王 敏,張龍軍**,桂祖勝

(1.中國海洋大學(xué)海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,山東青島266100;2.安慶市環(huán)境保護(hù)科學(xué)研究所,安徽安慶246003)

河流作為連接陸地和海洋生態(tài)系統(tǒng)2大碳庫的重要紐帶,源源不斷地將陸地侵蝕排放的含碳物質(zhì)輸送至海洋,其碳輸運(yùn)行為是解析全球碳循環(huán)的重要環(huán)節(jié)[1-2]。據(jù)報(bào)道,河流每年由陸地向海洋輸送約0.4Gt有機(jī)碳,約占全球陸地生態(tài)系統(tǒng)凈初級(jí)生產(chǎn)力的1%～2%[3-4]。雖然河流有機(jī)碳通量在全球碳循環(huán)中的份額很小,但其輸運(yùn)特征卻反映了流域內(nèi)各種自然過程(地貌、生態(tài)及水文等過程)和人為活動(dòng)(筑壩、采礦、城市化等)對(duì)河流的影響,不但記錄了流域侵蝕的歷史和現(xiàn)狀,還對(duì)近海沉積過程和水域生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生重要影響[4-5]。因此,正確認(rèn)識(shí)河流有機(jī)碳輸運(yùn)對(duì)于全球碳循環(huán)研究具有重要意義。近年來,河流有機(jī)碳的侵蝕、輸運(yùn)研究在世界各大河流如亞馬遜河[6-7]、扎伊爾河[8]、密西西比河[9-10]、珠江[11-12]等相繼展開,已成為國內(nèi)外學(xué)者競相研究的熱點(diǎn)。

長江是世界第三大河,其巨大的陸源有機(jī)碳輸入量對(duì)東海大陸架乃至整個(gè)東海生態(tài)系統(tǒng)都會(huì)產(chǎn)生較大的影響。位于長江上游的三峽工程是迄今為止世界上最大的水利樞紐工程,而河流筑壩蓄水將改變河水原有的物質(zhì)場、能量場、化學(xué)場和生物場,可能顯著影響河流中生源要素的生物地球化學(xué)行為(包括其輸送通量、形態(tài)組成、利用方式等)[13-14]。因此,正確認(rèn)識(shí)長江有機(jī)碳的輸運(yùn)特征及三峽工程對(duì)其影響,對(duì)于準(zhǔn)確評(píng)估有機(jī)碳的入海通量及維持東海生態(tài)系統(tǒng)健康具有十分重要的意義。在對(duì)長江有機(jī)碳入海通量的研究中:Cauwet[15]認(rèn)為冬季長江口顆粒有機(jī)碳(POC)主要來自陸源,夏季水體自生源的貢獻(xiàn)顯著增加;W u等[16]基于下游南通站2月1次的觀測結(jié)果,估算了1997年長江溶解有機(jī)碳(DOC)及顆粒有機(jī)碳(POC)的入海通量,并認(rèn)為對(duì)河口水體而言,陸源有機(jī)碳是主要貢獻(xiàn)者;林晶等[17]于2003-06～2005-06在長江口南北支分流點(diǎn)徐六涇每月1次的連續(xù)監(jiān)測表明,約76%的總有機(jī)碳在洪季入海,輸運(yùn)以顆粒態(tài)為主。1997-11,2003-06及2006-10三峽工程分別完成大江截留、135 m蓄水及156 m蓄水,在對(duì)各階段長江干流有機(jī)碳的沿程輸運(yùn)研究中,W u等[16]1997-05(三峽大壩截流前)及2003-04(三峽水庫135 m蓄水前)的調(diào)查得出長江干流DOC平均濃度分別為105μmol·L-1和108μmol·L-1,河流中POC主要源于土壤;本文于2006-04、2008-04～05對(duì)三峽水庫135～156 m及156～175 m蓄水期間長江干流有機(jī)碳的沿程輸運(yùn)特征進(jìn)行了補(bǔ)充調(diào)查,結(jié)合W u等[16]1997年及2003年的調(diào)查結(jié)果,討論三峽工程不同階段對(duì)長江干流有機(jī)碳輸運(yùn)特征及入海通量的影響,并基于2006-05～2007-05下游大通站每月2次的定點(diǎn)觀測結(jié)果,探討了長江有機(jī)碳的季節(jié)輸運(yùn)規(guī)律。

1 站位設(shè)置及樣品分析

1.1 站位設(shè)置

2006-04-05～2006-04-13,2008-04-09～2008-04-16從涪陵出發(fā)沿長江干流乘船而下至河口,2008-04-28～2008-05-09從河口逆流返回至涪陵,沿程采集表層水樣;2008-04-07～2008-04-15在干流重慶、宜賓、攀枝花及包括雅礱江等在內(nèi)的7條大型支流采集水樣(站位布設(shè)如圖1所示),共計(jì)采集125個(gè)站位的樣品(2006-04干流36個(gè)站位;2008-04干流39個(gè)加支流7個(gè)站位;2008-05干流43個(gè)站位)。2006-05～2007-05在大通水文站上游約50 km處進(jìn)行每月2次、為期1 a的連續(xù)站觀測。所有站位采集表層水,用于測定DOC,POC及TSM(2006-04未采集DOC、2008-05未采集POC和TSM)。

圖1 長江流域調(diào)查站位圖Fig.1 Location map of sampling stations in Changjiang

1.2 樣品處理及分析方法

用450℃預(yù)灼燒6 h的Whatman GF/F(孔徑0.7 μm)玻璃纖維膜在經(jīng)5%稀硝酸溶液浸泡12 h的全玻璃濾器上過濾水樣,濾膜-20℃冷凍保存用于測定POC;濾液存放于450℃預(yù)灼燒過的全玻璃瓶中,加入8～10μL飽和氯化汞溶液,0～4℃低溫保存,用于測定DOC;醋酸纖維膜(孔徑0.45μm)過濾水樣,濾膜-20℃冷凍保存用于測定TSM。

DOC采用日本島津公司生產(chǎn)的總有機(jī)碳分析儀TOC-VCPN高溫(680℃)催化氧化法(H TCO)測定,測定量程0.1～30 mgC,多次測量的相對(duì)偏差<±1%;POC膜酸化去除顆粒無機(jī)碳后,用德國Vario ELⅢCHONS元素分析儀測定,標(biāo)準(zhǔn)偏差≤0.1%絕對(duì)誤差;TSM采用《海洋監(jiān)測規(guī)范》重量法測定。

1.3 文獻(xiàn)數(shù)據(jù)來源及分析方法

1997-05(24個(gè)站位)及2003-04(12個(gè)站位)數(shù)據(jù)引自W u等圖2(a)[16];2003-06～2005-06徐六涇連續(xù)站數(shù)據(jù)引自林晶等圖1[17]。DOC均采用日本島津公司總有機(jī)碳分析儀TOC-VCPH測定,相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏<2%;POC樣品酸蒸后采用Vario ELⅢ元素分析儀測定。

2 結(jié)果與討論

2.1 長江干流有機(jī)碳的空間分布

2.1.1 長江干流DOC的沿程分布及原因分析 長江上游通天河、金沙江段穿行于青藏高原及川滇邊境的深山峽谷間,人煙稀少,人類活動(dòng)對(duì)河流的污染較小,因此DOC濃度在此段呈現(xiàn)較低數(shù)值(<80μmol·L-1)。經(jīng)雅礱江匯入后長江向北折流,進(jìn)入人口密集的四川省(距河口約3 000 km),DOC濃度逐漸上升,尤其經(jīng)過人口超過600萬[18]的特大城市重慶以后,DOC濃度升高迅速(流經(jīng)重慶市區(qū)的主要支流嘉陵江1997-05及2008-04 DOC濃度實(shí)測值分別為130μmol·L-1[16]、139μmol·L-1)。重慶以下,隨著低DOC烏江水(1997-05及2008-04的實(shí)測值分別為88μmol·L-1[16]、67 μmol·L-1)的輸入及沿岸人口密度的減小,DOC稍有下降。隨后長江進(jìn)入兩岸支流密集的“萬州—秭歸”庫首江段(距河口約1 800～2 000 km),三峽水庫成庫蓄水之后,壩前水位升高導(dǎo)致庫區(qū)水流變緩,干流的“回水頂托”作用影響支流與長江的水交換,使得營養(yǎng)鹽在支流庫灣大量聚集,水體富營養(yǎng)化指數(shù)較高,尤其春夏2季氣溫回升,是水華高發(fā)期[19-20],水華過程釋放的生物有機(jī)碳可能是調(diào)查期間此江段DOC濃度呈現(xiàn)高值的原因之一,當(dāng)然沿江城鎮(zhèn)排污也有一定貢獻(xiàn)。“三峽大壩～枝江”段(距河口約1 630～1 800 km)水質(zhì)較好,DOC濃度逐漸下降。然而長江自湖北省荊州市(距河口約1 600 km)開始至河口,由于沿江人口眾多、城市密集且航運(yùn)發(fā)達(dá),工業(yè)廢水、城鎮(zhèn)污水的大量排放及船舶污染使得此段DOC呈現(xiàn)高值,且越靠近河口,DOC有略微上升趨勢(shì),洞庭湖、鄱陽湖的水體輸入對(duì)中下游DOC濃度影響明顯(2008-04洞庭湖、鄱陽湖湖口的實(shí)測DOC濃度分別為172μmol·L-1和158μmol·L-1,均高于2湖入江前長江干流濃度)。2008-05逆流而上采樣期間,經(jīng)過2湖之間江段時(shí)遭遇強(qiáng)降水天氣(長沙5月4日降雨量105 mm;宜昌5月3日降雨量191 mm;武漢5月3日、5月4日降水量分別為714,873 mm;數(shù)據(jù)引自http://cdc.cma.gov.cn),大量雨水的匯入對(duì)此段DOC濃度產(chǎn)生明顯的稀釋作用。

長江是1條典型受人為污染影響的河流,從干流DOC與流量的關(guān)系看,二者無明顯相關(guān)性(見圖2b)。在流量較小的重慶以上江段(虛線圈住部分),DOC濃度較低;重慶以下至河口,除去大通站夏秋季節(jié)觀測到的特殊高值(實(shí)線圈住部分)外,隨著各大支流的匯入長江流量逐漸增大,但DOC濃度卻沒有因?yàn)橄♂屪饔枚陆?反而隨流量增大濃度一直保持高值并有略微上升趨勢(shì),說明人為污染輸入對(duì)此段DOC濃度影響顯著,且越往下游,污染程度越高。大通站連續(xù)觀測結(jié)果也顯示出,DOC隨流量增大表現(xiàn)出上升趨勢(shì),這與林晶等[17]在徐六涇(31°46′N,121°2′E,距長江口門約110 km)觀測到DOC與流量呈弱負(fù)相關(guān)的情況不同,可能與徐六涇更靠近河口、受潮汐影響有關(guān)。從水利部長江水利委員會(huì)發(fā)布的數(shù)據(jù)來看,長江流域的污水排放量由1997年的183億噸上升到2008年的325億噸(不含火電廠直流式冷卻水和礦坑排水)[21],呈現(xiàn)逐年增加趨勢(shì),也說明了長江流域的排放污染并沒有降低的趨勢(shì)。

圖2 長江干流DOC的沿程分布(a)及DOC與流量的關(guān)系(b)Fig.2 Variations of DOC in Changjiang from upstream to downstream(a)and relationship between DOC and discharge(b)

2.1.2 長江干流POC的沿程分布及原因 2006-04長江干流表層水體TSM、POC含量分別為3.65～117.5 mg·L-1及0.22～2.44 mg·L-1,庫區(qū)各站平均值分別為9.38 mg·L-1及0.38 mg·L-1;2008-04長江干流表層水體TSM、POC含量分別為1.60～83.0 mg·L-1及0.20～1.33 mg·L-1,庫區(qū)各站平均值分別為3.68 mg·L-1及0.25 mg·L-1(1997-05,2003-04,2008-05缺乏TSM及POC的沿程數(shù)據(jù)未被納入圖3及圖4a)。POC沿程分布與TSM呈現(xiàn)出良好的一致性,均為三峽庫區(qū)低、兩側(cè)江段高,城陵磯(距河口約1 400 km)以下江段高值明顯,中下游洞庭湖、鄱陽湖的輸入對(duì)長江干流TSM和POC含量影響顯著(2008-04洞庭湖及鄱陽湖湖口實(shí)測TSM分別為60.4mg·L-1,81.3 mg·L-1,POC分別為2.06 mg·L-1,1.89 mg·L-1,均高于2湖入江前長江干流TSM及POC濃度)。

懸浮物作為河水中POC的主要載體,對(duì)POC的時(shí)空分布有重要作用。自2003年6月三峽水庫135 m蓄水以來,壩前水位升高導(dǎo)致庫區(qū)(距河口約1 800～2 400 km)水流減緩,上游來水?dāng)y帶的大量泥沙在庫首迅速沉降,庫區(qū)表層水體TSM含量降低,載體銳減導(dǎo)致庫區(qū)POC濃度也大幅下降。2006年10月三峽水庫156 m成功蓄水后,壩前水位的進(jìn)一步抬升使得庫區(qū)流速較135 m蓄水后更緩,泥沙沉降更為明顯,因此2008-04三峽庫區(qū)TSM及POC含量低于2006-04數(shù)值。

圖3 長江干流TSM(a)及POC(b)的沿程分布Fig.3 Variations of TSM(a)and POC(b)in Changjiang from upstream to downstream

圖4 長江干流POC%與TSM的關(guān)系(a)及POC%的沿程分布(b)Fig.4 Relationship between POC%and TSM in Changjiang mainstream(a)and variations of POC%in Changjiang from upstream to dow nstream

從長江POC%與TSM的關(guān)系看(見圖4a),明顯反映出POC%隨TSM含量增加負(fù)指數(shù)降低的趨勢(shì)(POC%=16.762(CTSM)-0.5797,R=-0.89,n=130,P<0.0001)。TSM<20 mg·L-1時(shí),POC%隨著TSM含量減小迅速上升,最高可達(dá)20%左右,基本為三峽庫區(qū)樣品;TSM>20 mg·L-1時(shí),POC%隨TSM含量增加下降緩慢;超過100 mg·L-1時(shí),POC%基本穩(wěn)定在0.8%～2.0%之間。POC%與TSM之所以呈現(xiàn)負(fù)指數(shù)關(guān)系,是2方面原因綜合作用的結(jié)果:(1)POC主要集中于小粒徑懸浮物上,顆粒物粒徑越小,其比表面積越大,吸附的有機(jī)碳含量就越高。Laurent等[22]對(duì)阿拉斯加河流及海灣以及秘魯、瑞典海灣表層沉積物POC的研究指出,顆粒物中大部分POC主要集中在<38μm的細(xì)顆粒物中;張龍軍等[23]對(duì)黃河不同粒級(jí)總懸浮固體TSS所承載的POC進(jìn)行分析發(fā)現(xiàn),粒徑<16 μm的TSS承載了80%以上的POC;(2)隨TSM含量減小,水體透明度升高,有利于浮游植物光合作用,自生源POC貢獻(xiàn)比例增大。懸浮顆含量較小(<20 mg·L-1)的水樣基本取自三峽庫區(qū),水庫2003年6月135 m成功蓄水及2006年10月156 m成功蓄水后,庫區(qū)粗粒徑泥沙大量沉降、表層水體懸浮物粒徑明顯減小(見圖5)是導(dǎo)致POC%急劇升高的主要原因,當(dāng)然浮游植物自生POC的增加也有重要貢獻(xiàn)。

1997-05,2 003-04,2006-04,2008-04長江干流POC%的平均值分別為1.11%(n=24)[16]、1.14%(n=13)[16]、3.29%(n=36)、4.88%(n=45)(2008-05未測定TSM及POC,因此缺乏POC%數(shù)據(jù)),呈現(xiàn)逐年升高趨勢(shì),蓄水后三峽庫區(qū)POC%的急劇上升對(duì)主流POC%均值的升高有重要貢獻(xiàn)。大壩以下中下游江段,1997-05,2003-04,2006-04,2008-04 POC%的平均值分別為0.90%[16],0.94%[16],2.27%,2.44%,隨水庫蓄水水位的升高上升趨勢(shì)明顯,究其原因,可能有以下兩點(diǎn):(1)水庫蓄水后,大壩對(duì)上游泥沙的攔截作用導(dǎo)致泥沙下泄量減少,致使中下游表層TSM從蓄水前1997-05的92.0mg·L-1[16]降至2006-04的50.3mg·L-1及2008-04的39.5mg·L-1,隨水庫蓄水高度增加TSM含量的下降是中下游POC%逐步升高的原因之一;(2)近年來沿江工農(nóng)業(yè)及生活排污的加重[21]對(duì)中下游POC%的升高也有一定貢獻(xiàn)。

圖5 長江宜昌站多年中值粒徑變化[24]ig.5 Median particle diameter variations of Yichang[24]

2.2 大通水文年有機(jī)碳的時(shí)間分布

2.2.1 大通站流量的月際變化 2006-05～2007-05大通水文站連續(xù)觀測結(jié)果如圖6所示:采樣期間大通站流量在10 200～41 500 m3s-1之間變動(dòng),季節(jié)變化明顯,洪季(5～10月)流量明顯大于枯季(11月～次年4月)。5月份開始,隨著洞庭湖、鄱陽湖進(jìn)入雨季,大通站流量開始增加,當(dāng)長江中下游地區(qū)進(jìn)入梅雨季節(jié)后,大通站流量也在6月下旬達(dá)到最大值41 500 m3s-1。8月中旬開始,長江中下游因受副熱帶高壓控制出現(xiàn)伏旱,大通站長江流量急劇降低。9月漢江出現(xiàn)秋雨現(xiàn)象,長江流量有小幅回升。10月以后,雨季結(jié)束,長江大通站流量保持平穩(wěn)的降低過程,最低流量出現(xiàn)在1月,直至來年3月進(jìn)入春汛后流量開始逐漸回升。

2.2.2 大通站DOC的月際變化 大通站DOC濃度年內(nèi)變化較大,在105～333μmol·L-1之間,均值為158μmol·L-1,秋季濃度最高,波動(dòng)較大;徑流量高的夏季濃度較低,體現(xiàn)出徑流對(duì)DOC的稀釋作用;冬春含量較低且走勢(shì)穩(wěn)定。由于人為污染影響,DOC與流量全年相關(guān)性不顯著,但除去春季,其余季節(jié)二者仍可以看出弱的負(fù)相關(guān)趨勢(shì)。與林晶等[17]在徐六涇處觀測到的DOC最高、最低值分別出現(xiàn)在1月和6月的結(jié)果略有不同,本次觀測的最高、最低值分別出現(xiàn)在11月和5月,可能與年份間流域降水量的月份差異及徐六涇站更靠近河口、受潮汐影響有關(guān)。

2.2.3 大通站POC的月際變化 觀測期內(nèi)大通站TSM與的POC含量分別為12.0～158 mg·L-1、0.68～2.45 mg·L-1,二者變化呈現(xiàn)較好的一致性。高流量的夏季TSM、POC含量高于其它季節(jié),體現(xiàn)了流域機(jī)械侵蝕強(qiáng)度隨季節(jié)的變化特征。長江中下游POC以外源為主,主要來自陸地土壤沖刷[25],夏季汛期高的降雨量雖對(duì)POC造成一定的稀釋,但根據(jù)大通站的觀測結(jié)果來看,夏季POC濃度卻高于其它季節(jié),說明夏季降雨對(duì)流域的沖刷作用大于稀釋作用。進(jìn)入秋季,隨著長江雨季的結(jié)束,流量變小,徑流對(duì)陸地的沖刷作用減弱,TSM與POC含量降低。冬春兩季二者濃度表現(xiàn)平穩(wěn),進(jìn)入3月份隨春汛到來含量稍有上升。

圖6 大通站DOC、POC、TSM濃度的月際變化Fig.6 Monthly variations of DOC,POC and TSM in Datong station

表1 長江大通站各形態(tài)碳通量的月際變化Table 1 Monthly variations of organic carbon fluxes in Datong station

2.3 大通有機(jī)碳月通量變化

基于大通連續(xù)站觀測結(jié)果,根據(jù)公式FDOC=CDOC·Q及FPOC=POC%·S計(jì)算完整水文年(2006-06～2007-05)的DOC,POC月通量及年通量,公式中FDOC,FPOC分別代表DOC,POC通量,CDOC為水體中DOC的濃度,POC%為懸浮物中POC的質(zhì)量百分含量,Q,S分別為徑流量和輸沙量。結(jié)果如表1所示(計(jì)算結(jié)果基于單位徑流量對(duì)DOC及單位輸沙量對(duì)POC的貢獻(xiàn)恒定的情況)

DOC月通量變化與月徑流量Q的變化趨勢(shì)一致(FDOC=0.0017Q+0.07,R=0.88,n=12,P<0.0002),與DOC濃度的變化趨勢(shì)相反。DOC通量最高值出現(xiàn)在6～7月,最低值出現(xiàn)在1～2月,豐水期大于枯水期及平水期,表現(xiàn)出明顯的季節(jié)性特征。泥沙作為POC的主要載體,其月際變化對(duì)POC通量的變化有顯著影響,兩者呈現(xiàn)良好正相關(guān)(FPOC=2.48S+0.08,R=0.89,n=12,P<0.0001)。因此,6～7月豐水期大通站輸沙量大,POC通量也明顯大于其它月份;而輸沙量小的1～2月份,POC通量值也小。由此可見,DOC、POC通量的月際變化主要取決于徑流量變化及由此帶來的輸沙量的變化。

2006-06～2007-05正值長江枯水少沙年,全年徑流量6375億m3[26]為2003年9248億m3[24]的2/3,總輸沙量0.72億t[26]僅為2003年輸沙量2.06億t[24]的1/3,因此與2003年入海DOC通量1.32×106t及POC通量2.69×106tC[17]相比,2006-06～2007-05大通站DOC及POC通量偏小,分別為1.17×106t和1.88×106t(文獻(xiàn)[17]缺乏2004年洪季6～7月觀測資料,因此未與其POC通量對(duì)比)。

2006-06～2007-05大通站總有機(jī)碳通量為3.01×106tC,洪季(5～10月)入海通量約占全年總通量的70%;大通站有機(jī)碳輸運(yùn)以顆粒態(tài)為主,占到總通量的62%,這與高渾濁度的黃河顆粒態(tài)通量占絕對(duì)優(yōu)勢(shì)(95%以上)[27]的情況有所不同。

2.4 三峽工程對(duì)有機(jī)碳輸運(yùn)的影響

三峽工程是迄今為止世界上最大的水利樞紐工程,其修建運(yùn)行勢(shì)必改變長江水體的自然狀態(tài)。通過2006-04(135～156 m蓄水之間)及2008-04,2008-05(156～175 m蓄水之間)對(duì)長江干流有機(jī)碳的調(diào)查,對(duì)比135 m蓄水前的1997-05及2003-04數(shù)據(jù)[16],發(fā)現(xiàn)三峽工程對(duì)長江干流有機(jī)碳輸運(yùn)的影響主要表現(xiàn)在以下3個(gè)方面:

(1)對(duì)三峽庫區(qū)POC%的影響。三峽水庫135 m及156 m蓄水后,庫區(qū)水流減緩、泥沙沉降造成的表層懸浮物粒徑減小及水體透明度升高帶來的浮游植物自生源POC增加使得庫區(qū)POC%呈現(xiàn)極高的數(shù)值。

(2)三峽水庫135及156 m蓄水后,上游來沙在庫區(qū)大量沉降導(dǎo)致下泄泥沙量減少,大壩以下中下游江段表層TSM含量降低,導(dǎo)致此段POC%較蓄水前顯著升高。

(3)水庫蓄水會(huì)顯著影響河流POC的輸運(yùn)通量,Parks[28]對(duì)美國亞利桑那州“Verde河流-水庫”系統(tǒng)的研究指出,約72%的POC由于簡單的沉淀作用被水庫保留。三峽工程筑壩蓄水以來,壩前水位的升高使得大量泥沙在庫區(qū)淤積,入海泥沙呈明顯的降低趨勢(shì),由1997年的3.0億t、2003年的2.1億t,降至2006年0.85億t及2008年的1.3億t[24]。由于POC隨泥沙沉淀被水庫大量保留及中下游載體的銳減,勢(shì)必會(huì)導(dǎo)致POC入海通量的減少。

通常水庫化后的河流比其天然狀態(tài)能夠產(chǎn)生更多的溶解有機(jī)碳[28],但從長江1997—2008年4個(gè)航次的觀測結(jié)果來看,庫區(qū)DOC濃度并沒有表現(xiàn)出明顯的升高趨勢(shì),這可能與三峽水庫運(yùn)行時(shí)間較短,并未達(dá)到長期穩(wěn)定運(yùn)行水庫對(duì)DOC的影響程度有關(guān)。

3 結(jié)論

(1)長江干流DOC受人為污染影響明顯,人口稀少的重慶以上江段DOC濃度較低,重慶以下至河口,沿江污染排放使DOC呈現(xiàn)高值;POC與TSM沿程分布趨勢(shì)一致,POC%隨TSM含量增大負(fù)指數(shù)下降。

(2)大通站DOC,POC濃度的年內(nèi)變化呈現(xiàn)明顯的季節(jié)性,DOC秋季濃度最高,除春季外,其它季節(jié)DOC與流量表現(xiàn)出弱的負(fù)相關(guān);POC與TSM變化呈現(xiàn)良好一致性,夏季汛期高于其它季節(jié),體現(xiàn)出流域機(jī)械侵蝕強(qiáng)度隨季節(jié)的變化特征。DOC,POC月通量的變化主要受控于徑流量的季節(jié)變化以及由此帶來的輸沙量變化。2006-06～2007-05大通站總有機(jī)碳通量為3.01×106tC,約70%在洪季(5～10月)輸運(yùn)入海,輸運(yùn)以顆粒態(tài)為主,占到總通量的62%。

(3)三峽水庫135 m及156 m蓄水顯著影響長江干流POC的輸運(yùn)特征:蓄水后導(dǎo)致庫區(qū)POC%急劇升高,中下游POC%較蓄水前也呈現(xiàn)升高趨勢(shì),大壩對(duì)上游泥沙的攔截作用導(dǎo)致POC入海通量減少;從目前已有觀測結(jié)果看,三峽庫區(qū)DOC濃度并沒有表現(xiàn)出明顯的升高趨勢(shì),可能與水庫運(yùn)行時(shí)間較短有關(guān)。

[1] Dagg M,Benner R,Lohrenz S.Transformation of dissolved and particulate materials on continental shelves influenced by large rivers:plume processes[J].Continental Shelf Research,2004,24:833-858.

[2] Galy V,France-Lanord C,Lartiges B.Loading and fate of partic-ulate organic carbon from the Himalaya to the Ganga Brahmaputra delta[J].Geochemical Cosmochimical Acta,2008,72:1767-1787.

[3] Meybeck M.Carbon,nitrogen and phosphorus transport by world rivers[J].Am J Sci,1982,282(4):401-450.

[4] 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.

[5] 高全洲,陶貞.河流有機(jī)碳的輸出通量及性質(zhì)研究進(jìn)展[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào),2003,14(6):1000-1002.

[6] Cai D L,Tan FC,Edmond JM.Sourcesand transportof particulate organic carbon in the Amazon River and Estuary[J].Estuarine,Coastal and Shelf Science,1988,26(1):1-14.

[7] Moreira-Turcq P,Seyler P,Guyot J L,et al.Exportation of organic carbon from the Amazon River and itsmain tributaries[J].Hydrological Processes,2003,17(7):1329-1344.

[8] Coynel A,Seyler P,Etcheber H,et al.Spatial and seasonal dynamicsof total suspended sediment and organic carbon species in the Congo River[J].Global Biogeochemical Cycles,2005,19:GB4019,doi:10.1029/2004GB002335.

[9] Trefry J H,Metz S,Nelsex T A,et al.Transport of particulate organic carbon by the mississippi River and fate in the Gulf of Mexico[J].Estuaries,1994,17(4):839-849.

[10] Wang X C,Chen R F,Gardner G B.Sources and transport of dissolved and particulate organic carbon in the Mississippi River estuary and adjacent coastal waters of the northern Gulf of Mexico[J].Marine Chemistry,2004,89:241-256.

[11] Callahan J,Dai M H,Chen R F,et al.Distribution of dissolved organic matter in the Pearl River Estuary,China[J].Marine Chemistry,2004,89:211-224.

[12] He B Y,Dai M H,Zhai W D,et al.Distribution,degradation and dynamicsof dissolved organic carbon and itsmajor compound classes in the Pearl River estuary,China[J].Marine Chemistry,2010,119:52-64.

[13] Bennekom V A J,Salomons W.Pathways of nutrients and organic matter from land to ocean through rivers[M].∥Matine J M,Burton J D,eds.River Inputs to Ocean Systems.Rome:UNEP/UNESCO,1981:33-51.

[14] Zhang J,Zhang Z F,Liu SM,et al.Human impactson the large world rivers:Would the Changjiang(Yangtze River)be an illustration?[J].Global Biogeochemical Cycles,1999,13:1099-1105.

[15] Cauwet G,Mackenzie F T.Carbon inputs and distribution in estuaries of turbid rivers:the Yangtze and Yellow rivers(China)[J].Marine Chemistry,1993,43:235-246.

[16] Wu Y,Zhang J,Liu SM,et al.Sources and distribution of carbon within the Yangtze River system[J].Estuarine,Coastal and Shelf Science,2007,71(1-2):13-25.

[17] 林晶,吳瑩,張經(jīng),等.長江有機(jī)碳通量的季節(jié)變化及三峽工程對(duì)其影響[J].中國環(huán)境科學(xué),2007,27(2):246-249.

[18] 中華人民共和國國家統(tǒng)計(jì)局.中華人民共和國第五次全國人口普查公報(bào)-重慶[R],北京:中華人民共和國國家統(tǒng)計(jì)局,2001.

[19] 張晟,李崇明,付永川,等.三峽水庫成庫后支流庫灣營養(yǎng)狀態(tài)及營養(yǎng)鹽輸出[J].環(huán)境科學(xué),2008,29(1):7-21.

[20] 邱光勝,涂敏,葉丹,等.三峽庫區(qū)支流富營養(yǎng)化狀況普查[J].人民長江,2008,39(13):2-4.

[21] 水利部長江水利委員會(huì).長江流域水資源公報(bào)[R].武漢:水利部長江水利委員會(huì),1997-2008.

[22] Laurent C,;rjan G,Per A,et al.Fractionation of surface sediment fines based on a coupled sieve-SPL ITT(split flow thin cell)method[J].Water Research,2005,39:1935-1945.

[23] 張龍軍,徐雪梅,何會(huì)軍.黃河不同粒徑懸浮物中POC含量及輸運(yùn)特征研究[J].環(huán)境科學(xué),2009,30(2):342-347.

[24] 中華人民共和國水利部.中國泥沙公報(bào)[R].北京:中華人民共和國水利部,2000-2008.

[25] Zhang J,Cooper L W,Wu Y,et al.Elemental and isotopic composition of carbon and nitrogen of organic matter in plant and soils in the river bank and suspended particulate matter of the Changjiang(Yangtze River).Impact of interface exchange on the biogeochemical p rocess of the Yellow and East China Seas[C].Seoul:Bum Shin Press,2002:189-232.

[26] 水文水資源科學(xué)數(shù)據(jù)共享網(wǎng)http://www.hydrodata.gov.cn

[27] Zhang S,Gan W B,Ittekkot V.Organic matter in large turbid rivers:Huanghe and itsestuary[J].Marine Chemistry,1992,38(1/2):53-68.

[28] Parks SJ,Baker L A.Sources and transportof organic carbon in an A rizona river-reservoir system[J].Wat Res,1997,31(7):1751-1759.