基于muddy-LOICZ模型的小清河河口及下游河段營養鹽通量估算

鄒 濤, 張 華, 于 靖

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基于muddy-LOICZ模型的小清河河口及下游河段營養鹽通量估算

鄒 濤, 張 華, 于 靖

(中國科學院煙臺海岸帶研究所海岸帶環境過程與生態修復重點實驗室, 山東煙臺264003)

基于2013年7月、9月小清河口及9月小清河下游河道分段營養鹽數據, 采用LOICZ及改進的muddy LOICZ生物地球化學收支模型, 分析了小清河口及下游河道分區域的水體存留時間和營養鹽收支。結果表明, 小清河口夏、秋季水體存留時間分別為0.67 d和3.09 d, 夏、秋季DIP平均收支分別為–2.96×103、–1.72×103mol/d, 夏、秋季DIN平均收支分別為–1.55×106、–0.77×106mol/d。進一步分析表明, 河口生產力旺盛, 存在凈生產過程, 成為氮磷的匯, 且磷匯通量要遠遠小于氮匯, 存在強烈的反硝化反應的脫氮過程, 說明該河口的低氧問題需得到進一步重視。不同的河道區域其生產力水平、呼吸作用、光合作用和硝化作用等強度等均有所不同, 且在羊口鎮附近有大量支流和生活排污進入, 小清河下游流域的綜合治理不能單一全篇而論, 而應該針對不同的河道區域特點進行分別治理。需要注意的是, LOICZ模型為箱式模型, 忽略物理過程的作用以及更詳細的生物地球化學過程。

LOICZ模型; 小清河口; 營養鹽通量

近海海洋生態系統正面臨著巨大的沖擊, 如富營養化加劇、赤潮頻發、水質惡化、季節性底層缺氧等[1], 已有的大量研究表明, 陸源污染物、營養鹽等隨河流徑流輸入是造成近海環境污染和生態系統退化的重要原因[2-3]。因此, 對河流流域、河口海灣水體物質分布和收支平衡的研究, 是理解陸海相互作用(Land-Ocean Interactions in the Coastal Zone, LOICZ)及河流入海環境效應的關鍵環節, 也是制定建立陸海統籌的環境保護與治理策略的前提[4]。

萊州灣地處“黃河三角洲高效生態經濟區”和“山東半島藍色經濟區”疊加區, 是被東營、濰坊、煙臺3市所環抱的半封閉型海灣。近年來, 萊州灣生態環境發生了顯著的變化, 具體表現為灣內海水的富營養化不斷加重[5], 產卵場遭到破壞、優勢種和群落結構等均發生較大改變[6-7], 生物多樣性的顯著降低, 漁業資源接近枯竭[8], 尤以西南部為甚[9]。造成這一變化的主要原因是陸源河流攜帶的營養鹽不斷增多[10]。在河流輸入方面, 盡管小清河流量只有黃河的4.6%, 但其入海污染物濃度卻是黃河的12倍, 入海物質通量相當于黃河入渤?？偽镔|的54.6%, 處于同一量級[11], 況且黃河大部分入海物質都進入渤海中部而非萊州灣。小清河是萊州灣污染物質的主要來源[12-13], 營養鹽、有機污染物含量較高[14-15]、水體處于嚴重缺氧水平[16]。因此, 開展小清河口與萊州灣水體以及下游河段營養鹽分布收支平衡有助于深入研究小清河陸源物質輸入對萊州灣生態環境的影響, 也將有助于萊州灣環境問題有的放矢的解決。

與河口單寬通量計算相比, LOICZ收支模型及改進的muddy LOICZ模型(http: //www.loicz.org/)可在沿河流或物質輸運方向上將水體分為若干個箱子, 探討每個箱子的收支平衡, 解決沿河流方向上的物質輸運與平衡問題, 該模型是建立在物質平衡以及營養鹽在河口系統中循環過程之上, 可通過估算某一區域內氮、磷的實際通量, 反映營養鹽的源匯[17-18], 迄今為止, 已經應用到了世界200多個河口或海岸地區[19]。

1 研究區域與數據來源

小清河下游自東營廣饒王道閘水壩至萊州灣西側入?？? 全長70多公里, 河道較窄, 水深約為2~3 m, 附近海域為不規則半日潮, 河口、河道內水動力不足, 水交換能力差。地處東亞季風區, 全年約有80%的降水和徑流量集中在夏季, 較之秋季, 夏季河道寬水深大。

2013年7月、9月分別對小清河下游王道閘至萊州灣進行兩次大面調查, 共設置18個大面站(站位如圖1所示, 其中A15站位為25 h連續觀測站), 主要調查指標為溫度、鹽度、水位、流速以及營養鹽濃度等。根據觀測到秋季的河口區鹽度變化, 將14~15、17~18站中間點定義為河口區的上下邊界。

根據在河口M1站位25 h連續觀測資料、石村站水文記錄計算7月、9月徑流量分別為180 m3/s和40 m3/s[20], 降水量取自多年平均的壽光市降水量, 蒸發量根據歐洲中期天氣預報中心(European Centre for Medium-Range Weather Forecasts, ECMWF)的ERA40萊州灣數據進行多年平均。溶解無機氮(DIN)、溶解無機磷(DIP)、懸浮顆粒物濃度(SPM)數據分別來自于2013年的兩次觀測, 其中河口DIN、DIP、SPM數據為連續站M1站位數據25 h平均數據, 見表1。

表1 小清河河口LOICZ收支模型計算參數

2 研究方法

LOICZ收支模型是一個簡單的箱式模型, 將每一個箱子(即研究對象)看作是水平、垂向混合均勻的黑箱子, 它是建立在物質平衡基礎上的, 以任意物質()為例, 根據物質平衡:

其中,()表示為一段時間內物質的通量,和分別為在時間段21內通過系統邊界的輸入和輸出通量,為該段時間內系統內產生或消耗的通量。小清河口在夏季、秋季均屬強混合型河口[20], 垂向可認為混合均勻, 忽略表底交換。以下根據LOICZ收支模型手冊[21-22], 簡要介紹其基本原理及算法。

2.1 水鹽平衡與淡水存留時間

要計算存留時間, 首先要明白淡水通量(V)的概念。圖2為河口LOICZ淡水收支模型。

淡水通量簡單來說, 就是淡水(如蒸發、降水、河川徑流、陸地徑流等等)在單位時間內通過某水體邊界的量, 可以看成速率。其計算公式由水量平衡推導得到:

假設某一水體儲量1隨時間的變化記為, 則:

(4)

即研究區域的淡水通量主要由河流徑流、蒸發、降水, 以及可能的支流徑流等匯入決定。

對于鹽度而言, 由于鹽度是保守性物質, 因而有

與水體平衡類似, 但是不同的是由于V是由于潮汐作用引起的流入、流出, 其對于水體鹽度分別是海水鹽度S和系統內水體鹽度S。同樣忽略地下水、并簡化蒸發、降水對應的鹽度均為0, 則有

(6)

利用水鹽平衡計算出V、V是至關重要的, 只有明確了河口系統與外海的交換通量, 才可能進行河口與外海的營養鹽交換, 因而, 對于LOICZ收支模型, 水鹽平衡是計算營養鹽交換通量的基礎[23]。

假設研究系統(河口區)淡水儲量為V, 河口區總的水體體積為, 則根據鹽度平衡, 可以得到

則存留時間可以表達為

存留時間是河口區環境質量的重要指標, 反映了來自上游的淡水水體在河口區停留的時間, 反映了污染狀態更新的程度。

2.2 營養鹽收支平衡

假若營養鹽是保守性的, 則與鹽度類似, 可以采用如2.1同樣的方法進行計算。但是如果營養鹽是非保守性的, 事實上, 營養鹽與水、鹽不同, 其在河口系統內會參與生物地球化學循環, 進而消耗或再生成。因此, 對于非保守性營養鹽而言,。圖3為河口營養鹽收支模型。

假設以代表任意營養鹽, 其在河口系統的交換如圖3所示, 根據物質平衡, 可以得到:

上式, 可以各變量與鹽度平衡方程類似,V可由鹽度平衡得到。上式也可以簡單看作, 如果為正, 則輸入量小于輸出量, 即有營養鹽從研究系統產生, 說明河口是營養鹽的源; 反之, 則為營養鹽的匯, 有營養鹽存儲于研究系統。

通過LOICZ營養鹽收支模型可以得到營養鹽在河道、河口、外海間輸送模式, 不同于水鹽收支模型, 營養鹽在河口系統內部同樣存在生物地球化學循環, 因此河口也成為營養鹽的源或匯, 已有大量的研究證實不同河口的營養鹽源匯問題。LOICZ營養鹽收支模型建立的目的, 就是探討河口在營養鹽由陸向海輸運過程中的作用。

對于傳統的碳、氮、磷營養元素而言, 碳在生物地球化學循環過程中會產生CO2, 且CO2會以氣體的形式與大氣進行交換, 增加或減少水體中的CO2, 因此河口內的碳通量并不穩定。同樣, 河口區存在硝化及亞硝化細菌, 可以將水體中的硝酸鹽轉化為氣體形式, 并將大氣中的氮氣轉化為硝酸鹽, 此外, 河口區由于靠近近海經濟發展帶, 部分河口區環境質量較差, 存在大量的大氣氮沉降, 也會導致氮通量的不穩定, 因此, 碳、氮均不適合最為LOICZ模型的標志元素。磷在水氣界面幾乎不存在交換, 理論上, 河口水體中的各種形式的磷的總量是一定的, 適合作為河口生態系統的標志性元素[23], 碳、氮通量則根據生態系統循環中, 初級生產者構建有機物所需的碳氮磷比計算, 根據Redfield系數, C︰N︰P=106︰16︰1。

河口內生物進行光合作用會產生有機碳(production), 進行呼吸作用會消耗有機碳(respiration), 因此引入()概念, 即二者差值。如前所述, 光合、吸收作用過程中存在

(–)= –D·/(11)

(–)= –D·/(12)

結合(11)與(12), 可以得到

Dexp=D·/(13)

需要注意的是, 這樣計算出的DDINexp僅僅是參與光合、呼吸作用的DIN, 而在河口生態系統還存在硝化、反硝化作用固定或釋放的氮, 是觀測到的氮通量DDINobs與DDINexp的差值, 通過參數(–), 來表征這部分氮通量, 即

(–)Dobs–Dexp(14)

(–)與–是LOICZ營養鹽收支模型的重要參數, 分別表示了河口生態系統中生物光合呼吸作用、硝化反硝化作用的強弱, 是河口生態過濾器的重要體現, 也是LOICZ模型的重要結果。

2.3 考慮顆粒態的模型改進

營養鹽在水體中以顆粒態和溶解態的形式存在, 而河口恰恰是懸浮顆粒物濃度較高的地方, 因而河口營養鹽的收支平衡就需要考慮懸浮顆粒物的作用, 在通常只有測量溶解態營養鹽的情況下, 引入參數d, 作為顆粒態營養鹽與總營養鹽之比來估算總營養鹽, 即改進的muddy LOICZ 模型[19, 24]。

d(–)/≈/=/(+) (15)

其中,為總態營養鹽,為溶解態營養鹽, POC、TOC分別為顆粒態和總有機碳, SPM為懸浮物濃度, 單位為mg/L,為參數, 用歐洲多個高濁度河口統計結果得到其值為72[25], 進一步將其用于長江口的營養鹽通量研究中, 引入系數, 取值0.782[19]。

d·SPM/(SPM+72) (16)

通常,d可以通過溶解態與顆粒態營養鹽含量直接求出, 也可通過懸浮顆粒物含量估算, 但需注意的是此時參數、需本地化。若進一步對環境要素進行分析, 與營養鹽形態相關因子均可引入, 如可考慮懸浮物濃度、粒徑()、鹽度()等對其的影響, 因此,d可表示為

d(,,) (17)

此外, LOICZ收支模型不僅可以用于河口、海灣等地區, 利用該關系式可以計算不同研究區域的d值, 進而可以將河口、河段分為不同的箱子, 每個箱子具有其各自的d值, 得出到在考慮環境要素變化情況下各箱子之間的營養鹽交換通量。

3 結果與討論

3.1 小清河河口營養鹽交換及收支平衡

采用已有的LOICZ模型及改進的muddy LOICZ模型, 對小清河河口營養鹽交換及收支平衡進行探討。在進行LOICZ模型水量、鹽度、營養鹽收支平衡計算時, 該區域并未有支流匯入, 并假定1)沒有地下水進入; 2)蒸發降水等僅帶來水體與鹽度的改變, 而忽略其引起的營養鹽濃度的變化; 3)不考慮粒徑、鹽度等變化對營養鹽形態的影響,d依據營養鹽溶解態與總態之比得到, 且碳、氮、磷的d值是相同的, 根據觀測的和已有文獻的SPM、POC、DOC數據, 計算得到夏、秋季d值分別為0.19、0.31。

2013年分別于夏、秋季對小清河流域、河口進行了水質監測, 由于兩次河流徑流量差異較大[20], 因此對其進行分別討論。

據此, 采用muddy LOICZ收支模型計算得到, 小清河口夏、秋季水體存留時間分別為0.67 d和3.09 d, 夏、秋季DIP平均收支分別為–2.96×103、–1.72× 103mol/d,夏、秋季DIN平均收支分別為–1.55×106、–0.77×106mol/d, 具體參數見表2和圖4~圖6。

表2 muddy LOICZ模型估算小清河河口夏、秋季DIN、DIP收支

從季節上看(圖4~圖6), 小清河口水體輸運速度、存留時間嚴重依賴于徑流量,V、V基本與徑流量成正比關系。夏秋季徑流量之比為4.5, 而V、V之比為5, 這與小清河口單寬水鹽通量分析基本一致[20], 即徑流量大小決定了小清河口水交換的基本形態, 處于決定性的支配地位, 計算得到的夏、秋季存留時間分別為0.67d和3.09d。

夏秋兩季, 小清河口D、D均小于0, 顯示河口區輸出量小于輸入量, 即河口成為氮磷營養鹽的匯。DIN的收支通量分別為–1.55×106mol/d、–0.77×106mol/d, 相較九龍江高出一個量級[26], DIP的收支通量分別為–2.96×103mol/d、–1.72×103mol/d, 較九龍江低一個量級[26], 顯示小清河與九龍江完全不同的污染類型。已有的研究表明, 小清河屬無機氮嚴重超標河口, 為劣五類[27], 而磷處于限制條件; 河口生產力旺盛, 有大量的營養鹽在此經過生物作用固化, 形成氮磷的匯, 由于本身處于磷限制條件下, 形成磷匯通量要遠遠小于氮匯。(–)>0暗示小清河口存在凈生產過程, 即光合作用強于呼吸作用; 在小清河口(–)<0, 且達到102量級, 暗示存在強烈的反硝化過程, 河口的低氧問題需引起重視, 與大鵬灣、九龍江相比, 小清河凈生產過程較高。

3.2 小清河下游河道營養鹽收支平衡

由于夏季存在降水、其他支流、隱形排污口等外源水匯入, 且不易統計, 在此僅以秋季為例, 探討下游各河段營養鹽收支平衡。根據觀測各站位將小清河分為若干個區域, 每個區域以與其前后相鄰站位的中間點為上下邊界, 每個區域視為一個箱子BOX(共18個站位, 其中14號站位于老彌河口, 鄰近13號站, 作為同一個箱子, 1號站作為上邊界), 其內各參數無變化, 各區域基本參數如圖7所示, 鹽度在15號站顯著上升, 顯示15號站以下游受萊州灣水交換影響明顯, DIN、DIP濃度均有所下降; 4號站附近DIP濃度偏高可能是由于其附近的支流匯入。

同樣根據muddy LOICZ收支模型, 計算小清河王道閘以下流域水體、鹽度、營養鹽收支情況及各區域(–)、(–)值, 計算結果如圖8~圖10所示。

計算得到的秋季小清河各區域間平均水體交換量(V)為4.02×106m3/d, 與秋季河口水體平均對流交換量(V)3.5×106m3/d幾乎一致。對于下游河道而言, 流域內各區域平均存留時間不足1d, 河口處平均存留時間約為1.2 d, 與國內其他小型河口[26, 28], 如九龍江(2 d)、大鵬灣(1 d)等幾乎一致。

D在區域2~6、10~11、15為正, 顯示這幾個區域為DIP的源, 即輸入量小于輸出量, 從站位圖(圖1)不難發現, 區域2~6處于上游來水, 并有三岔溝支流匯入, 區域10~11正好處于羊口鎮生活區, 區域15為老彌河匯入點, 由于在觀測中并未就支流營養鹽濃度就行取樣觀測, 而是直接觀測的河段取樣點, 已經隱含存在支流匯入的影響。大量的支流營養鹽注入被認為是該區域中已存在的, 因此被認為是DIP的源。同樣,D為正的區域也是上游來水、支流匯入的區域, 被認為是DIN的源, 在–值上同樣反映幾乎相反趨勢, 即光合作用小于呼吸作用。

在區域4~5、10~12 (–)>0, 暗示其固氮作用較強。整個河道, 以農田為主且無支流匯入的區域7~9和河口區, (–)>0, 說明該河段生產力旺盛, 光合作用強于呼吸作用, 而在其余河段則相反。這很可能是由于這些地區存在大量的支流、生活排污等污水流入, 抑制了生物的光合作用, 而其呼吸作用、反硝化作用進一步增強。這也說明對于小清河流域的綜合治理不能單一全篇一論, 而應該針對不同的河道區域進行分別治理。

4 結論

采用LOICZ推薦的生物地球化學收支模型及改進的muddy LOICZ生物地球化學收支模型, 基于2013年7月、9月小清河口及9月小清河下游河道分段營養鹽數據, 分析了小清河口及下游河道分區域水體的存留時間和營養鹽收支。結果表明, 小清河口夏、秋季水體存留時間分別為0.67d和3.09d, 夏、秋季DIP平均收支分別為–2.96×103、–1.72×103mol/d, 夏、秋季DIN平均收支分別為–1.55×106、–0.77× 106mol/d。

河口生產力旺盛, 有大量的營養鹽在此經過生物固作用化, 形成氮磷的匯, 而由于本身處于磷限制條件下, 形成磷匯通量要遠遠小于氮匯, (–)>0暗示小清河口存在凈生產過程, 即光合作用強于呼吸作用; (–)<0暗示小清河口存在強烈的反硝化反應的脫氮過程, 說明該河口的低氧問題需得到進一步重視。

不同的河道區域其生產力水平、呼吸作用、光合作用和硝化作用等強度等均有所不同, 且在區域7~9的羊口鎮附近有大量支流和生活排污進入, 說明對于小清河流域的綜合治理不能單一全篇一論, 而應該針對不同的河道區域進行分別治理。

需要注意的是, LOICZ模型是箱式模型, 并不能充分考慮研究區域的水動力因素, 因而不能說明決定系統源匯收支的物理、化學、生物等過程有哪些以及這些過程的貢獻[29]。

[1] Liu K K, Atkinson L, Qui?ones R A, et al. Biogeochemistry of continental margins in a global context[M]. Berlin Heidelberg: Springer, 2010: 3-24.

[2] Halpern B S, Walbridge S, Selkoe K A, et al. A global map of human impact on marine ecosystems[J]. Science, 2008, 319(5865): 948-952.

[3] Lotze H K, Lenihan H S, Bourque B J, et al. Depletion, degradation, and recovery potential of estuaries and coastal seas[J]. Science, 2006, 312(5781): 1806-1809.

[4] Wolanski E M D. Treatise on Estuarine and Coastal Science [M]. Amsterdam: Elsevier, 2011.

[5] 夏斌, 張曉理, 崔毅, 等. 夏季萊州灣及附近水域理化環境及營養現狀評價[J]. 漁業科學進展, 2009, 30(3), 103-111. Xia Bin, Zhang Xiaoli, Cui Yi, et al. Evaluation of the physicochemical environment and nutrition status in Laizhou Bay and adjacent waters in summer[J]. Progress in Fishery Sciences, 2009, 30(3), 103-111.

[6] 金顯仕, 鄧景耀. 萊州灣漁業資源群落結構和生物多樣性的變化 [J]. 生物多樣性, 2000, 8(1): 65-72. Jin Xianshi, Deng Jingyao. Variations in community structure of fishery resources and biodiversity in the Laizhou Bay, Shandong[J]. Chinese Biodiversity, 2000, 8(1): 65-72.

[7] 張瑩, 呂振波, 徐宗法, 等. 環境污染對小清河口大型底棲動物多樣性的影響[J]. 生態學雜志, 2012, 31(2): 381-387. Zhang Ying, Lü Zhenbo, Xu Zongfa, et al. Impacts of environmental pollution on macrobenthos diversity in Xiaoqing estuary of Shandong Province, East China[J]. Chinese Journal of Ecology, 2012, 31(2): 381-387.

[8] Jin Xianshi, Shan Xiujuan, Li Xiansen, et al. Long-term changes in the fishery ecosystem structure of Laizhou Bay, China[J]. Science China Earth Sciences, 2012, 56(3): 366-374.

[9] 李虎, 宋秀賢, 俞志明, 等. 山東半島近岸海域生態系統健康綜合評價[J]. 海洋科學, 2014, 38(10): 40-45. Li Hu, Song Xiuxian, Yu Zhiming, et al. An integrative assessment of marine ecosystem health in coastal waters along the Shandong Peninsula[J]. Marine Sciences, 2014, 38(10): 40-45.

[10] Liu S M, Li L W, Zhang G L, et al. Impacts of human activities on nutrient transports in the Huanghe (Yellow River) estuary[J]. Journal of Hydrology, 2012, 430–431(0): 103-110.

[11] 馬紹賽, 辛福言, 崔毅, 等. 黃河和小清河主要污染物入海量的估算[J]. 海洋水產研究, 2004, 25(5): 47-51. Ma Shaosai, Xin Fuyan, Cui Yi, et al. Assessment of main pollution matter volume into the sea from Yellow River and Xiaoqing River[J]. Marine Fisheries Research, 2004, 25(5): 47-51.

[12] 張雪, 張龍軍, 侯中里, 等. 1980-2008年萊州灣主要污染物的時空變化[J]. 中國海洋大學學報(自然科學版), 2012, 42(11): 91-98. Zhang Xue, Zhang Longjun, HouZhongli, et al. Spatio-Temporal Variability of Principal Pollutants in Laizhou Bay from 1980 to 2008[J]. Periodical of Ocean University of China, 2012, 42(11): 91-98.

[13] 高會旺, 吳德星, 白潔, 等. 2000年夏季萊州灣生態環境要素的分布特征[J]. 青島海洋大學學報(自然科學版), 2003, 33(2): 185-191. Gao Huiwang, Wu Dexing, Bai Jie, et al. Distribution of Environmental Parameters in Laizhou bay in Summer, 2000[J]. Journal of Ocean University of Qingdao, 2003, 33(2): 185-191.

[14] 孫丕喜, 王波, 張朝暉, 等. 萊州灣海水中營養鹽分布與富營養化的關系[J]. 海洋科學進展, 2006, 24(3): 329-335. Sun Pixi, Wang Bo, Zhang Zhaohui, et al. Relationship between nutrient distributions and eutrophication in seawater of the Laizhou Bay [J]. Advances in Marine Science, 2006, 24(3): 329-335.

[15] Zhang R, Zhang G, Zheng Q, et al. Occurrence and risks of antibiotics in the Laizhou Bay, China: Impacts of river discharge[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2012, 80: 208-215.

[16] 高元鵬, 姚鵬, 米鐵柱, 等. 小清河口的葉綠素a及理化環境因子的分布特征和統計分析[J]. 海洋科學, 2011, 35(7): 71-81. Gao Yuanpeng, Yao Peng, Mi Tiezhu, et al. Chlorophylland other environmental parameters in the Xiaoqing River Estuary, Laizhou Bay: spatial distributions and statistical analysis[J]. Marine Sciences, 2011, 35(7): 71-81.

[17] Gordon D C, Boudreau P R, Mann K H, et al. LOICZ biogeochemical modelling guidelines[M]. LOICZ Core Project, Netherlands Institute for Sea Research, 1996.

[18] Smith S V. Carbon-nitrogen-phosphorus fluxes in the coastal zone: the LOICZ approach to global assessment, and scaling issues with available data[J]. LOICZ Newsletter, 2001, 21: 1-3.

[19] Xu H, Wolanski E, Chen Z. Suspended particulate matter affects the nutrient budget of turbid estuaries: Modification of the LOICZ model and application to the Yangtze Estuary[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2013, 127: 59-62.

[20] Zou T, Zhang H, Meng Q, et al. Seasonal Hydrodynamics and Salt Exchange of a Shallow Estuary in Northern China[J]. Journal of Coastal Research, 2016, Special Issue(74): 95-103.

[21] Swaney D, Smith S, Wulff F. the loicz biogeochemical modeling protocol and its application to estuaries ecosystems[Z]. Waltham: Academic Press, 2011: 9, 135-159.

[22] Swaney D P, Giordani G. Proceedings of the LOICZ Workshop on biogeochemical budget methodology and applications, Providence, Rhode Island, November 9-10, 2007[R]. Helmholtz-Zentrum Geesthacht, 2011.

[23] 徐皓. 長江口營養鹽的收支平衡及遷移模式[D]. 上海: 華東師范大學, 2013.Xu Hao. The Yangtze Estuary: Nutrients budget and transport response to human actives in the river basin [D]. Shanghai: East China Normal University, 2013.

[24] Ferreira J G, Nobre A M, Simas T C, et al. A methodology for defining homogeneous water bodies in estuaries – Application to the transitional systems of the EU Water Framework Directive[J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2006, 66(3-4): 468-482.

[25] Middelburg J J, Herman P M J. Organic matter processing in tidal estuaries[J]. Marine Chemistry, 2007, 106(1-2): 127-147.

[26] 洪華生, 曹文志, 岳世平, 等. 九龍江河口生物地球化學元素通量的初步模擬[J]. 海洋環境科學, 2001, 20(4): 1-4. Hong Huasheng, Cao Wenzhi, Yue Shiping, et al. Preliminary biogeochemical budget in Jiulong River Estuary[J]. Marine Environmental Sciences, 2001, 20(4): 1-4.

[27] 崔燕, 張龍軍, 羅先香, 等. 小清河口水質污染現狀及富營養化評價[J]. 中國海洋大學學報(自然科學版), 2013, 43(2): 60-66. Cui Yan, Zhang Longjun, Luo Xianxiang, et al. Study on the Water Pollution and Eutrophication in the Xiaoqing River Estuary[J]. Periodical of Ocean University of China, 2013, 43(2): 60-66.

[28] Wong M H, Cheung K C. Pearl River Estuary and Mirs Bay, South China[R]. LOICZ, Texel, 2000.

[29] 柴超, 俞志明, 葛蔚. 河口海岸帶地區營養鹽收支及模型研究[J]. 海洋科學, 2008, 32(1): 65-69. Chai Chao, Yu Zhiming, Ge Wei. Budget of nutrients and model in estuaries and coastal zone[J]. Marine Sciences, 2008, 32(1): 65-69.

Estimate of the budget of nutrients in the Xiao Qinghe River and estuary based on the muddy LOICZ model

ZOU Tao, ZHANG Hua, YU Jing

(Key Laboratory of Coastal Environmental Process and Ecological Remediation, Yantai Institute of Coastal Zone Research, Chinese Academy of Science, Yantai 264003, China)

By uploading the nutrient concentration, salinity and suspended particulate matter in the Xiao Qinghe River (XQR) estuary (in July and September) and along the XQR (from WangDao, in July) into the classical LOICZ model and muddy LOICZ model, the residual time and nutrient budget in the estuary and the river box were calculated. The estuarine LOICZ model result showed that the residual time of water mass in the estuary was 0.67 day and 3.09 days in July and September, respectively. The average budgets of DIP were –2.96 × 103mol/d in July and –1.72 × 103mol/d in September, and the average budgets of DIN were –1.55 × 106mol/d in July and –0.77 × 106mol/d in September, respectively. This indicated that the XQR estuary was the high productivity area to be the sink of N and P resulting from the contribution of biology and primary production. The flux of P was far less than that of N due to the phosphorus-limitation in the XQR estuary. The negative value ofof the XQR indicated the nitrogen metabolism in the estuary. The riverine LOICZ model demonstrated that many pollutants were from branch channels and wastewater discharges into the XQR from the Yangkou community. It is of note to highlight here that the LOICZ model was a zero-order model that provides order of magnitude estimates of the fate of the nutrients, and that it is unable to mimic the subtle controls involved in estimating nitrogen ?xation and denitri?cation, such as the effects of dissolved oxygen, carbon, and nitrate availability.

LOICZ model; Xiaoqinghe estuary; Nutrient; Budget

(本文編輯: 康亦兼)

[Supported by the National Natural Science Foundation of China (No.41406029); Key Research Program of Chinese Academy of Science (KZZD-EW-14); NSFC-Shandong Joint Fund (No.U1406403)]

Sep. 29, 2016

P76

A

1000-3096(2017)05-0117-10

10.11759/hykx20160929001

2016-09-29;

2016-12-21

國家自然科學基金項目(No.41406029); 中國科學院重點部署項目(KZZD-EW-14); NSFC-山東省聯合基金項目(No.U1406403)

鄒濤(1982-), 男, 博士, 助理研究員, 從事近海環境動力學研究, E-mail: tzou@yic.ac.cn