顆粒態(tài)有機(jī)物在長(zhǎng)江口及其鄰近海域的夏季分布和影響因素初析*

邵錫斌 吳 瑩 胡 俊 鮑紅艷

(華東師范大學(xué) 河口海岸學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 上海 200062)

全球碳儲(chǔ)庫(kù)中, 大約有三分之二的活性有機(jī)碳儲(chǔ)存于陸地上, 陸源有機(jī)物不僅是全球碳循環(huán)的一個(gè)重要的碳庫(kù), 也是海洋碳庫(kù)的一個(gè)巨大的“源”(Hedgeset al, 1997)。陸源有機(jī)物通過(guò)河流和大氣向海洋輸送, 而河流向海輸送的過(guò)程中, 陸源有機(jī)物主要以顆粒態(tài)和溶解態(tài)兩種方式進(jìn)行。每年經(jīng)由河流輸送入海的陸源有機(jī)物達(dá)0.4Gt C (1Gt = 1015C), 占陸源凈生產(chǎn)力的0.7% (Ittekkot, 1988; Hedgeset al,1997)。長(zhǎng)江口及其鄰近海域不僅是長(zhǎng)江入海物質(zhì)的重要堆積場(chǎng)所, 而且也是陸海相互作用的關(guān)鍵地帶(Yanget al, 1999)。

近年來(lái)隨著長(zhǎng)江流域水土保持的重視和大型水利工程的建設(shè), 上游來(lái)沙量不斷減少, 導(dǎo)致長(zhǎng)江入海泥沙通量急劇減少。與此同時(shí), 由于城市生活污水和工農(nóng)業(yè)廢水大量排放, 使得長(zhǎng)江口及其鄰近海域N、P含量不斷增加, 富營(yíng)養(yǎng)化程度加重, 導(dǎo)致赤潮發(fā)生頻繁, 這些過(guò)程對(duì)長(zhǎng)江口及其鄰近海域的生物地球化學(xué)過(guò)程產(chǎn)生一系列影響。因此, 對(duì)長(zhǎng)江口及其鄰近海域顆粒態(tài)有機(jī)物的分布和影響因素的再研究十分重要。木質(zhì)素是陸地維管束植物細(xì)胞壁的主要成分,而維管束植物幾乎只存在于陸地植物中(劉星等,2001)。木質(zhì)素的這些特征使其成為陸源有機(jī)物向海輸送及其在海洋中的循環(huán)和歸宿研究的很好的生物標(biāo)志物(傅天保等, 1995)。本文利用長(zhǎng)江口及鄰近海域的水文化學(xué)基本參數(shù)、粒度、葉綠素a(Chla)、有機(jī)碳(OC%)和碳穩(wěn)定同位素?cái)?shù)據(jù), 結(jié)合木質(zhì)素的相關(guān)參數(shù), 對(duì)長(zhǎng)江口和鄰近海域顆粒態(tài)有機(jī)物的夏季分布及其影響因素進(jìn)行初步分析。

1 采樣與方法

1.1 調(diào)查站位

于2011年7月2—9日由“潤(rùn)江號(hào)”科學(xué)考察船在長(zhǎng)江口門內(nèi)徐六涇站一直向外延伸到東海大陸架區(qū)域(121.1°—123.5°E, 30.9°—32.0°N)設(shè)置的24個(gè)站位(包括長(zhǎng)江口內(nèi)站位, 最大渾濁帶站位, 鄰近海域站位, 水華站位)上進(jìn)行了水文、化學(xué)和生物的綜合調(diào)查, 站位如圖1所示。

圖1 采樣站位圖Fig.1 Sample stations for suspended particulate matter

1.2 樣品采集

水樣采用Niskin采水器采集。葉綠素a、穩(wěn)定同位素及POC樣品在現(xiàn)場(chǎng)采用直徑為47mm, 孔徑為0.7μm的玻璃纖維膜(GF/F)過(guò)濾收集, 顆粒態(tài)木質(zhì)素樣品采用直徑為142mm, 孔徑為0.7μm的GF/F膜過(guò)濾收集, GF/F膜使用前均在馬弗爐中經(jīng)500°C, 5小時(shí)灼燒; 樣品經(jīng)GF/F膜過(guò)濾后對(duì)折并用鋁箔紙包裹,隨后, 葉綠素a樣品置于液氮中保存, 穩(wěn)定同位素及POC樣品置于－20°C冰箱中進(jìn)行冷凍保存。

1.3 儀器及方法

水文化學(xué)基本參數(shù)通過(guò)多參數(shù)測(cè)定儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定;粒度使用LS100Q粒度儀進(jìn)行測(cè)定(宋兵等, 2009); 葉綠素a采用反相高效液相色譜法測(cè)定(胡俊等, 2011)。POC使用Vario EL Ⅲ元素分析儀測(cè)定, 測(cè)定精度<5%; δ13C的測(cè)定使用Finnigan生產(chǎn)的Delta Plus XP穩(wěn)定同位素質(zhì)譜儀, 采用PDB標(biāo)準(zhǔn), 測(cè)定精度為±0.2×10–3(Wuet al, 2007)。木質(zhì)素的測(cè)定采樣堿性氧化銅氧化法-氣相色譜法, 詳細(xì)步驟見于灝(2007), 各參數(shù)的相對(duì)標(biāo)準(zhǔn)偏差平均為8.8%。

2 結(jié)果

2.1 水文化學(xué)基本參數(shù)

根據(jù)長(zhǎng)江口水體鹽度和懸浮顆粒物濃度的分布特征, 將研究區(qū)域劃分為三個(gè)區(qū)域, 分別為長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)(圖1中CJ7、CJ6、CJ4、CJ8、CJ2、CJK4站位)、最大渾濁帶區(qū)(圖1中CJ9、CJK2、CJK3站位)以及鄰近海域(圖1中CJ1、CJK6、CJK8、E14、E10、E6、E3、D10、D7、D5、D1、C13、C9、C5、C3站位)。

調(diào)查區(qū)域表層的水文化學(xué)基本參數(shù)如表1所示。由表中數(shù)值可以看出, 長(zhǎng)江口內(nèi)站位沒(méi)有受到海水入侵的影響, 鹽度均保持在0.1, 最大渾濁帶區(qū)的值為2—9.8之間, 鹽度分布呈現(xiàn)由長(zhǎng)江口內(nèi)逐漸向外增大的趨勢(shì), 并在口外最遠(yuǎn)距離站位獲得最大值;DO的分布趨勢(shì)與鹽度類似, 不同之處在于DO的變化幅度沒(méi)有鹽度大; 總懸浮顆粒物(TSM)的分布, 長(zhǎng)江口內(nèi)站位的濃度要比鄰近海區(qū)的高很多, 但是相比于最大渾濁帶則要低很多; 顆粒有機(jī)碳濃度(POC)的分布與TSM的分布趨勢(shì)相同, 兩者之間有很好的正相關(guān)性(r2=0.97,n=24,P<0.01)。

表1 研究區(qū)域不同位置的表層化學(xué)基本要素Tab.1 Surface bulk chemical parameters from the different sites of the study area

長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)域的OC%的含量變化區(qū)間為0.84%—1.54%; 最大渾濁帶區(qū)域的值為0.57%—0.87%; 鄰近海域的值為0.88%—7.41%, 沿著長(zhǎng)江沖淡水入海方向,OC%的含量明顯增大。Chla的值為0.35—3.71μg/L, 其分布表現(xiàn)為鄰近海域的值極大的高于長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)和最大渾濁帶區(qū)。值得注意的是, 在航次采樣調(diào)查期間,鄰近海域發(fā)生大規(guī)模的水華現(xiàn)象, 涉及站位包括E14、E10、E6、E3、D7、D5、D1、C3、C9、C13。在這些區(qū)域藻類大量的繁殖和生長(zhǎng), Chla的濃度介于1.2—3.7μg/L之間。長(zhǎng)江口內(nèi)的δ13C值在–25.7‰—–24.1‰之間, 最大渾濁帶區(qū)的δ13C值在–24.1‰—–22.9‰之間, 鄰近海域的δ13C值在–24.8‰—–16.6‰之間。

2.2 粒徑

顆粒物粒徑的大小是控制有機(jī)物含量高低的重要因素(Keilet al, 1998)。研究區(qū)域的表層懸浮顆粒物樣品中主要成分以粘土和粉砂為主, 粘土的平均百分含量為51.3%, 粉砂的平均百分含量為48.1%, 細(xì)砂的百分含量很低只為0.6%, 所有樣品的平均粒徑為7.9μm。最大渾濁帶處的平均粒徑為5.4μm, 比長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)和鄰近海區(qū)的值要小。沿著長(zhǎng)江沖淡水方向,除個(gè)別站位反常外, 粒徑的總體變化趨勢(shì)是逐漸減小, 這可能與水動(dòng)力分選作用有關(guān)。

2.3 木質(zhì)素含量

木質(zhì)素在經(jīng)過(guò)堿性氧化銅氧化之后會(huì)產(chǎn)生一系列的酚單體, 這些酚單體的含量總和可以用于表示顆粒物中木質(zhì)素的含量。Λ8(mg/100mgOC)用于表示每100mg有機(jī)碳中木質(zhì)素酚單體的S系列(紫丁香基酚類)、V系列(香草基酚類)和C系列(肉桂基酚類)單體的總和; Σ8(mg/100mgAll)用于表示每100mg顆粒態(tài)樣品中, S系列、V系列和C系列單體的總和; Lig8(μg/L)用于表示水體中顆粒態(tài)木質(zhì)素的含量(Go?iet al, 1998), 結(jié)果見表2。

表2 各區(qū)域表層顆粒態(tài)木質(zhì)素的含量Tab.2 Surface particulate lignin content from the different sites of the study area

由表2可知, Σ8(mg/100mgAll)的值呈口門及河口區(qū)高, 鄰近海域低的分布特征, 這與木質(zhì)素作為陸源有機(jī)物的生物標(biāo)志物的特性相符。Λ8(mg/100mgOC)在最大渾濁帶區(qū)域卻并沒(méi)有減少, 反而在某些站位上升。而Lig8(μg/L)的值在長(zhǎng)江口最大渾濁帶處明顯高于長(zhǎng)江口內(nèi)以及鄰近海區(qū)的值, 這也充分反映了Lig8(μg/L)的值與總懸浮顆粒物(TSM)濃度之間的正相關(guān)關(guān)系(r2=0.98,n=24,P<0.01)。此現(xiàn)象與于灝(2007)對(duì)長(zhǎng)江口顆粒態(tài)木質(zhì)素的研究結(jié)果以及戚艷平(2006)對(duì)長(zhǎng)江口顆粒態(tài)正構(gòu)烷烴的研究結(jié)果相符。

2.4 木質(zhì)素特征參數(shù)

木質(zhì)素是陸地維管植物細(xì)胞壁的特有成分, 在作為陸源有機(jī)物的生物標(biāo)志物中具有特異性, 它不僅可以用來(lái)很好地指示陸源有機(jī)物的來(lái)源, 而且還可以分辨陸源植物的類型(Keilet al, 1998)。根據(jù)木質(zhì)素降解產(chǎn)物之間的含量關(guān)系可以得到一系列的參數(shù),這些參數(shù)可以指示木質(zhì)素的來(lái)源、降解程度等的一些信息。例如, S/V表示S系列單體總量與V系列單體總量的比, C/V表示C系列單體總量與V系列單體總量的比。S/V的值用以區(qū)分木質(zhì)素的來(lái)源是被子植物還是裸子植物, C/V的值用以區(qū)分木質(zhì)素的來(lái)源是木本組織還是草本組織(Go?iet al, 1998; Dittmaret al,2001; Filleyet al, 2006)。在長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)域, 木質(zhì)素的特征參數(shù)S/V和C/V的值分別為0.6—1.2和0.02—0.2;在最大渾濁帶區(qū)域, S/V和C/V值分別為0.6—1.0和0.04—0.1; 在鄰近海域的S/V和C/V值則為0.5—1.6和0.02—0.2。

利用木質(zhì)素V系列(香草基酚類)單體中的酸醛比還可以用于指示有機(jī)物的降解程度。在長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)域,木質(zhì)素的(Ad/Al)v的平均值為0.44±0.15, 最大渾濁帶區(qū)為0.78±0.12, 鄰近海域?yàn)?.95±0.58。

3 討論

3.1 鹽度(S)與總懸浮顆粒物(TSM)對(duì)有機(jī)物分布的影響

河口區(qū)是地球上生產(chǎn)力最高的區(qū)域之一, 在這些區(qū)域里有機(jī)物是生物地球化學(xué)循環(huán)中最重要的組成部分, 許多研究表明河口區(qū)有機(jī)物是碎屑食物網(wǎng)的基本物質(zhì)來(lái)源(Hopkinsonet al, 1998; Raymondet al,2000)。河口區(qū)有機(jī)物的來(lái)源有很多, 包括通過(guò)河流和地下水輸送的陸源有機(jī)物, 藻類的現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn)以及通過(guò)潮汐作用所帶來(lái)的海源有機(jī)物(Go?iet al, 2003)。而有機(jī)物在此區(qū)域的分布則受到復(fù)雜的物理、化學(xué)和生物的作用, 使得在這一地區(qū)的有機(jī)物分布呈現(xiàn)特有的現(xiàn)象。為探討河口區(qū)陸源和海源有機(jī)物的分布受控因素, 以Λ8(mg/100mg OC)和Chla*(mg/100mg OC)分別代表陸源和海源有機(jī)物。如圖2a所示, Λ8/Chla*的值隨著鹽度增大而呈逐漸遞減趨勢(shì), 表明顆粒態(tài)有機(jī)物在向海輸送過(guò)程中, 海源有機(jī)物的貢獻(xiàn)逐漸增大, 陸源有機(jī)物的輸送貢獻(xiàn)量相對(duì)減小, 表明鹽度差異是造成河口區(qū)顆粒態(tài)有機(jī)物分布的重要因素之一。但在最大渾濁帶區(qū)Λ8/Chla*的值顯著地高于長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)與鄰近海域, 表明最大渾濁帶區(qū)對(duì)陸源顆粒態(tài)有機(jī)物有一定的“添加”作用。而忽略最大渾濁帶的樣品, 該參數(shù)與鹽度體現(xiàn)了較好的相關(guān)性, 說(shuō)明了顆粒態(tài)有機(jī)物結(jié)構(gòu)變化主要受鹽度控制。

圖2 Λ8/Chl a*與鹽度(· 最大渾濁帶區(qū))(a)、TSM的相關(guān)性分析(b)Fig.2 The ratio of Λ8 to chlorophyll-a* versus salinity (· Turbidity Maximum Zone) (a) and Total Suspended Matter (b)

Λ8/Chla*與TSM之間呈現(xiàn)出很好的線性關(guān)系(如圖2b所示), 也說(shuō)明顆粒態(tài)有機(jī)物在向海輸送過(guò)程中不僅受控于鹽度的作用, 而懸浮顆粒物的濃度亦是決定其分布的重要因素。懸浮顆粒物濃度較低的地區(qū), 水體的濁度也小, 使得浮游生物的現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn)作用增加, 海源有機(jī)物的貢獻(xiàn)量增大。綜上說(shuō)明, 鹽度和懸浮顆粒物濃度對(duì)河口區(qū)顆粒態(tài)有機(jī)物的來(lái)源和分布有重要作用。

3.2 木質(zhì)素特征參數(shù)在向海輸送過(guò)程中的變化

木質(zhì)素是陸源有機(jī)物向海輸送過(guò)程中的生物標(biāo)志物, 其特征參數(shù)在向海輸送過(guò)程中的變化可以反映陸源有機(jī)物在向海輸送過(guò)程中所經(jīng)歷的變化和受控因素。懸浮顆粒物是顆粒態(tài)有機(jī)物的載體, 國(guó)內(nèi)外許多研究都表明顆粒物粒徑的大小對(duì)有機(jī)物的含量、組成特征以及分布都有重要影響(Hedgeset al, 1986;Jenget al, 1995; Bergamaschiet al, 1997)。譬如粘土成分優(yōu)先吸附酸類物質(zhì), 從而表現(xiàn)在木質(zhì)素的特征參數(shù)上就是(Ad/Al)v值升高(Keilet al, 1998)。而在本研究中, 懸浮顆粒物樣品中的粘土百分含量與(Ad/Al)v也表現(xiàn)出較好的相關(guān)關(guān)系, 如圖3a所示。表明木質(zhì)素在向海輸送過(guò)程中, 水動(dòng)力分選使得木質(zhì)素參數(shù)在不同粒級(jí)中有分異。

(Ad/Al)v值用于指征木質(zhì)素的降解程度, 其值在0.2附近說(shuō)明有機(jī)物是較為新鮮的(Hedgeset al, 1979),在0.3—0.6之間表示有機(jī)物來(lái)源于中度降解的植物碎屑(Opsahlet al, 1995), 而大于1則認(rèn)為木質(zhì)素是與腐殖質(zhì)和土壤有機(jī)物結(jié)合在一起。P/(V+S)值是另一種指征木質(zhì)素降解程度的指標(biāo), 主要是棕腐菌通過(guò)去甲基/去甲氧基產(chǎn)生大量的3,4-和3,5-雙羥基酚類并伴隨著P/V+S的升高, 而(Ad/Al)v值的升高是由于白腐菌在有氧環(huán)境里通過(guò)側(cè)鏈氧化和芳環(huán)斷裂造成的(Dittmaret al, 2001; Filleyet al, 2002)。在本研究中,P/(V+S)與(Ad/Al)v表現(xiàn)出很好的相關(guān)關(guān)系, 表明木質(zhì)素在向海輸送過(guò)程中受到兩種不同降解模式的共同作用。

圖3 (Ad/Al)v與clay% (a)、P/V+S (b)的相關(guān)性及Chl a與P/Pn (c)的相關(guān)性(· 水華站位)Fig.3 (Ad/Al)v versus the percentage of clay (a), P/V+S (b) and chlorophyll-a versus P/Pn (c) (· bloom stations)

P系列酚單體是木質(zhì)素氧化降解之后的其中一種產(chǎn)物,包括p-hydroxyacetophenpne (Pn)、p-hydroxybenzaldehyde(Pl)、p-hydroxybenzoic acid (Pd), p-hydroxyacetophenpne(Pn)只來(lái)源于木質(zhì)素的氧化降解, 而p-hydroxybenzaldehyde(Pl)和p-hydroxybenzoic acid (Pd)不僅只來(lái)源于木質(zhì)素的氧化降解, 也有可能是來(lái)自于蛋白質(zhì)和多糖在氧化銅氧化過(guò)程中產(chǎn)生(Go?iet al, 2000)。因此, Pn/P(P系列酮濃度與P系列酚總濃度之比)可以用于表示有機(jī)物質(zhì)來(lái)源的差異性。在本研究中P/Pn與Chla濃度之間呈現(xiàn)較好的線性關(guān)系, 說(shuō)明P系列酚單體不僅僅只是來(lái)源于木質(zhì)素的降解, 藻類等浮游生物的現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn)對(duì)其也有重要貢獻(xiàn)。如水華站位的P/Pn的值與Chla之間顯著相關(guān), 進(jìn)一步證實(shí)浮游生物現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn)對(duì)P系列酚單體貢獻(xiàn)的重要作用。

綜上可知, 木質(zhì)素在向海輸送過(guò)程中受到粒徑、生物降解以及浮游生物現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn)的干擾等等, 表明木質(zhì)素在河口區(qū)會(huì)經(jīng)歷很大程度的改造, 使得在利用木質(zhì)素相關(guān)參數(shù)進(jìn)行研究時(shí)應(yīng)充分考慮多重因素的共同作用。

3.3 長(zhǎng)江口最大渾濁帶的影響

為闡明長(zhǎng)江口最大渾濁帶對(duì)顆粒態(tài)有機(jī)物在向海輸送過(guò)程中的影響, 本文擬選取從長(zhǎng)江口內(nèi)徐六涇站位(CJ6)沿著長(zhǎng)江沖淡水方向一直延伸到鄰近海域C斷面的最遠(yuǎn)端站位C13站來(lái)進(jìn)行探討。木質(zhì)素的分布存在顯著的空間差異(圖4), 從長(zhǎng)江口內(nèi)沿著沖淡水方向總體上呈下降的趨勢(shì), 表明沿著向海方向, 顆粒態(tài)陸源有機(jī)物逐漸減少, 這與木質(zhì)素作為陸源有機(jī)物生物標(biāo)志物的特性相一致。值得注意的是在最大渾濁帶區(qū), 木質(zhì)素含量的變化趨勢(shì)減小, 在個(gè)別站位甚至還有很大程度的增加, 這表明在最大渾濁帶區(qū)對(duì)陸源有機(jī)物有一個(gè)添加的作用。Mannino等(2000)認(rèn)為最大渾濁帶區(qū)域陸源有機(jī)物的添加可能是來(lái)源于底層的再懸浮作用, 也有可能是來(lái)源于溶解有機(jī)物和顆粒態(tài)有機(jī)物之間轉(zhuǎn)換而來(lái)。木質(zhì)素的特征參數(shù)P/(V+S)從長(zhǎng)江口內(nèi)徐六涇站到鄰近海域C斷面呈逐漸增大趨勢(shì), 特別是在經(jīng)過(guò)最大渾濁帶區(qū)后的鄰近海域增加尤其明顯。

圖4 Λ8(mg/100mgOC)、P/V+S、POC/Chl a沿著沖淡水方向變化趨勢(shì)(陰影部分為最大渾濁帶)Fig.4 Spatial distribution of Λ8(mg/100mgOC), P/V+S and POC/Chl a along the Changjiang Water Mass (shaded part is the Turbidity Maximum Zone)

POC與葉綠素a的比值(POC/Chla; 濃度比, 下同)可以用來(lái)表征顆粒物中現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn)力對(duì)有機(jī)碳的貢獻(xiàn)程度, 由于葉綠素a是有機(jī)碳中相對(duì)不穩(wěn)定的組分, 所以該比值(<200)可以用來(lái)指示顆粒物的新鮮程度(Cotrimet al, 2001)。由此推斷, 存在明顯陸源POC輸送, 或者有機(jī)碳降解充分時(shí), 河口/河流區(qū)POC/Chla比值則可能很大(劉宗廣等, 2013)。最大渾濁帶區(qū)POC/Chla的值顯著的高于長(zhǎng)江口內(nèi)區(qū)和鄰近海域, 這可能是由于最大渾濁帶區(qū)通過(guò)再懸浮作用將底部經(jīng)過(guò)高度降解的有機(jī)物返回到水體中;但同時(shí), 作者也注意到木質(zhì)素等參數(shù)的分布差異主要集中在最大渾濁帶附近, 并不隨之距離向河或向海的增加而持續(xù)保持原信號(hào), 這與劉啟貞等(2009)對(duì)長(zhǎng)江口顆粒態(tài)金屬污染物的分布規(guī)律研究結(jié)果一致。

4 結(jié)論

夏季長(zhǎng)江口及其鄰近海域顆粒態(tài)有機(jī)物的分布受到鹽度、總懸浮顆粒物(TSM)濃度以及最大渾濁帶的影響。隨著鹽度增大, 顆粒態(tài)陸源有機(jī)物相對(duì)于海源顆粒態(tài)有機(jī)物的貢獻(xiàn)量逐漸下降?？倯腋☆w粒物濃度的下降, 降低了水體的濁度, 提高了浮游生物的現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn), 海源顆粒態(tài)有機(jī)物的相對(duì)貢獻(xiàn)量增加。顆粒態(tài)木質(zhì)素在向海輸送過(guò)程中會(huì)受到礦物組分、生物降解、浮游生物現(xiàn)場(chǎng)生產(chǎn)等各種因素的作用, 使其組成成分和性質(zhì)發(fā)生改變。最大渾濁帶的底部再懸浮, 局部改變了顆粒態(tài)陸源有機(jī)物向海輸送過(guò)程中的信號(hào)。

于 灝, 2007. 顆粒態(tài)陸源有機(jī)物在長(zhǎng)江和東海陸架區(qū)的遷移和埋藏. 上海: 華東師范大學(xué)碩士學(xué)位論文, 21—22

劉 星, 吳 瑩, 張 經(jīng), 2001. 木質(zhì)素在河口與陸架海洋環(huán)境中的示蹤. 海洋環(huán)境科學(xué), 20(4): 61—66

劉啟貞, 李九發(fā), 戴志軍等, 2009. 長(zhǎng)江口顆粒態(tài)金屬污染物時(shí)空分布規(guī)律分析. 海洋環(huán)境科學(xué), 28(3): 251—256

劉宗廣, 吳 瑩, 胡 俊等, 2013. 東海陸架典型斷面顆粒態(tài)氨基酸的分布及控制因素分析. 海洋與湖沼, 44(3): 563—568

宋 兵, 李 珍, 李 杰等, 2009. 越南紅河水下三角洲北區(qū)表層沉積物類型及分布特征初探. 海洋通報(bào), 28(6): 78—83

胡 俊, 柳 欣, 王 磊等, 2011. 應(yīng)用反相高效液相色譜定性和定量浮游植物光合色素. 海洋科學(xué), 35(11): 19—28

戚艷平, 2006. 長(zhǎng)江及其鄰近海域中顆粒態(tài)及溶解態(tài)正構(gòu)烷烴的分布. 上海: 華東師范大學(xué)碩士學(xué)位論文, 126

傅天保, 陳 松, 姜善春等, 1995. 氣相色譜法測(cè)定沉積物中的木質(zhì)素. 海洋學(xué)報(bào), 17(1): 59—63

Bergamaschi B A, Tsamakis E, Keil R Get al, 1997. The effect of grain size and surface area on organic matter, lignin and carbohydrate concentration, and molecular compositions in Peru Margin sediments. Geochimica et Cosmochimica Acta,61(6): 1247—1260

Cotrim Da Cunha L, Serve L, Gadel Fet al, 2001. Lignin-derived phenolic compounds in the particulate organic matter of a French Mediterranean river: seasonal and spatial variations.Organic Geochemistry, 32(2): 305—320

Dittmar T, Lara R J, 2001. Molecular evidence for lignin degradation in sulfate-reducing mangrove sediments(Amazonia, Brazil). Geochimica et Cosmochimica Acta,65(9): 1417—1428

Filley T R, Cody G D, Goodell Bet al, 2002. Lignin demethylation and polysaccharide decomposition in spruce sapwood degraded by brown rot fungi. Organic Geochemistry, 33(2): 111—124

Filley T R, Nierop K G, Wang Y, 2006. The contribution of polyhydroxyl aromatic compounds to tetramethylammonium hydroxide lignin-based proxies. Organic Geochemistry,37(6): 711—727

Go?i M A, Ruttenberg K C, Eglinton T I, 1998. A reassessment of the sources and importance of land-derived organic matter in surface sediments from the Gulf of Mexico. Geochimica et Cosmochimica Acta, 62(18): 3055—3075

Go?i M A, Teixeira M J, Perkey D W, 2003. Sources and distribution of organic matter in a river-dominated estuary(Winyah Bay, SC, USA). Estuarine, Coastal and Shelf Science, 57(5): 1023—1048

Go?i M A, Thomas K A, 2000. Sources and transformations of organic matter in surface soils and sediments from a tidal estuary (North Inlet, South Carolina, USA). Estuaries, 23(4):548—564

Hedges J I, Clark W A, Quay P Det al, 1986. Compositions and fluxes of particulate organic material in the Amazon River.Limnology and Oceanography, 31(4): 717—738

Hedges J I, Keil R G, Benner R, 1997. What happens to terrestrial organic matter in the ocean? Organic Geochemistry, 27(5—6): 195—212

Hedges J I, Mann D C, 1979. The characterization of plant tissues by their lignin oxidation products. Geochimica et Cosmochimica Acta, 43(11): 1803—1807

Hopkinson C S, Buffam I, Hobbie Jet al, 1998. Terrestrial inputs of organic matter to coastal ecosystems: An intercomparison of chemical characteristics and bioavailability. Biogeochemistry,43(3): 211—234

Ittekkot V, 1988. Global trends in the nature of organic matter in river suspensions. Nature, 332(6163): 436—438

Jeng W, Chen M, 1995. Grain size effect on bound lipids in sediments off northeastern Taiwan. Organic Geochemistry,23(4): 301—310

Keil R G, Tsamakis E, Giddings J Cet al, 1998. Biochemical distributions (amino acids, neutral sugars, and lignin phenols)among size-classes of modern marine sediments from the Washington coast. Geochimica et Cosmochimica Acta, 62(8):1347—1364

Mannino A, Harvey H R, 2000. Terrigenous dissolved organic matter along an estuarine gradient and its flux to the coastal ocean. Organic Geochemistry, 31(12): 1611—1625

Opsahl S, Benner R, 1995. Early diagenesis of vascular plant tissues: Lignin and cutin decomposition and biogeochemical implications. Geochimica et Cosmochimica Acta, 59(23):4889—4904

Raymond P A, Bauer J E, 2000. Bacterial consumption of DOC during transport through a temperate estuary. Aquatic Microbial Ecology, 22(1): 1—12

Wu Y, Zhang J, Liu S Met al, 2007. Sources and distribution of carbon within the Yangtze River system. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 71(1): 13—25

Yang S L, Shi Z, Zhao H Yet al, 1999. Effects of human activities on the Yangtze River suspended sediment flux into the estuary in the last century. Hydrology and Earth System Sciences, 8(6): 1210—1216