کربن رسوبی در فلات قاره: قابلیت‌های در حال ظهور و اولویت‌های تحقیقاتی برای کربن آبی

رسوبات فلات قاره مقادیر زیادی کربن آلی را ذخیره می کنند. حفاظت از این کربن در برابر انتشار مجدد به سیستم دریایی و مدیریت محیط دریایی برای به حداکثر رساندن میزان انباشت آن می تواند هر دو نقشی در کاهش تغییرات آب و هوایی ایفا کند. به این دلایل، در زمینه مفهوم “کربن آبی” در حال گسترش، علاقه تحقیقاتی به کمیت و آسیب پذیری کربن ذخیره شده در فلات قاره، شیب و رسوبات اعماق اقیانوس در حال افزایش است. در این سیستم‌ها، ذخیره‌سازی کربن از نظر فیزیکی از منابع کربن دور است، بین منبع و سینک تغییر می‌کند و توسط فعالیت‌های انسانی مختل می‌شود. روش‌های روش‌شناختی مورد نیاز برای به دست آوردن شواهدی برای ارزیابی مدیریت پذیری و آسیب‌پذیری کربن رسوبات قفسه دریا در چارچوب کربن آبی در حال تکامل، نمی‌توانند مستقیماً از آن‌هایی که در زیستگاه‌های کربن آبی «سنتی» پوشش گیاهی ساحلی استفاده می‌شوند، منتقل شوند. ما جعبه ابزاری از روش‌هایی را ارائه می‌کنیم که می‌تواند در رسوبات دریایی به کار رود تا شواهد مورد نیاز برای تعیین مکان و زمان کربن دریایی در رسوبات دریایی را با تمرکز بر رسوبات فلات قاره به کاهش آب و هوا کمک کند. این روش ها در زمینه چرخه کربن دریایی و نحوه ارائه شواهد در مورد زیر مورد بحث قرار می گیرند: (i) ذخیره: چقدر کربن وجود دارد و چگونه توزیع می شود؟ (ب) تجمع: کربن با چه سرعتی اضافه یا حذف می شود؟ و (iii) فشارهای انسانی: آیا ذخایر کربن و/یا انباشتگی نسبت به فعالیت های انسانی قابل مدیریت آسیب پذیر است؟ جعبه ابزار ما نقطه شروعی را برای اطلاع از انتخاب تکنیک ها برای مطالعات آینده در کنار در نظر گرفتن سؤالات تحقیقاتی خاص و منابع موجود فراهم می کند. در صورت امکان، یک رویکرد گام به گام برای تجزیه و تحلیل باید اعمال شود که در آن پارامترهای اولیه تجزیه و تحلیل می شوند تا مشخص شود که کدام نمونه، در صورت وجود، اطلاعات مورد علاقه را از تجزیه و تحلیل های منابع فشرده تر ارائه می دهد. همانطور که مطالعات به طور فزاینده ای به شکاف های دانش در مورد ذخایر کربن فلات قاره و انباشت – از طریق نمونه برداری و مدل سازی – می پردازند، مدیریت این کربن با توجه به فشارهای انسانی به سوال کلیدی برای درک اینکه کجا در چارچوب کربن آبی و در اقلیم قرار می گیرد تبدیل خواهد شد. گفتمان کاهش

معرفی

رسوبات فلات قاره مقادیر زیادی کربن آلی را ذخیره می کنند (به عنوان مثال، 21-73 Tmol C در 10 سانتی متر بالای رسوبات قفسه شمال غربی اروپا؛ Legge و همکاران، 2020 ؛ شکل 1 ). این کربن هم آلوکتون است که از اکوسیستم‌های زمینی ( Santos et al., 2021 ) منشأ می‌گیرد و هم خودتخت، که از بهره‌وری اولیه دریایی به دست می‌آید. کربن آلی (C org ) قبل از رسیدن به بستر دریا در ستون آب منتقل و تبدیل می‌شود، جایی که بیشتر اصلاح یا دفن می‌شود ( نجار و همکاران، 2018 ؛ لاروو و همکاران، 2020 ؛ لویزتی و همکاران، 2020 ). حفاظت از این کربن رسوبی دریایی از انتشار مجدد به سیستم دریایی و مدیریت محیط دریایی برای به حداکثر رساندن تجمع و جداسازی آن به کاهش تغییرات آب و هوایی کمک می کند.

شکل 1 برآورد ذخایر کربن آلی دریایی برای قفسه شمال غربی اروپا (NWES)، از Legge و همکاران، 2020 ، در کنار نمایش شماتیک نمونه‌برداری کربن در فلات قاره که برخی از چالش‌ها را در مقایسه با اکوسیستم‌های کربن آبی ساحلی برجسته می‌کند. حجم سیلندر متناسب با نقطه میانی تخمین‌های ذخیره کربن آلی ساحلی و قفسه‌ای است و محدوده برآورد کامل نیز ارائه شده است. استوک کفی برای رسوب 10 سانتی متری بالایی است. OC: کربن آلی

کربن آبی به موضوعی پرمخاطب در بحث‌های حفاظت و سیاست تبدیل شده است، و نیاز به یک پایه شواهد علمی قوی در مورد ذخایر و نرخ انباشت کربن دریایی را تحریک می‌کند (به عنوان مثال، Lovelock and Duarte، 2019 ؛ Macreadie و همکاران، 2019 ؛ Christianson et al . al.، 2022 ). به عنوان یک حوزه تحقیقاتی در حال ظهور، کربن آبی بین مطالعات متفاوت تعریف شده است، و بحث در مورد اینکه کدام عناصر کربن دریایی می تواند و باید در مفهوم کربن آبی در زمینه های مختلف گنجانده شود، وجود دارد (به عنوان مثال، Krause-Jensen et al., 2018) . ). لاولاک و دوارت (2019) معیارهایی را برای تعیین اینکه آیا کربن موجود در یک اکوسیستم دریایی باید به عنوان کربن آبی از منظر کاهش آب و هوا در نظر گرفته شود، تعیین کردند: حذف گازهای گلخانه ای در مقیاس قابل توجه، فراهم کردن ذخیره طولانی مدت برای دی اکسید کربن ثابت (CO2) . سیستم تحت تأثیر منفی فعالیت‌های انسانی و توانایی مدیریت سیستم برای حفظ یا ارتقای خدمات کربن بدون آسیب‌های اجتماعی یا زیست‌محیطی. گفته می‌شود سیستم‌هایی که این شرایط را برآورده می‌کنند، اگر بتوانند در سیاست‌های کاهش موجود گنجانده شوند، «قابل عمل» هستند. در اینجا، ما کربن آبی را به عنوان کربن آلی ذخیره شده در اکوسیستم های دریایی در نظر می گیریم که به کاهش تغییرات آب و هوایی به روشی قابل مدیریت کمک می کند.

اکوسیستم‌های کربن آبی سنتی که در حال حاضر می‌توانند در مکانیسم‌های رسمی حسابداری کربن گنجانده شوند ( IPCC، 2008 ؛ IPCC، 2013 ) جنگل‌های حرا، علف‌های دریایی و شوره‌زار هستند (به عنوان مثال، Luisetti et al., 2019 ; Luisetti et al., 2020 )، اما تحقیقات به طور فزاینده ای سیستم های اضافی را وارد گفتمان کربن آبی می کند و تشخیص می دهد که این زیستگاه ها (و کربن آنها) از چرخه کربن دریایی در بقیه اقیانوس ها جدا نیستند ( سانتوس و همکاران، 2021 ). برای مثال، جلبک‌های کلان به‌عنوان یک ذخیره‌کننده کربن زیست توده قابل توجه شناخته می‌شوند، اما از آنجایی که کربن در طولانی مدت در خود زیستگاه ذخیره نمی‌شود، گنجاندن آن در چارچوب‌های تأمین مالی کربن آبی دشوار است ( Krause-Jensen and Duarte, 2016 ؛ Krause-Jensen et al. .، 2018 ؛ دالیور و کانر، 2022 ؛ دوارت و همکاران، 2022 ). چندین مطالعه اخیر و تحقیقات در حال انجام با هدف بهبود شناخت خدمات اکوسیستم ذخیره‌سازی کربن که جلبک‌های کلان با نشان دادن نقش آنها به عنوان زیستگاه اهداکننده کربن برای رسوبات، مانند مواردی که در اینجا در نظر گرفته شده‌اند، ارائه می‌کنند (به عنوان مثال، Trevathan-Tackett و همکاران، 2015 ; پسارودونا و همکاران، 2018 ; Wernberg و Filbee-Dexter، 2018 ; کوکوبو و همکاران، 2019 ؛ اورتگا و همکاران، 2019 ؛ Queirós و همکاران، 2019 ؛ Filbee-Dexter و همکاران، 2020 ).

به طور مشابه، علاقه تحقیقاتی به کمیت و آسیب پذیری کربن ذخیره شده در فلات قاره، شیب و رسوبات اعماق اقیانوس در حال افزایش است (به عنوان مثال، Avelar و همکاران، 2017 ؛ Atwood و همکاران، 2020 ؛ Legge و همکاران، 2020 ؛ Smeaton، همکاران، 2021a ؛ سالا و همکاران، 2021 ). در این سیستم‌ها، کربن نسبت به زیستگاه‌های کربن آبی ساحلی کمتر مستقیماً با بهره‌وری اولیه همراه است. رویکردهای روش‌شناختی مورد نیاز برای به دست آوردن شواهد برای ارزیابی مدیریت پذیری و آسیب‌پذیری کربن رسوبات قفسه‌ای در یک چارچوب کربن آبی در حال تکامل را نمی‌توان مستقیماً از روش‌هایی که در زیستگاه‌های کربن آبی سنتی استفاده می‌شود منتقل کرد: مسائل مختلفی باید در نظر گرفته شود، یک رویکرد چند ابزاری اتخاذ شود. و تکنیک های جدید و نوظهور استفاده می شود.

در اینجا، نحوه به دست آوردن شواهد مورد نیاز برای تعیین مکان و زمان کربن دریایی در رسوبات فراساحلی می‌تواند به کاهش آب و هوا کمک کند، با تمرکز بر رسوبات فلات قاره توضیح دادیم. سؤالات کلیدی که در این زمینه باید به آنها پرداخته شود عبارتند از: (1) انبار: چه مقدار کربن وجود دارد و چگونه توزیع می شود؟ (ب) تجمع: کربن با چه سرعتی اضافه یا حذف می شود؟ و (iii) فشارهای انسانی: آیا ذخایر کربن و/یا انباشتگی نسبت به فعالیت های انسانی قابل مدیریت آسیب پذیر است؟ این سؤالات متمرکز بر کربن آبی مستقیماً به سؤالات چرخه کربن دریایی در مورد منشأ کربن و واکنش پذیری کربن پیوند دارند. این تحقیق مبنایی را برای تعیین اینکه آیا کربن موجود در رسوبات قفسه می تواند بدون آسیب اجتماعی یا زیست محیطی در چارچوب های موجود کاهش آب و هوا و ابزارهای سیاست گنجانده شود و بنابراین کربن آبی قابل عمل در نظر گرفته شود را فراهم می کند.

دانشمندان علوم دریایی طیف وسیعی از ابزارهای اندازه گیری و تجزیه و تحلیل را برای ارائه پاسخ به این سؤالات در دسترس دارند، از آنالیزهای معمول، سریع و کم هزینه تا تکنیک های بسیار تخصصی که هنوز در حال توسعه هستند. ما اینها را به نوبه خود به عنوان آنها به سؤالات علمی اساسی مورد بحث قرار می دهیم. آنها با هم جعبه ابزار کربن رسوبات دریایی را تشکیل می دهند که می توان از آن روش های نمونه برداری و تحلیلی مناسب برای مطالعات انتخاب کرد که شکاف های شواهد شناسایی شده را پر می کند و امکان ارزیابی بهبود یافته نقش بستر دریا در تنظیم تغییرات آب و هوا را فراهم می کند.

ذخایر کربن

کمی کردن سهام

مقدار کربن آلی که به دور از ارتباط با جو قفل شده است، یا – در مورد رسوبات، ستون آب اقیانوس – پارامتر اساسی تعیین می کند که آیا و کجا رسوبات دریای قفسه معیار کربن آبی “ذخیره کربن قابل توجه” را برآورده می کند. توزیع ذخایر کربن باید شناخته شود تا اهمیت، آسیب پذیری و مدیریت پذیری آنها در نظر گرفته شود.

کتابچه راهنمای Blue Carbon Initiative 1 که به منظور ارائه راهنمایی استاندارد به مدیران برای ارزیابی ذخایر کربن و عوامل انتشار ( هوارد و همکاران، 2014 ) طراحی شده است، سه عنصر مورد نیاز برای تعیین کمیت ذخایر را برشمرده است: (i) (کل) ضخامت خاک آلی (کل) عمق به بستر سخت زیرین، (2) چگالی ظاهری خشک، (iii) محتوای کربن آلی (%C org ). در زمینه رسوبات فلات قاره، چگالی ظاهری خشک و محتوای کربن آلی حیاتی باقی می‌ماند، در حالی که عمق کل خاک (رسوب) بعید است تعیین شود و علاوه بر این، فوراً در زمینه کاهش آب و هوا مرتبط نیست. عمق علاقه آن چیزی است که احتمالاً توسط فعالیت های انسانی مختل می شود و بنابراین حاوی ذخایر کربن “آسیب پذیر” است. در اکوسیستم‌های کربن آبی سنتی، انتظار می‌رود ضخامت خاک آلی از 10 سانتی‌متر تا بیش از 3 متر متغیر باشد ( هوارد و همکاران، 2014 )، و دستورالعمل‌های IPCC استفاده از 1 متر را به عنوان عمق استاندارد برای گزارش ذخایر در غیاب توصیه می‌کنند. اطلاعات در مورد عمق کل خاک ( IPCC، 2008 ; IPCC، 2013 ). در رسوبات دریایی، عمق آسیب‌پذیری مربوطه تحت‌تاثیر محیط طبیعی (به عنوان مثال، عمق آب، نوع رسوب، جانوران) و تأثیر اختلالات احتمالی (ترال تراول، استخراج معادن در اعماق دریا، لایروبی و دفع، و غیره خواهد بود. فشارهای انسانی ). بسیاری از مجموعه داده‌های موجود، اگرچه نه همه آنها، محدود به رسوبات نزدیک به سطح هستند (مثلاً 10 سانتی‌متر بالا؛ Diesing و همکاران، 2017 ؛ ویلسون و همکاران، 2018 ؛ اسمیتون و همکاران، 2021a ) به دلیل روش‌های نمونه‌برداری استاندارد در برنامه های نظارتی معمول عدم قطعیت قابل توجه (و غیرقابل اندازه گیری) در ذخایر تخمین زده شده در جایی معرفی می شود که داده ها فراتر از عمق اندازه گیری آن ها برون یابی می شوند (به عنوان مثال، تا 1 متر، اتوود و همکاران، 2020 ) زیرا انتظار نمی رود که محتوای C org بین سطح نزدیک و عمیق تر ثابت بماند. رسوبات به طور کلی، انتظار می رود که C org با عمق به دلیل کانی سازی/دیاژنز کاهش یابد (به عنوان مثال، Burdige، 2007 ؛ Arndt و همکاران، 2013 ؛ LaRowe و همکاران، 2020 ) به طوری که ذخایر کربن نزدیک به سطح را به عنوان مثال، عمق 1 متر برون یابی کنیم. می‌تواند باعث تخمین بیش از حد ذخایر شود و مواد آلی مدفون در اعماق ممکن است حساسیت کمتری داشته باشد و کمتر احتمال دارد که دوباره معدنی شود تا CO2 آزاد شود. 2 در صورت اختلال (به مشخص کردن واکنش پذیری سهام مراجعه کنید )

تعیین چگالی ظاهری خشک و محتوای کربن آلی در رسوبات دریایی، آنالیزهای استانداردی است که به طور معمول توسط زمین شناسان، ژئوشیمیدانان و بیوژئوشیمیدانان انجام می شود. جرم مخصوص ظاهری خشک، نسبت جرم یک نمونه رسوب خشک شده به حجم اولیه آن است. تخلخل، نسبت حجم حفره ها (بین دانه های رسوب) به کل (تر) حجم مخلوط رسوب، بیشتر در رسوبات دریایی گزارش می شود. تخلخل عموماً با تفاوت جرمی رسوبات مرطوب و خشک محاسبه می شود، با فرض چگالی سیال منفذی (بر اساس شوری) و دانه های رسوب (معمولاً 2650 کیلوگرم سانتی متر -3 برای کوارتز/فلدسپات) (به عنوان مثال، جنکینز، 2005 ؛ Diesing و همکاران). ، 2017 ). استفاده شده است C org روابط تجربی برای تخمین چگالی ظاهری از اندازه دانه رسوب (درصد گل) و محتوای (به عنوان مثال، Diesing و همکاران، 2017 ؛ Silburn و همکاران، 2017 ؛ Atwood و همکاران، 2020 ). محتوای کربن آلی رسوبات دریایی معمولاً توسط تحلیلگر عنصری در کنار کربن کل، کربن معدنی و نسبت کربن: نیتروژن (C:N) ماده آلی تعیین می شود. وراردو و همکاران، 1990 ; Nieuwenhuize و همکاران، 1994 ; هریس و همکاران، 2001 ). این روش به خوبی تثبیت شده، و مزایای آن نسبت به رویکرد کم‌هزینه ناشی از اشتعال (LOI)، که بر تعیین یک زیستگاه و/یا تبدیل خاص مکان بین ماده آلی و کربن آلی متکی است، به تفصیل در هاوارد و همکاران توضیح داده شده است . (2014) در زمینه کاربرد آن در زیستگاه های کربن آبی ساحلی. یک رویکرد ساده‌شده از نظر روش‌شناسی مبتنی بر گرمایش حرارتی شیبدار در کنار تشخیص CO2 توسط طیف‌سنجی مادون قرمز اخیراً برای کربن رسوبی دریایی اعمال شده است ( Smeaton, et al., 2021a ).

کل ذخایر کربن معمولاً با برون یابی مشاهدات فضایی محدود در یک منطقه فضایی مربوطه برای تولید موجودی به دست می آید. سپس اعتبار یا عدم قطعیت عددی در کل موجودی تخمین زده شده بستگی به این دارد که سایت های نمونه برداری شده تا چه اندازه نماینده منطقه مورد علاقه بزرگتر هستند ( هوارد و همکاران، 2014 ). در جایی که این تا حدی با تخمین موجودی متفاوت برای زیر واحدهای فضایی مختلف پرداخته می شود (به عنوان مثال، باروز و همکاران، 2014 ؛ واتسون و همکاران، 2020 ؛ گرگ و همکاران، 2021 )، عدم قطعیت اضافی با تخمین وسعت مساحت برای هر کدام مهم است که عدم قطعیت بزرگ در مقادیر به دست آمده از ضرب ذخایر تخمین زده شده در یک منطقه تخمینی بزرگ را تشخیص دهیم (مورد بحث برای C org خاک در Goidts و همکاران، 2009 ). از آنجایی که اندازه گیری در رسوبات دریایی نیاز به نمونه برداری از یک کشتی تحقیقاتی با هزینه بالا دارد، دستیابی به وضوح فضایی کافی برای موجودی های با اطمینان بالا به ویژه چالش برانگیز است. علاوه بر این، تمایل به مشاهدات به سمت سواحل نزدیک به ساحل وجود دارد و از آنجایی که هسته‌گیری رسوبی در رسوبات درشت چالش برانگیزتر است، به سمت رسوبات با محتوای گل بالاتر که انتظار می‌رود حاوی C بالا باشد، وجود دارد. org (شکل 5 در Smeaton et al., 2021a ). پیوند محتوای کربن به پارامترهای توضیحی (به عنوان مثال، اندازه ذرات، بازتاب آبی-آکوستیک؛ هانت و همکاران، 2020 ) و استفاده از مدل‌های آماری یا رویکردهای یادگیری ماشین برای تولید نقشه‌های تفکیک‌شده فضایی ( سرپتی و همکاران، 2012 ؛ دیزینگ و همکاران، 2017 ؛ ویلسون و همکاران، 2018 ؛ اتوود و همکاران، 2020 ؛ اسمیتون و همکاران، 2021a )، می‌توانند به غلبه بر مسائل مربوط به سوگیری فضایی در مشاهدات کمک کنند، اما فرض می‌کنند که پردازش کربن، که ذخایر را کنترل می‌کند، به همان شیوه در سراسر جهان اتفاق می‌افتد. منطقه مورد نظر. اندازه‌گیری مشترک خواص فیزیکی و محتوای کربن یک نیاز اساسی برای تولید ارزیابی‌های دقیق ذخایر است، بنابراین تعیین پارامترهای اضافی رسوب و محیط در کنار ذخایر کربن ارزش قابل‌توجهی به اندازه‌گیری ذخایر کربن می‌افزاید.

ذخایر کربن دریایی را نیز می توان با مدل سازی تعیین کرد. مطالعات مدل‌سازی بیوژئوشیمیایی مبتنی بر فرآیند که بر چرخه کربن دریای قفسه متمرکز شده‌اند (به عنوان مثال، Kühn و همکاران، 2010 ؛ Wakelin و همکاران، 2012 ) به طور کلی فرض می‌کنند که کربن دریایی در نهایت از تولید اولیه دریایی ناشی می‌شود و به طور مهمی، بیشتر کربن آلی موجود در سیستم اعماق دریا در طول یک چرخه سالانه دوباره معدنی می شود. با این فرض، مدل‌ها معمولاً ذخایر C org اعماق زمین را یک تا دو مرتبه کمتر از مقدار مشاهده شده پیش‌بینی می‌کنند ( Aldridge et al., 2017 ). اگر فرض شود که مدل‌ها فقط از کربن نسبتاً حساس پیروی می‌کنند که برای مدل‌سازی صحیح بازیافت سالانه کربن و مواد مغذی مهم‌تر است، این اختلاف برطرف می‌شود، در حالی که بیشتر ذخایر کربن مشاهده‌شده بسیار نسوز هستند: به طور قابل‌توجهی در بازه‌های زمانی سالانه تجزیه نمی‌شود. با این حال، این بدان معناست که نتایج مدل، در حال حاضر، مقادیر موجودی مناسبی را برای موجودی‌های کربن رسوب ارائه نمی‌کند. ذخیره سازی طولانی مدت (جذب) کربن بسیار نسوز (غیر معدنی) در مدل ها اجرا شده است، به عنوان مثال با فرض صریح یک شار پس زمینه ( Soetaert و همکاران، 1996 ) یا با فرض اینکه کسری از کربن حساس تر عمیقاً مدفون می شود و دیگر دچار تخریب نمی شود ( Butenschön et al., 2016 ).

مشخص کردن منشأ سهام

برای اعمال چارچوب حسابداری کربن آبی، کربن آلی موجود در رسوبات دریایی باید به منبع فتوسنتز مرتبط شود تا از «شمارش مضاعف» جلوگیری شود. به عنوان مثال: کربن کلان جلبکی در ارزیابی کربن زیستگاه ماکروجلبک های ساحلی و سپس دوباره در رسوبات دریایی فراساحلی که در نهایت مدفون می شود، به حساب می آید. برای محافظت یا افزایش پتانسیل ذخیره کربن رسوبات قفسه، اقدامات مدیریتی نه تنها به صورت محلی، بلکه برای اکوسیستم های منبع کربن کلیدی نیز باید اعمال شود. علاوه بر این، آسیب پذیری کربن آلی در رسوبات دریایی در برابر اختلال، از نظر رهاسازی به سمت ستون آب، تا حدی با منشأ آن تعیین می‌شود، زیرا این امر بر میزان آسان شکسته شدن و معدنی شدن مجدد آن به CO2 تأثیر می‌گذارد .

تولید اولیه بیشتر کربن آلی که متعاقباً در رسوبات دریایی ذخیره شده بود در جاهای دیگر رخ داد: در خشکی یا زیستگاه های ساحلی. در دریاهای قفسه، فیتوپلانکتون‌های دریایی منبع کربن آلی مهمی هستند، اگرچه انتظار می‌رود بیشتر این کربن به CO2 در آب‌های اقیانوس بازیافت شود ( به عنوان مثال، هامفریس و همکاران، 2019 ؛ دانگ، 2020 ). در آب‌های کم عمق، حتی دور از ساحل، میکروفیتوبنتوس‌ها کربن را در سطح رسوب ثابت می‌کنند (به عنوان مثال، ریس و همکاران، 2007 ). اساساً، پیوند کربن ذخیره‌شده به منبع(های) آن به محدود کردن ویژگی‌های خود منبع بستگی دارد: منابع بالقوه باید شناسایی و تا جایی که امکان دارد تجزیه و تحلیل شوند، که وقتی ذخیره‌سازی کربن در فاصله‌ای از منبع کربن اتفاق می‌افتد و خواص مولکولی آن بسیار چالش برانگیز است. بین منبع و سینک تغییر یافته است.

در انتقال به رسوبات دریایی و پس از ته نشین شدن در آنجا، مواد آلی معمولاً توسط فرآیندهای فیزیکی ( Ausín et al., 2021 ) و بیوژئوشیمیایی ( Middelburg, 2018 ؛ Kharbush et al., 2020 ) تبدیل می شوند. این تغییر شیمیایی تشخیص منشأ اجزای مختلف مواد آلی رسوب را دشوارتر می کند. علاوه بر این، اغلب مواد آلی را از نظر مولکولی غیرقابل توصیف می کند. در داخل رسوبات، برهمکنش با سطح کانی ( کلبر و همکاران، 2021 )، و به طور خاص با کانی‌های آهن ( لالوند و همکاران، 2012 ) به عنوان مکانیزم کلیدی برای این امر پیشنهاد شده‌اند. این کسری از کربن آلی ورودی که در درازمدت در رسوبات دریایی جدا می شود، تا حد زیادی از شکل مولکولی اصلی خود تغییر می کند، آن چیزی است که تا حد زیادی در برابر معدنی شدن مجدد به کربن معدنی مقاوم است. کربن آلی که کمتر تغییر می‌کند و بنابراین واکنش‌پذیرتر/آسیب‌پذیرتر در برابر اختلال است، می‌تواند در رسوبات دریایی در محیط‌هایی با فعالیت بیولوژیکی کم (مثلاً در شرایط اکسیژن کم یا دمای پایین) دفن شود. کانفیلد، 1994 ).

روش‌های تعیین منشأ کربن آلی در اکوسیستم‌های کربن آبی ساحلی (مرداب‌های جزر و مدی، جنگل‌های حرا و علف‌زارهای دریایی) اخیراً توسط Geraldi و همکاران (2019) مورد بررسی قرار گرفت . این نویسندگان به این نتیجه رسیدند که هر چه خواص مختلف ماده آلی را بتوان تعیین کرد – به عبارت دیگر: با استفاده از رویکرد چند ابزاری – احتمال اینکه یک منبع واحد به طور واضح شناسایی شود بیشتر است. هنگام مشخص کردن مواد آلی، روش‌هایی که ویژگی منبع بیشتری را ارائه می‌کنند، روش‌هایی هستند که بر روی کوچک‌ترین بخش‌های مواد حجیم انجام می‌شوند (به عنوان مثال، تجزیه و تحلیل‌های خاص ترکیب؛ به شکل 2.1 در Bianchi and Canuel، 2011 مراجعه کنید ) . در اینجا ما روش شناسی مربوطه را در زمینه رسوبات فلات قاره قرار می دهیم و مسائل و منابع عدم قطعیت را در نظر می گیریم.

مشخصات مواد آلی حجیم

اکثر کربن آلی ذخیره شده در رسوبات دریایی از نظر مولکولی غیرقابل توصیف است (موسوم به MUC) و بنابراین نمی توان آن را از نظر طبقات بیوشیمیایی (مانند پروتئین ها یا چربی ها) که موجودات زنده را تشکیل می دهند مشخص کرد. MUC را اغلب نمی توان از رسوب استخراج کرد (مثلاً با استفاده از استخراج با حلال یا هیدرولیز اسیدی)، و/یا نمی توان آن را با هیدرولیز به مونومرهای قابل تشخیصی که متمایل به روش های کمی سازی هستند، استخراج کرد. باید با استفاده از روش هایی که استخر کربن آلی فله را در نظر می گیرند، بررسی شود. این روش‌ها به‌ویژه در صورتی قدرتمند هستند که بتوان آن‌ها را با سایر شاخص‌های منبع تثبیت‌شده مرتبط یا کالیبره کرد، یا درک مکانیکی از تبدیل و فرآیندهای حفظ ماده آلی را نشان داد.

عمومی ترین و متداول ترین روش ها، هم در رسوبات دریایی و هم در زیستگاه های کربن آبی ساحلی، نسبت کربن به نیتروژن ماده آلی حجیم [یا نیتروژن به کربن، نگاه کنید به Perdue and Koprivnjak (2007)] و δ13 C و δ15 N هستند . این تجزیه و تحلیل ها معمولاً به صورت ترکیبی مورد استفاده قرار می گیرند، به عنوان مثال منابع دریایی کربن آلی می توانند دارای نسبت δ13 C بین -20 ‰ و -30 ‰ باشند که در محدوده گیاهان زمینی C3 قرار دارند ( Meyers, 1994 ) و C:N . نسبت خاک ها می تواند در محدوده منابع کربن دریایی قرار گیرد (به عنوان مثال، ژائو و همکاران، 2015 ). اطلاعات حاصل از خصوصیات مواد آلی حجیم را می توان با استفاده از مدل های مختلف اختلاط ترکیب کرد: باینری ( تورنتون و مک مانوس، 1994 )، سه عضو نهایی ( گوردون و گونی، 2003 )، و بیزی ( اسمیتون و آستین، 2017 ). در این مدل‌ها، نسبت‌های عنصری حجیم (C:N) و ایزوتوپی منابع C org نمی‌شوند، استفاده می‌شود. (به عنوان مثال، خاک‌های خشکی، پوشش گیاهی و جلبک‌های دریایی) برای محدود کردن، اگرچه به‌طور واضح شناسایی منابع

سیستم های ایزوتوپی مختلف (به عنوان مثال δ2H ، δ18O ، δ34S ) به طور بالقوه می توانند اطلاعات ویژه بیشتری در مورد منبع و تبدیل مواد آلی در برخی تنظیمات ارائه دهند، اما آنها هنوز برای نمونه های رسوب دریایی حتی در اکوسیستم های ساحلی اعمال نشده اند. ( جرالدی و همکاران، 2019 ) و توسعه روش شناختی قابل توجهی قبل از ارائه اطلاعات اضافی در زمینه منابع کربن فلات قاره مورد نیاز است.

طیف سنجی جرمی کروماتوگرافی گازی پیرولیز (py-GCMS) می تواند برای بررسی ترکیب ماکرومولکولی مواد آلی رسوبی، از جمله کلاس های ترکیبی مانند لیگنین ها، سلولز، کربوهیدرات ها و پروتئین ها استفاده شود. این تکنیک شامل حرارت دادن یک نمونه (به عنوان مثال، در 700 درجه سانتیگراد) در یک محیط بدون اکسیژن برای تولید محصولات تخریب حرارتی است که توسط GCMS تجزیه و تحلیل می شوند. این روش دارای مزیت عدم نیاز به استخراج با حلال است، که باعث می‌شود آماده‌سازی نمونه نسبت به بسیاری از تکنیک‌های نشانگر زیستی (توضیح‌شده در نشانگرهای زیستی ) کمتر زحمت بکشد، در حالی که به جای صرفاً حوضچه قابل استخراج، به کل مخزن کربن آلی نگاه می‌کند، که می‌تواند به اندازه ~ باشد. 5 درصد از کل کربن آلی ( Sparkes et al., 2016 ).

به عنوان مثال، py-GCMS به کومار و همکاران اجازه داد. (2020) برای شناسایی کربن آلی در تالاب ریا فورموسا، پرتغال، عمدتاً از منابع جلبکی، باکتریایی و ماکروفیت های دریایی، با منابع بسیار کمی از منابع زمینی، و این آلودگی ناشی از مواد نفتی ریخته شده و فاضلاب است. در قطب شمال سیبری، py-GCMS تمایز انواع کربن آلی زمینی را با نیتریل‌ها و آلکیل بنزن‌های حاصل از خاک‌های مرطوب شده و فورفورال‌های مرتبط با پلی‌ساکاریدهای بسیار تازه‌تر/کمتر تخریب‌شده اجازه داد (گوو و همکاران، 2004 ) . در دریای بارنتز، استیونسون و ابوت (2019) تغییرات اکوسیستم را با فاصله از لبه یخ، بر اساس تغییر نسبت‌های نسبی گروه‌هایی مانند آلکیل فنل‌ها، آلکیل بنزن‌ها، پلی‌ساکاریدها و آلکن‌ها به اضافه آلکان‌ها شناسایی کردند. با این حال، عدم قطعیت در مورد منابع این گروه ها، و در مورد اینکه آیا گروه ها مختص منابع خاصی هستند (به عنوان مثال، کیتین از میگو و زئوپلانکتون، اما همچنین از پپتیدوگلیکان موجود در باکتری ها به دست می آید)، به این معنی است که تجزیه و تحلیل در کنار داده های اکولوژیکی برای نتیجه گیری محکم تر ضروری است. .

یکی از چالش‌های ناشی از پیرولیز این است که تخریب حرارتی صدها ترکیب مختلف را به همراه دارد که منجر به کروماتوگرام‌های پیچیده و داده‌هایی می‌شود که تفسیر آنها از نظر منبع ماده آلی و وضعیت تخریب دشوار است. این چالش در برخی موارد ( گوو و همکاران، 2004 ؛ گوو و همکاران، 2009 ؛ اسپارکس و همکاران، 2016 ) با انتخاب و کمی کردن زیر مجموعه‌ای از ترکیبات (مانند فنل و پیریدین) که می‌توانند نسبتاً مطمئن به منابع خاص (به ترتیب لیگنین و پروتئین های دریایی) مرتبط است. اگرچه این بدان معنی است که تنها یک زیر مجموعه از کل کربن آلی برای نتیجه‌گیری استفاده می‌شود، با این حال، مجموعه کامل توسط تجزیه و تحلیل قابل دسترسی است، و ابزاری سیستماتیک برای مقایسه بین نمونه‌ها فراهم می‌کند.

نتایج تجزیه در اثر حرارت با ارجاع متقابل با شاخص‌های بیشتر منبع کربن آلی می‌تواند به غلبه بر چالش کلاس‌های ترکیبی که منحصر به منابع کربن آلی خاص نیستند کمک کند. اسپارکس و همکاران (2016) منبع دریایی در مقابل زمینی را از نسبت فنل ها به پیریدین ها در نمونه های قفسه قطب شمال سیبری شرقی تعیین کرد. از طریق تجزیه و تحلیل اضافی نمونه‌ها در امتداد ترانسکت‌های دریایی، آنها توانستند نشان دهند که فنل‌ها عمدتاً (اگرچه نه منحصراً) زمینی هستند و پیریدین‌ها عمدتاً (اما نه منحصراً) دریایی هستند. آنها سپس نشان دادند که شاخص مبتنی بر تجزیه در اثر حرارت آنها به خوبی با سایر شاخص‌های زمینی و دریایی، از جمله δ13 C، خاک R’، و شاخص تترااتر شاخه‌دار و ایزوپرنوئید (BIT) همبستگی خوبی دارد ، که امکان کالیبراسیون آن را حتی با وجود ترکیباتی که روی آن وجود داشت، داشت. مبتنی بر منابع کربن دریایی یا زمینی منحصر به فرد نبود.

نشانگرهای زیستی

نشانگرهای زیستی مولکول‌های آلی هستند که ممکن است به طور واضح به یک منشا بیولوژیکی خاص بازگردند. آنها یک ابزار ردیابی منبع مهم برای توصیف مواد آلی آبزی را تشکیل می دهند ( Derrien et al., 2019 ). ماده آلی مخلوط بسیار پیچیده ای از انواع مختلف ترکیبات با خواص فیزیکی و شیمیایی متفاوت است که از منابع مختلف نشات می گیرد. این شامل منابع آلوکتون خارج از سیستم آبی (به عنوان مثال، گیاهان عالی از محیط خشکی)، منابع اتوکتون در سیستم آبی (به عنوان مثال، پلانکتون ها و ماکروفیت ها مانند علف های دریایی)، و منابع انسانی (به عنوان مثال، فاضلاب و نشت نفت) است. رویکرد بیومارکر مولکولی برای ردیابی منبع شامل هدف قرار دادن کلاس‌های خاصی از ترکیبات آلی، مانند لیپیدها، رنگدانه‌ها، لیگنین-فنول‌ها، کربوهیدرات‌ها و پروتئین‌ها است که می‌تواند از منشأ C org موجود در محیط‌های رسوب‌گذاری دریایی اطلاع دهد. به عنوان یک رویکرد هدفمند، نشانگرهای زیستی طبیعتاً انتخابی هستند و بنابراین بخش خاصی از مخزن مواد آلی حجیم را نشان می دهند.

برخی از لیپیدها (به عنوان مثال، استرول ها، اسیدهای چرب) و رنگدانه ها (کلروفیل ها و محصولات تخریب، کاروتنوئیدها) تولید شده توسط ارگانیسم های خاص به طور گسترده ای برای ردیابی منابع کربن در ذرات آلی دریایی استفاده شده اند. سرکشی آنها آنها را به شاخص های خوبی از مواد صادر شده به رسوبات دریایی تبدیل می کند ( Karbush et al., 2020 ). بیومارکرهای لیپیدی به طور گسترده ای در نظر گرفته می شوند که بیشترین امید را به عنوان شاخص منشأ کربن آلی دارند ( Derrien et al., 2017 ; Derrien et al., 2019 ; Geraldi et al., 2019 ). لیپیدهای مورد استفاده در این زمینه دارای تمام ویژگی های لازم یک نشانگر زیستی خوب هستند، همه جا حاضر هستند، از نظر شیمیایی و دیاژنتیکی پایدار هستند و از نظر ساختاری متنوع هستند. لیپیدها (معمولاً n-آلکان ها و اسیدهای چرب) برای ردیابی منشأ کربن آلی در محیط های دریایی متعدد از منابع مختلف از جمله ورودی های انسانی، آلوکتون و اتوکتون استفاده شده اند ( Derrien et al., 2019 ).

n-آلکان ها مولکول های لیپیدی بسیار فراوان، ساده و مستقیم هستند که توسط بسیاری از شکل های حیات از جمله گیاهان خشکی، گیاهان آبزی، پلانکتون ها و باکتری ها تولید می شوند. طول زنجیره آنها ویژگی اصلی تشخیصی را ارائه می دهد که نشان دهنده منشاء بیولوژیکی است، در حالی که غلبه تعداد فرد یا زوج از اتم های کربن در ساختار نیز آموزنده است. برای مثال، باکتری‌ها، جلبک‌ها و پلانکتون‌ها همگی n-آلکان‌های با زنجیره کوتاه تولید می‌کنند (حدود <C 20 )، در حالی که پلانکتون‌ها دارای غلبه تعداد فرد کربن (15، 17 یا 19) و باکتری‌ها هستند. تعداد زوج اتم های کربن (16، 18، 20). n-آلکان های زنجیره میانی (حدود C 20-25 ) با ماکروفیت های آبزی مانند علف های دریایی و گیاهان شوره زار همراه هستند. n-آلکان های زنجیره بلند (C25-35 ) در موم برگ گیاهان آوندی یافت می شوند و دارای غلبه تعداد فرد کربن (27، 29، 31) هستند و عمدتاً از منابع زمینی هستند. این تغییرات در ساختار n-آلکان با منشأ بیولوژیکی مرتبط منجر به توسعه شاخص ترجیح کربن (CPI) به طور گسترده به عنوان شاخصی از منابع زمینی در مقابل منابع نفتی شد. بری و ایوانز، 1961 ). CPI از آن زمان در کنار بسیاری دیگر از شاخص‌های نشانگر زیستی n-آلکانی از جمله میانگین طول زنجیره (ACL) و نسبت‌های متمایز دیگر دریایی-آبی-زمینی که قادر به شناسایی منابع مواد آلی هستند، اقتباس و توسعه یافته است (Derrien et al., 2017 ) . شاخص های مشابهی برای سایر چربی ها مانند اسیدهای چرب نیز وجود دارد و در Derrien و همکاران به طور کامل بررسی شده است. (2017) .

در حالی که نشانگرهای زیستی می‌توانند طیف وسیعی از ورودی‌های مختلف را برای مواد آلی حجیم شناسایی کنند، از جمله ارائه وضوح بالا برای منابع مختلط ( Derrien et al., 2017 )، مانند هر ابزار تحلیلی، آنها نیز محدودیت‌های خود را دارند. به عنوان مثال، محدود کردن منابع مواد آلی با استفاده از نشانگرهای زیستی گاهی اوقات می‌تواند در محیط‌های دریایی پیچیده‌تر، مانند محیط‌هایی که ورودی‌های ساحلی قابل‌توجهی علاوه بر منابع دریایی و زمینی دارند، یک چالش باشد. روش‌های تحلیلی پیشرفته شامل ترکیب بسیار قدرتمند بیومارکرهای آلی، مانند لیپیدها، در کنار اندازه‌گیری نشانه‌های ایزوتوپی خاص آن‌ها (معمولاً پایدار C، H، N، O، S)، که آنالیز ایزوتوپ خاص ترکیبی (CSIA) نامیده می‌شود. این تکنیک ارزش افزوده ای به رویکرد نشانگر زیستی می دهد که باعث افزایش ویژگی و توانایی تمایز بین منابع متعدد و گاهی اوقات همپوشانی مواد آلی می شود. از تفاوت ترکیب ایزوتوپی نشانگرهای زیستی از منابع زمینی، آبی و دریایی استفاده می کند که همگی متمایز و منعکس کننده CO2 هستند. 2 بستر (به عنوان مثال، جو، آب، دریا) مورد استفاده برای فتوسنتز.

سایکز و همکاران (2009) نشانگرهای زیستی لیپیدی n-آلکان را با δ13C ترکیب کرد تا به حل منابع همپوشانی و پوشانده شده مواد آلی در رسوبات سطحی در خلیج هاوراکی، نیوزیلند کمک کند. تجزیه و تحلیل ایزوتوپ پایدار انبوه به تنهایی نمی تواند سیگنال زمینی را به طور کامل حل کند، و شاخص های طول زنجیره n-آلکان نیز به دلیل همپوشانی و امضاهای غیر منحصر به فرد n-آلکان از منابع ساحلی مخدوش کننده (حراها، علف های دریایی) در کنار ورودی های زمینی و دریایی کافی نبودند. تفاوت در ترکیب ایزوتوپی نشانگرهای زیستی نشان داده شده توسط CSIA به این معنی است که ورودی ساحلی می تواند به طور کامل از سیگنال های زمینی و دریایی حل شود. سایکز و همکاران بنابراین (2009) نشان داد که چگونه مقدار قابل توجهی از مواد آلی مشتق شده از زمین از مکان‌های ورودی در سراسر قفسه منتقل شده و در رسوبات از جمله مکان‌های قفسه بیرونی به سمت شیب قاره توزیع و دفن شده است.

توانایی ردیابی و کمی کردن سهم آلوکتون در مواد آلی دریایی برای محاسبه دقیق کربن ضروری است ( خاربوش و همکاران، 2020 ). این شامل درک چگونگی حرکت کربن زمینی از طریق اکوسیستم‌های دریایی است: اکوسیستم‌های کربن آبی سنتی (منگروها، باتلاق‌های نمکی، علف‌های دریایی)، و همچنین مصب‌ها و رسوبات فلات قاره، و اینکه چگونه این کربن ممکن است متعاقباً جدا و ذخیره شود. نشانگرهای زیستی لیگنین ابزاری قدرتمند برای بررسی سهم زمینی هستند. روش‌هایی که به پیشرفت درک ما از ورودی‌های مختلف زمینی متمایز ادامه می‌دهند، شامل استفاده از کربن رادیویی (به عنوان افزودنی به کربن پایدار و سایر عناصر) CSIA لیگنین و سایر نشانگرهای زیستی است. تائو و همکاران (2015) از فراوانی و ترکیب ایزوتوپ کربن ( 13 درجه سانتیگراد و 14 درجه سانتیگراد) لیپیدهای n-آلکان و اسیدهای چرب و لیگنین-فنولها برای توصیف منبع، ترکیب و سن کربن آلی ذرات معلق از رودخانه زرد، چین استفاده کرد. آلوکتون طبیعی C org ورودی‌های از طریق رودخانه‌ها شامل زیست توده بیوسنتز شده اخیر، خاک مرتبط با مواد معدنی از پیش پیر شده و منابع سنگ‌های رسوبی باستانی است. دو مورد اخیر حاوی کربن نسوز بیشتری هستند زیرا تحت پردازش و پیری قبلی قرار گرفته اند و این پیامدهای مهمی برای چرخه کربن بعدی و ذخیره سازی در رسوبات قفسه دارد. تائو و همکاران (2015) دریافت که، در حالی که اندازه‌گیری‌های ایزوتوپ حجیم برای 13 درجه سانتی‌گراد را نشان می‌داد درجه سانتی‌گراد نسبتاً یکنواخت بود و سنین 14 ، تنها تفاوت‌ها در سنین 14 درجه سانتی‌گراد بیومارکرهای فردی بود که می‌توانست مختلف سازمان منابع زمینی مختلف و بسیار متفاوت را به طور کامل آشکار کند. . پیوند دادن C org زمینی به منبع یا منابع متمایز آن که از ماهیت C org صادر شده مطلع هستند . در مورد رودخانه زرد، ماهیت نسوز بخش زیادی از کربن آلی ذرات معلق از نرخ بالای دفن مشاهده شده برای C org زمینی در ناحیه دلتا پشتیبانی می کند.

eDNA

DNA محیطی (eDNA) به ردپایی از DNA به جا مانده در محیط (خاک، آب، هوا یا رسوب) توسط موجودات از طریق فرآیندهایی مانند ریزش، ریزش یا آسیب اشاره دارد (Harison et al., 2019 ) . از زمان اولین استفاده برای شناسایی گونه‌های غیربومی ( Ficetola و همکاران، 2008 )، eDNA در طیف وسیعی از کاربردها از جمله شناسایی گونه‌های نادر و مرموز، پایش پاتوژن، ارزیابی ذخایر ماهیگیری، مطالعات رژیم غذایی، و همچنین مشخص کردن تنوع زیستی کل جوامع ( لالیاس و همکاران، 2015 ؛ دینر و همکاران، 2017 ؛ فونسکا و همکاران، 2017 ؛ گیلبی و همکاران، 2021 ). سلولی در رسوبات را تشکیل می دهد DNA تقریباً 3٪ از C org ( Landenmark et al., 2015 ) و بنابراین در تعیین منشأ کربن دریایی ماهر است. علاوه بر این، تکنیک‌های eDNA سریع، ارزان و قادر به شناسایی منشأ کربن تا رتبه‌بندی طبقه‌بندی دقیق‌تر (سطح گونه) نسبت به تکنیک‌های دیگر مانند نشانگرهای زیستی و ایزوتوپ‌های پایدار هستند (ریف و همکاران، 2017 ) .

در حال حاضر، ما فقط از سه مطالعه منتشر شده با استفاده از eDNA برای تعیین منابع C org در رسوبات دریایی آگاه هستیم ( ریف و همکاران، 2017 ؛ Queirós و همکاران، 2019 ؛ اورتگا و همکاران، 2020 ). ریف و همکاران (2017) از تجزیه و تحلیل eDNA، در کنار آنالیز ایزوتوپ پایدار، برای شناسایی منشا Corg در مراتع علف دریایی استفاده کرد . با استفاده از یک ژن کلروپلاست، ریف و همکاران. (2017) توانستند آثاری از 150 گونه گیاهی را در رسوب شناسایی کنند. با این حال، 88 درصد از توالی‌ها به علف‌های دریایی تعلق داشتند، که نشان می‌دهد بیشتر C org به صورت خودکار بوده و از درون سیستم منشا می‌گیرد. اورتگا و همکاران (2020) رویکرد مشابهی را با استفاده از یک ژن ریبوزومی، همراه با تجزیه و تحلیل ایزوتوپ پایدار، برای شناسایی منابع C org در مراتع علف‌های دریایی و جنگل‌های حرا به کار برد. در مجموع 40 گونه گیاهی شناسایی شد که نشان می‌دهد جوامع مختلف گیاهان به کربن آبی در جنگل‌های حرا و علف‌زارهای دریایی کمک می‌کنند. بر خلاف علفزارهای علف دریایی در ریف و همکاران. (2017) مطالعه، اورتگا و همکاران. (2020) ورودی کلان جلبکی قابل توجهی به کربن ذخیره شده کشف کرد. این مطالعه همچنین بررسی کرد که آیا یک رابطه کمی بین i) eDNA شناسایی شده و eDNA رسوب، و ii) شناسایی eDNA و محتوای کربن رسوب با استفاده از آزمایش‌های جامعه ساختگی وجود دارد یا خیر. در هر دو مورد، همبستگی بالایی با R یافت شد 2 مورد از 76% و 86% به ترتیب در آزمایشات DNA و کربن رسوب یافت شد. این نشان می‌دهد که مطالعات eDNA رسوبی ممکن است بتواند اطلاعات موقتی را در مورد Corg ارائه دهد، اگر هنوز یک تجزیه و تحلیل ایزوتوپ پایدار انجام نشده باشد. Queirós و همکاران مطالعه (2019) از یک ژن ریبوزومی برای تشخیص eDNA در سانتی‌متر بالایی رسوبات، در کنار آنالیز ایزوتوپ پایدار و اندازه‌گیری‌های فرآیند اعماق دریا، برای درک سهم ماکروجلبک‌ها در ذخایر کربن زیر جزر و مدی اقیانوس‌های ساحلی استفاده کرد. صد و چهل و هشت گونه گیاهی از زیستگاه‌های ساحلی اطراف شناسایی شد، که نشان می‌دهد طیف وسیعی از گونه‌های جلبک درشت در تشکیل C رسوبی نقش دارند . روشی برای ردیابی کربن ماکرو جلبکی در رسوبات دریایی عمیق تر توسط مؤسسه تحقیقات آب نروژی (NIVA) برای بررسی جداسازی طولانی مدت (دفن) توسعه داده شده است ( d’Auriac et al., 2021 ). d’Auriac و همکاران. (2021) S. latissimi را کمی تعیین کردند L. hyperborea و . سطوح eDNA در رسوبات دریایی تا عمق 1.6 متری زیر بستر دریا برای تخمین سهم آنها در ذخایر کربن آلی و درک چگونگی تغییر آن با زمان و از زمان رسوب گذاری.

علیرغم پروتکل های تعیین شده برای ارزیابی تنوع زیستی مبتنی بر DNA رسوب ( Fonseca و Lallias، 2016 ؛ Fonseca، 2018 ؛ Pawlowski و همکاران، 2022 )، ملاحظات فنی در هنگام انجام یک مطالعه کربن دریایی باقی می ماند. ارزیابی تنوع زیستی eDNA مستلزم جمع‌آوری یک نمونه رسوب، استخراج DNA از رسوب بدون جداسازی ارگانیسم قبلی، و به دنبال آن واکنش زنجیره‌ای پلیمراز (PCR) برای ایجاد نسخه‌هایی از eDNA (به نام آمپلیکون) است. سپس این ها توالی یابی می شوند (به دست آوردن ترکیب نوکلئوتیدی eDNA)، و توالی های بازیابی شده به صورت طبقه بندی با استفاده از پایگاه های داده ژنتیکی در دسترس عموم مانند BOLD ( Ratnasingham and Hebert, 2007 ) یا GenBank ( کلارک و همکاران، 2016 ) یا طبقه بندی سفارشی اختصاص داده می شوند. کتابخانه ها

هر مرحله از گردش کار جنبه هایی دارد که بر نتیجه ارزیابی تأثیر می گذارد. عوامل مرتبط با نمونه برداری مانند اندازه بدن موجودات در رسوب، که به موجب آن موجودات بزرگتر احتمال بیشتری دارد شناسایی شوند ( البرشت و همکاران، 2017 )، و فصلی بودن و شرایط محیطی، که بر سرعت تجزیه DNA تأثیر می گذارد ( جو و میناموتو، 2021). ). به طور مشابه سایر منابع تنوع که باید در نظر گرفته شوند، ناهمگونی زیستگاه و تلاش نمونه‌برداری هستند، یعنی توانایی ارگانیسم برای پراکندگی و قابلیت تشخیص و بازنمایی آن از طریق تکرارهای بیولوژیکی کافی ( Fonseca، 2018 ؛ Gray et al., 2018 ). ملاحظات روش‌شناختی شامل روش استخراج DNA می‌شود، زیرا تکنیک‌های استخراج مختلف مولفه‌های مختلف تنوع زیستی موجود را منعکس می‌کنند ( Geraldi et al., 2020 ). ملاحظات بیشتری در مورد تکرارهای فنی مورد نیاز است، مانند تعداد استخراج DNA یا تکرارهای PCR مورد استفاده (تکرارهای بیشتر تخمین های قوی تری از تنوع زیستی ارائه می دهند) ( Ficetola و همکاران، 2015 ؛ Fonseca، 2018). ; بروس و همکاران، 2021 ).

در طی PCR، پرایمرها (توالی های تک رشته ای کوتاه DNA) برای هدف قرار دادن بخش های eDNA جهت کپی استفاده می شوند. اگر شباهت بیشتری بین پرایمر و eDNA هدف وجود داشته باشد DNA با سهولت بیشتری کپی می شود. بنابراین، DNA از گروه های طبقه بندی مختلف با سرعت های مختلف (بر اساس شباهت به آغازگرها) کپی می شود و مقدار DNA ظاهری از هر تاکسون تحریف می شود. این ارائه نادرست تنوع زیستی موجود معمولاً به عنوان “سوگیری پرایمر” نامیده می شود و در بیشتر رویکردهای مبتنی بر PCR ذاتی است. ارائه نمی دهند C org در کربن رسوبات دریایی این بدان معناست که هر مجموعه ای از آغازگرها تصویر کاملی از منشاء . یک سنجش برای شناسایی DNA گیاهی زمینی ممکن است قادر به تشخیص DNA فیتوپلانکتون نباشد (یا برعکس). در عمل، این بدان معناست که بعید است مجموعه پرایمر استاندارد شده برای همه کاربردهای کربن رسوب دریایی کار کند، در عوض آغازگرها باید با توجه دقیق به تنوع زیستی موجود انتخاب شوند. خوشبختانه، امکان استفاده از پرایمرهای متعدد برای آزمایش جنبه‌های مختلف تنوع زیستی برای بهبود اثرات سوگیری آغازگر وجود دارد، اگرچه هزینه تجزیه و تحلیل با هر آغازگر اضافی افزایش می‌یابد.

انتخاب پایگاه های داده مرجع ژنتیکی نیز یک گام کلیدی در مطالعه کربن رسوبات دریایی است ( Geraldi et al., 2019 ). در اصل، برای شناسایی گونه‌ها و تخصیص هویت‌های طبقه‌بندی از DNA، گونه‌ها باید از قبل در یک پایگاه داده مرجع وجود داشته باشند و به درستی با منطقه DNA مربوطه شناسایی شوند. اگر وجود نداشته باشد یا برچسب اشتباه داشته باشد، DNA قابل شناسایی نیست و می تواند منجر به دست کم گرفتن، یا حذف کامل منابع C org شود . در برخی موارد می توان با اختصاص وضوح طبقه بندی بالاتر با این امر مبارزه کرد (به عنوان مثال، زمانی که شناسایی سطح گونه ممکن نیست، شباهت به گونه های نزدیک در پایگاه داده ممکن است شناسایی سطح جنس یا خانواده را تسهیل کند). علاوه بر این، یک پایگاه داده طبقه بندی مرجع خاص سایت می تواند ساخته شود اما به زمان و بودجه بیشتری نیاز دارد.

بررسی نهایی که آیا تعداد توالی های تولید شده با مقدار eDNA، زیست توده یا C org در نمونه مطابقت دارد یا خیر. متاآنالیزهای اخیر نشان می دهد که در حالی که رابطه کمی بین DNA و زیست توده وجود دارد، درجه بالایی از تنوع وجود دارد، احتمالاً بسته به ترکیبی از آغازگرهای مورد استفاده و جامعه موجودات مورد بررسی، به عنوان مثال، تک سلولی یا چند سلولی (Lamb et al . ، 2019 ؛ یتس و همکاران، 2019 ). بنابراین، توالی های بازیابی شده از eDNA با مقدار کل کربن آن گونه مطابقت ندارند. اگرچه تکنیک‌های مولکولی برای تسهیل تجزیه و تحلیل کمی اصلاح می‌شوند، در حال حاضر میزان مطابقت توالی‌ها با C org با استفاده از یک جامعه ساختگی ( اورتگا و همکاران، 2020 ) باید به صراحت قبل از استفاده از داده‌های مولکولی به این شیوه آزمایش شود.

مشخص کردن واکنش پذیری سهام

تمام کربن آلی موجود در رسوبات دریایی در یک زمان معین در بازه های زمانی بیشتر از هفته ها تا ماه ها تا سال ها ذخیره نمی شود ( LaRowe et al., 2020 ). کل ذخایر کربن آلی را می توان با واکنش بیوژئوشیمیایی آن طبقه بندی کرد ( آلدرسون و همکاران، 2016 )، یک پارامتر مدل بیوژئوشیمیایی کلیدی ( Arndt et al., 2013 ). واکنش پذیری یا تجزیه پذیری ماده آلی (که می تواند به عنوان حساسیت به حذف یک کسری توسط فرآیندهای زنده یا غیر زنده تعریف شود، اندازه گیری شده با طول عمر به عنوان مثال، هانسل، 2013 ) به عنوان یک پیوستار شناخته می شود (به عنوان مثال، LaRowe و همکاران، 2020 ) از حساس (واکنش پذیر؛ به راحتی تجزیه می شود؛ با عمر کوتاه) تا مقاوم (مقاوم در برابر تخریب سریع میکروبی؛ هانسل، 2013 ) و نسوز. واژه نسوز در مطالعات مختلف تغییرپذیری تعریف شده است و به عنوان «کلمه ای یکتا برای همه» برای خواص مختلف مرتبط با واکنش پذیری C org استفاده می شود ، معمولاً به عنوان برعکس labile در یک زمینه خاص، به بحث در Hansell، 2013 و Baltar et مراجعه کنید. al., 2021 . درک پتانسیل کانی سازی مجدد مواد آلی رسوبی و توانایی مقاومت در برابر تخریب ( Doetterl و همکاران، 2016 ) در تخمین آسیب پذیری آن در برابر اختلالات طبیعی یا انسانی بالقوه و معدنی سازی مجدد کربن آلی مرتبط حیاتی است.

تعادل فراکسیون های کربن آلی با واکنش های مختلف، تجزیه پذیری زیستی مواد آلی رسوبی و به نوبه خود پایداری کربن مرتبط را تعیین می کند. سرعت تخریب مواد آلی با واسطه میکروبی را می توان با افزودن مواد کمتر یا بیشتر حساس به یک مخلوط تحت تاثیر قرار داد (اثر پرایمینگ؛ Bianchi and Canuel, 2011 ). اگر مختل شود، کربن آلی در رسوبات تحت سلطه مواد آلی حساس به احتمال زیاد دوباره معدنی می شود. برعکس، اگر رسوبات تحت سلطه مواد آلی مقاوم مختل شوند، این ماده احتمالاً دوباره به صورت ذرات کربن آلی در یا در بستر دریا رسوب می‌کند. بنابراین تنها کربن آلی با قابلیت تخریب متوسط ​​به نقش کاهش آب و هوا در رسوبات دریایی مرتبط است.

واکنش پذیری کربن آلی اساساً با منبع ماده آلی مرتبط است که در مشخص کردن منشأ ذخایر بحث شده است . کربن سیاه، کسر کربن نسوز که از احتراق ناقص کربن آلی تشکیل شده است، 15-30 درصد از مواد آلی مدفون شده در رسوبات دریایی را تشکیل می دهد ( Middelburg et al., 1999 ). نسوزترین بخش کربن سیاه، دوده بسیار متراکم است که از احتراق سوخت های فسیلی در دماهای بالا به وجود می آید ( Masiello, 2004 )، که ممکن است برای ماه ها در جو باقی بماند تا در نهایت در رسوبات مدفون شود. به محیط دریایی برسد کربن سیاه کم زغال‌شده قابل تجزیه بیشتر که در طی سوزاندن زیست توده در دمای پایین تشکیل می‌شود، ممکن است از طریق آبشویی یا فرسایش خاک از طریق رودخانه‌ها ( Coppola et al., 2014 ). هنگامی که در رسوبات رسوب می کنند، عواملی از جمله عمق دفن، شرایط میکروبی و اکسیداسیون و کاهش و همچنین اختلالات بعدی بر میزان ذخیره طولانی مدت کربن سیاه تأثیر می گذارد. به طور کلی، ذرات کوچک دوده در برابر تخریب مقاومت می کنند و منجر به ذخیره سازی طولانی مدت می شوند، در حالی که قطعات با دمای سازند کمتر/اندازه بزرگتر مستعد تخریب زیستی و شیمیایی هستند. ماسیلو، 2004 ).

چو و گالاگر (2018) نشان می‌دهند که کربن سیاه می‌تواند جزء اصلی کربن آلی در هسته‌های رسوبی علف‌های دریایی، حرا و شوره‌زار باشد و به دلیل مقاوم بودن در برابر انتشار مجدد در جو، به عنوان مثال CO2، ادعا می‌کند که باید از هر گونه کاهش ذخیره کربن آبی که پیشنهاد شده است تخفیف داده شود. با نگاهی متفاوت، رن و همکاران. (2019) نشان می دهد که چرخه نسبتا آهسته کربن سیاه در رسوبات اقیانوس منجمد شمالی، آن را به بخش مهمی از کربن بی اثر تبدیل می کند که نشان دهنده نزول قابل توجهی از CO 2 اتمسفر است، که احتمالاً با گرم شدن کره زمین و افزایش ذوب یخ های دائمی افزایش می یابد. بنابراین نیاز واضحی به درک واکنش کلی مواد آلی دریایی و همچنین شناسایی انواع و منابع خاص کربن آلی که در برابر تخریب مقاوم هستند وجود دارد.

تجزیه و تحلیل حرارتی (TGA)

مقاومت ماده آلی را می توان بر حسب دمایی که در آن جرم در طی احتراق از بین می رود تعریف کرد. TGA یک فرآیند خودکار است که به طور مداوم جرم یک نمونه را در طول گرمایش شدید اندازه گیری می کند (به عنوان مثال، از 0-1000 درجه سانتی گراد با نرخ 10 درجه سانتی گراد در دقیقه -1 ). تجزیه حرارتی از طریق TGA اجازه می دهد تا بخش های اصلی ماده آلی کمی سازی شوند. در ادبیات، محدوده‌های حرارتی که این بخش‌های ماده آلی را تعریف می‌کنند، بسته به محیط و روش‌شناسی متغیر هستند ( جدول 1 ). در رسوبات دریایی، این بخش های ماده آلی از نظر حرارتی به عنوان ناپایدار (200-400 درجه سانتی گراد)، مقاوم (400-550 درجه سانتی گراد) و نسوز (550-650 درجه سانتی گراد) تعریف می شوند (Capel et al., 2006; Smeaton and Austin, 20 ) . ). تمرکز بر روی محدوده دمایی 200-650 درجه سانتی گراد تداخل آب جذب شده و مواد غیر آلی (به عنوان مثال، کلسیت) را حذف می کند.

جدول 1 محدوده دمایی که مقاومت مواد آلی را با تجزیه و تحلیل حرارتی در محیط های مختلف تعریف می کند.

اکثر مطالعات با استفاده از این رویکرد حرارتی، ماده آلی را در سه بخش مشخص می‌کنند، اگرچه برخی از مطالعات فراتر رفته و از داده‌های تجزیه حرارتی برای تعیین کمیت اجزای خاص (مانند همی سلولز، سلولز، لیگنین) استفاده می‌کنند (Trevathan-Tackett et al., 2015; Trevathan ) . Tackett و همکاران، 2017 ) یا گروه‌های عاملی مانند گروه‌های آلیفاتیک و کربوکسیل ( Lopez-Capel et al., 2005 ؛ Manning et al., 2005 ) به طور بالقوه اجازه می‌دهند که این رویکرد برای تعیین منشأ ماده آلی اعمال شود.

کمی سازی بخش های مختلف حرارتی اجازه می دهد تا پایداری مواد آلی تخمین زده شود ( اسمیتون و آستین، 2022 ). تعدادی از شاخص‌ها برای این منظور توسعه یافته‌اند، از شاخص اولیه Rp ( کریستنسن، 1990 )، که از وزن‌سنجی حرارتی مرحله‌ای (یعنی تلفات در اشتعال) استفاده می‌کرد، تا شاخص نسوز (R-شاخص) و شاخص واکنش‌پذیری کربن (CRI) ، که از داده های TGA استفاده می کند و درک پیشرفته ای از ویژگی های حرارتی مواد آلی در محیط های مختلف ارائه می دهد ( Trevathan-Tackett, 2016 ؛ Smeaton and Austin, 2022 ). به عنوان مثال، مقدار CRI 0 نشان می دهد که ماده کاملاً زیست تخریب پذیر است (واکنش پذیری بالا)، در حالی که مقدار 1 نشان می دهد که ماده غیرقابل تجزیه زیستی (واکنش پذیری کم) است (Smeaton and Austin, 2022 ).

گازهای تکامل یافته در طول TGA را می توان با جفت کردن سیستم به FTIR (طیف‌سنجی فروسرخ تبدیل فوریه) یا GCMS برای ارائه درک بیشتر از ترکیب مولکولی (ماکرو) تجزیه و تحلیل کرد. در رسوبات دریایی، این رویکردها عمدتاً بر روی تشخیص و تعیین کمیت آلودگی متمرکز هستند ( Oudghiri et al., 2015 ; Becker et al., 2020 ) اما آنها پتانسیل این را دارند که ابزارهای قدرتمندی در توصیف مواد آلی باشند. در حالی که درک ناهمواری مواد آلی یکی از کاربردهای اصلی TGA است، ماهیت پیوسته داده های تولید شده منجر به کاربرد آنها در بسیاری از زمینه ها از جمله مطالعات منشأ می شود (Oudghiri et al., 2015; Becker et al. , 2020 ) .

شاخص اسید آمینه

ترکیب اسید آمینه مواد آلی در رسوبات دریایی می تواند به عنوان شاخص (بیومارکر) وضعیت تخریب آن استفاده شود. کل اسیدهای آمینه قابل هیدرولیز (THAA) توسط HPLC فاز معکوس مشتقات فلورسنت آنها ( Dauwe and Middelburg, 1998 ) اندازه‌گیری می‌شوند و فراوانی نسبی آنها برای ایجاد شاخصی برای وضعیت تخریب استفاده می‌شود که نشان‌دهنده مقاومت مواد باقی‌مانده است ( Dauwe and Middelburg) . ، 1998 ؛ داوو و همکاران، 1999 ). این روش برای رسوبات فلات قاره دریای شمال، که در آن بهره وری اولیه فیتوپلانکتون منبع اصلی ماده آلی است، توسعه یافته است. اخیراً به عنوان بخشی از مطالعه مواد آلی در رسوبات دریای زرد جنوبی و دریای چین شرقی ( چن و همکاران، 2021 )، و در زیستگاه‌های کربن آبی ساحلی ( وون و همکاران، 2021 ) استفاده شده است. اخیرا، تجزیه و تحلیل رادیوکربن ترکیبی اسیدهای آمینه به عنوان یک روش جدید برای بهبود درک شبکه های غذایی و کربن آلی رسوبی پیشنهاد شده است ( Blatmann and Ishikawa, 2020). ; بلاتمن و همکاران، 2020 ).

کمیت کربن سیاه

برای اندازه‌گیری کربن سیاه، روش‌های سنتی نیاز به حذف کربن غیر آلی با استفاده از روشی مشابه با روشی که برای آماده‌سازی نمونه‌ها برای آنالیز کربن آلی، با اسید سولفور استفاده می‌شود، دارند ( وراردو و همکاران، 1990 ؛ جابلونسکی و همکاران، 2002 ؛ فیلیپس و همکاران .، 2011 ) یا اسید کلریدریک ( کومادا، 2008 ؛ برودی و همکاران، 2011 ). پس از حذف کربن معدنی، تعدادی روش برای تعیین کمیت بخش‌های کربن سیاه استفاده می‌شود ( همز و همکاران، 2007 ؛ جدول 2 ). Chew and Gallagher (2018) اکسیداسیون شیمیایی-حرارتی (CTO) و اکسیداسیون شیمیایی اسید نیتریک (NAO) را مقایسه می کنند و نتیجه می گیرند که وجود فیتولیت های مقاوم در برابر حرارت مسئول تفاوت در نتایج کربن سیاه از این دو روش است.

جدول 2 روش‌های مورد استفاده برای تعیین کمیت کربن سیاه، پس از حذف کربن معدنی ( هامز و همکاران، 2007 )، از جمله مراجعی که این روش‌ها در آنها به کار گرفته شده‌اند.

ابزار دقیق جدیدتر، بر اساس روش گرادیان دما، اکنون برای اندازه‌گیری کربن استفاده می‌شود ( Smeaton, et al., 2021a ) با مزایایی که برای حذف کربنات‌های معدنی نیازی به حذف کربنات اسیدی نیست، و همچنین اندازه‌گیری کربن آلی ذرات، کربن سیاه. (کربن قابل اکسید شدن باقیمانده (ROC)) و همچنین کربن معدنی را می توان از یک نمونه به دست آورد. نتایج نشان داده شده است که با روش های سنتی تر قابل مقایسه هستند ( ناتالی و همکاران، 2020 ).

اثر پرایمینگ

پرایمینگ زمانی اتفاق می‌افتد که سرعت معدنی‌سازی مجدد مواد آلی پایدار با افزودن مواد آلی حساس افزایش یا کاهش یابد ( سانچس و همکاران، 2021 ). به این ترتیب، به سادگی اندازه گیری مقاومت مواد آلی در رسوبات دریایی ممکن است به طور کامل آسیب پذیری کربن ذخیره شده را در زمانی که سیستم مختل می شود، نشان ندهد، به عنوان مثال، اگر اختلال ماده آلی پایدار را با یک کسر ناپایدار مخلوط کند. سانچس و همکاران (2021) مطالعات پرایمینگ در سیستم‌های آبی را بررسی کرد و دریافت که بزرگی و جهت اثر مشاهده‌شده به این بستگی دارد که آیا یک رویکرد آزمایشگاهی یا میدانی و به پراکسی‌های مورد استفاده برای اندازه‌گیری کانی‌سازی مجدد بستگی دارد. متاآنالیز آنها به این نتیجه رسید که به طور کلی پرایمینگ اثر مثبتی دارد (افزایش معدنی سازی مجدد مواد آلی پایدار با افزودن مواد آلی حساس). آنها استفاده از رشد باکتری را به عنوان یک پروکسی (در اولویت تولید یا تنفس) یا تولید CO 2 توصیه می کنند زیرا این رویکردها بسیار حساس هستند. مثلا، ون ناگترن و همکاران (2009) دیاتومه غنی شده با C را به دوغاب های رسوب دریایی اضافه کرد 13 و CO2 تکامل یافته را برای مشاهده 31 درصد افزایش در معدنی سازی مجدد اندازه گیری کرد .

نرخ انباشت کربن

کمی سازی میزان انباشته شدن کربن در رسوبات قفسه، پارامتر کلیدی برای محاسبه کربن طبیعی است، که برای آن دفن کربن خدمت مورد علاقه است ( Luisetti et al., 2020 ). در زمینه پروژه‌های کربن آبی، «افزودن» باید نشان داده شود: که فعالیت‌های مدیریتی منجر به افزایش ترسیب کربن نسبت به نرخ‌های انباشت در سیستم مدیریت‌نشده می‌شود (به عنوان مثال، لافراتا و همکاران، 2020 ) .

کتابچه راهنمای Blue Carbon Initiative 2 که برای ارائه راهنمایی استاندارد به مدیران برای ارزیابی ذخایر کربن و فاکتورهای انتشار طراحی شده است ( هوارد و همکاران، 2014 )، انباشت و تلفات کربن را در فصلی با عنوان “چگونگی تخمین انتشار CO2” – به صراحت مورد بحث قرار می دهد . با تاکید بر انگیزه ارزیابی اثرات بر بودجه CO2 جوی . اخطار فرض اینکه تمام یا نسبت معینی از تجمع یا تلفات کربن رسوب در ارتباط با جو است در این زمینه ارائه شده است ( هوارد و همکاران، 2014 ). روش ساده جدول ارتفاعی سطح (SET) که اغلب در اکوسیستم‌های کربن آبی ساحلی اعمال می‌شود، در رسوبات دریایی مناسب نیست. در عوض، ردیاب‌های رادیویی طبیعی، از جمله کربن-14 ( 14 C، رادیوکربن)، سرب-210 ( 210 Pb)، و توریم-230 ( 230 Th، تاریخ‌گذاری اورانیوم-توریم)، ​​به طور معمول برای تعیین میزان تجمع رسوبات دریایی استفاده می‌شوند. 210 سرب و 230 Th هر دو بخشی از زنجیره واپاشی 238 U هستند و با سرعت نسبتاً ثابتی از جو رسوب می‌کنند و رسوبات دریایی فراوانی با عمق کاهش می‌یابد. اپلبی و اولدفیلد، 1978 ). 14 C از اتمسفر به بافت موجودات زنده جذب می شود و فراوانی آن پس از مرگ تجزیه می شود ( Anderson et al., 1947 ; Libby et al., 1949 ). سایر ابزارهای تاریخ‌یابی عبارتند از گاه‌شماری تفرا ( کیج و همکاران، 2011 ؛ ​​دیویس، 2015 )، تاریخ‌گذاری لومینسانس نوری (OSL) ( مادسن و همکاران، 2005 ) و روش‌های مستقیم برای اندازه‌گیری میزان تجمع ذرات در کف دریا، مانند تله‌های رسوب. (که عموماً شار ذرات را به دلیل حل شدن ذرات، شناگران زئوپلانکتون و هیدرودینامیک دست کم می گیرند؛ Subha Anand و همکاران، 2017 ).

تمایز بین تکنیک‌های ردیاب رادیویی عمدتاً بر اساس فاصله زمانی است که نرخ پوسیدگی آنها (نیمه‌عمر) اجازه می‌دهد تاریخ‌گذاری مواد انجام شود. کنترل سن مبتنی بر رادیوکربن معمولاً برای تخمین نرخ انباشت رسوب درازمدت (100 ثانیه تا 1000 سال) استفاده می‌شود، در حالی که تاریخ‌گذاری رادیونوکلئید (یعنی 210 سرب) یک محدودیت زمانی برای رسوب مدرن در 150 سال گذشته فراهم می‌کند. محدودیت‌های روش‌های مختلف را می‌توان تا حدی با ترکیب ردیاب‌های رادیویی مختلف برطرف کرد، اما تاریخ‌های به‌دست‌آمده همیشه موافق نیستند (به عنوان مثال، جنکینز، 2018 : تاریخ‌های دوره کوتاه‌تر بیشتر از تاریخ‌های بلندمدت هستند؛ اثر Sadler؛ Sadler، 1981. ). به عنوان مثال، نرخ رسوب از 14 درجه سانتیگراد به طور کلی کمتر (آهسته تر) از نرخ های حاصل از 210 سرب است ( Baskaran et al., 2017 ; Smeaton et al., 2021b ) به دلیل اثرات تراکم رسوب ( Bird et al. ، 2004 ) و فرآیندهای دیاژنتیکی (تغییر بیوژئوشیمیایی) که می تواند ماده آلی را تغییر دهد ( Arndt et al., 2013 ؛ LaRowe et al., 2020) ). بسکاران و همکاران (2017) پیشنهاد می‌کند که رادیو ایزوتوپ‌های کوتاه‌مدت برای تعیین نرخ‌های رسوب‌گذاری مدرن بهتر از رادیوکربن هستند و توصیه می‌کنند در صورت امکان از 210 Pb در هنگام تعیین نرخ تجمع رسوب استفاده شود.

رادیو ردیاب ها همچنین می توانند برای ردیابی کربن از طریق اقیانوس و یا سیستم رسوبی استفاده شوند. در حالی که به طور مستقیم نرخ دفن کربن آلی را ارائه نمی دهد، این مطالعات متمرکزتر بخش جدایی ناپذیر توسعه درک گسترده تر از چرخه کربن دریایی است. به عنوان مثال: استفاده از تکنیک‌های نشان‌گذاری رادیویی 14 C و 35 S برای ردیابی بازیافت میکروبی کربن آلی در رسوبات ( Beulig et al., 2017 ).

نرخ رسوب و تاریخ گذاری مشتق از سرب-210

فرآیند تخصیص سن به کربن آلی موجود در لایه‌های خاص (فاصله‌های عمقی) رسوبات دریایی را می‌توان با اندازه‌گیری غلظت فعالیت 210 سرب همزمان به دست آورد ( Tolosa et al., 1996 ; Pappa et al., 2019 ). در اکوسیستم‌های آبی رسوبی نسبتاً دست‌نخورده، فراوانی 210 سرب به دلیل واپاشی رادیواکتیو ردیاب با عمق سطح مشترک آب دریا-رسوب به‌طور تصاعدی کاهش می‌یابد، و به پروفایل عمق 210 سرب اجازه می‌دهد تا نرخ رسوب را برای هر ماده مورد علاقه مرتبط با رسوب تخمین بزند. استفاده از تاریخ گذاری 210 Pb به دلیل مسائل حل نشده مرتبط با انواع روش های رادیوتحلیلی موجود و همچنین رویکردهای مدل سازی مختلف که نقش اساسی در استخراج نرخ تجمع رسوب از اندازه گیری های ردیاب رادیویی ایفا می کند، همچنان یک چالش باقی می ماند (مکنزی و همکاران، 2011؛ ​​گارسیا- تنوریو ) . و همکاران، 2020 ).

اغتشاشات می توانند تعیین ساده نرخ تجمع رسوب از پروفیل های عمق 210 سرب را پیچیده کنند. سطح 10 تا 15 سانتی متری بستر دریا احتمالاً توسط، به عنوان مثال، آشفتگی زیستی، فعالیت‌های ماهیگیری و تعلیق مجدد طبیعی توسط جریان‌های آب کف دریا مختل می‌شود ( فشارهای انسانی را ببینید ). علاوه بر این، تاریخ‌گذاری باید منابع اضافی 210 سرب را در رسوب، از تجزیه درجا رادیوم-226 ( 226 Ra) و مشکل‌تر از آن، از فعالیت‌های صنعتی از جمله نفت و گاز دریایی و سایر صنایع تبدیلی معدنی در نظر بگیرد ( ساهو) . و همکاران، 2014 ؛ احمد و همکاران، 2021 ). نسبت 210 سرب موجود در رسوبات و فعالیت های انسانی (که 210 سرب پشتیبان نامیده می شود) به همان سرعتی که کسر 210 سرب پشتیبانی نشده از رسوب اتمسفر است تجزیه نمی شود ( گولیور و همکاران، 2001 ؛ کوک و همکاران، 2004 ). . اندازه گیری 226 Ra علاوه بر 210 سرب، تفریق 210 سرب پشتیبانی شده از مجموع 210 سرب اندازه گیری شده قبل از تخمین میزان رسوب گذاری و تاریخ گذاری لایه های رسوب را امکان پذیر می کند.

با نیمه عمر 22.3 سال، قدمت 210 سرب محدود به سنین رسوبی نسبتاً اخیر (تا 150 سال) است. ) چالش‌برانگیز است بنابراین استفاده از این تکنیک در محیط‌های دریایی کم رسوب (<0.15 سانتی‌متر در سال ( De Haas et al., 1997 ). چندین مدل دوستیابی 210 سرب موجود است که می تواند به کار گرفته شود و به تفسیر 210 پروفایل های هسته سرب مختلف کمک کند ( Arias-Ortiz et al., 2018 ; Blaauw et al., 2018 ). این مدل ها در چهل سال گذشته به طور جامع توصیف شده اند. مدل‌های غلظت اولیه ثابت (CIC) ( رابینز، 1978 )، نرخ ثابت عرضه (CRS) ( اپلبی و اولدفیلد، 1978 ) و شار ثابت: رسوب‌گذاری ثابت (CF: CS) ( اپلبی و اولدفیلد، 1978 ) گسترده‌ترین مدل‌ها هستند. برای تخمین نرخ انباشت رسوب استفاده می شود، اما آنها با مفروضات متعددی همراه هستند که گاهی اوقات می تواند مناسب بودن آنها را در اکوسیستم های آبی پیچیده تر و آشفته تر محدود کند ( Arias-Ortiz et al., 2018 ). اغلب، نرخ تجمع جرم، بر حسب میلی گرم در سانتی متر -2 بیان می شود yr -1 ، همچنین برای اثر تراکم تخمین زده می شود ( اشمیت و همکاران، 2014 ). اخیراً، مزایای رویکرد بیزی، همانطور که در تاریخ‌گذاری رادیوکربن اعمال می‌شود ( Blaauw et al., 2018 )، توجه را به خود جلب کرده است ( Aquino-López et al., 2020 ؛ Blaauw et al., 2021 ).

210 سرب در ماتریس های محیطی، از جمله رسوبات دریایی، معمولاً مستقیماً توسط طیف سنجی گاما تعیین می شود. با این حال، طیف‌سنج‌های گاما مجهز به آشکارسازهای ژرمانیوم نوع خوب (Ge) که امکان تعیین مستقیم سطوح پایین 210 Pb با جرم نمونه کم و آماده‌سازی مورد نیاز را فراهم می‌کنند، معمولاً در دسترس نیستند. آشکارسازهای جنرال الکتریک انتهای تخت رایج‌تر و ارزان‌تر با محدودیت‌های تشخیص بسیار بالاتر می‌توانند سطوح ناکافی از دقت و دقت را برای اندازه‌گیری سطوح بسیار پایین 210 سرب که به طور طبیعی در محیط وجود دارد ارائه دهند ( Dal Molin et al., 2018 ). همچنین، 210 سرب را می توان به طور غیرمستقیم با اندازه گیری پلونیوم-210 ( 210 Po)، محصول فروپاشی نوه اش، از طریق طیف سنجی آلفا تعیین کرد. اگرچه این روش جایگزین رادیومتری سنتی مستلزم هضم نمونه ها در مخلوط اسیدهای قوی و درمان قبل از تجزیه و تحلیل است، محدودیت های تشخیص و سطح دقت و دقتی که می توان به دست آورد مناسب تر است (Hassen et al., 2020 ) . فرض اساسی، که 210 سرب با 210 پو در تعادل سکولار است به طوری که هر دو رادیونوکلئید در یک غلظت وجود دارند، می توان با انجام تجزیه و تحلیل دوم 210 پو در مرحله بعدی، یعنی به طور کلی، با تعیین رشد 210 پو از فروپاشی 210 تأیید کرد. سرب بعد از سه تا چهار ماه.

برای تعیین 226 Pb پشتیبانی شده Ra و تصحیح 210 ، طیف سنجی گاما رایج ترین تکنیک است. برقرار می شود نمونه باید حداقل به مدت سه هفته قبل از تجزیه و تحلیل در یک ظرف ضد رادون قرار گیرد تا اطمینان حاصل شود که تعادل سکولار قبل از اندازه گیری غیرمستقیم از طریق دو محصول فروپاشی آن (بیسموت-214 و سرب-214) . 226 Ra را می توان به طور غیرمستقیم با اندازه گیری انتشار گاز رادون-222، یا مستقیماً با طیف سنجی آلفا، و اخیراً توسط ICP-MS، به دنبال مراحل آماده سازی نمونه مناسب تعیین کرد (IAEA، 2010 ) .

Caesium-137 ( 137 Cs) معمولاً به عنوان یک ابزار مکمل برای اعتبارسنجی مدل‌های قدمت 210 سرب استفاده می‌شود. اوج فراوانی مشخصه 137 Cs مشاهده شده در رسوبات دریایی در نیمکره شمالی می تواند به طور مستقیم با رویدادهای آزمایش سلاح هسته ای در اواخر دهه 1950 و اوایل دهه 1960، و بیشتر به صورت محلی در دریاهای بریتانیا به اوج تخلیه از کارخانه بازفرآوری هسته ای سلافیلد در اواخر دهه 1970 مرتبط باشد. ( آژانس محیط زیست و همکاران، 2021 ). با این حال، سزیم-137 را می توان به راحتی با طیف سنجی گاما اندازه گیری کرد، زیرا غلظت آن به طور مداوم در طول زمان در حال کاهش است [نیمه عمر 30 سال و هیچ اوج مشخصه دیگری از زمان چرنوبیل وجود ندارد. به شکل 7.9 در آژانس محیط زیست و همکاران مراجعه کنید. (2021) ]، بهینه سازی زمان شمارش برای اطمینان از نتایج قابل اعتماد و دقیق توسط طیف سنجی گاما مهم است ( گارسیا-تنوریو و همکاران، 2020 ).

تاریخ گذاری رادیوکربن

ایزوتوپ رادیواکتیو 14 C دارای نیمه عمر 30 ± 5700 سال است ( Kutschera، 2013 ) که امکان تعیین سن یک ماده حامل کربن تشکیل شده در 55000 سال گذشته را فراهم می کند ( Hajdas et al., 2021 ). از زمان تشخیص 14 درجه سانتیگراد در سال 1977 با استفاده از شتاب دهنده های ذرات ( بنت و همکاران، 1977 )، طیف سنجی جرمی شتاب دهنده (AMS) به پرکاربردترین تکنیک در 14 آنالیز درجه سانتی گراد تبدیل شده است. در AMS، نسبت 14 C / 13 C یا 14 C / 12 C در نمونه به طور مستقیم اندازه‌گیری می‌شود که منجر به زمان‌های اندازه‌گیری کوتاه‌تر (روز تا دقیقه) و کاهش نیاز به نمونه (گرم تا میکروگرم C) نسبت به روش‌های سوسوزن قبلی می‌شود (Litherland et . al.، 2011 ). پیشرفت‌های اخیر در فن‌آوری‌های AMS منجر به شناسایی 14 C با انرژی‌های بسیار پایین‌تر شده است ( Synal et al., 2000 )، که منجر به کاهش اندازه AMS و ایجاد تکنیک‌های معرفی نمونه جدید برای تجزیه و تحلیل مستقیم CO2 حاصل از احتراق می‌شود. EA-AMS) ( حقی پور و همکاران، 2019 )، اکسیداسیون مرطوب ( لئونارد و همکاران، 2013 )، هیدرولیز اسید ( Molnár و همکاران، 2013 ) و فرسایش لیزری (LA-AMS؛ Welte و همکاران، 2016 ).

داده های تولید شده توسط AMS (کسری 14 C یا F 14 C) به سنین 14 C معمولی اجازه می دهد تا طبق رویکرد لیبی (1955) C معمولی محاسبه شود که در آن سن 14 = -8033 ln (F 14 C) است. برای تعیین سن واقعی نمونه، سن معمولی 14 درجه سانتی گراد باید بر اساس اندازه گیری های 14 درجه سانتی گراد از نمونه هایی با سن و مکان شناخته شده (به عنوان مثال، نیمکره شمالی، نیمکره جنوبی، یا محیط دریایی) به منحنی کالیبره شود. منحنی‌های کالیبراسیون رادیوکربن IntCal ( هیتون و همکاران، 2020 ؛ هاگ و همکاران، 2020 ؛ ریمر، 2020 ) منبعی هستند که از اندازه‌گیری‌های 14 درجه سانتی‌گراد ساخته شده در آزمایشگاه‌های مختلف بر روی طیف وسیعی از نمونه‌های تاریخ‌دار ساخته شده‌اند. 13900 سال گذشته توسط حلقه های درختی قدیمی محدود شده است ( ریمر، 2020 )، در حالی که فراتر از این (13،900 تا 55،000 سال) دریاچه ها و رسوبات دریایی، غارنشین ها یا مرجان ها از نظر آماری برای ایجاد دقیق ترین نمایش از جو گذشته 14 C ( Reimer ) ادغام شده اند. 2020 ).

امروزه، سنین ۱۴ C معمولی با استفاده از ابزارهای آماری پیشرفته بیزی کالیبره می‌شوند که شامل روال‌های اختصاصی برای منحنی‌های کالیبراسیون مختلف است، رایج‌ترین ابزارهای مدل‌سازی مورد استفاده OxCal ( رمسی، 1995 ؛ رمزی و همکاران، 2020 ) و MatCal ( Lougheed و Obrochta) هستند. 2016 ). سانتیگراد سنین 14 درجه به عنوان سن تقویمی شمارش شده معکوس از 0 کالری BP (قبل از حال) که مربوط به سال 1950 رایج (میلادی از میلاد که قبلاً به عنوان پس از میلاد نامیده می شد) یا سال های تقویمی قبل از عصر رایج (پیش از میلاد، که قبلاً به عنوان نامیده می شد) نامیده می شود. قبل از میلاد مسیح). پس از سال 1950 میلادی مطابق با عصر آزمایش هسته‌ای است که در آن 14 غلظت درجه سانتی‌گراد در اتمسفر اندازه‌گیری شده در CO2 هوا و حلقه‌های درختان تاریخ‌گذاری شده، افزایش قابل‌توجهی غلظت 14 درجه سانتی‌گراد (سنبله بمب) را نشان می‌دهد که مانع استفاده از معمولی 14 روش‌های درجه سانتی‌گراد می‌شود ( Hua et al. ، 2013 ؛ سانتوس و همکاران، 2020 ). برای محاسبه میزان رسوب و انباشت، یک مدل عمق سن با استفاده از تاریخ های کالیبره شده ساخته شده است. مدل های کلاسیک عمق سن را می توان در نرم افزارهایی مانند CLAM ( Blaauw، 2010 )، اما معمولاً بسته‌های آماری بیزی مانند OxCal ( رمزی، 1995 ؛ رمزی، 2009 )، و BACON ( Blaauw and Christen، 2011 )، برای ایجاد مدل‌هایی استفاده می‌شوند که به طور کامل عدم قطعیت‌ها را برای محاسبه رسوب در نظر می‌گیرند. و نرخ انباشت

سانتیگراد برای محدود کردن زمانی رکوردهای رسوبی وجود دارد سابقه طولانی استفاده از دمای 14 درجه که امکان محاسبه بلندمدت (100s-1000s سال) رسوبگذاری و نرخ انباشتگی در بستر دریا وجود دارد ( Kershaw, 1986 ; Darby et al., 1997 ; Colman et al. .، 2002 ؛ سانتچی و رو، 2008 ؛ اسمیتون و همکاران، 2021c ). در رسوبات دریایی، هم مواد آلی و هم مواد کربناته (غیر آلی) (به عنوان مثال، پوسته یا روزن داران) را می توان تاریخ گذاری کرد، اما مواد آلی را نمی توان برای محدود کردن سن رسوب استفاده کرد زیرا کربن موجود در آن از منابع متعدد (بسیاری ناشناخته) منشاء می گیرد. ترکیبات و سنین مختلف بنابراین، ماده کربنات، محیط نمونه ترجیحی برای آنالیز 14 درجه سانتیگراد و محدودیت سنی است. روزن داران زنده اعماق دریا در لایه های بالایی اکثر رسوبات یافت می شوند و بنابراین پوسته های روزن داران که پس از مرگ مدفون شده اند، موادی را فراهم می کنند که برای تاریخ گذاری مناسب هستند، زیرا آنها نماینده رسوبات سطحی گذشته از زمان رسوب خود هستند. تعداد روزن داران مورد نیاز برای اندازه گیری 14 C با استفاده از یک AMS معمولی می تواند متفاوت باشد، اما نیاز به 500-1000 نفر غیر معمول نیست، در حالی که پیشرفت های اخیر در فناوری AMS ( Synal et al., 2000 ) به این معنی است که در حال حاضر به تعداد بسیار کمتری نیاز است (کمتر از 100 نفر) سیستم های پیشرفته ای که امکان تاریخ گذاری منفرد روزن داران را فراهم می کند ( Wacker et al., 2013 ; Lougheed et al., 2018 ). پوسته‌ها را نیز می‌توان تاریخ‌گذاری کرد، اما باید دقت بیشتری به خرج داد تا اطمینان حاصل شود که آنها نماینده رسوبات سطحی گذشته هستند و نه پوسته‌های مرتبط با گونه‌های حفاری متحرک ( Cage and Austin, 2010 ; Baltzer et al., 2015 ).

هنگام کالیبره کردن سنین 14 درجه سانتیگراد که از موادی از محیط دریایی بدست می آید، باید اثر مخزن دریایی در نظر گرفته شود. اثر مخزن دریایی زمانی رخ می‌دهد که C در بافت‌های موجودات یا ذخایر معدنی ترکیبی از منابع و سنین C را منعکس کند ( Hajdas et al., 2021 ). اثر مخزن دریایی قبلاً با افزودن 400 سال به سن کالیبره شده با استفاده از منحنی کالیبراسیون نیمکره شمالی ( ریمر، 2020 ) به حساب می آمد که منجر به عدم قطعیت های بزرگ شد. با تولید منحنی کالیبراسیون Marine20 ( Heaton et al., 2020 ) اکنون می توان سن مخزن دریایی را به خوبی محاسبه کرد و مستقیماً در مرحله کالیبراسیون ادغام شد. منحنی کالیبراسیون Marine20 به طور قابل توجهی کالیبراسیون سن نمونه های دریایی را بهبود بخشیده است، اما همچنان یک کالیبراسیون جهانی است. اعمال کرد (یعنی کیج و همکاران، 2006 ). برای دقت بیشتر، اصلاحات سن مخزن محلی را می توان در صورت وجود

اورانیوم/توریم دیرینه‌سنجی کربنات‌های فسیلی مشتق‌شده بیولوژیکی

از تاریخ‌گذاری توریم-230 ( 230 Th) استفاده کرد که به آن تاریخ‌گذاری U/Th یا 238 U-اورانیوم-234 ( 234 U) -230 برای مقیاس‌های زمانی 500 تا 100000 ساله، می‌توان Th نیز گفته می‌شود. این روش بر عدم تعادل ناشی از تفاوت‌های حلالیت هسته‌های اورانیوم و توریم متکی است و شامل محاسبه سن با مطالعه روابط رادیواکتیو بین 238 U، 234 U، و 230 Th است ( هندرسون و اندرسون، 2003 ). این در سیستم‌های کربناته بسته بدون 230 Th اولیه مناسب است، برای مثال، کربنات‌های فسیلی موجود در محیط زمین (مثلاً سنگ‌ها)، اما همچنین سازندهای کربناته دریایی مانند مرجان‌ها ( Cheng et al., 2000 ) و کربنات‌های اصیل. این روش اغلب به عنوان یک روش تکمیلی برای سن 14 درجه سانتی گراد کربنات های فسیلی و برای اعتبارسنجی نتایج حاصل از تاریخ 14 درجه سانتی گراد استفاده می شود.

گسترش توریم-230 ( 230 Th) به رسوبات دریایی چالش برانگیز است که عمدتاً به دلیل وجود 230 Th اضافی در مواد حذف شده از ستون آب دریا است. علاوه بر این، سطوح معمولی کربنات‌های موجود در رسوبات دریایی و همچنین فرآیندهای هوازدگی، انتقال و اختلاط پس از رسوب‌گذاری بالقوه می‌تواند کاربرد آن را بیشتر محدود کند ( چن و همکاران، 2020 ). با این وجود، مدل‌سازی و ابزارهای تحلیلی پیشرفته می‌توانند به طور بالقوه بر برخی از این چالش‌ها غلبه کنند و در نتیجه بینش‌های ارزشمندی در مورد نرخ انباشت رسوب در بازه‌های زمانی طولانی‌تر ارائه کنند. گیبرت و همکاران (2019) اخیراً یک رویکرد جایگزین با استفاده از یک مدل CRS، مشابه با 210 Pb و با فرض نرخ ثابت عرضه 230 Th از آب دریا ارائه کرده‌اند. اگرچه طیف‌سنجی آلفا می‌تواند اندازه‌گیری دقیق همه ایزوتوپ‌های U و Th مربوطه را فراهم کند، اما این تکنیک‌ها در مقایسه با طیف‌سنجی جرمی همراه با یک سیستم فرسایش لیزری به مراحل آماده‌سازی فشرده و زمان‌های شمارش طولانی نیاز دارند. این تکنیک های پیشرفته به گزینه تحلیلی ترجیحی تبدیل شده اند ( رابینسون و همکاران، 2004 ; ماس و همکاران، 2020 ).

فشارهای انسانی

تنها کربنی که در معرض «تأثیرات نامطلوب انسانی» قابل کنترل است، معیارهای کربن آبی لاولاک و دوارت (2019) را برآورده می‌کند . آسیب پذیری کربن آلی در رسوبات دریایی در برابر یک اختلال معین تابعی از منبع ماده آلی ( Characterizing stock Provinence ) و recalcitrance ( Characterizing stock reactivity ) است. فشار بر یا برعکس مدیریت و بازسازی اکوسیستم های زمینی یا ساحلی که به عنوان منابع کربن از راه دور (اهداکنندگان کربن) به رسوبات دریایی عمل می کنند، بر تجمع کربن تأثیر می گذارد ( Santos et al., 2021 ). اختلال فیزیکی بستر دریا که رسوبات نزدیک به سطح را دوباره به ستون آب اکسیک معلق می کند، کربن آلی ناپایدار را به اقیانوس بازیافت می کند و به طور بالقوه بر سیستم کربن اتمسفر تأثیر می گذارد ( سالا و همکاران، 2021 )، اگرچه می تواند به سادگی دوباره توزیع و ذخیره شود. رسوبات ( Rijnsdorp و همکاران، 2021 ). اختلال بستر دریا بر جامعه جانوران اعماق دریا تأثیر می‌گذارد، که نقش کلیدی در فرآیندهای بیوژئوشیمیایی دارد که تعیین می‌کند چه کسری از کربن رسوب‌شده بازیافت (معدنی‌شده) یا دفن (ذخیره) شود. د بورگر و همکاران، 2021a ; د بورگر و همکاران، 2021b ).

ترال پایین مهم‌ترین فرآیند انسان‌زایی است که از نظر فیزیکی مزاحم رسوبات قفسه‌ای است ( Oberle، و همکاران، 2016b ؛ Rijnsdorp و همکاران، 2021 )، در حالی که نشان داده شده است که مزارع بادی به‌دلیل استعمار جانوران، رسوب ماده آلی (و بازیافت) را به صورت محلی افزایش می‌دهند. ساختار آنها ( دی بورگر و همکاران، 2021a ). انتظار می‌رود سایر فعالیت‌ها، از جمله لوله‌گذاری و کابل‌گذاری، استخراج سنگدانه، و دفع لایروبی نیز بر ذخیره‌سازی و رسوب مواد آلی تأثیر بگذارد، اگرچه تأثیرات آنها از نظر فضایی محدودتر است. برخی از رسوبات فلات قاره به طور طبیعی در معرض آشفتگی زیاد هستند، به عنوان مثال به دلیل جریان های آب جزر و مدی پر انرژی ( Thompson et al., 2019 )، که ممکن است به صورت محلی بر اختلال ماهیگیری در کف غالب باشد ( Diesing et al., 2013 ). این مکان‌ها معمولاً مکان‌هایی با ذخایر یا انباشت کربن قابل توجه نیستند ( Diesing و همکاران، 2021 ) و بنابراین در برابر اختلالات انسانی از دیدگاه کربن کمتر آسیب‌پذیر هستند و مکان‌های خوبی برای اجرای اقدامات مدیریتی نیستند.

تأثیرات ترال بر روی تجمع و ذخیره‌سازی کربن پیچیده است و بین سیستم‌های قفسه و شیب عمیق‌تر آب متفاوت است ( Palanques et al., 2014 ; Pusceddu et al., 2014 ; Oberle et al., 2016b ; Paradis et al., 2019 ). رجوع کنید به Epstein et al. (2022) برای بررسی. آنها به خواص ذخایر کربن، نوع تجهیزات ترال و فراوانی ترال، و همچنین نوع رسوب و جامعه جانوران بستگی دارند ( Legge et al., 2020 ). تحقیقات بیشتری برای بهبود درک این عوامل در زمینه ذخیره‌سازی کربن در طیف وسیعی از تنظیمات مورد نیاز است. کار اخیری که به سمت این هدف پیش می رود شامل کارهای برادشاو و همکاران است. (2021) و موریس و همکاران. (2021) که اندازه‌گیری‌های میدانی تأثیرات بیوژئوشیمیایی اختلالات ترال در دریای بالتیک را انجام داد، و د بورگر و همکارانش. (2021b) که اثرات بیوژئوشیمیایی سناریوهای ترال را در سایت های نمونه برداری خاص در دریای شمال مدل سازی کرد. مدل‌سازی مقیاس جهانی تأثیر صید ترال (به عنوان مثال، هیدینک و همکاران، 2021 ؛ سالا و همکاران، 2021 ) به دلیل نیاز به ایجاد مفروضات در مقیاس وسیع از فرآیندهای اساسی و ویژگی‌های کربن که پاسخ کربن به فشار را کنترل می‌کنند، محدود می‌ماند.

رادیونوکلئیدها علاوه بر استفاده در زمین شناسی (به نرخ انباشت کربن مراجعه کنید )، همچنین می توانند برای اثبات اختلال استفاده شوند. در بخش بالایی از رسوبات مختلط (معمولاً بیوتورباتی)، فعالیت 210 سرب قبل از اینکه انتظار می رود به صورت تصاعدی با عمق کاهش یابد ثابت است (به نرخ رسوب و تاریخ گذاری مشتق از سرب مراجعه کنید ) اما این الگو در جایی که رسوبات از نظر فیزیکی دچار اختلال شده اند مشاهده نمی شود. اختلال فیزیکی بستر دریا را نیز می توان با اندازه گیری بیش از حد توریم-234 ( 234 Th) به صورت کیفی تأیید کرد. 234 Th نیمه عمر بسیار کوتاهی دارد (24.1 روز) و مستقیماً از فروپاشی آلفای 238 U در اقیانوس تولید می شود. 238 U یک رادیونوکلئید بسیار محلول و محافظه کار در آب دریا است، در حالی که 234 Th به شدت ذرات واکنش پذیر است. از آنجایی که 234 Th ترجیحاً بر روی ذرات غرق شده جذب می شود، تعادل طبیعی سکولار بین دو رادیونوکلئید مختل می شود. در نتیجه، بیش از 234 Th در لایه های بالایی رسوب دست نخورده انتظار می رود. یک اختلال انسانی (به عنوان مثال، سکوهای ساخته شده توسط انسان یا صید ترال) می تواند از نظر کیفی تایید شود اگر بیش از حد 234 Th به اندازه یک هسته رسوبی جداگانه که در نزدیکی جمع آوری شده و به عنوان دست نخورده شناخته شده است قابل توجه نیست (مثلاً در مناطق حفاظت شده دریایی؛ MPAs). 234 Th را می توان با شمارش بتا یا طیف سنجی گاما تعیین کرد ( Busseler et al., 2001 )، در حالی که 238 U معمولاً با طیف سنجی آلفا یا ICP-MS اندازه گیری می شود ( Forte et al., 2001 ).

مطالعات نمونه‌برداری که تأثیر صید ترال بر تجمع کربن را بررسی می‌کنند، از بسیاری از تکنیک‌های تحلیلی که در بخش‌های بالا توضیح داده شده است، استفاده می‌کنند. اوبرل و همکاران (2016a) از انگشت نگاری سه بعدی نفتی در کنار تاریخ گذاری 210 Pb برای تعیین کمیت عمق اختلال در مکان هایی که در معرض فشارهای مختلف ترال هستند استفاده کرد. پارادیس و همکاران ، ( 2019 ؛ 2021 ) هر دو 210 سرب و 234 Th را در مقایسه سایت های حاشیه قاره ای ترال شده و غیر ترال اندازه گیری کرد. سانیه و همکاران (2013) تعدادی از نشانگرهای زیستی را بین سایت‌های کناری دره زیردریایی ترال‌شده و غیر ترال‌شده مقایسه کرد و دریافت که اسیدهای آمینه حساس به‌خصوص در رسوبات مختل شده کمتر فراوانی دارند، و شواهدی برای افزایش معدنی‌سازی مجدد کربن در نتیجه اختلال در ترال و در نتیجه تفاوت‌ها در آسیب پذیری در برابر اختلالات بعدی

حتی اگر تأثیر بالقوه ترال بر روی کربن رسوب در یک سایت خاص به خوبی درک شده باشد، داده‌های مربوط به فشار ترال (نوع دنده، فرکانس) اغلب ناقص هستند یا با وضوح فضایی مناسب در دسترس نیستند. نقشه‌های فشار ترال معمولاً از اطلاعات مسیر کشتی مبتنی بر GPS ماهیگیری (به عنوان مثال، سیستم‌های نظارت شناور، VMS) جمع‌آوری می‌شوند (به عنوان مثال، Oberle و همکاران، 2016b ؛ Eigaard و همکاران، 2017 ؛ سالا و همکاران، 2021 ). اینها با وضوح زمانی (و بنابراین مکانی) اطلاعات مکان کشتی ماهیگیری محدود می شوند، که نیازمند استفاده از تکنیک های درون یابی هستند (نگاه کنید به روسو و همکاران، 2011 ) و منجر به تخمین شدت ترال در سلول های شبکه فضایی بر اساس تعداد دفعات هر یک می شود. مورد بازدید قرار گرفت. پیوند فشار ترال با کربن رسوب نیز به دلیل توزیع غیر تصادفی ترال با توجه به مکان‌های کربن بالای مورد انتظار پیچیده می‌شود، به عنوان مثال، فشار ترال در رسوبات با گل بالا بیشتر است، که در کربن آلی نیز بالاترین است (به Epstein et . al., 2022 برای بحث بیشتر).

بحث

به دست آوردن و بهبود درک توزیع فضایی و تنوع ذخایر کربن و نرخ تجمع و آسیب پذیری آنها در رسوبات دریایی قفسه برای نظارت و مدیریت آنها ضروری است. همانطور که مطالعات اخیر نشان می دهد (به عنوان مثال، سانیه و همکاران، 2013 ؛ اوبرل و همکاران، 2016a ؛ پارادیس و همکاران، 2019 ؛ پارادیس و همکاران، 2021 )، لایه هایی از اطلاعات به دست آمده از تکنیک های تحلیلی متعدد در رسوبات دریایی مورد نیاز است. درک مکانیکی در شرایطی که ذخیره‌سازی کربن از نظر فیزیکی از منابع کربن فاصله دارد، بین منبع و سینک تغییر می‌کند و توسط فعالیت‌های انسانی مختل می‌شود، ارائه می‌کند. خلاصه کرده ایم ما یک جعبه ابزار چند رشته ای گسترده از تکنیک های تجزیه و تحلیل را که برای دستیابی به این درک مورد نیاز است، در جدول 3 .

جدول 3 خلاصه ای از تجزیه و تحلیل های ارائه شده و ملاحظات برای کاربرد آنها برای بهبود درک کربن آبی در رسوبات فلات قاره.

انتخاب تکنیک های مورد استفاده در هر مطالعه با توجه به سؤالات تحقیق خاص آن و همچنین منابع موجود تعیین می شود. جدول 3 نقطه شروعی را برای نزدیک شدن به این تصمیم ارائه می دهد. در صورت امکان، یک رویکرد گام به گام برای تجزیه و تحلیل باید اعمال شود که به وسیله آن پارامترهای اولیه تجزیه و تحلیل می شوند تا مشخص شود که کدام نمونه، در صورت وجود، اطلاعات مورد علاقه را از تجزیه و تحلیل های منابع فشرده تر ارائه می دهد. مهم است که بین اندازه‌گیری‌ها و تجزیه و تحلیل‌های معمولی (مانند اندازه دانه ذرات، کربن آلی کل و نسبت‌های C:N) و تکنیک‌های نوظهور و روش‌هایی که به‌طور سنتی در رسوبات قفسه‌ای استفاده نمی‌شوند (مانند eDNA، آنالیزهای ایزوتوپی ترکیبی خاص) تمایز قائل شویم. جایی که توسعه روش مداوم باید در نظر گرفته شود.

هدف مطالعات باید مشخص کردن سیستم با اندازه‌گیری بیشتر از حداقل پارامترها تا جایی که ممکن است برای اطلاع از درک سطح فرآیند باشد. پارامترهای توضیحی مرتبط مانند ویژگی‌های آب پایین و شیمی آب منفذی می‌توانند به استفاده از روش‌های مدل‌سازی اجازه دهند و ارزشی را به آنچه می‌توان تنها با اندازه‌گیری به دست آورد، اضافه کرد. مدل سازی بیوژئوشیمیایی می تواند به دو صورت استفاده شود. برای کمک به تفسیر مشاهدات، و امکان افزایش مقیاس و اکتشاف سناریو (مثلاً تغییرات آب و هوا). با این حال، درک روشنی از اینکه کدام خروجی های تحلیلی برای مدل سازی یک سناریوی معین مورد نیاز است و کدام ابزار تحلیلی می تواند این خروجی ها را فراهم کند برای بهره برداری کامل از رویکردهای مدل سازی مورد نیاز است. برای مثال، مطالعات سناریویی که آسیب‌پذیری انتشار کربن را در برابر یک اختلال فیزیکی معین توصیف می‌کنند، بر دانش پایداری کربن رسوبی تکیه می‌کنند که باید از مشاهده حاصل شود.

برای ارزیابی نقش رسوبات فلات قاره در چارچوب کربن آبی، تجزیه و تحلیل های ذکر شده در اینجا – به سؤالات اساسی کربن آبی موجود در انبار (فراوانی، منشأ، مقاومت آن) و میزان تجمع و آسیب پذیری – باید به طور کلی در نظر گرفته شود. یک سوال مهم کلیدی ارتباط اندازه گیری ها با فرآیندهای فیزیکی و بیوژئوشیمیایی است که ذخیره و انباشت کربن را کنترل می کنند.

همانطور که مطالعات به طور فزاینده ای به شکاف های دانش در مورد ذخایر کربن فلات قاره و انباشت – از طریق نمونه برداری و مدل سازی – می پردازد – مدیریت این کربن با توجه به فشارهای انسانی به سوال کلیدی برای درک اینکه کجا در چارچوب کربن آبی و در اقلیم قرار می گیرد تبدیل خواهد شد. گفتمان کاهش (به عنوان مثال، کریستینسون و همکاران، 2022 ). آیا فرآیندهای بیوژئوشیمیایی که چرخه کربن را در رسوبات نزدیک به سطح واسطه می‌کنند، می‌توان کنترل یا محافظت کرد تا دفن کربن به حداکثر برسد؟ درک بهتر فرآیند مورد نیاز است. به نظر می رسد کنترل صید ترال و سایر فعالیت های انسانی که بستر دریا را مختل می کند، جایی که به عنوان یک ذخیره کربن عمل می کند، یک پیروزی سریع است، اما اثرات رسوبات مختل می تواند فراتر از منطقه ترال در مقیاس منطقه ای گسترش یابد (Palanques et al., 2014 ) . اگر قرار است MPAها به عنوان یک ابزار مدیریتی برای محافظت از ذخایر کربن و انباشت در رسوبات حاشیه قاره استفاده شوند (به عنوان مثال، رابرتز و همکاران، 2017 ؛ سالا و همکاران، 2021 )، مکان آنها باید توسط ذخایر کربن به خوبی نقشه‌برداری شده اطلاع داده شود. تجمع (مثلا دیزینگ و همکاران، 2021 ) و درک سطح فرآیند (به عنوان مثال، د بورگر و همکاران، 2021b ).

نتیجه گیری

محیط دریایی کربن آلی را در اکوسیستم های فراساحلی و همچنین ساحلی ذخیره می کند. در زیستگاه های کربن آبی ساحلی سنتی (تالاب های نمکی، علف های دریایی، حرا) کربن آلی به صورت محلی تولید می شود. کربن آلی در رسوبات دریایی آلوکتونی تر است: تا حد زیادی از منابع زمینی، ساحلی یا نزدیک به سطح منتقل شده است و در طول حمل و نقل و پس از رسوب در رسوبات نزدیک به سطح به طور قابل توجهی از شکل اولیه خود تغییر یافته است. ذخایر کربن آلی و نرخ انباشت به صورت محلی در رسوبات دریایی جزر و مدی کمتر از زیستگاه های کربن آبی ساحلی است، اما زمانی که گستره فضایی گسترده آنها در نظر گرفته شود، بزرگتر است. رسوبات درياي قفسه تحت فشارهاي انساني متفاوتي قرار دارند، به ويژه فشارهاي ناشي از كشيدن ترال در پايين، و نياز به رويكردهاي مختلف مديريت كربن دارند.

برای تعیین اینکه آیا کربن آلی ذخیره شده در رسوبات فلات قاره به کاهش تغییرات آب و هوایی به روشی قابل مدیریت کمک می کند یا خیر، بنابراین باید معیارهای کربن آبی، ذخیره کربن آلی و نرخ انباشتگی را در کنار خواص کربن تعیین کرد که از منابع و پایداری آن اطلاع می دهد و آن را کنترل می کند. آسیب پذیری بسیاری از تحلیل‌ها، که در اینجا به عنوان جعبه ابزار گرد هم آمده‌اند، می‌توانند برای پاسخ به این سؤالات به کار روند. برخی از تجزیه و تحلیل ها قبلاً به طور معمول در رسوبات دریای قفسه اعمال می شوند (به عنوان مثال، درصد محتوای کربن آلی) در حالی که برخی دیگر برای کاربرد کربن آبی رسوب دریایی (به عنوان مثال، eDNA) توسعه می یابند. با این حال، حتی برای تعیین نسبتاً ساده موجودی، فقدان چگالی ظاهری خشک یا تخلخل همزمان اندازه‌گیری شده، اغلب مانعی برای گنجاندن داده‌های قدیمی در محاسبات است و مدل‌سازی فضایی برای ادغام مشاهدات محدود و ارائه تصویری جامع مورد نیاز است. این زمینه به سرعت در حال پیشرفت است، با استفاده از eDNA برای پیوند منابع کربن ساحلی به سایت های گیرنده رسوب قفسه و شاخص های جدید واکنش پذیری کربن برای اطلاع رسانی در مورد آسیب پذیری تعریف شده است. سازگاری در روش شناسی بین مطالعات از طریق استفاده از جعبه ابزاری که ارائه می کنیم، قابلیت مقایسه را بهبود می بخشد و تجمیع داده ها را برای توسعه درک در مقیاس وسیع تسهیل می کند.

پیوند بین کربن ذخیره شده در رسوبات دریایی، حتی در اعماق آب دریا، و سیستم کربن اتمسفر توسط چرخه کربن اقیانوسی تعدیل می شود. داده‌های کربن رسوب بیشتری جمع‌آوری‌شده در کنار پارامترهای توضیحی (مانند دما و غلظت مواد مغذی) برای محدود کردن بهتر کنترل‌های بیوژئوشیمیایی پیچیده در اتصال بین این سیستم‌ها در زمینه ملاحظات کاهش آب و هوا مورد نیاز است.

مشارکت های نویسنده

RP و LB مفهوم اولیه این کار را ارائه کردند. CAG کارگاهی را رهبری کرد که در آن همه نویسندگان (به جز SKW) شرکت کردند و در آنجا نسخه خطی آغاز شد. بحث های کارگاهی زمینه را برای بررسی فراهم کرد. CAG پیش‌نویس و ویرایش نسخه‌های خطی بعدی را تسهیل کرد. CAG، JA، FDM، VGF، NH، CH، PDL، CM، CS، SKW، و CW بخش‌هایی از متن را تهیه کردند. همه نویسندگان در بازنگری نسخه خطی، خواندن و تایید نسخه ارسالی مشارکت کردند.

قدردانی ها

این کار توسط سرمایه‌گذاری داخلی Cefas Seedcorn تحت پروژه DP440 پشتیبانی شد: کربن آبی در کاهش آب و هوا و رویکردهای خدمات اکوسیستمی برای ارزیابی دارایی‌های طبیعی، و با موضوع علمی موضوع اکوسیستم Cefas. مایلیم از دو منتقد و ویراستار تیم ریکسن برای نظرات سازنده آنها که باعث بهبود این بررسی شد تشکر کنیم.

تضاد منافع

نویسندگان اعلام می کنند که این تحقیق در غیاب هر گونه روابط تجاری یا مالی که می تواند به عنوان تضاد منافع بالقوه تعبیر شود، انجام شده است.

یادداشت ناشر

تمام ادعاهای بیان شده در این مقاله صرفاً متعلق به نویسندگان است و لزوماً ادعاهای سازمان های وابسته به آنها یا ناشر، ویراستاران و داوران را نشان نمی دهد. هر محصولی که ممکن است در این مقاله ارزیابی شود، یا ادعایی که ممکن است توسط سازنده آن باشد، توسط ناشر تضمین یا تایید نمی شود.