珠江口磨刀门咸潮及其对环境要素变化的影响

石荣贵, 龙爱民 周伟华, 党爱翠, 卢东伟, 孙羚晏

(1. 中国科学院 南海海洋研究所热带海洋环境国家重点实验室, 广东 广州 510301; 2. 中国科学院 研究生院, 北京 100049; 3. 中国科学院 海南热带海洋生物实验站, 海南 三亚 572000)

珠江口磨刀门咸潮及其对环境要素变化的影响

石荣贵1,2, 龙爱民1, 周伟华1,3, 党爱翠1,2, 卢东伟1,2, 孙羚晏1,2

(1. 中国科学院 南海海洋研究所热带海洋环境国家重点实验室, 广东 广州 510301; 2. 中国科学院 研究生院, 北京 100049; 3. 中国科学院 海南热带海洋生物实验站, 海南 三亚 572000)

于2011年1月25日–1月26日小潮期间对磨刀门进行26 h定点连续观测, 研究了咸潮对环境要素变化的影响。结果表明：调查期间溶解氧没有明显的潮周期变化; NO2–、NH4+浓度随着观测时间的延长不断降低, 无明显潮周期变化; 底层 SiO4–, NO3–浓度具有明显的潮周期变化, 且与底层盐度呈显著的正相关关系; 溶解无机磷(DIP)、重金属(Zn、Cd)的潮周期变化不明显。当河床剪切力大于0.226 N/m2时, 发生明显的沉积物再悬浮作用, 并对营养盐与重金属的变化产生显著的影响。N, P, Si比值分析结果表明, 磨刀门水域浮游植物生长受到潜在性的 P限制, 而咸潮上溯的加强将可能使这种营养盐结构发生变化。磨刀门受N、P的污染仍不容乐观, 咸潮不利于污染物质的向海排出, 在潮流作用下有发生严重的二次污染的风险。

磨刀门; 咸潮; 环境要素; 影响

在全球气候变化和人类活动的共同影响下, 全球许多沿岸地区地形发生了巨大的变化, 海平面上升, 水温升高, 层化作用加强, 淡水径流量加大, 在河口区就表现为严重的咸潮上溯加强现象[1]。20世纪90年代以来, 珠江河口磨刀门咸潮出现了若干异常情况, 咸潮活动越来越频繁、持续时间增加、海水上溯影响范围越来越广泛、强度趋于严重, 人类的生产生活活动受到严重影响, 造成了严重的经济损失[2]。有关磨刀门咸潮运动机理、模拟方法和防治对策等已经开展了大量的研究[3-5], 然而有关咸潮入侵引起的环境要素短时间变化研究却鲜见报道。在河口区, 潮汐循环对水体理化特征的短期影响是各种理化参数变化的重要原因[6]。Hatje的研究指出, 在短期时间尺度(如一个潮周期)上, 淡水的退潮涡动, 涨潮时的海水上溯明显影响着水柱中悬浮颗粒物、氧化还原电位和营养盐的迁移转化, 因大小潮状态或者潮流幅度的不同这些变量也会发生明显的变化[7]。

入海河口是河流和海洋两种动力因素共同作用的区域, 动力因素的多样性和多变性使这一区域流态异常复杂[8]。了解污染物质受潮汐涨落的影响对磨刀门河口污染物质的综合治理具有重要意义。本文以珠江三角洲长期气候变化为背景, 在分析磨刀门咸潮上溯加强成因的基础上, 于 2011年冬季小潮(1月25日–1月26日)期间对磨刀门进行了连续观测采样, 探讨磨刀门咸潮入侵的环境效应, 以期为磨刀门水环境整治、管理和保护提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

磨刀门为珠江三角洲西江干流的主要入海口,在珠江八大口门中其输沙、输水量均居首位[9]。磨刀门河口潮汐为不规则半日混合潮, 潮差1 m左右, 属弱潮河口。口门内潮流为往复流, 潮汐不对称十分明显[5]。研究表明, 磨刀门小潮期间潮流强度强于大潮时[5, 10]。

磨刀门咸水上界一般只位于挂定角和灯笼山之间[11], 近年来, 具有明显的上移态势。1992年, 1995年和 1998年海水分别入侵至大涌口、神湾和南镇,1999年外海水甚至上溯到距离磨刀门入海口50 km的全禄水厂, 2007年-2010年间测得全禄水厂的年度最大氯度值分别为5 551, 5 646, 8 134和4 415 mg/L。磨刀门上游河段大规模采砂被认为是引起磨刀门咸潮上溯加剧的主要原因[12]。在人类活动和自然环境变化的共同作用下, 磨刀门河道河床高程显著降低,平均水深增大, 逐渐变窄变深, 潮汐动力明显增强[13],从而导致咸水界上移。气候变化也是磨刀门水道咸潮上溯加强的重要原因。近60年来, 珠江三角洲地区的气温明显上升(P＜0.001), 增率达 0.015 ℃/a(图1-a)。珠江三角洲地区近60年来总降雨量缓慢增加,增率为3.1 mm/a, 然而近10年来降雨量却有明显降低的态势(图1-b)。气温的升高使得水体层化作用更加明显, 降雨量减少导致径流量的减少, 潮流所受到的顶托力明显降低, 海水更易于沿着河道入侵至磨刀门上游地区。而南海海平面的明显上升将对磨刀门咸潮加强产生直接的影响(图1-c)。此外, 磨刀门咸潮活动还受到风速、风向等因素的影响[9]。

图1 珠江三角洲气温(a)、降雨量(b)逐年变化以及南海海平面(SHA, c)逐年变化Fig. 1 Annual variations of atmosphere temperature (a) and precipitation (b) in Pearl River Delta sand and annual variation of sea height anomaly (c) in South China Sea

1.2 数据的获取与分析方法

1.2.1 采样站位设置与样品采集

于2011年1月25日–1月26日小潮期间, 在磨刀门水道灯笼山水文站附近水域设置定点连续观测站 B(22°13'N, 113°23'E, 图2), 进行 26 h 定点连续观测, 采样间隔为 2 h。调查期间西江流域天气晴好,未发生大风强降雨事件。

采集表层和底层水, 进行溶解氧(DO)、营养盐和重金属(Zn、Cd)的测定。水样经0.45 μm醋酸纤维滤膜过滤以后, 采集滤液按 1%的体积比加入饱和HgCl2固定用以测定营养盐, 重金属样品用盐酸(GR)调节至 pH约为 2。所有水样和滤膜均置于–20℃下黑暗保存, 尽快测定完毕。

1.2.2 相关参数的测定

现场温度和盐度用CTD测定。水体流速和流向用RCM9 (S/N：189) 流速流向仪测定, 风速和风向用FYF-1便携式三杯风速风向仪测定。溶解氧、营养盐的测定遵照《海洋监测规范第4部分：海水分析》(GB 17378.4-2007)进行。颗粒态重金属(Zn、Cd)采用微波消解法消解(190℃, 900 W)[14]。溶解态的Zn、Cd的测定采用微分脉冲阳极溶出伏安法, 用 797 VA Computrace多功能极谱仪(瑞士万通公司)测定, 仪器的主要工作参数如下：高纯N2吹扫时间5 min, 富集电位–1.150 V, 富集时间1 min, 起始电位–1.15 V,终止电位0.05 V, 扫描速率0.06 V/s。为了防止污染,重金属的测定在超净工作台上进行。

采样和测定器皿均在10%盐酸中浸泡7 d后, 用蒸馏水充分洗涤。

1.2.3 其他相关分析数据

气温、降雨量数据来自国家气象信息中心数据应用服务室(http：//cdc.cma.gov.cn/index.jsp), 南海绝对海平面数据来自美国科罗拉多大学海平面变化项目研究组。

2 结果与讨论

2.1 相关环境要素的潮周期变化

2.1.1 温度

调查期间, 表层和底层温度的变化范围分别为：12.77～13.31 ℃, 12.75～13.12 ℃, 表层温度的平均值(12.97 ℃)略高于底层(12.92 ℃), 而表底层海水温度没有明显的潮周期变化(图3-a), 反映了太阳辐照对水体温度的决定性作用。

2.1.2 盐度

盐度具有明显的潮周期变化, 随着涨潮的进行,潮流强度不断加大, 盐度也随着升高(图3-b); 退潮过程中, 径流相对强度加大, 盐度随之降低。按照Haralambidou等[15]提出的水体分层指数计算公式：

图2 磨刀门调查站位图Fig. 2 Location of the sampling station of Modaomen

其中δS为表、底层盐度差,S0为垂线平均盐度。当N≥1.0时河口为高度分层型, 0.1≤N＜1.0时为部分混合型,N＜0.1时水柱完全混合。26 h连续观测过程中, 水体总体属于部分混合型, 分层系数具有明显的潮周期变化。分层现象的发生使得水体层结稳定, 更有利于海水的上溯, 同时表底层水体的温度差异对水体的分层也有一定的贡献作用。

2.1.3 溶解氧

调查期间, 表底层溶解氧的平均值分别为 9.25和9.19 mg/L, 均在凌晨4点左右达到最高值(图3-c)。由于水体发生弱分层作用, 大气复氧较难达到底层,底层基本无光(水体平均透明度为0.8 m, 平均水深7 m), 底层浮游植物不能进行光合产氧, 从而导致底层溶解氧浓度低于表层。近年来珠江口海区的缺氧问题日益凸显出来, 特别是虎门及上游水域, 表底层的缺氧现象已有较多报道[16,17]。调查期间磨刀门溶解氧的浓度均符合一类海水水质标准, 溶解氧平均浓度＞2 mg/L[18], 未发生缺氧现象。本次调查溶解氧没有明显的潮周期变化, 这与Bergondo等[19]在美国纳拉甘西特湾研究结果不同。水体中溶解氧含量除了受到潮汐作用之外, 还受到其他各种物理[20]、化学和生物机制[21]的影响, 其变化较为复杂。

图3 水温(T)、盐度(S)、溶解氧(DO)的潮汐变化Fig. 3 The tidal variations of water temperature, salinity and DO

2.1.4 营养盐

如表1所示, 在26 h连续观测时间范围内, 表层溶解无机氮(DIN)的浓度范围为 22.59～30.34 μmol/L,平均浓度为25.88 μmol/L, 变率为29.3%; 底层DIN的浓度范围为 22.28～40.22 μmol/L, 平均浓度为30.22 μmol/L, 变率为 57.41%, 约为表层变率的 2倍。三氮中NH4+是DIN的主要存在形式, 所占平均比例达 59.60%, 其次为 NO3–, NO2–所占比例最小;NO3–的变率最大, 表层为 97.91%, 底层为 78.72%,NH4+与NO2–的变率相近。表层活性磷酸盐(DIP)浓度变化范围为 0.51～1.00 μmol/L, 平均值为 0.81 μmol/L, 变率为 32.5%; 底层 DIP的浓度范围为0.56～1.25 μmol/L, 平均值为 0.89 μmol/L, 变率为38.1%。活性硅酸盐(DSi)在 5种营养盐中浓度最高,表底层浓度范围分别为 119.11～150.55 μmol/L,142.59～151.30 μmol/L, 变率分别为 23.32%, 5.93%,在所有5中营养盐中变率最小。

在整个潮流连续观测过程中, 底层NH4+与NO2–浓度没有明显的潮流变化, 随着观测时间的延长,浓度不断降低(图4); 而底层NO3–则有明显的潮周期变化, 其与底层盐度具有显著的正相关关系(R2=0.672,P＜0.001), 且底层浓度高于表层, 底层升高速率明显高于表层, 降低速率也低于表层。硝酸盐是氮的稳定存在形式, 具有不被悬浮颗粒物吸附或包裹的保守行为[22], 本研究中涨潮中期和落潮中期流速最大, 与河床的摩擦系数较大, 盐水契入侵产生向上的压力, 导致强烈的再悬浮过程, 同时伴随着沉积物间隙水中硝酸盐向上覆水的释放[23], 因此硝酸盐具有明显的潮周期变化。NH4+与NO2–处于活性价态, 具有明显的颗粒活性, Dilorenzo等[24]的研究结果也表明, 不同站位的 NH4+的潮周期变化情况不同, 有关NH4+与NO2–的潮周期变化还有待进一步研究。硅酸盐的变化与硝酸盐变化情况类似, 但其变化幅度明显小于硝酸盐, 说明硅酸盐的相对保守性。磷酸盐浓度变化比较复杂, 没有明显的潮周期变化, 其变化情况可能与DIP相对较强的颗粒活性有关[25]。

根据 Justic[26]等提出的确定限制性因子的方法：(1)DIN：DIP＜10 和 DSi：DIN＞1时, DIN为限制因子(原子数比, 下同); (2)海水中 DSi：DIP＞22 和 DIN：DIP ＞22 时, DIP 为限制因子; (3)若 DSi：DIP＜10 和DSi：DIN＜1, 则 DSi为限制因子。计算结果表明, 在连续观测时间范围内, 调查区域的浮游植物生长受到磷限制。值得注意的是, DIN：DIP比值和DSi：DIN比值的变率均较大(表1), Yin等[27]的研究结果表明,珠江口外海水受到氮限制作用, 而口内则受到磷限制的作用, 低氮的外海水入侵使得营养盐结构发生变化, 可能会对浮游植物的群落结构甚至整个生态系统的功能产生影响。

图4 营养盐的潮汐变化Fig. 4 Tidal variations of nutrients

2.1.5 重金属

表底层溶解态 Zn的浓度变化范围分别为0.047～0.088 μmol/L, 0.043～0.076 μmol/L, 变率分别为60.74%, 55.46%; 表底层颗粒态Zn的变化范围为0.156～0.385 μmol/L, 0.171～0.460 μmol/L, 变率分别为84.66%, 91.60%。表底层溶解态Cd的浓度变化范围分别为 3.0×10–4～13.6×10–4μmol/L, 4.6×10–4～13.5×10–4μmol/L, 变率分别为 127.71%, 182.98%; 表底层颗粒态 Cd的变化范围为 0.013～0.030 μmol/L,0.013～0.198 μmol/L, 变率分别为 79.06%, 175.36%(表1)。重金属Cd的变率高于Zn。颗粒态重金属Zn、Cd浓度和变率明显高于溶解态, 说明颗粒物是Zn、Cd两种重金属的主要载体, 在潮流剪切力的作用下,易发生颗粒物质的再悬浮作用, 使得颗粒物质浓度发生明显的变化, 颗粒物所具有的浓度效应与稀释效应将使颗粒态重金属的浓度发生明显变化[28]。

表1 连续潮周期各水化学参数统计Tab. 1 Statistics of chemical parameters of continuous tidal cycles

2.2 咸潮对沉积物再悬浮的影响

沉积物是重金属等污染物质的最终归宿[7], 在河床剪切力的作用下, 表层沉积物中的污染物质发生再悬浮, 重新释放到水体中, 可能造成严重的二次污染。河床剪切力主要由潮流动力和波浪作用共同产生[29]。在调查期间, 径流量较小, 平均风速只有0.12 m/s, 而B站点平均水深达7 m, 因此波浪对河床剪切力的贡献可以忽略不计。由潮流引起的河床剪切力如下式所示[29]：

2.3 咸潮对磨刀门排污的影响

2.3.1 磨刀门海水水质评价

参照《海水水质标准》(GB3097-1997), 调查期间DIN浓度均只达到三类海水水质标准; DIP浓度也只达到二类海水水质标准, 部分时间段内甚至接近三类水质; 溶解态Zn、Cd浓度均达到一类海水水质标准, 说明磨刀门水域重金属污染的治理已经达到一定的效果。与其他海域相比(表2), 磨刀门DIN浓度与长江口相当, 显著低于深圳湾和广州海域; DSi浓度明显高于长江口与珠江口其他海域, 是伶仃洋DSi浓度的3.6倍; 磨刀门DIP浓度与伶仃洋、广州海域浓度相当, 显著低于深圳湾DIP浓度, 但高于长江口DIP浓度。

表2 磨刀门营养盐与其他海域比较Tab. 2 Comparison of nutrients in Modaomen and other sea areas

2.3.2 咸潮对磨刀门河口排污的影响

咸淡水交汇区中污染物质的自净及输运过程相当复杂, 包括有机物的分解转化、沉积与再悬浮作用、悬浮颗粒物的吸附与解析, 在潮流的作用下, 使得这个受生物、化学制约的过程再叠加上流速和流量的变化而变得更加复杂[36]。调查期间底层流速的变化情况可知, 大部分时间底层入侵海水流向向陆,而且向陆平均流速大于向海平均流速, 不利于污染物质的向海排出(图5)。包芸等[5]的研究结果也表明,在整个珠江上游径流量较小时, 由于分流比的变化,可能使磨刀门水道在小潮期间净泄量接近于零, 从而导致涨落潮的流动状态发生显著变异, 在此动力条件下盐水快速上溯, 污染物受海水顶托上移, 向外海输送较慢。因此, 咸潮不利于磨刀门污染物质的排除, 在潮水的推拥作用下, 污染物在河道来回震荡, 可能产生严重的二次污染, 甚至产生多次重复污染。

图5 底层流速随时间变化正值表示流向向海, 负值表示流向向陆Fig. 5 Variations of flow velocities positive values indicate the seaward direction, negative values indicate the landward direction

3 结论

(1) 在 26 h连续调查期间, 磨刀门发生较为明显的咸潮上溯, 水体为部分混合型。溶解态无机氮、硅酸盐、无机磷的变化范围分别为 22.28～40.22 μmol/L, 119.11～151.30 μmol/L, 0.51～1.25 μmol/L,溶解态Zn、Cd的浓度变化范围分别为0.047～0.088 μmol/L, 3.0×10–4～13.6×10–4μmol/L, 颗粒态 Zn、Cd的浓度变化范围分别为 0.156～0.460 μmol/L,0.013～0.198 μmol/L。NO2–、NH4+浓度随着观测时间的延长浓度不断降低; 底层DSi, NO3–具有明显的潮周期变化, 与底层盐度具有显著的正相关关系,DIP、重金属的潮周期变化不明显。咸潮上溯导致显著的沉积物再悬浮, 临界剪切力小于0.226 N/m2。

(2) DIP：DIN：DSi比值分析结果表明, 磨刀门浮游植物受到磷限制作用。磨刀门受N, P的污染仍不容乐观, 咸潮上溯不利于污染物质的向海排出, 在潮流的作用下有发生二次污染的风险。

[1]Rabalais N N, Turner R E, Diaz R J, et al. Global change and eutrophication of coastal waters [J]. Ices Journal of Marine Science, 2009, 66(07)：1 528-1 537.

[2]肖莞生, 陈子燊. 珠江河口区枯季咸潮入侵与盐度输运机理分析 [J]. 水文, 2010, 30(3)：10-15.

[3]陈水森, 方立刚, 李宏丽, 等. 珠江口咸潮入侵分析与经验模型——以磨刀门水道为例 [J]. 水科学进展,2007, 18(5)：752-756.

[4]易小兵, 王世俊, 李春初. 珠江河口界面特征与河口管理理念 [J]. 海洋学研究, 2008, 26(4)：86-92.

[5]包芸, 刘杰斌, 任杰, 等. 磨刀门水道盐水强烈上溯规律和动力机制研究 [J]. 中国科学(G辑：物理学 力学天文学), 2009, 39(10)：1 527-1 534.

[6]Dittmar T, Lara R. Driving forces behind nutrient and organic matter dynamics in a mangrove tidal creek in North Brazil [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science,2001, 52(2)：249-259.

[7]Hatje V. Particulate trace metal and major element distributions over consecutive tidal cycles in Port Jackson Estuary, Australia [J]. Environmental Geology,2003, 44(2)：231-239.

[8]Marcovecchio J, Spetter C, Botte S, et al. Tidal time-scale variation of inorganic nutrients and organic matter in Bahia Blanca mesotidal estuary, Argentina [J].Chemistry and Ecology, 2009, 25(6)：453-465.

[9]刘欢, 吴超羽, 包芸, 等. 一次东北季风过程下珠江口磨刀门河口环流研究 [J]. 海洋工程, 2008, 26(2)：102-111.

[10]罗琳, 陈举, 杨威, 等. 2007-2008年冬季珠江三角洲强咸潮事件 [J]. 热带海洋学报, 2010, 29(6)：22-28.

[11]刘杰斌, 包芸. 磨刀门水道枯季盐水入侵咸界运动规律研究 [J]. 中山大学学报(自然科学版), 2008,47(S2)：122-125.

[12]韩志远, 田向平, 刘峰. 珠江磨刀门水道咸潮上溯加剧的原因 [J]. 海洋学研究, 2010, 28(2)：52-59.

[13]韩志远, 田向平, 欧素英. 人类活动对磨刀门水道河床地形和潮汐动力的影响 [J]. 地理科学, 2010,30(4)：582-587.

[14]Tuzen M, Sari H, Soylak M. Microwave and wet digestion procedures for atomic absorption spectrometric determination of trace metals contents of sediment samples [J]. Analytical Letters, 2004, 37(9)：1925-1936.

[15]Haralambidou K, Sylaios G, Tsihrintzis V A.Salt-wedge propagation in a Mediterranean micro-tidal river mouth [J]. Estuarine Coastal and Shelf Science,2010, 90(4)：174-184.

[16]Dai M H, Guo X G, Zhai W D, et al. Oxygen depletion in the upper reach of the Pearl River estuary during a winter drought [J]. Marine Chemistry, 2006, 102(1-2)：159-169.

[17]魏鹏, 黄良民, 冯佳和, 等. 珠江口广州海域COD与DO的分布特征及影响因素 [J]. 生态环境学报, 2009,18(5)：1631-1637.

[18]Li X, Bianchi T S, Yang Z, et al. Historical trends of hypoxia in Changjiang River estuary：Applications of chemical biomarkers and microfossils [J]. Journal of Marine Systems, 2011, 86(3-4)：57-68.

[19]Bergondo D L, Kester D R, Stoffel H E, et al.Time-series observations during the low sub-surface oxygen events in Narragansett Bay during summer 2001 [J]. Marine Chemistry, 2005, 97(1-2)：90-103.

[20]王海龙, 丁平兴, 沈健. 河口/近海区域低氧形成的物理机制研究进展 [J]. 海洋科学进展, 2010, 28(1)：115-125.

[21]王丽芳, 戴民汉, 翟惟东. 近岸、河口缺氧区域的主要生物地球化学耗氧过程 [J]. 厦门大学学报(自然科学版), 2007, 46(S1)：33-37.

[22]叶翔, 陈坚, 暨卫东, 等. 闽江口营养盐生物地球化学过程研究 [J]. 环境科学, 2011, 32(2)：375-383.

[23]Dingan P, Jiemin S. The sediment dynamics in the Changjiang River Estuary Mouth Bar Area [J].Oceanologia Et Limnologia Sinica, 1996, 27(3)：286-294.

[24]Dilorenzo J L, Filadelfo R J, Surak C R, et al. Tidal variability in the water quality of an urbanized estuary[J].Estuaries, 2004, 27(5)：851-860.

[25]Pereira-Filho J, Schettini C, R Rig L, et al. Intratidal variation and net transport of dissolved inorganic nutrients, POC and chlorophyll a in the Cambori¨² river estuary, Brazil [J]. Estuarine, Coastal and Shelf Science,2001, 53(2)：249-257.

[26]Justic D, Rabalais N N, Turner R E, et al. Changes in nutrient structure of river-dominated coastal waters：Stoichiometric nutrient balance and its consequences[J].Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1995, 40(3)：339-356.

[27]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.

[28]Marcovecchio J, Botte S, Severini M F, et al.Geochemical control of heavy metal concentrations and distribution within Bahia Blanca Estuary (Argentina)[J].Aquatic Geochemistry, 2010, 16(02)：251-266.

[29]Stanev E V, Dobrynin M, Pleskachevsky A, et al. Bed shear stress in the southern North Sea as an important driver for suspended sediment dynamics [J]. Ocean Dynamics, 2009, 59(02)：183-194.

[30]Kalnejais L H, Martin W R, Bothner M H. The release of dissolved nutrients and metals from coastal sediments due to resuspension [J]. Marine Chemistry,2010, 121(01-04)：224-235.

[31]Kalnejais L H, Martin W R, Signell R P, et al. Role of sediment resuspension in the remobilization of particulate-phase metals from coastal sediments [J].Environmental Science & Technology, 2007, 41(07)：2282-2288.

[32]马媛, 魏巍, 夏华永, 等. 珠江口伶仃洋海域营养盐的历史变化及影响因素研究 [J]. 海洋学报(中文版),2009, 31(02)：69-77.

[33]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(02)：253-261.

[34]周俊丽, 刘征涛, 孟伟, 等. 长江口营养盐浓度变化及分布特征[J]. 环境科学研究, 2006, 19(06)：139-144.

[35]姜胜, 冯佳和, 冯洁娉, 等. 广州海域营养盐的质量浓度及分布特征 [J]. 海洋科学, 2006, 04：36-39.

[36]郑庆华, 何悦强, 张银英, 等. 珠江口咸淡水交汇区营养盐的化学自净研究 [J]. 热带海洋, 1995, 14(02)：68-75.

Salt-wedge intrusion and its influence on environmental factors in the Modaomen Channel, Pearl River Estuary

SHI Rong-gui1,2, LONG Ai-min1, ZHOU Wei-hua1,3, DANG Ai-cui1,2, LU Dong-wei1,2,SUN Ling-yan1,2
(1. State Key Laboratory of Oceanography in the Tropics, South China Sea Institute of Oceanology, CAS,Guangzhou 510301, China; 2. Graduate University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China;3. Tropical Marine Biological Research Station in Hainan, CAS, Sanya, 572000, China)

Sep.,10,2011

Modaomen; seawater intrusion; environment factors; impact

In order to investigate the effects of seawater intrusion on environmental factors, an anchor station survey was conducted during the neap tide from January 25 to 26, 2011. During the survey, the dissolved oxygen,PO43–and heavy metals (Zn, Cd) had no significant tidal variations. The concentration of NO2–, NH4+decreased during the survey, while SiO4–, NO3–in bottom water had concurrent variations with tidal circulation. When the shear stress was higher than 0.226 N·m–2, there was significant sediment resuspension from the river bed. The atomic ratios of N, P, Si indicated that the phytoplankton growth was potentially limited by P, however, this condition might be changed by increasing seawater intrusion intensity. The N, P pollutions were still far from being safe for environment, the seawater intrusion was not helpful for pollutants elimination in Modaomen Channel, there was consistently a risk of secondary pollution under the role of tidal circulation.

P342 文献标识码：A 文章编号：1000-3096(2012)08-0086-08

2011-09-10;

2011-12-20

全球变化研究国家重大科学研究计划项目(2010CB951201);国家自然科学基金广东省联合基金项目(U0933005)

石荣贵(1986-), 男, 福建龙岩人, 硕士研究生, 主要从事海洋环境地球化学研究, E-mail：rgshi2010@126.com; 龙爱民, 通信作者,博士, 研究员, E-mail：longam@scsio.ac.cn

致谢：感谢中科院南海海洋研究所海洋环境工程中心陈军,李先鹏, 张镇秋等人在现场采样过程中给予大力帮助。

康亦兼)