物不同分层的pH和E_h分别用pHs-3C型数字式酸度计和氧化还原电极原位测定. 沉积物中有机质的含量采用重铬酸钾容量法-稀释热法测定(鲍士旦，2000)，准确称取过100目筛冷冻干燥沉积物样品0.2000 g，加入重铬酸钾溶液，转动三角瓶使之混合均匀，然后加入浓硫酸，利用浓硫酸和重铬酸钾迅速混合时产生的热来氧化有机质，加水稀释后，加入3~4滴邻菲罗啉指示剂，用硫酸亚铁标准溶液滴定.

上覆水总磷采用钼酸铵分光光度法(袁玉露等，1989)测定，沉积物总磷采用SMT法进行测定(Ruban et al., 2001)，采用灼烧法测定沉积物有机磷(鲍士旦，2000).

沉积物中磷酸酶活性的测定方法参见土壤中的测定方法(鲁如坤，2000)，基于磷酸酶能够水解对硝基苯磷酸盐，通过比色测定反应后释放的对硝基苯酚的含量，来估算磷酸酶的活性.准确称取1.0000 g新鲜沉积物于50 mL三角瓶中，加入0.2 mL甲苯，4 mL缓冲溶液和1 mL对硝基苯磷酸二钠溶液(磷酸二酯酶活性的测定加入双对硝基苯磷酸钠溶液)，轻摇混匀并塞上瓶塞，在37 ℃下培养1 h，然后加入1 mL 0.5 mol · L^-1的CaCl₂溶液和4 mL 0.5 mol · L^-1的NaOH溶液(磷酸二酯酶活性的测定加入pH 8.0的THAM-NaOH溶液)，轻摇几秒钟后，滤纸过滤.在420 nm的波长下进行比色，测定溶液的吸光值，然后换算成单位时间内对硝基苯酚的产生量.

用于分离、鉴定湖泊沉积物中有机磷解磷菌及无机磷解磷菌的固体培养基(李文红等，2006)配制方法如下.

(1)无机磷解磷菌培养基：葡萄糖10 g，酵母粉0.5 g，CaCl₂ 0.1 g，MgSO₄ · 7H₂O 0.3 g，蒸馏水1000 mL，琼脂20 g，同时每50 mL中加入10 mL质量分数为100 g · kg^-1的CaCl₂和1 mL质量分数为100 g · kg^-1的K₂HPO₄混合液，充分混匀，用0.1 mol · L^-1 NaOH溶液调节pH为7.0，于高压蒸汽灭菌锅灭菌20 min待用.

(2)有机磷解磷菌培养基(卵黄培养基)：蛋白胨10 g，牛肉膏3 g，NaCl 5 g，琼脂15 g，蒸馏水1000 mL，同上调节pH为7.0，灭菌20 min，临用时每50 mL中加入新鲜蛋黄液3 mL(蛋黄与生理盐水等比例混合).

沉积物中的解磷菌采用常规十倍稀释法稀释样品，取适宜稀释度样品0.l mL，分别涂布于有机磷和无机磷固体培养基平板上，有机磷细菌在(29±1)℃的条件下培养2 d，无机磷细菌培养7 d，具有透明圈的菌落视为具有解磷活性的菌落，并采用稀释平板法进行计数.

统计分析采用SAS 8.1数据分析软件(SAS institute，1999—2000)，检验水平为p<0.05、p<0.01.

外源SO^2-₄对沉积物不同分层pH和E_h的影响 如图 1所示.沉积物不同分层pH的变化趋势总体上都呈先升高后下降的趋势，SO^2-₄输入后，首先进入沉积物上层，实验前期沉积物不同分层CK均高于S500，后期随着培养温度的逐渐升高，沉积物pH逐渐下降，这是由于温度升高，从而刺激了微生物的生长，同时该过程中会产生挥发性酸，导致沉积物pH下降.两个处理pH值的差距随深度逐渐减小，且Yuan等(2011)在室内模拟武汉南湖的实验中也发现，表层沉积物中的SRB更容易获得上覆水中输入的SO^2-₄，硫酸盐还原作用改变了沉积物表层的pH，随着沉积物深度的增加，硫酸盐还原作用对沉积物pH的影响逐渐减小.

图 1(Fig. 1)

图 1 沉积物上层(a)、中层(b)、下层(c)pH和Eh的变化 Fig. 1 Changes of the pH and Eh level of the upper(a)，middle(b)， and lower(c)sediments

实验期间，沉积物不同分层都处于还原条件(E_h为负值)，在这种条件下，硫酸盐还原菌(SRB)才能正常生长，硫酸盐还原作用也得以发生.纵观两个处理沉积物E_h不同分层的变化特征，培养的前几周，沉积物E_h急剧下降，沉积物pH也急剧升高，E_h和pH呈相反的变化趋势，其他研究者也有类似结果(Gomez et al., 1999).培养后期变化平缓，且不同分层CK的E_h值总体上略高于S500，这是因为硫酸盐输入后，在SRB的作用下，硫酸盐发生还原的过程中会产生S^2-，从而导致沉积物的E_h降低.

由图 2可以看出，沉积物不同分层有机质的含量变化趋势基本一致，且S500略高于CK.硫酸盐输入后，由于硫酸盐还原的进行，沉积物有机质的含量在第2周急剧下降，值得注意的是，第40周开始，下降更为明显，S500第48周沉积物不同分层有机质的含量相比初始值分别下降了31.6%、30.6%和37.5%，此时的培养体系已处于夏季，随着培养温度的升高，硫酸盐还原作用也随之增强，且硫酸盐的还原伴随着有机质的降解，从而导致沉积物不同分层有机质的含量逐渐下降.湖泊沉积物中有机质的降解伴随着硫酸盐的还原，且影响沉积物磷的吸附解吸过程(Anderson et al., 2001; Luo et al., 2009)，有机质的含量越高，更有利于沉积物有机磷分解释放到上覆水体(董林林，2007).有机质是调节大型浅水湖泊沉积物磷吸附行为的关键因素，其分解产物将以不同的方式影响磷的吸附能和最大吸附量，改变磷的饱和度以及沉积物与水相之间磷的平衡关系，并以此调节沉积物作为磷源和磷汇的功能，从而对富营养化过程实施有效的反馈(肖文娟等，2011).

图 2(Fig. 2)

图 2 沉积物上层(a)、中层(b)、下层(c)有机质的变化 Fig. 2 Organic matter changes in the upper(a)，middle(b) and lower(c)sediments

上覆水及沉积物总磷的变化趋势见图 3.由图 3可以看出，上覆水中总磷的变化趋势与培养体系温度的变化特征类似，硫酸盐输入后，上覆水中总磷的浓度在第1周就有所上升，第3周温度下降的过程中，上覆水中的总磷开始下降，培养后期随着培养温度的升高而升高.实验过程中，S500均高于CK，且两个处理上覆水中总磷的浓度呈显著差异(p＜0.01)，Caraco等(1993)在对美国51个湖泊的调查研究中同样发现硫酸盐的还原作用促进上覆水中磷含量增加.S500上覆水中总磷的浓度在第42周达到最大值0.33 mg · L^-1，相比初始值增加了91.7%，为CK的2倍.此时培养体系已处于夏季，且相关性分析发现，S500上覆水总磷与培养温度达到显著的正相关(p＜0.01)，相关系数为0.768，说明温度对湖泊沉积物释磷具有显著的影响，温度升高，引起微生物大量增殖，在生长的过程中会产生挥发性酸，使沉积物pH下降，从而促进沉积物磷向上覆水释放，导致上覆水总磷的浓度升高.

图 3(Fig. 3)

图 3 上覆水(a)和沉积物上层(b)、中层(c)、下层(d)总磷的变化 Fig. 3 Changes of TP in the overlying water(a) and in the upper(b)，middle(c) and lower(d)sediments

水体中输入SO^2-₄后，对上覆水中磷的浓度产生了一定的影响，本实验于培养初期输入SO^2-₄后，后期培养体系已无硫酸盐输入，显然沉积物中的磷与上覆水中的磷势必存在一定的关联.不同分层沉积物中总磷的含量见图 3，纵观沉积物中总磷的变化趋势，S500和CK的不同分层沉积物中TP并没有显著性差异.我们发现培养后期，上覆水中总磷的浓度升高，而S500沉积物中总磷的含量均低于CK，这说明S500沉积物中磷释放导致上覆水的磷浓度升高.沉积物向上覆水体释放磷的过程还受上覆水中磷浓度的限制(金相灿等，2008).东湖沉积物磷释放临界浓度与沉积物磷含量呈正相关，沉积物磷含量越高，临界浓度越大.当上覆水磷浓度低于沉积物磷释放临界浓度时，其释放常数与上覆水磷浓度呈负相关，上覆水磷浓度越高，沉积物释磷量越低(韩沙沙等，2004).

不同分层沉积物有机磷的变化趋势见图 4.研究表明有机磷会发生矿化而分解，溶解态磷通过扩散作用从沉积物向上覆水体扩散，从而形成磷的循环(Slomp et al., 1998).沉积物上层、中层和下层呈现相同的变化趋势.沉积物有机磷是沉积物总磷的一部分，本实验沉积物中有机磷的含量大约占沉积物总磷的20%左右，这与林悦涓等(2005)报道的武汉东湖沉积物中有机磷占总磷的比例(19.23%)一致，南四湖沉积物中有机磷的含量约占总磷的12%~22%(王志齐等，2013)，而滇池和红枫湖沉积物中有机磷占总磷的平均值分别达到了46.9%和55.4%(吴峰炜等，2009)，由此可以发现沉积物中的有机磷对湖泊的富营养化具有相当大的贡献.

图 4(Fig. 4)

图 4 沉积物上层(a)、中层(b)、下层(c)有机磷的变化 Fig. 4 Changes of OP in the upper(a)，middle(b)， and lower(c)sediments

SO^2-₄输入后，第1周上覆水总磷浓度升高的同时，沉积物总磷和有机磷的含量就有很大程度的下降，虽然存在微生物的同化作用可能引起有机磷含量有所增高，但同时发生着有机磷矿化作用.研究表明(Wang et al., 2010)，磷酸单酯酶和磷酸二酯酶在环境温度升高时能大量水解有机磷，分别高达76%和82%.S500不同分层沉积物有机磷的含量分别于第5周达到最大值0.41 g · kg^-1、0.42 g · kg^-1和0.43 g · kg^-1.后期随着培养时间的延长逐渐下降，第48周相比第5周最大值分别下降了73.9%、59.5%和80.0%，培养体系处于夏季时，沉积物中磷酸酶的活性增加，从而对有机磷进行水解，使有机磷向无机磷转变，导致沉积物中有机磷的含量下降.

结合图 2沉积物不同分层有机质的变化，我们发现从25周开始，此时培养温度逐渐升高，沉积物不同分层有机磷于25周至40周整体呈下降趋势，后期有一定的增加，而沉积物中的有机质在此培养期内与有机磷呈现相反的趋势，相关性分析发现第25至48周，沉积物不同分层有机质和有机磷均为负相关，其相关系数分别为-0.618、-0.575和-0.414，但未达到显著水平.值得注意的是，此培养期内极具代表性点第40周，培养温度达到31 ℃，沉积物不同分层有机质的含量达到最大值，而沉积物有机磷总体上为最低值，均为显著差异(p＜0.01).孙静等(2011)也发现沉积物有机质和有机磷存在一定的负相关关系.实验后期的温度主要在20~30℃，比较适宜微生物生长，微生物增殖导致沉积物有机质含量的增加，与此同时，沉积物中有机磷在较高的微生物活性下经磷酸酶水解、细菌降解等作用后转化成生物活性磷(霍守亮等，2011)，从而造成沉积物有机磷的含量下降.研究发现沉积物中磷酸二酯酶水解有机磷的百分比和有机质呈显著正相关(Wang et al., 2010)，即有机质含量越高，有机磷越低，与本研究的结果相似.

沉积物不同分层磷酸单酯酶活性的变化趋势见图 5.由图 5可以看出，SO^2-₄输入后，磷酸单酯酶的活性在第1周就有所上升.值得注意的是，培养温度下降的过程中，不同分层湖泊沉积物中磷酸单酯酶的活性于23周之前均表现出下降的趋势.结合不同分层沉积物pH值发现，此培养期内总体上均为碱性磷酸酶，同时不同分层沉积物中的总磷在此培养期内也呈现逐渐下降的趋势，已有研究发现印度热带淡水水产养殖塘系统中，湖泊沉积物碱性磷酸酶的活性随沉积物总磷含量的增减而增减(Barik et al., 2001).

图 5(Fig. 5)

图 5 沉积物上层(a)、中层(b)、下层(c)磷酸单酯酶和磷酸二酯酶的活性 Fig. 5 Activity of phosphomonoesterase and phosphodiesterase in the upper(a)，middle(b) and lower(c)sediments

实验培养后期随着温度的升高，上层沉积物磷酸单酯酶的活性有所升高，中层和下层有一定的下降，这是由于培养体系处于夏季时，上覆水和上层沉积物pH值呈碱性，而中层和下层呈弱酸性，温度越高，碱性磷酸酶活性越强，湖泊沉积物磷的释放量越大.雍艳丽(2010)在研究长春新立城水库的模拟实验中也同样发现，在外源磷浓度相同的情况下，磷酸单酯酶活性的变化趋势为10 ℃ <15 ℃ <20 ℃.磷酸单酯酶活性的升高意味着磷酸单酯水解为正磷酸盐，有机磷向无机磷转变，磷酸酶的活性对沉积物有机磷的矿化有着至关重要的影响.

SO^2-₄输入后，不同分层沉积物磷酸二酯酶的活性于第1周达到最大值，相比初始值上层、中层和下层分别增加了91.2%、92.3%和86.1%.对应沉积物中总磷和有机磷的变化(图 3和图 4)，我们可以推知，磷酸单酯酶和磷酸二酯酶活性在第1周的剧烈上升引起了有机磷的水解，造成沉积物总磷和有机磷含量的降低，同时伴随着上覆水中总磷含量的增加.随着培养温度的降低，其活性逐渐下降，后期又随培养温度的升高有一定的上升，磷酸二酯酶活性的增加意味着更多的磷酸二酯转化为磷酸单酯，进而水解为正磷酸盐，促使有机磷向无机磷转变，从而导致水体中总磷的浓度上升，沉积物中有机磷的含量下降.我们还发现，供试沉积物中磷酸二酯酶的活性高于磷酸单酯酶的活性，这与丁敏(2012)研究的结果一致.

S500沉积物不同分层磷酸单酯酶活性与磷酸二酯酶活性的相关性见表 1，相关性分析发现，S500上层沉积物磷酸单酯酶的活性和磷酸二酯酶的活性达到显著的正相关(p＜0.01)，中层和下层均达到显著水平(p＜0.05).

表 1(Table 1)

表 1 S500沉积物磷酸单酯酶活性与磷酸二酯酶活性的相关系数(r)(N=21) Table 1 Correlation coefficient between activity of phosphomonoesterase and phosphodiesterase in the sediments of S500 (r)(N=21)

表 1 S500沉积物磷酸单酯酶活性与磷酸二酯酶活性的相关系数(r)(N=21) Table 1 Correlation coefficient between activity of phosphomonoesterase and phosphodiesterase in the sediments of S500 (r)(N=21) 磷酸单酯酶活性 注：*p<0.05；**p<0.01. 磷酸二酯酶活性(上层) 0.613** 磷酸二酯酶活性(中层) 0.539* 磷酸二酯酶活性(下层) 0.431*

解磷菌的自身代谢作用促进湖泊生态体系中无机磷酸盐的溶解，同时对有机磷酸盐进行矿化，从而转化为生态有效性磷.本研究关注的是湖泊沉积物总的解磷微生物利用磷的能力，因此分别对有机磷解磷菌和无机磷解磷菌进行计数，宋炜等(2007)对太湖沉积物中解磷菌的分布进行了研究，结果表明解磷菌普遍存在于表层沉积物中，其数量随着深度的增加逐渐减少，故本研究只对上层沉积物中解磷菌进行了计数.图 6为上层沉积物有机磷解磷菌和无机磷解磷菌数量的变化趋势，可以看出，硫酸盐的输入促使有机磷解磷菌和无机磷解磷菌在16周即出现显著高于对照的增殖，供试湖泊上层沉积物均有解磷菌的存在，且值得注意的是，有机磷解磷菌的数量要高于无机磷解磷菌，这可能是因为供试湖泊沉积物中有机沉积物含量较多.且武汉东湖调查结果表明，在多数情况下，湖泊中有机磷解磷菌的数量比无机磷解磷菌高(李勤生等，1989)，长江口潮滩湿地表层沉积物中解磷菌的相关研究也有类似的发现(姜经梅等，2011).

图 6(Fig. 6)

图 6 上层沉积物有机磷解磷菌、无机磷解磷菌数量的变化 Fig. 6 Change of organic phosphate and inorganic phosphate solubilizing microorganism in the upper sediments

上层沉积物中有机磷解磷菌在培养后期急剧下降，而无机磷解磷菌于28周开始急剧减少，且值得注意的是上层沉积物总磷的含量在逐渐上升，这是由于湖泊沉积物中的有机磷解磷菌能促进含磷有机物分解，从而释放出有效磷；同时无机磷解磷菌能促进不溶性无机磷转化为可溶性磷，从而导致沉积物中的磷释放到上覆水体中.与此同时，解磷菌在生命代谢的过程中会产生有机酸，这些酸一方面能直接溶解沉积物中难溶性的磷酸盐，另一方面可螯合溶解Fe-P、Al-P和Ca-P中的金属离子(Gardner et al., 1983)，使难溶性磷酸盐溶解，促进沉积物内源磷逐渐向上覆水体释放.

表 2为上层沉积物解磷菌的数量和沉积物总磷的相关系数，相关性分析发现S500上层沉积物解磷菌的数量和沉积物总磷的含量均为负相关，且无机磷解磷菌达到显著水平(p＜0.05).其他研究者也发现，湖泊沉积物中解磷菌的种类和数量与沉积物中磷酸盐的含量成负相关关系(东野脉兴等，2003)，表明湖泊沉积物中的微生物对沉积物内源磷的释放起着一定的影响，直接或间接地参与了湖泊生态系统中磷的循环.

表 2(Table 2)

表 2 上层沉积物解磷菌与沉积物总磷的相关系数(r)(N=21) Table 2 Correlation coefficient between phosphate solubilizing microorganism and TP in the upper sediments (r)(N=21)

表 2 上层沉积物解磷菌与沉积物总磷的相关系数(r)(N=21) Table 2 Correlation coefficient between phosphate solubilizing microorganism and TP in the upper sediments (r)(N=21) 沉积物总磷 注：*p<0.05；**p<0.01. 有机磷解磷菌(CK) 0.097 有机磷解磷菌(S500) -0.248 无机磷解磷菌(CK) -0.175 无机磷解磷菌(S500) -0.466*

1)硫酸盐还原作用导致沉积物不同分层pH短期内上升，后期逐渐降低，而E_h总体呈平缓下降；温度升高能增强沉积物中有机质的矿化.温度对沉积物释磷具有显著影响，释放的最高值出现在30 ℃左右，硫酸盐的输入显著提高了沉积物释磷程度，上覆水中磷含量显著增加时，对应的不同分层中沉积物总磷均低于对照，不同分层有机磷和有机质存在负相关关系.

2)硫酸盐输入后，促使解磷菌增殖的高峰期早于对照.供试沉积物3个分层中磷酸二酯酶的活性均高于磷酸单酯酶的活性.沉积物磷酸酶的活性随环境温度的升高逐渐增强，对沉积物内源磷的释放有促进作用.总体来说，湖泊沉积物中有机磷解磷菌的数量高于无机磷解磷菌，且上层沉积物解磷菌的数量和沉积物总磷的含量呈负相关，解磷菌对沉积物磷释放的作用不可忽视.