梁 霞,李彬彬,孫弋祺,張文靜,李衛(wèi)平

(1.上海大學(xué)環(huán)境與化學(xué)工程學(xué)院,上海200444;

2.內(nèi)蒙古科技大學(xué)能源與環(huán)境學(xué)院,內(nèi)蒙古自治區(qū)包頭,014010)

由于溫室氣體排放而導(dǎo)致的全球變暖問(wèn)題已日益顯著[1].作為一種重要的溫室氣體,氧化亞氮(N2O)的全球增溫潛能(global warming potential,GWP)約是CO2的320倍,且其對(duì)總GWP的貢獻(xiàn)未來(lái)可能增加到10%[2].湖泊是淡水生態(tài)系統(tǒng)中的重要氮“匯”[3].隨著近年來(lái)人類活動(dòng)干擾的不斷加劇,湖泊中外源氮輸入負(fù)荷呈增加趨勢(shì),由此產(chǎn)生的富營(yíng)養(yǎng)化對(duì)湖泊系統(tǒng)的氮物質(zhì)循環(huán)及N2O排放產(chǎn)生了重要影響.已有研究表明,富營(yíng)養(yǎng)湖泊水體中的N2O飽和度明顯高于貧營(yíng)養(yǎng)和中度富營(yíng)養(yǎng)湖泊[4].

一般而言,N2O主要通過(guò)微生物脫氮過(guò)程中的硝化、反硝化和氨氧化產(chǎn)生,其中溶氧(dissolved oxygen,DO)在平衡硝化和反硝化過(guò)程以及決定系統(tǒng)N2O產(chǎn)量中扮演著重要的角色[5].研究表明,湖泊系統(tǒng)中的N2O排放通量隨著水體深度的降低和DO濃度的上升而增加,其中湖泊濱岸帶的N2O排放量通常最高[6].這是由于湖泊濱岸帶淺水位受到水文干擾和水氣交換的影響,其沉積物-水界面的DO濃度高于湖心,而高DO濃度又促進(jìn)了硝化和反硝化進(jìn)程的同時(shí)加速,增加了沉積物N2O的產(chǎn)生.因此,相對(duì)于DO濃度較為穩(wěn)定的河流和濕地系統(tǒng),湖泊中DO濃度的改變對(duì)于N2O的排放具有重要的影響.目前,國(guó)內(nèi)外對(duì)于湖泊N2O排放的研究相比河流和濕地系統(tǒng)仍較少,這很大程度上是由于湖泊系統(tǒng)中較低的DO水平限制了湖泊微生物的硝化、反硝化過(guò)程,使得N2O總排放量顯著低于河流和濕地系統(tǒng)[7].因此,研究DO改變對(duì)于富營(yíng)養(yǎng)化湖泊N2O排放的影響,對(duì)于深入理解湖泊系統(tǒng)對(duì)于全球N2O總量的貢獻(xiàn)作用,以及富營(yíng)養(yǎng)化湖泊系統(tǒng)中的氮循環(huán)過(guò)程,具有重要的意義.

在草型淺水湖泊中,由于水生植物光合呼吸作用的影響,水體及沉積物表層的DO濃度往往呈現(xiàn)劇烈的晝夜波動(dòng)[8].如果湖泊存在大量的人為氮源輸入,水體及沉積物中的不完全的硝化/反硝化過(guò)程將會(huì)隨著DO濃度的晝夜波動(dòng)而反復(fù)出現(xiàn),并最終影響水體中氮物質(zhì)的去除以及N2O的產(chǎn)生[9].本工作以一個(gè)受人為氮源輸入影響的草型富營(yíng)養(yǎng)化淺水湖泊為例,在實(shí)驗(yàn)室條件下研究DO濃度劇烈變化對(duì)于湖泊沉積物中N2O產(chǎn)生以及氮物質(zhì)去除的影響,揭示DO的影響作用機(jī)制,為全面理解湖泊系統(tǒng)N2O產(chǎn)生以及草型淺水湖泊的氮循環(huán)過(guò)程提供參考.

1 實(shí)驗(yàn)材料與方法

1.1 研究區(qū)域

沉積物采集自烏梁素海湖.烏梁素海湖是我國(guó)第八大淡水湖,位于內(nèi)蒙古高原西部干旱區(qū),屬于典型的淺水草型湖泊[10].湖區(qū)整體呈狹長(zhǎng)型,南北長(zhǎng)35～40 km,東西寬5～10 km.2011年的監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示,湖泊水域面積459.03 km2,平均水深1.5 m,最深處可達(dá)4.0 m[11].區(qū)域內(nèi)年均氣溫5.6～7.4°C,年均濕度28%～104%,平均降雨量為162.3 mm,蒸發(fā)量2 253.5 mm[12].湖區(qū)內(nèi)主要分布著以挺水植物蘆葦和沉水植物龍須眼子菜群落為優(yōu)勢(shì)的水生植物群落[13].農(nóng)田退水是烏梁素海湖的主要補(bǔ)給水源.受河套灌區(qū)農(nóng)田退水的影響,大量營(yíng)養(yǎng)鹽隨之輸入烏梁素海湖,致使湖泊水體氮物質(zhì)平均含量超過(guò)國(guó)家地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)中Ⅴ類水體的氮濃度水平[14].近十年來(lái),烏梁素海湖富營(yíng)養(yǎng)化呈現(xiàn)加劇趨勢(shì),已逐漸成為富營(yíng)養(yǎng)化草型淺水湖泊[15].

1.2 沉積物樣品采集

湖泊沉積物采集自烏梁素海湖泊北部的西大灘.該區(qū)域靠近湖區(qū)主要農(nóng)業(yè)退水排水口(總排干),湖泊表層沉積物呈現(xiàn)黑灰色且伴有腥臭味,以粉細(xì)顆粒組成為主,下部為淺黃色原土質(zhì).該區(qū)域沉水植物生長(zhǎng)密集,且大多已在水面形成茂密的水生植物冠層.采樣點(diǎn)選擇在沉水植物生長(zhǎng)區(qū)周邊的一塊裸露區(qū)域,水體呈現(xiàn)淡綠色,清澈見底,水深1.68 m,流速0.12 m/s.使用抓斗式采泥器采集表層沉積物,置于密封袋中低溫保存,并于當(dāng)天運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室置于4°C冰箱儲(chǔ)存.

1.3 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)首先將湖泊沉積物風(fēng)干過(guò)100目篩,取50 g土壤樣品置于100 mL錐形瓶?jī)?nèi),并緩慢加入蒸餾水使上覆水體積至40 mL;然后,用裝有三通閥的塞子密封錐形瓶,其中一根導(dǎo)管接在三通閥底部并置于泥水界面,另一根導(dǎo)管暴露在瓶?jī)?nèi)頂空位置;最后打開三通閥門,將錐形瓶置于28°C恒溫人工氣候培養(yǎng)箱(RTOP-300D,由浙江托普儀器有限公司提供)進(jìn)行5 d預(yù)培養(yǎng).設(shè)置處理組和空白對(duì)照組總計(jì)120個(gè)錐形瓶樣品.處理組通過(guò)人為控制水體溶氧濃度,使之呈現(xiàn)出晝夜變化趨勢(shì)(2.0～12.0 mg/L);空白對(duì)照組無(wú)任何額外操作,僅每天補(bǔ)充水體保持原水位不變.處理組DO濃度的變化范圍參照湖泊水體DO濃度現(xiàn)場(chǎng)監(jiān)測(cè)的結(jié)果進(jìn)行設(shè)置.實(shí)驗(yàn)為期20 d.在實(shí)驗(yàn)開始前測(cè)定處理組水體DO濃度,隨后密封瓶口并關(guān)閉閥門,每隔0.5 h向水體緩慢注入不同劑量純氧,同時(shí)排出相應(yīng)體積頂空氣體,使DO濃度呈現(xiàn)隨時(shí)間變化的趨勢(shì).具體操作方法如下:實(shí)驗(yàn)開始后的4 h內(nèi),使水體DO濃度保持在2.0～5.0 mg/L,4～8 h內(nèi)水體DO濃度保持為5.0～9.0 mg/L,9～12 h內(nèi)水體DO濃度為9.0～12.0 mg/L;隨后12～24 h內(nèi),關(guān)閉人工氣候室光照并停止向?qū)嶒?yàn)組補(bǔ)充純氧.此時(shí),由于沉積物微生物呼吸作用,水體DO濃度呈現(xiàn)自然下降趨勢(shì),至實(shí)驗(yàn)開始后的18 h內(nèi),DO濃度降至6.0～7.0 mg/L,至24 h后降至2.0 mg/L左右.空白對(duì)照組不補(bǔ)充純氧,僅通過(guò)大氣補(bǔ)給調(diào)節(jié)沉積物-水界面的DO濃度.由于所采集的沉積物中有機(jī)質(zhì)和氮營(yíng)養(yǎng)鹽含量豐富,對(duì)照組水體DO在好氧微生物作用影響下消耗明顯.實(shí)驗(yàn)期間空白對(duì)照組DO溶度保持為3.0～4.0 mg/L.

1.4 實(shí)驗(yàn)樣品的采集與分析

(1)氣體樣品.實(shí)驗(yàn)開始后,每隔4 h收集50 mL頂空氣體并置于真空采樣袋中,同時(shí)采集實(shí)驗(yàn)室空氣作為背景值.使用帶電子捕獲檢測(cè)器(electron capture detector,ECD)的氣相色譜儀(安捷倫6890N)測(cè)定N2O濃度[16],使用內(nèi)填80/100目Porapark-Q填料的不銹鋼填充色譜柱(3 m×3 m),柱溫70°C,高純N2(濃度＞99.999%)載氣,流量25 mL/min,檢測(cè)器溫度為330°C.使用帶熱導(dǎo)檢測(cè)器(thermal conductivity detector,TCD)的氣相色譜儀(HP5890)測(cè)定N2濃度[17],使用HP-5A分子篩色譜柱(30 m ×0.32 mm,25μm),柱溫40°C.高純氬氣(濃度＞99.999%)載氣,流量5 mL/min.檢測(cè)器溫度100°C,手動(dòng)進(jìn)樣,進(jìn)樣量200μL.錐形瓶中頂空N2O和N2濃度分別以μmol/L和mmol/L表示.氣體飽和度為[18]

式中,

其中Cw為氣體在錐形瓶水相中的濃度,Cq為自然條件下水體中的氣體飽和濃度,CA1為錐形瓶中的頂空氣體濃度,CA為氣體的大氣濃度,VA1為錐形瓶中的頂空體積,Vw為錐形瓶中水相的體積,α為Bunsen系數(shù).

(2)水體樣品.氣體采樣結(jié)束后打開瓶塞,使用便攜式溶氧儀(HI 98186,意大利哈納公司)、氧化還原電位儀(PHSJ-3F,上海精密科學(xué)儀器有限公司)和pH計(jì)(PHS-3C,上海精密科學(xué)儀器有限公司)測(cè)定水體DO、氧化還原電位(oxidation-reduction potontial,ORP)、pH值和溫度.每隔24 h采集實(shí)驗(yàn)組和空白組水樣,參照國(guó)標(biāo)方法測(cè)定水體離子濃度(總氮、氨氮、硝酸根離子、亞硝酸根)[19].每隔7 d測(cè)定水體的溶解有機(jī)碳(dissolved organic carbon,DOC)濃度.DOC濃度采用總有機(jī)碳(total organic carbon,TOC)分析儀(Analytik Jena AG Multi N/C 3000,德國(guó))測(cè)定.上述樣品均重復(fù)測(cè)試3次.

(3)沉積物和孔隙水樣品的采集與分析.實(shí)驗(yàn)開始后,每隔7 d采集孔隙水樣品,測(cè)定孔隙水TOC和DOC濃度.實(shí)驗(yàn)結(jié)束后,采集沉積物樣品,測(cè)定潛在硝化速率(potential nitrif i cation rate,PNR)、潛在反硝化速率(potential denitrif i cation rate,PDR)、潛在氨氧化率(potential ammonia oxidation,PAO)和潛在亞硝氮氧化率(potential nitrite oxidation,PNO).具體操作方法如下:待氣樣、上覆水樣品均采集完成后,采用孔隙水采樣器(Rhizon)采集沉積物不同深度的孔隙水,混合后過(guò)濾(0.45μmol/L濾膜)用于測(cè)定,所有樣品均重復(fù)測(cè)試3次;采集不同深度的沉積物40 g,混合后分成2份裝入自封袋中,其中1份用于測(cè)定PNR,PDR,PAO和PNO,另一份保存在4°C冰箱中,用于測(cè)定沉積物的含水率和碳氮含量.采用烯丙基硫脲(allyl thiourea,ATU)抑制法測(cè)定[20].潛在反硝化速率用乙炔抑制法測(cè)定[21].氨氧化速率和亞硝酸速率按照Niboyet A[14]的方法測(cè)定.用于沉積物含水率測(cè)定的樣品在105°C的烘箱內(nèi)烘6～8 h至恒重,沉積物TOC含量和總氮(total nitrogen,TN)濃度采用利曼元素分析儀EA3000進(jìn)行測(cè)定.

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 18.0進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析,使用單因素方差分析(one-factor analysis of variance,one-ANOVA)表征測(cè)量值間的差異顯著性,顯著性水平為0.05.使用Pearson相關(guān)性檢驗(yàn)分析N2O排放通量與各環(huán)境因子之間的相互關(guān)系,并篩選出與N2O排放通量具有顯著相關(guān)性的環(huán)境因子進(jìn)行回歸分析.使用SPSS 19.0軟件進(jìn)行方差分析、Pearson檢驗(yàn)和回歸分析.使用OriginPro 8.5進(jìn)行數(shù)據(jù)結(jié)果繪圖.

2 結(jié)果與討論

2.1 水體DO濃度和沉積物ORP值

圖1為實(shí)驗(yàn)期間水體DO濃度和沉積物ORP的變化曲線.由圖1可以看出;隨著時(shí)間的推移,處理組水體DO濃度為1.46～13.8 mg/L,ORP為?240～?10 mV,且二者表現(xiàn)出較為一致的變化趨勢(shì);與之相反,空白對(duì)照組的DO和ORP水平則保持相對(duì)穩(wěn)定狀態(tài),平均值分別為3.29±0.07 mg/L和?204.41±1.36 mV.通常情況下,水體中的DO水平變化會(huì)影響沉積物的ORP值.已有研究表明,土壤中的ORP介于?100～400 mV時(shí),微生物硝化和反硝化過(guò)程均無(wú)法完全進(jìn)行,中間產(chǎn)物N2O的釋放量將同時(shí)增加[22].因此,處理組DO和ORP水平的提高,將有可能促進(jìn)系統(tǒng)中N2O的排放.

圖1 實(shí)驗(yàn)期間水體DO濃度和沉積物ORP的變化Fig.1 Variations of water DO concentrations and sediment ORP during experimental periods

2.2 N2O和N2濃度

圖2為實(shí)驗(yàn)期間N2O和N2的濃度變化曲線.由圖2可以看出:實(shí)驗(yàn)期間,處理組N2O和N2的濃度均表現(xiàn)出隨水體DO和沉積物ORP變化而變化的趨勢(shì);而與之相反,空白對(duì)照組中的氣體濃度波動(dòng)較小.此外,處理組最大N2O濃度和平均濃度均顯著高于空白對(duì)照組.在處理組中,頂空N2O濃度變化為69.91～161.61μmol/L,平均濃度為116.08±4.14μmol/L,較之空白組(84.95±0.31μmol/L)約增加26.82%.處理組中的N2濃度相較空白對(duì)照組也出現(xiàn)了明顯的波動(dòng)變化,介于35.27～41.46 mmol/L之間,但N2的平均濃度(38.83±1.78 mmol/L)顯著低于空白對(duì)照組(40.09±0.25 mmol/L).為了進(jìn)一步驗(yàn)證水體N2O和N2飽和溶解度對(duì)水體DO濃度變化的響應(yīng),進(jìn)行相關(guān)性分析,結(jié)果如圖3所示.DO濃度與N2O飽和度呈現(xiàn)出顯著的正相關(guān)關(guān)系(y=202.38x0.36,r2=0.685),而與N2飽和度間呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(y=126.99 x?0.067,r2=0.842).已有研究表明,河流水體DO濃度與沉積物N2O產(chǎn)生速率具有顯著的正相關(guān)性[23],而濕地系統(tǒng)中較高的溶氧環(huán)境也是造成系統(tǒng)中N2O大量釋放的主要原因[24].因此,DO濃度的劇烈變化以及平均DO濃度的增加,促進(jìn)了實(shí)驗(yàn)系統(tǒng)中不完全硝化-反硝化過(guò)程持續(xù)進(jìn)行,從而造成N2O產(chǎn)量增加和N2排放量的下降.

圖2 實(shí)驗(yàn)期間N2O和N2的濃度變化Fig.2 Variations of N2O and N2concentrations during experimental periods

圖3 實(shí)驗(yàn)期間水體DO濃度與N2O和N2飽和溶解度的相關(guān)性Fig.3 Linking DO concentration and N2O-saturation,N2-saturation

2.3 碳氮物質(zhì)濃度

圖4 實(shí)驗(yàn)期間上覆水和孔隙水氮物質(zhì)濃度的變化Fig.4 Variations of nitrogen concentrations in overlying water and pore water during experimental periods

圖4為實(shí)驗(yàn)期間上覆水和孔隙水氮物質(zhì)的濃度變化曲線,由圖4可以看出,沉積物中的有機(jī)碳和氮物質(zhì)不斷釋放進(jìn)入上覆水體,導(dǎo)致實(shí)驗(yàn)裝置中水體TN,NH4-N,NO3-N和NO2-N的濃度都呈現(xiàn)出隨時(shí)間推移而逐漸增加的趨勢(shì),并于8～16 d達(dá)到最高濃度,之后逐漸下降;從第6天開始,處理組水體TN和NH4-N濃度較之對(duì)照組均表現(xiàn)出顯著的下降趨勢(shì),而處理組的NO3-N濃度則出現(xiàn)了顯著上升;處理組和對(duì)照組的NO2-N濃度無(wú)顯著差異.作為N2O產(chǎn)生的底物,自然環(huán)境中NO2-N存在并積累.由于多種還原酶之間的電子競(jìng)爭(zhēng),以及氧化亞氮還原酶對(duì)電子較弱的親和力,導(dǎo)致系統(tǒng)中N2O積累[5].對(duì)沉積物孔隙水氮濃度變化進(jìn)行分析,結(jié)果表明:孔隙水TN,NH4-N和NO3-N,NO2-N濃度表現(xiàn)出與上覆水體一致的變化趨勢(shì),其中處理組孔隙水TN和NH4-N濃度在實(shí)驗(yàn)開始后的第7天開始出現(xiàn)顯著下降,至實(shí)驗(yàn)結(jié)束后仍低于空白對(duì)照組;NO3-N和NO2-N濃度在第7天時(shí)開始顯著上升,其濃度在實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí)與對(duì)照組無(wú)明顯差異.

圖5為實(shí)驗(yàn)期間上覆水和孔隙水DOC濃度的變化曲線.由圖5可以看出:相較于空白對(duì)照組,處理組中的DOC濃度出現(xiàn)了顯著下降,尤其是在實(shí)驗(yàn)結(jié)束時(shí),孔隙水DOC濃度降幅達(dá)到30.39%.沉積物中的有機(jī)碳和氮物質(zhì)濃度如表1所示.由表1可知,處理組沉積物TN,NH4-N含量出現(xiàn)了顯著的下降,而NO3-N和NO2-N含量則無(wú)明顯變化.這說(shuō)明處理系統(tǒng)沉積物中的硝化、反硝化過(guò)程都得到加強(qiáng),其中反硝化作用加速了系統(tǒng)中硝酸鹽消耗[25].此外,處理組中的TOC和DOC含量也出現(xiàn)了顯著降低,,表明該系統(tǒng)中沉積物微生物活性受到溶氧改變的影響而增強(qiáng)[26],其對(duì)于有機(jī)碳的消耗量也相應(yīng)增加.綜上分析可知,劇烈的水體DO濃度變化和較高的平均DO濃度,促進(jìn)了處理組系統(tǒng)中的硝化和反硝化反應(yīng)過(guò)程,并使系統(tǒng)表現(xiàn)出顯著的脫氮效果.

圖5 實(shí)驗(yàn)期間上覆水和孔隙水DOC濃度的變化Fig.5 Variations of DOC concentrations in overlying water and pore water during experimental periods

表1 實(shí)驗(yàn)期間沉積物中有機(jī)碳和氮物質(zhì)的濃度Table 1 Organic carbon and nitrogen concentrations of sediments during experiment periodsmg/kg

2.4 PNR,PDR,PAO,PNO

實(shí)驗(yàn)結(jié)束后,對(duì)硝化反應(yīng)過(guò)程中的氨氧化和亞硝氮氧化以及潛在硝化和反硝化速率進(jìn)行分析.表2為實(shí)驗(yàn)期間沉積物PNR,PDR,PAO和PNO的變化.結(jié)果表明,處理組中的微生物硝化和反硝化活性都顯著高于空白對(duì)照組,其中代表硝化反應(yīng)過(guò)程的PAO和PNO分別增加了22.07%和33.34%,而表征反硝化微生物活性的PDR增加了42.37%.通常情況下,硝化過(guò)程可分為兩個(gè)階段進(jìn)行,其中PAO可用于表征第一階段亞硝化過(guò)程的生物酶(如氨單加氧酶、羥胺氧化酶)活性,而PNO則反映第二階段硝化過(guò)程的生物酶(如亞硝酸鹽氧化還原酶)活性[26].處理組水體DO增加,擴(kuò)大了表層沉積物中的有氧層面積,進(jìn)而有利于硝化反應(yīng)的進(jìn)行[27-28].盡管反硝化過(guò)程會(huì)由于DO濃度增加而受到抑制,但研究表明,NO3-N作為反硝化過(guò)程的關(guān)鍵底物,對(duì)反硝化過(guò)程的限制作用遠(yuǎn)高于溶氧[29].因此,處理組增強(qiáng)的硝化反應(yīng)過(guò)程可以為沉積物反硝化細(xì)菌提供豐富的NO3-N底物,從而促進(jìn)反硝化微生物活性以及反硝化過(guò)程的進(jìn)

行[30-31].

表2 實(shí)驗(yàn)期間沉積物PNR,PDR,PAO和PNO的變化Table 2 Variations of PNR,PDR,PAO and PNO in sediments during experimental periods

3 結(jié)束語(yǔ)

DO濃度的晝夜波動(dòng)以及DO平均濃度的增加,促進(jìn)了水體NH4-N向NO3-N的轉(zhuǎn)化,并增加了中間產(chǎn)物N2O的產(chǎn)生,這主要是由于水體DO濃度晝夜波動(dòng)促進(jìn)系統(tǒng)硝化和反硝化耦合過(guò)程.因此,在草型富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中,由水生植物光合呼吸作用引起的水體DO濃度晝夜劇烈波動(dòng),將有可能促進(jìn)湖泊N2O排放并改變沉積物中的氮物質(zhì)循環(huán)過(guò)程.然而,由于野外環(huán)境條件下N2O的排放還會(huì)受到其他因素的綜合影響,因此后續(xù)研究中需要加強(qiáng)野外條件下的監(jiān)測(cè)和分析工作,明確晝夜DO在富營(yíng)養(yǎng)化淺水湖泊氮物質(zhì)循環(huán)中所扮演的角色.