张军晓，李绪录，肖志建 （国家海洋局南海工程勘察中心，广东 广州 510300）

深圳湾及邻近水域总溶解磷的来源和时空分布

张军晓，李绪录*，肖志建 （国家海洋局南海工程勘察中心，广东 广州 510300）

依据2000～2012年每月一次的调查资料，简要描述和讨论了深圳湾及邻近沿岸水域中总溶解磷（TDP）质量浓度的时空分布，并结合现场盐度和溶解无机磷（DIP）实测数据探讨TDP的组成和来源以及DIP和溶解有机磷（DOP）之间的转化.结果表明，深圳湾和珠江口东南部沿岸TDP质量浓度分别为（0.26±0.22）和（0.05±0.02）mg/L.研究期间，珠江口东南部沿岸TDP质量浓度的年内和年际变化不大，趋势平稳.在深圳湾，由于受到周边陆源排放的影响，TDP质量浓度在丰水期较低，枯水期较高，且在2000～2004年呈上升趋势，从0.24mg/L上升至0.33mg/L，而在2005～2012年则呈下降趋势，从0.33mg/L下降至0.16mg/L.研究海区中的TDP具有“保守性”，主要来自陆源排放.依二元混合质量平衡模式估算的珠江口东南部沿岸TDP的陆源质量分数约为53.9%，而深圳湾的均大于80%. TDP的赋存形态从河口的以DIP为主逐渐转变至近外海的以DOP为主，可能暗示磷从河口向海迁移期间，复杂的生物地球化学过程使DIP转化为DOP的速率大于DOP转化为DIP的速率.

总溶解磷（TDP）；分布；组成；来源；沿岸水；深圳湾；珠江口

Kew words：total dissolved phosphorus （TDP）；distributions；composition；sources；coastal waters；Shenzhen Bay；Pearl River Estuary

磷是所有陆生和水生生物的一个基本营养素.磷的生物可利用性影响着海洋中浮游植物的初级生产率、种类分布和生态系统结构［1-2］.在许多海洋和河口环境中，生物可利用磷被认为是最有可能限制初级生产的主要营养素［3-5］.近几十年来，由于氮输入量增加和磷输入量减少，中国近海磷限制的趋势日益严重［6］.透光层中磷限制影响初级生产力，造成“生物泵”效率降低，导致被转移入海洋深层或沉积物中的有机物减少，即被带走的大气CO2减少［7-8］，进而影响气候变化.因此，分析沿岸水域中各形态磷的时空分布、来源和它们之间的循环转化，对了解全球磷循环、碳循环和气候变化具有重大意义.

在海水中，总溶解磷（TDP）由溶解无机磷（DIP）和溶解有机磷（DOP）组成，构成总磷池的绝大部分.透光层中磷被快速循环，不同生物地球化学过程促使不同形态的磷（无机与有机态和溶解与颗粒态之间）不断相互转化.在初级生产过程中，浮游植物通过光合作用把DIP同化为有生命的颗粒有机磷（POP）［9］.摄食浮游植物的原始及多细胞浮游动物排泄和海藻、浮游植物及细菌直接分泌释放DIP和DOP［10-11］.浮游植物的病毒及死亡细胞自溶也释放细胞内的DIP和DOP［12］.异养菌的水解作用和自养菌及一些浮游生物的酶水解作用又把无生命的有机磷（包括碎屑POP和DOP）转化为DIP［9-10，13］.水柱中的DIP和DOP被下沉的颗粒物吸附，也从下沉的颗粒物上解吸，在溶解和颗粒态之间移动［7，14］.国际上，有关海洋中磷的研究历史悠久，各方面的研究成果已有综述［2，8，15］.从20世纪80年代以来，学者们已开展了对我国沿海中磷的调查和研究［16-26］.金杰等［6］综述了海洋浮游植物对磷的响应研究进展.有关深圳湾中磷的调查研究也有一些报道［27-29］.然而，这些研究多局限于单个航次或几个航次的短期观测资料.

多年长时间系列数据的分析结果更具代表性，长期记录具有重大的统计意义［30］.本研究选取香港环境保护署（EPD）已实施的综合调查项目中2000～2012年每月一次的水质监测资料，简要描述和讨论深圳湾及邻近水域中TDP质量浓度的时空分布，并结合海水盐度（S）和DIP的实测数据，从生物地球化学角度，分析研究TDP的组成和来源及DIP与DOP的循环转化.

1 材料与方法

1.1 研究海区和监测站位

深圳湾是珠江口东南侧一个由西向东偏北嵌入陆地约17.5km的半封闭型浅水海湾，隶属于香港特别行政区和深圳市.周边陆地为丘陵低山，沿岸有深圳河、大沙河及元朗河等注入，岸线长约60km，水域面积约为90.8km2；湾的东部（湾顶）较浅，西部（湾口）较深，深度一般小于5m，平均为2.9m［29，31］.深圳湾潮汐为不规则半日潮，湾口平均潮差1.36m，最大涨潮潮差2.47m，最大落潮潮差3.44m，湾内潮流基本属于西南-东北向往复流；涨潮最大流速为0.97m/s，平均为0.29m/s；落潮最大流速为0.80m/s，平均为0.26m/s［31］.集水区内发达的经济和密集的人口产生大量工农业、第三产业和生活废水通过小河流和地面径流排放入海.深圳湾接受了大量的陆源物质输入，污染严重，水质达到国家海水质量标准劣四类［32］，属于富营养化海域［27，29，33］.

选用EPD综合调查项目中11个代表不同地理区域的监测站，其中4个（D1～D4站）代表深圳湾和7个（D5、N1～N3、N5～N6和N8站）代表珠江口东南部沿岸.具体监测站位见图1.

图1 深圳湾及邻近沿岸水域中水质监测站位Fig.1 Monitoring sites for water quality in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters

1.2 样品采集和要素测量

Seacat19+CTD温盐深剖面仪结合计算机控制的多瓶式采样器被用来测量现场参数和采集海水样品.收集表、中、底层测量数据.表层指海表面下1m深的位置；中层指水深一半的位置；底层指距海底1m深的位置.水深＜4m时，只收集表层；水深4～6m时，仅收集表、底层；水深＞6m时，收集表、中、底层.DIP和TDP均由流动注射分析法测定［34-35］.每个样品的DOP质量浓度由等式［DOP］=［TDP］－［DIP］求得. S、DIP和TDP的报告限分别为0.1，0.002mg/L，0.02mg/L.

1.3 数据处理

依据所有的测量数据，应用Excel软件，求取2000～2012年各站水柱（包括表层、中层和底层）中TDP质量浓度各月的平均值，并选取1、4、7和10月份代表冬、春、夏和秋季来分析其水平分布的季节变化；求取监测期间所有站表层、中层和底层水中TDP质量浓度各月的平均值来分析其年内变化；求取TDP质量浓度各航次的平均值来分析其年际变化.

2 结果

2.1 TDP的时空分布

图2 2000～2012年深圳湾及邻近沿岸水域中平均TDP质量浓度（mg/L）的水平分布Fig.2 Horizontal distribution of the average TDP concentration（mg/L） in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters from 2000 to 2012

图2示2000～2012年春、夏、秋和冬季深圳湾及珠江口东南部沿岸中代表性TDP质量浓度的水平分布.如图所示，深圳湾的TDP质量浓度远大于珠江口东南部沿岸.各季TDP质量浓度的水平分布趋势基本一致，在深圳湾中均是从深圳河口向湾外逐步递减，而在珠江口东南部沿岸则均略呈北高南低.在深圳湾，冬季TDP质量浓度略高于其他季节，春、夏、秋和冬季的变化范围分别为0.09～0.50， 0.10～0.54， 0.09～0.51， 0.08～ 0.68mg/L，平均分别为0.28，0.30，0.30，0.36mg/L.在珠江口东南部沿岸，各季TDP质量浓度的差别不大，春、夏、秋和冬季的变化范围分别为0.03～0.06，0.04～0.07，0.04～0.06，0.04～0.06mg/L，各季均值都是0.05mg/L.深圳湾和珠江口东南部沿岸的多年平均TDP质量浓度分别为（0.26±0.22）和（0.05±0.02）mg/L.

图3 2000～2012年深圳湾和珠江口东南部沿岸中TDP质量浓度的年内变化和年际变化Fig.3 Intra- and inter-annual variabilities of TDP concentration in the Shenzhen Bay and the coastal southeastern Pearl River Estuary from 2000 to 2012

图3示2000～2012年深圳湾及珠江口东南部沿岸中TDP质量浓度各月均值的年变化和各航次均值的年际变化.从图3a看到，深圳湾表层TDP质量浓度1～5月连续降低，5～6月有所回升，6～8月又连续降低，8～12月则连续升高，呈较明显的半年周期性变化；最低谷值出现在5月，次低谷值出现在8月，最高峰值出现在1月，次高峰值出现在6月；丰水期（4～9月）TDP质量浓度低于枯水期（10月～次年3月）.深圳湾底层TDP质量浓度的年变化波动较小，夏季略高于其他季节，最高值出现在8月，最低值出现在5月. 由图3b可见，在珠江口东南部沿岸，表、中、底层各月平均TDP质量浓度的差别不大，年变化波动也较小；表层最高值出现在6月，最低值出现在5月；底层最高值出现在10月，最低值出现在5月；夏秋季（6～10月）DIP质量浓度略高于冬春季（11月～次年5月），但差别甚小.在研究期间，尽管TDP与时间的秩相关没有全部达到显著水平，线性相关系数（R2）为0.02～0.32，但图3c和3d显示出TDP质量浓度随时间的不同变化趋势.如图3b所示，深圳湾TDP质量浓度的年际变化波动较大， 2000～2004年呈上升趋势，从0.24mg/L上升至0.33mg/L， 2005～2012年则呈下降趋势，从0.33mg/L下降至0.16mg/L；研究期间珠江口东南部沿岸TDP质量浓度的年际变化波动较小，趋势平稳（呈微小下降趋势）.

2.2 TDP的组成

表1列出深圳湾及珠江口东南部沿岸中各测站TDP的多年平均DIP和DOP质量分数.在深圳湾中，DIP质量分数由湾顶向湾外逐步递减，约为69.8%；DOP质量分数由湾顶向湾外逐步递增，为30.2%左右.在珠江口东南部沿岸，DIP质量分数基本上呈北高南低的分布趋势，其变化范围为39.7%～60.0%，平均为52.5%；而DOP质量分数则呈北低南高，变化范围分别为36.3%～60.3%，平均分别为47.5%.总而言之，距离磷排放源地越远，DIP质量分数越低，而DOP质量分数越高.

表1 2000～2012年深圳湾和珠江口中各测站TDP的DIP和DOP质量分数Table 1 DIP and DOP fractions of TDP at various sites in the Shenzhen Bay and Pearl River Estuary from 2000 to 2012

2.3 TDP与盐度（S）的关系及其陆源质量分数（w［TDPTer］）和海源质量分数（w［TDPMar］）

图4 2000～2012年深圳湾和珠江口中各监测站平均TDP质量浓度与盐度（S）之间的关系Fig.4 Diagram of the TDP concentration with salinity averaged at various sites in the Shenzhen Bay and Pearl River Estuary from 2000 to 2012

回归分析表明2000～2012年研究海区中各站平均TDP与S之间关系密切，深圳湾和珠江口东南部沿岸中TDP质量浓度均随着盐度的上升呈线性下降（图4）.因为海水S具有保守性，所以研究海区中TDP也具有“保守性”. 因此，便可依据珠江口邻近的南海北部沿岸水多年平均TDP质量浓度和S （分别为0.025mg/L和32.00）及各站的TDP质量浓度和S，用二元混合质量平衡模式［36-37］定量估算出各站TDP的陆源和海源质量分数（表2）.本文中陆源TDP指集水区内向海排放并滞留在研究海区中的所有TDP，主要包括大气沉降、雨水、工农业、第三产业和生活废水带来的TDP总和.由表2可见，珠江口东南部沿岸TDP的陆源质量分数为44.9%～67.9%之间，平均为53.9%，而深圳湾的均大于80%，最高达97.6%（D1站）.

表2 2000～2012年深圳湾和珠江口中各监测站TDP的平均海源和陆源质量分数Table 2 Average marine and terrestrial fractions of TDP at various sites in the Shenzhen Bay and Pearl River Estuary from 2000 to 2012

3 讨论

深圳湾的TDP质量浓度远高于珠江口东南部沿岸，主要是受到沿海城市香港和深圳的陆源排放的影响以及其特殊自然环境条件的限制所致.深圳湾属半封闭性海湾，与开阔的珠江口相比，其水动力条件较差，水交换较弱，排放物难以向外扩散［29，31］，故营养盐质量浓度终年较高，成为富营养化海域［27，29，33］.深圳湾TDP质量浓度的年变化呈较明显的半年周期性，不同于该区域水文环境因素的明显年周期性，这说明深圳湾TDP质量浓度的分布变化取决于其周边的磷排放.珠江口东南部沿岸TDP质量浓度随季节的变化不明显，不同于该区域总溶解氮（TDN）质量浓度的明显年周期性变化［39］.这说明该海域TDP质量浓度的时空分布受到珠江径流量的影响不大.深圳湾TDP质量浓度在2000～2004年呈上升趋势， 2005～ 2012年则呈下降趋势，表明近几年来，随着周边地区环境保护设施（例如污水处理厂）投入的增加，陆源磷排放已得到一定的遏制. 2000～2012年珠江口东南部沿岸TDP质量浓度的年际变化趋势平稳（呈微小下降趋势），与该区域同时期TDN质量浓度略呈上升趋势［38］相比，表明珠江口集水区的陆源氮排放不断增加，而磷排放略有减少，造成氮：磷比增加.这可能加剧珠江口近外海磷限制的严重性［24-26］，对海区生态系统造成多种影响［40］.

图5 2000～2012年深圳湾和珠江口中各监测站平均TDP质量浓度与水深之间的的回归分析结果Fig.5 Regression of the average TDP concentration with the water-depth at various sites in the Shenzhen Bay and Pearl River Estuary from 2000 to 2012

深圳湾的东部（湾顶）较浅，西部（湾口）较深，TDP质量浓度与水深的关系密切，随着水深的增加而大幅度降低（图5），显示潮汐、潮流带入的低污染物浓度珠江口水对高污染物浓度湾内水的稀释作用.深圳湾的深度一般小于5m，平均为2.9m，而其潮流为不规则半日潮往复流，湾口平均潮差1.36m［31］；由潮差和水深估算的海水滞留时间为1～4d［39］.从图5可以看到，珠江口中TDP质量浓度随水深的变化不明显，而且它们之间基本上不存在着线性相关关系.

在深圳湾中，TDP的DIP质量分数都远大于DOP质量分数（表1），表明DIP是TDP的主要赋存形态，2005～2012年深圳湾集水区香港分区内小河溪中的DIP和DOP质量浓度分别约为0.81和0.36mg/L也支持这一结论，但这与周毅频等［23］在大鹏湾中的研究结果有所不同（大鹏湾中TDP的主要赋存形态是DOP）.在珠江口东南部沿岸中，TDP的主要赋存形态从上游的DIP逐渐改变至近外海的DOP.从表1还可看到，距离磷排放源地越远，DIP质量分数越低，而DOP质量分数越高.这可能暗示磷从河口向海迁移期间，复杂的生物地球化学过程使DIP转化为DOP的速率大于DOP转化为DIP的速率.李绪录等［39］的研究也显示研究海区中氮从河口向海迁移期间溶解无机氮（DIN）转化为溶解有机氮（DON）的速率大于DON转化为DIN的速率.

回归分析表明，TDP与S之间存在着密切的关系.由二元混合质量平衡模式估算的研究海区中TDP的陆源质量分数基本上高于海源质量分数.这表明研究海区中的TDP主要来自陆源排放，也表明研究海区的水动力条件对TDP质量浓度分布变化的影响起决定性作用.这也是TDP具有“保守性”的原因.研究表明研究海区中颗粒有机物（POM）、DIN和TDN也具有“保守性”［38-39，41］.

珠江口的陆源淡水主要来自珠江四大口门（虎门、蕉门、洪奇门和横门），口门处的平均TDP质量浓度和S分别为0.074mg/L［42］和3.75［43］，而珠江口邻近的南海北部沿岸水中平均TDP质量浓度和S分别为0.025mg/L和32.00.由于TDP具有“保守性”，所以可以把此两点的连线作为外海水入侵珠江口的理论稀释线（图4）.从图4可看到，各测站多年平均TDP质量浓度随盐度的升高而下降，显示出外海水入侵稀释作用的影响.数点偏离理论稀释线，反映了从河口向海输运过程中颗粒附着磷解吸、悬浮颗粒对磷吸附、浮游植物初级生产对磷的净摄取、碎屑POP的微生物降解（包括浮游生物酶解）以及来源于外部新的TDP补充.深圳湾中的TDP-S数点都明显正偏离理论稀释线，显然是香港、深圳陆源排放造成的新来源TDP补充所致.珠江口东南部沿岸中的TDP-S数点落在理论稀释线上方略有正偏离，表明来自外部新补充的TDP、颗粒附着解吸作用释放的TDP与病毒、死亡细胞自溶及碎屑POP被微生物降解所产生的TDP之和多于浮游植物初级生产净摄取的TDP与悬浮颗粒吸附作用所吸收的TDP之和.

4 结论

4.1 深圳湾和珠江口东南部沿岸多年平均TDP质量浓度分别为（0.26±0.22）和（0.05±0.02）mg/L.深圳湾TDP质量浓度的年变化特征为丰水期较低，而枯水期较高，表明其分布变化主要受到周边陆源磷排放的影响.珠江口东南部沿岸TDP质量浓度随季节的变化不明显，表明其时空分布受到珠江径流量的影响不大.

4.2 深圳湾TDP质量浓度在2000～2004年呈上升趋势，2005～2012年则呈下降趋势，表明近年来，随着周边地区环境保护设施投入的增加，陆源磷排放已得到一定的遏制.2000～2012年珠江口东南部沿岸TDP质量浓度的年际变化趋势平稳（呈微小下降趋势），可能加剧珠江口近外海磷限制的严重性.

4.3 在研究海区中 DIP构成TDP的大部分，DIP质量分数在深圳湾和珠江口东南部沿岸中分别约为69.8%和52.5%.距离磷排放源地越远，DIP质量分数越低，而DOP质量分数越高.TDP的赋存形态从河口的以DIP为主逐渐转变至近外海的以DOP为主.这表明磷从河口向海迁移期间，复杂的生物地球化学过程使DIP转化为DOP的速率大于DOP转化为DIP的速率.

4.4 回归分析表明TDP与S之间关系密切，TDP质量浓度随着盐度的上升呈线性下降，表明TDP具有“保守性”，也表明研究海区的水动力条件对TDP质量浓度分布变化的影响起决定性作用.由二元混合质量平衡模式估算的珠江口东南部沿岸TDP的陆源质量分数约为53.9%，而深圳湾的均大于80%，显示TDP主要为陆源输入.

4.5 研究海区中各测站的TDP-S数点都正偏离理论稀释线，表明磷从河口向海迁移期间，来自外部新补充的TDP、颗粒附着解吸作用释放的TDP与病毒、死亡细胞自溶及碎屑POP被微生物降解所产生的TDP之和多于浮游植物初级生产净摄取的TDP与悬浮颗粒吸附作用所吸收的TDP之和.

［1］Karl D M， Björkman K M， Dore J E， et al. Ecological nitrogen-to-phosphorus stoichiometry at station ALOHA ［J］. Deep-Sea Research II， 2001，48：1529-1566.

［2］Benitez-Nelson C R. The biogeochemical cycling of phosphorus in marine systems ［J］. Earth-Science Reviews， 2000，51：109-135.

［3］Howarth R W. Nutrient limitation of net primary production in marine ecosystems ［J］. Annual Review of Ecology and Systematics， 1988，19：89-110.

［4］Thingstad T F， Zweifel U L， Rassoulzadegan F. P limitation of heterotrophic bacteria and phytoplankton in the northwest Mediterranean ［J］. Limnology and Oceanography， 1998，43：88-94.

［5］Tyrrell T. The relative influences of nitrogen and phosphorus on oceanic primary production ［J］. Nature， 1999，400（6744）：525-531.

［6］金 杰，刘素美.海洋浮游植物对磷的响应研究进展 ［J］. 地球科学进展， 2013，28（2）：253-261.

［7］Delaney M L. Phosphorus accumulation in marine sediments and the oceanic phosphorus cycle ［J］. Global Biogeochemical Cycles，1998，12（4）：563-572.

［8］Paytan A， McLaughlin K. The oceanic phosphorus cycle ［J］. Chemical Reviews， 2007，107：563-576.

［9］Cotner J B， Wetzel R G. Uptake of dissolved inorganic and organic phosphorus compounds by phytoplankton and bacterioplankton ［J］. Limnology and Oceanography， 1992，37：232-243.

［10］Cotner J B， Biddanda B A. Small players， large role： microbial influence on biogeochemical processes in pelagic aquatic ecosystems ［J］. Ecosystems， 2002，5：105-121.

［11］Ward B B， Bronk D A. Net nitrogen uptake and DOP release in surface waters： importance of trophic interactions implied from size fractionation experiments ［J］. Marine Ecology Progress Series， 2001，219：11-24.

［12］Anderson G C， Zeutschel R P. Release of dissolved organic matter by marine phytoplankton in coastal and off-shore areas of the Northeast Pacific Ocean ［J］. Limnology and Oceanography，1970，15：402-407.

［13］Azam F， Fenchel T， Field J G， et al. The ecological role ofwater-column microbes in the sea ［J］. Marine Ecology Progress Series， 1983，10：257-263.

［14］Faul K L， Paytan A， Delaney M L. Phosphorus distribution in sinking oceanic particulate matter ［J］. Marine Chemistry， 2005，97：307-333.

［15］Dyhrman S T， Ammerman J W， Van Mooy B A S. Microbes and the marine phosphorus cycle ［J］. Oceanography， 2007，20（2）：110-116.

［16］Cai W-J， Dai M H， Wang Y C， et al. The biogeochemistry of inorganic carbon and nutrients in the Pearl River estuary and the adjacent Northern South China Sea ［J］. Continental Shelf Research， 2004，24：1301-1319.

［17］Chai C， Yu Z M， Shen Z L， et al. Nutrient characteristics in the Yangtze River Estuary and the adjacent East China Sea before and after impoundment of the Three Gorges Dam ［J］. Science of the Total Environment， 2009，407（16）：4687-4695.

［18］李绪录，周毅频，夏华永.大鹏湾表层沉积物中碳、氮、磷的多年调查结果和有机质来源分析 ［J］. 环境科学学报， 2012，32（5）：1113-1119.

［19］刘 胜，李 涛，王桂芬，等.珠江口水域浮游生态系统中磷的循环及其效应评估 ［J］. 热带海洋学报， 2010，（1）：42-45.

［20］Xu S S， Song J M， Li X G， et al. Changes in nitrogen and phosphorus and their effects on phytoplankton in the Bohai Sea［J］. Chinese Journal of Oceanology and Limnology， 2010，28（4）：945-952.

［21］Zhang J， Yu Z G， Wang J T， et al. The subtropical Zhujiang（Pearl River） estuary： nutrient， trace species and their relationship to photosynthesis ［J］. Estuarine， Coastal and Shelf Science，1999，49：385-400.

［22］周毅频，李绪录，夏华永.大鹏湾海水中氮和磷的分布变化 ［J］.广东海洋大学学报， 2011，31（3）：50-55.

［23］周毅频，李绪录，张军晓，等.大鹏湾中溶解态总氮和总磷的多年调查结果分析 ［J］. 生态环境学报， 2012，21（4）：706-710.

［24］Miao A J， Hutchins D A， Yin K D， et al. Macronutrient and iron limitation of phytoplankton growth in Hong Kong coastal waters［J］. Marine Ecology Progress Series， 2006，318：141-152.

［25］Xu J， Yin K D， He L， et al. Phosphorus limitation in the northern South China Sea during late summer： influence of the Pearl River［J］. Deep Sea Research I， 2008，55（10）：1330-1342.

［26］Yin K D， Qian P-Y， Wu M C S， et al. Shift from P to N limitation of phytoplankton growth across the Pearl River estuarine plume during summer ［J］. Marine Ecology Progress Series， 2001，221：17-28.

［27］孙金水， Wai O W H， 王 伟，等.深圳湾海域氮磷营养盐变化及富营养化特征 ［J］. 北京大学学报（自然科学版）， 2010，46（6）：960-964.

［28］万由鹏，毛献忠.深圳湾TIN和数值模拟及减排效果分析 ［J］. 环境科学， 2011，32（2）：384-391.

［29］张 静，张瑜斌，周 凯，等.深圳湾海域营养盐的时空分布及潜在性富营养化程度评价 ［J］. 生态环境学报， 2010，19（2）：253-261.

［30］Van Engeland T， Soetaert K， Knuijt A， et al. Dissolved organic nitrogen dynamics in the North Sea： A time series analysis（1995～2005） ［J］. Estuarine， Coastal and Shelf Science， 2010，89：31-42.

［31］王 琳，陈上群.深圳湾自然条件特征及治理应注意的问题 ［J］.人民珠江， 2001，6：4-7.

［32］王越兴.深圳湾水环境质量及变化趋势分析 ［J］. 环境科学导刊， 2011，30（3）：94-96.

［33］戴纪翠，高晓薇，倪晋仁，等.深圳近海海域营养现状分析与富营养化水平评价 ［J］. 环境科学， 2009，30（10）：2879-2883.

［34］American Public Health Association. 4500-P G， Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater （20th Edition） ［S］. 1998.

［35］American Society for Testing and Materials. ASTM D515-1988B，Standard test methods for phosphorus in water （Test method B）［S］. 1988.

［36］Li X-L， Shi H-M， Xia H-Y， et al. Seasonal hypoxia and its potential forming mechanisms in the Mirs Bay， the northern South China Sea ［J］. Continental Shelf Research， 2014，80：1-7.

［37］李绪录，张军晓，周毅频，等.2000～2010年大鹏湾溶解有机氮的时空分布 ［J］. 中国环境科学， 2013，33（10）：1799-1807.

［38］赵明辉，李绪录.2000～2011年深圳湾及邻近沿岸水域颗粒有机物的来源和时空分布 ［J］. 中国环境科学， 2014，34（11）：2905-2911.

［39］李绪录，张军晓，史华明，等.深圳湾及邻近沿岸水域总溶解氮的分布、组成和来源及氮形态的转化 ［J］. 环境科学学报，2014，34（8）：2017-2034.

［40］Qiu D J， Huang L M， Zhang J L， et al. Phytoplankton dynamics in and near the highly eutrophic Pearl River Estuary， South China Sea ［J］. Continental Shelf Research， 2010，30（2）：177-186.

［41］张军晓，李绪录，周毅频，等.2000—2010年深圳湾及其邻近海域溶解无机氮的时空分布 ［J］. 生态环境学报， 2013，22（3）：475-480.

［42］林以安，苏纪兰，扈传昱，等.珠江口夏季水体中的氮和磷 ［J］. 海洋学报， 2004，26（5）：63-73.

［43］He B Y， Dai M H， Zhai W D， et al. Distribution， degradation and dynamics of dissolved organic carbon and its major compound classes in the Pearl River estuary， China ［J］. Marine Chemistry，2010，119：52-64.

致谢：感谢香港特别行政区环境保护署提供并允许使用相关数据.

Temporal and spatial distributions and sources of total dissolved phosphorus in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters.

ZHANG Jun-xiao， LI Xu-lu*， XIAO Zhi-jian （South China Sea Marine Engineering Surveying Center，State Oceanic Administration， Guangzhou 510300， China）. China Environmental Science， 2015，35（3）：871～878

Based on the data obtained from monthly cruises from 2000 to 2012， temporal and spatial distributions of the total dissolved phosphorus （TDP） concentration in the Shenzhen Bay and the coastal southeastern Pearl River Estuary were briefly presented and discussed. Composition and sources of the TDP and transformations between the dissolved inorganic phosphorus （DIP） and dissolved organic phosphorus （DOP） were also investigated by combining with measurements of the salinity and DIP. The results showed that the TDP concentration was （0.26±0.22） mg/L in the bay and （0.05±0.02） mg/L in the estuary. The intra- and inter-annual variabilities of the TDP concentration did not change much and were keeping an even trend in the estuary during the study period. The TDP concentration was higher in the low water periods than the high water periods， while increased from 0.24 to 0.33mg/L in the period 2000～2004 and decreased from 0.33 to 0.16mg/L in the period 2005～2012 in the bay under influence of the seaward discharges from the peripheral areas. The TDP in the studied area was nearly conservative and mainly originated from the terrestrial sources. A two-component mixing mass balance model was used for estimating the TDP terrestrial fraction at about 53.9% in the estuary and more than 80% in the bay. The major existing form of TDP shifted gradually from the DIP in the river's outlets to the DOP in the coastal waters near the open sea， which probably implied that the transformation rate from the DIP to DOP was bigger than the one from the DOP to DIP through the complex biogeochemical processes during the transport of phosphorus from the river's outlets to the open sea.

X55

A

1000-6923（2015）03-0871-08

李绪录（1960-），男，广东汕头人，高级工程师，主要从事海洋化学研究.发表论文20余篇.

2014-07-16

国家自然科学基金项目（41376091）；国家“973”项目（2013CB956101）；国家海洋局青年海洋科学基金（2013509）

* 责任作者， 高级工程师， benlixulu@sohu.com