2015, Vol. 27 
(2: 苏州科技学院环境科学与工程学院，苏州 215009江苏滆湖北部湖区综合整治后夏季水体光环境研究)
(3: 江苏省环境科学与工程重点实验室，苏州 215009江苏滆湖北部湖区综合整治后夏季水体光环境研究)
(4: 中国科学院大学，北京 100049)
(2: School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, P.R.China)
(3: Key Laboratory of Environmental Science and Engineering of Jiangsu Province, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, P.R.China)
(4: University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, P.R.China)
在人类对湖泊越来越多的干扰下，湖泊常由以大量沉水植物为代表的草型稳态湖泊演变为沉水植物大量消失、藻类占主导优势的藻型稳态湖泊[1].如何将衰退成藻型的湖泊或湖区恢复成草型湖泊或湖区，以及如何营造适合沉水植物生长的条件成为目前湖泊生态修复的研究热点.影响沉水植物生长的主要因素有：营养盐、底质、光、温度[2-6]等.目前多从营养盐和底质角度探索对沉水植物的影响，如：营养盐对沉水植物的胁迫[7]、底质对沉水植物生长的影响[8]等.而对于水体中的光环境，这一影响沉水植物生长的重要因素，以及已经经过整治后的湖泊水体是否有所改善，却较少被关注.影响光在水体中衰减的因子有：水分子、悬浮物、浮游植物和有色溶解有机质(CDOM)[9-11]，其中水分子对光衰减可以看成本底值；悬浮物可以对不同波长的光造成衰减，浮游植物可以选择性吸收光[12-13]；CDOM不仅吸收紫外光，还能够吸收蓝光，进而减少光在水体中的传播[14]，在浅水湖泊中CDOM种类繁杂，其对光衰减的贡献比较低，容易被光降解为小分子有机物[15].
五里湖在开展生态工程后，有国内学者曾对其水下光场进行了相关研究[16]，但其观测是在工程完成后不久进行的，且五里湖是一个相对封闭的水域.滆湖位于常州武进和无锡宜兴境内(31°33′N，119°49′E)，面积164km2，于2008年至2011年对滆湖北部部分湖区进行了大范围综合整治，以期为沉水植物重建提供必要的条件.整治的主要措施有：前置库入湖污染负荷控制[17]、底泥疏浚、水生植物净化水质、鲢鳙鱼非经典生物操纵、大型仿生式机械捞藻等.综合整治后，整治湖区仍有污染不断进入，且其同临近湖区并未完全隔离.本文对综合整治后整治湖区的水体光环境对沉水植物重建的影响进行初步探究.通过对2009年7月及2013年夏季(7月和8月)整治湖区和临近未整治湖区水体光环境进行监测，分析整治对水体光环境的改变情况，并结合2010年定点的周年水深和透明度变化，提出综合整治对重建沉水植物的影响.
1 材料和方法 1.1 采样点布设2013年在滆湖北部湖区共布设9个采样点(图 1)，其中综合整治的湖区共6个采样点(1~6，记为A湖区)，临近的未进行整治湖区3个采样点(7~9，记为B湖区).A湖区与B湖区之间大部分由人造堤坝所隔离，仅由2个宽约8 m的通道相连接.在综合整治时的2009年7月，滆湖北部湖区共布设5个采样点(10~14)，2010年在滆湖东岸生态修复区的外敞水区进行定点周年水深和透明度(SD)的测量.
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图 1 滆湖北部采样点 Fig.1 Sampling sites in the north Lake Gehu |
2009年7月对样点10~14进行光合有效辐射(PAR)测定，2013年7月23日对北部9个采样点进行SD和PAR测定，8月28日仅对A区6个点进行SD和PAR测定.测定时间均在11：00 14：00之间，天气晴朗.PAR采用XR-620CTD多参数水质剖面仪(RBR Ltd.，Canada)每隔2s连续自动进行测定记录[9]，SD采用直径为30cm的塞氏盘进行测量，用水深仪记录水深.
水体中的光环境常用SD、PAR衰减系数(Kd)和真光层深度(Zeu)来描述[9-11, 18]：
| $ {K_{\rm{d}}} =-\frac{1}{Z}{\rm{ln}}\frac{{E(Z)}}{{E(0)}} $ | (1) |
| $ {Z_{{\rm{eu}}}} = 4.605/{K_{\rm{d}}} $ | (2) |
式中，Z为从湖面到测量处的深度，E(Z)、E(0)分别为深度为Z处、0m处的PAR强度，Kd值通过对不同深度水下PAR强度进行回归得到(R2≥0.95，N≥8，N为拟合深度个数)[10].
用聚乙烯瓶同步采集各样点表层0~0.5m处水样，快速带回实验室进行相关水质参数的测定.叶绿素a(Chl.a)采用90 %丙酮浸提法测定[19]；悬浮物(SS)、无机悬浮物(ISS)、有机悬浮物(OSS)测量采用称重法[20]；CDOM采用紫外可见分光光度法，具体操作为：经0.22μm的Millpore膜的水样，用UV100(天津冠泽科技有限公司)分光光度计光谱扫描测量吸光度.以纯水作为参考，1nm为步长，扫描波段为200~800 nm.CDOM用440nm波长处的吸收系数来表示[14, 21]：
| $ {a_{{\rm{CDOM}}}}(\lambda ) = 2.303A(\lambda )/\mathit{r-a}{\rm{(700)}} \cdot \lambda {\rm{/700}} $ | (3) |
式中，λ为波长，aCDOM(λ)为波长λ时CDOM的吸收系数，A(λ)为波长λ时的吸光度，r为光程路径(m).
数据采用Excel 2003及SPSS 16.0处理.
2 结果 2.1 水深和透明度改变情况在2010年滆湖东岸生态修复区的外敞水区水深和透明度呈现出显著的季节变化(图 2).在春、夏季滆湖水深较秋、冬季高，水深最大值约为1.90m，周年平均水深1.20m.经过综合整治的A湖区，在2013年8月几个点位平均水深为2.7m，B湖区几个点位平均水深仅为1.30m(图 3)，可见综合整治显著增加了A湖区水深.
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图 2 2010年滆湖生态修复区外的水深和透明度变化 Fig.2 Variations of water depth and transparency out of the eco-remediation zone in 2010 |
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图 3 2013年夏季各采样点水深和透明度 Fig.3 The values of depth and SD at different samping sites in the summer of 2013 |
在生态修复区外，2010年夏、秋季SD显著低于冬、春季，周年平均值为33cm(图 2).2013年7月A湖区SD为38~46cm，平均值为39cm，显著大于(P＜0.05) B湖区SD平均值(20cm).8月A湖区SD变化范围为19~23cm，平均值为21cm，低于7月A湖区(P＜0.01，图 3).
2.2 光衰减系数情况2013年7月A湖区所有点位的Kd变化范围为1.96~2.76m-1，平均值为2.47m-1；7月B湖区Kd变化范围为3.46~4.42m-1，平均值为3.97m-1，显著大于A湖区(P＜0.05).2013年8月A湖区的Kd变化范围为2.81~3.62m-1，平均值为3.28 m-1，显著大于2013年7月的Kd(P＜0.01).同2009年7月相比，2013年7月A湖区Kd显著小于前者(P＜0.01)，而B湖区Kd与整治时相比无显著差异(图 4)，说明综合整治显著提高了夏季(7月)A湖区水体光环境.
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图 4 2009年7月、2013年7月及8月滆湖北部湖区Kd值 Fig.4 The value of Kd in the north Lake Gehu in July of 2009 and July, August of 2013 |
通过滆湖北部A、B两湖区夏季3个影响光衰减因子的对比研究，可以看出A、B两湖区各光衰减因子对水体光环境的影响情况(图 5).
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图 5 各采样点7月及8月SS、ISS、OSS浓度值 Fig.5 Concentrations of SS, ISS and OSS in July and August of different sampling sites |
A湖区的7月SS变化范围为47~66mg/L，平均值为55mg/L；B湖区的SS变化范围为103~128mg/L，平均值为118.7mg/L.A湖区8月SS变化范围为57~87.5mg/L，平均值为69.6mg/L.7月A、B湖区SS差异性显著(P＜0.05)，同时A湖区7月和8月SS值差异也显著(P＜0.05).
SS由ISS和OSS组成.7月A湖区的ISS变化范围为27~55mg/L，平均值为38.8 mg/L；OSS变化范围为10~22mg/L，平均值为16.2mg/L.B湖区的ISS变化范围为88~112mg/L，平均值为101.3mg/L；OSS变化范围为16~21mg/L，平均值为17.3mg/L.A、B两湖区ISS有显著差异(P＞0.05)，而OSS没有显著差异(P＞0.05).8月A湖区ISS变化范围为23~40mg/L，平均值为30.7mg/L，与7月A湖区ISS相比差异不显著(P＞0.05)；OSS变化范围为24~57mg/L，平均值为39.2mg/L，与7月A湖区OSS相比差异显著(P＜0.01).
2.3.2 Chl.a变化情况7月A湖区采样点4及其周围出现大面积藻团，经现场观测是由B湖区的藻团在风力的作用下经隔断堤坝中的缺口涌向A湖区，从缺口处到采样点4的直线距离的两边有大量藻类覆盖.7月A湖区的Chl.a的变化范围为14.86~118.53μg/L，平均值为49.13μg/L；B湖区的Chl.a变化范围为65.71~81.24μg/L，平均值为73.46μg/L；8月A湖区在风力作用下，湖面也出现大面积的藻团，Chl.a变化范围为36.45~175.44μg/L，平均值为94.06μg/L，是7月A区平均值的2倍左右(图 6).
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图 6 各采样点7月及8月Chl.a和aCDOM(440)值 Fig.6 The values of Chl.a and aCDOM(440) in July and August of different sampling sites |
在滆湖北部湖区，CDOM对光的吸收呈现出显著的空间差异，7月A湖区aCDOM(440)最小值为0.92m-1，最大值为3.91m-1，平均值为2.53m-1；B湖区最小值为2.53m-1，最大值为3.91 m-1，平均值(2.91m-1)较A湖区大，但两者之间没有显著差异(P＞0.05).8月A湖区aCDOM(440)变化范围为1.38~2.30m-1，平均值为1.65m-1，是7月平均值的56.7 %，但差异不显著(P＞0.05)(图 6).
3 讨论 3.1 水体光环境与相关因子之间的关系湖泊底泥表面易悬浮颗粒物在综合整治时被大量移除，且A、B两湖区之间大部分被人造堤坝所隔离，起到类似消浪和围隔的功能，大幅降低了底泥再悬浮的能力[22]，减少了颗粒物对光的吸收和散射，进而提高SD，减小Kd，但底泥疏浚这一措施在治理湖泊水体中的施用，具有较大的争议[23].
对夏季滆湖A湖区SS、ISS和Kd之间关系进行拟合：
| $ {K_{\rm{d}}} = 0.022{\rm{SS + 1}}{\rm{.505}}\;\;\;{R^2} = 0.684\;\;n = 14\;\;P < 0.05 $ | (4) |
| $ {K_{\rm{d}}} = 0.015{\rm{ISS + 2}}{\rm{.369}}\;\;{R^2} = 0.446\;\;n = 14\;\;P < 0.01 $ | (5) |
夏季滆湖水体的SS、ISS和Kd均有一定的相关性(公式(4)、(5)).同整治时[24]相同，整治后SS也是影响夏季水体光环境的重要因子.在7月B湖区的水体光环境显著较A湖区差，A、B湖区的Chl.a及CDOM均无显著差异，而B湖区ISS平均值却是A湖区ISS平均值的2.6倍左右，表明SS中的ISS是造成SD和Kd差异的原因之一.
夏季大面积藻团漂浮在滆湖水体表层，可以吸收大量可见光，导致SD的降低和Kd的增大.7月B湖区的藻类在风力的作用下经过隔断堤坝缺口而迁移至A湖区，致使采样点4的透明度较A湖区其他点位低.7月和8月A湖区OSS、Chl.a与SD之间呈一定的线性相关(公式(6)、(7))，但Kd和OSS、Chl.a之间线性关系并不显著(P=0.086、0.522).
| $ {\rm{SD =-10}}{\rm{.39ln(OSS) + 60}}{\rm{.034}}\;\;{R^2} = 0.301\;\;n = 14\;\;P < 0.05 $ | (6) |
| $ {\rm{SD =-9}}{\rm{.274ln(Chl}}{\rm{.a) + 65}}{\rm{.398}}\;\;{R^2} = 0.408\;\;n = 14\;\;P < 0.05 $ | (7) |
2013年7月和8月A湖区ISS、CDOM都无显著差异，OSS有差异显著，且OSS和Chl.a之间显著相关(R2=0.603，n=14，P＜0.001)，故可以认为Chl.a的差异是造成滆湖北部A湖区7月和8月SD差异的原因.通过减少水体中浮游植物的量，进而提高SD，可以为沉水植物的重建提供所需的光环境，如Pan等[25]用壳聚糖修饰粘土絮凝沉淀水体中大量的浮游植物至底泥表面，提高了SD，在4个月后便成功恢复了沉水植物.
夏季水体中藻类死亡后会释放出CDOM，在一定时间内可以被微生物降解.藻类所产生的CDOM和Chl.a之间有一定的线性关系[26]，但在本研究中却没有发现Chl.a和CDOM有相关性(P＞0.05)，可能与藻类尚未大量死亡有关.同时7月和8月的CDOM和SD及Kd之间无显著线性相关关系(P＞0.05).
3.2 综合整治对沉水植物生长的影响沉水植物在水体中的最大生长深度与水深有显著的相关关系[27-32]，水深的增加使得到达湖底的光程增加，从而减少了沉水植物生长所需要的光，进而对沉水植物的生长产生不利影响，如在洱海水深超过2.5 m的地方，将限制沉水植物的生长[33].在综合整治后，尤其是实施底泥疏浚后，大量的内源污染物从湖泊底泥中移除，降低了内源污染释放的能力[34-35]，但同时也改变了湖区的底质和水深(图 3).
对沉水植物已消失的水体再进行沉水植物的恢复，其前提是SD必须达到一定的要求[36]，通常沉水植物在深度为SD的2倍处较容易恢复[23, 27].2013年夏季(7、8月)A湖区沉水植物的容易恢复深度分别为80cm及40cm左右，这明显小于综合整治后A湖区的平均水深(图 3).从沉水植物生长的限制因子光角度而言，在2013年夏季除人工堆积的小岛附近，A湖区大部分难以满足沉水植物生长的需求，与现场观测到只有人工小岛附近有少量金鱼藻生长相符合.
滆湖秋、冬季光环境较夏季好(图 2)[24].从光角度而言，秋、冬季沉水植物较容易重建，重建的沉水植物还可以为春季其他沉水植物的生长提供稳定的前驱水体光环境，如2010年秋季滆湖东岸生态修复区重建的菹草群落，稳定了生态修复区内的水体透明度[37].当考虑到湖区水体的使用功能时，恢复全部沉水植物是没有必要的，因其会对航运等产生影响[38-39]，同时过多覆盖面积与适宜覆盖面积的沉水植物相比，如金鱼藻，对水质的净化也无显著差异[40].故在满足草型稳态和其他使用需求之间，沉水植物在水体中需达到一个协调的覆盖率[38].
从光衰减因子的角度而言，SS是光衰减的重要因子，如当SS超过50mg/L时，沉水植物较难生长[41].在综合整治后的2013年夏季7、8月份，A湖区SS达47~87.5mg/L，可见SS浓度是沉水植物在A湖区生长的限制因子之一.因此可以考虑从人工堆造的小岛附近隔离部分湖区，种植漂浮植物，短期内迅速提高SD[42]，随后移除漂浮植物，引种沉水植物，种植的沉水植物可以优先考虑较耐受SS的穗花狐尾藻[43].
4 结论滆湖北部整治湖区在综合整治后，夏季7月水体光环境与整治时相比显著改善.在2013年7月滆湖北部整治湖区与未整治湖区水体的SS中ISS显著不同，是造成2个湖区SD和Kd显著差异的原因；在7月和8月整治湖区Chl.a浓度的显著差异是造成这两个月水体SD差异显著的原因.7月和8月滆湖北部湖区CDOM对水体光环境无显著影响.夏季在风力的作用下，临近未整治湖区的藻类易飘移至北部整治湖区，从而影响了整治湖区水下光环境的稳定性.底泥疏浚使整治湖区水深显著增加，导致了光程的增加，在一定程度上不利于整治湖区沉水植物的恢复.
致谢: 初稿得到尚丽霞、徐伟伟的相关修改意见，在此对他们致以诚挚的感谢.| [1] |
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