陳丙法，馮慕華，尚麗霞，3，柯 凡，吳曉東，3，李 勇

（1：蘇州科技學院環(huán)境科學與工程學院，蘇州215009）

（2：中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京210008）（3：中國科學院大學，北京100049）

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秋季聚積藍藻打撈對藍藻生長及水質影響的原位實驗*

陳丙法1，馮慕華2**，尚麗霞2，3，柯 凡2，吳曉東2，3，李 勇1

（1：蘇州科技學院環(huán)境科學與工程學院，蘇州215009）

（2：中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京210008）（3：中國科學院大學，北京100049）

在巢湖西北半湖近岸設置3組小型圍隔模擬秋季湖岸帶藍藻聚積，并用單片鰓式過濾器原位打撈藍藻，研究秋季打撈對藍藻生長的影響及其對營養(yǎng)鹽、藻源性有機物的控制效應.初始圍隔水體葉綠素a濃度為309.5±3.7 μg/L，總氮和總磷濃度分別為3.32±0.14和0.30±0.04 mg/L.藍藻衰亡分解釋放的藻源性有機物為水體溶解性有機物的主要來源，熒光有機物以類蛋白物質為主.經(jīng)過打撈，浮游植物生物量削減了41.7%，解除了藍藻生長“密度制約”，24 h細胞分裂頻率及原位生長速率均增大，說明打撈在短期內(nèi)增強藍藻細胞生長活力，減緩藻源性有機物的釋放.與秋季藍藻衰亡趨勢一致，實驗周期內(nèi)圍隔中葉綠素a濃度逐漸降低，秋季打撈不會造成藍藻水華再次暴發(fā).打撈通過削減藍藻生物量，使水體初級生產(chǎn)力、氮、磷、高錳酸鹽指數(shù)得到顯著控制；而且打撈還可以控制藻源性有機物的釋放，使藻源性大分子有機物更易降解為小分子有機物.因此，在秋季對湖岸帶聚積藍藻進行物理打撈，不僅可以控制藍藻生物量，還可以有效控制營養(yǎng)鹽和有機物的釋放，降低生態(tài)風險.

巢湖；藍藻聚積；打撈；營養(yǎng)鹽；藻源有機物

?2016 by Journal of Lake Sciences

隨著湖泊流域及其周邊地區(qū)人口增長和經(jīng)濟快速發(fā)展，我國多數(shù)湖泊水環(huán)境質量不容樂觀，水體富營養(yǎng)化嚴重，藍藻水華頻繁暴發(fā)［1］.在藍藻水華暴發(fā)季節(jié)，靜風條件下藍藻會向水體表層垂直上浮，形成可移動的水華表層［2］.水體表層的藍藻易受盛行風的驅動，水平遷移至下風向區(qū)域形成大量藻體聚積，造成嚴重的水華災害［2］.藍藻聚積時，水體溶解氧大量消耗，藍藻死亡散發(fā)惡臭并釋放有毒有害物質，水質惡化嚴重［3-4］，嚴重威脅當?shù)厝∷踩?另外，部分聚積藍藻在秋季會下沉至湖底休眠越冬，作為“種子庫”，增大來年藍藻水華暴發(fā)的可能性［5］.因此，有效控制湖岸帶藍藻聚積不但可以改善水質，帶來良好的社會、經(jīng)濟效益，還潛藏著巨大的生態(tài)效益.

藍藻水華的控制方法主要包括物理方法、化學方法和生物方法［6］.在夏、秋季藍藻暴發(fā)期間，需要對聚積藍藻進行應急控制.化學方法對水質有負面影響，生物方法以長期防治為主，藍藻打撈技術作為一種簡單易行、見效快、副作用小的物理技術，已普遍應用于藍藻原位應急控制［6］.目前，對藍藻打撈技術的研究主要集中在工藝研制與應用方面.如熊鴻斌等［7］的“浮式圍欄引導-機械清除-投加剝離液輔助機械清除”，中國科學院南京地理與湖泊研究所研制的“大型仿生式水面藍藻清除設備”及702所牽頭研制的“綜合型”、“吸取型”和“分離型”設備［8］.打撈對藍藻生長及湖區(qū)水質的影響已受到關注，周貝貝［9］通過室內(nèi)模擬打撈，研究了對數(shù)期與穩(wěn)定期藍藻打撈對藍藻生長及氮、磷的影響，表明不同生長階段的人工打撈對銅綠微囊藻的后續(xù)生長影響差異很大，打撈可以有效控制內(nèi)源氮、磷濃度；徐憲根［8］在巢湖東半湖水源區(qū)進行藍藻打撈原位控制實驗，重點研究夏季藍藻打撈對藍藻生長的影響及對營養(yǎng)鹽的控制效應.然而，在藍藻處于穩(wěn)定生長期的秋季，湖岸帶聚積藍藻打撈對藍藻生長及水質的影響目前鮮有報道.

巢湖是我國第5大淡水湖泊.近年來，巢湖水體富營養(yǎng)化嚴重，尤其在西北半湖藍藻水華頻繁暴發(fā)，夏、秋季大量藻體易向湖泊近岸遷移聚積［10］.因此，在巢湖西北半湖近岸設置小型圍隔，通過原位打撈實驗，研究秋季藍藻打撈之后藍藻生長及水質變化規(guī)律，為淺水湖泊湖岸帶藍藻聚積防控提供科學依據(jù).

1　材料與方法

1.1實驗位置

實驗設置在富營養(yǎng)化水平較高、藍藻頻繁暴發(fā)的巢湖西北半湖近岸（圖1a），綜合前期對該區(qū)域水下地形的調查，設置3個2 m×2 m×1 m的小型防水圍隔，分別記為1#、2#、3#圍隔.向湖中打入8根鋼管，圍隔的四角用繩牽引在鋼管上加以固定.此圍隔用聚氯乙烯涂塑布經(jīng)高溫熱合機接合而成，韌性及防水性能強，為防止風浪將湖水涌入圍隔，圍隔邊緣用帆布包裹浮球（圖1b），保證實驗期間圍隔水體與外界水體無交換作用.

1.2研究方法

實驗選擇在秋季進行，具體時間為2014年9月24日-10月18日，共24 d.實驗開始前，向每個圍隔中注入等體積的原位湖水，用浮游生物網(wǎng)采集巢湖水華藍藻，并等質量加入到3個圍隔中.經(jīng)藻細胞計數(shù)，實驗期間圍隔水體中95%（生物量）以上藍藻為微囊藻.于9月24日（第0 d）用單片鰓式過濾器（ZL 200910031268.0）對1#和2#圍隔進行藍藻打撈清除.單片鰓式過濾器由400目特制不銹鋼篩網(wǎng)制成，用水泵將含藻水抽送至過濾器上端，藻水自流而下，清水透過篩網(wǎng)自流進入池中，藻體截留在篩網(wǎng)表面順勢進入收集槽，每個圍隔打撈時間約2.5 h.1#、2#圍隔中浮游植物密度由4.0×108和4.4×108cells/L分別下降至2.3×108和2.6×108cells/L，平均下降41.7%.3#圍隔為對照組，未進行藍藻打撈.

為監(jiān)測打撈后藍藻24 h原位生長速率，考察打撈對藍藻短期恢復生長的影響，于9月25日14：00至9月26日12：00每隔2 h采樣1次（0：00-4：00未進行采樣），所采樣品裝入1 L聚乙烯瓶中，現(xiàn)場用15 ml魯哥試劑固定.為保證圍隔水體體積不因采樣過程而減小，待24 h采樣結束后，向圍隔中加入純水以補充采樣消耗.

圖1　圍隔位置及其布置方式Fig.1 The location and layout of the enclosures

按時間序列采樣考察打撈之后藍藻生長狀況以及水體營養(yǎng)鹽、有機物的變化規(guī)律.未進行打撈之前記為0 d，打撈后第2 d記為1 d，以此類推，分別在0、1、2、3、5、7、9、14、19、24 d的10：00～12：00之間進行采樣，遇特殊天氣情況則調整采樣時間.用2.5 L有機玻璃采水器采集圍隔表層和底層混合水樣，攪拌均勻，分裝入2個1 L的聚乙烯瓶中，置于冰盒并立即運回實驗室處理分析.剩余的水樣倒回池中.用等體積純水補充取水量，樣品所測得濃度經(jīng)校正后為實際濃度.

1.3分析方法

1.3.1氣象數(shù)據(jù)及水體理化指標的測定 風速、風向采用便攜式風速測定儀測定，水體理化指標包括水溫、PH值、溶解氧（DO）濃度、氧化還原電位（ORP）、電導率、濁度由多參數(shù)水質分析儀（U-50，日本Horiba）測定.實驗期間風向以偏東風為主，風速介于1.0～3.4 m/s之間；水溫為21.6～25.6℃，PH值為8.1～9.0，DO濃度和ORP分別在3.66～9.05 mg/L和97～227 mV之間波動（圖2）.打撈對水體理化指標無顯著影響（P＞0.05）.

1.3.2營養(yǎng)鹽指標測定 總氮（TN）、總磷（TP）濃度分別用堿性-過硫酸鉀消解紫外分光光度法、過硫酸鉀消解-鉬酸鹽分光光度法測定［11］，溶解性總氮（DTN）、溶解性總磷（DTP）濃度經(jīng)過0.45 μm醋酸纖維濾膜過濾后所得濾液按TN、TP測定方法測定，顆粒態(tài)氮（PN）=TN-DTN，顆粒態(tài)磷（PP）=TP-DTP；溶解性無機氮（DIN，包括NH+4-N、NO-3-N、NO-2-N）濃度經(jīng)0.45 μm醋酸纖維濾膜過濾后用連續(xù)流動分析儀（SKALAR，荷蘭）測定；總有機氮（TON）=TN-DIN.

1.3.3藍藻生長指標的測定 葉綠素a（Chl.a）濃度經(jīng)0.45 μm醋酸纖維濾膜過濾后用丙酮法進行提取測定［11］.細胞分裂頻率測定及微囊藻原位生長速率（μ）的計算參照Tsujimura［12］提出的細胞分裂頻率法（Frequency of dividing cells，F(xiàn)DC）修正公式.依此方法，根據(jù)細胞形態(tài)可以將細胞分為單細胞、分裂期細胞和雙細胞，雙細胞是指細胞中央出現(xiàn)明顯的隔痕.每個樣品至少計算700個細胞.計算公式為：

式中，S、D和P分別為單細胞、分裂期細胞和雙細胞的數(shù)量；Td為細胞分裂所需要的時間，其中微囊藻為3.3 h；fi為采樣時期的細胞分裂頻率；fmin為連續(xù)測定過程中所得的最小細胞分裂頻率；n為測定次數(shù).其中0：00-4：00時段的fi值視為0.

1.3.4有機物指標測定 高錳酸鹽指數(shù)（CODMn）參照《水和廢水監(jiān)測分析方法》測定［11］.水樣經(jīng)450℃灼燒后的GF/F膜過濾，濾液用總有機碳測定儀（TOC5000A，島津）測定溶解性有機碳（DOC）.用紫外可見分光光度計（UV2700，島津）進行光譜掃描，掃描波長范圍為200～800 nm.用熒光分光光度計（F-7000，日立）掃描三維熒光光譜（EEMs），扣除超純水背景值，并用0.01 mg/L的硫酸奎寧校正，所得光譜繪制成三維熒光等高線圖，每個圖中含有20條等高線.實驗所用的玻璃容器需要經(jīng)10%HCl浸泡24 h后再用超純水沖洗干凈.利用紫外-可見光譜及熒光光譜計算得到光譜參數(shù)，其定義及意義見表1.

表1　熒光光譜參數(shù)、紫外-可見光譜參數(shù)描述［13-15］Tab.1 DescriPtion of fluorescence sPectral Parameter and ultraviolet-visible sPectral Parameter

1.4數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

用Excel 2007、Origin 8.0軟件進行數(shù)據(jù)處理、圖形繪制，用SPSS 18.0軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析.

2　結果與討論

2.1打撈對藍藻生長的影響

2.1.1打撈對藍藻短期生長的影響 打撈對藍藻的生長速率會產(chǎn)生顯著影響.對照組、打撈組微囊藻的f值分別在2.5%～5.5%和3.2%～7.1%之間波動，且均在14：00達到最大，凌晨左右達到最?。▓D3a）.這是因為凌晨光照條件較弱，有效細胞分裂趨于停止；白天光照條件較好，有利于藻類的光合作用，細胞分裂速度也較快［16］.打撈組的f值顯著高于對照組（P＜0.01），這主要是由于打撈后藍藻解除了“密度制約”，對照組因未打撈，微囊藻密度較高，種群密度不能進行自我調節(jié)，個體之間出現(xiàn)擁擠和競爭；而打撈組中通過打撈使得種群密度減小，一定程度減輕了擁擠與競爭［17］.周貝貝等［18］通過室內(nèi)實驗也證明打撈消除微囊藻生長的密度制約.對照組的f值與理化因子（外因）之間均沒有顯著相關性，而打撈組的f值與溫度、PH值和ORP存在顯著相關性（表2），表明處于聚積狀態(tài)的微囊藻在打撈之后種群更易受到外因的影響，而不是受內(nèi)因（種群密度）的制約.由公式（3）計算得到對照組和打撈組微囊藻原位生長速率分別為0.18和0.27 d-1.此結果與Yamamoto等［19］在日本Hirosawa-no-ike水庫（與本實驗所處緯度、水深接近）秋季測得數(shù)據(jù)接近.由此表明打撈有利于促進藻細胞分裂，增強藻細胞的生長活力，從而可減緩藻源性有機物的釋放.本結果卻與徐憲根［8］的研究結果相反，可能是由于徐憲根研究的藍藻不處于聚積狀態(tài)，不存在“密度制約”現(xiàn)象，打撈反而破壞藍藻快速增殖的環(huán)境，造成生長速率降低.

2.1.2打撈對藍藻生長趨勢的影響 打撈對藍藻生長趨勢的影響采用Chl.a濃度表征.在長時間水平上，對照組與打撈組均出現(xiàn)水體逐漸由藍綠色向黃綠色轉變，并且實驗前期表層漂浮藍藻較多而后期相對較少.這與周貝貝［9］在圓桶模擬打撈、孫小靜等［20］在室內(nèi)玻璃箱中所觀察到的現(xiàn)象類似.初始圍隔水體Chl.a濃度為309.5±3.7 μg/L.實驗過程中，對照組的Chl.a濃度變化范圍為135.4～363.2 μg/L，打撈組Chl.a濃度變化范圍為95.8～306.9 μg/L，打撈組Chl.a濃度水平顯著低于對照組（P＜0.05），說明在本實驗周期內(nèi)，打撈對藍藻生物量的控制有顯著效果.對照組Chl.a濃度總體上呈現(xiàn)先波動上升再下降的趨勢，打撈組打撈之后雖因解除“密度制約”，出現(xiàn)生長小峰值，但并沒有遏制藍藻秋季衰亡的趨勢（圖3b）.由實驗期間Chl.a濃度趨于下降及藍藻的顏色變化可定性表明，藍藻生長處于穩(wěn)定期并趨于衰亡.在秋季，水溫隨著時間逐漸下降（圖2），低于微囊藻生長最適宜溫度范圍（25～35℃）［21］，且秋季湖區(qū)生態(tài)因子的改變，圍隔中可利用營養(yǎng)鹽的限制以及藍藻生理特性的改變等均可能導致Chl.a濃度下降.

圖2　對照組與打撈組常規(guī)理化指標隨時間的變化趨勢Fig.2 Variations of Physico-chemical factors in the control and salvaging enclosures during the study Periods

圖3　對照組與打撈組24 h微囊藻細胞分裂頻率（a）及Chl.a濃度（b）隨時間的變化Fig.3 Diel changes in f values of Microcystis（a）and variations of chloroPhyll-a concentration（b）in the control and salvaging enclosures

表2　對照組與打撈組f值與理化因子的相關性Tab.2 Correlations between Physico-chemical factors and f values in the control and salvaging enclosures

2.2打撈對水體營養(yǎng)鹽的控制效應

打撈對TN、PN、TON濃度有極顯著的控制效果（P＜0.01）（圖4a）.對照組PN濃度占TN濃度的比例為66.4%～90.2%，打撈組PN濃度占TN濃度的比例為37.7%～82.2%，說明富藻水體中氮主要存在于藻體中，利用打撈技術清除藍藻可有效控制水體中的氮負荷.未打撈前，圍隔水體TN濃度為3.32±0.14 mg/L，通過打撈，對打撈組中TN濃度的削減率為27.02%.打撈組的3種形態(tài)氮在打撈后2 d內(nèi)出現(xiàn)顯著下降，而后略有上升，8 d后迅速下降，并在17 d達到最低值；對照組前8 d 3種形態(tài)氮濃度波動較小，而后與打撈組的趨勢相同；第23 d，打撈組和對照組3種形態(tài)氮均出現(xiàn)大幅度上升.穩(wěn)定期的藍藻開始趨于衰亡分解，同時部分藍藻會下沉至湖底休眠.實驗初期漂浮藻體較多，分解與沉降可以維持一段時間的動態(tài)平衡，而隨著分解過程中顆粒、膠體之間的凝聚作用逐漸增強，凝聚體的體積和質量不斷增大，使凝聚體更易趨向沉降［20］，使得水體中TN、PN、TON濃度在8 d之后開始顯著下降.第23 d由于風浪較大，使得下沉的顆粒發(fā)生再懸浮現(xiàn)象導致3種形態(tài)氮突然升高，這與文獻中報道的在淺水湖泊水體中TN、TP濃度隨風浪的變大而升高的結論一致［22］.

打撈對TP、PP濃度具有較為顯著的控制效果（P＜0.05）.在打撈之后2 d內(nèi)，TP、PP濃度均降至最小值，而對照組TP、PP濃度與初始值相比變化不大（圖4b）.對照組與打撈組中的PP濃度占TP濃度的比例均在90%以上，表明富藻水體中的磷大量集中于藻體中，清除藻體成為減少水體磷負荷的主要途徑.未打撈前，圍隔水體TP濃度為0.30±0.04 mg/L，通過打撈，對打撈組中TP濃度的削減率為26.4%.與氮形態(tài)變化趨勢不同，對照組TP、PP濃度在3 d之后就開始下降，主要是因為藍藻衰亡釋放的磷濃度很低，DTP濃度比TP濃度小2個數(shù)量級（數(shù)據(jù)未展出），分解所釋放至水中的磷不足以抵消因沉降作用所攜帶的磷.

圖4　打撈對圍隔水體氮（a）、磷（b）濃度的影響Fig.4 Effects of salvaging on the concentrations of nitrogen（a）and PhosPhorus（b）in the enclosures

2.3打撈對水體有機物的控制效應

打撈對水體有機物的控制表現(xiàn)為通過打撈減少藻源性有機物的釋放.熒光光譜特性是表征天然水體中的有機質以及評估其來源的重要參數(shù)［23］.通過計算所得水樣熒光參數(shù)值（表3）結合其表征意義（表1）可知，實驗周期內(nèi)水體HIX＜4、BIX＞1、FI＞1.8，表明圍隔水體的DOM主要為內(nèi)源貢獻.本實驗模擬藍藻聚積，外源有機物輸入可忽略，藍藻衰亡分解釋放的藻源性有機物成為水體DOM變化的主要來源.

打撈對CODMn具有極顯著的控制效果（P＜0.01）.巢湖多年的CODMn平均濃度在5.6～7.0 mg/L之間［24］，而本實驗模擬藍藻聚積時，水體CODMn高于20 mg/L，說明局部藍藻聚積導致的水體有機物污染十分嚴重.長期來看，CODMn呈現(xiàn)緩慢下降的趨勢，這主要是由于實驗前期藍藻漂浮在水體表層，水中藻體對CODMn有很大貢獻，隨藻體逐步沉降使CODMn源減少，但藍藻衰亡分解過程中有藻源有機質釋放，兩者綜合作用促使CODMn緩慢下降.打撈對控制DOC的效果不顯著（P＞0.05）（圖5a），對照組與打撈組都出現(xiàn)DOC濃度緩慢增加并趨于平衡的趨勢.在藍藻水華發(fā)生期間及發(fā)生后，藻類代謝及衰亡分解的DOC成為水體DOC的主要來源，易造成DOC積累［25］，Minor等［26］還發(fā)現(xiàn)DOC濃度隨著秋季Chl.a濃度下降而升高，這與本實驗結論一致.由于打撈組中藻體數(shù)量減少，后期DOC濃度得到一定控制.

研究表明SR值與有機物的分子量呈反比［27-28］，因此打撈對水體有機質分子量的影響可通過SR值的變化表示（圖5b）.打撈組與對照組的SR值均呈現(xiàn)波動式起伏，并趨于下降，這與實驗期間藍藻分解釋放的藻源性有機物的降解有關［15］.打撈組SR值顯著高于對照組（P＜0.05），說明打撈使藻源性大分子有機物更易降解為小分子有機物.Helms等［28］的研究表明，光化學作用會導致SR值增加，微生物作用會減小SR值.本實驗為原位實驗，DOM的降解可能會受光化學與微生物共同作用.對照組中藍藻聚積可能會導致水體遮光效應，使得DOM的降解以微生物作用為主，而打撈在一定程度上解除遮光效應，增強DOM光化學作用，導致打撈組SR值顯著升高.

通過分析三維熒光光譜圖中熒光峰值類型及強度，可以得到水中熒光有機物的來源、組成及性質［29］.實驗第0、8、23 d的三維熒光圖（圖6）表明，實驗水體有4類熒光峰：類蛋白B峰（λEX/λEm=260～290 nm/ 300～310 nm）、類蛋白D峰（λEX/λEm=220～230 nm/330～350 nm）、紫外可見類富里酸A峰（λEX/λEm= 230～250 nm/400～450 nm）和可見類富里酸C峰（λEX/λEm=310～350 nm/380～460 nm），其中類蛋白D峰為最強峰，為生物降解來源的酪氨酸形成的熒光峰，代表與微生物降解產(chǎn)生的芳香性蛋白類結構有關的熒光基團［27］，此結果與宋曉娜等［30］在太湖、劉菲菲［31］在巢湖水華期間的研究結果一致.B、D峰一般是藻源性的熒光物質，A、C峰為外源性輸入腐殖質與富里酸［32］.由于本實驗模擬藍藻聚積，陸源有機質的輸入可忽略，A、C峰的熒光強度均不大，且變化不明顯，而藍藻的藻源貢獻使D峰為最強峰.未打撈之前，對照組與打撈組水體D峰的等高線均很密集，但第8 d對照組與打撈組的D峰出現(xiàn)顯著差異，打撈組D峰的等高線明顯比對照組D峰的等高線稀疏，表明打撈對控制藻源性有機物的釋放具有顯著效果.第23 d，對照組與打撈組D峰的等高線疏密趨于接近，并比第0 d明顯稀疏，這可能與熒光物質的降解有關.結合圖5a與圖6可知，本實驗熒光強度的變化趨勢與DOC濃度的變化趨勢不一致.有研究表明［30］，DOM的熒光強度與DOC濃度之間沒有顯著相關性，不能用熒光強度表征DOC濃度.這可能與DOM樣品中含有一些不能發(fā)射熒光的天然有機質以及與環(huán)境因素有關.

圖5　打撈對圍隔水體CODMn、DOC濃度（a）和SR值（b）的影響Fig.5 Effects of salvaging on CODMn，DOC concentration（a）and SR（b）in the enclosures

3　結論

1）秋季聚積藍藻打撈對水體初級生產(chǎn)力、藍藻生物量有長效的控制作用，打撈后在短期內(nèi)解除“密度制約”，增強藻細胞生長活力，減少藻源污染物的釋放，且秋季打撈不會造成藍藻水華二次暴發(fā).

2）藍藻聚積水體中氮、磷主要集中在藻體內(nèi)，打撈成為減少富藻水體氮、磷負荷的主要途徑.

3）藍藻聚積使水體有機物多為藻源性，打撈對藻源性有機物的控制有顯著效果；且打撈使藻源性大分子有機物更易降解為小分子有機物.

由此可知，在大型淺水湖泊對秋季聚積藍藻及時打撈，能有效控制藻密度，降低沉降的藍藻種源，減少氮、磷、有機物負荷，對藍藻水華控制大有裨益.

致謝：采樣過程中得到曹曉祥、張開明等工作人員的協(xié)助，數(shù)據(jù)處理繪圖得到劉菲菲、何延召的指導，在此表示誠摯的謝意！

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Effects on cyanobacteriaL growth and water quaLity after harvesting accumuLated cyanobacteria in autumn：an in-situ experiment in Lake Chaohu

CHEN Bingfa1，F(xiàn)ENG Muhua2**，SHANG Lixia2，3，KE Fan2，WU Xiaodong2，3&LI Yong1
（1：School of Environmental Science and Engineering，Suzhou University of Science and Technology，Suzhou 215009，P.R. China）
（2：State Key Laboratory of Lake Science and Environment，Nanjing Institute of Geography and Limnology，Chinese Academy of Sciences，Nanjing 210008，P.R.China）
（3：University of Chinese Academy of Sciences，Beijing 100049，P.R.China）

An in-situ enclosure exPeriment was conducted to study the effect of harvesting of algae on cyanobacteria growth and water quality in the northwestern Lake Chaohu in autumn.The gill tyPe filter was used to harvest cyanobacteria in two enclosures and no treatment was conducted in control enclosure.The growth rates of cyanobacteria and the concentrations of nutrients and organic matters were investigated after harvesting comPared with that in the control.The initial concentrations of chloroPhyll-a，total nitrogen and total PhosPhorus reached 309.5±3.7 μg/L，3.32±0.14 mg/L and 0.30±0.04 mg/L，resPectively.Algogenic organic matter became a major source of dissolved organic matter in the enclosures，and fluorescent dissolved organic matter was dominated by Proteinoid materials.Harvesting reduced the cyanobacterial biomass by 41.7%，which relieved the“density dePendence of growth”of cyanobacteria，and then resulted in an increase in diel frequency of dividing cells and the in-situ growth rates of cyaobacteria.Algogenic organic matters were reduced due to harvesting increased the viability of cyanobacterial cells in a short term. What's more，cyanobacteria tended to decline in autumn and chloroPhyll-a concentration droPPed gradually in the enclosures，which testified that harvesting in autumn would not cause a second outbreak of algal bloom.Primary Productivity，nitrogen andPhosPhorus nutrients，Potassium Permanganate index were controlled significantly in the harvesting enclosures due to the reduction of cyanobacterial biomass.Furthermore，the release of algogenic organic matters was controlled and macromolecular organic com-Pound was degraded easily to low-molecular-weight organics.Therefore，harvesting the accumulated cyanobacteria shoreside in autumn could control the amount of algae，nitrogen and PhosPhorus nutrients as well as the release of algogenic organic matters，which could reduce the ecological risk in lakes.

Lake Chaohu；accumulative cyanobacteria；harvest；nutrients；algogenic organic matter

10.18307/2016.0203

*國家水體污染控制與治理科技重大專項（2012ZX07103-005）、中國科學院南京地理與湖泊研究所學科交叉與前沿項目（NIGLAS2012135013）和江蘇高校水處理技術與材料協(xié)同創(chuàng)新中心項目聯(lián)合資助.2015-05-15收稿；2015-08-26收修改稿.陳丙法（1990～），男，碩士研究生；E-mail：cbingfa@126.com.

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；E-mail：mhfeng@niglas.ac.cn.