工业化排放物对中国沿海气候的影响

童永彭，朱志鹏，吴正新

深圳大学，广东 深圳 518060

工业化排放物对中国沿海气候的影响

童永彭，朱志鹏，吴正新

深圳大学，广东 深圳 518060

由于全球气候变暖，在高纬度地区的降水可能增加。然而，人类活动影响全球气候变化的机制还没有被完全理解。工业化对全球生态系统的影响是不可否认的，它是一个具有特殊意义的全球气候变暖问题，全球性工业化进程产生的各种污染物进入海洋会破坏海洋生态平衡，继而进一步对气候有重大影响。文章尝试分析中国工业化发展中除了二氧化碳之外的一些排放物与海洋浮游植物生物量和气候之间的关系。由于中国的工业化导致沿海地区的海洋食物链发生变化，富营养化增加了浮游植物的生物量，继而增加海水蒸发的速率，从而有助于邻近城市的湿度上升，继而导致降水强度和降水量的增加。然而，随着污染的继续增加，尤其产生的油类污染，按照拉乌尔定律，又会减少水蒸汽的分压继而减少水蒸发速度。因此，工业排放可能有两个相互竞争的结果：一种是促进浮游植物的生长，然后导致更高的海水蒸发率和降水量；另一种是有机油类减少水的蒸气压，然后减少海水蒸发率和降水量。在中国，降水多集中在某些季节和某些具有较高浮游植物生物量的区域。在污染严重的沿海城市，随着工业化的进展，周边海域浮游植物生物量较少（劣4类海水），有机油类覆盖海面，阻碍了近海水调节温度的能力，相当于把海岸线向外退出数百里，因此温度将迅速升高，其周边的湿度和降水量将减少。从工业化的发展对气候的影响来看，中国在工业化后，年平均气温显著增加，而年平均降水量没有显著差异。然而局部强降雨和局部高温将是以后的一种自然灾害。这一中国工业化对气候模式的影响，可以作为研究全球气候变化的参考。

工业化排放物；浮游植物；气候特征

由于全球性工业化进程导致全球气候变暖，近来在高纬度地区的降水量可能增加，而低纬度而降低（Liu等，2013）。这一人类活动影响全球气候变化的机制还没有被完全理解。全球性工业化进程产生的二氧化碳导致生态的变化研究较多，有的认为全球变暖二氧化碳上升自然导致海洋浮游植物-初级生产力上升（Schippers等，2004；Hein等，1997），然而却也有相反的结论认为是降低了海洋初级生产力（Gao等，2012）。因此其机理研究有待于进一步深入。尤其其他的工业污染排放物与生态变化与气候的研究较少，及其通过影响海洋浮游植物破坏海洋生态平衡，继而进一步对气候的影响更少。因此有必要进行进一步分析讨论。

浮游植物依靠光合作用吸收太阳辐射，而吸收太阳辐射对海洋温度的影响是依赖辐射衰减和混合层（mixed layer）的相对的深度。如果混合层是较浅的，那么浮游植物海水温度的改变是明显的。但如果是混合层较深，那么浮游植物对海水温度的影响是可以忽略的，这是因为透过混合层的太阳辐射是很小的。有资料显示沿海区域内的海洋混合层深度都比较浅（Pelland等，2014）因此浮游植物对于深度较浅的混合层海洋区域特别是沿海区域是很重要的，因为它们能增加混合层的热量，从而导致海洋表面温度的上升（Lengaigne等，2009；Manizza等，2008；Ohlmann等，1996；Sathyendranath等，1991）。Lavinia等（2012）发现当海洋表面温度上升0.5 ℃，这将会增加海水蒸发从而增加附近地区的大约 2%～5%的空气湿度，从而增加了大气层水蒸气。从海洋蒸发的水汽，其中一部分被气流带至大陆上空，遇冷凝结降雨，在海洋边缘地区部分降雨，这样沿海地区的降雨量就会增多。

随着工业化活动的加剧，大量的污染物被排放到沿海地区，这其中包括了氮磷化合物、金属Fe、重金属（铅、汞）。大量的报道已经指出氮磷化合物和Fe促进浮游植物的生长（姚波等，2010；He等，2015；Gan等，2014）。这样就会使得浮游植物大量的繁殖、生长，最后形成赤潮现象（Xu等，2014）。

污染物中也包括着大量毒性重金属元素。许多的报道指出重金属抑制着浮游植物的生长（Poste等，2015；Rzymski等，2014）。有报道指出一些浮游植物能在晚上时利用硝酸盐（NO3）或者亚硝酸盐（NO2）产生出一氧化氮（NO）（Mallick等，1999；Mallick等，2000），而NO会减弱重金属对浮游植物生长的抑制（Li等，2013）。这使得浮游植物生长一方面受到重金属抑制，另一方面由于其产生的NO削弱了重金属对浮游植物的生长。其总体的结果是：排放污染的初始的一段时间浮游植物的生长受到一定的抑制。然而在沿海的重金属呈垂直分布和积累（李凤业等，2011；Yongpeng等，2011）。随着深度的增加，浮游生物藻类重金属含量降低，底栖生物重金属含量变高，这是由于浮游单细胞藻类，底栖藻类和一些自养细菌会被草食性浮游动物和底栖生物（如鲍鱼，贝类腹和某些贝类）吃掉，继而导致底栖动物的重金属富集。由于在沿海区域的重金属沉积会更容易，优先抑制底栖生物的生长，从而破坏浮游生物和底栖生物的平衡。因此，经过一段时间之后，浮游植物还是可能会急剧增加。

浮游植物的增多，其吸收太阳辐照变得更多，从而使得海洋表面的温度继续增加，继而使得水蒸气的含量增多，沿海地区附近的降雨也就增多。但是当水质量越来越恶劣时，将会导致大量的浮游植物死亡。当大量浮游植物特别是富油浮游植物死亡时，会使得水面形成油膜（Xue等，2015）。当水面上附着油膜时，会阻挡海水的蒸发（Mearns等，2014）。有资料显示，当海洋表面温度上升时，会放大最低大气层（lowest atmospheric layer）的季节周期，其结果是使得大气温度上升（Shell等，2003）。这样就会造成一个现象：沿海区域的温度升高，但是降水减少，环境更加干燥。本文通过一些环境公共平台和气候公共平台数据分析讨论了中国工业化发展过程中除了二氧化碳之外的工业污染排放物与浮游植物生物量和气候之间的关系。

1 中国工业化排放的氮(N)和磷(P)对沿海浮游植物的影响

游植物数量多的水域富含氮，磷，硅，营养盐和多种微量元素，只要他们也有足够的氧气，二氧化碳和阳光，就能有效地转换成繁殖。浮游植物是海洋生物的初级生产者。他们在海洋食物链中起着至关重要的作用，可直接作为营养物质进入所有等级的食品链中。伴随着工业的快速发展，巨大的数量的污水排放或干湿沉降（如有毒重金属和有机污染物），可能会大大扰乱海洋食物链的平衡。

海洋化学环境的一个关键因素是营养物质通过河流从陆地到海洋的运输。在许多中国沿海地区，养分的主要来源是入海口水流。2012年中国河流入海通量，氮的总量为 3.69×106t，而磷是3.16×105t。随着工业化的快速发展，中国在20世纪80年代后期，每年的废水COD排放量超过1.0×107t（中国环境监测总站，2013）。

除了河流，大气沉降也是沿海水域的一个重要营养来源（Howarth等，2002），根据报道，每年有大量氮、磷通过大气沉降输入到北印度洋（Srinivas等，2013）。在2012年，中国氮氧化物排放分别为2.34×107t（中国环境监测总站，2013）。近海大气沉降无机氮的通量约1.55 t·km-2·a-1（国家海洋局，2013），远高于在 2007年的欧洲北海（0.91 t·km-2·a-1），在中国快速的工业化的30年来，这些排放导致了在70%中国沿海地区的富营养化（中国环境监测总站，2013）。在2012年，整体中国近岸海域海水中主要污染物是无机氮，活性磷酸盐和石油类有机物。

如果按P、N和COD（化学需氧量）的高低划分4类海水水质，越高污染越厉害，则在2012年只有 94437 km2的近岸海域可描述为第 1类，而108360 km2第2类，24565 km2的是第3类，9655 km2第4类，43995 km2为劣4类，2012年中国近岸海域海水富营养化分布可以通过环境公报中的图1看出其明显区别（中国环境监测总站，2013）。

由于水体富营养化有利于浮游植物的生长，因为，在这些情况下，大多数浮游植物所需的营养素都一应俱全（Cowan等，1996）。近海污染和浮游生物的生长条件可能会影响海水蒸发速度，然后调节局部气候变化。

2 中国的工业化导致沿海海洋生物铁和重金属的含量增加

在许多开放的海洋区（高营养，低叶绿素（HNLC）地区）的浮游植物生物量低，然而众所周知，铁元素却能刺激浮游植物的生长过程，还会快速提高硅藻的生物量和增加大气中的二氧化碳提取。铁元素的酶促作用是刺激浮游植物的生长的主要原因（Lelong等，2013），锰元素及铁元素对海洋硅藻的生长的意义也一直被调查（Ushizaka等，2011）。而一般情况下，重金属Pb等往往会抑制海洋生物的生长，但实际上是铁元素和锰元素的化合物会刺激其生长。作为工业排放物的这样金属化合物，往往在环境中难溶于水，大气沉降被认为是使这些化合物进入海洋比较重要的途径，从 2006年到 2007年，中国东部近海的重金属通过干沉降输入通量分别为：锌 10.92 mg·m-2·a-1；铅 2.299mg·m-2·a-1；铜1.611 mg·m-2·a-1；镉 0.017 mg·m-2·a-1。从大气通过干沉降入海的铜、铅、锌、镉的总量为2376 t，接近从长江流入的13%（秦晓光等，2011）。而通过大气颗粒物干沉降金属输入渤海近岸海域也是相似的，其干式和湿式通量分别为：铅，34.344 μg·m-2·d-1；锌89.273μg·m-2·d-1；铜0.821μg·m-2·d-1；镉 1.577 μg·m-2·d-1；铁 3784.536μg·m-2·d-1；Mn 135.000 μg·m-2·d-1（王赞红等，2011）。因为铁的含量远高于其他任何重金属，因此大气金属干沉降对铁刺激的浮游植物的生长起促进作用。然而，在中国东海沿海各区域，中国工业化后，部分近海海域铜、铅、锌、镉浓度高到足以抑制某些种类的浮游植物生长（王长友等，2008）。尤其由于重金属难以溶解，在沿海的重金属呈垂直分布和积累（李凤业等，2011；Yongpeng等，2011）。随着深度的增加，浮游生物藻类重金属含量降低，底栖生物重金属含量变高，这是由于浮游单细胞藻类，底栖藻类和一些自养细菌会被草食性浮游动物和底栖生物（如鲍鱼，贝类腹和某些贝类）吃掉，继而导致底栖动物的重金属富集。由于在沿海区域的重金属沉积会更容易，优先抑制底栖生物的生长，从而破坏浮游生物和底栖生物的平衡。因此，经过一段时间之后，浮游植物还是可能会急剧增加）。

图1 在2012年中国近岸海域海水富营养化的分布Fig. 1 The distribution of Chinese coastal seawater eutrophication in 2012

此外，随着全球气候变暖，大气中的二氧化碳浓度较高，结合中国二氧化硫排放的年度的数据（2012年后为2.0×107t），它已导致沿海海水pH的下降，这种酸化已经摧毁了许多珊瑚礁。珊瑚礁所涵盖的总面积已经减少了约80%，与1987年工业化之前相比，海岸侵蚀和海水入侵也造成了严重的损害（国家海洋局，2013）。海底环境的这种变化会更容易损害底栖生物，海洋食物链可能会受到随之而来的干扰。因此伴随着二氧化碳这一浮游植物的反应物的增加和底栖生物的损害增加，浮游生物的数量在适当的近海岸预计将会爆发地增长。

3 中国的工业化排放已经刺激了沿海的赤潮和绿潮

随着城市和工业废水和水体富营养化的出现，突然爆发的浮游植物往往诱发赤潮。

由于水体富营养化的情况越来越严重，浒苔爆发（简称为绿潮）发生在中国沿海地区的频率越来越高。早在 2007年黄海就发生了浒苔爆发，从那个时候开始，爆发的规模每年都在增长（国家海洋局，2013）。

虽然浒苔（绿潮）是无毒的，某些种类甚至可以食用，但是浒苔大规模的积累会消耗过多的氧气，从而间接地威胁到其他海洋生物。

表1 自2001年起每年在中国沿海地区的赤潮和绿潮的总面积Table 1 Total areas of red tide and green tide by year in Chinesecoastal areas since 2001

赤潮和绿潮的纪录从 2001年开始，它们的总面积见表1。表1数据表明浮游植物大爆发和恶化全球变暖和沿海富营养化的变化之间的相关性。绿潮和赤潮能导致局部缺氧，扰乱海洋食物链。在2001年至2012年在中国沿海海域绿潮和赤潮总面积的总体趋势是增长的。

由于降雨量增加往往导致盐度下降，从而刺激浮游植物的异常繁殖（Matos等，2011），这也是一个引发赤潮的重要因素。然而，直接假定浮游植物生物量和降雨量之间的相关性的研究却很少。在中国工业化之后的几年中，有人在中国东海和黄海浮游植物生物量的空间分布的变化进行了研究（黄邦钦等，2006）。结果表明，浮游植物生物量与海岸的距离有相关性，随距离增加浮游植物生物量逐渐减小。叶绿素（叶绿素 a）的浓度被广泛地用作浮游植物的一个标记。一般情况下浮游植物的吸收峰位于约400 nm至700 nm（汪小勇等，2011）。遥感利用该吸收峰，可以用来监测海洋浮游植物的浓度变化（Naik等，2013）。通过利用这样的水反射远程传感（RRS）大面积监测浮游生物叶绿素含量。

在 2000─2001年被发现在近海海域中东中国和黄海海域的叶绿素质量浓度平均 0.45～2.28 mg·m-3。东海原甲藻有害藻华在舟山附近的 2002年春季和 2003年的一项调查也报道（周伟华等，2006），其表面水层的叶绿素 a质量浓度平均为0.70～2.60 mg·m-3，而赤潮水层的叶绿素a质量浓度可达到18.45 mg·m-3。在低盐度的河口，营养丰富的位置，浮游植物种群往往特别高。与 1987年快速工业化前的调查相比，沿海地区近海浮游生物生物量（除了18.6%劣于第4类的沿海地区，显示于图 1）均已经变大了，物种的数量上升了（国家海洋局，2013）。因此，工业化排放是导致浮游植物的生长以及赤潮现象的明显上升的主要因素。

4 浮游植物增加海水蒸发速度

由于浮游植物可以吸收来自太阳光的可见光，他们往往浮在海水的表面加热（这样就会增加海洋表面温度），这会导致（海水）蒸发的速度加快。我们实验室的实验已经证明了这一现象。在28 ℃，相对湿度69%，5组平行开口烧杯充满了从海水中获得的威海沿海绿潮浒苔（含有叶绿素(3.0±0.2) mg）100.00 g，以及100.00 g取自绿潮外部的对照海水（含有叶绿素a (0.000100±0.0003) mg），在荧光灯下以200 W·m-2照度照射24 h，然后对每个烧杯中水的蒸发量进行比较以确定相对的蒸发速率。3个星期以后，浒苔衰减到漂浮在水面上的油的层，将蒸馏水加入到烧杯中，以恢复质量100.00 g，然后实验重复。

赤潮水取自深圳近岸海域海水（含叶绿素(0.00150±0.002) mg）和对照海水（含叶绿素(0.000100±0.0003) mg）进行了使用相同的蒸发实验。测量的相对蒸发速率如图2所示。

图2 赤、绿潮对海水的蒸发率的影响Fig. 2 Effects of red/green tide on evaporation rates of seawater

从这些结果中我们可以得出结论，当浮游植物是活的时候，它可以显著地促进海水蒸发，但它衰变后往往会抑制海水蒸发。活的浮游植物中的叶绿素吸收阳光进行光合作用，防止阳光穿透海洋表面，从而提高了地表水的温度，因此加快了水的蒸发速率。然而，当浮游植物衰变后，例如沿海缺氧，细胞磷脂双层结构的细胞壁的分解变化往往变成单层分子层，这样像油分子一层那样减少了可用于蒸发水的有效面积，这会导致水的蒸发速率减慢和导致局部水蒸汽压力减小。

在中国沿海城市由于海水蒸发率与降水量是有联系的，因此降水可能与浮游植物的生长周期密切相关。

5 中国工业化排放对温度和降水的影响

由于全球变暖的原因，降水可能会增加。但是，随着世界变暖，我们将很难准确地预测会有多少降水，由于温室气体增加的温室变暖引起的降水变化的机理不同于自然辐射增强诱导的降水（Liu等，2013；Wen等，2007）。然而，在没有人类活动变化的情况下，以前检测全球范围降水时，在不同地区降水变化相互抵消，从而减少了全球平均降水强度。一些模型（Zhang等，2007；Barnett等，2005)表明，人类活动应该已经引起了不小降水的变化，全球平均降水量和纬度降水再分配，在高纬度地区降水增加，而在亚热带的纬度地区降水减少。

虽然人类活动的作用十分显着，可以观察到在北半球中纬度地区的降水量增加，在北半球亚热带和热带干燥，南半球亚热带和深热带比较滋润，在20世纪的降水趋势和人类活动影响的检测报告中（Zhang等，2007；Lambert等，2004），受人为影响的降水机制需要进一步研究。

中国在快速工业化时期前后的年平均降水量和温度绘于图3。

图3显示了自1961年以来，中国平均气温显着上升趋势，但平均降水量没有明显的变化。然而，如果数据被分成2个时期（1961年至1986年和1987年至2012年），则可比较26年之前和之后工业化迅速发展的平均值。在中国工业化之前，年平均气温和降水量分别为(8.52±0.24) ℃、(608±29) mm；工业化以后，在中国的年平均气温和降水量分别为(9.37±0.39) ℃和(618±33) mm。通过在P为0.05的配对样本t检验，年平均气温在中国工业化后显着增加了，而在中国工业化后，年平均降水量没有明显差异。但是，降水分布可能不同。可以看出，降雨多集中在某些季节和某些地区，可能导致洪涝灾害。人为产生的温室气体在大气中的浓度上升可能已经影响降雨强度，并增加了洪水造成重大损害的风险（Richard等，2011）。它的机制可能也与浮游植物的生长周期有关。当浮游植物是在其正常的生长阶段（季节），沿海海水蒸发和降水的相对速率将增加。而浮游植物爆发后期，海洋生物开始死亡了，浮游植物和其他死去的海洋生物分解导致，分解的油类阻碍海水蒸发，则导致沿海降水减少，气温将上升。由于沿海环境的污染会影响浮游植物的生长，因此在不同污染程度的沿海地区的气候也会不同。在污染少的沿海地区（如海南海岸），通常浮游植物生长密度相对较低，而在工业污染沿海地区浮游植物（如深圳、威海、第2类和第3类海水周围的海岸）受到这些水域中高浓度的营养物质影响情况下，具有相对高的密度生长，那同洁净地区一样将提高污染地区周围的海水蒸发和降水的相对速率。然而，在最极度污染的沿海地区（如典型的浙江成本劣4类海水）浮游植物实际上是被石油和其他化学品工业污染杀死了,浮游生物生物量与水质密切相关（李娣等，2014）。在这种地方，相对于洁净区，海水蒸发，相对湿度和沿海降水会下降，并导致沿海地区温度上升。

图3 中国快速工业化时期前后的年平均气温和降水量Fig.3 Annual average temperature and precipitation in China before and after rapid industrialization

在海南省的沿海地区，是代表第1类海水区。周边城市的温度和降水是作为一个标准与空气污染较为严重的地区进行比较，而广东省深圳市和山东省威海市沿海附近地区，是第3类海水，是赤潮和绿潮的代表。2012年深圳该区域附近测量的浮游植物的生物量为9.69×106 cells·m-3，并且随着时间呈现上升趋势（国家海洋局，2013）。周边城市的温度和降水预计将受到很大的影响。大量的浮游植物的叶绿素会吸收更多的太阳能，造成更高的负荷，增加海水的蒸发率，提高了周边城市的湿度。这样的结果是，降水的数量和强度将增加。而气温将只受到轻微的变化，因为云的反射与降水调节了气温。而浙江省杭州湾沿海区域，并显示为水质劣于第四类，它的石油类污染水平比较高。浮游植物生物量（2012年测量为1.18×106 cells·m-3）在正在趋向于减少（中国环境监测总站，2013），随着时间的推移，海洋生物一般都有不健康的状态。多数海洋生物的死亡和分解引起的有机物质的膜，覆盖在这里的海水上。高含量的化学色素颗粒吸收更多的太阳能，而高含量的油与有机污染物造成一个较低的海水蒸发速率。总的结果是，其附近城市的相对湿度（如上海）降低。

典型沿海3城市（上海、广州、海口）近年的降雨数据（中国气象共享服务系统）见图 4。由图4可见，在上海（靠近浙江沿海），相对湿度下降，与此相反，近年来广州（深圳海岸附近的）的相对湿度增加了。

图4 3个典型的沿海城市相对湿度的比较Fig.4 The comparison of relative humidity of three typical coastal cities

如果赤潮和绿潮后期引起大多数海洋生物死亡以及其本身藻类的死亡，并分解为有机物后，海水蒸发速度预计将下降，并在此期间温度升高。这种海水蒸发率的变化，会影响附近沿海城市的相对湿度。此外，高污染区由于海水蒸发速率低和太阳能吸收率高，平均温度将会增加。这些气候模式在上海地区得到了证实，在2013年7月，有10多天的高温（～40 ℃），上海平均温度为31.9 ℃，平均降水量为103 mm，而广州平均温度为27.4 ℃，平均降水量为318 mm；深圳经历了一种不同寻常的多雨的气候（中国气象共享服务系统）。与2012年7月的天气相比，上海 2013年 7月的平均温度（29.7 ℃）上升了近2 ℃，而从2012年至2013年，广州的平均月降水量与2012年相比增加了1倍以上（中国天气网）。根据上面的分析，在沿海海水的工业污染和其对浮游植物的影响可能会强烈地影响着周围的气候。如果温度继续上升，在上海这样一个人口密度高的大城市，未来它很可能导致一个重大的自然灾害。而如果沿海继续污染增加，像天津、深圳附近海域如果进入劣四类水域浮游生物下降，海面覆盖有机油类，则总体的降雨将下降而进入上海相似的高温模式。

6 结论

中国的工业化导致沿海地区的海洋食物链发生变化。富营养化增加了浮游植物的生物量，提高了温度，增加海水蒸发的速率，从而有助于邻近城市的湿度上升，继而导致降水强度和降水量的增加。然而，随着污染的继续增加，尤其产生的油类污染，按照拉乌尔定律，又会减少水蒸汽的分压继而减少水蒸发速度。因此，工业排放可能有两个相互竞争的结果：一种是促进浮游植物的生长，然后导致更高的海水蒸发率和降水量；另一种是有机油类减少水的蒸汽压，然后减少海水蒸发率和降水量（其实有机油类，不完全燃烧物等灰霾粒子的干沉降将明显地覆盖整个地面，导致地面的整体水蒸发速度下降）。

由于全球性工业化进程导致全球气候变暖，近来在高纬度地区的降水量可能增加，而低纬度而降低（Liu等，2013），因此低纬度的沿海地区随着污染的进一步上升部分沿海地区水质变为劣4类污水后（例如上海周边），其地区温度将上升，降水减少。

ALLAN R P. 2011. Climate change: Human influence on rainfall[J]. Nature, 470(7334): 344-345.

BARNETT T P, PIERCE D W, ACHUTARAO K M, et al. 2005. Penetration of human-induced warming into the world's oceans[J]. Science, 309(5732): 284-287.

BOYD P W, JICKELLS T, LAW C S, et al. 2007. Mesoscale iron enrichment experiments 1993─ 2005: Synthesis and future directions[J]. Science, 315(5812): 612-617.

COWAN J L W, PENNOCK J R, BOYNTON W R. 1996. Seasonal and interannual patterns of sediment water nutrient and oxygen fluxes in Mobile Bay, Alabama (US A): Regulating factors and ecological significance[J]. Marine Ecology Progress Series, 141(1/3): 229-245.

GAN J P, LU Z M, CHEUNG A S, et al. 2014. Assessing ecosystem response to phosphorusand nitrogen limitation in the Pearl River plume using the Regional Ocean Modeling System (ROMS)[J]. Journal of Geophysical Research-Oceans, 119(12): 8858-8877.

GAO K S, XU J T, GAO G, et al. 2012. Rising CO2and increased light exposure synergistically reduce marine primary productivity[J]. Natural Climate Change 2(7): 519-523.

HE H, KANG Y H, LIU Z W. 2015. Nitrogen inputs enhance phytoplankton growth during sediment resuspension events: a mesocosm study[J]. Hydrobiologia, 744(1): 297-305.

HEIN M, SANDJENSEN K. 1997. CO2increases oceanic primary production[J]. Nature, 388(6642): 526-527.

HOWARTH R W, SHARPLEY A, WALKER D. 2002. Sources of nutrient pollution to coastal waters in the United States: Implications for achieving coastal waters quality goals[J]. Estuaries, 25(4B): 656-676.

LAMBERT F H, STOTT P A, ALLEN M R, et al. 2004. Detection and attribution of changes in 20th century land precipitation[J]. Geophysical Research Letters, 31(10): L10203.

LAVINIA P, MARCELLO V, SIMONA M. 2012. Global response to solar radiation absorbed by phytoplankton ina coupled climate model[J]. Climate Dynamics, 39(7/8):1951-1968.

LELONG A , BUCCIARELLI E , HEGARET H , et al. 2013. Iron and copper limitations differently affect growth rates and photosynthetic and physiological parameters of the marine diatom Pseudo-nitzschia delicatissima[J]. Limnology and Oceanogaphy. 58(2): 613-623.

LENGAIGNE M, MENKES C, AUMONT O, et al. 2007. Influence of the oceanic biology on the tropical Pacificclimate in a coupled general circulation model[J]. Climate Dynamics, 28(5):503-516.

LI P F, LIU C Y, LIU H H, et al. 2013. Protective function of nitric oxide on marine phytoplankton under abiotic stresses[J]. Nitric Oxide, 33: 88-96.

LIU J, WANG B, CANE M A, et al. 2013. Divergent global precipitation changes induced by natural versus anthropogenic forcing[J]. Nature, 493(7434): 656-659.

MALLICK N, MOHN F H, SOEDER C J. 2000. Evidence supporting nitrite-dependent NO release by the greenmicroalga Scenedesmus obliquus[J]. Journal of Plant Physiology, 157(1): 40-46.

MALLICK N, RAI L C, MOHN F H, et al. 1999. Studies on nitric oxide(NO) formation by green alga scenedesmus Obliquus and the diazotrophic cyanobacterium Anabaena doliolum[J].Chemosphere, 39(10): 1601-1610.

MANIZZA M, LE QUERE C, WATSON A J, et al. 2008. Ocean biogeochemical response to phytoplankton-lightfeedback in a global model[J]. Journal of Geophysical Research-Oceans, 113(c10): C10010. MATOS J B , SODRE D K L, DA COSTA K G , et al. 2011. Spatial and temporal variation in the composition and biomass of phytoplankton in an Amazonian estuary[J]. Journal of Coastal Research, 64(2): 1525-1529.

MEARNS A J, REISH D J, OSHIDE P S, et al. 2014. Effects of pollution on marine organisms[J]. Water Environment Research, 86(10): 1869-1954.

NAIK P, D'SA, E J, GOMES H D, et al. 2013. Light absorption properties of southeastern Bering Sea waters: Analysis, parameterization and implications for remote sensing[J]. Remote Sensing of Environment, 134: 120-134.

OHLMANN J C, SIEGEL D A, GAUTIER C. 1996. Ocean mixed layer radiant heating and solar penetration: A global analysis[J]. Journal of Climate, 9(10): 2265-2280.

OHLMANN J C, SIEGEL D A, MOBLEY C D. 2000. Ocean radiant heating. Part I: Optical influences[J]. Journal of Physical Oceanography, 30(8): 1833-1848.

PELLAND N A, STERLING J T, LEA M A, et al. 2014. Fortuitous Encounters between Seagliders and Adult Female Northern Fur Seals (Callorhinus ursinus) off the Washington (USA) Coast: Upper Ocean Variabilityand Links to Top Predator Behavior[J]. Plos One, 9(8): e101268.

POSTE A E, MUIR D C G, GUILDFORD S J, et al. 2015. Bioaccumulation and biomagnification of mercury in African lakes: The importance of trophic status[J]. Science of The Total Environment, 506: 126-136.

ROPELEWSKI C F, HALPERT M S. 1996. Quantifying Southern Oscillation-precipitation relationships[J]. Journal of Climate, 9(5): 1043-1059.

RZYMSKI P, PONIEDZIALEK B, NIEDZIELSKI P, et al. 2014. Cadmium and lead toxicity and bioaccumulation in Microcystis aeruginosa[J]. Frontiers of Environmental Science & Engineering, 8(3): 427-432

SATHYENDRANATH S, GOUVEIA A D, SHETYE S R, et al. 1991. Biological-control of surface-temperature in theArabian sea[J]. Nature, 349(6304): 54-56.

SCHIPPERS P, LÜRLING M, SCHEFFER M. 2004. Increase of atmospheric CO2 promotes phytoplankton productivity[J]. Ecology Letters, 7(6): 446-451.

SHELL K M, FROUIN R. 2003. Atmospheric response to solar radiation absorbed by phytoplankton[J]. Journal of Geophysical Research-Atmospheres, 108(D15): 4445.

SHI D, XU Y, HOPKINSON B M, MOREl F M. 2010. Effect of ocean acidification on iron availability to marine phytoplankton[J]. Science, 327(5966): 676-679.

SRINIVAS, B, SARIN, M M. 2013. Atmospheric deposition of N, P and Fe to the Northern Indian Ocean: Implications to C- and N-fixation[J]. Science of The Total Environment, 456:104-114.

TONG Y P, SUN H B, LUO Q, et al. 2011. Study of Lead Level During Pregnancy by Application of Synchrotron Radiation Micro XRF[J]. Biological Trace Element Research, 142(3): 380-387.

USHIZAKA S, KUMA K, SUZUKI K. 2011. Effects of Mn and Fe on growth of a coastal marine diatom Talassiosira weissflogii in the presence of precipitated Fe(III) hydroxide and EDTA-Fe(III) complex[J]. Fisheries Science, 77(3): 411-424 .

WENTZ F, RICCIARDULLI L, HILBURN K, et al. 2007. How much more rain will global warming bring? [J]. Science, 317(5835): 233-235.

XU Y, CHENG C C, ZHANG Y, et al. 2014. Identification of algal blooms based on supportvector machine classification in Haizhou Bay, East China Sea[J]. Environmental Earth Sciences, 71(1): 475-482.

XUE J, NIU Y F, HUANG T, et al. 2015. Genetic improvement of the microalga Phaeodactylum tricornutum for boosting neutral lipid accumulation[J]. Metabolic Engineering, 27: 1-9.

ZHANG X B, ZWIERS F W, HEGER G C, et al. 2007. Detection of human influence on twentieth-century precipitation trends[J]. Nature, 448(7152): 461-465.

国家海洋局. 2013. 中国海洋环境公报: http://www.coi.gov.cn/gongbao

黄邦钦, 刘媛, 陈纪新, 等. 2006. 东海、黄海浮游植物生物量的粒级结构及时空分布[J]. 海洋学报, 28(2): 156-164.

李娣, 李旭文, 牛志春, 等. 2014. 太湖浮游植物群落结构及其与水质指标间的关系[J]. 生态环境学报, 23(11): 1814-1820.

李凤业, 李学刚, 齐君, 等. 2011. 近百年来胶州湾沉积物中重金属元素的累积过程及其环境意义[J]. 海洋学研究, 29(2): 35-45.

秦晓光, 程祥圣, 刘富平. 2011. 东海海洋大气颗粒物中重金属的来源及入海通量[J]. 环境科学, 32(8): 2193-2195.

汪小勇, 李铜基, 周虹丽, 等. 2011. 中国近海典型海区表观光学特性分析与研究[J]. 光学技术, 37: 574-581.

王赞红, 王保民, 崔鹏飞, 等. 2011. 渤海近海大气颗粒物金属元素的入海通量[J]. 海洋环境科学, 30: 86-89.

王长友, 王修林, 孙百晔, 等. 2008. Cu、Pb、Zn和Cd对东海原甲藻的生态毒性效应[J]. 中国环境科学, 28: 264-268.

姚波, 席北斗, 胡春明, 等. 2010. 铁限制对浮游植物生长和群落组成的影响研究综述[J]. 生态环境学报, 19(2): 459-465.

中国环境监测总站. 2013. 中国环境状况公报: http://www.cnemc.cn/publish/totalWebSite/0492/196/newList_1.html.

中国气象共享服务系统: http://www.cma.gov.cn/2011qxfw/2011qsjgx/.

中国天气网: http://www.weather.com.cn/.

周伟华, 殷克东, 朱德, 等. 2006. 舟山海域春季浮游植物生物量及东海原甲藻[J]. 中国应用生态学报, 17: 887-893.

The Influence of Industrialization Emissions on Coastal Climate

TONG Yongpeng, ZHU Zhipeng, WU Zhengxin
Shenzhen University, Shenzhen 518060, China

As a result of global warming, precipitation is likely to increase at high latitudes. However, the mechanisms by which human activity influences global climate change are far from completely understood. Industrialization has had an undeniable impact on the global ecosystem, of particular significance to the issue of global warming, the flow of industrial by-products into the ocean can upset the marine ecological balance, which in turn can have a significant affect on climate. We try to analyze the relationship between industrial pollution, phytoplankton biomass and climate signature by Chinese industrialization progresses. It can be concluded that Chinese industrialization has led to changes in the marine food chain of coastal areas. The resulting increase in the biomass of phytoplankton causes an increase in the seawater evaporation rate which then contributes to a rise in the humidity in surrounding cities, which in turn can lead to increased intensity and volume of precipitation. However, it is well known that all pollutants in water will decrease the water vapour pressure according to Raoult's law. So industrial emissions may have two competing effects: one is to promote the growth of phytoplankton and then causing higher seawater evaporation rates and precipitation; another is to decrease water vapour pressure which then reduces the seawater evaporation rate and precipitation. In China, precipitation is becoming more concentrated in some seasons and some areas with higher biomass of phytoplankton. The temperature in seriously polluted costal cities (with below-fourth-class seawater) with less biomass of phytoplankton will increase quickly and the surrounding humidity and precipitation will decrease as industrialization progresses. Regional climate change also increases the frequency of typhoon formation in the recent years. The total influence on climate of industrialization progresses in china is that annual average temperature after industrialization is significantly increased, whereas, annual average precipitation is no significantly difference. The influence of Chinese industrialization on climate patterns should be taken into account in the study of global climate change.

industrial emissions; phytoplankton; climatic characteristics

10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.02.026

X826

A

1674-5906（2015）02-0352-07

童永彭，朱志鹏，吴正新. 工业化排放物对中国沿海气候的影响[J]. 生态环境学报, 2015, 24(2): 352-358.

TONG Yongpeng, ZHU Zhipeng, WU Zhengxin. The Influence of Industrialization Emissions on Coastal Climate [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(2): 352-358.

国家自然科学基金项目（11375117）；国家实验室“上海同步光源”（SSRF）开放课题（10sr0334）

童永彭（1963年生），男，教授，博士，从事核技术在环境中的应用。E-mail：yongpeng@szu.edu.cn

2014-08-27