近百年來異龍湖有機碳和無機碳埋藏響應(yīng)水體富營養(yǎng)化的協(xié)同變化特征

李 平,陳光杰,孔令陽,黃林培,王 旭,楊關(guān)紹,索 旗,李 靜,王 露,韓橋花,周 起,郭 雯,李 蕊,張 濤

近百年來異龍湖有機碳和無機碳埋藏響應(yīng)水體富營養(yǎng)化的協(xié)同變化特征

李 平1,2,陳光杰1*,孔令陽1,黃林培1,王 旭1,楊關(guān)紹1,索 旗1,李 靜1,王 露1,韓橋花1,周 起1,郭 雯1,李 蕊1,張 濤1

(1.云南師范大學(xué)地理學(xué)部,高原地理過程與環(huán)境變化云南省重點實驗室,云南 昆明 650500；2.西昌學(xué)院資源與環(huán)境學(xué)院,四川 西昌 615013)

湖泊碳埋藏模式及其動態(tài)變化對陸地碳匯通量與全球碳收支估算具有重要影響,然而現(xiàn)有湖泊碳埋藏評估主要基于有機碳的埋藏模式,缺乏對無機碳埋藏以及有機碳-無機碳協(xié)同變化過程的系統(tǒng)評估.本文通過對云南巖溶區(qū)異龍湖開展沉積物巖芯樣品的多指標分析和湖盆3個點位的記錄對比,結(jié)合210Pb、137Cs年代學(xué)序列,識別了1900年以來異龍湖有機碳和無機碳埋藏通量的變化歷史和空間特征,并甄別了二者協(xié)同變化的主要特征及其轉(zhuǎn)化路徑.結(jié)果表明,近百年來流域開發(fā)導(dǎo)致的營養(yǎng)鹽長期輸入(如沉積物氮和磷的持續(xù)富集)顯著提高了異龍湖的內(nèi)源初級生產(chǎn)力,表現(xiàn)為1900～2020年間沉積物藻類色素含量持續(xù)增加,藍藻葉黃素濃度由～7.02μg/g顯著增加到～38.99μg/g.同期有機碳和無機碳的埋藏通量均出現(xiàn)持續(xù)的上升趨勢,且兩者的同步變化特征顯著(=0.98～0.99,<0.001).回歸分析表明,藻類生物量是碳埋藏通量上升的主要驅(qū)動因子(2=0.33～0.91,<0.001),指示了藻類光合作用以及“生物碳泵”效應(yīng)對碳埋藏過程的驅(qū)動作用.在流域地表物質(zhì)輸入強度總體下降(如磁化率信號和沉積物C:N比值的減小)的背景下,藻類生物量和內(nèi)源有機碳的持續(xù)上升導(dǎo)致了有機質(zhì)礦化過程中自生碳酸鹽的轉(zhuǎn)化作用明顯增加(如無機碳δ13C信號的持續(xù)下降),進而促進了有機碳與無機碳埋藏通量的協(xié)同增長.上述結(jié)果表明,水體富營養(yǎng)化過程促進形成了有機碳和無機碳埋藏通量同步增加的長期模式,加強了異龍湖有機碳和無機碳埋藏過程的耦合作用.因此在人類活動與氣候變化持續(xù)的背景下,對巖溶地區(qū)湖泊碳埋藏模式的科學(xué)評估需要關(guān)注無機碳埋藏過程及其對陸地碳匯通量的動態(tài)影響.

富營養(yǎng)化；碳埋藏；無機碳；協(xié)同變化；異龍湖

湖泊碳埋藏作為全球陸地碳收支的重要組成,在區(qū)域乃至全球碳匯評估中具有重要作用[1-3].全球湖泊面積僅占海洋面積的0.8%,其碳埋藏通量卻達到了海洋的45%[4-5],湖泊碳埋藏的變化已成為評估陸地剩余碳匯的重要研究內(nèi)容[1,6-8].在區(qū)域增溫和流域開發(fā)背景下,近百年來全球湖泊的碳埋藏速率明顯上升[9-12],顯示了其對環(huán)境壓力呈現(xiàn)持續(xù)變化的響應(yīng)特征.尤其是在水體富營養(yǎng)化的背景下,部分湖泊可以通過埋藏更多的有機碳和減少脫氣可轉(zhuǎn)變?yōu)槊黠@的大氣CO2匯[13-16].因此在未來氣候變化和人類活動持續(xù)的場景下,對湖泊碳埋藏模式和變化過程的系統(tǒng)研究,將有助于精確評估湖泊生態(tài)系統(tǒng)在全球碳收支中的作用及其演化趨勢.

湖泊碳埋藏包括有機碳和無機碳兩大組成部分.在巖溶地區(qū)以及干旱?半干旱地區(qū),流域輸出影響下無機碳在沉積物中占有較高比重,且無機碳的占比可能是比有機碳更為重要的組分[2,17-20].而已有的湖泊碳埋藏估算主要基于有機碳埋藏,對無機碳埋藏通量和無機碳庫儲量缺乏系統(tǒng)評估和科學(xué)估算.世界范圍內(nèi),碳酸鹽巖分布約占陸地面積的15%,而在我國則超過了陸地面積的26%[21].巖溶區(qū)湖泊通過水生植物的光合作用和“生物碳泵”效應(yīng),以有機碳和無機碳埋藏的方式,實現(xiàn)了對流域碳酸鹽風(fēng)化產(chǎn)生的溶解性無機碳(DIC)的長期固定,因此被認為是重要的碳匯過程[8,22].在區(qū)域增溫的背景下,增強的有機質(zhì)分解和礦化作用可以促進硬水湖泊碳酸鹽的形成與無機碳埋藏量的增加[23-27].在流域開發(fā)持續(xù)的影響下地表溶蝕作用減弱?外源無機碳輸入降低,而水體的富營養(yǎng)化不僅導(dǎo)致內(nèi)源有機質(zhì)產(chǎn)量和有機碳埋藏量的持續(xù)增加,同時更多的有機質(zhì)可以分解并形成無機碳埋藏,均可以導(dǎo)致有機碳和無機碳埋藏通量的協(xié)同模式出現(xiàn)顯著變化[19,28].在湖泊的富營養(yǎng)化過程中水體的理化特征變化顯著(如水體pH值?溶解氧水平),可以促進內(nèi)源有機質(zhì)的礦化作用與自生碳酸鹽的溶蝕作用[29-31],也可能維持或減少內(nèi)源有機碳向自生碳酸鹽的轉(zhuǎn)化[32],從而顯著改變巖溶區(qū)湖泊碳埋藏通量和碳匯過程.因此對有機碳-無機碳協(xié)同變化過程的認識有助于科學(xué)解釋湖泊碳埋藏通量的變化趨勢并識別有機碳-無機碳轉(zhuǎn)換的耦合作用.然而,現(xiàn)有研究對水體富營養(yǎng)化過程中有機碳-無機碳的協(xié)同變化機制及其對湖泊碳埋藏的影響還缺乏系統(tǒng)性理解.基于以上背景,開展巖溶地區(qū)湖泊無機碳埋藏通量以及有機碳-無機碳協(xié)同變化的研究,將有助于科學(xué)評估氣候變化和人類活動影響下的湖泊碳埋藏變化及有機碳-無機碳轉(zhuǎn)化過程的耦合作用.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

異龍湖(23°39￠～23°42￠N, 102°30￠～102°38￠E)位于云南省紅河州石屏縣境內(nèi)(圖1),為云南省九大高原湖泊之一.異龍湖由晚新生代石屏斷裂與大橋-石屏-新街主斷層相互作用斷陷和溶蝕形成.流域內(nèi)呈北西向帶狀斷陷溶蝕堆積地貌,碳酸鹽巖分布占流域面積的約30%.異龍湖流域?qū)賮啛釒Ц咴撅L(fēng)氣候,年平均氣溫約18℃,自1950年以來流域氣溫呈逐漸上升趨勢(圖2(a)).多年平均降水量約919.9mm,多年平均蒸發(fā)量1034.5mm[46],近幾十年來降水呈明顯的年際波動變化(圖2(b)).流域干濕季分明,5～10月降水量約占全年降水量的80%(圖1).

異龍湖平均水深約2.5m,最大水深約5.2m(2021年),換水周期約2.4a[44].湖盆長約13.1km,最大寬約3.2km,水域面積約30km2,蓄水量近1.05×108m3.湖底標高1406.20m,最大運行水位1414.17m(1985國家基準高程).流域集水面積約326km2[45],年入湖水量約0.84×108m3,其中59.83%來自地表徑流,15.59%由地下水補給,湖面降水占比24.64%[46].主要入湖徑流分布在湖西北,包括城河?城南河和城北河,3條河流約貢獻了入湖徑流量的85%.異龍湖出水口在湖東北面海河口,年出湖水量主要受水量調(diào)度控制.

圖1 研究區(qū)位置概況以及采樣點分布

近幾十年來受人類活動影響,異龍湖水質(zhì)經(jīng)歷了逐步惡化的過程.20世紀50年代,異龍湖沉水植物等高等水生植物繁茂,海菜花((.))?輪藻()和蓖齒眼子菜()占優(yōu).50～70年代兩次大規(guī)模放水的圍湖造田活動和80～90年代大規(guī)模網(wǎng)箱養(yǎng)魚的漁業(yè)開發(fā)對異龍湖水質(zhì)產(chǎn)生了重要影響.至1983年左右指示清潔水體的海菜花在異龍湖絕跡,1990年代開始藍藻逐步占優(yōu)[47],并在2009年轉(zhuǎn)變?yōu)樵逍秃碵48].近年來異龍湖水生高等植物以挺水植物(蘆葦()?香蒲()?荷花())和漂浮植物為主[49],主要分布在西部湖盆沿岸和中部湖盆的北岸.

表1 異龍湖主要湖沼學(xué)特征

注:數(shù)據(jù)來源為2020～2022年的異龍湖野外監(jiān)測.

監(jiān)測數(shù)據(jù)顯示,異龍湖目前為劣五類水質(zhì)的重富營養(yǎng)水平水體(表1).2021年,湖水透明度約0.2m,pH值8.64,葉綠素(Chl-)約為85.01μg/L,水體TP和TN濃度分別為82.04μg/L和2.66mg/L(表1).長期調(diào)查數(shù)據(jù)顯示,流域開發(fā)和農(nóng)業(yè)擴展導(dǎo)致了近幾十年來化肥施用量激增以及水體營養(yǎng)鹽富集(圖2(d),(e)).其中,農(nóng)業(yè)面源污染和生活污水是入湖營養(yǎng)鹽的主要來源,通過3條主要入湖河流貢獻的入湖營養(yǎng)鹽超過了總?cè)牒康?0%,其中總氮(TN)和總磷(TP)分別達到每年360t和26.67t[50].

1.2 樣品采集與年代測定

利用活塞重力取樣器(HTH,瑞典)于2020年6月在異龍湖西部(23°41'10'', 102°31'29'')、中部(23°40'16", 102°34'16'')和東部(23°39'54'', 102°35'58'')湖盆分別提取沉積物巖芯(編號分別為YLH-W?YLH-M和YLH-E,長度分別為39、32和28cm).采用1cm間隔現(xiàn)場分樣,4℃避光保存運回實驗室.

利用沉積物210Pb、137Cs結(jié)合CRS(The constant rate of210Pb supply)模型建立異龍湖沉積物鉆孔年代序列[51].測年樣品的處理過程為:稱取5g左右凍干沉積物樣品,于標準規(guī)格試管中反復(fù)壓實,測量樣品高度,注入約1cm厚度環(huán)氧樹脂AB結(jié)構(gòu)膠密封靜置1個月后將樣品放于高純鍺譜儀(BEGe? GCW3023, Canberra Inc)探測器中,提取沉積物樣品210Pbex和137Cs比活度(解譜軟件為Genie 2000V3.2.1和LabSOCS?),每個樣品提取時間為24h.以上分析內(nèi)容在高原地理過程與環(huán)境變化云南省重點實驗室完成.

兩件加氫環(huán)氧乙烷反應(yīng)器上、下管板，材質(zhì)為S A-508 GR.3 CL1，交貨尺寸為φ6268mm×310mm（見圖1），是制造廠首次生產(chǎn)如此大直徑管板鍛件。

圖2 近百年來異龍湖流域環(huán)境變化趨勢

1.3 樣品處理與分析

沉積物磁化率利用英國Bartington MS-2型磁化率儀進行測定.樣品處理方法為:將凍干樣品放于無磁聚苯乙烯測試盒內(nèi)反復(fù)壓實,確保樣品填滿測試盒后放入儀器中進行測試.利用儀器的不同頻段分別測得高頻(4650Hz)和低頻(465Hz)磁化率,每個樣品每個頻段反復(fù)測量3次,取平均讀數(shù),單量程精度為±1%.沉積物粒度的測定方法為:稱取約0.5g凍干沉積物樣品于燒杯中,加入足量的10%過氧化氫(H2O2),50℃水浴加熱至無氣泡產(chǎn)生,加入2mol/L鹽酸充分反應(yīng)以去除碳酸鹽,后加入足量蒸餾水靜置24h并去除上清液.測樣前再加入約10mL濃度為0.05mol/L的六偏磷酸鈉(Na6O18P6)分散劑,超聲振蕩10min后用馬爾文激光粒度儀(Mastersize 2000,英國)進行粒度測定.

沉積物TP的測定方法采用堿熔-鉬銻抗分光光度法(HJ632-2011).樣品處理方法如下:稱取約0.25g凍干樣品于鎳坩堝內(nèi),加入100μL無水乙醇以及2g氫氧化鈉覆蓋.在400和640℃下加熱15min,將熔融物全部轉(zhuǎn)移至50mL離心管離心并提取上清液.加入2～3滴濃度為0.002g/mL的2,4-二硝基酚作為指示劑,和1mL濃度為0.1g/mL的抗壞血酸溶液并混勻, 30s后加入2mL濃度為0.13g/mL的鉬酸鹽溶液,再次混勻并靜置15min后在700nm波長處測定其吸光值,并根據(jù)標準曲線計算TP含量.

采用分光光度法測定沉積物色素.稱取約0.4g 樣品于聚乙烯離心管并加入25mL 90%丙酮溶液靜置萃取10h,用0.45μm聚醚砜針頭濾膜過濾萃取液置于100mL容量瓶中.再次向原離心管加入丙酮溶液反復(fù)萃取4次,將所有萃取液移至容量瓶,用90%丙酮溶液定容至100mL待測.用紫外分光光度計在666、412、504和528nm波長測定其吸光值,參照Swain(1985)的方法計算葉綠素及其衍生物總量(CD)和藍藻葉黃素(Myx)濃度[52].

沉積物有機碳含量(TOC)采用酸處理后樣品測定,利用FLASH HT 2000元素分析儀聯(lián)用Thermo Fisher MAT 253同位素質(zhì)譜儀測定.樣品前處理采用Meyers(2001)所描述方法[53],稱取約0.5g經(jīng)研磨過的凍干樣品(研磨前去除植物殘體?軟體動物殼體),用2mol/L鹽酸(HCl)在50℃下反應(yīng)6～8h去除碳酸鹽,用去離子水將樣品反復(fù)沖洗至中性后烘干,稱取約8mg樣品用錫杯包裹用于測試δ13C和C?N元素含量,分析結(jié)果的精度優(yōu)于±0.1‰,結(jié)果報告采用VPDB(Vienna Pee Dee Belemnite)國際標準.全巖樣品經(jīng)凍干磨樣處理后直接測定.沉積物無機碳含量(TIC)由全巖樣品總碳(TC)和有機碳含量(TOC)相減得出,并根據(jù)質(zhì)量平衡原理計算無機碳同位素(δ13CTIC)[32].以上分析內(nèi)容均在高原地理過程與環(huán)境變化云南省重點實驗室完成.

鉆孔樣品的碳累積速率包括有機碳累積速率(OCAR, g C/m2/a)和無機碳累積速率(ICAR, g C/m2/a),均按標準方法計算獲得[9].二者的計算方式為每個間隔分樣(1cm)的碳含量(%)乘以每層樣品的干物質(zhì)質(zhì)量累積速率[SAR,g/(m2×a)]:

SAR=/(×) (1)

OCAR=TOC×SAR (2)

ICAR=TIC×SAR (3)

式中:為每個分樣的干物質(zhì)質(zhì)量,“g”;為鉆管橫切面積“m2”;為每層樣品的時間間隔“a”,由年代模型確定.

2 結(jié)果與分析

2.1 年代模型

鉆孔測年的分析結(jié)果顯示,210Pbex比活度總體上隨深度增加而減小(圖3(a),(b),(c)),具備利用CRS模型重建年代序列的基礎(chǔ).部分鉆孔0～10cm深度210Pbex比活度由下而上逐漸下降,可能與湖泊初級生產(chǎn)力的上升導(dǎo)致210Pbex信號被稀釋有關(guān)[54].其中,YLH-E鉆孔年代學(xué)結(jié)果也與異龍湖已有研究中相鄰鉆孔的年代學(xué)結(jié)果基本一致,28cm深度處對應(yīng)1930年左右[54].計算結(jié)果顯示YLH-W?YLH-M和YLH-E 3根鉆孔的底部年代分別大致對應(yīng)1907、1941和1928年.

基于CRS年代模型結(jié)果,計算得到了鉆孔的沉積速率.結(jié)果顯示,3根鉆孔的干物質(zhì)累積速率總體隨深度的減小而明顯增加,且沉積速率變化基本一致,均值在0.4～0.6cm/a范圍內(nèi).其中,中、東部湖盆的沉積速率增長略快于西部湖盆(圖3(d),(e),(f)).

圖3 異龍湖鉆孔沉積物210Pbex?137Cs比活度曲線以及CRS年代模型結(jié)果與沉積速率變化

2.2 沉積物環(huán)境代用指標變化

沉積物代用指標的結(jié)果表明,近百年來流域地表物質(zhì)輸入總體下降但營養(yǎng)鹽輸入強度明顯增加.異龍湖的粒度測定結(jié)果顯示,3根鉆孔的中值粒徑具有快速的波動變化特征,反映了水位升降對淺水湖泊中顆粒物質(zhì)的搬運過程具有明顯的年際差異.但總體上中值粒徑呈現(xiàn)減小的趨勢(圖4b),以1953年開始大規(guī)模放水圍湖造田為參照,從1953前的(9.56±3.81)μm(=20)減小到1953年以后的(8.87± 3.68)μm(=78)(<0.05).反映了湖泊水位下降背景下水動力的減弱造成粗顆粒物質(zhì)搬運能力的總體下降(圖4(a)).與異龍湖流域耕地面積的擴張以及林地的減少(圖2(d))趨勢相反,近百年來湖泊沉積物中磁化率信號有所下降.除西部湖盆外,中?東部分湖盆的低頻磁化率呈明顯的下降趨勢(圖4(c)).兩根鉆孔的低頻磁化率從1950年前的(78.20± 27.4)′10-8m3/kg(=6)下降至1950年后的(43.50± 10.4)′10-8m3/kg (=51)(<0.05).可能反映了1950年代以來水文調(diào)控(如上游筑壩和大量水庫的修建)的加強使入湖徑流減少從而降低了流域侵蝕物的入湖量.因此,中值粒徑?磁化率強度的降低共同反映了近代以來水文調(diào)控等導(dǎo)致的流域地表物質(zhì)輸入強度的下降.但另一方面,與入湖徑流下降同步,入湖營養(yǎng)鹽負荷在明顯提升,反映為沉積物中營養(yǎng)鹽的濃度呈持續(xù)增加的趨勢.其中沉積物總氮(TN)由1950年前的(5.99±1.53)mg/g(=17)顯著增加到1950年后的(7.59±1.37)mg/g(=81)(< 0.001)(圖4d).沉積物總磷(TP)也由1950年前的(0.31±1.03)mg/g(=17)增加到1950年后的(0.51± 1.09)mg/g(=81)(<0.001)(圖4(e)).沉積物營養(yǎng)鹽的富集與流域農(nóng)業(yè)擴展和化肥施用量的增加具有明顯的一致性(圖2(e)),總體反映了營養(yǎng)鹽輸入強度的持續(xù)提高.

異龍湖水體逐漸富營養(yǎng)化導(dǎo)致內(nèi)源初級生產(chǎn)力持續(xù)上升.與TN?TP的富集過程同步,沉積物中葉綠素含量(CD)也顯示了明顯的增長過程,由1900年左右的約0.68u/g(org)增加到2020年左右的約1.36u/g(org)(圖4 (f)).藍藻葉黃素也由1900年代的7.02μg/g(org)顯著增加到2020年左右的約38.99μg/g(org)(圖4(g)).并且藍藻葉黃素解釋了沉積物葉綠素主要的變化(2=0.91,<0.001),進一步表明了營養(yǎng)鹽富集造成的湖泊富營養(yǎng)化導(dǎo)致了藻類初級生產(chǎn)力的明顯上升,而藻類生物量上升則是異龍湖內(nèi)源初級生產(chǎn)力增加的主要表現(xiàn).同時,藻類生物量的持續(xù)增加逐漸主導(dǎo)了異龍湖的碳埋藏過程,表現(xiàn)為沉積物有機碳氮比(C:N)值的持續(xù)減小以及沉積物δ13CTIC和δ13CTOC的同步下降.C:N值從1950年前的(11.90±1.58)(=17)顯著減小到1950年后的(8.88±1.92) (=81)(<0.001)(圖4 (h)).沉積物δ13CTIC則從1950年前的(-6.11±5.87)‰(=17)下降到1950年后的(-8.52±6.20)‰(=81)(<0.05)(圖4 (m)).沉積物δ13CTOC也從1950年之前的(-23.96±0.98)‰ (=17)下降至1950年以后的(-26.67±0.92)‰ (<0.001) (=81) (圖4 (n)).反映了流域地表物質(zhì)輸入減少?湖泊內(nèi)源初級生產(chǎn)力上升背景下藻源有機質(zhì)和自生碳酸鹽積累的增加.

圖4 異龍湖沉積物環(huán)境代用指標的變化趨勢

(a)水位; (b)中值粒徑; (c)低頻磁化率; (d)總氮; (e)總磷; (f)葉綠素; (g)藍藻葉黃素; (h)有機碳氮比; (i)總無機碳; (j)總有機碳; (k)無機碳累積速率; (l)有機碳累積速率; (m)無機碳同位素; (n)有機碳同位素

2.3 沉積物碳含量及碳埋藏通量變化

與藻類生物量的持續(xù)上升相對應(yīng),近百年來異龍湖沉積物碳含量出現(xiàn)明顯上升趨勢.沉積物總碳含量(TC)由1900年左右的約102.66mg/g增加到2020年左右的約118.31mg/g.其中沉積物有機碳含量(TOC)呈明顯的增加趨勢,由1950年前的(56.90±15.70)mg/g(=17)增加到1950年后的(61.07± 9.58)mg/g (=81)(<0.05),TOC含量的空間分布表現(xiàn)為西部湖盆>中部湖盆>東部湖盆(圖4 (j)).另一方面,近百年來西?中部湖盆沉積物無機碳含量(TIC)呈現(xiàn)小幅下降的趨勢,從由1950年前的(66.30± 21.70)mg/g(=17)下降至1950年后的(53.10± 19.90)mg/g(=81)(<0.05).但東部湖盆TIC含量的變化趨勢與TOC的變化趨勢總體一致(圖4 (i)),顯示了明顯的增加趨勢.

近百年來沉積物碳累積速率也在持續(xù)增加.3根鉆孔的分析結(jié)果顯示了近百年來異龍湖有機碳累積速率(OCAR)呈整體上升趨勢.OCAR從1950年前的(38.40±29.50)g C/m2/a(=17)顯著增加到1950年后的(84.90±50.00)g C/m2/a (=81)(<0.001)(圖4 (l)).而無機碳累積速率(ICAR)也顯示了與有機碳高度同步的增長趨勢,從1950年前的(44.90±34.80)g C/(m2×a) (=17)顯著增加到1950年后的(72.70± 49.90)g C/(m2×a) (=81)(<0.01)(圖4 (k)).顯示了在部分湖盆TIC含量下降的背景下,由于沉積速率的上升(圖3),ICAR仍然保持了穩(wěn)定的增長.空間上,西部湖盆ICAR和OCAR總體高于中?東部湖盆.總體而言,無機碳累積速率與有機碳累積速率保持了高度的同步性,二者的相關(guān)系數(shù)在YLH-W?YLH-M和YLH-E 3根鉆孔中達到0.98～0.99(<0.001),顯示了無機碳埋藏和有機碳埋藏在響應(yīng)環(huán)境壓力的過程中高度的協(xié)同變化特征.以上結(jié)果表明近百年來異龍湖的碳埋藏通量出現(xiàn)了顯著的增長,并表現(xiàn)為有機碳累積速率與無機碳累積速率保持協(xié)同增加的趨勢.

圖5 異龍湖無機碳和有機碳埋藏過程中主要環(huán)境代用指標之間的關(guān)系

(a)化肥施用量與耕地面積的關(guān)系; (b)藍藻葉黃素濃度與總氮的關(guān)系; (c)藍藻葉黃素與總磷的關(guān)系; (d)藍藻葉黃素與風(fēng)速的關(guān)系; (e)有機碳氮比與低頻磁化率的關(guān)系; (f)有機碳氮比與藍藻葉黃素的關(guān)系; (g)無機碳累積速率與藍藻葉黃素的關(guān)系; (h)有機碳累積速率與藍藻葉黃素的關(guān)系

3 討論

3.1 流域開發(fā)和氣候變化背景下湖泊碳埋藏通量的變化

近百年來異龍湖流域開發(fā)和區(qū)域氣候變化共同促進了湖泊富營養(yǎng)化和藻類生物量的增加.自1950年以來,流域人口的增長帶動了耕地面積的不斷擴張(圖2(c),(d)).耕地擴張又引起化肥施用量的上升(圖5(a)),進一步導(dǎo)致了水體和湖泊沉積物中總氮和總磷的持續(xù)積累(圖4(d),(e)).營養(yǎng)鹽的富集使水體逐漸富營養(yǎng)化,并促進了藻類生物的增加.早在1957年,銅綠微囊藻已經(jīng)在異龍湖西部湖區(qū)形成了局部水華[33].這反映了藍藻作為嗜營養(yǎng)藻類,其生物量的增加對流域營養(yǎng)鹽輸入具有敏感的響應(yīng)特征[58-59].由于流域營養(yǎng)鹽負荷的持續(xù)增加,至2009年異龍湖已轉(zhuǎn)變?yōu)樗{藻占主導(dǎo)的藻型湖泊[47,49-50].水體的逐步富營養(yǎng)化和藍藻的占優(yōu),與沉積物藍藻葉黃素含量的持續(xù)上升是同步的(圖4(g)).已有研究表明,氮、磷等營養(yǎng)鹽供給是藻類爆發(fā)的主要驅(qū)動因素[60-63].而在異龍湖中,TN分別解釋了西、中、東湖盆沉積物中80%、65%和89%的藍藻葉黃素濃度變化(<0.001)(圖5(b);表2),而總磷的解釋量也分別達到了77%、60%和75%(<0.001)(圖5(c)).這些結(jié)果顯示了近百年來流域開發(fā)導(dǎo)致的營養(yǎng)鹽輸入是異龍湖水體富營養(yǎng)化和藻類爆發(fā)的重要驅(qū)動因素.

此外,區(qū)域增溫和風(fēng)速下降的持續(xù)客觀上有利于藻類生長和初級生產(chǎn)力提升.溫度分別解釋了西、中、東湖盆藍藻葉黃素變化的42%、14%和55%(圖5(b)),風(fēng)速則分別解釋了72%、11%和77%(圖5(d)).近百年來藍藻生物量對區(qū)域變暖的正向響應(yīng),主要是由其喜溫性決定的.藍藻的生長曲線具有明顯的溫度響應(yīng)特征[63-64].同時,藍藻DNA和蛋白質(zhì)合成系統(tǒng)的熱穩(wěn)定性幫助其在溫度升高的環(huán)境中形成競爭優(yōu)勢[65].增溫背景下,近百年來異龍湖藍藻的增長和占優(yōu)與區(qū)域及全球湖泊研究結(jié)果是一致的[66-68].而風(fēng)速的下降則有利于減少水體垂直混合,從而促進藍藻水華的發(fā)展、擴散和維持[69].綜上所述,近百年來異龍湖流域開發(fā)和氣候變化等因素共同導(dǎo)致了異龍湖水體的富營養(yǎng)化和藻類生物量的上升.

鉆孔記錄與對比分析表明,藻類生物量的增加顯著提高了近百年來異龍湖的有機碳埋藏通量.已有研究表明,水體富營養(yǎng)化和藻類生物量增加是近代以來全球湖泊有機碳埋藏速率快速增長的主要原因[5,10,70-71].在異龍湖中,藻類生物量和營養(yǎng)鹽是近百年來有機碳累積速率增加的主要驅(qū)動因子(表2),藍藻葉黃素的增加解釋了主要的有機碳埋藏通量的增長(圖5(h)),顯示了與已有研究相似的模式.借助C:N可以有效識別有機碳埋藏的主要來源.異龍湖流域陸生植被的C:N>20(均值(54.03±40.05),=20),水生維管束植物>15[72],而藻類約為6～8[72].因此,藻類生物量的增長將導(dǎo)致沉積物中內(nèi)源有機碳的積累和C:N值下降(圖5(f)),表現(xiàn)為C:N從1900年左右的～11.60下降到2020年左右的～8.55(圖4(h)),表明了藻源有機質(zhì)積累是異龍湖有機碳埋藏增加的主要來源.而有機C:N與低頻磁化率的關(guān)系同樣也反映了內(nèi)源貢獻的增長是異龍湖有機碳埋藏上升的主要原因(圖5(e)).此外,異龍湖浮游藻類的碳穩(wěn)定同位素值約為-27‰[73],明顯低于大型水生植物(-10‰～-17‰)[73]和陸源有機質(zhì)(約-25.1‰,=19),因此3個湖盆中沉積物δ13CTOC的顯著下降(圖4 (n))也同樣反映了藻類生物量的上升對有機碳埋藏過程的主導(dǎo)作用.這些研究結(jié)果共同表明水體富營養(yǎng)化背景下,藻類生物量的增加導(dǎo)致了湖泊內(nèi)源有機碳的積累并提高了異龍湖的有機碳埋藏速率.

表2 異龍湖碳埋藏速率和藍藻葉黃素變化的多元回歸模型

注:***代表<0.001的顯著性水平.

藻類生物的上升同樣也促進了異龍湖無機碳埋藏通量的持續(xù)增加.已有研究表明,藍藻等初級生產(chǎn)者的光合作用是湖泊水體中碳酸鹽沉淀發(fā)生的主要誘因之一[74-78].藻類光合作用通過消耗水體CO2和釋放OH-提升水體pH值,來提高礦物飽和度.藍藻等為應(yīng)對CO2不足而進化的碳濃縮機制(CCMs),也為其誘導(dǎo)碳酸鹽沉淀提供了有利條件[77,79].同時,藍藻等微型藻類的生長還為碳酸鹽的結(jié)晶提供了凝結(jié)核,進一步促進了碳酸鹽的沉淀[78],并使部分水體在欠飽和的情形下也能形成碳酸鹽沉積.而藻類爆發(fā)可引起大量碳酸鹽結(jié)晶沉淀并導(dǎo)致了部分湖泊出現(xiàn)“白化”現(xiàn)象[80].異龍湖中,水體的富營養(yǎng)化造成藻類的大量繁殖和原生碳酸鹽礦物的大量沉積(圖7 (a), (b)),無機碳埋藏速率的變化受到受藍藻生物量的顯著驅(qū)動(圖5 (g);表2),反映了水體富營養(yǎng)化過程中藻類生物量的上升明顯提高了自生碳酸鹽的沉積和埋藏速率.另一方面,異龍湖中光葉眼子菜?輪藻?狐尾藻等沉水植物對CO2的光合吸收也可引起碳酸鹽沉淀[81].在轉(zhuǎn)變?yōu)樵逍秃粗?水生植物的光合作用可能是異龍湖無機碳沉積的重要來源.然而,異龍湖近百年來沉水植物不斷減少并趨于消亡,浮游藻類逐步增加并占優(yōu)[47,49,54].在此過程中,沉水植物的減少與無機碳累積速率的增加趨勢是相反的,證明大型水生植物對近百年來異龍湖無機碳埋藏的影響相對次要.除此之外,溫度是控制湖泊無機碳沉積的重要因素之一.在增溫背景下,湖水蒸發(fā)濃縮以及水體CO2溶解度下降等過程有利于碳酸鹽析出[24,75,82].然而,溫度對異龍湖西、中、東3根鉆孔無機碳累積速率的解釋程度分別只有20%、27%和52% (2=0.20、0.27和0.52;<0.05、0.01和0.001).在多元回歸模型中,溫度也不是無機碳累積速率變化的主要驅(qū)動因子(表2),表明了近百年來生物因素對異龍湖無機碳埋藏的驅(qū)動強度大于物理化學(xué)因素.進一步地,相關(guān)分析結(jié)果顯示西、中、東湖盆無機碳累積速率與低頻磁化率的相關(guān)系數(shù)分別為0.05、-0.83和-0.92(>0.05、<0.001和0.001),表明流域輸入對異龍湖無機碳埋藏影響也較小,無機碳埋藏過程主要受湖泊內(nèi)循環(huán)過程控制.這與磁化率、粒度結(jié)果顯示的近百年來異龍湖流域物質(zhì)輸入強度總體下降的趨勢是一致的.流域植被破壞、大量蓄水設(shè)施的修建以及人為取水的快速增加使1950年以來入湖徑流量和地表顆粒物質(zhì)入湖量的逐漸下降,這可能是異龍湖中值粒徑減小和主要湖盆磁化率下降的重要原因,總體反映了流域碳酸鹽輸入相對次要.這些結(jié)果共同反映了在水體逐步富營養(yǎng)化過程中,藻類生物量的增加是異龍湖無機碳埋藏加速的主要原因之一.

圖6 異龍湖沉積物總無機碳(TIC)與總有機碳(TOC)之間的協(xié)同變化關(guān)系

灰色區(qū)域代表光合作用固定有機碳和自生碳酸鹽的理論比值區(qū)間(a)沉積物TIC與TOC的關(guān)系; (b)無機碳累積速率與有機碳累積速率的關(guān)系; (c)OCAR:ICAR的時間變化

3.2 水體富營養(yǎng)化過程中有機碳和無機碳埋藏的協(xié)同變化特征

近百年來異龍湖有機碳和無機碳埋藏速率呈現(xiàn)明顯的共變特征,并主要受湖泊初級生產(chǎn)力驅(qū)動.已有研究表明,巖溶地區(qū)湖泊等水體的水生光合作用驅(qū)動了DIC向內(nèi)源有機質(zhì)和自生碳酸鹽的同步轉(zhuǎn)化,并通過“生物碳泵”效應(yīng)實現(xiàn)內(nèi)源有機碳和無機碳的同步沉積[8,15,19,22,83-87].而在水體富營養(yǎng)化過程中,內(nèi)源初級生產(chǎn)力的增長則可以同步提高有機碳和無機碳的埋藏通量[88].異龍湖近百年來有機碳累積速率和無機碳積累速率呈現(xiàn)極其顯著的共變關(guān)系,并且同時與藻類生物量呈明顯的共變特征(=0.98～0.99,<0.001,圖6(b);圖5(g), (h)),同時與沉積物有機C:N值的下降一致(圖4(h)),表明了藻類初級生產(chǎn)力是驅(qū)動有機碳和無機碳埋藏同步變化的主要因素.異龍湖沉積物δ13CTIC和δ13CTOC的高度共變特征(西、中、東3根鉆孔2分別為0.67、0.72和0.58,<0.001)也反映了光合作用和“生物碳泵”效應(yīng)對碳埋藏過程的驅(qū)動作用[20].藻類光合作用將水體DIC轉(zhuǎn)化為內(nèi)源有機質(zhì)的同時,促進了水體碳酸鹽礦物飽和度的上升以及自生碳酸鹽的形成,從而使有機碳與無機碳沉積同步發(fā)生.通常,水生光合固碳及其碳酸鹽沉淀固碳的物質(zhì)的量比在1.3～1.6之間[89-91].在不考慮有機碳礦化以及碳酸鹽溶蝕的情況下,由生物因素主導(dǎo)的碳埋藏過程將導(dǎo)致有機碳和無機碳埋藏通量隨湖泊初級生產(chǎn)力發(fā)生同步變化[28,88].這些結(jié)果共同反映了湖泊初級生產(chǎn)力是控制近百年來異龍湖有機碳和無機碳埋藏通量同步變化的主要因素,而藻類光合作用以及“生物碳泵”效應(yīng)是異龍湖碳埋藏的主要驅(qū)動過程.

受埋藏過程以及有機碳-無機碳的相互作用影響,沉積物有機碳和無機碳含量的共變關(guān)系與埋藏通量明顯不同.異龍湖東部湖盆中,碳埋藏過程主要受“生物碳泵”主導(dǎo),沉積物TIC和TOC含量呈顯著的共變特征(圖6 (a),YLH-E鉆孔),與云南其他湖泊的研究結(jié)果較為類似[23-24].而另一方面,淺水湖區(qū)水體富營養(yǎng)化形成的大量有機質(zhì)在氧化過程中產(chǎn)生的H+將導(dǎo)致碳酸鹽的溶蝕[29,31](圖7 (d)),加上內(nèi)源貢獻或外源輸入造成的有機碳大量積累也可能對沉積物TIC的含量形成稀釋效應(yīng)[24],因此可能導(dǎo)致了異龍湖中部湖盆TIC和TOC的反向變化趨勢(圖6 (a),YLH-M鉆孔).此外,微生物的參與使部分有機碳在礦化過程中被轉(zhuǎn)化為湖泊自生碳酸鹽[92],從而造成TIC和TOC含量此消彼長或共同增加的趨勢.在以上多種因素共同作用下,可能使沉積物TIC與TOC含量變化沒有明顯相關(guān)性(圖6 (a),西部湖盆YLH-W鉆孔).這也與滇中地區(qū)富營養(yǎng)化淺水湖泊的研究結(jié)果是一致的[27].由此可見,在同一湖泊中,碳埋藏過程的差異以及有機碳-無機碳的相互作用可以使二者含量之間呈現(xiàn)不同的共變屬性,這與水體富營養(yǎng)化的背景下,“生物碳泵”效應(yīng)造成的有機碳-無機碳的埋藏通量同步上升的趨勢有明顯區(qū)別.因此對于氣候變化以及水體富營養(yǎng)化壓力下湖泊碳埋藏過程而言,有機碳-無機碳含量和通量的變化可能具有不同的環(huán)境指示意義.

有機碳-無機碳的轉(zhuǎn)化過程可能促進其埋藏通量的協(xié)同變化.受湖泊初級生產(chǎn)力上升的驅(qū)動,近百年來沉積物OCAR: ICAR整體增長并趨于接近“生物碳泵”效應(yīng)1.3～1.6的理論比值范圍(圖6(d)).表明水體富營養(yǎng)化過程中,沉積物有機碳-無機碳埋藏的協(xié)同增長呈現(xiàn)有機碳快于無機碳的總體特征.然而在初級生產(chǎn)力較高的西部湖盆(圖4(j)),沉積物OCAR: ICAR遠低于1.3～1.6比值范圍(圖6(d)灰色區(qū)域).可能的原因主要包括:一是淺水湖區(qū)(西部湖盆平均水深只有～2m,圖1)有機質(zhì)的充分曝氧使有機碳不易積累[93-94];二是內(nèi)源有機碳大量轉(zhuǎn)化為自生碳酸鹽[32,95],從而導(dǎo)致了OCAR:ICAR的值較低.已有研究顯示,富營養(yǎng)化過程中水體δ13CDIC有逐漸正偏移的趨勢[15,75,88,96],因此表層水體沉積的原生碳酸鹽的δ13C值應(yīng)當相應(yīng)地增大.而在異龍湖,隨著藻類生物量的增加(C:N比值的下降),3個湖盆沉積物δ13CTIC值都出現(xiàn)了明顯的減小過程(圖4(m)),表明有機碳轉(zhuǎn)化形成的自生碳酸鹽的占比可能在增加(即成巖碳酸鹽[82,97],其δ13C與有機碳接近).尤其是西部湖盆的δ13CTIC值遠低于中?東部湖盆(圖4(m)),可能反映了其更高的成巖碳酸鹽占比.已有研究表明,在有機質(zhì)礦化過程中,包括氨化?反硝化?硫酸鹽/鐵/錳還原?產(chǎn)甲烷等過程均可因微生物活動而導(dǎo)致微環(huán)境中pH值和堿度的上升[92,98-100],進而誘發(fā)成巖碳酸鹽的形成和有機碳向無機碳的轉(zhuǎn)化.因此上述的第二種原因即內(nèi)源有機碳向自生碳酸鹽的轉(zhuǎn)化可能是西部湖盆OCAR:ICAR低于中?東部湖盆的重要原因.這也表明在初級生產(chǎn)力較高的湖區(qū),有機碳通過早期成巖向無機碳的轉(zhuǎn)化可能更為明顯.另一方面,較高的有機質(zhì)供給和氧化(色素的保存度較低:圖4(f),(g))可能造成了西部湖盆較為明顯的碳酸鹽溶蝕(圖7(c)),理論上將阻礙有機碳-無機碳埋藏通量的同步增加.然而,有機碳向無機碳埋藏的轉(zhuǎn)化可以較好地補償碳酸鹽溶蝕造成的無機碳損失,從而維持了較高的無機碳累積速率并使有機碳和無機碳保持同步累積(圖4(k), (l);圖6 (b)).因此,在西部湖盆中,通過有機碳-無機碳轉(zhuǎn)化以及有機質(zhì)氧化等作用,可以使無機碳累積速率總體高于有機碳累積速率并保持了二者的協(xié)同增加(圖6(b)).由此可見,在異龍湖富營養(yǎng)化過程中,有機碳-無機碳的轉(zhuǎn)化可能是形成二者埋藏通量高度協(xié)同變化的重要原因之一.

3.3 有機碳和無機碳埋藏的協(xié)同變化對巖溶區(qū)湖泊碳埋藏評估的指示意義

異龍湖研究結(jié)果表明的有機碳-無機碳的協(xié)同變化過程為湖泊碳埋藏評估提供了新的思路,尤其是有機碳與無機碳之間的轉(zhuǎn)化路徑表明了基于有機碳埋藏通量的評估模式可能已經(jīng)低估了湖泊碳埋藏的動態(tài)變化過程.在非巖溶區(qū)湖泊中,有機碳是湖泊碳埋藏的主要形式,但是在巖溶區(qū)湖泊等常見的硬水水體中,無機碳是同等重要的碳埋藏組分[3].硬水水體占全球內(nèi)陸水體體積的50%左右[101],硬水水體接收了流域巖石風(fēng)化和大氣沉降帶來的大量無機碳,其埋藏通量可以達到Pg C/a級別[18],是不可忽視的陸地碳匯過程.然而在已有的研究中,碳埋藏的評估模式主要基于有機碳,可能已經(jīng)低估了內(nèi)陸水體的碳埋藏通量[3].尤其是在巖溶地區(qū),湖泊等水體因為碳酸鹽風(fēng)化耦合水生光合作用而形成了持續(xù)的有機碳和無機碳埋藏,因此被認為是重要的碳匯過程[8,19,22,83-85].異龍湖研究的結(jié)果表明,內(nèi)源有機碳通過礦化作用部分轉(zhuǎn)化為自生碳酸鹽,既可以補償富營養(yǎng)化過程中有機質(zhì)積累導(dǎo)致的碳酸鹽溶蝕和損失,又促進了有機碳和無機碳埋藏通量的協(xié)同增長.更為重要的是,通過內(nèi)源有機碳向自生碳酸鹽的轉(zhuǎn)化,實現(xiàn)了無機形式的有機碳埋藏并促進了湖泊碳埋速率的上升.在水體富營養(yǎng)化過程中,隨著藻類生物量的增加,內(nèi)源有機質(zhì)向自生碳酸鹽的轉(zhuǎn)化明顯加快,對湖泊碳埋藏通量的促進作用進一步提升.這些結(jié)果顯示了有機碳-無機碳之間的轉(zhuǎn)化過程及其協(xié)同作用可以顯著改變巖溶地區(qū)湖泊的碳埋藏速率,而這些過程在已有的研究中很少被關(guān)注.因此僅基于有機碳的碳埋藏評估模式,可能低估了湖泊碳埋藏的動態(tài)變化過程進而影響了湖泊碳匯評估的準確性.異龍湖研究結(jié)果所顯示的有機碳-無機碳的轉(zhuǎn)化路徑及其協(xié)同變化過程為巖溶區(qū)湖泊碳埋藏和碳匯的評估提供了新的視角.在人類活動與氣候變化持續(xù)的背景下,對巖溶地區(qū)湖泊碳埋藏模式的科學(xué)評估需要關(guān)注無機碳埋藏過程以及有機碳-無機碳的協(xié)同作用.

圖7 異龍湖沉積物典型碳酸鹽礦物的掃描電鏡圖像

(a)原生碳酸鹽; (b)藻類分解后留下的規(guī)則孔洞; (c)西部湖盆碳酸鹽溶蝕痕跡; (d)中部湖盆碳酸鹽溶蝕痕跡

4 結(jié)論

4.1 近百年來流域開發(fā)和氣候變化共同導(dǎo)致了湖泊初級生產(chǎn)力的明顯提高,表現(xiàn)為沉積物色素含量的持續(xù)增加(如藍藻葉黃素由～7.02μg/g上升至～ 38.99μg/g).

4.2 受藻類生物量上升的驅(qū)動,有機碳和無機碳埋藏速率呈明顯的同步增長趨勢(=0.98～0.99,<0.001),并表現(xiàn)為ICAR、OCAR和藍藻葉黃素的高度共變性.

4.3 近百年來異龍湖有機碳-無機碳埋藏顯示了高度協(xié)同變化的長期模式,反映了水體富營養(yǎng)化背景下,藻類光合作用以及“生物碳泵”效應(yīng)對碳埋藏過程的顯著驅(qū)動作用.

4.4 不同湖區(qū)碳埋藏過程的差異以及有機碳-無機碳的相互作用，使沉積物有機碳和無機碳含量出現(xiàn)了不同的協(xié)同變化特征.并且同位素證據(jù)顯示了藻類生物量的上升明顯增加了內(nèi)源有機碳向自生碳酸鹽的轉(zhuǎn)化,進而促進了有機碳-無機碳埋藏通量的協(xié)同增長以及湖泊碳埋藏速率的顯著提高.

這些結(jié)果表明對巖溶地區(qū)湖泊碳埋藏模式和湖泊碳匯的科學(xué)評估,需要重視無機碳埋藏過程以及有機碳-無機碳協(xié)同作用的影響.

[1] Cole J J, Prairie Y T, Caraco N F, et al. Plumbing the global carbon cycle: integrating inland waters into the terrestrial carbon budget [J]. Ecosystems, 2007,10(1):172-185.

[2] Tranvik L J, Downing J A, Cotner J B, et al. Lakes and reservoirs as regulators of carbon cycling and climate [J]. Limnology and Oceanography, 2009,54(6part2):2298-2314.

[3] Drake T W, Raymond P A, Spencer R G M. Terrestrial carbon inputs to inland waters: A current synthesis of estimates and uncertainty [J]. Limnology and Oceanography Letters, 2018,3(3):132-142.

[4] Battin T J, Luyssaert S, Kaplan L A, et al. The boundless carbon cycle [J]. Nature Geoscience, 2009,2(9):598-600.

[5] Mendon?a R, Müller R A, Clow D, et al. Organic carbon burial in global lakes and reservoirs [J]. Nature communications, 2017,8(1):1694.

[6] Dean W E, Gorham E. Magnitude and significance of carbon burial in lakes, reservoirs, and peatlands [J]. Geology, 1998,26(6):535-538.

[7] Einsele G, Yan J, Hinderer M. Atmospheric carbon burial in modern lake basins and its significance for the global carbon budget [J]. Global and Planetary Change, 2001,30(3/4):167-195.

[8] Liu Z, Macpherson G L, Groves C, et al. Large and active CO2uptake by coupled carbonate weathering [J]. Earth-Science Reviews, 2018, 182:42-49.

[9] Heathcote A J, Anderson N J, Prairie Y T, et al. Large increases in carbon burial in northern lakes during the Anthropocene [J]. Nature Communications, 2015,6(1):1-6.

[10] Anderson N J, Heathcote A J, Engstrom D R, et al. Anthropogenic alteration of nutrient supply increases the global freshwater carbon sink [J]. Science Advances, 2020,6(16):eaaw2145.

[11] Gui Z, Xue B, Yao S, et al. Organic carbon burial in lake sediments in the middle and lower reaches of the Yangtze River Basin, China [J]. Hydrobiologia, 2013,710(1):143-156.

[12] Zhang F, Yao S, Xue B, et al. Organic carbon burial in Chinese lakes over the past 150years [J]. Quaternary International, 2017,438:94-103.

[13] Balmer M B, Downing J A. Carbon dioxide concentrations in eutrophic lakes: undersaturation implies atmospheric uptake [J]. Inland Waters, 2011,1(2):125-132.

[14] Pacheco F S, Roland F, Downing J A. Eutrophication reverses whole-lake carbon budgets [J]. Inland waters, 2014,4(1):41-48.

[15] N?ges P, Cremona F, Laas A, et al. Role of a productive lake in carbon sequestration within a calcareous catchment [J]. Science of the Total Environment, 2016,550:225-230.

[16] Grasset C, Sobek S, Scharnweber K, et al. The CO2-equivalent balance of freshwater ecosystems is non‐linearly related to productivity [J]. Global Change Biology, 2020,26(10):5705-5715.

[17] Yu Z, Wang X, Zhao C, et al. Carbon burial in Bosten Lake over the past century: Impacts of climate change and human activity [J]. Chemical Geology, 2015,419:132-141.

[18] Li Y, Zhang C, Wang N, et al. Substantial inorganic carbon sink in closed drainage basins globally [J]. Nature Geoscience, 2017,10(7): 501-506.

[19] He H, Liu Z, Chen C, et al. The sensitivity of the carbon sink by coupled carbonate weathering to climate and land-use changes: Sediment records of the biological carbon pump effect in Fuxian Lake, Yunnan, China, during the past century [J]. Science of the Total Environment, 2020,720:137539.

[20] 張風(fēng)菊,薛 濱,姚書春.1850年以來呼倫湖沉積物無機碳埋藏時空變化[J]. 湖泊科學(xué), 2019,31(6):1770-1782. Zhang F J, Xue B, Yao S C. Spatiotemporal pattern of inorganic carbon sequestration in Lake Hulun since 1850 [J]. J. Lake Sci., 2019, 31(6):1770-1782.

[21] Goldscheider N, Chen Z, Auler A S, et al. Global distribution of carbonate rocks and karst water resources [J]. Hydrogeology Journal, 2020,28(5):1661-1677.

[22] Liu Z, Dreybrodt W, Wang H. A new direction in effective accounting for the atmospheric CO2budget: considering the combined action of carbonate dissolution, the global water cycle and photosynthetic uptake of DIC by aquatic organisms [J]. Earth-Science Reviews, 2010, 99(3/4):162-172.

[23] Hodell D A, Brenner M, Kanfoush S L, et al. Paleoclimate of southwestern China for the past 50,000yr inferred from lake sediment records [J]. Quaternary Research, 1999,52(3):369-380.

[24] 陳敬安,萬國江,汪福順,等.湖泊現(xiàn)代沉積物碳環(huán)境記錄研究[J]. 中國科學(xué)(D輯:地球科學(xué)), 2002,32(1):73-80. Chen J A, Wan G J, Wang F S, et al. A study of the environmental record of carbon in modern lacustrine sediments [J]. Science China Earth Sciences, 2002,32(1):73-80.

[25] Hillman A L, Abbott M B, Yu J Q. Climate and anthropogenic controls on the carbon cycle of Xingyun Lake, China [J]. Palaeogeography, Palaeoclimatology, Palaeoecology, 2018,501:70-81.

[26] Liu Y, Chen G, Meyer-Jacob C, et al. Land-use and climate controls on aquatic carbon cycling and phototrophs in karst lakes of southwest China [J]. Science of The Total Environment, 2021,751:141738.

[27] 王 露,陳光杰,黃林培,等.近百年來湖泊有機碳與無機碳埋藏響應(yīng)流域開發(fā)的協(xié)同變化——以石林喀斯特地區(qū)為例[J]. 湖泊科學(xué), 2022,34(5):1751-1764. Wang L, Chen G J, Huang L P, et al. Synchronic changes of lake organic and inorganic carbon burial in response to catchment development over the past century: A case study of Shilin Karst area [J]. J. Lake Sci, 2022,34(5):1751-1764.

[28] Huang C, Zhang L, Li Y, et al. Carbon and nitrogen burial in a plateau lake during eutrophication and phytoplankton blooms [J]. Science of the Total Environment, 2018,616:296-304.

[29] Dean W E. The carbon cycle and biogeochemical dynamics in lake sediments [J]. Journal of paleolimnology, 1999,21(4):375-393.

[30] Wu J L, Gagan M K, Jiang X H, et al. Sedimentary geochemical evidence for recent eutrophication of Lake Chenghai, Yunnan, China [J]. Journal of Paleolimnology, 2004,32(1):85-94.

[31] Müller B, Wang Y, Dittrich M, et al. Influence of organic carbon decomposition on calcite dissolution in surficial sediments of a freshwater lake [J]. Water Research, 2003,37(18):4524-4532.

[32] Sun D, He Y, Wu J, et al. Hydrological and ecological controls on autochthonous carbonate deposition in lake systems: A case study from Lake Wuliangsu and the global perspective [J]. Geophysical Research Letters, 2019,46(12):6583-6593.

[33] 黎尚豪,俞敏娟,李光正,等.云南高原湖泊調(diào)查 [J]. 海洋與湖沼, 1963,5(2):87-113.Li S H, Yu M K, Li K C, et al. Limnological survey of the lake of Yunnan plateau [J]. Oceanologia et Limnologia Sinica, 1963,5(2):87-113.

[34] 王云飛,胡文英,張秀珠.云南湖泊的碳酸鹽沉積[J]. 海洋與湖沼, 1989,20(2):122-130,197-198. Wang Y F, Hu W Y, Zhang X Z. Carbonate sediments in lakes of Yunnan, China [J]. Oceanologia et Limnologia Sinica, 1989,20(2): 122-130,197-198.

[35] 王麗芳,熊永強,吳豐昌,等.滇池的富營養(yǎng)化過程:來自結(jié)合態(tài)脂肪酸C(16:0)δ13C的證據(jù)[J]. 湖泊科學(xué), 2009,21(4):456-46. Wang L F, Xiong Y Q, Wu F C, et al. The eutrophication process of Lake Dianchi: Evidences from the δ13C value of the bound C(16:0)fatty acid [J]. J. Lake Sci, 2009,21(4):456-464.

[36] Zhou Q, Wang W, Huang L, et al. Spatial and temporal variability in water transparency in Yunnan Plateau lakes, China [J]. Aquatic Sciences, 2019,81(2):1-14.

[37] Liu W, Li S, Bu H, et al. Eutrophication in the Yunnan Plateau lakes: The influence of lake morphology, watershed land use, and socioeconomic factors [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2012,19(3):858-870.

[38] Huang C, Yao L, Zhang Y, et al. Spatial and temporal variation in autochthonous and allochthonous contributors to increased organic carbon and nitrogen burial in a plateau lake [J]. Science of the Total Environment, 2017,603:390-400.

[39] 劉會基,劉恩峰,于真真,等.近百年來洱海沉積物有機碳埋藏時空變化[J]. 湖泊科學(xué), 2019,31(1):282-292. Liu H J, Liu E F, Yu Z Z, et al. Spatio-temporal patterns of organic carbon burial in the sediment of Lake Erhai in China during the past 100years [J]. J. Lake Sci, 2019,31(1):282-292.

[40] Liu W, Wu J, Zeng H, et al. Geochemical evidence of human impacts on deep Lake Fuxian, southwest China [J]. Limnologica, 2014,45:1-6.

[41] Wu D, Zhou A, Chen X, et al. Hydrological and ecosystem response to abrupt changes in the Indian monsoon during the last glacial, as recorded by sediments from Xingyun Lake, Yunnan, China [J]. Palaeogeography, Palaeoclimatology, Palaeoecology, 2015,421:15-23.

[42] Zan F, Huo S, Xi B, et al. A 60-year sedimentary record of natural and anthropogenic impacts on Lake Chenghai, China [J]. Journal of Environmental Sciences, 2012,24(4):602-609.

[43] 吳 漢,常鳳琴,張虎才,等.異龍湖近百年來湖泊沉積物有機碳?氮穩(wěn)定同位素變化及其環(huán)境指示意義[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2020,39(8):2478-2487. Wu H, Chang F Q, Zhang H C, et al. Changes of organic C and N stable isotope and their environmental implication during the past 100 years of Lake Yilong [J]. Chinese Journal of Ecology, 2020,39(8): 2478-2487.

[44] Li Y, Liu Y, Zhao L, et al. Exploring change of internal nutrients cycling in a shallow lake: a dynamic nutrient driven phytoplankton model [J]. Ecological Modelling, 2015,313:137-148.

[45] 楊 嵐,李 恒.云南濕地[M]. 北京:中國林業(yè)出版社, 2010:94-101. Yang L, Li H. Wetlands of Yunnan [M]. Beijing: China Forestry Publishing House, 2010:94-101.

[46] 王蘇民,竇鴻身.中國湖泊志[M]. 北京:科學(xué)出版社, 1998:368-388. Wang S M, Dou H S. Lakes annals of China [M]. Beijing: Science Press, 1998:368-388.

[47] 崔保山,翟紅娟.高原濕地功能退化的表征及其恢復(fù)中的生態(tài)需水量[J]. 科學(xué)通報, 2006,51(S2):106-113. Cui B S, Zhai H J. Characterization of functional degradation of plateau wetlands and their ecological water demand in restoration [J]. Chinese Science Bulletin, 2006,51(S2):106-113.

[48] 魏 翔,唐光明.異龍湖近20年來營養(yǎng)鹽與水生生態(tài)系統(tǒng)變化[J]. 環(huán)境科學(xué)導(dǎo)刊, 2014,33(2):9-14. Wei X, Tang G M. Changes of nutrients and aquatic ecosystem of yilong lake in recent twenty decades [J]. Environmental Science Survey, 2014,33(2):9-14.

[49] 周虹霞,劉衛(wèi)云,孔德平,等.異龍湖濕地大型水生植物群落特征分析[J]. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2016,39(9):199-203. Zhou H X, Liu W Y, Kong D P, et al. Community features of aquatic macrophytes in wetland of Yilong Lake [J]. Environmental Science & Technology. 2016,39(9):199-203.

[50] 趙 磊.云南異龍湖生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)態(tài)轉(zhuǎn)換過程與關(guān)鍵災(zāi)變因子反演研究[D]. 北京:中國科學(xué)院大學(xué).

[51] Appleby P G, Oldfield F. The calculation of lead-210 dates assuming a constant rate of supply of unsupported 210 Pb to the sediment [J]. Catena, 1978,5(1):1-8.

[52] Swain E B. Measurement and interpretation of sedimentary pigments [J]. Freshwater Biology, 1985,15(1):53-75.

[53] Meyers P A, Jane L T. Sediment organic matter. In: Tracking environmental change using lake sediments [M]. Dordrecht: Kluwer Academic Publisher, 2001:239-270.

[54] Hu K, Chen G J, Gregory-Eaves I, et al. Hydrological fluctuations modulate phototrophic responses to nutrient fertilization in a large and shallow lake of Southwest China [J]. Aquatic Sciences, 2019,81:1-17.

[55] Wieland E, Santschi P H, H?hener P, et al. Scavenging of Chernobyl137Cs and natural210Pb in Lake Sempach, Switzerland [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 1993,57(13):2959-2979.

[56] Sommerfield C K, Nittrouer C A. Modern accumulation rates and a sediment budget for the Eel shelf: a flood-dominated depositional environment [J]. Marine Geology, 1999,154(1-4):227-241.

[57] Blais J M, Kalff J. The influence of lake morphometry on sediment focusing [J]. Limnology and Oceanography, 1995,40(3):582-588.

[58] Qin B Q, Liu Z W, Karl H. Eutrophication of shallow lakes with special reference to Lake Taihu, China [M]. Dordrecht: Springer Science & Business Media, 2007:176-178.

[59] 王教元,陳光杰,黃林培,等.洱海藍藻爆發(fā)的時空特征及影響因子[J]. 生態(tài)學(xué)報, 2017,37(14):4831-4842. Wang J Y, Chen G J, Huang L P, et al. Spatio-temporal patterns and drivers of cyanobacteria blooms in Erhai Lake, Southwest China [J]. Acta Ecologica Sinica, 2017,37(14):4831-4842.

[60] Conley D J, Paerl H W, Howarth R W, et al. Controlling eutrophication: nitrogen and phosphorus [J]. Science, 2009,323(5917):1014-1015.

[61] Lewis Jr W M, Wurtsbaugh W A, Paerl H W. Rationale for control of anthropogenic nitrogen and phosphorus to reduce eutrophication of inland waters [J]. Environmental Science & Technology, 2011,45(24): 10300-10305.

[62] Paerl H W, Scott J T, McCarthy M J, et al. It takes two to tango: When and where dual nutrient (N & P) reductions are needed to protect lakes and downstream ecosystems [J]. Environmental Science & Technology, 2016,50(20):10805-10813.

[63] Huisman J, Codd G A, Paerl H W, et al. Cyanobacterial blooms [J]. Nature Reviews Microbiology, 2018,16(8):471-483.

[64] Paerl H W, Huisman J. Blooms like it hot [J]. Science, 2008,320 (5872):57-58.

[65] 鄭維發(fā),曾昭琪.淡水藍藻的高溫適應(yīng)[J]. 湖泊科學(xué), 1994,6(4): 356-363. Zheng W F, Zeng S Q. High temperature adaptation of fresh water cyanobacterium [J]. J. Lake Sci., 1994,6(4):356-363.

[66] 商兆堂,任 健,秦銘榮,等.氣候變化與太湖藍藻暴發(fā)的關(guān)系[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2010,29(1):55-61. Shang Z T, Ren J, Qin M R, et al. Relationships between climatic change and cyanobacterial bloom in Taihu Lake [J]. Chinese Journal of Ecology, 2010,29(1):55-61.

[67] Kosten S, Huszar V L M, Bécares E, et al. Warmer climates boost cyanobacterial dominance in shallow lakes [J]. Global Change Biology, 2012,18(1):118-126.

[68] Taranu Z E, Zurawell R W, Pick F, et al. Predicting cyanobacterial dynamics in the face of global change: the importance of scale and environmental context [J]. Global Change Biology, 2012,18(12): 3477-3490.

[69] Whitton B A. Ecology of Cyanobacteria II: Their Diversity in Space and Time [M]. New York: Springer Science & Business Media, 2012: 216-222.

[70] Anderson N J, Bennion H, Lotter A F. Lake eutrophication and its implications for organic carbon sequestration in Europe [J]. Global Change Biology, 2014,20(9):2741-2751.

[71] Dietz R D, Engstrom D R, Anderson N J. Patterns and drivers of change in organic carbon burial across a diverse landscape: Insights from 116Minnesota lakes [J]. Global Biogeochemical Cycles, 2015,29 (5):708-727.

[72] 梁 紅,黃林培,陳光杰,等.滇東湖泊水生植物和浮游生物碳?氮穩(wěn)定同位素與元素組成特征[J]. 湖泊科學(xué), 2018,30(5):1400-1412.Liang H, Huang LP, Chen GJ, et al.Patterns of carbon and nitrogen stable isotopes and elemental composition of lake primary producers and zooplankton in Eastern Yunnan [J]. J. Lake Sci, 2018,30(5):1400-1412.

[73] Meyers P A. Preservation of elemental and isotopic source identification of sedimentary organic matter [J]. Chemical geology, 1994,114(3/4):289-302.

[74] Stabel H H. Calcite precipitation in Lake Constance: Chemical equilibrium, sedimentation, and nucleation by algae 1 [J]. Limnology and Oceanography, 1986,31(5):1081-1094.

[75] Hodell D A, Schelske C L, Fahnenstiel G L, et al. Biologically induced calcite and its isotopic composition in Lake Ontario [J]. Limnology and Oceanography, 1998,43(2):187-199.

[76] Dittrich M, Obst M. Are picoplankton responsible for calcite precipitation in lakes? [J]. AMBIO: A Journal of the Human Environment, 2004,33(8):559-564.

[77] Riding R. Cyanobacterial calcification, carbon dioxide concentrating mechanisms, and Proterozoic–Cambrian changes in atmospheric composition [J]. Geobiology, 2006,4(4):299-316.

[78] Obst M, Wehrli B, Dittrich M. CaCO3nucleation by cyanobacteria: Laboratory evidence for a passive, surface-induced mechanism [J]. Geobiology, 2009,7(3):324-347.

[79] Kamennaya N A, Ajo-Franklin C M, Northen T, et al. Cyanobacteria as biocatalysts for carbonate mineralization [J]. Minerals, 2012,2(4): 338-364.

[80] Strong A E, Eadie B J. Satellite observations of calcium carbonate precipitations in the Great Lakes [J]. Limnology and Oceanography, 1978,23(5):877-887.

[81] Apolinarska K, Pleskot K, Pe?echata A, et al. Seasonal deposition of authigenic calcite out of isotopic equilibrium with DIC and water, and implications for paleolimnological studies [J]. Journal of Paleolimnology, 2021,66(1):41-53.

[82] Kelts K, Hsü K J. Freshwater carbonate sedimentation [M]//Lakes: Chemistry, Geology, Physics. Berlin: Springer-Verlag, 1978:295–323.

[83] He H, Wang Y, Liu Z, et al. Lake metabolic processes and their effects on the carbonate weathering CO2sink: Insights from diel variations in the hydrochemistry of a typical karst lake in SW China [J]. Water Research, 2022,222:118907.

[84] Zeng Q, Liu Z, Chen B, et al. Carbonate weathering-related carbon sink fluxes under different land uses: A case study from the Shawan Simulation Test Site, Puding, Southwest China [J]. Chemical Geology, 2017,474:58-71.

[85] Zeng S, Liu H, Liu Z, et al. Seasonal and diurnal variations in DIC, NO3-and TOC concentrations in spring-pond ecosystems under different land-uses at the Shawan Karst test site, SW China: carbon limitation of aquatic photosynthesis [J]. Journal of Hydrology, 2019,574:811-821.

[86] Yang R, Chen B, Liu H, et al. Carbon sequestration and decreased CO2emission caused by terrestrial aquatic photosynthesis: Insights from diel hydrochemical variations in an epikarst spring and two spring-fed ponds in different seasons [J]. Applied Geochemistry, 2015,63:248-260.

[87] Müller B, Meyer J S, G?chter R. Alkalinity regulation in calcium carbonate-buffered lakes [J]. Limnology and Oceanography, 2016, 61(1):341-352.

[88] Schelske C L, Hodeli D A. Recent changes in productivity and climate of Lake Ontario detected by isotopic analysis of sediments [J]. Limnology and Oceanography, 1991,36(5):961-975.

[89] Megard R O. Planktonic photosynthesis and the environment of calcium carbonate deposition in lakes [R]. Minneapolis, University of Minnesota, 1968.

[90] Wang S, Yeager K M, Wan G, et al. Dynamics of CO2in a karst catchment in the southwestern plateau, China [J]. Environmental Earth Sciences, 2015,73(5):2415-2427.

[91] Delille B, Harlay J, Zondervan I, et al. Response of primary production and calcification to changes ofCO2during experimental blooms of the coccolithophorid Emiliania huxleyi [J]. Global Biogeochemical Cycles, 2005,19(2):1-14.

[92] Zhu T, Dittrich M. Carbonate precipitation through microbial activities in natural environment, and their potential in biotechnology: A review [J]. Frontiers in Bioengineering and Biotechnology, 2016,DOI: 10.3389/fbioe.2016.0004.

[93] Hartnett H E, Keil R G, Hedges J I, et al. Influence of oxygen exposure time on organic carbon preservation in continental margin sediments [J]. Nature, 1998,391(6667):572-575.

[94] Ferland M E, Prairie Y T, Teodoru C, et al. Linking organic carbon sedimentation, burial efficiency, and long-term accumulation in boreal lakes [J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2014, 119(5):836-847.

[95] Wang W, Li S L, Zhong J, et al. Carbonate mineral dissolution and photosynthesis-induced precipitation regulate inorganic carbon cycling along the karst river-reservoir continuum, SW China [J]. Journal of Hydrology, 2022,615:128621.

[96] Teranes J L, McKenzie J A, Lotter A F, et al. Stable isotope response to lake eutrophication: Calibration of a high-resolution lacustrine sequence from Baldeggersee, Switzerland [J]. Limnology and Oceanography, 1999,44(2):320-333.

[97] Talbot M R, Kelts K. Primary and diagenetic carbonates in the anoxic sediments of Lake Bosumtwi, Ghana [J]. Geology, 1986,14(11): 912-916.

[98] Krause S, Liebetrau V, L?scher C R, et al. Marine ammonification and carbonic anhydrase activity induce rapid calcium carbonate precipitation [J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2018,243:116-132.

[99] 蔣啟財,劉 波,郭榮濤,等.湖相原生白云石的微生物成因機理探討[J]. 古地理學(xué)報, 2017,19(2):257-269.Jiang Q C, Liu B, Guo R T, et al. Microbial mechanism of lacustrine primary dolomite [J]. Journal of Palaeogeography, 2017,19(2):257-269.

[100]Dupraz C, Reid R P, Braissant O, et al. Processes of carbonate precipitation in modern microbial mats [J]. Earth-Science Reviews, 2008,96(3):141-162.

[101]Finlay K, Vogt R J, Bogard M J, et al. Decrease in CO2efflux from northern hardwater lakes with increasing atmospheric warming [J]. Nature, 2015,519(7542):215.

Synergistic changes of organic and inorganic carbon burial in response to eutrophication in Yilong Lake over the past 100 years.

LI Ping1,2, CHEN Guang-jie1*, KONG Ling-yang1, HUANG Lin-pei1, WANG Xu1, YANG Guan-shao1, SUO Qi1, LI Jing1, WANG Lu1, HAN Qiao-hua1, ZHOU Qi1, GUO Wen1, LI Rui1, ZHANG Tao1

(1.Yunnan Key Laboratory of Plateau Geographical Processes and Environmental Changes, Faculty of Geography, Yunnan Normal University, Kunming 650500, China；2.School of Resource and Environment, Xichang University, Xichang 615013, China)., 2023,43(10)：5389～5402

Carbon burial and its dynamic change in lakes play an indispensable role in the global carbon budget and residual land sink. Carbon sequestration in hard water lakes and other inland waters is deemed to be an important sink process owing to carbonate weathering coupled with aquatic photosynthesis, which stimulates continuous organic carbon and inorganic carbon burial. However, existing assessment paradigms are mainly based on organic carbon, lacking a comprehensive understanding of inorganic carbon burial and its synergistic change with organic carbon. Here, the history of carbon burial fluxes over the past century through multi-proxy and spatial sediment surveys of Yilong Lake in the karst area of Yunnan province was analyzed, in combination with210Pb and137Cs chronological profiles, for uncovering the patterns and mechanisms of synergistic changes in organic and inorganic carbon burial. The results showed that the allochthonous primary productivity in Yilong Lake has been significantly elevated due to nutrient input caused by watershed cultivation (e.g., enrichment of sediment nitrogen and phosphorus contents), with sediment pigment content increasing from 7.02μg/g in ～1900 to 38.99μg/g in ～2020. The accumulation rates of both organic and inorganic carbon showed a continuous trend of increasing and a high degree of synergistic changes (=0.99,<0.001). Regression analysis further showed that algal biomass was the main factor in driving the accumulation rates of both organic and inorganic carbon (2=0.33～0.91,<0.001). This indicated that algal photosynthesis and the "biological carbon pump" effect have largely controlled the processes of carbon burial. With the general decline of allochthonous watershed export (as evidenced by a decline of sediment magnetic susceptibility signal and C:N ratio) and a continuous increase of algal biomass, more allochthonous organic carbon can be transformed to authigenic carbonates (as evidenced in a sustained depletion of13CTIC) during the decaying and mineralization of organic matters, enhancing the synergistic increase in both organic and inorganic carbon burial. These results suggested a highly synchronous increase in the long-term fluxes of organic and inorganic carbon burial in response to lake eutrophication, highlighting the increasingly coupled processes in the burial of organic and inorganic carbon, and an increased rate in sediment carbon cycling and recycling. Therefore, under the continuing impact of human activities and climate change, refined assessments of carbon sink in karst lakes need to highlight the pattern of inorganic carbon cycling and its dynamic role in the flux and stock of terrestrial carbon.

eutrophication；carbon burial；inorganic carbon；synergistic changes；Yilong Lake

X524

A

1000-6923(2023)10-5389-14

2023-02-24

國家自然科學(xué)基金資助項目(42171072);云南省重點研發(fā)計劃項目(202203AC100002-02);異龍湖高原淺水湖泊云南省野外科學(xué)觀測研究站資助項目(202305AM070002);云南省John P. Smol院士工作站資助項目(202005AF150005)

* 責(zé)任作者, 教授, guangjiechen@ynnu.edu.cn

李 平(1987-),男,四川營山人,云南師范大學(xué)在讀博士研究生,研究方向為湖泊環(huán)境與全球變化.發(fā)表論文7篇.717189582@qq.com.

李 平,陳光杰,孔令陽,等.近百年來異龍湖有機碳和無機碳埋藏響應(yīng)水體富營養(yǎng)化的協(xié)同變化特征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2023,43(10):5389-5402.

Li P, Chen G J, Kong L Y, et al. Synergistic changes of organic and inorganic carbon burial in response to eutrophication in Yilong Lake over the past 100years [J]. China Environmental Science, 2023,43(10):5389-5402.