荀 凡，杜 先，陳新芳，劉高飛，齊天賜，馮慕華

(1：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，南京 210008) (2：中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049) (3：蘇州科技大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院，蘇州 215009) (4：河海大學(xué)水文水資源學(xué)院，南京 210098)

近年來，大氣CH4、CO2這2種主要溫室氣體的濃度持續(xù)上升[1]，對人類生存以及社會經(jīng)濟(jì)可持續(xù)發(fā)展造成了嚴(yán)重威脅，溫室效應(yīng)已成為全球最為關(guān)注的環(huán)境問題之一. 淡水生態(tài)系統(tǒng)是重要的溫室氣體釋放源，其釋放到大氣的CH4占自然源CH4總釋放量的比例高達(dá)6%～16%[2]，湖泊CO2釋放量相當(dāng)于河流中向海洋輸送有機(jī)碳和無機(jī)碳總量的一半[3]. 盡管內(nèi)陸水體僅占陸地總面積的3.7%[4]，但其在全球碳循環(huán)以及氣候調(diào)控中具有不可忽視的重要作用.

隨著人類社會經(jīng)濟(jì)增長，湖泊營養(yǎng)化水平不斷提高，藍(lán)藻水華成為普遍的環(huán)境問題. 大量增殖的藍(lán)藻降解可能促使藍(lán)藻水華與湖泊富營養(yǎng)化、氣候變暖之間形成惡性循環(huán)，這種反饋包括2條途徑[5-7]：一個途徑是藍(lán)藻降解釋放營養(yǎng)物質(zhì)(N、P)加劇了淡水的富營養(yǎng)化狀態(tài)，促進(jìn)了藍(lán)藻水華的形成；另一種途徑是，藻源性有機(jī)質(zhì)礦化產(chǎn)生CH4、CO2等溫室氣體排放到大氣中，導(dǎo)致全球變暖，溫度升高將促進(jìn)藍(lán)藻水華暴發(fā). Huttunen等對芬蘭部分寒帶富營養(yǎng)化湖泊CH4排放量進(jìn)行研究，結(jié)果表明營養(yǎng)狀態(tài)是影響湖泊CH4釋放的重要因素[8]；West等對溫帶湖泊研究表明，富營養(yǎng)化狀態(tài)也對溫室氣體釋放發(fā)揮著重要促進(jìn)作用[9-10]. 在湖泊中，CH4由微生物分解沉積物或者缺氧水體中有機(jī)質(zhì)產(chǎn)生[11-14]. 富營養(yǎng)化增加了藻源性有機(jī)質(zhì)積累[15-16]，從而促進(jìn)CH4的產(chǎn)率[9,17]. 而湖泊CO2主要受光合作用、呼吸作用、分解作用等生物理化過程共同影響，這些過程同時受氣候變暖和人類活動的雙重影響，使得CO2產(chǎn)生和排放過程變得更加復(fù)雜. 一方面氣候變暖可能會引發(fā)全球水循環(huán)加強(qiáng)，促進(jìn)了內(nèi)陸徑流量，使得湖泊水體接收更多的陸源性有機(jī)碳，這些外源負(fù)荷在水體中降解排放出大量的CO2，進(jìn)而影響湖泊碳源匯功能[18]. 另一方面人類活動向湖泊等內(nèi)陸水體輸入大量的營養(yǎng)鹽，造成水體富營養(yǎng)化程度加劇，提升了湖泊水體初級生產(chǎn)力，促進(jìn)湖泊碳循環(huán)過程中光合作用吸收大氣中CO2能力[19-21].

我國多數(shù)湖泊水體富營養(yǎng)化程度日趨嚴(yán)重，不同程度的富營養(yǎng)化湖泊約占全國湖泊總量59.1%[22]. 隨著湖泊富營養(yǎng)化程度加劇，導(dǎo)致藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā)[23]，造成水環(huán)境質(zhì)量惡化. 藍(lán)藻打撈技術(shù)作為一種簡單易行、見效快、副作用小的物理技術(shù)，已普遍應(yīng)用于藍(lán)藻原位削減控制[24]. 以往對于打撈藍(lán)藻多關(guān)注于藻源性污染物的釋放、藍(lán)藻生長及氮磷方面研究[25-28]，而對于藍(lán)藻打撈人為控藻過程對湖泊溫室氣體通量影響目前鮮有報(bào)道.

現(xiàn)有湖泊CH4、CO2通量觀測方法有水平衡法、靜態(tài)箱觀測法及渦度相關(guān)法[29]. 靜態(tài)箱-便攜式溫室氣體分析儀方法因可以同時觀測水-氣界面CH4、CO2等多種氣體的通量、操作方便、分析精度高以及靈活設(shè)置采樣點(diǎn)等優(yōu)點(diǎn)，得以廣泛應(yīng)用[30-32]. 本研究選擇我國典型富營養(yǎng)化淺水湖泊巢湖作為研究對象，在巢湖西北湖岸帶設(shè)置2組大型圍隔，運(yùn)用YL-1000型大型仿生式水面藍(lán)藻清除設(shè)備進(jìn)行原位連續(xù)打撈藍(lán)藻實(shí)驗(yàn)，采用靜態(tài)箱-便攜式溫室氣體分析儀方法測定大型圍隔內(nèi)水-氣界面CH4、CO2氣體通量，研究巢湖湖岸帶藍(lán)藻聚積區(qū)連續(xù)打撈過程中水-氣界面CH4、CO2通量的變化規(guī)律，為進(jìn)一步認(rèn)識湖泊碳循環(huán)和藍(lán)藻水華災(zāi)害防控提供科學(xué)數(shù)據(jù)支撐和理論參考.

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)位置

實(shí)驗(yàn)設(shè)置在藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā)的巢湖西北湖岸帶，設(shè)置2個1000 m×100 m的大型全封閉圍隔，分別記為打撈區(qū)、未打撈區(qū)(圖1a). 兩個圍隔分別用6根鋼管釬入湖底加以固定，用鐵鏈固定圍隔底部(圖1b). 圍隔用聚氯乙烯涂塑布經(jīng)高溫?zé)岷蠙C(jī)結(jié)合而成，韌性及防水性能強(qiáng)，為防止風(fēng)浪將湖水涌入圍隔，圍隔邊緣用帆布包裹浮球，保證實(shí)驗(yàn)期間圍隔內(nèi)水體與外界水體無交換作用.

圖1 采樣點(diǎn)位(a)、圍隔(b)、藍(lán)藻清除設(shè)備(c)Fig.1 Sampling sites (a), enclosure (b), cyanobacteria removal equipment (c)

1.2 研究方法

1.2.1 大型圍隔內(nèi)藍(lán)藻打撈實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì) 實(shí)驗(yàn)選擇在秋季進(jìn)行，具體時間為2018年10月8日-11月6日，共29 d. 打撈開始前(第0天)，分別在打撈區(qū)、未打撈區(qū)圍隔對角線各采集3個樣品，作為背景值，次日在打撈區(qū)運(yùn)行YL-1000型大型仿生式水面藍(lán)藻清除設(shè)備(ZL200910026679.0)連續(xù)打撈清除藍(lán)藻. 藍(lán)藻清除設(shè)備采用固定式除藻方式，位于圍隔內(nèi)下風(fēng)向，避免船槳對水體的擾動. YL-1000型藍(lán)藻清除設(shè)備長13.5 m，寬12 m，吃水深度0.3 m，由180片鰓式過濾器(ZL200910031268.0)組成，單片鰓式過濾器由400目特制不銹鋼篩網(wǎng)制成(篩網(wǎng)孔徑30 μm)，處理藍(lán)藻量為1000 m3/h，汲藻泵將富藻水抽送至過濾器上端，通過無壓過濾，進(jìn)行藻水分離，清水透過篩網(wǎng)排入湖中，藻體截留在篩網(wǎng)表面順勢進(jìn)入收集槽，濃藻漿裝入藻漿袋中，運(yùn)至藍(lán)藻處理站. 打撈區(qū)作業(yè)時長為每天6 h，未打撈區(qū)圍隔為對照組，不進(jìn)行藍(lán)藻打撈處理.

1.2.2 大型圍隔內(nèi)水-氣界面 CH4、CO2通量觀測及采樣本研究連續(xù)打撈藍(lán)藻過程中水-氣界面CH4、CO2通量觀測時間為2018年10月8日-11月4日，觀測周期為27 d，每3 d觀測1次. 連續(xù)打撈藍(lán)藻后水-氣界面CH4、CO2通量晝夜觀測時間為2018年11月5日-11月6日，共2 d，每2 h觀測1次. 打撈區(qū)、未打撈區(qū)圍隔對角線分別設(shè)置3個采樣點(diǎn). 圍隔區(qū)水-氣界面CH4、CO2通量觀測基于靜態(tài)箱原理，采用便攜式溫室氣體分析儀(915-0011-CUSTOM，Los Gatos Research，SF，USA)對箱體內(nèi)積累的CH4、CO2濃度進(jìn)行實(shí)時監(jiān)測. 本研究對靜態(tài)箱的設(shè)計(jì)改進(jìn)如圖2所示. 改進(jìn)靜態(tài)箱箱體由有機(jī)玻璃圓柱桶體(體積0.02 m3，直徑34 cm，高40 cm)、桶蓋(直徑34 cm，高13 cm)和浮圈(截面直徑10 cm)組成；桶蓋頂部裝有風(fēng)扇，使箱體中氣體混合均勻；進(jìn)氣管和出氣管粘貼固定在桶蓋頂部，分別連通LGR進(jìn)氣口和出氣口，即在持續(xù)抽出箱體內(nèi)的氣體進(jìn)行分析的同時將分析后的氣體通過管道排回箱體內(nèi)，以保證箱體內(nèi)部環(huán)境不因LGR的分析過程而改變，從而實(shí)現(xiàn)CH4、CO2濃度實(shí)時測定. 為防止箱內(nèi)長時間氣體積累導(dǎo)致水-氣界面氣體交換受阻以及箱內(nèi)溫、濕度與箱外條件差異過大，影響監(jiān)測結(jié)果，每個點(diǎn)位測量時間為10 min. 每次測量前，先將套有浮圈的桶體放置于水面，然后將連接有分析儀的桶蓋扣于桶體上部水封槽中，注入少量水于桶體上部水封槽中，用于水封桶體與桶蓋連接處；測量完成后，將桶蓋掀起放置好，再將桶體拿出水面，迅速移至下個采樣點(diǎn)位. 為了減小光照、溫度和風(fēng)速等氣象因子對測量的影響，采樣在10:00-11:30完成. 采氣同時，現(xiàn)場測定水體物理指標(biāo). 采集圍隔內(nèi)水柱水樣，儲于1 L水樣瓶中，并保存于帶有冰盒的保溫箱中，運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行水質(zhì)理化指標(biāo)分析.

圖2 靜態(tài)箱示意圖Fig.2 Schematic diagram of the floating chamber

1.3 分析方法

1.3.1 水體理化指標(biāo)及氣象數(shù)據(jù)測定 實(shí)驗(yàn)期間采用便攜式多參數(shù)水質(zhì)分析儀(AP2000，Aquaread公司，英國)測定水體水溫(T)、溶解氧(DO)、pH、氧化還原電位(ORP)、濁度(TURB)、電導(dǎo)率(EC). 用Kestrel 4500型便攜式氣象儀測量采樣時的瞬時風(fēng)速、風(fēng)向.

1.3.2 有機(jī)物指標(biāo)測定高錳酸鹽指數(shù)(CODMn) 參照《水和廢水監(jiān)測分析方法(第四版)》測定[33]. 水樣經(jīng)過450℃灼燒4 h后的GF/F膜(0.7 μm)過濾，濾液用總有機(jī)碳定儀(TOC5000A，島津) 測定溶解性有機(jī)碳(DOC). 水樣經(jīng)Millipore混合纖維素酯膜(0.22 μm)過濾，濾液用紫外可見光光度計(jì)(UV2700，島津)進(jìn)行光譜掃描，掃描波長范圍為200～800 nm，間隔為1 nm；用熒光分光光度計(jì)(Fluorolog-3，HORIBA，日本)進(jìn)行三維熒光光譜掃描測定. 激發(fā)波長范圍為200～450 nm，間隔為5 nm，發(fā)射波長范圍為250～600 nm，間隔為1 nm. 實(shí)驗(yàn)以Milli-Q超純水為背景值. EEM-PARAFAC組分分析首先結(jié)合紫外可見光譜數(shù)據(jù)

進(jìn)行內(nèi)濾效應(yīng)修正，三維熒光光譜數(shù)據(jù)扣除超純水背景值以消除拉曼散射，將出現(xiàn)瑞利散射的置零，消除瑞利散射影響，在 MATLAB 2012a中運(yùn)行DOMFluor工具箱，對三維熒光光譜數(shù)據(jù)進(jìn)行平行因子分析(Parallel factor，PARAFAC)，并得到組分模型[34-35].

1.4 計(jì)算方法

1.4.1 CH4、CO2通量計(jì)算 采用靜態(tài)箱法-便攜式溫室氣體分析儀法[32]對水-氣界面測定一段時間間隔內(nèi)，箱內(nèi)CH4、CO2氣體濃度的變化，從而計(jì)算得到CH4、CO2氣體通量(正值表示排放，負(fù)值表示吸收)，計(jì)算公式如下：

(1)

式中，F(xiàn)為溫室氣體通量，其中CH4、CO2通量單位分別為nmol/(m2·s)、μmol/(m2·s)；c1、c2為t1、t2時刻的氣體濃度，單位為nmol/mol；Δt為t2-t1的時間間隔，單位為s；h為箱體高度，單位 m，本研究箱體高度為0.4 m；Vm為氣體摩爾體積，本實(shí)驗(yàn)取Vm=22.4 L/mol.

1.4.2 打撈對CH4、CO2溫室氣體綜合減排 通量計(jì)算CH4、CO2溫室氣體綜合減排通量計(jì)算公式如下：

F(溫室氣體綜合減排通量)=ΔF(CH4)·K(CO2 equivalent)+ΔF(CO2)·K(有機(jī)質(zhì)總礦化度CH4占比)·(K(CO2 equivalent)-1)

(2)

式中，F(xiàn)(溫室氣體綜合減排通量)為連續(xù)打撈藍(lán)藻后對湖泊溫室氣體綜合減排通量，均換成CO2當(dāng)量表示，單位為μmol/(m2·d)；ΔF(CH4)為連續(xù)打撈藍(lán)藻后未打撈區(qū)與打撈區(qū)CH4溫室氣體日平均通量之差，單位為μmol/(m2·d)；ΔF(CO2)為連續(xù)打撈藍(lán)藻后未打撈區(qū)與打撈區(qū)CO2溫室氣體日平均通量之差，單位為μmol/(m2·d)；K(CO2 equivalent)為CH4換算成CO2溫室效應(yīng)增溫潛勢系數(shù)，取為25倍[1]；K(有機(jī)質(zhì)總礦化度CH4占比)為有機(jī)質(zhì)總礦化度CH4占比，取50%[6,36].

1.4.3 熒光光譜參數(shù)、紫外-可見光譜參數(shù)計(jì)算 熒光光譜參數(shù)、紫外-可見光譜參數(shù)計(jì)算見表1.

表1 熒光光譜參數(shù)、紫外-可見光譜參數(shù)描述[15,37-38]

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

用Excel 2007、Origin 9.0、R-studio 0.99.903(R 3.5.1)軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理、圖形繪制. 利用Matlab 2012a 對三維熒光數(shù)據(jù)進(jìn)行處理. 使用R-studio 0.99.903(R 3.5.1)軟件分析有、無打撈藍(lán)藻對各種環(huán)境理化指標(biāo)和CH4、CO2通量的顯著性分析；對按打撈區(qū)和未打撈區(qū)歸類、并且符合方差齊性的所有變量進(jìn)行配對T檢驗(yàn)，對不合方差齊性的變量進(jìn)行2個相關(guān)性樣本非參數(shù)檢驗(yàn)；利用R-studio 0.99.903(R 3.5.1)軟件中g(shù)gplot2軟件包對CH4、CO2通量和各種環(huán)境理化指標(biāo)之間進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析和線性逐步回歸分析；R-studio 0.99.903(R 3.5.1)軟件中randomForest軟件包對CH4、CO2通量主要影響因子進(jìn)行相對重要性分析；采用CANOCO 5.0軟件對CH4、CO2通量和各種環(huán)境理化指標(biāo)進(jìn)行冗余分析(RDA).

2 結(jié)果與分析

2.1 打撈藍(lán)藻對水體理化特征的影響

野外采樣期間，平均風(fēng)速為1.5 m/s，主導(dǎo)風(fēng)向?yàn)闁|風(fēng)，平均氣溫為22℃，2組圍隔平均水深為1.4 m. 藍(lán)藻打撈過程圍隔內(nèi)水體理化性質(zhì)變化如表2所示. 實(shí)驗(yàn)期間圍隔內(nèi)水溫變化范圍為24.6～17.6℃，平均水溫為19.4±1.8℃，第0天開始與第27天結(jié)束采樣時水溫相差6℃左右. 打撈區(qū)打撈后pH上升，未打撈區(qū)pH無明顯變化，打撈區(qū)平均pH明顯高于未打撈區(qū)(P<0.01). 打撈區(qū)和未打撈區(qū)DO濃度、ORP呈明顯下降變化，打撈區(qū)DO濃度、ORP低于未打撈區(qū). 實(shí)驗(yàn)期間，打撈區(qū)打撈藍(lán)藻后EC下降，相反，未打撈區(qū)EC上升，前者(485±24 mS/cm)顯著低于后者(525±37 mS/cm)(P<0.05). 打撈區(qū)打撈藍(lán)藻后TURB顯著下降(P<0.01)，打撈區(qū)TURB(53.9±13.6 NTU)明顯低于未打撈區(qū)(71.1±7.3 NTU)(P<0.01)，打撈對水體濁度具有明顯改善作用. 打撈區(qū)初始Chl.a濃度為137.7 μg/L，經(jīng)過連續(xù)藍(lán)藻打撈后降低到29.6 μg/L，去除率達(dá)到78.5%；未打撈區(qū)Chl.a濃度保持較為穩(wěn)定，為124.5±9.5 μg/L，打撈區(qū)與未打撈區(qū)Chl.a濃度存在顯著差異(P<0.01). 打撈區(qū)打撈后SS、TN、TP濃度呈明顯下降變化，未打撈區(qū)變化不明顯，并且打撈區(qū)顯著低于未打撈區(qū)(P<0.01)，說明連續(xù)打撈藍(lán)藻對水體中SS、TN、TP濃度具有明顯削減作用. 打撈區(qū)與未打撈區(qū)DTN、DTP濃度變化均不顯著(P>0.05)，其中DTN、DTP濃度分別占TN、TP濃度的32.12%、22.21%，實(shí)驗(yàn)區(qū)水體氮磷營養(yǎng)鹽以顆粒態(tài)為主. 藍(lán)藻連續(xù)打撈清除過程中對打撈區(qū)圍隔內(nèi)顆粒態(tài)物質(zhì)去除效果十分明顯，水體中SS、TN、TP去除率分別為85%、45%、52%. 連續(xù)打撈過程中打撈區(qū)CODMn控制效果十分明顯(P<0.01)，從第0天的CODMn27.3 mg/L下降至第27天22.6 mg/L，去除率為17.47%；打撈區(qū)與未打撈區(qū)CODMn平均濃度分別為25.3±1.4和26.5±0.5 mg/L，差異顯著(P<0.01). 打撈控制水體中DOC濃度效果不顯著(P>0.05)，打撈區(qū)與未打撈區(qū)中DOC濃度均呈緩慢上升趨勢，但打撈區(qū)DOC濃度平均值(15.46±0.66 mg/L)低于未打撈區(qū)(16.73±1.34 mg/L).

表2 連續(xù)打撈過程基本理化性質(zhì)特征

2.2 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程水體中溶解性有機(jī)物變化特征

由平行因子分析法分析得到連續(xù)打撈藍(lán)藻過程中打撈區(qū)與未打撈區(qū)水體中DOM的主要組分有4個，分別為C1、C2、C3、C4組分(圖3)，同時用OpenFluor在線數(shù)據(jù)庫[39]將4個組分與已發(fā)表的平行因子分析模型進(jìn)行比對，激勵和發(fā)射相似度評分均超過0.95. 如表3所示，C1三維熒光光譜特征的激發(fā)波長為320 nm，發(fā)射波長為410 nm，與首次在海洋中發(fā)現(xiàn)的海洋腐殖質(zhì)樣熒光峰M相似，這可能與微生物代謝類腐殖質(zhì)有關(guān)[40-43]. C2在365 nm處為最大激發(fā)，440 nm處為最大發(fā)射，屬于可見類腐殖質(zhì)熒光峰C，與一組高分子量、陸源性芳香分子有關(guān)[44-46]. C3在285 nm激發(fā)和322 nm發(fā)射處出現(xiàn)特征峰值，屬于類蛋白物質(zhì)熒光峰B，對微生物的降解很敏感，且激發(fā)與發(fā)射波長范圍恰好處于類色氨酸熒光峰范圍內(nèi)，含有類色氨酸基團(tuán)，屬于色氨酸類，可認(rèn)為源于水體藻類降解[40-41,47]. 在C4的三維熒光光譜中，在500 nm發(fā)射波長處存在兩個激發(fā)極大值(290、395 nm)，這與Kothawala等[48]觀察到的類腐殖質(zhì)熒光相似. DOM中組分的熒光峰最高處的熒光強(qiáng)度(Fmax)表明，同一組分中熒光強(qiáng)度越大，相對含量越高[49].

圖3 不同處理圍隔水體DOM的三維熒光圖譜Fig.3 Fluorescence excitation-emission matrix of DOM in the control and salvaging enclosures

表3 平行因子分析4種熒光成分的激發(fā)與發(fā)射極大值的光譜特征與OpenFluor在線數(shù)據(jù)庫相比

*http://www.openfluor.org；2019年10月21日進(jìn)行比對測試.

由圖4可知，打撈區(qū)微生物代謝類腐殖質(zhì)(C1)強(qiáng)度(Fmax1)呈先上升后逐漸下降的趨勢，未打撈區(qū)則呈逐漸上升的趨勢，兩者存在顯著差異(P<0.01)，前者C1強(qiáng)度(0.18±0.02 RU)低于后者(0.26±0.05 RU). 打撈區(qū)與未打撈區(qū)陸源類腐殖質(zhì)(C2)強(qiáng)度(Fmax2)在連續(xù)打撈過程中兩者均變化不顯著(P>0.05)，兩區(qū)C2組分熒光強(qiáng)度平均值分別為0.30±0.01、0.29±0.02 RU. 打撈區(qū)原生性類蛋白(C3)強(qiáng)度(Fmax3)隨著打撈時間的增加而逐漸降低，相反，未打撈區(qū)則呈緩慢增加的趨勢，兩者存在顯著差異(P<0.01)，未打撈區(qū)(C3)強(qiáng)度(0.12±0.03 RU)約為打撈區(qū)(0.06±0.01 RU)的2倍. 打撈區(qū)、未打撈區(qū)類腐殖質(zhì)(C4)強(qiáng)度(Fmax4)均隨時間增加而逐漸增加，兩者之間無顯著差異(P>0.05)，打撈區(qū)、未打撈區(qū)C4強(qiáng)度平均值均為0.10±0.02 RU.

圖4 不同處理圍隔平行因子模型各組分(C1～C4)熒光強(qiáng)度隨時間變化趨勢Fig.4 The variation of fluorescence intensities of C1 to C4 in the control and salvaging enclosures

三維熒光光譜特性可用來表征水體中DOM性質(zhì)以及溯源的重要參數(shù)[50]. 通過計(jì)算水樣熒光、紫外-可見光譜參數(shù)(表4)并結(jié)合其表征意義(表1)可知，實(shí)驗(yàn)過程中打撈區(qū)與未打撈區(qū)2個大型圍隔內(nèi)水體HIX<4、BIX>1、FI>1. 8，說明了水體中的DOM主要由內(nèi)源貢獻(xiàn)[51-53]. 有研究表明由紫外-可見光譜參數(shù)計(jì)算得出SR值與有機(jī)質(zhì)的分子量呈反比[50,54]，實(shí)驗(yàn)周期內(nèi)打撈區(qū)SR值隨著時間增加而變大，未打撈區(qū)SR值變化較小，兩者存在顯著差異(P<0.05)，這與連續(xù)打撈過程中藍(lán)藻分解釋放藻源性有機(jī)質(zhì)降解有關(guān)[54]. 打撈區(qū)SR值(5.19±0.35)高于未打撈區(qū)(4.89±0.09)，表明打撈使得大分子有機(jī)質(zhì)更易降解為小分子有機(jī)質(zhì)[54].

表4 實(shí)驗(yàn)期間不同處理圍隔水體熒光、紫外-可見光譜參數(shù)的變化比較

**表示在0.01水平上顯著相關(guān);*表示在0.05水平上顯著相關(guān).

2.3 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程水-氣界面溫室氣體通量變化特征

2.3.1 CH4、CO2通量變化特征 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程打撈區(qū)與未打撈區(qū)水-氣界面CH4通量變化如圖5a所示. 打撈區(qū)CH4通量隨時間增加呈逐漸下降的趨勢，未打撈區(qū)則變化不明顯；打撈區(qū)、未打撈區(qū)CH4通量分別處于2.233～15.874、12.501～17.502 nmol/(m2·s)范圍內(nèi)，兩者存在顯著差異(P<0.01)；未打撈區(qū)CH4通量平均值(17.473±1.514 nmol/(m2·s))為打撈區(qū)(7.004±4.163 nmol/(m2·s))的近2倍，說明打撈移除藍(lán)藻對水-氣界面CH4通量具有重要影響. 經(jīng)線性擬合計(jì)算，打撈區(qū)CH4通量前9天下降速率為-9.12×10-6nmol/(m2·s2)(R2=0.94)，到第9天后下降速率略微變緩，為-4.21×10-6nmol/(m2·s2)(R2=0.80).

藍(lán)藻連續(xù)打撈過程大型圍隔內(nèi)水-氣界面CO2通量變化如圖5b所示. 打撈區(qū)和未打撈區(qū)CO2通量均為負(fù)值，說明水-氣界面CO2通量呈吸收狀態(tài). 打撈區(qū)CO2通量前18天呈上升趨勢，后18天變化趨于平緩，對CO2通量變化速率分別進(jìn)行線性擬合，兩者CO2通量變化速率分別為4.12×10-7μmol/(m2·s2)(R2=0.95)和0.12×10-7μmol/(m2·s2)(R2=0.23). 實(shí)驗(yàn)期間未打撈區(qū)CO2通量變化不明顯，處于-0.371 ～-0.313 μmol/(m2·s)范圍. 打撈區(qū)CO2吸收通量(-0.200 ± 0.069 μmol/(m2·s))明顯低于未打撈區(qū)(-0.344±0.017 μmol/(m2·s))，兩者存在顯著差異(P<0.05)，說明了藍(lán)藻打撈顯著影響水-氣界面CO2吸收通量. 經(jīng)線性擬合計(jì)算，打撈區(qū)CO2通量前15天上升速率為1.15×10-7μmol/(m2·s2)(R2=0.95)，第15天后上升速率十分緩慢，為4.02×10-9μmol/(m2·s2)(R2=0.02).

圖5 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程水-氣界面CH4(a)、CO2(b)通量變化特征Fig.5 Variation characteristics of CH4 flux (a) and CO2 flux (b) on water-air interface in the control and salvaging enclosures

2.3.2 連續(xù)打撈藍(lán)藻后CH4、CO2通量日變化特征 藍(lán)藻連續(xù)打撈后大型圍隔內(nèi)水-氣界面CH4日通量變化如圖6a所示. 打撈區(qū)和未打撈區(qū)CH4日通量均為正值，說明水-氣界面CH4全天均呈釋放狀態(tài). 未打撈區(qū)CH4日平均通量(0.267±0.119 mmol/(m2·d))約為打撈區(qū)(0.183±0.082 mmol/(m2·d))的1.5倍，說明連續(xù)打撈藍(lán)藻后對水-氣界面CH4通量具有重要影響. 打撈區(qū)和未打撈區(qū)白晝CH4通量均高于夜間，且CH4通量存在晝夜顯著差異(P<0.01)，兩者CH4通量日變化峰值均出現(xiàn)在15:00，分別為1.461±0.821、3.293±0.312 nmol/(m2·s)；兩者的CH4通量日變化谷值均出現(xiàn)在1:00，分別為1.322±0.143、1.521±0.544 nmol/(m2·s).

藍(lán)藻連續(xù)打撈后大型圍隔內(nèi)水-氣界面CO2日通量變化如圖6b所示. 未打撈區(qū)CO2吸收日平均通量(-29.424±7.470 mmol/(m2·d))約為打撈區(qū)(-6.723±12.222 mmol/(m2·d))的4.4倍，說明連續(xù)打撈藍(lán)藻后對水-氣界面CO2通量具有重要影響. 打撈區(qū)和未打撈區(qū)夜間CO2通量明顯高于白晝，存在晝夜差異(P<0.01)，兩者日變化峰值均出現(xiàn)在5:00，分別為0.054±0.016、-0.227±0.041 μmol/(m2·s)；谷值均出現(xiàn)在15:00，分別為-0.323±0.046、-0.518±0.057 μmol/(m2·s). 打撈區(qū)在07:00～17:00時段內(nèi)CO2通量為負(fù)值，19:00-次日05:00時段內(nèi)為正值，說明了打撈區(qū)CO2通量白晝、夜間分別為吸收、釋放狀態(tài)；未打撈區(qū)CO2通量全天呈吸收狀態(tài).

圖6 連續(xù)打撈后水-氣界面CH4(a)、CO2(b)通量晝夜變化特征Fig.6 Diurnal variation characteristics of CH4(a) and CO2(b) fluxes on water-air interface in the control and salvaging enclosures

2.4 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程水-氣界面CH4、CO2通量與水體理化指標(biāo)之間的關(guān)系

為探究環(huán)境因子對水-氣界面CH4、CO2通量的影響，對CH4、CO2通量和環(huán)境因子進(jìn)行冗余分析(RDA)(圖7)，第一主軸對CH4、CO2通量方差變化的解釋量為10.4%，第二主軸的解釋變量為78.7%. 其中EC、DOC和T與第一主軸呈顯著正相關(guān)；pH和ORP與第一主軸呈負(fù)相關(guān)；C2和C4與第二主軸呈顯著正相關(guān)；ORP、DTN、DTP、DO、C1、C3、COD、TURB、Chl.a、TN、TP和SS與第二主軸呈負(fù)相關(guān). 可見，水體中的Chl.a、營養(yǎng)鹽水平、有機(jī)物、T以及pH均對打撈藍(lán)藻過程水-氣界面CH4、CO2通量有一定影響. CH4通量受Chl.a濃度影響較大，且與SS、TN、TP、TURB、CODMn、C1、C3、T呈顯著正相關(guān) (P<0.01)；而CO2通量與ORP、C2、EC呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，與T、C4呈負(fù)相關(guān). 打撈區(qū)與未打撈區(qū)具有明顯差別(P<0.01)，打撈區(qū)Chl.a、SS、TN、TP、CODMn、C1、C3濃度呈顯著時間梯度差異，連續(xù)進(jìn)行打撈藍(lán)藻導(dǎo)致其濃度不斷降低；未打撈區(qū)上述物質(zhì)濃度均較高，且較為恒定，明顯高于打撈區(qū). 對打撈區(qū)環(huán)境因子與CH4通量、CO2通量分別進(jìn)行逐步回歸分析得到，Chl.a、C1、C3為CH4通量最優(yōu)解釋變量(CH4通量=0.02 Chl.a+83.60 C1+57.20 C3-10.71，R2=0.95，P<0.01)；Chl.a、T為CO2通量最優(yōu)解釋變量(CO2通量=0.547-0.003 Chl.a-0.028 T，R2=0.86，P<0.01). 對未打撈區(qū)的環(huán)境因子與CH4通量、CO2通量分別進(jìn)行逐步回歸分析得到，C1、C3為CH4通量最佳解釋變量(CH4通量=0.018 C1-0.057 C3+0.016，R2=0.61，P<0.05)；T、SS為CO2通量最佳解釋變量(CO2通量=0.002 SS-0.004 T-0.432，R2=0.53，P<0.05).

圖7 連續(xù)打撈下CH4、CO2通量與理化指標(biāo)RDA分析Fig.7 Redundancy analysis(RDA) of CH4, CO2 flux and physicochemical indexes under continuous salvage

3 討論

3.1 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程對水-氣界面CH4通量的影響及其因素

在打撈區(qū)連續(xù)打撈藍(lán)藻過程中，CH4通量呈顯著下降趨勢，CH4通量與藍(lán)藻密度呈顯著正相關(guān)(R2=0.86，P<0.01)(圖8a)；打撈實(shí)驗(yàn)過程Chl.a濃度從137.7 μg/L削減到29.6 μg/L，CH4通量從15.874 nmol/(m2·s)變成2.233 nmol/(m2·s). 而未打撈區(qū)整個實(shí)驗(yàn)過程CH4通量變化不大. 未打撈區(qū)Chl.a濃度明顯高于打撈區(qū)，且兩者CH4通量存在顯著差異(P<0.01). 未打撈區(qū)CH4通量明顯高于打撈區(qū)，有研究表明，湖泊近岸帶藍(lán)藻水華堆積區(qū)表層水體CH4濃度高于開闊湖區(qū)[5,7]，為湖泊CH4溫室氣體產(chǎn)生的熱點(diǎn)區(qū)域，這與本研究結(jié)果一致. 對比國內(nèi)相同富營養(yǎng)化程度的藻型湖泊研究發(fā)現(xiàn)，巢湖未打撈區(qū)CH4通量(17.473±1.514 nmol/(m2·s))明顯高于太湖梅梁灣(4.862±1.243 nmol/(m2·s))、武漢東湖(11.124±1.510 nmol/(m2·s)，這可能是因?yàn)槲创驌茀^(qū)藻密度(124.5±9.5 μg/L)明顯高于秋季太湖梅梁灣(60.5～69.3 μg/L)、武漢東湖(59.2±18.3 μg/L)，藍(lán)藻高密度聚積增加了水體中藻源性有機(jī)質(zhì)，為產(chǎn)甲烷菌產(chǎn)甲烷提供了充足的底物. 打撈過程溫室氣體的變化趨勢可得，打撈區(qū)CH4通量前9天下降速率(-9.12×10-6nmol/(m2·s2))明顯快于第9天后下降速率(-4.21×10-6nmol/(m2·s2))，第9天前和第9天前后CH4通量平均值分別為11.932±3.213、5.381±1.512 nmol/(m2·s)，打撈藍(lán)藻過程中前9天Chl.a濃度(99.9±24.0 μg/L)明顯高于第9天后(52.2±14.5 μg/L)，范帆等[56]對巢湖銅綠微囊藻藻團(tuán)粒徑研究結(jié)果表明，大型仿生式水面藍(lán)藻清除設(shè)備對銅綠微囊藻藻團(tuán)理論過濾效率達(dá)到99.81%，連續(xù)打撈藍(lán)藻前9天可能對水體中懸浮顆粒態(tài)藻團(tuán)日移除量變化速率(SS日變化速率-5.2 mg/(L·d))明顯高于第9天后(SS日變化速率-2.0 mg/(L·d))，導(dǎo)致CH4通量變化速率受到產(chǎn)CH4的底物與場所變化速率的影響. 打撈藍(lán)藻后打撈區(qū)晝夜CH4平均通量(2.120±0.952 nmol/(m2·s))低于秋季太湖梅梁灣(4.862±1.243 nmol/(m2·s))[30,57]、武漢東湖(11.124±1.510 nmol/(m2·s))[21]，這由于打撈藍(lán)藻后水體中Chl.a濃度顯著削減為29.6 μg/L，低于太湖梅梁灣、武漢東湖，從而減少了水體產(chǎn)甲烷的底物.

經(jīng)逐步線性回歸分析對打撈區(qū)CH4通量與環(huán)境因子分析結(jié)果得到，打撈區(qū)Chl.a、C1、C3對水-氣界面CH4通量有著重要貢獻(xiàn)作用(貢獻(xiàn)比分別為20.72%、27.76%、33.51%). 湖泊產(chǎn)甲烷過程主要存在于湖泊沉積物和水體顆粒物形成的厭氧環(huán)境中[14]. 湖泊近岸帶藍(lán)藻聚積區(qū)中藍(lán)藻存在兩種賦存狀態(tài)，一種狀態(tài)沉降到表層沉積物被沉積物中產(chǎn)甲烷菌分解產(chǎn)甲烷，另一狀態(tài)則形成30～300 μm粒徑的顆粒態(tài)藍(lán)藻聚積體懸浮水柱中[56]，顆粒態(tài)藍(lán)藻內(nèi)部形成厭氧環(huán)境產(chǎn)甲烷[14]. 藻型湖泊藍(lán)藻生物質(zhì)堆積促進(jìn)水體中產(chǎn)甲烷菌增殖，進(jìn)而顯著促進(jìn)水體中甲烷濃度[11]. 藍(lán)藻打撈移除水體中顆粒態(tài)藍(lán)藻，既削減了沉積物產(chǎn)甲烷的底物，也減少了水體中產(chǎn)甲烷的底物和場所，從而降低了CH4通量. 對比打撈區(qū)，Chl.a濃度不是未打撈區(qū)CH4通量的最佳解釋變量，C1、C3為未打撈區(qū)CH4通量最佳解釋變量，這可能是因?yàn)閷?shí)驗(yàn)期間未打撈區(qū)Chl.a變化較小，藍(lán)藻聚積未進(jìn)行打撈處理，部分聚積藍(lán)藻衰亡釋放藻源性有機(jī)質(zhì)(C1、C3)[26]，從而為產(chǎn)甲烷提供充足的底物[11]. 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程中CODMn、DOC、DOM(C1～C4組分)等水體有機(jī)物質(zhì)與CH4通量均呈顯著正相關(guān)(P<0.01),通過隨機(jī)森林分析CODMn、DOC、DOM對CH4通量重要性程度得到，CODMn、DOC、DOM重要性占比分別為27.18%、12.7%、40.11 %，其中DOM重要性占比最大，說明水體中DOM對CH4通量具有重要影響. 藻類降解可產(chǎn)生具有很強(qiáng)的生物活性藻源性有機(jī)質(zhì)[15,59]，這種不穩(wěn)定的藻源性有機(jī)質(zhì)降解可能會促使產(chǎn)甲烷菌產(chǎn)甲烷[16]. 有研究表明，不穩(wěn)定藻源性有機(jī)質(zhì)(色氨酸類)與可被微生物迅速攝取的低分子量有機(jī)酸乙酸和丁酸酯密切相關(guān)，從而顯著促進(jìn)產(chǎn)甲烷速率[60]. 通過對打撈區(qū)DOM中C1、C2、C3、C4組分與CH4通量進(jìn)行隨機(jī)森林分析得到，C1(35.81%)、C3(37.36%)組分重要性程度占比最大，C1、C3組分分別為微生物代謝類腐殖質(zhì)[40-43]、類蛋白物質(zhì)(類色氨酸類)[40-41,47]，說明藻源性有機(jī)質(zhì)(C1、C3)對CH4通量貢獻(xiàn)較大.

3.2 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程對水-氣界面CO2通量的影響及其因素

在打撈區(qū)連續(xù)打撈藍(lán)藻過程中，CO2通量則呈顯著上升趨勢，與藍(lán)藻密度呈顯著負(fù)相關(guān)(R2=0.52，P<0.01)(圖8b)；打撈實(shí)驗(yàn)過程Chl.a濃度從137.7 μg/L削減到29.6 μg/L，CO2通量從-0.307 μmol/(m2·s)變成-0.150 μmol/(m2·s). 而未打撈區(qū)整個實(shí)驗(yàn)過程CO2通量變化不大. 未打撈區(qū)Chl.a濃度明顯高于打撈區(qū)，且兩者CO2通量存在顯著差異(P<0.01). 未打撈區(qū)CO2吸收通量明顯高于打撈區(qū)，打撈區(qū)打撈后顯著降低了水體中Chl.a濃度，有研究已證實(shí)湖泊Chl.a濃度與CO2通量呈顯著負(fù)相關(guān)[20,55]. 未打撈區(qū)CO2通量(-0.344±0.017 μmol/(m2·s))明顯低于太湖梅梁灣(-0.102±0.013 μmol/(m2·s))、武漢東湖(0.037±0.010 μmol/(m2·s))[21,30]，這可能是因?yàn)槲创驌茀^(qū)藻密度(124.5±9.5 μg/L)明顯高于秋季太湖梅梁灣(60.5～69.3 μg/L)、武漢東湖(59.2±18.3 μg/L)，藍(lán)藻高密度聚積增加了水體進(jìn)行光合作用的生物量，促進(jìn)CO2吸收. 打撈區(qū)CO2通量前15天上升速率(1.152×10-7μmol/(m2·s2))明顯高于第15天后的下降速率(4.021×10-9μmol/(m2·s2))，第15天前和15天后CO2通量平均值分別為-0.236±0.067、-0.145±0.014 μmol/(m2·s)，與之相對應(yīng)前15天Chl.a濃度(89.6±25.1 μg/L)明顯高于第15天后(43.7±4.0 μg/L)，這可能是由于連續(xù)打撈藍(lán)藻過程中前15天藍(lán)藻日移除生物量變化較大(Chl.a日變化速率-4.1 μg/(L·d))，而第15天后藍(lán)藻日移除生物量變化較緩(Chl.a日變化速率-0.87 μg/(L·d))，導(dǎo)致藍(lán)藻光合作用吸收大氣中CO2通量呈如此變化. 連續(xù)打撈藍(lán)藻后打撈區(qū)晝夜CO2平均通量(-0.078±0.141 μmol/(m2·s))仍呈吸收狀態(tài)，但吸收通量遠(yuǎn)低于未打撈區(qū)；與Chl.a濃度相近的其他湖區(qū)相比較，秋季太湖梅梁灣CO2吸收通量低于打撈區(qū)，而武漢東湖CO2呈釋放狀態(tài)[21,30]. 打撈藍(lán)藻后水體中藍(lán)藻得到削減，尤其有效清除表層聚積態(tài)藍(lán)藻，造成進(jìn)行光合作用的藻細(xì)胞數(shù)量降低，降低了CO2吸收通量，從而使打撈區(qū)CO2吸收通量低于未打撈區(qū). 但由于打撈藍(lán)藻同時也降低了死亡分解的藍(lán)藻生物碳量，降低了CO2的釋放通量；而且打撈使水體濁度顯著降低，改善了水體透光率，有利于水體初級生產(chǎn)者的光合作用吸收CO2[58]，從而使打撈區(qū)CO2通量與其他未進(jìn)行藍(lán)藻打撈的湖區(qū)存在差別. 藍(lán)藻打撈減少水體中藍(lán)藻生物量與藍(lán)藻自然消亡存在著本質(zhì)不同，藍(lán)藻自然消亡形成的藻源性有機(jī)質(zhì)仍然存在湖泊里，造成微生物降解藻源性有機(jī)質(zhì)產(chǎn)生溫室氣體，并為下一周期藍(lán)藻水華暴發(fā)提供營養(yǎng)物質(zhì)，形成藍(lán)藻水華與湖泊富營養(yǎng)化、氣候變暖之間惡性循環(huán)[6]；而打撈將藍(lán)藻生物體直接從表層水體中移除，減少了藻屑在沉積物表層的沉降，進(jìn)而在一定程度上減緩惡性循環(huán).

圖8 打撈區(qū)Chl.a濃度與水-氣界面CH4(a)、CO2(b)通量的關(guān)系Fig.8 Relationship between Chl.a concentrations in salvaging enclosures and CH4(a)， CO2(b) flux at air-water interface

湖泊水體中CO2主要受兩方面影響，一方面是CO2主要來源于呼吸作用和沉積物對有機(jī)質(zhì)分解作用產(chǎn)生；另一方面是CO2主要消耗于水體中浮游植物的光合作用吸收. 對打撈區(qū)CO2通量與環(huán)境因子進(jìn)行逐步回歸分析結(jié)果得到，CO2通量與Chl.a、T均呈顯著負(fù)相關(guān)，Chl.a、T對CO2通量有著顯著影響. 齊天賜等[19]對巢湖水體CO2濃度時空分布特征結(jié)果表明，水體藍(lán)藻生物量與CO2濃度呈顯著負(fù)相關(guān)，這與本研究結(jié)果一致. 有研究表明，浮游植物的光合作用與Chl.a、T均呈顯著正相關(guān)[55,61]，藍(lán)藻打撈過程Chl.a濃度、T均不斷降低，降低了浮游植物光合作用對CO2吸收的總量. 打撈區(qū)和未打撈區(qū)藍(lán)藻生長速率分別為0.203和0.362 d-1(數(shù)據(jù)未發(fā)表)，打撈區(qū)藍(lán)藻生長速率明顯低于未打撈區(qū)，這表明打撈降低了藍(lán)藻生長速率. 徐憲根等[27-28]研究打撈對藍(lán)藻生長速率的影響，結(jié)果表明藍(lán)藻打撈控制強(qiáng)度越大，藍(lán)藻增殖速率越慢，藍(lán)藻生物量增長趨勢減緩，導(dǎo)致光合作用固碳量降低. 對比打撈區(qū)，未打撈區(qū)CO2通量最佳解釋變量為SS和T，而不是Chl.a，并且與SS呈正比，與T呈反比，水體中SS增加促進(jìn)了CO2釋放. 這可能是因?yàn)槲创驌茀^(qū)水體中Chl.a濃度變化較小，藍(lán)藻聚積水體中SS主要由未衰亡和衰亡藻體組成，衰亡藍(lán)藻被微生物降解產(chǎn)生CO2[6]，從而對CO2通量造成影響.

3.3 連續(xù)打撈藍(lán)藻過程對水-氣界面溫室氣體的減排效應(yīng)

圖9 未打撈區(qū)與打撈區(qū)Chl.a濃度之差與CH4、CO2通量的關(guān)系Fig.9 Relationship between Chl.a concentration reduction and CH4， CO2 flux in salvaging enclosures

通過YL-1000型大型仿生式水面藍(lán)藻清除設(shè)備(ZL200910026679.0)物理過濾打撈上的新鮮藍(lán)藻可以進(jìn)一步資源化利用，用于加工生產(chǎn)高附加值產(chǎn)品、肥料等. 有研究表明藍(lán)藻通過快速熱解液化用于制取生物油[64-65]；物理打撈的新鮮藍(lán)藻可用于提取藻藍(lán)蛋白等高附加值的保健營養(yǎng)食品[66-67]；打撈的藍(lán)藻還可以用于肥料制造的原材料[68].

4 結(jié)論

1)秋季連續(xù)打撈聚積藍(lán)藻對水體中藍(lán)藻生物量具有有效的削減作用，打撈后顯著降低水-氣界面CH4排放和CO2吸收量；藍(lán)藻打撈在一定程度上減緩藍(lán)藻水華與湖泊富營養(yǎng)化、氣候變暖之間惡性循環(huán).

2)藍(lán)藻打撈過程水-氣界面CH4、CO2通量與水體理化指標(biāo)關(guān)系密切，其中CH4通量與Chl.a、微生物代謝類腐殖質(zhì)(C1)、原生性類蛋白(C3)均呈顯著正相關(guān)，水體中藻源性溶解性有機(jī)質(zhì)對CH4通量具有促進(jìn)作用；CO2通量分別與Chl.a、T呈顯著負(fù)相關(guān)，打撈過程兩者主要影響湖泊藍(lán)藻光合作用吸收大氣中CO2能力.

3)藍(lán)藻連續(xù)打撈后對水-氣界面CH4、CO2溫室氣體具有顯著的減排作用，碳減排日平均通量為0.275±0.076 mol/(m2·d)(以CO2當(dāng)量計(jì)). 藍(lán)藻打撈強(qiáng)度越大，對水-氣界面CH4、CO2溫室氣體減排作用越大.

致謝：采樣過程中得到張開明等工作人員的協(xié)助，數(shù)據(jù)處理繪圖得到徐金英、陳丙法的指導(dǎo)，在此表示誠摯的謝意！