象山港潮灘沉積物有機質分布特征及物源影響分析*

徐 皓 馮佰香, 李加林 ① 何改麗,

(1. 寧波大學東海研究院 寧波 315211; 2. 寧波大學地理與空間信息技術系 寧波 315211; 3. 寧波發展規劃研究院寧波 315042; 4. 南京大學地理與海洋科學學院 南京 210023)

潮灘作為海陸交互作用影響最頻繁的區域, 除了自身生產力豐富外, 還接收了大量的人為或自然的海陸源有機質, 是海岸帶有機質的重要存儲單元(劉敏等, 2004)。我國海岸線漫長, 潮灘發育廣且類型多樣, 研究不同類型潮灘的沉積特征、有機質來源及其影響因素等課題, 有利于進一步揭示潮灘在海陸物質交互過程中扮演的重要角色, 目前已成為探討海岸帶沉積過程的熱點問題之一(高建華等, 2005; 余婕等, 2008; 楊欽川等, 2019)。

C/N 和 δ13C 等是判斷沉積物中有機質來源的經典指標, 目前利用二者示蹤有機質來源已廣泛應用于河流、河口、湖泊和海岸帶沉積環境研究中(Hu et al,2014; Ran et al, 2017)。潮灘沉積物中有機質的含量受多種來源的干擾, 包括潮灘自生植被、近岸人類活動、高程和水動力條件。例如, 沿岸生產生活污水和港灣魚蝦貝類養殖排泄物、殘餌等均會對潮灘有機質來源產生干擾(劉東艷等, 2012; 姜啟吳等, 2012; 張才學等, 2012); 沉積物所處高程位置及其附近特殊的水動力條件同樣會引起沉積物中陸源有機質信號的變化(袁洪偉, 2017)。

目前我國潮灘沉積物有機質來源的研究大多集中在黃河口、蘇北、崇明東灘、杭州灣等地(陳慶強等, 2007; 任麗娟等, 2011; 董洪芳等, 2013)。這些潮灘都是開敞型, 受外海影響顯著, 但我國海岸線漫長,存在不少封閉式或半封閉式港灣。這些港灣受人類活動影響顯著, 同時是海岸濕地生態系統的重要載體,研究其有機質的分布特征及影響因素是海岸濕地物質循環研究的重要課題之一。本文以象山港潮灘為研究對象, 探討半封閉式港灣潮灘有機質的分布特征。在測試潮灘表層沉積物碳氮指標、計算陸源有機質貢獻率基礎上, 研究影響沉積物中有機質來源的各種因素, 探討人類活動影響與潮灘自生沉積的耦合效應, 以幫助指導人類合理開發利用潮灘資源, 實現海岸帶系統的可持續發展。

1 樣品采集與分析

1.1 樣品采集

象山港位于浙江省寧波市象山半島以西, 是典型的半封閉式港灣。西滬港為象山港內一重要支港,僅通過一狹長水道與主港相連, 退潮時港內大部灘涂出露地表, 僅存有潮汐通道(圖 1), 是象山港內潮灘最集中區域。互花米草是研究區潮灘的主要植被。研究區的潮汐屬于不正規半日潮, 漲潮歷時大于落潮歷時, 落潮流速大于漲潮流速, 落潮平均流速僅為0.5—0.6 m/s, 往復流, 潮差大, 平均達3.18m。潮灘寬度在 200—1000 m 之間, 坡度在 2%—8%(黃秀清等, 2008)。

2017 年7 月, 連續3 天在西滬港內選取下沙、海山、洋北三個潮灘斷面進行采樣。下沙斷面位于西滬港的西岸, 在三個斷面中高程最高, 全部為互花米草覆蓋, 無光灘; 海山斷面位于西滬港南岸, 斷面上半部分為互花米草覆蓋, 斷面下半部分為光灘; 洋北斷面, 幾乎全部為光灘。依據高程變化, 自陸向海設置采樣點, 在落潮時采集表層沉積物樣品。每個采樣點采集10 cm 見方, 5 cm 深的表層樣品, 并用聚乙烯樣品袋收集、密封。樣品采集后運回實驗室, 并置于冰柜冷凍(-18°C)保存, 待測試。采樣同時用全站儀測定各采樣點位置和高程信息, 高程數據為 85 高程, 具體采樣信息見表1。

1.2 研究方法

1.2.1 潮灘沉積相高程劃分

西澤站(圖 1)是離研究區最近的驗潮站。通過整理國家海洋局與國家海洋信息發布中心公布2016—2018 年的潮汐數據, 得到西澤站 2016—2018年間, 平均大潮高潮位(MSHW)、平均小潮高潮位(MNHW)、小潮平均低潮位(MNLW)和平均大潮低潮位(MNLW)(表2)。據此, 研究區潮位劃分結果為: 潮上 帶 (＞2.21 m), 高 潮 灘 (0.94—2.21 m)、 中 潮 灘(-0.90—0.94 m)、低潮灘(-0.90— -1.94 m)和潮下帶(＜-1.94 m)。

結合各采樣點高程數據和本區潮位數據, 可得出本次采樣三個斷面的高程示意圖(圖2)。

圖1 研究區域及采樣位置Fig.1 The study area and location of the sampling sites

表1 采樣信息表Tab. 1 Information of the sampling site

表2 研究區潮位數據Tab.2 Tidal level data of study area

圖2 西滬港潮灘采樣點高程示意圖Fig.2 The elevation of the sampling site in Xihu tidal flat

1.2.2 樣品測試 對所有采集樣品進行粒度、總有機碳(Total Organic Carbon, TOC)、總氮(Total Nitrogen,TN)和穩定碳同位素(δ13C)的測試。

粒度測試在寧波大學自然地理實驗室進行。將冷凍的樣品解凍, 混合均勻后進行分樣。取分樣好的樣品一份, 放置于烘箱中, 在40°C 下烘干, 并盡量挑出樣品中混有的草根、貝殼等物質, 保證后續去除雜質干擾反應的盡可能完全。取烘干樣品 1—2 g 放于100 ml 燒杯內, 分別依次加入10 ml 濃度10%的H2O2和10 ml 濃度10%的HCl, 以去除樣品中的有機質和鈣質結核、貝殼碎屑等物質, 盡量避免雜質對沉積物粒度的干擾。待試劑與樣品充分應1 h 后將燒杯注滿超純水, 靜置36 h。待樣品不冒泡后, 除去上層清液,并加入10 ml 濃度為 5 %的六偏磷酸鈉, 置于超聲波震蕩儀中震蕩15 min, 使顆粒充分分散, 然后采用貝克曼庫爾特LS13320 激光粒度儀進行指標測定, 儀器可提供0.04—2000 μm 的粒徑動態測試范圍。測定完成的粒度數據, 利用儀器自帶的數據處理軟件采用Friedman 等(1982)提出的矩法公式計算沉積物粒度參數。已有研究證明在對海洋沉積物進行粒度分析時,矩法計算能更可靠、更靈敏的表征沉積物的粒度分布特征(劉志杰等, 2013)。通過參數設置, 最終得到平均粒徑、中值粒徑、偏態、峰態、分選系數、粒度頻率曲線和粒度頻率累計曲線等數據。粒度組分依據謝帕德沉積物粒度三角圖解法進行命名( 見 GB/T 12763.8—2007《海洋調查規范 第8 部分: 海洋地質地球物理調查》)。

TOC、TN 以及δ13C 樣品的預處理在華東師范大學河口與海岸國家重點實驗室進行。將冷凍的樣品解凍, 混合均勻后進行分樣。取約15 g 樣品, 放入冷凍干燥機(型號為: GT2B)中, 在壓強低于 0.1 Pa, 溫度為-80°C 的環境下干燥24—48 h。將樣品壓碎后用鑷子挑出草根、貝殼等物質, 防止干擾。之后, 將干樣放入瑪瑙研缽內磨碎至粉末狀, 用180 目篩子過篩。取過篩后的樣品4 g 左右, 加入1 mol/L 鹽酸溶液, 震蕩, 使樣品與鹽酸充分反應, 以去除樣品中的碳酸鹽等含有無機碳的物質。靜置 24 h 后將其放入溫度設置為 60°C 的水浴鍋中進行水浴加熱, 時長為每次30 min, 共 3 次, 每次間隔時將離心管拿出震蕩, 以盡可能地使鹽酸與樣品中的無機碳物質充分反應。水浴完成后進行 4—5 次的洗酸, 直到將酸除盡。洗酸完成后將樣品移入坩堝, 并在 40°C 環境下烘干。最后將供干的樣品放入研缽中研碎裝入樣品袋, 做好樣品標記。預處理后的樣品送至廈門大學近海海洋環境科學國家重點實驗室進行TOC、TN 和δ13C 測試。測試儀器為元素分析儀-穩定同位素質譜儀聯機(Flash EA 1112 HT-Delta V Advantages, Thermo 公司)。載氣 He 流速 90 mL/min, 反應管溫度 960°C, 色譜柱溫度50°C。δ13C 值的分析精度為±0.2‰。

1.2.3 物源定量識別 采用有機質貢獻率的二元混合模型進行估算, 根據沉積物中的δ13C 值, 結合典型物源 δ13C 設定值, 可以估算有機質的陸源貢獻率(梁憲萌, 2019), 具體見式(1):

式中: Q陸源為陸源有機質貢獻率, δ13C沉積物為采集潮灘表層沉積物的 δ13C 值, δ13C陸源為設定陸源有機質的δ13C 值, δ13C海源為設定海源有機質的 δ13C 值。

2 結果分析

研究區潮灘表層沉積物顆粒較細, 主要成分為黏土質粉砂(圖3)。整個潮灘粉砂平均含量為59.2%,黏土平均含量為39.1%, 砂含量則較低, 為1.7%。各組分含量的變化范圍分別為: 黏土 34.2%—42.5%,粉砂55.1%—62.2%, 砂0—6.0%, 各組分隨高程變化,并沒有明顯的變化, 這可能與研究區是半封閉港灣,水動力環境較弱有關。由于各采樣點之間粒度變化不大, 因此本研究中潮灘有機碳氮空間分布受粒度差異的影響較弱。

潮灘TOC 含量分布范圍為0.45%—3.14%, 絕大部分低于1%, 平均含量為0.86%。海山斷面大部分樣品中TOC 含量相對較低, 下沙和洋北斷面TOC 含量略高。TN 含量變化范圍為0.12%—0.18%, 變化波動相對較小, 平均含量為 0.14%, 下沙斷面 TN 含量略高, 海山和洋北斷面TN 含量略少。TOC 和TN 隨高程均呈波動變化, TOC 變化波動較大, 在高程0 m 左右出現異常高值, 可達 1.97%—3.14%, 平均含量為2.33%, 其他高程 TOC 平均含量為 0.68%, 平均海面附近有機質富集顯著。TN 并沒有出現在平均海面附近富集的現象(圖3)。

C/N 變化范圍為3.44—21.42, 平均值為6.07。受TOC 變化影響顯著, C/N 整體變化趨勢與TOC 變化趨勢類似。δ13C 變化范圍為-26.54‰— -21.95‰, 平均大小為-23.58‰。同TOC 類似, 在0 m 高程附近δ13C平均值為-26.44‰, 比潮灘整體平均值明顯偏小約3‰, 指示平均海面附近富集的有機質與其他高程樣品中有機質的來源有明顯差異(圖 3)。但三個斷面的C/N 和 δ13C 均值無太大差異。說明三個斷面的有機質來源類似。

圖3 象山港潮灘粒度、有機碳氮分布特征Fig. 3 Distribution of grain size, TOC, TN,C/N, and δ13C in Xiangshan tidal flat

從表 3 的分沉積相來看, 潮上帶 TOC 平均含量為0.75%, 變化范圍為0.69%—0.80%。TN 平均含量為0.16%, 變化范圍為0.15%—0.18%, 略微出現隨高程下降趨勢。C/N 比值平均大小為4.63, 變化范圍為4.35—5.28。δ13C 平均值為-22.40‰, 變化范圍為-23.19‰— -21.95‰(表 3)。

潮間帶中, 高潮灘TOC 平均含量為0.63%, 變化范圍為0.49%—0.87%。TN 平均含量為0.14%, 變化范圍為0.13%—0.18%。C/N 平均值為4.46, 變化范圍為 3.67—5.45。δ13C 平均值為-23.32‰, 變化范圍為-23.73‰— -22.79‰(表 3)。

在平均海面附近, TOC 和δ13C 均出現異常值。受異常高值影響, TOC 在中潮灘明顯高于潮上帶和高潮灘, 平均值為0.93%, 變化范圍為0.45%—3.14%。TN與潮上帶和高潮灘差異不大, 平均含量均為 0.14%,變化范圍均為0.12%—0.18%。C/N 平均值為6.65, 變化范圍為 3.44—21.42。δ13C 平均大小為-23.82‰, 變化范圍為-26.54‰— -22.33‰(表3)。

表3 不同高程有機碳氮變化范圍和均值對比Tab.3 The comparison in mean value and variation between different altitudes

綜上所述, 在平均海面附近 TOC 出現異常高值,δ13C 出現異常低值, 指示特殊來源的有機質可能在平均海面附近富集。在不考慮平均海面附近異常值的情況下, 潮上帶 TOC 含量最高, 平均值可達 0.77%,這可能與潮上帶主要被互花米草覆蓋, 有機質積累較多有關。潮間帶 TOC 含量隨高程降低呈增加的趨勢; δ13C 隨高程降低而減小。

3 討論

統計 C/N 與 δ13C 相關性發現, 就整體潮灘來看,C/N 值和 δ13C 值相關系數為-0.861, 呈顯著負相關,但在潮上帶和高潮灘二者相關性較差, 相關系數分別為0.471 和0.147, 只有在中潮灘相關度較高, 這主要是因為在中潮灘平均海面附近二者均出現極值,對整體相關度的影響較大。考慮到C/N 容易受粒度、差異性分解等沉積環境因素影響, 本研究依據 δ13C進行潮灘沉積物有機質的溯源。

3.1 潮灘植被對潮灘有機質累積的影響

互花米草是象山港潮灘的優勢植被, 截止 2014年, 其在象山港的分布面積達到5715 hm2, 西滬港是象山港互花米草分布最集中的區域(邱亞會, 2015)。互花米草為 C4 植物, 高建華等(2005)在對蘇北潮灘不同植被帶有機質來源研究時, 測量得互花米草覆蓋下表層沉積物中δ13C 值范圍為-20‰— -19‰。姜啟吳等(2012)在對江蘇鹽城濕地有機質貢獻研究時測定, 互花米草灘表層沉積物中δ13C 值為-19.46‰, 其值同高建華等結果相近。馮振興等(2016)在對互花米草影響王港河口潮灘沉積物有機質來源研究時發現,互花米草灘表層沉積物中總有機碳的 δ13C 值介于-21.71‰— -19.36‰之間, 與上述結果基本一致。象山港潮上帶和高潮灘大部分位于互花米草帶, 其表層沉積物的δ13C 值介于-23.59‰— -21.95‰之間, 接近于互花米草帶 δ13C 值, 明顯高于中潮灘表層沉積物 δ13C 值。因此象山港潮上帶和高潮灘有機質的積累受植被影響顯著。

3.2 水產養殖對潮灘有機質累積的影響

象山港是浙江省主要的水產養殖基地, 西滬港為象山港的重要養殖區之一。西滬港水產養殖主要有三種類型: 一是海水網箱魚類養殖, 主要分布在入港細長口徑處, 養殖品種主要為日本真鱸和大黃魚; 二是海水筏式藻類養殖, 主要分布在港口附近的中部深槽, 養殖品種為低溫海帶種(杜萍等, 2017); 三是沿岸淡水池塘蝦蟹養殖, 主要分布在港灣沿岸, 養殖品種為對蝦和青蟹(馮輝強, 2010), 以沿岸淡水池塘為主, 具體分布見圖4。

圖4 西滬港網箱魚類養殖、海帶筏式養殖和沿岸圍塘養殖分布圖Fig.4 Distribution of cage aquaculture, raft culture, and pond culture in Xihu Bay

網箱養殖和筏式養殖為咸水環境, 受半人工化干擾, 產生有機質的影響偏海源; 沿岸池塘養殖為淡水環境, 受完全人工化干擾, 對港灣有機質的影響則偏陸源。蔣增杰等(2012)對海水網箱養殖水域沉積物中有機質來源的研究中, 選取位于象山港中部的南沙港養殖區為樣區(養殖類型與西滬港基本一致, 主要為魚類、貝類和藻類, 其中魚類養殖品種主要為鱸魚和大黃魚), 測得網箱區表層沉積物的 δ13C 值介于-18.90‰— -15.80‰之間, 平均值為-17.72‰±0.24‰。上述研究表明, 海水網箱養殖產生的殘餌和魚類糞便及海帶養殖產生的殘余分解物均會使沉積物中的δ13C 值偏重, 表現出海源特征。皮坤等(2014)在對人工淡水養殖的池塘沉降顆粒有機質貢獻研究中, 測得δ13C 值的變化范圍為-26.5‰— -24.5‰, 平均值為-25.3‰, 明顯表現出陸源特征。此外, 大量研究表明,網箱養殖對沉積物的影響邊界約為 400—500 m, 而沿岸池塘養殖產生的養殖廢水排放入海, 隨潮流擴散, 其影響范圍較廣(Black , 2001; 蔣增杰等, 2012)。

綜上所述, 網箱和筏式養殖利于沉積物沉積, 且對沉積物中有機質的影響偏海源, 但其影響只在一定的空間范圍內較為明顯; 沿岸圍塘養殖則可隨流擴散, 對較廣范圍內沉積物產生影響, 對有機質的影響偏陸源。因此, 象山港潮灘高程0m 附近表層沉積物 δ13C 出現異常高值, 分布范圍為-26.54‰—-26.29‰, 接近于周邊沿岸圍塘養殖區的δ13C 值, 顯示此處沉積物受沿岸圍塘養殖的影響較大。

3.3 生活廢水對潮灘有機質累積的影響

象山港周圍陸源污染主要包括工業、生活、畜禽糞便、農業化肥污染和水土流失等方面(黃秀清等,2008)。西滬港港域分布有兩個排污口, 分別為西周工業園區排污口和墻頭綜合排污口(圖 5)。統計分析象山港流域近 20 a 來工業廢水和生活污水排放變化特征, 結果顯示 1997—2016 年間, 象山港流域工業廢水排放量從 5000 萬 t 降至 2000 萬 t 左右; 但生活污水呈明顯的快速增長趨勢, 從 1997 年的 2117 萬 t,2016 年增加至19985 萬t, 年均增長率為11.9%, 20 a間生活污水排放增加 9.44 倍(寧波市統計局等,1997—2017), 生活污水排放已成為象山港流域的主要污染源。眾多研究表明, 人為污水POC 的δ13C 值變化范圍為-28‰—-23‰(Andrews et al, 1998;Kaiser et al, 2014)。不斷增加的生活污水, 可能也是潮灘沉積物偏陸源的重要影響因素。

綜上所述, 影響象山港潮灘有機質含量的潛在物源及其δ13C 值, 如表4 所示。對比潮灘表層沉積物δ13C 值分布可見, 不同高程樣品 δ13C 值的變化很可能與其受到影響的物質來源差異有關。潮上帶和高潮灘表層沉積物的 δ13C 值介于-23.59‰— -21.95‰之間, 接近于互花米草帶δ13C 值。平均海面附近樣品的δ13C 值分布范圍為-26.54‰— -26.29‰, 與生活污水和沿岸圍塘養殖的 δ13C 值十分接近, 同時此處沉積物中 TOC 值也遠高于潮灘其他位置, 說明此處存在有機質的大量累積。這可能與港內潮動力較弱, 沿岸的生活和養殖廢水入海后, 在平均海面附近大量累積有關。中潮灘其他高程處的δ13C 值介于-22.97‰—-24.95‰之間, 受二者綜合影響較明顯。為了進一步量化分析潮灘海陸源物質來源, 對潮灘有機質來源的貢獻率進行分析。

圖5 西滬港陸源排污口及沿岸土地利用現狀Fig.5 Sewage outfall and land utilization status in Xihu Bay

表4 象山港潮灘有機質潛在物源的δ13C 含量Tab.4 δ13C of potential sources in Xiangshan Bay

3.4 潮灘有機質來源貢獻率分析

象山港潮灘沉積物的陸源主要來源于互花米草,而海源有機質主要來源于沿岸養殖和生活廢水。因此, 根據表 4, 本研究中陸源有機質的 δ13C 取值為-19.5‰, 海源有機質的δ13C 取值為-28‰。依據陸源有機質貢獻計算公式進行有機質陸源貢獻率分析(圖6), 結果顯示, 潮灘有機質整體陸源貢獻率為51.9%,陸源貢獻略高; 隨高程降低, 陸源貢獻率有下降趨勢。潮上帶陸源貢獻率平均為65.9%, 受潮灘植被影響最為顯著; 高潮灘陸源貢獻率平均為55.1%; 中潮灘陸源貢獻率平均為49.1%。平均海面附近陸源貢獻出現極低值, 低于 20%, 為全潮灘海源有機質最富集處。

圖6 表層沉積物陸源有機質貢獻率Fig.6 Contribution of terrestrial organic matter in surface sedimentary samples

結合δ13C, 比較分析潮灘TN 和TOC 數值, 可以發現, 在平均海面附近 TOC 和 δ13C 均出現極值, 而TN 無明顯變化, 這可能與有機質來源有關。象山港水動力極弱, 附近沿岸養殖和居民生活廢水很可能在平均海面附近富集, 導致平均海面附近沉積樣品中TOC 偏高的同時δ13C 明顯偏低, 這均與沿岸養殖和生活廢水中的有機碳特征吻合。TN 在平均海面無明顯變化, 可能與有機碳氮來源不同相關。侯立軍等(2004)對潮灘有機氮的生物地球化學過程的研究進行了總結, 發現潮灘碳氮在輸入、轉化和遷移等過程中均存在較大的差異。降水、農業非點源污染和微生物固氮作用是潮灘氮輸入的主要來源, 因此象山港平均海面附近TN 未出現與TOC 同步的變化, 可能與碳氮來源的差異有關。

4 結論

在象山港潮灘采集的表層沉積樣品并測定高程各采樣點高程, 隨后對樣品進行有機碳氮分析, 根據分析結果可得出以下結論:

(1)大量有機質在象山港潮灘平均海面附近沉積。象山港潮灘表層沉積物中, TOC 含量分布范圍為0.45%—3.14%, 平均含量為0.86%; TN 含量變化范圍為0.12%—0.18%, 平均含量為0.14%; TOC/TN 值變化范圍為3.44—21.42, 平均值為6.07; δ13C 變化范圍為-26.54‰— -21.95‰, 平均值為-23.58‰。TOC、TOC/TN 和δ13C 均在0 m 附近的樣品中出現異常極值,TOC、TOC/TN 為全潮灘均值的 3 倍左右, δ13C 輕于全潮灘均值約 3‰, 與象山港沿岸養殖和生活污水的δ13C 值近似, 這可能是象山港潮動力較弱, 沿岸養殖和生活污水中的有機質在平均海面附近累積。

(2)象山港潮灘高程越低TOC 和δ13C 越低。在不考慮平均海面附近異常值的情況下, 潮上帶 TOC 平均含量相對潮間帶較高, 這與潮上帶為互花米草覆蓋, 有機質的累積相對較高有關, 潮間帶 TOC 隨高程的降低有增加的趨勢。δ13C 總體上隨高程下降而下降, 潮上帶平均值為-22.40‰, 潮間帶平均值為-23.33‰。

(3)有機質來源的變化與上覆植被、養殖、沿岸污水排放有關。潮上帶和高潮灘表層沉積物受潮灘植被影響顯著, 其 δ13C 介于-23.59‰— -21.95‰之間,接近于互花米草帶 δ13C 背景值。平均海面附近樣品的δ13C 值分布范圍為-26.54‰— -26.29‰, 與生活污水和沿岸圍塘養殖的 δ13C 值十分接近, 說明港內潮水動力較弱, 沿岸人類活動產生的有機質容易在平均海面附近大量累積。其他高程的表層沉積樣的δ13C值介于-22.97‰— -24.95‰之間, 受潮灘植被和人類活動的綜合影響較明顯。