尹家湖夏季水体光学特性研究

吴 超，吴晓东,2，葛绪广,2，汪 薇，冯 恋，杨久芸，谭 亚

(1.湖北师范大学城市与环境学院，湖北 黄石 435002； 2.黄石市土壤污染防治重点实验室，湖北 黄石 435002)

湖泊光学主要研究太阳光线在湖水中的传输规律、分布状况和水下光场强度，其基本理论就是光的吸收、衰减、散射规律和水体辐射传输方程[1]。光照是水生生态系统获取能量的重要来源，会影响水生植物的光合作用等生理活动，是决定沉水植物修复的关键因素[2-6]。通过研究湖泊水体的光学特性，将有助于探索水生植物衰亡机理，并最终推动富营养化水体修复工作的开展[7]。

太阳辐射是湖泊生态系统的源动力，而植物光合作用所利用的那部分能量(400～700 nm的可见光)被称为光合有效辐射(PAR)，它能够被浮游植物和沉水植物利用进行光合作用，直接决定了生态系统的初级生产力，从而对生态系统的结构和功能产生重要影响[8-10]。一般认为，PAR在水下传输过程中会发生衰减，主要受到了以下几类物质的影响：纯水、有色溶解性有机物(CDOM)、悬浮物(SS)和浮游植物。光学衰减系数(Kd)可以综合反映PAR在水中的衰减和分布情况，能直接影响湖泊水体的透明度(SD)和真光层深度(Zeu)，引起了众多学者的广泛关注[11]。GALLEGOS等[12]基于对美国Rhode河流和Chesapeake湾1988、1989年进行的28次光谱扩散衰减系数的测量，发现Kd在1～10 m-1之间变化。MISHRA等[13]测定了洪都拉斯Roatan岛附近水域的下沉扩散衰减系数，原位Kd分析显示，绿色和蓝色的Kd值较低，570 nm后则呈指数增长。HAVENS对美国东南部最大的湖泊Okeechobee湖的水下植物生物量及其与环境属性的关系进行了量化研究，经回归分析，发现非挥发性悬浮固体对光的衰减作用明显大于叶绿素a(Chl-a)[14]。国内学者尚盈辛等[15]对青藏高原典型湖泊的PAR进行了初步研究，发现Kd与CDOM的相关性最强，与总悬浮物的相关性最不显著。SHI等[16]研究了太湖Kd季节和空间分布特征，发现Kd值冬季最低，夏季最高；空间上，太湖东部较低，南部和湖中心较高，且Kd与风速呈显著相关，表明太湖PAR衰减一定程度上是由于风浪引起的沉积物再悬浮。太湖PAR衰减的主要因素是悬浮颗粒物而非溶解的有机物[17]。张运林等[18]分别调查了云贵高原的16个湖泊和长江中下游的4个湖泊，对比发现云贵高原湖泊的Kd值明显低于长江中下游湖泊。摆晓虎等[19]研究发现洱海Kd季节变化规律为春季<冬季<秋季<夏季，且Kd与SD、浊度和Chl-a均呈显著正相关(P<0.01)。李凯迪等[20]研究发现程海Zeu最主要影响因子是浮游植物生物量，SS次之，CDOM对其影响甚微。从前人的研究结果可以看出，水体PAR衰减存在着时空差异，且造成不同类型水体PAR衰减的原因不同。

鄂东南地处长江中游，河湖密布，是湖北省湖泊较为集中的区域。在中国大部分区域的湖泊，已经有许多学者进行了湖泊光学的研究，而对于鄂东南地区城市湖泊的相关研究鲜有报道。湖北省大冶市自古以来以矿冶而闻名，近代经济发展更是极为依靠采矿业，但是经济快速发展的同时也引发了许多污染问题。矿石的开采以及冶炼、水泥生产等高耗能污染型企业造成了资源的严重枯竭，水体污染，重金属超标等问题，大冶城市湖泊更是承担了相当大的排污压力，水体环境污染较严重，生态系统急剧退化。因此，本研究基于野外调查和实验分析，旨在揭示鄂东南典型城市湖泊——尹家湖水体光学特性及其影响因素，以期为城市湖泊生态修复提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区域概况

尹家湖(114.975 98°～114.992 35° E，30.102 46°～30.134 06° N)位于湖北省东南部大冶市，隶属于长江中游中型湖泊大冶湖的子湖。尹家湖湖体狭长，呈南北走向，常年水位高程18.0 m，湖泊面积约1.4 km2。尹家湖流域地跨大冶市中心城区东部，流域面积约29.8 km2，受亚热带季风气候控制，湖泊水位有缓涨缓落的特点，并且随季节变化较明显，流域的高水位多发生在6—8月的梅雨季节。湖泊主要补给形式为地表径流补给，东北部的伍桥港和周围的雨水排口是地表径流入湖的主要通道，出湖主要是通过泵站将湖水抽排至大冶湖。由于大冶城市化的快速推进，该湖泊水质开始退化，富营养化趋势加快。湖泊周边尚有少量生活污水输入。

1.2 采样点设置与指标测定

结合湖泊面积和形态，于2017年夏季6—8月逐月对尹家湖进行水样采集(图1)。使用有机玻璃采水器采集表层水样。现场测定水深(Depth)、SD、pH、溶解氧(DO)、PAR、CDOM，同时将采集到的水样迅速运回实验室，进行其他指标的测定，包括总氮(TN)、总磷(TP)、氨氮(NH3-N)、高锰酸盐指数(CODMn)和悬浮物(SS)。分析方法均参考《湖泊调查技术规程》[21]。

图1 尹家湖采样点分布

光合有效辐射(PAR)使用ZDS-10W-1D型自动换档数字式水下照度计原位采集。从水面开始每隔20 cm测定一次，具体深度为：0、0.2、0.4、0.6、0.8、1.0、1.2、1.4 m。SD和Depth分别使用塞氏盘和SM-5A型便捷式测深仪(美国Speedtech)测定，同时使用EXO2多参数水质监测仪(美国赛莱默)测定pH和DO，用-4H-Ferrybox型水生态监测站(德国4H-JENA公司)原位测定CDOM浓度。SS用重量法测定[22]。浮游植物用Chl-a的浓度表征，TN、TP、NH3-N、CODMn、Chl-a的测定方法均参照《水和废水监测分析方法》(第四版)[23]。

1.3 光学衰减系数、真光层深度的计算

在水体性质相对均匀的湖泊，PAR遵循以下规律[24]：

(1)

式中Z——测量处与水面之间的距离，m；E(Z)——水深Z处的PAR，lx；E(0)——水面处的PAR，lx。

对不同深度处的PAR进行非线性拟合得到Kd，当R2≥0.95、拟合深度个数N≥3时，Kd值才被视为有效。Zeu使用下列方法计算[18]：

(2)

式中Zeu——真光层深度，m；Kd——式(1)中光学衰减系数，m-1。

1.4 数据统计分析

运用Google Earth和ArcMap 10.7制作采样点分布图和空间插值图。采用Excel 2010和Origin 2019b进行数据处理并绘图。运用SPSS 21.0进行相关性分析。

2 结果与分析

2.1 尹家湖水环境概况

尹家湖夏季水质状况较差。水体pH平均为8.36±0.21，DO浓度为(5.84±1.09) mg/L，TN平均浓度为(1.40±0.16)mg/L，TP平均浓度为(0.18±0.11)mg/L，NH3-N平均值为(0.96±0.44) mg/L，CODMn平均浓度为(4.08±0.39)mg/L。

2.2 水深(Depth)和透明度(SD)

尹家湖夏季为丰水期，Depth平均值为(2.12±0.50) m，最深和最浅处分别位于湖心(2.50 m)和尹家湖出水闸(1.30 m)(图2)。尹家湖南部夏季水体SD要略高于北部，湖区SD整体偏低，变化范围为0.23～0.45 m，最低点位于尹家湖公园入口处(0.23 m)，夏季平均值为(0.29±0.09) m。

图2 尹家湖夏季水体Depth和SD

2.3 悬浮物(SS)

由于周围污染物的种类和数量不同，尹家湖夏季水体SS浓度在空间分布上也呈现出了较大的差异(图3)，平均浓度为(38.60±14.66) mg/L。SS在空间上呈现出北部高南部低的趋势，较大值出现在湖区北部蛇嘴闸(49.00 mg/L)和公园管理处(53.00 mg/L)附近，整体在17.00～53.00 mg/L之间变化。这可能是由于位于尹家湖北部工业园内的污水口尚未全部截流，偷排工业废水以及尹家湖北部的港湖村、张冲村、五桥村的生活污水分散汇集后流入湖中所导致的污染，使得尹家湖北部的SS浓度要高于南部。

图3 尹家湖夏季水体SS空间分布

2.4 叶绿素a(Chl-a)

尹家湖夏季水体Chl-a空间差异较大，平均浓度为(14.80±7.80)μg/L(图4)。Chl-a含量最大值出现在北部湖区公园管理处附近，其值为27.36 μg/L。这可能是因为该监测点西侧分布有大量城市居民，而大冶东北片区存在雨污合流的情况，生活污水排入湖中的同时，带入了大量氮、磷等营养元素，使得湖泊水体趋向于富营养化，更适合藻类等生物的生长。尹家湖南部水体可以通过出水闸与大冶湖连通，故尹家湖南部水体相较于北部水体具有较高的流通性，其Chl-a浓度较低，最低值出现在了湖心附近，其值仅为6.70 μg/L。

图4 尹家湖夏季水体Chl-a空间分布

2.5 有色溶解性有机物(CDOM)

CDOM可以有效减弱水体中的PAR，尹家湖夏季水体CDOM空间差异较小(图5)，平均浓度为(11.49±1.55)μg/L，最高值出现在蛇嘴闸附近，其值为14.25 μg/L，其他水域CDOM含量均在10～11 μg/L之间变化。伍桥港入湖口位于大冶湖北部，大量陆源类有机物随地表径流输入湖中，经过一系列转化形成CDOM，使得蛇嘴闸附近水域的CDOM含量要显著高于其他区域。

图5 尹家湖夏季水体CDOM空间分布

2.6 光学衰减系数(Kd)

尹家湖夏季水体的Kd值较高，其变化范围为3.36～3.69 m-1，平均值为(3.52±0.16)m-1(图6)。Kd在尹家湖出水闸附近水域最低，其值为3.36 m-1，公园管理处最高，其值为3.69 m-1。作为大冶市区典型的城市湖泊，尹家湖受人类活动影响较大，SS、Chl-a、CDOM浓度均处在较高水平，使得尹家湖夏季水体中的PAR衰减显得更为强烈，具有较高的Kd。

图6 尹家湖夏季水体Kd

3 讨论

3.1 尹家湖水体光学衰减系数的影响因素分析

通过对尹家湖的Kd、Chl-a、CDOM、SD和SS进行相关性研究，其Pearson相关系数及双尾检验结果见表1。尹家湖Kd与Chl-a、CDOM、SS的Pearson相关系数分别为0.572、0.078、0.835，其中Kd与SS相关性最强，说明SS是造成尹家湖夏季水体PAR衰减的最主要因子。Kd与SD呈现出较强的负相关关系，说明SD在一定程度上可以直观反映水体PAR衰减的程度，这在SD与SS的相关关系中得到印证，两者呈现出了显著的负相关关系(P<0.05)，尹家湖夏季水体SD较低可能是由于SS含量较高所导致的。

表1 尹家湖夏季水体Kd与主要指标的相关性分析

已有研究结果表明，水体Kd与SD呈现负相关关系，因此可以利用SD反演Kd[25-28]。在尹家湖中也发现类似规律，Kd与SD呈现出较强的负相关关系，Pearson相关系数为-0.757，但由于只进行了夏季采样，积累的经验数据较少，所以两者的相关关系并不显著(P>0.05)。有学者研究指出，在富营养化湖泊中，Chl-a可以直接指示水体中的浮游植物，是影响水体光学性质的重要指标[29-30]。杨威等[31]利用Pearson相关系数和主成分分析法研究了洱海Chl-a与环境因子的关系，发现Chl-a与SD呈极显著相关(P<0.01)。余雪芳等[32]研究了杭州西湖主要湖区水体的PAR衰减特性，相关性分析表明，影响西湖水下光照的重要因素是浮游植物和SS，降低浮游植物和SS的浓度将会有助于改善西湖水下的光照条件。张运林等[33]基于太湖典型湖区多年的水下辐照度和SS观测资料探究了Zeu的影响因素，结果表明Zeu的主要影响因子是SS，Chl-a浓度次之。龙感湖Kd主要受SS影响，但由于其是草型湖泊，Kd变化的同时还受制于溶解性有机物和浮游植物[34]。由此可见，浮游植物和SS是影响水体Kd的因素，是限制水体PAR的重要因子。在本研究中，也得到了类似结论，尹家湖夏季水体Kd与Chl-a、CDOM、SS均表现出正相关关系，但其受SS影响最大、Chl-a次之，CDOM对其影响较小。尹家湖夏季水深平均值仅为(2.12±0.50)m，受季风气候影响，极易引起沉积物再悬浮，造成水体SD下降。此外尹家湖是典型的城市湖泊，富营养化程度严重，在夏季易爆发水华，大量的藻类阻挡了光线在水中的传播，这也是影响水体Kd的一个重要因素。

SD是湖泊水体光学性质的一个重要指标，能间接反演Kd与Zeu，其影响因素也引起了众多学者的研究。李欣等[35]对太湖水域的SD进行了调查并测定了悬浮颗粒物浓度，结果表明，无机颗粒物是影响三山岛湿地、太湖贡山岛湿地SD的主要因子。乌梁素海水体SD的直接影响者是SS[36]。张呈等[37]研究发现SD与无机悬浮颗粒物呈显著的负相关关系。尹家湖夏季水体SD与SS亦呈显著(P<0.05)的负相关关系，这与前人的研究结果一致。

3.2 沉水植物潜在恢复区域探讨

沉水植物在水生生态系统中具有重要作用，其恢复和重建已经成为当前水环境生态修复的主要方法[38-40]。然而并不是所有的水域都适合沉水植物种植，只有在适宜条件下，沉水植物才能生长并形成优势群落，并进一步净化水质，其中最重要的外界条件就是水下光照[41]。当沉水植物位于真光层深度以下时，就会因为无法获取足够的光合有效辐射能量，而不能正常生长[26]。因此本研究引入Zeu/Depth作为光环境阈值，初步探讨了尹家湖沉水植物潜在恢复区[41-43]。

尹家湖Zeu/Depth的变化范围为0.52～1.06(图7)，在尹家湖南部水域尹家湖出水闸和湖心附近，Zeu/Depth值大于0.75，其他采样点附近均小于0.75，水下PAR不能满足沉水植物生长的基本需求，因此尹家湖夏季水体PAR是限制沉水植物生长的主要因子，沉水植物在自然条件下无法恢复。这与何尚卫等[44]在滆湖的研究结果一致。

根据尹家湖夏季Zeu/Depth阈值发现，尹家湖夏季北部、中部等大部分水域的Zeu/Depth的比值均小于0.75，暂不适宜直接进行沉水植物恢复，适合沉水植物生长的区域主要集中在南部湖心和尹家湖出水闸附近，此区域约占全部水域面积的15%。此外，在实地调查中发现，尹家湖东边的新美村、东北部的伍桥村以及北边的港湖村等湖边沿岸地带，均有不规则的浅水滩地分布，虽然这些区域的Zeu/Depth阈值小于0.75，但仍是沉水植物恢复的待选地区，可以适当采取调控水位、降低悬浮物浓度等方法辅助改善水下光照条件，使其达到沉水植物生长的基本要求。由于沉水植物的生长大多在夏季，故对尹家湖进行沉水植物恢复的时间应选择在夏季，且沉水植物种类应以金鱼藻、轮叶黑藻、苦草等长江中下游常见水生植被为宜。

图7 尹家湖夏季水体Zeu/Depth空间分布

在沉水植物恢复初期，可向水中投放经驯化和改良的食藻虫，该方法可以在短时期内快速降低水体的悬浮物浓度，有效消除水中大量的藻类并吸附悬浮物，避免了投加絮凝剂等化学试剂产生的二次污染问题。在投加食藻虫的同时，还需要清除水中的杂食性以及一些造成底泥再悬浮的大型鱼类，改变生态系统的群落结构，防止因底泥再悬浮而造成的悬浮物浓度增加。待沉水植物生长稳定之后，再逐步投放螺、贝等滤食性动物，进一步降低水中的悬浮物含量，保证沉水植物可以获得充足的光照，以满足其生长的需要。

4 结论

a)尹家湖夏季水体SD平均值为(0.29±0.09) m，Kd平均值为(3.52±0.16)m-1，SS平均浓度为(38.60±14.66)mg/L，Chl-a平均浓度为(14.80±7.80)μg/L，CDOM平均浓度为(11.49±1.55)μg/L；

b)通过Pearson相关性分析，得到尹家湖夏季水体Kd与Chl-a、CDOM、SS的Pearson相关系数分别为0.572、0.078、0.835，表明SS是影响Kd的主要因子，Chl-a次之，CDOM的影响较小；

c)根据Zeu/Depth阈值可知，尹家湖大部分水域沉水植物无法自然恢复，需要施以水位调控、降低悬浮物浓度等辅助工程措施改善水下光照条件，再进行沉水植物修复。