夏季长江口南北支溶解有机质的比较
2023-01-30郭丽霞王亚松乔德会韩露露郁建春许云平
郭丽霞, 王亚松, 乔德会, 韩露露, 郁建春, 许云平
夏季长江口南北支溶解有机质的比较
郭丽霞, 王亚松, 乔德会, 韩露露, 郁建春, 许云平
(上海海洋大学 海洋科学学院, 上海 201306)
本文以2021年5月长江口南北支采集的表层水为研究对象, 通过测定氢、氧同位素, 溶解有机碳(DOC)浓度, 有色溶解有机质(CDOM)的吸收光谱和荧光光谱参数, 探讨了夏季长江口北支、南支(北港、北槽、南槽)水体溶解有机质的组成、分布及其影响因素。沿长江下游到河口近海, 南、北支DOC浓度分别为1.68±0.16 mg/L和1.46±0.31 mg/L, CDOM的吸光系数350分别为2.37±0.61 m−1和1.59± 0.24 m−1。南支整体具有“高类腐殖质、低类蛋白”的特征, 北支则具有“低类腐殖质、低类蛋白”的特征, 这可能与南北支的径流量差异有关。在南北支不同分汊河道(北支、南支北港、南支北槽和南支南槽)中, 南槽和北支有类似的海水入侵特征, 但南槽具有较强的类蛋白组分输入, 而南支北港和北槽样品间无显著差异, 均表现为河流有机质为主的特征。对比2011年长江南北支DOC和CDOM数据显示, 作为长江主河道的南支在2021年无明显变化, 而北支有显著的变化。这些结果综合表明长江口DOM的变化格局可能受水动力条件(径流量)、人类活动因素共同作用的影响。比较全球河口DOC和CDOM浓度数据后发现, 不同区域的河口具有明显的差异, 这可能是因为不同流域在植被覆盖、工农业生产水平、水利工程强度、以及气候变化对土壤侵蚀作用等方面的差异。
长江口; 溶解有机质; 有色溶解有机质; 水动力; 海水入侵; 人类活动
溶解有机质(dissolved organic matter, DOM)是一类成分极其复杂的混合物质, 在土壤、河流、湖泊和海洋等各种环境中广泛存在[1]。DOM的形成、转化和迁移是水生生态系统中生物地球化学循环的关键环节。全球河流每年向海洋输送的DOM约为0.25 Gt C(1 Gt=1015g), 而全球海洋中的DOM高达660 Gt C[2]。河口作为连接陆地与海洋的纽带, 其水体DOM常常表现出格外复杂的生物地球化学行为, 不仅受到流域特征、河流过程、潮汐作用过程以及人类活动等外源性影响[3-6], 而且对河口絮凝、颗粒物吸附-解吸、微生物降解以及光化学降解等内源性过程也有明显的响应[7-9]。
有色溶解有机物(chromophoric dissolved organic matter, CDOM)是DOM中具有光学活性的组成部分, 部分CDOM由于光照激发可产生荧光信号被称为荧光溶解有机质(fluorescent dissolved organic matter; FDOM)。CDOM和FDOM由于具有独特的光谱特征而被誉为DOM的“生物标志物”[10]。在受到河流强烈影响的河口区, 表征CDOM浓度的参数350(在波长为350 nm处的紫外吸收强度)与DOC浓度呈现明显的线性相关性[11], 而表征CDOM芳香度的参数SUVA254(在波长为254 nm处的比吸光系数)与陆源木质素的输入具有较好的正相关性[12]。
长江全长约6 380 km, 是全球第三长河流, 每年输送约100 Mt泥沙入海, 其中DOC通量约为1.40± 0.10 Tg/a[13]。长江口及其临近的东海内陆架是世界最大的三角洲前缘河口。长江口被崇明岛分为南北两支水道, 其中南支占长江入海径流量的95%以上[7]。长江口输送的大部分有机碳受人为活动(水坝建设, 人为污染)和水文过程(季风, 洪涝, 潮汐)影响[13-15]。前人已经对长江口DOM和CDOM的生物地球化学过程开展了较多的研究。Li等[16]对长江口-东海FDOM的陆源输入指标进行了研究, 发现腐殖酸A峰可以很好地指示陆源信号。Han等[17]研究了2019年3月和7月长江口-东海CDOM的吸附-解吸附过程, 发现在河口混合区, 春季出现DOM向水体的净输入, 而夏季表现为DOM从水体的净去除。然而, 上述研究多以长江口南支为研究区域, 未考虑径流量较少的长江口北支。李志鹏等[18]基于长江口北支2007年和2016年的实测水深资料, 分析了十年间北支的河势变化, 总体上2007—2016年北支河势演变以淤积为主, 且下段淤积明显。Guo等[7]比较了2011年长江口南北支水体DOM和CDOM的化学特征, 发现了两者具有明显的差异, 难降解的DOM主要通过南支汇入东海。由于长江口的人类活动和水文条件一直处于不断的变化中[19], 近十年关于长江口南北支DOM的对比研究鲜有报道, 因此进一步开展长江口DOM的研究是十分必要的。
本研究于2021年5月从长江口南北支的51个站位采集了表层水样, 分析了这些水样的氢、氧同位素, DOC浓度, 悬浮颗粒物浓度, 以及CDOM吸收光谱和荧光光谱等参数, 评估了水文条件对长江口水体DOM含量和组成的影响, 以期丰富对长江口南北支DOM和CDOM生物地球化学过程的认识。
1 研究区域及样品测定
1.1 研究区域及样品采集
2021年5月, 搭乘“沪崇渔11050”渔船采集长江口及其邻近水域51个站位的表层水样(如图1)。根据采样位置将样品分为北支和南支, 其中南支又细分为北港、北槽和南槽。样品分为两部分, 约500 mL样品采集后立即装入干净棕色高密度聚乙烯瓶中(预先经盐酸浸泡和超纯水清洗), 随后放入−20 ℃冰箱保存[17]。样品带回实验室以后, 解冻至室温, 用孔径为0.7 μm的玻璃纤维滤膜过滤后进行总溶解有机碳浓度(DOC)、紫外-可见光光谱和荧光光谱的测定。另一部分样品装入20 mL玻璃样品瓶(预先450 ℃灼烧4 h), 顶空采样并用封口膜进行密封, 保存至4 ℃冰箱, 直至实验室氢、氧同位素分析。
图1 研究区域与采样站位图
注: 橙色圆形表示北支(S1～S12)站位; 浅蓝色菱形表示北港(S13～S31)站位; 深蓝色上三角形表示北槽(S32～S41)站位; 绿色下三角形表示南槽(S42～S51)站位。
1.2 DOC浓度测定及氢、氧同位素的测定
长江口水样的DOC浓度采用TOC-L型总有机碳分析仪(岛津公司, 日本)测定, 自动进样, 进样量80 μL。每个样品平行测定5次, 取3次相近结果计算平均值。为保证仪器状态以及测样标准偏差小于2 %, 每隔6个样品测定一次超纯水(MilliQ 18.2 MΩ·cm)[20]和标准海水(有机碳质量浓度0.5 mg·L−1, 迈阿密大学Hansell实验室提供)。
氢氧同位素样品采用Picarro L2140-i高精度水同位素分析仪(皮卡罗公司, 美国)测定。将冷藏的水样取出, 待升至室温。每个样品进行8次重复分析, 剔除前3次避免记忆效应, 后5次取平均值,18O和D测试精度分别<0.1 ‰和<0.5 ‰, 所有测试结果用相对于V-SMOW的千分差18O来表示[21]。18O和D的标准样品为维也纳标准平均海水(V-SMOW2, 美国标准局NIST)和标准南极降水(SLAP2, 美国标准局NIST)[22], 每隔7个样品测试1个超纯水和标准样品V-SMOW2与SLAP2确保数据的准确性。
1.3 光谱测定及数据处理
1.3.1 紫外光谱及其参数
样品放在避光处升至室温(约25 ℃)后, 利用UV- 2600(岛津公司, 日本)双通道紫外-可见分光光度计进行测定。石英比色皿选用10 cm光程, 以超纯水作为参比, 扫描波长范围为200～800 nm, 扫描间隔1 nm[23-24]。每隔6个样品测量一次超纯水空白, 以保证仪器的稳定性。
本研究使用的CDOM光谱参数包括:a, SUVA254和275-295, 其定义分别为公式(1)—(3), 各指数计算公式如下:
式中,为光程长即比色皿长度, 单位m;为波长, 单位nm,700表示该样品在700 nm波长的吸光度值, 无单位。利用公式(1)计算样品CDOM的吸光系数a, 即水样在波长为nm处的吸光系数, 单位为m−1, 用于指示CDOM的浓度[7]。公式(2)中SUVA254是水样在254 nm处的比吸光系数, 单位L·mgC−1·m−1, 代表了芳香性的强弱[12]。公式(3)中275-295是275～295 nm光谱斜率, 单位nm−1, 指示DOM分子量, 并与之成反比[25]。
为定量评估DOM从河口到近海的变化趋势, 我们引入公式(4):
estuary代表河口区参照点站位的参数(DOC浓度、350、组分C1的荧光强度、生物指数BIX等), 分别选取位于北支、南支北港、南支北槽和南支南槽最上游的站位S1、S13、S32和S42作为参照站位(图1)。sample代表研究区域内各站位点样品对应的参数。Δ代表sample与estuary两者之间的差值(ΔDOC表示河口入海DOC浓度差、Δ350表示河口入海CDOM浓度差、ΔC1表示河口入海组分C1荧光强度差、ΔBIX表示河口入海生物指数差、ΔHIX表示河口入海腐殖化指数差)。正值代表沿河口入海方向出现高值, 说明该参数指示的DOM组分被选择性保存, 负值则表示参数指示的DOM组分在输送过程中被选择性去除。
1.3.2 荧光光谱及其参数
利用F-7000荧光分光光度计(日立公司, 日本)测定样品三维荧光光谱。仪器参数为: 1 cm光程石英比色皿, 激发波长范围240～450 nm, 发射波长范围250～550 nm, 步长为5 nm[20]; 以Milli-Q超纯水作为空白进行散射校正, 单位: 拉曼(Raman Unit, R.U., nm−1)。同时为避免仪器误差, 每隔6个样品测量一次超纯水空白, 以保证仪器的稳定性, 并进行空白校正。使用DOMFluor工具包(MATLAB 2018b)对三维激发发射矩阵(3D-EEMs)荧光光谱数据进行平行因子分析(PARAFAC)。该分析是利用交替最小二乘法原理对三维荧光数据进行解析[26]。常用的三维荧光参数包括荧光指数(Fluorescence Index, FI)[27-29]、腐殖化指数(Humification Index, HIX)[28-32]和生物指数(BIX)[28-30, 32], 详细的定义和描述见表1。
1.4 悬浮物含量的测定
适量的水样摇匀后, 用0.7 μm孔径的Whatman GF/F玻璃纤维滤膜(预先450 ℃灼烧4 h后称重)过滤。所得的滤膜在60 ℃烘干至恒重, 用重量差值法测定悬浮物的质量, 并除以过滤的体积计算悬浮物的含量[33]。恒重的滤膜放入马弗炉500 ℃灼烧8 h后再称重, 重量差值除以原始质量即可得到悬浮物烧失量。
1.5 数据分析软件
本文涉及到的统计分析采用SPSS(Statistical Package of Social Sciences 23.0)软件完成, 荧光组分采用MATLAB 2018b进行解谱分析, 其他绘图采用Origin 2021b和ODV(Ocean Data View)软件[34]完成。采用单因素方差分析(ANOVA)对差异性进行检验, 显著性水平为:<0.05。
表1 FDOM常见光谱指数及其环境意义
2 结果
2.1 采样站位水文及氢氧同位素特征
根据《长江泥沙公报》, 2021年5月长江口大通站月径流量为1.122×1011m3, 月输沙量为1.767×107t (http://www.cjw.gov.cn/xwzx/zjyw/62185.html)。长江口南北支采样站位的水文特征见表2。北支、北港、北槽和南槽的水深范围分别为3.20～17.90 m、1.90～ 20.50 m、8.20～12.50 m和6.00～8.30 m, 其平均值表现出北槽>北港>北支>南槽(图2a)。采样点盐度则表现出明显的北支(10.72±4.80)>南槽(4.44±5.62)>北港(0.67±2.21)>北槽(0.29±0.40)的特征(图2b)。水体的18O值在北支变化范围为−5.76‰ ～ −1.68‰, 北港为−6.08‰ ～ −3.92‰, 北槽为−5.78‰ ～ −5.54‰,南槽−5.83‰ ～ −3.34‰, 而D的变化范围在4个区域分别为−42.11‰ ～ −16.44‰, −44.90‰ ～ −30.89‰, −42.68‰ ～ −40.98‰和−43.49‰ ～ −27.51‰。18O和D表现出高度正相关(2= 0.98,<0.01), 均呈现出北支>南槽>北槽>北港的趋势(图2c, 2d)。长江口北支和南槽水体的18O和D值与北港、北槽相比明显偏正, 反映了北支和南槽受到更明显的海水入侵, 该结论与北支和南槽较高的盐度一致。水体悬浮物含量呈现斑块状分布(图2e): 由北槽(334.33±337.35 mg/L)、北支(304.37±349.04 mg/L)、南槽(228.48±228.08 mg/L)到北港(182.16±377.32 mg/L)逐渐递减, 而悬浮物烧失量的变化规律(图2f)为: 北槽(2.02% ～ 18.29%)> 北港(2.03% ～ 23.13%)>北支(3.47% ～ 11.64%)>南槽(0.74% ～ 4.58%)。
表2 样品站位水文特征及氢氧同位素特征(平均值±标准差)
注: 同一行中不同上标字母表示差异显著(<0.05)。
2.2 DOM浓度和CDOM光谱参数特征
如图3a所示, 长江口南北支DOC浓度整体上呈现河口高, 近海低的趋势, DOC浓度变化范围在1.30～2.04 mg/L之间, 最高值出现在南支北槽, 最低值出现在南槽靠近东海的站位。350和SUVA254的变化趋势相近(图3b, 3c), 在南槽水域出现最高值(350: 3.96 m−1; SUVA254: 3.58 L·mgC−1·m−1), 在北支出现最低值(350: 1.06 m−1; SUVA254: 1.52 L·mgC−1·m−1)。275-295在北支和南槽的近海站位出现高值, 在河口则普遍较低, 最低值(0.014 5 nm−1)出现在北港(图3d)。
图2 长江口南北支水深、盐度、氢氧同位素、悬浮物及其烧失量的空间分布
2.3 FDOM光谱参数特征
利用EEMs-PARAFAC模型对51个样品的三维荧光光谱矩阵进行解析, 根据最大激发波长(xmax)和最大发射波长(mmax)提取出4种荧光组分(图4), 通过与文献比较(表3), 确定C1(xmax/mmax为240(305)/ 416 nm)和C2(255(365)/479 nm)组分为类腐殖质组分, C3(240(285)/354 nm)和C4(275/321 nm)组分为类蛋白质组分。其中C1组分属于陆源/水生混合类腐殖物质, 有可能来自陆源有机物, 也可能是由水生微生物自身产生[35-38]。C2组分代表了具有最宽激发带和发射带的荧光组分, 反映了长波类腐殖质的荧光特性, 这与具有高分子量和高芳香性基团的陆源腐殖质输入有关[35-36, 38]。C3和C4组分分别对应类色氨酸和类酪氨酸基团[35, 37, 39], 主要由原位水生生物活动产生(微生物降解或生物残骸等), 但在人类活动强烈和污染严重的海区, 陆源输入经常成为类蛋白组分的主要来源[40]。
长江口南北支C1和C2组分的荧光强度呈现一致的变化趋势(图5a, 5b), 在南支北槽的荧光强度最高, 其平均值分别为0.45 R.U.和0.38 R.U., 其次是南支北港(分别为0.41 R.U.和0.35 R.U.)和南支南槽(0.40 R.U.和0.30 R.U.), 最低值出现在北支(分别为0.31 R.U.和0.24 R.U.)。与C1和C2组分不同, C3和C4组分在长江口北支和南支北港、北槽的荧光强度非常接近(图5c, 5d), 变化范围C3为0.13～0.40 R.U., C4为0.05～0.18 R.U., 均远低于南支南槽的C3和C4荧光强度(分别为0.92 R.U.和0.54 R.U.)。生物指数BIX平均值为南槽(0.79±0.04)>北支(0.72±0.02)>北槽(0.70±0.03)≈北港(0.70±0.01) (图5e), 而腐殖化指数HIX的变化趋势与BIX正好相反, 趋势为北港(5.36～ 7.12)>北槽(3.42～7.32)>北支(4.03～5.51)>南槽(1.47～ 1.50) (图5f)。
图3 长江口南北支DOC、a350、SUVA254、S275-295的空间分布
图4 长江口南北支的荧光组分
表3 长江口南北支的4种荧光组分强度
注: 同一行中不同上标字母表示差异显著(<0.05)
图5 长江口南北支4种荧光组分强度(C1—C4)及BIX、HIX的空间分布
3 讨论
3.1 长江口南北支DOM及其光谱参数差异性
表2结果显示, 相比于长江口北支, 长江口南支的水温更高, 水深更大, 盐度更小, 这显然与长江口南北支不同的水文条件有关。由于南支河道更为宽阔(10～20 km), 接纳了～95%长江入海径流, 造成河床冲刷明显, 水体以河水为主, 海水入侵不明显。进一步地比较长江口南支的3条水道(南槽、北槽和北港)发现, 南槽受海水入侵影响较大, 盐度较高(4.44± 5.62), 这可能与夏初东海海水从东南方入侵有关。与南支不同, 长江口北支狭长宛如漏斗, 河道上游宽仅为2 km, 下游宽为10 km, 仅有～5%的长江径流从北支入海, 水动力弱, 海水入侵现象明显[41-43], 盐度高达10.72±4.80。此外, 南支的烧失量大于北支, 说明南支水体中的悬浮物碳含量高于北支, 可能与长江陆源有机碳主要进入南支有关。
长江口南北支DOM的浓度和光谱特征参数也表现出明显的差异。表征CDOM浓度的350指数和表征芳香性的SUVA254指数尽管总体呈现从长江向东海的递减趋势(图3b, 3c), 但南支的变化幅度明显大于北支, 其中350值从3.96 m−1下降至1.11 m−1; SUVA254值从3.58 L·mgC−1·m−1下降至1.95 L·mgC−1·m−1。此外,350和SUVA254值还在河口外出现高值(图3b, c), 这可能与长江口最大浊度带的沉积物再悬浮、向水体释放DOM有关[44]。相比其他分汊河道, SUVA254和350在南支南槽下游的高值更明显, 推测与附近沿岸较强的人类活动有关[45]。对于表征DOM平均分子量的275-295指标, 北支和南支南槽从长江向东海逐渐升高, 而南支北港和北槽在入海口出现低值(图3d)。这可能与北支和南槽水动力较弱, 陆源大分子有机碳贡献较少, 而水生生物活动更强有关(图4e)。陆源类腐殖质组分C1、C2的强度在南北支均呈现由陆向海逐渐减小的趋势(图5a, 5b), 其中北支和南槽下降趋势更为明显。与C1和C2组分不同, C3和C4这两种类蛋白质组分在北支和南槽具有更大幅度的变化(表3),且在南槽有明显的高值(图5c, 5d)。整体来看, 南支有“高类腐殖质、低类蛋白”的特征, 在南槽附近具有“高类腐殖质、高类蛋白”的特征; 北支则具有“低类腐殖质、低类蛋白”的特征。这些光谱特征佐证了水动力和人类活动对长江口南北支DOM具有明显的影响。
3.2 DOM的来源及其主控因素
我们基于采样站位的水文参数以及DOM、CDOM和FDOM参数, 对长江口南北支样品进行了主成分分析(PCA)。前两个主成分贡献了71.9%的数据变量, 其中第一主成分(PC1)和第二主成分(PC2)分别贡献45.2%和26.7%(图6)。PCA图显示, DOC、SUVA254、350、C1、C2、水温、275-295和盐度这8个变量主要受到PC1的影响, 其中前6个变量在PC1轴得分为正值, 后2个变量在PC1轴得分为负值。由于SUVA254、350、C1、C2均是陆源DOM输入的指标[5, 46], 而盐度与海水入侵强度正相关, 因此PC1表示的是陆地−海洋影响强度的变化, 沿正轴方向代表陆源影响增强, 沿负轴方向代表海洋影响增强。与PC2强相关的变量是BIX(正值)和HIX(负值)。由于BIX可用于指示水体生物活性, 其值随着新鲜DOM的增加而增大, 而HIX值随着陆源腐殖质比例增加而增大[28, 32], 因此PC2轴的变量可能与水体生物活性相关, 即正值代表生物活性较大, 负值代表生物活性较小, 但腐殖质化程度较高。
图6 长江口南北支的主成分分析
基于PCA结果可以清晰地将样品分为3组(图6)。第一组主要以北支样品为主(橙色圆点), 位于PC1的负轴, 且样品沿PC2轴位于零点附近(−0.59～0.70)。第二组主要以南槽样品为主(绿色倒三角点), 位于PC2的正轴, 但沿PC1轴分布较为离散(−3.7～5.1)。第三组包含了南支北槽和南支北港的样品(浅蓝色菱形点和深蓝色正三角点), 分布最为集中, 主要位于PC1正轴(−0.4～2.2)和PC2负轴(−2.5～−0.5)靠近原点的狭小区域。根据三组数据的分布特征和对PCA两个变量轴的解释可以发现, 北支样品受到海水入侵的影响最为明显, 同时水体生物活性较低, 与北支长江径流输入少、水体滞留时间长有关; 南支南槽样品具有明显的陆源−海源转化, 同时具有更高的生物活性, 这可能与其靠近上海最大的人工运河——大治河, 受到河流沿岸农业活动[45]、填海造陆、污水处理[47]等人类活动影响有关; 南支北港样品和南支北槽样品则具有相对较低的生物活性、较高的腐殖化程度和持续的陆源输入控制, 这与南支北港和南支北槽作为长江的主河道, 具有相对较高的流量和流速, 海水入侵影响不明显有关。
3.3 长江口不同河道DOM及其光学参数变化趋势
长江口南北支样品的DOC浓度和光谱参数沿着长江-近海方向显示出明显不同的趋势(图7)。具体来说, 北支样品的ΔDOC和Δ350表现为负值, 且呈现由陆向海的增大趋势, 而南槽样品呈现先略微上升(正值)而后急剧下降(负值)的趋势(图7a, b)。南槽的SUVA254值同样表现为先上升后快速下降的趋势(图7c)。这与前人对长江口的南北支的研究类似, 即在北支和南槽这两个受海水入侵影响明显的河道, 随着河流输入贡献的减少, DOC浓度和350逐渐下降, 说明长江输入是春末夏初长江口DOM和CDOM的主要来源[17]。与北支和南槽不同的是, 北港和北槽样品的ΔDOC、Δ350和ΔSUVA254的空间变化幅度相对较小, 并未表现出明显的空间变化趋势, 但在河口外个别站位出现升高现象(图7a, 7b, 7c)。后者可能与南支北港和北槽作为长江主河道, 水动力强[48], 导致近海区域出现沉积物扰动有关, 这与北港和北槽较高的悬浮物浓度一致(182.16±377.32 mg/L, 334.33± 337.35 mg/L)。
4个断面的类腐殖质组分(ΔC1和ΔC2)整体呈现由陆向海的下降趋势, 说明陆源有机质在输送过程中受到了稀释和降解的影响(图7e, 7f)。对于指示类蛋白组分的C3和C4, 在由陆向海的输送过程中, 北槽和北港未呈现明显的空间变化趋势, 而北支逐渐下降, 南槽出现先剧烈上升后又迅速下降的不稳定分布(图7g, 7h), 最高值出现在S46站位(C3: 0.92 R.U., C4: 0.54 R.U.), 这可能是因为该站位接近上海最大的人工河−大治河河口, 受到强烈的人类活动影响所致[47]。该推测也可以在表征生物活性的BIX指数和表征腐殖质化程度的HIX指数上得到验证(图7i, 7j)。南槽DOM具有最高的生物活性(ΔBIX, 0.05至0.12), 而北支具有相对较低的腐殖质变化数值(ΔHIX, −3.03至−1.45)。最后,18O值也证明了北支和南槽具有更加显著的河水−海水交换(图7k), 而北槽和北港由于水流速度较大, 主要受到淡水影响, 盐度较小,18O值相对比较稳定。综合上述分析, 长江口4个分汊河道的DOC和光谱学参数具有不同的空间变化特征, 整体上作为主河道的北港和北槽呈现典型的河流主控型特点, 而北支和南槽流速呈现陆−海快速变化的特征; 此外, 在南槽可能由于人为活动(如农业、污水处理厂等)的影响, 其DOM在部分站位具有较高的类蛋白输入和高生物活性。
3.4 长江口DOM独特的区域性特征
长江口南北支DOC浓度与CDOM浓度指数(355)呈现显著正相关关系(北支:2=0.43; 南支:2=0.36,<0.05)。这种相关性也出现在世界许多河口, 如珠江口、西伯利亚河口、密西西比河口等[49-51], 表明河流CDOM和DOC浓度受到相同因子的影响, 如径流量和流域人类活动强度。在本研究中, 长江口不同分汊河道的DOC浓度范围为1.30～2.04mg/L, 与前人报道的长江口南北支DOC浓度大致相当(0.74～ 2.44 mg/L), 但明显低于流经上海市区的长江支流黄浦江(平均值为4.80±0.57mg/L) (见表4)。这些结果说明在Guo等[7]报道2011年长江口南北支DOC浓度后, 长江口DOC浓度整体上未发生大的变化, 这可能与长江三峡大坝等重大水利工程在2006年就已经竣工有关。然而进一步区分南北支后发现, 作为长江主河道的南支, 其水体DOC浓度10 a后无明显变化, 平均值分别为1.62±0.08 mg/L(2011年)和1.67± 0.13 mg/L(2021年), 而北支水体的DOC浓度却出现明显上升, 平均值分别为1.20±0.16 mg/L(2011年)和1.59±0.24 mg/L(2021年)。355指数也表现出同样的趋势, 其中南支水体10 a间只有小幅度上升(从1.99± 0.34 m−1到2.20±0.57 m−1), 而北支水体增加了约1倍(从0.65±0.16 m−1到1.35±0.29 m−1)。统计数据显示2011年上海市常住人口为2 347.46 万人, 污水日处理能力6.940 5×106m3, 到2021年, 上海市常住人口新增141.97 万人, 污水日处理能力高达8.572 5×106m3(上海市统计局)。因此, 南北支的这种差异可能是由于北支只接受了约5%的长江径流量, 水动力弱, 因此对人类活动的响应更加敏感, 一方面增加的人为有机物会直接导致北支水体DOM和CDOM浓度的增加, 另一方面人类活动产生的营养盐在水动力弱的北支滞留时间更长, 导致北支浮游生物的生产力上升; 而南支由于接收了绝大部分长江径流量, 水动力强, 进入河道的营养盐不易长期滞留, 导致浮游生物的生产力增加不如北支明显。此外, 南支南槽的CDOM含量明显偏高(2.20±0.98 m−1), 这可能与长江下游和河口区更强烈的人类活动、更多的废水排放量[47]和更大的径流量有关, 这些因素均会增强有机质向河口的搬运能力, 导致DOM和CDOM浓度增大。今后的研究需要量化污染(人为DOM)和河流径流(上游或河流土壤搬运产生)在控制长江口DOM和CDOM含量上的相对贡献。此外, 长江口南北支的河床演变受径流、外海水沙变化及人类工程活动综合影响, 导致北支整体趋于淤积, 河道不断萎缩, 而南支整体上处于冲刷状态, 分阶段冲淤交替[41, 57]。因此长江口南北支DOM浓度和组成差异的原因可能与河口建设工程、径流量、城市的人类活动等因素的综合作用有关。
图7 采样站位与参考站位间水样ΔDOC、光谱参数以及氧同位素沿经度变化的空间趋势图
表4 长江口南北支与其他河流DOC浓度和CDOM浓度对比
表4总结了本研究和文献中我国和世界大河河口的DOC和CDOM浓度数据。与珠江口和黄河口相比, 长江口的DOC和CDOM浓度与珠江口相当, 但明显低于黄河口。这可能是因为长江和珠江都属于径流量丰富的热带和亚热带河流, 而黄河则是世界上典型的水少沙多的高浊度河流, 平均泥沙含量远高于长江和珠江。与世界河流比较显示, 长江口DOC和CDOM浓度明显低于高纬度河流(如西伯利亚和北极河流), 这可能是因为气候变暖加速了高纬度地区的冻土融化, 导致大量的冻土有机质进入高纬度河流。此外, 尽管长江口水体的DOC浓度与亚马逊河口相当, 但其CDOM浓度仅约为后者的1/4, 这可能是因为亚马逊河流经世界最大的亚马逊雨林, 陆地植被和土壤贡献了大量的陆源有机质, 导致富含腐殖酸的CDOM占比更大。最后, 长江口水体的DOC和CDOM浓度明显低于美国密西西比河河口。对于引起这种差异的具体原因目前还不清楚, 有待于后期进一步的研究。
4 结论与展望
(1) 沿长江下游到河口近海的输送过程中, 南北支水体的DOC和CDOM浓度总体上均呈现下降的趋势, 在南支个别站位出现的高值可能与最大浑浊带的泥沙再悬浮作用有关。南支整体上具有“高类腐殖质、低类蛋白”的特征, 在南槽大治河河口附近具有“高类腐殖质、高类蛋白”的特征, 而北支整体上具有“低类腐殖质、低类蛋白”的特征。
(2) PCA结果显示南支北槽和北港由于相近的水动力条件, 其水体DOM的浓度和光谱参数无显著性差异, 均表现为持续性的河流主控特征, 而北支和南支南槽由于海水的入侵, 其DOM具有明显的陆−海变化, 但南槽可能还由于受到农业生产和污水处理等人类活动的强烈影响而具有较高的类蛋白组分和生物活性。
(3) 2021年南北支的DOC和CDOM浓度均略高于2011年文献值, 尤其是在北支的增加更为显著, 可能是河口建设工程、径流量、城市人类活动等因素的综合作用结果。
(4) 综合本研究和文献数据显示, 世界各河口的水体DOC和CDOM浓度具有高度的复杂性, 体现了各流域在植被覆盖、工农业生产水平、水利工程强度、以及气候变化对土壤侵蚀作用等方面的差异。
后期需在两方面拓展研究: 首先是开展DOM的高分辨率质谱分析和实验室培养实验, 以更深入地揭示长江南北支有机碳的生物地球化学差异; 其次是在不同月份开展采样, 以探明长江南北支水体DOM的季节性变化。
致谢: 特别感谢上海海洋大学李增光老师和“沪崇渔11050”渔船全体船员在长江口调查航次给予的帮助, 以及厦门大学郭卫东老师提供2011年的数据。
[1] JAFFÉ R, CAWLEY K M, YAMASHITA Y. Applications of excitation emission matrix fluorescence with parallel factor analysis (EEM-PARAFAC) in assessing environmental dynamics of natural dissolved organic matter (DOM) in aquatic environments: A review. Advances in the Physicochemical Characterization of Dissolved Organic Matter: Impact on Natural and Engineered Systems[M]//Rosario-Ortiz F. ACS Symposium Series. Washington DC: American Chemical Society, 2014: 27-73.
[2] CAUWET G. DOM in the Coastal Zone. Biogeochemistry of marine dissolved organic matter[M]. San Diego: Academic Press, 2002: 579-609.
[3] MANN P J, DAVYDOVA A, ZIMOV N, et al. Controls on the composition and lability of dissolved organic matter in Siberia's Kolyma River basin[J]. Journal of Geophysical Research-Biogeosciences, 2012, 117(G1): G01028.
[4] HE C, PAN Q, LI P H, et al. Molecular composition and spatial distribution of dissolved organic matter (DOM) in the Pearl River Estuary, China[J]. Environmental Chemistry, 2020, 17(3): 240-251.
[5] LIU Y C, YE Q, HUANG W L, et al. Spectroscopic and molecular-level characteristics of dissolved organic matter in the Pearl River Estuary, South China[J]. Science of The Total Environment, 2020, 710: 136307.
[6] ZHANG X H, CAO F, HUANG Y, et al. Variability of dissolved organic matter in two coastal wetlands along the Changjiang River Estuary: Responses to tidal cycles, seasons, and degradation processes[J]. Science of The Total Environment, 2022, 807: 150993.
[7] GUO W D, YANG L Y, ZHAI W D, et al. Runoff- mediated seasonal oscillation in the dynamics of dissolved organic matter in different branches of a large bifurcated estuary-The Changjiang Estuary[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2014, 119(5): 776-793.
[8] SONG G S, LI Y J, HU S Z, et al. Photobleaching of chromophoric dissolved organic matter (CDOM) in the Changjiang River estuary: kinetics and effects of temperature, pH, and salinity[J]. Environmental Science Processes & Impacts, 2017, 19(6): 861-873.
[9] ZHOU Y P, HE D, HE C, et al. Spatial changes in molecular composition of dissolved organic matter in the Changjiang River Estuary: Implications for the seaward transport of estuarine DOM[J]. Science of The Total Environment, 2021, 759: 143531.
[10] STEDMON C A, NELSON N B. The optical properties of DOM in the ocean. Biogeochemistry of marine dissolved organic matter[M]. Boston: Academic Press, 2015: 481-508.
[11] 李奕洁, 宋贵生, 胡素征, 等. 2014年夏季长江口有色溶解有机物(CDOM)的分布、光学特性及其来源探究[J]. 海洋与湖沼, 2015, 46(3): 670-678.
LI Yijie, SONG Guisheng, HU Suzheng, et al. Distribution, optical properties and sources of colored dissolved organic matter (CDOM) in the Changjiang River Estuary in the summer of 2014[J]. Oceanologia et Limnologia Sinica, 2015, 46(3): 670-678.
[12] WEISHAAR J L, AIKEN G R, BERGAMASCHI B A, et al. Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(20): 4702-4708.
[13] BAO H Y, WU Y, ZHANG J. Spatial and temporal variation of dissolved organic matter in the Changjiang: Fluvial transport and flux estimation[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2015, 120(9): 1870-1886.
[14] PANG Y, WANG K, SUN Y G, et al. Linking the unique molecular complexity of dissolved organic matter to flood period in the Changjiang River mainstream[J]. Science of The Total Environment, 2020, 764: 142803.
[15] SUN X S, FAN D J, CHENG P, et al. Source, transport and fate of terrestrial organic carbon from Changjiang River during a large flood event: Insights from multiple-isotopes (δ13C, δ15N, Δ14C) and geochemical tracers[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2021, 308: 217-236.
[16] LI M C, XIE W, LI P H, et al. Establishing a terrestrial proxy based on fluorescent dissolved organic matter from sediment pore waters in the East China Sea[J]. Water Research, 2020, 182: 116005.
[17] HAN L L, WANG Y H, XIAO W J, et al. Seasonal changes of organic carbon mixing, degradation and deposition in Changjiang River dominated margin related to intrinsic molecular and external environmental factors[J]. Journal of Geophysical Research-Biogeosciences, 2021, 126(12): e2021JG006637.
[18] 李志鹏, 朱建荣. 2007—2016年北支河势变化对长江口盐水入侵影响数值研究[J]. 华东师范大学学报(自然科学版), 2022(3): 109-124.
LI Zhipeng, ZHU Jianrong. Numerical simulation of the North Branch regime change impact on saltwater intrusion in the Changjiang River Estuary from 2007 to 2016[J]. Journal of East China Normal University (Natural Science), 2022(3): 109-124.
[19] CHEN Q, ZHU J R, LYU H H, et al. Impacts of topography change on saltwater intrusion over the past decade in the Changjiang Estuary[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2019, 231: 106469.
[20] HAN L L, WANG Y H, XU Y P, et al. Water- and base- extractable organic matter in sediments from lower Changjiang River-Estuary-East China Sea continuum: Insight into accumulation of organic carbon in the river- dominated margin[J]. Frontiers in Marine Science, 2021, 8: 617241.
[21] 杨守业, 王朔, 连尔刚, 等. 长江河水氢氧同位素组成示踪流域地表水循环[J]. 同济大学学报(自然科学版), 2021, 49(10): 1353-1362.
YANG Shouye, WANG Shuo, LIAN Ergang, et al. Tracing surface water cycle in Changjiang River Basin by hydrogen and oxygen isotopic composition[J]. Journal of Tongji University (Natural Science), 2021, 49(10): 1353-1362.
[22] 章斌, 郭占荣, 高爱国, 等. 用氢氧稳定同位素揭示闽江河口区河水、地下水和海水的相互作用[J]. 地球学报, 2013, 34(2): 213-222.
ZHANG Bing, GUO Zhanrong, GAO Aiguo, et al. Hydrogen and oxygen stable isotopes are used to reveal the interaction between river water, groundwater and seawater in the estuary of Minjiang River[J]. Acta Geoscientica Sinica, 2013, 34(2): 213-222.
[23] KIEBER R J, WHITEHEAD R F, REID S N, et al. Chromophoric dissolved organic matter (CDOM) in rainwater, southeastern North Carolina, USA[J]. Journal of Atmospheric Chemistry, 2006, 54(1): 21-41.
[24] YANG L Y, HONG H S, GUO W D, et al. Absorption and fluorescence of dissolved organic matter in submarine hydrothermal vents off NE Taiwan[J]. Marine Chemistry, 2012, 128: 64-71.
[25] HELMS J R, STUBBINS A, RITCHIE J D, et al. Absorption spectral slopes and slope ratios as indicators of molecular weight, source and photobleaching of chromophoric dissolved organic matter. Limnology and Oceanography 53[J]. Limnology and Oceanography, 2008, 53(3): 955-969.
[26] STEDMON C A, BRO R. Characterizing dissolved organic matter fluorescence with parallel factor analysis: a tutorial[J]. Limnology and Oceanography: Methods, 2008, 6(11): 572-579.
[27] MCKNIGHT D M, BOYER E W, WESTERHOFF P K, et al. Spectrofluorometric characterization of dissolved organic matter for indication of precursor organic material and aromaticity[J]. Limnology and Oceanography, 2001, 46(1): 38-48.
[28] FELLMAN J B, HOOD E, SPENCER R G M. Fluorescence spectroscopy opens new windows into dissolved organic matter dynamics in freshwater ecosystems: A review[J]. Limnology and Oceanography, 2010, 55(6): 2452-2462.
[29] CAWLEY K M, BUTLER K D, AIKEN G R, et al. Identifying fluorescent pulp mill effluent in the Gulf of Maine and its watershed[J]. Marine Pollution Bulletin, 2012, 64(8): 1678-1687.
[30] HUGUET A, VACHER L, RELEXANS S, et al. Properties of fluorescent dissolved organic matter in the Gironde Estuary[J]. Organic Geochemistry, 2009, 40(6): 706-719.
[31] ZSOLNAY A, BAIGAR E, JIMENEZ M, et al. Differentiating with fluorescence spectroscopy the sources of dissolved organic matter in soils subjected to drying[J]. Chemosphere, 1999, 38(1): 45-50.
[32] HUGUET A, VACHER L, SAUBUSSE S, et al. New insights into the size distribution of fluorescent dissolved organic matter in estuarine waters[J]. Organic Geochemistry, 2010, 41(6): 595-610.
[33] 李倩, 张珊珊, 线薇微. 春季长江口颗粒有机碳年际分布变化及其影响因素分析[J]. 海洋科学, 2021, 45(1): 32-43.
LI Qian, ZHANG Shanshan, XIAN Weiwei. Interannual distribution of particulate organic carbon in the Changjiang River Estuary in spring and its influencing factors[J]. Marine Sciences, 2021, 45(1): 32-43.
[34] SCHLITZER R. Ocean Data View[CP]. [2020-06-18]. https://odv.awi.de.
[35] OSBURN C L, STEDMON C A. Linking the chemical and optical properties of dissolved organic matter in the Baltic-North Sea transition zone to differentiate three allochthonous inputs[J]. Marine Chemistry, 2011, 126(1/4): 281-294.
[36] AMARAL V, GRAEBER D, CALLIARI D, et al. Strong linkages between DOM optical properties and main clades of aquatic bacteria[J]. Limnology and Oceanography, 2016, 61(3): 906-918.
[37] YANG L Y, CHENG Q, ZHUANG W E, et al. Seasonal changes in the chemical composition and reactivity of dissolved organic matter at the land-ocean interface of a subtropical river[J]. Environmental Science and Pollution Research International, 2019, 26(24): 24595- 24608.
[38] CHEN M L, KIM J H, LEE Y K, et al. Subsea permafrost as a potential major source of dissolved organic matter to the East Siberian Arctic Shelf[J]. Science of The Total Environment, 2021, 777: 146100.
[39] DU Y X, LU Y H, ROEBUCK J A, JR., et al. Direct versus indirect effects of human activities on dissolved organic matter in highly impacted lakes[J]. Science of The Total Environment, 2021, 752: 141839.
[40] 郭卫东, 黄建平, 洪华生, 等. 河口区溶解有机物三维荧光光谱的平行因子分析及其示踪特性[J]. 环境科学, 2010, 31(6): 1419-1427.
GUO Weidong, HUANG Jianping, HONG Huasheng, et al. Parallel factor analysis of three-dimensional fluorescence spectra of dissolved organic matter in estuarine area and its tracer characteristics[J]. Environmental Science, 2010, 31(6): 1419-1427.
[41] 代炳珂, 路川藤, 韩玉芳, 等. 1958年以来长江口南、北支河段河床演变及影响因素研究[J]. 水利水运工程学报, 2021(2): 27-37.
DAI Binke, LU Chuanteng, HAN Yufang, et al. Study on riverbed evolution and influencing factors of the South and North branches of the Changjiang River estuary since 1958[J]. Hydro-Science and Engineering, 2021(2): 27-37.
[42] 朱建荣, 吴辉, 李路, 等. 极端干旱水文年(2006)中长江河口的盐水入侵[J]. 华东师范大学学报(自然科学版), 2010(4): 1-6, 25.
ZHU Jianrong, WU Hui, LI Lu, et al. Saline intrusion in the Changjiang River Estuary in the extreme drought hydrological year (2006)[J]. Journal of East China Normal University (Natural Sciences), 2010(4): 1-6, 25.
[43] 朱建荣, 吴辉, 顾玉亮. 长江河口北支倒灌盐通量数值分析[J]. 海洋学研究, 2011, 29(3): 1-7.
ZHU Jianrong, WU Hui, GU Yuliang. Numerical analysis of salt flux from the northern branch of the Changjiang River Estuary[J]. Journal of Marine Sciences, 2011, 29(3): 1-7.
[44] 程远月, 郭卫东, 胡明辉. 近岸沉积物再悬浮期间所释放溶解有机物的荧光特征[J]. 地球化学, 2008, 37(1): 51-58.
CHENG Yuanyue, GUO Weidong, HU Minghui. Fluorescence characteristics of dissolved organic matter released during resuspension of nearshore sediments[J]. Geochemica, 2008, 37(1): 51-58.
[45] KAN X P, FENG S Y, MEI X B, et al. Quantitatively identifying the emission sources of pharmaceutically active compounds (PhACs) in the surface water: Method development, verification and application in Huangpu River, China[J]. Science of The Total Environment, 2022, 815: 152783.
[46] LI P H, CHEN L, ZHANG W, et al. Spatiotemporal distribution, sources, and photobleaching imprint of dissolved organic matter in the Changjiang Estuary and its adjacent sea using fluorescence and parallel factor analysis[J]. PLoS ONE, 2015, 10(6): e0130852.
[47] 夏雪瑾, 冯文静, 徐健. 上海城镇污水排放对长江口杭州湾水质的影响[J]. 中国水运, 2021, 21(9): 88-90.
XIA Xuejin, FENG Wenjing, XU Jian. Impact of urban sewage discharge in Shanghai on water quality in Hangzhou Bay of the Changjiang River Estuary[J]. ZhongGuoShuiYun, 2021, 21(9): 88-90.
[48] 鲍道阳, 朱建荣. 近60年来长江河口河势变化及其对水动力和盐水入侵的影响Ⅱ. 水动力[J]. 海洋学报, 2017, 39(2): 1-15.
BAO Daoyang, ZHU Jianrong. Changes of river regime in the Changjiang River Estuary in recent 60 years and its impact on hydrodynamic and salt water intrusion Ⅱ Hydrodynamic force[J]. Haiyang Xuebao, 2017, 39(2): 1-15.
[49] LI Y, SONG G, MASSICOTTE P, et al. Distribution, seasonality, and fluxes of dissolved organic matter in the Pearl River (Zhujiang) estuary, China[J]. Biogeosciences, 2019, 16(13): 2751-2770.
[50] DROZDOVA A N, NEDOSPASOV A A, LOBUS N V, et al. CDOM optical properties and DOC content in the largest mixing zones of the Siberian shelf seas[J]. Remote Sensing, 2021, 13(6): 1145.
[51] SPENCER R G M, AIKEN G R, DORNBLASER M M, et al. Chromophoric dissolved organic matter export from U.S. rivers[J]. Geophysical Research Letters, 2013, 40(8): 1575-1579.
[52] 王安月, 张凯, 何丁, 等. 夏季长江口水体可溶性有机质组成的空间分布特征及其控制因素[J]. 地球化学, 2021, 50(3): 317-328.
WANG Anyue, ZHANG Kai, HE Ding, et al. Spatial distribution characteristics and control factors of soluble organic matter composition in the Changjiang River Estuary in summer[J]. Geochimica, 2021, 50(3): 317- 328.
[53] CUI Y, LUO F L, ZHANG M X, et al. Spectroscopic properties and driving factors of dissolved organic matter in the Yellow River Delta[J/OL]. Journal of Plant Ecology, 2022: rtac037. https://doi.org/10.1093/jpe/rtac037.
[54] KOLIC P E, ROY E D, WHITE J R, et al. Spectroscopic measurements of estuarine dissolved organic matter dynamics during a large-scale Mississippi River flood diversion[J]. Science of The Total Environment, 2014, 485/486: 518-527.
[55] CAO F, MEDEIROS P M, MILLER W L. Optical characterization of dissolved organic matter in the Amazon River plume and the Adjacent Ocean: Examining the relative role of mixing, photochemistry, and microbial alterations[J]. Marine Chemistry, 2016, 186: 178-188.
[56] GRIFFIN C G, MCCLELLAND J W, FREY K E, et al. Quantifying CDOM and DOC in major Arctic rivers during ice-free conditions using Landsat TM and ETM plus data[J]. Remote Sensing of Environment, 2018, 209: 395-409.
[57] 梁鑫鑫, 王磊, 王军. 近百余年来长江口南支水下地形演变特征分析[J]. 人民长江, 2019, 50(8): 20-27.
LIANG Xinxin, WANG Lei, WANG Jun. Analysis of underwater topographic evolution characteristics of the South Branch of the Changjiang River Estuary in recent 100 years[J]. Changjiang River, 2019, 50(8): 20-27.
Comparative study on dissolved organic matter in the north and south branches of the Changjiang River Estuary in summer
GUO Li-xia, WANG Ya-song, QIAO De-hui, HAN Lu-lu, YU Jian-chun, XU Yun-ping
(College of Marine Sciences, Shanghai Ocean University, Shanghai 201306, China)
Thisstudy measured multiple parameters, such as hydrogen and oxygen isotopes, dissolved organic carbon (DOC) concentration, and the absorption and fluorescence spectra of chromophoric dissolved organic matter (CDOM), in surface water samples collected from the Changjiang River Estuary in May 2021. On the basis of these data, we discuss the composition, distribution, and influencing factors of DOM in the north and south branches (the latter branch is further divided into the North Channel, North Passage, and South Passage). The DOC concentration in the north and south branches is 1.68±0.16 mg/L and 1.46±0.31 mg/L, respectively, whereas the350value is 2.37±0.61 m−1and 1.59±0.24 m−1, respectively. The south and north branches are generally characterized by “high humus and low protein” and “low humus and low protein” respectively, which may be related to the difference in the runoff between these branches. Of the four passages, the South Passage and North Channel receive substantial seawater intrusion, but the former has stronger protein-like component inputs reflected by specific fluorescent components, whereas the North Channel and North Passage in the south branch present typical river-dominated DOM characteristics. The comparison of DOC and CDOM in the Changjiang River Estuary between our study (2021) and the literature (2011) reveals much larger amplitude variability in the north branch compared with the south branch. These results are likely attributable to different hydrodynamic conditions (runoff) and human activities. A comparison with published data for global estuaries suggests apparent differences in DOC and CDOM concentrations, which are likely related to differences in vegetation cover, industrial and agricultural production levels, hydraulic engineering intensity, and the impacts of climate change on soil erosion in river basins in different regions.
Changjiang River Estuary; dissolved organic matter; chromophoric DOM (CDOM); hydrodynamic force; seawater intrusion; human activity
Jun.18, 2022
P734.5
A
1000-3096(2022)11-0067-16
10.11759/hykx20220618001
2022-06-18;
2022-07-24
国家自然科学基金项目(41676058)
[National Natural Science Foundation of China, No. 41676058]
郭丽霞(1996—), 女(回族), 福建莆田人, 硕士研究生, 主要从事海洋化学研究, E-mail: lixiaguo1125@163.com; 许云平(1975—),通信作者, 教授, E-mail: ypxu@shou.edu.cn
(本文编辑: 赵卫红)
