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溶解性有机质(dissolved organic matter, DOM)是天然水体重要的组成部分，是一类可通过0.45 μm微孔滤膜，且包含了复杂结构及相互作用的可溶性有机混合物[1-2]。DOM来源一般可分为两种，一是外源输入，主要通过地表径流汇入，包括陆源植物及土壤有机质；二是内源自生，主要通过水生动植物及浮游藻类等的代谢分泌和残体分解过程的释放[1, 3-5]。DOM是水体中大多数微生物的主要营养源[6]，DOM中有机氮、磷组分的释放又是导致水体富营养化的关键因素[3, 6]，并且DOM还能通过与水体中有毒有害污染物发生络合、吸附等作用，对水中污染物的迁移转化、生态毒性、生物有效性等产生重大影响[3]。此外，DOM中的有色可溶性有机质（CDOM）还是水体中主要的吸光物质，显著影响浮游藻类等水生动植物群落结构与功能[7-8]。DOM在水生态系统中的迁移和转化过程在营养物质循环、微生态变化、食物网动态和全球碳循环中均发挥着至关重要的作用[3]。
鉴于DOM多样的环境效应与复杂的水质安全及健康问题，越来越多的学者基于天然水体中DOM的赋存特征和组成变化进行研究[9-12]，并且从分子水平上深度解析不同水体中DOM的时空差异[10, 13-14]，揭示不同性质、来源的DOM降解转化过程对水环境的影响。但已有研究更多是关注于DOM的赋存、组成及降解效应，针对天然水体中不同性质和来源的DOM含量及其赋存特征进行原位调控的研究报道还非常有限。探究针对天然水体中不同类型DOM赋存特征的原位调控技术，不仅能为调控水中DOM源营养盐的循环过程和水下光照条件，抑制水体富营养化和藻类异常增殖过程提供新途径，同时也有助于保障水源水质安全，降低水厂水质净化工艺成本。
水体颗粒物是天然水体中另一重要组成部分，是水体有机物、营养盐和微生物的重要载体，可为物质间提供相互作用的微界面环境。DOM分子结构中包含各种官能团和化学键，容易通过配体交换、络合、氢键、阳离子桥接、缩合、范德华力等作用被颗粒物吸附[15-18]，附着在颗粒物上，二者间相互作用对水体中微生态过程与水质变化具有重要影响，这也为通过水体颗粒物赋存特征调控水中DOM提供了可行性。本研究在某天然水塘中通过原位投加颗粒物材料，构建具有不同颗粒物浓度梯度的水生态系统，定期监测水中DOM浓度、赋存特征、组成成分的变化，阐明利用水体颗粒物调控天然水体中DOM特征的关键过程与机制，并揭示该调控过程中水质、水下光照条件和藻群落的动态变化规律，为探究天然水体中DOM赋存特征的原位调控技术提供科学基础。
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岩口水库小流域位于浙江省义乌市上溪镇，钱塘江流域东阳江支流航慈溪的上游，主要由4条支流和岩口水库组成，如图1所示。岩口水库是浙江省义乌市最大的饮用水水源地之一，为义乌市近3.0×105人口提供日常供水，水域面积2.75 km2，常水位库容2 848×104 m3，集水面积约57.5 km2。水库上游分散众多的天然水塘是岩口水库小流域内十分重要的结构单元，不但显著影响着流域内水生态系统格局，同时也是下游水库潜在的水源，在降雨径流的作用下可显著影响水库的水质动态。本研究所选的天然水塘位于岩口水库最大支流即黄山溪支流（图1）附近。
2022年监测结果显示，该水塘面积600 m2，平均水深2 m，最大水深2.5 m，该水塘属常态静水生态系统，其水文过程仅受到降雨径流的影响，是岩口水库上游流域的典型水体类型。水体总氮年平均值为(1.58±0.21) mg·L−1，总磷年平均值(0.19±0.03) mg·L−1，氮磷比在6.30~13.14，水体浊度在9~15 NTU，透明度年平均值为(46.5±5.6) cm，叶绿素a浓度在20~40 μg·L−1。水体综合判断为Ⅴ类水，常年处于富营养化状态，春末至秋初，有间歇性藻华发生，生物量均值为24.63 mg·L−1，主要为蓝藻和硅藻，其中蓝藻以平裂藻属为主，硅藻以菱形藻属为主。
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原位实验装置设置在水深超过2 m的中心区域，实验装置构造及分布如图1所示。装置由8个独立围隔串联组成。围隔直径为0.5 m，深度1.5 m，围隔顶部、中部和底部均由半径为0.25 m的不锈钢铁圈固定支撑。围隔内部水体用水泵从围隔外抽入，为确保围隔在水下保持垂直，在围隔底部设计了配重，同时为了防止装置下沉，装置上方用固定绳进行绑定，保证每个围隔顶部均高出水面20~30 cm。围隔材料采用PE加厚透明白色防水膜，具有透光性好、耐腐蚀、强度高等特点。
实验中通过添加颗粒物构建不同水体颗粒物浓度梯度，并定期监测水体浊度和颗粒物浓度，关键水质指标、DOM及藻类群落结构变化。围隔系统分为对照组和3个处理组，其中对照组初始浊度为11.5 NTU，处理组设计浊度梯度为25、50和75 NTU，对应的颗粒物浓度分别为44.1、128.37和212.64 mg·L−1，每组设1个平行。本研究中颗粒物材料为商品化二氧化硅颗粒物(纯度>99.5%)，有机占比OM≈0，其中二氧化硅密度2.0~2.3 g·cm−3，其粒度分布D50均在1.0 μm左右。实验过程中为获得围隔内相对稳定的水体环境和藻类动态，待注水稳定24 h后，开始投加颗粒物。投加方式采用母液湿式投加，从顶部缓慢加入。
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实验过程中，使用有机玻璃采样器采集围隔表层水样（水下0.5 m）2.5 L，装入聚乙烯采样瓶中并保存在4 ℃冰箱中，24 h内进行测定。取100 mL水样先后过0.45 μm和0.22 μm滤膜，分别用于DOC测定和CDOM吸收光谱与三维荧光光谱分析[10]。取1 L水样于量筒中，加入5%鲁戈氏试剂进行固定，沉降72 h后浓缩至50 mL并避光保存，用于藻类鉴定与计数，方法参考《中国淡水藻类－系统、分类及生态》。叶绿素a（Chl-a）采用热乙醇法测定[19]，悬浮颗粒物浓度（SPM）和粒度分别采用国家标准重量法和激光粒度仪（Mastersizer
3000 美国）测定。总氮（TN）和溶解性总氮（TDN）采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，总磷（TP）和溶解性总磷（TDP）采用钼酸铵分光光度法测定。现场使用便携式多参数水质分析仪（YSI Professional Plus 美国）测定水温（WT）、pH、溶解氧（DO）、浊度（NTU）等常规水质参数。 -
采样点布设图使用ArcGIS 10.2绘制。运用Matlab R2022a软件中的DOMFluor工具箱处理DOM三维荧光光谱数据并进行平行因子分析。Origin2022用于拟合分析和绘图，IBM SPSS Statistics 27用于数据的统计分析，使用曼-惠特尼U检验（Mann-Whitney U test）检验不同组别参数的差异显著性；相关性采用Pearson方法进行分析，P<0.05表示显著水平。
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实验期间围隔内、外水体均无明显流动现象，位围隔采用PE透明白色防水膜，悬浮于水塘中部，使得围隔内、外水体具有相似的水温、光照、风力扰动等条件，可以保障本研究结果仅受到投加颗粒物的影响。此外，研究中所用颗粒物在水体中化学性质稳定，成分单一，极大程度降低了外源有机质的影响[20]。不同颗粒物浓度梯度围隔内DOM（以DOC计）与CDOM（以a355计）变化特征，如图2所示。投加颗粒物后，处理组与对照组围隔内DOM均呈现下降趋势，处理组下降幅度显著高于对照组（P<0.05），截止材料投加后300 h，处理组（25、50、75 NTU）围隔内DOM分别下降了(2.82±0.14)、(2.22±0.19)和(2.16±0.18) mg·L−1。由图2可见，处理组中DOM的下降可以分为3个阶段，即0~50、50~150和150 h以后。实验前50 h内，与对照组对比发现，在处理组3个颗粒物梯度围隔中DOM均快速下降且没有表现出显著差异。50~150 h出现 一个缓慢降低的时段，之后又出现快速下降，且在后期DOM的下降幅度与颗粒物投加量呈现负相关的趋势。以上结果表明，实验前50 h，颗粒物的投加促进水中颗粒物与水体藻类及溶解性有机质发生絮凝沉降，如藻类胞外聚合物[17, 21-22]，同时在絮凝聚集过程中与部分溶解性有机质络合或吸附，进而有效降低DOM浓度。并且本研究中实验150 h后，DOM下降幅度与投加量呈负相关（P<0.05）的结果，表明实验后期随藻类复壮，有效消耗利用部分溶解性有机质，同时复壮藻类与水体尚存悬浮颗粒物持续相互作用，也证明这种颗粒物物与DOM的综合影响效果可能存在最优的投加量，即水中颗粒物含量对其溶解性有机质的赋存动态存在最佳效应区间。此外，实验中期50~150 h下降速率放缓，说明经实验前50 h的快速絮凝沉降有效降低DOM及藻类生物量，使得该时段颗粒物与藻类间的絮凝效率降低，进而对DOM的絮凝及吸附效率降低，同时其也可能存在某种溶解性有机质释放的过程抵消了颗粒物对DOM的絮凝吸附作用。
为进一步揭示实验过程中的DOM的组成变化，对CDOM的含量变化进行了分析。结果表明，虽然CDOM与DOM在0~50 h内变化趋势一致，但随着实验的进行，无论对照组还是处理组中CDOM浓度均有升高趋势，尤其是50~150 h内各体系中CDOM出现明显增长（图2）。CDOM是溶解性有机质中具有发色团的部分组分，其丰度无法直接测定，在大多数研究中一般采用254、350、355、375和440 nm处的吸收系数来表征其丰度[23-25]，与其他波长处的CDOM吸收系数相比，已有研究[26-27]表明，a355 不仅与类腐殖质及类蛋白质均存在较好的正相关关系，同时a355与水体Chl-a也存在较强相关关系性，常用于推断CDOM来源状况[28-29]，因此，本文采用a355 表征CDOM相对丰度。已有研究[5, 30]表明，CDOM主要组分为类蛋白质物质与类腐殖质物质，可能来源于浮游藻类和微生物代谢及残体降解的释放，且CDOM中的类蛋白质物质与类腐殖质物质具有复杂多样的官能团结构，易与颗粒物吸附结合[15, 31-34]。在50~150 h内，处理组3个围隔内a355 系数增长幅度分别为(19±0.15)、(1.45±0.12)和(1.55±0.18) m−1，显著高于对照组的增长趋势，表明投加颗粒物不仅能够促进水体中CDOM浓度升高，且与颗粒物投加量正相关（P<0.05），这也与DOM降低与颗粒物投加量呈负相关（P<0.05）形成对比。
比吸收系数（SUVA254）是指254 nm处的紫外吸收系数与DOM质量浓度的比值，常用来指示溶解性有机质的芳香性，其与DOM的芳香性成正比，数值越大表明组分中所含苯环化合物越多，有机质的腐殖化程度也越高[5]。由图2可见，在实验期间，所有围隔水体SUVA254呈现明显的增长趋势，并且投加颗粒物的处理组SUVA254明显高于对照组，表明各组围隔水中CDOM芳香性均呈升高趋势，但处理组围芳香性显著高于对照组。藻类等浮游植物死亡降解的产物会造成DOM的芳构化程度较高、复杂化程度较大[35]。这表明颗粒物对藻类衰亡降解的影响是促进DOM芳香性物质占比升高与DOM腐殖化进程的重要原因。S275-295常用于表征CDOM的相对分子量大小，S275-295在一定程度上与CDOM平均相对分子质量大小呈负相关[36]。在实验运行至50 h后，各组围隔内S275-295均呈现明显的下降趋势，表明所有围隔水中CDOM平均相对分子质量逐渐升高，由下降程度顺序即：S275-295(对照)<S275-295(NTU25) <S275-295(NTU50) <S275-295(NTU75)，可知投加颗粒物后促进了水中CDOM平均相对分子质量的升高趋势。颗粒物的投加有效抑制藻类生物量进而促进藻源有机质的释放，如蛋白质等[37]，使得CDOM平均相对分子质量呈现升高趋势，并且与颗粒物投加量呈正相关。总体而言，不同光谱指数的测定结果均表明投加颗粒物后，会导致处理组围隔内水体CDOM中大分子质量、高芳香性有机质占比升高，增高趋势与颗粒物投加量呈正相关趋势，说明在采用颗粒物投加法调控水中DOM，需要选择适宜的投加量，以获得吸附水中DOM和抑制藻源和微生物源DOM释放的平衡效应。
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为进一步确定不同系统中DOM的赋存特征变化，采用PARAFAC法对各围隔内的所有DOM三维荧光图谱[38]，共40个样本数据，进行解析。如图3显示，处理组与对照组围隔内水体均获得4种荧光组分，C1组分为类腐殖质（胡敏酸、类富里酸）；C2组分为类蛋白质（类酪氨酸）；C3组分为类腐殖质（紫外类富里酸）； C4组分为类蛋白质（类色氨酸）。C1中的2个峰主要对应荧光F峰 (类腐殖酸中的胡敏酸，Ex/Em=270 nm/465 nm)和荧光峰C（可见光类富里酸, Ex/Em =370 nm/465 nm），主要是陆源输入及细菌降解或呼吸作用产生的副产物等[39]。C2（Ex/Em =225 nm /310 nm, 275 nm /310 nm）两峰主要对应荧光峰B，C4（Ex/Em =230 nm /350 nm, 290 nm /350 nm）两峰主要对应荧光峰T（类色氨酸），二者主要来源于微生物、浮游植物的生命代谢活动和降解行为，属于内源类DOM[40]。C3（Ex/Em=240 nm /430 nm, 335 nm/430 nm）两峰主要对应荧光峰A（紫外类富里酸）和荧光峰C（可见光类富里酸），与微生物转化DOM过程中生成的副产物有关[25]。
如图4(b)所示，25、50、75 NTU处理组与对照组的围隔内在初始阶段，类蛋白质C2与C4组分占比和分别为56%、56%、54%、55%，均值为55.25%，类蛋白质占围隔内水体荧光DOM的50%以上，是水体荧光DOM的主要组成部分，表明围隔内的水体DOM主要来源于自生源[41]。如图4(a)所示，对照组与25、50、75 NTU处理组围隔在前50 h内，总荧光强度(C1+C2+C3+C4)均呈现不同幅度下降，分别为100 460、127 066 、162 597和164 093，尤其是类蛋白质组分(C2+C4)荧光强度下降更为显著，分别为83 159、101 292、145 273和122 857，且处理组更为显著。表明投加颗粒物进一步促进了各荧光组分物质的下降，尤其是类蛋白质组分(C2与C4)。已有研究[42]发现黏土颗粒物对水体类蛋白质物质在24 h内存在显著的絮凝沉降效果。在本研究中0~50 h(颗粒物快速絮凝沉降期间)，颗粒物吸附絮凝大量溶解性有机质，尤其是类蛋白质物质，是导致水体中DOC沉降的主要原因（图4(a)）。50 h后，对照组与处理组围隔总荧光强度（C1+C2+C3+C4）均呈现大幅度上升，且处理组远高于对照组，但是其中类蛋白质组分（C2与C4）荧光强度却增减不一，对照组及低颗粒物浓度（25 NTU）围隔内有所下降，但高颗粒物浓度（50 NTU、75 NTU）围隔内却呈现一定上升，上升幅度209 098和47 247，表明投加颗粒物能够促进围隔内水体中类蛋白质组分的产生，可能与颗粒物絮凝沉降及弱光抑藻导致藻类衰亡降解，促使藻源有机质释放有关，这一推测也与颗粒物能够有效地絮凝沉降藻类[22, 43]和降低水下光照条件能够有效降低藻类浓度[44]等相关结果一致。同时投加颗粒物也进一步促进了水体中类腐殖质组分的形成，其可能与水体中类蛋白质组分降解转化有关，在MURPHY等[45]的研究中也发现类蛋白物质的降解会促进腐殖质组分的增加，这些研究发现也能解释本研究中C1组分在实验后期占比高于处理前的结果。
为了解析各体系中DOM的可能来源，研究中还对荧光指数（FI）、生物自生源指数（BIX）和腐殖化指数（HIX）进行了分析，结果如图5所示。荧光指数（FI）常用来指示DOM中腐殖质（富里酸）的来源[46]。当FI<1.4时DOM主要来自陆源或土壤，当FI>1.9时表示DOM以内源自生为主[46-47]。如图5(a)所示，对照组围隔FI值在2.32~2.52（均值为2.39），25、50、75 NTU处理组围隔内 FI值分别为2.31~2.42、2.30~2.47和2.29~2.39，均值分别为2.36、2.37和2.35。以上结果表明处理组与对照组围隔内DOM中腐殖质均主要来源于内源自生[5, 48]。
BIX反映水体自生源特征，反映了新产生的溶解性有机质在整体DOM中所占的比例，自生源指数越高，表明新近自生源组分的比例越高[49]。当BIX在0.8~1.0时具有较强自生源特征，大于1.0时主要为微生物活动产生[49-50]。处理组与对照组围隔内水体BIX指数在0.85~1.15，表明各围隔内水体均处于较强的自生源特征，尤其是对照组，均值大于1.0，表明对照组围隔内具有更旺盛的微生物代谢活动。HIX常用来反映DOM腐殖化程度，HIX<4时，DOM以自生源为主，且腐殖化程度较弱[49]。处理组与对照组围隔内HIX值在1.9~3.5，表明处理组围隔与对照组围隔DOM均以自生源为主，并且腐殖化程度较弱。以上结果在DOM的来源表征上显示出高度的一致性，处理组与对照组围隔内DOM均主要来源于内源自生，腐殖化程度较弱，进一步证明了各体系中DOM赋存特征和来源受浮游藻类和微生物过程主导，而投加颗粒物后，伴随絮凝沉降过程显著降低了水中藻生物量，同时改变了水下光照条件，抑制了藻细胞和微生物菌群的活性，促进了藻类等的衰亡降解及其藻源有机质的释放，进而促使水中溶解性有机质中大分子质量、芳香类有机质占比增高，这可能是DOM含量降低，而CDOM却有所升高的主要原因。
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众所周知，不同类型天然水体中的颗粒浓度范围差异很大，颗粒物浓度可以从几mg·L−1至数百mg·L−1不等[51]，且自然过程中受降雨径流影响而汇入水体中的颗粒物含量通常较高，有研究报道岩口地区单场中等强度的降雨可导致河流水体浊度上升至150 NTU以上[52]。本研究通过人为投加方法模拟了不同颗粒物浓度导致水体特征的变化过程，与天然降雨径流带入的大量颗粒物质相比，本研究中所用颗粒物投加量较少，且化学性质稳定，成分单一，一方面可以降低外源有机质、营养盐等的影响[20]，同时二氧化硅形成絮体的稳定性要高于其他复合型黏土矿物[53-54]，且具有较高比表面积和良好的吸附性能[55]。实验过程中通过单次投加颗粒物后导致水体浊度短期升高，然后降至与外侧对照组水体相近水平，该过程与单场降雨径流汇入导致的水体浊度变化过程相似，其对水体特征的影响过程不会对水生态系统造成危害。为了进一步揭示颗粒物投加后影响水体中DOM特征的主要过程和机制，研究中对实验过程中各体系中水质条件和浮游藻类动态进行了分析。原位投加颗粒物材料后，各组围隔内水体悬浮颗粒物浓度（SPM）变化如图6(a)所示。相对于对照组中趋于稳定的颗粒物浓度，处理组中颗粒物浓度呈指数下降，且3个不同SPM梯度的围隔中，SPM变化趋势一致。由图6(a)可知，投加颗粒物后150 h内是围隔内SPM变化的快速变化区间，150 h以后，各围隔内SPM变化趋于平缓，颗粒物浓度梯度相对稳定。
处理组投加颗粒物后对水体溶解性氮、磷具有一定影响（图6），其中TDP均逐渐降低，但与对照无显著差异，前50 h是TDP下降的主要时间区间，表明围隔内藻类自身絮凝与颗粒物投加后的促絮凝沉降均能有效降低水体TDP浓度，如磷酸盐等[22, 42]。而TDN在颗粒物投加后处理组显著低于对照组，为75 NTU<50 NTU<25 NTU。25 NTU处理组中TDN浓度为0.87~1.88 mg·L−1，50 NTU处理组为0.66~1.01 mg·L−1，75 NTU处理组为0.51~1.16 mg·L−1。该结果表明投加颗粒物能有效絮凝沉降TDP与TDN，并且SPM浓度越高，TDN浓度相对越低，可能与投加的颗粒物与水中溶解性氮，如蛋白质、氨基酸等发生絮凝沉降有关[42]。
处理组与对照组围隔内叶绿素a浓度变化趋势也呈现明显的差异性。如图6(b)，在颗粒物投加50 h内，处理组和对照组之间没有表现出明显的差异，50 h后处理组围隔内叶绿素a浓度快速下降，并在50~150 h内，处理组叶绿素a浓度显著低于对照组，表明投加颗粒物可以有效降低藻类生物量，主要是颗粒物投加后可能与藻细胞发生絮凝和沉降作用，造成藻生物量的沉降，Chl-a的骤降期与颗粒物浓度快速下降存在明显的重合（50~150 h）也能证明这一推论。刘艺等研究也表明藻类快速衰亡下，迅速释放大量新鲜藻源有机质，并主要以芳香类蛋白质物质和溶解性微生物代谢产物为主[56]。这也进一步证明，在50~150 h内由于藻类生长受到颗粒物投加的抑制，导致藻源性有机质的释放可能是此时段DOM下降缓慢和CODM增加的主要原因。
实验中颗粒物的絮凝沉降及其弱光作用，二者共同抑制了藻类，进而加速藻类衰亡降解过程，但随着时间增加，悬浮颗粒物逐渐减少，并且实验150 h后处理组围隔内颗粒物浓度、水体浊度等逐渐趋于稳定（图6(a)）， Chl-a浓度也与对照组没有显著差异，说明围隔内藻类逐渐适应新的水质条件，生物量逐渐恢复（图7(a)）。但此时由于水质条件发生了变化，处理前、后不同时间段内的藻群落结构发生了显著变化，并且处理组与对照组中的藻群落结构也明显不同（图7），说明颗粒物投加后对水体特征，营养盐和水下光照条件等的改变显著影响了不同藻群落的生长。本研究结果显示，颗粒物投加与沉降过程对水质条件和水下光照条件都产生显著影响，进而可能实现对藻群落结构的调控。
通过对各围隔中水体各个指标间相关性分析 (图8)，发现对照组与实验处理组围隔内SPM与NTU、TDN、Chl-a均具有显著相关关系（P<0.05），表明水体悬浮颗粒物显著影响各水质特征。对照组围隔内DOC与其他各参数间无显著相关关系（P>0.05），但是投加颗粒物的处理组围隔内DOC与SPM呈现显著正相关关系（P<0.05），且处理组围隔内SPM与BIX，DOC与BIX均呈现显著负相关（P<0.05），同时SPM与SUV254、S275-295等也呈现显著的相关关系（P<0.05），表明颗粒物投加对围隔内水体DOM性质存在显著影响，本研究中投加颗粒物后使得水体DOM相关的多个指标与颗粒物均具有了相关关系，改变了原水体特征，表明通过颗粒物投加的方式可以显著改变水体DOM浓度与赋存性质及特征，进而影响水质和藻群落动态，这一结果也为进一步研发基于水体颗粒物调控水质奠定了科学基础。
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水体营养盐、水下光照和颗粒物絮凝沉降等都可以对浮游藻类群落动态产生影响[57-61]，本研究也发现，颗粒物投加前后，处理组与对照组围隔内藻类生物量和群落结构变化呈现明显差异（图7）。实验前各体系中共发现7门，24属，34种，蓝藻和硅藻为优势种，生物量分别达到12.77 mg·L−1和7.46 mg·L−1，总生物量则达到20.52 mg·L−1。随着实验的进行到50~150 h，处理组（25、50、75 NTU）围隔内藻类物种数分别减少至27、20、22种，藻类生物量与实验前相比分别降低13.72、15.70和13.00 mg·L−1，其中以蓝藻门生物量下降尤为显著，导致处理组内优势藻种转变为单一硅藻门菱形藻属（图7）。该结果与叶绿素a变化一致，说明颗粒物投加后50~150 h是水质和藻群落响应的最佳效应区间，主要是由于颗粒物絮凝沉降过程使得大量浮游藻类从水体中去除。李靖等[43]的研究也发现黏土矿物颗粒对绿潮藻具有良好的絮凝沉降去除效果；曹晶等[22]在鄱阳湖的研究中发现相对硅藻而言，水体悬浮颗粒物对蓝藻具有更好的絮凝沉降效率。此外，由于蓝藻与硅藻对水下光照条件存在响应差异，蓝藻最适宜的光照强度为3 300~3 400 lux，而硅藻在光强低于2 000 lux仍能正常生长[62]，处理体系中颗粒物投加后浊度上升，水下光照强度降低，不利于蓝藻群落生长，导致优势种转变为单一硅藻。孙杨才等[44]的研究中通过遮光降低水下光照度，限制藻类光合作用，在7~9 d内可有效降低藻类浓度。结合50~150 h水中内生性蛋白类有机质组分显著升高的结果，表明颗粒物介入下显著抑制藻类生长，进而导致藻源性有机质的释放可能是此时段CDOM上升的主要原因。
随着实验进行到150 h以后，颗粒物沉降过程趋于稳定，水体浊度趋于环境值，此时藻类逐渐适应新的水体条件，生物量开始恢复，但与实验开始前相比，群落结构已经发生显著变化（图7），表明通过水体颗粒物的调控，不仅显著改变了水中DOM特征和水质条件，同时改变了藻类生物量及群落结构。对各环境因子与藻群落结构进行了RDA分析，结果如图9所示。第1轴、第2轴特征值分别为0.857 0和0.048 3。悬浮颗粒物（SMP）与NTU、TDP、TDN、DOC均具有正相关性，与CDOM具有负相关性；同时，SPM与蓝藻门平裂藻属、硅藻门菱形藻属具有高度的正相关性。上述结果表明在颗粒调控下，在显著改变水体水质特征同时，也显著改变水体藻群落结构及其丰度，并与各水质参数息息相关。
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1)水体颗粒物在水中的吸附、絮凝沉降过程，可显著降低水体DOM浓度水平，并改变DOM赋存及特性；颗粒物投加后50~150 h是水质和藻群落调控的最佳效应区间，此时有色可溶性有机质（CDOM）明显升高，并且其芳香性、分子量随颗粒物投加量增加而升高。
2)通过三维荧光和平行因子分析以及多种光谱指数的分析发现，处理组中CDOM升高主要是内生性的类蛋白质组分增加。
3)水体颗粒物投加可显著降低TDN和叶绿素a水平，同时抑制藻类生长，改变藻群落优势种组成，尤其抑制了蓝藻生长，这可能是促使藻源有机质释放而导致CDOM升高的主要原因。
4)实验150~300 h，水体颗粒物浓度和水体浊度接近对照值，各体系藻类逐渐适应新的水体条件，生物量开始恢复，然而与实验前相比，群落结构已发生显著变化。
本研究通过水体颗粒物投加可以实现水体DOM含量、赋存特征及其对水质、藻群落动态的有效调控，但水体颗粒物与DOM间的耦合过程与效应机制仍需进一步研究，尤其该技术在不同类型水体中的适用性以及水生态系统的响应规律还需进行更深入探索。
利用悬浮颗粒物调控天然水体溶解性有机质特征及其环境效应
Regulation of dissolved organic matter characteristics and related environmental effects in natural water bodies using suspended particulate matter
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摘要: 溶解性有机质（DOM）的赋存特征是影响天然水体水质的关键因子之一，而水中悬浮颗粒物的输移沉降过程会显著影响DOM的赋存状态。为探究天然水体中悬浮颗粒物对DOM赋存特征的影响及其环境效应，在天然水塘中通过原位构建不同颗粒物浓度梯度的水生态系统，研究天然水体中DOM赋存特征和组分在悬浮颗粒物介入下的变化规律，及其对水质和藻群落结构的影响。结果表明，投加浊度25、50和75 NTU的颗粒物后均可显著降低水体DOM浓度，分别降低了2.82、2.22和2.16 mg·L−1；但有色可溶性有机质（CDOM）浓度却明显上升，a355 系数分别上升1.19、1.40和1.55 m−1；同时显著降低溶解性总氮和叶绿素a浓度，并改变藻群落结构和生物量，导致DOM赋存特征包括芳香性、分子量发生变化。发现颗粒物投加50~150 h是DOM赋存特征及水质与藻群落变化的最佳效应区间，DOM的下降与CDOM上升呈现明显对比，且DOM下降幅度与颗粒物浓度成负相关（P<0.05），而CDOM升高幅度与颗粒物浓度成正相关（P<0.05）。结合三维荧光和光谱指数分析结果，证明了调控过程中DOM组分主要以类蛋白质为主，且具有高度自生源特征，表明颗粒物介入下的吸附沉降效应与藻群落动态变化是水体DOM变化的重要原因。本研究结果可以为揭示水体颗粒物调控水中DOM特征的关键过程与机制，并探究天然水体中DOM赋存特征的原位调控技术提供科学基础。Abstract: The occurrence characteristics of dissolved organic matter (DOM) are a crucial factor affecting the quality of natural water bodies. Meanwhile, the transport and sedimentation processes of suspended particulate matter (SPM) in water significantly influence DOM properties. To investigate the impact of SPM on DOM occurrence characteristics and related environmental effects, an in-situ water ecosystem with gradients of particle concentration was constructed in a natural water pond. The DOM occurrence characteristics in natural water bodies and the variation of DOM components with SPM influence, as well as the changes in water quality and algal communities, were investigated. The results showed that after adding SPM with turbidity levels of 25, 50, and 75 NTU, the DOM concentration significantly decreased by 2.82, 2.22 and 2.16 mg·L−1, respectively. However, the concentration of colored DOM (CDOM) increased noticeably, and a355 increased by 1.19, 1.45 and 1.55 m−1, respectively. Additionally, the contents of dissolved nitrogen and chlorophyll-a decreased significantly, altering the structure and biomass of algal communities, leading to the changes in DOM characteristics (aromaticity and molecular weight). The optimal time interval for the DOM characteristics, water quality, and algal communities was found to be 50~150 hours after the SPM addition. There is a clear contrast between the decline of DOM and the rise of CDOM. The SPM concentration had a negative correlation with the decrease in DOM (P<0.05) and a positive correlation with the increase in CDOM (P<0.05). The analysis of three-dimensional fluorescence and fluorescence index demonstrated that the DOM components involved in the regulation process are primarily protein-like and exhibited highly autogenous characteristics. This suggests that the adsorption and sedimentation of SPM, as well as the dynamic changes of algal communities under SPM influence, are significant factors contributing to the alterations in DOM characteristics. This study provides a scientific basis for understanding the key processes and mechanisms by which SPM regulates the DOM characteristics, facilitating the development of in-situ control techniques for DOM occurrence characteristics in natural water bodies.
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图 2 各围隔内DOC、CDOM、SUVA254和S275-295随时间变化
Figure 2. Changes in DOC, CDOM, SUVA254, and S275-295 over time within each enclosure
图 3 PARAFAC法解析出各围隔内的4个荧光组分及发射与激发波长信息
Figure 3. The internal four fluorescent components and emission-excitation wavelength information of each enclosure based on the PARAFAC method
图 4 各围隔内各荧光组分荧光强度与组分占比随时间变化特征
Figure 4. Changes in fluorescence intensity and proportion of each fluorescent component over time within each enclosure
图 5 各围隔内荧光光谱指数箱线图
Figure 5. Box plot of fluorescence spectral indices within each enclosure
图 6 各围隔内颗粒物、Chl-a、TDN、TDP时间变化
Figure 6. The variation of particulate matter, Chl-a, TDN, and TDP over time within each enclosure
图 7 不同颗粒物梯度围隔内藻群落结构变化
Figure 7. Changes in algal community structure in enclosures with different turbidity gradients
图 8 对照组与处理组围隔内DOM组成及结构参数间的相关性分析
Figure 8. Correlation analysis between DOM composition and structural parameters for the blank group and the treatment group within the enclosure
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