1 引言(Introduction)

水下光场分布是水生生态系统的一个重要参数, 对浮游植物和沉水水生植被生长及鱼类摄食、栖息等水下生命活动具有重要影响(Van Duin et al., 2001), 其变化特征取决于水体中的光学活性物质(浮游植物、悬浮颗粒物和有色溶解有机物(Chromophoric Dissolved Organic Matter, CDOM))的浓度和物质组成(Kirk, 1994).光照进入水体后, 受到水体中光学活性物质吸收和散射作用, 能量逐渐衰减, 从而影响了自养生物的群落结构及光化学过程, 如CDOM在光照条件下发生光化漂白(Photobleaching)和光化腐殖化(Photohumicating)等(Loiselle et al., 2009).

水体中的光学活性物质受光照、温度、风浪、水底地形、水动力条件及地表径流等因素的影响, 在水平和垂直方向上其物质组成和浓度具有显著的差异(Van Duin et al., 2001；高月香等, 2006; Cao et al., 2006).例如, 浅水湖泊水体中浮游植物的垂向分布受风的影响比较大, 当风速高于2~4 m·s^-1时, 浮游植物在垂直方向上均匀分布(Ndong et al., 2014; Webster et al., 1994).河流径流携带大量腐殖质进入湖泊, 导致临近河口区CDOM含量增加(Zhang et al., 2007; 冯庆龙等, 2011), 而风浪扰动引起的再悬浮过程, 增加了水体中的CDOM和悬浮物的含量, 从而影响了水体光学活性物质的垂向分布(Burdige et al., 2004).一般认为, 水色遥感仅能获取表层的水体信息, 并且是以水体固有光学特性和光学活性物质垂直分布均一的假设为基础, 而水体遥感反射比是水体物质和环境信息的综合反映(Stramska et al., 2005), 与光学活性物质的垂向分布关系密切，这与水色遥感的传统假设相悖(曹文熙, 2000).目前, 对水体中浮游植物垂向分布的影响、成因和变化规律的研究报道较多(Stramska et al., 2005; Webster et al., 1994; Moreno-Ostos et al., 2009; 曹文熙, 2000), 但对于水体中其它光学活性物质垂向分布的研究报道较少.事实上, 水体中3种光学活性物质相互关联、相互影响, 共同决定了水下光场分布特征, 进而影响了水体遥感反射光谱.目前, 绝大部分研究只采集表层水样, 构建表层水色参数含量的遥感反演模型(马荣华等, 2005), 而对于水体中光学物质的垂向分布结构对遥感反射光谱影响的研究较少, 并且不能确定在哪个水深处采集水样.因此, 摸清水体中光学活性物质的垂向分布特征有助于深入研究浮游植物群落结构和光合作用过程, 并可为定量探讨水体遥感反射比的影响因素提供方法论和数据支持, 具有重要的生态意义.

本文以大型浅水富营养化湖泊水体—太湖为研究区, 基于野外实测的生物光学数据, 分析太湖水体光学活性物质的垂向分布特征及其影响因素, 并探讨光学活性物质的垂向分布对水体遥感反射光谱的影响, 以期为水色参数的高精度遥感反演提供技术和数据基础.

2 材料与方法(Materialsandmethodology)

于2011年8月31日—9月2日、11月1—2日在太湖分别布设了7个和5个样点(8月样点1^#~7^#, 11月样点8^#~12^#)(图 1), 并同步进行GPS定位, 测定透明度、风速风向、水深等信息.利用水面之上测量法测定水体遥感反射比(唐军武等, 2004), 使用的光谱仪是美国ASD公司生产的FieldSpec Pro Dual VNIR野外双通道光谱仪, 具体操作流程见文献(Jiang et al., 2015).分层采集水样, 采样层次依次为表层(0 m)、0.5 、1.0和1.5 m.同时，为了讨论水体中碳的来源，还采集了2.0 m处的CDOM样品.实验室分析测量叶绿素a浓度、有机和无机悬浮物浓度及CDOM吸收系数.水体光学活性物质浓度统计分析结果见表 1, 其中, 10^#样点表层漂浮大量藻颗粒, 无表层水样.

2.1 悬浮物浓度和叶绿素a浓度测定

用预处理后的Whatman GF/F滤膜(在103~105 ℃的烘箱中烘干4 h, 质量m)过滤水样, 对载有悬浮物的滤膜用精度为0.0001 g的天平称重(m₁), 利用质量差法计算得到各水样悬浮物浓度(c_TSS, mg·L^-1).将称重后干燥的膜在450 ℃的条件下烧4~6 h后称重(m₂), m₁与m₂之差即为有机悬浮物质量, 其与过滤的水样体积之比为有机悬浮物浓度(c_OSS, mg·L^-1), 水样悬浮物浓度与有机悬浮物浓度之差即为无机悬浮物浓度(c_ISS, mg·L^-1).

用Whatman GF/C滤膜过滤水样, 将滤膜放入玻璃离心管, 置于冰箱中冷冻48 h以上(陈桥等, 2009), 解冻4 h后用90%的热乙醇萃取, 之后置于日本岛津分光光度计中, 测定特定波长为665和750 nm的吸光度, 加入几滴1 mol·L^-1盐酸酸化后重复测定, 并计算得到叶绿素a浓度(c_Chla, μg·L^-1), 计算公式为(陈宇伟等, 2000)：

(1)

式中, E₆₆₅和E₇₅₀分别为乙醇萃取液在波长665和750 nm处的吸光值；A₆₆₅和A₇₅₀分别为乙醇萃取液酸化后在波长665和750 nm处的吸光值；V_乙醇和V_水样分别为乙醇萃取液体积(mL)和过滤水样的体积(L).

2.2 CDOM吸收系数测定

利用10%的盐酸浸泡后的Whatman Nuclepore滤膜(孔径为0.22 μm)过滤水样, 得到各样点滤液.以Milli-Q水为参比, 利用UV-2401分光光度计在200~800 nm波段范围内扫描测定滤液的吸光度, 通过计算得到CDOM的吸收系数(式(2)), 并对CDOM吸收系数进行散射校正(式(3), Bricaud et al., 1981), 从而得到校正后的CDOM吸收系数(a_g(λ))光谱(Zhang et al., 2007).

(2)

(3)

式中, a′_g(λ)为未校正CDOM吸收系数(m^-1), D(λ)为吸光度, r为光程(1 cm), a′_g(750)为750 nm处未校正CDOM吸收系数(m^-1), λ为波长(nm).

3 结果与分析(Resultsandanalysis) 3.1 太湖水体光学活性物质浓度的变化特征

由表 1可知, 叶绿素a浓度(c_Chla)变化显著, 在7.55~162.01 μg·L^-1之间变化, 最大值是最小值的21倍；总悬浮物浓度(c_TSS)变化范围较小(12.52~80.87 mg·L^-1), 其中, 无机悬浮物浓度(c_ISS)变化范围为6.40~71.27 mg·L^-1, 并且最大值均出现在1^#样点；有机悬浮物浓度(c_OSS)变化范围较小(2.00~26.80 mg·L^-1), 但变化幅度大于c_ISS.443 nm处CDOM吸收系数(a_g(443))变化范围为0.30~2.14 m^-1.

从垂向分布结构分析, c_Chla垂向分布变化幅度显著, 变异系数范围为7.60%~73.65%；c_TSS变化幅度小于c_Chla, 变异系数在2.59%~51.73%之间, 最大值出现在9^#样点, 其中, c_OSS的垂向变化幅度最小, 变异系数变化范围为3.83%~37.36%, 且变异系数最大值出现在水体表层有藻华覆盖的10^#样点, c_ISS与c_TSS变化幅度基本相同, 变化范围为4.31%~60.90%；a_g(443)的变异系数变化范围为3.70%~34.00%, 与c_OSS变化幅度相似.

3.2 太湖水体光学活性物质浓度的垂向分布

除藻华水体10^#样点外, 太湖水体叶绿素a浓度(c_Chla)在5.0~40.0 μg·L^-1范围内变化, 其垂向分布可分为3种情形(图 2)：①随水深增加而增大(图 2a)；②在表层较低, 而在某一水深处(0.5 m或1.0 m)出现最大值(图 2b)；③随水深增加而减小(图 2c).总体上看, 总悬浮物浓度(c_TSS)和无机悬浮物浓度(c_ISS)垂向变化特征相似(图 3), 主要有两种变化特征：①均匀混合, 垂直分层不明显；②在某一水深处(0.5 m或1.0 m)出现最大值.有机悬浮物浓度(c_OSS)垂向分布比较均一, 垂直分层不明显, 但发生藻华(10^#样点)时, c_OSS随水深增加而减小.CDOM吸收系数(a_g(443))的垂向变化可为2种情形：①a_g(443)在某一水深处(0.5 m、1.0 m或1.5 m)出现最大值, 但在底层增大或减小(图 4a)；②a_g(443)均匀混合, 垂直分层不明显(图 4b).

4 讨论(Discussion) 4.1 太湖水体光学活性物质浓度垂向分布的影响因素分析

一般认为, 水体中叶绿素a浓度的垂向分布可用高斯模型来模拟, 在某一水深处出现最大值(Platt et al., 1988), 但受风浪、水动力和浮游藻类生长状况等因素的影响, 其分布拟合模型也会发生变化, 如当风速大于3.0 m·s^-1时, 叶绿素a浓度垂直方向上均匀分布(高月香等, 2006), 而富营养化水体出现水华时, 叶绿素a浓度垂向分布可用指数模型模拟(马孟枭等, 2014a).风及由风引起的波浪是影响水体中叶绿素a浓度垂向分布特征的主要因素之一(Cao et al., 2006).当风速较小时, 容易出现“水华”, 大量藻类漂浮聚集, 导致水下光照强度骤减, 从而形成表层叶绿素a浓度极高而随深度增加呈递减趋势(孔繁翔等, 2005).当风速达到一定速度时, “水华”现象消失, 在整个水柱体内均匀混合, 叶绿素a浓度垂向变化不明显(George et al., 1976).但不同藻类的“抗风能力”不同(如绿藻), 这可能与浮游植物的细胞结构有关(Cao et al., 2006).水动力条件也是影响浮游植物生长的关键因子(颜润润等, 2007).研究发现, 轻微水流有助于藻类的生长, 而较大强度的水流则制约藻类生长繁殖, 主要原因是水流速度较小时破坏了细胞周围的浓度场, 有助于浮游藻类对营养物质的利用, 而当水流速度过大时, 浮游藻类本身受到破坏, 加快了衰亡速度(颜润润等, 2007).温度、光照和营养物质等因素决定了浮游藻类的生长和群落结构更替, 而浮游植物的群落结构影响了叶绿素a浓度的垂向变化特征(Van Duin et al., 2001), 例如, 对水环境因素要求较高的浮游藻类其生长容易受到限制, 而适应性强的藻类则生长周期较长, 具有较大的竞争优势.

风浪和水动力条件是影响悬浮物浓度垂向分布的主导因子, 特别对于浅水湖泊水体, 底泥再悬浮过程是水下光场分布的重要因素(张运林等, 2005).当悬浮颗粒的下沉作用小于水流向上的扩散作用时, 泥沙就会以悬浮的形式运动(钱宁等, 1983).风浪在湖区沙量分布上起重要作用, 而风成湖流是湖区泥沙输移的动力(陈志轩等, 1993).在风浪作用下, 波浪和水流产生的切应力大于临界值时, 湖底沉积物发生再悬浮(秦伯强等, 2003), 悬浮物的性质和颗粒大小影响了风浪的再悬浮能力, 进而影响了水体中悬浮物的垂向分布特征(张运林, 2011).例如, 有机和无机悬浮物的沉降速率有较大差异, 并且沉降速率与水体漫衰减系数具有较好的正相关关系(Van Duin et al., 2001).

CDOM是水色遥感的重要参数之一, 通过吸收作用改变水下光场分布.CDOM的垂向分布主要受其源和汇、水动力条件等动力过程控制.一般认为, CDOM有两个来源：外源和内源, 其中, 外源主要包括河流携带和大气降水输入, 而内源主要包括浮游藻类、沉水植物等死亡降解及底泥的间隙水通过再悬浮作用释放输入(Miller et al., 2010).CDOM的汇主要包括被稀释、光化降解和细菌降解等物理化学过程(Loiselle et al., 2012).

河流携带大量氮、磷等营养物质进入湖泊水体, 引起藻类的迅速繁殖, 叶绿素a浓度剧增.同时, 河流向湖泊水体输入大量泥沙和溶解有机物质, 导致河口区域水体中的光学活性物质在水平和垂直方向上的变化.但河流进入宽阔的湖泊水体后, 在忽略潮汐、风浪和沿岸流等因素的影响下, 河流水体与砂体向湖泊水体推进的长度非常有限(齐亚林等, 2015).在研究水域(竺山湾和梅梁湾)布设的样点均离河口较远, 故不考虑河流对水体中光学活性物质含量垂向分布的影响.

太湖水体富营养化问题非常严重, 夏季蓝藻水华频发, 1998年以来, 太湖蓝藻水华初次暴发的时间明显提前(Duan et al., 2009).对于浅水富营养化湖泊水体来说, 浮游植物的生物化学循环在季节尺度上控制着水下光场分布, 而悬浮物对水下光场的影响限于日-周尺度(Van Duin et al., 2001).叶绿素a浓度垂向分布的变异系数(CV)差异明显, 变化范围为8.1%~74.5%(图 5), 其中, 1^#、4^#、6^#和10^#样点的CV大于30.0%, 说明这些样点的叶绿素a浓度在垂直方向上差异较大.在较小或者无风条件下, 浮游藻类充分吸收营养物质并漂浮水面, 表层叶绿素a浓度急剧增加, 垂向分布差异显著, 如6^#和7^#样点(风速小于3.0 m·s^-1)；适宜的风速(大于3.0 m·s^-1且小于5.0 m·s^-1)使得浮游藻类在整个水柱中混合均匀, 不同垂直分层差异不显著(CV < 30.0%), 但在0.5或1.0 m处形成最大值(图 2)；当风速大于5.0 m·s^-1时, 水体发生强烈垂直对流混合, 表层水体中的叶绿素向下转移(扎依科夫Б.Д., 1963), 并且非藻类颗粒物逐渐增加, 浮游藻类和CDOM对水下光场的贡献随之降低(如1^#样点)(张运林等, 2005).总悬浮物和无机悬浮物的变化特征相似(图 3), 事实上, 太湖水体无机部分占悬浮物的比例大于有机部分(无机部分比例均值约71%).除9^#样点外, 其余各点CV均在30.0%以下, 说明无机悬浮物垂向分布比较均一.太湖梅梁湾和竺山湾水域沉积物以粉砂和粘土为主(侯俊等, 2013), 当到达一定临界风速时(5.0~6.5 m·s^-1), 底泥将发生再悬浮作用(张运林等, 2004).因此, 当风速大于5.0 m·s^-1时(1^#样点), 总悬浮和无机悬浮物浓度急剧增加, 湖底沉积物的再悬浮作用贡献较大(张运林等, 2005).9^#样点叶绿素a、有机悬浮物和无机悬浮物在垂直分布上具有相似的变化特征, 在1.0 m处形成最大值, 可能与悬浮物的性质和沉降速率及湖流有关(Van Duin et al., 2001).有机悬浮物与叶绿素a浓度有显著的正相关关系(r>0.60, 图 6), 说明浮游藻类及与浮游藻类相关的有机碎屑是有机悬浮物的主要成份, 5^#~7^#和9^#~12^#样点两者的垂向分布特征极为相似.2^#、3^#和8^#样点有机和无机悬浮物的垂向特征相似, 并且垂直方向上混合均匀(CV < 10.0%), 说明两者具有相似的动力变化过程.CDOM与叶绿素a、悬浮物的关系较差, 但1.5 m处CDOM与无机颗粒物具有显著的正相关关系(r=0.74), 说明底层的CDOM可能来源于底泥的间隙水通过再悬浮作用释放输入.除1^#和9^#样点外, CDOM垂直方向上吸收系数的CV小于30.0%, 说明CDOM的垂向分布相对均匀.同时, 当风速大于3.9 m·s^-1时, CDOM的垂向分布特征比较复杂, 并且在0.5或1.0 m处出现极大值(图 4a), 其影响因素较多, 尤其是CDOM的源和汇十分复杂, 在以后的研究中要寻找出CDOM来源的端元并尝试定量描述其降解过程, 以深入分析CDOM的垂向变化特征.

4.2 太湖水体光学活性物质浓度垂向分布对水体遥感反射光谱的影响

离水辐亮度是水色信息的携带者, 是水色遥感定量反演水色参数的基础.绝大多数水体的生物光学特性的垂直分布是不均匀的, 而与水色遥感的传统假设相悖, 从而影响了水体的离水辐射特性和遥感产品的准确性(曹文熙, 2000).因此, 研究水体中光学活性物质的垂向分布特征, 有助于提高水色参数的反演精度, 并将为丰富水色遥感理论提供数据基础.

由于目前对于富营养化水体中CDOM含量的遥感反演算法还不成熟, 故不考虑CDOM的垂向变化特征对遥感反射光谱的影响.分别分析不同深度z的叶绿素a浓度、悬浮物浓度及0~z处的叶绿素a浓度均值、悬浮物浓度均值与遥感反射比的相关关系, 试图分析光学活性物质的垂向分布对水体遥感反射光谱的影响.

受色素吸收的影响, 水体的遥感反射光谱在676 nm附近有明显的波谷(图 7), 而在700 nm附近形成反射峰, 700 nm以后水体吸收增强而色素吸收减弱, 主要受悬浮物浓度的影响.10^#样点发生了蓝藻水华, 在近红外波段呈现“植被”光谱特征, 蓝藻覆盖水面, 其遥感反射光谱主要受表层水体的影响.为了剔除CDOM的影响, 选择650~800 nm建立叶绿素a浓度、悬浮物浓度与遥感反射比的相关关系.

叶绿素a浓度与650~700 nm波段范围内的遥感反射比呈负相关关系, 而在700 nm以后正相关, 并且在740 nm处达最大值(图 8 a).同时, 0.5 m处叶绿素a浓度与674 nm处的遥感反射比(R_rs(674))显著负相关(r=-0.71), 而表层(0 m)的叶绿素a浓度与R_rs(740)具有显著的正相关关系(r=0.63), 说明表层叶绿素a浓度对水体反射的贡献较大而水体剖面的叶绿素a浓度吸收强烈.目前, 针对太湖水体构建的叶绿素a浓度遥感反演算法主要是波段比值算法(马荣华等, 2005; 张运林等, 2006), 因此，评价不同垂直剖面的叶绿素a浓度与波段比值(R_rs(709)/R_rs(681))之间的相关关系以分析叶绿素a浓度的垂向分布对水体遥感反射光谱的影响.结果表明, 表层叶绿素a浓度及0~0.5 m、0~1.0 m和0~1.5 m的叶绿素a浓度均值与R_rs(709)/R_rs(681)具有显著的相关关系(r>0.75, p < 0.01), 并且0.5 m处两者的相关系数最大(r=0.68, p < 0.05)(表 2).同时发现, 0~0.5 m深度范围内的叶绿素a浓度均值与波段比值显著正相关，且相关系数最大(r=0.86, p < 0.01), 说明0~0.5 m处的叶绿素a含量对水体遥感反射比具有较大影响, 若不考虑叶绿素a浓度的垂向分布特征将会降低传统遥感算法的估算精度, 但当表层叶绿素a达到一定浓度时(如藻华暴发时, 浮游藻类覆盖水面), 遥感反射比只受表层水体的影响.马孟枭等(2014b)模拟了不同的藻类垂向分布结构对典型叶绿素a反演算法的影响, 发现排除藻华暴发情况, 该算法与0.25 m处叶绿素a浓度及0~0.25 m、0~0.5 m水深范围内平均叶绿素a浓度具有显著的相关性, 这与本文根据实测数据的研究结果一致, 但其研究结果没有考虑气象因子(如风速条件)的影响, 例如, 当风速大于5.0 m·s^-1时, 叶绿素a浓度向底层转移(图 2a), 对其估算精度有较大影响.但当风速大于5.0 m·s^-1时, 叶绿素a的垂向分布受水体垂直交换的影响较大, 并且底泥再悬浮的影响显著(图 2a), 当去除1^#样点的叶绿素a浓度时, 叶绿素a浓度与波段比值的相关系数有所提高(r>0.90, p < 0.01).因此, 对于富营养化水体来说, 建议以后的采样工作中需在风速小于5.0 m·s^-1的情况下至少选择0~0.5 m处的混合样, 同时, 在利用卫星遥感影像数据评价叶绿素a浓度时空分布时, 需要考虑水文气象因子对其模型精度的影响, 以精确估算评价水体中的叶绿素a浓度.而仅表层叶绿素a对遥感反射比影响的临界浓度是以后研究的重点.

悬浮物浓度在675~710 nm波段范围内与遥感反射比具有较好的相关关系, 并且表层(0 m)处两者的相关系数最大(r>0.70)(图 8 b).分析不同垂直剖面的悬浮物浓度与R_rs(690)之间的相关关系(表 2), 发现0和1.5 m处两者具有显著正相关关系(r>0.65, p < 0.05).同时发现, 0 m处的悬浮物浓度与1.5 m处的悬浮物浓度具有显著的相关性(r=0.96, p < 0.01), 说明表层悬浮物浓度对遥感反射比的影响最大.风浪和水动力条件是影响水体中悬浮物含量空间分布的主导因素, 并且太湖是浅水湖泊, 底泥再悬浮过程对水体中悬浮物的贡献比较大(张运林等, 2005).因此, 太湖水体中的悬浮物可能与底泥再悬浮过程有密切联系, 特别当风速大于5.0 m·s^-1时, 底泥再悬浮对水体中的悬浮物有较大贡献.整体上太湖水体悬浮物浓度垂直方向上比较均一, 表层水体中的悬浮物浓度对遥感反射光谱的影响较大.因此, 对于浅水湖泊来说, 悬浮物含量的垂向分布特征对其遥感估算精度影响不大.

5 结论(Conclusions)

1) 太湖叶绿素a浓度(c_Chla)垂向变化明显, 当风速小于3.0 m·s^-1时, c_Chla随水深增加而增大, 而风速大于5.0 m·s^-1时, 水体发生垂直混合, 受底泥再悬浮过程显著, c_Chla随水深增加而减小, 其它情况下在某一水深处(0.5或1.0 m)出现极大值.悬浮物浓度的垂向分布相对比较均一, 受风浪的影响(风速大于5.0 m·s^-1时), 底泥再悬浮过程对水体中的悬浮物浓度贡献较大.CDOM垂直方向上的变化不显著, 但风速大于3.9 m·s^-1时, 在某一水深处(0.5或1.0 m或1.5 m)出现极大值, 并且底泥再释放是其重要来源.

2) 在未发生藻华情况下, 太湖表层叶绿素a浓度对水体反射的贡献较大而水体剖面的叶绿素a浓度吸收强烈.0~0.5 m深度范围内的叶绿素a浓度均值对波段比值算法的影响最大, 叶绿素a浓度的剖面分布的不均匀性是影响叶绿素a浓度遥感估算精度的主要因素.表层水体悬浮物浓度在与675~710 nm波段范围内的遥感反射比具有显著的相关关系(r>0.70, p < 0.05), 明显影响了水体遥感反射光谱特征, 而富营养化水体中悬浮物浓度的垂向分布对其遥感估算精度影响不大.

致谢: 感谢中国科学院南京地理与湖泊研究所“湖泊-流域数据集成与模拟中心湖泊-流域科学数据共享平台”(http://lake.geodata.cn)为本文提供的数据, 同时也非常感谢国家海洋局南海环境监测中心吴鹏博士对英文摘要的修改.