2021, Vol. 42
2. 中国科学院大学, 北京 100049
2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China
湖泊和水库等内陆水体具有重要的生态系统服务功能, 不仅包括航运、防洪调蓄、渔业养殖、农业灌溉、观光休闲等, 还越来越多地承担了饮用水供给功能[1, 2], 随着全球水资源供需矛盾的加剧, 保护湖库水质安全、维护其生态系统功能变得至关重要[3].我国水资源分布时空极不均匀, 新中国成立以来我国已经修筑了9.8万座库容大于1.0×105 m3的水库[4].随着近几十年来我国天然湖泊水资源短缺问题加剧, 水库日益成为重要的饮用水供给地.作为湖库水质的重要表征指标, 有色可溶性有机物(chromophoric dissolved organic matter, CDOM) 由腐殖酸、富里酸和芳香烃类复杂有机物等组成, 是水体中溶解性有机物(DOM) 的重要组成部分, 对水生生态系统生物地球化学循环、能量流动及水质安全有着重要的影响[5, 6]. CDOM能强烈吸收紫外辐射及蓝光波段, 减弱紫外线对水生生物的伤害[7]; 另一方面, CDOM在光降解和微生物降解过程中伴随着温室气体和无机营养盐以及大量中间产物的释放, 为浮游植物及微生物的生长提供丰富的碳、氮和磷等生源要素[8].此外, CDOM作为络合剂和吸附剂也会影响水体中重金属的毒性、迁移转化及生物有效性[9], 且水体中过量的CDOM会导致饮用水处理过程中产生难闻气味和致癌物质, 如消毒副产物等, 从而威胁饮用水安全[10, 11].因此, 了解湖库等水体中CDOM来源及迁移转化规律对维护湖库水质安全和生态系统功能极其重要.
目前的研究表明, 湖库CDOM来源及组成情况受到多种因素的共同作用表现出明显的时空分异特征[12]. CDOM主要来源于外源输入和内源产生[5, 6].外源输入主要包括河流输入、农业面源和工业及生活污水等点源输入[13], 内源产生主要包括浮游植物、沉水植物死亡降解及沉积物再悬浮等产生[14].对于富营养化水体如太湖而言, 浮游植物死亡降解产物是CDOM的主要来源之一[15], 而对于地表湖库等饮用水源而言, 流域外源有机质输入通常占据CDOM库的主导地位[13]. CDOM物质组成复杂多样, 传统的化学检测手段很难直接表征其组成及结构特征, 近年来, 三维荧光激发-发射矩阵光谱(excitation-emission matrices, EEMs) 结合平行因子分析(parallel factor analysis) 被广泛用于CDOM的来源与组成特征的定性或半定量研究[16, 17].以往的研究表明雨季腐殖质化程度较高的大分子CDOM的大量输入对水库水质安全造成威胁, 并对水处理过程中CDOM的去除效率提出了更高的要求[18, 19]. CDOM的吸收和荧光相关指标与叶绿素a浓度或富营养化指数等水质参数具有较好的正相关关系, 并可用于反演湖库内有机物丰度和富营养化程度[20, 21], 此外通过荧光组分变化还能在一定程度上识别水库周边的点源污染[21].因此, 揭示饮用水源地CDOM来源与组成特征对监测其水质变化、保证湖区水供应安全及生态系统功能健全至关重要, 并且能为水处理工艺的改进提供科学依据.
天目湖(119°25′E, 31°18′N) 原名沙河水库, 水面面积为12 km2, 平均水深7 m, 最大水深为14 m, 水库集水面积152 km2[22], 是一个集饮用水、农业灌溉、渔业和旅游等多种功能于一体的水库型湖泊.天目湖是江苏省溧阳市最大的饮用水源地, 供给人口约70万, 且湖区及其周边保护区是国家5A级景区, 因此保证天目湖水质清洁及水供应安全是水库管理的重中之重.天目湖水库处于季风气候区, 不同季节降水和径流等水文要素的差异会影响水体CDOM的组成特征[23, 24], 然而, 目前对天目湖水质的研究主要集中在热分层、营养盐及浮游植物群落结构等[2, 22, 25], 缺少对CDOM来源和时空异质性的分析.基于此, 本研究通过2017年1~12月逐月采样调查, 分析不同季节天目湖河口及下游湖区CDOM的空间分异特征, 讨论其来源, 以期为天目湖水质安全和生态功能维护提供科学依据和理论指导.
1 材料与方法 1.1 研究区域与现场样品采集在天目湖布设了10个采样点(TM1~TM10, 图 1), 于2017年1~12月进行了为期1 a逐月野外采样活动.其中, TM8~TM10这3个样点主要代表上游河口区域; TM1接近水库大坝出水口; TM2和TM3分别靠近下游两个旅游活动区域; TM6和TM7分别位于天目湖抽水蓄能电站抽放水口的下游和上游[26].由于TM9点位水位较浅, 仅有3~8月采集到水样, 此外, 除4月外, TM7点位采集了中层(距水面约5 m)和底层(距水面约8~10 m) 水样, 因此共收集了114个表层水样(距水面0.5 m)、11个中层水样和11个底层水样.用采水器采集水样保存于纯水洗过的聚乙烯瓶内, 在避光冷藏的条件下尽快运回实验室, 通常6 h内完成过滤, 3 d内完成CDOM吸收和荧光光谱的测量.
|
图 1 天目湖流域2010年土地利用类型及采样点位置示意 Fig. 1 Location of sampling sites in Lake Tianmu and the corresponding land use of the lake watershed in 2010 |
用高温灼烧过(450℃ 4h) 的Whatman GF/F滤膜(孔径0.7 μm) 过滤水样, 滤后液由岛津总有机碳分析仪(TOC-L) 在680℃高温下测定溶解性有机碳(dissolved organic carbon, DOC).孔径为0.22 μm的Millipore滤膜过滤剩余水样, 滤后液装入预先酸洗纯水冲泡的瓶子中冷藏保存, 用于CDOM吸收和荧光光谱测量.
CDOM吸收光谱由Shimadzu UV-2550 UV-Vis分光光度计测定, 采用5 cm的比色皿, 并将Milli-Q纯水作为实验的空白对照.在200~800 nm波长范围内获得CDOM的吸光度(间隔为1 nm), 并减去700 nm处的吸光度来对吸光度进行基线校正.通过公式(1) 计算对应波长的吸收系数：
|
(1) |
式中, a(λ) 表示波长为λ时对应的CDOM吸收系数(m-1), D(λ) 表示在波长λ处矫正后的吸光度, r表示光程路径(m).本研究使用254 nm处的吸收系数a(254) 指示CDOM丰度[27]; 使用a(250)∶a(365)表征CDOM分子的相对大小, 一般值越小, CDOM分子相对越大[28]; CDOM光谱斜率(S275-295)和光谱斜率比值SR (S275-295/S350-400) 也可用来半定量表征CDOM的芳香性和平均分子量大小, 值越小表示CDOM平均分子量越大, 并且微生物和光降解也会导致S275-295的变化[28]; 比紫外吸收系数SUVA是254 nm处吸收系数与DOC浓度的比值, 表征CDOM芳香性水平, 值越高表示CDOM芳香性越高[29].
CDOM三维荧光光谱(EEMs) 由Hitachi公司的F-7000型荧光光度计测定, 激发和发射波长分别设定在230~450 nm (5 nm的间隔)和300~550 nm (1 nm的间隔).Milli-Q纯水作为空白用来校正水样EEMs中的因为拉曼散射而造成的误差.通过MATLAB R2015b drEEM (ver.0.2.0) 工具包中插值的方法消除瑞利散射[30], 以及通过相应激发发射波长处的吸光度校正EEMs的内滤波效应[31].本研究使用生源指数(BIX) 表征内源CDOM的贡献, 值越大表明新生内源CDOM贡献的提升[32]; 腐殖质化指数(HIX)和荧光峰积分比值IC∶IT(类腐殖酸C峰与类蛋白T峰积分值之比) 均与CDOM腐殖质化程度和芳香性水平成显著正相关[33].
1.3 平行因子分析(PARAFAC)通过MATLAB R2015b中的drEEM (ver.0.2.0) 工具包进行PARAFAC分析[30], 共136个EEMs矩阵用于运算, 每个矩阵包括251个发射波段和45个激发波段.EEMs矩阵被划分成6个随机子集, 3个子集用于建模, 另外3个用于模型验证数据集, 每个EEMs子集均逐步从3~5个组分模型逐一验证, 最终得到4个荧光组分模型, 并通过对半检验、随机初始化分析以及残差分析. PARAFAC分析得到的每个荧光组分的最大荧光强度(Fmax) 用以表征各类荧光物质浓度和荧光强度, 单位为拉曼单位(Raman unit)[34].
1.4 降雨量数据本研究包含1953~2017年宜兴站降雨量数据, 由中国气象数据网(http://data.cma.cn)整理得到.
1.5 数据处理方法本研究使用R (v3.6.3)和Rstudio软件进行数据统计分析[包括平均数、标准差、t检验(t-test)、主成分分析(PCA)和相关性分析等]和图表绘制, 此外, 通过ArcGIS 10.5绘制空间插值图.
2 结果与分析 2.1 天目湖水文特征天目湖流域附近宜兴站降雨量数据可用来表征该流域不同季节的水文特征.天目湖流域降雨量随季节变化明显(图 2), 夏季(6~8月) 降雨量(161.5 mm±105.2 mm) 显著高于其他季节, 春季(3~5月) 降雨量(101.8 mm±52.4 mm) 次之, 其次是秋季(9~10月) 降雨量(75.2 mm±67.0 mm), 冬季的降雨量最低(51.2 mm±34.6 mm), 该结果表明天目湖降雨和径流输入存在明显的季节分异.
|
箱体展示上四分位数、中位数和下四分位数;散点代表离群值 图 2 1953~2017年宜兴站多年月平均降雨量情况 Fig. 2 Boxplots showing monthly variability of rainfall at the Yixing Station in 1953-2017 |
PARAFAC分析得到了4个荧光组分(图 3)：组分C1 (Ex/Em=235 nm/404 nm) 为微生物作用类腐殖酸组分, 与微生物对类腐殖酸的再处理有关[18, 35]; 组分C2 [Ex/Em=280(< 230) nm/340 nm]和组分C3 [Ex/Em=270(< 230) nm/ < 300 nm] 分别为类色氨酸、类酪氨酸组分, 均属于内源类蛋白组分[36, 37], 来源于原生地微生物降解作用或生活污水排放; 组分C4 [Ex/Em=365(265) nm/452 nm] 是陆源类腐殖质组分, 主要来源于外源输入[38].天目湖表层水中C1组分相对丰度最高(44.2%±9.8%), 其次为C2 (29.2%±4.3%)和C3 (17.2%±13.1%), C4组分相对丰度最低(9.4%±2.4%).
|
图 3 平行因子分析(PARAFAC) 得到的4种荧光组分(C1~C4) 激发发射荧光图谱及对半检验结果 Fig. 3 Excitation-emission fluorescence spectral shapes of the four fluorescent components (C1-C4) and split-half validation by PARAFAC |
天目湖表层水年平均DOC浓度和CDOM吸收荧光相关指标均表现出明显的空间差异(图 4).DOC浓度、IC∶IT以及微生物作用类腐殖酸组分C1和陆源类腐殖质组分C4的荧光强度均表现为河口区域向下游区域减小的趋势, 说明河流输入是天目湖腐殖质类物质的重要来源.S275-295、BIX以及类蛋白质组分C2和C3则表现为下游湖区高于河口区, 说明在受陆源影响较小的区域, 内源CDOM的贡献相加增大.类腐殖酸组分(C1和C4) 占比在河口区(57.9%±7.3%) 高于下游区域(52.1%±12.4%).
|
图 4 天目湖年平均DOC浓度、CDOM吸收和各荧光组分荧光强度的空间差异 Fig. 4 Spatial variations in the annual average DOC concentration and CDOM-related parameters in Lake Tianmu in 2017 |
天目湖TM7点位表层、中层和底层水DOC浓度和CDOM吸收荧光相关指标存在差异, 但均不显著(t-test, P>0.05, 图 5), 这可能与样点数目较少有关.DOC浓度和陆源类腐殖质组分C4的荧光强度由表层向底层递增, 且a(250)∶a(365)和S275-295由表层向底层递减, 说明大分子陆源类腐殖酸物质在湖底层积累.类蛋白质组分C2和C3则表现为表层和中层水高于底层水.
|
图 5 天目湖表层、中层和底层的DOC浓度、CDOM吸收和各荧光组分荧光强度差异 Fig. 5 Boxplots showing differences in the DOC concentration and CDOM-related parameters of the surface, middle, and bottom layers at TM7 in Lake Tianmu |
通过对比不同季节河口区和下游湖区表层水DOC浓度和CDOM吸收荧光相关指标发现(图 6), 夏季DOC浓度要显著高于其他3个季节(t-test, P < 0.05), 河口区DOC浓度在各个季节均略高于下游湖区DOC浓度, 但这一差异不显著(t-test, P>0.05); 而CDOM丰度a(254) 则表现为夏、秋季节显著高于冬、春季节(t-test, P < 0.05), 且除冬季外, 河口区和下游湖区均有显著差异(t-test, P < 0.05). CDOM吸收系数比值a(250)∶a(365) 表现为春季显著高于秋、冬季节, 且春、夏季下游湖区显著高于河口区(t-test, P < 0.05); CDOM光谱斜率S275-295也表现为冬季最低, 且春、夏、秋季下游湖区显著高于河口区(t-test, P < 0.05).对于荧光组分而言, 微生物作用类腐殖质组分C1、类色氨酸组分C2和类腐殖质组分均C4表现为秋季最高, 春季最低, 且C1和C4在春、夏季河口区域显著高于下游湖区(t-test, P < 0.05); 类酪氨酸组分C3季节差异小于其他组分, 表现为冬季最低.此外, 夏季各荧光组分均出现明显的离群值.
|
***表示P < 0.001, **表示P < 0.01, *表示P < 0.05, ns表示不显著, 黑色散点表示离群值 图 6 天目湖DOC浓度、CDOM吸收和各荧光组分荧光强度季节变化 Fig. 6 Boxplots showing seasonal variations in DOC concentration and CDOM-related parameters in Lake Tianmu |
基于表层水DOC和CDOM吸收荧光相关指标的PCA分析显示(图 7), 前2个主成分PC1和PC2分别解释了总方差的35.1%和26.9% (图 7).与PC1相关性较高的指标为S275-295、a(250)∶a(365)、SR和BIX (r>0.55, P < 0.001) 以及IC∶IT、HIX和C4 (r < -0.6, P < 0.001), 这表明PC1可能与CDOM腐殖质化程度和分子量大小变化有关[图 7(a)].与PC2相关性较高的指标为a(254)、C1、C2和C4 (r>0.7, P < 0.001), 这表明PC2可能主要与CDOM丰度有关[图 7(a)].在样品得分中可以看出[图 7(b)], 河口区域样品PC1得分基本为负, 而下游湖区样品PC1得分则主要为正, 另外, 夏季PC1得分高于冬季; 夏、秋季样品PC2得分主要为正, 而春、冬季样品PC2得分主要为负.
|
图 7 基于CDOM吸收荧光指标的主成分分析(PCA) 载荷图和不同季节和不同湖区样品PC1和PC2的得分 Fig. 7 Principal component analysis (PCA) for CDOM-related parameters and PC1 and PC2 factor scores of samples collected from Lake Tianmu in 2017 |
本研究表明天目湖CDOM来源和组成受外源输入和内源自生等多重影响表现出显著的空间分异和季节变化特征.
3.1 天目湖CDOM组成特征天目湖CDOM丰度a(254) 的范围为8.7~15.4 m-1, 平均值为10.8 m-1±1.4 m-1.以往基于我国22个湖泊的821个点位的研究提出a(254) 可用于判断湖泊的富营养化程度, a(254) 处于4~10 m-1表明处于中营养状态; 10~15 m-1表明处于轻度富营养化, 15~23 m-1表明处于中度富营养化[20].以此判断天目湖水库已基本处于轻度富营养化状态, 且位于河口附件点位在夏、秋季节已处于中度富营养水平(图 5), 这与传统的根据总氮、总磷和叶绿素等指标判断的富营养化状态结果相符[2], 说明应加强对天目湖水库的营养盐及有机物输入管控, 尤其在春、秋季节的河口区域, 以避免天目湖水库富营养化程度的进一步加重.该结果也进一步证实用CDOM丰度a(254) 作为判断富营养化状态的指标的可行性及灵敏性.平行因子分析结果表明天目湖CDOM库中微生物作用类腐殖酸组分C1占比最高, 其次为类色氨酸组分C2、类酪氨酸C3和陆源类腐殖酸组分C4, 总体而言, 类腐殖酸组分C1和C4占比53.9%±18.8%, 类蛋白质组分占比46.1%±11.4%.类腐殖质组分一般被认为主要与外源输入有关, 包括径流输入和农田污水的排放等[18], 例如, 有研究表明暴雨径流会造成陆源类腐殖质和微生物作用类腐殖质组分的急剧增加[39].类蛋白质组分通常被认为主要与内源微生物作用相关, 同时生活污水的排放也可以促进类蛋白质组分的增加[18], 由此说明天目湖CDOM组成受外源输入和内源自生的共同影响, 且类腐殖酸组分占比稍高于类蛋白组分.天目湖分层采样结果显示DOC和大分子陆源类腐殖酸物质在湖底层丰度较高, 这可能与水库异重流有关.携沙径流进入相对清水水库后由于重量差等会形成水库异重流, 导致悬浮物质和腐殖质在底层的淤积, 从而造成水库水质的改变[40, 41].腐殖质一般被认为是微生物难降解物质[42], 同时天目湖热分层时期底层溶氧和营养盐含量处于较低水平[22], 可能会抑制微生物作用, 这在一定程度上解释了底层蛋白质组分荧光强度小于表层和中层的现象.值得指出的是, DOC浓度与CDOM吸收和荧光相关指标在不同分层均无显著差异, 这可能与样品数量不足有关, 未来还需对CDOM不同深度分布特征及驱动机制作进一步研究.
3.2 外源输入对天目湖CDOM组成的影响天目湖河口区和下游湖区CDOM丰度和组成具有明显差异, 且这一差异尤其体现在春、夏、秋季, 而降雨量较小的冬季无显著差异(图 4和图 6), 这意味着入湖河流输入是天目湖CDOM的重要来源之一.河口区域a(254)、微生物作用类腐殖酸组分C1、陆源类腐殖酸C4和类腐殖质组分占比均高于下游湖区, 而S275-295、a(250)∶a(365)和PC1低于下游湖区, 说明河流输入导致河口区域CDOM腐殖质化程度升高, 且这一部分CDOM分子量较大.从河口到下游湖区, 由于湖水的稀释以及光降解和微生物降解, 类腐殖质组分荧光强度逐渐减弱.这一研究结果与千岛湖、太湖和洪泽湖等相似[43~46].天目湖上游河流流域土地利用类型以农田、建设用地、林地和茶园等为主(图 1), 以往的研究表明, 天目湖入湖河流受农业面源污染影响显著, 且河口为天目湖氮、磷营养盐等污染最严重的区域[25].结合本研究表明, 农业面源污染不仅携带大量的无机营养盐还包括土壤淋溶带来的类腐殖质等大分子有机物.从长时间尺度来看, 天目湖入湖河流类腐殖质CDOM的占比与流域内与人类活动相关的土地利用类型(农田和建设用地) 的占比呈显著正相关[47], 说明人类活动通过农业生产或城市化等过程改变土地利用类型, 从而影响了天目湖CDOM组成特征.值得指出的是, 类色氨酸组分C2和类酪氨酸组分C3在河口和下游湖区不同季节基本没有显著差异, 这说明河流携带的类蛋白质组分对天目湖CDOM库的影响小于类腐殖质组分.类蛋白组分一般被认为来源于生活污水或微生物降解藻类或水生植物的残留物等[18, 33], 下游湖区靠近天目湖旅游区域, 受生活污水排放影响显著, 这一定程度上减弱了河口和下游湖区的差异.另一方面, 下游湖区与河口相比受到扰动相对较小, 更有利于稳定的微生物作用, 这与表征新生内源CDOM的指数BIX从河口处向大坝出水口处递增相印证(图 4)[32].
3.3 天目湖CDOM季节差异分析天目湖CDOM组成季节差异主要表现在夏、秋季节与冬、春季节的差异(图 7).不同季节不仅代表降雨量和径流输入的差异, 还对水体温度、热分层和浮游植物生物量等产生显著影响[22], 从而影响天目湖CDOM组分特征.值得指出的是, CDOM不同组分荧光强度极大值一般出现在夏季(图 6), 但从平均值来看, 夏季CDOM丰度a(254)和C1、C2和C4组分荧光强度低于秋季.这一方面可能是由于径流不仅携带有机物进入水体, 较高的降雨量和径流量对湖水也具有一定的稀释作用.另一方面, 以往研究曾发现, 强降雨过程中天目湖水体CDOM各荧光组分浓度并未出现高值, 而强降雨过程后CDOM组分荧光强度则出现上升并维持高值, 说明降雨和径流输入对天目湖CDOM的影响具有时滞效应[47].此外, 在水力滞留时间较长的其他湖泊或水库中也发现, 在发生暴雨径流后30 d内DOC浓度始终保持在高于径流前的水平[39, 48].同时, 有研究发现天目湖5~9月浮游植物生物量均维持在较高水平[25], 即经过春、夏季节水体中积累了大量的浮游植物生物量, 微生物降解浮游植物过程中伴随着类蛋白组分和类腐殖酸组分的转化[14].除此之外, 天目湖在5~9月存在明显的热分层现象不利于底层与表层的物质交换, 且热分层时期底层溶氧和营养盐含量处于较低水平, 会抑制底层微生物对有机物的降解活动, 而秋季10月份水体热分层消失[22], 有利于底层CDOM向表层的释放.以往研究表明, 对于浅水湖泊如太湖而言, 风浪扰动等引起的底泥再悬浮也会造成CDOM从底泥间隙水中的释放[49], 这可能意味着沉积物释放也是天目湖秋季CDOM丰度较高的一个原因, 未来还需进一步研究.
湖泊内CDOM在接收外源、内源和人类活动来源的同时, 也经历着光和微生物介导的有机物矿化[50, 51], 也就是说湖泊内CDOM通常处于新生与降解的动态平衡的瞬时态.有研究表明, 光降解会导致S275-295的增加[28, 52], 这可能在一定程度上解释了夏季S275-295及PC1显著高于冬季(图 6和图 7) 的现象.光降解类腐殖质物质不仅造成无机碳的产生, 还会伴随着不易光降解的小分子有机物的产生, 可进一步促进微生物对有机物的利用[53, 54], 这一过程也伴随着BIX的升高[53].因此对CDOM组成的研究不仅要考虑CDOM的不同来源, 更要结合微生物和光降解对CDOM的矿化作用, 才能更准确地解释其组成及时空分异特征.
4 结论(1) CDOM荧光光谱平行因子分析结果显示, 天目湖CDOM库以微生物作用类腐殖酸组分和类色氨酸组分占主导, 其次为类酪氨酸和陆源类腐殖酸组分, 表明天目湖CDOM组成受外源输入和内源自生的共同影响.
(2) 天目湖河口区域a(254)、微生物作用类腐殖酸组分和陆源类腐殖酸高于下游湖区, 而S275-295、a(250)∶a(365)和PC1低于下游湖区, 说明河流输入导致河口区域CDOM腐殖质化程度升高, 且这一部分CDOM分子量较大.
(3) 天目湖CDOM组成季节差异主要表现在夏、秋季节与冬、春季节的差异.不同季节对CDOM组成的影响不仅表现在降雨量和径流输入的差异, 还需综合考虑水体温度、热分层、浮游植物生物量以及微生物和光降解对CDOM的矿化作用等对CDOM组成的影响.
致谢: 感谢叶小锐、石玉和张成英等同志在野外及室内实验过程中给予的帮助.
| [1] |
韩博平. 中国水库生态学研究的回顾与展望[J]. 湖泊科学, 2010, 22(2): 151-160. Han B P. Reservoir ecology and limnology in China: a retrospective comment[J]. Journal of Lake Sciences, 2010, 22(2): 151-160. |
| [2] |
朱广伟, 陈伟民, 李恒鹏, 等. 天目湖沙河水库水质对流域开发与保护的响应[J]. 湖泊科学, 2013, 25(6): 809-817. Zhu G W, Chen W M, Li H P, et al. Response of water quality to the catchment development and protection in Tianmuhu Reservoir, China[J]. Journal of Lake Sciences, 2013, 25(6): 809-817. |
| [3] |
张黎庆, 王银龙. 水库水质保护措施探讨[J]. 环境与发展, 2014, 26(6): 19-24. Zhnag L Q, Wang Y L. Study on reservoir water quality protection measures[J]. Environment and Development, 2014, 26(6): 19-24. DOI:10.3969/j.issn.1007-0370.2014.06.007 |
| [4] | 孙振刚, 张岚, 段中德. 我国水库工程数量及分布[J]. 中国水利, 2013(7): 10-11. |
| [5] | Coble P G. Marine optical biogeochemistry: the chemistry of ocean color[J]. Chemical Reviews, 2007, 107(20): 402-418. |
| [6] | 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. DOI:10.1007/s10750-006-0520-6 |
| [7] | Archibald J P, Santos I R, Davis K L. Diel versus tidal cycles of chromophoric dissolved organic matter (CDOM) and radon in a coral reef in the Great Barrier Reef[J]. Regional Studies in Marine Science, 2019, 29. DOI:10.1016/j.rsma.2019.100659 |
| [8] | Zhou Y Q, Xiao Q T, Yao X L, et al. Accumulation of terrestrial dissolved organic matter potentially enhances dissolved methane levels in eutrophic Lake Taihu, China[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(18): 10297-10306. |
| [9] | Clements W H, Brooks M L, Kashian D R, et al. Changes in dissolved organic material determine exposure of stream benthic communities to UV-B radiation and heavy metals: implications for climate change[J]. Global Change Biology, 2008, 14(9): 2201-2214. DOI:10.1111/j.1365-2486.2008.01632.x |
| [10] | Chen Y L, Arnold W A, Griffin C G, et al. Assessment of the chlorine demand and disinfection byproduct formation potential of surface waters via satellite remote sensing[J]. Water Research, 2019, 165. DOI:10.1016/j.watres.2019.115001 |
| [11] | Wang M, Chen Y G. Generation and characterization of DOM in wastewater treatment processes[J]. Chemosphere, 2018, 201: 96-109. |
| [12] | Zhang Y L, Zhou L, Zhou Y Q, et al. Chromophoric dissolved organic matter in inland waters: Present knowledge and future challenges[J]. Science of the Total Environment, 2021, 759. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.143550 |
| [13] | 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. DOI:10.1016/j.watres.2020.116471 |
| [14] | Zhang Y L, Van Dijk M A, 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. DOI:10.1016/j.watres.2009.07.024 |
| [15] | Bai L L, Cao C C, Wang C H, et al. Toward quantitative understanding of the bioavailability of dissolved organic matter in freshwater lake during cyanobacteria blooming[J]. Environmental Science & Technology, 2017, 51(11): 6018-6026. |
| [16] | Murphy K R, Stedmon C A, Waite T D, et al. Distinguishing between terrestrial and autochthonous organic matter sources in marine environments using fluorescence spectroscopy[J]. Marine Chemistry, 2008, 108(1-2): 40-58. DOI:10.1016/j.marchem.2007.10.003 |
| [17] | Spencer R G M, Guo W D, Raymond P A, et al. Source and biolability of ancient dissolved organic matter in glacier and lake ecosystems on the Tibetan Plateau[J]. Geochimica et Cosmochimica Acta, 2014, 142: 64-74. DOI:10.1016/j.gca.2014.08.006 |
| [18] | Zhou Y Q, Zhang Y L, Jeppesen E, et al. Inflow rate-driven changes in the composition and dynamics of chromophoric dissolved organic matter in a large drinking water lake[J]. Water Research, 2016, 100: 211-221. DOI:10.1016/j.watres.2016.05.021 |
| [19] | Heibati M, Stedmon C A, Stenroth K, et al. Assessment of drinking water quality at the tap using fluorescence spectroscopy[J]. Water Research, 2017, 125: 1-10. DOI:10.1016/j.watres.2017.08.020 |
| [20] | Zhang Y L, Zhou Y Q, Shi K, et al. Optical properties and composition changes in chromophoric dissolved organic matter along trophic gradients: Implications for monitoring and assessing lake eutrophication[J]. Water Research, 2018, 131: 255-263. |
| [21] |
李元鹏, 石玉, 张柳青, 等. 千岛湖有色可溶性有机物光谱学特征及环境指示意义[J]. 环境科学学报, 2019, 39(11): 3856-3865. Li Y P, Shi Y, Zhang L Q, et al. Spectral characteristics and environmental significance of chromophoric dissolved organic matter in Lake Qiandao, a large drinking water reservoir[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019, 39(11): 3856-3865. |
| [22] |
孙祥, 朱广伟, 笪文怡, 等. 天目湖沙河水库热分层变化及其对水质的影响[J]. 环境科学, 2018, 39(6): 2632-2640. Sun X, Zhu G W, Da W Y, et al. Thermal stratification and its impacts on water quality in Shahe Reservoir, Liyang, China[J]. Environmental Science, 2018, 39(6): 2632-2640. |
| [23] |
张柳青, 彭凯, 杨艳, 等. 不同水文情景下洪泽湖、骆马湖有色可溶性有机物生物可利用性特征[J]. 光谱学与光谱分析, 2020, 40(1): 85-90. Zhang L Q, Peng K, Yang Y, et al. The bioavailability characteristics of CDOM in Lake Hongze and Lake Luoma under different hydrological scenarios[J]. Spectroscopy and Spectral Analysis, 2020, 40(1): 85-90. |
| [24] |
陈乐, 周永强, 周起超, 等. 抚仙湖有色可溶性有机物的来源组成与时空变化[J]. 湖泊科学, 2019, 31(5): 1357-1367. Chen L, Zhou Y Q, Zhou Q C, et al. Sources, composition and spatiotemporal variations of chromophoric dissolved organic matter in a deep oligotrophic Lake Fuxian, China[J]. Journal of Lake Sciences, 2019, 31(5): 1357-1367. |
| [25] |
崔扬, 朱广伟, 李慧赟, 等. 天目湖沙河水库水质时空分布特征及其与浮游植物群落的关系[J]. 水生态学杂志, 2014, 35(3): 10-18. Cui Y, Zhu G W, Li H Y, et al. Spatial and temporal distribution characteristics of water quality in Shahe Reservoir within Tianmuhu Reservoir and its relationship with phytoplankton community[J]. Journal of Hydroecology, 2014, 35(3): 10-18. DOI:10.3969/j.issn.1674-3075.2014.03.002 |
| [26] |
孙祥. 水文气象对天目湖沙河水库藻类群落结构动态变化的影响[D]. 芜湖: 安徽师范大学, 2018. Sun X. Effects of hydrological and meteorological conditions on the dynamics of phytoplankton community struture in Shahe Reservoir, Tianmu Lake[D]. Wuhu: Anhui Normal University, 2018. |
| [27] | 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: 608-617. DOI:10.1016/j.chemosphere.2017.09.006 |
| [28] | 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. DOI:10.4319/lo.2008.53.3.0955 |
| [29] | Weishaar J L, Aiken G R, Bergamaschi B A, et al. Evaluation of specific ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon[J]. Environmental Science & Technology, 2003, 37(20): 4702-4708. |
| [30] | 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. DOI:10.1039/c3ay41160e |
| [31] | 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. |
| [32] | Huguet A, Vacher L, Relexans S, et al. Properties of fluorescent dissolved organic matter in the Gironde Estuary[J]. Organic Geochemistry, 2009, 40(6): 706-719. DOI:10.1016/j.orggeochem.2009.03.002 |
| [33] | 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. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.08.196 |
| [34] | Lawaetz A J, Stedmon C A. Fluorescence intensity calibration using the Raman scatter peak of water[J]. Applied Spectroscopy, 2009, 63(8): 936-940. |
| [35] | Cawley K M, Butler K D, Aiken G R, et al. Identifying fluorescent pulp mill effluent in the Gulf of Maine and its watershed[J]. Marine Pollution Bulletin, 2012, 64(8): 1678-1687. |
| [36] | 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(2): 686-697. |
| [37] | Murphy K R, Hambly A, Singh S, et al. Organic matter fluorescence in municipal water recycling schemes: toward a unified PARAFAC model[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(7): 2909-2916. |
| [38] | Shutova Y, Baker A, Bridgeman J, et al. Spectroscopic characterisation of dissolved organic matter changes in drinking water treatment: from PARAFAC analysis to online monitoring wavelengths[J]. Water Research, 2014, 54: 159-169. |
| [39] |
李程遥, 黄廷林, 温成成, 等. 汛期暴雨径流对饮用水水库溶解性有机质(DOM)光谱特征的影响[J]. 环境科学, 2021, 42(3): 1391-1402. Li C Y, Huang T L, Wen C C, et al. Influence of storm runoff on the spectral characteristics of dissolved organic matter (DOM) in a drinking water reservoir during the flood season[J]. Environmental Science, 2021, 42(3): 1391-1402. |
| [40] |
刘日锋, 李扬, 马卫星, 等. 暴雨径流潜流演变特征及对水源水库水质的影响[J]. 供水技术, 2017, 11(4): 6-11, 16. Liu R F, Li Y, Ma W X, et al. Characteristics of rainstorm flow undercurrent evolution and its influence on water quality of source water reservoir[J]. Water Technology, 2017, 11(4): 6-11, 16. |
| [41] | 李涛, 谈广鸣, 张俊华, 等. 水库异重流研究进展[J]. 中国农村水利水电, 2006(9): 21-24. |
| [42] | Pérez M T, Sommaruga R. Differential effect of algal- and soil-derived dissolved organic matter on alpine lake bacterial community composition and activity[J]. Limnology and Oceanography, 2006, 51(6): 2527-2537. |
| [43] |
石玉, 周永强, 张运林, 等. 太湖有色可溶性有机物组成结构对不同水文情景的响应[J]. 环境科学, 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]. Environmental Science, 2018, 39(11): 4915-4924. |
| [44] |
刘明亮, 张运林, 秦伯强. 太湖入湖河口和开敞区CDOM吸收和三维荧光特征[J]. 湖泊科学, 2009, 21(2): 234-241. Liu M L, Zhang Y L, Qin B Q. Characterization of absorption and three-dimensional excitation-emission matrix spectra of chromophoric dissolved organic matter at the river inflow and the open area in Lake Taihu[J]. Journal of Lake Sciences, 2009, 21(2): 234-241. |
| [45] |
张柳青, 彭凯, 周蕾, 等. 南水北调东线中游枢纽湖泊有色可溶性有机物来源组成特征[J]. 环境科学, 2019, 40(7): 3018-3029. Zhang L Q, Peng K, Zhou L, et al. Characterizing chromophoric dissolved organic matter in key lakes in the middle reaches of the east route of the South-North Water Diversion Project[J]. Environmental Science, 2019, 40(7): 3018-3029. |
| [46] |
张柳青, 杨艳, 李元鹏, 等. 高邮湖、南四湖和东平湖有色可溶性有机物来源组成特征[J]. 湖泊科学, 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. |
| [47] | Shi Y, Zhang L Q, Li Y P, et al. Influence of land use and rainfall on the optical properties of dissolved organic matter in a key drinking water reservoir in China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 699. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134301 |
| [48] | Warner K A, Saros J E. Variable responses of dissolved organic carbon to precipitation events in boreal drinking water lakes[J]. Water Research, 2019, 156: 315-326. |
| [49] | Zhou Y Q, Zhou J, Jeppesen E, et al. Will enhanced turbulence in inland waters result in elevated production of autochthonous dissolved organic matter?[J]. Science of the Total Environment, 2016, 543: 405-415. |
| [50] | Ward C P, Nalven S G, Crump B C, et al. Photochemical alteration of organic carbon draining permafrost soils shifts microbial metabolic pathways and stimulates respiration[J]. Nature Communications, 2017, 8(1). DOI:10.1038/s41467-017-00759-2 |
| [51] | Cory R M, Ward C P, Crump B C, et al. Sunlight controls water column processing of carbon in arctic fresh waters[J]. Science, 2014, 345(6199): 925-928. |
| [52] |
梁文健. 渤海和北黄海有色溶解有机物(CDOM)的分布特征及季节变化的初步研究[D]. 合肥: 中国科学技术大学, 2018. Liang W J. A preliminary study on distribution and seasonal variations of chromophoric dissolved organic matter (CDOM) in the Bohai Sea and the North Yellow Sea[D]. Hefei: University of Science and Technology of China, 2018. |
| [53] | Li S D, Hou X, Shi Y, et al. Rapid photodegradation of terrestrial soil dissolved organic matter (DOM) with abundant humic-like substances under simulated ultraviolet radiation[J]. Environmental Monitoring and Assessment, 2020, 192(2). DOI:10.1007/s10661-019-7945-7 |
| [54] | Tranvik L J, Bertilsson S. Contrasting effects of solar UV radiation on dissolved organic sources for bacterial growth[J]. Ecology Letters, 2001, 4(5): 458-463. |