汾河太原段有色可溶性有機物吸收特性及來源分析

高峰，陳曉玲，楊文府 ，姚月，汪雯雯

1. 山西財經(jīng)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，山西 太原 030006；2. 武漢大學(xué)/測繪遙感信息工程國家重點實驗室，湖北 武漢 430079；3. 中國地質(zhì)大學(xué)土地科學(xué)技術(shù)學(xué)院，北京 100083；4. 山西省煤炭地質(zhì)物探測繪院/資源環(huán)境與災(zāi)害監(jiān)測山西省重點實驗室，山西 晉中 030600；5. 中國科學(xué)院數(shù)字地球重點實驗室，北京 100094

有色可溶性有機物（chromophoric dissolved organic matter，CDOM）廣泛存在于自然水體中，是溶解性有機物的重要組成部分（Bricaud et al.，1981）。CDOM對紫外光和可見光的藍光部分強烈吸收，在水體中會發(fā)生光化學(xué)反應(yīng)，從而可以影響水體生物地球化學(xué)循環(huán)和碳循環(huán)（張運林等，2006；Kutser et al.，2016；Cherukuru et al.，2016）。另外，CDOM 的組成和結(jié)構(gòu)也可以影響湖泊中碳、氮等生物要素的地球化學(xué)循環(huán)過程（郭燕妮等，2020）。CDOM 還是影響海洋、湖庫、河流等水體水色的主要成分之一，也是海洋、湖庫、河流等水體光學(xué)的重要研究內(nèi)容及海洋和內(nèi)陸水體水色遙感應(yīng)用研究的基礎(chǔ)（Hoge et al.，1995；Ferrari et al.，1996；蔣鳳華等，2007）。由于CDOM在水環(huán)境中的重要性，國內(nèi)外學(xué)者對不同區(qū)域、不同類型水體的CDOM 吸收特性、組成和來源開展了大量研究（Cao et al.，2015；Brezonik et al.，2015；Zhao et al.，2016；Coelho et al.，2017；Li et al.，2017；Chen et al.，2018；Clark et al.，2019；陳曉玲等，2009）。比如，一些對近海、海洋等CDOM光學(xué)吸收特性的研究則表明，CDOM 吸收呈現(xiàn)明顯的季節(jié)差異，導(dǎo)致變異的主要原因與水體組分濃度的變化密切相關(guān)（Xi et al.，2013；Xing et al.，2014；Joshi et al.，2015）。張運林等（2004）對太湖梅梁灣 CDOM 對光的吸收研究發(fā)現(xiàn)，不同類型湖區(qū)CDOM吸收差異明顯，河口區(qū)CDOM吸收系數(shù)明顯大于灣口，從灣內(nèi)向灣口呈逐漸遞減趨勢。Shao et al.（2016）對遼河水體CDOM吸收季節(jié)變化的分析表明，CDOM 吸收呈現(xiàn)顯著的空間差異，但不同季節(jié)CDOM吸收變化不顯著。針對黃土高原高渾濁水體（湖泊和河流）CDOM 光學(xué)吸收特性的研究表明，湖泊和河流水體CDOM吸收呈現(xiàn)顯著差異，且湖泊水體要高于河流（Liang et al.，2020）。上述針對CDOM吸收特性面的研究，研究區(qū)域主要集中在近海、河口及內(nèi)陸湖庫、大型河流等水體，但對于流經(jīng)城市的納污河流水體 CDOM吸收特性及來源分析方面的研究比較少。

不同水體中 CDOM 濃度及組成結(jié)構(gòu)主要由土壤類型、植被類型、徑流量、降雨及人類活動等影響因素決定。CDOM 的來源主要分為陸源和生物源，其中，陸源多來自流域土壤、森林或動植物殘體以及人類活動造成的有機物的輸入，表現(xiàn)為類腐殖質(zhì)物質(zhì)占主要成分（Miller et al.，2010）；生物源主要由沉水植物、藻類、細菌及微生物等的降解和分泌物產(chǎn)生，表現(xiàn)為類蛋白物質(zhì)占主要成分（Zhang et al.，2011）。CDOM因其化學(xué)組成、結(jié)構(gòu)和來源的復(fù)雜性，不同區(qū)域、不同類型水體CDOM的組成結(jié)構(gòu)及來源各異。比如，姚昕等（2018）對東平湖豐水期、平水期和枯水期 CDOM 吸收及來源解析的研究發(fā)現(xiàn)，CDOM吸收呈現(xiàn)出枯水期＞豐水期＞平水期的規(guī)律；豐水期 CDOM 同時受外源和內(nèi)源輸入的影響，但以內(nèi)源輸入為主，主要來源于浮游植物的降解產(chǎn)物；平水期亦受外源和內(nèi)源的雙重影響，但以外源輸入為主；枯水期 CDOM 表現(xiàn)為微生物源特征。新安江水庫夏季 CDOM 主要來源于浮游植物新陳代謝及降解產(chǎn)物（殷燕等，2014）。王濤等（2019）對夏季高原河流CDOM來源的研究表明，CDOM主要來源為陸源輸入占據(jù)主導(dǎo)，腐殖化程度較高。

太原市水系較少，汾河自北向南貫穿太原市全境，支流較多，但流量均較小。太原市屬于溫帶半干旱季風(fēng)性氣候，日照充足，年均降雨量僅450 mm，多日照少雨的氣候環(huán)境也為河流黑臭提供了適宜的條件。另外，汾河太原段河流流量小，流動性差，降雨稀少，且河流不斷接收來自工農(nóng)業(yè)廢水和生活污水，河流的自凈能力遠抵不過水體污染速率，水環(huán)境污染問題相對嚴重（李佳琦等，2019）。夏季，降雨量增加，河流流量相對較大，河流污染程度被稀釋；冬季，河流接納的幾乎全是生活和工業(yè)廢水（城鎮(zhèn)生活污水占比達到60%左右），河流污染程度愈發(fā)嚴重。另外，太原市每日生活污水排放量達64萬噸，未經(jīng)任何處理直接排入汾河的有近 23萬噸左右。汾河太原段沿岸排污口主要分布在橫跨汾河的橋梁附近（柴村橋北側(cè)、勝利橋南北側(cè)、南內(nèi)環(huán)橋南側(cè)、長風(fēng)橋南側(cè)和小店橋北側(cè)等），主要接納來自周邊居民的生活污水及工業(yè)廢水等。本研究根據(jù)2020年夏季汾河太原段野外和室內(nèi)分析實驗數(shù)據(jù)，對汾河太原段 CDOM 吸收特征、空間分布差異及與水質(zhì)參數(shù)的相關(guān)性進行分析，以期為汾河太原段水污染的防治和遙感動態(tài)監(jiān)測提供數(shù)據(jù)支撐和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 采樣時間與點位

分別于2020年8月17日、8月18日、8月20日和8月23日，沿汾河太原段（柴村橋與晉陽橋之間的汾河水體）共布設(shè)了21個采樣點（圖1），進行現(xiàn)場原位觀測、水樣采集和室內(nèi)實驗分析。樣品采集后放入冷藏箱內(nèi)保存，當天帶回實驗室進行過濾處理并冷藏保存。CDOM吸收系數(shù)、總懸浮物濃度（TSM）、葉綠素 a（Chla）、有機懸浮物（OSM）、無機懸浮物（ISM）、總氮（TN）和總磷（TP）的測定在3 d內(nèi)完成。采樣點經(jīng)緯度信息和采樣時間見表1所示。

圖1 汾河太原段采樣點空間分布Fig. 1 The spatial distribution of samples in the Taiyuan section of Fenhe River

表1 采樣點位置和時間Table 1 Location and time of sample sites

1.2 測量方法

CDOM濃度無法直接測定，常用355、375和440 nm等波長處的吸收系數(shù)表征CDOM濃度（姚昕等，2018；張運林等，2004）。實驗室中測量CDOM吸收系數(shù)時，用孔徑為0.22 μm的Millipore濾膜過濾水樣，用5 cm光程的石英比色皿，參比Milli-Q超純水，用島津2550分光光度計測量240—800 nm波長范圍內(nèi)的吸收度D(λ)。每個水樣測兩條吸光度曲線，均值作為最終結(jié)果計算CDOM吸收系數(shù)。根據(jù)公式（1）計算各波段的吸收系數(shù)：

其中，a(λ′)為波長λ處未經(jīng)散射校正的CDOM吸收系數(shù)（m-1），D(λ)為吸光度，d為比色皿的光程路徑（m）。

過濾水樣中可能存在殘留的細小顆粒，可能會引起散射，因此利用公式（2）進行散射效應(yīng)校正：

其中，a(λ)是經(jīng)過散射校正的 CDOM 吸收系數(shù)，a(λ′)為散射校正項。計算每連續(xù) 10 nm的a(λ′)的均值，取這些均值的最小值作為a(λ'null)的值。

總懸浮物濃度的測量使用過濾烘干煅燒稱質(zhì)量法。將直徑47 mm玻璃纖維濾膜（Whatman GF/F）放入程控箱式爐中，在550 ℃高溫下煅燒4 h；記錄灼燒后空白濾膜的質(zhì)量，再用空白濾膜過濾一定體積的水樣，接著將載有懸浮物的濾膜放入鼓風(fēng)干燥箱，再經(jīng)過550 ℃高溫下煅燒，然后在105 ℃下烘干4 h，取出后冷卻稱重；用煅燒后的濾膜質(zhì)量減去空白濾膜質(zhì)量即可得到總懸浮顆粒物質(zhì)量，再除以過濾的水樣體積得到總懸浮濃度（丁瀟蕾等，2018；劉劍等，2015）。

葉綠素a濃度的測量使用“熱乙醇法”。用47 mm玻璃纖維濾膜（Whatman GF/F）過濾水樣，并將濾膜冷凍48 h以上。用90%的熱乙醇萃取，并使用島津2550分光光度計測量665、750 nm處的吸光度，加入一滴1 mol·L-1的稀鹽酸酸化1 min，測定酸化后的消光度，計算葉綠素a的濃度（陳宇煒等，2006）。

無機懸浮物濃度采用過濾、烘干、稱質(zhì)量方法計算得到。有機物懸浮物濃度為總懸浮物濃度減去無機懸浮物濃度。總氮和總磷的測定分別采用鉬銻抗分光光度法和過硫酸鉀高壓消解法（丁瀟蕾等，2018）。

1.3 CDOM吸收光譜特征測定方法

已有研究表明，CDOM吸收被廣泛認為隨波長增加呈近似指數(shù)衰減的規(guī)律，可用公式（3）進行模擬（Bricaud et al.，1981）。但也有研究表明，簡單指數(shù)模型并不是模擬CDOM光譜吸收的最佳模型，比如對原先的指數(shù)模型進行改進，在公式（2）中增加一個背景項參數(shù)K（Markager et al.，2000；Stedmon et al.，2000）。

其中，a(λ)為 CDOM 吸收系數(shù)（m-1）；λ為波長（nm）；λ0為參照波長（nm），一般取440 nm；S1和S2為指數(shù)函數(shù)曲線斜率。本研究選取上述兩種指數(shù)函數(shù)模型模擬 CDOM 光譜吸收，擬合波段范圍為280—500 nm。

CDOM相對分子質(zhì)量大小可以通過250 nm處的吸收系數(shù)與365 nm處的吸收系數(shù)的比值M值進行示蹤（Haan，1993；Peuravuori et al.，1997）。M值越大，CDOM中腐殖酸的相對含量越低，富里酸的相對含量就越高，相對分子質(zhì)量就越小。

2 結(jié)果與討論

2.1 CDOM的吸收光譜及空間分布

總體上，汾河太原段 CDOM 光譜吸收特征與已有研究結(jié)果一致，即隨波長的增加呈近似指數(shù)衰減的規(guī)律（Bricaud et al.，1981；蔣鳳華等，2007；姚昕等，2018）。在短波紫外UV-C波段（240—290 nm），各樣點CDOM吸收特性均較強，吸收系數(shù)變化范圍為 6.80—31.82 m-1，均值為 (12.80±0.53)m-1；在中紫外UV-B波段（290—320 nm）吸收系數(shù)變化范圍為3.67—15.32 m-1，均值為 (6.51±0.21)m-1；在長紫外UV-A波段（320—400 nm）吸收系數(shù)的變化范圍為 0.85—8.98 m-1，均值為(2.67±1.08) m-1；在藍光波段（400—500 nm）吸收系數(shù)的變化范圍為 0.14—2.29 m-1，均值為(0.62±0.29) m-1；大于500 nm的波段，CDOM的吸收系數(shù)繼續(xù)減小并逐漸趨向于零（圖2）。從圖2可知，位于北沙河入汾交叉口的A12點，CDOM的吸收光譜明顯大于其他各點，反映了A12點的CDOM濃度顯著高于其他各點。該點位于城市內(nèi)部排洪和排污的出水口處，出水口上游工廠及居民生活區(qū)較多，工業(yè)廢水和生活污水的大量輸入導(dǎo)致該點水中有機污染物含量升高，致使水體中陸源輸入的CDOM含量也升高。從表2可知，A12點Chla濃度僅為2.55 mg·m-3，但TSM和ISM濃度分別達到137.14 mg·L-1和 115.71 mg·L-1，主要是因為該出水口水流較急，底泥沉積物再懸浮，導(dǎo)致水體懸浮顆粒物濃度較高。水體中高濃度的懸浮顆粒物，導(dǎo)致水體透明度極差，水體發(fā)黃發(fā)臭，影響了太陽輻射在水下的傳輸和分布，進一步影響浮游藻類及沉水植物的正常生長。另外，采樣期間正值夏季浮游植物生長期，腐爛降解產(chǎn)生的CDOM含量很小。綜合以上分析可知，該點 CDOM 主要來源于陸源輸入的有機和無機污染物，且以陸源輸入的有色溶解有機物為主，浮游植物降解產(chǎn)物對 CDOM 濃度的貢獻很小。位于柴村橋附近的A7點，在280—360 nm范圍內(nèi)，CDOM 光譜曲線出現(xiàn)肩峰，與其他各點CDOM光譜曲線形成明顯的差異。主要是因為該點Chla濃度極高，達到375.95 mg·m-3，且有機懸浮物濃度是無機懸浮物濃度的5倍（表2），浮游藻類的強吸收掩蓋了非藻類顆粒物和CDOM的吸收光譜。水體中浮游藻類大量生長，Chla濃度較高，同時無機顆粒物濃度較低，有機顆粒物濃度較高時常會出現(xiàn)該種情況（張運林等，2006）。另外需要說明的是，A7點處于汾河濕地，夏季降水會攜帶土壤淋溶物質(zhì)以及陸生植物的枯枝落葉等陸源類腐殖質(zhì)進入河流，提升CDOM含量。針對本次采樣來說，采樣期間無降水，因此該點 CDOM 可能主要來源于浮游植物的降解產(chǎn)物，陸源輸入的 CDOM 含量貢獻較小。除A7和A12點外，其他各點CDOM吸收光譜均沒有顯著差異。

圖2 汾河太原段CDOM光譜吸收曲線Fig. 2 Absorption coefficient curves of CDOM in the Taiyuan section of Fenhe River

表2 汾河太原段各采樣點水質(zhì)參數(shù)Table 2 Water quality parameters of all samples in the Taiyuan section of Fenhe River

通過分析不同采樣點特定波長處的 CDOM 吸收系數(shù)可知，α(440)光譜吸收系數(shù)的變化范圍為0.40—1.20 m-1（圖3），均值為 (0.66±0.16) m-1，其中最低值出現(xiàn)在A1點，最高值出現(xiàn)在A12點。A1點位于汾河迎澤橋附近，周邊居民的生活污水排入汾河公園西暗涵后，于南內(nèi)環(huán)橋南側(cè)排入汾河，迎澤橋周邊無直接排入汾河的排污口。因此該處水體水質(zhì)相對較好，CDOM吸收系數(shù)最小，且水體懸浮物含量也較小。A12點位于北沙河入汾河交叉位置處，北沙河沿岸分布的排污口多達100多個，日夜不停接收來自附近居民的生活污水，水體發(fā)黃發(fā)臭。采樣前期，太原市經(jīng)歷數(shù)次暴雨天氣，降雨期間工業(yè)廢水不斷偷排進入北沙河最終流入汾河。另外，降雨期間城市地表徑流及農(nóng)田徑流攜帶大量有機和無機污染物進入北沙河。因此該處 CDOM 吸收系數(shù)最大，這與該處陸源輸入的大量有色溶解有機污染物密切相關(guān)。總體來看，CDOM吸收系數(shù)的空間分布具有差異，與采樣點位置和周邊環(huán)境具有密切關(guān)系。與國內(nèi)其它區(qū)域不同類型水體的對比發(fā)現(xiàn)，汾河太原段440 nm處的CDOM濃度低于太湖各湖灣（0.37—2.26 m-1）（段洪濤等，2009）、遼河（0.37—2.21 m-1）（邵田田等，2016）、長江口表層水體（1.15—8.75 m-1）（孫德星等，2008）。汾河太原段400 nm和355 nm處吸收系數(shù)的變化范圍分為為0.85—2.35 m-1和0.90—5.10 m-1，高于三峽壩區(qū)a(400)的 0.53—1.22 m-1（蓋利亞等，2010），但低于淀山湖a(355)的6.95—10.28 m-1（宋玲玲等，2007）。該結(jié)果與重污染城市河流河北洨河 CDOM 吸收系數(shù)差異顯著，該水體a(355)的均值為13.7 m-1，遠遠高于汾河太原段水體（虞敏達等，2016）。主要原因是該河流是石家莊市重要的排污河道，不斷接收來自周邊區(qū)域的生活及工農(nóng)業(yè)廢水。汾河太原段經(jīng)過近幾年的有效治理，水環(huán)境質(zhì)量有所好轉(zhuǎn)，因此汾河太原段CDOM吸收系數(shù)低于河北洨河。

圖3 各采樣點a(440)吸收系數(shù)和M值Fig. 3 Absorption coefficient of a(440) and M value of sample sites

M值可以較好的反映出CDOM分子量的大小，其值越小，分子量越大。汾河太原段M值的變化范圍為5.62—8.63，均值為 (6.66±0.62)，均值低于興凱湖春季水體 (7.38±0.99)（李思佳等，2015）、巢湖夏季水體 (10.6±1.57) 和太湖春季水體 (8.66±0.088)（施坤等，2010）。汾河太原段M值低于內(nèi)陸典型湖泊水體，反映其 CDOM 中腐殖酸的相對含量較高，這也進一步說明了汾河太原段 CDOM 來源的陸源輸入特征，河流周邊包含大量有機成分的城市污水和工業(yè)廢水的排入，導(dǎo)致腐殖酸的比例偏大。陸源性物質(zhì)的輸入往往使水體腐殖酸的比例偏大（張運林等，2006）。通過對M值與a(400)的相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)（圖4），在0.1顯著檢驗水平上，M值與a(400)呈顯著的負相關(guān)關(guān)系（r= -0.401，P=0.071），說明CDOM吸收系數(shù)越大，汾河太原段腐殖酸的相對含量就越高，相對分子質(zhì)量就越大，陸源輸入的腐殖質(zhì)物質(zhì)就越多。

圖4 a(440)與M值線性回歸分析Fig. 4 Linear regression analysis between a(440) and M values

2.2 CDOM吸收系數(shù)與水質(zhì)參數(shù)之間的關(guān)系

從表2可知，汾河太原段各采樣點水質(zhì)參數(shù)空間分布差異顯著，Chla的濃度介于 2.55—375.95 mg·m-3，其均值為 (99.62±99.60) mg·m-3，最高值出現(xiàn)在 A7（375.95 mg·m-3），最低值出現(xiàn)在 A12（2.55 mg·m-3）。總懸浮物濃度在 8.50—137.14mg·L-1間變化，均值為 (26.77±26.55) mg·L-1，最高值出現(xiàn)在A12（137.14 mg·L-1），最低值出現(xiàn)在 A9（8.50 mg·L-1）。總體上，OSM的濃度要高于ISM，TN濃度要高于TP。

通過對a(440)與Chla、TSM、ISM、OSM、TP和TN濃度進行相關(guān)分析，a(440)與Chla濃度的相關(guān)性較差，與TSM、ISM、OSM、TP和TN濃度具有極顯著的相關(guān)性（表3）。由于汾河太原段夏季處于浮游藻類大量生長時期，浮游藻類死亡降解對CDOM的貢獻極小，表明汾河太原段CDOM的主要來源不是浮游植物降解產(chǎn)物，而是太原市區(qū)內(nèi)大量城市污水及上游農(nóng)田地表徑流攜帶土壤淋溶物質(zhì)的注入。這與采樣前期，太原市幾次強降雨天氣具有密切關(guān)系。汾河太原段 CDOM 吸收與顆粒物及氮、磷營養(yǎng)鹽的高度相關(guān)性表明，陸源輸入的DOC中吸附了大量有機和無機懸浮顆粒物，同時也包含了大量溶解性的氮、磷營養(yǎng)鹽。一般情況下，高濃度的氮、磷營養(yǎng)鹽都來自河流周邊集水流域的輸入，這也進一步說明汾河太原段 CDOM 的外源輸入比較高。另外，汾河太原段高濃度的氮、磷營養(yǎng)鹽有利于浮游植物的大量生長，秋冬季浮游植物死亡降解后也會增加河流 CDOM 的含量。該結(jié)果與興凱湖春季a(440)吸收系數(shù)與 Chla濃度無顯著相關(guān)性的結(jié)果具有一致性（李思佳等，2015），但與顆粒物濃度的相關(guān)性不一致。其他一些研究則表明，Chla與CDOM特征波段吸收系數(shù)之間存在特定關(guān)系。比如張運林等（2006）對太湖梅梁灣水體CDOM吸收與Chla濃度的之間的相關(guān)性研究發(fā)現(xiàn)，a(440)與Chla用冪函數(shù)擬合的相關(guān)性最高。

表3 a(440)與水質(zhì)參數(shù)相關(guān)性Table 3 Correlations between a(440) and water quality parameters

2.3 指數(shù)函數(shù)斜率S值

CDOM 吸收指數(shù)函數(shù)曲線斜率S值大小與可溶性有機物組成和擬合時選取的波段范圍有關(guān)，但與可溶性有機物濃度無關(guān)（姚昕等，2016）。2種模型計算得到的CDOM光譜斜率、擬合決定系數(shù)R2和均方根誤差RMSE對比見表2所示。可以看出，S值隨采樣點的空間位置變化而變化，與采樣點所處的地理位置和環(huán)境條件有關(guān)。即使是同一區(qū)域、不同水體、不同時間，CDOM吸收的影響因素也可能不同，擬合得到的S值也不同（段洪濤等，2009；李典寶等，2014）。就是同類型水體，不同研究者擬合得到的S值范圍也有較大差異（段洪濤等，2009；宋玲玲等，2007；李思佳等，2015；施坤等，2010）。公式（3）、（4）擬合得到的CDOM指數(shù)函數(shù)斜率S1和S2值的范圍分別為 15.60—19.57 μm-1[均值為(17.70±0.75) μm-1]和 13.90—20.46 μm-1[均值為(18.36±1.24) μm-1]，且S2的值要大于S1，這與已有研究結(jié)果高度一致（Stedmon et al.，2000）。從表4可知，增加背景項的指數(shù)函數(shù)模型模擬的結(jié)果優(yōu)于常規(guī)擬合模型（R2最大、RMSE最小）。模型擬合過程中發(fā)現(xiàn)，參考波長的選取對CDOM指數(shù)函數(shù)斜率S值的計算基本沒有影響。增加背景項的指數(shù)函數(shù)擬合模型消除了長波對 CDOM 吸光度測定中的噪聲以及由非CDOM吸收引起的吸收系數(shù)的波動（張運林等，2009），因此該模型的擬合精度優(yōu)于常規(guī)模型。該結(jié)論與張運林等（2009）在云南高原湖泊CDOM指數(shù)函數(shù)斜率擬合的研究結(jié)果高度一致。

表4 CDOM光譜斜率、R 2和RMSETable 4 CDOM spectral slope, R2 and RMSE

關(guān)于指數(shù)函數(shù)斜率S值的研究，國內(nèi)外研究人員主要集中在河口近岸、內(nèi)陸湖庫及大洋等水體，有關(guān)城市納污河流汾河太原段 CDOM 指數(shù)函數(shù)斜率S值的研究尚未見相關(guān)報道。因此，本研究只能與國內(nèi)其他類型水體CDOM指數(shù)函數(shù)斜率S值進行對比分析。本研究指數(shù)函數(shù)斜率S值大于典型內(nèi)陸夏季太湖水體[14.0—18.5 μm-1，均值為(15.5±1.2) μm-1]（張運林等，2007）和官廳水庫[10.5—19.6 μm-1，均值為(15.5±2.64) μm-1]（雷霞等，2013），但小于云南高原湖泊兩種模型擬合S值[S1為 16.08—28.75 μm-1，均值為 (21.58±2.90) μm-1；S2為 14.96—33.82 μm-1，均值為 (22.28±3.72) μm-1]（張運林等，2009）。造成CDOM指數(shù)函數(shù)斜率S值差異的原因可能是由于 CDOM 的組成和來源差異導(dǎo)致的。夏季太湖和官廳水庫水體 CDOM 吸收系數(shù)與Chla呈顯著正相關(guān)，CDOM濃度受浮游植物變化的影響較大，浮游植物降解產(chǎn)生的 CDOM 貢獻不小。對于接受紫外輻射較強的高原湖泊，紫外輻射對 CDOM 的光化學(xué)降解影響較大，陸源輸入的大分子溶解有機物很容易在太陽輻射下發(fā)生光化學(xué)反應(yīng)，降解為小分子有機物和氮磷等營養(yǎng)元素。相關(guān)研究表明，指數(shù)函數(shù)曲線斜率S的變化可能是由于黃腐酸和腐殖酸的相對含量不同造成的（戴永寧等，2008）。與腐殖酸相比，黃腐酸CDOM光譜指數(shù)曲線斜率S較大。另外，當CDOM以外源土壤腐殖質(zhì)的淋溶為主，S較小；而以內(nèi)源水體自身生物體的分解為主時，則S較大。M值與CDOM光譜曲線斜率S值的相關(guān)性分析表明，M值和S值存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系（M與S1：r=0.733，P=0.000；M與S2：r=0.784，P=0.000）。該結(jié)果與其它研究者的結(jié)論相一致（姚昕等，2016）。這也進一步說明汾河太原段 CDOM 的來源以陸源輸入的有機大分子物質(zhì)為主，浮游藻類腐爛降解產(chǎn)生對CDOM的貢獻較小。

3 結(jié)論

（1）各采樣點 CDOM 吸收系數(shù)呈近似指數(shù)衰減規(guī)律。從短波紫外到藍光波段呈遞減趨勢，短波紫外UV-C、中紫外UV-B、長紫外UV-A和藍光波段CDOM吸收系數(shù)的變化范圍分別為6.80—31.82 m-1、3.67—15.32 m-1、0.85—8.98 m-1和 0.14—2.29 m-1。汾河太原段a(440)吸收系數(shù)的變化范圍為0.40—1.20 m-1，均值為 (0.66±0.16) m-1。總體來看，城市河流汾河太原段水體 CDOM 吸收系數(shù)普遍低于內(nèi)陸典型湖泊、河流水體，高于三峽壩區(qū)水體。與國內(nèi)重污染城市河流相比，汾河太原段CDOM吸收系數(shù)遠低于河北洨河。

（2）CDOM吸收與汾河太原段營養(yǎng)水平相關(guān)，a(440)與水體TN和TP存在顯著正相關(guān)。CDOM吸收與汾河太原段有機和無機懸浮顆粒物濃度相關(guān)，a(440)與TSM、ISM和OSM呈顯著正相關(guān)。a(440)與Chla則不存在顯著相關(guān)性。

（3）汾河太原段夏季 CDOM 主要來源于陸源性有機污染物質(zhì)的輸入，浮游植物新陳代謝及腐爛降解產(chǎn)物對CDOM的貢獻很小。a(440)與M值存在顯著負相關(guān)，M值與S值存在顯著正相關(guān)。CDOM腐殖酸相對含量較高，相對分子質(zhì)量較大。與內(nèi)陸典型水體相比，汾河太原段S值偏大，但小于受紫外輻射強烈影響的高原湖泊水體。

（4）增加背景項的指數(shù)函數(shù)擬合模型優(yōu)于常規(guī)指數(shù)函數(shù)模型，擬合得到的指數(shù)函數(shù)斜率S1和S2值分別為 15.60—19.57 μm-1和 13.90—20.46 μm-1。參考波長的選擇對指數(shù)函數(shù)斜率S值的擬合基本沒有影響。