太湖典型湖区真光层深度的时空变化及其生态意义

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中国科学D 辑地球科学2006, 36 (3): 287~296 287 太湖典型湖区真光层深度的时空变化 及其生态意义* 张运林①② 秦伯强①** 胡维平① 王苏民① 陈宇炜① 陈伟民① (① 中国科学院南京地理与湖泊研究所, 南京210008; ② 中国科学院研究生院, 北京100039) 摘要利用1998~2004 年在太湖不同湖区进行的多次水下辐照度观测资料及全湖典型湖区13 个站点1993~2003 年的悬浮物和风速资料, 分析了PAR 真光层深度的影响因素, 并获得太湖典型 湖区真光层深度的时空变化以及2 号点真光层深度的光谱分布. 结果表明, PAR 真光层深度主要 受悬浮物浓度影响, 其次则是叶绿素a 浓度, 溶解性物质对其影响甚微. 1993~2003 年典型湖区 PAR 真光层深度年均值在1.04~1.95 m 之间变化(均值为1.35±0.23 m), 空间上大致可以分为3 类 区, 其中湖心区、河口区最小, 为Ⅰ类区; 梅梁湾、五里湖、贡湖湾其次, 为Ⅱ类区; 东太湖最大, 为Ⅲ类区, 对应的均值分别为1.1, 1.4, 2.0 m 左右. 不同湖区真光层深度季节变化存在一定差异, 其中湖心区真光层深度夏、秋2 季大于冬、春2 季, 梅梁湾是冬季要大于其他3 季, 而东太湖则 是冬季均要小于其他3 季, 五里湖、贡湖湾和河口区4 季变化则不是很明显. 真光层深度的光谱 分布最小值出现在400 nm 的蓝光波段, 最高值出现在580 nm 附近的绿光波段. 1998~1999 年在2 号点每季多日连续观测得到PAR 真光层深度春、夏、秋、冬4 季的均值分别为2.00±0.21, 2.52 ±0.45, 1.58±0.24, 2.00±0.15 m, 而浮游植物吸收的440 nm 峰值对应的真光层深度则只有 0.81~1.47 m(均值为1.07±0.29 m), 明显低于1.98±0.41 m 的平均PAR 真光层深度. 关键词太湖真光层深度漫射衰减系数悬浮物生态意义 收稿日期: 2005-08-25; 接受日期: 2005-11-23 * 中国科学院知识创新工程项目(批准号: KZCX1-SW-12)、“863”项目(批准号: 2002AA0601011)和国家自然科学基金项目(批准号: 40203007) 共同资助 ** 联系人, E-mail: qinbq@niglas.ac.cn 真光层深度定义为水柱中支持净初级生产力的 部分, 其底部为临界深度, 即水柱的日净初级生产力 为零值的深度[1]. 在海洋、湖泊、河流等水域生态系 统中浮游植物基本上都分布在这一层, 在研究浮游 植物初级生产力、生物量时一般以真光层深度为下界, 因而该深度有时也被称为光合层厚度. 真光层深度 一方面取决于水体中各类物质对光的衰减, 另一方 面还与到达水表面的光强有关. 但为了研究的方便 SCIENCE IN CHINA Ser. D Earth Sciences 288 中国科学D 辑地球科学第36 卷 和规范化, 大多数研究采用1%表面光强深度来代替 真光层深度, 当然也有人将水下光强14 μmol·m−2 ·s−1 对应的深度称之为真光层深度[2]. 真光层深度主要受制4 种物质, 即纯水、有色可 溶性有机物、非藻类颗粒物及浮游植物[3]. 不同的水 体真光层深度差异显著, 在清洁的海洋其值可以高 达100 m以上, 而在浑浊的内陆水体有时则只有几十 厘米[3]. 由于浮游植物主要分布在这一层, 因此其深 度直接影响到浮游植物光合作用过程和水体初级生 产力[4,5]. 最近20 年来, 由于人类活动的加剧, 长江中下 游湖群水体污染严重, 湖泊生态系统发生重大变化, 种群数量减少, 湖泊生物小型化, 湖泊富营养化与藻 类暴发的形势十分严峻, 直接危及区域的社会经济 可持续发展, 成为中国当前面临的最严重的环境问 题之一. 真光层是衡量湖泊生态与环境总体状况最 重要的因子之一, 是湖泊物理、化学、生物综合作用 的关键指标, 但在中国这方面研究十分薄弱. 本文以 太湖为实例, 研究其时空及光谱变化, 并阐明真光层 深度研究在湖泊科学理论与湖泊治理实践中的意义. 太湖是中国第三大淡水湖, 是长江三角洲经济 区重要的供水源地, 近20 年来由于强烈人类活动干 扰, 水体污染严重, 湖泊生态系统结构和功能也发生 明显改变[6]. 真光层深度测定相对比较困难, 因而作 为评价湖泊生态系统结构, 揭示湖内营养盐循环宏 观特征的重要生态因子真光层深度至今未见报道. 本文基于多次野外水下光场观测建立真光层深度与 悬浮物浓度的相关式, 并利用太湖典型湖区13 个点 11 年的悬浮物资料反推太湖真光层深度的时空变化, 进而阐述其生态环境意义. 1 数据与计算方法 1.1 数据来源 1998 年5 月17~20 日、10 月23~26 日、12 月10~13 日以及1999 年8 月4~7 日在太湖梅梁湾沿岸带2＃ 点(120.2095°E, 31.4237°N)分别进行了春(3~5 月)、秋 (9~11 月)、冬(12~2 月)、夏(6~8 月)每季连续4 天水 下辐照度观测, 通过对不同深度辐照度的计算可以 得到漫射衰减系数, 进而计算得到真光层深度. 2003 年7 月12~17 日在梅梁湾M1 点(120.17942°E, 31.47897°N)进行了连续6 天不同风浪条件下水下光 场的连续观测, 2003 年12 月~2004 年8 月又分别在太 湖不同湖区(包括五里湖、梅梁湾、贡湖湾、大太湖、 河口区及东太湖)进行了6 次水下辐照度的观测. 定点资料主要包括1993~2003 年中国科学院太 湖湖泊生态系统研究站(以下简称太湖站)常规监测的 悬浮物和风速资料, 站点位置分布参见图1, 全湖13 个采样点代表太湖典型湖泊生态类型, 根据其地理 位置对各站点进行湖区划分, 表1 列出了不同湖区的 测点情况. 其中0~6 号位于蓝藻频繁暴发的藻型湖区 梅梁湾内, 9 号位于城郊湖区五里湖, 7 和8 号位于开 阔水域大太湖湖心区, 10, 11 号分别位于太湖两条主 要入湖河流宜溧河和苕溪的入湖口大浦口和小梅口, 12 号点位于草型湖区东太湖正中央, 而13 号点则位 图1 野外调查站点分布图 表1 各测点资料的详细情况 湖区五里湖梅梁湖湖心区河口区东太湖贡湖 点号9 0~6 7, 8 10, 11 12 13 资料年限及 观测频度 0~8 号点为1993~2003 年(每月观测1 次), 9~13 号点为 1998~2003 年(每季度观测1 次, 其中9 号点2001~2003 年每月观测1 次) SCIENCE IN CHINA Ser. D Earth Sciences 第3 期张运林等: 太湖典型湖区真光层深度的时空变化及其生态意义289 于贡湖湾外围区, 大致处于藻型湖区与草型湖区的 交接地带. 1.2 采样与测量方法 光合有效辐射(photosynthetically active radiation: PAR)的测定选用国际上通用的美国LI-COR公司生产 的水下光量子仪(Li-cor 192SA), 光谱的测量选用 Macam公司的水下光谱仪, 其匹配的光纤仅3 m, 主 要用于内陆水体水下光谱的测量[7~9]. 探头架于不锈 钢支架上置于船的迎光面, 并远离船沿20 cm左右, 仪器测量波段范围为240~800 nm, 包括紫外、可见光 波段和近红外光波段, 但在实验期间主要测量 400~700 nm 光合有效辐射波段(在没有特别说明的 情况下, 所论述的辐照度都是指400~700 nm波段), 波长精度为±0.5 nm, 焦距长100 mm, 探头接收到 的光信号经数据线由RS232 接口传送到计算机上, 然 后在计算机上进行显示和存储. 透明度使用30 cm的 赛氏圆盘测定. 悬浮物用GF/C滤纸过滤, 采用电子 天平称重法测定. 叶绿素a的测定采用分光光度法, 用 90%的热酒精萃取提取色素, 然后在7230 分光光度 计上测定吸光度换算得到叶绿素a浓度. DOC的测定 方法是现场用Whatman GF/F 玻璃纤维滤膜(直径为 25 mm, 孔径为0.45 μm)过滤水样, 将过滤后的清液 在1020 型TOC仪进行测定, 仪器检测范围为0.5~500 mg·L−1, 相对误差为±3%. 1.3 真光层的定义及计算 在这里将辐照度为水表面辐照度1%处的深度视 为真光层深度, 其与光衰减系数存在一定量关系, 可 以表示为: ( ) 4.605 / ( ) eu d D K λ λ = , (1) 式中, Deu( λ)为真光层深度(m), Kd( λ)为漫射衰减系数 (m−1). 漫射衰减系数Kd(λ)按下式进行计算[3]: ( , ) 1 ( ) ln ( ,0) d d d E z K z E λ λ λ = − , (2) 式中, Kd( λ)为漫射衰减系数(m−1), z 为从湖面到测量 处的深度(m), Ed ( λ, z)为深度z 处的辐照度(μmol· m−2·s−1), Ed( λ, 0)为水面起始辐照度(μmol·m−2·s−1). Kd( λ)值通过对不同深度处水下辐照度进行指数回归 得到, 回归效果只有当R2≥0.95, 深度数N≥3 时其 Kd( λ)值才被接受. 太湖典型湖区真光层的时空变化是根据多次采 样得到的真光层深度与悬浮物浓度的相关式再利用 多年定点悬浮物观测资料计算得到. 2 结果与分析 2.1 真光层深度与悬浮物、叶绿素a 和溶解性有 机碳的关系 在水体中光的衰减主要取决于悬浮颗粒物浓度 和溶解性物质浓度, 分别可以用悬浮物、叶绿素a和 溶解性有机碳3 项指标来代替. 由于太湖是一个典型 的大型浅水湖泊, 面积为2338.1 km2, 最大水深不足 3.0 m, 平均水深仅1.9 m[10], 再加之其处于亚热带季 风区并受台风的影响, 全年四季风速均较大, 致使太 湖底泥容易发生再悬浮, 水体中全年悬浮物浓度较 高, 悬浮颗粒物在对光的衰减中常常占主导地位[11]. 基于2003 年在梅梁湾M1 点不同风浪条件下的 连续观测和在太湖不同湖区进行的7 次观测得到的 PAR 衰减系数与悬浮物、叶绿素a 和溶解性有机碳浓 度进行线性相关分析, 结果如下: ( ) 0.0626 1.6068 d K PAR TSS = + , (R2 = 0.942, N = 117, P≤0.0001), (3) ( ) 0.0335 3.1924 d K PAR Chla = + , (R2 = 0.260, N = 117, P≤0.001), (4) ( ) 0.0454 4.3433 d K PAR DOC = + , (R2 = 0.0012, N = 117, P = 0.71), (5) 式中Kd(PAR), TSS, Chla, DOC 分别表示PAR 漫射衰 减系数(m−1)、悬浮物浓度(mg·L−1)、叶绿素a 浓度 (μg·L−1)和溶解性有机碳浓度(mg·L−1). 由(3)~(5)式可知, PAR衰减系数与悬浮物浓度的 相关性最好, 其次是叶绿素a浓度, 并且与悬浮物的 相关性明显要高于与叶绿素a, 说明悬浮颗粒物(其实 也包括浮游植物)在太湖PAR衰减中占主导地位, 而 溶解性物质对PAR的衰减则不是主要的, 由悬浮物浓 度来计算PAR衰减系数并进而推导真光层深度完全 可行, 另外Irigoien等[12]在浑浊的河口区也曾利用悬 浮物浓度来反推真光层深度. 尽管也有学者根据透 www.scichina.com 290 中国科学D 辑地球科学第36 卷 明度(SD)来反演推算真光层深度[13,14], 但从2003~ 2004 年大量实测结果来看, 用悬浮物来推算真光层 深度比用透明度精度要更高(图2). 将(1)和(3)式相结 合可以得到太湖真光层深度的计算公式: 4.605 ( ) 0.0626 1.6068 eu D PAR TSS = + , (6) 深度进行组间方差分析发现(表3), 太湖真光层深度 空间存在显著性差异, 大致可以分为3 个等级, 湖心 区的7, 8 号点和河口区的10, 11 号点真光层深度最 小, 均值在1.1 m 左右; 其次是位于梅梁湾的0~6 号 点、五里湖的9 号点、贡湖湾的13 号点, 真光层深 度在1.4 m 左右; 真光层深度最大值出现在东太湖, 其均值接近2.0 m 左右. 尽管同处梅梁湾的1, 3, 4, 5 号点其真光层深度之间没有显著性空间差异, 但还 是大致呈现从湾内向湾口递减的趋势. 而13 号点尽 管位于草型湖区的贡湖湾, 由于位置比较接近湾口, 受风浪的作用较大, 悬浮物浓度与梅梁湾的值比较 接近, 相应的真光层深度也比较接近, 因而在本文中 被归为同一类型. 但贡湖湾内湾由于水生植物生长 茂盛, 在不是非常强烈的风浪作用下其水体还是非 常清澈, 真光层深度也较大, 与东太湖相似. 式中, Deu(PAR)为PAR 真光层深度(m), TSS 为悬浮物 浓度(mg·L−1). 国外许多浅水湖泊和海湾的研究也表明悬浮物 浓度对透明度、光衰减系数、真光层深度甚至湖泊初 级生产力均有显著的影响[15~20]. Phlips等[15]对美国 Florida湾的一个浅水泻湖光衰减系数与无机颗粒物、 叶绿素a和水色的线性回归分析发现衰减系数与无机 颗粒物相关性最好, 无机颗粒物对衰减系数的贡献 率均在50%以上, 最大的高达(92±3)%. Pierson等[18]基 于一个半分析模型对瑞典Mälaren湖的研究发现, 无 机颗粒物对PAR真光层的影响约占60%. James 等 [19]在大型浅水湖Peoria湖研究发现PAR衰减系数在低 风浪下超过10 m−1, 而在大风浪情况下则高达25 m−1 以上, 其与悬浮物、透明度均存在显著性相关. 真光层深度这种空间分布主要是由于悬浮物浓 度变化引起的, 湖心区水面开阔, 风的吹程较长, 同 样的风速在湖心区作用于湖底的切应力要高于湖湾 和沿岸带, 加之其年平均风速要比湖岸大0.5~1 m·s−1 [22], 在风浪的作用下底泥容易发生再悬浮, 致 使水体中悬浮物浓度较高, 1993~2003 年7, 8 号点悬 浮物的多年均值高达64.93 mg·L−1, 明显高于其他湖 区, 从而造成真光层深度降低. 又如2003 年7 月在梅 梁湾M1 点的连续观测发现在小风浪(风速小于4 m·s−1)、中风浪(风速在4~6 m·s−1)和大风浪(风速大 于6 m·s−1)下对应的真光层深度分别是1.75, 1.24, 2.2 真光层深度的空间分布 表2 给出1993~2003 年典型湖区各站点PAR真光 层深度的年均值及标准差, 整体而言, 太湖水体的真 光层深度非常小, 年均值在1.06~1.95 m之间变化, 与世界上许多浅水湖泊的研究结果比较接近[3,18,19,21], 反映了浅水湖泊特有的光学特性. 对各站点真光层 图2 PAR 衰减系数与悬浮物浓度、透明度的相关图 SCIENCE IN CHINA Ser. D Earth Sciences 第3 期张运林等: 太湖典型湖区真光层深度的时空变化及其生态意义291 表2 全湖典型湖区13 站点真光层深度的年均值(单位: m) 站点1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 多年 均值1.28 1.56 1.27 1.08 1.13 1.54 1.61 1.57 1.46 1.43 1.09 1.36 0 标准差0.37 0.66 0.62 0.35 0.19 0.36 0.34 0.33 0.43 0.21 0.39 0.43 均值1.60 1.17 1.26 1.14 1.08 1.47 1.66 1.47 1.64 1.43 1.44 1.41 1 标准差0.36 0.38 0.17 0.26 0.27 0.32 0.43 0.49 0.35 0.30 0.40 0.39 均值1.52 1.31 1.23 1.32 1.21 1.31 1.81 1.43 1.44 1.38 1.50 1.41 2 标准差0.56 0.40 0.43 0.41 0.34 0.43 0.40 0.41 0.24 0.46 0.41 0.43 均值1.60 1.24 1.38 1.13 1.06 1.29 1.62 1.50 1.55 1.48 1.28 1.38 3 标准差0.38 0.59 0.63 0.28 0.20 0.41 0.47 0.49 0.34 0.52 0.40 0.46 均值1.45 1.18 1.33 1.17 1.03 1.27 1.74 1.47 1.39 1.35 1.09 1.32 4 标准差0.31 0.49 0.59 0.37 0.28 0.43 0.50 0.43 0.26 0.49 0.36 0.45 均值1.52 1.11 1.24 1.11 1.01 1.28 1.77 1.38 1.40 1.32 1.04 1.29 5 标准差0.46 0.51 0.47 0.32 0.38 0.39 0.55 0.37 0.36 0.39 0.30 0.45 均值1.65 1.51 1.51 1.17 1.42 1.58 1.46 1.45 1.43 1.51 1.34 1.45 6 标准差0.42 0.64 0.72 0.50 0.48 0.27 0.31 0.61 0.29 0.35 0.44 0.47 均值1.15 0.83 0.95 1.12 0.93 1.31 1.38 1.00 1.11 1.13 0.95 1.09 7 标准差0.55 0.39 0.58 0.62 0.53 0.53 0.67 0.46 0.51 0.43 0.39 0.53 均值1.28 0.79 0.77 1.14 0.93 1.33 1.27 0.87 1.22 1.08 0.81 1.06 8 标准差0.72 0.36 0.38 0.73 0.62 0.61 0.65 0.50 0.62 0.45 0.28 0.58 均值1.39 1.51 1.43 1.49 1.48 1.48 1.47 9 标准差0.20 0.35 0.35 0.40 0.27 0.38 0.32 均值1.33 1.36 0.91 1.09 1.18 1.01 1.14 10 标准差0.40 0.25 0.40 0.31 0.52 0.43 0.39 均值1.24 1.40 1.00 1.01 0.85 0.74 1.04 11 标准差0.57 0.66 0.53 0.24 0.26 0.25 0.46 均值2.00 2.02 1.88 1.86 2.02 1.91 1.95 12 标准差0.52 0.49 0.67 0.49 0.37 0.40 0.45 均值1.64 1.70 1.24 1.40 1.40 1.39 1.46 13 标准差0.48 0.55 0.14 0.46 0.62 0.43 0.45 表3 99%置信度水平下各站点真光层深度之间的显著性值 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 1 1.000 2 0.923 1.000 3 0.629 0.582 1.000 4 0.097 0.094 0.277 1.000 5 0.036 0.036 0.133 0.667 1.000 6 0.393 0.466 0.217 0.021 0.007 1.000 7 0.000 0.000 0.000 0.000 0.001 0.000 1.000 8 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.674 1.000 9 0.318 0.397 0.220 0.035 0.016 0.817 0.000 0.000 1.000 10 0.003 0.005 0.018 0.074 0.128 0.003 0.619 0.485 0.000 1.000 11 0.000 0.000 0.001 0.006 0.013 0.000 0.693 0.899 0.000 0.410 1.000 12 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 1.000 13 0.551 0.620 0.438 0.158 0.102 0.953 0.001 0.002 0.903 0.012 0.003 0.000 1.000 www.scichina.com 292 中国科学D 辑地球科学第36 卷 1.05 m. 湖心区常年处于中到大风浪作用下, 很难有 风平浪静的时候, 因而其真光层深度最小. 在梅梁湾 从湾内到湾口, 由于风浪的作用越来越明显, 致使水 体中悬浮物浓度增加, 真光层深度降低. 而10, 11 号 点真光层深度非常小则与河流来水携带大量悬浮物 有关, 10, 11 号点分别位于大浦口和小梅口, 太湖的 两大重要水系宜溧河和苕溪分别在此入湖, 地表径 流携带来大量悬浮物致使该地区湖水混浊, 真光层 降低. 真光层深度最大值出现在东太湖, 一方面是因 为东太湖位于太湖东南部的一个狭长湖湾, 受风浪 的作用小, 另一方面则是由于东太湖是典型的草型 湖区, 水生植物茂盛, 90%以上湖底被覆盖, 对水体 起着过滤、净化、消浪、抑制底泥上浮和浮游植物生 长的作用, 加之围隔纵横交错抑制了风浪. 另外作为 控制光衰减的三个要素, 即悬浮物、浮游植物和有色 可溶性有机物浓度在东太湖均明显低于其他湖区1). 2.3 真光层深度的季节变化 真光层深度的时间变化表现为年际和季节的差 异, 从表2 可知, 全湖典型湖区13 个点真光层深度的 年际变化不明显. 但由于一年内不同季节风速、风向 不一样, 加之动植物季节生长差异, 因而真光层深度 一般会表现出一定季节变化. 基于上述真光层深度 的空间分布, 在分析其季节差异时将其分为3 类区域 分别加以分析. 其中Ⅰ类区包括真光层深度最小的 湖心区和河口区, Ⅱ类区包括梅梁湾、五里湖和贡湖 湾, Ⅲ类区则为东太湖. 表4 给出了不同湖区及全湖4 季的真光层深度均 值及标准差, 从全湖平均来看4 季差异不大, 春季略 小于其他3 季. 但不同湖区其季节变化存在一定差异, 如湖心区是夏、秋2 季明显大于冬、春2 季, 而东太 湖则是春、夏、秋3 季明显大于冬季. 为此对不同湖 区4 季进行方差分析, 结果如表5. 由表5 可知, 不同湖区PAR真光层深度的季节变 化不尽相同, 对于湖心区夏、秋2 季真光层深度与 冬、春2 季存在显著性差异, 前者明显大于后者, 这 主要是因为太湖地区冬、春季风速大且持续时间长, 底泥容易发生再悬浮. 如对2001 年太湖站气象观测 场日平均风速进行分析发现, 大于6 m·s−1 的风速全 年出现22 次, 其中冬季出现最多, 有11 次, 其次则 是春季, 有5 次, 其他2 季均每季只有3 次. 秦伯强 等[ 23]研究发现太湖沉积物起动再悬浮的临界波浪切 应力为0.03~0.04 N·m−2, 相当于野外风速达4 m·s−1 以上, 当风速超过4 m·s−1 时沉积物发生再悬浮, 当 风速达到6~6.5 m·s−1 时沉积物就发生大规模再悬浮. 风浪作用引起的水动力促使大量底泥发生再悬浮, 从而造成真光层深度大大降低. 梅梁湾和东太湖的 真光层深度季节变化恰好相反, 梅梁湾是冬季均值 要大于其他3 季, 这主要是因为真光层深度除受风浪 引起的悬浮物浓度变化外还与浮游植物的生长有关, 梅梁湾近10 年来藻类暴发频繁, 往往从年初3 月到 年底11 月均有不同程度的蓝藻水华出现, 春、夏、 表4 各类湖区4 季PAR 真光层深度的均值及标准差 Ⅰ类区Ⅱ类区Ⅲ类区 季节湖区 湖心区河口区梅梁湖五里湖贡湖湾 东太湖 全湖平均 均值0.84 1.17 1.48 1.62 1.47 1.47 1.34 冬 (12~2 月) 标准差0.40 0.47 0.47 0.35 0.52 0.38 0.52 均值0.78 0.94 1.31 1.31 1.31 1.97 1.21 春 (3~5 月) 标准差0.34 0.40 0.45 0.34 0.28 0.26 0.48 均值1.39 1.26 1.36 1.57 1.63 2.10 1.39 夏 (6~8 月) 标准差0.61 0.48 0.41 0.31 0.68 0.43 0.47 均值1.26 1.00 1.36 1.40 1.43 2.24 1.35 秋 (9~11 月) 标准差0.55 0.30 0.43 0.21 0.21 0.34 0.46 1) 张运林. 太湖水体生物-光学特性及其生态学意义. 中国科学院研究生院博士学位论文. 2005 SCIENCE IN CHINA Ser. D Earth Sciences 第3 期张运林等: 太湖典型湖区真光层深度的时空变化及其生态意义293 表5 99%置信度水平下各类湖区各季节间显著性值 Ⅰ类区Ⅲ类区 湖心区河口区东太湖 冬春夏秋 冬春夏秋冬春夏秋 冬1.000 1.000 1.000 春0.376 1.000 0.215 1.000 0.024 1.000 夏0.000 0.000 1.000 0.652 0.095 1.000 0.023 0.542 1.000 秋0.000 0.000 0.210 1.000 0.290 0.714 0.124 1.000 0.004 0.152 0.547 1.000 Ⅱ类区 梅梁湖五里湖贡湖湾 冬春夏秋 冬春夏秋冬春夏秋 冬1.000 1.000 1.000 春0.000 1.000 0.041 1.000 0.520 1.000 夏0.006 0.274 1.000 0.752 0.080 1.000 0.658 0.312 1.000 秋0.007 0.965 0.244 1.000 0.080 0.445 0.145 1.000 0.853 0.435 0.502 1.000 秋3 季叶绿素a 浓度明显高于冬季, 如2001 年梅梁 湾7 个采样点春、夏、秋、冬4 季叶绿素a 浓度分别 为17.81, 34.71, 18.27, 3.93 μg·L−1. 浮游植物对光的 衰减一定程度上降低了真光层深度, (4)式也显示叶 绿素a 浓度与PAR 真光层深度呈正相关趋势. 而东太 湖则是冬季明显小于其他3 季, 这主要是因为东太湖 冬季水生植物处于越冬期, 大多枯萎腐烂, 减少了对 悬浮物过滤净化和抑制上浮作用, 致使悬浮物浓度 增加, 真光层深度降低, 而东太湖叶绿素a 浓度全年 则差异不大. 如2001 年春、夏、秋、冬悬浮物浓度 分别为14.12, 3.48, 17.40, 28.40 mg·L−1, 对应的叶绿 素a 浓度分别为4.35, 2.95, 2.70, 3.35 μg·L−1. 对于其 他湖区真光层深度季节变化则不是很明显. 2.4 真光层深度的光谱分布 表6 给出1998~1999 年2 号点春、夏、秋、冬4 季各4 天PAR 真光层深度的变化范围、均值及标准 差. 1998~1999 年2 号点春、夏、秋、冬4 季PAR 真 光层深度的均值分别为2.00±0.21, 2.52±0.45, 1.58 ±0.24, 2.00±0.15 m, 高值出现在夏季, 低值出现秋 季, 两季节均值相差1 m 左右, 春、冬2 季相差不大, 这意味着在1.5~2.0 m 以下深度浮游植物、水生植物 的净初级生产力为负值, 即其基本上无法获取太阳 光能进行有效光合作用. 从真光层深度与叶绿素a 浓 表6 1998~1999 年2 号点4 季PAR 真光层深度季节变化及对应的叶绿素a 浓度 春季(1998 年5 月17~20 日) 夏季(1999 年8 月4~7 日) 项目时间 5.17 5.18 5.19 5.20 8.4 8.5 8.6 8.7 范围1.98~2.30 1.95~2.30 1.55~2.22 2.04~2.59 1.45~2.36 2.71~3.29 2.13~2.94 2.33~2.97 均值2.09 2.09 1.88 2.19 2.05 3.01 2.58 2.54 Deu/m 标准差0.15 0.11 0.19 0.18 0.36 0.26 0.31 0.27 Chla/μg·L−1 15.5 11.7 20.9 18.0 4.2 6.3 5.0 5.4 秋季(1998 年10 月23~26 日) 冬季(1999 年12 月10~13 日) 项目时间 10.23 10.24 10.25 10.26 12.10 12.11 12.12 12.13 范围1.50~2.08 0.95~1.83 1.44~1.61 0.88~1.93 1.63~2.05 1.90~2.03 1.77~2.21 1.97~2.21 均值1.70 1.50 1.52 1.56 1.87 1.97 2.00 2.11 Deu/m 标准差0.20 0.37 0.06 0.29 0.17 0.05 0.17 0.10 Chla/μg·L−1 9.6 8.0 6.1 5.7 2.8 5.7 5.7 5.7 www.scichina.com 294 中国科学D 辑地球科学第36 卷 度的对应情况来看, 两者关系的离散程度比较高, 未 表现出明显负相关趋势, 说明叶绿素a 浓度并不能真 正决定PAR 真光层深度, 与前面PAR 衰减系数的分析 结果一致. 不同波段衰减系数不一样, 并且在湖泊内这种 波谱的差异比较显著, 在太湖已有研究结果显 示[24,25], 400~700 nm光合有效辐射中蓝光的衰减最强, 绿光和红光的衰减最弱, 由于浮游植物在蓝光的440 nm以及红光的670 nm附近为其特征吸收, 因而单纯 的由PAR总量得到的真光层深度还不能完全反映浮 游植物在光合层的分布. 图3 给出1998~1999 年春、 夏、秋、冬4 季9:00~14:00 中午时段平均真光层深度 的光谱分布. 从图3 可知, 在浮游植物吸收的第一个 峰值440 nm对应的真光层深度仅有0.81~1.49 m(均 值为1.07±0.29 m), 第二个峰值670 nm对应的真光 层深度为1.49~2.82 m(均值为2.02±0.57 m). 相比于 平均1.98±0.41 m的PAR真光层深度, 浮游植物在 440 nm吸收峰对应的真光层深度明显要小得多. 如 果按生态学的限制性定律, 在梅梁湾2 号点平均真光 层深度基本上要小于1 m. 从春、夏、秋、冬4 季真 光层深度的光谱分布来看, 春季670 nm附近真光层 深度的谷值非常之明显, 这主要是由于水下光场测 定期间春季的叶绿素a最高(表6), 并明显要高于其他 季节, 而浮游植物叶绿素a在670 nm附近会有明显的 吸收峰. 上面仅分析了靠近太湖站的2 号点真光层深 度光谱变化, 但缺乏悬浮物和浮游植物组成成分的 对比分析, 因而要获得不同湖区不同季节真光层的 光谱分布特点及其影响因素, 探讨较高精度的 图3 光谱真光层深度的季节变化 浮游植物生产力及其相应的营养盐需求, 尚需进一 步深入研究. 3 讨论与结论 3.1 讨论 真光层是浮游植物进行光合作用产生有机物的 场所, 层内的生物生产力被视为是支持其它生物过 程的基础. 在Behrenfeld & Falkowski提出并在海洋遥 感中广泛使用的初级生产力深度积分模型(VGPM)中, 真光层深度是一个主要的输入参数[26~28]. 在海洋一 类水体中可以根据其与叶绿素a浓度的经验关系加以 确定[28], 从太湖研究结果来看, 则可通过悬浮物浓度 反演得到. 一旦太湖真光层深度的时空分布被确定, 再根据浮游植物数量的时空分布、到达湖面上的太阳 辐射强度、水温等参数就可以估算全湖初级生产力 [26,29,30]和浮游植物生长所消耗的营养盐, 从而揭示太 湖营养盐负荷平衡, 为开展太湖外源营养盐控制、内 源营养盐释放控制以及营养盐动态平衡估算奠定理 论基础. 通过对全湖初级生产力的研究可以了解氮、 磷营养盐的动态循环, 实现湖泊营养盐总量控制, 从 而科学地提出湖泊治理方案. 太湖真光层深度在湖 泊内源释放的研究中也有重要意义, 在内源释放的 研究上最后的关注点是底泥释放出来的营养盐有多 少能被浮游植物所利用, 形成生物生产力. 由于太湖 真光层深度大部分湖区无法到达湖底, 而营养盐的 释放无论是静态还是动态则主要集中水土界面和上 覆水下部[23], 如果这部分营养盐无法扩散到真光层 深度范围内, 浮游植物则无法有效利用这部分营养 盐, 因而内源释放的营养盐对浮游植物生长的支撑 就会受到一定限制. 由此可见, 风浪作用造成的底泥 再悬浮增加了水体营养盐浓度, 可能会促使初级生 产力增加, 但同时由于悬浮物浓度增加降低了真光 层深度又会抑制湖泊初级生产, 这对矛盾演化动态 过程的研究是深入揭示再悬浮作用的生态与环境效 应的核心问题, 需通过室内模拟实验和野外原位观 测相结合的方法加以探讨. 真光层深度研究除在湖泊初级生产和营养盐估 算方面的意义之外, 它还在湖泊生态修复和水质改 SCIENCE IN CHINA Ser. D Earth Sciences 第3 期张运林等: 太湖典型湖区真光层深度的时空变化及其生态意义295 善方面发挥重要作用. 太湖光合层平均厚度绝大部 分在1.5 m以下, 如果考虑440 nm波长光对浮游植物 和水生植物的光限制作用, 其光合层厚度仅1 m, 因 此湖泊浮游植物的初级生产力基本上来自于上部 1~1.5 m厚的水层, 而在此深度以下的浮游植物和沉 水植物由于无法获取足够的太阳光进行光合作用而 面临衰竭. 真光层深度远远小于水深也是造成许多 浅水湖泊沉水植物消退的主要原因之一[31]. 然而沉 水植物由于能抑制风浪和减少沉积物的再悬浮, 又 能有效地改善水质[19,32,33], 因而选择太湖部分湖区重 建沉水植物以降低风浪和底泥再悬浮以及吸收营养 盐、抑制藻类生长是太湖湖泊生态修复的重要方面, 也是当前实施“太湖梅梁湾水源地水质改善技术”研 究的主要内容. 然而太湖真光层深度仅1~1.5 m, 当 前的水下光场条件尚无法满足沉水植物的生长. Doyle等[34]的实验研究发现一旦漫射衰减系数达到4 m−1 水平, V. americana的生长则大大降低, 而在太湖 衰减系数大于4 m−1 经常会发生, 因而沉水植物的自 然修复比较困难. 可行的途径是通过物理消浪工程 先恢复岸边水生植物和湖滨湿地带, 再借助水生植 物生长抑制底泥再悬浮物, 提高真光层深度, 进一步 促进水生植物生长, 在水下光照严重不足时甚至可 以采用水下光补偿系统技术为沉水植物生长提供光 源, 促进沉水植物向湖面生长扩展, 力图形成一个沉 水植物生长-抑制沉积物悬浮-提高水体透明度-进一 步促进沉水植物生长的良性循环. 3.2 结论 (1) PAR 真光层深度主要受悬浮物浓度影响, 其 次则是叶绿素a 浓度, PAR 真光层深度与悬浮物浓度 之间的关系是: 4.605 ( ) 0.0626 1.6068 eu D PAR TSS = + . (2) 太湖典型湖区PAR 真光层深度年均值在 1.04~1.95 之间变化(均值为1.35±0.23), 存在明显空 间差异, 其中湖心区、河口区最小; 梅梁湾、五里湖、 贡湖湾其次; 东太湖最大, 对应的均值分别为1.1, 1.4, 2.0 m 左右. (3) 真光层深度季节变化因湖区而异, 其中湖心 区是夏秋2 季大于冬春2 季, 梅梁湾是冬季要大于其 他3 季, 而东太湖则是冬季均要小于其他3 季, 五里 湖、贡湖湾和河口区4 季变化则不是很明显. (4) 真光层深度的光谱分布是最小值出现在400 nm 的蓝光波段, 最大值出现在580 nm 附近的绿光波 段, 浮游植物吸收的440 nm 峰值对应的真光层深度 明显小于PAR 真光层深度. 670 nm附近由于浮游植物 的特征吸收峰对应的真光层深度往往会出现谷值, 叶绿素a 浓度越高谷值越明显. 致谢感谢中国科学院太湖湖泊生态系统研究站提 供了悬浮物和风速资料, 参加2003 年7 月采样的还 有高光、朱广伟、张路、罗潋葱、季江等, 在此一并 表示衷心感谢. 参考文献 1 韩博平, 韩志国, 付翔编著. 藻类光合作用机理与模型. 北京: 科学出版社, 2003. 180~181 2 Reinart A, Arst H, Erm A, et al. Optical and biological properties of Lake Ülemiste, water reservoir of the city of Tallinn II: Light climate in Lake Ülemiste. Lakes & Reservoirs: Research and Management, 2001, 6: 75~84[DOI] 3 Kirk J T O. Light and photosynthesis in aquatic ecosystem. Cambridge, Britain: Cambridge University Press, 1994. 47~144 4 Hinojosa F D, Castro G G, Zavala J A S, et al. The effect of vertical mixing on primary production in a bay of the Gulf of California. Estuarine. Coastal and Shelf Science, 1997, 45: 135~148[DOI] 5 Oliver R L, Whittington J, Lorenz Z, et al. 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