陳慧敏,胡 洋,俞曉琴,陳麗麗,周 蕾,周永強(qiáng),3*
興凱湖有色可溶性有機(jī)物來源與組成特征—中國境內(nèi)特大型界湖
陳慧敏1,2,胡 洋1,俞曉琴1,2,陳麗麗1,2,周 蕾1,周永強(qiáng)1,3*
(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(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210008;2.湖南師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,湖南 長沙 410081;3.中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049)
運(yùn)用光譜吸收與三維熒光-平行因子分析法(EEMs-PARAFAC)分析了興凱湖有色可溶性有機(jī)物(CDOM)吸收光譜、熒光光譜特征以及熒光組分與主要水質(zhì)參數(shù)的相關(guān)性,以探究興凱湖CDOM來源組成特征.結(jié)果表明:平行因子分析法解析CDOM三維熒光圖譜,得到陸源類腐殖質(zhì)C1、微生物作用類腐殖質(zhì)C2、類酪氨酸C3和類色氨酸C4.興凱湖中陸源類腐殖質(zhì)C1能較好反演DOC、TN濃度變化,且在富營養(yǎng)化更強(qiáng)的小興凱湖中反演效果更好.吸收系數(shù)254、熒光峰積分比值C:T、光譜斜率275-295、DOC與C1-C2、C4在興凱湖中線性擬合程度均較好,與C1的相關(guān)性最好,這意味著陸源類腐殖質(zhì)是興凱湖CDOM庫的主要貢獻(xiàn)者,入湖河流輸入是興凱湖CDOM的重要來源之一.小興凱湖DOC、254均極顯著高于大興凱湖,說明小興凱湖的CDOM豐度要高于大興凱湖.小興凱湖CDOM的C:T、C1-C2和C4的值均極顯著大于大興凱湖(<0.001),小興凱湖275-295與光譜斜率比值R均極顯著小于大興凱湖,小興凱湖PC1得分均值顯著高于大興凱湖品,意味著相較于大興凱湖而言,小興凱湖CDOM陸源輸入信號更強(qiáng)烈,腐殖質(zhì)化程度更高,亦即河流輸入、農(nóng)業(yè)面源污染導(dǎo)致小興凱湖CDOM腐殖質(zhì)化程度升高,且這一部分CDOM分子量較大,應(yīng)加強(qiáng)興凱湖流域中生態(tài)漁業(yè)、生態(tài)農(nóng)業(yè)、生態(tài)旅游、農(nóng)田退水等河流污染源排放的控制管理.
興凱湖;界湖;有色可溶性有機(jī)物(CDOM);平行因子分析(PARAFAC);三維熒光(EEMs)
國際上存在許多特大型界湖,由于其特殊的地理位置,多位于人煙稀少之處且較少被大眾所關(guān)注,國家之間難以共同治理界湖導(dǎo)致其嚴(yán)重受到環(huán)境污染的危害,環(huán)境糾紛問題使得界湖在生態(tài)資源保護(hù)等方面存在較大難題.與眾多湖泊相同,界湖承接流域大量有機(jī)碳輸入,接收、儲存并轉(zhuǎn)化陸生有機(jī)質(zhì),它們是連接上游景觀與下游接收水體以及大氣碳循環(huán)的熱點(diǎn)及樞紐[1].
溶解性有機(jī)物(DOM)占湖泊總有機(jī)質(zhì)的最重要的賦存形態(tài),并在連接陸地和水生碳循環(huán)方面發(fā)揮著關(guān)鍵作用[2].有色可溶性有機(jī)物(CDOM)是DOM中可以強(qiáng)烈吸收紫外輻射和藍(lán)光的成分,由腐殖酸、富里酸和芳香烴類復(fù)雜有機(jī)物等組成,是水體中DOM的重要組成部分[1].湖泊CDOM 組成結(jié)構(gòu)的變化受多種因素的影響,包括流域土地利用、富營養(yǎng)程度、pH值、離子濃度、水文條件、湖泊地形及人類活動等[3-4].湖泊CDOM對水生生態(tài)系統(tǒng)生物地球化學(xué)循環(huán)、能量流動及水質(zhì)安全有著重要的影響,了解湖泊CDOM 來源及遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律對維護(hù)湖庫水質(zhì)安全和生態(tài)系統(tǒng)功能極其重要[5-6].
CDOM在湖庫中來源紛繁復(fù)雜,界湖CDOM輸入同樣主要來自降水、地表河流、農(nóng)業(yè)面源、工業(yè)及生活污水等外源輸入,以及來自藻類和微生物降解輸入等,同時由于受人類活動影響頻繁以及復(fù)雜的混合、光降解和生物過程使得區(qū)分湖泊水體CDOM的來源變得困難[7-8].近年來發(fā)展的三維熒光光譜法(EEMs)與平行因子分析(PARAFAC)則可以很好的提供CDOM來源及組成結(jié)構(gòu)的大量信息[9],廣泛用于CDOM的來源與組成特征的定性或半定量研究[10].淡水湖泊是重要的飲用水源地[11-12],水體中CDOM過高會腐蝕管網(wǎng),降低氧化劑和消毒劑的有效性,并在氧化過程中產(chǎn)生致癌性的消毒副產(chǎn)物威脅人畜生命安全與健康,CDOM來源組成能決定消毒劑的使用劑量,影響水處理過程中的去除效率[13-14].因此,為了設(shè)計(jì)和操作飲用水處理工藝以最佳去除CDOM,有必要更好地了解其來源與組成特征.
興凱湖地處中俄邊境,是烏蘇里江流域最大的淡水湖泊,同時也是我國面積最大的界湖.其北三分之一的湖區(qū)歸屬中國,南部屬俄羅斯,大致以大興凱湖西部白棱河口至東部松阿察河口連線為中俄國界.興凱湖接納20多條中、小河流的來水,只有一條松阿察河為泄流河,一條細(xì)長的天然沙堤將該湖分為小興凱湖和大興凱湖兩部分,且兩湖間只有3座人工水閘相通,沙壩基本隔絕了兩湖湖水連通.興凱湖是世界上少有的面積廣闊、生態(tài)完好、物種多樣的濕地之一,在水源補(bǔ)給、蓄洪補(bǔ)枯、農(nóng)業(yè)灌溉、維持區(qū)域生物多樣性及生態(tài)系統(tǒng)平衡等方面具有重要作用[15-16].近年來,人口規(guī)模的快速增長和社會經(jīng)濟(jì)的飛速提升促使人們加大了對興凱湖及周邊資源的開發(fā)利用力度,導(dǎo)致興凱湖水質(zhì)整體較差,且水體富營養(yǎng)化現(xiàn)象嚴(yán)重,水華現(xiàn)象頻發(fā)[17],農(nóng)業(yè)生產(chǎn)污染,尤其是水田排水,對小興凱湖的水質(zhì)影響較大[18].
由于界湖較少被人知曉所研究,在碳平衡估算中多被忽略,關(guān)于興凱湖水體的研究主要集中在水質(zhì)評價[15,17-19]及近年來水體富營養(yǎng)化過程[20-21]等方面,但相關(guān) CDOM來源組成等方面的研究卻鮮見報道,而且興凱湖獨(dú)特的地理位置使了解整個興凱湖湖泊CDOM來源組成受到極大的限制.因此本研究通過采集興凱湖我國部分的水樣,分析其CDOM光譜及來源組成特征,加強(qiáng)對整個興凱湖CDOM來源與組成特征的認(rèn)識,并為進(jìn)一步對興凱湖水生態(tài)系統(tǒng)保護(hù)與治理提供科學(xué)支撐和理論依據(jù).
圖1 興凱湖采樣點(diǎn)
本研究于2020年10月在興凱湖采集33個表層(0.5m)水樣(圖1).野外采樣過程中,水樣全部放置保溫箱內(nèi)低溫黑暗保存,采樣結(jié)束后立即將樣品送往實(shí)驗(yàn)室過濾并檢測.先將水樣采用高溫灼燒過(450℃燒4h)的0.7mm孔徑的Whatman GF/F玻璃纖維濾膜過濾,濾得水樣再通過0.22mm孔徑的Millipore濾膜過濾,過濾后裝入棕色瓶(450℃灼燒4h)中并在4℃條件下冷藏儲存.通過0.7mm濾膜的水樣用于測定一些水質(zhì)參數(shù);通過0.22mm濾膜的水樣用于測定CDOM光譜吸收和三維熒光光譜,所有指標(biāo)在樣品采集后的5d內(nèi)完成測定.
1.2.1 主要水質(zhì)參數(shù)測定 通過0.7um濾膜的水樣用以測定溶解性有機(jī)碳(DOC)、溶解性總氮(DTN)、溶解性總磷(DTP)、氨氮(NH+ 4-N)、硝氮(NO- 3-N)、亞硝氮(NO- 2-N)以及磷酸鹽(PO- 4-P)的濃度.DOC濃度采用島津總有機(jī)碳分析儀(TOC-L)在高溫灼燒(約680℃)環(huán)境下采用NPOC掃吹模式予以測定.總氮(TN)、總磷(TP)濃度均先在120℃高溫下消解40min采用島津UV-2550(型號)紫外分光光度計(jì)測定;通過0.7um濾膜的水樣分別使用以上方法測定即為DTN、DTP濃度.NH+ 4-N、NO- 3-N、NO- 2-N、PO- 4-P的濃度利用流式注射儀(Skalar SAN++,荷蘭代爾夫特)測定.
1.2.2 CDOM吸收光譜的測定 采用島津UV- 2450PC UV-Vis分光光度計(jì)測定CDOM吸收光譜,以當(dāng)天Milli-Q超純水作為空白,吸光度測定范圍設(shè)定為200~800nm(間隔 1nm).在每個波長(λ)的吸光度測量值減去在700nm處的相應(yīng)吸光度值進(jìn)行基線校正以消除潛在顆粒物帶來的散射效應(yīng).吸收系數(shù)使用下式求得:
式中:a,D和分別是波長處的CDOM吸收系數(shù)、校正吸光度和比色皿路徑長度(單位m).本研究使用波長254nm處的吸收系數(shù)254指示CDOM濃度[22];使用比紫外吸收系數(shù)SUVA254、光譜斜率275-295和光譜斜率比R等吸收光譜指標(biāo)表征CDOM芳香性水平.
比紫外吸收SUVA254為254nm處吸光度與DOC濃度的比值,SUVA254值越大表明CDOM腐殖化及芳香性程度越高,陸源輸入信號越強(qiáng)烈[23].光譜斜率275-295是采用指數(shù)擬合275~295nm吸收系數(shù)的斜率,該值越小表明CDOM芳香性越高,亦即陸源類腐殖酸濃度較高[24].光譜斜率比值R定義為在波長范圍275~295nm至350~400nm的光譜斜率(即275-295/350-400)的比值,R越小表示CDOM平均分子量越大[25].
1.2.3 CDOM熒光光譜的測定 使用F-7000三維熒光光譜儀(Hitachi公司)測定CDOM的三維熒光光譜(EEMs),激發(fā)光譜范圍在200~450nm(間隔5nm), 發(fā)射光譜范圍在250~600nm(間隔1nm).扣除當(dāng)日所測Mill-Q超純水EEMs進(jìn)行水拉曼散射校正,并用超純水EEMs中350nm激發(fā)條件下的熒光強(qiáng)度將所有EEMs定標(biāo)為拉曼單位Raman unit (R.U.)[26],利用MATLAB R2015b drEEM (ver.0.2.0)工具包中裁剪插值的方法消除瑞利散射[27],以及通過相應(yīng)激發(fā)發(fā)射波長處的吸光度校正EEMs的內(nèi)濾波效應(yīng)[28].
本研究基于CDOM三維熒光光譜,運(yùn)用熒光峰C與峰T熒光強(qiáng)度積分的比值C:T表征CDOM組成結(jié)構(gòu)和來源,C:T與CDOM腐殖化程度呈正比,該值越高,腐殖化程度越高,亦即陸源信號越強(qiáng)烈[24].
1.2.4 平行因子分析(PARAFAC) 采用MATLAB R2019b的drEEM工具箱對數(shù)據(jù)集進(jìn)行PARAFAC分析,本文的PARAFAC數(shù)據(jù)集包含33個(33個采樣點(diǎn))EEMs矩陣,對應(yīng)于45個激發(fā)波長、251個發(fā)射波長.數(shù)據(jù)集被隨機(jī)劃分為6個子集(3組用以建模,3組用以模型驗(yàn)證),每個EEMs子集均逐步從3個組分模型逐步到6個組分檢驗(yàn),最終確定了4個組分模型能很好通過對半檢驗(yàn)、隨機(jī)初始化檢驗(yàn)及殘差分析.
本研究使用ArcGIS 10.2繪制點(diǎn)位圖,并使用“反距離權(quán)重法”進(jìn)行插值分析.使用Origin 2019b以及R-Studio進(jìn)行圖表繪制.使用R3.6.3進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,其中包括最大值、最小值、平均數(shù)和標(biāo)準(zhǔn)差、檢驗(yàn)和相關(guān)分析,文中規(guī)定檢驗(yàn)和相關(guān)分析中< 0.05為具有顯著差異或者變量間顯著性相關(guān).
本研究主要用DOC、TN、DTN、TP、DTP、NH+ 4-N、NO- 3-N、NO- 2-N以及PO- 4-P的濃度來反映興凱湖水體的水質(zhì)狀況.小興凱湖DOC濃度變化范圍為4.80~5.81mg/L,均值及標(biāo)準(zhǔn)差為(5.51± 0.34) mg/L;大興凱湖DOC濃度變化范圍為2.44~ 4.52mg/L,均值及標(biāo)準(zhǔn)差為(3.50±0.35) mg/L,小興凱湖DOC濃度極顯著高于大興凱湖(<0.001).小興凱湖TN、DTN、NO- 3-N指標(biāo)均極顯著高于大興凱湖(<0.005);而小興凱湖DTP、PO- 4-P指標(biāo)極顯著小于大興凱湖(<0.001).此外,小興凱湖與大興凱湖的TP、NH+ 4-N、NO- 2-N指標(biāo)無顯著性差異(>0.5)(圖2).
圖2 小興凱湖和大興凱湖主要水質(zhì)參數(shù)的變化特征
小興凱湖254變化范圍為24.77~38.07m-1,均值及標(biāo)準(zhǔn)差為(34.20±4.27)m-1;大興凱湖254變化范圍為11.85~ 27.19m-1,均值及標(biāo)準(zhǔn)差為(16.51±2.90)m-1.小興凱湖254與C:T的值均極顯著大于大興凱湖 (<0.001),而小興凱湖275-295與R均極顯著小于大興凱湖(<0.001) (圖3).
圖3 小興凱湖和大興凱湖a254、IC:IT、S275-295和SR的變化特征
運(yùn)用EEMs-PARAFAC 對培養(yǎng)前后全部水樣的EEMs進(jìn)行分析,鑒定出4種熒光組分(圖4),兩種類腐殖酸組分C1、C2和兩種類蛋白組分C3、C4.C1熒光峰強(qiáng)度極大值對應(yīng)的激發(fā)發(fā)射波長(240/444nm)與農(nóng)業(yè)及陸源類腐殖酸光譜形態(tài)較為接近[29-32].C2對應(yīng)唯一的激發(fā)與發(fā)射波長最值(£230/404nm)類似于微生物作用的類腐殖酸[30,33-34],有可能為微生物對陸源類腐殖酸進(jìn)一步分解的產(chǎn)物[4].類蛋白質(zhì)與浮游植物初級生產(chǎn)力、微生物礦化以及人類污染物排放等過程相關(guān).C3對應(yīng)的光譜形態(tài)(£230(275)/ 308nm)類似于類酪氨酸[29,33-35],可能為藻源,或?yàn)槠渌麩晒饨M分經(jīng)光化學(xué)或微生物礦化過程后的產(chǎn)物[36],代表與微生物降解產(chǎn)生的芳香性蛋白類結(jié)構(gòu)有關(guān)的熒光基團(tuán),主要代表內(nèi)源CDOM[37].C4光譜特征(235(295)/356nm)類似于類蛋白質(zhì)中的類色氨酸熒光物質(zhì)[33],可以游離或與蛋白質(zhì)結(jié)合存在于多種水生環(huán)境中,與DOM中的芳環(huán)氨基酸有關(guān),通常為藻源或生活廢水伴生組分,該組分在很大程度上可能受微生物活動影響,其生物可利用性較強(qiáng),表征生物降解或者生活污水來源[34,38].
通過對比小興凱湖和大興凱湖的CDOM熒光組分熒光強(qiáng)度發(fā)現(xiàn)(圖5),陸源類腐殖酸C1、微生物作用類腐殖酸C2和類色氨酸C4指標(biāo)在小興凱湖均極顯著高于大興凱湖(<0.001),而類酪氨酸C3只存在于大興凱湖中.
圖4 對半檢驗(yàn)和隨機(jī)初始化檢驗(yàn)PARAFAC模型得到4類熒光組分
圖5 小興凱湖和大興凱湖各熒光組分強(qiáng)度的變化特征
興凱湖的DOC、TN、254、C:T指標(biāo)在空間上分布趨勢大致相同(圖6),均呈現(xiàn)了小興凱湖顯著大于大興凱湖的趨勢,且在小興凱湖的東部湖區(qū)最高,即東地河入湖口附近;在大興凱湖中,DOC、TN、254、C:T指標(biāo)均表現(xiàn)為在東部湖區(qū)的國界線附近較高,即興凱湖農(nóng)場附近湖區(qū),且自湖區(qū)東部向湖區(qū)西部遞減.興凱湖的275-295則與上述指標(biāo)分布趨勢相反,275-295在大興凱湖中遠(yuǎn)大于小興凱湖,且在小興凱湖東部湖區(qū)的值最小;在大興凱湖中275-295表現(xiàn)為在東部湖區(qū)的國界線附近較小,275-295自湖區(qū)東部向湖區(qū)西部遞增.興凱湖的TP濃度表現(xiàn)為在小興凱湖的東部湖區(qū)較高,而小興凱湖西部湖區(qū)的TP則較低;TP在大興凱湖的西部湖區(qū)及湖心地區(qū)濃度較高,在東部湖區(qū)則較低.
陸源類腐殖酸C1、微生物作用類腐殖酸C2和類色氨酸C4的熒光組分強(qiáng)度均表現(xiàn)為小興凱湖顯著大于大興凱湖的趨勢(圖7).C1與C4在空間上分布趨勢大致相同,且在小興凱湖的東部湖區(qū)出現(xiàn)最大值,在大興凱湖東部靠近興凱湖農(nóng)場湖區(qū)出現(xiàn)較大值,由大興凱湖湖區(qū)東部向湖區(qū)西部逐漸遞減.C2與C1、C4表現(xiàn)的不同在大興凱湖中,C2在西部湖區(qū)出現(xiàn)較大值,且由西部湖區(qū)向東部湖區(qū)逐漸遞減.類酪氨酸C3則只出現(xiàn)于大興凱湖中,且在大興凱湖西北湖區(qū)出現(xiàn)最大值,即靠近密山市與當(dāng)壁鎮(zhèn)的湖區(qū),由西北湖區(qū)向湖西遞減,其次在靠近興凱湖農(nóng)場出現(xiàn)較高值.
圖6 興凱湖DOC、TN、TP與CDOM的a254、IC:IT、S275-295的空間分布特征
圖7 興凱湖CDOM熒光組分C1~C4的空間分布特征
為探討興凱湖CDOM熒光組分與水質(zhì)參數(shù)濃度、光譜指標(biāo)的相關(guān)關(guān)系,將運(yùn)用平行因子分析得到的所有熒光數(shù)據(jù)與各水質(zhì)參數(shù)濃度、光譜特征值分別進(jìn)行相關(guān)分析(圖8-9).
圖8結(jié)果表明,DOC、TN與陸源類腐殖酸C1、微生物作用類腐殖酸C2、類色氨酸C4在興凱湖中線性擬合程度均較好(<0.001),其中與陸源類腐殖酸C1的相關(guān)性最好,而與類酪氨酸C3無顯著相關(guān)性(>0.05).且在小興凱湖中陸源類腐殖酸C1、微生物作用類腐殖酸C2、類色氨酸C4與DOC、TN的線性擬合度明顯高于大興凱湖,在大興凱湖中DOC、TN與微生物作用類腐殖酸C2無顯著相關(guān)性(>0.05).
TP與陸源類腐殖酸C1、微生物作用類腐殖酸C2、類色氨酸C4在興凱湖中具有相關(guān)性,但線性關(guān)系不顯著(>0.05).在小興凱湖中TP與陸源類腐殖酸 C1(=0.7,0.05)、類色氨酸C4(=0.76,< 0.05)均具有較好的線性相關(guān)性,在大興凱湖中TP與微生物作用類腐殖酸C2(=0.53,0.05)具有顯著正相關(guān)性.
圖8 興凱湖DOC、TN、TP與CDOM各熒光組分熒光強(qiáng)度的相關(guān)性分析
圖9 興凱湖a254、IC:IT、S275-295與CDOM各熒光組分熒光強(qiáng)度的相關(guān)性分析
圖9結(jié)果表明,254、C:T、275-295與陸源類腐殖酸C1、微生物作用類腐殖酸C2、類酪氨酸C3、類色氨酸C4在興凱湖中線性擬合程度均較好(<0.05),其中與陸源類腐殖酸C1的相關(guān)性最好(<0.001).且在小興凱湖中陸源類腐殖酸C1、類色氨酸C4與254、C:T、275-295的線性擬合度明顯高于大興凱湖.
微生物作用類腐殖酸C2在小興凱湖中與254、C:T均為顯著正相關(guān)(<0.05),與275-295為顯著負(fù)相關(guān)(<0.05);在大興凱湖中微生物作用類腐殖酸C2與254、275-295無顯著相關(guān)性(>0.05),與C:T為顯著負(fù)相關(guān)(<0.001).
基于水質(zhì)參數(shù)和CDOM吸收熒光相關(guān)指標(biāo)的PCA分析結(jié)果顯示(圖 10),主成分PC1和PC2分別解釋了總方差的67.7%和8.4%.在載荷圖中可以看出(圖10 (a)),與PC1相關(guān)性較高的指標(biāo)為DOC、TN、DTN、NO- 3-N、254、C:T、SUVA254、C1、C2、C4(正相關(guān))以及DTP、PO- 4-P、275-295、R(負(fù)相關(guān)),C:T、SUVA254值越大表示CDOM腐殖化及芳香性程度越高,陸源輸入信號越強(qiáng)烈,275-295、R越小表示CDOM芳香性越高、CDOM平均分子量越大,這表明PC1可能與陸源CDOM相對豐度、腐殖質(zhì)化程度和分子量大小變化有關(guān).TP、NO- 2-N、C3與PC2表現(xiàn)較強(qiáng)的正相關(guān)性,而NH+ 4-N與PC2表現(xiàn)較強(qiáng)的負(fù)相關(guān)性.各個水質(zhì)參數(shù)與PC1和PC2的相關(guān)性也表現(xiàn)了污染水體水質(zhì)的來源不同.
在樣品得分中可以看出(圖10 (b)),小興凱湖PC1得分為正,大興凱湖PC1得分基本為負(fù),且小興凱湖PC1得分均值顯著高于大興凱湖品(<0.001),這表明小興凱湖CDOM豐度、腐殖質(zhì)化程度和分子量大小比大興凱湖高.
圖10 興凱湖環(huán)境因子主成分分析載荷和得分
2018 年中國生態(tài)環(huán)境公報顯示,小興凱湖為Ⅳ類水質(zhì),大興凱湖中國區(qū)域?yàn)棰躅愃|(zhì),水質(zhì)狀況均為輕度污染,處于中度富營養(yǎng)化狀態(tài)[39],且水質(zhì)近年來存在急劇惡化的趨勢[40-41].由于界湖涉及國家主權(quán)問題,因而該湖水質(zhì)中俄兩國協(xié)同管理與治理難度大.傳統(tǒng)的湖泊水質(zhì)分析方法通常需要耗費(fèi)大量的人力物力,且化學(xué)耗氧量等指標(biāo)的監(jiān)測通常對環(huán)境不友好,排放大量廢水.DOM熒光組分對富營養(yǎng)化湖泊的水質(zhì)參數(shù)的反演已有很多相關(guān)報道,另外熒光組分波段通常極易改造為在線或原位監(jiān)測探頭,極大地減輕了水質(zhì)監(jiān)測中人力物力的消耗,同時也可做到數(shù)據(jù)的實(shí)時傳輸,因而具有廣闊的應(yīng)用前景.陳擁[42]研究廈門灣表明可利用CDOM熒光組分和吸收系數(shù)對富營養(yǎng)化評價指標(biāo)TN、TP進(jìn)行估算.張柳青等[43]研究表明高郵湖的類腐殖質(zhì)熒光特征能較好地反演DOC,還能在一定程度上預(yù)測TN、TP和水質(zhì)參數(shù)的變化情況.俞曉琴等[44]通過研究長春市城市河流水體發(fā)現(xiàn)陸源類腐殖質(zhì)酸與TP濃度具有良好的相關(guān)性可用于預(yù)測水體中TP濃度的變化情況.
在興凱湖中DOC、TN與陸源類腐殖酸 C1、微生物作用類腐殖酸C2、類色氨酸C4線性擬合程度均較好(<0.001),其中與陸源類腐殖酸C1相關(guān)性尤為密切.且在興凱湖中DOC、TN與陸源類腐殖酸C1、類色氨酸C4具有相同的分布特征.因此可以利用陸源類腐殖酸C1反演興凱湖中DOC、TN濃度的變化情況.
根據(jù)DOC、TN、TP濃度分布顯示小興凱湖比大興凱湖營養(yǎng)水平更高,小興凱湖中陸源類腐殖酸C1與DOC、TN的線性擬合優(yōu)度明顯高于大興凱湖.這可能是由于流入小興凱湖的河流多為農(nóng)田廢水,且小興凱湖環(huán)湖多沼澤和植被、風(fēng)浪較小、藻類生物量趨于富營養(yǎng)化水平[19],這部分水生生物死亡降解后亦是微生物作用的類腐殖質(zhì)的來源[45];而流入大興凱湖的河流多,流域面積大,攜帶泥沙較多.小興凱湖水位高于大興凱湖,其湖水由湖崗泄洪閘流入大興凱湖.表明小興凱湖DOC的主要組成部分為陸源及微生物作用的類腐殖質(zhì)以及生物降解或者生活污水來源類色氨酸.因此可利用陸源類腐殖酸 C1較好地預(yù)測小興凱湖中DOC、TN濃度的變化情況.表明了陸源輸入與碳、氮元素的遷移轉(zhuǎn)化密切相關(guān),這與張柳青等[43]、王書航等[46]研究結(jié)果一致,因此利用陸源類腐殖酸預(yù)測DOC、TN濃度在富營養(yǎng)化更強(qiáng)的小興凱湖中反演效果更好.
興凱湖CDOM的254及C1~C4的變化及空間分布趨勢以及主成分分析結(jié)果表明小興凱湖的CDOM豐度要高于大興凱湖.254、C:T、275-295、DOC與陸源類腐殖酸 C1、微生物作用類腐殖酸C2、類色氨酸C4在興凱湖中線性擬合程度均較好(<0.05),其中與陸源類腐殖酸C1的相關(guān)性最好.表明興凱湖強(qiáng)烈受到陸源類腐殖質(zhì)酸信號的影響,類腐殖質(zhì)是其CDOM庫的主要貢獻(xiàn)者.興凱湖同時受到類腐殖質(zhì)酸及類蛋白質(zhì)的影響,陸源類腐殖質(zhì)酸的輸入影響的信號強(qiáng)于受到人類活動排放的生活污水和工業(yè)廢水,這意味著入湖河流是興凱湖CDOM的重要來源之一.穆棱河作為興凱湖的源頭,是興凱湖CDOM的重要來源,近年來農(nóng)業(yè)面源污染、工業(yè)排放污染和城市生活污染的不斷加劇使得穆棱河水質(zhì)較差[47].嵇曉燕等[40]研究也表明穆棱河湖北閘在洪水期的泄洪水是興凱湖的一個主要污染源.
小興凱湖CDOM的254、C:T、陸源類腐殖酸 C1、微生物作用類腐殖酸C2和類色氨酸C4的值均極顯著大于大興凱湖(<0.001),小興凱湖CDOM光譜斜率275-295與光譜斜率比值R均極顯著小于大興凱湖(<0.001).說明小興凱湖CDOM陸源輸入信號更強(qiáng)烈,腐殖質(zhì)化程度更高,且這一部分 CDOM分子量較大.主成分分析結(jié)果小興凱湖PC1得分均值顯著高于大興凱湖品(<0.001)也證明了這一結(jié)論.這是因?yàn)樾∨d凱湖周邊的人類活動影響較大,主要有農(nóng)業(yè)生產(chǎn)、水產(chǎn)養(yǎng)殖和旅游業(yè).其中,農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動,尤其是水田灌排,對小興凱湖水體質(zhì)量影響最大[18].農(nóng)用灌渠和小興凱湖入湖河流的中上游,是農(nóng)田退水的主要排放區(qū),所以水質(zhì)污染嚴(yán)重,農(nóng)田退水的排入帶來較多營養(yǎng)鹽,以及農(nóng)藥化肥的污染,浮游植物大量生長,氮磷污染最終引起水體富營養(yǎng)化[20,40].李思佳等[16]研究也表明了小興凱湖水質(zhì)受農(nóng)田退水、漁業(yè)、旅游業(yè)的影響較大.
類色氨酸與類酪氨酸一般被認(rèn)為來源于內(nèi)源生有機(jī)質(zhì)或者在人類活動所排放的生活廢水中,或微生物降解藻類或水生植物的殘留物等[6, 24].類酪氨酸C3只分布于大興凱湖中,表明大興凱湖西部湖區(qū)入湖流域內(nèi)工農(nóng)業(yè)污染以及生活污水點(diǎn)源污染的影響較大,可能是由于大興凱湖西部湖區(qū)靠近當(dāng)壁鎮(zhèn),當(dāng)壁鎮(zhèn)是興凱湖旅游集中區(qū),每年接待游客眾多,因此大興凱湖受生活污水排放影響顯著.且當(dāng)壁鎮(zhèn)農(nóng)場眾多,農(nóng)業(yè)耕地面積約為100km2.因此除了顯著受到陸源輸入影響,大興凱湖CDOM很大程度上還受到靠近西部湖區(qū)的生活污水輸入影響以及興凱湖農(nóng)場農(nóng)業(yè)面源污染等影響.
結(jié)合本研究表明,農(nóng)業(yè)面源污染不僅攜帶大量的無機(jī)營養(yǎng)鹽,同時還攜帶土壤淋溶帶來的類腐殖質(zhì)等大分子有機(jī)物,這與周蕾等[6]研究結(jié)果一致.小興凱湖CDOM 豐度、腐殖質(zhì)化程度及陸源輸入信號大于大興凱湖說明人類活動通過農(nóng)業(yè)生產(chǎn)或城鎮(zhèn)化等過程,從而影響了興凱湖CDOM組成特征.這與于珊珊等[48-49]研究的人類活動是影響小興凱湖水質(zhì)空間變異的主要因素結(jié)果一致.
興凱湖作為中國面積最大的界湖,由于其特殊的地理位置,導(dǎo)致對于興凱湖的研究較少,而這類湖泊也較少被大眾知曉.國際上關(guān)于興凱湖水質(zhì)的調(diào)查研究更是寥寥無幾,加上我國對俄羅斯研究興凱湖水質(zhì)的文章了解也十分有限,使得關(guān)于興凱湖整體湖泊水生生態(tài)系統(tǒng)的研究不夠全面,難以提出完善的、科學(xué)的水質(zhì)治理方案[15].與中國其它界湖長白山天池、貝爾湖、班公湖[50]以及大多數(shù)的國際界湖情況一致.如美國與加拿大之間很多國界線是以五大湖作為分水嶺,僅有唯一完全位于美國境內(nèi)的密歇根湖被較多研究,其它界湖卻很少被提及.位于中亞的咸海曾是世界上最大的典型內(nèi)陸湖泊之一,位于哈薩克斯坦的北咸海被較多研究與治理,烏茲別克斯坦財(cái)政緊缺致使南咸海不斷干涸,無法對其全面研究得出合理科學(xué)的治理方案使南咸海與北咸海的治理修復(fù)出現(xiàn)了顯著性差異.非洲的三大湖泊(坦噶尼喀湖、馬拉維湖和維多利亞湖) 也同樣因界湖處于獨(dú)特位置而面臨嚴(yán)重的水資源破壞危機(jī).
此類界湖基本都存在環(huán)境糾紛問題,在水資源保護(hù)、水質(zhì)恢復(fù)、水量儲存利用等方面存在較多難題,且這類湖泊身處邊界一般人煙稀少,這部分湖泊通常在碳平衡估算中多被忽略.國際界湖水質(zhì)的治理是事關(guān)全人類生存、社會發(fā)展的全球性問題,需要國際合作進(jìn)行解決.應(yīng)多開展此類研究將界湖帶入到大眾視野,有針對性的解決界湖存在的水安全問題.
4.1 興凱湖中DOC、TN濃度與陸源類腐殖酸C1顯著相關(guān),可以利用陸源類腐殖酸反演興凱湖中DOC、TN濃度.且小興凱湖中C1與DOC、TN濃度的線性擬合優(yōu)度明顯高于大興凱湖,利用陸源類腐殖酸預(yù)測DOC、TN濃度在富營養(yǎng)化更強(qiáng)的小興凱湖中反演效果更好.
4.2254、C:T、275-295、DOC與C1線性擬合程度最好,陸源類腐殖質(zhì)是興凱湖CDOM庫的主要貢獻(xiàn)者.小興凱湖DOC、254均極顯著高于大興凱湖,小興凱湖CDOM 豐度大于大興凱湖.小興凱湖腐殖質(zhì)化程度及陸源輸入信號大于大興凱湖.
4.3 改善興凱湖水質(zhì)應(yīng)當(dāng)健全興凱湖水環(huán)境及濕地監(jiān)測預(yù)警體系,需進(jìn)一步加強(qiáng)流域中生態(tài)漁業(yè)、生態(tài)農(nóng)業(yè)、生態(tài)旅游、農(nóng)田退水等的河流污染源排放的控制管理.
[1] Zhou Y Q, Liu M, Zhou L, et al. Rainstorm events shift the molecular composition and export of dissolved organic matter in a large drinking water reservoir in China: High frequency buoys and field observations [J]. Water Research, 2020,187:116471.
[2] Johnston S E, Striegl R G, Bogard M J, et al. Hydrologic connectivity determines dissolved organic matter biogeochemistry in northern high-latitude lakes [J]. Limnology and Oceanography, 2020,65(8): 1764-1780.
[3] Kellerman A M, Kothawala D N, Dittmar T, et al. Persistence of dissolved organic matter in lakes related to its molecular characteristics [J]. Nature Geoscience, 2015,8(6):454-457.
[4] Kothawala D N, Stedmon C A, Müller R A, et al. Controls of dissolved organic matter quality: evidence from a large-scale boreal lake survey [J]. Global Change Biology, 2014,20(4):1101-1114.
[5] Zhang Y L, Qin B Q, Zhu G W, et al. Chromophoric dissolved organic matter (CDOM) absorption characteristics in relation to fluorescence in Lake Taihu, China, a large shallow subtropical lake [J]. Hydrobiologia, 2007,581(1):43-52.
[6] 周 蕾,周永強(qiáng),張運(yùn)林,等.重要飲用水源地天目湖水庫有色可溶性有機(jī)物來源與組成特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2021,42(8):3709-3718.
Zhou L, Zhou Y Q, Zhang Y L, et al. Characterizing sources and composition of chromophoric dissolved organic matter in a key drinking water Reservoir Lake Tianmu [J]. Environmental Science, 2021,42(8):3709-3718.
[7] 陳慧敏,俞曉琴,朱俊羽,等.太湖有色可溶性有機(jī)物(CDOM)對COD及BOD5的指示意義 [J]. 湖泊科學(xué), 2021,33(5):1376-1388.
Chen H M, Yu X Q, Zhu J Y, et al. Optical indices of chromophoric dissolved organic matter (CDOM) as potential indicators tracing the variability of chemical oxygen demand (COD) and biochemical oxygen demand (BOD5) in Lake Taihu [J]. Journal of Lake Sciences, 2021,33(5):1376-1388.
[8] Chen R F, Bissett P, Coble P, et al. Chromophoric dissolved organic matter (CDOM) source characterization in the Louisiana Bight [J]. Marine Chemistry, 2004,89(1):257-272.
[9] Coble P G, Green S A, Blough N V, et al. Characterization of dissolved organic matter in the Black Sea by fluorescence spectroscopy [J]. Nature, 1990,348(6300):432-435.
[10] Fellman J B, Hood E, Spencer R G M. Fluorescence spectroscopy opens new windows into dissolved organic matter dynamics in freshwater ecosystems: A review [J]. Limnology and Oceanography, 2010,55(6):2452-2462.
[11] Williamson C E, Saros J E, Vincent W F, et al. Lakes and reservoirs as sentinels, integrators, and regulators of climate change [J]. Limnology and Oceanography, 2009,54(6part2):2273-2282.
[12] Zhou Y Q, Zhang Y L, Shi K, et al. Dynamics of chromophoric dissolved organic matter influenced by hydrological conditions in a large, shallow, and eutrophic lake in China [J]. Environmental Science and Pollution Research, 2015,22(17):12992–13003.
[13] Baghoth S A, Sharma S K, Amy G L. Tracking natural organic matter (NOM) in a drinking water treatment plant using fluorescence excitation–emission matrices and PARAFAC [J]. Water Research, 2011,45(2):797-809.
[14] Zhang Y L, Yin Y, Feng L Q, et al. Characterizing chromophoric dissolved organic matter in Lake Tianmuhu and its catchment basin using excitation-emission matrix fluorescence and parallel factor analysis [J]. Water Research, 2011,45(16):5110-5112.
[15] 房 沖.國際界湖水質(zhì)遙感反演及時空演變分析 [D]. 長春:中國科學(xué)院大學(xué)(中國科學(xué)院東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所), 2020.
Fang C. Water quality remote sensing inversion and spatiotemporal analysis on international lake——A case study of Lake Xingkai [D]. Changchun: Chinese Academy of Sciences (Northeast Institute of Geography and Agroecology), 2020.
[16] 李思佳,宋開山,陳智文,等.興凱湖春季水體懸浮顆粒物和CDOM吸收特性 [J]. 湖泊科學(xué), 2015,27(5):941-952.
Li S J, Song K S, Chen Z W, et al. Absorption characteristics of particulates and CDOM in spring in the Lake Xingkai [J]. Journal of Lake Sciences, 2015,27(5):941-952.
[17] 鄭愷原,向小華.基于AHM-CRITIC賦權(quán)的小興凱湖水質(zhì)評價模型 [J]. 節(jié)水灌溉, 2020,(9):79-83.
Zheng K Y, Xiang X H. Water quality evaluation model of Xiaoxingkai Lake based on AHM-CR ITIC weighting [J]. Water Saving Irrigation, 2020,(9): 79-83.
[18] 于淑玲,李秀軍,李曉宇,等.小興凱湖水質(zhì)評價 [J]. 濕地科學(xué), 2013, 11(4):466-469.
Yu S L, Li X J, Li X Y, et al. Evaluation of water quality of Xiaoxingkai Lake [J]. Wetland Science, 2013,11(4):466-469.
[19] 樸德雄,王鳳昆.興凱湖水環(huán)境狀況及其保護(hù)對策 [J]. 湖泊科學(xué), 2011,23(2):196-202.
Piao D X, Wang F K. Environmental conditions and the protection countermeasures for waters of Lake Xingkai [J]. 2011,23(2):196-202.
[20] 于淑玲,李秀軍,陳國雙,等.小興凱湖富營養(yǎng)化和沼澤化程度分析 [J]. 濕地科學(xué), 2016,14(2):271-275.
Yu S L, Li X J, Chen G S, et al. Analysis of eutrophication and terrestrialization of Xiaoxingkai Lake [J]. Wetland Science, 2016, 14(2):271-275.
[21] Yu S L, Li X Y, Wen B L, et al. Characterization of water quality in Xiao Xingkai Lake: Implications for trophic status and management [J]. Chinese Geographical Science, 2021,31(3):558-570.
[22] Zhou L, Zhou Y Q, Hu Y, et al. Hydraulic connectivity and evaporation control the water quality and sources of chromophoric dissolved organic matter in Lake Bosten in arid Northwest China [J]. Chemosphere, 2017,188(dec.):608-617.
[23] Singh S, D'sa E J, Swenson E M. Chromophoric dissolved organic matter (CDOM) variability in Barataria Basin using excitation- emission matrix (EEM) fluorescence and parallel factor analysis (PARAFAC) [J]. Science of the Total Environment, 2010,408(16): 3211-3222.
[24] Zhou Y Q, Shi K, Zhang Y L, et al. Fluorescence peak integration ratio IC:IT as a new potential indicator tracing the compositional changes in chromophoric dissolved organic matter [J]. Science of The Total Environment, 2017,574:1588-1598.
[25] Helms J R, Stubbins A, Ritchie J D, et al. Absorption spectral slopes and slope ratios as indicators of molecular weight, source, and photobleaching of chromophoric dissolved organic matter [J]. Limnology and Oceanography, 2008,53(3):955-969.
[26] Murphy K R, Butler K D, Spencer R, et al. Measurement of dissolved organic matter fluorescence in aquatic environments: An interlaboratory comparison [J]. Environmental Science and Technology, 2010,44 (24):9405-9412.
[27] Murphy K R, Stedmon C A, Graeber D, et al. Fluorescence spectroscopy and multi-way techniques. PARAFAC [J]. Analytical Methods, 2013,5(23):6557-6566.
[28] Mcknight D M, Boyer E W, Westerhoff P K, et al. Spectrofluorometric characterization of dissolved organic matter for indication of precursor organic material and aromaticity [J]. Limnology and Oceanography, 2001,46(1):38-48.
[29] Stedmon C A, Markager S. Resolving the variability in dissolved organic matter fluorescence in a temperate estuary and its catchment using PARAFAC analysis [J]. Limnology and Oceanography, 2005,50: 686-697.
[30] Stedmon C A, Markager S, Bro R.Tracing dissolved organic matter in aquatic environments using a new approach to fluorescence spectroscopy [J]. Marine Chemistry, 2003,82(3/4):239-254.
[31] Zhang Y L, Zhang E L, Yin Y, et al. Characteristics and sources of chromophoric dissolved organic matter in lakes of the Yungui Plateau, China, differing in trophic state and altitude [J]. Limnology and Oceanography, 2010,55(6):2645-2659.
[32] Walker S A, Amon R, Stedmon C A. Variations in high‐latitude riverine fluorescent dissolved organic matter: A comparison of large Arctic rivers [J]. Journal of Geophysical Research Biogeosciences, 2013,118(4):1689-1702.
[33] Coble P G. Characterization of marine and terrestrial DOM in seawater using excitation-emission matrix spectroscopy [J]. Marine Chemistry, 1996,51(4):325-346.
[34] Coble P G, Castillo C E D, Avril B. Distribution and optical properties of CDOM in the Arabian Sea during the 1995 Southwest Monsoon [J]. Deep Sea Research, 1998,II(45):2195–2223.
[35] Zhou Y Q, Jeppesen E, Zhang Y L, et al. Chromophoric dissolved organic matter of black waters in a highly eutrophic Chinese lake: Freshly produced from algal scums? [J]. Journal of Hazardous Materials, 2015,299:222-230.
[36] Zhang Y L, Gao G, Shi K, et al. Absorption and fluorescence characteristics of rainwater CDOM and contribution to Lake Taihu, China [J]. Atmospheric Environment, 2014,98(dec.):483-491.
[37] Burns M A, Barnard H R, Gabor R S, et al. Dissolved organic matter transport reflects hillslope to stream connectivity during snowmelt in a montane catchment [J]. Water Resources Research, 2016,52(6):4905- 4923.
[38] 石 玉,周永強(qiáng),張運(yùn)林,等.太湖有色可溶性有機(jī)物組成結(jié)構(gòu)對不同水文情景的響應(yīng) [J]. 環(huán)境科學(xué), 2018,39(11):4915-4924.
Shi Y, Zhou Y Q, Zhang Y L, et al. Response of chromophoric dissolved organic matter composition to different hydrological scenarios in large eutrophic Lake Taihu [J]. Evironmental Science, 2018,39(11):4915-4924.
[39] 2018年《中國生態(tài)環(huán)境狀況公報》(摘錄二) [J]. 環(huán)境保護(hù), 2019, 47(12):50-55.
China ecological environment status bulletin in 2018 (Excerpt 2) [J]. Environmental Protection, 2019,47(12):50-55.
[40] 嵇曉燕,劉廷良,劉 京,等.興凱湖中國區(qū)域水質(zhì)及污染現(xiàn)狀調(diào)查研究 [J]. 中國環(huán)境監(jiān)測, 2013,29(6):79-84.
Ji X Y, Liu T L, Liu J, et al. Investigation and Study on Water Quality and Pollution Condition in Lake Xingkai of China [J]. Environmental Monitoring in China, 2013,29(6):79-84.
[41] 蔣智偉.興凱湖區(qū)域農(nóng)業(yè)面源污染特征及其對水質(zhì)影響的研究 [D]. 哈爾濱:哈爾濱工業(yè)大學(xué), 2012.
Jiang Z W. The Research of agricultural non-point source pollution Characteristics and its influence on water quality in Lake Xingkai [D]. Harbin: Harbin Institute of Technology, 2012.
[42] 陳 擁.廈門灣有色溶解有機(jī)物光學(xué)特性及其在富營養(yǎng)化監(jiān)測中的應(yīng)用 [D]. 廈門:國家海洋局第三海洋研究所, 2016.
Chen Y. The optical properties of chromophoric dissolved organic matter in Xiamen Bay and the application in the monitoring of coastal eutrophication [D]. Xiamen: Third Institute of Oceanography, 2016.
[43] 張柳青,楊 艷,李元鵬,等.高郵湖、南四湖和東平湖有色可溶性有機(jī)物來源組成特征 [J]. 湖泊科學(xué), 2020,32(2):428-439.
Zhang L Q, Yang Y, Li Y P, et al. Sources and optical dynamics of chromophoric dissolved organic matter in Lake Gaoyou, Nansi, and Dongping [J]. Journal of Lake Sciences, 2020,32(2):428-439.
[44] 俞曉琴,崔 揚(yáng),陳慧敏,等.城市不同類型水體有色可溶性有機(jī)物來源組成特征 [J]. 環(huán)境科學(xué), 2021,42(8):3719-3729.
Yu X Q, Cui Y, Chen H M, et al. Sources and optical dynamics of chromophoric dissolved organic matter in different types of urban water [J]. Environmental Science, 2021,42(8):3719-3729.
[45] Zhang Y L, Dijk M A V, Liu M L, et al. The contribution of phytoplankton degradation to chromophoric dissolved organic matter (CDOM) in eutrophic shallow lakes: Field and experimental evidence [J]. Water Research, 2009,43(18):4685-4697.
[46] 王書航,王雯雯,姜 霞,等.基于三維熒光光譜—平行因子分析技術(shù)的蠡湖CDOM分布特征 [J]. 中國環(huán)境科學(xué), 2016,36(2):517-524.
Wang S H, Wang W W, Jiang X, et al. Distribution of chromophoric dissolved organic matter in Lihu Lake using excitation-emission matrix fluorescence and parallel factor analysis [J]. China Environmental Science, 2016,36(2):517-524.
[47] 孫 旭.穆棱河流域水生生物多樣性與水生態(tài)健康評價 [D]. 哈爾濱:東北林業(yè)大學(xué), 2020.
Sun X. Aquatic biodiversity and water ecological health assessment of Muling River Basin [D]. Harbin: Northeast Forestry University, 2020.
[48] 于珊珊,姜 明,袁宇翔.小興凱湖水質(zhì)的空間異質(zhì)性 [J]. 濕地科學(xué), 2015,13(2):166-170.
Yu S S, Jiang M, Yu Y X. Spatial Heterogeneity of water quality in Xiaoxingkai Lake [J]. Wetland Science, 2015,13(2):166-170.
[49] 于珊珊.小興凱湖水質(zhì)變化及驅(qū)動力因子分析 [D]. 長春:中國科學(xué)院研究生院(東北地理與農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所), 2015.
Yu S S. The water quality change and driving force analysis in Xiaoxingkai Lake [D]. Changchun: Northeast Institute of Geography and Agroecology, Chinese Academy of Sciences, 2015.
[50] 王 慧.中蒙俄朝四國界江界湖水安全問題國際合作研究 [D]. 哈爾濱:黑龍江大學(xué), 2021.
Wang H. International cooperation study on water safety of boundary rivers and lakes in China, Mongolia, Russia and North Korea [D]. Harbin: Heilongjiang University, 2021.
致謝:感謝張潔、張成英等同志在野外采樣及室內(nèi)實(shí)驗(yàn)過程中給予的幫助.
Characterizing sources and optical composition of chromophoric dissolved organic matter in Lake Xingkai, a large boundary lake in China.
CHEN Hui-min1,2, HU Yang1, YU Xiao-qin1,2, CHEN Li-li1,2, ZHOU Lei1, ZHOU Yong-qiang1,3*
(1.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;2.School of Geographic Sciences, Hunan Normal University, Changsha 410081, China;3.University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China)., 2022,42(5):2238~2249
Research on the sources and optical composition of Chromophoric dissolved organic matter (CDOM) is of great significance to the water quality protection of the Lake Xingkai. CDOM absorption coupled with excitation-emission matrices and parallel factor analysis (EEMs-PARAFAC) were used to explore the sources and optical composition of DOM in Lake Xingkai. Four fluorescent components were identified using EEMs-PARAFAC, including a terrestrial humic-like C1, a microbial humic-like C2, a tyrosine-like C3, and a tryptophan-like C4. The fluorescence characteristic of C1is a potential surrogate tracing the variability of DOC and TN concentrations. DOM absorption254, the integration ratio of the fluorescence peak C to peak T (C:T), the spectral slope of CDOM absorption275-295and DOC concentrations were associated closely with C1-C2, and C4 in Lake Xingkai. This indicates that terrestrial input is an important source of DOM to Lake Xingkai. Significantly higher mean254and DOC concentrations were found in the Small Lake Xingkai than in the Great Lake Xingkai, indicating that the levels of CDOM in Small Lake Xingkai was higher than that in Great Lake Xingkai. The meanC:Tand fluorescence intensities of C1, C2, and C4 were significantly higher in the Small Lake Xingkai than that in the Great Lake Xingkai, whereas275-295andRwas significantly lower in the Small Lake Xingkai. The mean score of PC1, positively associates with DOC, TN, DTN, NO- 3-N,254,C:T, SUVA254, C1, C2 and C4, in Small Lake Xingkai was significantly higher than that in Great Lake Xingkai. These results indicated that substantial terrestrial DOM with enhanced aromaticity were exported to the Small Lake Xingkai, probably due to an enhanced riverine input and agricultural non-point source pollution in the Small Lake Xingkai watershed. Therefore, a better management of riverine input to the lake due to regional fishery, agricultural land use, and tourism in the upstream watershed is needed.
Lake Xingkai;boundary lake;CDOM;parallel factor analysis (PARAFAC);excitation-emission matrices (EEMs)
X524
A
1000-6923(2022)05-2238-12
陳慧敏(1997-),女,安徽六安人,湖南師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院碩士研究生, 主要研究方向?yàn)楹纯扇苄杂袡C(jī)物循環(huán).發(fā)表論文5篇.
2021-09-16
國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目(41930760;41807362);國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃項(xiàng)目(2019YFA0607100);中國科學(xué)院青年創(chuàng)新促進(jìn)會項(xiàng)目(2021312);中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所項(xiàng)目(E1SL002)
* 責(zé)任作者, 副研究員, yqzhou@ niglas.ac.cn