紫外辐射在气-水界面衰减因素分析及预测模型
2015-12-08王锦旗陈霞宋玉芝郑建伟
王锦旗，陈霞，宋玉芝，郑建伟
1. 南京信息工程大学应用气象学院，江苏 南京 210044；2. 江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心，江苏 南京 210023
紫外辐射在气-水界面衰减因素分析及预测模型
王锦旗1*，陈霞2，宋玉芝1，郑建伟1
1. 南京信息工程大学应用气象学院，江苏 南京 210044；2. 江苏省地理信息资源开发与利用协同创新中心，江苏 南京 210023
为研究紫外线从大气进入水体的衰减状况，利用SpectroSense2光谱仪测量了大气及水体表层的UVR（UV-A+UV-B）、UV-A、UV-B强度，同时测定相关水体环境因子，并进行了相关因素分析。结果表明：UVR、UV-A、UV-B从大气进入水体表层后随即产生衰减，其中UVR平均衰减率达27.6%，UV-A达29.2%，UV-B达30.8%。3种水体中，以清洁水体衰减最多，富营养化水体衰减最少。水体藻类含量对紫外线衰减影响较大，水体藻类含量越高，对紫外线吸收率越低，紫外线进入水体衰减率越低。因此，清洁水体对紫外线吸收率最高，衰减率最大；富营养化越高水体，藻类含量越高，对紫外线吸收率越低，衰减率越低。太阳紫外线在气水界面穿透过程中，紫外线入射角度越大，在气水界面穿透过程中衰减量越大。利用一元线性回归方程建立UVR、UV-A、UV-B在气-水界面衰减模型，3个回归模型均通过F检验、R检验和t检验，可用于紫外辐射在气-水界面衰减量的预测。
紫外辐射；衰减率；藻类含量；入射角度；浊度
紫外辐射（UVR）从地球一出现就开始影响生命的进化，最新研究发现，在某些特定环境中（如高山湖泊）水生生物已经适应长期高强度的 UV-B辐射，如紫外线对水体底栖硅藻及无脊椎动物物种组成已经产生深远的影响，在一些静水和流水环境中物种组成已经发生明显变化，这些变化已被证实是由于UVR变化所引起的（Sommaruga，2001）。随着南极臭氧层不断稀薄及北极臭氧在春季和夏初减少现象不断加剧，地表获得的UV-B不断增加。UV-B增加从北极区蔓延至北极、北欧、中欧甚至阿尔卑斯地区的水体中，紫外线可射入水下相当深度，而溶解性有机碳（DOC）、颗粒有机碳（POC）等微粒状有机物及腐殖质可影响紫外线射入水下（Häder et al.，2003）。除两极地区UVR增强外，在中纬度地区UV-B水平也呈增加趋势，加上人为酸化水体（酸化会进一步阻碍UV-B衰减）可能使更多UV-B射入水体，从而对水生生态系统产生影响（Sommaruga，2001）。
国外的研究证实，UVR可对水生生物产生一系列不利影响（Cockell et al.，2001；Häder 2001；Figueroa et al.，2002），其中包括对浮游植物（Bracher et al.，2000；Llabrés et al.，2010）、浮游动物（Kouwenberg et al.，1999a）、大型藻类（Huovinen et al.，2000；Lister et al.，2010）、鱼卵及幼鱼（Kouwenberg et al.，1999b；Dethlefsen et al.，2001）、鱼类及两栖动物均有伤害或致死作用（Häder et al.，1998；Browman et al.，2000；Blaustein et al.，2003）。UVR能阻碍有机体生长与繁殖，降低水体生产力，增加突变机率（Browman et al.，2003）。一般认为表面光强 1%深度是紫外辐射对生物起作用的深度，在长江中下游湖泊中，UV-B、UV-A的穿透深度最大分别可达2.17、5.97 m，在这些湖泊中对生物有害的 UVR基本上能到达湖底，其中增强的UV-B辐射不仅影响到水体里的生物，而且可能对底栖生物造成伤害（张运林等，2005a）。UVR在清澈海水中，1%的表面光强（波长为320和380 nm）所能达到的深度分别为50和280 m（张运林等，2005b）。UVR对海洋生物的影响研究表明：UVR对海洋生物的影响包括对DNA及蛋白质的损伤、呼吸爆发与氧化胁迫以及引起细胞凋亡等方面，对水生动物个体水平如生长、发育和存活等方面均能产生不利影响（管越强等，2008；Xu et al.，2010）。
因此，研究紫外线在气-水界面的衰减状况及其影响因素，可为进一步探索紫外线在水体的衰减规律及对水生生物的影响研究提供参考。
1 材料与方法
1.1 紫外线分布监测点概况
分别选择泥沙型、富营养化、清洁水体作为UVR监测对象，浑浊水体选取南京玄武湖（32.08°N，118.78°E）北湖区，该湖区面积为玄武湖3个湖区中最大，风浪较大，水体紊动程度最高，水体浊度为18.3～31.3 NTU，平均浊度为25.1 NTU，该水域富营养化程度也为3个水体中最高，监测期内藻类叶绿素a（Chla）含量为562.03 mg·m-3；富营养化水体选取玄武湖西南湖（32.07°N，118.78°E），该湖区面积为3个湖区最小，水体富营养化程度较高，浊度介于10.4～19.5 NTU之间，平均浊度为 14.3 NTU，藻类 Chla含量为 388.65 mg·m-3；清洁水体选取南京仙林大学城一清洁池塘（32.11°N，118.91°E），水体无任何外源污染，水体来源为天然降水，清澈见底，浊度为5.1～7.1 NTU。
1.2 监测方案
采用SpectroSense 2紫外光谱测量仪分别测定上述3个水体水面约50 cm处大气中的UV-A及UV-B（UV-AB）强度，随即测定水体表层约1～2 mm处UV-AB强度，每次重复测量3次，取平均值。上述监测时间随机，有上午、中午、下午，有晴天、阴天、暴雨，UV-AB同时测量，晴天在无云层遮挡时测定。
1.3 紫外线剂量及紫外线衰减影响因子测定方法
（1）UV-AB剂量测量：采用英国SKYE公司的SpectroSense2四通道手持表测定，连接 SKU 420UV-A传感器（315～380 nm）及SKU 430UV-B传感器（280～315 nm）同时测量UV-AB剂量。
（2）浊度、透明度（SD）、溶解性总固体（TDS）测定：透明度采用塞氏盘法于现场测定；浊度用HACH浊度仪测定；TDS含量用上海三信生产的5031TDS计测量；同时在水下5 cm处取水样，带回实验室分析其余指标。
（3）DOC测定：将水样经0.20 μm聚酯纤维滤膜过滤，用总有机碳分析仪（Multi N/C 3000）测定水体DOC含量。
（4）有色可溶性有机物（CDOM）测定：由于CDOM物质含量无法直接测定，故国际一般测定其在280、355、440 nm处的吸收峰，CDOM的光谱吸收系数测定采用 GF/F滤膜过滤的水样在MAPADAUV-1100分光光度计下测定其吸光度，然后根据下列公式计算各波长的吸收系数：
式中，ag(λ′)为波长λ未校正的吸收系数，D(λ)为吸光度，r为光程路径。
由于过滤清液还有可能残留细小颗粒，会引起散射，为此作如下散射效应订正：
式中，ag(λ)为波长λ的吸收系数；ag(λ′)为波长λ的未校正吸收系数；λ波长，吸收系数越大表示CDOM浓度越高（张运林等，2007）。
（5）藻类含量测定：浮游植物藻类含量参照《水和废水监测分析方法》（第四版）（2002），将100 mL水样经0.45 μm乙酸纤维滤膜过滤，滤膜保存，利用丙酮提取测定。
1.4 数据分析
试验数据用 Excel软件进行统计分析及图表制作。
2 结果与分析
2.1 紫外线在气-水界面衰减状况
由表 1可见，从 3种不同水体来看，UVR（UV-A+UV-B）、UV-AB的衰减率以清洁水体最高，富营养化次之，浑浊水体最低。
表1 紫外线从大气进入水体衰减状况Table 1 Attenuation of ultraviolet radiation in the air-water interface
由图1、图2、图3可知，当UVR从大气进入水体表层后随即产生衰减，衰减率最高可达57.5%，最低也达5.8%，平均衰减率达27.6%。26次监测中，衰减率低于20%的仅5次，介于20%～30%的有10次，30%～40%的有7次，>40%有4次，绝大部分监测结果介于20%～40%之间。
UV-A进入水体后迅速发生衰减，平均衰减率达29.2%，最高达57.4%，最低也达5.9%，监测样本中，69.2%的样本衰减率介于20%～40%之间，其中清洁水体衰减最多，表层水体UV-A强度仅为入射大气强度的67.6%，浑浊水体最小，为入射强度的76.9%，富营养化水体介于两者之间。
UV-B进入水体后衰减率达 30.8%，最高达59.2%，最低仅4.1%，其中以清洁水体衰减最多，表层水体 UV-B强度分别仅为入射大气强度的54.7%，浑浊水体最小，为入射强度的75.1%，富营养化水体介于两者之间。
2.2 紫外线在气-水界面衰减影响因素
由表2、表3可见，UVR、UV-AB在气-水界面的衰减量与水体环境因素无明显关系，主要受入射光中UVR、UV-AB强度的影响，即入射UVR越
强时，其衰减量越多。其中，UVR衰减量与入射强度呈极显著相关（r=0.631，|r|>r0.01=0.486，n=26），即随辐射强度增加，其衰减越多；UVR衰减率与入射 UVR强度呈负相关关系，但关系不显著（r=-0.364，|r|
图1 UVR在大气-水体中衰减状况Fig. 1 Attenuation of total ultraviolet radiation in the air-water interface
图2 UV-A在大气-水体中衰减状况Fig. 2 Attenuation of UV-A radiation in the air-water interface
图3 UV-B在大气-水体中衰减状况Fig. 3 Attenuation of UV-B radiation in the air-water interface
UVR、UV-AB从大气进入水体表层的衰减率受水体中的多种因素影响，但影响程度不一，UVR、UV-A与水体中各环境因子关系不明显，仅与
CDOM物质在280 nm处的吸收系数及水体Chla含量呈显著负相关关系；而UV-B与各因子之间关系最为密切，与水体SD、CDOM物质355 nm处的吸收系数及入射 UV-B强度之间均有显著负相关关系，与CDOM物质在280 nm处的吸收系数及藻类Chla的含量均呈极显著负相关关系，其中与CDOM物质在280 nm处的吸收系数最为显著，相关系数为-0.558。
表2 紫外线从大气进入水体衰减量与水环境因子相关系数Table 2 Correlation coefficient between water environmental factors and the attenuation of ultraviolet radiation in the air-water interface
表3 紫外线从大气进入水体衰减率与水环境因子相关系数Table 3 Correlation coefficient between water environmental factors and the attenuation rate of ultraviolet radiation in the air-water interface
3 讨论
透射地球大气的太阳辐射到达气水界面，一部分被反射，而另一部分则折射进入水体内部，这部分入射光在水面下被多种分子散射和吸收。水体中DOC、CDOM物质均对紫外线有强烈的吸收作用，从表 2、3分析中也可看出，紫外线经大气进入水体受 CDOM物质影响程度要远高于其他因素，但因大气进入水体界面时测定水层厚度较薄，故测定到水体中UVR强度还受水面反射能力的影响。水体反射能力一般用反射率α表示，是太阳反射辐射A和太阳入射辐射Q之比，即：α=A/Q。因水是透明的，故还要受散射辐射影响；而且水的混浊度不同，又要受到水中杂质的影响，所以水面反射率可表达为：αw=(Aws+Awm+AwD)/Qw（陆渝蓉，1999）。其中，αw水体反射率，Aws水面处太阳散射辐射，Awm水分子产生的反射辐射，AwD水中其他杂质产生的反射辐射，Qw水面处太阳入射辐射。
根据研究，影响太阳光反射率的主要因素：
（1）反射率随太阳高度角的增加而减小。太阳高度角大于70°时，反射率相对稳定；而太阳高度角小于70°时，反射率增大相当显著。这主要是由于太阳高度不同时，到达地面的太阳短波辐射光谱成分的改变所造成的（孙志方，1996）。另水面反射率与太阳辐射入射角存在一定的关系，当太阳辐射入射水面的入射角小于60°时，反射率皆小于10%；当入射角大于60°时，反射率迅速增加，到入射角为90°时，水面反射率可达100%（陆渝蓉，1999）。
（2）浮游生物既能反射部分紫外辐射，又能吸收部分紫外辐射。通过对我国太湖地区的研究分析，同一叶绿素a浓度类型的水体各遥感反射率曲线之间差异较小，高叶绿素浓度的水体在紫外波段有一定的反射峰，而中、低叶绿素a浓度的水体这一特征不明显，但其在紫外波段的反射率要远低于可见光及红外波段（申茜等，2011）；韩秀珍等（2010）通过对有蓝藻覆盖水体与无藻类水体进行对比研究发现，有蓝藻覆盖水体在紫外波段有显著反射峰；孙德勇等（2009）的研究发现藻类叶绿素a浓度越低对紫外波段吸收率越高，当藻类叶绿素a含量从176.6 mg·m-3降至8.1 mg·m-3时，其在紫外波段的吸收系数升高倍数达55.2。而浮游植物的增加又降低了太阳辐射的反射效应，在 400～500 nm波段范围内，由于藻类色素及黄色物质在该范围的强烈吸收作用，水体的反射率较低。
（3）悬浮泥沙。樊彦国等（2010）的研究发现在400～550 nm波段范围内，光谱反射率对悬浮泥沙质量浓度的变化反映不敏感，在大于550 nm后，水体反射率随悬浮泥沙质量浓度升高而提高；李素菊等（2002）的研究也发现，在400～580 nm波段悬浮物质含量与反射率关系不显著。由此推断，在紫外波段因其波长小于400 nm，故其反射率很可能与水体中悬浮泥沙含量关系较小。水体的透明度变化对水面反射率有很大影响，水体的高浑浊度可以使反射率大大增加，在太阳高度较低的情况下，混浊水面的反射率大大超过了透明水面的反射率（陆渝蓉，1999）。
（4）水体的波动性。据研究，水体表面的波动对紫外线的反射起重要作用，海面上的水能反射15%的紫外线，平静的水面仅能反射5%的紫外线，而湍急的水流能反射30%的紫外线（Diffey，2002）。
由以上分析可得，3种水体测量时间均在10:00─11:00及13:00─14:00之间，太阳光入射角度在一天中均较大，总体反射率均较大，故各点UVR、UV-AB入射量也大，UVR、UV-AB衰减量也较大，两者呈显著相关关系。本研究中，UVR入射角度对紫外线的反射与吸收影响应不大。从悬浮泥沙角度分析，浑浊水体位于玄武湖北湖区，浑浊程度最高，富营养化水体其次，清洁水体最低，悬浮泥沙含量对可见光波段反射率影响较大，但对紫外波段影响较小，故悬浮泥沙在对紫外线反射与吸收方面起的贡献也较小。而水体的波动性在测定水体中所起的作用也不明显，清洁水体和富营养化水体的波动性较小，而浑浊水体波动性最大，但3种测定水体波动性较已有研究的海域及湖面要小得多，因此不会对紫外线反射率产生太大影响。从浮游生物角度分析，浑浊水体富营养化程度最高，藻类Chla含量为3个水体中最高，富营养化水体其次，清洁水体最低，而水体中浮游藻类含量越高，对紫外波段反射率越大（韩秀珍等，2010；申茜等，2011），藻类浓度越低对紫外波段吸收率却越高（孙德勇等，2009），故由此可知，清洁水体对紫外线吸收率最高，而浑浊水体藻类含量最高，对紫外线吸收率最低，清洁水体对紫外线反射率最小，而浑浊水体最高，由此推断水分子对紫外线的吸收在紫外线于气-水界面衰减过程中起的作用最大，而由于测定时间均在中午入射光角度均较大，而因藻类含量差异引起紫外线反射率差异较小，故紫外线从大气进入水体时在清洁水体吸收率最大，紫外线衰减率为最高，而浑浊水体吸收率最低，紫外线从大气进入水体衰减率最低，而富营养化水体则介于两者之间。另因测定水层较薄，水体中的物质的吸收、散射作用体现不明显，因此仅从本研究结果可见，影响紫外线的反射率最主要因素为应为水体中藻类含量的多少。
4 气-水界面衰减预测模型建立
4.1 气-水界面线性回归模型的建立方法
根据上述分析，紫外线从大气-水界面进入水体后，与入射紫外线强度具有很好线性相关性，故可以建立一元回归方程：
4.2 线性回归模型检验方法
根据回归方程检验步骤，回归方程必须同时通过F检验、R检验及t检验，才能说明该回归模型为一个优良的回归模型，可以用于预测（于洪彦，2001；胡永洪，2005）。
（1）方程显著性检验—F检验
用F统计量与Fα临界值相比较，给定显著水平α，若F>Fα（k-1，n-k）认为回归方程显著成立；否则认为不显著成立，可以用自变量的变化来解释与说明因变量的变化（胡永洪，2005）。
（2）拟合优度检验—R检验
多重决定系数 R2用于检验回归方程的拟合优度，即R2越接近于1，回归方程拟合得越好。决定系数R2用来检验回归的拟合优度，对于给定显著水平α，可以从F分布表中查得临界Fα（k-1，n-k），代入公式R2=[(k-1)F]/[(n-k)+(k-1)F]，可求得Rα2。Rα2就是R2显著性检验的临界值，若计算得到R2>Rα2，认为R2是显著的，也就是回归方程总体是显著成立的；否则认为回归方程总体不是显著成立（于洪彦，2001；胡永洪，2005）。
（3）变量显著性检验—t检验
回归方程总体上显著成立并不表明每个自变量对因变量Y的影响都重要，因而还要对回归方程中的回归系数进行显著性检验。对于给定的显著水平 α，如果 |t |> tα/2(n- k )，则认为回归系数 b，显著不为0，因变量Y与自变量确实存在线性关系；否则相反（于洪彦，2001；胡永洪，2005）。
4.3 模型建立
据上述分析，水体表面UVR、UV-AB强度进入水体表层其衰减量与入射UVR、UV-AB强度呈显著正相关关系，其衰减率主要与水体 CDOM物质在280 nm处吸收系数及藻类Chla含量呈显著负相关关系，故利用其水体环境因子估算水体表层UVR、UV-AB强度，准确性较差。而水体表层UVR、UV-AB强度与陆地表面UVR、UV-AB强度呈极显著相关关系，利用入射光中UVR、UV-AB强度通过建立回归方程的方式估算水体表层UVR、UV-AB强度具有极高的准确性。
监测样本中陆地表面UVR、UV-AB强度与水体表面UVR、UV-AB强度之间均具有良好的线性相关，相关系数分别高达0.946、0.945、0.947，其相关系数远大于极显著相关的临界值（0.487）。故对此建立线性回归方程，分别可得UVR、UV-A、UV-B回归方程模型：
其中 EUVRw代表水体表层UV-R强度，EUVRl代表地表UVR强度； EUV-Aw代表水体表层UV-A强
度， EUV-Al代表地表UV-A强度； EUV-Bw代表水体表层UV-B强度， EUV-Bl代表地表UV-B强度。
4.4 模型拟合优度检验
水体表层UVR、UV-AB强度模拟值与实际测量值比较图分别见图 4、5、6。由分析结果可知，UVR回归方程中，F=241.264，Fα=4.26，F>Fα，说明回归效果非常显著，R=0.956；R2=0.913，说明回归方程拟合优度极好，相关关系显著。查表并计算得 R20.05=0.157，R2>R20.05，说明回归方程总体是显著成立的。当 α=0.05时， tα/2(n- k )=2.064，t=15.533， |t |> tα/2(n- k )，通过t检验。
UV-A回归方程中，F=233.890，F>Fα(Fα=4.26)，说明回归效果非常显著。R=0.954，R2=0.911，说明回归方程拟合优度极好，相关关系显著，R2>R20.05（R20.05=0.157），说明回归方程总体是显著成立的。当 α=0.05时， tα/2(n- k )=2.064，t=15.294，|t |> tα/2(n- k )，通过t检验。
图4 水体表层UVR实测值与模拟值比较Fig. 4 Comparison between the measurements and the simulations of total ultraviolet radiation in the air-water interface
图5 水体表层UV-A实测值与模拟值比较Fig. 5 Comparison between the measurements and the simulations of UV-A radiation in the air-water interface
UV-B回归方程中，F=266.899，F>Fα(Fα=4.26)，说明回归效果非常显著。R=0.960，R2=0.921，说明回归方程拟合优度极好，相关关系显著，R2>R20.05（R20.05=0.157），说明回归方程总体是显著成立的。当 α=0.05时， tα/2(n- k )=2.064，t=16.337，|t |> tα/2(n- k )通过t检验。
上述3个回归模型均通过F检验、R检验和t检验，可用于紫外辐射在气-水界面衰减量的预测。
5 结论
UVR（UV-A+UV-B）、UV-AB从大气进入水体表层（厚度约为1～2 mm）后随即产生衰减，其中UVR平均衰减率达 27.6%，UV-A平均衰减率达29.2%，UV-B平均衰减率达30.8%，其衰减率均超过25%，其中以清洁程度最高水体衰减最多，富营养化程度最高水体衰减最低。
水体藻类含量对紫外线衰减影响较大，水体藻类含量越高，对紫外线吸收率越低，紫外线从大气进入水体衰减率越低。清洁水体中藻类含量最低，对紫外线吸收率最高，衰减率最大，而富营养化越高的水体，藻类含量越高，对紫外线吸收率越低，衰减率越低。太阳紫外线在气水界面穿透过程中，入射紫外线角度越大在气水界面穿透过程中衰减量越大。
利用线性回归方程建立UVR、UV-AB在气-水
界面衰减模型，3个回归模型均通过F检验、R检验和t检验，可用于可用于紫外辐射在气-水界面衰减量的预测。
图6 水体表层UV-B实测值与模拟值比较Fig. 6 Comparison between the measurements and the simulations of UV-B radiation in the air-water interface
BLAUSTEIN A R, BELDEN L K. 2003. Amphibian defenses against ultraviolet-B radiation[J]. Evolution and Development, 5(1): 89-97.
BRACHER A U, WIENCKE C. 2000. Simulation of the effects of naturally enhanced UV radiation on photosynthesis of Antarctic phytoplankton [J]. Marine Ecology-Progress Series, 196(3): 127-141.
BROWMAN H I, RODRIGUEZ C A, BÈLAND F, et al. 2000. Impact of ultraviolet radiation on marine crustacean zooplankton and ichthyoplankton: a synthesis of results from the estuary and Gulf of St. Lawrence, Canada [J]. Inter-Research Marine Ecology Progress Series, 199(3): 293-311.
BROWMAN H. I. 2003 .Assessing the impacts of solar ultraviolet radiation on the early life stages of crustacean zooplankton and ichthyoplank-ton in marine coastal systems [J]. Estuaries, 26(1): 30-39.
BUMAA A G J, HELBLING E W, BOER M K D, et al. 2001. Patterns of DNA damage and photoinhibition in temperate South-Atlantic picophytoplankton exposed to solar ultraviolet radiation [J]. Journal of Photochemistry and Photobiology B: Biology, 62(1-2): 9-18.
COCKELL C S, BLAUSTEIN A R. 2001. Ecosystems, Evolution and Ultraviolet Radiation [M]. Springer-Verlag, New York.
DETHLEFSEN V, WESTERNHAGEN H V, TÜG H, et al. 2001. Influence of solar ultraviolet-B on pelagic fish embryos:osmolality, mortality and viable hatch [J]. Helgoland Marine Research, 55(1): 45-55.
DIFFEY B L. 2002. Human exposure to solar ultraviolet radiation [J]. Journal of Cosmetic Dermatology, 1(3): 124-130.
FIGUEROA F L, JIMÉNEZ C, VIÑEGLA B, et al. 2002. Effects of solar UV radiation on photosynthesis of the marine angiosperm Posidonia oceanica from southern Spain [J]. Marine Ecology Progress Series, 230(4): 59-70.
HÄDER D P, KUMAR H D, SMITH R C, et al. 1998. Effects on aquatic ecosystems [J]. Journal of Photochemistry and Photobiology B Biology, 46(1-3):53-68.
HÄDER D P, KUMAR H D, SMITH R C. et al. 2003. Aquatic ecosystems: effects of solar ultraviolet radiation and interactions with other climatic change factors [J]. Photochemistry and Photobiology, 2(1): 39-50.
HÄDER D P. 2001. Ultraviolet radiation and aquatic microbial ecosystems[A]. COCKELL C S, BLAUSTEIN A R. Ecosystems, Evolution and Ultraviolet Radiation [C]. Springer-Verlag, New York: 150-169.
HUOVINEN P S, OIKARI A O J, SOIMASUO M R,et al. 2000. Impact of UV radiation on the early development of the giant kelp (Macrocystis pyrifera) gametophytes [J]. Photochemistry and Photobiology, 72(3): 308-313.
KOUWENBERG J H M, BROWMAN H I, CULLEN J J, et al. 1999. Biological weighting of ultraviolet (280-400 nm) induced mortality in marine zooplankton and fish.I. Atlantic cod (Gadus morhua) eggs [J]. Marine Biology, 134(2): 269-284.
KOUWENBERG J H M, BROWMAN H I, RUNGE J A, et al. 1999. Biological weighting of ultraviolet (280-400 nm) induced mortality in marine zooplankton and fish. II.Calanus finmarchicus (Copepoda) eggs [J]. Marine Biology, 134(2): 285-293.
LISTER K N, LAMARE M D, BURRITT D J. 2010. Sea ice protects the embryos of the Antarctic sea urchin Sterechinus neumayeri from oxidative damage due to naturally enhanced levels of UV-B radiation [J]. The Journal of experimental Biology, 213(11): 1967-1975.
LLABRÉS M, AGUSTÍ S. 2010. Effects of ultraviolet radiation on growth, cell death and the standing stock of Antarctic phytoplankton [J]. Aquatic Microbial Ecology, 59(2): 151-160.
SOMMARUGA R. 2001. The role of solar UV radiation in the ecology of alpine lake [J]. Journal of Photochemistry and Photobiology B: Biology, 62(1-2): 35-42.
XU J T, GAO K S. 2010. UV-A enhanced growth and UV-B induced positive effects in the recovery of photochemical yield in Gracilaria lemaneiformis (Rhodophyta) [J]. Journal of Photochemistry and Photobiology B Biology, 100(3): 117-122.
樊彦国, 孟志河, 张磊, 等. 2010. 基于遥感光谱反射率反演黄河口海域Ⅱ类水体悬浮泥沙浓度模型[J]. 海洋科学, 34(9): 60-63.
管越强, 高坤山. 2008. 阳光紫外辐射对水生动物的影响及作用机制[J].海洋科学进展, 26(2): 251-260.
国家环保总局《水与废水监测分析方法》编委会. 2002. 水和废水监测分析方法(第四版)[M]. 北京: 中国环境科学出版社: 670-671.
韩秀珍, 郑伟, 刘翔. 2010. 基于实测光谱的太湖水体表面离水反射率研究[J]. 国土资源遥感, (3): 54-57.
胡永洪. 2005. 用Excel软件建立水工观测回归模型[J]. 水电自动化与大坝监测, 29(2): 49-50.
李素菊, 吴倩, 王学军, 等. 2002.巢湖浮游植物叶绿素含量与反射光谱特征的关系[J]. 湖泊科学, 14(3): 228-234.
陆渝蓉. 1999. 地球水环境学[M]. 南京: 南京大学出版社: 49-50.
申茜, 张兵, 李俊生, 等. 2011. 太湖水体反射率的光谱特征波长分析[J].光谱学与光谱分析, 31(7): 1892-1897.
孙德勇, 李云梅, 王桥, 等. 2009. 太湖水体中悬浮颗粒物的比吸收光谱特性及其参数化分析[J]. 环境科学学报, 29(9): 1820-1829.
孙志方. 1996. 鲁西北地区鱼塘水体反射率[J]. 湖泊科学, 8(3): 222-228.
于洪彦. 2001. Excel统计分析与决策[M]. 北京: 高等教育出版社: 175-176.
张运林, 秦伯强, 马荣华, 等. 2005. 太湖典型草、藻型湖区紫外辐射的衰减及影响因素分析[J]. 生态学报, 25(9): 2254-2261.
张运林, 秦伯强, 朱广伟, 等. 2005. 长江中下游浅水湖泊紫外辐射的衰减[J]. 中国环境科学, 25(4): 445-449.
张运林, 秦伯强. 2007. 梅梁湾、大太湖夏季和冬季CDOM特征及可能来源分析[J]. 水科学进展, 18(3): 415-423.
Analyse for Attenuation Factors of Ultraviolet Radiation in the Air-Water Interface and Prediction Model
WANG Jinqi1, CHEN Xia2, SONG Yuzhi1, ZHENG Jianwei1
1. School of Applied Meteorology,, Nanjing University of Information Science & Technology, Nanjing 210044, China; 2. Jiangsu Center for Collaborative Innovation in Geographical Information Resource Development and Application, Nanjing 210023, China
The attenuation of ultraviolet radiation in the air-water interface is studied, UVR, UV-A, UV-B intensity of atmospheric and surface water and some water environmental factors are determined, and their correlation is analyzed. The results show that UVR, UV-A, UV-B attenuates from the atmosphere into the surface water immediately, the UVR average attenuation rate is 27.6%, UV-A average attenuation rate is 29.2%, UV-B average attenuation rate is 30.8%, the max attenuation rate in the most clean water, the minimum in the eutrophication water. Algae content is the great influencing factor on the attenuation of ultraviolet radiation in the air-water interface, the ultraviolet radiation absorption rate is low when the algae content is higher in water, so the attenuation rate of ultraviolet radiation in the air-water interface is low, The algae content is the lowest in the clean water in the absorption rate of ultraviolet is the highest, so the attenuation rate is the max, the algae content is higher in the eutrophication water, the UV absorption rate is low, so the attenuation rate is low. The incident angle is a important factor in the attenuation of ultraviolet radiation in the air-water interface, the attenuation rate is more when the incident angle is bigger. The attenuation model of UVR, UV-A, UV-B in the gas-water interface was established by using a linear regression equation, all three regression models passed the F test, R test and t test, they can be used to predict.
ultraviolet radiation; attenuation ratio; algae content; incident angle; turbidity
10.16258/j.cnki.1674-5906.2015.10.011
X524
A
1674-5906（2015）10-1660-08
王锦旗，陈霞，宋玉芝，郑建伟. 紫外辐射在气-水界面衰减因素分析及预测模型[J]. 生态环境学报, 2015, 24(10): 1660-1667.
WANG Jinqi, CHEN Xia, SONG Yuzhi, ZHENG Jianwei. Analyse for Attenuation Factors of Ultraviolet Radiation in the Air-Water Interface and Prediction Model [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2015, 24(10): 1660-1667.
教育部人文社会科学研究一般项目资助（15YJCZH167）；国家自然科学基金项目（41105113）
王锦旗（1976年生），男，讲师，博士。E-mail: w_j_q@sina.com
2015-04-21
