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溶解性有机质（DOM）在自然界中广泛存在[1]. DOM的性质和来源非常复杂且具有不确定性,主要来源于微生物和浮游植物的降解及生活污水和农业污水等外源的输入[1],主要由具有不同取代度和取代类型的芳香基团组成, 它的主要成分包括黄腐酸、亲水性有机酸、氨基酸、腐殖酸和碳水化合物等成分[2]. 同时, DOM与水环境中的多种重金属和有机污染物之间存在相互作用, 影响水环境中污染物的迁移转化和生物毒性, 进而影响水生生态系统[3 − 4]. 根据DOM的来源, 可分为自生源DOM和外源DOM[5]. 同时, 湖泊中的光化学和微生物降解作用是不可忽视的, 它将通过降解和再（衍）生这种“此消彼长”的方式进一步重构内源DOM的性质特征[6]. 作为草型湖泊DOM的主要自生来源, 沉水植物在这些复杂的物理化学作用下, 将导致DOM的性质和结构往往呈现独特的特征[7]. 因此, 湖泊中沉水植物释放DOM的类型、数量及其可能的环境行为有待进一步研究.
菹草（Potamogeton crispus）是一种广泛分布于全球的多年生水下植物, 常见于富含养分的浅水湖泊中[8]. 菹草是东平湖沉水植被中的优势种, 在秋季发芽, 冬、春两季为生长期, 5月份生长到达峰值[9]. 菹草以其茎和叶的吸收功能, 能够有效地消除水体中氮、磷等营养物质, 从而抑制藻类生长并提高水体透明度[10]；此外, 菹草还表现有很强的耐污能力和适应能力, 在湖泊生态修复中被广泛采用[11]. 但同时, 水生植物对湖泊生态系统也有一定的消极作用. 菹草的腐解作用会导致过多的营养物质释放, 对水质产生不利影响[12].
近年来, 笔者所在研究团队针对东平湖DOM的时空演变规律以及草源DOM的降解转化机制进行了较为详尽的前期研究, 在此基础上, 于2021年3—7月在东平湖北部菹草聚集区水体DOM进行每周定点观测, 采用紫外-可见吸收光谱（UV-Vis）、同步荧光光谱（SF）、三维荧光光谱（EEMs）、二维相关分析（2D-COS）及平行因子分析（PARAFAC）等多光谱技术分析手段, 以期进一步了解菹草生长-衰亡过程对湖泊DOM丰度与组成的影响, 为草型湖泊的水生态环境保护提供参考.
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东平湖（北纬 35°30′—36°20′, 东经 116°00′—116°30′） 位于山东省泰安市东平县, 是山东省第二大淡水湖, 总面积626 km2, 常年水面积208 km2, 平均水深2.5 m, 湖底呈西北高, 东南低的特征, 也是中国南水北调东线工程的蓄水湖[13]. 每年11月到次年5月左右进行调水工作, 湖水整体流向由南向北, 最终汇入黄河[14]. 湖泊同时接收来自大汶河的外来水源, 大汶河由东平县州城西北入东平湖老湖. 东平湖流域属温带大陆性半湿润季风气候, 多年平均水温为14.0 ℃, 降水分布不均匀, 主要集中在汛期（6—9月）, 年平均降雨量为663 mm, 湖水水质营养充足, 湖内尤其是北部生长分布着较多菹草、芦苇等典型水生植物[15]. 2017年东平湖菹草达49.07 km2, 约占湖区水域面积的40%, 且随着湖泊营养水平的增加呈逐年增长态势[16 − 17].
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分别于2021年3月上旬（3月5日）、4月上旬（4月5日）、4月中旬（4月15日）、4月下旬（4月25日）、5月中旬（5月15日）、5月下旬（5月25日）、6月上旬（6月5日）、6月中旬（6月15日）、6月下旬（6月25日）和7月中旬（7月15日）, 在东平湖北部菹草聚集区进行定点监测采样. 从湖面0.5 m深处采集2 L水样, 并储存在装有冰块的培养箱中, 以确保低温环境. 所需采样瓶在使用前需用10% HCl（体积比）溶液浸泡, 并用去离子水清洗, 取样时要进行现场润洗[18]. 水样均在当日带回实验冷藏保存, 使用时采用Whatman GF/F 滤膜（0.7 μm）滤膜进行过滤, 随后进行室内实验分析. 紫外-可见吸收光谱分析、三维荧光光谱和同步荧光光谱测定均在3 d内完成.
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采用荧光光谱仪（F–
7000 型号, 日立, 日本东京）检测三维荧光光谱及同步荧光光谱测定, 三维荧光光谱, 激发和发射狭缝带宽为5 nm, 发射波长范围设定为250—550 nm, 间隔为1 nm, 激发波长范围设定为200—450 nm, 间隔为5 nm, 扫描速度为2400 nm·min−1, Milli–Q水作为空白参比. 同步荧光光谱扫描激发波长和发射波长范围设定为200—450 nm, 间隔为0.2 nm, 扫描速度均为240 nm·min−1. -
平行因子分析法是通过波谱形状或波峰数量进行组分个数和类别的假定, 而PARAFAC法是通过数学统计的方法把DOM复杂的荧光数据矩的不同组分进行分离, 将来自三维荧光光谱的数据集转化为一组三个线性项和残差阵列, 它是基于三线理论的一种方法[5]. PARAFAC法计算过程可以称为交替最小二乘（ALS）算法：
式中：Xijk 是第I个样点在激发波长为k、发射波长为j处的荧光强度；aif 是第I个样点的第f次分析的含量；bjf 和ckf 分别是与第f次分析后激发波长为j、发射波长为k光谱线性相关；eijk 为系统残差, 是不受模型控制的变量；F为模型中选择的组分因子数量.
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本研究中使用FI、BIX、HIX来研究和表征DOM, 研究了DOM的来源及其对 DOM的贡献. 荧光指数（FI）代表激发波长为370 nm时, 东平湖DOM的来源. 生物源指数（BIX）表征自生源对湖泊中DOM的相对贡献程度[19]. 腐殖化指数（HIX）一般用来反映DOM腐殖化程度[20 − 21]. 新鲜度指数（β:α）中β代表新鲜产生的DOM, α代表降解度高的DOM[22].
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采用UV-Vis光谱仪（UV-
2550 紫外可见分光光度计）得到DOM的吸收光谱, 使用10 mm的石英比色皿, 波长范围200–800 nm, 间隔1 nm, 狭缝宽度1 nm, 波长扫描速度为210 nm·min−1. Milli-Q水作为空白参比, 以700 nm 处的吸收值作为基线进行光谱校正, 而后根据公式（2）计算对应波长的吸收系数[21]：式中：a（λ）表示经过散射校正后的波长λ处的吸收系数（m−1）；λ表示波长（nm）；D（λ）表示波长λ处的吸光度；r表示光程路径（m）.
吸收系数a（
$ \lambda $ ）表征DOM浓度[22 − 24], 本文选取a254来表示DOM的相对浓度；E2/E3是250 nm处的紫外吸光度与365 nm处的紫外吸光度之比；E2/E3值表征DOM相对分子质量的大小, 呈现低腐殖质化的特征. 一般胡敏酸（HA）的相对分子质量较大, 富里酸（FA）的则较小, 因而可以通过E2/E3值描述DOM腐殖化程度的特征和表征HA/FA的质量比值. E3/E4为300 nm处的紫外吸光度与400 nm处的紫外吸光度之比, 与腐殖化程度成反比关系. E3/E4<3.5时腐殖化程度较高[25 − 26]. URI是210 nm处的紫外吸光度和254 nm处的紫外吸光度之比, 与DOM芳香性呈负相关[27 − 28]. -
2D-COS可分辨重叠峰与隐藏峰, 同时可以揭示外部因素对不同DOM组分影响的先后顺序[29]. 使用2D Shige软件对DOM进行二维相关分析, 得到二维相关图谱. 同步图中, λ1/λ1、λ2/λ2等对角峰被称为自交峰. 自交峰的强度总是正的, 代表了光谱强度变化的总体程度. 当λ2处自交峰的强度高于λ1处时, 说明在λ2处变化更激烈. 异步图中的交叉峰提供了在外部变量的干扰下光谱变化的先后顺序. 若λ3处的强度变化先于λ2处发生, 则对角线下的交叉峰λ3/λ2为正；对角线下的交叉峰λ3/λ2为负时, 则λ2处的强度变化主要发生在λ1之前[29].
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采用 SPSS Statistics 23软件进行数据统计分析（平均值, 标准误差, 相关性分析）. 采用2D Shige Version1.3（Kwansei-Gakuin University, Japan）软件进行二维相关光谱（2D-COS）分析. 紫外-可见吸收光谱、平行因子分析法、三维荧光光谱和同步荧光光谱、相关性图、二维相关光谱等均采用origin 2021进行绘制.
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草源DOM光谱吸收特征与现有研究结果[30]相符（图1a）, 在紫外光区的吸光度高于可见光区, 且随着波长增加呈近似指数衰减的趋势. 草源DOM的吸光度在波长200—250 nm内的变化最为明显, 吸收平台大致都在220—230 nm波段. 在7月中旬, 吸光度值达到顶峰, 其次是3—4月. 而6月中旬的吸光度值要远低于其他时间. 光谱参数能够快速评估DOM的数量和组成的变化. 整体上a254值、 E2/E3值、E3/E4值和URI值都呈现波动式周期性变化（图1b—e）. a254值总体范围在3.62—5.54 m−1, 平均值为（4.25± 0.12）m−1. 总体上, 3—7月的a254值呈波动下降趋势（较3月下降26.81%）. 值得注意的是, a254值在4月下旬下降至最低点, 在5月中旬至下旬迎来高峰. E2/E3总体范围在3.07—8.86, 平均值为6.30 ± 0.38；E3/E4总体范围在2.14—5.58, 平均值为3.91 ± 0.24. 在4、5月的下旬, 草源DOM腐殖化水平亦有高峰和低谷（图1 c—d）. URI总体范围为2.43—7.62, 平均值为5.33 ± 0.44. 在3月至5月中旬, DOM芳香性特征较低, 5月下旬至7月则处于高值（图1e）. 总的来说, 东平湖草源DOM的浓度在3—4月和5—7月这两个时间段产生了截然相反的趋势, 在菹草生长期胡敏酸物质逐渐占据优势地位, 在衰亡期以富里酸为类腐殖质的代表. 芳香性物质在的菹草生长期（3—4月）, 被微生物大量消耗, 自5月开始增多, 在菹草腐败期DOM芳香性较强, 在5月中旬至下旬呈快速下降趋势.
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同步荧光光谱（图2a）显示, 草源DOM光谱形状基本相似, 但荧光强度有明显差别. 同步荧光强度整体呈现逐月上升的趋势, 在7月中旬, 草源DOM的荧光强度（A.U.）达到最高值. 如图2a, 在荧光波长200—250 nm范围内, 存在的物质是类酪氨酸（TYF）, 而250—300 nm是类色氨酸物质对应的荧光区域（TRF）, 属于类蛋白质荧光峰（PLF）, 代表易降解的类蛋白质[31 − 32]. 属于类腐殖质荧光峰（HUF）的类富里酸荧光峰（FLF）与类腐殖酸荧光峰（HLF）的波长范围分别为315—350 nm和360—400 nm, 它们具有芳香性且结构复杂, 难降解的特点[33 − 34]. SF测定TYF、TRF、FLF和HLF的区域面积可以用来解释相应荧光物质的含量变化[35 − 36]. 如图2b表明类蛋白物质是草源DOM的主要组成部分. 在菹草生长期, 类腐殖质物质的荧光峰面积占比一直处于低值. 在5月中旬至6月中旬, 类蛋白物质的比例呈现出降低的状态, 在7月中旬出现回升. 类蛋白和类腐殖物质的Fmax值从3—7月呈现出逐渐上升的趋势, 意味着菹草聚集区域DOM的不断增加.
利用二维相关分析（2D-COS）方法对同步荧光光谱进行进一步分析, 揭示外部环境影响下类蛋白质与类腐殖质敏感性与响应序列. 图2 c可以看出, 2D-COS同步光谱图的对角线上存在一个的自交峰（Ex=275 nm）, 对应于图2中同步荧光光谱的TRF峰. 275 nm代表较强的自交峰, 这意味着在275 nm附近的类蛋白质（类色氨酸）十分活跃, 对降解等外在环境表现出积极的响应. 2D-COS异步光谱谱图的右上位置出现正交叉峰, 负交叉峰则呈现在右下角区域（图2 d）. 正交叉峰（375/305 nm）和负交叉峰（305/275 nm）出现在异步图中, 其响应顺序为275、375 nm>305 nm, 表明在菹草生长衰亡和微生物降解等外在环境干扰下, 两种物质同时发生了改变, 符合同步荧光光谱结果.
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如图3所示, 样品基本存在4个荧光信号：T峰（Em/Ex：330/275 nm）, S峰（Em/Ex：225/275 nm）, C峰（Ex/Em：325/425 nm）和A峰（Ex/Em：270/450 nm）. 结果表明，三维荧光图中出现了2个类似蛋白质的荧光峰（T和S）, 2个类似腐殖质的荧光峰（C和A）. 一般认为C峰和A峰是由外部输入的腐殖酸和富里酸物质形成的荧光峰值, 而T峰、S峰则主要反映了生物降解来源的色氨酸和酪氨酸物质对DOM的影响[37 − 41].
将东平湖2021年3—7月的14个DOM三维荧光样品全部导入PARAFAC模型中进行计算, 共得到5种荧光组分C1—C5, 并且通过对半检验. 由图4可知, C1（Ex/Em：（250）310/400 nm）和C4（Ex/Em：（260）360/460 nm）位于A峰和C峰, 主要体现短波类腐殖质, 反映的是富里酸C峰, 一般来自于陆源[40], 也可能是由于细菌在原位降解过程中产生的副作用, 与细菌的呼吸密切相关[41]. C2（Ex/Em：275/330 nm）和C3（Ex/Em：（250）300/370 nm）对应T峰为类蛋白荧光基团, 这类成分的荧光峰值主要是由于微生物和浮游植物的作用而形成, 同时也受到外源输入如生活污水和农业工业生产用水所带来的微生物影响[37]. C5（Ex/Em：240/360 nm）为类酪氨酸S峰, 这类组分反映生物降解来源形成的荧光峰值[38], 和芳香性氨基酸结构有关[39], 肩峰（Ex/Em：240/450 nm）可能意味着与C4的荧光组分存在重叠[42].
在3—7月, 草源DOM各组分（C1-C5）的最大荧光强度（Fmax）变化范围分别为0.22－0.30、0.21—0.34、0.19—0.32、0.14—0.19和0.18—0.26 QSU. 各组分所占比例依次为19.28%—24.78%、19.12%—30.67%、16.70%—28.34%、12.37%—16.33%和17.51%—21.09%. 总体上, 类蛋白质组分（C2+C3+C5）的占比达到（63.57 ± 0.78）%, 表明东平湖水体草源DOM的主要贡献组分以类蛋白质为主. 时间上, 7月类蛋白质与类腐殖质组分均较3月份有所上升, 增幅分别为14.95%和14.45%. 如图5a, 从3月至5月下旬, 类蛋白质的Fmax值降低, 而类腐殖质的Fmax呈相反的变化趋势；到6月上旬两种荧光团的Fmax值达到最低点, 6月中旬到7月中旬Fmax值迅速上升. 从3~5月类蛋白质的Fmax值不断降低, 而类腐殖质的Fmax值呈相反的变化趋势；到6月上旬两种荧光团的Fmax值达到最低点, 而后不断上升（图5a）. 类蛋白组分中, C3的Fmax值从3—6月下旬不断下降, 而C2和C5分别在5月和4月下旬出现一个峰值, 表明不同组分变化的异质性；类腐殖质组分C1和C4的Fmax值从3—7月不断升高（图5b）. 这些不同荧光团和组分的变化可能受到沉水植物的生长衰败的影响.
荧光光谱指数（FI、BIX、HIX, β:α）表示不同来源物质对DOM的相对影响程度. FI值（370 nm）范围为1.76—1.90, 平均值1.82 ± 0.01；BIX在1.00—1.14之间, 平均值为1.08 ± 0.01, 表明东平湖中的草源 DOM主要由微生物作用产生, 具有强烈的自生源特性. HIX处于1.20—1.69之间, 平均值为1.39 ± 0.03, 代表草源DOM腐殖质特征较弱. β:α范围为1.01—1.18, 平均值1.11±0.01, 说明生物降解产生新生成的DOM比例较高. 表明生物降解过程中新生成的 DOM所占比重较大. 东平湖主要荧光峰为类蛋白峰, 类酪氨酸组分占主导地位[43 − 44]. 吕伟伟[45]等研究发现, 东平湖中DOM受内源和外源输入的共同影响, 但主要受内源输入的影响, 这与本研究结果一致. 任浩宇[7]等人还得出结论, 对这一区域的DOM进行EEMs分析后, 该区域DOM的EEMs分析显示, 类蛋白化合物受微生物降解影响最大.
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为深入研究草源 DOM的特性, 本研究以UV-Vis光谱特征参数与EEMs荧光光谱参数为基础, 对其进行相关性分析. 结果如图6所示. 组分C1%和C4%存在极显著的正相关关系（r=0.93, P<0.001）；组分C3%与C2%和C4%呈负相关关系（r=−0.64, P<0.05；r=−0.63, P<0.05）, 这意味着组分C1和C4共同来自湖泊内部微生物和浮游植物所产生的类腐殖质. C2、C3与C4的负相关关系可能与微生物降解作用下的相互转化与代谢有关. C5%与其他组分的相关性不明显, 可能是由于组分来源的异质性. 类腐殖质组分占比（Humic-like%）与URI和类腐殖质组分占比呈极显著负相关（r=−0.79, P<0.001）, 与β:α呈负相关（r=−0.58, P<0.05）. 说明草源DOM的类腐殖质芳香性明显, 且DOM新鲜度较低. 类蛋白质组分占比（Protein-like%）和β:α呈正相关（r=0.58, P<0.05）, 说明代表类蛋白组分来源为微生物代谢产生的新鲜DOM.
东平湖对南水北调东线工程和西水东送工程具有重要的调蓄功能[46]. 按照以往的研究表明, 湖泊内源DOM对水体生态系统的贡献很大. 草型湖泊中DOM的来源、性质与沉水植物的生长、衰败、消亡密切相关. 通常, 草来源的DOM以类蛋白荧光团为主, 类腐殖质成分较低[47]. 总体来看, 东平湖草源DOM的FI、HIX值均较低, 而BIX值（1.00—1.14）较高, 表明水体DOM为自生源主导, β:α>1代表较高比例的新鲜内源DOM. 按照DOM的来源分析, 蛋白质组分的总贡献率为59.13%—68.34%左右. 类蛋白质组分在DOM贡献中占据主导地位, 这可能与菹草在生长（12—5月）和腐烂分解（5—11月）期间会释放消耗大量类蛋白质有关. 这意味着类蛋白质荧光团富集是草型湖泊的显著特征, 且菹草的贡献是不可忽视的[47]. 同时, a254、E2/E3、E3/E4和URI的变化也表明DOM中芳香性物质含量的降低, 溶解有机质相对浓度增加. 同时, 本研究发现, 在菹草生长期敏酸（含有大量芳香不饱和物质）逐渐增加；衰亡期的富里酸（分子量较小）占比上升, 也符合微生物降解的自然规律. 因此, 沉水植物的生长衰亡对草型湖泊DOM特征具有重要影响.
菹草生长—衰亡过程中DOM在浓度和结构上复杂的变化与微生物降解和光化学降解作用紧密相关. 基于樊团团[32]的研究发现, 在微生物降解和光降解过程中草源DOM的丰度及荧光基团组成结构会发生明显的变化. 微生物降解可显著减少DOM含量, 消耗大量类蛋白质, 并伴随类腐殖质的形成, 使得不占优势的类腐殖质增多[32]. 而光降解以消耗类腐殖质为主, 从而造成DOM内部不同组分“此消彼长”的局面[48 − 49]. 本研究中, 3—7月菹草聚集区DOM的变化以5月为节点, 3—5月类蛋白质的Fmax不断降低, 而类腐殖质的Fmax呈上升趋势. 同时, 冬、春季节菹草处于生长期, 一方面其能够吸收水体中的营养物质, 另一方面, 菹草生长可以抑制藻类繁殖, 起到净化水质的作用[11]. 6—7月湖泊DOM整体呈上升趋势且以类蛋白组分为主, 主要归因于菹草的衰败降解. 水生植物的分解会释放大量类蛋白质. 这与其较强的内源特征和腐殖化程度相印证[43]. 7月东平湖为丰水期, 降水中氮、磷等元素含量高, 对湖水富营养化有较大影响[50], 因此7月中旬DOM相对浓度的上升的也可能与降水有关.
在春季, 菹草会从湖泊水体中不断吸收养分, 导致藻类不能获得更多的营养元素, 从而控制水体富营养化情况[51 − 52], 这就使3月上旬至4月下旬草源DOM含量降低（图1b）. 有关调查显示, 菹草的腐烂周期为一个月, 通常在夏天（5—6月份）就会出现腐烂[52]. 衰亡的菹草残体经过两周的微生物降解产生大量有机质, 微生物活动最为频繁. 由于难分解物质（如纤维素等）的不断积累, 微生物对菹草残体的分解作用迅速受到抑制[53]. 在4月下旬到5月中旬, 草源DOM的类腐殖质（Fmax）出现这段时间内迅速上升. 唐金艳[54]等研究发现, 植物残体在水体的冲刷和溶解作用下, 会在几天到几周时间内将大量的DOM投放到水体当中. 菹草本身所含的某些蛋白质和类腐殖酸的物质可能会在微生物作用下逐渐分解, 从而导致这些营养成分被释放到水体中或者积聚在表层沉积物中, 并造成了5月草源DOM的迅速增加[55 − 56]. 类蛋白质在6月的Fmax值相对较低, 7月中旬升高. 随着类蛋白质被微生物逐渐消耗, DOM的分子结构会变得更加复杂, 腐殖化程度也会变得更高, 发生矿化, 这可能造成类腐殖质累积. 并且, 菹草衰亡后遗留的植物残体会覆盖在表层水体上, 形成一定区域的厌氧环境, 进一步促进细菌活动[57 − 58].
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1）用EEMs荧光光谱和PARAFAC分析的结果显示, 全部样本点都包含5种不同的荧光成分, 即3种类蛋白组分（C2、C3、C5）及3种类腐殖质组分（C1、C4）, 主要组分为类蛋白质, 占比59.13%—68.34%. 组分C1与C4同源, 蛋白质组分受到菹草衰亡的影响产生结构异质性.
2）东平湖中DOM的主要来源为内源性（微生物代谢产生）, 外源输入为辅（陆源有机污染物的输入）, 与参数FI、BIX以及HIX和β:α反映自生源为主的特征相一致.
3）时间尺度上, 从3到5月类蛋白质的荧光强度（Fmax）不断降低, 而类腐殖质的Fmax值呈相反的变化趋势；到6月上旬两种荧光团的Fmax值达到最低点, 而后不断上升, 这符合菹草衰败降解的规律.
菹草生长-衰亡期东平湖DOM演变特征
DOM characteristics during the growth-decline period of Potamogeton Crispus in Dongping Lake
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摘要: 溶解性有机质（DOM）是湖泊生态系统中重要的组成部分. 在典型的草型湖泊东平湖中，菹草是湖内分布最广泛且最具代表性的沉水植被，其生长、衰亡过程势必对水体DOM的浓度、来源及组分构成变化产生影响. 基于此，本研究采用紫外-可见吸收光谱（UV-Vis）、同步荧光光谱（SF）、二维相关光谱分析（2D-COS）、平行因子分析模型（PARAFAC）与三维荧光光谱（EEMs）多种技术手段，对东平湖中菹草聚集区水体中的DOM进行时间序列综合分析. 研究共检测出类蛋白质（C2、C3和C5）和类腐殖质（C1、C4）5种DOM荧光组分. 与菹草的生长-衰亡腐解规律相一致，菹草聚集区DOM在菹草生长期（3—5月份）呈现类蛋白组分消耗和类腐殖质组分积累的变化趋势；而后在菹草衰亡腐解期两类荧光组分含量均呈上升趋势. 本研究揭示水生植物生长和腐烂分解过程中水体DOM的演变特征，为草型湖泊的水生态环境保护提供参考.Abstract: Dissolved organic matter (DOM) played a crucial role in the lake ecosystem. Dongping Lake was a typical grass-type lake. Potamogeton crispus was the most widely distributed and representative submerged vegetation species in the Dongping Lake. The growth, decline, and decomposition of this species inevitably influence the concentration, source, and composition of DOM in the water reservoir. Therefore, this experiments comprehensively analyzed DOM of the plant enrichment in Dongping Lake using ultraviolet-visible absorption spectroscopy (UV-Vis), synchronous fluorescence spectroscopy (SF), two-dimensional correlation spectroscopy analysis (2D-COS), parallel factor analysis model (PARAFAC) and three-dimensional fluorescence spectroscopy (EEMs). In this study, five distinct types of DOM fluorescence components were identified: protein-like components (C2, C3, and C5) and humic-like components (C1 and C4). There was a decrease in protein-like component concentration accompanied by an accumulation of humic-like components within the Potamogeton crispus gathering area. It merits special attention. This tendency was consistent with Potamogeton crispus growing and dying in March and May. Subsequently, as Potamogeton crispus decomposed during its decline phase, both types of fluorescence components exhibited an increasing trend. This study elucidated the evolution characteristics of DOM during aquatic plant growth and decomposition processes. And, the research also provided valuable insights for protecting aquatic ecological environments in shallow macrophytic lakes.
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图 1 DOM光谱的吸光度曲线（a）, a254值（b）、 E2/E3值（c）、E3/E4值（d）和URI值（e）
Figure 1. Spectral absorbance curve, a254, E2/E3, E3/E4 and URI of DOM （a—e）
图 2 草源DOM同步荧光光谱（a）, PLF、HUF的荧光峰面积（b）及二维相关分析的同步图和异步图（c—-d）
Figure 2. The synchronous fluorescence spectra of macrophytes-derived DOM （a）, the fluorescence peak areas of PLF and HUF （b）, and two-dimensional correlation analysis of synchronous fluorescence spectra （c—d）
图 3 DOM三维荧光光谱（a—e分别代表3—7月）
Figure 3. EEMs fluorescence spectra of macrophytes-derived DOM from March to July （a—e）
图 5 DOM各组分荧光强度变化 （a、b）
Figure 5. Fluorescence intensity of PAFAFAC components in different periods （a, b）
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