不同豐枯情景下長江三角洲非通江湖泊(滆湖、淀山湖和陽澄湖)有色可溶性有機物組成特征*

石 玉,李元鵬,張柳青,郭燕妮,周 蕾,3,周永強,3 ,張運林,3,黃昌春

(1：中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008) (2：南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，南京 210023) (3：中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)

以湖泊和水庫為主的內(nèi)陸水域可以運輸、轉(zhuǎn)化和儲存來自土壤圈和大氣圈中的碳，其生物地球化學(xué)過程和湖庫碳通量在全球碳循環(huán)和全球氣候變化匯中起著關(guān)鍵的作用[1]. 有色可溶性有機物(CDOM)是水生生態(tài)系統(tǒng)中重要的碳賦存形式之一，在生物地球化學(xué)中起著非常重要的作用[2-3]. CDOM可以改變水體的光學(xué)特性，緩解紫外線對水生生物的有害影響，有效提高水生植物的初級生產(chǎn)力[4]，影響溫室氣體的排放[3]和水體中溶解的養(yǎng)分和重金屬的遷移轉(zhuǎn)化[5-6]. CDOM光吸收主要受到CDOM來源的影響，外源包括隨著河流或者地下水從陸地運移到湖泊的陸源有機質(zhì)以及生產(chǎn)生活污水，內(nèi)源包括浮游植物的胞外滲出液、微生物作用后產(chǎn)物、浮游動植物的代謝及死亡產(chǎn)物[7-8]. 高濃度的CDOM會影響人類飲用水的處理工藝，產(chǎn)生難聞氣味和致癌物質(zhì)，進而影響人類健康[9]. 其中，天然水體的激發(fā)-發(fā)射矩陣熒光光譜(EEMs)測定是一種簡單而有效地鑒定CDOM光學(xué)組分的技術(shù)，能夠有效地揭示CDOM的結(jié)構(gòu)，從而可以進一步揭示CDOM的來源與內(nèi)部機理[2,10].

長江流域湖泊星羅棋布，流域內(nèi)不同湖泊因為其自身的特性相互之間也會表現(xiàn)出明顯的相似性，在一定程度上也呈現(xiàn)出這一類型湖泊的一致性[11-12]. 此外，長江中下游作為中國最強勁的經(jīng)濟發(fā)展中心之一，人類的經(jīng)濟活動對湖泊的發(fā)生和演變也起著越來越重要的影響，因此在湖泊的多樣性中尋求湖泊的相似性顯得尤為重要. 鄱陽湖、洞庭湖是長江中下游地區(qū)兩個大型通江湖泊，具有換水周期短、豐枯季節(jié)湖-河相轉(zhuǎn)化快等特點，之前有研究表明鄱陽湖與洞庭湖營養(yǎng)化程度輕于長江下游湖泊群，并且鄱陽湖CDOM結(jié)構(gòu)的時空差異顯著[13-15]，然而目前對長江三角洲地區(qū)非通江湖泊群落的研究比較空缺，并且主要集中在太湖[16-17]. 非通江湖泊的湖水運動與自然通江湖泊相比更為緩慢，并且該類湖泊周邊港汊與閘壩繁多，水流宣泄不暢，魚蟹養(yǎng)殖業(yè)發(fā)達[18]，集水區(qū)人類產(chǎn)生的污染物質(zhì)進入水域會不斷累積，因此對治理工作也造成了一定的困難. 本文擬選取長江三角洲三個重要的中型淺水非通江湖泊——滆湖、淀山湖及陽澄湖，探討3個湖泊的CDOM來源、組成及時空分布特征，以期填補國內(nèi)關(guān)于大型沖積平原地區(qū)受人類干擾強度大的非通江湖泊群CDOM循環(huán)研究的空白，為湖區(qū)養(yǎng)殖和人類生產(chǎn)生活用水提供更為有利的環(huán)境條件.

1 材料和方法

1.1 研究區(qū)域與現(xiàn)場樣品采集

滆湖是江蘇省重要的漁業(yè)生產(chǎn)基地，其中，湖區(qū)西部和北部為主要入湖徑流口[19]. 淀山湖位于上海市與江蘇省昆山市的交界地帶，水產(chǎn)以人工放養(yǎng)鰱、鳙為主[20]. 陽澄湖位于蘇州市的東北部，陽澄湖大閘蟹馳名海外[21]. 本次研究在滆湖布設(shè)了6個采樣點，在陽澄湖布設(shè)了8個采樣點，在淀山湖布設(shè)了4個采樣點(圖1). 為探討不同水文情景對湖泊CDOM庫的影響，3個湖泊均于2018年1、4和7月在相同的點位處采樣，亦即每個湖泊共采樣3次. 由于水草生長及網(wǎng)圍和枯水期湖泊面積萎縮的影響，淀山湖在1月份未采集到1#和2#樣品，陽澄湖在4月份未采集到5#樣品，因此本次研究共采集樣品51個. 用采水器采集0～0.5 m的水樣保存于純水洗過的聚乙烯瓶內(nèi)，在避光冷藏的條件下盡快運回實驗室過濾. CDOM吸收及熒光的測量通常在3 d內(nèi)完成.

圖1 滆湖、淀山湖、陽澄湖采樣點位置Fig.1 Location of sampling sites in Lake Gehu, Lake Dianshan and Lake Yangcheng

1.2 樣品的處理及樣品參數(shù)的測量

水體總氮(TN)和總磷(TP)濃度測定時，首先混合采集樣品至均勻狀態(tài)，每個樣點各取25 mL水樣消解后進行測定. 隨后，將孔徑為0.7 μm的Whatman GF/F 膜在450℃的高溫下灼燒4 h. 用冷卻后的膜過濾水樣，得到濾后液，通過島津總有機碳分析儀(TOC-L)在680℃高溫下測定溶解性有機碳 (DOC)濃度. 葉綠素a濃度通過熱乙醇提取-紫外分光光度法進行測定[22]. 將未測定DOC濃度的水樣再通過孔徑為0.22 μm的Millipore膜過濾，過濾后的水樣裝入預(yù)先酸洗的瓶子中冷藏保存，測樣前拿出直至恢復(fù)到室溫測量.

CDOM光譜吸收系數(shù)主要通過Shimazdu UV-2550 UV-Vis 分光光度計測定經(jīng)0.22 μm的Millipore膜過濾后的樣品，使用5 cm的比色皿，以Milli-Q水作為實驗的空白對照. 在間隔為1 nm的200～800 nm波長范圍內(nèi)獲得CDOM的吸光度. 減去700 nm處的吸光度來對吸光度進行基線校正. 通過公式 (1) 計算對應(yīng)波長的吸收系數(shù)：

a(λ) = 2.303D(λ)/r

(1)

式中，a(λ)表示波長為λ時對應(yīng)的CDOM吸收系數(shù)，m-1，D(λ)表示波長λ處矯正后的吸光度，r表示光程路徑，m. 在此次研究中使用254 nm處的吸收系數(shù)a(254)指示CDOM濃度[23-24]. 使用a(250)∶a(365)估計CDOM的相對分子大小，之前的研究表明，CDOM相對分子越大，a(250)∶a(365)越小，并且微生物與光漂白也會導(dǎo)致相對分子量的減小[25-26].

CDOM三維熒光光譜(excitation-emission matrices, EEMs)采用Hitachi公司的F-7000型熒光光度計測定，激發(fā)和發(fā)射分別設(shè)定在200～450 nm (5 nm的間隔)和250～600 nm (1 nm的間隔). 每日測量Milli-Q作為空白EEMs，用以訂正水樣EEMs中因為拉曼散射而造成的誤差. 通過drEEM工具包插值的方法去除瑞利散射，通過公式 (2) 調(diào)整相應(yīng)波長處的吸光度消除EEMs的內(nèi)濾波效應(yīng).

Fcor=Fobs×10(AEx+AEm)/2

(2)

式中，F(xiàn)obs是EEMs校正前的熒光強度，F(xiàn)cor是EEMs校正后的熒光強度，AEx和AEm分別為EEMs激發(fā)和發(fā)射相對應(yīng)波長的吸光度. 在此次研究中還使用了BIX與HIX值.BIX是指在激發(fā)波長310 nm條件下，380與430 nm發(fā)射波長對應(yīng)的熒光強度比，其值代表了自生有機物的貢獻[23,27].HIX是指在激發(fā)波長為254 nm的情況下，435～480 nm與300～345 nm 發(fā)射波長對應(yīng)的熒光強度比，其值表現(xiàn)出CDOM的腐殖化程度[28].

1.3 平行因子分析 (PARAFAC)

根據(jù)MATLAB R2015b中的drEEM工具箱 (ver.0.0.2.0)對數(shù)據(jù)進行平行因子的分析. 在這次研究中，平行因子分析共抽取了51個EEMs矩陣進行運算，其中每個矩陣包括251個發(fā)射波長和45個激發(fā)波長. 數(shù)據(jù)被分為6個隨機數(shù)據(jù)集，其中3個用于建模，另外3個用于驗證，最終得到4個組分模型，對半檢驗、隨機初始化分析及殘差分析結(jié)果一致表明整個EEMs數(shù)據(jù)可以被4個組分模型很好地解釋. 平行因子分析得到的每個熒光組分的最大得分值(Fmax)用以表征各類熒光物質(zhì)的熒光強度.

1.4 水文數(shù)據(jù)

本研究收集的水文數(shù)據(jù)由水利部太湖流域管理局 (http://www.tba.gov.cn/)整理得到，包括2018年1、4和7月的太湖流域降雨量及月初降雨量.

1.5 數(shù)據(jù)處理方法

通過IBM SPSS Statistics 22軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，其中包括平均數(shù)、標(biāo)準(zhǔn)差、t檢驗、冗余分析(redundancy analysis, RDA)和相關(guān)性分析. 通過Origin 2018 軟件進行圖表的繪制，通過ArcGIS 10.2 軟件進行空間插值的繪制.

圖2 2018年太湖流域兩個湖區(qū)的月平均降雨量Fig.2 Monthly mean rainfall in the Taihu Basin in 2018

2 結(jié)果與分析

2.1 滆湖、陽澄湖及淀山湖的水文特征

太湖流域位于亞熱帶季風(fēng)氣候帶，因此將1、4和7月分別劃分為冬、春和夏季. 根據(jù)太湖流域2018年的月初水位及月降雨量情況，7-9月為豐水期，12-2月為枯水期(圖2).

2.2 CDOM光譜的時空特征

滆湖a(254)和DOC濃度從季節(jié)上看呈現(xiàn)枯水期>豐水期>平水期的變化特征，其中，枯水期的a(254)顯著大于平水期(t-test,P<0.05)，枯水期DOC濃度顯著大于平水期和豐水期(t-test,P<0.05)；從空間分布上看，枯水期和豐水期時東北部入湖區(qū)的a(254)和DOC濃度高于湖泊中部，平水期時西部入湖區(qū)的a(254)和DOC濃度高于湖泊中部.a(250)∶a(365)在豐水期顯著高于平水期和枯水期(t-test,P<0.01). 空間上，a(250)∶a(365)在西部和北部入湖區(qū)的值高于其他湖區(qū). 淀山湖吸收系數(shù)a(254)在季節(jié)上表現(xiàn)為平水期>豐水期>枯水期(t-test,P> 0.05)，DOC濃度表現(xiàn)為枯水期>豐水期>平水期，且豐水期DOC濃度顯著高于平水期(t-test,P<0.01).a(250)∶a(365)值在平水期和豐水期顯著高于枯水期(t-test,P<0.05). 在枯水期和平水期，淀山湖a(254)和DOC濃度在西南湖入湖區(qū)顯著低于東部湖區(qū)，而在豐水期，DOC濃度在西南湖區(qū)和北部湖區(qū)高于東部湖區(qū).a(250)∶a(365)的值從西南入湖區(qū)向北部湖區(qū)逐漸減小. 陽澄湖a(254)和DOC濃度從季節(jié)上呈現(xiàn)顯著差異性，均為豐水期>枯水期>平水期(t-test,P<0.05)，a(250)∶a(365)為豐水期>平水期>枯水期 (t-test,P<0.001). 在空間上，枯水時期的a(254)和DOC濃度在北部入湖區(qū)和東湖較高，在平水和豐水時期東部有最高值的分布.a(250)∶a(365)的低值在枯水期主要集中在西南入湖區(qū)，平水期和豐水期主要集中在東湖(表1，圖3).

表1 有色可溶性有機物主要特征參數(shù)在不同季節(jié)條件下的均值

圖3 滆湖(G)、淀山湖(D)和陽澄湖(Y)2018年1月(與對應(yīng)字母組合中1、4、7)、4月(2、5、8)和7月(3、6、9)水體a(254)、溶解性有機碳濃度和a(250)∶a(365)的時空變化Fig.3 Variabilities of a(254), dissolved organic carbon concentration and a(250)∶a(365) in Lake Gehu (G), Lake Dianshan (D) and Lake Yangcheng (Y) in January (1, 4, 7), April (2, 5, 8) and July (3, 6, 9) of 2018

圖4 PARAFAC得到的4種組分的熒光組分激發(fā)發(fā)射熒光圖譜及對半檢驗結(jié)果Fig.4 Excitation-emission fluorescence spectral shapes of the four components and split-half validation by PARAFAC

2.3 PARAFAC結(jié)果

對全部水樣熒光進行EEMs-PARAFAC分析得到了4種熒光組分(圖4)：C1(λEx/λEm=245 nm/412 nm)與C4(λEx/λEm=265 nm，380 nm/460 nm)組分均為類腐殖質(zhì)，C2(λEx/λEm=230, 280 nm/340 nm)和C3(λEx/λEm= <230, 275 nm/308 nm)組分均為類蛋白質(zhì). 其中，C1組分是類富里酸，與峰A相近[25,29]. C4組分反映了長波類腐殖的熒光性質(zhì)，分子量較高[30]. C2組分是類色氨酸，被認為是陸生植物或者土壤有機質(zhì)中由自生源產(chǎn)生的蛋白質(zhì)組分. C3組分為類酪氨酸，主要由微生物降解產(chǎn)生. 隨著城市化進程的加快，在人類活動頻繁的地區(qū)，人類排放的污水也會表現(xiàn)出類蛋白質(zhì)的熒光特征[3,30].

2.4 熒光組分分布特征

在3個湖泊中，陸源類腐殖質(zhì)C1的熒光強度為滆湖>淀山湖>陽澄湖，類蛋白質(zhì)組分C2、C3和類腐殖質(zhì)C4均表現(xiàn)為陽澄湖>淀山湖>滆湖(表2). 滆湖、淀山湖和陽澄湖陸源類富里酸C1在季節(jié)上均表現(xiàn)為豐水期>平水期>枯水期的變化特征(表2). 在空間上，滆湖的高值主要出現(xiàn)在湖區(qū)北部和西部，淀山湖的高值主要集中在西南部，陽澄湖的高值則主要出現(xiàn)在中湖和東湖(圖5). 滆湖和淀山湖類蛋白質(zhì)C2、C3和類腐殖酸C4在季節(jié)上表現(xiàn)出枯水期>平水期>豐水期的變化趨勢，陽澄湖表現(xiàn)出枯水期>豐水期>平水期的變化特征，在空間上，滆湖和陽澄湖都表現(xiàn)出湖區(qū)入湖口處的熒光強度較高，淀山湖則表現(xiàn)出東部湖區(qū)高于西南湖區(qū)(圖5). 對3個湖泊在枯水期和豐水期情景下4種組分的熒光強度進行t-test檢驗，發(fā)現(xiàn)4種組分在不同水文情景下的差異性均顯著(P<0.05). 3個湖泊的CDOM結(jié)構(gòu)均以類蛋白質(zhì)為主，并且隨著水位的上升，類腐殖質(zhì)的貢獻逐漸增加(圖6).

表2 3個湖泊4個組分熒光強度在不同水文情景下的均值

圖5 滆湖(G)、淀山湖(D)和陽澄湖(Y)2018年1月(與對應(yīng)字母組合中1、4、7、10)、4月(2、5、8、11)和7月(3、6、9、12)4種不同熒光組分的分布Fig.5 Spatial variations of the four fluorescence components in Lake Gehu (G), Lake Dianshan (D) and Lake Yangcheng (Y) in January (1, 4, 7, 10), April (2, 5, 8, 11) and July (3, 6, 9, 12) of 2018

圖6 淀山湖、滆湖和陽澄湖的熒光組分貢獻比Fig.6 Contribution ratio of fluorescence components in Lake Dianshan, Lake Gehu and Lake Yangcheng

2.5 主要水質(zhì)參數(shù)特征

滆湖中，TP濃度為豐水期顯著大于枯水期 (t-test,P<0.05)，TN濃度為枯水期>豐水期>平水期，平水期顯著低于枯水期和豐水期(t-test,P<0.01)，Chl.a濃度為枯水期顯著低于平水期和豐水期(t-test,P<0.01). 淀山湖中，TP濃度為豐水期>平水期>枯水期，TN濃度為枯水期>平水期>豐水期，其中枯水期與豐水期的差異顯著(t-test,P<0.01)，Chl.a濃度為平水期>豐水期>枯水期. 陽澄湖中，TP濃度為平水期>豐水期>枯水期(t-test,P<0.05)，TN濃度為枯水期>平水期>豐水期，Chl.a濃度為豐水期>平水期>枯水期(t-test,P<0.05)(表3).

表3 有色可溶性有機物主要水質(zhì)參數(shù)在不同季節(jié)條件下的均值

圖7 基于滆湖、淀山湖和陽澄湖的有色可溶性有機物組成和環(huán)境參數(shù)冗余分析的排序圖Fig.7 The ordination diagram of redundancy analysis of the fluorescent components of chromophoric dissolved organic matter and environment factors in Lake Gehu, Lake Dianshan and Lake Yangcheng

2.6 3個湖泊熒光組分與相關(guān)參數(shù)的相關(guān)性

根據(jù)DCA結(jié)果可知，排序軸的長度均小于2，因此可以對滆湖、淀山湖和陽澄湖CDOM熒光組分和水體理化參數(shù)進行RDA分析(圖7). Chl.a、TN和TP濃度與熒光強度相關(guān)關(guān)系的59.1%體現(xiàn)在RDA1軸上，前兩個軸已經(jīng)能反映全部參數(shù)相關(guān)關(guān)系的62%，這說明水體的理化性質(zhì)與CDOM組分的熒光強度有較強的相關(guān)性. 基于此，進行因子的排序分析可知，滆湖CDOM結(jié)構(gòu)受陸源類富里酸C1、Chl.a、TN和TP濃度的主要影響，說明具有較強的外源輸入信號. 陽澄湖和淀山湖CDOM結(jié)構(gòu)受到陸源類富里酸C1、類蛋白質(zhì)組分C2和C3的共同影響.

將3個湖泊的所有湖水樣品進一步進行熒光組分及其參數(shù)的相關(guān)性分析(圖8)，可以看到，陸源類富里酸C1與吸收系數(shù)比a(250)∶a(365)具有顯著負相關(guān)關(guān)系，與DOC、TP、TN和Chl.a濃度呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，這說明陸源類富里酸C1可能與農(nóng)業(yè)肥料和漁業(yè)飼料有關(guān). 而類色氨酸C2、類酪氨酸C3和類腐殖酸C4與DOC濃度則無明顯的相關(guān)性(表4)，并且Chl.a濃度與類蛋白質(zhì)表現(xiàn)出負相關(guān)，說明類蛋白質(zhì)不都來源于藻類等水生植物的分泌、降解與死亡.

圖8 陸源類腐殖質(zhì)C1的熒光強度與相關(guān)參數(shù)的相關(guān)性Fig.8 Correlations between fluorescence intensity of terrestrial humic-like component C1 and other DOM-related parameters

表4 四種組分的熒光強度與水質(zhì)參數(shù)和吸收系數(shù)a(254)和溶解性有機碳濃度的Pearson相關(guān)系數(shù)

3 討論

滆湖、淀山湖與陽澄湖均坐落于長三角經(jīng)濟區(qū)，周邊的人口密度均很高[31]，地勢低平，因水產(chǎn)養(yǎng)殖等的需要而閘壩廣布，水流宣泄不暢，這使得滆湖、淀山湖與陽澄湖的CDOM庫來源和組成與水交換周期較短的通江湖泊不同. 此外，3個湖泊承載著魚蟹養(yǎng)殖業(yè)壓力，加之周邊匯入的營養(yǎng)鹽大量聚集至湖內(nèi)，導(dǎo)致湖泊內(nèi)源生物作用和污染物共同表現(xiàn)出類蛋白類CDOM比重占主導(dǎo)地位. 在最近幾十年中，伴隨著經(jīng)濟的快速增長和城市化進程的加快，農(nóng)業(yè)、漁業(yè)、家庭和工業(yè)廢水的排放使得湖泊的生態(tài)健康面臨著不容小覷的威脅.

3.1 滆湖、淀山湖、陽澄湖的CDOM結(jié)構(gòu)特征

滆湖、淀山湖和陽澄湖中類蛋白質(zhì)對CDOM熒光強度的貢獻率超過了50%(圖6). RDA分析和空間插值分析進一步表示，滆湖主要受到陸源類腐殖質(zhì)主導(dǎo)，淀山湖和陽澄湖受到類腐殖質(zhì)和蛋白質(zhì)的共同作用. 根據(jù)BIX值和HIX值，進一步確認了湖泊中自生源強烈的信號(表5). 我們將本研究的數(shù)據(jù)與同一流域的太湖和巢湖進行對比發(fā)現(xiàn)了相似性，巢湖中也具有明顯的內(nèi)源物質(zhì)占主導(dǎo)的現(xiàn)象[32]，其次，Yao等[16]發(fā)現(xiàn)類蛋白質(zhì)對太湖CDOM的貢獻率很大，而在太湖西北入湖區(qū)具有較高的陸源特征CDOM. 石玉等[33]在太湖的研究發(fā)現(xiàn)，蛋白質(zhì)和腐殖質(zhì)的比例在枯水期分別為88.14%和11.86%，豐水期為86.64%和13.36%，本研究結(jié)果與其相似. 這說明在同一流域內(nèi)，滆湖、淀山湖和陽澄湖的CDOM結(jié)構(gòu)具有區(qū)域相似性.

進一步將上述3個湖泊CDOM特征與換水周期較短的通江湖泊進行對比(表5)，這3個湖泊換水周期的長短表現(xiàn)出了相似性. 結(jié)果發(fā)現(xiàn)，與鄱陽湖、洞庭湖相比，滆湖、淀山湖和陽澄湖均具有較高CDOM濃度和較小相對分子質(zhì)量的特征，這說明非通江湖泊的類蛋白質(zhì)信號比水滯留時間較短的湖泊強烈，這可能是由于較長的水滯留時間給微生物活動和污染物的累積提供了有利的環(huán)境. 與洪澤湖相比，滆湖、陽澄湖和淀山湖的CDOM濃度較低，分子量較大，腐殖化程度較高. 以往研究表明洪澤湖所屬的淮河流域以第一產(chǎn)業(yè)為主，農(nóng)業(yè)施肥和人類廢水會使湖泊中相對分子量小的類蛋白質(zhì)信號相對較強[34]. 這說明，集水區(qū)的人類活動類型也對CDOM結(jié)構(gòu)產(chǎn)生了重要影響.

最后，將上述3個湖泊的CDOM特征與具有深度差異的湖泊進行了對比(表5)，發(fā)現(xiàn)滆湖、淀山湖和陽澄湖CDOM結(jié)構(gòu)與湖泊深度也有關(guān)系. 千島湖、天目湖和長壽湖均為水深約為10 m的水庫，與深水湖泊相比，滆湖、陽澄湖和淀山湖具有更大的CDOM相對分子質(zhì)量，這可能與水庫垂直深度和湖泊面積較大導(dǎo)致光降解和內(nèi)源活動比較強烈有關(guān).

表5 滆湖、淀山湖及陽澄湖與我國其他典型湖庫有色可溶性有機物吸收系數(shù)、溶解性有機碳濃度、S275-295、SUVA254和熒光指數(shù)BIX及HIX對比

3.2 滆湖、淀山湖、陽澄湖CDOM結(jié)構(gòu)的影響因素

不同水文情景對湖泊CDOM組成結(jié)構(gòu)有著非常顯著的影響. 首先，降雨量的增加會稀釋滆湖、淀山湖和陽澄湖中物質(zhì)的濃度，在本次研究中CDOM、DOM、TN濃度以及類蛋白質(zhì)熒光強度在枯水期均高于豐水期，這與長三角地區(qū)其他湖泊的研究結(jié)果一致，朱廣偉[38]在太湖的研究發(fā)現(xiàn)了雨季對河道中氮濃度有一定的稀釋作用，冬季水體中氮的平均濃度低于夏季；Shi等[39]對天目湖的研究中也發(fā)現(xiàn)降雨量與水體CDOM濃度呈現(xiàn)顯著負相關(guān). 其次，降雨量的增加使上游河道的徑流量增加和沖刷能力增強，湖泊河口處陸源類腐殖質(zhì)往往顯示出高于敞水區(qū)的熒光強度[40]. 滆湖、淀山湖和陽澄湖類腐殖質(zhì)C1的熒光強度在豐水期高于枯水期. 之前的研究也證明了這一現(xiàn)象，Zhang等[41]通過遙感手段證實了太湖在暴雨后大量陸源性的總懸浮物進入湖區(qū)，河流排放可能是湖泊水體中污染物的主要來源. Zhou等[26]對長江三角洲主要飲用水湖泊千島湖的研究發(fā)現(xiàn)，隨著暴雨事件的增加，陸源類腐殖質(zhì)的信號增強. 這進一步證實了不同水文情景變化對滆湖、淀山湖和陽澄湖的CDOM結(jié)構(gòu)具有顯著影響.

人類活動對CDOM組成結(jié)構(gòu)有著非常顯著的影響. 首先，本研究中類富里酸C1可能受到湖泊圍網(wǎng)養(yǎng)殖業(yè)和周圍湖岸以農(nóng)田為主的土地利用的影響. 以往的研究表明，陽澄東湖的南部大約有150個大閘蟹養(yǎng)殖戶進行圍欄養(yǎng)殖作業(yè)[42]，淀山湖西南湖區(qū)周圍的土地利用類型以耕地和養(yǎng)殖塘為主，是淀山湖的生態(tài)敏感區(qū)[43]，滆湖南部遍布著大大小小的漁場，隨著圍網(wǎng)面積的擴大，圍網(wǎng)內(nèi)投入了更多的餌料，致使湖泊水質(zhì)受到了影響[44]. 在本研究中，滆湖南部、淀山湖西南部和陽澄湖東南湖區(qū)均發(fā)現(xiàn)了C1的熒光高值，這說明C1可能與圍網(wǎng)養(yǎng)殖和農(nóng)業(yè)用地有關(guān). 類富里酸C1的熒光強度與TN和TP濃度的顯著相關(guān)性進一步證明了圍網(wǎng)養(yǎng)殖業(yè)和農(nóng)業(yè)活動對湖泊CDOM結(jié)構(gòu)的影響. 其次，以往的研究表明，類色氨酸可能來源于藻類等水生植物的降解，也可能來自于人類生產(chǎn)生活污水的排放[3,29]. 在本研究中，湖泊中類蛋白質(zhì)的熒光強度和Chl.a濃度無顯著相關(guān)性，并且類蛋白質(zhì)的高值主要分布在滆湖北部、淀山湖流域東部和陽澄湖西部等人類密度較大、人類活動頻繁的地區(qū)，這說明類蛋白質(zhì)的來源具有多樣性. 其中，陽澄湖是著名的蟹類養(yǎng)殖基地，東湖為主要的養(yǎng)殖區(qū)，夏季a(250)∶a(365)和類酪氨酸C3的熒光強度在陽澄東湖的螃蟹養(yǎng)殖區(qū)信號較其他湖區(qū)低，這可能是由于螃蟹繁殖可以加速氮的轉(zhuǎn)化和利用，從而相對減少類蛋白質(zhì)的產(chǎn)生[8].

4 結(jié)論

本研究通過PARAFAC手段對滆湖、淀山湖和陽澄湖樣品的CDOM光譜數(shù)據(jù)進行分析，得到了兩種類腐殖質(zhì)和兩種類蛋白質(zhì)，其中，滆湖、淀山湖和陽澄湖以類蛋白質(zhì)為主，較長的水滯留時間為內(nèi)源活動和污染物的累積提供了有利條件. 兩類物質(zhì)在不同水文情景下表現(xiàn)出不同的規(guī)律，即隨著水位的升高，類腐殖的熒光強度和貢獻率逐漸增加，在豐水期貢獻率最大，而類蛋白質(zhì)貢獻率在枯水期最高. CDOM組分的熒光強度較高值出現(xiàn)在入湖口及養(yǎng)殖區(qū)，受河流擴散和人類活動影響大. 因此，提高滆湖、淀山湖和陽澄湖水質(zhì)既要加強流域內(nèi)居民用地的控制，又要減小水體養(yǎng)殖規(guī)模，并逐步拆除閘壩、恢復(fù)水生植物.

致謝：感謝鄒偉、施坤、李娜及張成英等同志在野外及室內(nèi)實驗過程中給予的幫助.