陳 靜,李 星,王一平,陳小鋒,①,楊柳燕

(1.揚州大學環(huán)境科學與工程學院,江蘇 揚州 225127;2.南京大學環(huán)境學院/ 污染控制與資源化研究國家重點實驗室,江蘇 南京 210023)

氧化亞氮(N2O)是一種重要的溫室氣體,其全球增溫潛能是CO2的265～298倍,因此盡管N2O在大氣中的含量僅為CO2的千分之一,但增溫效應不容忽視[1]。同時,平流層中的N2O又可與臭氧發(fā)生反應,進而破壞臭氧層[2]。研究表明,近幾十年大氣中的N2O含量以每年0.2%～0.3% 的速率穩(wěn)步增加[3],其日益增長的含量及對環(huán)境的破壞效應使得大氣中N2O的來源受到極大關注。

一般認為,湖泊并不是大氣中N2O的重要來源,有時甚至可能是一個大氣N2O的匯[4]。研究表明,湖泊N2O的排放量與其富營養(yǎng)化狀態(tài)有關,營養(yǎng)狀態(tài)越高,則N2O釋放通量越大[5]。PLOUVIEZ等[6]采用太湖N2O最低排放區(qū)域的年平均釋放量對全球富營養(yǎng)化湖泊和水庫的N2O排放量進行估算,結果發(fā)現(xiàn)富營養(yǎng)化湖泊和水庫每年可排放1.10×108kg N2O(以N計),這相當于2013年聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會(IPCC)估計的全球所有河流、河口和沿海地區(qū)N2O排放量的18%[1]。近年來,由于社會經(jīng)濟的發(fā)展和人類活動的加劇,我國許多湖泊都面臨著富營養(yǎng)化問題[7]。因此,探究這些富營養(yǎng)化湖泊中N2O 排放的影響因素有重要的現(xiàn)實意義。

富營養(yǎng)化一方面增加了湖泊N2O的排放,另一方面又促進了藻類的過度增殖,繼而暴發(fā)藍藻水華。研究表明,藍藻水華可以促進CH4、CO2等溫室氣體的排放[8],但是其對N2O排放的正負效應目前尚存在許多爭議。如LIU等[9]在測定太湖N2O的釋放通量時發(fā)現(xiàn),葉綠素a(Chl-a)濃度與硝化速率、N2O通量呈正相關,并以此推測藍藻水華可能促進硝化作用和N2O的產(chǎn)生;PLOUVIEZ等[6]指出,除間接作用外,藍藻在對NO3--N進行同化吸收或異化還原的過程中均可以直接產(chǎn)生N2O;王仕祿等[10]則發(fā)現(xiàn)太湖生態(tài)條件從藻類向大型植物過渡的區(qū)域中,水體N2O飽和度并沒有顯示出相應減小的趨勢,從而推測藍藻水華并不是驅動太湖北部重度富營養(yǎng)區(qū)高N2O濃度的主要因素;SUN等[11]則在研究藍藻水華對湖泊底棲生物的影響時發(fā)現(xiàn),藍藻的暴發(fā)可以破壞反硝化細菌的多樣性,進而抑制N2O的排放。

太湖是我國第3大淡水湖泊,同時也是一個典型的富營養(yǎng)化湖泊。從1990年開始,太湖幾乎每年都會出現(xiàn)大規(guī)模的藍藻水華[12],其最大覆蓋面積甚至達到1 582 km2[13]。因此,該研究以太湖為研究對象,采用頂空氣相色譜法對太湖不同藻華暴發(fā)區(qū)表層水體中的N2O含量進行調查,并結合室內(nèi)模擬試驗探究藍藻水華對湖泊N2O釋放的確切效應。

1 材料和方法

1.1 樣品采集

梅梁灣位于太湖西北部,在夏季東南季風的驅動下大量藍藻向梅梁灣聚集,使得該區(qū)域ρ(Chl-a)通常超過40 μg·L-1,有時甚至達100 μg·L-1[14]。藍藻是夏季太湖浮游植物的優(yōu)勢種群,其中微囊藻占總浮游植物數(shù)量90%以上[15]。為考察太湖藍藻暴發(fā)對N2O排放的影響,于藻華暴發(fā)季節(jié)(2016年8月)對太湖不同藻華暴發(fā)區(qū)域的表層水體進行布點采樣(圖1),其中采樣點1和2為河口、采樣點3～7為梅梁灣內(nèi)、采樣點8和9為梅梁灣口、采樣點10～12為太湖開敞區(qū)。

樣品采集在14:00—16:00進行,采樣期間天氣多云,氣壓100.15 kPa,溫度36～37 ℃,風向東南,風力小于3級。適宜的天氣條件使得大量藍藻上浮并堆積在梅梁灣水面上,受東南季風的影響,武進港和直湖港河口區(qū)的藍藻更為密集。采樣之前,使用YSI6600多參數(shù)水質分析儀現(xiàn)場測定各采樣位點的水溫(WT)和溶解氧(DO)等理化指標。使用容積為600 mL的頂空瓶采集表層水樣至溢出,并加入50 μL飽和氯化汞溶液以抑制樣品中微生物的活動,旋緊硅橡膠塞,于保溫箱中低溫保存,運回實驗室后盡快完成測定。

圖1 研究區(qū)域位置和采樣位點分布

1.2 室內(nèi)模擬試驗

2017年8月,于位點2采集新鮮藍藻樣品、位點9附近收集湖水并使用彼得遜采泥器采集表層沉積物,湖水收集前使用64 μm孔徑浮游生物網(wǎng)過濾,以除去大顆粒懸浮物和浮游生物。所有樣品低溫保存,當天運回實驗室進行試驗。為避免低NO3--N濃度可能對N2O的生成產(chǎn)生抑制作用[16],微宇宙內(nèi)的培養(yǎng)溶液采用湖水添加NO3--N配制〔ρ(NO3--N)約為5 mg·L-1〕。在沉積物樣品混勻并過0.154 mm孔徑篩后,開始構建沉積物+水+藻的微宇宙系統(tǒng):內(nèi)徑18 cm、高度約40 cm的密封玻璃容器,內(nèi)有2.5 L太湖表層底泥(高度約10 cm)、5 L培養(yǎng)液(高度約20 cm)和3種不同濃度的藍藻。根據(jù)野外調查數(shù)據(jù),3個處理中的ρ(Chl-a)分別設為400(高)、120(中)和80 μg·L-1(低),同時設置未添加藍藻的體系為對照組〔ρ(Chl-a)約為30 μg·L-1〕。每個處理組設3個平行,室溫培養(yǎng),自然光照,在藍藻完全衰亡并沉降后結束試驗。為避免側面光照的影響,瓶側液面高度以下采用鋁箔紙覆蓋。每天08:00、13:00、18:00和23:00使用5 mL注射器抽取液面上方氣體,即時測定其中N2O的含量。為避免密封體系可能形成的缺氧效應,每次取樣后以0.3 L·min-1流速向液面上方通入合成空氣〔V(O2)∶V(N2)=21∶79, 30 min〕。

為考察藍藻對附生細菌和浮游細菌反硝化作用的影響,進行乙炔抑制試驗:于600 mL頂空瓶加入350 mL湖水配制的培養(yǎng)液和一定量的藍藻樣品(濃度與微宇宙試驗一致),通入足量的乙炔后密封,避光30 ℃培養(yǎng),每隔3 h用注射器吸取液面上方氣體2 mL,使用氣相色譜儀分析N2O含量。

1.3 分析測試方法

采用納氏試劑比色法測定湖水樣品中NH4+-N濃度、鹽酸萘乙二胺比色法測定NO2--N濃度、紫外分光光度法測定NO3--N濃度、丙酮提取-分光光度法測定Chl-a濃度、堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法測定TN濃度、鉬酸銨分光光度法測定TP濃度[17]。

湖水中溶解的N2O濃度采用頂空法測定:向頂空瓶中注入100 mL高純氮氣,同時排出100 mL水樣,30 ℃恒溫振蕩3 h,用注射器抽取頂空瓶上方氣體5 mL,使用Agilent 7890A氣相色譜儀測定其中的N2O含量。具體測定條件為:電子捕獲檢測器,Porapak Q 填充柱,進樣口、柱箱和檢測器溫度分別為150、40和250 ℃,以高純氮為載氣,含φ=10%甲烷的氬氣為尾吹氣,柱流速和尾吹氣流速分別為 25和60 mL·min-1。利用WEISS等[18]提供的溶解度數(shù)據(jù)及公式,將測試結果換算成水樣中溶解的N2O濃度。

1.4 數(shù)據(jù)處理和分析

采用SPSS 22.0軟件進行相關性分析和差異性分析(ANOVA),分別以P<0.05和P<0.01來確定統(tǒng)計學顯著和極顯著差別。

初中階段的英語教學，由于教學內(nèi)容非常多，教學時間不足，導致很多教師在教學過程中為了追趕課程進度，只側重于對學生聽、說、讀的訓練，而對于學生的寫作訓練由于要耗費較長的時間，往往只是一筆帶過，并且在對學生進行寫作訓練時，忽略了聽、說、讀、寫之間的內(nèi)在聯(lián)系，而是將其作為一項獨立的能力進行培養(yǎng)。另外，教師在教學中也只會對單詞的用法、句型結構等進行講解和訓練，往往會忽略選材、立意、謀篇布局和語言組織能力等相關寫作技巧的訓練，導致學生僅僅是為了完成寫作才寫作，缺乏對所寫文章的整體構思，寫出來的文章缺乏創(chuàng)新和內(nèi)涵。

2 結果與分析

2.1 太湖表層水體N2O含量與環(huán)境因子

武進港和直湖港河口附近(位點1和2)是藍藻聚集區(qū)域,ρ(Chl-a)分別達471和254 μg·L-1;梅梁灣湖面(位點3～9)也有較多的藍藻分布,ρ(Chl-a)平均值為88.0 μg·L-1;而開敞區(qū)(位點10～12)較低,平均值為23.0 μg·L-1(表1)。與Chl-a濃度相對應,河口TN和TP濃度最高,其中位點1的ρ(TN)和ρ(TP)分別達10.3和0.30 mg·L-1;開敞區(qū)較低,但ρ(TN)和ρ(TP)平均值也分別達2.45和0.07 mg·L-1。盡管TN濃度很高,無機氮濃度卻相對較低,所有位點的ρ(NO3--N)和ρ(NH4+-N)平均值分別為0.56和0.09 mg·L-1。

表1 各采樣點水質參數(shù)和N2O含量

梅梁灣湖面的藍藻大多呈黃綠色,表明有部分藍藻已開始衰亡,藻的衰亡消耗了水體中的氧,使得梅梁灣水體的DO濃度顯著低于河口和開敞區(qū),其中位點8的ρ(DO)僅有4.17 mg·L-1。

為考察藍藻對N2O排放的影響,于2016年8月對太湖12個位點表層水體中N2O濃度進行測定和計算。結果顯示,藍藻水華暴發(fā)期太湖表層水體中N2O濃度存在顯著的空間差異,除武進港和直湖港河口(位點1和2 N2O濃度分別為20.5和33.2 μmol·m-3)較高外,其余位點的濃度均低于11 μmol·m-3,其中梅梁灣東北部區(qū)域(位點3、4和5)和開敞區(qū)(位點11和12)N2O濃度僅為2.95～5.07 μmol·m-3。

2.2 藍藻對N2O釋放影響的室內(nèi)模擬研究

為探究在NO3--N充足的條件下藍藻水華對反硝化過程中N2O釋放的影響,于2017年8月進行了室內(nèi)模擬試驗,并根據(jù)每天4次定時測定的數(shù)據(jù)計算各試驗組N2O日釋放通量。為便于與乙炔抑制試驗比較,計算結果以單位面積釋放量表示(圖2)。試驗開始前2天各處理組呈現(xiàn)出藍藻濃度越高,N2O的排放速率越低的現(xiàn)象。但是從第3天開始低濃度和中等濃度藻處理組N2O釋放通量迅速增加。試驗結束時低濃度藻處理組N2O的釋放通量最高,達605 μmol·m-2,而高濃度藍藻組和對照組釋放通量較低,分別為290和252 μmol·m-2。

采用單因素ANOVA方法對不同處理組N2O釋放通量進行比較,結果顯示低濃度藻處理組排放速率顯著高于其他處理組(P<0.01),而中等濃度藻處理組排放速率顯著高于高濃度藻處理組(P<0.01)。這表明在硝酸鹽氮充足的條件下一定濃度的藍藻可以促進N2O的排放,而超過這個范圍藍藻對N2O的促進效果減弱,甚至產(chǎn)生負效應。

圖2 微宇宙中N2O釋放通量

乙炔會抑制硝化過程中N2O的產(chǎn)生以及反硝化過程中N2O還原為N2的過程[19],因此在乙炔抑制后,即使未添加沉積物,體系中N2O的釋放速率也遠超過模擬試驗(圖3)。N2O釋放通量最高的是高濃度藻的處理組,達844 μmol·m-2;對照組最低,為87 μmol·m-2。添加乙炔后N2O釋放速率隨著Chl-a濃度顯著提高,表明藍藻可以促進附生菌或浮游細菌的反硝化作用,從而產(chǎn)生更多的N2O。

圖3 乙炔抑制試驗中N2O釋放通量

3 討論

3.1 太湖表層水體中N2O濃度的影響因素

硝化作用和反硝化作用被認為是水環(huán)境中產(chǎn)生N2O的2個主要途徑,因此水體和沉積物中無機氮含量對N2O的產(chǎn)生和排放有著極大的影響。許多研究發(fā)現(xiàn)N2O濃度與水體中NO3--N或NH4+-N濃度存在顯著正相關[20],但該研究中N2O濃度與TN和Chl-a濃度呈顯著正相關(P<0.05),與TP濃度呈極顯著正相關(P<0.01),與無機氮濃度不相關(P>0.05)(表2),這與閆興成等[21]在太湖西岸及竺山灣開展的溫室氣體排放的調查結果類似。湖水中N2O濃度是一個逐漸產(chǎn)生、擴散并積累的過程,理論上應該和參與硝化或反硝化過程的無機氮總量有關[22],而水體中的無機氮濃度則是由藻類同化吸收、硝化或反硝化、有機氮礦化等氮循環(huán)過程綜合作用的結果。相對于藻類的同化吸收,NH4+-N的硝化或NO3--N的異化還原過程均不占優(yōu)勢[23],而HAMPEL等[24]甚至發(fā)現(xiàn)藻華暴發(fā)期太湖水體中被硝化的NH4+-N僅占藻類所同化NH4+-N的0.2%～0.3%。因此,在短時間尺度上無機氮濃度并不是控制湖泊N2O產(chǎn)生的主導因素[25],而TN則更能反映參與硝化或反硝化過程的無機氮總量,這可能是N2O與TN濃度顯著相關,而與無機氮濃度不相關的主要原因(表2)。

表2 水樣中N2O濃度與各理化數(shù)據(jù)的相關性分析結果

水生植物可以通過調節(jié)氮的形態(tài)、有機氮的供應以及沉積物-水界面的條件間接影響湖泊N2O的產(chǎn)生和釋放[20]。水生植物對沉積物中微生物的群落結構也有較大的影響[27]。筆者采用特定引物,對太湖不同區(qū)域沉積物樣品中的NO還原酶催化亞基編碼基因(cnorB)進行了擴增和高通量測序分析,結果表明藻華堆積區(qū)、沉水植物區(qū)以及湖泊開敞區(qū)沉積物中含cnorB基因的反硝化細菌的群落結構有著較大的差異(未發(fā)表數(shù)據(jù))。在反硝化過程中,N2O的產(chǎn)生主要由NO還原酶完成,因此水生植物可以通過改變沉積物中反硝化微生物的群落結構影響N2O的排放。鄭小蘭等[28]對太湖夏季草/藻型湖區(qū)N2O的產(chǎn)生進行了原位觀測,結果發(fā)現(xiàn)太湖水體中N2O釋放通量大致呈挺水植物湖區(qū)>藻型湖區(qū)>沉水植物湖區(qū)的趨勢,并推測水生植物是造成太湖不同區(qū)域N2O釋放差異的一個主要原因。梅梁灣是太湖藻華暴發(fā)最嚴重的區(qū)域之一,但是在生態(tài)清淤、梁溪河關閘等一系列措施下,梅梁灣東北部區(qū)域從2013年開始已有大量沉水植物繁殖[29],可能是位點3～5 N2O濃度較低的一個重要原因。

3.2 藍藻水華對湖泊N2O產(chǎn)生和釋放的影響

3.2.1藍藻水華對N2O產(chǎn)生和釋放的促進作用

有機氮的礦化是湖泊水體無機氮的重要來源之一[24]。WANG等[30]發(fā)現(xiàn)太湖N2O的釋放通量與氧化還原電位、沉積物TN含量顯著正相關,并推測沉積物所含氮的礦化和硝化作用促進了N2O的釋放。但有研究表明,太湖水體中NH4+-N的再生速率是沉積物中的6倍[31],而由礦化再生的NH4+-N總量甚至可達到外源輸入的2倍[24],這些在水體中快速再生的NH4+-N可能才是硝化作用底物的主要來源。前期研究發(fā)現(xiàn),藻華暴發(fā)中后期水體中存在著強烈的有機氮礦化-硝化過程[32],而相關性分析結果也表明水體中N2O與TN、Chl-a濃度顯著相關(P<0.05,表2),因此,藍藻的衰亡和降解可以促進硝化作用,并間接為反硝化作用提供底物,從而在一定程度上加速了水體中N2O的產(chǎn)生和釋放。

一般認為,淺水湖泊沉積物是反硝化的主要場所,但許多研究發(fā)現(xiàn)藍藻附生菌中含有大量的反硝化細菌[32]。藍藻暴發(fā)時高濃度藍藻會堆積在水面,并釋放出大量的膠狀物質,使得大氣復氧作用受到抑制,而夜間藻和微生物的呼吸作用又大大降低了DO水平,從而在水體中形成缺氧甚至是厭氧環(huán)境。當藍藻開始衰亡,DO濃度進一步降低,這為直接在水體中發(fā)生反硝化作用提供了可能。另一方面,藻體中大量的生物可降解碳在厭氧條件下可以產(chǎn)生揮發(fā)性脂肪酸等小分子物質[33],乙炔抑制試驗中未添加沉積物和有機碳源,但是仍有較高的反硝化速率,說明衰亡藍藻降解所產(chǎn)生的小分子物質可以直接為反硝化過程提供能量和電子供體[34],進而大大加快N2O的產(chǎn)生。

3.2.2藍藻水華對N2O產(chǎn)生和釋放的抑制作用

研究表明,當同時存在NH4+-N和NO3--N時,藍藻總是在NH4+-N完全耗盡后才利用NO3--N[35],因此當水體中NH4+-N濃度較低時,藍藻將與硝化細菌競爭利用NH4+-N[36]。為保留藍藻和硝化細菌的競爭關系,微宇宙試驗中并未添加NH4+-N。在試驗開始48 h內(nèi)呈現(xiàn)出藍藻濃度越低,N2O排放速率越高的現(xiàn)象(圖3)。微生物的硝化作用與藍藻在對氮的競爭利用過程中一般處于劣勢[23],因此,模擬試驗前2天N2O的排放速率隨著藻添加量的增加而降低的原因可能是生長狀態(tài)良好的藍藻抑制了硝化細菌對NH4+-N的利用,而藍藻光合作用所產(chǎn)生的氧又不利于反硝化作用的進行。

反硝化作用是N2O產(chǎn)生的重要途徑,同時又是N2O的匯。JONATHAN等[37]發(fā)現(xiàn),適度缺氧的環(huán)境有利于N2O的產(chǎn)生,但是極度缺氧時N2O會被快速消耗。LI等[38]在人工濕地系統(tǒng)中發(fā)現(xiàn),一定的C/N比可以促進N2O的產(chǎn)生,但是隨著C/N比增高,反硝化過程產(chǎn)生的N2O量開始減小。因此,模擬試驗中藍藻濃度達到一定程度后N2O釋放通量隨著藍藻濃度升高而降低的原因可能并不是藍藻抑制了N2O的產(chǎn)生,而是高濃度藍藻所營造的低溶解氧和高有機碳的環(huán)境條件加快了體系中N2O的消耗。野外調查中,位點1的無機氮、TN以及Chl-a濃度均高于位點2(表1),但是N2O含量卻正好相反(表1),其原因可能是位點1處Chl-a濃度已超過模擬試驗中的最高濃度,從而加速了水體中N2O的消耗,這也說明相關研究中太湖湖濱帶高N2O排放量的主要原因并不是由藍藻的大量堆積造成,而可能是接納了較多的氮輸入。

4 結論

(1) 太湖表層水體中的N2O濃度具有較大的空間差異性,其中河口區(qū)N2O濃度最高(平均約26.8 μmol·m-3),梅梁灣東北部區(qū)域和太湖開敞區(qū)的濃度最低(平均約4.0 μmol·m-3)。相關性分析結果表明,太湖表層水體中N2O濃度與TN、Chl-a濃度呈顯著正相關(P<0.05)。

(2) 在NO3--N充足的條件下,添加了少量藍藻的低濃度處理組中N2O釋放通量顯著高于對照組(P<0.001)。但是隨著藍藻添加量的增加,N2O的釋放通量又呈顯著下降的趨勢(P<0.001);在添加乙炔的條件下,N2O的產(chǎn)生速率則隨著Chl-a濃度的增加急劇升高。

(3) 氮限制條件下,藍藻水華對太湖N2O排放的綜合效應需要進一步研究。