藍(lán)藻生長(zhǎng)與衰亡對(duì)太湖水體氮素遷移轉(zhuǎn)化的影響

李昌杰，許 海，詹 旭，朱廣偉，肖 曼，朱夢(mèng)圓，鄒 偉

1.中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，湖泊與環(huán)境國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，江蘇 南京 210008

2.江南大學(xué)環(huán)境與土木工程學(xué)院，江蘇 無(wú)錫 214122

氮是生命活動(dòng)所必需的營(yíng)養(yǎng)元素，在自然界中的存在形式多樣，以大氣中的氮?dú)?N2)為主[1]，但能被生物直接利用的大多為氨氮(NH4+-N) 和硝態(tài)氮(NO3--N)等活性氮[2].在人類(lèi)活動(dòng)的影響下，原有的氮循環(huán)被破壞[3]，使得大量的活性氮進(jìn)入水環(huán)境[4-5]，造成水體富營(yíng)養(yǎng)化，產(chǎn)生了一系列的環(huán)境問(wèn)題[6-7]，氮循環(huán)機(jī)制也受到了國(guó)內(nèi)外學(xué)者的廣泛關(guān)注.

湖泊生態(tài)系統(tǒng)是脫氮的熱點(diǎn)區(qū)域，NiRReLa 模型預(yù)測(cè)全球每年約有19.7 Tg 氮被湖泊水庫(kù)脫去[8].由微生物主導(dǎo)的反硝化作用將NO3--N 逐步還原為N2(NO3-→NO2-→NO→N2O→N2)，被認(rèn)為是脫氮的主要過(guò)程.反硝化速率受到溫度、NO3--N 濃度和溶解氧(DO)濃度等多種環(huán)境因素的影響[9]，而NO3--N 作為反硝化作用的底物，能夠顯著影響反硝化基因豐度和反硝化酶的活性[10-11]，因此其濃度往往被認(rèn)為是影響反硝化速率的首要因素[12-13].而在湖泊中，氮會(huì)通過(guò)各種生物地球化學(xué)循環(huán)在不同形態(tài)中進(jìn)行轉(zhuǎn)換[1,14]，當(dāng)NO3--N 被轉(zhuǎn)化為其他形態(tài)的氮時(shí)，可能會(huì)降低反硝化脫氮的速率，從而導(dǎo)致氮素在水體中滯留，加劇湖泊富營(yíng)養(yǎng)化程度.

藍(lán)藻生長(zhǎng)和衰亡的不同時(shí)期會(huì)給湖泊水體帶來(lái)不同的物理化學(xué)環(huán)境，從而影響氮的循環(huán)過(guò)程.在藍(lán)藻水華暴發(fā)期間，隨著外源氮的輸入，湖泊氮素脫除的速率顯著增加[15]，Shen 等[16]研究表明，微囊藻將沉積物-水界面的硝酸鹽還原效率提高了76.5%～84.7%.劉志迎等[17]通過(guò)控制試驗(yàn)表明，部分反硝化細(xì)菌可以附著在藍(lán)藻顆粒上，使得藍(lán)藻水華成為反硝化脫氮的另一場(chǎng)所，進(jìn)而提高湖泊水體的脫氮效率.在藍(lán)藻水華暴發(fā)的末期，大量藍(lán)藻降解導(dǎo)致水體DO 濃度急劇下降，為反硝化作用提供了有利條件，在此期間反硝化細(xì)菌的豐度遠(yuǎn)高于非藻華期間[18].Chen 等[19]研究表明，沉降的微囊藻細(xì)胞可直接提供DOC 作為碳源，進(jìn)而增強(qiáng)沉積物水界面的反硝化作用.而由藍(lán)藻衰亡導(dǎo)致的厭氧環(huán)境雖然可以促進(jìn)反硝化作用，但有可能抑制硝化作用的進(jìn)行[20].藍(lán)藻的生長(zhǎng)過(guò)程同樣會(huì)和反硝化作用競(jìng)爭(zhēng)NO3--N，這是否會(huì)影響湖泊的脫氮速率尚未可知.

基于此，本研究于2022 年11 月在太湖竺山灣采集無(wú)擾動(dòng)泥柱和新鮮藍(lán)藻進(jìn)行培養(yǎng)試驗(yàn)，分別分析了藍(lán)藻生長(zhǎng)和衰亡的不同時(shí)期對(duì)氮遷移轉(zhuǎn)化的影響，以期深入了解藍(lán)藻水華暴發(fā)時(shí)氮素的歸趨情況，并為太湖的氮素管理提供理論支撐和科學(xué)指導(dǎo).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

太湖是我國(guó)第三大淡水湖泊，是長(zhǎng)江三角洲重要的水源地.自2007 年無(wú)錫飲用水危機(jī)事件以來(lái)，太湖的富營(yíng)養(yǎng)化問(wèn)題被人們高度重視，國(guó)家也對(duì)其進(jìn)行了高強(qiáng)度的治理[21]，但至今藍(lán)藻水華問(wèn)題經(jīng)年不斷[22].竺山灣位于太湖西北部，與多條入湖河道相連，承擔(dān)著較高的入湖氮負(fù)荷，藍(lán)藻水華頻發(fā).由于太湖地區(qū)春夏季盛行東南風(fēng)[23]，藍(lán)藻多漂浮在水體表面[24]，在風(fēng)力和水動(dòng)力的作用下遷移至下風(fēng)口，使得竺山灣成為藍(lán)藻水華最為嚴(yán)重的湖灣之一.

1.2 采樣點(diǎn)位及樣品采集

本研究于2022 年11 月使用柱狀采泥器和有機(jī)玻璃采泥柱(內(nèi)徑85 mm)在太湖竺山灣(120°1'54″E、31°23'51″N)采集10 根無(wú)擾動(dòng)泥柱，調(diào)整柱中沉積物高度在15 cm 左右，并用橡膠塞密封，隨機(jī)抽取1 根泥柱使用切環(huán)現(xiàn)場(chǎng)切表層2 cm 泥樣帶回實(shí)驗(yàn)室分析；使用浮游生物網(wǎng)(64 μm)采集藻漿裝入1.5 L 聚乙烯瓶?jī)?nèi)；同步采集上覆水50 L.

1.3 室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)及樣品分析

試驗(yàn)設(shè)置如圖1 所示，設(shè)置1 個(gè)對(duì)照組和4 個(gè)處理組，分別為湖水對(duì)照組(A0)、湖水加藻避光培養(yǎng)處理組(A1)、泥柱避光培養(yǎng)處理組(A2)、泥柱加藻避光培養(yǎng)處理組(A3)、A4 湖水加藻光照培養(yǎng)處理組(A4)、泥柱加藻光照培養(yǎng)處理組(A5)，每組3 個(gè)平行.其中避光以模擬藍(lán)藻衰亡狀態(tài)，光照以模擬藍(lán)藻繁殖狀態(tài).藍(lán)藻漂浮在水體表面，由于底部存在沉積物，無(wú)法充分?jǐn)噭?dòng)均勻準(zhǔn)確地測(cè)量葉綠素a 濃度，本文使用DO 濃度表征藍(lán)藻的生長(zhǎng)狀況(與A0 對(duì)照組相比，DO 濃度高說(shuō)明藍(lán)藻進(jìn)行光合作用正在生長(zhǎng)，DO 濃度低說(shuō)明藍(lán)藻衰亡降解消耗了DO).

圖1 模擬試驗(yàn)系統(tǒng)設(shè)計(jì)示意Fig.1 Design of simulation experiment system

泥柱帶回實(shí)驗(yàn)室后靜置一夜.第二天使用浮游生物網(wǎng)(64 μm)對(duì)湖水進(jìn)行過(guò)濾，向過(guò)濾后的水中加入NaNO3，使NO3--N 濃度達(dá)到2 mg/L，并置換出泥柱中的上覆水，此過(guò)程緩慢進(jìn)行確保不擾動(dòng)沉積物.另取9 個(gè)空柱子注入過(guò)濾后的湖水，使水的體積和水面高度與泥柱中的水相同.隨機(jī)抽取6 個(gè)水柱和6 個(gè)泥柱加入5 mL 藻漿.將18 個(gè)柱子同時(shí)放入25 ℃恒溫水浴鍋中，其中使用錫紙包裹A0、A1、A2 和A3 處理組的柱子以達(dá)到避光的目的，另使用28 W 日光燈(光照強(qiáng)度2 000 lx)對(duì)A4 和A5 處理組進(jìn)行12 h 循環(huán)光照.試驗(yàn)持續(xù)4 d，每天光照結(jié)束后使用注射器采集A2、A3、A5 處理組沉積物上方5 cm 處水樣，A0、A1 和A4 處理組在相同的高度取樣，測(cè)定DO、NO3--N、NO2--N、NH4+-N 和DTN 濃度，取樣和蒸發(fā)損失的水量使用過(guò)濾后的湖水進(jìn)行補(bǔ)充.

DO 濃度使用便攜式溶解氧儀測(cè)定；溶解態(tài)總氮(DTN)、NO3--N、亞硝態(tài)氮(NO2--N)和NH4+-N 濃度使用Skalar 連續(xù)流動(dòng)分析儀(荷蘭Skalar 公司，SAN++型)測(cè)定.

1.4 數(shù)據(jù)處理及圖形繪制

數(shù)據(jù)處理使用Excel 2021 軟件，圖形繪制使用Origin 2018 軟件.

2 結(jié)果與分析

2.1 DO 濃度的變化

各組DO 濃度的變化如圖2 所示，A1、A2 和A3處理組的DO 濃度都低于A0 對(duì)照組，表明藍(lán)藻在不斷衰亡降解.其中A3 處理組下降最快，在第4 天達(dá)到最低值〔(0.40±0.06) mg/L〕，這是藍(lán)藻降解和微生物共同作用的結(jié)果.A2 處理組的DO 濃度下降趨勢(shì)與A0 對(duì)照組相似，而A1 與A3 處理組相似.添加光照的A4 和A5 處理組DO 濃度都高于A0 對(duì)照組，表明藍(lán)藻在此期間在不斷生長(zhǎng)，其中不含沉積物的A4處理組在第1 天達(dá)到了最高值〔(11.50±0.21) mg/L〕，而A5 處理組存在沉積物中微生物的作用，導(dǎo)致其DO 濃度低于A4 處理組.

圖2 各組DO 濃度隨時(shí)間的變化Fig.2 The change of the DO concentration in each group with time

2.2 DTN 濃度的變化

DTN 濃度變化如圖3 所示.A2 處理組低于A0對(duì)照組，表明A2 處理組中沉積物存在脫氮作用，在第1～3 天時(shí)A0 對(duì)照組和A2 處理組的DTN 濃度出現(xiàn)略微升高，可能是使用浮游生物網(wǎng)過(guò)濾后的水體仍存在少量藍(lán)藻，在其衰亡后引起的DTN 濃度升高.而由于藍(lán)藻的衰亡降解使得A1 和A3 處理組的DTN 濃度極大地升高，最終A1 處理組DTN 濃度為(3.48±0.20)mg/L，升高了77.6%；A3處理組DTN濃度為(3.12±0.17)mg/L，升高了59.2%.而A4 和A5 處理組的DTN 濃度持續(xù)下降，A4 處理組DTN 濃度為(1.05±0.16) mg/L，下降了46.4%；A5處理組DTN濃度為(0.77±0.16) mg/L，下降了60.7%.

圖3 各組DTN 濃度隨時(shí)間的變化Fig.3 The change of the DTN concentration in each group with time

2.3 NO3--N 濃度的變化

NO3--N 濃度的變化如圖4 所示，A0 對(duì)照組和A1 處理組的NO3--N 濃度變化不大，表明水體和藍(lán)藻的反硝化作用可能很弱.其他處理組都出現(xiàn)了不同程度的下降，其中A5 處理組下降最快，第4 天NO3--N濃度為(0.38±0.01) mg/L，比初始時(shí)降低了80.6%，其次為A4 處理組，最終NO3--N 濃度為(0.75±0.13) mg/L，降低了61.7%.避光處理組中A3 處理組下降最快，第4 天NO3--N 濃度為(0.85±0.09) mg/L，降低了56.6%，A2 處理組最終NO3--N 濃度為(1.16±0.13) mg/L，降低了40.8%.

圖4 各組NO3--N 濃度隨時(shí)間的變化Fig.4 The change of the NO3--N concentration in each group with time

2.4 NO2--N 濃度的變化

NO2--N 濃度的變化如圖5 所示，A0 對(duì)照組和A4 處理組較為平穩(wěn)，NO2--N 濃度一直接近于0 mg/L.A1 處理組在第2 天出現(xiàn)升高跡象，第4 天時(shí)達(dá)到(0.05±0.01) mg/L.A5 處理組在第1 天時(shí)NO2--N濃度升至最高，后持續(xù)緩慢下降，最終NO2--N 濃度為(0.02±0.00) mg/L.A3 處理組的NO2--N 濃度上升最為迅速，最終NO2--N 濃度為(0.16±0.01) mg/L.A2處理組的NO2--N 濃度也出現(xiàn)了明顯的升高，第4 天時(shí)達(dá)到(0.12±0.00) mg/L.

圖5 各組NO2--N 濃度隨時(shí)間的變化Fig.5 The change of the NO2--N concentration in each group with time

2.5 NH4+-N 濃度的變化

如圖6 所示，避光并且添加藍(lán)藻的A1 和A3 處理組的NH4+-N 濃度呈指數(shù)級(jí)增加，結(jié)合DTN 和NO3--N 濃度表明，藍(lán)藻降解產(chǎn)生的主要為NH4+-N.第4 天 時(shí)A1 處理 組的NH4+-N 濃度 為(1.49±0.21)mg/L，A3 處理組的NH4+-N 濃度為(2.09±0.12) mg/L.同樣避光而沒(méi)有添加藍(lán)藻的A2 處理組的NH4+-N 濃度升高相對(duì)緩慢，最終NH4+-N 濃度為(0.53±0.22) mg/L.有光照并且添加藍(lán)藻的A4 和A5 處理組的NH4+-N濃度始終保持較低水平，甚至低于A0 對(duì)照組.

圖6 各組NH4+-N 濃度隨時(shí)間的變化Fig.6 The change of the NH4+-N concentration in each group with time

3 討論

3.1 藍(lán)藻生長(zhǎng)對(duì)氮遷移轉(zhuǎn)化的影響

本研究用A4 和A5 處理組設(shè)置了光照以模擬藍(lán)藻生長(zhǎng)，試驗(yàn)期間兩組DO 濃度顯著高于A0 對(duì)照組，表明藍(lán)藻發(fā)生了光合放氧作用.在此期間A4 和A5處理組DTN 濃度顯著下降，而NO3--N 濃度的降幅比DTN 更大，表明硝酸鹽被大量吸收，同時(shí)有其他形態(tài)的氮素產(chǎn)生，可以判斷藍(lán)藻在生長(zhǎng)過(guò)程中也會(huì)有部分藍(lán)藻衰亡.藍(lán)藻衰亡后向水體中釋放出NH4+-N 和溶解態(tài)有機(jī)氮，其中NH4+-N 會(huì)被正在生長(zhǎng)的藍(lán)藻吸收或經(jīng)硝化作用轉(zhuǎn)化為NO3--N[25]，這也是NH4+-N 濃度基本為0 mg/L 的原因(見(jiàn)圖7)，而未經(jīng)氨化的溶解態(tài)有機(jī)氮濃度成為了DTN 與NO3--N 濃度的差異部分.韓菲爾等[26]研究表明，太湖浮游植物優(yōu)先攝取NH4+-N，這代表著藍(lán)藻的生長(zhǎng)同樣會(huì)與硝化作用產(chǎn)生競(jìng)爭(zhēng)，進(jìn)而減少反硝化底物NO3--N 的補(bǔ)充.

圖7 不同形態(tài)氮濃度隨時(shí)間的變化Fig.7 The change of concentration of different nitrogen forms with time

與A0 對(duì)照組相比，A1 處理組的NO3--N 濃度并沒(méi)有明顯降低(見(jiàn)圖7)，說(shuō)明A1 處理組中的反硝化作用并不強(qiáng)，由于A4 處理組僅比A1 處理組多了光照，所以A4 處理組中NO3--N 濃度降低的主要方式為藍(lán)藻吸收.A2 處理組中NO3--N 濃度降低的主要方式為反硝化作用，將A4 與A2 處理組進(jìn)行對(duì)比發(fā)現(xiàn)，在藍(lán)藻生長(zhǎng)和反硝化都適宜的溫度下[27]，藍(lán)藻對(duì)NO3--N 的吸收速率更快，這代表著藍(lán)藻生長(zhǎng)在與反硝化作用對(duì)NO3--N 的競(jìng)爭(zhēng)中處于優(yōu)勢(shì)地位.A5 處理組中的NO3--N 一方面被藍(lán)藻吸收，另一方面被底部沉積物的反硝化作用脫除，因此其濃度下降更為迅速.將A4 處理組中NO3--N 濃度與A5 處理組中NO3--N濃度的差值近似代表為A5 處理組的反硝化脫氮量，同理將A0 對(duì)照組與A2 處理組的差值代表為A2 處理組的反硝化脫氮量，相比得知A5 處理組中反硝化脫氮量要小于A2 處理組中反硝化脫氮量，這表明藍(lán)藻在生長(zhǎng)過(guò)程降低了反硝化的脫氮效率.

藍(lán)藻生長(zhǎng)會(huì)將NO3--N 同化吸收為自身的組成部分，從而減少反硝化作用的底物濃度.大量研究表明，NO3--N 濃度是影響反硝化速率的關(guān)鍵因素之一，一般隨著NO3--N 濃度的降低反硝化速率隨之降低[28-29].Senga 等[30]對(duì)日本的一個(gè)富營(yíng)養(yǎng)化湖泊研究表明，由于大型藻類(lèi)的競(jìng)爭(zhēng)，沉積物中反硝化作用受到氮濃度的限制.祖瑤等[31]對(duì)太湖水華水樣分析結(jié)果表明，Chla 濃度與TN 濃度的比值平均為0.156 mg/μg，干藻樣的氮含量平均為16%.太湖水華暴發(fā)時(shí)，藍(lán)藻會(huì)將水體中大量的NO3--N 轉(zhuǎn)化為不可反硝化脫除的惰性氮，雖然在藍(lán)藻生長(zhǎng)過(guò)程中同樣會(huì)有藍(lán)藻衰亡降解將氮素釋放進(jìn)水體，但其釋放進(jìn)水體的氮素又會(huì)被生長(zhǎng)中的藍(lán)藻重新攝取.彭宇科等[32]研究發(fā)現(xiàn)，隨著藍(lán)藻水華的發(fā)展，反硝化功能基因豐度下降甚至消失.雖然藍(lán)藻水華能夠?yàn)榉聪趸饔锰峁﹫?chǎng)所，但反硝化微生物多為厭氧菌，光合作用產(chǎn)生大量的DO 會(huì)抑制反硝化作用[33].綜上所述，藍(lán)藻生長(zhǎng)會(huì)通過(guò)降低水體中NO3--N 濃度抑制反硝化脫氮的效率.

3.2 藍(lán)藻衰亡對(duì)氮遷移轉(zhuǎn)化的影響

由圖7 可見(jiàn)，藍(lán)藻的衰亡和生長(zhǎng)兩個(gè)過(guò)程對(duì)水體中氮形態(tài)的影響具有極大的差異.A1 和A3 處理組中的藍(lán)藻在死亡降解后將自身所含的氮素主要以NH4+-N 的形式釋放進(jìn)水體[17]，從而導(dǎo)致DTN 濃度的增長(zhǎng)(見(jiàn)圖7).A1 處理組中NO3--N 的濃度變化不大，卻積累了少量的NO2--N，證明其發(fā)生了反硝化作用，但反硝化作用可能很弱，加之硝化作用的補(bǔ)充，使得NO3--N 濃度總體沒(méi)有發(fā)生太大的變化.A2 處理組中由于沉積物中的反硝化作用使得NO3--N 濃度持續(xù)下降，并且積累了更多的NO2--N，與A1 處理組對(duì)比可知，沉積物中的反硝化作用要遠(yuǎn)強(qiáng)于藍(lán)藻水華.

朱夢(mèng)圓等[34]研究發(fā)現(xiàn)，水華堆積衰亡能夠引起沉積物營(yíng)養(yǎng)鹽釋放量的增加.這與本研究的結(jié)果相似，即用A3 處理組與A1 處理組NH4+-N 濃度的差值近似代表為A3 處理組中沉積物的釋放量，對(duì)比發(fā)現(xiàn)其大于A2 處理組中沉積物的釋放量.增長(zhǎng)最快的NH4+-N濃度并沒(méi)有使A3 處理組的DTN 濃度也增長(zhǎng)最快，這得益于NO3--N 濃度的降低，在第4 天時(shí)A3 處理組還原了56.6%的NO3--N，比A2 處理組高出15.8%，這足以證明藍(lán)藻水華的衰亡能夠提高沉積物的反硝化效率[16,19].Peng 等[35]研究表明，藍(lán)藻衰亡加劇的缺氧環(huán)境有利于反硝化過(guò)程.本研究中A3 處理組的DO 濃度下降最快，并在第4 天時(shí)接近于0 mg/L，說(shuō)明這種缺氧狀態(tài)有利于反硝化過(guò)程的發(fā)生.

藍(lán)藻的降解能夠?yàn)榉聪趸饔锰峁┑?，而?wèn)題是藍(lán)藻降解產(chǎn)生的NH4+-N 能否順利轉(zhuǎn)化為可供反硝化作用進(jìn)行的NO3--N.雖然缺氧條件能夠促進(jìn)反硝化作用的進(jìn)行，但前提是有足夠的底物存在[13,28].Zhu等[20]研究發(fā)現(xiàn)，大量藍(lán)藻堆積導(dǎo)致底層缺氧抑制了硝化作用，使得反硝化作用的底物NO3--N 得不到補(bǔ)充，從而導(dǎo)致反硝化脫氮的效率降低.本研究中A3處理組的NH4+-N 濃度呈指數(shù)級(jí)增長(zhǎng)，其增長(zhǎng)速率遠(yuǎn)大于NO3--N 的脫除速率，似乎印證了Zhu 等[20]的研究結(jié)論.但模擬試驗(yàn)是靜態(tài)的，實(shí)際太湖水深較淺，在風(fēng)浪的擾動(dòng)下會(huì)使水體處于厭氧-耗氧交替過(guò)程，強(qiáng)化耦合硝化-反硝化過(guò)程.因此，欲加快太湖對(duì)氮素的脫除，需防止大量藍(lán)藻長(zhǎng)時(shí)間堆積，構(gòu)建硝化-反硝化耦合的快速脫氮過(guò)程[25].

4 結(jié)論

a) 藍(lán)藻的生長(zhǎng)過(guò)程會(huì)與反硝化作用競(jìng)爭(zhēng)NO3--N，降低反硝化作用的底物濃度，進(jìn)而在短期內(nèi)降低沉積物的脫氮速率；

b) 藍(lán)藻的衰亡會(huì)降低水體DO 濃度，這有利于反硝化作用的發(fā)生，但大量藍(lán)藻衰亡造成的缺氧狀態(tài)可能會(huì)抑制硝化作用，使得NH4+-N 無(wú)法轉(zhuǎn)化為NO3--N，從而短期打破硝化-反硝化耦合的脫氮過(guò)程；

c) 太湖水深較淺，風(fēng)浪的擾動(dòng)作用會(huì)使水體處于厭氧-耗氧交替過(guò)程，強(qiáng)化耦合硝化-反硝化過(guò)程，因此，從藍(lán)藻生長(zhǎng)-衰亡的整個(gè)生命周期來(lái)看，藍(lán)藻水華的發(fā)生會(huì)加強(qiáng)湖泊氮素的脫除.