洞庭湖不同湖區水體DOM的熒光特征及來源

馬飛揚，樊團團，孫小平，明峻德，王世同，張英豪，姚昕*

1. 聊城大學環境與規劃學院，山東 聊城 252059；2. 山東省聊城生態環境監測中心，山東 聊城 252000

溶解性有機質（dissolved organic matter，DOM）是一類由多種活性有機物（如多糖、蛋白質和木質素）組成的復雜的多相混合物，包括氨基、羧基、酯、酮、酚等多種官能團（Zhang et al.，2021）。主要集中在富營養化湖泊、海洋及河口等水體中，其復雜的化學結構和光學特性對水生生態系統中有機污染物遷移轉化和水生生態系統具有重要影響（Graeber et al.，2015；Butturini et al.，2020）。內陸湖泊中的 DOM 主要受陸源輸入和生物內源降解釋放的影響，外源以人為污染物、土壤等輸入為主，而內源DOM的主要源于浮游植物、藻類、水生植物等腐蝕降解（Kothawala et al.，2012；呂偉偉等，2018；Lao et al.，2019）。DOM是陸地和水生環境之間進行密切聯系的“關系紐帶”，對其含量、來源、熒光特征及環境行為的分析以準確地了解水體污染物的來源及受污染程度，這對于水環境污染防治工作具有十分重要的指導性意義，且洞庭湖作為長江流域內重要的調蓄型湖泊，良好的水質狀況是人類用水安全的重要保障（Wang et al.，2017；Bertolet et al.，2018；Shan et al.，2019；Butturini et al.，2020）。

紫外-可見光譜（ultraviolet-visible absorption spectrum，UV-Vis）、平行因子分析法(parallel factoranalysis，PARAFAC）和同步熒光光譜（synchronous fluorescence spectroscopy，SFS）等技術手段已普遍用于湖泊及河流等水體DOM的研究當中，利用DOM的光譜特性解析湖泊水體的水質狀況及污染物來源成為水質環境監測中必不可少的監測技術手段之一（Cheng et al.，2015；呂偉偉等，2018）。洞庭湖作為長江流域重要的漁業和淡水資源庫，對中國長江流域沿岸的發展具有重要經濟價值和生態價值，由于其湖面廣闊，夏季雨量豐沛，入湖河流眾多，沿岸城市密集加之工業排污和水產養殖，在多種自然和人為因素影響下，不同湖區的水質狀況不盡相同。鑒于此，本文利用紫外-可見光譜（UV-Vis）、平行因子分析法（PARAFAC）、同步熒光光譜（SFS）技術分析夏季洞庭湖的水體中DOM的來源、特性及不同湖區DOM來源的差異性，為保障長江流域調水安全和水質監管提供一定參考。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

洞庭湖（111°40′—113°10′E、28°30′—29°31′N）位于長江中游的荊江河段南部，涉及湘、鄂、黔等六省，南有四水匯入，北有三口分泄長江之水。研究地處亞熱帶季風濕潤氣候區，年均氣溫 16.4—17.0 ℃，年降雨量為1307.6—1505.2 mm。洞庭湖是中國淡水湖泊中水量最大的通江湖泊，受自然因素和人為因素的影響，分流入湖的洪水夾帶大量泥沙于湖盆，導致洞庭湖面積不斷縮小，并逐漸被分割為東、南、西三部分（Dai et al.，2017；胡光偉等，2019）。

1.2 樣品的采集與預處理

2020年6月在洞庭湖共采集19個樣品，DT（1—9）源于東洞庭湖，DT（10—15）位于南洞庭湖，DT（16—19）設于西洞庭湖（圖1）。采集水體表層0.5 m深處的水樣500 mL，低溫保存，采樣結束后2—3 d內完成DOM的三維熒光光譜及紫外吸收光譜分析（Zhou et al.，2013）。

圖1 洞庭湖采樣點位置Fig. 1 Location of sampling sites in Dongting Lake

1.3 樣品的測定

1.3.1 DOM熒光測定

樣品經0.70 μm的GF/F濾膜（預先于450 ℃灼燒）過濾，過濾后的水用于其他指標及三維熒光光譜、同步熒光光譜測定。DOM 的三維熒光光譜（EEM）及同步熒光光譜（SFS）采用熒光光譜儀（F-7000，日立）測定。三維熒光光譜掃描范圍為發射波長250—550 nm，間隔為1 nm，激發波長200—450 nm，間隔為5 nm，掃描速度為2400 nm/min，激發和發射狹縫帶寬為5 nm，Milli-Q水作為空白參比。同步熒光光譜掃描范圍為200—450 nm，間隔為0.2 nm，掃描速度均為240 nm/min。

1.3.2 PARAFAC

在 MATLAB中利用 DOM Fluor工具箱運行PARAFAC模型對樣點的三維熒光數據進行分析。PARAFAC法計算過程可以稱為交替最小二乘（ALS）算法（Gou et al.，2017）：

式中：

Xij——第i個樣點再激發波長為k、發射波長為j處的熒光強度；

aif——第i個樣點的第f次分析的含量；

bjf和ckf——與第f次分析后激發波長為j、發射波長為k光譜的線性相關；

eijk——系統殘差，是不受模型控制的變量；

F——模型中選擇的組分因子數量。

1.3.3 光譜吸收系數的測定

采用UV-Vis光譜儀（UV-T6，屹譜）得到DOM的吸收光譜，使用10 mm的石英比色皿，波長范圍200—800 nm，間隔1 nm，狹縫寬度1 nm，波長掃描速度為210 nm/min。Milli-Q水作為空白參比，以700 nm處的吸收值作為基線進行光譜校正，而后根據公式（2）計算對應波長的吸收系數（Li et al.，2014；Qiao et al.，2021）：

a(λ)——經過散射校正后的波長 λ處的吸收系數（m?1）；

λ——波長(nm)；

D(λ)——波長λ處的吸光度；

r——光程路徑（m）。

A250/A365指250 nm和365 nm處吸光度的比值，腐殖酸所占比例越高則A250/A365值越小，相對分子量越大（Olefeldt et al.，2013；Elena et al.，2019）；吸收系數a254常用來表征DOM的相對濃度；ASUV、ASUV-260指吸收系數a254、a260與DOC的比值，表征DOM腐殖化程度和疏水性（Li et al.，2014；Kim et al.，2017；Jian et al.，2021）。

1.3.4 半變異函數

半變異函數γ(h)可以用于分析洞庭湖水質參數空間變異特征，以用來區分結構因素（湖泊水文環境、底泥、水生生物活動等）與隨機因素（徑流注入、人類活動等）的影響程度，公式如下（陳昭等，2019；李庚飛等，2020）：

正如有的學者所言，“刑事政策的終極目的是維護社會秩序，也即強調構成社會的個人和集團之間的調和、安定并促進社會的發展。”［5］刑事立法政策作為一項公共政策，其反映的是政府機構與其周圍環境之間的關系，公民意志作為眾多關系中的重要一環，對于一項刑事立法政策是“良策”還是“惡策”具有決定性的影響。刑事立法政策要做到調和社會關系、維持社會秩序就必須適度接納民意。

式中：

h——步長，是分隔兩個采樣點的矢量；

N(h)——相隔h的點對數；

Z(xi)和Z(xi+h)——營養鹽在位置xi和xi+h處的實際測量值。

通過半變異函數和半方差圖得到的塊金值（C0）、基臺值（C0+C）和變程值（a）一定程度上可用于揭示空間變異和相關性，C0和（C0+C）的比值塊金系數可用于表征某參數的空間相關程度。

1.3.5 主要水質參數測定

溶解性有機碳（DOC）的質量濃度使用Elementar vario TOC分析儀測定；COD、TN、TP、Chla等質量濃度參照相關文獻方法進行測定（呂偉偉等，2018）。

1.4 數據處理

采樣點的分布及各參數的空間分布特征圖使用ArcGIS 10.6軟件進行繪制，使用R 4.0.2進行相關性圖的繪制，樣本相關參數（均值、標準差等）及顯著性檢驗等采用 IBM SPSS Statistics 23.0軟件分析，相關性分析用于檢測變量間的相關程度；P＞0.05表示未達到顯著檢驗水平，0.01＜P＜0.05為顯著水平，P＜0.01為極顯著水平。

圖 2 洞庭湖夏季A250/A365（a）、a254（b）、ASUV（c）、ASUV-260（d）、FI（e）、BIX（f）、HIX（g）、Fmax（h）組分 C1（i）、C2（j）、C3（k）、C4（l）的空間分布Fig. 2 Spatial distribution of A250/A365 (a), a254 (b), ASUV (c), ASUV-260 (d), FI (e), BIX (f), HIX (g), Fmax (h) and C1 (i),C2 (j), C3 (k), C4 (l) in Dongting Lake in summer

2 結果與分析

2.1 洞庭湖相關水質指標

洞庭湖水體中 ρ(DOC)為 5.02 mg·L?1，變化范圍在 3.70—9.45 mg·L?1之間，ρ(COD)取值為 3.43 mg·L?1，變化范圍為 2.37—6.60 mg·L?1；ρ(TN)為 2.02 mg·L?1，變化范圍為 1.47—2.72 mg·L?1；ρ(TP)取值為0.14 mg·L?1，取值范圍為 0.08—0.24 mg·L?1；ρ(Chla)為 10.41 mg·L?1，范圍在 3.66—34.39 mg·L?1；水質硬度為 171.11 mg·L?1，范圍在 109.37—215.36 mg·L?1之間。ρ(COD)符合《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）Ⅰ類標準；ρ(TN)超過《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）Ⅴ類標準；ρ(TP)符合《地表水環境質量標準》（GB 3838—2002）Ⅲ類標準。與以往的研究相比，洞庭湖的水體中的ρ(COD)、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)均有很大程度的增加（熊劍等，2016）。

2.2 紫外光譜特征

A250/A365、a254、ASUV、ASUV-260等吸收參數的空間分布如圖2所示。洞庭湖A250/A365變化范圍為3.34—6.86（均值為 5.41±0.80）（P＞0.05），說明洞庭湖DOM以類富里酸物質為主（Elena et al.，2019；翟天恩等，2017）。a254變化范圍為 9.52—28.88 m?1，均值為 (13.59±6.04) m?1（P＞0.05）；ASUV值為(2.68±0.22) L·mg?1·m?1， 范 圍 在 2.35 — 3.24 L·mg?1·m?1之間；ASUV-260值范圍為 2.18—2.99 L·mg?1·m?1，均值為 (2.48±0.21) L·mg?1·m?1。洞庭湖各吸收參數空間上呈現一定的分布規律，即a254、ASUV、ASUV-260最大值均出現在洞庭湖東部，南洞庭湖的 ASUV、ASUV-260顯著高于西洞庭湖（t=2.894，P=0.020；t=2.355，P=0.013）（圖 2a—d）（表1），與東洞庭湖并無顯著差異，這可能與洞庭湖復雜的水文環境及水向東過程中受太陽光輻射導致水體中物質性質發生變化有關（Ma et al.，2009；Jian et al.，2021）。

利用地統計分析中的半變異函數 γ(h)分析來區分結構因素與隨機因素對DOM空間變異特征的影響（陳昭等，2019；李庚飛等，2020）。結果如表1所示，整體上，洞庭湖 A250/A365、a254、ASUV和 ASUV-260塊金系數均小于0.25，為強烈的空間自相關性，主要受結構性因素的影響。變異系數表明，洞庭湖東、南、西3個湖區A250/A365、a254、ASUV和ASUV-260均呈弱變異，主要受結構性因素的影響。

表1 洞庭湖東、南、西3個湖區的A250/A365、a254、ASUV、ASUV-260、ρ(COD)、ρ(DOC)吸收參數比較Table 1 Comparison of absorption parameters for A250/A365, a254, ASUV, ASUV-260, ρ(COD), ρ(DOC) in three lakes of Dongting

2.3 熒光光譜分析

2.3.1 同步熒光光譜特征

如圖3a—c，剔除部分異常值（DT7）后，洞庭湖東、南、西3個湖區的SFS均存在明顯且相似的熒光峰。同步熒光譜圖顯示洞庭湖DOM中存在類蛋白（PLF）、類富里酸（FLF）和類腐殖質（HLF）3類物質（Wu et al.，2019；栗婷婷等，2018）。東洞庭湖多數樣點的最高峰為FLF熒光峰，DT5最高峰為PLF峰，FLF最高峰出現在DT1，其次DT4，最小值出現在DT2。南洞庭湖各樣點FLF區域內的峰值高低順序為 DT11＞DT10＞DT13＞DT14＞ DT15，樣點（除DT11）的最高峰均處于FLF區域，而FLF和 PLF區域內的最高峰均在 DT11，FLF區域內DT14峰值最低。西洞庭DT17、DT19位于PLF區域的峰最高，其余樣點的高值均分布在 FLF范圍內，高低順序為 DT17＞DT19＞DT16＞DT18。

圖3 洞庭湖東、南、西3個湖區DOM的同步熒光光譜Fig. 3 Synchronous fluorescence spectra of DOM from East Dongting Lake (a), South Dongting Lake (b), and West Dongting Lake (c)

SFS測定PLF、FLF、HLF的區域面積可以用來解釋相應熒光物質的含量變化（圖4a）（劉文等，2016）。東洞庭湖PLF區域面積顯著高于南洞庭湖（t=2.195，P=0.035）、西洞庭湖（t=1.872，P=0.031），各湖區 PLF區域面積大小順序為東洞庭湖(408.11±152.02 a.u.)＞南洞庭湖 (265.18±50.35 a.u.)＞西洞庭湖 (259.83±43.27 a.u.)；東洞庭湖FLF區域面積顯著高于西洞庭湖（t=1.796，P=0.035），整體表現為東洞庭湖 (777.10±303.89 a.u.)＞南洞庭湖(553.37±75.27 a.u.)＞西洞庭湖 (495.10±60.07 a.u.)；HLF在各湖區含量大小為東洞庭湖 (21.67±8.59 a.u.)＞ 南 洞 庭 湖 (16.34±1.69 a.u.)＞ 西 洞 庭 湖(14.89±2.02 a.u.)，3個湖區 HLF含量無顯著差異（P＞0.05）。3類物質各熒光峰面積之和占總面積的百分比如圖4b所示，PLF變化范圍為 30.18%—37.65%，FLF變化范圍為 60.92%—67.74%，HLF變化范圍為1.44%—2.10%，東洞庭湖水體中的類蛋白和類富里酸物質均高于其他湖區，類富里酸物質是洞庭湖水體DOM的主要組成部分。

圖4 東洞庭湖（DT1—DT9）、南洞庭湖（DT10—DT15）、西洞庭湖（DT16—DT19）DOM物質含量（a）和百分比（b）的分布Fig. 4 Distributions of the contents (a) and percentages (b) of DOM fractions in East Dongting Lake (DT1-DT9),South Dongting Lake (DT10-DT15) and West Dongting Lake (DT16-DT19)

2.3.2 三維熒光光譜特征分析

三維熒光測定共檢測出5個熒光峰，峰A和峰C為類富里酸熒光峰值（Cheng et al.，2015）、D峰為生物降解來源的類酪氨酸（Chen et al.，2015）、峰T為生物降解來源的類色氨酸（Bu et al.，2019）、M峰屬于海源類腐殖質熒光物質降解產物（Cheng et al.，2015）。與太湖等典型富營養化湖泊呈現強烈的類蛋白熒光信號不同，洞庭湖東、南、西3個湖區均呈現較強的類腐殖質熒光特征（呂偉偉等，2018）。

平行因子分析（PARAFAC）得出了 4個熒光組分（圖5）：C1（Ex/Em：240，340/430 nm）主要反映了長波類腐殖質的熒光性質，對應A峰和C峰；C2（Ex/Em：250，310/400 nm）屬于典型的短波類腐殖質的熒光性質，對應傳統的A峰和M峰；C3（Ex/Em：230，280/375 nm）為類蛋白熒光基團，對應傳統的T峰和D峰；C4（Ex/Em：250/480 nm）為類胡敏酸熒光組分，與A峰相對應。

圖5 三維熒光結合平行因子分析模型識別的4種熒光組分Fig. 5 Four different fluorescence component identified by 3D EEM-PARAFAC model

洞庭湖總熒光強度Fmax取值范圍為0.52—1.53 R.U，均值為 (0.75±0.27) R.U，變異系數為0.52，為中等程度的空間變異，受結構性因素和隨機因素影響，空間上呈現“東＞南＞西”的分布趨勢（圖2h）。東、南、西3個湖區間的總熒光強度（取值范圍）分別為：(0.92±0.343) R.U（范圍為 0.70—1.53 R.U）、(0.66±0.10) R.U（范圍為 0.53—0.79 R.U）、(0.59±0.09) R.U（范圍為0.52—0.72 R.U）。3個湖區總熒光強度的空間變異結果顯示，東洞庭湖為強變異（變異系數為 0.70），含量變幅較大，最高值出現在東洞庭湖西北部湖域，說明東洞庭湖 DOM受結構性因素和隨機因素的共同影響；南洞庭湖（變異系數為0.15）、西洞庭湖（變異系數為0.16）均為弱變異，主要受結構性因素影響。為進一步了解洞庭湖3個湖區DOM的來源，對洞庭湖4類組分在3個湖區熒光強度及貢獻率進行分析。其中，類富里酸組分在 3個湖區的熒光強度（組分 C1、C2 熒光強度之和）分別為(0.53±0.21)、(0.39±0.06)、(0.33±0.05) R.U，貢獻率分別為(57.25%±1.43%)、(58.59%±1.06%)、(56.86%±1.14%)，東洞庭湖的類富里酸組分熒光強度顯著高于西洞庭湖（t=1.848，P=0.046）；類蛋白組分C3在3個湖區的熒光強度分別為(0.24±0.08)、(0.16±0.03)、(0.15±0.03) R.U，貢獻率分別為(25.84%±2.08%)、(23.65%±1.63%)、(25.66%±1.56%)，東洞庭湖顯著高于南洞庭湖（t=2.355，P=0.037）；類胡敏酸組分C4在3個湖區的 熒 光 強 度 分 別 為 (0.16±0.06)、 (0.12±0.01)、(0.10±0.01) R.U，貢獻率分別為(16.91%±0.81%)、(17.76%±0.65%)、(17.48%±0.43%)（圖 2i—j），東洞庭湖顯著高于西洞庭湖（t=1.869，P=0.044）。3個湖區類富里酸組分（C1、C2）貢獻率均在 56%之上（P＞0.05），其中，類蛋白組分C3貢獻率均在23%以上（P＞0.05），說明類富里酸物質對水體中DOM的貢獻程度最大，其次是類蛋白物質，這與同步熒光分析結果相一致。東洞庭湖較高的類蛋白組分貢獻率可能與周圍人類活動有關（田澤斌等，2014）。

2.4 熒光指數分析

熒光光譜指數（FI、BIX、HIX）可以表征不同物質來源對DOM的相對貢獻程度（Yao et al.，2012；Nie et al.，2017；Qiao et al.，2021）。熒光指數（FI）可以表征DOM的來源及DOM的降解程度。洞庭湖的FI值范圍為2.28—2.54，平均值 (2.39±0.08)，接近生物來源FI值，說明洞庭湖夏季DOM受內源貢獻率較大。生物源指數（BIX）表征自生源對湖泊中DOM的相對貢獻程度（Nie et al.，2017）。洞庭湖水體 BIX在 0.87—1.54之間，平均值為(0.97±0.15)，表現為較強的自生源特征。腐殖化指數（HIX）表征DOM腐殖化程度（Bu et al.，2019；Qiao et al.，2021），HIX處于1.19—5.74之間，平均值為 (4.61±0.99)，整體上表現為較弱腐殖質特征，洞庭湖水體腐殖化程度較低。洞庭湖水體BIX、HIX空間上雖呈現一定的分布規律（圖2f和圖2g），但通過相關性分析發現，3個湖區間BIX、HIX差異性并不顯著（P＞0.05）。就空間變異程度來說，洞庭湖東、南、西3個湖區BIX變異系數均小于0.25，主要為結構性因素影響；東洞庭湖的HIX變異系數為0.30，受結構性因素和隨機因素共同影響，其余兩個湖區HIX值均受結構性影響。

2.5 熒光組分與各水質參數之間的關系

如圖6所示，洞庭湖C1、C2、C3、C4間互為極顯著正相關關系（P＜0.01），值得注意的是，組分C2和 C4的相關系數達到了 1.00（P＜0.01），不同組分間可能存在相同的來源或變化趨勢（江俊武等，2017）。ρ(COD)、ρ(DOC)、a254和 A250/A365與 4 類組分熒光強度均為顯著正相關性（P＜0.01），說明熒光強度的分布情況在一定情況上可以反映水體中有機物的含量和相對分子量大小（Fang et al.，2011；呂偉偉等，2018）。4類組分中，a254與類富里酸組分（C1、C2）的相關系數均在0.97以上（P＜0.01）（圖6），而洞庭湖水體DOM的主要貢獻組分為類富里酸，因此，類富里酸是影響洞庭湖DOM豐度的主要物質。

圖6 洞庭湖水體DOM的熒光組分間及組分與水質參數間的相關性分析Fig. 6 Correlation analysis between fluorescence components and water quality parameters of DOM in Dongting Lake

通常，受輸入源、周圍環境及水生生物含量等綜合因素的影響，同一湖泊生態系統中不同湖域DOM 的成分、結構及熒光特性也會存在一定差異（呂偉偉等，2018）。3個湖區4類組分與各水質參數的相關分析結果顯示，東洞庭湖 4類組分之間及顯著相關（P＜0.01），且均與 ρ(COD)、ρ(DOC)、a254呈極顯著正相關關系（P＜0.01）（圖7）；南洞庭湖區4類組分之間及組分與ρ(DOC)、a254、A250/A365均呈顯著相關關系（P＞0.05）（圖8）；西洞庭湖組分之間及組分與各參數間相關性均無顯著相關性（P＞0.05）。洞庭湖東、南、西3個湖區的4類組分與ρ(COD)、ρ(DOC)、a254和A250/A365之間的相關性不盡相同，這可能與河流輸入、水文環境差異和光輻射變化有關，三峽工程的運行對洞庭湖水文、湖泊污染物轉化遷移及富營養化等方面的影響同樣不可忽視（Lai et al.，2013；Wang et al.，2017；呂偉偉等，2018）。

圖7 東洞庭湖湖區4組熒光組分與主要水質參數的相關性分析Fig. 7 Correlation analysis between four groups of fluorescence components and main water quality parameters in East Dongting Lake

圖8 南洞庭湖湖區4組熒光組分與主要水質參數的相關性分析Fig. 8 Correlation analysis between four groups of fluorescence components and main water quality parameters in South Dongting Lake

3 討論

3.1 洞庭湖水體DOM的熒光特性

洞庭湖面積廣闊，湖泊水體受水文環境、河流匯入、人類排污及內部動植物腐蝕降解釋放的等多種因素的影響。相關報道發現，洞庭湖污染程度在不斷加深，部分區域水體出現輕度富營養化，入湖河流及周圍人類活動是造成湖泊有機污染物積累的主要因素（Li et al.，2016；Dai et al.，2017）。采樣時間雖處于雨水豐沛的夏季，但洞庭湖的ρ(COD)、ρ(TN)、ρ(TP)、ρ(Chla)與以往的研究相比均有很大程度的增加，說明洞庭湖污染程度有增大的趨勢。組分及熒光指數結果顯示，洞庭湖整體以內源輸入為主，水體DOM中的類富里酸組分貢獻率在56%以上，類蛋白組分C3貢獻率在23%以上，說明類腐殖質物質和類蛋白物質為水體DOM中的主要組成部分，類富里酸是影響洞庭湖水體DOM濃度的主要物質。相關性結果顯示，洞庭湖表層水體 DOM的4類組分之間均為顯著正相關關系（P＜0.01），說明水體中的4類組分之間具有相似的來源，聯系密切。ρ(DOC)、ρ(COD)、a254和 A250/A365與 4類組分熒光強度均為顯著正相關關系（P＜0.01）（圖 6），與其他吸收參數及組分的相關性較差（P＞0.05），表明A250/A365、ρ(DOC)、ρ(COD)、a254可以用來指示洞庭湖水體DOM的熒光變化，湖泊水體在豐水期受陸源輸入影響較少，主要受結構性因素影響，水動力擾動、水流速度及方向對湖泊污染物轉化遷移及富營養化等方面的影響較大（張光貴，2016）。

3.2 洞庭湖不同湖區DOM的來源

相關性分析結果表明，洞庭湖東、南、西3個湖區 4 類組分與 ρ(DOC)、ρ(COD)、a254和 A250/A365之間的相關性不盡相同，東洞庭湖的組分與參數相關性極顯著（P＜0.01），其水體DOM中的類蛋白物質、類腐殖質物質含量均表現為東＞南＞西，這與洞庭湖獨特的湖水流向、河流輸入、長江之間的頂托作用和沿岸居民活動等不無關系（張光貴，2016）。田澤斌等（2014）發現頻繁的人類活動造成的湖底沉積物再懸浮會增加洞庭湖東部水體氮、磷濃度，沿岸人為排放的污染物匯入也會加劇湖水污染。東洞庭湖作為湖水聚集區，大量有機物污染物的經過河流輸入再由西、南湖區向東匯聚，與此同時，江與湖之間的頂托作用造成的阻力促使有機物匯集，為東洞庭湖的蘆葦、苔草、浮游動植物提供良好的生長環境，生物腐解沉降的有機物質可能經水力擾動、洪水沖刷等作用再懸浮等對東洞庭湖水質造成影響（Lai et al.，2013；張光貴，2016）。另一方面，洞庭湖東部沿岸發達城市頻繁的人類活動造成的污染物輸入及大量漁業、其他企業的存在會向湖水中輸入大量的類蛋白物質，相對而言，豐水期大量河水、雨水的沖刷對南、西部湖區的污染物具有一定的稀釋、搬運作用，南、西湖區受污染程度較低，胡光偉亦認為，東洞庭湖水質污染最嚴重，這與江湖作用、沿岸企業分布及三峽工程運行不無關系（胡光偉等，2019）。

綜上，洞庭湖東、南、西3個湖區的彼此聯系，相互影響。洞庭湖作為特殊的吞吐性湖泊，相對而言，汛期來自其他西、南兩湖區污染物匯集、沿岸人口類活動、江與湖之間頂托作用造成的水流不暢是造成東洞庭湖水體污染物聚積的重要原因，雖然豐水期大量淡水的沖刷、稀釋對洞庭湖西、南湖區具有一定的清潔作用，污染程度相對東部較輕，但也需要引起重視，研究發現，三峽工程集中蓄水水流速度下降東部、南部灘涂區可能會增大水華的風險（Dai et al.，2017）。因此，對不同湖區制定不同治理方案，加強排污監管力度等是防止洞庭湖進一步污染的有效措施。

4 結論

（1）洞庭湖水體中的DOM一共含有4類熒光組分，主要為C1和C2（類富里酸組分）、C3（類蛋白組分）、C4（類胡敏酸組分）。同步熒光及各組分熒光強度分析結果表明，類富里酸為水體 DOM組成的主要組分，也是影響洞庭湖水體DOM濃度的主要物質。

（2）地統計分析結果表明，吸收參數A250/A365、a254、ASUV和ASUV-260的空間分布主要受結構性因素影響，湖泊整體以內源輸入為主。相關性分析結果顯示，洞庭湖4類組分呈極顯著相關關系（P＜0.01），說明洞庭湖水體 DOM 來源具有同源性。洞庭湖DOM 的 4 類熒光組分與 ρ(DOC)、ρ(COD)、a254、A250/A365相關性顯著，說明 ρ(DOC)、ρ(COD)、a254、A250/A365可以用于表征洞庭湖水體DOM的濃度。東洞庭湖較高的類腐殖質物質和類蛋白物質可能源是人為活動及河流輸入的共同作用的結果。

（3）洞庭湖東、南、西3個湖區彼此聯系，相互影響，東洞庭湖受污染程度相對較高，江與湖之間頂托作用造成的水流不暢及周邊企業排污是導致東洞庭湖水體污染較為嚴重的重要原因。