鹽度對蘆葦(Phragmites australis)表流濕地除氮效果的影響*

蔡 艦，白承榮，巴圖那生，娜仁格日樂，高 光

(1: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)(2:中國科學院大學，北京 100049)(3:新疆巴音郭楞蒙古自治州博斯騰湖科學研究所，庫爾勒 841000)

鹽度對蘆葦(Phragmitesaustralis)表流濕地除氮效果的影響*

蔡 艦1,2，白承榮1,2，巴圖那生3，娜仁格日樂3，高 光1**

(1: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)(2:中國科學院大學，北京 100049)(3:新疆巴音郭楞蒙古自治州博斯騰湖科學研究所，庫爾勒 841000)

利用蘆葦濕地去除農(nóng)業(yè)污水中的氮是博斯騰湖流域控制富營養(yǎng)化的重要手段. 但是，污水中的鹽分往往會抑制蘆葦(Phragmitesaustralis)濕地的除氮效果. 為了探索不同鹽度對蘆葦濕地脫氮效果的影響和機制，研究4個不同的鹽度梯度(淡水、2‰、5‰和10‰)對蘆葦表流濕地中氮去除的影響，測定不同鹽度下濕地表層(0～10.0 cm)和下層土壤(10.0～20.0 cm)中硝化、反硝化作用強度的變化. 結(jié)果表明，鹽度上升顯著降低了濕地氮的去除率，但是不同離子形態(tài)的氮變化趨勢并不一致. 5‰和10‰鹽度下的蘆葦濕地中總氮、銨態(tài)氮去除率分別下降了9.03%、31.80%和23.10%、39.20%，亞硝態(tài)氮累積率分別上升了190%、690%，而硝態(tài)氮并未發(fā)生明顯變化. 相對于參與反硝化作用的菌群，鹽度對參與硝化作用菌群的抑制作用更強是產(chǎn)生此現(xiàn)象的主要原因. 除此之外，鹽度升高導致植物根系泌氧減少也是土壤中的硝化作用強度降低的重要原因之一.

蘆葦表流濕地；鹽度；農(nóng)排污水；除氮；硝化作用；反硝化作用; 博斯騰湖

由于自然變化和人類活動的影響，目前我國干旱-半干旱地區(qū)的許多湖泊和河流面臨著咸化和富營養(yǎng)化的雙重威脅. 以位于新疆巴音郭楞蒙古自治州的博斯騰湖(41°56′～42°14′N，86°26′～87°40′E)為例，其位于焉耆盆地的最低處，多年來接納了附近流域的鹽分和營養(yǎng)鹽等污染物，使得其在成為微咸水體的同時，營養(yǎng)狀況亦惡化為中富富營養(yǎng)化水平[1-2]. 研究表明，博斯騰湖(以下簡稱博湖)富營養(yǎng)化的主要限制因子為總氮，而作為重要要污染源之一的農(nóng)業(yè)排渠每年向博湖輸入的氮占輸入總量的21%，削減農(nóng)排水中的氮入湖負荷對控制博斯騰湖富營養(yǎng)化具有重要意義[3-5].

蘆葦作為一種耐污挺水植物，已被廣泛用于構(gòu)建濕地處理污水，利用蘆葦構(gòu)建濕地對流入博湖的農(nóng)排污水進行處理也是目前主要的污染物阻隔技術(shù)[6-8]. 而博湖地區(qū)農(nóng)排水中的較高鹽度是影響蘆葦濕地處理效果的一個重要因素，目前已經(jīng)有一些鹽度對蘆葦濕地處理效果影響的研究，并通過蘆葦?shù)纳砩匦詫Σ煌}度的響應來解釋相關(guān)現(xiàn)象[9-10]. 然而，許多研究表明濕地中的氮主要是通過微生物的硝化和反硝化作用去除，因此后者的變化更能闡釋鹽度影響濕地除氮效果的內(nèi)在機制[11-13]. 在污水處理系統(tǒng)中，鹽度對硝化和反硝化作用的影響已經(jīng)得到了廣泛的研究，包括鹽度大小、離子種類、反應器類型、鹽度變化模式等一系列環(huán)境因子均有大量報道[14-17]. 但是，在蘆葦濕地處理的含鹽面源污水，其鹽度波動范圍通常在2‰～10‰，小于高鹽污水處理系統(tǒng)[18]. 同時，濕地中的微生物生物量和群落組成亦和反應器中的有較大區(qū)別[19-20]. 因此，污水處理器中的規(guī)律和相關(guān)機理可能并不適用于蘆葦濕地，仍有必要研究基于濕地系統(tǒng)的生物脫氮過程對鹽度脅迫的響應.

通過室內(nèi)構(gòu)建持續(xù)進水蘆葦表流濕地，研究不同鹽度農(nóng)業(yè)面源污水對濕地中氮的去除效果的影響，同時探索鹽度對濕地土壤中不同深度的硝化、反硝化作用強度的影響，揭示其內(nèi)在生物學機制，以期為蘆葦表流濕地在處理干旱-半干旱地區(qū)含鹽農(nóng)業(yè)面源污水的應用提供理論依據(jù)和技術(shù)支撐.

1 材料與方法

1.1 實驗裝置

為滿足干旱-半干旱地區(qū)的氣候特點，蘆葦表流濕地實驗系統(tǒng)位于新疆省巴音郭楞蒙古自治州庫爾勒市的博斯騰湖科學研究所(41.732804′N，86.184318′E). 實驗裝置由12組相同規(guī)格的玻璃水缸(長×寬×高=150.0 cm×50.0 cm×40.0 cm)組成，共設置4個實驗組，每組3個平行. 培植底泥取自耕地用土，帶回實驗室去除土中雜草后，為防止其本底鹽分影響后續(xù)實驗，用水浸泡沖洗數(shù)次，待出水鹽度小于0.5‰后使用. 土壤層厚度為20.0 cm. 實驗供試蘆葦選自新疆博斯騰湖野生蘆葦生長區(qū)，挖取同一時期、長勢相近的植株進行移栽，種植密度為50株/m2. 實驗系統(tǒng)始建于2015年6月，調(diào)試培育2個月，于2015年8月正式開始實驗.

1.2 實驗進水水質(zhì)

1.3 實驗運行和檢測方法

1.4 統(tǒng)計分析及數(shù)據(jù)處理

實驗數(shù)據(jù)分析作圖軟件為Origin 8.6和R 3.1.2. 使用Shapiro-Wilk法檢驗各組數(shù)據(jù)是否符合正態(tài)分布，使用Bartlett法檢驗各指標組間方差齊性. 使用Pearson相關(guān)性分析各指標之間的相關(guān)性. 對方差齊性的指標采用單因素方差分析(One-way ANOVA)比較組別之間是否存在顯著性差異，采用Ducan檢驗比較哪些組存在顯著性差異；不符合正態(tài)分布的指標采用Kruskal-Wallis檢驗來進行比較是否存在顯著性差異，并采用Behrens-Fisher檢驗來比較哪些組存在顯著性差異. 所有統(tǒng)計方法的顯著水平均設為0.05.

2 結(jié)果與分析

2.1 蘆葦濕地水體中基本理化參數(shù)變化

實驗過程中，水溫和pH值組間差異不顯著，而不同組之間的鹽度和DO則存在顯著差異(P<0.05). 各組濕地的平均水溫在19.3～24.7℃之間，平均水溫為22.50±1.36℃，沒有明顯的降溫和升溫過程. 濕地水體的pH值在7.82～8.84之間，平均值為8.22±0.21. 鹽度作為實驗的主要控制因素，相比于進水時設定的鹽度，較高鹽度實驗組由于濕地對鹽分的滯留作用，水體中的鹽度比設定時有所增大，其中10‰鹽度組水體中鹽度最高達到了15.4‰，平均鹽度為13‰±1.87‰. 同時2‰和5‰鹽度組的平均鹽度也分別上升至 2.680‰±0.263‰和6.580‰±0.723‰. 此外，由于高鹽度會抑制蘆葦?shù)纳L和光合作用[9]，鹽度較高實驗組的DO含量明顯降低，淡水組和2‰鹽度組的DO含量平均為77.4%±4.47%和80.1%±4.61%，而5‰和10‰鹽度組的DO平均值則分別減小至60.30%±10.60%和39.70%±6.31%.

圖1 基本環(huán)境因子的動態(tài)變化Fig.1 Dynamic changes of general environmental factors

2.2 鹽度對蘆葦濕地氮去除的影響

圖2 鹽度對除氮效果的影響Fig.2 Impacts of salinity on the nitrogen removal performance

2.3 鹽度對不同深度硝化、反硝化作用強度的影響

本實驗中，在受到鹽度增高的脅迫時，硝化作用和反硝化作用呈現(xiàn)了完全不同的響應模式. 同時，不同深度之間的硝化、反硝化作用強度也有顯著差異(P<0.05). 不同鹽度處理組表層土壤的硝化作用強度(surface nitrification intensity, 簡稱sNI)差異顯著(P<0.05). 淡水組和2‰鹽度組的sNI平均值分別為3.78±0.91和3.47±0.55 mg/(kg·d). 5‰鹽度組sNI比淡水組減少了30.7%，為2.62±0.20 mg/(kg·d). 10‰鹽度組則降低了57.9%，僅有1.59±0.34 mg/(kg·d). 然而，鹽度增加使得表層土壤的反硝化作用強度(surface denitrification intensity，簡稱sDNI)反而略有提高，淡水組、2‰、5‰和10‰鹽度組分別為6.85±0.24、7.01±0.24、7.14±0.32和7.24±0.14 mg/(kg·d)，但差異并不顯著(P>0.05)(圖3).

相對于表層土壤，底層土壤的硝化作用(bottom nitrification intensity，簡稱bNI)強度顯著降低(P<0.05)，總平均值為1.84±0.43 mg/(kg·d)，比sNI(2.86±1.02 mg/(kg·d))減小34.7%. 與硝化作用相反，底層土壤的反硝化作用強度(bottom denitrification intensity，以下簡稱bDNI)要顯著高于表層, 平均值為10.26±0.60 mg/(kg·d)，比sDNI(7.06±0.36 mg/(kg·d))升高45.3%. 但無論是bNI還是bDNI，不同鹽度組之間均沒有顯著差異(P>0.05)，說明本實驗中鹽度主要對表層微生物功能群落造成影響(圖3).

圖3 鹽度對不同深度濕地土壤硝化、反硝化作用強度的影響Fig.3 Effects of salinity on nitrification and denitrification at different layers in wetland soil(significant differences are labeled with different letters)

2.4 不同深度硝化、反硝化作用強度與不同形態(tài)氮出水濃度的回歸關(guān)系

圖4 不同深度硝化、反硝化作用強度與不同形態(tài)氮出水濃度的線性回歸分析Fig.4 Linear regression between the concentrations of various effluent nitrogen forms with nitrification and denitrification intensity at different depths

3 討論

表1 不同深度硝化、反硝化作用強度與水體中基本環(huán)境因子的Pearson相關(guān)系數(shù)

*代表P<0.05；***代表P<0.001.

高鹽度對濕地微生物脫氮的影響主要體現(xiàn)在兩個方面：第一，較高的滲透壓會造成微生物細胞脫水，導致微生物發(fā)生質(zhì)壁分離，從而失活甚至死亡[34]；第二，鹽度升高會改變濕地原本的理化環(huán)境，從而對微生物產(chǎn)生間接影響. 例如，較高鹽度會顯著降低濕地植物的葉綠素a濃度，降低光合作用和根系泌氧能力，降低濕地DO含量，從而影響硝化作用速率[35]. 鹽度還會導致硫酸鹽還原過程的加強，從而抑制反硝化作用效率[36]. 表層土壤中的硝化、反硝化作用均與鹽度、DO含量呈顯著相關(guān)關(guān)系，而底層土壤中的硝化作用和反硝化作用與DO均無顯著相關(guān)性(表1). 值得注意的是，sDNI與鹽度呈顯著正相關(guān)，而與DO含量呈顯著負相關(guān)，可以推測鹽度的上升不僅對反硝化作用沒有產(chǎn)生抑制作用，甚至可能通過降低環(huán)境中DO含量，來略微加強反硝化作用. 鄭仁宏等[13]在實驗中發(fā)現(xiàn)表面流濕地土壤主要是缺氧或厭氧環(huán)境，且表層土壤的DO含量和復氧能力均明顯高于底層土壤，這也是硝化作用主要在表層進行而反硝化作用主要在底層進行的原因. 另一方面，在濕地上覆水DO含量降低時，表層土壤DO含量的降幅要明顯大于底層土壤[37]，這也解釋了為何底層硝化、反硝化作用與水體中的DO含量無顯著相關(guān)關(guān)系. 綜上所述，濕地土壤中硝化、反硝化作用同時受到了鹽度和DO含量2個因子的共同影響，并且DO含量是造成不同深度硝化、反硝化作用差異的主要因子.

由于sNI的變化可解釋大部分蘆葦濕地出水TN濃度升高的變化，以DO含量、鹽度為預測變量分別對TN濃度、sNI進行了二元線性回歸分析，得到的方程式分別為：

TN=0.82鹽度+-0.01 DO+2.31 (r2=0.83,P<0.01)

(1)

sNI=-0.99鹽度+0.02 DO+2.22 (r2=0.66,P<0.01)

(2)

在高鹽度脅迫的情況下，TN出水濃度、硝化作用均受到DO和鹽度2個環(huán)境因子的共同影響，因此在鹽度增高的情況下，適當?shù)脑诒砹鳚竦刂羞M行曝氣處理可減弱鹽度對表流濕地硝化作用的抑制，從而維持濕地的除氮功能.

4 結(jié)論

濕地中微生物脫氮不同階段對鹽度變化的敏感性不同，是高鹽度脅迫下不同形態(tài)氮變化的主要原因. 本實驗結(jié)果表明，在蘆葦表流濕地中，鹽度升高對蘆葦濕地硝化作用的抑制作用大于反硝化作用，而硝化作用過程中鹽度對亞硝酸鹽氧化過程的抑制可能要大于對氨氧化過程.

蘆葦濕地土壤不同深度中硝化、反硝化作用同時受到鹽度和DO含量2個因子的共同影響，在鹽度增高的情況下，適當?shù)脑诒砻鏉竦刂羞M行曝氣可減弱鹽度對表流濕地脫氮作用的抑制.

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EffectofsalinityonnitrogenremovalperformanceinaPhragmitesaustralisconstructedsurfaceflowwetland

CAI Jian1,2，BAI Chengrong1,2，BATU Nasheng3，NAREN Gerile3& GAO Guang1**

(1:StateKeyLaboratoryofLakeScienceandEnvironment,NanjingInstituteofGeographyandLimnology,ChineseAcademyofSciences,Nanjing210008,P.R.China)(2:UniversityofChineseAcademyofSciences,Beijing100049,P.R.China)(3:InstituteofLakeBosten,BayingolinMongoliaAutonomousPrefectureofXinjiangUyghurAutonomousProvince,Korle841000,P.R.China)

Application of surface flow wetland constructed byPhragmitesaustralisto remove the nitrogen from agricultural drainage is one of most important policies to control the eutrophication in Lake Bosten. However, nitrogen removal process will be challenged from the salinity inhibition in wastewater. We explored the effect of salinity on nitrogen removal in 4 wetlands with increasing salinity (freshwater, 2‰, 5‰, and 10‰). Concurrently, we also assessed the nitrification and denitrification potential at two soil layers (0-10.0 cm and 10.0-20.0 cm, respectively). The results showed that removal rates of total nitrogen decreased by 9.03% and 31.80% in 5‰ and 10‰ salinity, respectively. Similarly, removal rates of the ammonia also declined by 23.10% and 39.20%, respectively. On balance, the higher salinity significantly inhibited the nitrogen removal, suggesting that salinity would interfere in nitrification process. By contrast, the nitrite nitrogen was increased by 190% and 690% in 5‰ and 10‰ salinity, respectively, implying that salinity potentially inhibited the nitrite oxidizers. Additionally, we also found that salinity and dissolve oxygen together regulated the nitrification and denitrification in different soil layers.

Phragmitesaustralisconstructed surface flow wetland; salinity; agricultural drainage; nitrogen removal; nitrification; denitrification; Lake Bosten

*國家水體污染控制與治理科技重大專項(2013ZX07104-004)和環(huán)保公益性行業(yè)科研專項(201309041)聯(lián)合資助. 2016-11-04收稿; 2017-01-15收修改稿. 蔡艦(1989～)，男，博士研究生； E-mail： c85714525@163.com.

**通信作者；E-mail： guanggao@niglas.ac.cn.