海南萬(wàn)泉河、文昌／文教河河口溶解態(tài)鋁的分布及季節(jié)差異＊

任景玲，姜 喆，張桂玲，張國(guó)玲，劉素美，許東峰

（1．中國(guó)海洋大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，山東青島266100；2．國(guó)家海洋局第二海洋研究所，浙江杭州310012）

海南萬(wàn)泉河、文昌／文教河河口溶解態(tài)鋁的分布及季節(jié)差異＊

任景玲1，姜 喆1，張桂玲1，張國(guó)玲1，劉素美1，許東峰2

（1．中國(guó)海洋大學(xué)化學(xué)化工學(xué)院，山東青島266100；2．國(guó)家海洋局第二海洋研究所，浙江杭州310012）

本文討論了2006年12月冬季和2007年8月夏季海南省萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流及河口溶解態(tài)鋁的含量、分布及季節(jié)差異。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，萬(wàn)泉河冬、夏兩季河流及河口溶解態(tài)鋁的平均含量分別為（156±127）和（157±97）nmol／L，季節(jié)差異不明顯。文昌／文教河冬、夏兩季河流及河口溶解態(tài)鋁的平均含量分別為（242±156）和（222±66）nmol／L，冬季溶解態(tài)鋁的平均含量略高于夏季。萬(wàn)泉河溶解態(tài)鋁在河?；旌铣跗诒憩F(xiàn)為清除行為，而后表現(xiàn)為保守混合行為，而文昌／文教河則表現(xiàn)出明顯的非保守混合行為，在中等鹽度區(qū)域存在明顯外源輸入，原因可能是八門(mén)灣底沉積物再懸浮過(guò)程中釋放的影響。部分河流上游采樣點(diǎn)由于受到人為活動(dòng)引起的污水排放的影響，溶解態(tài)鋁含量明顯增加。萬(wàn)泉河、文昌／文教河溶解態(tài)鋁的平均含量明顯低于我國(guó)其他及世界主要河流。

溶解態(tài)鋁；分布及季節(jié)性差異；萬(wàn)泉河；文昌／文教河

鋁在地殼中的豐度約為8．05%［1］，含量?jī)H次于氧和硅。鋁結(jié)合硅、氧元素以硅鋁酸鹽的形式存在于礦物、巖石土壤中，廣泛分布在地殼表面，成為新生代風(fēng)化碎屑主要的“源”［2］。大陸巖石風(fēng)化過(guò)程中由于鋁硅酸鹽的溶解度較低、停留時(shí)間較短，天然水體中鋁的平均含量為50μg／L，屬于痕量元素［3－4］。河口是陸源物質(zhì)向海洋輸送的主要通道，在河口區(qū)淡、咸水劇烈混合的過(guò)程中，鋁可能會(huì)受物理稀釋作用的影響，表現(xiàn)出保守混合的行為；也可能由于底沉積物再懸浮而表現(xiàn)出溶出行為；而對(duì)于有機(jī)質(zhì)豐富、懸沙含量高的河口，也可能會(huì)出現(xiàn)鋁的清除行為［5－10］。此外水體中鋁的生態(tài)學(xué)效應(yīng)有很重要的意義，近年來(lái)酸雨增加了土壤的酸性和鋁向表層水的遷移，引起鋁濃度增加，造成水中魚(yú)類及水生生物死亡，樹(shù)木、植物枯萎，農(nóng)作物減產(chǎn)［11－13］。

目前中國(guó)河流河口地區(qū)鋁的研究主要集中在中國(guó)北方溫帶大河流域及河口地區(qū)，包括鴨綠江流域及河口［10，14］，雙臺(tái)子河河口、灤河河口、椒江河口［10］，膠州灣［15］，黃河口［16］，長(zhǎng)江流域及河口［2］，珠江流域及河口［17］等，對(duì)處于熱帶地區(qū)海南省河流溶解鋁的研究尚未見(jiàn)報(bào)道。本文討論了2006年12月、2007年8月2個(gè)航次海南重要山溪性河流萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流及河口溶解態(tài)鋁的分布特點(diǎn)及季節(jié)性差異，初步探討海南島巖石風(fēng)化、沉積物類型、紅樹(shù)林間隙水對(duì)水體中鋁含量的影響，以期豐富對(duì)我國(guó)溶解態(tài)鋁在不同流域生物地球化學(xué)行為的認(rèn)識(shí)。

1 調(diào)查水域與研究方法

1．1 調(diào)查水域

萬(wàn)泉河、文昌／文教河位于熱帶北緣的海南省東岸，屬熱帶島嶼型季風(fēng)氣候，干濕季明顯，全年84%的降水集中在5～10月，因此兩條河流都具有徑流充沛、夏漲冬枯的特征［18］。沿岸潮流性質(zhì)屬于不正規(guī)的半日潮和不正規(guī)的全日潮流型［19］。表1給出了萬(wàn)泉河、文昌／文教河流域面積、河流長(zhǎng)度、降雨量、輸沙量、徑流量等相關(guān)參數(shù)，由表可見(jiàn)萬(wàn)泉河徑流量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于文昌／文教河。據(jù)2007年海南省環(huán)境狀況公報(bào)顯示，萬(wàn)泉河的水質(zhì)均達(dá)到或優(yōu)于Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)，而文昌河／文教河水質(zhì)均達(dá)到或優(yōu)于Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)。

表1 萬(wàn)泉河、文昌河／文教河流域基本水文參數(shù)Table 1 Hydrographic parameters for Wanquan River and Wenchang／Wenjiao River

萬(wàn)泉河上游分南北2支，分別發(fā)源于瓊中縣五指山和風(fēng)門(mén)嶺，2支流經(jīng)瓊中等市縣至瓊海市龍江合口咀合流，至博鰲港入海。萬(wàn)泉河河口屬沙壩潟湖海岸，沉積物以粗砂、細(xì)砂為主。文昌河、文教河分別從八門(mén)灣東西兩側(cè)注入。八門(mén)灣潟湖的沉積物以黏土類和粉砂類為主，屬潟湖港灣式海岸，泥沙主要來(lái)源于文昌和文教河的河流輸沙。從文昌河沿八門(mén)灣南岸到清瀾港，生長(zhǎng)著大片紅樹(shù)林，因此形成了八門(mén)灣高鹽、缺氧、有周期性潮汐變化的沼澤化河口環(huán)境［23］。

于2006－12－07～15日和2007－08－12～28日在海南萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流及河口分別進(jìn)行兩次采樣調(diào)查，采樣站位見(jiàn)圖1。萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流及河口的觀測(cè)是分開(kāi)進(jìn)行的，其中萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流樣品2個(gè)季節(jié)各分別采集1次，為使對(duì)河口的采樣更具有代表性，2007年對(duì)萬(wàn)泉河和文昌／文教河河口各分別進(jìn)行了2次觀測(cè)，其中萬(wàn)泉河河口的采樣時(shí)間分別為2007－08－13和26日，文昌／文教河口的采樣時(shí)間分別為2007－08－15和25日。

1．2 研究方法

現(xiàn)場(chǎng)溫度、鹽度由便攜式多功能水質(zhì)測(cè)量?jī)x（WTW MultiLine F／Sets，德國(guó)WTW公司）和CTD（Alec Electronics AAQ1183）測(cè)得。采樣瓶均為聚乙烯瓶，使用前先用蒸餾水清洗，然后用1∶5的HCl浸泡一周后用Milli－Q水沖洗至中性，裝入雙層塑料袋包好備用。河流及上游支流樣品的采集采用開(kāi)車到達(dá)指定地點(diǎn)然后租用木船或于橋頭采樣的方式進(jìn)行，利用木船采樣時(shí)采樣位置設(shè)在逆流船首的前方，帶一次性塑料手套在水面下50～60cm處采集，橋頭采樣時(shí)利用清洗干凈的采樣桶采集。河口樣品用Niskin采水器在木船逆流船首的前方采集，采水器在采樣前先用酒精擦拭，再用蒸餾水沖洗干凈。樣品采集后盡快帶回實(shí)驗(yàn)室于簡(jiǎn)易潔凈工作臺(tái)中用已處理過(guò)的0．45μm醋酸纖維濾膜過(guò)濾，所得的樣品用高純HCl酸化至pH＝2，室溫避光保存?，F(xiàn)場(chǎng)以Milli－Q水代替樣品按相同的步驟處理作為現(xiàn)場(chǎng)空白。溶解態(tài)Al的含量用熒光鎵（LMG）熒光分析法分析［24］，方法檢出限為0．3 nmol／L，濃度為40nmol／L時(shí)精密度優(yōu)于3%，為克服基質(zhì)干擾，采用標(biāo)準(zhǔn)加入法分析樣品。懸浮顆粒物（SPM）含量用過(guò)濾前后烘干濾膜的質(zhì)量差值計(jì)算。

圖1 海南萬(wàn)泉河、文昌／文教河采樣站位圖Fig．1 Sampling locations of Wanquan River，Wenchang／Wenjiao Rivers and their estuaries in Hainan Province，China．The rectangles in（a）are enlarged in（b）and（c）to make the sampling stations clearly

2 結(jié)果與討論

2．1 萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流及河口溶解態(tài)鋁的含量及季節(jié)性差異

表2給出了萬(wàn)泉河、文昌／文教河在兩次調(diào)查中的溫度、鹽度、懸浮顆粒物（SPM）、溶解態(tài)鋁的平均含量。由表2可以看出，萬(wàn)泉河、文昌／文教河呈現(xiàn)相似的溫鹽變化規(guī)律，夏季水體呈現(xiàn)高溫低鹽的特征，而冬季則表現(xiàn)出低溫高鹽的特點(diǎn)。這主要是因?yàn)樵摰貐^(qū)干濕季明顯，夏季太陽(yáng)輻射強(qiáng)，降雨量較大，陸源輸入淡水增多，使得河口水溫較高，鹽度較低，冬季則反之。

由表2可見(jiàn)，萬(wàn)泉河冬、夏兩季河流、河口溶解態(tài)鋁含量均無(wú)顯著性差異（t檢驗(yàn)，α＝0．01），季節(jié)差異不顯著。但萬(wàn)泉河河流溶解態(tài)鋁的含量顯著高于河口，說(shuō)明其上游受到人為活動(dòng)擾動(dòng)較為明顯。文昌／文教河冬季河口溶解態(tài)鋁濃度顯著高于夏季，季節(jié)差異較明顯。文昌／文教河河流冬季溶解態(tài)鋁含量較低，而夏季觀測(cè)期間溶解態(tài)鋁含量顯著高于冬季，除文教鎮(zhèn)大壩上游樣品（WW1站）異常高以外，其余兩個(gè)站位溶解態(tài)鋁的濃度與河口八門(mén)灣潟湖基本相同，這可能是由于文昌／文教河河流夏季樣品采集期間流域發(fā)生強(qiáng)降雨造成的。由表1萬(wàn)泉河及文昌／文教河的水文數(shù)據(jù)對(duì)比可知，文昌河／文教河流域河水年均徑流量較小，夏季豐沛的降雨會(huì)將流域積累的風(fēng)化產(chǎn)物沖刷進(jìn)入河流，從而使得河流溶解態(tài)鋁的含量升高。此外，由于雨水對(duì)大氣氣溶膠顆粒的淋溶作用，其溶解態(tài)鋁含量普遍較高，航次期間采得雨水中溶解態(tài)鋁的含量為1．88 μmol／L。綜合以上兩點(diǎn)原因使得文昌／文教河河流夏季溶解態(tài)鋁的濃度顯著高于冬季。統(tǒng)計(jì)結(jié)果顯示，文昌／文教河河口溶解態(tài)鋁的含量顯著地高于萬(wàn)泉河河口（t檢驗(yàn)，α＝0．01），這可能是由于兩條河流特殊的地理?xiàng)l件決定的，具體原因見(jiàn)下節(jié)討論。

表2 萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流、河口溫鹽特征、SPM與溶解態(tài)鋁的含量Table 2 Temperature，salinity，concentrations of dissolved aluminum and SPM in the Wanquan River，Wenchang／Wenjiao River and their estuaries

2．2 萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流及河口溶解態(tài)Al的分布

圖2給出了萬(wàn)泉河、文昌／文教河溶解態(tài)鋁的分布，其中河流部分（圖左側(cè)）以溶解態(tài)鋁含量隨距河流、河口分界點(diǎn)距離作圖，河口部分（圖右側(cè)）則以溶解態(tài)鋁含量隨鹽度變化作圖。其中河流、河口分界點(diǎn)的選取以鹽度低于檢測(cè)限來(lái)確定，具體位置分別為萬(wàn)泉河河口的BB4站、文昌／文教河入灣口的WW6站和WW2站（如站位圖所示）。為討論溶解態(tài)Al在河口區(qū)河?；旌线^(guò)程中的行為，取萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流冬、夏季溶解態(tài)鋁的平均濃度為河流端員，取萬(wàn)泉河河口外的BB1站和文昌／文教河河口外50米等深線處的CC05－1站為海水端員，將河流端員和海水端員溶解態(tài)Al的含量相連作為理論稀釋線。

圖2 萬(wàn)泉河（左）、文昌／文教河（右）河流及河口溶解態(tài)鋁的分布（單位：nmol／L）Fig．2 The distributions of dissolved aluminum in Wanquan River（left），Wenchang／Wenjiao River（right）and their estuaries

由圖2可見(jiàn)，萬(wàn)泉河上游溶解態(tài)鋁的濃度波動(dòng)范圍較大（74～418nmol／L），平均濃度為（209±105）nmol／L（珚x±1s）。在萬(wàn)泉河河?；旌铣跗冢}度＜1），溶解態(tài)鋁呈現(xiàn)明顯的清除行為；而在鹽度大于1的河口區(qū)，溶解態(tài)鋁的含量基本不發(fā)生變化，表現(xiàn)為保守混合。萬(wàn)泉河河口溶解態(tài)鋁在河?；旌现械男袨榕c康威河河口、羅納河河口、扎伊爾河河口、蘇格蘭潟湖的溶解態(tài)鋁化學(xué)行為相似［25］。文昌／文教河上游溶解態(tài)鋁的濃度范圍為53～418nmol／L（除WW1站），平均濃度為（149±70）nmol／L±1s）。在八門(mén)灣潟湖河口地區(qū)，溶解態(tài)鋁濃度值大部分位于理論稀釋線上方，表現(xiàn)為非保守混合行為，表明有明顯的外源輸入。

2．3 影響溶解態(tài)鋁分布的主要因素

2．3．1 流域風(fēng)化條件及人為活動(dòng)對(duì)溶解態(tài)鋁含量的影響 河流及河口中溶解態(tài)鋁主要來(lái)自流域巖石風(fēng)化、土壤侵蝕以及沉積物再懸浮過(guò)程中的釋放，但同時(shí)也會(huì)受到人類活動(dòng)的影響，例如采礦、冶金、紡織用的染料、水處理凈化等。萬(wàn)泉河和文昌／文教河均位于海南東部近岸，流域的巖石、土壤組成差異不大，但兩條河流流域的水文特點(diǎn)差異較大（見(jiàn)表1），萬(wàn)泉河的徑流量和輸沙量遠(yuǎn)遠(yuǎn)大于文昌／文教河，因此萬(wàn)泉河流域巖石風(fēng)化產(chǎn)物較快地被河水遷走稀釋，不宜在水體中積累，而文昌／文教河徑流量遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于萬(wàn)泉河，且河口處水深淺至1～5m［22］，因此風(fēng)化產(chǎn)物極易在河流中積累。從河口沉積物類型來(lái)看，萬(wàn)泉河河口屬沙壩潟湖海岸，沉積物以粗砂、細(xì)砂為主［26］，不易向水體中釋放形成溶解態(tài)鋁；而文昌／文教河河口是潟湖港灣式海岸，沉積物以黏土類和粉砂類為主［26］，兼之八門(mén)灣潟湖水體高鹽高溫的特點(diǎn)，易引起鋁向水體中釋放。據(jù)現(xiàn)場(chǎng)采樣發(fā)現(xiàn)，萬(wàn)泉河河水非常清澈，而文昌／文教河受人為活動(dòng)的擾動(dòng)相對(duì)較為嚴(yán)重，流域內(nèi)有許多養(yǎng)殖區(qū)，生活及養(yǎng)殖排污的排放使得河水渾濁、呈黃色。據(jù)2007年海南省環(huán)境狀況公報(bào)［27］顯示，文昌河／文教河水質(zhì)均達(dá)到或優(yōu)于Ⅲ類標(biāo)準(zhǔn)，萬(wàn)泉河的水質(zhì)均達(dá)到或優(yōu)于Ⅱ類標(biāo)準(zhǔn)。綜合以上因素，總體上文昌／文教河河口溶解態(tài)鋁含量高于萬(wàn)泉河河口（見(jiàn)表2）。

圖3 萬(wàn)泉河（a）和文昌／文教河（b）溶解態(tài)鋁和硅酸鹽的關(guān)系Fig．3 Aluminum－silicate relationship in the Wanquan and Wenchang／Wenjiao rivers and their estuaries in August 2007

萬(wàn)泉河和文昌／文教河Al∶Si比值分別在3．8×10－4～0．015和1．2×10－3～0．019范圍內(nèi)變化，其平均值分別為（1．9±3．6）×10－3和（8．6±5．2）×10－3，文昌／文教河Al∶Si比值略高于萬(wàn)泉河。萬(wàn)泉河除上游2個(gè)站位Al∶Si比值明顯偏高以外，其余河流、河口站位Al∶Si比值基本相似（～0．82×10－3），這說(shuō)明萬(wàn)泉河流域溶解態(tài)鋁的含量?jī)H在上游2個(gè)站位明顯受到人為活動(dòng)的擾動(dòng)，而其它站位溶解態(tài)鋁的含量?jī)H受河口混合過(guò)程影響。受人為活動(dòng)影響顯著的2個(gè)站位分別位于萬(wàn)泉河上游的石壁鎮(zhèn)和丹村，其溶解態(tài)鋁含量約為400nmol／L。這可能是由于萬(wàn)泉河上游橡膠廠排出的廢水造成的，因?yàn)閲?guó)內(nèi)目前處理丁苯橡膠生產(chǎn)廢水過(guò)程多采用γ－Al2O3作為載體［29］，或者以聚合氯化鋁（PAC）為混凝劑［30］，因此橡膠廠排入萬(wàn)泉河的廢水可能成為河流中溶解態(tài)鋁的“源”。

2．3．2 紅樹(shù)林間隙水對(duì)文昌／文教河溶解態(tài)鋁分布的影響 從文昌河到清瀾港，大片紅樹(shù)林分布在八門(mén)灣南岸濕地區(qū)，潮差約為1．5m，落潮時(shí)自紅樹(shù)林區(qū)流出的溪流以紅樹(shù)林間隙水為主，其中含有較高濃度的營(yíng)養(yǎng)鹽及有機(jī)質(zhì)［33］。為研究紅樹(shù)林間隙水對(duì)八門(mén)灣溶解態(tài)鋁分布的影響，在紅樹(shù)林附近水域采集海水水樣、并在紅樹(shù)林灘地通過(guò)挖洞滲水和采集柱狀沉積物的方式制取間隙水，分析測(cè)定后對(duì)比水樣和間隙水中溶解態(tài)鋁的含量，結(jié)果如表3所示。

由表3可見(jiàn)，紅樹(shù)林區(qū)上覆海水中溶解態(tài)Al的平均含量為（192±48）nmol／L，冬季略高于夏季。而間隙水樣品中溶解態(tài)鋁含量波動(dòng)較大，不同時(shí)間、地點(diǎn)采集的間隙水樣品其溶解態(tài)鋁的含量在283～1 137 nmol／L范圍內(nèi)波動(dòng)，平均含量為（776±442）nmol／L，顯著地高于上覆海水樣品中溶解態(tài)鋁的含量。隨著底沉積物的再懸浮過(guò)程，間隙水中的溶解態(tài)鋁會(huì)向上覆水體釋放［34］，從而使得文昌／文教河在河口混合過(guò)程中溶解態(tài)Al表現(xiàn)為明顯的溶出行為。由于缺少不同層次間隙水中溶解態(tài)鋁的含量數(shù)據(jù)，僅以2007年8月紅樹(shù)林區(qū)上覆海水及間隙水溶解態(tài)Al的最小濃度梯度為例，初步估算紅樹(shù)林間隙水對(duì)八門(mén)灣溶解態(tài)Al的貢獻(xiàn)。根據(jù)Fick’s第一擴(kuò)散定律：

其中J為擴(kuò)散通量，φ為表層沉積物的孔隙率，dC／dZ采用間隙水與上覆水間溶解態(tài)鋁的濃度梯度計(jì)算（假設(shè)上覆水體采樣深度為0．5m，間隙水深度（0．2m），Ds為沉積物中溶解態(tài)鋁的分子擴(kuò)散系數(shù)，當(dāng)φ＞0．7時(shí)，Ds＝D0×φ2，當(dāng)φ＜0．7時(shí)Ds＝D0×φ［35］，其中D0為25℃時(shí)水體中Al的分子擴(kuò)散系數(shù)（（1．04±0．02）×10－5cm2／s）［36］。2007年紅樹(shù)林間隙水與上覆水溶解態(tài)Al的最小濃度梯度為0．31μmol·m－4，實(shí)驗(yàn)室分析紅樹(shù)林WWM1站表層沉積物孔隙率為0．81（宋國(guó)棟，個(gè)人通迅），由此計(jì)算得到紅樹(shù)林區(qū)間隙水向上覆水的擴(kuò)散通量約為0．021μmol·m－2·s－1。已知清瀾港紅樹(shù)林面積約為2萬(wàn)畝，主要分布在文昌河河口一帶，假設(shè)受潮水漲落影響的紅樹(shù)林面積為其總面積的10%，則紅樹(shù)林區(qū)間隙水向上覆水體貢獻(xiàn)的溶解態(tài)Al通量約為28μmol·s－1。根據(jù)文昌／文教河的總徑流量（20．9m3·s－1）及其平均濃度（148nmol／L）可以估算河流向八門(mén)灣輸送的溶解態(tài)Al通量，結(jié)果為3．1×103μmol·s（1。由此可見(jiàn)，紅樹(shù)林區(qū)間隙水是八門(mén)灣溶解Al的一個(gè)顯著的來(lái)源。由于現(xiàn)場(chǎng)觀測(cè)過(guò)程中并沒(méi)有對(duì)不同層次的間隙水進(jìn)行采樣，且間隙水的采集站位相對(duì)偏少，上述對(duì)沉積物－水界面擴(kuò)散通量的估算結(jié)果具有很大的誤差，需要進(jìn)一步的實(shí)驗(yàn)加以驗(yàn)證。

表3 八門(mén)灣紅樹(shù)林灘地附近海水及間隙水中溶解態(tài)鋁的含量Table 3 Concentrations of dissolved aluminum in the seawater and pore water in the Mangrove of Bamen Bay

2．4 與世界其他河流的對(duì)比

表4給出了萬(wàn)泉河、文昌／文教河與我國(guó)其他主要河流（長(zhǎng)江、黃河等）和世界重要河流河口地區(qū)（如羅納河、康威河口等）溶解態(tài)鋁的含量對(duì)比。由表4可見(jiàn)，我國(guó)河流／河口中溶解態(tài)鋁的含量基本呈現(xiàn)北高南低的趨勢(shì)，萬(wàn)泉河、文昌／文教河中溶解鋁含量均低于我國(guó)其他河流的溶解態(tài)鋁含量，這主要是由于南北方氣候特點(diǎn)、巖石風(fēng)化類型不同造成的。萬(wàn)泉河、文昌／文教河地處熱帶地區(qū)，降水豐富，巖石風(fēng)化產(chǎn)物在水體中迅速被清除。萬(wàn)泉河、文昌／文教河溶解態(tài)鋁含量也低于多數(shù)世界其他重要河流，與菲沙河的鋁含量比較相近。雖然菲沙河所在的氣候帶與萬(wàn)泉河、文昌／文教河不同，但是菲沙河的雨量充沛，河水含沙量不大，輸沙多為沖瀉質(zhì)的自然環(huán)境，與萬(wàn)泉河降水豐富、砂質(zhì)土壤的自然環(huán)境相近［38］。

表4 萬(wàn)泉河、文昌／文教河溶解態(tài)鋁含量與我國(guó)及世界其他主要河流的對(duì)比Table 4 Comparison of dissolved Al concentrations between Wanquan River，Wenchang／Wenjiao River and other Chinese and／or World riverine Systems

3 結(jié)論

本文研究了海南萬(wàn)泉河、文昌／文教河河流及河口冬、夏兩季溶解態(tài)鋁的分布、季節(jié)性差異及其主要影響因素，得到以下主要結(jié)論：

（1）萬(wàn)泉河河流及河口溶解態(tài)鋁含量的季節(jié)差異不明顯，而文昌／文教河河口冬季溶解態(tài)鋁含量略高于夏季。萬(wàn)泉河河口溶解態(tài)鋁含量明顯低于文昌／文教河河口，兩河口溶解態(tài)鋁含量均明顯低于我國(guó)其他主要河流和世界部分重要河流及河口。

（2）萬(wàn)泉河、文昌／文教河溶解態(tài)鋁在河口河?；旌线^(guò)程中均表現(xiàn)為不保守混合的行為。萬(wàn)泉河河口溶解態(tài)鋁在河海混合初期（鹽度＜1）表現(xiàn)為清除行為，而后含量變化相對(duì)較??；而文昌／文教河河口溶解態(tài)鋁則表現(xiàn)為溶出行為，這可能是由于紅樹(shù)林間隙水及底沉積物再懸浮過(guò)程中釋放的影響。

（3）部分萬(wàn)泉河、文昌／文教河上游采樣點(diǎn)由于受到人為活動(dòng)、橡膠廠污水排放的影響，溶解態(tài)鋁含量明顯增加，應(yīng)引起相關(guān)環(huán)保部門(mén)的重視。

致謝：感謝海南規(guī)劃設(shè)計(jì)院王道儒老師和華東師范大學(xué)河口海岸重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室張經(jīng)老師在航次執(zhí)行過(guò)程中的幫助，感謝中國(guó)海洋大學(xué)海洋生物地球化學(xué)實(shí)驗(yàn)室全體同學(xué)們給予的熱情幫助。

［1］ Taylor S R．Abundance of chemical elements in the continental crust：a new table［J］．Geochimica Cosmochimica Acta，1964，28：1273－1285．

［2］ Zhang J，Ren J L，Liu S M，et al．Dissolved Aluminum and silica in the Changjiang（Yangtze River）：Impact of weathering in subcontinental scale［J］．Global Biogeochem Cycles，2003，17（3）：1077－1087．

［3］ Martin J M，meybeck M．Elemental mass balance of material carried by major world rivers［J］．Mar．Chem，1979，7：173－206

［4］ Measures C I，Edmond J M．Aluminum as a tracer of the deep outflow from the Mediterranean［J］．J Geophys Res，1988，95：591－595．

［5］ Hydes D J，Liss P S．The behavior of dissolved Aluminum in estuarine and coast waters［J］．Estuarine，Coastal Mar Sci，1977，5：755－769．

［6］ Mackin J E，Aller R C．Diagenesis of dissolved aluminum in organic－rich estuarine sediments［J］．Geochim Cosmochim Acta，1983，48：229－313．

［7］ 林植青，鄭建祿，陳金斯，等．溶解態(tài)的Fe，Al，Mn，Si，Cu，Pb和Zn在河口混合過(guò)程中的絮凝［J］．海洋學(xué)報(bào)，1985，7（2）：172－180．

［8］ Morrisa A W，Howland R J M，Bale A J．Dissolved Aluminum in the Tamar estuary，southeast England［J］．Geochim Cosmochim Acta，1986，50：189－197．

［9］ Upadhyay S，Guptab R S．The behavior of aluminum in waters of the Mandovi estuary，west coast of India［J］．Mar Chem，1995，51：261－276．

［10］ Zhang J，Xu H，Yu Z G，et al．Dissolved Aluminum in four Chinese estuaries：evidence of biogeochemical uncoupling of Al with nutrients［J］．J Asia Earth Sci，1999，17：333－343．

［11］ Costantini S，Giordano R，Beccaloni E，et al．Experimental approach to aluminum phytotoxicity［J］．Microchemical，1992，46：20－29．

［12］ Nelson W O，Campbell P G C．The effects of acidification on the geochemistry of Al，Cd，Pb and Hg in freshwater environments：A literature review［J］．Environmental Pollut，1991，71：91－130．

［13］ Mulder J，Stein A．The solubility of aluminum in acidic forest soils：Long－term changes due to acid deposition［J］．Geochim Cosmochim Acta，1994，58：85－94．

［14］ Xu H，Zhang J，Ren J L，et al．Aluminum in the macrotidal Yalujiang Estuary：partitioning of Al along the estuarine gradients and flux［J］．Estuaries，2002，25（4A）：608－621．

［15］ 謝亮，任景玲，張經(jīng)，等．膠州灣中溶解態(tài)鋁的初步研究［J］．中國(guó)海洋大學(xué)學(xué)報(bào)：自然科學(xué)版，2007，37（1）：135－140．

［16］ 馮士筰，張經(jīng)，魏皓（編）．渤海環(huán)境動(dòng)力學(xué)導(dǎo)論［M］．北京：科學(xué)出版社，2007：1－281．

［17］ Zhang J，Yu Z G，Wang J T，et al．The subtropical Zhujiang（Pearl River）Estuary：Nutrient，trace species and their relationship to photosynthesis［J］．Estuarine Coastal Shelf Sci，1999，49：385－400．

［18］ 劉陽(yáng)生．海南省水資源與水環(huán)境現(xiàn)狀分析及對(duì)策研究［J］．水文，2006，26（1）：89－91．

［19］ 王寶燦，陳沈良，龔文平，等．海南島港灣海岸的形成與演變［M］．北京：海洋出版社，2006：3－4．

［20］ 陳則實(shí)主編，中國(guó)海灣志編委會(huì)編．中國(guó)海灣志第十一分冊(cè)［M］．北京：北京海洋出版社，1999：59－78．

［21］ 陳國(guó)強(qiáng)，高建華，朱大奎．海南島萬(wàn)泉河口海岸動(dòng)態(tài)及其政治對(duì)策［J］．海洋通報(bào)，2004，23（4）：38－43．

［22］ 王穎．海南潮汐汊道港灣海岸［M］．北京：中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社，1998：12－13．

［23］ 林鵬．海洋高等植物生態(tài)學(xué)［M］．北京：科學(xué)出版社．2006：15－31．

［24］ Zhang J，XU H，Ren J L．Fluorimetric determination of dissolved aluminum in natural waters after liquid－liquid extraction into n－h(huán)exanol［J］．Anal．Chim．Acta，2000，405：31－42．

［25］ Upadhyay S．Sorption model for dissolved and particulate aluminum in the Conway estuary，UK［J］．Estuarine，Coastal and Shelf Sci．2008（76）：914－919．

［26］ 王寶燦，陳沈良，龔文平等．海南島港灣海岸的形成與演變［M］．北京：海洋出版社，2006：75－104．

［27］ 2007年海南省環(huán)境狀況公報(bào)［R］．?？冢汉Ｄ鲜?guó)土環(huán)境資源廳．

［28］ Liu S M，Li R H，Zhang G L，et al．The impact of anthropogenic activities on nutrient dynamics in the tropical Wenchanghe and Wenjiaohe Estuary and Lagoon system in East Hainan，China［J］．Marine Chemistry，2011，doi：10．1016／j．marchem．2011．02．003．

［29］ 曹蘭花，趙瑛．催化氧化法處理丁苯橡膠生產(chǎn)廢水［J］．石化技術(shù)與應(yīng)用，2005，23（4）：271－273．

［30］ 郭青，趙旭濤，王維．混凝—催化氧化法處理丁苯橡膠生產(chǎn)廢水［J］．化工環(huán)保．2006，26（6）：494－497．

［31］ Desouky M M，Powell J J，Jugdaohsingh，et al．Influence of oligomeric silicic and humic acids on aluminum accumulation in a freshwater grazing invertebrate［J］．Ecotoxicology and Environmental Safety，2002，53：382－387．

［32］ Liu H J，Hu C Z，Zhao H，et al．Coagulation of humic acid by PACl with high content of Al13：The role of aluminum speciation［J］．Separation and Purification Technology，2009，70：225－230．

［33］ Zhang Y L，Du J Z，Zhang F F，et al．Chemical characterization of humic substances isolated from mangrove swamp sediments：The qinglan area of Hainan Island，China［J］．Estuarine，Coastal and Shelf Science，2011，92：180－187．

［34］ Chou L，Wollast R．Biogeochemical behavior and mass balance of dissolved aluminum in the western Mediterranean Sea［J］．Deep－Sea Res，1997，44：741－768．

［35］ Mackin J E，Aller R C．Dissolved Al in sediments and waters of the East China Sea：Implications for authigenic mineral formation［J］．Geochim．Cosmochim．Acta，1984，48：281－297．

［36］ Mackin J E，Aller R C．The infinite dilution diffusion coefficient for Al（OHat℃［J］．Geochim．Cosmochim．Acta，1983，47：959－961．

［37］ 任景玲，張經(jīng)．羅納河中的鋁、營(yíng)養(yǎng)鹽及常量元素的研究［J］．青島海洋大學(xué)學(xué)報(bào)，2002，32（6）：993－1000．

［38］ Cameron E M，Hall G E M，Veizer J，et al．Isotopic and elemental hydrogeochemistry of a major river system：Fraser River，British Columbia，Canada［J］．Chem Geol，1995（122）：149－169．

［39］ Dupre B J，Gaillardet J，ROUSSEAU D，et al．Major and trace elements of river－borne material：The Congo Basin［J］．Geochim Cosmochim Acta，1996，60：1301－1321．

［40］ Gaillardet J，Dupre B，Allegre C J，et al．Chemical and physical denudation in the Amazon River Basin［J］．Chem Geol，1997，142：141－173．

The Distributions and Seasonal Variations of Dissolved Aluminum in Wanquan River，Wenchang／Wenjiao River and Their Estuaries in Hainan Province，China

REN Jing－Ling1，JIANG Zhe1，ZHANG Gui－Ling1，ZHANG Guo－Ling1，LIU Su－Mei1，XU Dong－Feng3
（College of Chemistry and Chemical Engineering，Ocean University of China，Qingdao 266100，China；2．Second Institute of Oceanography，Hangzhou 310012，China）

The distributions and seasonal variations of dissolved Al in Wanquan River（WQR），Wenchang／Wenjiao River（WWR）and their estuaries in December 2006and August 2007are presented in this paper．The average concentrations of dissolved Al in WQR and its estuary in winter and summer are（156±127）and（157±97）nmol／L，respectively，with no apparent seasonal variation．The average concentrations of dissolved Al in WWR and its estuary in winter and summer are（242±156）and（222±66）nmol／L，respectively，with relatively higher concentration in winter．Dissolved Al in the WQR and WWR estuaries all showed the non－conservative mixing behaviors．Dissolved Al was scavenged from water column at the initial mixing of river and seawater（salinity＜1）and kept relatively stable concentrations in the WQR estuary．However，there are obvious additional sources of dissolved aluminum during the mixing of river and seawater in the WWR estuary．Contributions of dissolved Al from pore water in the mangrove area were proposed to be the possible source in the WWR estuary．Some riverine samples with abnormally high concentrations of dissolved Al indicated the exist of anthropogenic effects in the drainage basins，which might come from the rubber plant’s effluent in the WQR and also from domestic and aquaculture sewages in the WWR．Comparison with other riverine results in China and world reveals that the concentrations of dissolved Al in WQR and WWR are still in pristine level．

dissolved Al；distribution and seasonal variation；Wanquan River；Wenchang／Wenjiao River

P734．2

A

1672－5174（2011）－283－08

科技部國(guó)際合作專項(xiàng)（2007DFB20380）；國(guó)家自然科學(xué)青年基金項(xiàng)目（40606028）資助

2011－03－08；

2011－06－08

任景玲（1973－），女，副教授，從事痕量元素的海洋生物地球化學(xué)研究。E－mail：renjingl＠ouc．edu．cn

責(zé)任編輯 徐 環(huán)