全 文 ：东海赤潮高发区沉积物中营养盐再生速率的研究 3
戚晓红1 3 3 　刘素美1 　张　经1 ,2 　陈洪涛1
(1 中国海洋大学化学化工学院 ,青岛 266003 ;2 华东师范大学河口海岸国家重点实验室 ,上海 200062)
【摘要】　2001 年 5 月和 2002 年 5 月在东海赤潮高发区的 4 个站位 ( E4、E5、DB6、DC10) 对沉积物表面分
别充氮气和空气进行培养 ,研究沉积物2水界面营养盐交换通量在不同条件下的变化规律 ,以及该海域沉
积物中营养盐的再生对水体中营养盐的贡献. 结果表明 ,各溶解态营养盐在还原条件下的迁移较为活跃.
在距离陆地较近的海域 ,营养盐一般由水向沉积物中扩散 ,且距陆地越近 ,交换通量越大 ;而在上升流区 ,
营养盐多由沉积物中向水中扩散. 东海赤潮高发区沉积物是 SiO32 - 的源 ,对初级生产力的贡献占 6 %. 同
时 ,东海赤潮高发区沉积物是氮、磷营养盐蓄积库. 该海域沉积物每年从水体中吸附的 DIN、PO43 - 分别占
长江输入的 5. 9 %、67 % ,沉积物2水界面对水体中 SiO32 - 的贡献占 7. 8 %.
关键词 　沉积物 　营养盐 　东 　海 　再生
文章编号 　1001 - 9332 (2003) 07 - 1112 - 05 　中图分类号 　X834 ,X55 　文献标识码 　A
Nutrients regeneration speed of sediment in harmful algae blooms( HAB) area of East China Sea. Q I Xiao2
hong1 , L IU Sumei1 , ZHAN G Jing1 ,2 and CHEN Hongtao1 (1 College of Chemist ry and Chemical Engineering ,
Ocean U niversity of China , Qingdao 266003 , China ;2 S tate Key L aboratory of Estuarine and Coastal Re2
search , East China Norm al U niversity , S hanghai 200062 , China) . 2Chin. J . A ppl . Ecol . ,2003 ,14 (7) :1112
～1116.
The fluxes of dissolved nutrients at sediment2water interface were investigated at 4 stations in the HAB area of
East China Sea in May 2001 and May 2002. The benthic fluxes of nutrients were determined by incubating the
sediment core samples with bottom seawater bubbled with air or nitrogen. The transfer of nutrients was more ac2
tive under anoxic condition. The fluxes of dissolved nutrients were generally high at the stations close to the
coast . The sediment was the source of SiO32 - , which accounted for 6 % of primary production. For DIN and
PO43 - , the sediment was the sink. DIN and PO43 - adsorbed by sediment accounted for 5. 9 % and 67 % of the
riverine DIN and PO43 - inputs , respectively , and the inputs of SiO32 - accounted for 7. 8 %.
Key words 　Sediment , Nutrient , East China Sea , Regeneration.3 国家重点基础研究发展规划资助项目 ( G1999043705 和 2001CB2
409703) .3 3 通讯联系人.
2002 - 12 - 18 收稿 , 2003 - 02 - 26 接受.
1 　引 　　言
河口沉积物是各种营养物质的重要源或汇 ,对
上覆水体具有很强的环境调节能力. 由于各种自然
和人为因素的干扰 ,河口沉积物在一定程度上可能
充当营养源的作用 ,向上覆水体中释放不同结合形
态的营养盐 ,对水体富营养化有重要影响[11 ,12 ] . 在
某些情况下 ,沉积物中营养盐再生对水体中初级生
产力有重要的贡献[7～9 ,18 ] .
长江年平均入海水量近 10 ×1011 m3 ,由于人类
活动的影响 ,长江口和近海水域富营养化程度升高.
30 多年来 ,长江口无机氮含量数倍增加 ,长江每年
把大约 9. 12 ×105t 无机氮输入大海[17 ] ,N/ P 比最
高超过 100 ,海域富营养化日趋严重 ,长江口海区赤
潮增多. 据统计 ,以 30°30′00″～32°00′00″N ,122°15′
00″～123°15′00″E 海域 (1. 60 ×104 km2)发生赤潮最
为频繁 ,发生次数占历年记载总数的74. 7 %. 因此 ,
称此海域为“长江口及邻近海域赤潮多发区”. 在该
海域 ,对于营养盐的分布已做了大量研究 ,然而 ,关
于沉积物2水界面营养盐的交换通量的研究却很少 ,
本文通过对沉积物表面分别充氮气和充空气进行培
养 ,以模拟该海域不同氧化和还原环境 ,研究沉积物2水界面营养盐在不同氧化和还原条件下的交换通
量的变化规律 ,以及该海域沉积物中营养盐的再生
对水体中营养盐的贡献和对初级生产力的影响.
2 　材料与方法
211 　样品采集
样品采自 2001 年 5 月“东方红 2 号”和 2002 年 5 月“海
监 47”两个航次 ,采样站位见图 1. 2001 年 5 月在两个站位
( E4、E5) 做了培养实验 , 2002 年 5 月在两个站位 ( DB6、
DC10)做了培养实验. 用多管采样器采集底部沉积物 ,在采
样期间应避免沉积物表面扰动 . 管中沉积物上方加入用
应 用 生 态 学 报 　2003 年 7 月 　第 14 卷 　第 7 期 　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　　
CHIN ESE JOURNAL OF APPL IED ECOLO GY ,J ul. 2003 ,14 (7)∶1112～1116
图 1 　采样站位图
Fig. 1 Survey station .
CTD 采水器现场采集的底层过滤海水 ,加入时切忌将表层
沉积物搅起 ,然后在聚氯乙烯箱中进行黑暗培养 ,箱中有现
场海水连续流过 ,以保持培养实验的温度和现场温度一致.
分别向培养柱上方通入氮气和空气 ,以研究不同氧化还原条
件下沉积物中营养盐再生特点. 每隔 5～8h 取出对照站位底
层海水和培养柱内上覆海水 150ml ,用 0. 45μm 的醋酸纤维
滤膜过滤 ,滤液中加入 HgCl2 避光保存. 同时向培养柱中加
入同体积该站位底层水 ,以维持沉积物上方水的体积在整个
培养过程中不变. 依照此法连续培养约 50h. 根据上覆水中
营养盐浓度随时间变化的速率计算沉积物2水界面营养盐的
交换通量 ,若营养盐浓度随时间变化相关性较差 ,则取前两
点或前三点进行计算 ,这种方法在国际上应用比较广
泛[1 ,3 ,8 ] .
212 　分析方法
　　水样中营养盐用分光光度法分析 [14 ] . 氨氮用次溴酸钠
氧化法 ,硝酸盐用镉铜还原 - 偶氮比色法 ,亚硝酸盐用重氮
偶氮比色法 ,总氮用过硫酸钾氧化法 ,磷酸盐用磷钼蓝法 ,总
磷用过硫酸钾氧化法 ,硅酸盐用硅钼蓝法. 此方法的精密度
较好 ,对 N、P 来说 ,当浓度在 1～10μmol·L - 1时 ,精密度为
5 %～10 % ,当浓度在 10～100μmol·L - 1时 ,精密度为 1 %～
5 %[14 ] .溶解无机氮 (DIN) 的浓度为氨盐、硝酸盐、亚硝酸盐
浓度之和 ,溶解有机氮 (DON) 、溶解有机磷 (DOP) 的浓度为
总氮 ( TDN) 、总磷 ( TDP)与溶解无机氮、磷酸盐的浓度差.
3 　结果与分析
311 　各溶解态营养盐的交换通量
31111 充空气 　在充空气培养条件下 ,NO3 - 的交换
通量为 - 0. 346～0. 111mmol·m - 2·d - 1 ,除 DB6 站
外均由水向沉积物中迁移 ; NO2 - 的交换通量为
- 0. 039～0. 032 mmol·m - 2·d - 1 ,在 E4、E5 站由水
向沉积物中迁移 ,在 DB6、DC10 站由沉积物向水中
迁移 ;N H4 + 的交换通量为 - 1. 42～0. 548 mmol·
m
- 2·d - 1 ,在 E4、E5 站由沉积物向水中迁移 , 在
DB6、DC10 站由水向沉积物中迁移 ;DIN 的交换通
量为 - 1. 28～0. 424 mmol·m - 2·d - 1 ,除 E5 站均由
水向沉积物中迁移 ;DON 的交换通量为 - 1. 21～
1. 54 mmol·m - 2·d - 1 ,除 E4 站均由沉积物向水中迁
移 ; TDN 的交换通量为 - 1. 28～0. 578 mmol·m - 2·
d - 1 ,在 E4、DC10 站由水向沉积物中迁移 ,在 E5、
DB6 站由沉积物向水中迁移 ; TDP 的交换通量为
- 0. 089～ - 0. 018 mmol·m - 2·d - 1 , PO43 - 的交换
通量为 - 0. 078～ - 0. 006 mmol·m - 2·d - 1 ,在 4 个
站位均由水向沉积物中迁移 ;DOP 的交换通量为 -
0. 012～0. 019 mmol·m - 2·d - 1 ,在 DB6 站由沉积物
向水中迁移 ,在 E4、E5、DC10 站由水向沉积物中迁
移 ;SiO32 - 的交换通量为 - 0. 673～2. 63 mmol·m - 2
·d - 1 ,除 DC10 站均由沉积物向水中迁移.
31112 充 N2 　在充氮气培养条件下 ,NO3 - 的交换
通量为 - 1. 95～ - 0. 653 mmol·m - 2·d - 1 ,在 4 个站
位均由水向沉积物中迁移 ; NO2 - 的交换通量为
0. 048～0. 270 mmol·m - 2·d - 1 ,N H4 + 的交换通量为
0. 234～0. 918 mmol·m - 2·d - 1 ,在 4 个站均由沉积
物向水中迁移 ;DIN 的交换通量为 - 0. 985～0. 369
mmol·m - 2·d - 1 ,在 E5 站由沉积物向水中迁移 ,在
E4、DB6、DC10 站由水向沉积物中迁移 ;DON 的交
换通量为 - 0. 970～1. 50 mmol·m - 2·d - 1 ,在 E4、
DB6 站由沉积物向水中迁移 ,在 E5、DC10 站由水向
沉积物中迁移 ; TDN 的交换通量为 - 0. 802～0. 951
mmol·m - 2·d - 1 ,除 E4 站均由水向沉积物中迁移 ;
TDP的交换通量为 - 0. 072～0. 133 mmol·m - 2 ·
d - 1 ,在 E4、DC10 站由水向沉积物中迁移 ,在 E5、
DB6 站由沉积物向水中迁移 ; PO43 - 的交换通量为
- 0. 057～ - 0. 007 mmol·m - 2·d - 1 ,在 4 个站位均
由水向沉积物中迁移 ;DOP 的交换通量为 - 0. 033
～0. 184 mmol·m - 2·d - 1 ,在 E4、DC10 站由水向沉
积物中迁移 ,在 E5、DB6 站由沉积物向水中迁移 ;
SiO32 - 的交换通量为 - 1. 75～3. 20 mmol·m - 2 ·
d - 1 ,除 DC10 站均由沉积物向水中迁移 (图 2) .
312 　不同氧化还原条件下营养盐迁移的特点
　　NO3 - 、PO43 - 在氧化和还原环境下均由水中向
沉积物中迁移 ,NO3 - 在还原环境下的交换通量比氧
化环境下增加 492 % ,PO43 - 在还原环境下的交换通
量比氧化环境下增加 28 % ; SiO32 - 在氧化和还原环
境下均由沉积物向水中迁移 ,SiO32 - 在还原环境下
的交换通量比氧化环境下增加 146 % ;NO2 - 在还原
环境下由沉积物向水中迁移 ,在氧化环境下除 E4、
31117 期 　　　　　　　　　　　戚晓红等 :东海赤潮高发区沉积物中营养盐再生速率的研究 　　　　　　　　
图 2 　各站位营养盐的交换通量
Fig. 2 Fluxes of dissolved nutrients at the stations.
E5 站均由沉积物向水中迁移 ,在还原环境下的交换
通量比氧化环境下增加 285 % ;N H4 + 在还原环境下
由沉积物向水中迁移 ,在氧化环境下除 E4、E5 站均
由水中向沉积物中迁移 ,在还原环境下的交换通量
比氧化环境下增加 168 %. 可见 ,在沉积物2水界面 ,
各溶解态营养盐在还原条件下的迁移较为活跃 ,但
与其他指标相比 ,PO43 - 受氧化还原环境影响较小.
313 　水深的影响
　　DC10、DB6、E4 和 E5 站位的水深分别为 15、
23、24 和 68m. NO3 - 、PO43 - 、TDP 在富氧环境下均
由水中向沉积物中迁移 ,随着水深的增加 ,交换通量
有减小的趋势. 李宝华等[13 ]指出 ,光强是影响底栖
藻类生长和繁殖的一个重要因子 ,随着水深的增加 ,
光照强度呈负指数衰减 ,在水深较小的海域 ,光线充
足 ,适于底栖藻类的生长. 底栖植物对沉积物中营养
盐的吸收使得营养盐向沉积物中迁移的趋势增大.
314 　地理位置的影响
　　将各站位交换通量进行比较可发现 ,在距离陆
地较近的 E4、DB6、DC10 站 ,各溶解态营养盐大多
由水向沉积物中迁移 (在 E4 站除 N H4 + 、SiO32 - ,在
DB6 和 DC10 站除 NO2 - 、SiO3 - 2 ,均由水中向沉积
物中迁移) ,且距陆地越近 ,交换通量越大. 这主要与
各站位所处的地理环境不同有关 ,E4、DB6、DC10 站
位于长江口 ,这里陆源物质丰富 ,且受人文活动影响
较大 ,长江携带大量营养盐涌入 ,所以水体中营养盐
含量较高 ,向沉积物中迁移的趋势大. E5 站各溶解
态营养盐以由沉积物向水中迁移为多 ,与其他的站
位有较大差别 ,原因是 E5 站位于上升流海区 ,这里
下层高盐冷水至少可抬升至 5m 层附近[17 ] ,所以底
层海水营养盐浓度较低 ,各溶解态营养盐多由沉积
物中向水中迁移. E4、DB6、DC10 3 站同处于长江口
的近岸海域 ,但它们的交换通量仍存在较大差别 ,可
见生物扰动作用、灌溉作用等在底界面营养盐交换
过程中具有较大作用.
4 　讨 　　论
411 　不同海域的比较
　　在东海赤潮高发区 ,沉积物对 NO3 - 、PO43 - 的
贡献表现为净吸附 ,NO2 - 除 E4、E5 站均由沉积物
向水中扩散 ,N H4 + 除 E4、E5 站均由水中向沉积物
中扩散 ,SiO32 - 由沉积物向水中扩散. 表 1 列出了东
海赤潮高发区及其它近岸海域沉积物2水界面营养
盐的交换通量. 由表 1 可看出 ,在东海赤潮高发区 ,
沉积物对 PO43 - 的贡献为净吸附 ,而在其它近岸海
域 ,PO43 - 由沉积物中释放出来. 东海赤潮高发区
SiO32 - 的交换通量与 Skagerrak、North sea、San Pe2
dro Basin 和 Northwestern Black Sea 相近 ;在 Narra2
gansett Bay 、Chesapeake Bay 和 Eastern N2Pacific
Shelf ,SiO3 - 2的交换通量约为东海赤潮高发区的 10
倍左右 ,在 San Francisco Bay ,SiO32 - 的交换通量约
为东海赤潮高发区的 5 倍左右. 东海赤潮高发区
N H4 + 的交换通量与 Eastern N2Pacific Shelf 、North2
western Black Sea 相近 ,在 Narragansett Bay、Chesa2
表 1 　不同海域沉积物2水界面交换通量的比较
Table 1 Comparison of fluxes in sediment2water interface at different
sea ( mmol·m - 2·d - 1)
地区 Location PO43 - SiO3 - 2 NH4 +
纳拉干湾[2 ]Narragansett Bay 0. 9 8. 8 6. 5
切萨皮克湾[3 ]Chesapeake Bay 0. 88 7. 8 10. 2
斯卡格拉克海峡 ,北海[5 ]Skagerrak , 0. 03 1～2 - 0. 06
North sea San Pedro Basin [7 ] 0. 016 0. 7 -
旧金山湾[6 ]San Francisco Bay 0. 2 4. 5 2. 5
东太平洋陆架[9 ] Eastern N2Pacific Shelf 0～0. 2 15. 4 0～1. 0
黑海西北部[8 ]Northwestern Black Sea 0. 05 0. 6 0～0. 3
东海 [1 ] East China Sea 0. 13 (w) - 2. 6 (w)
～13. 2 (s)～3. 4 (s)
东海赤潮高发区 HAB area of - 0. 05 0. 96 0. 58
East China Sea
s :Summer , w :Winter.
4111 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷
peake Bay 和 San Francisco Bay ,N H4 + 的交换通量
约是东海赤潮高发区的 4～20 倍 ,在 Skagerrak、
North sea ,沉积物对 N H4 + 的贡献表现为净吸附. 由
表 1 还可发现 ,本次所得的沉积物2水界面交换通量
在 Aller 等[1 ]所测结果范围之内.
　　在东海赤潮高发区 ,沉积物2水界面的 N/ P 比
的范围在 3. 1～11. 7 之间 ,这个范围与 Nixon 在
1981 年调查的近岸海域的 N/ P 比 (3. 8～7. 5) [8 ]以
及 Callender 和 Hammond[5 ]在 1982 年调查的近岸
海域的 N/ P≈8 相近. 这个范围与 Redfield 比值 (≈
15)有较大差异 ,这可能与底层沉积物的反消化作用
有关. N/ P 比的变化将导致 Si∶N∶P 比的变化 ,即水
体中营养盐的结构发生改变 ,这种变化将使浮游植
物中藻的种类发生相应的变化[10 ,15 ] .
412 　周转时间
　　各溶解态营养盐的周转时间可以用来评价沉积
物在营养盐循环中的重要性. 周转时间是指不考虑
河流输送、大气沉降、洋流输送等的影响 ,水体中的
营养盐全部由沉积物释放或吸附所需要的时间[8 ] .
它与水体中营养盐的浓度、水体深度以及沉积物2水
界面营养盐的交换通量有关 ,水体中营养盐浓度越
大、水深越深 ,周转时间越长 ;沉积物2水界面营养盐
交换通量越大 ,周转时间越短. 本文对东海赤潮高发
区各溶解态营养盐的周转时间进行估算 (表 2) . 由
表 2 可知 ,对于 PO43 - ,其周转时间为几个月至几
年 ;对于 SiO32 - 和 DIN ,其周转时间为几年 ;对于
PO43 - 和 DIN ,距离陆地越远 ,其周转时间越长 ,可
见水深成为影响该海域 PO43 - 和 DIN 周转时间的
主要因素 ;而对于 SiO32 - ,距离陆地越远 ,周转时间
越短 , 可见水体中营养盐浓度成为影响该海域
SiO32 - 周转时间的主要因素.
　　Boynton 等[4 ]发现 ,在 Patuxent 河口 ,N H4 + 的
周转时间约为半天. Friedl 等[8 ]对黑海西北部进行
了考察 ,发现 PO43 - 的周转时间约为几天到几周 ,
SiO32 - 和 DIN 的周转时间约为几个月. 与东海赤潮
高发区相比 , Patuxent 河口和黑海西北部营养盐的
周转时间要小得多.
　　东海赤潮高发区平均初级生产力约为 1062mg·
m
- 2·d - 1 , 海洋浮游植物以一定比例从海水中摄取
无机氮、磷、硅 ,根据 Redfield 比值 (C∶N∶P∶Si = 106
∶16∶1∶16)可估算出海洋浮游植物每天从水体中摄
取 100. 4 ×108mol DIN ,6. 28 ×108mol PO43 - ,100. 4
×108 mol SiO32 - . 沉积物每天向水体中释放8 . 4 ×
表 2 　各站位营养盐的周转时间
Table 2 Turnover time of nutrients at four stations( d)
站位 Station DIN PO43 - SiO3 - 2
DB6 726 293 1539
DC10 2014 251 2474
E4 1089 344 693
E5 2645 923 569
106mol SiO32 - ,占总需求量的 6 % ,对于初级生产力
有重要的贡献. 而对于 DIN 和 PO43 - 来说 ,它们的
交换通量为负值 ,即沉积物从水体中吸附溶解无机
氮和磷 ,说明沉积物是 DIN 和 PO43 - 的汇.
413 　质量收支
　　水体中营养盐的来源主要有 3 个 :河流输送、大
气沉降和沉积物2水界面交换. 根据该海域各站位沉
积物营养盐的交换通量、该海域的面积可大体上估
算出沉积物每年向水体中释放或从水体中吸附营养
盐的量 ,表 3 列出了河流输送、大气湿沉降和沉积物2水界面交换对水体中营养盐的贡献. 由表 3 可看
出 ,河流输送对水体中营养盐的贡献占绝大部分. 它
分别是大气湿沉降 DIN、PO43 - 、SiO32 - 的 96 倍、73
倍、1587 倍. 沉积物2水界面对水体中 SiO32 - 的贡献
占 7. 8 %. 沉积物不仅可以充当营养源的作用 ,还可
以作为一个大营养盐蓄积库将过量的营养盐净化 ,
该海域沉积物每年从水体中吸附的 DIN、PO43 - 分
别占长江输入 DIN、PO43 - 的 5. 9 %、67 % ,从而对上
覆水体的环境进行调节.
表 3 　各种来源对水体中营养盐的贡献
Table 3 Nutrient contribution from different sources to water bodies( ×
109 mol·yr - 1)
来源 Source DIN PO43 - SiO32 -
长江输送[16 ] 63. 4 0. 44 73. 0
Yangtze River inputs
大气湿沉降[18 ] 0. 66 0. 006 0. 046
Atmospheric wet deposition
沉积物2水界面交换 Fluxes at - 3. 72 - 0. 30 5. 60
sediment2water interface
5 　结 　　论
511 　各溶解态营养盐在还原条件下的迁移较为活
跃 ,但与其他指标相比 , PO43 - 受氧化还原环境影响
较小.
512 　NO3 - 、PO43 - 、TDP 在富氧环境下均由水中向
沉积物中迁移 ,随着水深的增加 ,交换通量有减小的
趋势.
513 　在距离陆地较近的海域 ,各溶解态营养盐一般
由水中向沉积物中扩散 ,且距陆地越近 ,交换通量越
大 ;而在上升流区 ,各溶解态营养盐多由沉积物中向
51117 期 　　　　　　　　　　　戚晓红等 :东海赤潮高发区沉积物中营养盐再生速率的研究 　　　　　　　　
水中扩散.
514 　东海赤潮高发区沉积物是 SiO32 - 的源 ,对初
级生产力的贡献占 6 %. 同时 ,东海赤潮高发区沉积
物是氮、磷营养盐的蓄积库 ,对水体具有很强的环境
净化能力. 该海域沉积物每年从水体中吸附的
DIN、PO43 - 分别占长江输入的 5. 9 %、67 % ,沉积物2水界面对水体中 SiO32 - 的贡献占 7. 8 %.
致谢 　对在野外工作中给与大力帮助的华东师范大学和中
国海洋大学海洋生物地球化学实验室的张桂玲老师 ,刘 星、
曹 永、王 亮同学表示感谢 ,对张国森师兄在实验过程中的帮
助表示感谢.
参考文献
1 　Aller RC ,Mackin J E ,Ullman WJ , et al . 1985. Early chemical dige2
nesis , sediment2water solute exchange ,and storage of reactive or2
ganic matter near the mouth of the Changjiang , East China Sea.
Cont S helf Res ,4 (1/ 2) : 227～251
2 　Archer D ,Devol A. 1992. Benthic oxygen fluxes on the Washington
shelf and slope : a comparison of i n sit u microelectrode and cham2
ber flux measurements. L i m nol Oceanogr ,37 (3) :614～629
3 　Berelson WM ,Heggie D ,Longmore A , et al . 1998. Benthic nutri2
ent recycling in Port Phillip Bay ,Australia. Est Coast S helf Sci ,46 :
917～934
4 　Boynton WR , Kemp WM. 1985. Nutrient regeneration and oxygen
consumption by sediments along an estuarine salinity gradient . M ar
Ecol Prog Ser ,223 :45～55
5 Callender E , Hammond DE. 1982. Nutrient exchange across the
sediment2water interface in the Potomac River estuary. Est Coast
S helf Sci ,15 :395～413
6 　Cocicsu A ,Dorogan L ,Humborg C ,Popa L . 1996. Long2term eco2
logical changes in the Black Sea. M ar Pollut B ull ,32 :32～38
7 　Devol AH , Christensen J P. 1993. Benthic fluxes and nitrogen cy2
cling in sediments of the continental margin of the eastern North
Pacific. J M ar Res ,51 :345～372
8 　Friedl G ,Dinkel C ,Wehrli B. 1998. Benthic fluxes of nutrients in
the northwestern Black Sea. M ar Chem ,62 :77～88
9 　Gomoiu MT. 1992. Marine eutrophication syndrome in the north2
western part of the Black Sea. In : Vollenweider RA ed. Marine
Coastal Eutrophication. Bologna : Science Total Environment . 683
～692
10 　Humborg C , Ittekkot V ,Cocias A. 1997. Effect of Danube River
dam on Black Sea biogeochemistry and ecosystem structure. Na2
t ure ,386 (27) : 385～388
11 　Hou L2J (侯立军) ,Liu M (刘 　敏) , Xu S2Y (许世远) . 2001.
Species of phosphorous in core sediments form the Changjiang Es2
tuary and its environmental significance. M ar Envi ron Sci (海洋环
境科学) ,20 (2) :7～12 (in Chinese)
12 　Li D2J (李道季) ,Zhang J (张 　经) , Huang D2J (黄大吉) . 2002.
The consumption of DO in the Changjiang Estuary. China Sci (D)
(中国科学) (D 辑) ,32 (8) :686～694 (in Chinese)
13 　Li B2H (李宝华) , Fu K2C (傅克忖) . 1998. Correlation between
chlorophyll2a and primary productivity in the southern Yellow Sea
Area. J Oceanol Huanghai Bohai Seas , 16 ( 2) : 48～53 (in Chi2
nese)
14 　Liu SM , Zhang J . 2000. Chemical oceanography of nutrient ele2
ments in the Bohai , Yellow Sea and East China Sea. M ar Sci B ull ,
2 (2) : 76～85
15 　Mee LD. 1992. The Black Sea in crisis : a need for concerted inter2
national action. A mbio ,21 (4) :675～686
16 　Shen Z2L (沈至良) . 1993. The effects of the physico2chemical en2
vironment on the primary productivity in the Changjiang River es2
tuary. Trans Oceanol L i m nol (海洋与湖沼通报) , (1) :47～51 (in
Chinese)
17 　Zhao B2R(赵宝仁) ,Ren G2F(任广法) ,Cao D2M (曹德明) . 2001.
Characteristics of the ecological environment in upwelling area adja2
cent to the ChangJing River eatuary. Oceanol L i m nol S in (海洋与
湖沼) ,32 :328～333 (in Chinese)
18 　Zhang G2S(张国森) ,Chen H2T (陈洪涛) , Zhang J (张 　经) , et
al . 2003. Nutrient elements in the atmospheric wet deposition in
Changjiang River estuary. Chin J A ppl Ecol (应用生态学报) ,14
(7) :1107～1111 (in Chinese)
作者简介 　戚晓红 ,女 ,1980 年生 ,硕士研究生 ,主要从事海
洋生物地球化学研究. E2mail : qx- h1980 @163. com
6111 应 　用 　生 　态 　学 　报 　　　　　　　　　　　　　　　　　　14 卷