2016, Vol. 37
2. 东北师范大学环境学院, 自然灾害研究所, 长春 130024;
3. 东北师范大学生命科学学院, 草地研究所, 长春 130024
2. Natural Disaster Research Institute, College of Environment, Northeast Normal University, Changchun 130024, China;
3. Institute of Grassland Science, School of Life Science, Northeast Normal University, Changchun 130024, China
太阳辐射照射水体中，一部分光被水体反射，另一部分光穿透水体被水体中光学活性物质(非藻类颗粒物、 色素颗粒物和有色可溶性有机物等)吸收或散射而衰减[1, 2]，成为了水生生物系统的主要能量来源[3]. 对于内陆Ⅱ类水体，由于所处区域气候、 水动力环境的差异并受陆源无机颗粒物、 有色溶解性有机物输入的影响，相比Ⅰ类水体光学活性物质的来源不仅仅为浮游植物[4, 5, 6]，导致水体中光学活性物质的浓度及组成具有明显的区域和季节差异，其引起的光学行为的改变，使辐射能量的吸收、 散射等作用呈现区域变化的特点，反映为水体光学活性物质吸收特性和散射特性等固有光学量的变化. 水色物质固有光学特性决定其表观光学特性，不同的水体类型及营养状态不同，水体固有光学特性决定的表观光学量也呈现不同的特点，使水色遥感定量反演模型的普适度受到限制，并影响模型的精度，需要不同区域和水体类型的实验数据进行模型调整及验证[7]. 水体中光学活性物质的吸收、 散射常用吸收系数和散射系数表示[8]，总吸收系数和散射系数为各组分吸收和散射系数的线性叠加[9, 10, 11]. 而吸收特性作为水体初级生产力的估算、 水色遥感模型和光学传输模型的基本参数，对水色遥感定量反演具有重要的作用[2, 12, 13]. 例如，色素颗粒物的比吸收系数、 有色可溶性有机物(chromophoric dissolved organic matter,CDOM)吸收光谱形状因子Sg等是建立水色遥感模型的关键参数[14, 15, 16]. 因此，针对不同水体类型的吸收特性进行研究，可探究水体光学活性物质和固有光学量变化机制，是选择、 评价水色遥感模型和构建普适度模型的前提，对于提高水质参数反演精度、 实现区域水色遥感算法和生物光学模型参数化具有重要的理论意义和应用价值[17, 18].
查干湖作为中国半干旱区典型的苏打盐碱型平原浅水湖泊，是吉林西部重要的生态屏障[19]，湖泊蒸发量大，水体矿化度偏高，独特的地理位置和气候条件等因素使其水体吸收特性呈现不同的特点，制约水色遥感估测模型的应用. 水色遥感针对查干湖固有光学特性[20, 21]和水色遥感反演模型[22, 23, 24]已做了相应的研究，而对于内陆半咸水水体光学遥感算法的应用研究还不够，需要更多不同水体类型的吸收特性进行分析及对比. 新立城水库与查干湖皆位于东北平原，其是长春市供水、 防洪、 灌溉、 养殖、 旅游等综合利用的水库，水质参数和固有光学特性与查干湖具有明显差异. 因此，本研究针对查干湖和新立城水库秋季水体，运用卡尔森综合营养状态评价指数对其进行营养状态评价，并展开对不同盐度水体悬浮颗粒物和CDOM吸收特性及其影响因素的对比研究，进一步丰富内陆不同盐度水体及其光学活性物质主导的生物光学特性库，指示于内陆湖泊光学分类和不同盐度水体质遥感监测模型，以期为不同盐度水质遥感动态监测提供参考依据.
1 研究区概况查干湖(124°04′-124°27′E，45°10′-45°21′N)位于吉林省西部前郭县、 乾安县和大安市的交界，地处嫩江与霍林河交汇水网地区，为松嫩平原的代表湖泊和重要渔业基地. 查干湖水质为苏打型盐碱水，湖底平坦为粉砂质土壤，湖周为白钙碱土，正常运行水位130 m，水域面积3.72×104 hm2，平均水深2.52 m，水体容积5.98×108m3，其补给来源为松花江水源、 洮儿河、 嫩江、 降水和地下水等(图 1). 该区地处大陆性季风型半干旱气候区，春季多大风，风速≥17 m ·s-1的日数年均29 d； 冬季寒冷，冰封期130 d左右，冰厚0.8-1.1 m. 年均气温4.5℃，≥14℃的水温日数145 d，年均降水量为400-500 mm，蒸发量为1 140-1 270 mm. 查干湖湖底平坦为粉沙质土壤，湖周为白钙碱土，集水区内均为盐碱化农田和牧场. 新立城水库(125°19′-125°24′E，43°33′-45°41′N)位于长春市东南部，距离市中心16 km，为拦截伊通河而形成的丘陵型水库. 水库上游纳入伊丹河、 下游纳入新开河，至农安县靠山屯注入饮马河并归入第二松花江. 新立城水库平均水深约为7.6 m，容积5.92×108 m3，占长春市供水量的30%. 该区属温带大陆性气候，四季盛行西南风，年均气温4.6℃，年均降水量 601 mm，无霜期140-150 d. 库区周围以农田、 林地为主，并有部分草地、 荒地为辅.
 | 图 1 研究区采样点示意 Fig. 1 Sampling points in Chagan Lake and Xinlicheng Reservoir |
2012年9月19、 20日分别在查干湖和新立城水库进行水样采集，并用手持式GPS进行定位导向(如图 1). 水样采集使用有机玻璃采水器，采样前先将采样器和聚四氟乙烯水样瓶润洗，采样深度设置为表层0-50 cm，每个采样点采集水样约1 L，2次采样共得到27个水样(1-15号为查干湖，16-27号为新立城水库)，采样后立即用黑色塑料袋罩住，避免阳光直射，放入车载保温箱，透明度由Sechi盘来测定，浊度、 电导率、 pH值、 水温由YSI水质参数仪来实时测定. 为防止酸化引起色素溶解，水样参数的测定在采样后立即完成. 吸收系数的测量采用定量滤膜技术(quantitative filtter technique，QFT)[25, 26]，以Milli-Q水作空白对比，利用岛津-紫外可见分光光度计UV-2006在200-800 nm范围测定滤膜上颗粒物的吸光度，通过计算得到总悬浮物颗粒物的吸收系数ap(λ)、 非藻类颗粒物的吸收系数ad(λ)、 浮游植物色素颗粒物的吸收系数aph(λ)和CDOM的吸收系数ag(λ)，具体测量方法和详细步骤见文献[14]. 为消除仪器间的差异，用各波段的吸光度减去750 nm波长处的吸光度以校正，并与经蒸馏水润湿的同样湿润程度的空白滤膜作对比. ap(λ)的计算公式为：
利用0.22 μm 微孔聚碳酸酯膜过滤的水样测定CDOM的吸光度，方法同上. 按照式(3)、 (4)计算ag(λ)：
叶绿素a(Chlorophyll-a，Chl-a)的浓度参考EPA方法445.0[27]，溶解性有机碳(dissolved organic carbon，DOC)采用TOC仪进行测定，总悬浮物(total suspend matter，TSM)的重量、 有机悬浮物(organic suspend matter，OSM)重量和无机悬浮物(inorganic suspend matter，ISM)重量采用烘烧、 称重的方法测定，总氮(total nitrogen，TN)、 总磷(total phosphorus，TP) 测定采用碱性过硫酸钾消解紫外、 钼锑抗显色测定.
3 结果与讨论 3.1 综合营养状态评价
查干湖和新立城水库的水体综合营养状态评价采用卡尔森指数方法(加权的TLI营养指数)[27]，选取Chl-a、 总磷(TP)、 总氮(TN)、 透明度(SD)指标(图 2)进行水体富营养化评价，避免单项指标的局限性. 结果显示查干湖[TLI(∑)=35.26)]和新立城水库[TLI(∑)=30.81]均为中营养等级(30
 | 图 2 查干湖和新立城营养指标浓度 Fig. 2 Component concentration of nutrition in Chagan Lake and Xinlicheng Reservoir |
不同采样点水质参数浓度见图 3，查干湖水体TSM、 ISM和OSM分别为(71.57±16.61) mg ·L-1(42.67-92 mg ·L-1)、 (55.8±15.29) mg ·L-1(29.33-74 mg ·L-1)、 (15.78±1.93) mg ·L-1(12-18 mg ·L-1)，明显高于新立城水库TSM、 ISM和OSM[(6.89±0.92) mg ·L-1(5.67-8.67 mg ·L-1)、 (3.47±1.82) mg ·L-1(0.67-5.0 mg ·L-1)和(3.42±1.6) mg ·L-1(1.33-8 mg ·L-1)]，表现较高的颗粒物含量. 查干湖水体Chl-a和DOC分别为(28.64±10.24) μg ·L-1(14.93-50.93 μg ·L-1)、 (19.95±1.67) mg ·L-1(17.48-22.93 mg ·L-1)，高于新立城水库Chl-a和DOC [(21.79±4.1) μg ·L-1(16.24-30.51 μg ·L-1)、 (7.43±0.24) mg ·L-1(6.93-7.78 mg ·L-1)]. 前研究结果表明，在气候相对潮湿地区，由于生物降解和光漂白作用，内陆水体的DOC浓度随着水体滞留时间而降低[29].而在半干旱地区，由于降雨量少蒸发量大，水体溶解性有机物与盐度有关，并随着水体滞留时间而积累，表现为相对较高的DOC浓度[30]. 但DOC水平的高低不仅受气候的影响，还与水体流域景观类型相关.
 | 图 3 查干湖和新立城水库采样点组分浓度 Fig. 3 Component concentration of sampling sites in Chagan Lake and Xinlicheng Reservoir |
查干湖和新立城水库水体总悬浮颗粒物的吸收光谱如图 4(a)，总体上查干湖总悬浮颗粒物的光谱吸收系数高于新立城水库水体，且两者总悬浮颗粒物的吸收光谱均呈现与浮游色素颗粒物吸收光谱类似. 曲线在675 nm左右出现明显的吸收峰，在440 nm出现小吸收峰，480 nm出现不明显的肩峰，在550 nm吸收系数达到最低值. 查干湖、 新立城水库ap(440)分别为(5.12±0.72) m-1 (4.05-6.39 m-1)、 (2.59±0.39) m-1(2.03-3.19 m-1)，查干湖不同采样点总悬浮颗粒物的光谱吸收系数差异较新立城水库大，高于其他秋季水体吸收特性研究结果的官厅水库(1.52±0.60) m-1[31]，与10月查干湖ap(440)值(介于0.25-1.02 m-1，均值为0.564 m-1)变化一致[20]. 440 nm处总颗粒物的吸收系数、 非色素颗粒物吸收系数和色素颗粒物的吸收系数均值比较分析得出，查干湖颗粒物以非藻类颗粒物为主，新立城水库以色素颗粒物为主，与水体组分浓度变化一致(图 2). ap(440)、 ap(675)与TSM、 ISM、 OSM、 Chl-a的相关分析(表 1、 2)表明，查干湖ap(440)、 ap(675)与TSM、 ISM、 OSM、 Chl-a相关性都较好，新立城水库ap(440)、 ap(675)与TSM、 ISM、 OSM相关性差，与Chl-a相关性较好. 表明查干湖水体悬浮颗粒物来源于陆源和浮游植物，而新立城水库水体颗粒物多来源于浮游植物及其伴生物. 同时，查干湖和新立城水库DOC和Chl-a均表现为不相关，表明两者DOC均来源于陆源木质素等输入.
 | 图 4 查干湖和新立城水库光学活性物质吸收光谱 Fig. 4 Absorption spectra of ap(λ),ad(λ) and aph(λ) in Chagan Lake and Xinlicheng Reservoir |
 | 表 1 查干湖颗粒物吸收系数与各组分浓度之间的线性相关系数 1) Table 1 Linear correlation coefficients of absorption and components concentration in Chagan Lake |
| 表 2 新立城水库颗粒物吸收系数与各组分浓度之间的线性线性相关系数 Table 2 Linear correlation coefficients of absorption and components concentration in Xinlicheng Reservoir |
非藻类颗粒物包括水体中矿物沉积、 非生命有机碎屑比如排泄物与藻类细胞降解物，加上活的非色素有机体[32]. 查干湖和新立城水库非藻类颗粒物的吸收光谱如图 4(b)，在蓝光波段吸收系数最大，且随着波长的增加吸收系数变小. 查干湖和新立城水库ad(440)分别为(3.06±0.42) m-1(2.35-3.83 m-1)、 (1.14±0.42)m-1(0.86-1.42 m-1)，查干湖秋季水体ad(440)高于新立城水库，且高于秋季官厅水库[31][ad(440): (0.37±0.19)m-1]，低于太湖[33]、 巢湖[34]； 新立城水库ad(440)低于滇池[35][ad(440): (1.94±0.67) m-1]. 由于Ⅰ类水体非藻类颗粒物来自于浮游植物降解，ad(440)和Chl-a具有较高相关性，而Ⅱ类水体ad(440)通常表现出与悬浮物浓度较高的相关性[36]. 相关分析表明(表 1、 2)，查干湖ad(440)水体与TSM、 ISM、 OSM、 Chl-a相关性均较好(r2为0.78**、 0.71**、 0.59*、 0.81**)，与ap(440)相关性一致，表明查干湖为非藻类颗粒物主导，且非藻类颗粒物来源于浮游植物和陆源或内源无机颗粒物的输入，为Ⅱ类水体吸收特性的典型特征[37]，且对于9月的水体而言，ad(440)与Chl-a的相关性高于TSM，与10月查干湖ad(440)与Chl-a和TSM的相关性结果不同[20]. 由于秋季查干湖水体非藻类色素颗粒物均来源于浮游植物和陆源或内源的无机颗粒物的输入，其中无机颗粒物的输入包括松原灌区工程的盐碱荒地改造中低产田携带的COD、 TN、 TP等污染物[28]、 入湖河流及排灌携带的表土层无机矿物盐类及其反应物，内源为湖岸坍塌或沉积物再悬浮产生的颗粒物等； 由于秋季为浮游植物生长减弱时期，微生物分解活动增强使降解产物逐渐增多并在水体中颗粒物来源中占主导，ad(440)和Chl-a相关性高于TSM，随着光照时数的减少和气温降低，在内源和陆源无机颗粒物持续的输入下，藻类降解产物来源逐渐减少降低了与ad(440)的相关性. 对比查干湖水体，新立城水库水体ad(440)仅表现与ISM相关性(r2为0.74**)，与OSM表现为负相关(r2为-0.63*)，表明新立城水库水体非藻类颗粒物来源于内源或陆源无机颗粒物的输入，同时随着水体浮游植物生长减弱且微生物分解活动加强，降解有机颗粒物与ad(440)呈现负相关.
3.5 色素颗粒物的吸收光谱特征区域尺度上固碳速率依赖于反演的水体色素浓度，估算浮游植物净初级生产力. 根据图 4(c)、 4(d)，查干湖、 新立城水库水体色素颗粒物吸收曲线在440 nm出现小吸收峰，480 nm出现吸收肩峰，在550 nm吸收系数达到最低值，620 nm处出现藻青蛋白的吸收峰，675 nm为明显的叶绿素a吸收峰. 水体中浮游藻类群落结构组成和浓度大小影响色素颗粒物吸收系数[38]，查干湖水体aph(440)、 aph(675)为(2.06±0.36) m-1 (1.46-2.63 m-1)、 (1.45±0.27) m-1 (1.05-1.86 m-1)，Chl-a浓度为(28.64±10.24) μg ·L-1 (14.93-50.93 μg ·L-1)； 新立城水库水体aph(440)、 aph(675)为(1.06±0.18) m-1(0.82-1.31 m-1)、 (0.83±0.14) m-1(0.66-1.07 m-1)，Chl-a浓度为(21.79±4.10) μg ·L-1 (16.24-30.51 μg ·L-1)，查干湖色素颗粒物吸收和叶绿素a浓度较新立城水库较大，表明查干湖灌区农田退水携带更大量的TN、 TP等污染物，为浮游植物生长提供营养盐，表现为色素含量高. 相关分析(表 1、 2)表明查干湖水体aph(440)、 aph(675)与TSM、 ISM相关性均较好，r2为0.71**以上，675 nm 峰值为叶绿素a的吸收峰使aph(675)与OSM的r2为0.69**，与Chl-a的r2分别为0.62*、 0.64*. 相比查干湖水体，受周围农业灌区的影响小，新立城水库水体aph(440)、 aph(675)仅与OSM具有相关性，r2分别为0.80**、 0.82**.
色素颗粒物的比吸收系数aph*(λ)是水体光学模型构建的重要参数[39]，对比比吸收系数可推动Ⅱ类水体叶绿素a遥感反演精度的提高. 秋季查干湖、 新立城水体aph*(440)为(0.078±0.198) m2 ·mg-1 (0.05-0.11 m2 ·mg-1)、 (0.067±0.009) m2 ·mg-1 (0.06-0.09 m2 ·mg-1)，高于加利福尼亚南部海区[40] [aph*(440)=0.041 m2 ·mg-1]、 滇池[35] [aph*(440)=(0.041±0.012) m2 ·mg-1]，低于Erie Lake[41][aph*(440)=0.086 m2 ·mg-1]、 太湖[42/span>][aph*(440)=(0.068±0.057) m2 ·mg-1]. 对比图 3，未出现叶绿素a浓度越大，对应的归一化比吸收系数越小的现象，与文献[42]的研究结果不同. 秋季查干湖、 新立城水体aph*(670)分别为(0.034±0.009) m2 ·mg-1、 (0.038±0.004) m2 ·mg-1，高于太湖[42][aph*(670)=(0.028±0.020) m2 ·mg-1]、 珠江口及广东沿海[43] [aph*(670)=0.030 m2 ·mg-1]. 由于不同水体所在地理位置和气候条件、 营养水平、 浮游植物群落结构及组成和光学活性物质的差异使归一化的比吸收系数发生变化，水体浮游植物色素打包效应和色素成分主要影响浮游植物比吸收系数. 一般贫营养水体浮游植物比吸收系数高于富营养水体[39, 44]，查干湖富营养化评分和440 nm的比吸收系数均高于新立城水库也证实这一结论，与前期在太湖和海洋水体的比较结果一致[45].
3.6 CDOM的吸收光谱特征由于CDOM的吸收集中于短波波段，本研究选择250-700 nm分析CDOM的吸收特性. 查干湖和新立城水库水体CDOM吸收光谱ag(λ)呈现指数衰减规律(图 5)，且ag(440) 分别为(0.96±0.49) m-1(0.33-2.13 m-1)、 (0.73±0.25) m-1(0.37-1.11 m-1)，查干湖CDOM浓度和不同采样点空间异质性明显高于新立城水库水体，高于太湖和巢湖[(0.45±0.18) m-1、 (0.7±0.17) m-1][34]、 渤海湾[43](0.732 m-1)、 辽东湾[43] (0.461 m-1)、 莱州湾[43](0.579 m-1)、 秦皇岛外海[43](0.536 m-1)，低于滇池(1.678±0.485) m-1[35].
相关分析结果(表 1、 2)表明，查干湖ag(440)仅与OSM具有相关性(r2为-0.54*)，表明查干湖水体CDOM来源为内源浮游植物的降解，且随着光照时数的减少和气温降低，浮游植物降解速度和产物逐渐降低和减少，在内源和外源无机物的不断输入下，与ag(440)呈现负相关； 新立城水库ag(440)与TSM、 ISM、 OSM、 Chl-a和DOC均无相关性，说明新立城水库水体DOC中无色部分所占比例高，且浮游植物降解产物不是无色DOC的主要来源，吸附在颗粒物上CDOM占总CDOM比例低，其集水区无色DOC的陆源性输入占水体CDOM的主要来源.
Sg值可反映水体中CDOM含量相对的高低[41]，本研究选取250-400 nm进行吸收曲线的斜率拟合，查干湖、 新立城水库水体CDOM吸收光谱曲线斜率Sg为(0.021±0.001) nm-1(0.017-0.024 nm-1)、 (0.017 6±0.001)nm-1(0.016-0.019 nm-1)，拟合系数R2均在0.99以上，查干湖CDOM含量高于新立城水库，与其他参数对比结果一致，高于巢湖[34][(0.013 2±0.001 7) nm-1]、 三峡水库[46][(0.011 5±0.001 6) nm-1]、 滇池[35][(0.013 8±0.002) nm-1]、 欧洲近岸水体[36][(0.017 6±0.002) nm-1]、 Malaren湖[47][(0.011 3±0.001 5) nm-1]、 渤海[43](0.013 72 nm-1)、 辽东湾[43](0.0143 nm-1)、 莱州湾[43](0.015 nm-1)、 秦皇岛外海[43](0.014 1 nm-1)，低于太湖[34][(0.021 4±0.002 4) nm-1]. 根据前研究结果得到，在半干旱地区水体溶解性有机物与盐度有关，并随着水体滞留时间而积累[29, 30]，但不同水体的Sg值的差异也受到参考波长和拟合波段的选择的影响. 分别对查干湖和新立城水库的Sg值进行曲线拟合(图 5)，两者与ag(440)存在较好的指数函数关系(R2=0.89； R2=0.68).
 | 图 5 查干湖和新立城水库CDOM吸收光谱 和ag(440)与Sg的拟合关系 Fig. 5 Absorption spectra of ag(λ) and the relationship between ag(440) and Sg in Chagan Lake and Xinlicheng Reservoir |
CDOM的相对分子质量Mr值ag(250)/ag(365)可反映腐殖酸和富里酸在CDOM中的比例，Mr值越小，大分子量的腐殖酸所占比例高[48]，陆源性物质输入往往使腐殖酸的比例偏大[33, 49]. 查干湖、 新立城水库CDOM的Mr值分别为11.44±2.00 (7.5-15.09)、 7.53±0.79 (6.17-8.89)，查干湖Mr值和空间异质性高于新立城水库，与Sg值变化一致，同其他研究结果相似[46, 47]，且高于太湖梅梁湾[48]冬季水体(均值为8.09±0.56)、 巢湖[34](均值为8.66±0.09)、 滇池[35](均值为7.68±0.16). 查干湖高Mr值显示CDOM组成较新立城水体中CDOM的分子量小，更趋向于富里酸等小分子颗粒物，而新立城水库有机成分的输入更大，CDOM组成趋向于腐殖酸大分子的颗粒物，进一步说明新立城水库受风速和湖岸坍塌的影响产生矿物悬浮、 沉积微粒. 分别对查干湖和新立城水库的Sg、 Mr值进行相关分析，结果表明存在显著正相关(r2为0.96**、 0.86**)，进一步说明CDOM的分子组成是影响形状因子Sg的因素之一，与其他研究结果一致[33]，高分子量的腐殖酸表现的光谱斜率值比低分子量低.
3.7 各组分吸收贡献率根据线性叠加原理，水色物质的吸收贡献率为各水色因子吸收系数的和：
 | (a)查干湖采样点相对吸收贡献率； (b)新立城水库采样点相对吸收贡献率； (c)查干湖各组分平均吸收贡献； (d)新立城水库各组分平均吸收贡献 图 6 查干湖和新立城水库相对吸收贡献率和平均吸收贡献 Fig. 6 Relative absorption contribution and average absorption contribution in Chagan Lake and Xinlicheng Reservoir |
(1)卡尔森综合营养状态评价指数表明秋季查干湖和新立城水库水体均为中营养等级(30
(2)查干湖颗粒物以非藻类颗粒物为主，其在蓝绿光波段的平均贡献率在50%以上，为光辐射能量衰减的主导因子； 新立城水库以色素颗粒物为主，仅在绿光波段非藻类平均贡献率高于色素，两者CDOM的平均贡献率均为最低. 色素颗粒物特征波长处aph(440)、 aph(675)和Chl-a变化一致，表现为查干湖高于新立城水库.
(3)查干湖ad(440)为(3.06±0.42) m-1(2.35-3.83 m-1)，与TSM、 ISM、 OSM、 Chl-a相关性均较好，由于秋季为浮游植物生长减弱期和微生物分解活动增强期，使ad(440)和Chl-a相关性高于TSM并逐渐降低； 新立城水库ad(440)分别为(1.14±0.42) m-1(0.86-1.42 m-1)仅表现与ISM正相关和OSM负相关. 查干湖和新立城水库ag(440)分别为(0.96±0.49) m-1(0.33-2.13 m-1)、 (0.73±0.25) m-1(0.37-1.11 m-1)，查干湖ag(440)仅与OSM具有相关性，CDOM来源于浮游植物的降解； 新立城水库ag(440)与TSM、 ISM、 OSM、 Chl-a和DOC均无相关性，陆源无色DOC所占比例高.
(4) 250-400 nm 的吸收曲线斜率拟合，Sg为(0.021±0.001) nm-1(0.017-0.024)、 (0.017 6±0.001) nm-1(0.016-0.019)，拟合系数R2均在0.99以上，Sg与ag(440)存在较好的指数函数关系. 查干湖作为松原灌区工程的最终承泄区，集水区较多的外源颗粒物、 污染物的输入，使水体光学特性呈现与新立城水库差别. 同时，本研究结果也证实在半干旱区，水体溶解性有机物与盐度有关.
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