2021, Vol. 45
文章信息
- 李倩, 张珊珊, 线薇微. 2021.
- LI Qian, ZHANG Shan-shan, XIAN Wei-wei. 2021.
- 春季长江口颗粒有机碳年际分布变化及其影响因素分析
- Interannual distribution of particulate organic carbon and its influencing factors in the Yangtze River Estuary in spring
- 海洋科学, 45(1): 32-43
- Marina Sciences, 45(1): 32-43.
- http://dx.doi.org/10.11759/hykx20200612001
-
文章历史
- 收稿日期：2020-06-12
- 修回日期：2020-08-08
2. 青岛海洋科学与技术试点国家实验室 海洋生态与环境科学功能实验室, 山东 青岛 266071;
3. 中国科学院大学, 北京 100049
2. Laboratory of Marine Ecology and Environmental Science, Qingdao National laboratory for Marine Science and Technology, Qingdao 266071, China;
3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
进入21世纪以来, 人类社会快速发展与地球环境不断恶化之间的矛盾日益突出, 关于全球变化的研究已经成为全世界科学家的焦点, 其中碳的生物地球化学循环至关重要[1]。海洋是地球上最大的碳库, 全球各大河流每年经由河口向近海水域输送的有机碳总量为0.38 Gt, 颗粒有机碳(POC)和溶解有机碳(DOC)分别约占45%和55% [2]。河口是有机碳迁移、埋藏和再矿化的主要通道和场所, 具有较高的有机碳沉积速率及高碳汇效应潜力, 在全球碳的生物地球化学循环中有着重要作用, 已引起学者的广泛研究[3]。国外在有机碳的研究上有着长时间和大尺度的研究经验, 对密西西比河、墨西哥湾、塞纳河[4]等大河河口和海湾的研究十分成熟, 国内在许多大中河口体系[5-6]及陆架边缘海[7]都开展了系统多面的研究, 内容包括有机碳通量、来源、迁移转化、时空分布特征及其影响因素等方面。
长江口作为环太平洋第一大河的入海口, 是一个典型的高浊河口, 径潮流交汇导致泥沙悬浮与沉积, 盐淡水交锋发生物质与能量交换, POC的迁移过程受到潮汐、季风、上升流、浮游植物生长等各种物理化学生物作用影响, 加之长江流域及长三角地区经济的快速发展、城市化进程的加快, 人类活动(如农业生产、水土保持和水利建设)的增强使得河流流域、潮感湿地和近海水域的水文、生物、物化条件等产生诸多变化, 进而对水体携带的物质也产生了必然影响, 河口及近海的生态环境面临许多挑战, 探究水体中POC在长江河口的迁移转化、时空分布及影响因素是理解全球碳循环过程的一个关键问题[8]。
过去的四十年来, 特别是在三峡工程建成之后, 长江口及其毗邻海域水体及沉积物[9]中的POC状况受到国内外众多专家的关注和研究。蔡德陵[10]最早用1981年的碳同位素数据研究长江口和东海中POC的来源和运移, 指出枯水期和洪水期优势碳源的区别; 吴莹等[11]基于长江口徐六泾站的观测结果探讨了POC的季节输送规律及三峡截流前后其入海通量的变化, 后又用木质素[12]、氨基酸[13]等标志物来反映POC在长江口及其邻近海域的季节变化; 高磊等[14]在长江和邻近东海陆架的两个航次调查表明POC的分布和变化主要受与悬浮颗粒物有关的过程控制。诸多研究涉及日变化、月变化和季度变化的观察分析, 但进行连续多年平行调查的研究较少。本文依据2013—2016年连续四年间长江口春季有机碳的调查资料, 探讨近些年长江口表、底层水体中POC的时空分布和环境影响因素以及年际间入海径流量和河口POC的变化关系, 这一过程的研究为深入认识长江口及邻近东海陆架POC的迁移分布规律及其环境演变指示等方面提供数据支持和理论依据。
1 材料与方法 1.1 调查站位设置于2013年(5月13—21日)、2014年(5月6—14日)、2015年(5月5—8日)及2016年(4月27日—5月1日)春季对长江口及其邻近海域(30°45′N—32°N, 121°E—123°20′E)完成4个航次综合调查。自南向北共设置6个断面, 涵盖40个站位, 在实际采样过程中会根据海况限制对站位进行合理增删。由于不同水域间的水文动力学条件、地形地貌及环境要素明显不同, 本文依据盐度(S)和总悬浮物(TSM)浓度的分布特征将调查海域分成口门区、近岸区及近海区3个子水域(见图 1), 其中阴影处为最大浑浊带(TMZ)范围[15], 主要分布于近岸区。
 |
| 图 1 长江口水域调查站位 Fig. 1 Location of sampling stations in the Yangtze River Estuary |
根据《海洋调查规范》(GB12763-2007)完成各站位水样采集, 现场使用Niskin采水器采取表、底层水样, 并用Sea-Bird-25 CTD同步测定温、盐、深三项指标。采集上来的海水立即用0.7 μm孔径的Whatman GF/F玻璃纤维膜(在马弗炉中450 ℃预灼烧6 h后称重)进行负压抽滤, 过滤体积视水体浑浊程度而定。所得滤膜对折后用锡纸包裹, 编号置于–20 ℃冰箱冷冻保存, 用于测定POC、TSM及叶绿素a(Chl-a)。
将滤膜样品取出冷冻干燥24 h之后置于干燥器中, 待恒重后称重, 用重量差值法测定所过滤TSM的质量, 并除以过滤体积计算TSM浓度; 称重后的膜样放置在蒸发皿上, 在密闭的干燥器中用浓盐酸熏蒸24 h以去除样品中的无机碳, 再将酸化后的膜样于60 ℃的烘箱中低温烘干24 h, 最后用德国Elemental Analyzer Vario EL cube型元素分析仪测定样品中碳的质量分数(POC%), 用TSM浓度乘以POC%计算POC浓度; Chl-a样品的测定采用丙酮萃取荧光法, 经90%丙酮萃取后取上清液用Turner-Designs-Model 10荧光光度计测定。
1.3 数据处理方法本文使用IBM SPSS 21.0软件完成对数据的方差分析、非参数检验、Pearson相关性分析(双尾检验), RStudio进行Mann-Kendall检验, 用Origin 9.4软件绘制箱线图、折线图和参数间的回归分析图, 并使用Surfer 16.3软件作平面分布图。
2 结果与讨论 2.1 POC时空分布2013—2016年数据分析结果显示(表 1), 在调查年份春季长江口水域POC的质量浓度变化范围为0.22~16.99 mg/L, 均值为1.80 mg/L, 低于2007、2009、2011和2012年秋季同调查水域调查结果[16](2.30 mg/L)。其中, 表层POC的浓度范围为0.29~8.22 mg/L, 均值为1.60 mg/L, 底层浓度范围为0.22~16.99 mg/L, 变化范围较大, 均值为2.03 mg/L。总水域表、底层年际间波动显著, 表层水体POC由2013年显著升高至2014年达到最高值, 至2015年稍有下降, 之后显著下降到2016年并达到最低水平; 底层年际变化趋势同表层相似。
| 水域 | 水层 | 2013 | 2014 | 2015 | 2016 | |||||||
| 平均值±S.D. | 范围 | 平均值±S.D. | 范围 | 平均值±S.D. | 范围 | 平均值±S.D. | 范围 | |||||
| 总水域 | 表层 | 1.37±1.11a, b | 0.49~5.55 | 2.28±1.97c | 1.00~8.22 | 1.77±1.41a, c | 0.60~5.53 | 0.95±0.59b | 0.29~2.59 | |||
| 底层 | 2.09±3.47a | 0.36~16.99 | 2.22±1.52b | 0.94~6.03 | 2.55±2.52b | 0.65~11.54 | 1.29±1.93a | 0.22~10.51 | ||||
| 口门区 | 表层 | 1.43±0.23a, b | 1.16~1.80 | 3.50±2.15a | 2.27~7.32 | 2.65±0.26a | 2.35~3.01 | 1.05±0.35b | 0.75~1.64 | |||
| 底层 | 1.64±0.28a | 1.17~1.89 | 3.60±1.00b | 2.85~5.14 | 3.09±0.91a, b | 2.53~4.71 | 1.44±0.36a | 1.08~1.96 | ||||
| 近岸区 | 表层 | 1.41±1.48a | 0.49~5.55 | 2.91±2.37b | 1.04~8.22 | 2.28±1.72a, b | 0.67~5.53 | 1.08±0.74a | 0.29~2.59 | |||
| 底层 | 3.18±4.60 | 0.45~16.99 | 2.63±1.79 | 0.94~6.03 | 3.70±3.34 | 1.07~11.54 | 2.16±2.70 | 0.34~10.51 | ||||
| 近海区 | 表层 | 1.28±0.62a, b | 0.59~2.64 | 1.19±0.19a | 1.00~1.63 | 0.82±0.21b, c | 0.60~1.30 | 0.76±0.40c | 0.30~1.68 | |||
| 底层 | 0.63±0.23a | 0.36~1.12 | 1.40±0.76b | 0.97~3.93 | 1.10±0.28b | 0.65~1.48 | 0.37±0.16a | 0.22~0.77 | ||||
| 注: S.D.代表标准偏差, 同一行中不同的上标字母表示年际间差异显著(P < 0.05) | ||||||||||||
垂直分布上, 底层水体的POC平均浓度高于表层, 这一特征在口门区和近岸区十分明显, 但在近海区出现底层低于表层的现象(2013、2016年), 与金海燕2001年春季的调查结果相一致[7], 且口门区和近岸区的POC值明显高于近海区, 说明水域之间存在空间分布差异。各水域还存有显著的年际变异, 但近岸区的底层POC浓度多年处于高值, 年际变化并不剧烈, 根据杨海飞[17]的研究推测此特征与水体悬沙浓度受水动力主导有关, 口门尤其是TMZ区底部水动力条件复杂, 潮流动力对底层泥沙具有剪切作用, 下层水体及沉积物反复沉降—再悬浮, 造成POC浓度常年保持较高水平。
结合平面分布(图 2), 多年来表层POC浓度在口门区外南部TMZ或洋山港附近增至最高值, 而后沿长江冲淡水(CDW)扩展方向(春、夏两季在122°10′~ 122°30′E之间转向东北)逐渐减小, 但于调查水域的东北方向又有小幅回升, 在123°E附近的近海水域再次出现次高值, 甚至2016年出现多个次高值区(图 2e)。底层POC浓度在口门外呈舌状分布, 随离岸距离增大、海水入侵而减小, 表、底层的浓度差距也随之减小, 但2014年在东北部出现次高峰(图 2b)。
 |
| 图 2 2013—2016年春季长江口POC浓度/(mg/L)平面分布(S:表层, B:底层) Fig. 2 Horizontal distributions of particulate organic carbon (POC) concentration (mg/L) in the Yangtze River Estuary in spring 2013–2016 (S: surface, B: bottom) |
长江口水动力条件多元化, 物理化学环境复杂多变, 不同水域之间的多种环境因子变化梯度大, 以及春季伴随着人类活动影响和浮游动植物的现场生产等, 诸多因素将在POC由河流至河口迁移转化的过程中直接或间接地影响其浓度与分布。本文根据2013~2016年春季长江口水域的综合调查数据, 对表层和底层POC浓度与S、TSM以及Chl-a等环境指数进行相关性分析, 分别探讨各水域不同物理化学条件和初级生产力对春季POC分布的影响以及河流输送颗粒态有机碳及近海初级生产的变化情况。
2.2.1 POC与TSM的关系水体中的POC一般分为陆源输入和海源自生, 存在形式既包括悬浮的有机颗粒和碎屑, 又有通过吸附在泥沙或生物质等颗粒上输送的有机部分, 悬浮物是其直接组成和携带者, 从径流到近海悬浮/沉积等动力过程不断进行, POC必然随TSM浓度发生改变。表 2显示底层TSM普遍高于表层的浓度, 且底层变化范围更大, 与POC调查结果相似。历年来长江口表、层水域POC与TSM之间均存在极显著的线性正相关关系(表 3), 其中底层水域的相关性逐年递增, TSM对底层POC的影响逐渐增强, 但表层在2016年降至最低, 推测与2016年大量的浮游植物活动相关。图 3可见, 底层POC与TSM浓度的正相关程度高于表层。由于表层POC中活体成分相对较多, 其浓度分布不仅与吸附/解吸相关, 也与生物活动及其限制条件有关, 底层受潮汐动力、水团混合等影响悬浮和沉积活动格外活跃, 高浓度TSM对POC的影响更直接显著, 与POC的相关性更强, 辅证了长江口POC受悬浮颗粒物动力学控制的结论[14]。
| 参数 | 水层 | 2013 | 2014 | 2015 | 2016 | |||||||
| 平均值±S.D. | 范围 | 平均值±S.D. | 范围 | 平均值±S.D. | 范围 | 平均值±S.D. | 范围 | |||||
| S | 表层 | / | / | 21.25±10.90 | 0.16~32.15 | 20.91±10.11 | 0.16~31.54 | 20.00±11.46 | 0.13~31.15 | |||
| 底层 | / | / | 24.68±12.32 | 0.16~33.39 | 24.86±11.95 | 0.16~33.30 | 25.05±11.82 | 0.13~34.39 | ||||
| TSM | 表层 | 45.62±117.94 | 0.55~2.64 | 118.49±212.06 | 1.44~819.07 | 100.86±144.71 | 0.83~544.87 | 39.72±55.49 | 0.38~209.53 | |||
| 底层 | 109.30±261.72 | 2.38~1200.87 | 93.52±133.40 | 1.05~517.60 | 159.82±259.04 | 1.63~1093.13 | 90.58±161.98 | 1.28~764.73 | ||||
| 注: S.D.代表标准偏差; /代表数据缺失 | ||||||||||||
| 参数 | 水层 | 2013 | 2014 | 2015 | 2016 |
| S | 表层 | / | –0.698** | –0.588** | –0.450** |
| 底层 | / | –0.538** | –0.427* | –0.371* | |
| TSM | 表层 | 0.804** | 0.892** | 0.952** | 0.671** |
| 底层 | 0.854** | 0.891** | 0.921** | 0.977** | |
| Chl-a | 表层 | 0.132 | –0.181 | –0.152 | 0.194 |
| 底层 | / | 0.038 | –0.071 | 0.119 | |
| 注: *代表有显著相关性, P < 0.05(双尾); **代表有极显著相关性, P < 0.01(双尾); /代表数据缺失 | |||||
 |
| 图 3 春季长江口POC与TSM的变化关系(a:表层, b:底层) Fig. 3 Regression relationships between POC and total suspended matter (TSM) in the Yangtze River Estuary in spring (a: surface, b: bottom) |
由获得的回归方程可知(图 3), 春季长江口高浊度水域的表、底层POC%可分别视为常数0.9%和1%, 与2012年[18]春季的计算结果(0.9%)相近, 均高于冬季(0.4%)。图 4通过非线性拟合得到春季长江口表层POC%与TSM的回归方程, 同宋晓红[19]等人的数据趋势一致。拟合曲线符合逻辑斯蒂增长模型, 根据斜率变化将其以TSM=22 mg/L为界分为对数期(TSM < 22 mg/L)和稳定期(TSM > 22 mg/L)。对数期POC%随TSM增大呈指数型减小, 说明在低浊度水域POC和TSM并不具有相关性(R2=0.0049), TSM在较窄的变化范围内, 其有机和无机组分所占比例的跨度极大, 影响因素更为复杂, 今后还需要进一步做多元探讨。如粒径大小和生物活动作用, 由于悬浮物主要由无机泥沙矿物和有机颗粒(碎屑及生物部分)等成分组成, 在输运过程中, TSM浓度和粒径变化对POC的相对含量也会产生影响[20]。水体中有机碳的聚集很大程度上受矿物颗粒吸附作用控制, 特别是比表面积大、具有负电荷的细粒级粘土矿物[21], 经过TMZ的“过滤器”[22]作用之后, 泥沙沉降, TSM浓度及粒径在近海附近的水域迅速减小, 水体透光度增加, 组分以浮游生物为主; 稳定期TSM浓度较高, POC%降至稳定水平, 代表站点位于口门区、南部洋山港附近及TMZ范围内, 其中POC%在TMZ的平均值为2.56%, 与Uncles[23]等人对潮汐河口TMZ的POC%计算结果(2%)相近, 他认为造成TMZ区域如此低值的原因是悬浮物上的异养细菌对POC的呼吸消耗。除此之外, 在拦门沙附近的TSM浓度高值区, 悬浮颗粒物粒径大, 水体浊度高, 浮游植物生产力贡献低, 加之大量的粗颗粒泥沙吸附POC能力有限, POC质量分数被无机矿物颗粒所稀释而平稳处于低值。
 |
| 图 4 春季长江口表层POC%与TSM的变化关系 Fig. 4 Regression relationship between POC% and TSM in the surface layer of Yangtze River Estuary in spring |
河口区盐淡水交锋, 泥沙进入盐水, 颗粒间会因表面的电化学作用而相互吸引絮凝成团, 同时盐度的增加亦将伴随着大量海水对陆源POC的稀释作用, 因此盐度梯度的剧烈变化对POC分布影响极大。表 2显示调查水域的盐度在0.13~34.39之间变化, 表层盐度逐年递减, 而底层盐度逐年递增, 受CDW影响明显可见底层高于表层。由表 3的相关性分析可知, 2013—2016年春季长江口表层POC与S均呈极显著的负相关性, 底层POC与S亦具有显著负相关关系, 同张珊珊[24]的计算结果一致。
结合图 5发现二者的相关性逐年减小, 2014年表层相关性最高(图 5a), 与TSM的年际影响变化相反(表 3), 随着河口TSM影响的逐年增强, 盐度对POC的作用相对减弱。观察到不同水域的盐度梯度较大, POC的离散程度高, 数据点分散, 因此分盐度区间探讨其影响, 图 5(g)、(h)综合多年表、底层数据表明, 在水体由低盐度向高盐度海水过渡的过程中:当表层S < 7, 底层S < 10时, POC浓度随S的增加缓慢上升; 表层7 < S < 9, 底层10 < S < 15时, POC达到最大浓度水平, 底层峰值浓度较表层浓度变幅小, 对应S范围宽。说明低盐区海水稀释较弱, 复杂的水动力作用更强烈, 颗粒物在水流驱动下做悬浮沉降、再悬浮再沉降的周期性运动[15], 使POC在底层具有较长的停留时间, 近岸沉积物再悬浮是其重要碳源[12]; 当表层S > 9, 底层S > 15时, POC浓度随S下降而迅速降低, 此时海水的稀释作用高于输入作用[25], 尤以底层格外显著, 应是受高盐海水从底层楔入的影响, CDW的扩展势力沿垂直方向减弱。POC随盐度的变化表明, 河口POC浓度不会完全随着盐度的增加而降低, 盐淡水混合过程中海水的稀释作用并不会一直处于主导地位, 水动力和碳源的变化叠加生物作用对不同碳的形态、转化和分配有很大影响。
 |
| 图 5 春季长江口POC与S的变化关系(a, c, e, g:表层; b, d, f, h:底层) Fig. 5 Regression relationships between POC and salinity in the Yangtze River Estuary in spring (a, c, e, g: surface; b, d, f, h: bottom) |
长江淡水源源不断地输入为河口及毗邻海域提供了大量的营养物质, 使长江口地区拥有着丰富的生物资源, 河口生态系统成为生产力最高的生态系统之一, 金海燕[7]的研究表明上层的POC除了陆源有机碳, 生物活动是其主要来源。调查海区表层平均水温在春季回升至17.0℃, 层化明显有利于浮游植物生长, 对POC的影响不容忽视。Chl-a可以作为表征浮游植物现存量的指标以及影响初级生产的重要因子, 表 3显示总水域表底层POC与Chl-a的相关系数均没有达到显著性水平(P < 0.05), 但现场生产受水体温度、浊度和营养盐限制, 具有水域及水层差异, 由于口门内及底层水域透光性差对光合作用的弱化, 本研究分别对近岸区、近海区两个子水域表层POC与Chl-a的相关关系进行计算, 结果表明二者在近岸区呈现微弱负相关(R=–0.045, P < 0.709), 而在近海水域存有极显著正相关关系(R=0.472, P < 0.000 1)。结合调查海区的叶绿素等值线分布(图 6)可以看出, 春季表层叶绿素a在口门附近处于低值, 最低值为0.07 μg/L, 这是由于在CDW携带的悬沙影响下, 入海口水体浊若黄汤, 湍流和高浑浊度限制了光合作用, 初级生产受到抑制; 在123°E附近存在1~2个明显的封闭高值区, 与表层POC位于近海的高值区吻合, 相对应的, 低值区位于TMZ处, 毗连外海水域悬浮物浓度低, 透明度渐次增高, 加之春季富含营养盐的冲淡水外扩[26], 浮游植物的生长繁殖得以促进。
 |
| 图 6 2013—2016年春季长江口表层Chl-a浓度/(mg/L)平面分布 Fig. 6 Horizontal distributions of Chl-a concentration (mg/L) in the Yangtze River Estuary in spring 2013—2016 |
本文采用POC/Chl-a比值来量化浮游植物对总颗粒有机碳的贡献, 当比值在20~200时表明有机碳主要由浮游植物贡献; POC/Chl-a > 200时则表明有机碎屑为POC主要来源[27-28]。本研究中表层POC/Chl-a值在68~25 694之间, 均值为2 771, 说明春季长江口表层颗粒碳的主要来源和存在形式为有机碎屑。由图 7可见, 多年POC/Chl-a均与TSM呈极显著正相关, 即高浊度水域POC普遍以有机碎屑形式存在, 低浊度水域则更倾向于浮游植物贡献, 相比其他年份这一现象在2016年格外显著, 应是由于该年度TSM浓度低, 浮游植物量较高。以上表明, 春季长江口POC主要以碎屑源为主, 但陆源有机碳对POC的影响在经过近岸水域之后有所弱化, 浮游植物对POC的贡献在长江口近海水域凸显。生物源除浮游植物贡献外, 还有细菌碳和浮游动物碳[29], 很难定量区分[30], 仍需要深入研究。
 |
| 图 7 春季长江口表层POC/Chl-a与TSM的关系 Fig. 7 Relationship between POC/Chl-a and TSM in the surface layer of Yangtze River Estuary in spring |
以径流和输沙为迁移载体, 长江口陆源有机碳的浓度变化必然会受到上游输水输沙影响。CDW在河口的影响范围主要在水体表层, 本研究将口门内吴淞口以上站位(35, 36, 37)测得的表层POC作为入海POC浓度, 并考虑到水流的滞留时间, 选取4月份长江大通水文站径流量为对照参数, 从其年际变化规律中探查春季长江口水域POC与长江径流输入的关系。结果如图 8, 入海口径流量及POC含量随年份呈现波动状变化, 对其进行Mann—Kendall检验发现这种年际变化并不存在显著的上升或下降趋势, 此外, 观察到2014年春季(枯水)和2016年春季(丰水)分别对应入海POC量的最高值和最低值, 春季长江口入海径流量与POC浓度呈现出截然相反的年际变化趋势, 即入海径流量高的年份其对应的POC浓度则越低, 同张昀哲[31]对2009~2018年长江口营养盐与径流量的年际变化分析一致, 但邢建伟[16]对相同水域洪水季(7—10月)的调查结果表明长江口表层POC浓度与其来水来沙量年际间变化趋势基本一致, 这说明春季与秋季的径流作用不同。
 |
| 图 8 2013—2016年春季长江口入海径流量与表层POC的年际变化 Fig. 8 Interannual changes in runoff and surface POC in the Yangtze River Estuary in spring 2013–2016 |
吴莹等[32]曾指出在世界大多数河流中, POC由C3植物和相关的土壤有机质组成。相比汛期丰水, 春季降水量少而沿江抽引水量高[33], 为引江冲淤及农业用水的高峰期, 河水流量小且流速较慢, 停留时间长, 对土壤的冲刷力较小, 加之流域范围内生产力低、植物量少, 继而导致了春季和洪季在来水量、有机物冲刷量等方面存在差异, 径流对有机碳的稀释作用明显高于其输入作用。
3 结论(1) 2013—2016年春季长江口POC浓度范围为0.22~16.99 mg/L, 均值为1.80 mg/L, 整体年际变化显著, 底层浓度高于表层; 各水域间存在空间变异及年际差异, 但近岸区底层POC浓度多年处于高值, 年际变化不显著; POC浓度在口门附近偏南部水域达到高值, 后沿CDW方向降低, 低值区位于近海底层, 但表层POC在近海水域123°E附近出现次高值。
(2) POC浓度与盐度之间具有负相关关系, 二者相关性逐年递减, 近岸沉积物再悬浮是该水域重要碳源, 近海水域海水稀释作用高于陆源输入作用; TSM与POC呈显著正相关, 高浊和低浊水体的相关性不同, 影响因素也不同, 悬浮物的浓度及粒径变化极大地影响了长江口及东海陆架悬浮物中POC的浓度和在TSM中的比例, 此外生物作用在最大浑浊带对其也有很大影响; 近海水域表层POC与Chl-a有极显著正相关关系, 且表层叶绿素a在123°E附近的高值区与POC位于近海的次高值区吻合。春季长江口POC主要以碎屑源为主, 但陆源有机碳对POC的影响在长江口近海水域有所弱化, 浮游植物对POC的贡献凸显。
(3) 春季长江口入海径流量与POC浓度呈现出截然相反的年际变化趋势, 径流对有机碳的稀释作用高于其输入作用, 其变化关系与秋季不同。
| [1] |
Song J, Qu B, Li X, et al. Carbon sinks/sources in the Yellow and East China Seas-Air-sea interface exchange, dissolution in seawater, and burial in sediments[J]. Science China Earth Sciences, 2018, 61(11): 1583-1593. DOI:10.1007/s11430-017-9213-6 |
| [2] |
Ludwig W, Probst J L, Kempe S. Predicting the oceanic input of organic carbon by continental erosion[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1996, 10(1): 23-41. DOI:10.1029/95GB02925 |
| [3] |
姚鹏, 于志刚, 郭志刚. 大河影响下的边缘海沉积有机碳输运与埋藏及再矿化研究进展[J]. 海洋地质与第四纪地质, 2013, 33(1): 157-164. Yao Peng, Yu Zhigang, Guo Zhigang. Research progress in transport, burial and remineralization of organic carbon at large river dominated ocean margins[J]. Marine Geology & Quaternary Geology, 2013, 33(1): 157-164. |
| [4] |
Thibault A, Derenne S, Parlanti E, et al. Dynamics of organic matter in the Seine Estuary (France):Bulk and structural approaches[J]. Marine Chemistry, 2019, 212: 108-119. DOI:10.1016/j.marchem.2019.04.007 |
| [5] |
于文涛, 邹立, 文梅, 等. 双台子河口水体有机碳分布特征研究[J]. 中国海洋大学学报(自然科学版), 2015, 45(2): 101-108, 126. Yu Wentao, Zou Li, Wen Mei, et al. Distribution of organic carbon in the estuary of the Shuangtaizi River[J]. Periodical of Ocean University of China, 2015, 45(2): 101-108, 126. |
| [6] |
Ren C, Yuan H, Song J, et al. The use of amino sugars for assessing seasonal dynamics of particulate organic matter in the Yangtze River estuary[J]. Marine Chemistry, 2020, 220: 103763. DOI:10.1016/j.marchem.2020.103763 |
| [7] |
金海燕, 林以安, 陈建芳, 等. 黄海、东海颗粒有机碳的分布特征及其影响因子分析[J]. 海洋学报, 2005, 27(5): 46-53. Jin Haiyan, Lin Yi'an, Chen Jianfang, et al. Analysis of driving factors and distribution of particulate organic carbon in the Huanghai Sea and the East China Sea[J]. Haiyang Xuebao, 2005, 27(5): 46-53. DOI:10.3321/j.issn:0253-4193.2005.05.007 |
| [8] |
Ronald, Benner. What happens to terrestrial organic matter in the ocean?[J]. Marine Chemistry, 2004, 92(1-4): 307-310. DOI:10.1016/j.marchem.2004.06.033 |
| [9] |
Li Dong, Yao Peng, Bianchi T S, et al. Organic carbon cycling in sediments of the Changjiang Estuary and adjacent shelf:Implication for the influence of Three Gorges Dam[J]. Journal of Marine Systems, 2014, 139: 409-419. DOI:10.1016/j.jmarsys.2014.08.009 |
| [10] |
蔡德陵, TanF C, EdmondJ M, 等. 长江口区有机碳同位素地球化学[J]. 地球化学, 1992(3): 305-312. Cai Deling, Tan F C, Edmond J M, et al. Organic carbon isotope geochemistry of the Changjiang (Yangtze River) Estuary[J]. Geochimica, 1992(3): 305-312. DOI:10.3321/j.issn:0379-1726.1992.03.012 |
| [11] |
林晶, 吴莹, 张经, 等. 长江有机碳通量的季节变化及三峡工程对其影响[J]. 中国环境科学, 2007, 27(2): 246-249. Lin Jing, Wu Ying, Zhang Jing, et al. Seasonal variation of organic carbon fluxes in the Yangtze River and influence of Three-Gorges engineering[J]. China Environmental Science, 2007, 27(2): 246-249. DOI:10.3321/j.issn:1000-6923.2007.02.022 |
| [12] |
邵锡斌, 吴莹, 胡俊, 等. 颗粒态有机物在长江口及其邻近海域的夏季分布和影响因素初析[J]. 海洋与湖沼, 2014, 45(6): 1288-1294. Shao Xibin, Wu Ying, Hu Jun, et al. Spatial variability of particulate organic matter in the Changjiang River Esturay and adjacent regions in summer[J]. Oceanologia et Limnologia Sinica Supplement, 2014, 45(6): 1288-1294. |
| [13] |
Wu Ying, Liu Zongguang, Hu Jun, et al. Seasonal dynamics of particulate organic matter in the Changjiang Estuary and adjacent coastal waters illustrated by amino acid enantiomers[J]. Journal of Marine Systems, 2016, 154: 57-65. DOI:10.1016/j.jmarsys.2015.04.006 |
| [14] |
Zhao Lingbin, Gao Lei. Dynamics of dissolved and particulate organic matter in the Changjiang (Yangtze River) Estuary and the adjacent East China Sea shelf[J]. Journal of Marine Systems, 2019, 198: 103188. DOI:10.1016/j.jmarsys.2019.103188 |
| [15] |
沈焕庭, 潘定安. 长江河口最大浑浊带[M]. 北京: 海洋出版社, 2001. Shen Huanting, Pan Ding'an. Turbidity maximum in the Changjiang Estuary[M]. Beijing: Ocean Press, 2001: 39-83. |
| [16] |
邢建伟, 线薇薇, 沈志良, 等. 秋季长江口水体颗粒有机碳年际变化及影响因素分析[J]. 海洋与湖沼, 2014(5): 964-972. Xing Jianwei, Xian Weiwei, Shen Zhiliang, et al. Interannual variation of particulate organic carbon and its influencing factors in Changjiang river estuary in autum[J]. Oceanologia et Limnologia Sinica Supplement, 2014(5): 964-972. |
| [17] |
杨海飞, 张志林, 李伯昌. 长江口-杭州湾悬沙浓度的空间分布特征研究[J]. 上海国土资源, 2019, 40(2): 70-74. Yang Haifei, Zhang Zhilin, Li Bochang. Study of the spatial pattern of suspended sediment concentration in the Yangtze Estuary and Hangzhou Bay[J]. Shanghai Land & Resources, 2019, 40(2): 70-74. |
| [18] |
邢建伟, 线薇微, 绳秀珍. 春、冬季长江口颗粒有机碳的时空分布及输运特征[J]. 中国环境科学, 2014, 34(9): 2380-2386. Xing Jianwei, Xian Weiwei, Sheng Xiuzhen. Spatialtemporal distribution and transportation of particulate organic carbon in the Yangtze River Estuary in spring and winter 2012[J]. China Environmental Science, 2014, 34(9): 2380-2386. |
| [19] |
宋晓红, 石学法, 蔡德陵, 等. 三峡截流后长江口秋季TSM、POC和PN的分布特征[J]. 海洋科学进展, 2007, 25(2): 168-177. Song Xiaohong, Shi Xuefa, Cai Deling, et al. Distributions of TSM, POC and PN in the Changjiang Estuary area in autumn after the river closure at Three Gorges[J]. Advances in Marine Science, 2007, 25(2): 168-177. DOI:10.3969/j.issn.1671-6647.2007.02.006 |
| [20] |
高永强, 高磊, 朱礼鑫, 等. 长江口及其邻近海域悬浮颗粒物浓度和粒径的时空变化特征[J]. 海洋学报, 2018, 40(3): 62-73. Gao Yongqiang, Gao Lei, Zhu Lixin, et al. Spatio temporal variations in concentration and size of suspended particulate matter in the Changjiang(Yangtze River) Estuary and its adjcent sea[J]. Haiyang Xuebao, 2018, 40(3): 62-73. DOI:10.3969/j.issn.0253-4193.2018.03.006 |
| [21] |
章伟艳, 金海燕, 张富元, 等. 长江口-杭州湾及其邻近海域不同粒级沉积有机碳分布特[J]. 地球科学进展, 2009, 24(11): 32-39. Zhang Weiyan, Jin Haiyan, Zhang Fuyuan, et al. Organic carbon distribution in the Yangtze River Estuary-Hangzhou Bay and its adjcent sea area[J]. Advances in Earth Science, 2009, 24(11): 32-39. |
| [22] |
林晶, 吴莹, 张经, 等. 最大浑浊带对长江口有机碳分布的影响初探[J]. 海峡科学, 2009, 25(6): 151-152, 160. Lin Jing, Wu Ying, Zhang Jing, et al. The effect of the maximum turbidity zone on the distribution of organic carbon in the Yangtze River[J]. Straits Science, 2009, 25(6): 151-152, 160. |
| [23] |
Uncles R J, Frickers P E, Easton A E, et al. Concentrations of suspended particulate organic carbon in the tidal Yorkshire Ouse River and Humber Estuary[J]. Science of The Total Environment, 2000, 251-252(1): 233-242. DOI:10.1016/S0048-9697(00)00386-7 |
| [24] |
张珊珊, 线薇微, 梁翠. 2015年秋季长江口有机碳的分布特征及其影响因素[J]. 海洋环境科学, 2018, 37(1): 55-61. Zhang Shanshan, Xian Weiwei, Liang Cui. Distribution characteristics of total organic carbon and influence factors in the Yangtze River Estuary in Autumn 2015[J]. Marine Environental Science, 2018, 37(1): 55-61. |
| [25] |
叶君, 姚鹏, 徐亚宏, 等. 长江口盐度梯度下不同形态碳的分布、来源与混合行为[J]. 海洋学报, 2019, 41(4): 15-26. Ye Jun, Yao Peng, Xu Yahong, et al. Distribution, source and mixing behavior of different carbon species along a salinity gradient in the Changjiang Estuary[J]. Haiyang Xuebao, 2019, 41(4): 15-26. |
| [26] |
周伟华, 袁翔城, 霍文毅, 等. 长江口邻域叶绿素a和初级生产力的分布[J]. 海洋学报, 2004, 26(3): 143-150. Zhou Weihua, Yuan Xiangcheng, Huo Wenyi, et al. Distribution of chlorophyll a and primary productivity in the adjacent sea area of Changjiang River Estuary[J]. Haiyang Xuebao, 2004, 26(3): 143-150. DOI:10.3321/j.issn:0253-4193.2004.03.017 |
| [27] |
Cifuentes L A, Sharp J H, Marilyn L F, et al. Stable carbon and nitrogen isotope biogeochemistry in the Delaware Estuary[J]. Limnology and Oceanography, 1988, 33(5): 1102-1115. DOI:10.4319/lo.1988.33.5.1102 |
| [28] |
Cunha L C D, Léon Serve, Gadel F, et al. Lignin-derived phenolic compounds in the particulate organic matter of a French Mediterranean river:seasonal and spatial variations[J]. Organic Geochemistry, 2001, 32(2): 305-320. DOI:10.1016/S0146-6380(00)00173-X |
| [29] |
Shen Zhiliang, Yang Heming, Liu Qun. Particulate organic carbon and its composition in Jiaozhou Bay[M]. Berlin, Heidelberg: Springer Berlin Heidelberg, 2020: 227-235.
|
| [30] |
Parsons T R. Particulate organic carbon in the sea[M]//Riley J P, Skirrow G. Chemical Oceanography Vol.2. London: Academic Press, 1975: 365-385.
|
| [31] |
张昀哲, 李保. 长江口徐六泾断面近10年水质变化分析[J]. 水利水电快报, 2019(10): 49-53. Zhang Yunzhe, Li Bao. Analysis of water quality changes in Xuliujing section of Yangtze River estuary in recent 10 years[J]. Express Water Resources & Hydropower Information, 2019(10): 49-53. |
| [32] |
Wu Ying, Dittmar T, Ludwichowski K U, et al. Tracing suspended organic nitrogen from the Yangtze River catchment into the East China Sea[J]. Marine Chemistry, 2007, 107(3): 367-377. DOI:10.1016/j.marchem.2007.01.022 |
| [33] |
张二凤, 陈西庆. 长江大通-河口段枯季的径流量变化[J]. 地理学报, 2003, 58(2): 231-238. Zhang Erfeng, Chen Xiqing. Changes of water discharge between Datong and the Changjiang Estuary during the dry season[J]. Acta Geographica Sinica, 2003, 58(2): 231-238. |