2000～2011年深圳灣及鄰近水域顆粒有機物的來源和時空分布

趙明輝,李緒錄(.廣東省海洋發展規劃研究中心,廣東 廣州 50222；2.國家海洋局南海工程勘察中心,廣東廣州 50300)

2000～2011年深圳灣及鄰近水域顆粒有機物的來源和時空分布

趙明輝1,李緒錄2*(1.廣東省海洋發展規劃研究中心,廣東 廣州 510222；2.國家海洋局南海工程勘察中心,廣東廣州 510300)

依據2000～2011年每月一次的調查資料,簡要描述和討論了深圳灣及鄰近水域中顆粒有機物(POM)質量濃度的時空分布,并結合鹽度和葉綠素a (Chl a)實測數據探討POM的來源和滯留時間.結果表明深圳灣的POM質量濃度和陸源質量分數分別約為4.2mg/L,79%,而伶仃洋東部沿岸的分別約為1.9mg/L,42%.深圳灣和伶仃洋東部沿岸中現存浮游植物顆粒有機物(PPOM):Chl a比率分別約為92,54g/g,由此估算的PPOM質量濃度分別為0.8,0.2mg/L左右.依據浮游植物生產力和累計海源POM估算的POM滯留時間在深圳灣中為1～5d,而在伶仃洋東部沿岸中約為10d.研究期間伶仃洋東部沿岸POM質量濃度的年際變化略呈上升趨勢,從1.7mg/L上升至2.0mg/L;深圳灣POM質量濃度在2000～2005年呈上升趨勢,從3.0mg/L上升至5.5mg/L,在2006～2011年則呈下降趨勢,從5.4mg/L下降至3.0mg/L.

顆粒有機物；時空分布；來源；滯留時間；沿岸水；深圳灣；伶仃洋

海水中的顆粒有機物(POM)包括有生命和無生命的懸浮顆粒有機物質,由海洋生物生長繁殖過程中產生的及其死亡后形成的碎屑和浮游生物本身組成,近岸體系中也有部分來自陸源和人為輸入.POM不但作為生物食物鏈中一個重要的物質基礎,與海區的初級生產力密切相關,是評價海洋資源的一個重要參數[1],而且還作為海水中碳固化和遷移輸出的主要形式,與其他海洋碳相之間的相互交換很活躍,在大洋和邊緣海的生物地球化學過程和碳循環中扮演著重要的角色[2].同時,POM在痕量元素特別是金屬元素的遷移、轉化、清除等過程中均起著重要的作用[3].有關POM的研究受到廣泛關注[4-12].20世紀80年代以來,我國學者已開展了諸多關于POM的調查研究[4].在南海北部[5-7]、珠江口[8-9]、大鵬灣[4]、大亞灣[10]和海南西南近岸珊瑚礁[11]也有一些相關的研究報道.

眾所周知,多年長時間系列數據的分析結果更具代表性.因此,本研究選取香港環境保護署(EPD)已實施的綜合調查項目中2000～2011年每月一次的水質監測資料,簡要描述和討論深圳灣及鄰近水域中POM的時空分布,并結合鹽度(S)和葉綠素a(Chl a)的實測數據,從生物地球化學角度,探討研究海區中浮游植物生產力(PP)、POM的來源和滯留時間.

1 材料與方法

1.1 研究海區與監測站位

深圳灣是珠江口伶仃洋東側中部一個由西向東偏北嵌入陸地約17.5km的半封閉型淺水海灣,隸屬于香港特別行政區和深圳市.周邊陸地為丘陵低山,沿岸有深圳河、大沙河及元朗河等注入,岸線長約60km,水域面積約為90.8km2;灣的東部(灣頂)較淺,西部(灣口)較深,深度一般小于5m,平均為2.9m[13-14].深圳灣潮汐為不規則半日潮,灣口平均潮差1.36m,最大漲潮潮差2.47m,最大落潮潮差3.44m,灣內潮流基本屬于西南—東北向往復流;漲潮最大流速為0.97m/s,平均為0.29m/s;落潮最大流速為0.80m/s,平均為0.26m/s[14].集水區內發達的經濟和密集的人口產生大量廢水通過小河流和地面徑流排放入海.深圳灣接受了大量的陸源物質輸入,污染嚴重,水質達到國家海水質量標準劣四類[15],屬于富營養化海域[13,16].

選用EPD綜合調查項目中11個代表不同地理區域的監測站,其中4個(D1～D4站)代表深圳灣海區和7個(D5、N1～N3、N5～N6和N8站)代表伶仃洋東部沿岸海區.具體監測站位見圖1.

1.2 樣品采樣與要素測量

Seacat19+CTD溫鹽深剖面儀結合計算機控制的多瓶式采樣器被用來測量現場參數和采集海水樣品.收集表、中、底層測量數據.表層指海表面下1m深的位置;中層指水深一半的位置;底層指距海底1m深的位置.水深<4m時,只收集表層;水深4～6m時,僅收集表、底層;水深>6m時,收集表、中、底層.POM由重量法測定[4].Chl a由分光光度法測定[17].S、POM和Chl a的報告限分別為0.1,0.5mg/L,0.2mg/m3.

圖1 深圳灣及鄰近沿岸水域中水質監測站位Fig.1 Monitoring sites for water quality in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters

1.3 數據處理

依據所有的測量數據,應用Excel軟件,求取2000～2011年各站水柱(包括表層、中層和底層)中POM質量濃度各月的平均值,并選取1、4、7和10月份代表冬、春、夏和秋季來分析其水平分布的季節變化;求取監測期間所有站表層、中層和底層水中POM質量濃度各月的平均值來分析其年內變化;求取POM質量濃度各航次的平均值來分析其年際變化.另外,鑒于實驗分析可能出現偶然誤差,在進行回歸分析時,設置了一個濾波器濾掉個別被認為是“偶然誤差”的離散數點,被濾掉的數點控制在總數點的2%之內.

2 結果與討論

2.1 POM的時空分布

圖2 2000～2011年深圳灣及鄰近沿岸水域中平均POM質量濃度(mg/L)的水平分布Fig.2 Horizontal distribution of the average POM concentration (mg/L) in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters from 2000 to 2011

圖2是2000～2011年春、夏、秋和冬季深圳灣及鄰近沿岸水域中的代表性POM質量濃度的水平分布.如圖2所示,深圳灣的POM質量濃度遠大于伶仃洋東部沿岸.各季POM質量濃度的水平分布趨勢基本一致,在深圳灣中都是從深圳河口向灣外逐步遞減,在伶仃洋東部沿岸,除了秋季的低值出現在深圳灣口外,其他季節的低值都出現在新界至大嶼山之間的海域,而高值出現在大嶼山西北沿岸(N8站,春、秋和冬季)或新界西沿岸(N6站,夏季).在深圳灣,冬季POM質量濃度明顯高于其他季節,夏季的也較高,春、夏、秋和冬季其變化范圍分別為1.8～6.1,2.1～7.2,2.5～4.7, 2.7～10.5mg/L,平均分別為3.5,4.6,3.3,5.9mg/L.在伶仃洋東部沿岸,春、夏季POM質量濃度較低,秋、冬季的較高,春、夏、秋和冬季其變化范圍分別為1.2～2.0,1.3～2.5,1.8～2.7,1.3～2.7mg/L,平均分別為1.6,1.8,2.2,2.1mg/L.2000～2011年深圳灣和伶仃洋東部沿岸中POM質量濃度分別為(4.2±4.1),(1.9±1.4)mg/L.

圖3示出2000～2011年深圳灣及伶仃洋東部沿岸中POM質量濃度各月均值的年內變化和各航次均值的年際變化.由圖3a可見,在深圳灣,表層POM質量濃度10月～次年2月連續升高,2～5月則連續降低,5～6月有所回升,6～10月又逐漸降低,呈明顯的半年周期循環特征;最高峰值出現在2月,次高峰值出現在6月,最低谷值出現在10月,次低谷值出現在5月;濕季(4～9月)的POM質量濃度明顯低于旱季(10月～次年3月).在伶仃洋東部沿岸,表、中、底層POM質量濃度的年內變化波動不大,表層最高值出現在2月,最低值出現在3月;底層最高值出現在10月,最低值出現在4月;全年各月伶仃洋平均POM質量濃度都是底層高于表層.在研究期間,盡管POM與時間的秩相關沒有達到顯著水平,線性相關系數(R2)為0.01～0.10,但圖3b和3c中還是顯示出POM質量濃度隨時間的不同變化趨勢.在伶仃洋東部沿岸,POM質量濃度隨時間的波動較小, 2000～2011年略呈上升趨勢(圖3c),從1.7mg/L上升至2.0mg/L;在深圳灣,POM質量濃度隨時間的波動較大(圖3b),2000～2005年呈上升趨勢,從3.0mg/L上升至5.5mg/L, 2006～2011年則呈下降趨勢,從5.4mg/L下降至3.0mg/L.

綜上所述,深圳灣的POM質量濃度遠高于伶仃洋東部沿岸,主要是由于受到沿海城市香港和深圳向海排放的影響以及其特殊自然環境條件的限制所致.深圳灣屬半封閉性海灣,與開闊的伶仃洋相比,其水動力條件較差,水交換較弱,排放物較難向外擴散[13,15],故營養鹽終年較高[18-19],成為典型的富營養化海域[13,16].研究期間,深圳灣POM質量濃度在2000～2005年呈上升趨勢,2006～2011年則呈下降趨勢,表明近幾年來,隨著周邊地區環境保護設施(例如污水處理廠)投入的增加,陸源POM排放已得到一定的遏制.2000～2011年伶仃洋東部沿岸POM質量濃度略呈上升趨勢,表明十幾年來珠江口伶仃洋集水區的陸源POM排放不斷增加.先前對深圳灣和伶仃洋東部沿岸中溶解無機氮和總溶解氮的研究,也得出與此類似的結論[18-19].

圖3 2000～2011年深圳灣及伶仃洋東部沿岸中POM質量濃度的年內變化和年際變化Fig.3 Intra- and inter-annual variabilities of the POM concentration in the Shenzhen Bay and coastal eastern Lingdingyang Estuary from 2000 to 2011

深圳灣和伶仃洋東部沿岸的多年平均POM質量濃度分別為4.2,1.9mg/L (依Redfield關系[20],相當于POC質量濃度分別為1.51,0.66mg/L).深圳灣的POC質量濃度與象山港海區的約1.12mg/L和長江口的1.83～7.00mg/L相近[21-22].伶仃洋東部沿岸的POC質量濃度與九龍江河口的約0.76mg/L相近[23],但比He等[8]于2007年4月在伶仃洋的觀測結果0.13～0.42mg/L高(然而他們的觀測數點均落在本研究結果的范圍之內).更多可比較的國內不同海域POC質量濃度見文獻[4].

2.2 POM與鹽度(S)的關系及POM的陸源和海源質量分數

圖4 2000～2011年深圳灣和伶仃洋中各監測站平均POM質量濃度與S之間的的回歸分析結果Fig.4 Regression of the POM concentration with S averaged at various sites in the Shenzhen Bay and Lingdingyang Estuary from 2000 to 2011

表1 2000～2011年深圳灣和伶仃洋中各監測站POM的平均海源和陸源質量分數Table 1 Average marine and terrestrial fractions of the POM at various sites in the Shenzhen Bay and Lingdingyang Estuary from 2000 to 2011

盡管海水中POM質量濃度的分布變化受到諸多因素的影響,但回歸分析結果顯示2000～2011年研究海區中各站平均POM與S之間關系密切,深圳灣和伶仃洋東部沿岸中POM質量濃度均隨著鹽度的上升呈線性下降(圖4),表明研究海區的水動力條件對POM質量濃度分布變化的影響起決定性作用.線性趨勢表示POM與S之間密切對等.Y-軸上的截距代表海域周邊排放淡水(包括雨水)中的平均POM質量濃度,即深圳灣周邊排放淡水的平均POM質量濃度為20.6mg/L,而伶仃洋東部沿岸的為5.5mg/L.因為海水S具有保守性,所以這可被認為研究海區中POM也具有“保守性”.因此,便可依據伶仃洋鄰近南海北部沿岸水中多年平均POM質量濃度和S(分別為1.2mg/L,32.0)及各站的POM質量濃度和S,用二元混合質量平衡模式[24-25]定量估算出各站POM的陸源和海源質量分數(表1).伶仃洋東部沿岸POM的陸源質量分數為26%～54%之間,平均為42%,而深圳灣的為64%～92%,平均為79%.

2.3 POM與Chl a的關系及浮游植物POM (PPOM)

圖5 2000～2011年深圳灣中和伶仃洋東部沿岸表層Chl a與POM之間的回歸分析結果Fig.5 Regressions of the surface chlorophyll a with POM in the Shenzhen Bay and coastal eastern Lingdingyang Estuary from 2000 to 2011

PPOM是指POM的浮游植物質量分量[4],即有生命浮游植物對POM的貢獻量.因為海水中Chl a質量濃度是浮游植物現存量的代表,所以通過分析POM與Chl a的相關關系可定量確定PPOM.深圳灣和伶仃洋東部沿岸中表層POM與Chl a之間的線性回歸分析結果顯示它們之間存在著密切的關系(圖5).線性趨勢表示Chl a與POM質量濃度之間密切對等.回歸線斜率×1000可被認為是PPOM:Chl a比率的平均值.Y-軸上的截距代表無生命碎屑POM的平均質量濃度(確切的說,其中還包含小部分有生命的浮游動物POM).在深圳灣,表層PPOM:Chl a比率約為92g/g,由此結合Chl a實測數據估算的平均PPOM質量濃度為0.8mg/L,約占POM總量的19%,而平均碎屑POM質量濃度為3.4mg/L,約占POM總量的81%.在伶仃洋東部沿岸,表層PPOM:Chl a比率約為54g/g,由此結合Chl a實測數據估算的平均PPOM質量濃度為0.2mg/L,約占POM總量的10%,而平均碎屑POM質量濃度為1.7mg/L,約占POM總量的90%.

2.4 POM滯留時間(TPOM)

海水中TPOM受到很多因素的影響.浮游植物生產一旦開始就面臨被海洋動物攝食而被消耗,浮游植物碎屑一旦出現又面臨自溶和被細菌降解,只有少部分碎屑POM沉積到海底.TPOM可由水域中的POM現存量除以POM穩定輸入量或輸出量求出[26].現場初級生產可以認為是POM的穩定輸入,但在研究海區中也有大量的陸源POM輸入(見2.2節).所以,首先依據圖4中POM與S的關系扣除各站POM的陸源質量分量,再采用Chl a法,按照Cadee等[27]提出的簡化公式計算PP [以碳(C)表示,g/(m2·d)],采用積分法求出累積海源POM(IPOM海源)現存量,那么依Redfield關系[20],TPOM＝IPOM海源/PP×1272/3550.

深圳灣中表層Chl a質量濃度和透明度分別約為11.0mg/m3和0.6m.深圳河口附近海域的PP較高,灣口附近海域的較低,平均為0.33g/ (m2·d).IPOM海源現存量基本上與水深成正比,平均為2.1g/m2.TPOM在深圳河口附近海域中最短(1.1d),在灣口附近海域中(D4站)中最長(5.1d),平均為2.7d.

伶仃洋東部沿岸中表層Chl a質量濃度和透明度分別為4.6mg/m3和1.7m左右.PP的變化范圍為0.29～0.61g/(m2·d),平均為0.51g/(m2·d). IPOM海源現存量也與水深成正比,平均為14.3g/m2.TPOM的變化范圍為3～21d,平均為10d.

由上述可見,盡管深圳灣中表層Chl a質量濃度比伶仃洋東部沿岸的高1倍多,但由于深圳灣的透明度比伶仃洋東部沿岸的低得多,伶仃洋東部沿岸的PP反而比深圳灣的高.研究海區中TPOM基本上與大鵬灣中TPOM3～14d[4]、東海南部沿岸陸架水中POC滯留時間(TPOC)2～14d[28]和南沙永署礁水域中TPOC17d[29]一致.另外,深圳灣中TPOM(1～5d)與由潮差和水深估算的海水滯留時間(1～4d)[19]相近.

3 結論

3.1 深圳灣和伶仃洋東部沿岸多年平均POM質量濃度分別為(4.2±4.1)和(1.9±1.4)mg/L.深圳灣中POM質量濃度一年四季都遠高于伶仃洋東部沿岸,主要是由于受到沿海城市香港和深圳向海排放的影響以及其半封閉性特殊自然環境條件的限制所致.

3.2 研究期間,深圳灣POM質量濃度在2000～2005年呈上升趨勢,2006～2011年則呈下降趨勢,表明近幾年來,隨著周邊地區環境保護設施(例如污水處理廠)投入的增加,陸源POM排放已得到一定的遏制.2000～2011年伶仃洋東部沿岸POM質量濃度略呈上升趨勢,表明十幾年來珠江口伶仃洋集水區的陸源POM排放不斷增加.

3.3 研究海區中各站平均POM與S之間關系密切, POM質量濃度隨著鹽度的上升呈線性下降,表明研究海區的水動力條件對POM質量濃度的分布變化的影響起決定性作用.由二元混合質量平衡模式估算的深圳灣和伶仃洋東部沿岸中陸源POM質量分數分別約為79%,42%.

3.4 表層POM與Chl a之間存在著密切的關系.深圳灣和伶仃洋東部沿岸中表層平均PPOM: Chl a比率分別為92,54g/g,由此結合Chl a質量濃度估算的平均PPOM質量濃度分別為0.8, 0.2mg/L,分別約占POM總量的19%,10%.

參考文獻：

[1] 劉占飛,彭興躍,徐 立,等.臺灣海峽1997年夏季和1998年冬季兩航次顆粒有機碳研究 [J]. 臺灣海峽, 2000,19(1):95?101.

[2] Walsh J J. Importance of continental margin in the marine biogeochemical cycling of carbon and nitrogen [J]. Nature, 1991,350(6313):53?55.

[3] Hurd D C, Spencer D W. Marine particles: Analysis and characterization [M]. Geophysical Monography 63, Washington DC: AGU, 1991.

[4] 李緒錄,周毅頻,夏華永.2000～2010年大鵬灣顆粒有機物的年變化和年際變化 [J]. 環境科學, 2013,34(3):857-863.

[5] Hung J J, Wang S M, Chen Y L. Biogeochemical controls on distributions and fluxes of dissolved and particulate carbon in the Northern South China Sea [J]. Deep-Sea Research II, 2007,54(14/15):1486?1503.

[6] 嚴宏強,余克服,譚燁輝.夏季南海北部水體中顆粒有機碳的分布特征 [J]. 熱帶地理, 2011,31(2):133?137.

[7] 陳 敏,黃奕普,陳飛舟,等.真光層的顆粒動力學VI:南海東北部海域上層水體顆粒動力學的示蹤研究 [J]. 熱帶海洋, 1997,16(2):91?103.

[8] He B Y, Dai M H, Zhai W D, et al. Distribution, degradation and dynamics of dissolved organic carbon and its major compound classes in the Pearl River estuary, China [J]. Marine Chemistry, 2010,119(1-4):52?64.

[9] Ni H G, Lu F H, Luo X L, et al. Riverine inputs of total organic carbon and suspended articulate matter from the Pearl River Delta to the coastal ocean off South China [J]. Marine Pollution Bulletin, 2008,56(6):1150?1157.

[10] 韓舞鷹,林洪瑛,蔡艷雅.大亞灣的碳循環 [J]. 生態學報, 1990,10(3):272?276.

[11] 田麗欣,吳 瑩,林 晶,等.冬季海南省東北部河流及近岸海區有機碳的分布特征 [J]. 熱帶海洋學報, 2010,29(5):136?141.

[12] 唐艷凌,章光新.基于穩定同位素示蹤的流域顆粒有機物質來源辨析 [J]. 中國環境科學, 2010,30(9):1257?1267.

[13] 張 靜,張瑜斌,周 凱,等.深圳灣海域營養鹽的時空分布及潛在性富營養化程度評價 [J]. 生態環境學報, 2010,19(2): 253?261.

[14] 王 琳,陳上群.深圳灣自然條件特征及治理應注意的問題[J]. 人民珠江, 2001,6:4?7.

[15] 王越興.深圳灣水環境質量及變化趨勢分析 [J]. 環境科學導刊, 2011,30(3):94?96.

[16] 孫金水,Wai O W H,王 偉,等.深圳灣海域氮磷營養鹽變化及富營養化特征 [J]. 北京大學學報(自然科學版), 2010, 46(6):960?964.

[17] American Public Health Association. 10200H 2, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (20th Ed.) [S]. 1998.

[18] 張軍曉,李緒錄,周毅頻,等.2000—2010年深圳灣及其鄰近海域溶解無機氮的時空分布 [J]. 生態環境學報, 2013, 22(3):475?480.

[19] 李緒錄,張軍曉,史華明,等.深圳灣及鄰近沿岸水域總溶解氮的分布、組成和來源及氮形態的轉化 [J]. 環境科學學報, 2014,34(8):2017-2034.

[20] Redfield A C, Ketchum B H, Richards F A. The influence of organisms on the composition of seawater [C]//Hill M N (ed.). The Sea: The Composition of Sea-Water, Vol.2//London: Harvard University Press, 1963:26-77.

[21] 尹維翰,曹志敏,藍東兆,等.象山港顆粒有機碳的分布及其影響因子 [J]. 海洋環境科學, 2007,26(6):550-552.

[22] 黃自強,傅天保,張遠輝.東海水體中POC的分布特征 [J].臺灣海峽, 1997,16(2):145-152.

[23] 蔡阿根,李文權,陳清花,等.廈門西港和九龍江口顆粒有機碳的研究 [J]. 海洋科學, 1998,22(5):46-50.

[24] Li X-L, Shi H-M, Xia H-Y, et al. Seasonal hypoxia and its potential forming mechanisms in the Mirs Bay, the northern South China Sea [J]. Continental Shelf Research, 2014,80:1-7.

[25] 李緒錄,張軍曉,周毅頻,等.2000～2010年大鵬灣溶解有機氮的時空分布 [J]. 中國環境科學, 2013,33(9):1392?1340.

[26] Chang J, Shiah F K, Gong G C, et al. Cross-shelf variation in carbon-to-chlorophyll a ratios in the East China Sea, summer 1998 [J]. Deep-Sea Research II, 2003,50(6):1237?1247.

[27] Cadee G C, Hegeman J. Primary production in the Dutch Wadden Sea [J]. Netherlands Journal of Sea Research, 1974, 8(2):240?259.

[28] Liu K K, Lai Z L, Gong G C, et al. Distribution of particulate organic matter in the southern East China Sea: Implications in production and transport [J]. TAO, 1995,6(1):27?45.

[29] 尹明端,馬 豪,何建華,等.南沙海域基于234Th/238U不平衡的顆粒態有機碳輸出通量研究 [J]. 熱帶海洋學報, 2008,27(2): 64?69.

Temporal and spatial distributions and sources of particulate organic matter in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters from 2000 to 2011.

ZHAO Ming-hui1, LI Xu-lu2*(1.Ocean Develop Plan Research Center of Guangdong Province, Guangzhou 510222, China；2.South China Sea Marine Engineering Surveying Center, State Oceanic Administration, Guangzhou 510300, China). China Environmental Science, 2014,34(11)：2905～2911

Based on the data obtained from monthly cruises from 2000 to 2011, temporal and spatial distribution of the particulate organic matter (POM) concentration in Shenzhen Bay and the coastal eastern Lingdingyang Estuary were discussed. Sources and residence time of POM were also investigated by combining measurements of the salinity with chlorophyll a (Chl a). The results showed that POM concentration and terrestrial fraction were about 4.2mg/L and 79% in Shenzhen Bay, and about 1.9mg/L and 42% in the coastal eastern Lingdingyang Estuary respectively. The ratios of the phytoplankton POM (PPOM):Chl a were about 92 and 54g/g, based on which the PPOM concentrations were estimated at about 0.8 and 0.2mg/L, in Shenzhen Bay and the coastal eastern Lingdingyang Estuary respectively. On the basis of the phytoplankton productivity and integrated marine POM, the POM residence time was estimated to be from 1～5 days in the Shenzhen Bay and about 10days in the coastal eastern Lingdingyang Estuary. The POM concentration increased slightly from 1.7 to 2.0mg/L in the coastal eastern Lingdingyang Estuary in the period 2000～2011, while increased from 3.0 to 5.5mg/L in the period 2000～2005 and decreased from 5.4 to 3.0mg/L in the period 2006～2011 in the Shenzhen Bay.

particulate organic matter；temporal and spatial distributions；sources；residence time；coastal waters；Shenzhen Bay；Lingdingyang

X142

A

1000-6923(2014)11-2905-07

李緒錄(1960-),男,廣東汕頭人,高級工程師,主要從事海洋化學研究.發表論文20余篇.

2014-03-13

國家自然科學基金項目(41376091);國家“973”項目(2013CB956101);國家海洋局青年海洋科學基金(2013509)

* 責任作者, 高級工程師, benlixulu@sohu.com