2021, Vol. 42
2. 中国科学院南京地理与湖泊研究所, 湖泊与环境国家重点实验室, 南京 210008;
3. 中国电力工程顾问集团东北电力设计院有限公司, 长春 130021
, CUI Yang3 , CHEN Hui-min1,2 , ZHU Jun-yu2 , LI Yu-yang2 , GUO Yan-ni2 , ZHOU Yong-qiang2 , HAN Long-fei1
2. State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
3. Northeast Electric Power Design Institute Co., Ltd., China Power Engineering Consulting Group, Changchun 130021, China
城市是全球碳排放的热点区域.城市河流湖泊作为城市水资源的主要载体, 负担着供水、调节局地小气候、调水蓄水以及城市景观美化的重要作用.随着城市用地面积大幅扩张和人口集聚, 人类生产生活排放的大量废水进入城市中各类水体, 使得城市水生态系统以及生物多样性发生着显著改变[1].这必然会改变城市水体中溶解性有机质的来源和组成, 影响有机质生物可利用性及城市热点区域温室气体排放乃至局地气候变化的走向.
溶解性有机物(DOM)是水体中有机化合物组成的异质混合物, 是全球范围内最大的碳库[2], 其物质组成及来源对全球碳循环和气候变化有着重要意义.有色可溶性有机物(chromophoric DOM, CDOM)是指DOM中能够强烈吸收紫外辐射和蓝光部分的有机物, 在紫外和短波长可见光区的微生物及光化学反应会影响水体污染物的迁移及毒理特征[3].城市周边水库是居民用水的重要供给源, 水库中高浓度CDOM的存在会使得水处理过程中大量致癌物质释放, 能严重威胁城市居民用水安全[3].
激发-发射矩阵荧光光谱和平行因子(EEMs-PARAFAC)结合法是近年来用于追踪CDOM荧光组分类型及强度变化的一种新兴方法, 较传统方法避免了由于人为随意性而产生的分析结果误差[4~6].目前针对城市化对溶解性有机物(dissolved organic matter, DOM)库影响的研究主要集中在城市河流源头与下游的组成变化上[7~9], 但是关于城市内部各类水体DOM组成和来源的综合研究仍十分欠缺.长春市是我国吉林省的省会, 位于东北的地理中心, 在过去几十年里, 来自工业、农业以及城市建设等巨大环境压力对水体生态系统安全产生了广泛影响.本文通过采集长春市的城市河道、水库以及城市公园湖泊水样, 探究长春市不同水体CDOM吸收与荧光特征, 了解水体中DOM来源与归趋及潜在驱动机制, 旨在为长春市水体污染防治及水资源保护提供科技支撑.
1 材料与方法 1.1 样品采集与处理2020年6月于长春市各类水体均匀布设50个样点, 其中21个河流样本采集自伊通河及其贯穿长春市的子河道; 18个城市湖泊水样采集自长春市内的北湖、南湖、三佳湖以及青年公园; 11个水库样品采集自长春市北部的八一水库和净月水库(图 1).
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图 1 长春市水体采样点示意 Fig. 1 Location of sampling sites in the various aquatic environments of Changchun City |
水样采用酸洗过的聚氯乙烯瓶盛装且在避光条件下冷藏保存, 采样结束后立即送回实验室过滤.水样先通过高温灼烧过(450℃烧4 h)的0.7 μm的Whatman GF/F玻璃纤维滤膜过滤后, 再通过0.22 μm孔径的Millipore滤膜过滤, 两次过滤所得的水样均置于4℃恒温冷藏保存, 在3 d内完成所有指标的监测分析.其中经过0.7 μm的GF/F滤膜过滤的水样用于测定溶解性有机碳(DOC)浓度、溶解性总氮(TDN)和溶解性总磷(TDP)等一些主要水质参数, 而经过0.2 μm的Millipore滤膜过滤的水样则用于测定CDOM吸收光谱和三维荧光光谱.
1.2 样品参数测定 1.2.1 主要水质参数测定水样滤经0.7 μm孔径的Whatman GF/F玻璃纤维滤膜以测定DOC浓度、溶解性总氮(TDN)、溶解性总磷(TDP)、硝氮(NO3--N)、亚硝氮(NO2--N)、氨氮(NH4+-N)和磷酸(PO4--P).DOC浓度是利用Shimadzu总有机碳分析(TOC-L) 在680℃高温环境下采用NPOC扫吹模式测定, 仪器检测范围为0.5~500 mg·L-1, 检测精度为0.1 mg·L-1[10].总氮(TN)和溶解性总氮(TDN)的测定需在120℃高温环境下消煮40 min后采用Shimadzu UV- 2550PC UV-Vis分光光度计测定210 nm处吸光度, 总磷(TP)和溶解性总磷(TDP)则是经过120℃高温环境下消煮40 min后采用钼蓝显色定磷法测定.利用连续流动分析仪(Skalar SAN++, 荷兰代尔夫特)测定NH4+-N、NO3--N、NO2--N以及PO4--P浓度[11].
1.2.2 紫外-可见光吸收光谱测定水样经过Whatman GF/F玻璃纤维滤膜(0.7 μm)和Millipore膜纤维素滤膜(0.2 μm)过滤后, 采用Shimadzu UV-Vis 2550紫外可见分光光度计及配套5 cm比色皿测定CDOM吸光度, 利用当天的超纯水Milli-Q用作空白对照, 吸光度测量范围为200~800 nm, 间隔为1 nm.通过对每个波长(λ)的吸光度测量值减去700 nm处相应的吸光度值进行基线校正, 目的是为了消除滤液中潜在颗粒物的散射效应, 并根据公式(1) 计算对应波长的吸收系数[12]：
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(1) |
式中, aλ是指波长λ处的CDOM吸收系数, D(λ)是指扣除700 nm处相应的吸光度后在波长λ的吸光度, r是指比色皿路径长度(m).本文用a254即CDOM在254 nm处的吸收系数来表征CDOM浓度[13].
CDOM光谱斜率S275- 295是采用指数函数对275~295 nm波段的吸收光谱进行非线性拟合得到的, 其计算公式如式(2)所示：
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(2) |
式中, aλ为波长λ下的CDOM吸收系数, λ0为参照波长440 nm, S表示光谱斜率.S275- 295
CDOM腐殖化信号呈反比例关系, S275- 295值越小表明陆源类腐殖酸信号越强[14].
CDOM光谱斜率比(SR)是指波长范围在275~295 nm至350~400 nm的光谱斜率比[15].SR的大小可以代表DOM的相对分子质量, 且与其呈负相关关系, SR值越小表明CDOM中高分子量化合物占比更高[14].
比紫外吸收系数(SUVA254)是波长在254 nm处的吸收系数与DOC浓度的比值, 与CDOM的腐殖化程度及芳香性呈正比, SUV254值越大表明有机物的腐殖化及芳香性程度越高[14].
1.2.3 三维荧光光谱测定本文采用配有700 V电压氙灯的F- 7000荧光光谱仪(日本Hitachi公司)在室温[(20±2)℃]下测定样品的三维荧光光谱, 激发光谱的范围为200~450 nm, 间隔为5 nm, 发射光谱的范围为250~600 nm, 间隔为1 nm, 扫描速度为2 400 nm·min-1, 激发及发射波长带宽为5 nm.用当天所测得超纯水(Milli-Q)作为空白来扣除水拉曼散射峰, 并采用当日超纯水EEMs中激发波长350 nm和发射波长371~428 nm下荧光强度积分的比值对所有三维荧光光谱的荧光强度定标为拉曼单位(Raman unit, R.U.)[16].利用MATLAB软件下drEEM工具包裁剪插值的方法进行瑞利散射校正[17], 采用EEMs中相应激发-发射波长处的吸光度进行内滤波效应校正[18].
当前国际上广泛使用荧光指数FI370, 腐殖化指数HIX (humification index) 以及内源生物活性指数BIX (biological index)表征水体CDOM来源以及腐殖化程度.荧光指数(FI370)定义为激发波长为370 nm时发射波长为470 nm与520 nm处荧光强度的比值, 可用来表征CDOM中腐殖质的来源, 当FI>1.9时水体中CDOM以自生源为主, FI < 1.4时CDOM主要以陆源输入为主[19].腐殖化指数(HIX) 定义为激发波长为255 nm时, 发射波长为435~480 nm与300~345 nm波段内的荧光强度积分的比值, 该指数越大, 表征CDOM腐殖化程度越高[20].内源生物活性指数(BIX) 定义为激发波长为310 nm时发射波长380 nm与430 nm下荧光强度比值, 当BIX>1时意味着水体中CDOM主要来源于微生物和细菌分解; 当BIX值区间为0.6~0.8时表明CDOM主要为陆源输入; 当BIX值区间为0.8~1.0时则表示水体CDOM来源介于二者之间[21].
1.2.4 平行因子分析采用MATLAB R2015b下drEEM工具箱(ver.0.2.0)进行平行因子分析(PARAFAC), 共抽取50个EEMs矩阵进行计算, 每个矩阵对应于45个激发波长、251个发射波长.结果表明3个组分模型能很好地通过对半检验(split-half analysis)、随机初始化分析(random initialization analysis)及残差分析(residual analysis)[22], 由此认为3个组分模型能很好地解释所有EEMs变量.
1.3 数据处理本文使用ArcGIS 10.2绘制采样点位图, 采用MATLAB R2015b下的drEEM工具箱进行平行因子分析建模, 并利用Rx64 3.6.3软件对数据进行统计分析(分析结果包括平均值、标准差、t检验以及线性回归).在t检验和相关分析过程中, P < 0.05表征两个独立样本组具有显著性差异或者变量间显著性相关.
2 结果与分析 2.1 长春市城市水体主要水质参数特征水质参数是用来表示水质状况的重要特征指标[23].本文主要用DOC浓度、总氮(TN)、总磷(TP)、溶解性总氮(TDN)、溶解性总磷(TDP)、硝氮(NO3--N)、亚硝氮(NO2--N)以及氨氮(NH4+-N)来反映长春市各类水体的水质状况.
城市河流DOC浓度(5.13~14.36 mg·L-1)波动较大, 明显高于水库水体DOC(5.21~6.14 mg·L-1, P < 0.05, t-test, 下同, 图 2), 且高于国内外大部分河流及世界河流DOC平均浓度5.75 mg·L-1[24].城市河流TN和TP浓度远大于公园湖泊及水库水体, 三者间存在显著性差异(P < 0.001).此外, 城市河流样品的DTN、DTP、NO3--N、NO2--N、NH4+-N和PO4--P指标均极显著高于水库样品(P < 0.001), 显著高于公园湖泊样品(P < 0.05), 而公园湖泊样品与水库样品各指标上未表现出显著性差异(P>0.1).
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图 2 长春市不同水体主要水质参数 Fig. 2 Water quality parameters of different water body types in Changchun City |
根据所测得总氮总磷的结果, 参照我国《地表水环境质量标准》(GB 3838- 2002)中规定的地表水环境质量标准基本项目标准限值, 可判断城市河流为Ⅴ类水, 湖泊水为Ⅲ类水, 而水库水为Ⅱ类水.在各类水体中总氮存在形式以溶解态为主, 水体中DTN占TN的百分比在72.16%~83.99%之间, 而DTP占TP的百分比在49.37%~60.72%之间.并且, 在所有水体中NO3--N对DTN贡献率最大, NH4+-N次之, 而由于亚硝酸盐是水体中硝化作用和反硝化作用的中间产物, 极不稳定, 因此NO2--N对DTN的贡献率最小.
对各类水体的水质参数进行主成分分析(图 3), 主成分PC1与PC2共解释所有信息的79.9%, 其中所有水质参数在第一主成分上表现出较强的正相关性, 表明PC1主要解释水质指标来源相同.TN、DTN、NO3--N和PO43--P与第二主成分表现出正相关性, 而TP、DTP、DOC、NO2--N和NH4+-N对第二主成分表现出负相关性, 这可能表明污染水体水质的来源不同.总而言之, 长春市各类水体的水质参数存在明显的差异性, 水质整体表现为水库优于公园湖泊, 进而优于城市河流.
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图 3 长春市不同水体主要水质参数主成分分析 Fig. 3 Principal component analysis of water quality parameters for the samples collected from Changchun City |
长春市各类水体CDOM的a254变化范围为17.3~49.2 m-1, 最大值出现在城市河流水体(图 4).城市河流水体a254的均值为(27.3±7.4) m-1, 显著高于公园湖泊[(22.0±2.8) m-1]与水库水体[(22.5±1.8) m-1](P < 0.05), 而公园湖泊与水库水体间无显著性差异(图 2), 这表明城市河流内的CDOM浓度显著高于另外两类水体.
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图 4 长春市不同水体a254、SR、S275- 295和SUVA254的变化特征 Fig. 4 Variability in a254, SR, spectral slope S275- 295, and specific ultraviolet absorbance at 254 nm SUVA254 of CDOM in the different water body types of Changchun City |
CDOM的光谱斜率比SR的变化范围为1.03~1.55, 最大最小值均出现在公园湖泊水体中, 公园湖泊水体SR均值为(1.30±0.15), 显著高于城市河流(1.18±0.10)与水库水体(1.22±0.03)(P < 0.05), 而城市河流与水库水体间无显著性差异, 这表明公园湖泊水体中CDOM主要由小分子化合物组成, 高分子化合物含量较少.
公园湖泊水体的CDOM光谱吸收斜率S275- 295均值为(24.4±1.3) μm-1, 显著高于水库水体[(23.3±0.7) μm-1](P < 0.001), 而水库均值进一步高于城市河流水体[(21.1±1.8) μm-1](P < 0.05), 而对于表征CDOM腐殖化和芳香性程度的SUVA254在三类水体间均无显著性差异.
2.2.2 长春市不同水体荧光组分特征利用PARAFAC模型对长春市湖泊、水库和河道水样的三维荧光光谱矩阵进行解析和对半检验, 最终确定3个能够很好模拟三维荧光光谱集的荧光组分(图 5).荧光组分C1(Ex=260 nm, Em=452 nm)具有一个激发峰和发射峰, 判断为陆源类腐殖质酸[25], 具有陆生植物或土壤有机质光谱特征, 反映关于土壤、森林溪流和湿地的DOM输入来源.在河口生态系统中, 通常观察到该组分与盐度呈负相关关系[26].荧光组分C2(Ex=245/290 nm, Em=388 nm)具有一个发射峰和两个激发峰, 为微生物作用的类腐殖质酸[27, 28].荧光组分C3(Ex=275 nm, Em=340 nm)代表类蛋白质中的类色氨酸荧光物质[29], 可以游离或与蛋白质结合存在于多种水生环境中[30].
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图 5 平行因子分析得到的3个荧光组分荧光光谱和对半检验结果 Fig. 5 Fluorescent spectra of the three PARAFAC components and split-half validation results |
长春市各类水体组分C1~C3的荧光强度均值均表现为城市河流>公园湖泊>水库(图 6).
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图 6 长春市不同类型水体CDOM各组分荧光强度 Fig. 6 Fluorescence intensities of three components in the different water body types of the Changchun City |
城市河流中各组分荧光强度均值表现为C2>C3>C1, 各组分间无显著性差异.水库水体中三类组分荧光强度均值为C1>C2>C3, 具体表现为陆源类腐殖质酸C1显著高于微生物作用类腐殖质酸C2(P < 0.005), 而C2又显著高于类色氨酸C3(P < 0.001).公园湖泊水体中CDOM三类组分的均值的大小比较与水库水体相反表现出C3>C2>C1的规律, 但各组分间无显著性差异.
2.2.3 长春市不同水体荧光参数特征长春市各类水体的CDOM荧光指数均值表现有所不同(图 7).城市河流水体的荧光指数FI370(2.39±0.29)均值显著高于水库水体(2.19±0.23)(P < 0.05, 图 7), 而与公园湖泊水体无显著性关系, 但三类水体的FI370均值均大于1.8, 表明各类水体CDOM均存在内源输入.
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图 7 长春市不同类型水体CDOM荧光参数 Fig. 7 Fluorescence indexes in the different water body types of Changchun City |
腐殖化指数HIX可用于表征CDOM的腐殖化程度, 水库水体的腐殖化指数HIX (3.54±0.45) 极显著高于城市河流和公园湖泊水体(P < 0.001, 图 7), 公园湖泊水体与城市河流水体的均值均小于3, 且二者间无显著性差异.
内源生物活性指数BIX的最小值出现在水库水体中, 均值(0.92±0.03)极显著小于城市河流和公园湖泊水体(P < 0.001), 表明水库水体CDOM可能受到陆源与内源混合影响[1].
2.3 水质参数、组成指标与CDOM荧光组分的相关关系利用长春市各类水体的水质参数、组成指标与CDOM荧光组分进行相关性分析(图 8), 结果发现各类水体中CDOM的陆源类腐殖质酸C1以及微生物作用的类腐殖质酸C2的荧光强度与TP浓度线性拟合度均较差, 与CDOM吸收系数a254的线性拟合度均较好, 且城市河流水体中陆源类腐殖质酸C1(R2=0.78)、微生物作用的类腐殖质酸C2(R2=0.60)与DOC浓度的线性拟合度明显高于另两类水体.各类水体中CDOM的类色氨酸C3与a254的线性相关程度均较高, 其中水库水体中CDOM的类色氨酸C3与CDOM吸收系数a254呈显著负相关关系, 而与城市河流以及公园湖泊水体呈显著正相关关系.
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图 8 长春市不同水体各组分荧光强度与TP浓度、DOC浓度以及吸收系数a254的相关性分析 Fig. 8 Correlation between the fluorescence intensity of each fluorescent component and concentrations of TP, DOC, and UV absorption coefficient a254 in the different water body types of Changchun City |
总体来看, 在各类水体中陆源类腐殖质酸C1、微生物作用的类腐殖质酸C2和类色氨酸C3与a254的线性拟合情况均优于TP和DOC.
2.4 长春市不同水体主成分分析对长春市不同水体的水质参数、CDOM组成指标与荧光组分进行主成分分析, PCA结果表明, 主成分PC1与PC2对所有变量的解释率分别为51.6%和21.2%(图 9), 共解释了所有信息的72.8%, 因此可以用PC1和PC2来解释这些变量的变化.
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图 9 水质参数、a254、S275- 295、SR及3个组分荧光强度的主成分分析 Fig. 9 Principal component analysis of water quality parameters, a254, S275- 295, SR, and PARAFAC data |
关于CDOM丰度相关系数, 包括DOC、吸收系数a254和三类荧光组分C1~C3在第一主成分上存在较强正相关性, 而CDOM相对分子量大小的度量指标S275- 295和SR表现为与PC1负相关(图 9).S275- 295和SR越大, 则说明CDOM腐殖化程度越低, 因此这意味着PC1可能与CDOM相对丰度及腐殖化程度正相关[31]. S275- 295、SR和DOC与第二主成分PC2表现较强的正相关性, 陆源类腐殖质C1、类色氨酸C3和吸收系数a254与PC2表现为正相关但强度较弱, 而SUVA254、TN和DTN与PC2高度负相关.
城市河流样品PC1均值显著高于公园湖泊和水库样品(P < 0.001, 图 9), 这表明河道水体中CDOM丰度显著高于水库与湖泊, 而水库样品PC1均值显著小于公园湖泊样品和城市河流样品, 这意味着水库水体中CDOM的腐殖化程度比另两类水体较高.公园湖泊中采集的样品PC2均值显著高于城市河流和水库样品均值(P < 0.01), 表明与另外两类水体相比, 有更多的内源水生生物降解带来的CDOM在湖泊中积累下来.
3 讨论 3.1 长春市不同水体CDOM来源分析已有研究表明, 水体中CDOM的来源可分为两类, 即外源和内源, 外源包括流域内地表河流输入[32, 33]、降水输入[34]、地下水输入[35]以及人类活动造成的农业面源[9]、工业及生活污水等点源输入[36, 37]; 内源主要包括藻类或水生植物死亡后由微生物降解输入[38]以及风浪扰动引底泥起的间隙水中CDOM释放[39].
吸收系数a254以及DOC浓度在各类水体中变化表明城市河流中CDOM含量更高.自然水体中CDOM组分通常以腐殖质型为主[40], 人类活动造成的工业、生活污水排放与微生物代谢会使得水体中类蛋白质组分含量增高[41].长春市城市河流样品中CDOM的各组分C1~C3含量均高于另外两类水体, 且类蛋白质组分中的类色氨酸C3的含量高于陆源类腐殖质C1, 这可能表明在采样时期城市河流水体中CDOM受到的外源和内源输入更加强烈, 且受到人类活动排放的生活污水和工业废水影响的信号强于陆源类腐殖质酸的输入.
由水体CDOM三类组分的荧光强度及城市水体PCA结果来看, 水库样品的腐殖化程度显著高于城市河流与公园湖泊样品, 陆源类腐殖质酸C1含量显著高于微生物作用的类腐殖质酸C2与类色氨酸C3, 这意味着陆源类腐殖质酸的输入是水库水体有机物的主要来源.长春市周边水库地表植被覆盖密度较大, 其中净月水库周边被森林环绕, 因而类腐殖酸可能来源于土壤淋溶或森林溪流.公园湖泊作为城市水体的重要组成部分, 具有涵养水源、调节气候以及美化景观方面起着重要作用, 接受地表径流、地下水以及降水补给.公园湖泊水体中类蛋白质组分含量高于水库, 其原因可能有两个方面.首先, 与水库相比, 公园湖泊的储水量更小, 且公园一般位于城市平坦区域, 水体流动速度缓慢适宜藻类等水生植物生长以降解水体中CDOM; 其次, 公园湖泊一般处于人口密集地区, 人类活动产生的生活污水对其影响更大.
3.2 荧光光谱在城市水体富营养化监测中的应用目前, 关于CDOM吸收系数及CDOM组分的荧光强度对水质参数的反演已有很多研究.Zhou等[42]的研究指出, 可利用类色氨酸荧光峰(Ex/Em=275/342 nm)来反演千岛湖的点源污染, 而李元鹏等[43]的研究认为陆源类腐殖酸[(Ex/Em=255(315)/418 nm)]与DOC等水质参数有良好的相关性, 可用于反演千岛湖有机物的浓度; Matsuoka等[44]的研究发现, 在北极河口地区CDOM吸收系数与DOC浓度之间存在单一且高度显著相关的关系, 利用二者间关系可监测北极沿岸海域DOC浓度.
本研究发现城市各类水体CDOM各组分的荧光强度与a254均存在显著的正相关关系, 因此可利用CDOM吸收系数a254来刻画城市水体有机物浓度.由于水库水体CDOM的类色氨酸C3与a254间存在显著负相关关系, 且相关系数的决定系数较高, 因此可利用该关系来预测水库水体中类色氨酸C3的变化情况, 同时城市河流水体中的陆源类腐殖质酸C1也可以在一定程度上预测水体中TP的变化情况.
3.3 长春市不同水体CDOM环境指示意义值得注意的是, 河流中DOM组成变化不仅是人类活动以及城市化对河流生态系统影响的一个指标, 对淡水生态环境中微生物的碳循环过程也产生巨大影响[45, 46].在河流的一至三级食物网中, 内源CDOM为其生态系统提供的初级生产可能有限, 外来CDOM则为生物生存与繁衍提供了重要的基础能源[47].水体中分子量小的类蛋白质组分具有较低的碳氮比, 如本研究中的类色氨酸C3, 较于类腐殖质组分具有更高的生物利用性[48], 当水体中生物可利用的类蛋白质物质增加则会刺激微生物的新陈代谢[49], 而微生物则可将生物可利用性较强的CDOM逐步降解为难于降解的CDOM, 并释放温室气体及无机营养盐.李昀等[50]对宁波市不同城市化程度区域内的河流水体DOM组成进行分析后发现, 中心城区和农村区域DOM均以类腐殖质物质为主, 前者由于污水处理设施完善, 后者因为受污染较少, 而城乡结合区域则因污水处理设施不完善且受到较多生活污水和工业废水影响, 河流DOM中类蛋白质物质占比较高.
目前, 随着我国城市数量的不断增加以及城市规模的扩大, 有理由推测未来城市河流会承接更多的工农业以及人类生活产生的废水, 水体中类蛋白质物质比例会显著增加, 刺激微生物对其进行降解从而持续不间断地产生温室气体, 影响全球气候变化的走向.在此过程中还会导致无机营养盐富集, 使得水体营养盐浓度不断上升, 透明度下降, 水体中溶解氧大幅降低, 富营养化不断加剧, 威胁水体生态系统安全.因此必须严格城市污水处理加强城市废水管控, 才能减缓人类活动对城市河流生态系统的破坏并保障城市水体水质及经济、环境与生态功能的发挥.
4 结论(1) 长春市各类水体水质参数指标均表现为城市河流>公园湖泊>水库, 其中溶解性氮、磷矿质元素占TN、TP的比例较大, NO3--N对DTN的贡献率最大, 城市河流总体环境质量较差.
(2) 长春市城市水体CDOM包括陆源类腐殖质酸C1、微生物作用的类腐殖质酸C2及类色氨酸C3等3个组分, 荧光指数FI370表明各类水体CDOM均存在内源输入, 腐殖化指数HIX表明水库水体腐殖化程度高于另两类水体, 内源生物活性指数BIX进一步验证了HIX值与CDOM中类蛋白质组分的正相关性.
(3) 水库水体中CDOM吸收系数a254与微生物作用的类腐殖质酸C2显著正相关, 与类色氨酸C3显著负相关, 可利用其预测水库水体中微生物作用的类腐殖质酸和类色氨酸的变化情况, 城市河流水体中陆源类腐殖质酸C1与TP浓度线性拟合度较高, 可用其预测水体中TP浓度的变化情况.
(4) 各类城市水体的CDOM主要来源路径存在差异, 与公园湖泊和水库水体相比, 城市河流中CDOM含量最高, 受到的外源和内源输入更加强烈, 类蛋白质组分含量高于陆源类腐殖质, 受到人类活动排放的生活污水、工业废水影响的信号强于陆源类腐殖质酸的输入.
致谢: 感谢张洁和张成英等同志在室内测样中给予的帮助.
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