浮游植物降解過程中的水體光學吸收特性變化研究

易梅森,段洪濤,張玉超,馬榮華 (.中國科學院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環境國家重點實驗室,江蘇南京 20008；2.西北大學城市與環境學院,陜西 西安 7027)

浮游植物降解過程中的水體光學吸收特性變化研究

易梅森1,2,段洪濤1*,張玉超1,馬榮華1(1.中國科學院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環境國家重點實驗室,江蘇南京 210008；2.西北大學城市與環境學院,陜西 西安 710127)

通過配制 3組不同濃度浮游植物,在室內進行長時間(37d)降解實驗,分析水體光學吸收特性變化規律.結果表明:降解速度前 3d最快,25d后逐漸趨于穩定;浮游植物色素吸收系數( aph)隨時間變化不斷減小趨勢明顯,在分解過程中不同波段aph(440)、aph(624)、aph(675)與葉綠素濃度(Cchl)顯著相關(R2＞0.5984,P＜0.05),懸浮顆粒物吸收系數ap(440)、ap(675)和總懸浮顆粒物濃度僅呈弱相關性(R2＜0.4613); 有色可溶性有機物CDOM構成比較復雜且相對不穩定,非藻類顆粒物吸收系數ad(440)和光譜斜率Sd隨時間變化均呈現不規律性.另外,與太湖同期野外采樣點相比,室內降解實驗的總顆粒物和浮游藻類色素吸收光譜更相似,Sd和Sg更大.通過研究浮游植物死亡分解過程中水體吸收特性的變化規律,有助于構建高精度的黑水團遙感監測模型,及時掌握黑水團信息.

浮游植物；黑水團；降解；吸收特性

隨著社會經濟的快速發展,水體富營養化引起的浮游植物水華頻繁發生,已成為世界性環境問題[1].藻類水華死亡分解過程中不僅分泌毒素,更大量消耗溶解氧[2],對水體產生嚴重危害[3].

我國大型富營養化淺水湖泊的藻類水華治理還需要相當長的一段時間[4],在這種前提下,浮游藻類的遙感監測和預警具有十分重要的現實意義,便于及時采取防治措施,減輕危害.固有光學特性作為遙感反演模型的先驗知識,是水色遙感研究的基礎[5].黑水團是藻類死亡分解過程中厭氧條件下形成的,要監測黑水團,必須了解藻類消亡過程中的水體固有光學特性,特別是藻類分解過程中的吸收特性.吸收特性不隨入射光場分布和強度的變化而變化,很多國內外學者都研究過各種水體的吸收特性或建立適合各自水體的遙感反演模型.藻類分解影響有色可溶性有機物(CDOM)分布,并可能影響沿海水域的熱力分布,能潛在刺激哈德遜灣沿海水域的的生物量增長

[6].很寬濃度范圍的湖泊 CDOM(ag(420)在0.68～11.13m-1)能夠通過高級陸地成像儀的算法來映射[7].藻類降解是其污染環境的主要表現階段,具有重要的研究價值.藍藻厭氧分解會釋放大量有機污染物和營養鹽,且污染強度隨藍藻密度增高而變大[8].另外,細菌是湖泊中活性磷增加的驅動因素,藻類降解是其重要來源[9].然而,對浮游植物降解過程中的水體吸收特性變化的研究還比較少,尤其是不同濃度條件下降解的對比研究.

本研究通過采集太湖中的浮游藻類進行室內降解實驗,分析整個過程中不同濃度藻液的各種吸收系數和物質變化的規律,并與同期太湖水體的吸收特性進行比較,探討浮游藻類降解對水體的影響,從而為遙感監測藻類水華乃至黑水團現象奠定基礎,具有重要的科學意義和實際應用價值[5].

1 材料與方法

1.1 實驗布設

室內實驗:2013年4月 3日于太湖梅梁灣,使用25號浮游植物生物網采集足夠多的浮游植物樣品,用去離子水沖洗3遍,以消除藻樣中營養鹽等的影響,盡量保證實驗中沒有生長而只有降解.再將藻液用去離子水配成1倍濃度、3倍濃度和4倍濃度的藻類水樣,放入3個10L的棕色玻璃瓶,分別命名為樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ.將3個玻璃瓶置于室內,并用鋁箔紙將其包嚴(不封瓶口),使藻樣在室溫、黑暗的環境下培養.4月3日為初始樣,分別于4月6日、4月9日、4月12日、4月15日、4月21日、4月27日、5月3日和5月9日進行采樣;初期每3d一次,后期每6d一次,共計9次,合計37d.

野外實驗:2013年3月25日～3月31日在太湖進行野外實驗,共采集水樣 30個,用于與室內實驗結果進行對比.

1.2 水質參數的測定與計算

1.2.1 吸收系數的測定 顆粒物吸收采用定量濾膜方法進行測定.總懸浮顆粒物吸收系數(ap)的測定,通過直徑47mm 的GF/F膜(孔徑0.7um)對水樣進行過濾,在島津UV-2600紫外可見分光光度計測量濾膜上顆粒物的吸光度,然后使用Cleveland等[10]提出的公式進行放大因子校正,并計算得出 ap(λ).非色素顆粒物吸收系數(ad)的測定,采用Tassan等[11]提出的次氯酸鈉法將濾膜漂白15min左右,去除藻樣中的色素,然后按照測定ap的的方法,計算得出ad(λ).浮游藻類色素的吸收系數(aph),只需將總懸浮顆粒物吸收系數與非色素顆粒物吸收系數線性相減,即 aph(λ)=ap(λ)-ad(λ).有色可溶性有機物(CDOM)吸收系數(ag)的測定,通過孔徑22μm的minipore膜對水樣進行過濾,在 UV-2600上測量濾液的吸光度,然后根據Bricaud等[12]提出的方法對散射效應進行校正,并計算得到 ag(λ).另外,非色素顆粒物和 CDOM光譜斜率Sd、Sg的測定,采用最小二乘法對400～700nm波段在 Matlab中進行非線性擬合, 計算得到.

1.2.2 物質濃度的測定 葉綠素a濃度的測定,依據國家標準,通過GF/C膜(孔徑1.2um)對水樣過濾,然后使用反復凍融法進行細胞破碎,用90%丙酮溶液提取葉綠素,依次測定 750,664,647,630nm 波長處的吸光度,最后計算得出葉綠素 a的濃度.總懸浮顆粒物、有機和無機顆粒物濃度的測定,采用烘干稱重法.溶解性有機碳(DOC)的測定,用燒過的GF/F膜對水樣進行過濾,在1020型TOC儀對濾清液進行測量.

2 結果與討論

2.1 浮游植物色素吸收系數(aph)

2.1.1 aph變化特征 樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ所有9次采樣的浮游藻類色素吸收光譜曲線,顯示樣品Ⅰ＜Ⅱ＜Ⅲ(圖 1);但曲線的整體走勢基本一致,在440,675nm處由于葉綠素a的吸收而有一個明顯的峰值,在624nm處由于藻藍素的吸收而有一個小峰值,在480nm處附近由于胡蘿卜素的吸收而呈現肩狀,在550nm處由于各種色素的弱吸收而出現一個谷底值.這與在野外水體環境下監測到的浮游植物色素曲線基本一致[13].440,675,624nm分別是浮游藻類葉綠素和藻藍素的特征波長,各樣點不同特征波長的 aph范圍和平均值如表1所示.

圖1 浮游藻類色素吸收光譜曲線Fig.1 Absorption spectral curve of phytoplankton(a)樣品Ⅰ;(b)樣品Ⅱ;(c)樣品Ⅲ

表1 aph(440)、aph(624)、aph(675)的范圍和平均值Table 1 The scope and mean of aph(440)、aph(624)、aph(675)

樣品Ⅰ和Ⅱ的 aph隨時間變化而不斷減小的趨勢十分明顯(圖 2),這是由于藻類色素的不斷降解造成的.樣品Ⅲ的 aph隨時間變化的整體趨勢減小,但是在第 4,13d有一個異常增高,可能是因為藻類依靠分解的養分而有部分的生長[9].樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的 aph均在 25d后逐漸平緩,主要是由于浮游植物降解過程基本結束.野外樣點的aph平均值與樣品Ⅰ的第1d值很接近(表 1),因此樣品Ⅰ也可以看做是同等濃度野外浮游植物在室內條件下的降解實驗.浮游藻類色素比吸收系數均值為樣品Ⅱ＜Ⅲ＜Ⅰ,范圍則是Ⅱ＜Ⅰ＜Ⅲ,可見比吸收系數并不完全受藻液濃度影響.野外樣點的 a*ph(440)和 a*ph(675)范圍為 0.033～0.249,0.015～0.108,這與 Le 等[14]、Bricaud 等[15]的研究結果一致,野外樣點的比吸收系數均值則都比室內實驗小.

2.1.2 aph與物質變化的關系 浮游藻類色素吸收系數很大程度上依賴于葉綠素 a濃度(Cchl)[25-26].圖 3中,都呈現比較好的相關關系.樣品Ⅰ、Ⅱ的aph與Cchl的擬合度非常好,樣品Ⅲ的aph(440)、aph(624)、aph(675)均與 Cchl擬合度稍差.與同期太湖野外觀測數據規律類似,aph(675)均值與 Cchl也存在顯著相關(R2=0.77).另外,室內aph(624)與 Cchl的顯著相關也體現了藍藻在浮游植物群落中的相對穩定性和優勢地位.

圖2 各樣品的aph(440)、aph(624)、aph(675)Fig.2 The variations among aph(440)、aph(624)and aph(675)

圖3 浮游藻類色素吸收系數與葉綠素a濃度的關系Fig.3 Correlations between aph and concentration of chla

樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ以及野外樣點的aph與有機 懸浮顆粒物濃度均不存在顯著相關性(R2＜0.4691),說明降解過程中不僅生成浮游藻類色素顆粒物,還有非色素有機顆粒物,從而對其產生影響.

2.2 非色素顆粒物吸收系數(ad)

2.2.1 ad變化特征 圖4分別為樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ所有9次采樣的非色素顆粒物吸收光譜曲線,很明顯,樣品Ⅰ＜Ⅱ＜Ⅲ.這是由于原始藻類濃度越高,非色素顆粒物的來源也越多.ad曲線在 400～700nm不斷減小,于 700nm 后逐漸趨近于零,呈指數衰減形式;且波長越短,吸收系數變化趨勢越大.

圖4 非色素顆粒物吸收光譜曲線Fig.4 Absorption spectral curve of non-algal particles(a)樣品Ⅰ;(b)樣品Ⅱ;(c)樣品Ⅲ

樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的ad(440)范圍分別為0.04～0.35,0.06～0.74,0.19～1.75m-1,均值分別為(0.16±0.11),(0.36±0.20),(0.52±0.50)m-1.樣品Ⅱ、Ⅲ的ad(440)最大值都在第 1d,樣品Ⅰ則出現在第37d(圖5).3組樣品的ad(440)均在前7d快速下降,于第7d達到最小值.第7～37d,ad(440)的變化呈現不規律性,主要是由于水華藍藻死亡分解過程中,不斷生成膠體與顆粒物,水樣中無機顆粒物存在降解釋放和聚集沉淀的動態平衡,當釋放速度＞沉淀速度,則 ad(440)增加,當平衡向另一方向移動,則 ad(440)減少[16].另外,太湖野外樣點 ad(440)范圍為 0.49～6.34m-1,均值為(2.69±1.64)m-1,遠高于樣品Ⅲ.太湖水體外源較多,以無機顆粒物占主導[17];而室內模擬水體由于藻液配置時反復洗滌,無機顆粒物主要靠藻類分解產生,因此遠低于太湖野外水體.

圖5 各樣品的ad(440)、SdFig.5 The ad(440) and Sd among samples

Sd體現了 ad隨波長衰減的程度,其隨時間變化的不規律性也表明無機顆粒物動態平衡的復雜性.樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的Sd均值分別為(0.020±0.008),(0.018±0.003),(0.019±0.004)nm-1,表明非色素顆粒物的降解速度并不受藻液濃度影響,太湖野外樣點的情況也證實了這一點(R2=0.0151).樣品Ⅰ、Ⅱ的 Sd在第 7d達到最高值,樣品Ⅲ則在第4d達到最高值.30個野外采樣點的 Sd均值為(0.014±0.001)nm-1,比室內降解實驗的Sd值均低.

2.2.2 ad與物質變化的關系 非色素顆粒物包括無機顆粒物和非色素有機顆粒物,將ad(440)與無機懸浮顆粒物濃度(CSPIM)進行相關性分析(圖6).樣品Ⅰ的ad(440)與CSPIM呈顯著相關,樣品Ⅱ、Ⅲ的ad(440)與CSPIM不存在顯著相關,而ad(440)對應的是無機顆粒物和非色素有機顆粒物,CSPIM對應的是無機顆粒物,這說明原始低濃度藻液如樣品Ⅰ降解時,非色素顆粒物以無機顆粒物為主,原始高濃度藻液如樣品Ⅱ、Ⅲ分解時伴有大量非色素有機顆粒物.野外樣點的浮游藻類濃度與樣品Ⅰ第 1d相近,其 ad(440)與 CSPIM呈顯著相關(R2=0.57,P＜0.01).

圖6 非色素吸收系數與無機懸浮物濃度的關系Fig.6 Correlations between ad and concentration of inorganic suspended matter(a)樣品Ⅰ;(b)樣品Ⅱ;(c)樣品Ⅲ

2.3 總顆粒物吸收系數(ap)

2.3.1 ap特征變化 總顆粒物由浮游植物色素和非色素顆粒物共同組成.圖 7為樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ 9次采樣的總顆粒物吸收光譜曲線,相應的吸收系數樣品Ⅰ＜Ⅱ＜Ⅲ,主要是由于高濃度藻液降解產生的顆粒物更多.曲線的變化趨勢與浮游藻類色素吸收光譜曲線相似,從間接表明樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ中的顆粒物構成都比較均一[18-19],來源一致;但是相對于太湖野外采樣點(圖8),兩者ap有較大不同,主要差別在于440nm.太湖野外樣點ad(440)占ap(440)的 69%,無機顆粒物主導;而室內樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的 ad(440)只占ap(440)的24%、11%、10%,由浮游植物色素主導.而浮游植物色素與非色素顆粒物曲線有較大的不同,最終導致室內 ap曲線與太湖野外水體的差異.

圖7 總顆粒物吸收光譜曲線Fig.7 Absorption spectral curve of total suspended particles(a)樣品Ⅰ;(b)樣品Ⅱ;(c)樣品Ⅲ

圖8 30個野外樣點的總顆粒物吸收光譜曲線Fig.8 Spectral curve of the 30field points’ ap

圖9 各樣品的ap(440)和ap(675)Fig.9 The ap(440)and ap(675)of each sample

樣品Ⅰ和Ⅱ的 ap隨時間推移而變小的趨勢比較明顯(圖9).在第 1d最高,25d后逐漸趨于平緩.樣品Ⅲ的 ap受高濃度的影響,規律不明顯,第4,13d異常增高.野外樣點的 ap(440)和 ap(675)范圍分別為 1.57～8.38 ,0.27～1.70m-1(表 2),平均值分別為(3.90±1.96),(0.69±0.37) m-1,界于樣品Ⅰ和Ⅱ之間.

表2 ap(440)、ap(675)的范圍和平均值Table 2 The variations and mean of ap(440)、ap(675)

2.3.2 ap與物質變化的關系 樣品Ⅲ的ap(440)、ap(675)與總懸浮顆粒物濃度呈顯著相關(圖 10),樣品Ⅰ、Ⅱ的 ap(440)、ap(675)與總懸浮顆粒物濃度不存在顯著相關.30個野外采樣點的ap(440)、ap(675)和總懸浮顆粒物濃度也僅呈弱相關性.這主要有兩點原因:一是由于測定 ap的GF/F膜孔徑比測定懸浮物的GF/C膜孔徑小,過濾后二者對應的物質有所不同;二是由于每個濾膜上無機物和有機物比例并不相同,也導致ap和總懸浮顆粒物濃度無法線性相關.

圖10 總顆粒物吸收系數與總懸浮物濃度的關系(樣品Ⅲ)Fig.10 Correlations between ap and concentration of total suspended particulates(SampleⅢ)

2.4 CDOM吸收系數(ag)

2.4.1 ag變化特征 圖 11分別為樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ 9次采樣的 CDOM 吸收光譜曲線,與非色素顆粒物的光譜特征相似.曲線在 400～700nm不斷減小,至 700nm處逐漸趨近于零.樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的 ag均在第 1d最低,而后隨時間變化不規律,也體現了藍藻降解過程中生成CDOM的復雜性.

圖11 CDOM吸收光譜曲線Fig.11 Absorption spectral curve of CDOM(a)樣品Ⅰ;(b)樣品Ⅱ;(c)樣品Ⅲ

通常用 355,375,440nm波長處的吸收系數來表現CDOM的濃度[20-21].藍藻降解是CDOM的重要來源[22],隨著降解進行,樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的ag(440)均在前7d不斷增大.ag(440)在第7～37d高低交錯變化,這是由于CDOM的相對不穩定性造成[23].各樣品的ag(440)范圍分別為0.06～0.40, 0.06～0.49,0.07～0.73m-1,均值分別為(0.29±0.10),(0.29±0.12),(0.39±0.19)m-1.樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的 Sg均值分別為(0.015±0.006),(0.017±0.005),(0.016±0.004)nm-1.可見,CDOM的含量和Sg并不完全由藻液濃度決定.太湖野外樣點 ag(440)均值為(0.65±0.18)m-1,比室內樣品都高;Sg為(0.013±0.002)nm-1,比室內樣品均低.這是由于太湖中 CDOM 的來源復雜,除了水體中浮游植物本身降解外,還有外源徑流的補充[24].

圖12 各樣品的ag(440)、SgFig.12 The ag(440)and Sg of each sample

2.4.2 ag與物質變化的關系 樣品Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ的 ag(440)與可溶性有機碳濃度(CDOC)以及 Cchl均不存在顯著相關性,可能是由于CDOM構成的復雜性所影響[27].Sg與 ag(440)均呈顯著相關(圖13),也是由于藍藻降解是本試驗 CDOM 的唯一來源,說明水樣中中腐植酸與灰黃酸關系穩定[28-29].30個野外采樣點的 Sg均值為(0.013±0.002)nm-1,與樣品Ⅰ相近.

圖13 CDOM特征參數ag(440)與Sg的關系Fig.13 Correlations between ag(440) and Sg(a)樣品Ⅰ;(b)樣品Ⅱ;(c)樣品Ⅲ

3 結論

3.1 浮游藻類降解速度前3d最快,25d后逐漸趨于穩定.

3.2 由于藻類色素的不斷降解,aph隨時間變化而不斷減小趨勢十分明顯;另外在分解階段 aph與葉綠素 a濃度高度相關,而與有機懸浮物濃度不存在顯著相關性,說明藻類分解過程中產生了大量的非色素有機顆粒物.

3.3 樣品Ⅰ中非色素顆粒物吸收 ad(440)與CSPIM呈顯著相關,而樣品Ⅱ、Ⅲ的ad(440)與CSPIM不存在顯著相關,說明低濃度藻液降解時,非色素顆粒物以無機顆粒物為主,高濃度藻液分解時伴有大量非色素有機顆粒物.

3.4 ag(440)隨時間變化不規律,且與 CDOC、Cchl均不存在顯著相關性,體現了CDOM構成的復雜性和不穩定性.

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致謝：本實驗的部分數據由中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊—流域數據集成與模擬中心提供.

Variability of absorption of inherent optical properties (IOPs) in the presence of phytoplankton degradation.

YI Mei-sen1,2, DUAN Hong-tao1*, ZHANG Yu-chao1, MA Rong-hua1
(1.State Key Laboratory of Lake Science and Environment, Nanjing Institute of Geography and Limnology, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China；2.College of Urban and Environmental Science, Northwest University, Xi’an 710127, China). China Environmental Science, 2014,34(5)：1258～1267

We examine the long term (37days) changes in the optical dynamics of phytoplankton concentrations during senescence and degradation. The results show that: 1) The degradation rate is fastest in the first three days and optical properties reach a steady state after 25days; 2) A significant production of inorganic particulates are formed during the degradation process at higher concentrations of algal biomass; 3) The temporal dynamics between optical properties of phytoplankton (aph(440)、aph(624)、aph(675)) and chlorophyll concentrations (Cchl) were significantly correlated(R2＞0.5984,P＜0.05) while those of particulates (ap(440)、ap(675)) and total suspended particles concentrations were only weakly correlated(R2＜0.4613); The structure of CDOM is complex and relatively unstable while ad(440) and Sdchanged not regularly with time. The optical properties of the particulate fraction and phytoplankton measured in the degradation experiment was more similar than those measured in black water masses in Taihu Lake. Optical properties of dissolved components (Sdand Sg) were greater. These optical properties of the particulate and dissolved fractions provide needed information for algorithm development for remote sensing monitoring and modeling of these important phenomena.

phytoplankton；black water masses；degradation；absorption characteristics

X524

A

1000-6923(2014)05-1258-10

2013-08-12

國家自然科學基金項目(41171271,41171273,41101316);國家污染控制與管理重大專項(2012ZX07103-005)

? 責任作者, 副研究員, htduan@niglas.ac.cn

易梅森(1985-),男,湖北黃岡人,西北大學碩士研究生,研究方向為水體光學特性研究.