长江口水淘选分级颗粒物中有机碳的来源、分布与降解❋

潘慧慧， 姚　鹏， 王金鹏， 张婷婷， 赵　彬， 李　栋

(1.中国海洋大学海洋化学理论与工程技术教育部重点实验室, 山东 青岛 266100; 2.中国海洋大学化学化工学院, 山东 青岛 266100;

3.海洋科学与技术青岛协同创新中心, 山东 青岛 266100; 4.中国海洋大学海洋有机地球化学研究所, 山东 青岛 266100)



长江口水淘选分级颗粒物中有机碳的来源、分布与降解❋

潘慧慧1,2， 姚鹏1,3,4❋❋， 王金鹏1,2， 张婷婷1,2， 赵彬1,2， 李栋1,2

(1.中国海洋大学海洋化学理论与工程技术教育部重点实验室, 山东 青岛 266100; 2.中国海洋大学化学化工学院, 山东 青岛 266100;

3.海洋科学与技术青岛协同创新中心, 山东 青岛 266100; 4.中国海洋大学海洋有机地球化学研究所, 山东 青岛 266100)

摘要:对河流颗粒有机碳的来源和归宿的认识是全球碳循环研究的重要方面，而从分级的角度研究颗粒有机碳的输运过程，有助于深入了解其迁移转化过程。于2012年3月采集了长江口的表层悬浮颗粒物，采用水淘选法对其进行了分级分离，分析了这些颗粒物的有机碳含量、稳定碳同位素丰度及木质素等参数，结合颗粒物的质量百分组成，讨论了不同粒级颗粒物有机碳的分布、来源及降解情况。从质量分布上来说，长江口悬浮颗粒物的主要组成部分是<32 μm粒级的颗粒物。随粒径增大，颗粒有机碳的含量逐渐降低，但并不是最小粒级赋存最多的有机碳，大部分站位颗粒有机碳集中在16～32 μm粒级颗粒物上(55%以上)。粗颗粒物(>63 μm)中有机碳含量低，N/C比较小，13C较亏损，木质素含量较高，说明粗颗粒物中陆源有机碳的贡献较大，而在细颗粒物，尤其是<8 μm和8～16 μm颗粒物中，除δ13C外，其它参数的变化均与粗颗粒物的相反，其13C则比粗颗粒物还要亏损，说明在这些粒级中，除了陆地高等植物外，土壤有机碳或淡水浮游植物的贡献可能也很重要。长江口不同粒级悬浮颗粒物的C/V值和S/V值均较小，表明颗粒物中木质素是被子植物组织与裸子植物组织的混合来源。随粒径增大，木质素降解参数，如(Ad/Al)v、P/(S+V)和3,5-Bd/V均逐渐降低，表明细颗粒物中木质素的降解程度最高。

关键词:长江口；悬浮颗粒物；水淘选分级；有机碳；稳定碳同位素；木质素

PAN Hui-Hui, YAO Peng, Wang Jin-Peng, et al. Sources, distribution, and decay of size-fractionated particulate organic carbon in the Changjiang estuary based on water elutriation[J]. Periodical of Ocean University of China, 2016, 46(2): 90-99.

以水、沙为载体的河口生源要素的生物地球化学过程是陆海相互作用及其环境效应研究的关键环节。悬浮颗粒物是河流向海洋输送物质的重要载体，许多生源要素，如碳、磷在水环境中的迁移、输运同颗粒物密切相关[1]。研究表明，全球河流每年向海洋输送约1×109t碳，其中约20%是以颗粒有机碳的形式输运的[2-3]。因此，对河流颗粒有机碳的输运、来源及降解的认识是全球碳循环研究的重要方面。河口水域水动力条件复杂多变，盐度梯度大，生物地球化学过程复杂而剧烈，是研究颗粒有机碳迁移转化过程最理想的水体之一[4]。在许多关于颗粒物的地球化学分析中，基于粒径、密度或水动力的物理分级非常重要，因为输运过程很大程度取决于颗粒物本身的这些物理性质，尤其是在有大量泥沙输运的环境，这种分级更为重要[5]。因此，从分级的角度研究颗粒有机碳的输运特征和机制，了解有机碳在不同级分颗粒物中的分布，对于深入了解其迁移转化过程是很有意义的[6-9]。

水淘选分级方法是基于“斯托克斯原理”，利用水动力对颗粒物进行分级的一种方法[10]。它并不是单纯地使用粒径或密度的差异对颗粒物进行分级，而是两者的结合作用，因此能够最大限度地保持颗粒物在水体中的“原始状态”，为研究自然状态下与不同级分颗粒物相联系的生源要素提供有效的工具，对于研究水体中“真实”颗粒物的输运、沉降、絮凝等过程特别重要[11]。这种方法已成功地应用于黄河口颗粒有机碳、烃类等的输运特征[12-14]，长江口和黄河口颗粒磷的形态分布[15-16]等研究。

长江每年向东海输送5×108t颗粒物，有机碳通量达到(2～5)×106t·a-1[17-18]。研究长江口颗粒碳的输运特征对于了解长江口-东海陆架区有机碳的来源、组成和影响因素具有重要意义，而通过分析不同级分颗粒物中有机碳含量、组成、分布和变化特点，可以对颗粒有机碳的来源、水动力分选过程和归宿有更深入的了解。本研究在2012年3月对长江口进行了1个航次的调查，采集了长江口附近表层悬浮颗粒物，运用水淘选法对其进行了分级分离，分析了这些颗粒物上有机碳和总氮含量、稳定碳同位素组成和木质素等参数，研究了不同级分颗粒物上有机碳的来源、分布和降解状态等，以期丰富对长江口颗粒物中陆源有机碳输运的认识。

1材料与方法

1.1 样品采集

2012年3月利用“海监49”考察船对长江口进行走航调查，共6个站点，自徐六泾始，沿盐度梯度向外至舟山群岛附近，具体采样位置如图1所示。表层水盐度使用哈希HQ30d多参数水质分析仪测定。采集表层水样0.5～1 L左右，用已称重的0.45 μm醋酸纤维滤膜过滤，滤膜冷冻保存(-20℃)，带回实验室进行悬浮颗粒物浓度的测定。用潜水泵采集150 L左右表层水，沉降8h后，用于水淘选分级分离。

图1　长江口2012年3月表层颗粒物采样站位图

1.2 水淘选分级

水淘选分级法是基于斯托克斯原理将颗粒物按其水动力直径的不同进行的物理分级，可以将颗粒物分为砂(>63 μm)、粗粉砂(32～63 μm)、中粉砂(16～32 μm)、细粉砂(8～16 μm)和极细粉砂-黏土(<8 μm)5个粒级[10]。需要说明的是通过水淘选分级得到的不同颗粒物的粒径并不是几何粒径，而是颗粒物的水动力直径。由于传统的斯托克斯沉降分级法会带来粒级内的粒径交错现象，所以用水淘洗法得到的粒级并不是严格处于所标称的粒径范围内，只是其中的大部分所处的粒径范围[11, 13]。水淘选装置和分级方法详见文献[10]。

1.3 样品分析

悬浮颗粒物浓度的测定采用重量分析法。颗粒物质量分数是通过对分级得到的各粒级颗粒物冷冻干燥后称重计算得到。

颗粒有机碳和总氮使用元素分析仪测定。将分级之后的颗粒物样品冷冻干燥后研磨，然后称取大约30 mg装入银囊中，在干燥器中用优级纯浓盐酸熏蒸8h以去除无机碳，在60 °C的烘箱中烘干后装入锡囊制样，然后上机测定[19]。所用仪器为Thermo Flash 2000 EA，最终结果表述为%POC和%PN。重复测量的标准偏差分别为±0.02 %(POC)和±0.01%(PN)(n=6)。在元素分析仪(Thermo Flash 1112 HT EA)-连续流同位素比值质谱(ThermoDeltaplusXL)联用仪上对上述去除无机碳的样品进行稳定碳同位素分析。稳定碳同位素值采用Vienna Peedee Belemnite(V-PDB)标准，同位素丰度(δ13C)的计算方法为：

δ13CPOC(‰)=(R样品/R标准-1)×1 000。

(1)

其中：R样品和R标准分别是样品和标准的13C/12C比值；δ13C分析精度优于±0.1 ‰(n=10)。

木质素分析采用碱性氧化铜氧化法[20]。称量0.3～0.6g冻干并研磨后的颗粒物样品(约含有3～5 mg OC)与(330±4)mg CuO放入不锈钢反应器，在N2氛围中加入 2mol/L NaOH溶液，在150°C条件下消化3h，消化结束后加入内标3-乙氧基-4-羟基苯甲醛(EVAL)，离心将上清液转移并用1mol/L NaOH溶液洗涤反应物(洗涤3次)，加入烧过的氯化钠盐析，放入冰箱冷藏过夜。次日，用3mL去除氧化剂的无水乙醚萃取木质酚3次，收集萃取液，用无水硫酸钠干燥后N2条件下吹干，用吡啶再溶解吹干的木质酚，加入双(三甲基硅烷)三氟乙酰胺(BSTFA)在70 ℃加热1h将木质酚衍生化。衍生化结束后，立即将三甲基硅烷衍生物用GC-MS(Agilent 6890 GC-5973MS)进行检测。在每组样品中加入1～2个沉积物标准(NIST-1944)来检测每次操作的偏差，对于沉积物标准的单个木质素氧化产物多次测量的精密度在2%～10%之间。木质素被氧化后产生12种单体：3种香草基酚类(V，包括香草醛、香草酮和香草酸)；3种紫丁香基酚类(S，包括丁香醛，丁香酮，丁香酸)；2种肉桂基酚类(C，包括香豆酸和阿魏酸)；3种对羟基酚类(P，包括对羟基苯甲醛、对羟基苯乙酮和对羟基苯甲酸)以及3,5-二羟基苯甲酸[21, 22]。∑8、Λ8分别表示S、V和C系列单体之和相对于样品干重和相对于POC含量的结果。

1.4 统计分析

使用IBM SPSS软件(V20)进行参数间的相关性分析(双尾检验)。参数间的回归分析使用Origin 8.5 软件(OriginLab)进行。

2结果

2.1 长江口表层悬浮颗粒物浓度和质量分数随盐度的变化

采样站位盐度的变化为0.17～28.8，从河口向外海逐渐升高，具有明显的盐度梯度(见图2)。悬浮颗粒物含量浓度随盐度的增大而增大，在盐度20左右达到最大值(413 mg/L)，然后降低。分级颗粒物的质量分数在口内和口外各站位有较大差异，在口内，粒级之间质量分布较为均匀(偏差仅为9%)，而口外各站位，不同粒级颗粒物之间含量差别较大，对悬浮颗粒物贡献最大的粒级也各不相同，有部分粒级颗粒物的贡献在1%以下甚至为0，这些粒级的颗粒物在分级过程中未获得或得到的质量不足以进行有机碳和木质素的分析。但是总的来说，<32 μm的颗粒物为主要组成部分，除M4占51%外其余各站位含量均在70%以上。随盐度的增大，各个粒级的分布特点各不相同(见图3)：>63 μm的颗粒物含量随盐度的增大而逐渐降低至0；32～63 μm的颗粒物含量随盐度的增大而增大，至盐度15(M4站)左右达到最大值(49%)，然后逐渐降低；16～32 μm的颗粒物在盐度最小和最大处含量较低，而在盐淡水混合、SPM浓度较高的区域含量普遍较大；从口内到口门附近，8～16 μm的颗粒物含量迅速降低至最小值，然后随盐度的增加逐渐增大，在盐度20左右达到最大值(30%)；<8 μm的颗粒物与16～32 μm的颗粒物的变化正好相反。

图2　长江口2012年3月采样站位表层

图3　长江口2012年3月采样站位表层颗粒物的质量分布

2.2 长江口分级颗粒物中有机碳及其稳定同位素的分布

如前所述，有部分粒级的颗粒物没有得到或者得到足够多的样品进行有机碳及其稳定同位素等的分析。总的来说，随着粒级的增大，颗粒物有机碳含量逐渐降低(见图4b、5b)，<8 μm颗粒物的OC含量平均为1.27%，而32～63 μm颗粒物OC的含量平均只有0.62%。在输运过程中，不同粒级颗粒物OC含量的变化规律不同。<8 μm、8～16 μm和16～32 μm 3个粒级的颗粒物OC含量都随盐度的升高而逐渐降低(分别从1.45%降到0.96%，从1.13%降到0.87%，从0.99%降到0.78%)，而32～63 μm颗粒物OC含量则从0.52%增加到1.12%。实际上>63 μm粒级的颗粒物OC含量也在从河口内向外输运的过程有所降低(见图4b、5b)。

各粒级颗粒物的质量百分比与其有机碳含量相乘得到各粒级颗粒物有机碳含量的分布。随粒径和盐度的增大，颗粒有机碳在不同粒级中的分布与该粒级的质量分布的变化趋势相似(见图4c、5c)。虽然<8 μm粒级的颗粒物有机碳含量最高，但是由于该粒级占总悬浮颗粒物的比例很小，其对总有机碳的贡献并不是最高的，仅在口内和盐度最大的位置贡献最大，其他站位的颗粒物有机碳均集中在16～32 μm粒级颗粒物上。总的来说，口内和海水端的颗粒有机碳主要赋存在<8 μm粒级的颗粒物上，分别为45.6%和55.7%；在盐淡水混合区域，即悬浮颗粒物含量较大的区域，16～32 μm粒级的颗粒物赋存的有机碳最多，除M4(29%)外，贡献均在55%以上；随盐度增大，32～63 μm粒级颗粒物的有机碳含量稍有增加的趋势，>63 μm粒级的颗粒物对有机碳的贡献则逐渐减小。总的来说，各个站位<32 μm的颗粒物赋存的有机碳均占总有机碳的80%以上。

随着粒径的增大， 整体上各站位平均的N/C比是降低的(0.101 4～0.068 0)。在淡水端和海水端，不同粒级颗粒物的N/C比值都比较低(<0.10)，而在盐淡水混合区域，颗粒物的N/C比值则相对较高(0.11左右)。不同粒级颗粒物的δ13C值在-29.7‰～-23.1‰之间，平均为-24.5‰。<16 μm的颗粒物13C较为亏损，随着粒径的增大，颗粒物的δ13C值有升高的趋势，但变化不大。从M2到M3，各个粒级的颗粒物平均δ13C值减小，随盐度继续增大，平均δ13C值则趋于升高。

图4　长江口2012年3月分级颗粒物参数在不同站位的分布

2.3 长江口分级颗粒物中木质素的分布

∑8和Λ8分别反映单位质量颗粒物和颗粒有机碳中木质素含量的多少。除了M3的平均值较大外，随盐度升高，其他站位的平均∑8和Λ8值有降低的趋势，分别为0.11～0.03mg/g和1.29～0.78mg/100mgOC。随粒径增大，各个站位的平均∑8、Λ8值则逐渐增大(分别为0.05～0.15 mg/g和0.41～3.17 mg/100mgOC)。不同粒级之间，随盐度升高，其变化规律不同(见图4f，4g，5f，5g)，<32 μm粒级颗粒物∑8和Λ8值随盐度的升高逐渐降低，而32～63 μm和>63 μm粒级颗粒物却是有所升高的。木质素的特征参数中，S/V、C/V 分别代表S、C系列单体与V系列单体的比值，大部分站位各粒级颗粒物的C/V值较低，数值范围为0.02～0.13；而在口内M1站，<8 μm颗粒物的C/V值达0.41，在颗粒物浓度最高的M5站，8～16 μm粒级颗粒物的C/V也出现高值，为0.44；不同粒级颗粒物的S/V值分布比较均匀，均在0.67～0.99之间，随盐度和粒径的增大变化趋势不明显。

(Ad/Al)v代表V系列酸单体与醛单体的比值。随粒径增大，(Ad/Al)v值逐渐降低。随盐度升高，各粒级平均的(Ad/Al)v值也逐渐降低，分别从0.27到0.16(见图8)。然而，不同粒级之间，其分布却各有不同，<8 μm粒级颗粒物的(Ad/Al)v在口内盐度最低处有最大值(0.43)，而8～16 μm粒级颗粒物在SPM浓度最高的M5站达到最大值(0.51)；其他各粒级颗粒物的(Ad/Al)v值均在距河口较近的位置较大。P/(S+V)代表P系列单体与S、V系列单体之和的比值；3,5-Bd/V代表二羟基苯甲酸与V系列单体之和的比值。随粒径增大，P/(S+V)和3,5-Bd/V均逐渐降低，<8 μm颗粒物的P/(S+V)和3,5-Bd/V范围分别为0.34～0.57和0.06～0.17，而>63 μm颗粒物的值仅在0.08～0.13和0.01～0.03之间，这与(Ad/Al)v的变化趋势是一致的。在盐度梯度上，各粒级颗粒物的P/(S+V)和3,5-Bd/V值无明显变化规律。

3讨论

3.1 不同粒级颗粒物和有机碳的质量分布

不同粒级颗粒物及其赋存的有机碳在自口内向外输运的过程中呈现出不同的分布特点。长江口内的颗粒物分布比较均匀，无优势粒级颗粒物；而在河口区，不同粒径的颗粒物分布发生了明显的变化。如前所述，随着距河口距离的增大，<8 μm及8～16 μm粒级颗粒物与16～32 μm粒级颗粒物的含量变化趋势相反(见图5a)，前者在盐度20以下含量较低，随盐度继续增大，含量升高，而后者在盐度较小的区域含量较高，这在一定程度上反映了细颗粒物在低盐度下的絮凝作用[23-24]。随着盐度的增加，<16 μm的颗粒物絮凝结合成较大的絮团，而使16～32 μm和32～63 μm颗粒物的相对含量升高，本身的相对含量降低。32～63 μm的颗粒物含量随盐度增加逐渐升高，至盐度17时(M4)达到最高，甚至超过了16～32 μm颗粒物的含量，则表明在输运过程中小粒级颗粒物先絮凝结合形成16～32 μm颗粒物，然后再进一步结合形成32～63 μm的颗粒物。粗粒级(>63 μm)的颗粒物在向外输运过程中含量逐渐降低，在M4站已经分离不到这一级颗粒物，说明长江输运来的表层颗粒物中>63 μm的部分在盐度17之前已经完全沉降，而没有向更远的海域输运。在盐度大于17的M5和M6站，32～63 μm和>63 μm的颗粒物的含量有所增加，除了海洋浮游植物的贡献之外，表层沉积物的再悬浮也可能有一部分贡献[25-26]。

不同粒级颗粒有机碳的含量分布与质量分布规律不尽相同。随粒径增大，颗粒有机碳的含量逐渐降低，这可能是由于粒径较小的颗粒物中黏土矿物含量比较高，易吸附有机碳造成的[27]。然而，不同粒径颗粒物有机碳质量分布却与其含量不同，并不是最小粒级赋存最多的有机碳，而与颗粒物的质量分数有很好的相关关系(R2=0.78，p<0.01)。如M2站，有机碳含量最高的为<8 μm粒级的颗粒物，而该粒级颗粒物对总有机碳贡献仅为6.7%。这表明，有机碳含量最高的细粒级颗粒物并不一定是有机碳输运的主要载体。总的来说，长江口悬浮颗粒物的主要组成部分是<32 μm粒级的颗粒物，颗粒有机碳也主要集中在<32 μm粒级，平均占颗粒有机碳的70%以上，该结果与采用同样方法在黄河口所开展的工作是一致的[28]。随盐度增加，各个粒级颗粒物中有机碳在向外输运过程中的质量组成变化与上述不同粒级颗粒物的质量分布是相似的。

3.2 不同粒级颗粒物中有机碳来源的变化

有机碳稳定同位素和木质素参数表明长江口不同粒级颗粒物中有机碳的来源有较大的差异。一般来说，有机碳的δ13C和Λ8值可用来指示土壤、陆地高等植物和海洋浮游植物对沉积物或颗粒物中有机碳的相对贡献[29-31]。以长江流域为例，陆地植物中占主要的C3植物有机碳的N/C比值平均为0.04，δ13C值比较低，为-28‰ ～ -26‰，Λ8值较高，可达6.00 mg/100mgOC[32]；土壤有机碳的N/C比值在0.085左右，δ13C值在-28‰ ～ -24.3‰之间，Λ8值在0.59～0.78 mg/100mgOC之间[18, 33-34]；海洋浮游植物不含木质素，有机碳的N/C比值较高，为0.15左右，δ13C则较高，通常是-19‰～-21‰[35]。粗颗粒物(>63 μm)中有机碳含量低，N/C比值小，δ13C值较低，∑8和Λ8值较高，说明粗颗粒物中陆源有机碳的贡献较大。细颗粒物有机碳含量高，N/C比值高，木质素含量低，说明陆地高等植物有机碳的贡献较少，然而其δ13C值比粗颗粒物还要低，尤其是<8 μm和8～16 μm颗粒物，这说明这些粒级的颗粒物上的有机碳除了陆地高等植物外，还有其他来源的贡献，例如土壤有机碳。除此之外，还可能有淡水浮游植物的贡献。和海洋浮游植物相同，淡水浮游生物一样不含木质素，N/C比值较高，但其有机碳的平均δ13C值为-30.0‰，远低于海洋浮游植物的值[36]。对长江口表层沉积物的研究已经表明，随着三峡工程的建设，虽然粗颗粒物被大坝截留，减少了陆源高等植物有机碳向下游的输运，但淡水浮游生态系统的发育使得输入河口的淡水浮游植物有机碳含量增加，表层沉积物中有机碳的13C反而趋向亏损[27]。

图6　长江口2012年3月不同粒级颗粒物N/C比、Λ8与δ13C的关系

研究区域内各粒级颗粒物中的木质素主要来源于被子植物的草本和木本组织的混合。木质素的特征参数中，S/V与C/V比值分别可以用来区分裸子植物和被子植物、木本组织和草本组织。一般来说，裸子植物的S/V很低，约为0，而被子植物则为0.6～4；木本组织的C/V值一般小于0.05，而草本组织的C/V在0.1～0.8之间[39-40]。在长江口，较小粒径(<16 μm)颗粒物的C/V值跨度较大，被子植物木本组织、草本组织以及两者的混合来源都有体现(见图7)，大粒径颗粒物的值则比较集中，主要为被子植物木本组织的贡献。长江干流颗粒有机质主要来源于流域土壤[41]，于灏等[34]人在对长江流域土壤的木质素进行研究时发现，被子植物的叶子或者草对土壤有机质的贡献较大，本文的结果与其是相符的。

(A：被子植物木本组织angiosperm wood; a：被子植物草本组织angiosperm grasses&leaves;G：裸子植物木本组织gymnosperm wood; g：裸子植物草本组织Gymnosperm grasses&leaves)

图7长江口2012年3月分级颗粒物S/V与C/V关系图

Fig.7Plot of C/V versus S/V of size-fractionated particles

from Changjiang Estuary in March, 2012

3.3 不同粒级颗粒物中木质素的降解状态

木质素的特征参数中，(Ad/Al)v、P/(S+V)与3,5-Bd/V比值被广泛用来指示陆源有机碳的降解程度[43-46]。随着降解程度的升高，这些比值呈增加的趋势[47]。新鲜植物组织的(Ad/Al)v值为0.1～0.3，而高度降解的木质素的值则大于0.6。总的来说，长江口各粒级颗粒物的(Ad/Al)v值较小，显示木质素降解程度不高。P/(S+V)可以体现木质素的去甲基/去甲氧基的降解程度，一般以0.39和0.63为界将降解程度分为较弱、中等和较强，本文中<16 μm颗粒物的降解程度在中等水平，而>16 μm的颗粒物降解程度则较弱，小颗粒(<16 μm)有机质的降解程度明显高于较粗颗粒。3,5-Bd/V可以评估土壤腐殖化程度，比值在腐殖化过程中升高[48]。随粒径增大，颗粒物3,5-Bd/V的值逐渐降低，说明细颗粒物中土壤的腐殖化程度高。也有研究表明，3,5-Bd/V可以作为区分土壤和新鲜维管植物的参数。一般来说，土壤的3,5-Bd/V值在0.1～0.4之间，而新鲜维管植物组织的值则小于0.1[49]。长江口不同粒级颗粒物的3,5-Bd/V值在0.01～0.17之间，说明土壤及维管植物对颗粒物有机碳皆有贡献。随粒径增大，颗粒物3,5-Bd/V的值逐渐降低，显示新鲜维管植物组织对较粗颗粒物的贡献比较大，与前述结论一致。

图8　长江口2012年3月分级颗粒物木质素

随粒径增大，3种木质素特征参数的值均逐渐降低(见图8)，说明降解程度较小的木质素在大粒级颗粒物中相对富集，而已分解的木质素易富集在较小的颗粒物中，且降解程度越大，木质素的含量越低。研究表明，粗颗粒物(>63 μm)中的木质素多由相对新鲜的植物碎屑组成，被微生物降解程度最小，而细颗粒物，尤其是<8 μm的颗粒物中的有机碳则主要是土壤来源，年龄较老，降解程度高[50-52]，这与本文的结果是一致的。

4结语

长江口不同粒级悬浮颗粒物的质量分布表明颗粒物在输运过程中发生了明显的再分配过程，其中因盐度变化而发生的絮凝-解絮作用可能是一个主要的控制因素，除此之外，河口外的沉积物再悬浮也可能对颗粒物的组成产生影响。这种不同粒级颗粒物的再分配影响了其上赋存的有机碳的分配，进而对不同来源有机碳的分选和输运过程产生影响。虽然粒径最小的颗粒物上的有机碳含量最高，但是在颗粒物整体之中，赋存有机碳最多的是处在粒级范围中间的16～32μm粒级，这一粒级也是在河口附近所沉积的颗粒物的主要粒级。有机碳和木质素的参数均显示粗颗粒物(>63μm)中来自陆地高等植物的有机碳贡献较高，而细颗粒物中，尤其是<8μm和8～16μm颗粒物上，来自土壤有机碳或淡水浮游植物的贡献更重要。木质素的降解参数也表明细颗粒物上木质素的降解程度更高，与土壤有机碳多是一些降解程度较高的古老有机碳相符。

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责任编辑徐环

Sources, Distribution, and Decay of Size-Fractionated Particulate Organic Carbon in the Changjiang Estuary Based on Water Elutriation

PAN Hui-Hui1, 2, YAO Peng1, 3, 4, WANG Jin-Peng1, 2, ZHANG Ting-Ting1, 2, ZHAO Bin1, 2, LI Dong1, 2

(1. The Key Laboratory of Marine Chemistry Theory and Technology, Ministry of Education, Ocean University of China,Qingdao 266100, China; 2.College of Chemistry and Chemical Engineering, Ocean University of China, Qingdao 266100, China; 3.Qingdao Collaborative Innovation Center of Marine Science and Technology, Qingdao 266100, China; 4.Institute of Marine Organic Geochemistry, Ocean University of China, Qingdao 266100, China)

Abstract:Rivers, especially those large rivers, play a vital role in delivering a huge flux of organic carbon (OC) from the continents to the oceans. Large-river delta-front estuaries (LDEs) are therefore major land-ocean interfaces and play an important role in biogeochemical cycling of OC.Knowledge of the sources and fate of riverine particulate OC (POC) in LDEs is very essential to the research of global carbon cycling, and studying the transport of POC from the perspective of size fractionation is helpful to better understand the transformation of OC. In this study, surface suspended particulate matters (SPM) were collectedfrom the ChangjiangLDE in March 2012, and were separated into different size fractions using the water elutriation method. POC contents, stable carbon isotope abundance (δ13C), and lignin composition, as well as the mass distribution of these size-fractionated particles were determined in order to study the sources, distribution and decay of OC in the Changjiang Estuary. According to the mass distribution results, the major composition of SPM is the <32 μm fraction. POC contentsgradually decreased with the increase of particulate size, however, most of the OC was associated with the 16～32 μm fraction(more than 55%) instead of the finest fraction. Coarse particles (>63 μm) had lower OC contents, smaller N/C ratios, depleted13C and higher lignin contents, indicating relatively high contribution of terrestrial OC, whereas the fine-grainedparticles, especially the <8 μm and 8～16 μmfractions had the very opposite OC parameters except the δ13C values, which were more negative than those in the coarse particles, indicated that the contribution of soil OCand/or freshwater phytoplankton to these fractions may also be important. Both the C/V (ratios of cinnamyl to vanillyl phenols) and S/V (ratios of syringyltovanillyl phenols) ratios of lignin phenols in different size-fractionated particles were small, indicated that the lignin tissues in SPM of the Changjiang Estuary is a mixture of angiosperms and gymnosperms. Lignin decay parameters, such as (Ad/Al)v (vanillic acid to vanillin), P/(S+V) (p-hydroxyl to sum of syringyl and vanillyl phenols) and 3,5-Bd/V (3,5-dihydroxybenzoic acid to vanilla phenols) all decreased with the increase of particle size, showed that the fine-grained particles were characterized by high degree of degradation. This study highlights the importance of hydrodynamic sortingof OC from different sources during the transport of particles in LDEs.

Key words:Changjiang Estuary; suspended particulate matter; water elutriation; organic carbon; stable carbon isotope; lignin

DOI：10.6441/j.cnki.hdxb.20140369

中图法分类号：P734.4+5

文献标志码：A

文章编号：1672-5174(2016)02-090-10

作者简介：潘慧慧(1988-)，女，硕士生。E-mail:huihui21love@163.com❋❋通讯作者：E-mail: yaopeng@ouc.edu.cn

收稿日期：2014-11-17；

修订日期：2015-03-30

基金项目：❋ 国家自然科学基金项目(41176063，41221004)资助.

引用格式：潘慧慧， 姚鹏， 王金鹏，等.长江口水淘选分级颗粒物中有机碳的来源、分布与降解[J].中国海洋大学学报(自然科学版)， 2016, 46(2)： 90-99.

Supported by the National Natural Science Foundation of China (41176063,41221004)