曾丹娜，牛麗霞，陶 偉，傅林曦，楊清書

夏季珠江口水域營(yíng)養(yǎng)鹽分布特征及其富營(yíng)養(yǎng)化評(píng)價(jià)

曾丹娜1，牛麗霞2,3,4，陶 偉5，傅林曦2，楊清書2,3,4

（1. 中山大學(xué)海洋科學(xué)學(xué)院//2. 中山大學(xué)海洋工程與技術(shù)學(xué)院，廣東 珠海 519082; 3. 廣東省海岸與島礁工程技術(shù)研究中心， 廣東 廣州 510006; 4. 南方海洋實(shí)驗(yàn)室，廣東 珠海 519000; 5. 國(guó)家海洋局南海環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，廣東 廣州 510310）

【】研究夏季珠江口水域氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽的時(shí)空變化特征及其富營(yíng)養(yǎng)化水平?；谥榻谒?006－2010年夏季水文水質(zhì)多要素觀測(cè)資料，采用Pearson相關(guān)分析法，分析水文泥沙對(duì)氮、磷等營(yíng)養(yǎng)鹽的的驅(qū)動(dòng)作用，評(píng)價(jià)該水域富營(yíng)養(yǎng)化狀況并闡明其主要環(huán)境問題。珠江口水域環(huán)境因子區(qū)域分布差異顯著，其中營(yíng)養(yǎng)鹽（氮、磷等）和懸浮泥沙均表現(xiàn)為由口門向口外遞減，而鹽度則表現(xiàn)為相反的趨勢(shì)。無機(jī)氮以硝氮為主，亞硝氮次之，氨氮含量最低。徑流輸入、鹽淡水混合稀釋作用和懸浮泥沙的吸附/解吸作用共同影響著氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽的分布。氮磷比值分析說明，珠江口浮游植物生長(zhǎng)主要表現(xiàn)為潛在性的磷限制。珠江口水域海洋環(huán)境重度及嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化（> 5）主要集中在口門至內(nèi)伶仃島海域，主要環(huán)境問題為水質(zhì)污染，且氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽和溶解氧為主要貢獻(xiàn)因子。

珠江口；無機(jī)氮；磷酸鹽；富營(yíng)養(yǎng)化；水環(huán)境健康指數(shù)

河口是河流向海運(yùn)輸物質(zhì)的主要通道和源/匯區(qū)，位置獨(dú)特，環(huán)境特殊，動(dòng)力結(jié)構(gòu)復(fù)雜多變。受人類活動(dòng)強(qiáng)烈干擾及陸海強(qiáng)相互耦合作用，河口物質(zhì)資源的輸入與輸出發(fā)生重大變化，致使河口生態(tài)系統(tǒng)變得脆弱和敏感[1-2]。河口環(huán)境一方面得益于其特殊動(dòng)力結(jié)構(gòu)，另一方面又引發(fā)種種嚴(yán)峻問題。例如，河流污染嚴(yán)重，使得河口地區(qū)的營(yíng)養(yǎng)鹽過剩，水安全問題突出，水環(huán)境水生態(tài)問題趨于惡化，甚至?xí)苯佑绊懭祟惤】礫 3-4]。河口水文水質(zhì)因子的相關(guān)分析是闡明徑潮動(dòng)力、鹽淡水混合對(duì)河口環(huán)境影響的關(guān)鍵，可揭示河口環(huán)境健康狀況及物理化學(xué)因子的驅(qū)動(dòng)作用，對(duì)河口生態(tài)系統(tǒng)的準(zhǔn)確評(píng)估具重要科學(xué)意義。

珠江河口具有“三江匯流、八口入?！钡莫?dú)特自然屬性，是世界上最為復(fù)雜的河口之一。“河網(wǎng)-河口灣”的共同作用，致使該區(qū)域水文、水質(zhì)及生態(tài)較為復(fù)雜，日益成為關(guān)注熱點(diǎn)。隨著珠江三角洲地區(qū)工農(nóng)業(yè)迅速發(fā)展和人口不斷增加, 污染物質(zhì)如氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽通過河流攜帶、沿岸排放和大氣干濕沉降等方式進(jìn)入珠江口海域，致使河口環(huán)境質(zhì)量日趨惡化[5-6]。河流攜帶大量營(yíng)養(yǎng)鹽，通過八大口門排入珠江口（伶仃洋），輸送到南中國(guó)海。氮在河口稀釋混合過程中一般比較保守，而磷則呈現(xiàn)較復(fù)雜的行為特征[7]。珠江口海域浮游植物的生長(zhǎng)主要受到磷限制，表明氮營(yíng)養(yǎng)鹽過剩而磷不足，過高的氮磷比改變浮游植物對(duì)營(yíng)養(yǎng)鹽的吸收過程，易形成水體富營(yíng)養(yǎng)化，導(dǎo)致藻類爆發(fā)，影響河口生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定[8-10]。受徑-潮動(dòng)力的強(qiáng)相互作用，營(yíng)養(yǎng)鹽及其結(jié)構(gòu)表現(xiàn)出較強(qiáng)季節(jié)和空間差異[8-9]。在豐水期，河口區(qū)受低鹽度高營(yíng)養(yǎng)鹽的沖淡水團(tuán)控制，而在枯水期，則以高鹽度低營(yíng)養(yǎng)鹽的河口沖淡水為主體[11]。

本研究基于珠江口2006－2010年夏季水文水質(zhì)多要素觀測(cè)數(shù)據(jù)，研究珠江口海域營(yíng)養(yǎng)鹽的時(shí)空分布特征，并揭示其物理環(huán)境的控制作用，闡明該海域主要環(huán)境問題，為珠江河口污染治理及生態(tài)修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

珠江流域是我國(guó)南部最大的水系，流域面積4.52 ×105km2[12]，徑流從八大口門流入南海，其中東部四個(gè)口門（虎門、蕉門、洪奇瀝、橫門）匯入伶仃洋，西部四個(gè)口門（磨刀門、虎跳門、雞啼門和崖門）直接與南中國(guó)海相接（見圖1）。珠江口屬亞熱帶季風(fēng)氣候，降雨時(shí)空分布不均勻，春夏多雨，4－9月汛期徑流量達(dá)全年總量的80%；秋冬少雨，枯水期一般為每年10月至次年3月，徑流量?jī)H占全年總量的20%[13]。潮汐屬不規(guī)則半日潮，潮性系數(shù)均在0.53 ~ 1.41，潮流類型以往復(fù)流為主，漲潮流為偏北或偏西北方向，落潮流的方向?yàn)槠虾推珫|南向。

珠江口根據(jù)河口動(dòng)力特征分為“潮優(yōu)型”（虎門、崖門）和“河優(yōu)型”河口（磨刀門、蕉門、洪奇瀝、橫門、虎跳門和雞啼門）等兩大類，且特殊動(dòng)力結(jié)構(gòu)驅(qū)動(dòng)的兩類河口的營(yíng)養(yǎng)鹽和浮游植物的行為特征具顯著差異[8,10]。

1.2 樣品采集與處理

為研究珠江口海洋環(huán)境質(zhì)量變化趨勢(shì)，共布設(shè)24個(gè)站位進(jìn)行水文水質(zhì)多要素觀測(cè)。觀測(cè)點(diǎn)位置如圖1所示，觀測(cè)時(shí)間為2006－2010年的8月，觀測(cè)項(xiàng)目包括鹽度、溶解氧（DO）、化學(xué)需氧量（COD）、磷酸鹽（PO4）、無機(jī)氮（DIN）、懸浮物（SPM）、葉綠素（Chl-a）等。其中，DIN是銨鹽（NH4-N）、硝酸鹽（NO3-N）和亞硝酸鹽（NO2-N）的總和。

圖1珠江口位置及觀測(cè)點(diǎn)布設(shè)

使用有機(jī)玻璃采水器采用3點(diǎn)法進(jìn)行采樣，分別采集表（0.2 H；H代表水深）、中（0.6 H）、底（0.8 H）3層的水樣。每個(gè)站點(diǎn)的鹽度、溫度和水深采用壓力分析儀（CTD，SBE 19 Plus）測(cè)量；測(cè)定SPM和營(yíng)養(yǎng)鹽的水樣首先通過0.45 μm微孔濾膜進(jìn)行過濾；將濾膜在40 ~ 50 ℃下干燥，然后稱質(zhì)量，即SPM質(zhì)量；在濾液中加入HgCl2溶液，帶回實(shí)驗(yàn)室通過比色法測(cè)定營(yíng)養(yǎng)鹽濃度。用于浮游植物葉綠素a測(cè)試的水樣，提取不同水層的水樣2 ~5 L，現(xiàn)場(chǎng)添加3 mL碳酸鎂溶液，通過直徑為47 mm的Whatman GF / C濾膜過濾，采用分光光度法測(cè)定。所有樣品的采集、保存、運(yùn)輸和處理均按照《海洋監(jiān)測(cè)規(guī)范》(GB17378-2007)和《海洋調(diào)查規(guī)范》(GB12763-2007)的要求進(jìn)行。

1.3 數(shù)據(jù)分析

環(huán)境因子區(qū)域分布圖采用Golden Software Surfer13.0軟件進(jìn)行繪制。珠江口海域水體富營(yíng)養(yǎng)化指數(shù)與環(huán)境因子之間的關(guān)系采用Pearson相關(guān)分析，用SPSS軟件完成，而水體富營(yíng)養(yǎng)化程度（）采用數(shù)值計(jì)算法[5,14]：

= [ (COD×DIN×PO4)÷4 500] × 106

水體富營(yíng)養(yǎng)化劃分等級(jí)為：< 1，貧富營(yíng)養(yǎng)化；1 ≤< 2，輕度富營(yíng)養(yǎng)化；2 ≤< 5，中度富營(yíng)養(yǎng)化；≥5，重度及嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化。故值越高，水體富營(yíng)養(yǎng)化程度越嚴(yán)重。

2 結(jié)果與討論

2.1 珠江口營(yíng)養(yǎng)鹽的時(shí)空變化特征

珠江河口匯集了兩類典型口門的營(yíng)養(yǎng)鹽輸入，河口動(dòng)力驅(qū)動(dòng)下營(yíng)養(yǎng)鹽遷移轉(zhuǎn)化的動(dòng)力機(jī)制具特殊性和復(fù)雜性[9]。珠江口海域2006－2010年夏季環(huán)境因子（如營(yíng)養(yǎng)鹽、鹽度、SPM、COD和DO）的基本統(tǒng)計(jì)值如表1所示。

表1 珠江口2006－2010年夏季物理化學(xué)因子統(tǒng)計(jì)值

無機(jī)氮（DIN）。2006年，珠江口海域無機(jī)氮53％超一類，19%超三類，28%超四類及劣四類海水標(biāo)準(zhǔn)；2007年中超二類、三類和四類海水標(biāo)準(zhǔn)的海域分別占30%、18%和52%；2008年中超三類和四類海水標(biāo)準(zhǔn)的海域分別占37%和63%；2009年中超二類、三類和四類海水標(biāo)準(zhǔn)的海域分別占36%、21%和43%；2010年中超二類、三類和四類海水標(biāo)準(zhǔn)的海域分別占37%、23%和40%。2008年的水質(zhì)污染最為嚴(yán)重，整個(gè)調(diào)查海域都處于三類及以上海水標(biāo)準(zhǔn)；其中內(nèi)伶仃洋海域完全處于三類及以上，而外伶仃洋海域?yàn)槎惣叭悩?biāo)準(zhǔn)，珠海沿岸多為三類及以上標(biāo)準(zhǔn)的水質(zhì)。

受徑流輸入和外海水團(tuán)入侵的影響，珠江口氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽總的分布變化趨勢(shì)為近口門比近岸區(qū)高，向外海方向降低。珠江口海域DIN空間分布差異顯著，呈現(xiàn)出由口門向外海遞減的趨勢(shì)，即虎門河口DIN濃度較高，靠近外海濃度較低。DIN以硝氮（NO3-N）為主（2006年，81%；2007年，85%；2008年，89%；2009年，86%；2010年，87%），亞硝氮（NO2-N）次之（2006年，13%；2007年，12%；2008年，5%；2009年，14%；2010年，11%），氨氮（NH4-N）含量最低。垂向上，DIN的濃度在表層高于底層，且表層濃度高值區(qū)遍及整個(gè)伶仃洋，而底層高值區(qū)主要分布于近口門和沿岸區(qū)。從空間分布可以看出，DIN主要來源于徑流輸入，部分由外海水團(tuán)攜帶。夏季受到地表徑流輸入而增加，廣州、深圳以及香港澳門的陸源污水匯入河口與海洋交界處，珠江口以北工業(yè)帶的污水排放量最為嚴(yán)重，其次是西部工業(yè)帶，同時(shí)深圳灣附近的陸源輸入也對(duì)珠江口DIN濃度有較大貢獻(xiàn)。

磷酸鹽（PO4）。相比于氮營(yíng)養(yǎng)鹽，磷營(yíng)養(yǎng)鹽濃度較低，含量明顯不足，如表1所示。磷營(yíng)養(yǎng)鹽的超標(biāo)閾值為0.03 mg/L。PO4區(qū)域分布差異較大，顯示出口門向外海遞減的趨勢(shì)，與氮營(yíng)養(yǎng)鹽空間分布趨勢(shì)一致。超標(biāo)磷酸鹽主要分布在虎門河口及東莞附近水域。垂向上，磷酸鹽底層的濃度高于表層，高濃度分布于內(nèi)伶仃洋大部分區(qū)域的底層, 尤其是口門附近水域，這說明表層磷酸鹽被生物大量吸收，而底層由于再生而增大。

氮磷比（N/P）。水環(huán)境可利用的氮與磷最適宜浮游生物生長(zhǎng)的正常摩爾比值為12 ~ 22，平均值為16[15]。Justic等[16]進(jìn)一步提出判定營(yíng)養(yǎng)鹽限制性情況的方法：（1）若Si/P> 22和N/P> 22，則PO4-P為限制因子；（2）若N/P< 10和Si/N> 1，則DIN為限制因子；（3）若Si/P< 10和Si/N< 1，則 SiO3-Si為限制因子。對(duì)珠江口海域營(yíng)養(yǎng)鹽結(jié)構(gòu)限制性情況進(jìn)行初步判斷分析，2006年Si/P=118.3和N/P=32.5；2007年Si/P=77.9和N/P=36.4；2008年Si/P=87.5和N/P=39.8；2009年Si/P=54.4 和N/P=23.1；2010年N/P=150。結(jié)果表明，珠江口海域2006－2010年主要以磷限制為主，氮非常豐富，即珠江口海域營(yíng)養(yǎng)鹽呈高氮低磷分布，與林以安等[17]和施玉珍等[18]的研究結(jié)果相一致。沖淡水帶來的無機(jī)氮含量遠(yuǎn)大于磷酸鹽可能是主要原因，而河口區(qū)硝酸鹽的再生增補(bǔ)及磷酸鹽的緩沖機(jī)制可能也是其重要原因[5]。

2.2 珠江口物理環(huán)境因子的時(shí)空變化特征

珠江河口處于鹽淡水交匯強(qiáng)烈的海域，受上游陸地徑流和海洋潮汐共同影響，河口動(dòng)力結(jié)構(gòu)如鹽淡水的混合程度會(huì)導(dǎo)致營(yíng)養(yǎng)鹽分布及其結(jié)構(gòu)發(fā)生劇烈變化，從而影響浮游植物的時(shí)空分布,其變化的典型特點(diǎn)是河口動(dòng)力的驅(qū)動(dòng)。在洪季，徑流量較大，2006－2010年夏季均值為351.78億m3，年際變化為271.76億m3，因此夏季徑流動(dòng)力占主導(dǎo)，鹽淡水混合作用較弱，鹽度鋒面向口門外推移。調(diào)查海域夏季2006－2010年鹽度年際變化較小，區(qū)域分布差異顯著?？v向上，由口門向外海增大；橫向上，西部向東部增大。

懸浮泥沙是營(yíng)養(yǎng)鹽的重要載體, 營(yíng)養(yǎng)鹽易被吸附在泥沙顆粒上，從而改變營(yíng)養(yǎng)鹽分布特征。表1中結(jié)果顯示，調(diào)查海域懸浮泥沙區(qū)域分布差異較大，呈現(xiàn)出由口門向口外變小的趨勢(shì)。2006－2010年夏季均值逐漸遞減。2006年最高值出現(xiàn)在龍穴水道與大鏟灣以北的海域，2007年最高值出現(xiàn)在獅子洋海域，2008年最高值區(qū)出現(xiàn)在交椅灣，2009年出現(xiàn)在淇澳島與橫門島之間，2010年出現(xiàn)在獅子洋附近。

而珠江口及毗鄰海域COD含量不高。珠江口COD濃度值基本處于一類到二類標(biāo)準(zhǔn)。時(shí)間上，2010年COD濃度值較2008年增加44%。在空間上，COD質(zhì)量濃度由口門向口外遞減，即虎門口（P1、P2、P19、P20、P23）為COD含量的高值區(qū)，其年平均值都超過2.03 mg/L，其余站位低于此值。廣州海域?yàn)橹榻牒５闹饕ǖ?，COD質(zhì)量濃度受珠江徑流影響較大，還受到陸源排放影響?；㈤T最靠近內(nèi)陸，是珠江（如東江、北江）流入外海的主要通道，主要接納廣州市區(qū)和番禺區(qū)、佛山和東莞的大量居民生活污水和沿岸工農(nóng)業(yè)廢水的排放；此外，珠江口喇叭狀地理形態(tài)特征致使灣內(nèi)水動(dòng)力作用減弱，故COD污染物受到海水稀釋作用減弱，更加不易向?yàn)惩鈹U(kuò)散。

溶解氧DO在時(shí)間上，2006年含量最低，2008年最高；2007－2010年溶解氧污染指數(shù)較2006年均有不同程度的升高?？臻g分布上，珠江口2006－2010年DO濃度由近岸向外海逐漸遞增。由于灣內(nèi)海域接近廣州市區(qū)，珠江徑流帶來大量有機(jī)污染物降解消耗DO，導(dǎo)致 DO 含量較低，此外，灣內(nèi)水交換條件差也是導(dǎo)致 DO 較低的另一個(gè)原因。[19]

2.3 珠江口海域夏季水體富營(yíng)養(yǎng)化水平及其與環(huán)境因子的關(guān)系

珠江口海域富營(yíng)養(yǎng)化水平（）計(jì)算結(jié)果如圖2所示。2008年調(diào)查海域值變化范圍為0.56 ~30.13，9%為貧營(yíng)養(yǎng)化，14%為輕度富營(yíng)養(yǎng)化，23%為中度富營(yíng)養(yǎng)化，54%為重度及嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化；2009年，值變化范圍為0.12 ~ 61.54，32%為貧營(yíng)養(yǎng)化，5%為輕度富營(yíng)養(yǎng)化，16%為中度富營(yíng)養(yǎng)化，47%為重度及嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化；2010年，值變化范圍為0.08 ~ 60.67，33%為貧營(yíng)養(yǎng)化，4%為輕度富營(yíng)養(yǎng)化，4%為中度富營(yíng)養(yǎng)化，59%為重度及嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化。

a．2008年；b. 2009年；c. 2010年

珠江口海域上游富營(yíng)養(yǎng)化較為嚴(yán)重，由口門向口外呈現(xiàn)遞減的趨勢(shì)?？陂T至內(nèi)伶仃島海域表現(xiàn)為重度及嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化（> 5）。口門附近海域細(xì)長(zhǎng)狹窄，與口灣內(nèi)海水交換能力較弱，污染物不易擴(kuò)散，水體自凈能力差，導(dǎo)致污染物濃度高，水體富營(yíng)養(yǎng)化程度較為嚴(yán)重。而口灣及口外海域逐漸開闊，受潮汐、海流作用，水體交換能力加快，污染物擴(kuò)散速度加快，濃度逐漸降低，水體富營(yíng)養(yǎng)化程度變緩。

由圖3可以看出，珠江口海域富營(yíng)養(yǎng)化水平與鹽度有顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系（2008年：= -0.79；2009年：= -0.77；2010年：= -0.64），表明外海水團(tuán)的稀釋混合作用顯著。且其影響程度2008年 > 2009年 > 2010年，是由氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽與鹽度的相關(guān)關(guān)系決定的（圖4）。其中，無機(jī)氮與鹽度的顯著相關(guān)性（2008年：= -0.96；2009年：= -0.93；2010年：= -0.87）說明調(diào)查海域無機(jī)氮主要由沿岸入海河流所貢獻(xiàn)，其分布主要受制于徑-潮動(dòng)力的強(qiáng)烈混合作用及其相互消長(zhǎng)；無機(jī)磷與鹽度的弱相關(guān)性（2008年：= -0.24；2009年：= -0.33；2010年：= -0.42）表明珠江口海域活性磷酸鹽的主要來源與無機(jī)氮不同，其主要來源是珠江三角洲沿岸城市陸源排放，而由河流攜帶的活性磷酸鹽不占主導(dǎo)地位。這與張景平等[5]的研究結(jié)果相一致。

圖3 珠江口富營(yíng)養(yǎng)化水平與環(huán)境因子鹽度、懸浮泥沙和溶解氧的關(guān)系

a. 2006年；b. 2007年；c. 2008年；d. 2009年；e. 2010年

圖3表明DO含量與富營(yíng)養(yǎng)化水平呈負(fù)相關(guān)關(guān)系（2008年：= -0.28；2009年：= -0.41；2010年：= -0.49），富營(yíng)養(yǎng)化水平越高，水體中微生物活動(dòng)越活躍，藻類生長(zhǎng)越迅速，消耗溶解氧越多，溶解氧含量越低，并且大量有機(jī)污染物降解需要消耗DO，從而導(dǎo)致DO質(zhì)量濃度下降。DO和相關(guān)關(guān)系不顯著，這是由于近岸海域海水中DO的分布變化，除受海水運(yùn)動(dòng)和溫度影響外，河水流入、降雨等帶入了含有豐富氧氣的水，對(duì)沿岸海域海水中DO的分布變化也有較大影響[20]。珠江口海域富營(yíng)養(yǎng)化水平與SPM正相關(guān)關(guān)系說明，富營(yíng)養(yǎng)化水平越高，氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽越豐富，水體中的營(yíng)養(yǎng)鹽被泥沙顆粒吸附得越多，故懸浮泥沙對(duì)浮游植物吸收利用營(yíng)養(yǎng)鹽起到一定程度抑制作用。另一方面，懸浮泥沙對(duì)光的吸收和散射，導(dǎo)致透明度的下降（如最大渾濁帶），在營(yíng)養(yǎng)鹽充足的條件下浮游植物的光合作用也可能受到限制，因此DO含量下降，富營(yíng)養(yǎng)化水平上升。

珠江口水域的生物地球化學(xué)行為性質(zhì)不同，水體富營(yíng)養(yǎng)化及其影響因子在各個(gè)水層形成各自的特征變化。懸浮泥沙對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化貢獻(xiàn)可由其影響指標(biāo)的關(guān)系推斷，以2010年夏季水體為例，如圖5所示。結(jié)果顯示，在表層水體中，懸浮泥沙對(duì)氮營(yíng)養(yǎng)鹽的影響較顯著（= 0.90，圖5a），但懸浮泥沙對(duì)富營(yíng)養(yǎng)化水平的貢獻(xiàn)較?。▓D5d），故氮營(yíng)養(yǎng)鹽非表層水體富營(yíng)養(yǎng)化的主導(dǎo)因子；且氮營(yíng)養(yǎng)鹽易被吸附在泥沙顆粒上。底層水體中，懸浮泥沙對(duì)磷營(yíng)養(yǎng)鹽的影響較大（= 0.76，圖5b），且其間接影響富營(yíng)養(yǎng)化水平（= 0.68）。

（a）懸浮泥沙和無機(jī)氮；（b）懸浮泥沙和磷酸鹽；（c）懸浮泥沙和COD；（d）富營(yíng)養(yǎng)化水平和懸浮泥沙

2.4 珠江口海域氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽來源

珠江口海域氮、磷等生源元素豐富，或流入外海，或被浮游植物吸收，或被吸附在泥沙顆粒上[10]。珠江河口氮營(yíng)養(yǎng)鹽主要由入海河流貢獻(xiàn)。徑流對(duì)氮營(yíng)養(yǎng)鹽的貢獻(xiàn)作用大于磷營(yíng)養(yǎng)鹽。在夏季，珠江口徑流量較大，營(yíng)養(yǎng)鹽濃度隨之升高。而磷營(yíng)養(yǎng)鹽來源與氮營(yíng)養(yǎng)鹽不同，主要是珠江三角洲沿岸城市陸源排放和外海水團(tuán)的輸入，而河流所攜帶的活性磷酸鹽不占主導(dǎo)地位。氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽與懸浮泥沙和鹽度的相關(guān)關(guān)系亦說明其來源不同（圖4，6）。

a. 2006年；b. 2007年；c. 2008年；d. 2009年；e. 2010年

珠江河口海域氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽的分布受多種動(dòng)力因子的共同驅(qū)動(dòng)作用。徑流輸入、鹽淡水混合稀釋作用和懸浮泥沙的吸附/解吸附作用共同影響著氮、磷等營(yíng)養(yǎng)鹽的分布。珠江口海域氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽的濃度變化均隨鹽度升高而下降（圖4），顯示出外海水入侵稀釋和浮游植物吸收的影響。鹽度對(duì)于DIN表現(xiàn)為顯著負(fù)相關(guān)，且在2010年由河流攜帶的氮營(yíng)養(yǎng)鹽輸入外海的過程中有新的氮源補(bǔ)充，主要為沿岸城市的排放（如珠海、中山、深圳等）；對(duì)于PO4表現(xiàn)為不顯著或一般負(fù)相關(guān)關(guān)系，表明磷營(yíng)養(yǎng)鹽不以河流攜帶為主。鹽度與營(yíng)養(yǎng)鹽的負(fù)相關(guān)關(guān)系顯示河口沖淡水對(duì)氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽的強(qiáng)稀釋-混合作用，極大地影響營(yíng)養(yǎng)鹽的輸運(yùn)過程。

懸浮泥沙是營(yíng)養(yǎng)鹽的重要載體。營(yíng)養(yǎng)鹽或表現(xiàn)為隨水流輸運(yùn)，或被富集在表層沉積物中，或從表層沉積物中再懸浮/解吸再次進(jìn)入水體，從而改變營(yíng)養(yǎng)鹽結(jié)構(gòu)[21]。泥沙對(duì)水體中的化學(xué)物質(zhì)（如氮、磷等營(yíng)養(yǎng)鹽）具有很強(qiáng)吸附能力[22]。懸沙濃度越大，供營(yíng)養(yǎng)鹽吸附的空間也越大，總吸附量就越大，水體中顆粒態(tài)氮和磷的濃度就越高；同時(shí)，懸沙濃度增加，顆粒之間碰撞更有利于泥沙解吸營(yíng)養(yǎng)鹽；聚合作用又使得相應(yīng)吸附量減少，此時(shí)單位質(zhì)量泥沙對(duì)氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽的吸附量反而隨著泥沙濃度增加而遞減[23-25]。圖6為氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽與懸浮泥沙濃度的關(guān)系，揭示了懸沙對(duì)氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽的影響。結(jié)果顯示，懸沙對(duì)氮營(yíng)養(yǎng)鹽的影響大于磷營(yíng)養(yǎng)鹽（DIN-SPM>PO4-SPM）。氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽是水體富營(yíng)養(yǎng)化的主要控制性因子，其與泥沙顆粒表面具有很強(qiáng)親和性。水體中氮、磷大部分被泥沙顆粒吸附，并隨著泥沙顆粒的運(yùn)動(dòng)而發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化[17]。調(diào)查海域2006－2010年夏季珠江口徑流量較大，徑-潮強(qiáng)相互作用促進(jìn)底層泥沙的再懸浮，較多營(yíng)養(yǎng)鹽被釋放到水體，營(yíng)養(yǎng)鹽濃度增加。

3 結(jié)論

本研究基于珠江口海域2006－2010年夏季水文水質(zhì)多要素連續(xù)觀測(cè)數(shù)據(jù)，研究該海域氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽的分布特征及其富營(yíng)養(yǎng)化評(píng)價(jià)，得出如下結(jié)論：

（1）珠江口海域水文、泥沙和營(yíng)養(yǎng)鹽年際變化差異較小，區(qū)域分布差異顯著；氮、磷營(yíng)養(yǎng)鹽和懸浮泥沙表現(xiàn)為口門向口外遞減，而鹽度則表現(xiàn)為相反趨勢(shì)，表征徑流輸入和潮流的稀釋-混合作用。

（2）氮磷營(yíng)養(yǎng)鹽濃度變化整體上表現(xiàn)為隨SPM升高而升高，且懸沙對(duì)氮營(yíng)養(yǎng)鹽的吸附作用大于磷營(yíng)養(yǎng)鹽；營(yíng)養(yǎng)鹽濃度變化均隨鹽度升高而下降，顯示出外海水入侵稀釋和浮游植物吸收的影響。

（3）珠江口海域上游富營(yíng)養(yǎng)化較為嚴(yán)重，由口門向口外逐漸遞減，且重度及嚴(yán)重富營(yíng)養(yǎng)化區(qū)域（> 5）主要集中在口門至內(nèi)伶仃島海域；富營(yíng)養(yǎng)化水平與鹽度、DO和SPM顯著相關(guān)，表明珠江沖淡水對(duì)該海域富營(yíng)養(yǎng)化起重要作用。

（4）珠江口海域氮營(yíng)養(yǎng)鹽主要由入海河流貢獻(xiàn)，而磷營(yíng)養(yǎng)鹽來源主要是沿岸城市陸源排放，河流所攜帶的活性磷酸鹽不占主導(dǎo)地位。

國(guó)家海洋局南海環(huán)境監(jiān)測(cè)中心同事給予樣品采集及數(shù)據(jù)測(cè)定幫助，謹(jǐn)此致謝！

[1] GAO Y, HE N P, WANG Q F, et al. Increase of external nutrient input impact on carbon sinks in Chinese coastal seas[J]. Environmental Science & Technology, 2013, 47: 13215-13216.

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

[3] 黃良民, 黃小平, 宋星宇, 等.我國(guó)近海赤潮多發(fā)區(qū)域及其生態(tài)學(xué)特征[J]. 生態(tài)科學(xué), 2003, 22(3): 252-258.

[4] 李俊龍, 鄭丙輝, 張鈴松, 等. 中國(guó)主要河口海灣富營(yíng)養(yǎng)化特征及差異分析[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016, 36(2):506-516.

[5] 張景平, 黃小平, 江志堅(jiān), 等. 2006－2007年珠江口富營(yíng)養(yǎng)化水平的季節(jié)性變化及其與環(huán)境因子的關(guān)系[J]. 海洋學(xué)報(bào), 2009,31(3):113-120.

[6] WANG G F, CAO W X, YANG Y Z, et al. Variations in light absorption properties during a phytoplankton bloom in the Pearl River estuary[J].Continental Shelf Research, 2010, 30: 1085-1094.

[7] YIN K D, HARRISON P J. Nitrogen over enrichment in subtropical Pearl River estuarine coastal waters: possible causes and consequences[J].Continental Shelf Research, 2008, 28: 1435-1442.

[8] 張偉, 孫健, 聶紅濤, 等. 珠江口及毗鄰海域營(yíng)養(yǎng)鹽對(duì)浮游植物生長(zhǎng)的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 35(12): 4034-4044.

[9] HU J T, LI S Y. Modeling the mass fluxes and transformations of nutrients in the Pearl River Delta, China[J]. Journal of Marine Systems, 2009, 78: 146-167.

[10] 羅珮珍, 牛麗霞, 羅向欣, 等. 珠江磨刀門河口枯季葉綠素 a 環(huán)境因子驅(qū)動(dòng)分析[J]. 廣東海洋大學(xué)學(xué)報(bào), 2019, 39(2): 83-93.

[11] ZHANG X, HUANG X P, SHI Z, et al. Spatial and temporal variation of picophytoplankton in the Pearl River Estuary[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(7): 2200-2211.

[12] 中華人民共和國(guó)水利部. 中國(guó)河流泥沙公報(bào)[M]. 北京，中國(guó)水利水電出版社，2018：i.

[13] 趙煥庭. 珠江河口的水文和泥沙特征[J]. 熱帶地理, 1989, 3: 201-212.

[14] 李俊龍, 鄭丙輝, 張鈴松, 等. 中國(guó)主要河口海灣富營(yíng)養(yǎng)化特征及差異分析[J]. 中國(guó)環(huán)境科學(xué), 2016, 36(2): 506-516

[15] REDFIELD A C. The biological control of chemical factors in the environment[J]. American Scientist, 1958, 46: 205-222.

[16]JUSTIC D, RABALAIS N N, TURNER R E. Stoichiometric nutrient balance and origin of coastal eutrophication[J]. Marine Pollution Bulletin, 1995, 30(1): 41-46.

[17] 林以安, 蘇紀(jì)蘭, 扈傳昱, 等. 珠江口夏季水體中的氮和磷[J]. 海洋學(xué)報(bào), 2004, 26(5): 63-73.

[18] 施玉珍, 趙輝, 王喜達(dá), 等. 珠江口海域營(yíng)養(yǎng)鹽和葉綠素 a 的時(shí)空分布特征[J]. 廣東海洋大學(xué)學(xué)報(bào), 2019, 39(1): 56-65.

[19] 魏鵬，黃良民，馮佳和, 等. 珠江口廣州海域 COD 與 DO 的分布特征及影響因素[J]. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2009, 18(5): 1631-1637.

[20] 韋蔓新, 童萬平, 何本茂, 等. 北海灣無機(jī)磷和溶解氧的空間分布及其相互關(guān)系研究[J]. 海洋通報(bào), 2000, 1(4):29-35.

[21] HE Q, QIU Y X, LIU H H. New insights into the impacts of suspended particulate matter on phytoplankton density in a tributary of the Three Gorges Reservoir, China [J]. Scientific Reports, 2017, 7: 13518.

[22] 劉蘇蘇. 贛江河流泥沙對(duì)氮磷的吸附解吸特性研究[D].南昌：南昌大學(xué)：2011.

[23] 暴維英, 曾令慶, 高宏. 黃河泥沙對(duì)有毒有機(jī)物吸附特性的研究[J]. 人民黃河, 1996(7): 21-22.

[24] 陳野, 李青云, 曹惠群. 河流泥沙吸附磷的研究現(xiàn)狀與展望[J]. 長(zhǎng)江科學(xué)院院報(bào), 2014, 31(5): 12-16.

[25] DAVIS J A, HAYES K F. Geochemical Process at Mineral Surfaces：An Overview[J]. Acs Symposium, 1986, 323(1): 2-18.

Nutrient dynamics in Pearl River estuary and their eutrophication evaluation

ZENG Dan-na1, NIU Li-xia2,3,4, TAO Wei5, FU Lin-xi2, YANG Qing-shu2,3,4

（1.,//2.,,519082,//3.,,510275,//4.,519082,//5.,510310,）

To analyze the spatial and temporal characteristics of dissolved nutrients and their eutrophication levels in the Pearl River estuary (PRE) in summer.Using Pearson correlation method, this study investigate the spatiotemporal variability of dissolved nutrients (e.g., DIN, PO4) and physical factors such as hydrology and suspended sediment (SPM) with data from 2006 to 2010 in the PRE, south China.Significant changes in environmental variables were detected in spatial and temporal scales. The levels of nutrients and SPM gradually declined from the estuary to the open sea, while a contrary trend was shown for salinity. DIN was mainly composed of nitrate (NO3-N), followed by nitrite (NO2-N), and then ammonium (NH4-N).The nutrient levels were co-controlled both by the riverine input, diluting-mixing process, and absorption/desorption of SPM. The values of N/P indicated a potential P-limitation for phytoplankton growth. Particularly, the severe eutrophication (> 5) appeared in the water bodies between the river mouth and inner Lingding island. The major contributors were dissolved nutrients and oxygen.

Pearl River estuary; DIN; PO4; eutrophication level; water quality index

Q948.8;X52

A

1673-9159（2020）03-0073-10

10.3969/j.issn.1673-9159.2020.03.010

2019-12-29

中國(guó)近岸海域生態(tài)環(huán)境監(jiān)控區(qū)河口海洋環(huán)境質(zhì)量綜合評(píng)價(jià)方法（DOMEP (MEA)-01-03）；國(guó)家自然科學(xué)基金青年基金項(xiàng)目（51709289）

曾丹娜（1996－），女，碩士研究生，主要從事河口環(huán)境研究。Email:zengdn3@mail2.sysu.edu.cn

牛麗霞，博士，副研究員，主要研究方向?yàn)楹涌诤０渡鷳B(tài)動(dòng)力過程。Email: niulixia@mail.sysu.edu.cn

曾丹娜，牛麗霞，陶偉，等. 夏季珠江口水域營(yíng)養(yǎng)鹽分布特征及其富營(yíng)養(yǎng)化評(píng)價(jià)[J].廣東海洋大學(xué)學(xué)報(bào)，2020，40（3）：73-82.

（責(zé)任編輯：劉嶺）