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    洞庭湖區(qū)典型溝塘反硝化脫氮能力及其影響因素

    2023-05-15 06:27:06龍廣麗嚴(yán)星夏永秋劉鑫文炯彭芝榮湘民
    關(guān)鍵詞:溝渠硝化氮素

    龍廣麗,嚴(yán)星,夏永秋,劉鑫,文炯,彭芝,榮湘民*

    (1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院,長沙 410128;2.中國科學(xué)院南京土壤研究所,南京 210008;3.岳陽市農(nóng)業(yè)科學(xué)研究院,湖南岳陽 414000)

    面源污染已經(jīng)成為當(dāng)今我國水環(huán)境污染的主要問題,其造成的湖泊氮、磷富營養(yǎng)化及地下水體污染問題日益嚴(yán)重[1]。研究表明,我國有60%以上的河流和湖泊因面源污染的影響,水質(zhì)呈富營養(yǎng)狀態(tài),其中氮、磷是最常見的污染物[2]。據(jù)2020 年公布的《第二次全國污染源普查公報(bào)》顯示,農(nóng)業(yè)源總氮排放和總磷排放分別占水體污染物總量的46.25%和67.22%,已成為多數(shù)河流和湖泊水體的主要污染源。洞庭湖是我國第二大淡水湖,其河網(wǎng)區(qū)域河流眾多,水流平緩,水環(huán)境承載力低。隨著農(nóng)業(yè)迅速發(fā)展,地區(qū)種植密度提高,施肥量增大,洞庭湖流域水系水污染問題日益突出[3]。

    溝渠-池塘系統(tǒng)是農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中的一種濕地,是農(nóng)業(yè)面源污染物的第一個匯聚點(diǎn)[4]。在農(nóng)業(yè)面源氮進(jìn)入水系之前,農(nóng)田周圍廣泛分布的自然或人工改造的池塘和溝渠,能通過吸收、凈化作用減少向下游水域輸入的氮污染負(fù)荷[5-6]。研究表明,溝塘在水體氮素去除中具有巨大潛力,但同時也存在較大變異,去除率從負(fù)值到近100%不等[7-9]。水體氮素去除途徑主要包括植物吸收、土壤吸附、反硝化作用(Denitrification)等,前兩者都只是將氮素短暫固定,并沒有從根本上將氮素從水體中去除,而反硝化作用通過將水體中氮氧化物還原成氮?dú)鈴亩鴮⑵溆谰眯匀コ齕10]。研究表明在淡水生態(tài)系統(tǒng)中,反硝化作用對全球脫氮的貢獻(xiàn)約為20%[11]。因此反硝化作用被認(rèn)為是水體氮素去除的主要自然途徑以及氮循環(huán)的重要過程[12]。

    反硝化作用是多種微生物共同作用的結(jié)果,受諸多環(huán)境因素影響。水體硝態(tài)氮(NO-3-N)濃度通常被認(rèn)為是反硝化過程的主要決定因素[13-14],在NO-3-N 濃度充足的條件下,反硝化速率也會在一定程度上受到溶解性有機(jī)碳(DOC)和溫度(T)的限制[15]。其他因素如水體pH、溶解氧(DO)、水力停留時間和水生植物也是影響反硝化作用的重要因素[16-17]。不同類型濕地由于水體環(huán)境不同,影響反硝化速率的因素也不同,因此深入研究影響溝塘反硝化速率的主要因素,對進(jìn)一步了解溝塘脫氮能力具有重要意義。

    目前,對于水體沉積物反硝化脫氮能力的研究,大部分集中于河口濕地、河流和湖泊等大型水體[18-20]。在平原河網(wǎng)區(qū),農(nóng)田溝塘錯綜密集分布,水力條件復(fù)雜,對其反硝化脫氮的研究還比較缺乏。同時,反硝化的主要產(chǎn)物N2在空氣中的背景濃度很高,從而使得反硝化速率難以精確定量,過去測定反硝化速率的方法多為間接測定(如乙炔抑制法),這類測定方法存在較大的不確定性[21]。

    基于以上問題,本研究以洞庭湖流域不同類型農(nóng)田溝塘為研究對象,通過近似原位的培養(yǎng)方法并結(jié)合膜進(jìn)樣質(zhì)譜法(MIMS)直接測定N2∶Ar 濃度比以量化不同溝塘的反硝化速率,并探究溝塘反硝化脫氮能力以及影響反硝化速率的主要環(huán)境因子,從而有助于更為深入地了解農(nóng)田溝塘系統(tǒng)的氮素轉(zhuǎn)化機(jī)制。本研究對評估洞庭湖區(qū)溝塘濕地氮素的去除能力具有重要意義,同時也可為洞庭湖流域水體氮污染治理提供理論支撐。

    1 材料與方法

    1.1 研究區(qū)概況

    試驗(yàn)區(qū)位于洞庭湖流域的岳陽市現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技園(29°26′N,113°09′E,圖1)。區(qū)域氣候?qū)賮啛釒Ъ撅L(fēng)氣候,春、夏季節(jié)濕潤多雨,秋、冬季節(jié)干燥少雨。溫度范圍從1月的1 ℃至8月的36 ℃,年均氣溫16.4~17.0 ℃,年降水量1 100~1 400 mm。4—8月是該地區(qū)的雨季,降雨量占全年降雨量的60%以上,其中6—8月以暴雨為主。農(nóng)作物種植方式主要以雙季稻和稻油輪作為主,年施氮量約為400 kg·hm-2。

    圖1 采樣點(diǎn)位置示意圖及月均溫度與降雨量變化Figure 1 Sampling point location diagram and monthly average rainfall and temperature variation

    1.2 樣品采集與理化性質(zhì)分析

    在2020年9月至2021年8月期間,在岳陽市現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技園選取3 個農(nóng)溝(水體來源主要是農(nóng)田排水)D1、D2、D5,2 個支溝(多處水流匯集處,連接農(nóng)溝與干溝)D3、D6,兩個干溝(溝渠水體總出口,河流入水口)D7、D8,以及1 個大型池塘D4(圖1),進(jìn)行為期一年的監(jiān)測取樣(每月1 次)。其中9—11 月為秋季,12—次年2月為冬季,3—5月為春季,6—8月為夏季。試驗(yàn)期間,用內(nèi)徑8 cm、外徑9 cm、高30 cm 的無擾動的沉積物采樣器采集溝渠表面0~10 cm 的原位沉積物土樣,用塑料桶采集50 L 原位上覆水,樣品帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)。用無菌采水袋采集200 mL 上覆水進(jìn)行水體理化性質(zhì)測定。每個樣點(diǎn)采集3 個重復(fù),現(xiàn)場采用便攜式多參數(shù)水質(zhì)監(jiān)測儀(YSI Exomultiparameter probe,美國)測定水樣pH、DO 和溫度。上覆水過0.45 μm 微孔濾膜后,用流動分析儀(Skalar Analytical,Breda,荷蘭)測定濾液的銨態(tài)氮(-N)、-N 和DOC 濃度。水樣總氮(TN)采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法測定,總磷(TP)采用過硫酸鉀消解-分光光度法測定[22]。沉積物風(fēng)干并經(jīng)KCl 浸提后用連續(xù)流動分析儀測定可溶性總氮(TDN)、-N、-N 含量,沉積物風(fēng)干并經(jīng)去離子水浸提過濾后用TOC 分析儀(Shimadzu 1020,日本)測定DOC含量[23]。反硝化速率采用膜進(jìn)樣質(zhì)譜法測定。

    1.3 反硝化速率測定及計(jì)算方法

    1.3.1 室內(nèi)原位培養(yǎng)

    為了盡量模擬溝渠原位環(huán)境,試驗(yàn)采用原狀沉積物柱流動培養(yǎng)法(圖2),將溝渠原位沉積物柱樣垂直置于裝滿原位上覆水的模擬培養(yǎng)裝置中,不蓋蓋子避光靜置培養(yǎng)8~12 h 讓環(huán)境穩(wěn)定。培養(yǎng)時將實(shí)驗(yàn)室溫度調(diào)節(jié)至與野外取樣時一致。準(zhǔn)備取樣時,蓋上柱樣蓋子,連接蓋子上的進(jìn)水管與出水管,進(jìn)水管與位于較高處的裝有原位上覆水的塑料瓶相連,以補(bǔ)充因取樣而損失的水量,出水管則用于取樣,整個培養(yǎng)裝置保持氣密性,不能有氣泡產(chǎn)生。通電啟動模擬裝置中部的電動磁棒,中間磁棒的轉(zhuǎn)動可以帶動柱樣蓋子下小型磁棒的轉(zhuǎn)動,以此模擬溝渠中水的流動并且混勻水樣。取樣時打開進(jìn)水管和出水管的止水夾,等流動培養(yǎng)的進(jìn)出水循環(huán)穩(wěn)定后,以第一次取樣時間為0 h,然后在第2、4、6、8 小時分別采樣,每個水樣取3 個平行。取樣瓶為體積12 mL 的細(xì)長螺口瓶(Labco Limited,英國)。取樣過程中要保證螺口瓶內(nèi)沒有氣泡產(chǎn)生,如有氣泡,需要重新取樣。取樣后用移液槍向樣品中加入100 μL 飽和ZnCl2抑制微生物反應(yīng),隨后采用MIMS 測定水中溶解的N2量,如不能立即測定,需將樣品放入冰箱4 ℃冷藏保存[24]。

    圖2 室內(nèi)培養(yǎng)系統(tǒng)及裝置示意圖[21]Figure 2 Schematic diagram of indoor culture system and device[21]

    1.3.2 計(jì)算方法

    (1)反硝化速率

    膜進(jìn)樣質(zhì)譜儀具有測定精度高、速度快、所需樣品量少、靈敏性高的特點(diǎn)[25],通過MIMS測定水體中溶解N2的精度可達(dá)0.03%[26]。Ar 是惰性氣體,其在大氣中十分穩(wěn)定,在水中的溶解度主要受鹽度和溫度控制,因此可以通過水樣中N2∶Ar計(jì)算水樣中N2的濃度。通過N2∶Ar的比值計(jì)算N2濃度([N2])的公式如下:

    式中:fC為校正因子;[N2∶Ar]T和[Ar]T分別代表將標(biāo)準(zhǔn)水樣的鹽度及溫度數(shù)值代入到Weiss方程[27]中得到的標(biāo)準(zhǔn)水樣的理論值;[N2∶Ar]ST為標(biāo)準(zhǔn)水樣通過MIMS測定得到的3 次結(jié)果的平均值;[N2∶Ar]SA為樣品水樣N2∶Ar的實(shí)測值。

    利用不同取樣時間的[N2]和取樣時間作圖,得到回歸線性方程:y=ax+b,其斜率a為凈氮?dú)猱a(chǎn)生速率(μmol·L-1·h-1),再結(jié)合上覆水體積和沉積物柱樣橫截面積,即可計(jì)算出反硝化速率(μmol·m-2·h-1)[28]。

    (2)田間年徑流氮素?fù)p失率

    田間年徑流氮素?fù)p失率計(jì)算公式為[29]:

    式中:L是氮素徑流損失率,kg·hm-2·a-1;R為年徑流深度,mm;Nrate為年施氮量,kg·hm-2。

    (3)年脫氮量

    溝塘底泥的年脫氮量可以通過下列公式計(jì)算[30]:

    式中:W是脫氮量,t·a-1;A是溝塘面積,hm2,溝渠一般為農(nóng)田的2%;dN是平均反硝化速率,μmol·m-2·h-1;D是徑流在溝塘系統(tǒng)中的滯留時間,190 d(與該地區(qū)每年的降雨日數(shù)相同),池塘則為365 d。

    1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

    采用Excel 2010 進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)和計(jì)算,采用SPSS 26 進(jìn)行溝渠反硝化速率的數(shù)據(jù)分析,運(yùn)用T 檢驗(yàn)以及單因素方差分析(ANOVA)(LSD:樣本數(shù)相同的差異性比較;Tukey:樣本數(shù)不一致的差異性比較)進(jìn)行數(shù)據(jù)間差異性比較。反硝化速率與環(huán)境因子的相關(guān)性通過Pearson 相關(guān)系數(shù)法進(jìn)行分析,偏最小二乘回歸分析(PLSR)通過SPSS 26 中的PLS 擴(kuò)展模塊完成。利用Excel 2010和Origin 2018軟件制圖。

    2 結(jié)果與分析

    2.1 溝塘沉積物和上覆水理化性質(zhì)的變化

    表1 溝塘特征及沉積物理化性質(zhì)(均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差)Table 1 Characteristics of ditches and ponds and sedimentary physical and chemical properties(Mean±SE)

    表2列出了8條溝塘上覆水各形態(tài)氮含量及其他理化指標(biāo)。溝渠水體pH 總體為中性,各溝渠間差別較小。水體DO 濃度范圍為4.24~7.70 mg·L-1,水體DOC 濃度和DO 濃度在D5 處最高,可能由于D5 存在一個干濕交替的過程,有研究認(rèn)為干濕交替可能通過破壞土壤團(tuán)聚體而增加DOC的濃度[31],并且干濕交替過程可能通過增加土壤的通氣性而增加水體DO 濃度。TN和-N濃度表現(xiàn)出相似的特征,均以D2濃度最高,D4 濃度最低。-N 濃度則總體表現(xiàn)出農(nóng)溝>支溝>干溝>池塘(圖3)。

    圖3 不同類型溝塘上覆水-N和-N濃度的差異Figure 3 Differences between -N and -N concentrations in the overlying water of different types of ditches and ponds

    表2 上覆水各形態(tài)氮濃度及其他理化性質(zhì)(均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差)Table 2 Nitrogen concentration and other physical and chemical properties of various forms of water(Mean±SE)

    洞庭湖流域4—8 月是雨季,降雨量占全年的60%,4—5 月和10—11 月是農(nóng)業(yè)耕作期,在人類活動和氣候因素影響下,不同溝塘的水體氮素濃度會產(chǎn)生季節(jié)的動態(tài)變化。由圖4可以看出,水體-N濃度在0.17~2.30 mg·L-1之間,D1、D2、D3的-N濃度表現(xiàn)為春、秋季大于夏、冬季,且春季顯著大于夏季,而D4、D5卻表現(xiàn)出冬季最大的特點(diǎn),其他取樣點(diǎn)則沒有表現(xiàn)出顯著的季節(jié)性差異。水體-N濃度在0.16~3.72 mg·L-1之間,總體表現(xiàn)為夏、冬季大于春、秋季。

    圖4 溝塘上覆水-N和-N濃度的季節(jié)變化Figure 4 Seasonal variation of -N and -N concentrations in the overlying water of the ditches and ponds

    2.2 反硝化速率時空變異規(guī)律

    反硝化速率試驗(yàn)結(jié)果表明(圖5),溝塘反硝化速率范圍為22.10~238.02 μmol·m-2·h-1,具有明顯的時空異質(zhì)性,春、夏季的反硝化速率大于秋、冬季。其中反硝化速率最大值出現(xiàn)在2021 年春的D3,為238.02 μmol·m-2·h-1,最小值出現(xiàn)在2020 年冬的D5,為22.10 μmol·m-2·h-1。8 個取樣點(diǎn)的年平均反硝化速率范圍為65.7(D5)~142.4(D3)μmol·m-2·h-1(圖6)。不同溝渠的平均反硝化速率存在顯著性差異,D2、D3取樣點(diǎn)反硝化速率顯著大于其他取樣點(diǎn)(D1除外)。不同類型的溝渠反硝化速率也存在差異,總體而言,有植被溝渠(D1、D3、D6)>無植被溝渠(D2、D5、D7、D8),農(nóng)溝>支溝>池塘>干溝。

    圖5 溝塘反硝化速率季節(jié)變化Figure 5 Seasonal variation of denitrification rate in ditches and ponds

    2.3 反硝化速率影響因素

    反硝化速率與環(huán)境因子的PLSR 分析如表3 所示,其中r表示環(huán)境因子與反硝化速率的相關(guān)系數(shù),F(xiàn)VIP(Variable importance plot)表示自變量(環(huán)境因子)對因變量(反硝化速率)的貢獻(xiàn)度,F(xiàn)VIP越高則貢獻(xiàn)度越大。從表3 可以看出,反硝化速率與上覆水-N濃度、TN 濃度、沉積物DOC 含量呈顯著正相關(guān),而與上覆水DOC 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)。同時可以看出上覆水-N 的FVIP值最大,即上覆水-N 對反硝化速率的影響最大,上覆水TN、DOC 和沉積物DOC、-N、-N、TDN 的FVIP值皆大于0.5,表明它們也是影響反硝化速率的重要因素。

    2.4 溝塘年脫氮量及脫氮能力

    根據(jù)溝塘年脫氮量公式計(jì)算得到該地區(qū)溝渠年脫氮量為0.24 t,池塘年脫氮量為0.72 t(表4)。根據(jù)《2017年湖南省水資源公報(bào)》[32]可知洞庭湖區(qū)徑流系數(shù)為0.44,結(jié)合園區(qū)降雨量可得徑流深度為607 mm。該地區(qū)年氮肥投入量為400 kg·hm-2,計(jì)算可得田間氮素徑流損失量為28.67 kg·hm-2·a-1,結(jié)合該地區(qū)農(nóng)田總面積(100 hm2)可知,該農(nóng)業(yè)園區(qū)每年通過徑流損失的氮素為2.87 t。計(jì)算得到溝渠反硝化脫氮系數(shù)為8.36%,池塘反硝化脫氮系數(shù)為25.08%,該農(nóng)業(yè)園區(qū)每年通過溝塘濕地系統(tǒng)反硝化作用可去除33.44%的水體氮素輸入。

    表4 溝塘反硝化脫氮能力Table 4 Denitrification and denitrification capacity of ditches and ponds

    3 討論

    3.1 溝塘水體氮素時空差異及其產(chǎn)生原因

    3.2 溝塘反硝化速率變異的影響因素

    總體上,不同溝塘的反硝化速率差異性較為明顯,表現(xiàn)為有植被溝渠>無植被溝渠,農(nóng)溝>支溝>池塘>干溝。植被的存在有助于提高土壤DOC 儲量[39],即有植被的溝渠土壤DOC大于無植被的溝渠。PLSR分析表明(表3),土壤DOC 與反硝化速率呈顯著正相關(guān),土壤中的DOC 可以刺激土壤微生物活性,同時提供更多的電子供體,促進(jìn)反硝化作用的發(fā)生[40]。并且植物的根際會釋放氧氣,在根部周圍形成可發(fā)生硝化作用的好氧微區(qū)[41]。硝化作用產(chǎn)生的-N 在擴(kuò)散到缺氧沉積物中時會迅速進(jìn)行反硝化作用,從而促進(jìn)硝化-反硝化作用的發(fā)生[42]。同時植物的根際分泌物可以提高反硝化細(xì)菌的活性。因此有植被存在的溝渠反硝化速率較大[43]。

    3.3 溝塘系統(tǒng)的反硝化速率及脫氮能力

    相較于一些湖泊、入海河口和海灣,溝塘濕地系統(tǒng)具有較高的反硝化速率(表5),因此通常被認(rèn)為是緩解農(nóng)業(yè)氮素污染的重要場所[49]。研究結(jié)果顯示,溝渠的反硝化脫氮系數(shù)為8.36%,遠(yuǎn)小于池塘的25.08%(表4)。溝渠相較于池塘脫氮效率低的原因可能有以下方面:溝渠面積普遍比較小且分散,一般只有農(nóng)田面積的2%,相對于大面積的河流湖泊,溝渠的脫氮能力有限,如Zhao等[17]估計(jì)太湖地區(qū)河網(wǎng)去除的氮約占進(jìn)入河流系統(tǒng)的總水生氮負(fù)荷的43%,Seitzinger等[50]對美國東部16 條河流的研究發(fā)現(xiàn)其脫氮效率在37%~76%;大量研究證明水力停留時間長,不僅有利于沉積物沉積,而且有利于反硝化作用的發(fā)生,因此氮素去除率較高[51]。溝渠的水力停留時間短、水流速快也限制了溝渠的脫氮能力。

    表5 不同類型沉積物的反硝化速率Table 5 Denitrification rates of different types of sediments

    溝塘濕地系統(tǒng)去除了該地區(qū)33.44%的氮負(fù)荷,在一定程度上起到了氮素污染凈化器的作用。研究表明天然濕地、水庫和湖泊的平均氮素去除率分別為17.5%、31.8%和44.0%[52],Shen等[5]的研究結(jié)果指出溝塘濕地的氮素去除率平均為38.7%,Li 等[53]對長江中下游地區(qū)研究的結(jié)果得出溝塘系統(tǒng)可以減少稻田39%的氮素輸出,表明溝塘系統(tǒng)在農(nóng)田面源氮污染中起著重要作用。溝塘系統(tǒng)具有較高的反硝化速率和脫氮率,表明溝塘系統(tǒng)在水體氮素去除上具有巨大的應(yīng)用潛力。作為農(nóng)業(yè)氮素污染進(jìn)入河流的渠道,溝塘濕地系統(tǒng)的消納作用極為重要[54]。因此,為使溝塘濕地系統(tǒng)成為氮素污染的有效匯,需要進(jìn)行人工管理。種植植物已被證明是減少農(nóng)業(yè)排水中氮的最有效管理措施之一[8],通過種植水生植被來增強(qiáng)反硝化作用以及降低溝渠水體流速可增強(qiáng)溝渠脫氮效率。此外,合理的排灌管理對溝塘的養(yǎng)分去除和凈化功能也十分重要,在農(nóng)田周圍適當(dāng)增加排水溝渠和池塘,可以有效減緩農(nóng)田面源污染氮負(fù)荷。

    4 結(jié)論

    (1)洞庭湖區(qū)流域典型溝塘反硝化速率存在顯著的時空異質(zhì)性,反硝化速率為22.10~238.02 μmol·m-2·h-1,春、夏季的反硝化速率大于秋、冬季。

    (2)不同類型的溝塘反硝化速率有顯著差異,總體表現(xiàn)為農(nóng)溝>支溝>池塘>干溝,有植被溝渠>無植被溝渠。

    (4)溝塘濕地可去除33.44%的水體氮負(fù)荷,從而大幅減少了向下游水域輸入的氮污染負(fù)荷,對緩解洞庭湖流域面源污染有重要作用。

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