深圳湾及邻近水域中的溶解有机氮——其时空分布、来源和生物利用率

李绪录，许春玲，林 梵，史华明，张军晓 （国家海洋局南海调查技术中心，广东 广州 510300）

深圳湾及邻近水域中的溶解有机氮——其时空分布、来源和生物利用率

李绪录*，许春玲，林 梵，史华明，张军晓 （国家海洋局南海调查技术中心，广东 广州 510300）

依据2000～2014年每月的监测资料，分析了深圳湾及邻近沿岸水域中溶解有机氮（DON）质量浓度的时空分布，并结合盐度、5d生物需氧量和颗粒有机物实测数据探讨DON的来源和生物利用率.结果表明，深圳湾中DON质量浓度为（0.45±0.45）mg/L，夏、冬季较高，春、秋季较低，在2000～2004年呈上升趋势，而在2005～2014年呈下降趋势；珠江口东南沿岸中DON质量浓度为（0.16±0.08）mg/L，季节变化小，研究期间总体上略呈上升趋势.深圳湾和珠江口东南沿岸中DON均呈现出保守并具有同源性.依二元混合质量平衡模式估算的深圳湾中DON陆源质量分数约为80%，而珠江口东南沿岸中约为38%，显示深圳湾DON主要来自陆源，而珠江口东南沿岸主要来自海源.依实测数据和回归分析结果估算的深圳湾中平均DON生物利用率为14.8%，而珠江口东南沿岸中为15.5%，与珠江口下段高盐区中实测溶解有机碳生物利用率相近.

DON；时空分布；来源；生物利用率；沿岸水；深圳湾；珠江口

虽然海洋中溶解无机氮（DIN）是最易被生物利用的氮形态，但溶解有机氮（DON）作为初级生产者的潜在氮源早已被认知，而且寡营养体系中DON的生物利用超过无机形态［1］.在沿岸海域中，即使有大量人为的、河流的和大气的DIN输入，但DON仍占总溶解氮（TDN）的大部分［2-3］.DON包括大范围的化合物，并以大范围的时空尺度循环［4］.从来源方面考虑，DON可分为自生的和外来的.自生 DON是指浮游生物食物网中病毒与死亡细胞自溶、海藻、浮游植物与细菌直接分泌和摄食浮游植物的原始与多细胞动物排泄所释放的DON［5］.外来DON是指大气沉降［6］、沉积物释放［7］和通过河流、地表径流与地下水进入沿岸环境的陆源与人为排放［8］的 DON.从生物利用率方面考虑，可以把它分为不稳定 DON（LDON）和难降解DON （RDON，其中也包含半不稳定DON）.LDON仅占DON总量的小部分，是微生物和浮游生物生长必需的快速循环的小分子有机物（如游离氨基酸、胺和脲）；RDON占DON总量的大部分，为耐微生物降解的、结构复杂和未知的巨大分子有机物［9］.海水中LDON能够在几分钟至几天的时间内被细菌利用并降解为无机氮化合物，半不稳定DON可存在几周至几个季节，而 RDON可存在几年至几千年［10］.

浮游生物例如自养细菌和海藻均利用DON来实现它们（至少是部分）的氮需求［11］.微生物既是DON的消耗者也是DON的生产者［12］.在有机氮的降解过程中，一些生化先驱进行无生命的自发凝聚［9］，形成RDON.另一方面，由于生物酶作用，太阳辐射（特别是 280～400nm的紫外线辐射）可使表层水中的RDON降解为LDON或氨氮［13-14］，相反，太阳辐射也可把 LDON改变为RDON［15］.尽管15N示踪技术和生物测定已提供有关DON循环短期动态有价值的信息［16-17］，但有关 DON在具体系统中以较大尺度（季节、年际）的演变很少被了解［18］.近几十年来，因为绝大多数监测任务中只测量DIN而没有测量总溶解氮（TDN），所以有关 DON的时空动态研究较为鲜见.香港特区政府环境保护署（EPD）的监测计划是一个长期监测项目.1986年以来EPD一直每月或每两个月一次监测香港周围水域中的生态与环境参数.本研究选取EPD已实施的监测项目中2000～2014年每月的水质监测资料，依据DIN和TDN实测系列数据导出的 DON质量浓度，描述和讨论深圳湾及邻近水域中 DON的时空分布，并结合海水盐度（S）、5d生化需氧量（BOD5）和颗粒有机物（POM）的实测数据，应用二元混合质量平衡模式和简单回归分析法定量确定DON的来源和生物利用率.

1 材料与方法

1.1 研究海区与监测站位

深圳湾是珠江口伶仃洋东侧中部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（湾顶即深圳河口附近）较浅，西部（湾口）较深，深度一般小于5m，平均为2.9m［19］.低潮时在深圳河口附近露出一片巨大的潮滩.自深圳河口由东向西伸展，两岸均有红树林分布.北岸有深圳福田红树林候鸟自然保护区.南岸有香港米埔拉姆萨尔公约湿地.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，水质劣于国家海水水质标准四类［20］，富营养化严重［21］.

选用EPD监测项目中11个代表不同地理区域的监测站，其中4个（D1～D4站）代表深圳湾海区和7个（D5、N1～N3、N5～N6和N8站）代表珠江口东南沿岸海区. 图1为具体水质监测站位.

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 样品采集与要素测量

图2 2000～2014年深圳湾及邻近沿岸水域中平均DON质量浓度（mg/L）的水平分布Fig.2 Horizontal distribution of average DON concentration in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters from 2000 to 2014

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.氨氮（NH3-N）和总凯氏氮（TKN）均由流动注射分析法测定［22-23］.每个样品的 DON质量浓度由等式［DON］=［TKN］-［NH3-N］求得.BOD5由培养法测定［24］.POM由重量法测定［25］. S、NH3-N、TKN、BOD5和POM的报告限分别为0.1、0.005mg/L、0.05mg/L、0.1mg/L和0.5mg/L.有必要说明是，用于BOD5测定的样品没有进行任何预处理，取样后立即进行培养，而用于POM、NH3-N和 TKN测定的样品进行如下的预处理：取样后立即用预先在450℃下灼烧4h的GF/F玻璃纤维滤膜（孔径：0.7μm）减压过滤，滤膜上的固体样品和过滤过的海水样品置于-20℃冷冻保存至实验室进行POM、NH3-N和TKN测定.

1.3 数据处理

依据所有的测量数据，应用 Excel软件，求取2000～2014年各站水柱（包括表层、中层和底层）中DON质量浓度各月的平均值，并选取1、4、7和10月代表冬、春、夏和秋季来分析其水平分布的季节变化；求取研究期间所有站表层、中层和底层水中 DON质量浓度各月的平均值来分析其年变化；求取DON质量浓度各航次的平均值来分析其年际变化.另外，鉴于实验分析可能出现偶然误差，在进行回归分析时，设置了一个滤波器滤掉个别被认为是“偶然误差”的离散数点，被滤掉的数点控制在总数点的1%之内［25］.

2 结果与讨论

2.1 DON的时空分布

研究期间深圳湾和珠江口东南沿岸中DON质量浓度分别为（0.45±0.45）和（0.16±0.08） mg/L.图2为2000～2014年研究海区中春、夏、秋和冬季的代表性 DON质量浓度的水平分布.如图所示，深圳湾 DON质量浓度远高于珠江口东南沿岸.研究海区中各季 DON质量浓度的水平分布趋势基本一致，湾内从深圳河口向湾口逐步递减，湾外均为北部略高于南部.深圳湾中 DON质量浓度在夏、冬季较高，而在春、秋季较低，春、夏、秋和冬季的变化范围分别为 0.22～0.61、0.26～1.17、0.21～0.79和 0.19～1.43mg/L，平均分别为0.40、0.64、0.44和0.75mg/L.夏季珠江口东南沿岸中DON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0.14～0.17、0.16～0.20、0.13～0.17和0.13～0. 17mg/L，平均分别为0.16、0.18、0.15和0.15mg/L.

图3 2000～2014年深圳湾和珠江口东南沿岸中DON质量浓度的年变化和年际变化Fig.3 Intra- and inter-annual variabilities of DON concentration in the Shenzhen Bay and the coastal southeastern Pearl River Estuary from 2000 to 2014

图3为2000～2014年深圳湾和珠江口东南沿岸中DON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3（a）中可以看出，在深圳湾，表层DON质量浓度呈较明显的半年周期性变化，最高峰值出现在1月，次高峰值出现在6月，最低谷值出现在 3月，次低谷值出现在 11月；底层DON质量浓度略呈年周期性变化，最高值出现在8月，最低值出现在3月.在珠江口东南沿岸，各层DON质量浓度的年变化比深圳湾的小得多，略呈年周期性变化［图 3（b）］，8月最高（约为0.20mg/L），12月最低（约为0.13mg/L）.如图3（c）所示，深圳湾中 DON质量浓度的年际变化波动较大，2000～2004年呈上升趋势，从0.36mg/L上升至0.53mg/L，2005～2014年呈下降趋势，从0.58mg/L下降至0.36mg/L.珠江口东南沿岸中DON质量浓度的年际变化波动较小，2000～2014年略呈上升趋势［图3（d）］，从0.15mg/L上升至0.18mg/L.

综上所述，深圳湾 DON质量浓度远高于珠江口东南沿岸.这一分布模式与DIN［26］、TDN［27］和 POM［28］质量浓度的相一致，主要是沿海城市香港和深圳的人为向海排放及深圳湾的特殊自然环境所造成的.深圳湾属半封闭型海湾，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（包含DON）难以向外扩散.另外，深圳湾中营养盐质量浓度终年较高［26-28］，为富营养化海域

［21］，可能导致高初级生产力，而沿岸中的大面积湿地，生长着大片的互花米草和红树林等，这些都会给DON带来一定的贡献.深圳湾中DON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，这暗示其分布变化取决于集水区内陆源有机氮的人为排放.珠江口东南沿岸中 DON质量浓度的年变化呈较明显的年周期性，与该区域水文环境因素的年周期性相同，暗示其时空分布主要受到珠江径流量的制约.此外，珠江口东南沿岸中夏季 DON质量浓度明显高于其他季节，而且从表层向底层逐渐降低，一方面是因为雨季集水区内的大量降水使珠江径流量急速增大，珠江口接受了大量的陆源排放有机氮，另一方面还可能是由于夏季浮游植物生长繁殖旺盛，对DON有一定的贡献.深圳湾中DON质量浓度在2000～2004年呈上升趋势，而在2005～2014年呈下降趋势，表明近十年来，随着周边地区环境保护设施（如污水处理厂等）投入的增加，陆源有机氮的人为排放已得到一定的遏制.2000～2014年珠江口东南沿岸中DON质量浓度略呈上升趋势，显示十几年来珠江口集水区内陆源有机氮排放不断增加.

2.2 DON与盐度（S）的关系及其海源质量分数（w［DONMar］）和陆源质量分数（w［DONTer］）

由于受到多种因素的影响，海水中DON一般被认为是一个非保守变量.然而， 由图4所示的回归分析表明，2000～2014年深圳湾和珠江口东南沿岸中各站平均DON与S之间均存在着显著的线性负相关.因为 S是一个保守变量，所以可依据珠江口邻近外海处的多年平均DON质量浓度和 S（分别为 0.11mg/L和 32.00）及各站的DON质量浓度和 S，用二元混合质量平衡模式

［29-30］定量估算出各站DON的海源和陆源质量分数，结果见表1.由表1中可知，珠江口东南沿岸中 w［DONTer］的变化范围为 26.6%～49.1%，平均为 37.6%，而深圳湾中 w［DONTer］的变化范围为62.0%～93.0%，平均为79.7%.

图4 深圳湾和珠江口中各站平均DON与盐度（S）之间的关系图Fig.4 Diagram of correlation between DON and salinity（S）averaged at various sites in the Shenzhen Bay and Pearl River Estuary

表1 2000～2014年研究水域中各监测站的平均DON海源和陆源质量分数Table 1 Average marine and terrestrial fractions of DON at various sites in the waters studied from 2000 to 2014

DON与S之间存在着显著的线性负相关.这暗示研究海区中的混合过程比生物地球化学过程占优势，DON呈现出保守且具有同源性，异养消除与自养生产几乎平衡，对 DON质量浓度的净改变小［31-32］.研究海区中 DIN［26］、TDN［27］和POM［28］也呈现出保守.珠江口中盐度（5～20）混合区中溶解有机碳（DOC）也呈现出保守［33］.He等［32］的研究也表明在珠江口下段高盐区中DOC与S成线性分布.深圳湾中w［DONTer］ （约80%）明显高于w［DONMar］ （约20%），显示其DON主要来自陆源排放.珠江口东南沿岸中w［DONTer］ （约38%）明显低于w［DONMar］ （约62%），显示其DON以海洋自生来源为主.

珠江口伶仃洋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DON质量浓度和S分别为0.41mg/L［34］和3.75［32］，而珠江口邻近外海处的多年平均DON质量浓度和 S分别为 0.11mg/L和 32.00.此两处DON-S数点的连线可作为外海水入侵珠江口时DON的理论稀释线（图4中后段实线）.深圳湾和珠江口东南沿岸中两 DON-S回归线交点处的DON质量浓度和S便是珠江口水进入深圳湾的初值.香港注入深圳河和元朗河的小溪中多年监测平均DON质量浓度约为2.60mg/L.这可被认为是注入深圳湾中陆源淡水的 DON质量浓度，而小溪中S约为0.这样便可得到珠江口水入侵深圳湾时DON的理论稀释线（图4中前段实线）.图4表示研究海区中各测站多年平均DON质量浓度与 S之间的关系数点与理论稀释线的关系.从图4可以看到，DON质量浓度随S的升高而下降，显示出外部海水入侵稀释作用的影响.深圳湾中DON-S数点接近理论稀释线略有正偏离，显示混合是影响湾内DON质量浓度分布变化的优势因素，而自养生产与异养消除对 DON质量浓度的净改变小，但自养生产略占优势.珠江口中所有 DON-S数点都略正偏离理论稀释线，显示来自外部新补充的DON与病毒及死亡细胞自溶所产生的DON之和多于海洋生物生长繁殖活动净消耗的DON.

2.3 DON与BOD5的关系及其生物利用率

图5 2000～2014年研究水域中DON与BOD5之间的回归分析结果Fig.5 Regression of DON with BOD5in the waters studied from 2000 to 2014

表2 2000～2014年研究水域中各监测站的平均DON生物利用率Table 2 Average DON bioavailability at various sites in the waters studied from 2000 to 2014

BOD5是代表水体中 5d内可被微生物降解的有机物丰度的一个指标，可视同为不稳定有机物被降解时对氧的消耗量［29］.不稳定有机物包括不稳定POM和不稳定溶解有机物（如LDON等）.因此，通过分析水域中DON与BOD5及POM与BOD5的关系，可定量确定 LDON质量分数或DON生物利用率.图5表示研究海区中DON与BOD5之间的线性回归分析结果.由此可见，DON与BOD5之间呈密切正相关，线性相关系数（R2）为0.507，回归线斜率为0.138g/g，显示DON被微生物降解的速率与 DON质量浓度成正比.用同样的方法也可得到POM与BOD5之间的回归线斜率.依据回归线斜率结合Redfield关系比率［35］以及各测站的BOD5、POM和DON实测数据可定量估算出DON生物利用率，结果列于表2.从表2可以看到，深圳湾和珠江口东南沿岸中 DON生物利用率差别不大，分别约为14.8%和15.5%.

珠江口东南沿岸中估算的DON生物利用率与He等［32］在珠江口下段高盐区中的实测DOC生物利用率（约16%）基本相同，也与北太平洋亚热带涡透光层中的DOP生物利用率（7%～25%）［36］相一致，高于北爱尔兰内伊湖中的DOP生物利用率（5%～14%）［37］，而低于波罗的海中部上层水中的DOP生物利用率（23.8%～60.4%）［38-39］.

3 结论

3.1 深圳湾中 DON质量浓度的时空分布主要受到集水区内人为向海排放的影响及半封闭性特殊自然环境条件的限制，其次也受到沿岸湿地及富营养化海域中高生产力的影响，而珠江口东南沿岸中的主要受到珠江径流的制约，同时也受到浮游植物生长繁殖的影响.

3.2 2000～2004年深圳湾中DON质量浓度呈上升趋势，而2005～2014年则呈下降趋势，表明近10年来集水区内有机氮的人为排放已得到一定的遏制.2000～2014年珠江口东南沿岸中DON质量浓度略呈上升趋势，表明十几年来珠江口集水区内陆源有机氮排放不断增加.

3.3 深圳湾和珠江口东南沿岸中各站平均DON与S之间均存在着显著的线性负相关，暗示DON基本呈现出保守且具有同源性.混合是影响研究海区中 DON质量浓度分布变化的优势因素，而生物地球化学过程的总结果对DON质量浓度的净改变小.

3.4 深圳湾中 DON陆源质量分数明显高于海源质量分数，表明其DON主要来自陆源.珠江口东南沿岸中DON陆源质量分数明显低于海源质量分数，表明其DON以海洋自生来源为主.

3.5 回归分析结果表明，研究海区中 DON与BOD5之间呈密切正相关，暗示DON被微生物降解的速率与 DON质量浓度成正比.研究海区中的平均DON生物利用率与珠江口下段高盐区中的实测DOC生物利用率相近.

［1］ Bronk D A， See J H， Bradley P， et al. DON as a source of bioavailable nitrogen for phytoplankton ［J］. Biogeosciences，2007，4：283—296.

［2］ De Galan S， Elskens M， Goeyens L， et al. Spatial and temporal trends in nutrient concentrations in the Belgian continental area of the North Sea during the period 1993～2000 ［J］. Estuarine Coastal and Shelf Science， 2004，61：517—528.

［3］ 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.

［4］ Bronk D A. Dynamics of DON ［A］. In： Hansell D A， Carlson C A. Biogeochemistry of Marine Dissolved Organic Matter ［C］. San Diego： Academic Press， 2002：153—247.

［5］ Berman T， Bronk D A. Dissolved organic nitrogen： a dynamic participant in aquatic ecosystems ［J］. Aquatic Microbial Ecology，2003，31：279—305.

［6］ Cornell S， Randell A， Jickells T. Atmospheric inputs of dissolved organic nitrogen to the oceans. Nature， 1995，376（6537）：243-246.

［7］ Lomstein B A， Jensen A G U， Hansen J W， et al. Budgets of sediment nitrogen and carbon cycling in the shallow water of Knebel Vig， Denmark ［J］. Aquatic Microbial Ecology， 1998，14：69—80.

［8］ Kroeger K D， Cole M L， Valiela I. Groundwater-transported dissolved organic nitrogen exports from coastal watersheds ［J］. Limnology and Oceanography， 2006，51：2248—2261.

［9］ McCarthy M D， Pratum T， Hedges J， et al. Chemical composition of dissolved organic nitrogen in the ocean ［J］. Nature， 1997，390（6656）：150—154.

［10］ Carlson C A， Ducklow H W， Sleeter T D. Stocks and dynamics of bacterioplankton in the northwestern Sargasso Sea ［J］. Deep-Sea Research II， 1996，43：491—506.

［11］ Veuger B， Middelburg J J， Boschker H T S， et al. Microbial uptake of dissolved organic and inorganic nitrogen in Randers Fjord ［J］. Estuarine Coastal and Shelf Science， 2004，61：507—515.

［12］ Bronk D A， Glibert P M， Ward B B. Nitrogen uptake， dissolved organic nitrogen release， and new production ［J］. Science，1994，265：1843—1846.

［13］ Koopmans D J， Bronk D A. Photochemical production of dissolved inorganic nitrogen and primary amines from dissolved organic nitrogen in waters of two estuaries and adjacent surficial groundwaters ［J］. Aquatic Microbial Ecology， 2002，26：295—304.

［14］ Vähätalo A V， Zepp R G. Photochemical mineralization of dissolved organic nitrogen to ammonium in the Baltic Sea ［J］. Environmental Science & Technology， 2005，39：6985—6992.

［15］ Obernosterer I， Sempéré R， Herndl G J. Ultraviolet radiationinduces reversal of the bioavailability of DOM to marine bacterioplankton ［J］. Aquatic Microbial Ecology， 2001，24：61—68.

［16］ Veuger B. Middelburg J J， Boschker H T S， et al. Microbial uptake of dissolved organic and inorganic nitrogen in Randers Fjord ［J］. Estuarine Coastal and Shelf Science， 2004，61：507-515.

［17］ Andersson M G I， van Rijswijk P， Middelburg J J. Uptake of dissolved inorganic nitrogen， urea and amino acids in the Scheldt estuary： comparison of organic carbon and nitrogen uptake ［J］. Aquatic Microbial Ecology， 2006，44：303-315.

［18］ 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.

［19］ 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.

［20］ 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.

［21］ 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.

［22］ ASTM. ASTM D1426-1989B， Standard test methods for ammonia nitrogen in water （Test method B） ［S］. Philadelphia，1989.

［23］ ASTM. ASTM D3590-1989B， Standard test methods for total Kjeldahl nitrogen in water （Test method B） ［S］. Philadelphia，1989.

［24］ APHA. 5210B， Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater （20th Edition） ［S］. New York， 1998.

［25］ 李绪录，周毅频，夏华永.2000～2010年大鹏湾颗粒有机物的年变化和年际变化 ［J］. 环境科学， 2013，34（3）：857—863.

［26］ 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.

［27］ 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.

［28］ 赵明辉，李绪录.2000～2011年深圳湾及邻近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.

［29］ 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.

［30］ 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.

［31］ McKenna J H. DOC dynamics in a small temperate estuary：simultaneous addition and removal processes and implications on observed nonconservative behavior ［J］. Estuaries， 2004，27：604—616.

［32］ 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（1-4）：52-64.

［33］ Callahan J， Dai M-H， Chen R F， et al. Distribution of dissolved organic matter in the Pearl River Estuary， China ［J］. Marine Chemistry， 2004，89：211—224.

［34］ 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.

［35］ Redfield A C， Ketchum B H， Richards F A. The influence of organisms on the composition of seawater ［A］. In： Hill M N （ed.）. The Sea： The Composition of Sea-Water， Vol. 2 ［C］. London：Harvard University Press， 1963：26—77.

［36］ Björkman K M， Karl D M. Presence of dissolved nucleotides in the North Pacific Subtropical Gyre and their role in cycling of dissolved organic phosphorus ［J］. Aquatic Microbial Ecology，2005，39：193-203.

［37］ Cooper J E， Early J， Holding A J. Mineralization of dissolved organic phosphorus from a shallow eutrophic lake ［J］. Hydrobiologia， 1991，209：89—94.

［38］ Nausch M， Nausch G. Bioavailable dissolved organic phosphorus and phosphorus use by heterotrophic bacteria ［J］. Aquatic Biology， 2007，1：151—160.

［39］ Nausch M， Nausch G. Bioavailability of dissolved organic phosphorus in the Baltic Sea ［J］. Marine Ecology Progress Series，2006，321：9—17.

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.

Dissolved organic nitrogen in the Shenzhen Bay and adjacent coastal waters： Its temporal and spatial distributions，sources and bioavailability.

LI Xu-lu*， XU Chun-ling， LIN Fan， SHI Hua-ming， ZHANG Jun-xiao （South China Sea Marine Survey and Technology Center， State Oceanic Administration， Guangzhou 510300， China）. China Environmental Science， 2016，36（9）：2757～2764

Based on the data obtained monthly from 2000 to 2014， temporal and spatial distributions of dissolved organic nitrogen （DON） concentration in the Shenzhen Bay and coastal southeastern Pearl River Estuary were analyzed. Also sources and bioavailability of the DON were investigated in combination with the salinity， 5-d biochemical oxygen demand and particulate organic matter measurements. The results showed that the DON concentration was 0.45±0.45mg/L with an increase trend from 2000 to 2004 and a decrease one from 2005 to 2014 and higher in summer and winter than spring and autumn in the bay， and 0.16±0.08mg/L with small seasonal changes and an increase trend in the whole period studied in the estuary. The DON appeared conservative and was from simultaneous sources in both of the bay and estuary. A two-component mixing mass balance model was used for estimating the DON terrestrial fraction at about 80% in the bay and 38% in the estuary， suggesting that the DON was mainly from the terrestrial sources in the bay but from the marine sources in the estuary. According to the measurements and regression results， the DON bioavailability was found to be about 14.8% and 15.5% in the bay and estuary respectively， nearly equal to the dissolved organic carbon bioavailability observed in the lower Pearl River Estuary.

dissolved organic nitrogen；temporal and spatial distributions；sources；bioavailability；coastal waters；Shenzhen Bay；Pearl River Estuary

X142

A

1000-6923（2016）09-2757-08

2016-01-18

国家“973”项目（2013CB956101）；国家海洋局南海分局海洋科学技术局长基金（1523；1524）

* 责任作者， 高级工程师， benlixulu@sohu.com

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30余篇.