Die Reaktivität gelöster und suspendierter Phosphorpartikel nimmt mit der Entfernung flussabwärts im Gelben Fluss ab

Communications Earth & Environment Band 4, Artikelnummer: 294 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Der Gelbe Fluss ist eine potenziell wichtige Quelle für terrestrisch gewonnenen Phosphor für das phosphorarme Bohai-Meer. Die saisonalen Schwankungen der Konzentrationen, Verteilung und Bioverfügbarkeit von gelöstem und partikulärem Phosphor entlang des Gelben Flusses sind jedoch nur unzureichend begrenzt. Hier messen wir gelösten und suspendierten partikulären Phosphor an 72 Stationen von der Quelle bis zur Mündung des Gelben Flusses während der Regenzeit 2020 und der Trockenzeit 2021. Die mittleren Konzentrationen von Gesamtphosphor, insgesamt gelöstem Phosphor und gelöstem reaktivem Phosphor waren höher die Regenzeit als die Trockenzeit. Eine Analyse mit sequenzieller Fraktionierung zeigte, dass im Allgemeinen mit Calciumcarbonat verbundener Phosphor den Schwebstoffpool dominierte. Allerdings stiegen der Phosphorgehalt und der relative Beitrag von eisengebundenem Phosphor in suspendierten Partikeln während der Trockenzeit an, was auf saisonale Schwankungen der Bioverfügbarkeit schließen lässt. Die Reaktivität der Phosphorvorkommen nahm von der Quelle bis zur Mündung ab, was auf ein geringes Exportpotenzial von bioverfügbarem Phosphor in die Bohai-See hindeutet.

Phosphor (P) ist ein essentieller Nährstoff für Wasserorganismen und auch ein häufiger Schadstoff, wenn er im Ökosystem im Übermaß vorhanden ist. Küstengebiete haben seit der industriellen Revolution eine bemerkenswerte wirtschaftliche Expansion erlebt. Durch Industrieemissionen, das Abfließen von chemischen Düngemitteln und tierischen Düngern aus landwirtschaftlichen Flächen wurden große Mengen P in die Küstenzone transportiert, wodurch einige Offshore-Meere stark verschmutzt wurden1. Es wurde geschätzt, dass der gesamte anthropogene Netto-P-Eintrag aus den sieben großen Flusssystemen in die Küstenzone und das Meer in China von 1999 bis 2018 206.464,8 kg P km-2 betrug2. Der P-Eintrag kann Meeresorganismen Nährstoffe zum Überleben liefern, ein übermäßiger P-Eintrag kann jedoch schädliche Algenblüten auslösen und die Gesundheit des Ökosystems gefährden3. Es ist möglich, dass diese beiden Bedingungen zu unterschiedlichen Jahreszeiten im selben Fluss auftreten. Daher ist es wichtig, die Auswirkungen des P-Eintrags aus saisonalen Flüssen von der Quelle bis zur Küstenzone zu untersuchen.

Der Gelbe Fluss hat die höchste Konzentration an Schwebstaub (SPM) weltweit und transportiert große Mengen an fluvialem SPM in die Küstenmeere4. P ist häufig auf SPM mit einer Partikelgröße von weniger als 63 μm angereichert und wird zusammen mit SPM5 transportiert. Tatsächlich wurde berichtet, dass ein Anstieg des Feinpartikelgehalts im SPM den P-Fluss zur Mündung im Einzugsgebiet des Gelben Flusses erhöht6. Der Gelbe Fluss ist ein saisonaler Fluss mit großen Schwankungen bei Niederschlag, SPM-Konzentration und Fließgeschwindigkeit zwischen Regen- und Trockenzeit. Studien haben gezeigt, dass der Gelbe Fluss im Sommer mehr als 50 % seines Niederschlags für das gesamte Jahr erhält, während er im Winter nur etwa 3 % erhält7. In den letzten Jahrzehnten ist die SPM-Konzentration im Gelben Fluss jedoch aufgrund des Klimawandels und menschlicher Eingriffe wie Staudammbau, Boden- und Wasserschutz sowie Wasserumleitung8 dramatisch zurückgegangen, was möglicherweise Auswirkungen auf den Nährstoffhaushalt und den trophischen Status des Gelben Flusses hat das Bohai-Meer9. Die meisten Studien konzentrierten sich auf den Transport von P vom Unterlauf des Gelben Flusses und dem Delta des Gelben Flusses in die Bohai-See. Es fehlt jedoch an Informationen darüber, wie sich Phosphorvorkommen in Größe und Zusammensetzung entlang des Gelben Flusses und zwischen den Jahreszeiten unterscheiden, obwohl sie potenziell wichtig für die Vorhersage fluvialer P-Einträge in das Bohai-Meer sind.

Die SMT-Methode (Standards, Measurements and Testing) und die Lösungs-31P-Kernspinresonanzspektroskopie (31P-NMR) werden üblicherweise für die P-Analyse von Sedimenten verwendet10,11. Mit der SMT-Methode kann Sediment-P in mit NaOH extrahierbares anorganisches P (NaOH-P), mit HCl extrahierbares anorganisches P (HCl-P) und organisches P (OP)12 unterteilt werden. NaOH-P steht für Eisen-Mangan-Aluminium-gebundenes P (Fe/Mn/Al-P); HCl-P stellt mit Calciumcarbonat (Ca-P) assoziiertes P dar. Allerdings kann mit dieser Methode nur die Gesamtmenge an organischem P im Sediment bestimmt werden, nicht jedoch die spezifische Zusammensetzung und Form des organischen P. Die 31P-NMR-Spektroskopie ermöglicht hingegen eine schnelle und genaue Analyse der spezifischen Zusammensetzung und Form des organischen P in Sedimenten13 . Die P-Verbindungen in Sedimenten können durch die 31P-NMR-Spektroskopie in sechs Kategorien eingeteilt werden, nämlich Phosphonat (Phos-P), Orthophosphat (Ortho-P), Orthophosphatmonoester (Mono-P), Orthophosphatdiester, Pyrophosphat (Pyro-P). und Polyphosphat (Poly-P)14.

In dieser Studie wurde eine überregionale Variation der SPM- und P-Konzentrationen und -Zusammensetzung von der Quelle des Gelben Flusses bis zur Mündung in der Regen- und Trockenzeit untersucht. Die P-Fraktionierungsmethode und 31P-NMR wurden verwendet, um den möglichen Beitrag von P vom Gelben Fluss zur Küstenzone zu untersuchen. Der Zweck dieser Studie bestand darin, die Zusammensetzung und Verteilung von P im Wasser und SPM entlang des Gelben Flusses während der Regen- und Trockenzeit zu untersuchen. Da der Gelbe Fluss eine wichtige Nährstoffquelle für das P-begrenzte Bohai-Meer ist, kann die potenzielle Zufuhr von fluvialem P in Verbindung mit feinen Schwebstoffen die Primärproduktivität in der Küstenregion des Ozeans beeinträchtigen.

Die P-Konzentrationen an den Probenahmestellen des Gelben Flusses (Abb. 1), in jedem Abschnitt und in jedem Mündungsgebiet sind in Tabelle 1 aufgeführt. Die Konzentrationen von Gesamtphosphor (TP), Gesamtphosphor gelöstem Phosphor (TDP) und gelöstem reaktivem Phosphor (DRP) im Gelben Fluss Die Konzentrationen reichten von unterhalb der Nachweisgrenze (ND) -11,98 mg·L-1, ND-0,36 mg·L-1 und ND-0,34 mg·L-1 während der Regenzeit, während die Konzentrationen von TP, TDP und DRP zwischen 1 und 20 lagen 0,03-2,05 mg·L-1, ND-0,57 mg·L-1 und ND-0,55 mg·L-1 während der Trockenzeit. Die mittleren Konzentrationen von TP, TDP und DRP im Gelben Fluss während der Regenzeit betrugen 1,66 ± 2,18 mg·L−1, 0,12 ± 0,12 mg·L−1 und 0,08 ± 0,10 mg·L−1, während ihre mittleren Konzentrationen in Die Trockenzeit betrug 0,45 ± 0,51 mg·L−1, 0,03 ± 0,07 mg·L−1 bzw. 0,02 ± 0,07 mg·L−1. Die DRP-Werte lagen sowohl in der Regen- als auch in der Trockenzeit über dem Weltdurchschnitt (0,0148 mg·L−1)15. Unterdessen zeigte sich, dass die P-Konzentrationen in der Regenzeit im Allgemeinen höher waren als in der Trockenzeit, insbesondere die Konzentration von TP. Studien haben gezeigt, dass eine Verringerung des Flussabflusses zu einem starken Rückgang der SPM-Konzentration führt16. Da der größte Teil des anorganischen Phosphors (IP) am SPM adsorbiert oder im SPM enthalten war, könnte der Anstieg des Flussdurchflusses und des SPM die höhere P-Konzentration während der Regenzeit erklären.

„Hoch“ und „Niedrig“ repräsentieren die höchsten bzw. niedrigsten Erhebungen im Einzugsgebiet des Gelben Flusses. Der Farbübergang von Lila zu Grün stellt die Variationen der entsprechenden Höhen im Gelben Flussbecken dar.

Der Grad des menschlichen Einflusses auf die physikalisch-chemischen Eigenschaften von Boden und Sediment kann aus dem Variationskoeffizienten (CV)17 abgeleitet werden. Die CVs von P in den vier Flussabschnitten sind in Tabelle 1 aufgeführt. Die CVs von TP, TDP und DRP betrugen 132 %, 102 % und 121 % für die Regenzeit und 114 %, 172 % und 309 % für die Trockenzeit. jeweils. Darüber hinaus zeigte sich, dass die Verteilung verschiedener P-Formen im Gelben Fluss alle eine hohe Variabilität aufwies (VK > 36 %). Unterdessen konnten deutliche Unterschiede in den Lebensläufen verschiedener Flussabschnitte festgestellt werden. Die CVs von TDP und DRP in der Mündung des Gelben Flusses betrugen 0 % in der Regenzeit und 14 % bzw. 0 % in der Trockenzeit. Daher wies die Verteilung verschiedener P-Formen im Mündungsgebiet des Gelben Flusses eine geringe Variabilität auf (CVs <15 %) und wurde nur minimal durch menschliche Aktivitäten beeinflusst. Darüber hinaus wiesen die CVs von TP im Mündungsgebiet des Gelben Flusses, DRP im Mittellauf und TDP im Mittellauf in der Trockenzeit eine moderate Variabilität auf (15 %

Die räumliche und zeitliche Verteilung der P-Konzentration im Gelben Fluss zeigte komplexe und drastische Veränderungen (Abb. 2). Offensichtliche Unterschiede wurden in der Verteilung verschiedener P-Formen in der Regen- und Trockenzeit festgestellt. Der t-Test für gepaarte Proben wurde für die P-Konzentrationen in der Regen- und Trockenzeit durchgeführt, mit ptwo-side < 0,05 (Tabelle 2). Es zeigte sich, dass die Konzentrationen von TP, TDP und DRP in zwei Jahreszeiten deutlich unterschiedlich waren. Darüber hinaus gilt pone-side = ptwo-side/2 < 0,05, was darauf hinweist, dass die Konzentrationen von TP, TDP und DRP in der Regenzeit deutlich höher waren als in der Trockenzeit.

(a) TP in der Regenzeit; (b) TDP in der Regenzeit; (c) DRP in der Regenzeit; (d) TP in der Trockenzeit; (e) TDP in der Trockenzeit; (f) DRP in der Trockenzeit. „TP“, „TDP“ und „DRP“ bedeuten Gesamtphosphor, insgesamt gelöster Phosphor und gelöster reaktiver Phosphor. Es liegen keine Daten für QH1-15 in der Trockenzeit vor, die schwarz dargestellt ist.

Während der Regenzeit stiegen die TP-Konzentrationen vom Ober- zum Unterlauf allmählich an, fielen jedoch an der Mündung stark ab, während die TDP- und DRP-Konzentrationen allmählich abnahmen (Abb. 2a-c). Mit Ausnahme der Mündung des Gelben Flusses stieg die TP-Konzentration in der Regenzeit mit der Strömung des Gelben Flusses aufgrund des Einflusses menschlicher Aktivitäten, wie der Einleitung von landwirtschaftlichen, industriellen und häuslichen Abwässern. Es war bemerkenswert, dass QH-3 bis QH-8 und GS-2 bis GS-7 hohe Konzentrationen an gelöstem organischem Phosphor (DOP) aufweisen, die in der Regenzeit 73–95 % des TDP ausmachen. Allerdings konnte die hohe DOP-Konzentration in QH-8 (DOP machte in der Regenzeit 83,6 % der TDP aus) nicht wie vorgesehen zum nächsten Standort transportiert werden (QH-9, DOP machte in der Regenzeit 16,9 % der TDP aus). Dies ist bei GS-7 der Fall. Daher ist es auch schwierig, DOP in der Wassersäule des Gelben Flusses von der Quelle zur Mündung zu transportieren. Vom Abschnitt der Inneren Mongolei bis zur Mündung lagen die Konzentrationen von TDP und DRP in der Regenzeit mit Ausnahme einiger Nebenflüsse (NM-7, SX-2, SX-8 und HN-3) unter 0,04 mg·L−1. Es wurde berichtet, dass die Ulanbuh- und Kubuqi-Wüste sowie das Lössplateau im Westen der Inneren Mongolei jedes Jahr insgesamt etwa 1,6 Milliarden Tonnen SPM zum Gelben Fluss transportieren20. Dies führte dazu, dass der Großteil des P in der Wassersäule am SPM adsorbiert wurde, was zu einem Rückgang der TDP in der Wassersäule führte15. An der Mündung des Gelben Flusses sank die TP-Konzentration in der Regenzeit jedoch stark, da sich der Kanal verbreiterte und das Süßwasser durch Meerwasser verdünnt wurde. Darüber hinaus ist die schnelle Aggregation und das Absinken von SPM unter dem Einfluss von Salzwasser ein wichtiger Grund für den Rückgang der TP-Konzentration in der Mündung des Gelben Flusses21. In Abb. 2d, e zeigten die Konzentrationen von TP und TDP während der Trockenzeit einen Trend, der vom Oberlauf zum Unterlauf abnahm und dann zunahm, während die Konzentration von DRP einen allmählichen Rückgang zeigte. Im Allgemeinen stieg die TDP-Konzentration in der Wassersäule in der Trockenzeit erheblich an, was auf die Abnahme der SPM-Konzentration in der Trockenzeit zurückzuführen war (Tabelle 3 und ergänzende Abbildung S1). Die Verringerung des Abflusses während der Trockenzeit hat zu einer Verringerung der Sandtransportkapazität des Gelben Flusses geführt (Tabelle 3). Und der größte Teil des P im Gelben Fluss ist in SPM5 konzentriert. Daher dürfte die deutliche Verringerung des Abflusses während der Trockenzeit zu einem erheblichen Rückgang der Einträge von Schwebstaub und damit verbundenem P vom Gelben Fluss in die Mündung geführt haben. Laut Yellow River Water Resources Bulletin 2020 macht der durchschnittliche Abfluss an jeder großen hydrologischen Station in der Regenzeit (Juli-Oktober) des Gelben Flusses im Jahr 2020 57,7 % des Gesamtabflusses des Gelben Flusses aus (Ergänzungstabelle S3)7. Darüber hinaus zeigte die vorherige Studie, dass der TP-Gehalt der Oberflächensedimente im Delta des Gelben Flusses im Sommer auch eine höhere zeitliche Verteilung aufwies als im Frühjahr22.

Wie in Tabelle 3 und der ergänzenden Abbildung S1 gezeigt, nimmt der SPM im Gelben Fluss vom Ober- zum Unterlauf weiter zu. Die SPM nehmen im Mittellauf des Gelben Flusses plötzlich und dramatisch zu, wenn dieser das Lössplateau überquert23. Allerdings ist im Vergleich zur Zeit vor 1950 derzeit ein starker Rückgang der SPM-Konzentrationen im Gelben Fluss zu verzeichnen4. Im Vergleich zum durchschnittlichen SPM-Konzentrationstransport von 1956 bis 2000 nimmt der SPM-Transport an jedem Standort im Jahr 2020 um 55,6 % auf 100 % ab (Ergänzungstabelle S3). Es wurde festgestellt, dass anthropogene Einflüsse wie der Bau von Landschaftsprojekten, Terrassen, Staustufen und Stauseen die Hauptfaktoren für den Rückgang von SPM seit den 1970er Jahren waren8. Da der SPM in den meisten Abschnitten des Gelben Flusses nicht merklich schwankte, wurden 16 repräsentative Probenahmestellen ausgewählt. Wie in Abb. 3 gezeigt, lag der Gehalt an gesamtem partikulärem Phosphor (TPP) in SPM mit Ausnahme von GS-3 (719,8 mg·kg−1) in der Regenzeit zwischen 586,1 und 626,7 mg·kg−1, was niedriger war als das in der Trockenzeit (677,7–827,0 mg·kg−1). Er war offensichtlich höher als der durchschnittliche TPP-Gehalt (466,8 mg·kg−1) des Gelben Flusses im Abschnitt Ningxia-Innere Mongolei im Jahr 201520. Darüber hinaus wurde die P-Verteilung im SPM und in der Wassersäule des Gelben Flusses in verschiedenen Jahreszeiten ermittelt war das Gegenteil. Es ist bekannt, dass die Konzentration von TDP im Flusswasser durch Wechselwirkung mit anorganischem SPM24 gepuffert wird. Unterdessen führte die Abnahme des SPM, der Wassertemperatur und des gelösten Sauerstoffs im Gelben Fluss während der Trockenzeit zu einem Rückgang der P-Bindungskapazität des SPM (Ergänzungstabelle S1). Die Forschung zeigte, dass die Biomasse des Organismus mit abnehmender Temperatur in der Wassersäule abnahm, was die Umwandlung von Fe (III) in Fe (II) hemmte und die P-Freisetzung beeinträchtigte25.

(a) Regenzeit; (b) Trockenzeit. „OP“, „HCl-P“ und „NaOH-P“ bedeuten organischen Phosphor, mit Calciumcarbonat assoziierten Phosphor bzw. Eisen-Mangan-Aluminium-gebundenen Phosphor.

Während der Regenzeit ist aus Abb. 3a ersichtlich, dass NaOH-P im SPM des Gelben Flusses nur 2,9–5,2 % des TPP ausmachte, während HCl-P 59,0–83,5 % des TPP ausmachte. NaOH-P stellt den Fe/Mn/Al-gebundenen P im Sediment dar, der den Hauptanteil des P-Austauschs mit der Wassersäule des Gelben Flusses darstellt26. HCl-P steht für an Calciumcarbonat gebundenes P, das normalerweise nicht bioverfügbar ist12,27. Es zeigte sich, dass die SPM von Yellow River einen geringen Gehalt an reaktivem Fe und ein niedriges Verhältnis von austauschbarem P zu TPP aufweisen. Dies stimmte mit den Ergebnissen von Pan et al. überein. (2013) des P-Fraktionierungsgehalts im SPM des Gelben Flusses im Jahr 200715. Es zeigte sich, dass der Gehalt an HCl-P im Qinghai-Abschnitt mit 349–378 mg·kg−1 am niedrigsten war (Abb. 3a). QH-11 bis QH-12 befanden sich vor dem Longyangxia-Stausee (QH-13), einem Abschnitt des Gelben Flusses mit einem Hochgebirgstal-Fließweg, schnellem Wasserfluss und einem starken Anstieg des Wasservolumens. Daher stammen die SPM in diesem Abschnitt des Gelben Flusses hauptsächlich aus dem Fluss, der die Felsen des Canyons durchspült, was zur Mineralisierung von OP im SPM als HCl-P28 führt. Allerdings stieg der HCl-P-Gehalt im Gansu-Abschnitt beim Eintritt in das Lössplateau am plötzlichsten auf 507 mg·kg−1 und blieb dann stabil (~480 mg·kg−1). Es zeigte sich, dass etwa 60 % des im Löss enthaltenen P HCl-P ist, das nicht direkt bioverfügbar war. Mit der Strömung des Gelben Flusses nahm der OP-Gehalt von SPM jedoch stark ab und stieg dann langsam an. Insbesondere zwischen den Standorten QH-12 und NX-3 betrug die Veränderung des OP-Gehalts -63,6 %, ein starker Rückgang, der hauptsächlich auf die Verringerung des Produktionswerts der Tierhaltung und den Anstieg von SPM zurückzuführen ist. Es wurde berichtet, dass der Produktionswert der Tierhaltung in Ningxia im Jahr 2020 um 19,7 % niedriger war als in Qinghai (Ergänzungstabelle S4). In Abb. 3a betrug der durchschnittliche OP-Gehalt des Gelben Flusses in den Abschnitten Henan und Shandong 114,5 mg·kg−1 und war damit höher als der OP-Gehalt in den Abschnitten Ningxia, Innere Mongolei und Shanxi (86,0 mg·kg−1). ). Dies wird hauptsächlich auf die Tatsache zurückgeführt, dass die Provinzen Henan und Shandong wichtige Agrarprovinzen in China sind, deren landwirtschaftliche Produktion im Jahr 2020 deutlich höher ist als die anderer Provinzen (Provinz Henan, 624,48 Milliarden Yuan; Provinz Shandong, 516,84 Milliarden Yuan) (Ergänzungstabelle). S4). Daher dürfte der Verbrauch von P-haltigen Düngemitteln und Organophosphor-Pestiziden in diesen beiden Provinzen offensichtlich höher sein als in anderen Provinzen.

In der Trockenzeit war der NaOH-P-Gehalt in SPM jedoch 2,5- bis 6,8-mal höher als in der Regenzeit, und der HCl-P-Gehalt war mit dem in der Regenzeit vergleichbar (Abb. 3a). Die Ergebnisse zeigten, dass der bioverfügbare P-Gehalt in der Trockenzeit höher war als in der Regenzeit. Während der Trockenzeit nahm der Abfluss des Gelben Flusses jedoch dramatisch ab und der Wasserfluss verlangsamte sich (Ergänzungstabelle S3 und Ergänzungsabbildung S2). Darüber hinaus war der OP-Gehalt von SPM im Abschnitt Ningxia-Innere Mongolei in der Trockenzeit höher als in der Regenzeit, während im Abschnitt Henan-Shandong das Gegenteil der Fall war (Abb. 3). Einige Berichte haben dokumentiert, dass Böden mit einem niedrigeren pH-Wert die Hydrolyse von Pestiziden mit organischem Phosphor schwächen können, weshalb saure Böden anfälliger für OP-Verschmutzung sind29,30. Der pH-Wert des Abschnitts Henan-Shandong im Gelben Fluss war in der Trockenzeit im Allgemeinen höher als in der Regenzeit (Ergänzungstabelle S1). Darüber hinaus erschwert die niedrige Wassertemperatur der Flüsse während der Trockenzeit den Abbau von OP. Es wurde berichtet, dass Methylparathion im Dunkeln mit einer Halbwertszeit von 2,25 Tagen bei einer Temperatur von 45 °C und 68 Tagen bei einer Temperatur von 8 °C hydrolysiert wird31. Mittlerweile werden die Ernten in Henan und der Provinz Shandong zweimal im Jahr gereift, und Shandong ist auch eine große Gemüseanbauprovinz und verfügt über die zweithöchste Anbaufläche aller Provinzen des Landes. Laut dem Shandong Statistical Yearbook 2020 betrug die gesamte Gemüseproduktion in Shandong im Jahr 2019 102,729 Millionen Tonnen, was 13,08 % der gesamten Gemüseproduktion in China ausmacht32. Darüber hinaus ergab eine Umfrage des National Bureau of Statistics in China, dass der Einsatz von Pestiziden in der Provinz Shandong (120.342 Tonnen) der höchste aller Provinzen des Landes ist (Ergänzungstabelle S5). Zusammengenommen lässt dies darauf schließen, dass die Henan-Shandong-Abschnitte des Gelben Flusses während der Trockenzeit hohe OP-Werte in SPM aufweisen.

Die Beziehung zwischen physikalisch-chemischen Eigenschaften, SPM-Größe und P-Konzentration in der Regen- und Trockenzeit des Gelben Flusses ist in Abb. 4 dargestellt. Im Allgemeinen korrelierten P-Konzentration und SPM-Größe während der Regenzeit schwach (Abb. 4a). Während der Trockenzeit zeigten die Ton- und TP-Konzentrationen eine signifikante negative Korrelation (Abb. 4b). Ton ist ein Sediment, das im suspendierten Zustand typischerweise eine kleine Partikelgröße (<4 μm) und eine große Oberfläche aufweist und daher eine hohe Kapazität zur P-Adsorption aufweist. Im Delta des Gelben Flusses wurde gezeigt, dass die SPM-Feinpartikelfraktion positiv mit dem P-Fluss in der Flussmündung korreliert6. Unsere Daten deuten jedoch darauf hin, dass die SPM- und TP-Konzentrationen im Gelben Fluss während der Trockenzeit trotz eines Anstiegs der Tonkonzentration abnahmen. Wir führen dies auf die langsame Flussgeschwindigkeit und den geringen Durchfluss während der Trockenzeit zurück, die die Erosion und Transportkapazität des Flusses verringern. Während der Regenzeit korrelierte der gelöste Sauerstoff positiv mit TDP und DRP, während der Trockenzeit jedoch negativ mit diesen Variablen (Abb. 4). Niedrigere Konzentrationen an gelöstem Sauerstoff während der Regenzeit waren wahrscheinlich mit einem Anstieg der Biomasse und der Temperatur in der Wassersäule im Vergleich zur Trockenzeit verbunden. Die niedrigeren TDP- und DRP-Konzentrationen während der Regenzeit waren wahrscheinlich auf hohe SPM-Konzentrationen zurückzuführen, die die P-Adsorption und -Entfernung aus der Wassersäule begünstigten15.

(a) Regenzeit; (b) Trockenzeit. Der Farbübergang von Rot nach Blau stellt den Grad der Korrelation von positiver zu negativer Korrelation dar. „D50“ bedeutet mittlere Partikelgröße; „D90“ bedeutet, dass die kumulative Masse von Partikeln, die kleiner als eine bestimmte Größe sind, 90 % aller Partikel ausmacht; SPM-Schwebepartikel, TP-Gesamtphosphor, TDP-Gesamt gelöster Phosphor, DRP gelöster reaktiver Phosphor, DO gelöster Sauerstoff, EC-elektrische Leitfähigkeit, SAL-Salzgehalt, ORP-Oxidationsreduktionspotential.

Die 31P-NMR-Spektren für das SPM im Gelben Fluss sind in Abb. 5 dargestellt. In den NaOH-EDTA-Extrakten von SPM wurden vier 31P-NMR-Peaks nachgewiesen. Alle NMR-Spektren zeigten Peaks in den Bereichen OP und IP, darunter Ortho-P (6 ~ 7 ppm), Mono-P (4 ~ 6 ppm) und DNA-P (eine Art Orthophosphatdiester) (0 ~ −1). ppm) und Pyro-P (-3,5 ~ -4,5 ppm). Phos-P (20 ppm) und Poly-P (-20 ppm) wurden in keinem der SPM im Gelben Fluss nachgewiesen. Darüber hinaus hatte eine frühere Studie gezeigt, dass der durch NaOH-EDTA extrahierte P nicht der gesamte P im Sediment war33. Wie in Tabelle 4 gezeigt, lagen die Extraktionsraten von NaOH-EDTA für das SPM des Gelben Flusses zwischen 3,6 % und 13,0 %, mit Ausnahme von QH-12 (20,3 %). Dies unterschied sich von der Extraktionsrate von NaOH-EDTA, die in anderen Berichten berichtet wurde, beispielsweise im Erkensee (15–36 %), im Kasumigaura-See (39,7–61,3 %) und in der Ostsee (16–29 %)34,35,36. Der Hauptgrund dafür war, dass HCl-P im SPM des Gelben Flusses mehr als 59 % des TPP ausmachte und hauptsächlich aus dem Fluss stammte, der das Tal durchspülte, was zu geringeren Konzentrationen an biogenem P führte (Abb. 3). Das nicht extrahierbare P kann Ca-gebundenes und feuerfestes organisches P sein, das möglicherweise nicht bioverfügbar ist. Neben Ortho-P umfasste biogenes P in diesem Experiment auch Mono-P, DNA-P und Pyro-P36,37. Der Gehalt an biogenem P im Oberlauf wies während der Regenzeit starke Schwankungen auf, im Mittel- und Unterlauf hingegen blieb er konstant und unterschied sich nur geringfügig zwischen den beiden Jahreszeiten (Tabelle 4).

(a) Oberlauf in der Regenzeit; (b) Mittellauf in der Regenzeit; (c) Unterlauf in der Regenzeit; (d) Unterlauf in der Trockenzeit. Die farbigen Linien dienen zur Unterscheidung verschiedener 31P-NMR-Spektren. „QH“, „GS“, „NX“, „NM“, „SX“, „HN“ und „SD“ stehen für die Provinzen Qinghai, Gansu, Ningxia, Innere Mongolei, Shanxi, Henan und Shandong in China. Die arabischen Ziffern „12“, „3“, „6“ usw. geben die Reihenfolge der Abtastpunkte an. Beispielsweise steht „QH-12“ für die 12. Probenahmestelle in der Provinz Qinghai und „SD-4“ für die 4. Probenahmestelle in der Provinz Shandong.

Wie in Abb. 5 gezeigt, war Ortho-P die vorherrschende Form von P im NaOH-EDTA-Extrakt, was mit den Ergebnissen der SMT-Extraktion von P aus SPM übereinstimmte. Darüber hinaus war Mono-P mit 0,8–59,3 mg·kg−1 das am häufigsten vorkommende OP im SPM des Gelben Flusses und machte 78,9–94,4 % des biogenen P aus (mit Ausnahme von Ortho-P). Bemerkenswert ist, dass Mono-P während der Regenzeit im Oberlauf des Gelben Flusses zunächst stark um 81,2 % von QH-12 auf NX-2 abfiel, und dann nahm der Rückgang ab. Unterdessen blieb der Gehalt an Mono-P im Shanxi-Abschnitt des Mittellaufs stabil, mit einem leichten Anstieg zum Unterlauf. Im Gegensatz dazu war die Konzentration von Mono-P während der Trockenzeit im Unterlauf des Gelben Flusses sehr gering, während es im Mündungsgebiet des Flusses zu einem drastischen Anstieg kam. Mono-P besteht aus labilem Monoester und phytatähnlichem P. Frühere Studien haben gezeigt, dass der Großteil des Mono-P aus Pflanzen, Algen und Mist stammt und als biologisch nicht verfügbar und im Sediment unbeweglich gilt38,39. Und auch Organophosphor-Pestizide sind ein wichtiger Bestandteil von Mono-P, wie zum Beispiel Glyphosat13. Darüber hinaus wurde der Unterlauf des Gelben Flusses stark vom Xiaolangdi-Stausee beeinflusst. Seit der Überschwemmung in Xiaolangdi im Jahr 2018 wurde das Delta des Gelben Flusses umgestaltet und große Mengen P, die von SPM getragen werden, sind in die Mündung des Gelben Flusses gelangt16. Mittlerweile verfügt die Mündung des Gelben Flusses auch über das vollständigste und jüngste Feuchtgebietsökosystem in der warmgemäßigten Zone Chinas, wobei die wichtigsten vorherrschenden Vegetationen Phragmites australis, Tamarix cheinensis und Suaeda salsa sind40. Daher war der hohe Mono-P-Gehalt der Mündung des Gelben Flusses unvermeidlich.

Die Beiträge von DNA-P und Pyro-P zum biogenen P waren im SPM des Gelben Flusses minimal (Tabelle 4). Pyro-P war im SPM des Gelben Flusses allgegenwärtig, aber der Gehalt betrug weniger als 1 mg·kg−1, mit Ausnahme der QH-12-Stelle (5,70 mg·kg−1) in der Regenzeit und der SD-12-Stelle ( 2,70 mg·kg−1) in der Trockenzeit. Eine 31P-NMR-Untersuchung eines eutrophen Flachsees zeigte jedoch, dass der Pyro-P-Gehalt im SPM im See etwa 3 mg·kg−1 betrug36. Pyro-P, das als das aktivste P im SPM galt, kann von Wasserorganismen direkt genutzt werden. Studien haben gezeigt, dass die geschätzte Halbwertszeit von Pyro-P in Sedimenten etwa 10 Jahre betrug, während die von Mono-P und Orthophosphatdiester zwei Jahrzehnte betrug34. Unterdessen deutete das Vorhandensein von Pyro-P auf die hohe Aktivität von Mikroorganismen hin, die am biogenen P-Zyklus in SPM41 beteiligt sind. Dies wurde auch durch den höheren biogenen P-Gehalt in QH-12 und SD-12 als in anderen Regionen bestätigt.

In Abb. 5 wurde DNA-P nur in Orthophosphatdiester nachgewiesen, das 0–14,8 % des biogenen P ausmachte. Mit Ausnahme von QH-12 war es jedoch schwierig, DNA-P an anderen Probenahmestellen nachzuweisen, insbesondere an GS-3 bis NM-9 und SX-7 in der Regenzeit und an SD-8 und SD-12 in der Trockenzeit . Im Allgemeinen war der DNA-P-Gehalt während der Regenzeit im Mittel- und Unterlauf des Gelben Flusses höher. Obwohl der Gehalt an Orthophosphatdiester niedriger war als der Gehalt an Mono-P und Pyro-P in OP, könnte DNA-P bei häufigen Änderungen der Redoxbedingungen die Hauptquelle für P für Wasser sein. Während der Regenzeit kam es ab HN-3 zu einem deutlichen Anstieg des Oxidations-Reduktionspotentials im Gelben Fluss (Ergänzungstabelle S1). Frühere Studien haben jedoch gezeigt, dass Orthophosphatdiester unter oxischen Bedingungen anfälliger für Zersetzung sind42. Dennoch zeigten die 31P-NMR-Untersuchungen von OP in Sedimenten, dass die bakterielle Aktivität nicht nur die Konzentration von Orthophosphatdiestern erhöhte, sondern auch die Menge an Orthophosphatdiestern in Bakterien extrem hoch war43,44. Dies wurde auch durch die hohe Wassertemperatur und Bakterienaktivität im Mittel- und Unterlauf des Gelben Flusses während der Regenzeit belegt (Ergänzungstabelle S1).

Offensichtlich wurden Unterschiede zwischen Gruppen von P-Verbindungen im SPM des Gelben Flusses auf verschiedenen räumlichen und zeitlichen Ebenen gefunden (Tabelle 4). Der bemerkenswerteste Unterschied waren Mono-P und DNA-P. Dieser Unterschied spiegelte auch die Schwierigkeit des biogenen P-Eintrags von der Quelle des Gelben Flusses in die Mündung wider.

Im Allgemeinen leistete Pyro-P einen größeren Beitrag zum biogenen P im SPM des Gelben Flusses als DNA-P, wie die Verhältnisse Mono-P:DNA-P:Pyro-P in Tabelle 4 zeigen. Der niedrige Gehalt an Orthophosphat Diester können durch ihren schnellen hydrolytischen Abbau zu Ortho-P während der Extraktion erklärt werden45. Darüber hinaus war der Beitrag von Mono-P zum biogenen P im Gelben Fluss in der Regenzeit deutlich größer als in der Trockenzeit. Die Mono-P:Pyro-P-Verhältnisse lagen in der Regenzeit zwischen etwa 5,6 und 23,7 und in der Trockenzeit zwischen etwa 1,4 und 4,1. Während der Regenzeit zeigten die Mono-P:Pyro-P-Verhältnisse im Ober- und Mittellauf des Gelben Flusses einen deutlichen wellenförmigen Aufwärtstrend, der im Unterlauf abnahm und sich einpendelte. Dies deutete darauf hin, dass nur eine geringe Menge an P, das im SPM des Gelben Flusses adsorbiert oder darin enthalten ist, in die nächste Provinz transportiert werden kann. Daher wurde noch weniger P von der Quelle des Gelben Flusses in die Mündung des Gelben Flusses transportiert. Der Hauptgrund war die Verringerung der SPM-Abgabe aufgrund menschlicher Ursachen. Die vorherige Studie zeigte, dass Landschaftsbau, Terrassierung und der Bau von Staustufen und Stauseen die Hauptfaktoren für den Rückgang der SPM im Gelben Fluss von den 1970er bis 1990er Jahren waren8. Die Wassersäule des Gelben Flusses bleibt für einen längeren Zeitraum in den Stauseen, wenn sie durch einige große Stauseen fließt (Ergänzungstabelle S6). Beispielsweise betragen die hydraulischen Verweilzeiten in den Stauseen Longyangxia, Liujiaxia und Xiaolangdi mehr als 5 Tage. Dadurch lagert sich eine große Menge P enthaltendes SPM am Boden der Reservoirs ab und die Versenkungstiefe nimmt zu. Die Speicherkapazität des Sanmenxia-Reservoirs ist aufgrund der Ablagerung von SPM von 16,2 Milliarden m3 auf den aktuellen Stand von etwa 10 Milliarden m3 gesunken. Darüber hinaus war es schwierig, dass das von diesem verschlammten SPM mitgeführte P wieder in die Wassersäule des Gelben Flusses gelangte, sofern dieser nicht künstlich geflutet wurde. Daher war es schwierig, bioverfügbares P von der Quelle des Gelben Flusses zum Bohai-Meer zu transportieren.

Der Eintrag von bioverfügbarem P aus dem Gelben Fluss in die Bohai-See wirkt sich direkt auf die Nährstoffstruktur der Bohai-See aus. Im Allgemeinen waren die TDP-Konzentrationen in der Wassersäule des Gelben Flusses während der Regenzeit höher als in der Trockenzeit (0,45 ± 0,51 mg·L−1 in der Regenzeit; 0,03 ± 0,07 mg·L−1 in der Trockenzeit). Der TPP-Gehalt in SPM war in der Trockenzeit höher (746,8 ± 57,2 mg·kg−1) als in der Regenzeit (610,2 ± 31,0 mg·kg−1). Es deutete darauf hin, dass der Großteil des P in der Wassersäule des Gelben Flusses an SPM adsorbiert war. Darüber hinaus neigte das SPM des Gelben Flusses dazu, P zur Ablagerung in Stauseen und Flüssen zu transportieren. Zweitens enthielt das SPM des Gelben Flusses mehr als 59 % des TPP in HCl-P, das nicht bioverfügbares P war. Drittens zeigten die Ergebnisse der 31P-NMR-Analyse des SPM des Gelben Flusses, dass nur 3,6–20,3 % davon waren P in SPM konnte durch NaOH-EDTA als biogenes P extrahiert werden, was sich von anderen Flusssedimenten unterschied. Mittlerweile machte Mono-P mehr als 78 % des biogenen P aus (außer Ortho-P), und Mono-P wurde als P angesehen, das in SPM nicht direkt bioverfügbar und immobil war. Darüber hinaus deutete ein deutlicher wellenförmiger Aufwärtstrend der Mono-P:Pyro-P-Verhältnisse darauf hin, dass nur eine geringe Menge P von der Quelle des Gelben Flusses zur Mündung transportiert werden kann. Daher ist es unwahrscheinlich, dass ausreichend bioverfügbarer P vom Gelben Fluss in die Bohai-See übertragen wird, um die P-Limitierung in der Bohai-See zu mildern.

Der Gelbe Fluss, der fünftlängste Fluss der Welt, entspringt auf dem Qinghai-Tibet-Plateau, fließt durch das Löss-Plateau und die Nordchinesische Tiefebene und mündet in das Bohai-Meer (Abb. 1). Der Hauptstrom des Gelben Flusses ist 5464 km lang und fließt durch neun Provinzen, darunter Qinghai, Gansu, Ningxia, Innere Mongolei, Shanxi, Shannxi (Shaanxi und Shanxi werden durch den Gelben Fluss begrenzt, und beide werden in diesem Artikel mit Shanxi bezeichnet). , Henan und Shandong. Die durchschnittliche SPM-Konzentration im Gelben Fluss beträgt bis zu 35 kg·m-3, was den höchsten SPM-Wert weltweit darstellt8. Es wird berichtet, dass der Gelbe Fluss jedes Jahr 1,6 Milliarden Tonnen SPM flussabwärts befördert, von denen 400 Millionen Tonnen im Flusskanal oder auf bewässertem Ackerland abgelagert werden und 1,2 Milliarden Tonnen in die Bohai-See transportiert werden46. Darüber hinaus ist der Gelbe Fluss ein saisonaler Fluss. Die Regenzeit des Gelben Flusses bezieht sich jedes Jahr auf Juli, August, September und Oktober, und die Trockenzeit bezieht sich auf Dezember und Januar, Februar, März und April des folgenden Jahres. Wie in der ergänzenden Abbildung S2 unter „Ergänzende Informationen“ dargestellt, sind die Niederschlags- und Durchflussraten im Einzugsgebiet des Gelben Flusses in der Regenzeit offenbar höher als in der Trockenzeit. Die durchschnittliche Durchflussrate des Gelben Flusses in der Regenzeit beträgt an allen wichtigen Messstationen 2020,9 m3·s−1, während die durchschnittliche Durchflussrate in der Trockenzeit nur 694,9 m3·s−1 beträgt (Ergänzende Abbildung S2a). Der durchschnittliche monatliche Niederschlag in allen Provinzen des Gelben Flusses während der Regenzeit liegt zwischen 76,3 und 216,0 mm pro Monat, während der Niederschlag während der Trockenzeit im Zeitraum 2020–2021 weniger als 15,3 mm pro Monat beträgt (ergänzende Abbildung S2b). Daher gibt es auch einen großen Unterschied in der Sandtransportkapazität des Gelben Flusses während der Regen- und Trockenzeit. Wie in der ergänzenden Abbildung S1 dargestellt, beträgt die durchschnittliche SPM-Konzentration an jeder Probenahmestelle im Gelben Fluss in der Regenzeit 4,0 kg·m-3, während sie in der Trockenzeit nur 0,6 kg·m-3 beträgt.

Wasserproben (20–40 cm unter der Oberfläche) wurden an 72 Stationen im gesamten Gelben Fluss gesammelt, vier davon befanden sich an der Mündung des Gelben Flusses (Abb. 1). Es wurden 16, 7, 6, 9, 11, 7 und 12 Proben aus den Provinzen Qinghai, Gansu, Ningxia, der Inneren Mongolei, Shanxi, Henan und Shandong, wo der Gelbe Fluss fließt, entnommen (spezifische Einzelheiten wurden in der Ergänzungstabelle bereitgestellt). S1 in den Zusatzinformationen). An jedem Standort wurden auch SPM-Proben gesammelt. Die SPM-Konzentration an jeder Probenahmestelle ist in der ergänzenden Abbildung S1 unter „Ergänzende Informationen“ dargestellt. Die Probenahmestellen waren entlang des Flusses in einem Abstand von 50 Kilometern voneinander entfernt. Der Probenahmezeitpunkt während der Regenzeit war August-September 2020 und der Probenahmezeitpunkt während der Trockenzeit war April 2021. Es ist zu beachten, dass Proben aus Qinghai 1-14 während der Trockenzeit im Jahr 2021 aufgrund von COVID-19 nicht gesammelt werden konnten. 19 Pandemie. Daher werden fehlende Daten in Abb. 2d-f durch schwarze Farbe angezeigt. Die Proben wurden mit einem Polymethylmethacrylat-Wasserprobensammler (2,5 l) gesammelt. Alle Proben wurden in Polyethylen-Plastikflaschen umgefüllt, bei 4 °C aufbewahrt und so schnell wie möglich an das Labor zurückgeschickt.

Der gelöste Sauerstoff, die elektrische Leitfähigkeit, der Salzgehalt, der pH-Wert und das Oxidationsreduktionspotential der Proben wurden vor Ort mit einer tragbaren Multiparametersonde (YSI Professional Plus, YSI Incorporated, USA) analysiert. Einzelheiten zu den grundlegenden Wasserqualitätsparametern und den spezifischen Standorten der Probenahmestellen finden Sie in den Zusatzinformationen (Ergänzungstabelle 1). Die Konzentration von gelöstem aktivem Phosphor (DRP) in Wasserproben wurde mit der Phosphomolybdänblau-Methode nach Filtration mit einer 0,45 μm Acetatfaserfiltermembran (Mosu Science Equipment Co. Ltd. Shanghai, China) bestimmt. Die Konzentration des insgesamt gelösten P (TDP) nach der Filtration und dem Kaliumpersulfat-Aufschluss wurde mit der gleichen Methode analysiert. Die Gesamtkonzentration von P (TP) bezieht sich auf die Konzentration von P, die mit der Phosphomolybdänblau-Methode bestimmt wurde, nachdem die ungefilterte und gut gemischte Wasserprobe mit Kaliumpersulfat aufgeschlossen wurde. Erwähnenswert ist, dass TP sowohl gelösten P als auch partikulären P enthält (in diesem Experiment im SPM TPP genannt). Die Nachweisgrenzen für TP, TDP und DRP lagen jeweils bei 0,01 mg·L−1. P-Konzentrationen unterhalb der Nachweisgrenze werden mit „ND“ angezeigt.

Zur Bestimmung der SPM-Konzentration wurde eine 500-ml-Wasserprobe entnommen und durch eine 0,45-μm-Membran filtriert. In der Zwischenzeit wurde das gefilterte SPM für die anschließende Analyse verwendet. Nach dem Gefriertrocknen wurde die SPM-Größe mit einem Laser-Partikelgrößenanalysator (Marlvern Mastersizer 2000F, Marlvern, England) bestimmt. Darüber hinaus wurden 16 repräsentative SPM-Proben für die Sediment-P-Extraktion ausgewählt, nämlich QH-14, QH-15, GS-4, NX-2, NX-3, NM-6, NM-9, SX-1, SX- 6, SX-7, HN-1, HN-4, HN-7, SD-4, SD-8 und SD-12. P-Fraktionen des SPM wurden mithilfe des SMT-Verfahrens12 analysiert. Die SMT-Methode extrahierte TPP im SPM in fünf P-Fraktionen: TPP, IP, OP, NaOH-P und HCl-P. NaOH-P stellt das an Fe-, Al- und Mn-Oxide und -Hydroxide gebundene P dar. Und HCl-P ist das mit Ca verbundene P, hauptsächlich Apatit. Für TPP wurden 0,200 g lyophilisiertes SPM 3 Stunden lang bei 450 °C kalziniert und dann 16 Stunden lang mit 20 ml 3,5 mol·L−1 HCl extrahiert. Anschließend wurde die DRP-Konzentration im Überstand mit der Phosphomolybdänblau-Methode bestimmt. Für IP wurden 0,200 g lyophilisiertes SPM mit 20 ml 1 mol·L−1 HCl 16 Stunden lang extrahiert. Der Rückstand der IP-Extrakte wurde 1 Stunde lang bei 450 °C kalziniert und dann 16 Stunden lang mit 1 mol·L−1 HCl weiter extrahiert, um den OP-Gehalt zu bestimmen. Für NaOH-P wurden 0,200 g lyophilisiertes SPM in 20 ml 1,0 mol·L−1 NaOH-Lösung 16 Stunden lang geschüttelt und dann zentrifugiert. Dann wurden 10 ml Überstand entnommen, 4 ml 1,0 mol·L−1 HCl-Lösung zugegeben, 20 s lang kräftig gerührt und 16 h stehen gelassen. Wenn ein brauner Niederschlag vorhanden war, zentrifugieren Sie ihn 15 Minuten lang bei 200 × g und messen Sie dann die DRP-Konzentration des Überstands mit der Phosphomolybdänblau-Methode. Der Rückstand aus NaOH-P-Extrakten wurde gewaschen und durch Zugabe von 20 ml 1 mol·L−1 HCl für 16 Stunden zur HCl-P-Bestimmung extrahiert. Die spezifischen Extraktionsmittel und P-Fraktionen des Extraktionsverfahrens sind in der Ergänzungstabelle S2 aufgeführt.

31P-NMR-Proben wurden wie folgt hergestellt: 3,0 g lyophilisiertes SPM durch ein 100-Mesh-Sieb wurden aus drei Replikat-Verbundproben extrahiert und 16 Stunden lang bei 20 °C und in 0,25 M NaOH und 0,05 M EDTA-Lösung geschüttelt. Nach dem Schütteln wurde der Überstand 30 Minuten lang bei 4 °C und 15.294 × g zentrifugiert. Dann wurde der Überstand in zwei Teile geteilt, ein Teil des Überstands wurde zur Bestimmung der TPP-Konzentration (Extrakt mit NaOH-EDTA) durch die Phosphomolybdänblau-Methode verwendet. Der verbleibende Überstand wurde gefriergetrocknet und aufbereitet und beiseite gestellt. Für die 31P-NMR-Analyse wurden 600 mg der lyophilisierten Überstandsproben erneut in 0,1 ml 10 M NaOH gelöst und 0,6 ml deuteriertes Wasser (D2O) zur Frequenzfeldsperre zugegeben. Nach 2-minütigem Vortexen wurden die Proben 15 Minuten lang mit Ultraschall behandelt, um sie vollständig aufzulösen, und dann 15 Minuten lang bei 4 ° C und 17.571 × g zentrifugiert. Um zu vermeiden, dass kleine Mengen Orthophosphatdiester zu Monoestern hydrolysiert werden, wurde der Überstand innerhalb von 2 Stunden nach Überführung in ein 5-mm-NMR-Röhrchen getestet11. Die NMR-Spektren wurden mit einem Bruker Avance Neo 500 MHz NMR-Spektrometer bei 202,47 MHz aufgezeichnet. Die Spektren der Proben wurden in einem 5-mm-NMR-Röhrchen bei 20 °C unter den Bedingungen eines 30°-Pulses mit einer Erfassungszeit von 0,68 Sekunden, einer Pulsverzögerung von 4,32 Sekunden und einer Anzahl von Scans von etwa 15.000 Mal analysiert. Der Zeitaufwand für die Prüfung jeder Probe betrug etwa 12 Stunden. Die chemischen Verschiebungen bezogen sich alle auf H3PO4 (85 %). Die 31P-NMR-Spektralmessung wurde an der School of Chemistry and Materials Science der Ludong University durchgeführt. Die Spektralsignale der P-Spezies wurden anhand der relativen chemischen Verschiebungen in den experimentellen und veröffentlichten Peakdaten identifiziert und quantifiziert, und die Orthophosphat-Peaks in allen Spektren wurden auf 6 ppm korrigiert.

Die Extraktionsrate mit NaOH-EDTA wird als [TPP in NaOH-EDTA-Extrakt aus SPM] ÷ [TPP in SPM] × 100 % berechnet.

Die Karte der Probenahmestellen und die Karte der räumlichen Verteilung der P-Konzentration wurden mit ArcMap10.5 kartiert. Die T-Test-Analyse übereinstimmender Proben wurde mit SPSS Statistics 20 durchgeführt. Alle 31P-NMR-Spektren wurden mit der Bruker-Software (TopSpin 3.6.5, Deutschland) verarbeitet.

Die in den Tabellen 1–4 und Abbildungen verwendeten Rohdaten und Datensätze. 1–5 können bei Science Data Bank über https://www.scidb.cn/s/VRvamy heruntergeladen werden (private Zugriffslinks zu Datensätzen). Die Daten, die die Ergebnisse dieser Studie und der Ergänzungstabelle S1 stützen, werden in der Science Data Bank über https://www.scidb.cn/s/VRvamy (private Zugriffslinks zu Datensätzen) archiviert. Der Sedimenttransport und der gemessene Abfluss der wichtigsten Kontrollhydrologiestationen der Hauptzuflüsse des Gelben Flusses im Jahr 2020 (Ergänzungstabelle S3) können von der China Yellow River Conservancy Commission des Ministeriums für Wasserressourcen (http://www.yrcc.gov) bezogen werden .cn/). Der Produktionswert der Land- und Forstwirtschaft, Tierhaltung und Fischerei des Gelben Flusses, der im Jahr 2020 durch jede Provinz fließt (Ergänzungstabelle S4), kann dem China Statistical Yearbook 2020 im China National Bureau of Statistics (http://www.stats.org) entnommen werden .gov.cn/sj/ndsj/). Der Pestizidverbrauch nach Provinzen in China im Gelben Fluss, der 2019 durch jede Provinz fließt (Ergänzungstabelle S5), kann vom China National Bureau of Statistics (http://www.stats.gov.cn/) bezogen werden. Die Speicherkapazität der Hauptreservoirs des Gelben Flusses (Ergänzungstabelle S6) wurde von der China Yellow River Conservancy Commission des Ministeriums für Wasserressourcen (http://www.yrcc.gov.cn/) ermittelt. Der durchschnittliche Durchfluss an den Hauptüberwachungsstationen während des Probenahmezeitraums des Gelben Flusses in den Jahren 2020 und 2021 (Ergänzende Abbildung S2(a)) kann von der China Yellow River Conservancy Commission des Ministeriums für Wasserressourcen (http://www.yrcc) bezogen werden .gov.cn/). Die durchschnittlichen Niederschläge in den Provinzen, durch die der Gelbe Fluss während der Regen- und Trockenzeit während der Probenahmeperioden 2020 und 2021 fließt (Ergänzende Abbildung S2(b)), stammen von der China Meteorological Administration (https://www.cma.gov.cn/ ).

Qiu, J. Chinesische Umfrage zeigt weit verbreitete Küstenverschmutzung. Natur https://doi.org/10.1038/nature.2012.11743 (2012).

Wang, YS et al. Variation der anthropogenen Netto-Phosphoreinträge (NAPI) und Flussphosphorflüsse in sieben großen Flusseinzugsgebieten in China. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 742, 140514 (2020).

Artikel CAS Google Scholar

Er, L. et al. Erleichtert die Entfernung schädlicher Algen im Süßwasser durch die gemeinsame Wirkung algizider Bakterien mehrerer Arten. J. Hazard. Mater. 403, 123662 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Milliman, JD & Meade, RH Weltweite Lieferung von Flusssedimenten in die Ozeane. J. Geol. 91, 1–21 (1983).

Artikel Google Scholar

Wang, SR et al. Auswirkungen von Partikelgröße, organischer Substanz und Ionenstärke auf die Phosphatsorption in verschiedenen trophischen Seesedimenten. J. Hazard. Mater. 128, 95–105 (2006).

Artikel Google Scholar

Wang, YD et al. Ein höherer Feinpartikelanteil im Sediment erhöhte den Phosphorfluss zur Mündung im wiederhergestellten Yellow River Basin. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 55, 6783–6790 (2021).

Artikel CAS Google Scholar

Yellow River Water Resources Bulletin 2020. Henan: Yellow River Water Conservancy Press (2021).

Wang, SA et al. Reduzierter Sedimenttransport im Gelben Fluss aufgrund anthropogener Veränderungen. Nat. Geosci. 9, 38–41 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

Yang, F. et al. Vom Menschen verursachte langfristige Unterbrechung der Nährstoffeinträge in das Einzugsgebiet des Gelben Flusses und des Flussexports in das Bohai-Meer. J. Hydrol. 618, 129279 (2023).

Pardo, P. et al. Verkürzte Screening-Methode für die Phosphorfraktionierung in Sedimenten: Ein ergänzender Ansatz zu den harmonisierten Standards, Messungen und Tests. Anal. Chim. Acta. 508, 201–206 (2004).

Artikel CAS Google Scholar

Koch, M. et al. Phosphorvorräte und Speziation in Bodenprofilen eines Langzeitdüngerexperimentes: Belege aus sequenzieller Fraktionierung, P-K-Kanten-XANES und 31P-NMR-Spektroskopie. Geoderma 316, 115–126 (2018).

Artikel CAS Google Scholar

Ruban, V. et al. Harmonisiertes Protokoll und zertifiziertes Referenzmaterial zur Bestimmung extrahierbarer Phosphorgehalte in Süßwassersedimenten – eine Synthese neuerer Arbeiten. Fresen. J. Anal. Chem. 370, 224–228 (2001).

Artikel CAS Google Scholar

Zhao, GQ et al. Die biogeochemischen Eigenschaften von Phosphor in Küstensedimenten unter hohen Salzgehalt- und Baggerbedingungen. Chemosphere 215, 681–692 (2019).

Artikel CAS Google Scholar

Cade-Menun, BJ Charakterisierung von Phosphor in Umwelt- und Agrarproben mittels P-31-Kernspinresonanzspektroskopie. Talanta 66, 359–371 (2005).

Artikel CAS Google Scholar

Pan, G. et al. Einfluss suspendierter anorganischer Partikel auf den Phosphorkreislauf im Gelben Fluss (China). Umgebung. Wissenschaft. Technol. 47, 9685–9692 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Wu, X. et al. Erhöhung der Flusssedimente durch künstliche Überschwemmung im Gelben Fluss und die Auswirkungen auf die Wiederherstellung des Deltas. Mar. Geol. 448, 106816 (2022).

Artikel Google Scholar

Li, WQ et al. Verteilungsmerkmale, Quellenidentifizierung und Risikobewertung von Schwermetallen in Oberflächensedimenten des Gelben Flusses, China. Catena 216, 106376 (2022).

Artikel Google Scholar

Lv, JS et al. Faktorielles Kriging und schrittweiser Regressionsansatz zur Identifizierung von Umweltfaktoren, die die räumliche Multiskalenvariabilität von Schwermetallen in Böden beeinflussen. J. Hazard. Mater. 261, 387–397 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Yu, T. et al. Langfristige Schwankungen und ursächliche Faktoren beim Stickstoff- und Phosphortransport im Gelben Fluss, China. Mündung. Coast Shelf S. 86, 345–351 (2010).

Artikel Google Scholar

Guan, Q. et al. Phosphor im Einzugsgebiet eines Flusses mit hoher Sedimentfracht: Ein Fall des Gelben Flusses, China. Wissenschaft. Gesamtumgebung. 572, 660–670 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

Grace, MR et al. Einfluss von salzhaltigem Grundwasser auf die Aggregation und Sedimentation suspendierter Partikel in einem trüben australischen Fluss. Colloid Surface A 120, 123–141 (1997).

Artikel CAS Google Scholar

Gao, ZQ et al. Räumliche und saisonale Verteilungen von Bodenphosphor in einem kurzzeitig überschwemmten Feuchtgebiet der Mündung des Gelben Flusses, China. Ökologisch. Informieren. 31, 83–90 (2016).

Artikel Google Scholar

Wang, HJ et al. Jüngste Veränderungen in der Sedimentabgabe des Huanghe (Gelber Fluss) an das Meer: Ursachen und Auswirkungen auf die Umwelt in seiner Mündung. J. Hydrol. 391, 302–313 (2010).

Artikel Google Scholar

Froelich, PN Kinetische Kontrolle von gelöstem Phosphor in natürlichen Flüssen und Flussmündungen – Eine Einführung in den Phosphatpuffermechanismus. Limnol. Ozeanogr. 33, 649–668 (1988).

CAS Google Scholar

Jiang, X. et al. Auswirkungen von biologischer Aktivität, Licht, Temperatur und Sauerstoff auf Phosphorfreisetzungsprozesse an der Sediment- und Wassergrenzfläche des Taihu-Sees, China. Wasserres. 42, 2251–2259 (2008).

Artikel CAS Google Scholar

Poulton, SW & Raiswell, R. Chemische und physikalische Eigenschaften von Eisenoxiden in Fluss- und Gletscherschmelzwassersedimenten. Chem. Geol. 218, 203–221 (2005).

Artikel CAS Google Scholar

Zhu, MY et al. Die Schätzung des algenverfügbaren Phosphorvorkommens in Sedimenten eines großen, flachen eutrophen Sees (Taihu, China) erfolgt mithilfe einer profilierten SMT-Fraktionsanalyse. Umgebung. Umweltverschmutzung. 173, 216–223 (2013).

Artikel CAS Google Scholar

Hupfer, M. et al. Umwandlung von Phosphorspezies in der Sedimentation von Seston und während der frühen Sedimentdiagenese. Aquat. Wissenschaft. 57, 305–324 (1995).

Artikel Google Scholar

Liu, Y. et al. Hydrolysemechanismus von Methylparathion, nachgewiesen durch q-exaktive Massenspektrometrie. Umgebung. Wissenschaft. Umweltverschmutzung. R 22, 19747–19755 (2015).

Artikel CAS Google Scholar

Zhang, YY et al. Der Abbau von Chlorpyrifos und Diazinon in wässriger Lösung durch Ultraschallbestrahlung: Einfluss von Parametern und Abbauweg. Chemosphere 82, 1109–1115 (2011).

Artikel CAS Google Scholar

Rotich, HK et al. Das Adsorptionsverhalten von drei Organophosphor-Pestiziden in Torf- und Bodenproben und ihr Abbau in wässrigen Lösungen bei verschiedenen Temperaturen und pH-Werten. Int. J. Umgebung. Ein. CH. 84, 289–301 (2004).

Artikel CAS Google Scholar

Shandong Statistical Yearbook 2020. Peking: China Statistics Press (2020).

Zhang, WQ et al. Zusammensetzung von Phosphor in Feuchtgebietsböden, bestimmt durch SMT- und Lösungs-31P-NMR-Analysen. Umgebung. Wissenschaft. Umweltverschmutzung. R 23, 9046–9053 (2016).

Artikel CAS Google Scholar

Ahlgren, J. et al. Sedimenttiefenabschwächung biogener Phosphorverbindungen, gemessen durch 31P-NMR. Umgebung. Wissenschaft. Technol. 39, 867–872 (2005).

Artikel CAS Google Scholar

Ahlgren, J. et al. Abbau organischer Phosphorverbindungen in anoxischen Ostseesedimenten: Eine 31P-Kernspinresonanzstudie. Limnol. Ozeanogr. 51, 2341–2348 (2006).

Artikel CAS Google Scholar

Shinohara, R. et al. Biogene Phosphorverbindungen in Sedimenten und suspendierten Partikeln in einem flachen eutrophen See: eine 31P-Kernspinresonanzstudie (31P-NMR). Umgebung. Wissenschaft. Technol. 46, 10572–10578 (2012).

Artikel CAS Google Scholar

Rydin, E. Potenziell mobiler Phosphor im Sediment des Erkensees. Wasserres. 34, 2037–2042 (2000).

Artikel CAS Google Scholar

Turner, BL et al. Inositphosphate in der Umwelt. Philos. TR Soc. 357, 449–469 (2002).

Artikel CAS Google Scholar

Mckelvie, ID Inositolphosphate in aquatischen Systemen. In: Turner BL, Richardson AE, Mullaney EJ (Hrsg.) Inositphosphate verbinden Landwirtschaft und Umwelt. CABI, UK, 261–277 (2007).

Jiang, D. et al. Vegetationsdynamik und ihre Reaktion auf Süßwasserzufluss und Klimavariablen im Delta des Gelben Flusses, China. Quatern Int. 304, 75–84 (2013).

Artikel Google Scholar

Condron, LM et al. Natur und Verteilung von Bodenphosphor, ermittelt durch eine sequentielle Extraktionsmethode und anschließende 31P-Kernresonanzanalyse. J. Bodenwissenschaft. 36, 199–207 (1985).

Artikel CAS Google Scholar

Carman, R. et al. Verteilung organischer und anorganischer Phosphorverbindungen in Meeres- und Seesedimenten: eine 31-NMR-Studie. Chem. Geol. 163, 101–114 (2000).

Artikel CAS Google Scholar

Reitzel, K. et al. Diagenese des sich absetzenden Sestons: Identität und Umwandlungen von organischem Phosphor. J. Umgebung. Monitor 14, 1098–1106 (2012).

Artikel CAS Google Scholar

Reddy, KR & DeLaune, RD Biogeochemie von Feuchtgebieten: Wissenschaft und Anwendungen; CRC Press: Boca Raton, FL (2008).

Turner, BL et al. Die Phosphorzusammensetzung gemäßigter Weideböden wurde durch NaOH-EDTA-Extraktion und Lösungs-31P-NMR-Spektroskopie bestimmt. Org. Geochem. 34, 1199–1210 (2003).

Artikel CAS Google Scholar

Yu, LS Der Huanghe (Gelbe) Fluss: ein Überblick über seine Entwicklung, Eigenschaften und zukünftige Managementprobleme. Continental Shelf Res.: A Companion Journal to Deep-Sea Research and Progress in Oceanography 22, 389–403 (2002).

Artikel Google Scholar

Cade-Menun, BJ & Liu, CW Lösungs-Phosphor-31-Kernspinresonanzspektroskopie von Böden von 2005 bis 2013: ein Überblick über die Probenvorbereitung und experimentelle Parameter. Bodenwissenschaft. Soc. Bin. J 78, 19–37 (2013).

Artikel Google Scholar

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Diese Studie wurde vom Schlüsselprojekt der Shandong Provincial Natural Science Foundation (Grant-Nr. ZR2020KE048) und dem Strategic Priority Research Program der Chinesischen Akademie der Wissenschaften (Grant-Nr. XDA23050203) unterstützt.

Schlüssellabor für Küstenumweltprozesse und ökologische Sanierung, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinesische Akademie der Wissenschaften, Yantai, 264003, China

Nana Hu, Yanqing Sheng, Changyu Li, Zhaoran Li und Qunqun Liu

Universität der Chinesischen Akademie der Wissenschaften, Peking, 100049, China

Nana Hu, Changyu Li und Zhaoran Li

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NH und YS haben das Projekt konzipiert. NH, YS und CY haben Ideen zur Analyse beigetragen. CL, ZL und QL nahmen die Proben. NH und YS analysierten die Daten. NH und YS haben das Manuskript geschrieben und überarbeitet.

Korrespondenz mit Yanqing Sheng.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

Communications Earth and Environment dankt den anonymen Gutachtern für ihren Beitrag zum Peer-Review dieser Arbeit. Hauptredakteurin: Clare Davis. Eine Peer-Review-Datei ist verfügbar.

Anmerkung des Herausgebers Springer Nature bleibt hinsichtlich der Zuständigkeitsansprüche in veröffentlichten Karten und institutionellen Zugehörigkeiten neutral.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Hu, N., Sheng, Y., Li, C. et al. Die Reaktivität gelöster und suspendierter Phosphorpartikel nimmt mit der Entfernung flussabwärts im Gelben Fluss ab. Commun Earth Environ 4, 294 (2023). https://doi.org/10.1038/s43247-023-00957-5

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Eingegangen: 28. März 2023

Angenommen: 10. August 2023

Veröffentlicht: 21. August 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s43247-023-00957-5

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