楊 平, 仝 川

1 濕潤亞熱帶生態(tài)-地理過程教育部重點(diǎn)實(shí)驗室, 福州 350007 2 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院, 福州 350007 3 福建師范大學(xué)地理研究所, 福州 350007 4 福建師范大學(xué)亞熱帶濕地研究中心, 福州 350007

淡水水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放的主要途徑及影響因素研究進(jìn)展

楊 平1,2, 仝 川1,3,4,*

1 濕潤亞熱帶生態(tài)-地理過程教育部重點(diǎn)實(shí)驗室, 福州 350007 2 福建師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院, 福州 350007 3 福建師范大學(xué)地理研究所, 福州 350007 4 福建師范大學(xué)亞熱帶濕地研究中心, 福州 350007

淡水水生生態(tài)系統(tǒng)是全球陸域生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，近年來，關(guān)于淡水水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放的研究日益增多?；趪鴥?nèi)外目前對湖泊、河流、水庫及淺水池塘等淡水生態(tài)系統(tǒng)開展的最新研究成果，總結(jié)分析了淡水水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放的3個主要途徑及相應(yīng)觀測方法。氣泡排放的觀測方法有倒置漏斗法、開放式動態(tài)箱法和超聲探測技術(shù)；植物傳輸?shù)挠^測方法有密閉箱法和植株切割法；擴(kuò)散途徑的觀測方法有靜態(tài)浮箱法、模型估算法/梯度法、微氣象學(xué)法、TDLAS吸收光譜法等。從物理因素、化學(xué)因素、生物因素、水動力因素和人類活動等角度，深入探討了淡水水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放通量的影響因素。最后根據(jù)當(dāng)前研究中存在的不足，對今后的研究方向提出了建議，以期為我國進(jìn)一步深入開展相關(guān)研究提供借鑒。

淡水水生生態(tài)系統(tǒng); 溫室氣體; 排放途徑; 觀測方法; 影響因素

大氣溫室氣體濃度增加及全球氣候變暖引發(fā)的一系列生態(tài)與環(huán)境問題已引起人們對溫室氣體“源/匯”的廣泛關(guān)注[1]。作為一個重要的生態(tài)系統(tǒng)類型，水生生態(tài)系統(tǒng)(aquatic ecosystems)排放到大氣中的溫室氣體越來越引起人們的關(guān)注。水生生態(tài)系統(tǒng)作為溫室氣體重要的源和匯，對大氣環(huán)境中溫室氣體濃度變化具有重要影響[2-4]。水生生態(tài)系統(tǒng)是地球表面各類水域生態(tài)系統(tǒng)的總稱，按水體鹽度高低可分為淡水生態(tài)系統(tǒng)和海洋生態(tài)系統(tǒng)，淡水又分為靜水和流水生態(tài)系統(tǒng)。目前有關(guān)淡水生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放的研究主要集中在靜水生態(tài)系統(tǒng)，包括湖泊[5-7]、水庫[8-10]和淺水池塘[11-12]，而有關(guān)流水生態(tài)系統(tǒng)的研究鮮見報道[13-14]。由于水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體的產(chǎn)生、轉(zhuǎn)移及排放是一個復(fù)雜的、動態(tài)的生物地球化學(xué)過程，且這一過程受到諸多因素的影響，進(jìn)而導(dǎo)致水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放存在很大的不確定性。鑒于水生生態(tài)系統(tǒng)的重要性，近年來我國開展了一些相關(guān)的研究[15-18]，但從廣度和深度看，與國際上還有一定的差距。本文重點(diǎn)從陸域淡水水生生態(tài)系統(tǒng)(以下簡稱水生生態(tài)系統(tǒng))溫室氣體(CO2、CH4和N2O)的排放途徑、觀測方法及影響因素等方面進(jìn)行了歸納總結(jié)，以期為深入理解水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體的產(chǎn)生與排放機(jī)制，為今后我國進(jìn)一步開展水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體產(chǎn)生、排放與調(diào)控等方面的研究提供思路與幫助。

1 溫室氣體的排放途徑

水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體主要通過沉積物-水-大氣(或沉積物-植物、浮游植物-大氣)體系向大氣中排放(圖1)[19]。河流、湖泊、池塘等水體環(huán)境產(chǎn)生的溫室氣體通過氣泡排放、植物傳輸和擴(kuò)散途徑進(jìn)入大氣；對于水庫而言，氣體除通過上述3種途徑進(jìn)入大氣外，還會通過水輪機(jī)、溢洪道和大壩下游等途徑由水體逃逸至大氣環(huán)境。

圖1 水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體的排放途徑[19]Fig.1 Emission approaches of greenhouse gas derived from aquatic ecosystem[19]

1.1 氣泡排放

氣泡排放是無植物區(qū)域沉積物-水界面CH4等微溶氣體遷移至水體表面進(jìn)入大氣的主要途徑(圖1)。該途徑排放氣體的強(qiáng)度在很大程度上受到不同氣候帶水體深度分壓差的影響[20-21]，但兩者關(guān)系具有復(fù)雜性和不確定性。熱帶區(qū)域淡水水體(水庫和湖泊)受水體靜壓力的作用，CH4通過氣泡的排放量隨深度增加而減少，且最大排放量往往發(fā)生在水深小于10 m的淺水域[21]。Rosa等[22]對巴西Samuel水庫不同深度CH4排放通量的研究發(fā)現(xiàn)，水深為5 m或小于5 m處，CH4通過氣泡的排放量為2.501—2.92 mg m-2h-1，而深度大于5 m處，排放量僅有0.08 mg m-2h-1。Keller等[23]對巴拿馬Gatun湖泊，Galy-Lacaux等[24]和Rosa等[22]對亞馬遜流域Tucuru水庫研究也得出類似的結(jié)論。然而，Delsontro等[8]和Diem等[25]對北半球溫帶地區(qū)湖泊和水庫，以及Bastien和Demarty[3]對南半球亞熱帶地區(qū)水庫研究得出不同的結(jié)論。Delsontro等[8]和Diem[25]等研究發(fā)現(xiàn)，CH4通過氣泡方式排放的最大通量源自于水下30 m以外的深水區(qū)域。Bastien和Demarty[3]對澳大利亞Koombooloomba水庫的研究發(fā)現(xiàn)，CH4通過氣泡方式排放的最大通量與水體深度及其分壓差并不存在直接地關(guān)系。以上研究結(jié)論的不一致表明，不同深度分壓差并不是造成氣泡排放CH4強(qiáng)度呈現(xiàn)差異的唯一或主要因素，水生生態(tài)系統(tǒng)自身特征和其它外界因素也具有重要作用。

水體環(huán)境中氣泡發(fā)生具有難以預(yù)測性、零星分布、持續(xù)時間極為短暫等特征，CH4氣泡形成需具備3個條件：(1)沉積物具有較高的CH4產(chǎn)生速率；(2)水中氣體的濃度較高；(3)水體壓力超過沉積物溶液表面張力，其中，沉積物CH4產(chǎn)生速率對于水中氣泡的形成及氣泡數(shù)量的多寡起著十分重要的作用。理論上，當(dāng)沉積物CH4產(chǎn)生速率較低時，一般不會或只產(chǎn)生極少量氣泡；而一旦CH4產(chǎn)生速率超過某一臨界值，沉積物液相中的CH4達(dá)到飽和，且來不及擴(kuò)散的CH4氣體分子便合并成CH4氣體分子團(tuán)形成富含CH4的氣泡[8, 21]。水體中CH4氣泡的形成、轉(zhuǎn)移與釋放過程是個十分復(fù)雜的動力學(xué)過程，除受水體環(huán)境不同深度分壓差影響外，其他因素，如沉積物底質(zhì)孔隙率、水體溶解氧、近表水層的溫度效應(yīng)、風(fēng)速、碎浪作用、上升流變動、水流速度與方向、水生生物(如微生物、底棲動物)活動及大氣邊界層性質(zhì)等亦顯著干擾氣泡釋放過程，并且這些因素具有顯著的時空變化[26-27]。目前國際上關(guān)于上述因素對CH4氣泡排放的具體作用機(jī)制及其影響程度的研究已開展了相關(guān)工作，但國內(nèi)并沒有給予充分的關(guān)注。

相對于CH4氣體，CO2因溶解度和液相阻力相對較大，氣泡中含有的CO2量較少，所以氣泡并不是水體中CO2進(jìn)入大氣環(huán)境的主要途徑。已有研究顯示，通過氣泡排放途徑進(jìn)入大氣環(huán)境中的CO2通量往往不到擴(kuò)散通量的1%—2%[27-28]。Keller和Stallard[23]對巴拿馬Gatun湖泊研究發(fā)現(xiàn)，98% CH4通過氣泡排放途徑進(jìn)入大氣，而CO2通過氣泡排放的比例不到2%。Casper等[29]對英國一個低生產(chǎn)力湖泊(Priest Pot湖泊)CH4和CO2排放的研究也得出相似結(jié)論，發(fā)現(xiàn)CH4和CO2通過氣泡途徑排放的比例分別為96%和1%，并指出氣泡排放存在顯著的時空變化。Yang等[30]對三峽水庫水-氣界面CO2通量的研究結(jié)果顯示，僅有5% 的CO2是通過氣泡途徑進(jìn)入大氣中。但Bastien和Demarty[3]對大洋洲Koombooloomba水庫溫室氣體排放研究得出了不同的結(jié)論，發(fā)現(xiàn)Koombooloomba水庫氣泡途徑排放的CO2通量高于CH4，與其它水庫相比兩種氣體通過氣泡途徑的排放量相當(dāng)，并維持在較低的水平(CH4:0.002 mg m-2h-1，CO2:0.003 mg m-2h-1)。以上不同的研究結(jié)果可能是由于研究區(qū)域地理位置、水體環(huán)境條件、觀測方法(觀測手段、觀測時間及樣品采集次數(shù)等)的不同而引起。

1.2 植物傳輸

水生植物為維持根的呼吸功能，往往形成輸導(dǎo)組織向根部輸送氧氣，這些輸導(dǎo)組織也成為植物傳輸水體溫室氣體(主要是CO2和CH4)的通道(圖1)。在植物群落茂密的水域，植物傳輸是沉積物中CH4遷移到大氣環(huán)境的重要途徑，大約50%—90%的CH4可通過植物通氣組織由沉積物直接輸送到大氣中[27]，但不同植物群落之間的傳輸量存有較大差異。青藏高原花海不同植物群落CO2和CH4排放通量研究表明，與沉水植物(眼子菜Potamogeton)相比，挺水植物(杉葉藻Hippuris、藨草Scirpus、苔草Carex)具有較高的CO2和CH4排放通量，表現(xiàn)為眼子菜<藨草<苔草<杉葉藻[31-32]。段曉男等[33]對烏梁素海不同植物群落CH4排放通量的野外觀測也得出類似結(jié)論，發(fā)現(xiàn)沉水植物(龍須眼子菜群落)CH4排放速率為3.44 mg m-2h-1，僅為挺水植物(蘆葦(Phragmitesaustralis)群落)平均排放速率的21.94%。分析原因是不同植物群落對溫室氣體產(chǎn)生、氧化過程及其傳輸能力存在較大差異而引起。通常認(rèn)為挺水植物可以將沉積物中產(chǎn)生的溫室氣體直接輸送到大氣中，而沉水植物只能將氣體輸送到水體中，再由水-氣界面進(jìn)入大氣，該過程會增加CO2在植物體內(nèi)被固定和CH4被氧化的可能[32-33]。此外，可能還會受植物傳輸溫室氣體機(jī)制的影響[12]。

植物傳輸溫室氣體的機(jī)制分為分子擴(kuò)散和對流傳輸。分子擴(kuò)散依賴于植物根與沉積物上部以及植物體內(nèi)和大氣之間的氣體濃度差，擴(kuò)散的能力主要受溫度影響。該種機(jī)制較多地存在于沉水植物(如眼子菜)和一些小型挺水植物，如藨草(Scirpuslacustris)、苔草屬植物(Carex)、貝母(Cladium)群落[32, 34]，擴(kuò)散規(guī)律可以用流體力學(xué)中Darcy擴(kuò)散定律來描述[35]：

Q=KAJ

(1)

式中,Q為氣體通量，K為擴(kuò)散系數(shù)，A為通道面積，J為濃度梯度差。

對流傳輸是由氣體的分壓差驅(qū)動，氣體隨氣流運(yùn)動而輸送，傳輸能力主要受到通過植物通氣組織的濕度(濕度誘導(dǎo))、熱(熱力學(xué)誘導(dǎo))或者風(fēng)速影響[36]。該種機(jī)制通常存在于蘆葦、互花米草(Spartinaalterniflora)、香蒲(Typha)、王蓮(Victoriaamazonica)等大型挺水植物或浮水植物中[37]，傳輸規(guī)律可用氣體運(yùn)動理論描述：

Es=FA-1ΔP-1

(2)

(3)

ΔPt=Pwi-Pwa(濕度誘導(dǎo))

(4)

式中,Es為氣體對流效率(cm3min-1cm-2Pa-1)，F(xiàn)為氣流速率(cm3/min)，A為葉片面積(cm2)，ΔP為壓強(qiáng)差，ΔPt為熱力學(xué)壓強(qiáng)差，ΔPw為濕度壓強(qiáng)差，Pwi為葉片維管內(nèi)濕度壓強(qiáng)，Pwa為大氣濕度壓強(qiáng)，Pa為大氣壓強(qiáng)，Ti為葉片內(nèi)溫度，Ta為大氣溫度。一般來說，對流傳輸?shù)妮斔托矢哂诜肿訑U(kuò)散[37]。

1.3 擴(kuò)散排放

擴(kuò)散是指CO2、CH4或N2O等氣體分子在濃度梯度下從高濃度向低濃度的一種任意運(yùn)動，其通量F取決于氣體溶解系數(shù)α、氣體傳質(zhì)系數(shù)kg,T以及氣體在水體與大氣間的濃度差ΔP[4]：

F= αkg,TΔP

(5)

在進(jìn)行水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體通量擴(kuò)散途徑排放的研究中，氣體傳質(zhì)系數(shù)的確定是核心，其傳質(zhì)系數(shù)受水-氣界面紊流混合作用的控制[4]，并且受到多種環(huán)境因素的影響。已有研究表明，風(fēng)速或風(fēng)場[38-39]、降雨[40]、熱對流[41]、水流[42]、光照、水體酸堿度[26, 43]、有機(jī)質(zhì)或懸浮物質(zhì)[18]、水體氧化還原環(huán)境[19, 44]等均對氣體傳質(zhì)系數(shù)產(chǎn)生影響。

1.4 其它途徑

除上述3種途徑外，水輪機(jī)、溢洪道和大壩下游也是水庫溫室氣體排放的重要途徑(圖2)[4]。大部分水電大壩為了有足夠的動力來運(yùn)行水輪機(jī)，會將進(jìn)出水口設(shè)計在距離水庫表面數(shù)米低的地方，當(dāng)富含氣體的水通過水輪機(jī)時，水體靜水壓力發(fā)生急劇變化，大量氣體將從水中逃逸出來。已有研究發(fā)現(xiàn)，水輪機(jī)和溢洪道是水庫中溫室氣體逃逸至大氣環(huán)境不可忽略的途徑，但釋放氣體能力存在區(qū)域差異。Fearnside[45]對巴西Tucurui水庫研究結(jié)果顯示，水庫CH4通過水輪機(jī)和溢洪道的排放量有時甚至?xí)嫉秸麄€水庫排放量的70%；而Diem[25]等對阿爾卑斯山區(qū)的Grimsel、Luzzone和Sihl水庫研究發(fā)現(xiàn)，水庫在泄水過程中因產(chǎn)生“水進(jìn)復(fù)氧”現(xiàn)象，導(dǎo)致CH4被氧化，造成通過水輪機(jī)和溢洪道傳輸?shù)酱髿庵械腃H4量減少，從而致使研究中的3個水庫CH4通過水輪機(jī)的排放量僅占到水庫總排放量的14%—44%。水庫在泄水過程中通過水輪機(jī)和溢洪道作用除將部分溫室氣體排放到大氣中外，水體中仍然含有部分的溶解有機(jī)碳、顆粒有機(jī)碳和溶解CO2、CH4排至水庫下游，因此也有部分的CO2、CH4通過大壩下游途徑釋放到大氣中。Guérin等[46]通過測量Petit Saut水庫表層、下游河流0—40 m和40—80 m范圍處的CO2和CH4發(fā)現(xiàn)，下游河流與水庫深層次水體中的CO2和CH4濃度有著顯著的相關(guān)性，多年跟蹤研究結(jié)果顯示，該水庫約40% CO2和70% CH4的排放發(fā)生在大壩下游河流。Kemenes等[28, 47]對巴西Balbina水庫CO2的研究也得出相似結(jié)果，但大壩下游CH4排放所占比例相對較低。

圖2 水庫生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體產(chǎn)生與排放過程[4] Fig.2 Carbon dioxide, Methane and Nitrous oxide dynamics derived from hydroelectric reservoir ecosystem[4]

2 溫室氣體的觀測方法

鑒于水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放中各途徑的重要性，目前國際上已有多種方法用于水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體不同排放途徑的研究(表1)。

(1)氣泡排放和植物傳輸 倒置漏斗法是國際上用于氣泡排放途徑研究的常見方法，主要集中在熱帶、亞熱帶及一些淺水域溫室氣體通量的觀測研究[3-4, 23, 48-49]，無法實(shí)現(xiàn)區(qū)域連續(xù)監(jiān)測和全面捕捉氣泡排放信息是該種監(jiān)測技術(shù)的不足。為彌補(bǔ)倒置漏斗法上述的缺陷，國際上已發(fā)展了開放式動態(tài)箱[50]和超聲探測技術(shù)[51]，優(yōu)點(diǎn)是測量精確度高、連續(xù)性好，但技術(shù)要求較高。密閉箱法和植株切割法是用于觀測水體中溫室氣體以植物通氣組織方式排放的常見方法，但是兩種方法亦僅局限于點(diǎn)的觀測，無法進(jìn)行大范圍、全區(qū)域的連續(xù)監(jiān)測；且樣品監(jiān)測過程中易受人為操作、天氣及水面環(huán)境的影響，可能導(dǎo)致測定結(jié)果與實(shí)際情況存在誤差。

(2)擴(kuò)散排放途徑 浮箱法[52-54]和模型估算法[9, 55-57]是目前用于水-氣界面溫室氣體擴(kuò)散通量最常用的兩種野外現(xiàn)場監(jiān)測方法。但在運(yùn)用浮箱采集氣樣時，可能會因人為干擾和水面波動而改變箱內(nèi)氣體的濃度，從而導(dǎo)致測量的誤差，并且該種方法也會受天氣狀況影響(通常在無雨期間操作)而無法實(shí)現(xiàn)全時段、大區(qū)域的連續(xù)觀測。模型估算法中的氣體交換系數(shù)k值的確定是決定該方法觀測精度的關(guān)鍵，但k值時常受到表層水體紊流混合作用及環(huán)境因素影響而變的十分復(fù)雜，因此模型估算的結(jié)果可能存在較大的不確定性[58]?？烧{(diào)諧二極管激光吸收光譜(Tunable Diode Laser Absorption Spectroscopy, TDLAS)技術(shù)和微氣象學(xué)觀測方法中的渦度相關(guān)法是用于對水域溫室氣體擴(kuò)散通量進(jìn)行大面積連續(xù)測量最有效、精確度較高的兩種方法，但其對環(huán)境條件和技術(shù)要求均較高，國際上目前已采用上述兩種方法對面積較大的水庫和湖泊進(jìn)行觀測研究[4, 39, 59]，國內(nèi)還比較鮮見。微氣象學(xué)觀測方法中的空氣動力學(xué)法、能量平衡法和質(zhì)量平衡法等也均可以用于現(xiàn)場測量水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體擴(kuò)散通量的計算[60]。

盡管已經(jīng)有眾多可行技術(shù)用于研究水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放，但是，如何快速、有效而準(zhǔn)確地評估大尺度范圍溫室氣體排放通量時空變化的特征，對于當(dāng)前科研人員來說仍是個重大挑戰(zhàn)。

表1 水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體通量的主要研究方法

3 溫室氣體排放通量的主要影響因素

水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放通量大小由產(chǎn)生和傳輸過程共同決定，對于CH4氣體來說，氧化也是一個重要環(huán)節(jié)。以上過程受到諸多環(huán)境因素的影響，包括氣象因素、水體理化性質(zhì)、生物作用、水動力條件等。

3.1 物理因素

3.1.1 溫度

水溫是水體重要物理參數(shù)，對水體CO2通量影響因生境不同而呈現(xiàn)差異。在相對封閉或靜止的水體中(如天然湖泊和淺水池塘)，較高水溫促使有機(jī)質(zhì)分解，引起水體二氧化碳分壓(pCO2)上升，增加水體CO2向大氣釋放[11, 61]。對河流和水庫而言，縱向輸移和垂向混合的生境特征迫使該種水生生態(tài)系統(tǒng)具有一定開放性水溫特點(diǎn)，致使水體生物地球化學(xué)過程同湖泊有較大差異。在上述生境下，較高水溫會增強(qiáng)水生生物光合作用對水體中溶解性CO2吸收，提高水體pH，降低pCO2，進(jìn)而增加水體對大氣CO2吸收[18, 62]。

水溫通過影響微生物活性、氧化還原環(huán)境及氣體在水中溶解度間接的影響到CH4和N2O排放。水溫升高會激發(fā)微生物活性，降低氣體在水中的溶解，促進(jìn)水體中CH4和N2O向大氣釋放[62-63]。Avery等[64]采用14C標(biāo)記對美國北卡羅萊納州White Oak河流沉積物的研究發(fā)現(xiàn)，沉積物中乙酸發(fā)酵途徑產(chǎn)生的CH4約占CH4產(chǎn)生總量的69%，CH4產(chǎn)生速率隨溫度升高呈指數(shù)增長，沉積物中CH4產(chǎn)生的微生物活性主要受控于溫度。Silvennoinen等[65]對水體N2O排放速率研究發(fā)現(xiàn)，隨著水溫增加，水體沉積物的硝化和反硝化速度因微生物活性增強(qiáng)而促進(jìn)了水-氣界面N2O的排放速率。也有研究表明，較高水溫易導(dǎo)致水體缺氧而抑制硝化作用，進(jìn)而會抑制N2O的產(chǎn)生與釋放[11]。

氣溫通過對水溫和沉積物底質(zhì)溫度的調(diào)節(jié)作用引起水體溫室氣體排放通量呈現(xiàn)顯著地時間變化特征[5, 10, 12]。Garcia-Ruiz等[13]對英國Swale-Ouse河5個不同地段的研究發(fā)現(xiàn)，各河段水體最大N2O排放量均出現(xiàn)于氣溫較高的5—10月，而其它時間明顯降低。Xing等[15]對亞熱淺水湖泊CH4排放的研究也發(fā)現(xiàn)，湖泊向大氣排放CH4的峰值出現(xiàn)在氣溫較高的夏季，其它季節(jié)CH4排放量均維持在較低水平。但不同水體環(huán)境溫室氣體排放通量日變化與氣溫的關(guān)系具有一定的復(fù)雜性，主要表現(xiàn)為：無相關(guān)性[63]，正相關(guān)[12, 20, 66]或負(fù)相關(guān)[67]。

3.1.2 風(fēng)速

風(fēng)速通過風(fēng)應(yīng)力致使水體表面破碎，增加水體與空氣接觸面積，改變表層水與大氣間的CO2濃度梯度來影響氣體擴(kuò)散的強(qiáng)度[38, 48]。在淺水環(huán)境中，風(fēng)力擾動作用還會促使沉積物中碳酸鹽溶解于水體，引起水體堿度上升，增加水體CO2向大氣中釋放[12, 63]。

風(fēng)速對水-氣界面CH4排放的影響具有雙重性：一是風(fēng)力對水體的擾動將引起沉積物層產(chǎn)生大量氣泡[22, 68]，并且通過剪切水面波浪降低水-氣界面的氣體擴(kuò)散阻力來增加水體CH4的排放；二是風(fēng)力擾動會增加水中溶解氧(DO)含量和增強(qiáng)深水層中的氧化作用，產(chǎn)甲烷菌活動因而受抑制，從而減少了CH4的產(chǎn)生與排放[43]。

風(fēng)速可通過影響N2O在水-氣界面的分壓平衡來影響水體N2O釋放，主要表現(xiàn)為：一方面，風(fēng)的切應(yīng)力導(dǎo)致水體表面破碎，增加水-氣交換面積，促進(jìn)水體N2O釋放；另一方面，風(fēng)速變化通過影響N2O在水體中的飽和度引起水體中N2O源/匯角色轉(zhuǎn)換。在高風(fēng)速條件下，水體N2O極有可能出現(xiàn)欠飽和，在該種情形下水體會形成向下的泵吸作用[69]，促使水體對大氣中N2O的吸收[70]。

3.1.3 光合有效輻射

光合有效輻射(PAR)通過影響溫度、植物及微生物活性間接影響水體溫室氣體的地球化學(xué)過程，并且這種影響因水體植被覆蓋狀況而呈現(xiàn)出差異性。在水生植物覆蓋率較高或浮游植物較豐富的水環(huán)境中，水體與大氣間CO2通量的晝夜變化受太陽輻射影響[12, 71]。日間太陽輻射較強(qiáng)，植物代謝過程旺盛，強(qiáng)烈的光合作用大量吸收水中溶解性CO2，引起水體pH上升，致使水體pCO2低于大氣水平，從而削減水體系統(tǒng)總呼吸的CO2量[18, 71]；而夜間的情況正好與之相反。

PAR可通過影響植物光合作用強(qiáng)度以及微生物活性間接的影響到CH4產(chǎn)生與排放。晝間強(qiáng)烈的PAR促使植物光合作用釋放O2，激發(fā)CH4氧化菌活性，致使沉積物產(chǎn)生的CH4被較快氧化[11-12]。此外，晝間PAR可提高水生植物體內(nèi)的水汽蒸發(fā)和溫度，加大植物體內(nèi)濕度誘導(dǎo)的壓強(qiáng)梯度和熱力學(xué)誘導(dǎo)滲透，進(jìn)而加強(qiáng)氣體對流；而一旦光照條件消失，氣流則停止[35]；因此，PAR也會影響植物傳輸CH4機(jī)制的晝夜轉(zhuǎn)換。很多水生植物，如蘆葦、寬葉香蒲(Typhalatifolia)、長苞香蒲(Typhadomingensis)等在低光照或夜間的時候，采用分子擴(kuò)散機(jī)制來排放CH4；而在日間光照充足的條件下，以對流傳輸為主[33-34]。

PAR可通過引起水體溶解氧變化來對水體中N2O的產(chǎn)生與排放過程產(chǎn)生影響。強(qiáng)光照條件下，沉積物反硝化速率因水體氧氣滲透能力增強(qiáng)而降低[72]，從而造成通過反硝化途徑產(chǎn)生的N2O減少[70]。此外，該過程中的硝化速率也隨水體氧的滲透能力增強(qiáng)而提高，但在水體環(huán)境下N2O主要來源于沉積物反硝化過程，硝化作用增加的N2O量不足以抵償反硝化過程削弱而減少的量。因此，強(qiáng)光照條件下水體向大氣中釋放的N2O可能會減少[66, 73]。

3.2 化學(xué)因素

3.2.1 pH值和氧化還原電位

氧化還原電位對水體溫室氣體排放通量影響具有不可忽視的作用。但目前關(guān)于水生生態(tài)系統(tǒng)CO2和CH4排放通量對氧化還原電位的響應(yīng)存有爭議。一方面認(rèn)為，氧化還原電位是反映沉積物或水體環(huán)境氧化還原能力強(qiáng)弱的一個重要指標(biāo)，是有機(jī)質(zhì)分解的制約因素，直接關(guān)系到溫室氣體的產(chǎn)生及在遷移過程中的轉(zhuǎn)化，對水體CH4和CO2排放有著顯著影響[76]。另一方面認(rèn)為，野外風(fēng)速和風(fēng)向?qū)λw擾動存在隨機(jī)性，進(jìn)而導(dǎo)致水體氧含量不斷發(fā)生變化，從而使得氧化還原電位對水體CH4和CO2排放通量的影響具有不確定性[67]。

3.2.2 溶解氧和溶解性有機(jī)碳

水體溶解氧(DO)含量及分布情況決定著水體中有機(jī)物降解途徑及其產(chǎn)物，對水體生源要素循環(huán)有重要影響[68]。對于碳循環(huán)而言，有機(jī)物在有氧情況下產(chǎn)生CO2和CH4，而在缺氧狀態(tài)下主要產(chǎn)生CH4；對于氮循環(huán)而言，在有氧環(huán)境中主要發(fā)生硝化反應(yīng)，厭氧環(huán)境中主要發(fā)生反硝化反應(yīng)。Rosa等[22]對熱帶地區(qū)水庫研究發(fā)現(xiàn)，沉積物中產(chǎn)生的CH4，一部分通過擴(kuò)散方式上升到水面，在上升過程中，由于水中氧含量的逐漸上升，產(chǎn)生的大部分CH4被有氧-缺氧臨界面的甲烷氧化菌消耗掉，從而使得水體擴(kuò)散到大氣的CH4量明顯減少。Xing等[15]對亞熱帶淺水湖泊研究發(fā)現(xiàn)，湖泊水體夏季向大氣排放的CH4大于春季、秋季及冬季，除受湖泊初級生產(chǎn)力影響外，夏季水體氧含量較低、厭氧程度高也是一個重要影響因素。Schrier-Uijl等[63]研究也發(fā)現(xiàn)，不同水體環(huán)境中CH4排放量與水體DO變化有著顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系，通常情況下DO低的水體排放的CH4要大于DO高的水體。韓洋等[70]研究發(fā)現(xiàn)，南京典型水體春季N2O排放量晝間低于夜間，與晝間水體DO高致使硝化作用增強(qiáng)有關(guān)。

溶解性有機(jī)碳(DOC)豐富程度對水體中CO2和CH4的產(chǎn)生與排放具有重要影響[9, 77]。通常情況下，單位面積水體的CO2和CH4通量與流域或水體中DOC濃度呈正相關(guān)關(guān)系[20, 78]。對水庫的研究表明[18, 21, 23]，在水庫運(yùn)行初期因水庫淹沒大量植被和土壤，水體中易分解的DOC濃度高，CO2和CH4排放量亦高；隨著水庫年齡增加，DOC濃度降低，CO2和CH4排放通量也隨之減少，最終趨于天然河道水平。DOC影響水體CO2和CH4排放通量的主要作用機(jī)制是DOC為水體中CO2和CH4產(chǎn)生的直接碳源，其含量高低直接關(guān)系到相關(guān)微生物活性。此外，DOC對水生生態(tài)系統(tǒng)p(CO2)也具有一定影響，并且這種影響因湖泊或水庫所處流域中DOC豐富程度、來源途徑、水體規(guī)模及地理位置不同而呈現(xiàn)出差異[43]。

3.2.3 營養(yǎng)鹽

3.3 生物因素

水生生物對水-氣界面CO2交換通量的影響主要體現(xiàn)在2個方面，一方面在自養(yǎng)狀態(tài)下，水生浮游植物初級生產(chǎn)力大于水生生物呼吸作用，碳被固定，引起水體p(CO2)下降，促使水體吸收大氣中的CO2；另一方面，在異養(yǎng)狀態(tài)下，水生生物呼吸作用強(qiáng)于光合作用，水體p(CO2)增加，促使水體向大氣中釋放CO2[18, 21, 67]。在對CH4的影響方面，水生生物活動可通過影響水中DO含量而間接影響水-氣界面CH4通量。一方面，水生浮游植物的光合作用可增加水中DO含量，造成水體中CH4氧化量增加；另一方面，水生生物通過呼吸作用、有機(jī)物的分解等途徑消耗水中DO含量，CH4產(chǎn)生與排放量因厭氧環(huán)境增強(qiáng)而增大[68]。

植被對水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放的影響不可忽視，其主要通過以下機(jī)制或途徑產(chǎn)生作用：(1)植物通過光合作用固定碳或降低水流流速富集大量的有機(jī)物[16, 86]，為相應(yīng)氣體產(chǎn)生提供充足的碳氮源；(2)植物通過根系周轉(zhuǎn)及其對碳物質(zhì)的分泌[87]，為微生物活動提供原料；(3)為沉積物厭氧區(qū)生成的CH4、N2O等氣體直接進(jìn)入大氣提供通道[86, 88-89]；(4)植物自身產(chǎn)生或吸收CH4氣體[90]。

3.4 水動力因素

溫室氣體從水體釋放到大氣的過程是一個動力學(xué)過程，與水流動力及水-氣界面動力息息相關(guān)[82]。水流速度通過影響藻類生長環(huán)境及水體富營養(yǎng)化來影響光在水體中的通透性[68]，進(jìn)而影響到水生生物在水體碳氮循環(huán)過程中的活性。Silvennoinen等[65]波羅的海Temmesjoki河的研究發(fā)現(xiàn)，較快的水流速度及較大的風(fēng)速有利于水-氣界面溫室氣體交換。此外，水位季節(jié)性波動影響到深層水體溫度的變化，進(jìn)而影響到有機(jī)物分解速率及氣泡的比率[72]，從而導(dǎo)致溫室氣體排放量也會發(fā)生季節(jié)性變化[3, 68, 91]。

3.5 人類活動的影響

土地利用方式變化、大壩與水庫建設(shè)改變了水生生態(tài)系統(tǒng)原有的自然演進(jìn)和變化過程，直接影響到C、N等生源要素在水體中的生物地球化學(xué)行為。陸域湖泊多屬于淺水富營養(yǎng)性湖泊，浮游植物生產(chǎn)力高，水生高等植物豐富，絕大多數(shù)情況下是吸收大氣中的CO2，可能是未被發(fā)現(xiàn)的重要碳匯[92]。已有研究初步估計，湖泊對大氣CO2的總匯(以C計算)可達(dá)5.32×107t/a[92]。但長期盲目的土地利用方式變化，如天然湖泊圍墾轉(zhuǎn)變?yōu)檗r(nóng)田，導(dǎo)致湖泊生態(tài)系統(tǒng)碳的大量流失，湖泊在水生生態(tài)系統(tǒng)中的碳匯能力正在逐步地被弱化。大壩與水庫建設(shè)是當(dāng)前人類活動對河流碳氮循環(huán)過程影響最為主要的干擾方式。河流上大壩和水庫的廣泛存在，一方面加大了來自河流上游輸移的陸源侵蝕物質(zhì)的沉積量[93]，加之大壩的攔截使水體停留時間延長，有利于自源含碳物質(zhì)的生產(chǎn)[94]和有機(jī)物的降解，進(jìn)而會改變水體的碳匯/源功能，其中寒帶及溫帶地區(qū)水體主要表現(xiàn)為CO2的“源”，熱帶地區(qū)主要表現(xiàn)為CH4的釋放“源”[95]。另一方面大壩下游水流速度趨緩，加上沿途大量工農(nóng)業(yè)廢水及居民生活污水的排入，水體營養(yǎng)鹽濃度升高，易導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化[95]，直接引起水體理化狀況的變化[96]，勢必也會影響到大壩下游河流水體溫室氣體的產(chǎn)生與排放過程[91]。但目前關(guān)于建壩前后的大壩下游河流水體溫室氣體通量差異性對比的研究鮮見報道。

內(nèi)陸水域水產(chǎn)養(yǎng)殖是影響人工池塘和天然湖泊溫室氣體通量變化較為常見的一種人為干擾方式。據(jù)Boyd等人的研究估算[97]，世界范圍內(nèi)1.11×105km2的水產(chǎn)養(yǎng)殖塘的沉積物每年可封存1.66×107t的CO2(以C計算)，占全球每年碳排放總量的0.21%，水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)在固定(形成碳匯)和移除(碳提取)水生生態(tài)系統(tǒng)碳方面發(fā)揮著重要作用。但是目前國際上在該方面的研究僅僅是從漁業(yè)統(tǒng)計數(shù)據(jù)角度初步分析水產(chǎn)養(yǎng)殖塘的能耗及構(gòu)成，據(jù)此來估算水產(chǎn)養(yǎng)殖活動中CO2的排放強(qiáng)度[92]，對于直接開展水產(chǎn)養(yǎng)殖活動對水體碳氮循環(huán)過程及其溫室氣體排放影響的研究鮮見報道[80]。

4 問題與展望

作為全球生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，淡水生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體的產(chǎn)生和排放過程具有自身的特點(diǎn)，近年來引起較多的關(guān)注，并取得一定的研究成果，但仍存在著局限性。鑒于當(dāng)前研究中存在的問題，建議今后的研究方向可側(cè)重于以下幾個方面：

(1)加強(qiáng)對水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體通量測定方法的標(biāo)準(zhǔn)化研究。盡管已有許多方法用于淡水生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體通量的監(jiān)測，但目前各種方法的測定結(jié)果之間的可比性較差。因此，探索有效而準(zhǔn)確的測定方法，并統(tǒng)一標(biāo)準(zhǔn)對今后開展水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體通量的連續(xù)觀測具有重要意義。

(2)加強(qiáng)對水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放通量的大范圍長期連續(xù)觀測研究。當(dāng)前對水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放研究主要聚集在定點(diǎn)觀測上，并據(jù)此來表征整個水域溫室氣體排放通量的動態(tài)特征及其總排放量。水生生態(tài)系統(tǒng)自身特性及其環(huán)境因素的時空異質(zhì)性勢必會對整個觀測結(jié)果產(chǎn)生影響，導(dǎo)致研究結(jié)果存在不確定性和較大誤差，有必要采用有效監(jiān)測技術(shù)進(jìn)行大范圍長期連續(xù)觀測研究。

(3)繼續(xù)深化水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體各種排放途徑的研究。綜合考慮多種因素(包括水生生態(tài)系統(tǒng)自身特性、氣象因素、水體理化性質(zhì)、生物因素和水動力因素)、觀測時間(晝夜變化和季節(jié)變化觀測)、加大野外采樣頻率等方面對水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體不同排放途徑進(jìn)行觀測研究，以期明晰不同排放途徑的具體作用機(jī)制及其相應(yīng)時空變化特征。

(4)加強(qiáng)水生生態(tài)系統(tǒng)不同界面的溫室氣體排放研究。水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體的排放，不僅涉及到水體內(nèi)部變化，而且與沉積物、陸源輸入等都有關(guān)聯(lián)。目前主要聚集在水-氣界面溫室氣體排放的研究，忽視了對水-沉積物界面、水-陸界面溫室氣體排放通量的研究。

(5)積極開展人類活動影響下水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放特征的研究。土地利用方式變化、大壩與水庫建設(shè)等人類活動改變了水生生態(tài)系統(tǒng)原有的自然演進(jìn)過程，工農(nóng)業(yè)廢水和居民生活污水大量排放引起的水體富營養(yǎng)化，均直接影響到C、N等生源要素在水體中的生物地球化學(xué)行為，有必要深入探討人類活動對水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放的影響。

[1] Intergovernmental Panel on Climate Change. Climate Change 2007:The Physical Science Basis. New York:Cambridge University Press, 2007.

[2] Duc N T, Silverstein S, Lundmark L, Reyier H, Crill P, Bastviken D. Automated flux chamber for investigating gas flux at water-air interfaces. Environmental Science & Technology, 2012, 47(2):968-975.

[3] Bastien J, Demarty M. Spatio-temporal variation of gross CO2and CH4diffusive emissions from Australian reservoirs and natural aquatic ecosystems, and estimation of net reservoir emissions. Lakes & Reservoirs:Research & Management, 2013, 18(2):115-127.

[4] Deshmukh C. Greenhouse gas emissions (CH4, CO2and N2O) from a newly flooded hydroelectric reservoir in subtropical South Asia:The case of Nam Theun 2 Reservoir, Lao PDR. New Delhi, India:Université Paul Sabatier -Toulouse III; Teri University, 2013.

[5] Repo M E, Huttunen J T, Naumov A V, Chichulin A V, Lapshina E D, Bleuten W, Martikainen P J. Release of CO2and CH4from small wetland lakes in western Siberia. Tellus, 2007, 59(5):788-796.

[6] Juutinen S, Rantakari M, Kortelainen P, Huttunen J T, Larmola T, Alm J, Silvola J, Martikainen P J. Methane dynamics in different boreal lake types. Biogeosciences, 2009, 6:209-223.

[7] Palma-Silva C, Marinho C C, Albertoni E F, Giacomini I B, Barros M P F, Furlanetto L M, Trindade C R T, Esteves F D A. Methane emissions in two small shallow neotropical lakes:The role of temperature and trophic level. Atmospheric Environment, 2013, 81:373-379.

[8] DelSontro T, McGinnis D F, Sobek S, Ostrovsky I, Wehrli B. Extreme methane emissions from a Swiss hydropower reservoir:Contribution from bubbling sediments. Environmental Science & Technology, 2010, 44(7):2419-2425.

[9] Jacinthe P A, Filippelli G M, Tedesco L P, Raftis R. Carbon storage and greenhouse gases emission from a fluvial reservoir in an agricultural landscape. CATENA, 2012, 94:53-63.

[10] Yang L, Lu F, Wang X K, Duan X N, Song W Z, Sun B F, Zhang Q Q, Zhou Y J. Spatial and seasonal variability of diffusive methane emissions from the Three Gorges Reservoir. Journal of Geophysical Research:Biogeosciences, 2013, 118(2):471-481.

[11] 林海, 周剛, 李旭光, 周軍, 張彤晴, 王桂民. 夏季池塘養(yǎng)殖中華絨螯蟹生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放及綜合增溫潛勢. 水產(chǎn)學(xué)報, 2013, 37(3):417-424.

[12] Natchimuthu S, Selvam B P, Bastviken D. Influence of weather variables on methane and carbon dioxide flux from a shallow pond. Biogeochemistry, 2014, 119(1/3):403-413.

[13] García-Ruiz R, Pattinson S N, Whitton B A. Nitrous oxide production in the river Swale-Ouse, North-East England. Water Research, 1999, 33(5):1231-1237.

[14] Koné Y J M, Abril G, Delille B, Borges A V. Seasonal variability of methane in the rivers and lagoons of Ivory Coast (West Africa). Biogeochemistry, 2010, 100(1/3):21-37.

[15] Xing Y P, Xie P, Yang H, Ni L Y, Wang Y S, Rong K W. Methane and carbon dioxide fluxes from a shallow hypereutrophic subtropical lake in China. Atmospheric Environment, 2005, 39(30):5532-5540.

[16] Duan X N, Wang X K, Mu Y J, Ouyang Z Y. Seasonal and diurnal variations in methane emissions from Wuliangsu Lake in arid regions of China. Atmospheric Environment, 2005, 39(25):4479-4487.

[17] Liu X L, Liu C Q, Li S L, Wang F S, Wang B L, Wang Z L. Spatiotemporal variations of nitrous oxide (N2O) emissions from two reservoirs in SW China. Atmospheric Environment, 2011, 45(31):5458-5468.

[18] 蔣滔, 郭勁松, 李哲, 方芳, 白鐳, 劉靜. 三峽水庫不同運(yùn)行狀態(tài)下支流澎溪河水-氣界面溫室氣體通量特征初探. 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(5):1463-1470.

[19] Diem T. Methane dynamics in oxic and anoxic aquatic systems. Discussions, Eidgen?ssische Technische Hochschule ETH Zürich, Nr. 18113, 2008.

[20] Huttunen J T, Alm J, Liikanen A, Juutinen S, Larmola T, Hammar T, Silvola J, Martikainen P J. Fluxes of methane, carbon dioxide and nitrous oxide in boreal lakes and potential anthropogenic effects on the aquatic greenhouse gas emissions. Chemosphere, 2003, 52(3):609-621.

[21] Abril G, Guérin F, Richard S, Delmas R, Galy-Lacaux C, Gosse P, Tremblay A, Varfalvy L, Dos Santos M A, Matvienko B. Carbon dioxide and methane emissions and the carbon budget of a 10-year old tropical reservoir (Petit Saut, French Guiana). Global Biogeochemical Cycles, 2005, 19(4), doi:10.1029/2005GB002457.

[22] Rosa L P, Santos M A D, Matvienko B, Sikar E, Louren?o R S M, Menezes C F. Biogenic gas production from major Amazon reservoirs, Brazil. Hydrological Processes, 2003, 17(7):1443-1450.

[23] Keller M, Stallard R F. Methane emission by bubbling from Gatun Lake, Panama. Journal of Geophysical Research, 1994, 99(D4):8307-8319.

[24] Galy-Lacaux C, Delmas R, Kouadio G, Richard S, Gosse P. Long-term greenhouse gas emissions from hydroelectric reservoirs in tropical forest regions. Global Biogeochemical Cycles, 1999, 13(2):503-517.

[25] Diem T, Koch S, Schwarzenbach S, Wehrli B, Schubert C J. Greenhouse gas emissions (CO2, CH4and N2O) from several perialpine and alpine hydropower reservoirs by diffusion and loss in turbines. Aquatic Sciences, 2012, 74(3):619-635.

[26] 魯中明, 戴民漢. 海氣CO2通量與渦動相關(guān)法應(yīng)用研究進(jìn)展. 地球科學(xué)進(jìn)展, 2006, 21(10):1046-1057.

[27] Kelly C A, Rudd J W M, Bodaly R A, Roulet N P, Louis V L St, Heyes A, Moore T R, Schiff S, Aravena R, Scott K J, Dyck B, Harris R, Warner B, Edwards G. Increases in fluxes of greenhouse gases and methyl mercury following flooding of an experimental reservoir. Environmental Science & Technology, 1997, 31(5):1334-1344.

[28] Kemenes A, Forsberg B R, Melack J M. CO2emissions from a tropical hydroelectric reservoir (Balbina, Brazil). Journal of Geophysical Research, 2011, 116(G3), doi:10.1029/2010JG001465.

[29] Casper P, Maberly S C, Hall G H, Hall G H, Finlay B J. Fluxes of methane and carbon dioxide from a small productive lake to the atmosphere. Biogeochemistry, 2000, 49(1):1-19.

[30] Yang L, Lu F, Wang X K, Duan X N, Tong L, Ouyang Z Y, Li H P. Spatial and seasonal variability of CO2flux at the air-water interface of the Three Gorges Reservoir. Journal of Environmental Sciences, 2013, 25(11):2229-2238.

[31] Hirota M, Tang Y, Hu Q W, Hirata S, Kato T, Mo W H, Cao G M, Mariko S. Methane emissions from different vegetation zones in a Qinghai-Tibetan Plateau wetland. Soil Biology & Biochemistry, 2004, 36(5):737-748.

[32] Hirota M, Tang Y, Hu Q W, Hirata S, Kato T, Mo W H, Cao G M, Mariko S. Carbon dioxide dynamics and controls in a deep-water wetland on the Qinghai-Tibetan Plateau. Ecosystems, 2006, 9(4):673-688.

[33] 段曉男, 王效科, 陳琳, 牟玉靜, 歐陽志云. 烏梁素海湖泊濕地植物區(qū)甲烷排放規(guī)律. 環(huán)境科學(xué), 2007, 28(3):455-459.

[34] Van Der Nat F J W A, Middelburg J J, Van Meteren D, Wielemakers A. Diel methane emission patterns fromScirpuslacustrisandPhragmitesaustralis. Biogeochemistry, 1998, 41(1):1-22.

[35] 成水平, 吳振斌, 夏宜琤. 水生植物的氣體交換與輸導(dǎo)代謝. 水生生物學(xué)報, 2003, 27(4):413-417.

[36] Arkebauer T J, Chanton J P, Verma S B, Kim J. Field measurements of internal pressurization inPhragmitesaustralis(Poaceae) and implications for regulation of methane emissions in a midlatitude prairie wetland. American Journal of Botany, 2001, 88(4):653-658.

[37] 段曉男, 王效科, 歐陽志云. 維管植物對自然濕地甲烷排放的影響. 生態(tài)學(xué)報, 2005, 25(12):3375-3382.

[38] Wanninkhof R. Relationship between wind speed and gas exchange over the ocean. Journal of Geophysical Research, 1992, 97(C5):7373-7382.

[39] Guérin F, Abril G, Ser?a D, Delon C, Richard S, Delmas R, Tremblay A, Varfalvy L. Gas transfer velocities of CO2and CH4in a tropical reservoir and its river downstream. Journal of Marine Systems, 2007, 66(1/4):161-172.

[40] Ho D T, Veron F, Harrison E, Bliven L F, Scott N, Mcgillis W R. The combined effect of rain and wind on air-water gas exchange:A feasibility study. Journal of Marine Systems, 2007, 66(1/4):150-160.

[41] Eugster W, Kling G T, Jonas J P, McFadden A, MacIntyre S, Chapin F S III. CO2exchange between air and water in an arctic Alaskan and midlatitude Swiss lake:importance of convective mixing. Journal of Geophysical Research, 2003, 108(D12), doi:10.1029/2002JD002653.

[42] Zappa C J, McGillis W R, Raymond P A, Edson J B, Hintsa E J, Zemmelink H J, Dacey J W H, Ho T. Environmental turbulent mixing controls on air-water gas exchange in marine and aquatic systems. Geophysical Research Letters, 2007, 34(10):L10601, doi:10.1029/2006GL028790.

[43] 趙小杰, 趙同謙, 鄭華, 段曉男, 陳法霖, 歐陽志云, 王效科. 水庫溫室氣體排放及其影響因素. 環(huán)境科學(xué), 2008, 29(8):2377-2384.

[44] 張曉艷, 馬靜, 李小平, 徐華, 蔡祖聰. 稻田甲烷傳輸?shù)难芯窟M(jìn)展. 土壤, 2012, 44(2):181-187.

[45] Fearnside P M. Greenhouse gas emissions from hydroelectric dams:Controversies provide a springboard for rethinking a supposedly “clean” energy source.AnEditorialComment. Climatic Change, 2004, 66(1/2):1-8.

[46] Guérin F, Abri G, Richard S, Burban B, Reynouard C, Seyler P, Delmas R. Methane and carbon dioxide emissions from tropical reservoirs:Significance of downstream rivers. Geophysical Research Letters, 2006, 33(21):L21407. doi:10.1029/2006GL027929.

[47] Kemenes A, Forsberg B R, Melack J M. Methane release below a tropical hydroelectric dam. Geophysical Research Letters, 2007, 34(12):L12809. doi:10.1029/2007GL029479.

[48] Tremblay A, Varfalvy L, Roehm C, Garneau M. Greenhouse Gas Emissions-Fluxes and Processes:Hydroelectric reservoirs and natural environments. New York:Springer, 2005.

[49] Flury S, McGinnis D F, Gessner M O. Methane emissions from a freshwater marsh in response to experimentally simulated global warming and nitrogen enrichment. Journal of Geophysical Research, 2010, 115(G1):G01007, doi:10.1029/2009JG001079.

[50] Ramos F M, Lima I B T, Rosa R R, Mazzi E A, Carvalho J C, Rasera M F F L, Ometto J P H B, Assireu A T, Stech J L. Extreme event dynamics in methane ebullition fluxes from tropical reservoirs. Geophysical Research Letters, 2006, 33(21):L21404, doi:10.1029/2006GL027943.

[51] Ostrovsky I, McGinnis D F, Lapidus L, Eckert W. Quantifying gas ebullition with echosounder:the role of methane transport by bubbles in a medium-sized lake. Limnology and Oceanography:Methods, 2008, 6(2):105-118.

[52] Zhu R B, Liu Y S, Xu H, Huang T, Sun J J, Ma E D, Sun L G. Carbon dioxide and methane fluxes in the littoral zones of two lakes, east Antarctica. Atmospheric Environment, 2010, 44(3):304-311.

[53] Bastien J, Demarty M, Tremblay A. CO2and CH4diffusive and degassing fluxes from 2003 to 2009 at Eastmain 1 hydroelectric reservoir, Québec, Canada. Inland Waters, 2011, 1(2):113-123.

[54] Ding W, Zhu R B, Ma D W, Xu H. Summertime fluxes of N2O, CH4and CO2from the littoral zone of Lake Daming, East Antarctica:effects of environmental conditions. Antarctic Science, 2013, 25(6):752-762.

[55] Demarty M, Bastien J, Tremblay A. Annual follow-up of gross diffusive carbon dioxide and methane emissions from a boreal reservoir and two nearby lakes in Québec, Canada. Biogeosciences, 2011, 8:41-53.

[56] Schilder J, Bastviken D, van Hardenbroek M, Kankaala P, Rinta P, St?etter T, Heiri O. Spatial heterogeneity and lake morphology affect diffusive greenhouse gas emission estimates of lakes. Geophysical Research Letters, 2013, 40(21):5752-5756.

[57] 高潔, 鄭循華, 王睿, 廖婷婷, 鄒建文. 漂浮通量箱法和擴(kuò)散模型法測定內(nèi)陸水體CH4和N2O排放通量的初步比較研究. 氣候與環(huán)境研究, 2014, 19(3):290-302.

[58] 趙炎, 曾源, 吳炳方, 陳永柏, 王強(qiáng), 袁超. 水庫水氣界面溫室氣體通量監(jiān)測方法綜述. 水科學(xué)進(jìn)展, 2011, 22(1):135-146.

[59] Huotari J, Ojala A, Peltomaa E, Nordbo A, Launiainen S, Pumpanen J, Rasilo T, Hari P, Vesala T. Long-term direct CO2flux measurements over a boreal lake:Five years of eddy covariance data. Geophysical Research Letters, 2011, 38(18):L18401, doi:10.1029/2011GL048753.

[60] 王庚辰. 陸地生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放(吸收)測量方法簡評. 氣候與環(huán)境研究, 1997, 2(3):251-263.

[61] Rantakari M, Kortelainen P. Interannual variation and climatic regulation of the CO2emission from large boreal lakes. Global Change Biology, 2005, 11(8):1368-1380.

[62] Soumis N, Duchemin é, Canuel R, Lucotte M. Greenhouse gas emissions from reservoirs of the western United States. Global Biogeochemical Cycles, 2004, 18(3):GB3022, doi:10.1029/2003GB002917.

[63] Schrier-Uijl A P, Veraart A J, Leffeaar P A, Berendse F, Veenendaal E M. Release of CO2and CH4from lakes and drainage ditches in temperate wetlands. Biogeochemistry, 2011, 102(1/3):265-279.

[64] Avery G B, Shannon R D, White J R, Martens C S, Alperin M J. Controls on methane production in a tidal freshwater estuary and a peatland:methane production via acetate fermentation and CO2reduction. Biogeochemistry, 2003, 62(1):19-37.

[65] Silvennoinen H, Liikanen A, Torssonen J, Stange C F, Martikainen P J. Denitrification and N2O effluxes in the Bothnian Bay(northern Baltic Sea)river sediments as affected by temperature under different oxygen concentrations. Biogeochemistry, 2008, 88(1):63-72.

[66] Clough T J, Buckthought L, Kelliher F, Sherlock R. Diurnal fluctuations of dissolved nitrous oxide (N2O) concentrations and estimates of N2O emissions from a spring-fed river:implications for IPCC methodology. Global Change Biology, 2007, 13(15):1016-1027.

[67] 王亮, 肖尚斌, 劉德富, 陳文重, 王雨春, 陳小燕, 段玉杰. 香溪河庫灣夏季溫室氣體通量及影響因素分析. 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(5):1471-1475.

[68] 程炳紅, 郝慶菊, 江長勝. 水庫溫室氣體排放及其影響因素研究進(jìn)展. 濕地科學(xué), 2012, 10(1):121-128.

[69] Crosswell J R, Wetz M S, Hales B, Paerl H W. Air-water CO2fluxes in the microtidal Neuse River Estuary, North Carolina. Journal of Geophysical Research:Oceans, 2012, 117(C8), doi:10.1029/2012JC007925.

[70] 韓洋, 鄭有飛, 吳榮軍, 尹繼福, 孫霞. 南京河流夏季水-氣界面N2O排放通量. 環(huán)境科學(xué), 2014, 35(1):348-355.

[71] Davies J M, Hesslein R H, Kelly C A, Carol A, Hecky R E.PCO2method for measuring photosynthesis and respiration in freshwater lakes. Journal of Plankton Research, 2003, 25(4):385-395.

[72] Laursen A E, Carlton R G. Responses to atrazine of respiration, nitrification, and denitrification in stream sediments measured with oxygen and nitrate microelectrodes. FEMS Microbiology Ecology, 1999, 29(3):229-240.

[73] 韓洋, 鄭有飛, 吳榮軍, 尹繼福, 徐靜馨, 徐盼. 南京典型水體春季溫室氣體排放特征研究. 中國環(huán)境科學(xué), 2013, 33(8):1360-1371.

[74] Dumestre J F, Vaquer A, Gosse P, Richard S, Labroue L. Bacterial ecology of a young equatorial hydroelectric reservoir (Petit Saut, French Guiana). Hydrobiologia, 1999, 400:75-83.

[75] Garcia J L, Patel B K, Ollivier B. Taxonomic, phylogenetic, and ecological diversity of methanogenicArchaea. Anaerobe, 2000, 6(4):205-226.

[76] Singh S N, Kulshreshtha K, Agnihotri S. Seasonal dynamics of methane emission from wetland. Chemosphere-Global Change Science, 2000, 2(1):39-46.

[77] Wang F S, Wang B L, Liu C Q, Wang Y C, Guan J, Liu X L, Yu Y X. Carbon dioxide emission from surface water in cascade reservoirs-river system on the Maotiao River, southwest of China. Atmospheric Environment, 2011, 45(23):3827-3843.

[78] Hope D, Kratz T K, Riera J L. Relationship betweenpCO2and dissolved organic carbon in northern Wisconsin lakes. Journal of Environmental Quality, 1996, 25(6):1442-1445.

[79] Huttunen J T, Lappalainen K M, Saarijǎrvi E, V?is?nen T, Martikainen P J. A novel sediment gas sampler and a subsurface gas collector used for measurement of the ebullition of methane and carbon dioxide from a eutrophied lake. The Science of the Total Environment, 2001, 266(1/3):153-158.

[80] 楊平, 仝川, 何清華, 黃佳芳. 閩江口魚蝦混養(yǎng)塘水-氣界面溫室氣體通量及主要影響因子. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報, 2013, 33(5):1493-1503.

[81] Conrad R, Rothfuss F. Methane oxidation in the soil surface layer of a flooded rice field and the effect of ammonium. Biology and Fertility of Soils, 1991, 12(1):28-32.

[82] 袁淑方, 王為東. 太湖流域源頭溪流氧化亞氮(N2O)釋放特征. 生態(tài)學(xué)報, 2012, 32(20):6279-6288.

[83] Usui T, Koike I, Ogura N. N2O production, nitrification and denitrification in an estuarine sediment. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 2001, 52(6):769-781.

[84] Stow C A, Walker J T, Cardoch L, Spence P, Geron C. N2O emissions from streams in the Neuse river watershed, North Carolina. Environmental Science & Technology, 2005, 39(18):6999-7004.

[85] Clough T J, Buckthought L E, Casciotti K L, Kelliher F M, Jones P K. Nitrous oxide dynamics in a braided river system, New Zealand. Journal of Environmental Quality, 2011, 40(5):1532-1541.

[86] 王洪君, 王為東, 盧金偉, 楊龍元, 尹澄清. 太湖湖濱帶秋、冬季CH4排放特征及其影響因素初步研究. 濕地科學(xué), 2006, 4(1):21-28.

[87] Purvaja R, Ramesh R, Frenzel P. Plant-mediated methane emission from an Indian mangrove. Global Change Biology, 2004, 10(11):1825-1834.

[88] Hyv?nen T, Ojala A, Kankaala P, Martikainen P J. Methane release from stands of water horsetail (Equisetumfluviatile) in a boreal lake. Freshwater Biology, 1998, 40(2):275-284.

[89] Roura-Carol M, Freeman C. Methane release from peat soils:effects ofSphagnumandJuncus. Soil Biology & Biochemistry, 1999, 31(2):323-325.

[90] Keppler F, Hamilton J T G, Brass M, R?ckmann T. Methane emissions from terrestrial plants under aerobic conditions. Nature, 2006, 439(7073):187-191.

[91] Zhao Y, Wu B F, Zeng Y. Spatial and temporal patterns of greenhouse gas emissions from Three Gorges Reservoir of China. Biogeosciences, 2013, 10:1219-1230.

[92] 楊健, 蘇彥平, 劉洪波, 戈賢平. 內(nèi)陸漁業(yè)生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)特征及碳匯機(jī)制. 水產(chǎn)學(xué)報, 2012, 36(5):794-800.

[93] Stallard R F. Terrestrial sedimentation and the carbon cycle:Coupling weathering and erosion to carbon burial. Global Biogeochemical Cycles, 1998, 12(2):231-257.

[94] 姚冠榮, 高全洲. 河流碳輸移與陸地侵蝕-沉積過程關(guān)系的研究進(jìn)展. 水科學(xué)進(jìn)展, 2007, 18(1):133-139.

[95] 劉叢強(qiáng), 汪福順, 王雨春, 王寶利. 河流筑壩攔截的水環(huán)境響應(yīng)-來自地球化學(xué)的視角. 長江流域資源與環(huán)境, 2009, 18(4):384-396.

[96] 陳慶偉, 劉蘭芬, 劉昌明. 筑壩對河流生態(tài)系統(tǒng)的影響及水庫生態(tài)調(diào)度研究. 北京師范大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版), 2007, 43(5):578-582.

[97] Boyd C E, Wood C W, Chaney P L, Queiroz J F. Role of aquaculture pond sediments in sequestration of annual global carbon emissions. Environmental Pollution, 2010, 158(8):2537-2540

Emission paths and measurement methods for greenhouse gas fluxes from freshwater ecosystems:a review

YANG Ping1,2, TONG Chuan1,3,4,*

1KeyLaboratoryofHumidSub-tropicalEco-geographicalProcessofMinistryofEducation,Fuzhou350007,China2SchoolofGeographicalSciences,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China3InstituteofGeography,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China4ResearchCentreofWetlandsinSubtropicalRegion,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China

Greenhouse gas (GHGs) emissions from freshwater ecosystems are a major component of global terrestrial landscape budgets. Currently, global warming is affecting these ecosystems and may trigger an increase in GHGs emissions, which may further enhance global warming. The identification and accurate quantification of aquatic ecosystems as sinks/sources of GHGs are vital for evaluating GHGs budgets and assessing possible climate feedback effects in order to improve climate models. In recent years, fluxes of carbon dioxide (CO2), methane (CH4), and nitrous oxide (N2O) have been observed from freshwater aquatic environments such as natural lakes, hydropower reservoirs, rivers, ponds, and drainage ditches. This review analyzes and summarizes research developments in GHGs emission paths, observation methods, and key factors affecting emissions from freshwater ecosystems. The mechanism of greenhouse gas production is a complex and interactive process that includes biochemical processes. The main emission paths from aquatic environments are diffusive fluxes across the air-water interface, bubble (ebullition) fluxes resulting from supersaturation of sediment, and plant-mediated fluxes. Attention has been recently been drawn to other emission pathways that contribute to total gas emissions at reservoir surfaces (e.g., gas release immediately below turbines and emissions further downstream in rivers). The monitoring methods vary for aquatic ecosystem emission pathways. Bubble fluxes are measured by funnel techniques, open dynamic floating methods, and ultrasonic detection technologies. Diffusive fluxes are measured by static chamber techniques, model estimations, micrometeorology, and tunable diode laser absorption spectroscopy (TDLAS). GHGs emission is conventionally measured using closed chamber to trap plant-mediated flux components. In addition, we discuss the impacts of physical, biological, hydrodynamic, and anthropogenic factors on GHGs emissions from aquatic ecosystems. We point out that an urgent and key direction for the future is to standardize the observation methods for GHGs fluxes from freshwater aquatic ecosystems and to consider temporal and spatial variability, which rely on long-term field observation.

fresh-water aquatic ecosystems; greenhouse gases; emission paths; measure method; influencing factors

國家自然科學(xué)基金資助項目(41371127); 福建師范大學(xué)校級創(chuàng)新團(tuán)隊項目(IRTL1205)

2014-06-23; < class="emphasis_bold">網(wǎng)絡(luò)出版日期:

日期:2014-12-18

10.5846/stxb201406231298

*通訊作者Corresponding author.E-mail: tongch@fjnu.edu.cn

楊平, 仝川.淡水水生生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體排放的主要途徑及影響因素研究進(jìn)展.生態(tài)學(xué)報,2015,35(20):6868-6880.

Yang P, Tong C.Emission paths and measurement methods for greenhouse gas fluxes from freshwater ecosystems:a review.Acta Ecologica Sinica,2015,35(20):6868-6880.