周 莉，馮 勝，李忠玉，張運(yùn)林，白 楊，4（.常州大學(xué)石油化工學(xué)院，江蘇 常州 364；.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 0008；3.常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，江蘇常州 364；4.江南大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無錫 4）

夏季太湖濁度分布特征及其在水—沉積物界面識別中的應(yīng)用

周 莉1，2，馮 勝3*，李忠玉1，張運(yùn)林2，白 楊2，4（1.常州大學(xué)石油化工學(xué)院，江蘇 常州 213164；2.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008；3.常州大學(xué)環(huán)境與安全工程學(xué)院，江蘇常州 213164；4.江南大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無錫 214122）

基于2014年8月對太湖61個采樣點(diǎn)的濁度和各物理化學(xué)指標(biāo)的測定，分析夏季太湖濁度空間、垂直分布特征及其影響因素，利用實(shí)測的湖泊底層濁度垂直分層對水—沉積物界面進(jìn)行定量識別.結(jié)果表明，夏季太湖濁度表、中、底層濁度平均值分別為（28.3±21.4），（23.0±13.3）， （31.7±15.0） NTU，總體分布趨勢為太湖北部貢湖灣、梅梁灣最大，其次為西部及湖心區(qū)，較低值出現(xiàn)在胥口灣及東太湖；線性回歸分析表明，表、中、底層濁度分別與葉綠素a、無機(jī)懸浮物、總懸浮物濃度的擬合關(guān)系最好；基于濁度垂直分層定量識別的太湖水—沉積物界面厚度均值為（156.4±53.5） mm，其中貢湖灣及太湖西部厚度最大，其次為湖心區(qū)及梅梁灣，東太湖、胥口灣、竺山灣界面厚度最小，界面厚度與中層濁度存在顯著的正相關(guān)（R2=0.552），風(fēng)浪引起的頻繁的沉積物再懸浮將增加水—沉積物界面厚度.太湖濁度的垂直分層可用于水—沉積物界面的定量識別，為水—沉積物界面營養(yǎng)鹽交換和物質(zhì)循環(huán)研究提供科學(xué)依據(jù).

太湖；濁度；水—沉積物界面；空間分布；垂直分層

濁度是指水體中懸浮物阻礙光線透過的程度，水中懸浮物包括細(xì)微有機(jī)物和無機(jī)物、浮游生物、微生物、泥土、砂粒等.從光學(xué)角度分析，濁度表示水體對光的吸收和散射能力，濁度越大則表示水層對光的吸收和散射能力越強(qiáng)［1］.因此，濁度是表征水體光學(xué)現(xiàn)象甚至是湖泊水質(zhì)的重要物理指標(biāo)［2］.在大型淺水湖泊，沉積物再懸浮是影響水體濁度的重要因素［3］，同時(shí)對生態(tài)系統(tǒng)也有重要的影響.一方面，沉積物再懸浮降低了水體透明度，增加了濁度，直接影響光照在水中的垂直分布，從而影響到沉水植物的光合作用及其分布［4］.另一方面，沉積物中的營養(yǎng)鹽亦會通過再懸浮釋放到水中，增加水體營養(yǎng)鹽含量，加劇湖泊富營養(yǎng)化程度和藍(lán)藻水華爆發(fā)風(fēng)險(xiǎn)［5］.水體和沉積物間存在邊界，為水相和固體相的分界面，即水—沉積物界面［6］.此分界面并非是靜態(tài)的，在水—沉積物界面上存在復(fù)雜的化學(xué)、生物學(xué)過程，是底部兩相物質(zhì)的“緩沖帶”，且隨著水、沉積物的相互作用其界面動態(tài)變化，在垂直方向上存在一定的變化幅度（厚度）［7］，但以往的研究缺乏有效識別和測定方法.沉積物和水體界面之間存在生物相，包括底棲動物、著生生物、微生物以及植物根系和死亡生物組成的有機(jī)碎屑［8］，是兩者之間物質(zhì)輸送、交換的重要邊界與通道［9］.而光在水體及沉積物中傳播、透過的程度不同，兩者相差較大，特別是在風(fēng)浪擾動較強(qiáng)的大型淺水湖泊底部，濁度的變化與風(fēng)浪擾動息息相關(guān)，在水動力擾動頻繁的藻型湖區(qū)濁度較大，而在相對較為靜止的草型湖區(qū)透明度較高，濁度較小，以往的研究通過溶解氧確定的水—沉積物界面厚度表現(xiàn)為藻型湖區(qū)大于草型湖區(qū)［10］，因此水—沉積物界面厚度可能與濁度的高低、空間分布密切相關(guān).然而，對于不同環(huán)境要素（濁度、溶解氧、營養(yǎng)鹽等）的變化，水—沉積物界面的位置和厚度不盡相同［10-11］，呈現(xiàn)出一定的不穩(wěn)定性，如物理擾動（如水動力擾動）［12］和生物擾動（如底棲動物活動）［13］等均可能改變水—沉積物界面環(huán)境和厚度.太湖是我國大型淺水湖泊，水域面積為2338.1km2，平均水深1.9m，湖盆底部較為平坦，底泥平均厚度為0.65m［14］，由于受風(fēng)浪擾動影響而具有復(fù)雜的水—沉積物環(huán)境.夏季是太湖水體受風(fēng)浪擾動影響較大的季節(jié)，沉積物再懸浮發(fā)生更為頻繁［15］，而且浮游藻類、水生植物生長累積較快，不僅影響水體濁度空間分布，而且對水—沉積物界面動態(tài)變化影響更為劇烈.已有的關(guān)于太湖濁度的研究主要為濁度和懸浮物濃度定量關(guān)系的構(gòu)建及其模擬［16］、對水生植物生長的影響等［17］，缺少空間分布的定量研究，而這是研究水—沉積物界面的重要內(nèi)容.另外，長期以來，諸多學(xué)者對太湖水—沉積物方面的研究也主要集中在營養(yǎng)元素的形態(tài)特征［18］及時(shí)空分布［19］，生物對營養(yǎng)鹽交換過程的影響等方面［20］，而對水—沉積物界面的定量識別只有基于溶氧的垂直剖面開展的部分研究［10］.本文根據(jù)2014年8月份的一次全湖采樣，探討夏季太湖濁度的空間分布及影響因素，并由濁度垂直分層定量識別水—沉積物界面厚度及其分布特征，為太湖水—沉積物界面營養(yǎng)鹽交換和物質(zhì)循環(huán)研究提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 野外樣點(diǎn)布設(shè)與方法

本實(shí)驗(yàn)于2014年8月3～6日開展，對太湖布設(shè)61個采樣點(diǎn)，涵蓋全湖草型湖區(qū)、藻型湖區(qū)及開敞水域等不同生態(tài)系統(tǒng)類型，調(diào)查水體濁度的水平分布和垂直分層（圖1）.在每個采樣點(diǎn)記錄其經(jīng)緯度，并用多參數(shù)水質(zhì)速測儀（YSI6600V2，美國YSI公司）由水面緩慢放至湖泊底部，測定水體的溫度、溶解氧、濁度等理化指標(biāo)，過程中采用自動記錄方式每隔2s進(jìn)行數(shù)據(jù)采集并存儲，對應(yīng)水深間隔0.01～0.02m記錄一次數(shù)據(jù).同時(shí)采集上層（0～50cm）水樣，帶回實(shí)驗(yàn)室分析懸浮物、葉綠素a等水化指標(biāo).

圖1 太湖采樣點(diǎn)分布示意Fig.1 Distribution of sample sites in Lake Taihu

1.2 測試項(xiàng)目與方法

水樣用GF/F膜（Whatman公司，英國）過濾，葉綠素a采用分光光度法測定，用90%的熱酒精萃取色素，然后在UV-2550紫外分光光度計(jì)（島津公司，日本）上測定，并通過計(jì)算得到葉綠素a的濃度［21］.水樣用在500℃下燒過的GF/F膜過濾，隨后在105℃下烘4h至恒重稱量，并隨后于馬弗爐中500℃下燒4h，并取出稱量膜重，進(jìn)而計(jì)算獲得總懸浮物、無機(jī)懸浮物和有機(jī)懸浮物濃度.稱量均使用精度為0.01mg的電子天平（賽多利斯公司，德國）.

1.3 界面厚度計(jì)算

以往的研究沒有關(guān)于利用濁度垂直分層來進(jìn)行水—沉積物界面定量識別的報(bào)道，因此參考的依據(jù)非常有限，本文采用湖沼學(xué)研究中與溫躍層和氧躍層判別類似的方法［22-23］，即確定濁度分層的上下兩個臨界點(diǎn)進(jìn)而計(jì)算獲得水—沉積物界面厚度.具體而言就是根據(jù)現(xiàn)場多參數(shù)水質(zhì)速測儀測得的濁度垂直剖面數(shù)據(jù)進(jìn)行臨界點(diǎn)的判斷和計(jì)算.為了找到水—沉積物界面的臨界點(diǎn)，首先計(jì)算濁度分層強(qiáng)度：

式中：Ts（i）表示水下第i層的濁度分層強(qiáng)度；Tur（i）表示水下第i層的濁度；D（i）表示水下第i層所對應(yīng)的深度.實(shí)測研究表明Tur（i）會隨著i的增大而逐漸增大，當(dāng)光從水體介質(zhì)傳播接近水—沉積物界面時(shí)，Tur（i）突然增大，濁度垂直剖面分布出現(xiàn)第1次拐點(diǎn)，隨后濁度急劇增加但深度并未發(fā)生較大變化，曲線出現(xiàn)第2次拐點(diǎn)，表明測定深度到達(dá)沉積物層（圖2）.通過對本次61個采樣點(diǎn)的分層強(qiáng)度數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，可以確定曲線轉(zhuǎn)變的濁度范圍及深度，2次拐點(diǎn)對應(yīng)的Ts（i）值為100～10000，因此研究假定：當(dāng)Ts（a） ＞ 100時(shí)，第a層為臨界面，在a層以上為水面，在a層以下為界面；當(dāng)Ts（b） ＞10000時(shí)，此時(shí)的b層為水—沉積物界面的另一個臨界面，在b層以上為界面，在b層以下為沉積物.因此，界面的厚度就是從a層到b層即100 ＜Ts（i） ＜ 10000的厚度.對應(yīng)的計(jì)算公式為：

式中，T為界面厚度，D（a）為第a層對應(yīng)的深度，D（b）為第b層對應(yīng)的深度.

圖2 太湖濁度隨水深變化示意Fig.2 Depth profile of turbidity in Lake Taihu

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

根據(jù)前人研究和太湖的平均水深［24］，本研究中太湖表層濁度一般為水深0～0.2m處濁度的均值，中層濁度為水深1～1.2m處濁度的均值，底層濁度為界面與水層的臨界面（即第a層）深度以上20cm處濁度的均值.本文所有數(shù)據(jù)均采用Microsoft Excel 2007、Origin 8.5及Arcgis 10.2軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析與制圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 太湖濁度空間分布及影響因素

2.1．1 太湖濁度空間分布特征 太湖表層濁度的平均值為（28.3±21.4） NTU，變化范圍為0～107.7NTU，其中貢湖灣以及太湖西北部表層濁度較高，而東太湖、胥口灣等草型湖區(qū)表層濁度相對較?。▓D3（a））.太湖中層濁度平均值為（23.0 ± 13.3）NTU，變化范圍為0～55.8NTU，較高值區(qū)域在貢湖灣，其次是西太湖及湖心區(qū)，低值區(qū)域?yàn)轳憧跒臣皷|太湖湖區(qū)（圖3（b））.而太湖底層濁度的平均值為（31.7±15.0） NTU，變化范圍為4.0～66.2NTU，較高值區(qū)域?yàn)樘辈康呢暫臣懊妨簽澈^(qū)，其次是西太湖及湖心區(qū)，低值區(qū)域?yàn)轳憧跒臣皷|太湖湖區(qū)（圖3（c））.太湖水體表、中、底3層濁度的總體分布趨勢為太湖北部貢湖灣、梅梁灣最大，其次是太湖西以及湖心區(qū)域，而胥口灣及東太湖區(qū)域濁度較低.這可能與2014年夏季太湖藍(lán)藻水華爆發(fā)有關(guān)，聚積的顆粒態(tài)藻增加了水體濁度，其分布范圍覆蓋了除東太湖以外的大部分湖區(qū)［25］，影響了太湖濁度的水平分布.

圖3 太湖表、中、底層濁度（NTU）空間分布Fig.3 Spatial distribution of turbidity of surface， middle， and bottom layers in Lake Taihu

圖4 太湖表層、中層和底層濁度與水體葉綠素a濃度的線性擬合關(guān)系Fig.4 Linear fitting of chlorophyll a concentration and turbidity of surface， middle and bottom layers in Lake Taihu

2.1．2 濁度與葉綠素a關(guān)系 將表、中、底層濁度分別與葉綠素a濃度進(jìn)行線性擬合，結(jié)果表明3層濁度與葉綠素a濃度均存在顯著線性關(guān)系，且隨著葉綠素a濃度的增大而增大，但表層水體的線性擬合效果較好，決定系數(shù)R2值最大（圖4）.葉綠素a濃度表征了浮游藻類的生物量大小，夏季與此時(shí)優(yōu)勢藻類藍(lán)藻的生長和生物量累積密切相關(guān)［26］，其在空間的不同分布影響了不同區(qū)域的濁度.本次采樣時(shí)間為8月份，是一年中藻類生長最為快速的時(shí)間，加之在東南盛行風(fēng)作用下會將大量藻類吹聚在太湖北部［27］，而此水域也是藍(lán)藻水華爆發(fā)最嚴(yán)重的區(qū)域，如竺山灣、梅梁灣等地區(qū)［28］.藻類的聚積致使葉綠素a濃度升高，且藍(lán)藻易上浮至水體表面，導(dǎo)致藻類生物量主要分布在水體表層，影響光線透過水體的程度，從而增加表層濁度.而深層濁度由于藻類生物量相對較小導(dǎo)致相關(guān)性有所降低.由于本次研究在浮游藻類大量生長的夏季開展，因此濁度特別是表層濁度受葉綠素a的影響比較大，但在其他季節(jié)由于浮游藻類生物量相對較低，浮游藻類對濁度的影響可能也會相對較小，未來將進(jìn)一步強(qiáng)化其他季節(jié)濁度的空間監(jiān)測，以便更詳細(xì)闡述大型淺水湖泊濁度的形成機(jī)制.

2.1．3 濁度與無機(jī)懸浮物關(guān)系 將濁度與無機(jī)懸浮物濃度進(jìn)行線性擬合分析，發(fā)現(xiàn)表、中、底層相關(guān)性均達(dá)到顯著水平，且中層濁度與無機(jī)懸浮物濃度擬合的決定系數(shù)R2值為0.515，大于表層（R2=0.422）和底層（R2=0.387）（圖5）.懸浮物濃度會受到河流入流、底泥再懸浮、湖內(nèi)藻類繁殖等的影響，且無機(jī)懸浮物是影響濁度的重要因素［29］.太湖藻類等有機(jī)懸浮物會漂浮在水體上層，而中層無機(jī)懸浮物占總懸浮物比重較大.研究認(rèn)為當(dāng)太湖風(fēng)浪高于0.12m時(shí)，太湖底泥沉積物將被擾動再懸?。?0］.再懸浮作用使沉積物中的無機(jī)懸浮物進(jìn)入水體，由于浮力或者風(fēng)浪作用懸浮于中層，從而影響太湖中層濁度的分布.而表層和底層水體由于藻類、底泥再懸浮導(dǎo)致有機(jī)懸浮物所占比重較大，濁度受無機(jī)懸浮物的影響可能較中層小.中層濁度的最低值出現(xiàn)在東太湖湖區(qū)，由于東太湖湖區(qū)存在大量水生植物，一方面水生植物對懸浮物的吸附、吸收作用使懸浮物的濃度降低，另一方面水—沉積物界面因植物根系固著使沉積物再懸浮概率減?。?1］，導(dǎo)致濁度較低.

圖5 太湖水體表層、中層和底層濁度與無機(jī)顆粒物濃度線性擬合關(guān)系Fig.5 Linear fitting of inorganic suspended matter concentration and turbidity of surface， middle and bottom layers in Lake Taihu

2.1．4 濁度與總懸浮物關(guān)系 濁度與總懸浮物濃度的線性擬合分析表明，在表、中、底層濁度均隨著總懸浮濃度的升高而上升，且線性擬合均達(dá)到顯著水平，底層的擬合效果最好，其決定系數(shù)（R2=0.648）大于表層（R2=0.521）和中層（R2=0.478）（圖6）.總懸浮物包含無機(jī)懸浮物和有機(jī)懸浮物.在湖泊水體中總懸浮物濃度受水深、風(fēng)浪擾動、水生生物等影響較大［32］.而太湖是典型的大型淺水湖泊，水深較淺，在風(fēng)浪作用下底泥極易再懸浮進(jìn)入上覆水中.同時(shí)再懸浮促進(jìn)了底泥營養(yǎng)鹽及無機(jī)離子的釋放，增加了上覆水無機(jī)懸浮物含量，使得總懸浮物濃度增加，從而影響水下光場的分布及底層水體濁度［33］.另外，底棲動物的活動也能改變水—沉積物界面懸浮物濃度.如在小風(fēng)浪擾動條件下，底部沉積物靜態(tài)釋放營養(yǎng)鹽進(jìn)入上層水體，對懸浮物濃度影響較小，此時(shí)底層生物的擾動可能占主導(dǎo)地位.而且挺水植物、沉水植物吸收營養(yǎng)鹽，阻礙底泥再懸浮作用，亦會降低總懸浮含量.雖然研究表明沉積物表層微生物的活動同樣會促進(jìn)營養(yǎng)鹽的釋放［34］，但對底層懸浮物濃度的增加作用較小.相比葉綠素a和無機(jī)懸浮物，總懸浮物與底層濁度的擬合效果較好.對于大型淺水湖泊而言，水體懸浮物濃度很大程度上受制于風(fēng)浪的擾動［35-36］，因此濁度的變化與風(fēng)浪擾動息息相關(guān).本研究在全湖布設(shè)了61個站點(diǎn)，在一定程度上能體現(xiàn)風(fēng)浪的影響，但尚缺乏風(fēng)浪過程對水體濁度影響的數(shù)據(jù)結(jié)果，未來將結(jié)合典型風(fēng)浪過程開展連續(xù)高頻監(jiān)測，探討濁度對風(fēng)浪擾動的響應(yīng).

圖6 太湖水體表層、中層和底層濁度與總懸浮物濃度線性擬合關(guān)系Fig.6 Linear fitting of total suspended matter concentration and turbidity of surface， middle and bottom layers in Lake Taihu

2.2 太湖濁度的垂直分層

根據(jù)太湖不同湖區(qū)濁度的垂向分布，將太湖劃分為3個湖區(qū)，分別為藻型湖區(qū)（梅梁灣、貢湖灣）、開敞型湖區(qū)（太湖西部、湖心區(qū)域）和草型湖區(qū)（胥口灣、東太湖）.藻型湖區(qū)的濁度隨著水深的增加先減小后增大（圖7）.由于夏季藻類生長、累積較快，如藍(lán)藻聚集在湖區(qū)表面，可能增加藻型湖區(qū)表層濁度，而隨著深度的增加，藻類生物量減少，濁度也會相應(yīng)降低.而藻型湖區(qū)的中下層濁度臨近水—沉積物界面，隨著深度的增加而增大.在開敞型湖區(qū)，濁度的變化在水深2.25m以上隨著深度的增加變化趨勢很小，當(dāng)?shù)竭_(dá)界面時(shí)，濁度迅速增加到最大值.相較藻型湖區(qū)，開敞型湖區(qū)受風(fēng)浪擾動較大，水—沉積物界面處底泥易被懸浮至水體中，且再懸浮的路徑相對較?。?］，導(dǎo)致底層濁度上升較快，出現(xiàn)突然增大的趨勢.草型湖區(qū)濁度的變化趨勢與開敞型湖區(qū)相似，但草型湖區(qū)的透明度較高，表層濁度約為10NTU，而開敞型湖區(qū)表層濁度在35NTU左右，由于后者水域開闊，易受風(fēng)浪擾動等影響，使沉積物發(fā)生再懸?。?7］，導(dǎo)致水體濁度遠(yuǎn)高于草型湖區(qū).

圖7 太湖三種湖區(qū)濁度垂直分層Fig.7 Vertical distribution of turbidity in Lake Taihu in three different lake regions

2.3 水—沉積物界面的定量識別 利用濁度的分層進(jìn)而得到各采樣站點(diǎn)水—沉積物界面的厚度值，考慮站點(diǎn)分布相對均勻，利用算術(shù)平均計(jì)算得出太湖水—沉積物界面的平均厚度為（156.4±53.5） mm，變化范圍為45.0～229.0mm.太湖水域中貢湖灣、太湖西區(qū)域界面厚度最大，其次是湖心區(qū)，而東太湖、胥口灣、竺山灣相對較低，表現(xiàn)為強(qiáng)風(fēng)浪作用水域界面厚度較厚，而風(fēng)浪較小的湖灣界面厚度較薄（圖8）.對于淺水湖泊而言，由于頻繁的水動力擾動，界面的定量識別較為復(fù)雜，對于不同的環(huán)境要素，水—沉積物界面的位置和厚度會存在明顯差異［10-11］.有研究通過溶解氧的垂直分布確定水—沉積物界面位置及厚度，但溶解氧垂直變化有季節(jié)性差異，夏季存在突變層，其他季節(jié)溶解氧上下差異不明顯［38］，溫度是影響溶解氧的關(guān)鍵因子，而且夏季浮游植物大量生長會影響溶解氧，說明溶解氧具有很強(qiáng)的不穩(wěn)定性，利用溶解氧確定的厚度會存在明顯季節(jié)性差異及不穩(wěn)定性.影響濁度分布的主要因素是物理擾動及生物擾動，溫度、動植物生命活動等因子影響較小，呈現(xiàn)較大的穩(wěn)定性.

圖8 太湖水-沉積物界面厚度（mm）空間分布Fig.8 Spatial distribution of thickness of the water-sediment interface in Lake Taihu

為探討夏季太湖水—沉積物界面厚度分布的影響因素，消除表層大量藻類覆蓋和底部濁度在界面快速變化的影響，對中層濁度與界面厚度進(jìn)行線性擬合.結(jié)果表明界面厚度隨著中層濁度的增加而呈增加趨勢（圖9）.反映了夏季強(qiáng)風(fēng)浪過程引起的濁度增加會顯著增加水—沉積物界面厚度，從而可能改變水—沉積物界面生物地球化學(xué)過程.太湖北部、西部湖區(qū)界面厚度較大，預(yù)示在夏季強(qiáng)風(fēng)浪擾動下懸浮物容易釋放營養(yǎng)鹽進(jìn)入水體，從而有利于藻類特別是藍(lán)藻的生長和生物量的累積，加重該水域的污染程度，使得濁度增加.胥口灣和東太湖的水—沉積物界面厚度較小，由于水生植物對沉積物再懸浮的阻擋作用，懸浮物對濁度的影響有限，使得水體透明度較大，有利于水生植物對光的利用.

圖9 濁度與界面厚度的擬合分析Fig.9 Linear fitting between the thickness of watersediment interface and turbidity in Lake Taihu

未來將進(jìn)一步強(qiáng)化其他季節(jié)濁度的空間、垂直分布及對風(fēng)浪擾動的響應(yīng)研究，以便更詳細(xì)闡述大型淺水湖泊濁度的時(shí)空格局及影響機(jī)制.

3 結(jié)論

3.1 夏季太湖表、中、底層濁度平均值分別為（28.3 ± 21.4）， （23.0 ± 13.3）， （31.7±15.0） NTU，總體分布趨勢為太湖北部貢湖灣、梅梁灣最大，其次為西部及湖心區(qū)域，較低值出現(xiàn)在胥口灣及東太湖區(qū)域.葉綠素a主要影響表層濁度，中層和底層濁度分別與無機(jī)懸浮物、總懸浮物濃度擬合效果最好.

3.2 夏季太湖藻型湖區(qū)濁度隨著深度的增加呈先減小后增大趨勢，開敞型湖區(qū)濁度隨著深度的增加緩慢增大后在底層迅速升高，草型湖區(qū)濁度變化趨勢與開敞型湖區(qū)相似，但其濁度明顯小于開敞型湖區(qū).

3.3 利用濁度垂直分層獲得全湖水—沉積物界面平均厚度為（156.4±53.5） mm，貢湖灣及太湖西部厚度最大，東太湖、胥口灣、竺山灣界面厚度最小，界面厚度隨濁度增加而增加.

［1］李 楠，孫文策，張財(cái)紅，等.不同濁度分布下太陽池?zé)嵝阅苣M［J］. 熱科學(xué)與技術(shù)， 2010，9（2）：119-125.

［2］王勇智，喬璐璐，鮑獻(xiàn)文，等.夏季北黃海水體濁度分布特征的初步研究 ［J］. 中國海洋大學(xué)學(xué)報(bào)， 2012，42（6）：1-8.

［3］尤本勝，王同成，范成新，等.風(fēng)浪作用下太湖草型湖區(qū)水體N、P動態(tài)負(fù)荷模擬 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2008，28（1）：33-38.

［4］李 強(qiáng)，王國祥，潘國權(quán)，等.水體濁度對菹草萌發(fā)及萌發(fā)苗光合熒光特性的影響 ［J］. 生態(tài)學(xué)報(bào)， 2006，26（11）：3594-3601.

［5］趙巧華，朱廣偉，邱 輝.太湖沉積物空間分布的風(fēng)生流輸送機(jī)制分析 ［J］. 水利學(xué)報(bào)， 2011，42（2）：173-179.

［6］Mortimer C H. Chemical exchanges between sediments and water in the great lakes-speculations on probable regulatory mechanisms ［J］. Limnology and Oceanography， 1971，16（2）：387-404.

［7］Kaiff J. Limnology： inland water ecosystems ［M］. Upper Saddle River， New Jersey： Prentice Hall， 2002.

［8］金相燦，王圣瑞，姜 霞.湖泊水—沉積物界面三相結(jié)構(gòu)模式的初步研究 ［J］. 環(huán)境科學(xué)研究， 2004，17：1-5.

［9］Duport E， Glbert F， Poggiale J C， et al. Benthic macrofauna and sediment reworking quantification in contrasted environments in the Thau Lagoon ［J］. Esturaring Coastal and Shelf Science， 2007，72（3）：522-533.

［10］王永平，朱廣偉，洪大林.太湖草、藻型湖區(qū)沉積物—水界面厚度及環(huán)境效應(yīng)研究 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2013，33（1）：132-137.

［11］De la Fuente A. Heat and dissolved oxygen exchanges between the sediment and water column in a shallow salty lagoon ［J］. Journal of Geophysical Research-Biogeo Sciences， 2014，119（4）：596-613.

［12］范英宏，林春野，何孟常，等.大遼河水系表層沉積物中Cd的遷移動力學(xué)及生物有效性 ［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2008，28（12）：2583-2589.

［13］張 雷，古小治，王兆德，等.水絲蚓（Tubificid worms）擾動對磷在湖泊沉積物-水界面遷移的影響 ［J］. 湖泊科學(xué)， 2010，22（5）：666-674.

［14］Lake Taihu， China： dynamics and environmental change ［M］. Springer Science and Business Media， 2008.

［15］張洪生，戴 甦，張 怡.太湖風(fēng)浪場的計(jì)算與比較 ［J］. 海洋工程， 2012，30（4）：68-81.

［16］Sun D Y， Li Y M， Wang Q， et al. Light scattering properties and their relation to the biogeochemical composition of turbid productive waters： a case study of Lake Taihu ［J］. Applied Optics，2009，48（11）：1979-1989.

［17］龐翠超，吳時(shí)強(qiáng)，賴錫軍，等.沉水植被降低水體濁度的機(jī)理研究［J］. 環(huán)境科學(xué)研究， 2014，27（5）：498-504.

［18］劉國峰，范成新，張 雷，等.藻源性黑水團(tuán)環(huán)境效應(yīng)Ⅲ：對水—沉積物界面處Fe-S-P 循環(huán)的影響 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2014，34（12）：3199-3206.

［19］趙海超，王圣瑞，焦立新，等.洱海沉積物中不同形態(tài)磷的時(shí)空分布特征 ［J］. 環(huán)境科學(xué)研究， 2013，26（3）：227-234.

［20］姜 霞，鐘立香，王書航.巢湖水華暴發(fā)期水-沉積物界面溶解性氮形態(tài)的變化 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2009，29（11）：1158-1163.

［21］陳宇煒，陳開寧，胡耀輝.浮游植物葉綠素a測定的“熱乙醇法”及其測定誤差的探討 ［J］. 湖泊科學(xué)， 2006，18（5）：550-552.

［22］Zhang Y L， Wu Z X， Liu M L， et al. Dissolved oxygen stratification and response to thermal structure and long-term climate change in a large and deep subtropical reservoir （Lake Qiandaohu， China） ［J］. Water Research， 2015，75：249-258.

［23］Zhang Y L， Wu Z X， Liu M L， et al. Thermal structure and response to long-term climatic changes in Lake Qiandaohu， a deep subtropical reservoir in China ［J］. Limnology and Oceanography， 2014，59（4）：1193-1202.

［24］秦伯強(qiáng).太湖生態(tài)與環(huán)境若干問題的研究進(jìn)展及其展望 ［J］.湖泊科學(xué)， 2009，21（4）：445-455.

［25］李大命，孔繁翔，葉琳琳.太湖夏季藍(lán)藻水華期間產(chǎn)毒藍(lán)藻基因型組成和種群豐度研究 ［J］. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)， 2011，30（6）：1135-1143.

［26］孔繁翔，馬榮華，高俊峰.太湖藍(lán)藻水華的預(yù)防、預(yù)測和預(yù)警的理論與實(shí)踐 ［J］. 湖泊科學(xué)， 2009，21（3）：314-328.

［27］James R T， Havens K， Zhu G W， et al. Comparative analysis of nutrients， chlorophyll and transparency in two large shallow lakes（Lake Taihu， P. R. China and Lake Okeechobee， USA） ［J］. Hydrobiologia， 2009，627（1）：211-231.

［28］顧蘇莉，陳 方，孫將陵.太湖藍(lán)藻監(jiān)測及暴發(fā)情況分析 ［J］. 水資源保護(hù)， 2011，27（3）：28-32.

［29］Roozen F C J M， Geest G J， Ibelings B W， et al. Lake age and water level affect the turbidity of floodplain lakes along the lower Rhine ［J］. Freshwater Biology， 2003，48（3）：519-531.

［30］Hu C H， Hu W P， Zhang F B， et al. Sediment resuspension in the Lake Taihu， China ［J］. Chinese Science Bulletin， 2006，51（6）：731-737.

［31］尤本勝，王同成，范成新，等.太湖草型湖區(qū)沉積物再懸浮對水體營養(yǎng)鹽的影響 ［J］. 環(huán)境科學(xué)， 2008，29（1）：26-31.

［32］施 坤，李云梅，劉忠華，等.基于半分析方法的內(nèi)陸湖泊水體總懸浮物濃度遙感估算研究 ［J］. 環(huán)境科學(xué)， 2011，32（6）：1571-1580.

［33］Zhang Y L， Qin B Q， Zhu G W， et al. Effect of sediment resuspension on underwater light field in shallow lakes in themiddle and lower reaches of the Yangtze River： A case study in Longgan Lake and Taihu Lake ［J］. Science in China： Series D Earth Sciences， 2006，49（1）：114-125.

［34］Alaoui-Mhamdi M， Dhib A， Bouhaddioui A， et al. Assessment of nitrogen and phosphate balance and the roles of bacteria and viruses at the water-sediment interface in the Allal El Fassi reservoir （Morocco） ［J］. Environmental Monitoring and Assessment， 2014，186（9）：5817-5829.

［35］Zhang Y L， Shi K， Liu X H， et al. Lake topography and wind waves determining seasonal-spatial dynamics of total suspended matter in turbid Lake Taihu， China： assessment using long-term high-resolution MERIS data ［J］. PloS one， 2014，9（5）：e98055.

［36］Shi K， Zhang Y L， Zhu G W， et al. Long-term remote monitoring of total suspended matter concentration in Lake Taihu using 250m MODIS-Aqua data ［J］. Remote Sensing of Environment， 2015，164：43-56.

［37］張運(yùn)林，秦伯強(qiáng)，陳偉民，等.太湖水體中懸浮物研究 ［J］. 長江流域資源與環(huán)境， 2004，13（3）：266-271.

［38］曾春芬，黃文鈺，王偉霞，等.天目湖溶解氧分布特征及環(huán)境影響因子 ［J］. 長江流域資源與環(huán)境， 2010，19（4）：445-451.

致謝：特別感謝中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所施坤、周永強(qiáng)、劉剛、張毅博采樣提供的數(shù)據(jù)，感謝劉笑菡在室內(nèi)實(shí)驗(yàn)提供的幫助，感謝吳攀、周永強(qiáng)在作圖及文章修改過程中給予的幫助.

Characteristics of turbidity in summer in Lake Taihu and its application to the identification of water-sediment interface.

ZHOU Li1，2， FENG Sheng3*， LI Zhong-yu1， ZHANG Yun-lin2， BAI Yang2，4（1.School of Petrochemical Engineering， Changzhou University， Changzhou 213164， China；2.State Key Laboratory of Lake Science and Environment， Nanjing Institute of Geography and Limnology， Chinese Academy of Sciences， Nanjing 210008， China；3.School of Environmental and Safety Engineering， Changzhou University， Changzhou 213164， China；4.School of Environment and Civil Engineering， Jiangnan University， Wuxi 214122， China）. China Environmental Science，2015，35（10）：3108～3116

A field investigation was conducted of 61stations in Lake Taihu （summer， 2014）. Based on the field measurements of several physical and chemical parameters， we first characterized the turbidity spatial and vertical distribution and analyzed its affecting factors. Then， water-sediment interface was identified using the measured vertical stratification of turbidity at the bottom in Lake Taihu. The results showed that the mean values of turbidity of surface，middle， and bottom layers were （28.3 ± 21.4）， （23.0 ± 13.3）， （31.7 ± 15.0） NTU， respectively. The maximum turbidity appeared in the northern regions of Lake Taihu， including Meiliang Bay and Gonghu Bay， followed by the southwestern open water. However， East Lake Taihu and Xukou Bay showed the lowest turbidity. The best predictor of turbidity of the surface， middle and bottom layers was the concentrations of chlorophyll a， inorganic suspended matter， and total suspended matter， respectively. The thickness of the water-sediment interface ranged from 45.0to 229.0mm with a mean value of （156.4 ± 53.5） mm. The higher thickness was observed in Gonghu Bay and southwestern open water. In contrast，the lower thickness appeared in East Lake Taihu and Xukou Bay. Significantly positive correlation was found between turbidity and the thickness of the water-sediment interface （R2=0.552）. The study suggests that increasing turbidity frequently resulted from strong wind waves would increase the thickness of water-sediment interface. Therefore， thevertical stratification of turbidity can be used to quantitatively identify water-sediment interface thickness， which will provide scientific support for the study of nutrients exchange and material circulation between water-sediment interfaces.

Lake Taihu；turbidity；water-sediment interface；spatial distribution；vertical distribution

X524

A

1000-6923（2015）10-3108-09

周 莉（1990-），女，江蘇泰州人，碩士，主要從事湖泊水環(huán)境監(jiān)測與治理等方面的研究工作.

2015-03-30

國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41301376， 41325001）；中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所“一三五”重點(diǎn)布局項(xiàng)目（NIGLAS2012135003）；江蘇省杰出青年基金項(xiàng)目（BK2012050）

* 責(zé)任作者， 副教授， shfeng@cczu.edu.cn