亞熱帶河口陸基養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度及沉積物-水界面碳通量時空動態(tài)特征

楊　平,金寶石,譚立山,仝　川,3,*

1 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,福州　350007 2 濕潤亞熱帶生態(tài)-地理過程教育部重點實驗室,福州　350007 3 福建師范大學(xué)亞熱帶濕地研究中心,福州　350007

全球氣候變化已成為21世紀人類所面臨的最大生態(tài)環(huán)境問題之一[1]。碳作為一種生源要素,是整個生物圈物質(zhì)和能量循環(huán)的主體,生態(tài)系統(tǒng)大部分的生物地球化學(xué)循環(huán)過程都與其有關(guān),對碳循環(huán)的研究是目前全球氣候變化研究所關(guān)注的焦點[2- 5]。在水體環(huán)境中,溶解性有機碳(Dissolved Organic Carbon, DOC)和溶解性無機碳(Dissolved Inorganic Carbon, DIC)是碳存在的兩種主要形式[4,6],在指示發(fā)生于水生生態(tài)系統(tǒng)中的光合作用與呼吸作用等方面扮演著重要角色,是全球碳循環(huán)重要組成部分[5,7- 8]。目前相關(guān)研究報道主要集中在湖泊[4,9]、河流[5,8,10]、水庫[11- 12]及海洋[13- 14]等水生生態(tài)系統(tǒng)。近年來,隨著“碳匯漁業(yè)”理念的提出[15],有關(guān)養(yǎng)殖水域DOC和DIC生物地球化學(xué)過程已開始引起一些學(xué)者的關(guān)注[16- 17]。但是,與自然水體相比,各類水產(chǎn)養(yǎng)殖塘養(yǎng)殖期不同形態(tài)碳的研究十分薄弱。

河口區(qū)陸基養(yǎng)蝦塘是水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)的重要組成部分,養(yǎng)殖過程中主要以投喂人工飼料維持蝦的生長代謝活動。然而,蝦對飼料有限的利用(利用率4.0%—27.4%)通常造成大量有機物滯留在池塘沉積物中[18]。這些有機物質(zhì)又可通過礦化過程以及沉積物厭氧狀態(tài)的形成驅(qū)動各形態(tài)碳的轉(zhuǎn)化[17,19],進而影響到整個養(yǎng)殖系統(tǒng)碳循環(huán)及其平衡狀態(tài)。沉積物-水界面作為有機物質(zhì)在地球化學(xué)循環(huán)與生物體系之間進行耦合作用的主要場所[4],它的碳通量和碳過程及其變化對養(yǎng)殖塘沉積物的碳源匯功能有重要影響。目前,關(guān)于刺參、貝類和魚類養(yǎng)殖塘沉積物-水界面DOC通量的研究已有報道[16- 17,20],而有關(guān)蝦類養(yǎng)殖系統(tǒng)水體中各形態(tài)碳(DOC、DIC)時空變化及沉積物-水界面不同形態(tài)碳通量的研究還鮮見報道。開展該領(lǐng)域的研究,對于提高我們對濱海河口地區(qū)陸基水產(chǎn)養(yǎng)殖塘系統(tǒng)碳循環(huán)過程的認識具有重要的意義。

閩江河口和九龍江河口是福建沿海2個最典型的入海河口。近年來,隨著人類對蝦類產(chǎn)品需求的增長,濱海及河口地區(qū)陸基水產(chǎn)養(yǎng)殖塘面積不斷增加。本研究以閩江河口和九龍江河口養(yǎng)殖規(guī)模最大的對蝦養(yǎng)殖塘為研究對象,通過野外原位觀測和室內(nèi)模擬培養(yǎng)相結(jié)合的方法,對2個河口養(yǎng)蝦塘水體各形態(tài)碳(DOC、DIC)濃度變化和沉積物-水界面各形態(tài)碳的交換通量進行了測定,以期為今后深入開展河口區(qū)養(yǎng)殖塘碳循環(huán)的相關(guān)研究積累資料,也為今后全面評價我國濱海河口地區(qū)水產(chǎn)養(yǎng)殖塘碳源/匯的時空分布格局提供科學(xué)數(shù)據(jù)。

1　材料與方法

1.1　研究樣地概況

研究樣地位于閩江河口鱔魚灘濕地和九龍江河口滸茂洲甘文農(nóng)場(圖1)。閩江河口地處中亞熱帶和南亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候的過渡區(qū),氣候溫暖濕潤,年平均氣溫和降水量分別為19.7℃和1346mm,年降水日數(shù)為153d,降水主要集中于3—9月[21]。九龍江河口屬于溫暖濕潤的南亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候,年平均氣溫和降水量分別為21.0℃和1371mm[22],降水也主要集中于3—9月[23]。在以上2個河口,均隨機選擇3個具有代表性的對蝦(南美白對蝦,Litopenaeusvannamei)養(yǎng)殖塘作為研究對象。鱔魚灘濕地和甘文農(nóng)場選擇的養(yǎng)蝦塘水域面積分別約為7500m2和7000m2,平均水深分別為1.3m和1.5m。以上養(yǎng)殖塘均由天然濕地圍墾而成,且養(yǎng)殖年限相近。養(yǎng)殖塘所用的養(yǎng)殖水均源自于附近半咸水,鹽度因所在位置及河流徑流量不同存在差異(鱔魚灘濕地和甘文農(nóng)場的養(yǎng)蝦塘水體平均鹽度為2.56和9.15)。整個養(yǎng)殖期間,蝦塘除了少量補給因蒸發(fā)損失的水量外,并沒有與外界水體發(fā)生明顯交換。以上蝦塘通常是在5月投放蝦苗,10月中下旬將蝦全部收獲,然后養(yǎng)殖水體全部排放至鄰近的海域。養(yǎng)殖期間,養(yǎng)殖戶每天7:00—8:00和16:00—17:00向蝦塘各投放餌料一次。投喂的餌料為人工配置餌料,日投餌量約為蝦體重的3%—10%,具體餌料投放量根據(jù)蝦的生長及攝食情況進行調(diào)整。每個養(yǎng)蝦塘配備3臺功率為1.5kW的水車式增氧機,通常每天早上、中午、下午和晚上各開啟2—3h。

圖1　研究區(qū)域和采樣點位置示意圖Fig.1　Location of the sampling shrimp ponds in the Min River and Jiulong River estuary

1.2　樣品采集與現(xiàn)場觀測

基于實際情況(對蝦生長周期和養(yǎng)殖戶許可),整個實驗過程共采集3次樣品,分別于6月(養(yǎng)殖初期)、8月(養(yǎng)殖中期)和10月(養(yǎng)殖后期)進行水體樣品、沉積物樣品的采集及相關(guān)環(huán)境參數(shù)的現(xiàn)場觀測。每個蝦塘布設(shè)3個樣品采集點(呈等邊三角形),每個采樣點插入竹竿進行標記,以便每次樣品采集均在同一地點開展。

垂直無擾動柱狀沉積物利用奧地利進口的不銹鋼柱狀采泥器(Corer- 60, Austria)(采泥器配備內(nèi)徑和長度分別為6cm和30cm有機玻璃管)采集。每個采樣點需采集3根柱狀沉積物(長15cm),1根用于沉積物孔隙(間隙)水理化性質(zhì)測定,1根用于沉積物基本理化性質(zhì)測定,1根用于沉積物-水界面溶解性有機碳和溶解性無機碳交換通量的室內(nèi)培養(yǎng)實驗。柱狀沉積物樣品采集后,現(xiàn)場用橡皮塞將采樣管上下兩端密封,并用鋁箔紙裹住每個有機玻璃管以避光。然后,將有機玻璃管垂直放置于墊有塑料泡沫擱架的保溫箱中(有放置冰塊或冰袋),于4 h內(nèi)運回實驗室并立刻進行樣品的前處理與培養(yǎng)實驗。

不同深度水樣(表層10cm、中層及底層)利用Sea-Bird II型采水器(Sea-bird Electronics,USA)采集。每個采樣日需完成4次水樣采集,具體采樣時刻分別在8:00、11:00、14:00和17:00進行。每個采樣點不同深度水樣需采集2份,1份水樣用于水體DOC和DIC濃度測定分析,1份水樣用于水體葉綠素a(Chlorophyll a, Chl a)濃度測定分析。水樣收集瓶為250mL的白色聚乙烯塑料瓶。待水樣裝滿收集瓶后,立刻向每個收集瓶加入飽和HgCl2溶液2mL,用于抑制水樣中的微生物活性[24- 25]。另外,于同一站位采集上覆水水樣2份,裝入500mL白色聚乙烯塑料瓶中,用于沉積物-水界面DOC和DIC交換通量模擬實驗。所有水樣均置于保溫箱中低溫遮光保存,于4h內(nèi)運回實驗室。

與水樣采集同步,不同水深深度的溫度和pH值采用IQ150便攜式pH/氧化還原電位/溫度計(IQ Scientific Instruments, USA)原位測定；水體溶解氧DO濃度利用多參數(shù)水質(zhì)監(jiān)測儀(HORIBA, Japan)測定；水體鹽度采用便攜式鹽度計(Eutech Instruments SALT 6+,USA)原位測定。另外,在每個養(yǎng)殖階段,收獲個體長勢一致的對蝦50尾,電子天平稱重。

1.3　水樣和沉積物樣品測定分析

用于測定水體DOC和DIC濃度的樣品在運回實驗室后立即用孔徑為0.45μm玻璃纖維濾膜(已灼燒過)過濾。水樣過濾后,裝置于清潔的100mL白色聚乙烯瓶中,再加入飽和HgCl2溶液1mL,蓋上瓶蓋,遮光冷凍保存至測定分析。水樣中的DOC和DIC濃度使用TOC-VCPH總有機碳分析儀(Shimadzu, Japan)測定分析。用于水體葉綠素a(Chl a)濃度分析的樣品先經(jīng)過丙酮(純度90%)浸提,然后將提取液通過紫外-可見分光光度計(島津UV- 2450, Japan)測定分析上清液吸光值。葉綠素a濃度計算公式參見Jeffrey等[26]和張瑩等[27]文獻報道,最終結(jié)果以μg/L 表示。

用于測定沉積物全碳(Total Carbon,TC)、全氮(Total Nitrogen,TN)含量和土壤粒徑的樣品在運回實驗室后立刻冷凍干燥。待樣品干燥后,先挑去殘體根系等雜物,然后研磨過0.149mm(100目)篩和2mm(10目)篩,并分別裝入潔凈的自封袋中密封至測定分析。沉積物TC、TN含量采用CN元素分析儀(Elementar Vario MAX CN,Germany)測定。沉積物粒徑采用激光粒度分析儀(Master Sizer 2000, UK)測定,按國際制分為黏粒(<2μm)、粉粒(2—20μm)和砂粒(>20μm)。沉積物孔隙水采用離心法獲得[24,28- 29],并且過濾后的水樣利用TOC-VCPH總有機碳分析儀(Shimadzu, Japan)測定分析DOC和DIC濃度。

1.4　室內(nèi)培養(yǎng)實驗與分析

沉積物-水界面各形態(tài)碳(DOC和DIC)交換通量采用SONE方法[30]進行室內(nèi)模擬研究,模擬實驗裝置參照陳朱虹等[31]的實驗設(shè)計。具體操作如下：(1)將沉積物柱樣的深度調(diào)整至15cm,通過虹吸法抽去沉積柱樣培養(yǎng)管中的上層水體,再通過重力溢流方式沿管壁小心注入已過濾的原采樣點上覆水,使得液面高度距沉積物表面15cm處停止,塞緊培養(yǎng)管頂部蓋子,連接進入和出水管路；(2)將培養(yǎng)管置于恒溫震蕩培養(yǎng)箱培養(yǎng)9h,并設(shè)定培養(yǎng)溫度和震蕩頻率(設(shè)定溫度為每個養(yǎng)殖階段現(xiàn)場采樣時的沉積物溫度；震蕩頻率根據(jù)預(yù)實驗對比觀察結(jié)果,分別設(shè)置為20、40、80r/min,表征養(yǎng)殖初期、中期和后期階段蝦覓食及代謝活動對沉積物表面及上覆水的擾動)[24]；(3)將長度為0.5 m的引流硅膠管置于培養(yǎng)管中,其一端置于培養(yǎng)管中部位置以獲得代表性水樣,另一端與醫(yī)用注射器的三通閥鏈接,分別在培養(yǎng)實驗初始時刻和結(jié)束時刻利用醫(yī)用注射器采集水樣60mL。每次采集完水樣后,培養(yǎng)管中的水樣均會得到等體積補充。從培養(yǎng)管中采集到的水樣經(jīng)0.45μm濾膜過濾后,利用TOC-VCPH總有機碳分析儀(Shimadzu, Japan)測定分析DOC和DIC濃度。所有模擬實驗用到的培養(yǎng)管長度均為30cm長,內(nèi)徑為6cm。沉積物-水界面各形態(tài)碳交換通量根據(jù)培養(yǎng)始末培養(yǎng)管水體中各形態(tài)碳濃度變化差值計算獲得[17,24],計算公式如下：

F=(CW-E-CW-B)×V/S/T

式中,F為交換通量(mg m-2h-1),CW-E為培養(yǎng)后培養(yǎng)管水體中各形態(tài)碳的濃度(mg/L),CW-B為培養(yǎng)前培養(yǎng)管水體中各形態(tài)碳的濃度(mg/L),V為培養(yǎng)管水的體積(L),T為培養(yǎng)時間(h),S為沉積物土柱橫截面積(m2)。計算結(jié)果若為正值,表示各形態(tài)碳由沉積物向上覆水釋放; 若為負值,表示各形態(tài)碳被沉積物吸收。

1.5　數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

采用Excel 2003對原始數(shù)據(jù)進行處理,用OriginPro7.5進行繪圖。利用SPSS 17.0統(tǒng)計軟件包中單因素方差(One-Way ANOVA)分析法中的LSD法(least significant difference test)檢驗同一河口區(qū)養(yǎng)蝦塘在不同養(yǎng)殖階段間的水體溶解性碳濃度、沉積物-水界面溶解性碳交換通量和環(huán)境變量差異性。同一養(yǎng)殖階段不同河口區(qū)間的養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度、沉積物-水界面溶解性碳交換通量和環(huán)境變量的差異性檢驗采用SPSS 17.0中的獨立樣本T檢驗進行統(tǒng)計分析。以P<0.05作為差異顯著水平。水體溶解性碳濃度、沉積物-水界面溶解性碳交換通量與環(huán)境變量間的相關(guān)關(guān)系使用SPSS 17.0中的Pearson相關(guān)分析法進行統(tǒng)計分析。以P<0.05作為顯著相關(guān),P<0.01作為極顯著相關(guān)。文中的一般線性回歸具體模型選擇是根據(jù)回歸方程擬合時的擬合優(yōu)度判定系數(shù)R2值高低來確定。文中誤差線均為標準差。

2　結(jié)果與分析

2.1　養(yǎng)殖塘水體及沉積物主要理化性質(zhì)特征

2個河口蝦塘水體及沉積物主要理化性質(zhì)的比較如表1所示。在水體理化性質(zhì)上,九龍江河口蝦塘養(yǎng)殖期間水體溫度、鹽度均顯著高于閩江河口(P<0.05或P<0.01,表1),而蝦塘水體pH值、溶解氧DO和葉綠素a濃度呈現(xiàn)閩江河口顯著高于九龍江河口(P<0.05或P<0.01,表1)。在沉積物理化性質(zhì)上,九龍江河口蝦塘沉積物溫度、粒徑組成中的粘粒和粉粒均顯著高于閩江河口(P<0.05或P<0.01,表1),而蝦塘沉積物粒徑組成中的砂粒及TC含量均呈現(xiàn)閩江河口顯著高于九龍江河口(P<0.05或P<0.01,表1)。此外,兩河口區(qū)蝦塘溫度、葉綠素a濃度和沉積物TC含量均呈現(xiàn)8月中旬>10月中旬>6月中旬的特征,水體鹽度和溶解氧DO分別呈現(xiàn)隨養(yǎng)殖階段推移而降低和增加的趨勢。

表1閩江河口和九龍江河口養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖期水體及沉積物主要環(huán)境指標的比較

Table1ComparisonofenvironmentalparametersofthewatercolumnandsedimentoftheshrimppondsduringthecultureperiodintheMinRiverestuaryandJiulongRiverestuary

河口區(qū)Estuaries水體理化性質(zhì)Waterphysicochemicalproperties溫度Temperature/℃pH鹽度Salinity溶解氧DO/(mg/L)葉綠素aChla/(μg/L)閩江MinRiver26.38±3.32a9.20±0.60a2.56±0.56a10.86±2.65a211.74±19.51a九龍江JiulongRiver28.31±1.96b9.09±0.41b9.15±3.31b9.49±1.25b69.47±10.52b河口區(qū)Estuaries沉積物理化性質(zhì)Sedimentphysicochemicalproperties溫度Temperature(℃)粘粒Clay/%粉粒Silt/%砂粒Sand/%全碳TC/(g/kg)閩江MinRiver24.39±2.75a16.02±2.16a64.98±7.28a19.00±7.23a16.22±3.52a九龍江JiulongRiver27.15±1.51b18.60±2.01b69.70±1.92b11.69±2.67b11.70±1.46b

表中每個河口區(qū)的水體理化性質(zhì)數(shù)值為養(yǎng)殖期間3個養(yǎng)蝦塘、4個觀測時刻和3個水深的平均值(±標準差),樣本數(shù)n=324；沉積物理化性質(zhì)數(shù)值為養(yǎng)殖期間3個養(yǎng)蝦塘的平均值(±標準差),樣本數(shù)n=27；同一列不同小寫字母代表兩河口區(qū)間差異性顯著(P<0.05)

2.2　養(yǎng)殖塘水體DOC和DIC濃度變化特征

蝦塘水體DOC和DIC濃度時間變化趨勢因河口區(qū)不同而呈現(xiàn)差異(圖2)。研究期間,閩江河口蝦塘水體DOC和DIC濃度變化范圍分別介于9.19—15.18mg/L和15.04—30.35mg/L,平均值分別為(12.73±0.23)mg/L和(21.99±0.88)mg/L,呈現(xiàn)出8月中旬>10月中旬>6月中旬的特征(圖2)；九龍江河口蝦塘水體DOC和DIC濃度變化范圍分別介于4.79—10.58mg/L和12.31—19.80mg/L,平均值分別為(6.85±0.31)mg/L和(16.03±0.47)mg/L,呈現(xiàn)出隨養(yǎng)殖階段推移而增加的趨勢(圖2)。差異性檢驗表明,(1)閩江河口蝦塘水體DIC濃度在3個采樣階段均存在顯著差異(P<0.01),而DOC濃度僅在6月中旬與其他兩個采樣階段存在顯著差異(P<0.01)；(2)九龍江河口蝦塘水體DOC和DIC濃度在3個采樣階段間均存在顯著差異(P<0.01)；(3)將兩個河口區(qū)進行比較,蝦塘水體DOC和DIC濃度在3個采樣階段均呈現(xiàn)閩江河口顯著高于九龍江河口(P<0.01)。

圖2　養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖期水體溶解性有機碳和溶解性無機碳濃度變化特征Fig.2　Variation of water column dissolved organic carbon (DOC) and dissolved inorganic carbon (DIC) concentrations of the shrimp ponds in the Min River estuary and the Jiulong River estuaryMRE：閩江河口Min River estuary；JRE：九龍江河口Jiulong River estuary

2.3　養(yǎng)殖塘沉積物-水界面DOC和DIC交換通量變化特征

研究期間,2個河口區(qū)蝦塘沉積物均表現(xiàn)為上覆水DOC和DIC的釋放源(圖3)。其中,閩江河口蝦塘沉積物向水體釋放DOC和DIC通量變化范圍分別介于66.32—132.79mg m-2h-1和64.09—295.09mg m-2h-1,釋放強度呈現(xiàn)養(yǎng)殖8月中旬>10月中旬>6月中旬的特征(圖3)；九龍江河口蝦塘沉積物向水體釋放DOC和DIC通量變化范圍分別介于51.46—109.89mg m-2h-1和62.47—174.68mg m-2h-1,釋放強度呈現(xiàn)出隨養(yǎng)殖階段推移而增加的趨勢(圖3)。綜合3個養(yǎng)殖階段的沉積物-水界面溶解性碳交換通量發(fā)現(xiàn),蝦塘沉積物釋放DOC和DIC強度均呈現(xiàn)閩江河口顯著高于九龍江河口的特征(DOC通量：(108.13±11.75)mg m-2h-1vs(83.62±11.73mg m-2h-1；DIC通量：(213.48±48.75)mg m-2h-1vs(126.05±19.28)mg m-2h-1)(P<0.05)。

圖3　養(yǎng)蝦塘養(yǎng)殖期間沉積物-水界面溶解性有機碳、溶解性無機碳交換通量變化特征Fig.3　Variation of the dissolved organic carbon (DOC) and dissolved inorganic carbon (DIC) fluxes across the sediment-water interface in the shrimp ponds in the Min River estuary and the Jiulong River estuary不同小寫字母代表同一河口區(qū)蝦塘不同養(yǎng)殖階段差異性顯著, 不同大寫字母代表同養(yǎng)殖階段不同河口區(qū)蝦塘間差異顯著

2.4　水體各形態(tài)碳濃度與沉積物-水界面各形態(tài)碳通量的關(guān)系

相關(guān)分析顯示,閩江河口和九龍江河口蝦塘水體DOC、DIC濃度分別與沉積物-水界面DOC、DIC交換通量均呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01, 表2)。綜合2個河口區(qū)分析,蝦塘水體DOC、DIC濃度亦分別與沉積物-水界面DOC、DIC交換通量呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01, 表2)。以上結(jié)果表明,河口區(qū)蝦塘沉積物釋放DOC、DIC通量強度是影響其水體DOC、DIC濃度時空變化的重要因素。

表2　養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度與沉積物-水界面溶解性碳通量的回歸分析與Pearson相關(guān)性分析

表中參與分析的水體各形態(tài)碳濃度數(shù)值為4個觀測時刻和3個水深的平均值; 表中的R2值為回歸方程擬合時的擬合優(yōu)度判定系數(shù); 表中相關(guān)系數(shù)和顯著性水平P值是通過Pearson相關(guān)性分析獲得

2.5　養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度及沉積物-水界面碳通量的主要影響因素分析

為了探析所測定的環(huán)境因子對養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度時空特征的貢獻的大小,利用多元回歸分析中的逐步回歸法建立了養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度與水體理化指標(水溫-x1、pH值-x2、溶解氧-x3、鹽度-x4和葉綠素a-x5)、沉積物理化性質(zhì)(TC含量-x6、TN含量-x7、粘粒-x8、粉粒-x9和砂粒-x10)、孔隙水底物濃度(DOC濃度-x11和DIC濃度-x12)、蝦生物量-x13之間的最優(yōu)回歸方程(表3)。結(jié)果表明,(1)在測定的環(huán)境因子中,閩江河口區(qū)養(yǎng)蝦塘水體DOC濃度時間變化特征主要受到水溫、溶解氧DO和蝦生物量的影響,水體DIC濃度時間變化特征主要受到水溫和溶解氧DO的調(diào)控,它們之間的復(fù)相關(guān)系數(shù)均達到0.01的顯著性水平；(2)水溫、水體pH值、葉綠素a濃度及水體鹽度是影響九龍江河口區(qū)養(yǎng)蝦塘水體DOC時間變化的主要因素,而DIC的變化主要受到蝦生物量、水體鹽度、沉積物粉粒和水體pH值的影響,它們之間的復(fù)相關(guān)系數(shù)亦均達到0.01的顯著性水平；(3)養(yǎng)殖塘水體DOC濃度在兩個河口區(qū)之間的差異性主要受到水體鹽度和孔隙水DOC濃度的影響,而DIC在兩個河口區(qū)間的差異性主要受到水體溫度、鹽度和溶解氧DO的影響。

表3　養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度與環(huán)境因子的多元逐步回歸方程

為了探析所測定的環(huán)境因子對養(yǎng)蝦塘沉積物-水界面溶解性碳通量時空特征的貢獻的大小,利用多元回歸分析中的逐步回歸法建立了養(yǎng)蝦塘沉積物-水界面溶解性碳通量與水體理化指標(pH值-x1、溶解氧-x2、鹽度-x3和葉綠素a-x4)、沉積物理化性質(zhì)(溫度-x5、TC含量-x6、TN含量-x7、粘粒-x8、粉粒-x9和砂粒-x10)、孔隙水底物濃度(DOC濃度-x11和DIC濃度-x12)、蝦生物量-x13之間的最優(yōu)回歸方程(表4)。結(jié)果表明,(1)在測定的環(huán)境因子中,閩江河口區(qū)養(yǎng)蝦塘沉積物-水界面DOC通量時間變化特征主要受到溶解氧DO的影響,DIC通量時間變化特征主要受到孔隙水DIC濃度和沉積物砂粒的調(diào)控,它們之間的復(fù)相關(guān)系數(shù)均達到0.01的顯著性水平；(2)水體pH值和溶解氧DO濃度是影響九龍江河口區(qū)養(yǎng)蝦塘沉積物-水界面DOC通量時間變化的主要因素,而DIC通量的變化主要受到孔隙水DIC濃度的影響,它們之間的復(fù)相關(guān)系數(shù)亦均達到0.01的顯著性水平；(3)養(yǎng)殖塘沉積物-水界面DOC通量在兩個河口區(qū)之間的差異性主要受到水體鹽度和蝦生物量的影響,而DIC通量在兩個河口區(qū)間的差異性主要受到水體pH值、孔隙水DIC濃度、TC含量和蝦生物量的綜合影響。

表4　養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳通量與環(huán)境因子的多元逐步回歸方程

3　討論

3.1　河口區(qū)蝦塘水體DOC和DIC濃度特征及影響因素探討

研究期間,蝦塘水體DOC和DIC濃度的時間變化趨勢因河口區(qū)不同而呈現(xiàn)差異(圖2)。在閩江河口區(qū),蝦塘水體DOC和DIC濃度隨養(yǎng)殖階段推移呈現(xiàn)出8月中旬>10月中旬>6月中旬的特征。該種變化特征與不同養(yǎng)殖階段蝦塘水溫變化、餌料投喂量與蝦的覓食及代謝活動的相互作用有關(guān)。相比其他養(yǎng)殖階段,6月中旬為蝦的幼苗階段,較低的餌料投喂量和較弱的蝦覓食活動及其排泄能力使得水體有機物含量維持在相對較低的水平,進而造成有機物分解所形成的DOC和DIC量也較低。8月中旬為蝦生長旺盛期,較高的餌料投放量、較強的蝦覓食及其排泄能力可致使水體有機物含量維持在相對較高的水平[24]；同時,該時期顯著較高的水溫(表1)可有效提高水體微生物活性,促進水體有機物和餌料殘體分解[4,32- 33],由此可致使蝦塘水體在養(yǎng)殖中期具有較高的DOC和DIC產(chǎn)生量。進入養(yǎng)殖后期(10月),蝦塘仍保持相對較高的餌料投喂量,但由于相對較低的水溫降低了水體有機物分解產(chǎn)DOC和DIC,進而造成該時期水體DOC和DIC濃度呈現(xiàn)出低于8月中旬但高于6月中旬的現(xiàn)象。為進一步驗證水溫在閩江河口蝦塘水體DOC和DIC時間動態(tài)中所起到的作用,本研究進行了相關(guān)性分析,結(jié)果顯示溫度與水體DOC、DIC濃度均呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系(DOC:y= 0.2931x+4.7515,P<0.01,n=27; DIC:y= 43.952Lnx-121.53,P<0.01,n=27),且單獨的溫度可解釋水體DOC和DIC變化的56%和71%,表明溫度是影響該河口區(qū)蝦塘水體DOC和DIC濃度呈現(xiàn)上述時間變化特征的關(guān)鍵因素之一。此外,水體DOC、DIC濃度與沉積物-水界面DOC、DIC交換通量呈現(xiàn)的極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01, 表2),表明不同養(yǎng)殖階段沉積物釋放DOC、DIC能力也是引起閩江河口區(qū)水體DOC、DIC濃度呈現(xiàn)上述時間動態(tài)特征的重要因素。

相比之下,蝦塘水體DOC、DIC濃度在九龍江河口區(qū)呈現(xiàn)出隨養(yǎng)殖時間推移而增加的趨勢(圖2)。該種變化特征主要歸結(jié)于以下3個方面：首先,與該河口區(qū)蝦塘不同養(yǎng)殖階段水體鹽度變化有關(guān)。已有研究表明,鹽度變化,一方面會影響到水體微生物活性,相比低鹽度環(huán)境,高鹽度環(huán)境會通過降低微生物胞外酶滲透勢來削弱或抑制微生物活性[34],導(dǎo)致水體DOC濃度因有機物分解速率下降而降低；另一方面,也反映了水體離子強度的變化,與低鹽度水體相比,高鹽度水體較大的離子強度會促進碳酸鈣沉降,進而引起水體DIC濃度降低[5,35]。研究期間,九龍江河口區(qū)蝦塘水體鹽度變化范圍介于5.95—16.87,其時間動態(tài)與水體DOC、DIC濃度變化趨勢相一致,且兩者之間呈現(xiàn)出極顯著負相關(guān)關(guān)系(DOC:y=-4.5572Ln(x)+16.675,R2= 0.49,P<0.01,n=108; DIC:y= 42.999x-0.4707,R2= 0.48,P<0.01,n=108)。這些結(jié)果表明,水體鹽度隨養(yǎng)殖階段推移而降低(因養(yǎng)殖期間季節(jié)性降雨引起)在引起九龍江河口區(qū)蝦塘水體DOC和DIC濃度變化過程中起著至關(guān)重要的作用。其次,與殘留餌料、蝦排泄物等有機物質(zhì)在蝦塘水體中的富集效應(yīng)有關(guān)。正如前文所述,蝦塘餌料投放量將隨蝦的生長而增加,但由于蝦對餌料的有限利用會致使未被覓食的餌料部分殘留至水體環(huán)境中[18],進而造成水體殘留餌料隨養(yǎng)殖時間推移而富集；同時,蝦的排泄物在池塘水體中的富集量也會因蝦生長過程中覓食量增加而增加[19]。因此,蝦塘水體中DOC和DIC濃度隨養(yǎng)殖階段推移也會因水體有機物富集過程而增加。最后,水體DOC、DIC與沉積物-水界面DOC、DIC交換通量所呈現(xiàn)出的極顯著正相關(guān)關(guān)系(表2),表明隨養(yǎng)殖階段推移沉積物釋放DOC和DIC強度增加在引起九龍江河口區(qū)蝦塘水體DOC和DIC濃度提升過程中亦起著不可忽視的作用。

除此之外,本研究還發(fā)現(xiàn),蝦塘水體DOC和DIC濃度在3個采樣時期均呈現(xiàn)出閩江河口顯著高于九龍江河口(P<0.01; 圖2),表明河口區(qū)蝦塘水體DOC和DIC濃度亦存在顯著的空間變化特征。由于兩個河口區(qū)蝦塘在養(yǎng)殖品種、養(yǎng)殖方式和日常管理等方面基本一致,因此河口區(qū)之間蝦塘水體DOC和DIC濃度差異性可能跟養(yǎng)殖水體自身理化性質(zhì)有關(guān)。如前文所述,蝦塘水體主要源自于所在河口區(qū)的半咸水。通常,這些河口區(qū)水體在鹽度、pH值等理化性質(zhì)方面表現(xiàn)出一定差異,進而會影響到水體微生物活性及其對有機物質(zhì)的分解速率。就本研究而言,水體鹽度不同是致使兩河口區(qū)間蝦塘水體DOC和DIC濃度呈現(xiàn)差異性的重要因素。相比蝦塘其他水體理化性質(zhì),鹽度在2個河口區(qū)間的蝦塘水體中變化更為顯著,且呈現(xiàn)出閩江河口顯著低于九龍江河口(表1)。這種差異性可能會導(dǎo)致2個河口區(qū)蝦塘水體微生物在有機物分解速率及其代謝產(chǎn)物[34- 35](包括DOC和DIC)方面亦存在顯著差異。同時,本文對鹽度和DOC、DIC做了相關(guān)分析,結(jié)果顯示,水體DOC和DIC濃度與鹽度均呈現(xiàn)極顯著負相關(guān)關(guān)系(P<0.01; 圖4),這在一定程度上也支持了以上推理。另外,蝦塘水體DOC、DIC與沉積物-水界面DOC、DIC通量的極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01; 表2),表明閩江河口區(qū)蝦塘沉積物較強的DOC和DIC釋放能力是造成其水體DOC和DIC濃度高于九龍江河口區(qū)的另一個重要因素。

圖4　養(yǎng)蝦塘水體溶解性有機碳、溶解性無機碳濃度與水體鹽度的關(guān)系Fig.4　Relationship between the dissolved organic carbon (DOC), dissolved inorganic carbon (DIC) concentrations and water column salinity in the shrimp ponds 圖中參與分析的數(shù)據(jù)是兩個河口區(qū)養(yǎng)蝦塘3個平均深度3個養(yǎng)殖階段觀測時刻的全部數(shù)據(jù)

3.2　養(yǎng)殖塘沉積物-水界面DOC和DIC交換通量特征及影響因素探討

2個河口區(qū)蝦塘沉積物-水界面DOC和DIC交換通量在3個采樣時期均為正值(圖3),表明沉積物是蝦塘水體DOC和DIC重要的釋放源。這與熊瑩槐等[17]在進行3種主養(yǎng)草魚池塘沉積物-水界面各形態(tài)碳通量研究時得到的結(jié)論相一致,但與Zheng等[16]的研究結(jié)論相悖。河口區(qū)蝦塘沉積物雖表現(xiàn)為水體兩種形態(tài)碳的釋放源,但其釋放強度具有明顯時空變化。在時間動態(tài)上,蝦塘沉積物釋放DOC和DIC通量在閩江河口區(qū)呈現(xiàn)出8月中旬、10月中旬顯著高于6月中旬的特征(圖3),而在九龍江河口區(qū)表現(xiàn)出隨養(yǎng)殖階段推移而增加的趨勢(圖3)；在空間變化上,蝦塘沉積物釋放DOC和DIC通量整體上呈現(xiàn)閩江河口顯著高于九龍江河口(P<0.05)。引起該種時空變化特征的原因可能有很多,如溫度、沉積物有機物含量、氧化還原條件、沉積物-水界面物質(zhì)濃度梯度、生物擾動等。

已有研究表明,浮游植物對溶解性碳的吸收利用程度所引起的沉積物-水界面濃度梯度對湖泊沉積物DOC和DIC釋放具有重要影響[4]。通常,較高的浮游植物能夠大量吸收溶解性碳,引起水體碳庫存量下降,進而促使沉積物體系中的DOC和DIC能夠有效釋放到水體中[4]。本研究中,通過對蝦塘上覆水葉綠素a濃度進行分析,發(fā)現(xiàn)蝦塘上覆水葉綠素a濃度時空變化趨勢與沉積物-水界面DOC和DIC變化趨勢基本吻合；并且相關(guān)分析顯示,蝦塘沉積物釋放DOC和DIC速率與上覆水葉綠a濃度呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(表5)。這些結(jié)果均表明,河口區(qū)蝦塘沉積物釋放DOC和DIC速率呈現(xiàn)上述時空特征部分應(yīng)歸因于上覆水浮游植物引起的沉積物-水界面物質(zhì)濃度梯度變化。

表5河口區(qū)蝦塘水體葉綠素a濃度與沉積物-水界面溶解性碳通量的回歸分析與Pearson相關(guān)性分析

Table5Statisticalanalysisbetweenthewatercolumnchlorophyllaconcentrationsanddissolvedcarbonfluxesintheshrimpponds

溶解性碳通量Dissolvedcarbonfluxes河口區(qū)Estuaries水體葉綠素a濃度Chlorophyllaconcentration回歸方程RegressionequationR2相關(guān)系數(shù)P樣本數(shù)nDOC通量閩江河口y=0.5092x+4.86190.58490.765=0.00726DOCfluxes九龍江河口y=42.956Ln(x)-87.0440.36440.533=0.00527綜合y=16.261x0.3640.37870.598<0.00153DIC通量閩江河口y=14.549e0.0119x0.77180.742<0.00127DICfluxes九龍江河口y=0.9872x+64.5150.24370.494=0.00926綜合y=62.155e0.0057x0.40930.652<0.00153

表中參與分析的水體各形態(tài)碳濃度數(shù)值為4個觀測時刻和3個水深的平均值; 表中的R2值為回歸方程擬合時的擬合優(yōu)度判定系數(shù); 表中相關(guān)系數(shù)和顯著性水平P值是通過Pearson相關(guān)性分析獲得

沉積物中DOC和DIC主要源自于微生物參與下的有機物分解代謝過程,其釋放通量大小也可能受到沉積物底物供給狀況的影響。一些相關(guān)研究已發(fā)現(xiàn),沉積物中較高的有機質(zhì)供給往往會支撐著相對較高的營養(yǎng)物質(zhì)釋放[19,36- 37]。在當前研究中,對2個河口區(qū)蝦塘進行比較,發(fā)現(xiàn)閩江河口蝦塘沉積物TC含量為九龍江河口蝦塘的1.39倍,并且沉積物TC含量與沉積物DOC、DIC釋放通量均呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.01; 圖5)。引起這種差異的具體原因雖然尚不清楚,但這一結(jié)果表明沉積物有機質(zhì)供給狀況在引起河口區(qū)蝦塘沉積物-水界面溶解性碳通量的空間變化方面亦起著不可忽視的作用。在時間動態(tài)上,有機質(zhì)供給狀況對蝦塘沉積物-水界面DOC、DIC通量的影響因所在河口區(qū)不同而存在差異。相關(guān)分析顯示,閩江河口蝦塘沉積物TC含量與沉積物-水界面DOC、DIC通量呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(DOC:y=7.8659x-19.136,R2= 0.56,P<0.01,n=26; DIC:y= 28.5x-253.6,R2= 0.57,P<0.01,n=27),而在九龍江河口這種關(guān)系并不顯著(P>0.05),表明不同養(yǎng)殖階段沉積物有機質(zhì)供給是引起閩江河口蝦塘沉積物-水界面溶解性碳通量時間動態(tài)特征重要因素之一。

圖5　河口區(qū)蝦塘沉積物-水界面溶解性有機碳、溶解性無機碳交換通量與沉積物全碳含量的關(guān)系Fig.5　Relationship between the dissolved organic carbon (DOC), dissolved inorganic carbon (DIC) fluxes at sediment-water interface and the sediment total carbon (TC) content in the shrimp ponds 圖中參與分析的數(shù)據(jù)是兩個河口區(qū)養(yǎng)蝦塘3個養(yǎng)殖階段的全部數(shù)據(jù)

對于高密度精養(yǎng)的蝦塘,蝦的日常覓食及其代謝活動產(chǎn)生的擾動作用可能是引起沉積物-水界面溶解性碳通量變化的另一重要因素。研究表明,底棲動物的潛穴、爬行、覓食等擾動活動會加快底層營養(yǎng)鹽擴散到亞表層和表層,對沉積物中營養(yǎng)鹽的釋放具有促進作用[38- 41]。與前人研究結(jié)果類似,本研究發(fā)現(xiàn),河口區(qū)蝦塘沉積物向上覆水體釋放DOC、DIC通量時間變化趨勢與蝦的體重增長基本一致,且兩種溶解性碳通量與單位蝦體重呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(表6)。先前已有研究證實,魚、蝦等生物對沉積物擾動作用強度往往隨養(yǎng)殖密度、體重增加而增強[42- 44]。據(jù)此推測,蝦塘沉積物DOC、DIC釋放通量隨養(yǎng)殖時間推移而增加也跟蝦的代謝及其覓食活動逐漸增強有關(guān)。這種影響機制跟蝦對沉積物擾動作用增強有利于更多的上覆水溶解氧向沉積物深處滲透[42,44- 45],進而促使大量有機物分解有關(guān)[43]。綜合2個河口區(qū)分析,盡管兩種溶解性碳通量與單位蝦體重亦呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(表6),但蝦的擾動作用并不能作為閩江河口區(qū)蝦塘沉積物DOC、DIC釋放通量高于九龍江河口區(qū)的一個影響因素。因為2個河口區(qū)蝦塘的單位蝦體重在每個養(yǎng)殖階段基本接近(MREvsJRE:1.25±0.25—(12.30±0.33)g/尾vs(1.62±0.03)—(13.22±0.43)g/尾),差異不顯著(P>0.05)。

表6　河口區(qū)蝦塘蝦生物量與沉積物-水界面溶解性碳通量的回歸分析與Pearson相關(guān)性分析

表中的R2值為回歸方程擬合時的擬合優(yōu)度判定系數(shù); 表中相關(guān)系數(shù)和顯著性水平P值是通過Pearson相關(guān)性分析獲得

4　結(jié)論

福建閩江和九龍江河口陸基養(yǎng)蝦塘水體溶解性碳濃度及沉積物-水界面碳通量呈現(xiàn)明顯的時空動態(tài)特征,該這種變化與養(yǎng)殖塘水體理化性質(zhì)、人工餌料投喂及蝦的覓食代謝活動等存在密切關(guān)系。沉積物作為殘余餌料、蝦排泄等有機物的主要匯聚場所,有機物分解驅(qū)動下的溶解性碳釋放過程在支撐水體溶解性碳濃度變化方面起著十分關(guān)鍵的作用。以上研究結(jié)果表明,在進行河口區(qū)水產(chǎn)養(yǎng)殖塘碳循環(huán)研究時考慮各形態(tài)碳生物地球化學(xué)循環(huán)的時空差異性，并從生物-化學(xué)-動力過程開展養(yǎng)蝦塘碳循環(huán)的研究。

致謝：感謝福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院任鵬、杜威寧、張璟鈺等同學(xué)在野外樣品采集和室內(nèi)分析中給予的幫助。

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