蓝藻水华爆发过程溶解性有机质产生及其降解过程研究(DOC)
中国太湖蓝藻水华发生的生态学机制研究
中国太湖蓝藻水华发生的生态学机制研究
近年来中国太湖频繁出现蓝藻水华，给当地的生态环境和水资源带来了很大的
威胁。
为了探究这一问题，很多学者对太湖蓝藻水华发生的生态学机制进行了深入的研究。
首先，太湖水华形成的根本原因是水体富营养化，这一现象的产生是由于人类
活动和自然因素等多种因素综合作用的结果。
太湖周边的人口不断增多，随之而来的是大量的化学污染物、生活垃圾和废水排放。
这些垃圾和废水中包含了丰富的营养物质，如氮、磷等，这些养分在水中会转化为植物生长所需的有机物质，形成水体富营养化的现象。
其次，太湖水体富营养化的产生又加速了藻类生长的速度。
水华是以蓝藻为主的。
蓝藻是一种单细胞生物，其存在形式通常是细胞在水体中聚集，形成大量类似显微镜下观察到的绿色细胞。
太湖的富营养化使得水体中的营养物质含量非常高，对蓝藻的生长起到了极大的促进作用。
除此之外，太湖蓝藻水华的形成还与环境因素的影响有关。
在太湖生态系统中，夏季的气温和光照强度都非常高，这为蓝藻的生长创造了非常有利的环境条件。
此外，太湖的水体水动力学也非常重要，由于太湖的面积较大，因此水流运动较慢，这为蓝藻在水体中停留生长提供了足够的时间和空间。
总之，太湖蓝藻水华发生的生态学机制非常复杂，需要多个因素的综合作用才
能真正达到发生水华的程度。
因此，为了预防和治理水华问题，不仅需要从源头上控制污染物的排放，还需要综合考虑水文、生态、环境等因素，制定出一系列科学合理的管理办法，以达到最佳的治理效果。
湖泊蓝藻水华生态灾害形成机理及防治的基础研究
第23卷 第11期2008年11月地球科学进展ADVANCES IN E ARTH SC I E NCEVol.23 No.11Nov.,2008文章编号:100128166(2008)1121115209湖泊蓝藻水华生态灾害形成机理及防治的基础研究3吴庆龙1,谢 平2,杨柳燕3,高 光1,刘正文1,潘 纲4,朱本占5(1.中国科学院南京地理与湖泊研究所,湖泊与环境国家重点实验室,江苏 南京 210008;2.中国科学院水生生物研究所,淡水生态与生物技术国家重点实验室,湖北 武汉 430072;3.南京大学,污染控制与资源化研究国家重点实验室,江苏 南京 210092;4.中国科学院生态环境研究中心,环境水质学国家重点实验室,北京 100085;5.中国科学院生态环境研究中心,环境化学与生态毒理学国家重点实验室,北京 100085)摘 要:湖泊具有供水、渔业、旅游、维持区域生态系统平衡等功能,是支撑我国经济和社会发展的重要资源之一。
但是近30年来,湖泊富营养化所导致的蓝藻水华频繁暴发,生态灾害事件频发,严重影响湖泊功能的发挥,制约区域经济可持续发展。
针对国家在保障区域水安全和生态安全、保护人民健康及建设和谐社会等方面的重大需求,国家重点基础研究发展计划项目“湖泊蓝藻水华生态灾害形成机理及防治的基础研究”于2008年7月正式立项。
项目拟解决的关键科学问题包括:①湖泊蓝藻水华主要衍生污染物的形成机理、迁移转化规律和毒理效应;②蓝藻水华导致湖泊生态系统结构变化和功能退化的机理;③蓝藻水华生态灾害评估及调控机理。
针对上述科学问题,项目以蓝藻水华污染物的产生、湖泊生态系统结构与功能的响应以及生态灾害的评估与调控为研究主线,重点开展以下几个方面的研究:①蓝藻水华衍生污染物的产生及其环境过程;②蓝藻水华衍生污染物的毒理效应与生态和健康风险;③蓝藻水华导致湖泊生态系统结构变化与功能退化的关键过程和机制;④蓝藻水华灾害治理和调控的的技术原理和途径。
水产养殖池塘蓝藻爆发原因及防治措施
2020年m月刊|技术水产养殖迪塘蓝勰縱文I珠海市现代农业发展中心罗志平黄聪灵李勇骆明飞古群红广东粤海饲斜集团公司陈光立珠海市金湾区动物疫病预防控制中您曾荣蓝藻又叫蓝细菌、蓝绿菌、蓝绿藻，是单细胞原核生物。
蓝藻在自然水体中分布广泛，多现于盛夏高温期、水质欠佳的水产养殖池塘。
生产上由于管理疏忽、处置不当而导致藻情反复，蓝藻灭而不尽、捞而不绝，甚至大面积爆发，在池塘下风口水表层形成一层厚厚的类似于油漆样带有腥臭味的浮沫物质（被称为“绿潮”“水华”），从而引发养殖品种大量死亡，造成严重的经济损失。
做好蓝藻综合防控，降低养殖风险，提高养殖效益，保障养殖生产顺利开展，是养殖生产中的一大关键技术问题。
一、蓝藻产生的原因1.蓝藻喜欢生活在有机质丰富且pH值较高的水体中，夏季水体高温、富营养化、受污染等是导致蓝藻爆发的主要原因。
一般的，蓝藻受其它藻种的生长制约不会大规模爆发，但当水温25~35七时，蓝藻的生长速度比其他藻类快。
2.乱用、滥用杀虫杀菌药物破坏池塘菌相、藻相平衡。
乱用生物制剂，水质管理不到位，造成蓝藻爆发。
3.添加的外源水中富含蓝藻，造成蓝藻爆发。
半封闭、不经常换水的池塘，气温升高后易造成蓝藻爆发。
4.蓝藻的发生和水体的营养元素比例失衡有很大关系。
蓝藻中某些种类具有固氮能力，能够利用空气中的氮气合成自身需要的氮肥，从而改变水体中的氮磷比。
二、蓝藻的危害1.造成水体缺氧，从而导致水生动物死亡。
蓝藻大量繁殖引起水质恶化，严重时大量消耗水体中氧气使水体缺氧而造成鱼虾等养殖品种死亡；死亡藻体被分解时又消耗氧气，造成恶性循环。
2.蓝藻产生的毒素能直接或间接通过食物链危害水生动物，如微囊藻会产生微囊藻毒素（microcystins,简称MCs）,会对鱼类、虾类产生毒害，蓝藻毒素量多时可直接造成养殖对象中毒死亡；也可通过食物链积累效应危害养殖对象，乃至危害人体。
3.蓝藻繁殖过盛会抑制其它有益藻类生长，破坏水体菌相、藻相平衡，造成溶氧、pH值等昼夜变化剧烈。
蓝藻水华爆发过程溶解性有机质产生及其降解过程研究
学号：20141226552
南京信息工程大学
研究生学位论文开题报告
及论文工作实施计划
所在院（所）应用气象学院
学科专业生态学
研究生孙伟
学位级别硕士
导师李琪
开题报告日期2015.12.23
入学年月2014年9月
南京信息工程大学研究生院
2015年12 月23 日
说明
1、论文开题报告由研究生向院（所）报告后，听取意见并整理成文后填写；
2、论文工作实施计划由指导教师填写；
3、博士生在第六学期结束前完成，硕士生在第三学期结束前完成；
4、本表一式一份，提交研究生院审核盖章后，由学院留存整理归档。
一、论文开题报告
六、创新方面
原位观察藻类消亡过程DOM的产生，更符合实际
DOM的产生和变化进行了系统的研究，明确藻源性DOM在湖泊生态系统的循环和变化过
二、论文工作实施计划
（二）论文工作的具体进度与安排。
蓝藻彻底水解产物
蓝藻彻底水解产物引言蓝藻是一种常见的微生物，也被称为蓝绿藻或蓝藻细菌。
它们存在于自然界中的淡水和海水环境中，并且在光合作用过程中释放氧气，对维持生态平衡起着重要的作用。
然而，当蓝藻大量繁殖时，会引发水体富营养化和蓝藻水华等问题，对生态环境和人类健康造成威胁。
蓝藻水解是一种有效的控制蓝藻水华的方法。
通过将蓝藻暴发水域进行水解处理，可以将蓝藻彻底分解为无害的产物，减少对水体的污染，恢复水体生态平衡。
本文将详细介绍蓝藻彻底水解产物的相关内容。
蓝藻彻底水解的原理蓝藻彻底水解是利用化学或生物学方法将蓝藻完全分解为无害的产物。
其主要原理包括物理破碎、化学处理和生物降解等过程。
1.物理破碎：蓝藻在水中形成水华后，会聚集成块或形成浮游团，这些聚集体需要经过物理破碎才能更好地进行后续处理。
物理破碎可以通过机械搅拌、超声波处理或高压水射流等方法实现，将蓝藻聚集体分散为较小的颗粒。
2.化学处理：蓝藻彻底水解的关键步骤是化学处理。
常用的化学处理方法包括氧化、还原和酸碱中和等。
氧化剂如过氧化氢、高锰酸钾等可将蓝藻细胞膜破坏，使其释放出细胞内的有机物质；还原剂如亚硫酸氢钠可以将蓝藻细胞内的色素还原成无色物质；酸碱中和则可以调节溶液的酸碱度，促进蓝藻的分解。
3.生物降解：化学处理后的蓝藻产物仍然可能含有一定的有机物质，这些有机物质需要通过生物降解进一步分解。
生物降解可以利用微生物或酶的作用，将有机物质转化为无害的气体（如二氧化碳和水）或无机盐等物质。
蓝藻彻底水解产物的种类和特性蓝藻彻底水解后，会产生多种不同的产物，其种类和特性取决于水解过程中使用的方法和条件。
1.无机盐：蓝藻中含有的无机盐，如氮、磷等，在水解过程中会被释放出来。
这些无机盐可以作为水体的养分，对水生生物的生长发育有一定的促进作用。
2.有机物质：蓝藻中的有机物质在水解过程中会经过化学处理和生物降解，最终转化为无害的有机物质。
这些有机物质可以被水生生物利用，参与生态系统的物质循环。
水体藻类爆发和水华形成的原因和治理途径
水体藻类爆发和水华形成的原因和治理途径去除藻类与控制其生长是湖泊水库水体恢复与保护的难题，本文从藻类产生的原因和治理措施着手，试图归纳出一个比较有效的手段来解决长期以来反复困扰人们的难题，供同行参考。
1. 为什么黑臭河道和污染严重的水体没有藻类的产生？答：黑臭河道内的有机污染物含量和浓度都比较高，其中的污染物消耗了水体中的大量的氧，造成水体中的溶解氧含量相当低，生态平衡遭到严重破坏。
所以藻类等低等微生物和植物都没有生存的条件。
但是藻类生长的营养源还是客观存在。
在河道治理的初级阶段，采取曝气复氧措施后，水体中的溶解氧得到了部分提高，加上温度合适，光照合适，藻类生长的条件就成熟了，因为原来水体中存在的低等生物抗污染能力强、繁殖快、不易消亡，流入水体中及原有水体中的富含磷、氮等营养源给了这些藻类等低等生物的生长提供了生物能量。
致使通过污染治理后的初级阶段，藻类等低等生物迅速繁殖，形成另一公害而存在。
而该公害也是表示水体将遭破坏的标志。
2. 治理的总体指导原则是什么？答：水体环境将是继续治理改善和不治理将进一步恶化的关键。
治理的原则是：（1）标本兼治，分步实施；（2）物理化学治理为辅（指标），生物治理为主（治本）；（3）对症治理为解决燃眉之急，长期维护为长治久安之策；（4）单项阶段治理打好基础，建立综合生态体系维系水体健康。
逐步创建水体的自我平衡和自我修复的生态环境。
3. 治理的阶段和过程如何？怎样操作？答：杀灭藻类和消除水华（1）采用物理方法：捞取水体中的丝状藻类和其它漂浮物。
有条件的地方采用循环过滤的方法去除水藻。
（2）采用化学方法：（经常使用容易引起化学物质积累，造成二次污染；藻类等浮游生物产生耐受性，微生物变异等后果）使用硫酸铜、季铵盐、活性剂、高锰酸钾、聚合氯化铝、硫酸亚铁等化学药剂，对过多的浮游生物、藻类进行杀灭、絮凝、沉降等手段，能够比较迅速改善水质，看到效果。
但是，这些效果只是暂时的、局部的，由于没有从根本上消除降解营养源，原来水体中的底等生物抗污染抗杀灭的能力比较强，一旦这些药剂的浓度减低、反应作用弱化后，这些低等生物又会迅速生长，恢复原样。
太湖蓝藻水华期可溶有机物的生物降解
中国环境科学 2018,38(9)：3494~3501 China Environmental Science 太湖蓝藻水华期可溶有机物的生物降解许明*,刘伟京,白永刚,涂勇(江苏省环境科学研究院,江苏省环境工程重点实验室,江苏南京 210036)摘要：以太湖蓝藻水华期产生的可溶有机物(DOM)为代表,研究溶解性有机碳(DOC)、有色DOM(CDOM)以及荧光DOM(FDOM)的生物降解,并结合平行因子分析和二维相关图谱分析(2D–COS)揭示独立FDOM组分的变化特征.结果表明,降解初期DOC浓度剧烈下降,而后缓慢降低,且与CDOM浓度线性相关.G模型拟合确定DOC中活性、半活性以及非活性部分分别占40%,37%,23%,表明藻华期DOC中大部分(77%)可在短期内降解.SUV A254、S R、HIX等指标变化说明生物降解中DOM的芳香度、平均分子质量、腐殖度等逐渐升高.4个独立FDOM组分的生物活性大小为:类色氨酸组分>类酪氨酸组分>类富里酸组分>类腐殖酸组分,其中类色氨酸和类酪氨酸是活性和半活性FDOM的主要组成,而类富里酸和类腐殖酸组分是非活性FDOM的主要组成.结合2D–COS进一步发现激发波长较低的荧光组分优先被微生物降解.关键词：蓝藻水华；可溶性有机质；生物降解；三维荧光光谱；二维相关分析中图分类号：X524 文献标识码：A 文章编号：1000–6923(2018)09–3494-08Biodegradation of dissolved organic matter in Lake Taihu during cyanobacterial blooms. XU Ming*, LIU Wei-jing, BAI Yong-gang, TU Yong (Jiangsu Key Laboratory of Environmental Engineering, Jiangsu Provincial Academy of Environmental Science, Nanjing 210036, China). China Environmental Science, 2018,38(9)：3494~3501Abstract：Occurrence of cyanobacterial blooms can induce considerable patchiness in the quantity and quality of dissolved organic matter (DOM). The present study investigated the changes of dissolved organic carbon (DOC), chromophoric DOM (CDOM) and fluorescent DOM (FDOM) in an inoculated 32-day laboratory incubation. The biodegradation of individual FDOM components was further studied using parallel factor analysis (PARAFAC) and two dimension correlation spectroscopy (2D-COS). The results showed that the DOC concentration decreased significantly initially, followed by a slow biodegradation. Fitting by G model successfully separated the DOC into labile (40%), semi-labile (37%) and refractory (23%) pools, suggesting that 77% of the DOC can be metabolized quickly after its production. The values of SUV A254, spectral slope ratio, and HIX indicated that the aromaticity, molecular weight, and humic degree of DOM increased with biodegradation. The bioavailability of 4PARAFAC components followed the order of: tyrosine- > tryptophan- > fulvic acid- > humic acid-like component. Tyrosine- and tryptophan-like component accounted for a large proportion of the labile and semi-labile DOM, while the refractory DOM was mainly composed of fulvic-acid- and humic acid-like component. Synchronous fluorescence spectra combined with 2D-COS revealed that the fluorescent compounds with lower excitation wavelengths were preferentially biodegraded.Key words：cyanobacterial blooms；dissolved organic matter；biodegradation；EEM；2D-COS目前水体中浮游藻类暴发式生长,大量的代谢产物和藻体降解产物作为可溶有机物(DOM)进入水体[1-2].DOM成分复杂,主要包含糖类、蛋白质以及腐殖质等[3].生物降解作为DOM主要环境行为之一,不仅与DOM浓度和结构密切相关[4],而且对微生物群落和营养网结构具有重要影响[5].此外,DOM生物降解可消耗溶解氧,促进湖泛形成[6],而新兴有机污染物的自然消减也受DOM生物活性调控[7].由于DOM在化学组成和结构上具有高度的异质性,不同组分对环境条件与生物降解的响应显著不同,故有必要探究不同组分的具体演化机制.然而,目前关于藻华期不同DOM组分在生物降解中动态变化的异质性研究较少.DOM结构复杂,按一定的组成特性分析有利于认识DOM的降解特征.目前DOM的主要示踪方法包括溶解性有机碳(DOC)、发色DOM(CDOM)及荧光DOM(FDOM)等[8-9].其中DOC可衡量DOM的宏观碳含量,而CDOM(吸收光谱)和FDOM(荧光光谱)可深层地揭示DOM的组成、分子结构、来源及演化[10-11].除了特定波长处的绝对吸收值和荧光强度、不同波段的比例、光谱指数以及特定区域斜率等指标,光谱联合数学模型也可加深对DOM环境演变的收稿日期：2018–02–01基金项目：江苏省科技厅社会发展－面上项目(BE2017765);南京市科技计划项目(201716004)* 责任作者, 高级工程师, yexumingbai@9期 许 明等：太湖蓝藻水华期可溶有机物的生物降解 3495理解.三维荧光光谱结合平行因子分子(EEM– PARAFAC)能够分离出独立荧光组分,有效解决不同荧光团的区域重叠问题[12-13].二维相关光谱分析(2D–COS)可揭示不同DOM 结构应对外部因素的敏感度和反应顺序[14].关于2D–COS 应用于DOM 生物降解目前仍未见报道.本研究以太湖藻华期DOM 为研究对象,通过生物培养测定,结合多种分析手段,考察溶解性有机碳(DOC)、CDOM 以及FDOM 等在生物降解中的演化特征,旨在理解藻华期DOM 的生物化学特征以及环境归趋. 1 材料与方法 1.1 样品采集及准备于2017年7月在太湖梅梁湾蓝藻暴发区用棕色玻璃瓶(450℃预烧4h)采集5L 含有藻浆的湖水,先用0.70μm 孔径的预烧玻璃纤维滤膜(Whatman)过滤,再用0.22μm 孔径的聚碳酸酯滤膜(Millipore)过滤,滤液冷冻备用.设置两个平行实验,取平均值.在同样点位用抓泥斗采集表层沉积物样品,添加100g 沉积物到800mL 过滤湖水中,振荡培养过夜后用0.22μm 的聚碳酸酯滤膜过滤,将滤膜上的微生物洗脱至无菌水中,作为接种液备用. 1.2 生物培养测定DOM 的生物降解按文献[15-16]方法执行,具体如下:将48mL 过滤湖水分别置于15个锥形瓶中(450℃预烧4h),添加2mL 接种液,并添加一定浓度的无机营养盐,使得最终氨氮、硝酸盐氮和磷浓度分别为9.5, 9.8, 2.0mmol/L.用通气橡胶塞封口,在黑暗条件下恒温(25℃)振荡.分别于0, 4, 8, 16, 32d 取出3个锥形瓶,立即过滤,测定滤液的DOC 浓度、吸收光谱以及荧光光谱.另外,对照实验表明接种液产生的DOM 可忽略不计. 1.3 DOM 分析表1 常用CDOM 和FDOM 的相关指标描述Table 1 Description of commonly used optical properties of CDOM and FDOM指标计算方法作用参考文献SUV A 254 254nm 处的吸收系数除以DOC 浓度 该值较高表明CDOM 中芳香物较多 [18] S 275-295,S 350-400 用指数函数对相应波长范围内的吸收光谱进行非线性拟合该值较高表明CDOM 中低分子质量物质较多或者芳香度降低[19]S RS 275-295与S 350-400之比该值与CDOM 分子质量负相关 [19]r (A,T) A 峰(EX260/EM450)与T 峰(EX275/EM304)荧光强度之比该值表明FDOM 中类富里酸(低活性)组分与类蛋白(高活性)组分含量之比[20] r (C,A) C 峰(EX340/EM440)与A 峰(EX260/EM450)荧光强度之比该值表明FDOM 中类腐殖酸组分与类富里酸组分含量之比[21] r (C,T) C 峰(EX340/EM440)与T 峰(EX275/EM304)荧光强度之比该值表明FDOM 中类腐殖酸(低活性)组分与类蛋白质(活性)组分含量之比[20]荧光指数(FI) EX370/E M 470处与EX370/EM520处的荧光强度之比 该值表明FDOM 中陆源组分和微生物来源组分含量之比 [21]腐殖指数(HIX)EX254/EM(435–480)区域内的荧光强度与EX254/EM(300–345)+EM(435–480)区域内的荧光强度之比该值较高表明FDOM 中腐殖质组分含量较高或腐殖化程度较高[22]生源指数(BIX) EX310/E M 430处与EX310/EM380处的荧光强度之比 该值大于1表明FDOM 中自生性组分含量较高 [22]DOC 浓度由TOC -Vcph 型总有机碳分析仪(岛津,日本)通过高温燃烧(680℃)联用非色散红外检测测定.吸收光谱由UV -2550型紫外可见分光光度计(岛津,日本)测定,光程路径10cm,测试波段200~ 800nm,间隔1nm,以700nm 处吸收值校正基线,Milli -Q 水为参比.吸收系数a λ(m -1)按式(1)计算:2.303A a r λλ= (1) 式中:A λ为波长λ处吸光度,r 为光程路径(m).荧光光谱由F -7000型荧光分光光度计(日立,日本)测定,激发光源为150W 氙弧灯,光电倍增管电压为700V .同步荧光光谱的扫描波段200~450nm,间隔1nm,发射波长与激发波长差值∆λ为60nm,扫描速度240nm/ min.EEM 光谱的激发扫描波段200~450nm,间隔5nm,发射扫描波段250~550nm,间隔1nm,狭缝宽度5nm,扫描速度1200nm/min.采集光谱后,首先按仪器相关方法修正内部误差,继而通过瑞利效应赋值和拉曼散射综合区域标准化消除干扰峰.将EEM 数据导入MATLAB(R2012a 版本)软件,用drEEM 工具箱(1.0版本)进行:(1)内滤效应修正;(2)扣除空白修正;(3)将荧光强度归一化为激发波长350nm 处的拉曼信号强度(RU 350)[17].内滤效应修正公式为:3496 中 国 环 境 科 学 38卷Ex Em ()/2cor obs 10A A F F +=× (2)式中:F obs 和F cor 分别为修正前后的荧光强度,A Ex 和A Em 分别为相应激发和发射波长处的吸光度.按表1计算吸收光谱和荧光光谱的相关指标. 1.4 数据分析1.4.1 生物降解模型 G 模型基于一级降解动力学理论,假定DOM 中活性组分和半活性组分的生物降解遵循一级动力学,而非活性组分不会被降解,且与水质、微生物、培养方式无关[23].采用G 模型拟合DOM 的生物降解,如式(3)所示:120123DOC e e e k t k t C C C −−=++ (3)式中:t 为降解时间(d),C 1、C 2、C 3分别为活性、半活性和难降解DOC 的浓度(mg/L),k 1、k 2为降解系数(d -1).采用SigmaPlot 软件(12.0版本)对不同降解时间t 的DOC 浓度进行非线性拟合,得到C 1、C 2、C 3. 1.4.2 PARAFAC 分析 通过交替最小二乘算法,把整个EEM 数据矩阵分离为相互独立的荧光组分,每个组分代表一个单独的荧光团或者一组强烈共变化的荧光团.采用drEEM 工具箱对样品的EEM 数据进行PARAFAC 运算,该工具箱以N -way 工具箱中的PARAFAC 算法为内核.通过比较不同组分数量的残差分布以及S4C6T3半检验分析验证模型有效性,并将最终得到的每个组分最大荧光强度(F max )作为其相对浓度[17].1.4.3 2D–COS 分析 2D–COS 分析可通过信号峰之间变化的关系揭示不同DOM 组分在生物降解中的反应顺序.以降解时间为外部扰动因素,用2D Shige 软件(关西大学,日本)对同步荧光光谱进行2D–COS 分析,并将同步图和异步图用Matlab 软件重新绘制.1.4.4 统计学分析 用Origin 8.5软件计算平均值和标准差.采用单样本T 检验比较结果,若P < 0.05,认为具有显著性. 2 结果与讨论2.1 生物降解中DOC 变化如图1所示,藻华期湖水的初始DOC 浓度为(29.10 ± 2.37) mg/L,经过32d 生物降解后,降低至(7.11 ± 0.51) mg/L,去除率达76%.其中前8d 平均降解速率为2.35mg C/(L·d),而后24d 平均降解速率仅为0.13mg C/(L·d).因此,降解初期DOM 中活性组分被微生物快速利用,但随时间推移,非活性组分难以被降解.通过G 模型拟合,发现活性,半活性以及非活性DOC 浓度分别为11.74, 11.16, 6.65mg/L (R 2= 0.9776).与河水、城镇污水以及土壤等陆源DOC 相比[15,24-25],藻华DOC 的生物活性较高(77%).文献报道藻源DOM 在生物反应器中5d 内DOC 浓度可降低40%[26].这些值意味着藻华产生的DOC 中活性组分(40%)可在湖泊表层短期内降解,半活性组分(37%)的降解需要数十天,经水团交换后更可能发生湖泊深层[23].然而,非活性组分(23%)降解周期未知,可作为碳库长期存在.降解时间(d)51015 20 25 3035D O C 浓度(m g /L )5101520253035图1 经历不同生物降解时间后的DOC 浓度变化以及G 模型拟合Fig.1 Concentrations of DOC after biodegradation withvarying time, along with the G –model fitting2.2 生物降解中CDOM 变化如图2a 所示,藻华期湖水CDOM 的吸收系数250~600nm 呈指数式降低,其中波长小于300nm 的CDOM 与蛋白发色团有关,而300~400nm 之间的CDOM 则可能来自于蓝藻体内的紫外线保护剂[27].以a 254表征CDOM 的浓度,在32d 的生物降解中从(33.37 ± 2.26)m -1降低至(22.55 ± 0.47)m -1(表2),且与DOC 浓度显著相关(P < 0.05)(图2b).藻华CDOM 的初始SUV A 254值为(0.51 ± 0.21)L/(mg C·m),低于常见地表水的SUV A 254值(1.0~6.0L/(mg C·m))[9],说明其主要包含254nm 处无吸收的小分子脂肪族物质.极低的SUV A 254值也证实了蓝藻生物量是藻华期湖水CDOM 的主要来源.微生物消耗小分子脂肪族物质,而大分子腐殖类物质不易被降解,故腐殖类物质比例升高,SUV A 254值升高.9期许 明等：太湖蓝藻水华期可溶有机物的生物降解 3497250 300 350 400 450 5005吸收系数(m -1)波长(nm)5 10 15 20 25 30351620 24 28 32 36 a254(m -1)DOC(mg/L)图2 经历不同生物降解时间后的DOM 吸收光谱变化Fig.2 Absorption characterization of DOM afterbiodegradation with varying timea 为吸收系数变化;b 为a 254与DOC 浓度的线性拟合CDOM 的吸收光谱斜率S 和斜率比S R 与其相对分子质量和芳香度密切相关[20].地表水CDOM 的S 275–295值为0.012~0.023nm -1,其值越低意味着DOM的相对分子质量越高[9].本研究中S 275–295值随生物降解而逐渐降低,而S 350–400值逐渐升高.这不仅与小分子脂肪族物质降解有关,而且在降解后期微生物残体累积也可能造成S 350–400值升高.S R 值可用来鉴定天然水体CDOM 的来源,其值大于1说明藻体和水生植物是主要来源[9].S R 值从1.71±0.20降低至0.82±0.07,与SUV A 254值变化一致.前人研究也发现河水DOM 在生物降解过程中低波长段CDOM 的损失高于长波长段CDOM [4]. 2.3 生物降解中FDOM 变化2.3.1 FDOM 指标 一般来说,陆源FDOM 的FI 值较低,而微生物来源的FDOM 的FI 值较高[22].藻华期湖水FDOM 的初始FI 值为1.83 ± 0.01,接近于蓝藻胞内有机质的FI 值(1.2~1.8)[28].FI 值在生物降解中变化不明显,但HIX 值显著升高(P <0.05).HIX 值表征FDOM 腐殖化程度,其原理是由于腐殖化过程中H/C 值降低,荧光分子的发射光谱向长波长移动,故HIX 值升高.虽然第16~32d 内DOC 浓度变化较低,但HIX 值显著升高,表明微生物可将低腐殖度组分转化高腐殖度组分.初始BIX 值大于1,证实藻华期湖水FDOM 的自生性.随着自生性物质被降解, BIX 值逐渐降低,但在降解后期呈现波动式变化.前人研究藻体生物降解过程中发现了类似的结果[2].与BIX 类似,r (C,T)和r (A,T)可表征FDOM 中类腐殖组分与类蛋白组分的相对含量,这两个比值越高,意味着类腐殖组分相对含量越高.藻华期湖水FDOM 的初始r (C,T)和r (A,T)较低,并随生物降解而升高,表明类蛋白组分含量降低.虽然峰A 和峰C 都与类腐殖物质有关,但两者生物降解中的行为不同.降解初期(前8d)峰A 相对于峰C 优先被降解,从而r (C,A)从0.78 ± 0.08升高到0.91 ± 0.04.然而,降解末期r (C,A)降低至0.87 ± 0.02,说明峰A 和峰C 的总体损失相似.表2 经历不同生物降解时间后CDOM 和FDOM 相关指标变化(平均值±标准偏差) Table 2 Optical properties of CDOM and FDOM after biodegradation with varying time (means ± SD )CDOM 指标 FDOM 指标降解 时间(d) a 254 (m –1) SUV A 254 [L/(mg C ⋅m)]S 275-295(×10-2nm -1) S 350-400(×10-2nm -1)S Rr (A,T) r (C,A) r (C,T) FI HIX BIX0 33.37 ± 2.26 0.51 ± 0.21 1.62 ± 0.20 0.95 ± 0.15 1.71 ± 0.200.70 ± 0.150.78 ± 0.080.54 ± 0.08 1.83 ± 0.01 0.96 ± 0.03 1.07 ± 0.074 29.67 ± 0.26 0.60 ± 0.14 1.32 ± 0.02 1.04 ± 0.08 1.27 ± 0.120.73 ± 0.120.89 ± 0.010.65 ± 0.11 1.85 ± 0.01 1.10 ± 0.06 1.02 ± 0.018 26.12 ± 1.24 1.08 ± 0.05 1.20 ± 0.04 1.13 ± 0.08 1.06 ± 0.05 1.00 ± 0.330.91 ± 0.040.90 ± 0.27 1.86 ± 0.01 1.16 ± 0.110.91 ± 0.0116 24.49 ± 0.93 1.28 ± 0.16 1.17 ± 0.03 1.20 ± 0.060.98 ± 0.02 1.24 ± 0.060.90 ± 0.03 1.12 ± 0.03 1.86 ± 0.01 1.38 ± 0.040.92 ± 0.013222.55 ± 0.471.25 ± 0.141.15 ± 0.02 1.40 ± 0.120.82 ± 0.07 1.54 ± 0.130.87 ± 0.02 1.34 ± 0.15 1.85 ± 0.02 1.65 ± 0.020.96 ± 0.02虽然FI 、HIX 、SUV A 254都与DOM 分子质量、芳香度和生物活性有关,但相关性分析表明它们之3498 中 国 环 境 科 学 38卷间不存在线性关系.如图3所示,表征类腐殖组分和类蛋白组分比例的r (C,T)、r (A,T)、r (C,A)、BIX 以及HIX 之间,r (C,T)和r (A,T)以及HIX 显著相关(P <0.05).这些复杂的相关性表明DOM 结构复杂,各指标代表了不同的组分.然而,由于不同荧光团可能存在覆盖,这些指标只能宏观上体现DOM 的结构变化,无法进一步量化不同荧光组分的具体变化.0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.41.6r (A , T )r (C, T)0.0 0.2 0.4 0.6 0.8 1.0 1.2 1.41.60.30.6 0.9 1.2 1.5 H I Xr (C, T)图3 r (C,T)和r (A,T)以及HIX 的线性相关拟合 Fig.3 Linear relationships between values of r (C,T), r (A,T)and HIXa 为r (C,T)和r (A,T);b 为r (C,T)和HIX2.3.2 PARAFAC 组分变化 通过PARAFAC 运算,共得到4个独立荧光组分,半检验分析表明它们的激发光谱和发射光谱高度重叠(图4).组分C1激发最大值在235nm 处,发射最大值在400nm 处,与文献中的类富里酸组分相似[29].组分C2在235和265nm 处存在激发最大值,在302nm 处存在发射最大值,可归为类蛋白质中的酪氨酸组分[30].组分C3也具有2个激发最大值,分别在235, 275nm 处,一个发射最大值在330nm 处,代表类蛋白质中的色氨酸组分[30].组分C4的2个激发最大值分别位于265, 365nm 处,发射最大值位于460nm 处,与类腐殖酸荧光组分相似[30].以四个荧光组分的F max 之和表示FDOM 浓度,发现C1、C2、C3以及C4分别占21%、20%、40%以及19%,即类色氨酸组分相对含量最高.可以看出,PARAFAC 不仅能够得到具体的独立荧光因子,还可以定量比较不同组分的含量.如图5a 所示,FDOM 浓度在生物降解中降解了60%,不同荧光因子的响应不同.其中C2和C3的F max 值分别从(1.13 ± 0.18) RU 和(2.27 ± 0.13) RU 降低至(0.38 ± 0.03) RU 和(0.52 ± 0.05) RU,去除率分别为66%和77%,而C1和C4的去除率则分别为40%和34%.换言之,4个荧光组分的生物活性大小为C3 > C2 > C1 > C4.进一步用G 模型拟合4个组分的生物降解,结合DOC 的拟合结果可知,活性和半活性DOM 中C3是主要组成,分别占54%和49%,其次为C2(25%和22%),而难降解DOM 中C1和C4各占31%.DOM 中类蛋白组分的含量与活性DOM 组分含量正相关,并且自由态氨基酸能够被异养微生物快速利用[4].但在本研究中,相当一部分的C2和C3(44%和33%)不能被降解,这可能是由于类蛋白组分与类腐殖组分之间潜在的络合作用限制了它们对微生物的利用性,但荧光性并未抑制[31].前人研究发现类色氨酸和类酪氨酸组分含量之和与活性DOC 浓度相关,而类酪氨酸组分含量与半活性DOC浓度相关,说明类酪氨酸组分的生物活性比类色氨酸组分低[32].因此,类蛋白组分中只有活性部分可表征FDOM 的生物活性.如图5b 所示,随着类蛋白组分的快速降解,类腐殖组分相对含量逐渐升高,表明难降解FDOM 主要为类腐殖物质.有文献指出类腐殖物质在生物降解中基本没有变化[4],而在本研究中类腐殖组分也具有一定程度的生物活性.虽然藻华期湖水FDOM 与陆源高度腐殖化FDOM 的荧光光谱相似,但藻华期湖水FDOM 相对新鲜,生物降解程度低,所以更易被降解.类腐殖组分的活性规律取决于其化学组成和降解历史[18].相较而言,组分C1比C4的生物活性高,这主要是因为腐殖酸比富里酸的分子质量高,结构更紧实,难以被微生物分解.总体来说,藻华期湖水FDOM 的活性程度与其他来源的FDOM 不同,具体组分的生物活性有待进一步研究.9期许 明等：太湖蓝藻水华期可溶有机物的生物降解 3499E m(nm)250 300 350 400 450 500 550E x(n m )250300 350 400 450 C1250 300 350 4004505005500.000.05 0.10 0.15 0.20 0.25 0.30 0.35 组分C1荷载 波长(nm)E m(nm)250300350400450500550E x(n m )250300350400450C2250 300 350 400 4505005500.00.1 0.2 0.3 0.4 0.5 0.6 组分C2荷载波长(nm)E m(nm)250 300 350 400 450 500 550E x(n m ) 250300 350 400 450 C3250 300 350 4004505005500.00.1 0.2 0.3 0.4 0.5 组分C3荷载波长(nm)E m(nm)250300350400450500550E x(n m )250300350400450C4 250 300 350 400 4505005500.000.050.10 0.15 0.20 0.250.30 荷载 波长(nm)组分C4图4 PARAFAC 组分的EEM 光谱及半检验分析Fig.4 EEM spectrum of the four PARAFAC components and the highly overlaid excitation and emission spectra estimated usingthe split -half validation procedure0 5 10 15 20 25 30降解时间(d)荧光强度(R U350)4816 32102030405060708090100含量百分比(%)降解时间(d)C1C2C3C4(b)图5 经历不同生物降解时间后PARAFAC 组分变化Fig.5 Changes in the four PARAFAC components after biodegradation with varying timea 为F max 值;b 为含量百分比2.3.3 2D–COS 分析 藻华期湖水FDOM 的同步荧光光谱如图6a 所示,232nm 处的荧光峰为类酪氨酸物质,275nm 处的荧光峰为类色氨酸物质,而326, 364nm 处的2个肩峰可分别归为类富里酸和类腐殖酸物质.以降解时间为外部干扰因素,对荧光光谱进行2D–COS 分析(图6b 和6c).同步图的对角线上,分别在235, 275, 326, 364nm 处观察到4个正交峰,而在235/275nm 、235/364nm 以及275/364nm 附近的3个正交叉峰表明类酪氨酸、类色氨酸和类腐殖酸荧光峰的荧光强度变化一致(随生物降解而降低).根据Noda 规则[33],异步图可以揭示不同波长处光谱变化的顺序.若λ1/λ2处的光谱信号为正,则λ1处的光谱变化比λ2处的更迅速;若λ1/λ2处的光谱信号为负,则λ1处的光谱变化落后于λ2处.在异步图对角线下存在两个负交叉峰,分别位于364/235和364/275nm,而在275/235、326/275以及364/326nm 处的光谱信号均为负,这些光谱特征表明四个荧光峰的变化顺序为:235 > 275 > 326 > 364nm.换言之,低激发波长的FDOM 对生物降解的敏感性更强.结合PARAFAC 结果,虽然类酪氨酸物质对生物降解的敏感度高于类色氨酸物质,但类色氨酸组分的生物活性较高.这可能是因为藻华期DOM 中类色氨酸的底物浓度高于类酪氨酸物质,而降解速率一般与底物浓度成正比.与此不同,2D–COS 分析中采用通过标准化排除3500 中 国 环 境 科 学 38卷了底物浓度的影响.200 250 300350 400 45050100 150 200250 荧光强度波长(nm) 波长(nm)波长(n m )200 250 300 350 400 4500.5×1041×1041.5×1042×1042.5×1043×104波长(nm)波长(n m )200250 300 350 400 450-3000-2000-10000100020003000图6 经历不同生物降解时间后FDOM 的同步荧光光谱变化以及2D–COS 分析Fig.6 Changes in the synchronous fluorescence spectra ofFDOM and 2D–COS analysisa 为同步荧光光谱;b 为同步图;c 为异步图3 结论3.1 藻华期湖水DOM 生物活性很高,生物降解符合G 模型,活性,半活性以及非活性DOC 分别占40%、37%以及23%.大量活性组分的生物降解将消耗大量溶氧,增加湖泛风险.3.2 CDOM 和FDOM 的光谱指标变化说明小分子脂肪族组分生物活性很高,而大分子芳香族组分生物难以被微生物降解,从而DOM 腐殖度升高. 3.3 EEM–PARAFAC 表明4个荧光组分的生物活性大小为:类色氨酸组分C3>类酪氨酸组分C2>类富里酸组分C1>类腐殖酸组分C4,结合2D–COS 进一步发现四个组分的降解顺序为C2 > C3 > C1 > C4.类蛋白组分与类腐殖组分生物活性的异质性表明藻华暴发可改变湖泊水体中的碳源结构,进而影响微生物群落结构.参考文献：[1] 王成林,潘维玉,韩月琪,等.全球气候变化对太湖蓝藻水华发展演变的影响 [J]. 中国环境科学, 2010,30(6):822-828.[2] Zhang Y L, Liu X H, Wang M Z, et al. 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London: John Wiley and Sons Inc., 2005.作者简介：许明(1982–),男,江苏连云港人,高级工程师,博士,主要从事水污染控制工程.发表论文20余篇.。
水库蓝藻“水华”的暴发成因及防治措施
中光合作用 极大减弱 ，从而使水体溶 解氧降低 ，引起
鱼、虾等生物 的大量死亡 ，产生生物污染 。
二 、诱发水库暴 发蓝藻水华的成因 １ 水体 中的氮、磷 （、Ｐ 比例失调 ，易暴发 蓝藻 ． Ｎ ）
Ｎ 、Ｐ比例在 水体 中达 到 ７：１ ，是浮 游植物 正 常
磷酸盐 的代用 品 。农业生产上应合理控制施肥量 。实
依据水体水华暴发形成 的机理 ，防治水 体蓝藻大 量产生 的根本性措施是减少水 体的氮 、磷含 量，控 制 主要污染物一 藻类 、有机物生成 ，使 富营养化水体得 到净化。
氮 、磷 含量增加 ，使得水体透 明度下 降，深层喜光 的 生物 因缺 光而 大量 死 亡 ，导致 水体 生物 生 态环 境 失
施 污水 分 流 、截 流 和污 水净 化处 理 ，减少 污水 排放 量 。在水 体投 饵养殖 时 ，要做好养殖规划 ，兼顾经济 效益和生态效益 ，且把生态效益放在首位 。
２ 物 理 方 法 治 理 ．
营 养盐 的 需求 比例 。一般 暴 发蓝 藻水 华 的水体 Ｎ： Ｐ 达到 １ ０：１ 乃至 ２ ｌ ０： 。在蓝 藻大量 生长 时 ，此 时增
华 ”的藻类能产 生不好 的气味及毒素 ，会严 重影响城 市供水 。 （） 体 生态 环 境 失衡 ２水 水体 富 营养 化 ，有 效
条件 ，ｐ 值 达到 ８ ０ Ｈ ～ｌ ，水 体严 重老化 时 （ 久旱不 下
雨） 都可 以诱发蓝藻 的大量生长 。
三、水库预防和控制蓝藻水华大量暴发的措施
（） 响供水 １影 水体 暴发蓝 藻水华 后 ，水质 的感 官性状和饮水安全性均 发生显著变化 ，许 多形成 “ 水
食蓝藻 的生物控制蓝藻 的力度 是有 限的。
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学号：20141226552
南京信息工程大学
研究生学位论文开题报告
及论文工作实施计划
所在院（所）应用气象学院
学科专业生态学
研究生孙伟
学位级别硕士
导师李琪
开题报告日期2015.12.23
入学年月2014年9月
南京信息工程大学研究生院
2015年12 月23 日
说明
1、论文开题报告由研究生向院（所）报告后，听取意见并整理成文后填写；
2、论文工作实施计划由指导教师填写；
3、博士生在第六学期结束前完成，硕士生在第三学期结束前完成；
4、本表一式一份，提交研究生院审核盖章后，由学院留存整理归档。
一、论文开题报告
六、创新方面
原位观察藻类消亡过程DOM的产生，更符合实际
DOM的产生和变化进行了系统的研究，明确藻源性DOM在湖泊生态系统的循环和变化过
二、论文工作实施计划
（二）论文工作的具体进度与安排。