開放水體脫氮過程及其影響因素研究進展

楊正健，魏辰宇，劉德富，紀道斌，馬 駿，王從鋒

（1.三峽大學(xué) 三峽水庫生態(tài)系統(tǒng)湖北省野外科學(xué)觀測研究站，湖北 宜昌 443002；2.湖北工業(yè)大學(xué) 河湖生態(tài)修復(fù)與藻類利用湖北省重點實驗室，湖北 武漢 430068）

1 研究背景

據(jù)統(tǒng)計，2017年中國廢水（不含農(nóng)村面源污染）總氮排放量為216.46萬t，總磷排放量為11.84萬t，說明中國氮、磷污染問題仍然非常嚴峻[1]。過量的氮、磷導(dǎo)致的湖庫水體富營養(yǎng)化及藻類水華問題，已對居民飲水安全和淡水生態(tài)安全構(gòu)成嚴重威脅[2]。在海洋中，近年來多次報道的“海洋死亡地帶（Dead zone/Hypoxic area）”問題已對區(qū)域海洋生態(tài)系統(tǒng)造成嚴重破壞[3]，其主要原因也是河流入海氮、磷污染過量[4]。因此，如何有效攔截和去除流域內(nèi)的氮、磷污染已成為維護全球生態(tài)系統(tǒng)平衡的關(guān)鍵，也是當前國際研究的熱點和難點。有關(guān)研究表明，入海氮、磷總量實質(zhì)只占陸域排放總量的20%～30%，說明陸域本身是除氮脫磷的主要場所，其河網(wǎng)潛流帶和湖庫沉積物內(nèi)的生化反應(yīng)被認為起到了主要作用[5]。

中國已建各類水庫近10萬座[6]，幾乎遍布所有大小流域。因水庫改變了河流水文規(guī)律，其物質(zhì)循環(huán)較自然河流有很大差別[7]，由此對流域氮、磷污染的削減作用目前尚未有明確結(jié)論。本文將系統(tǒng)分析近30年來開放水體脫氮機制及其影響因素的國內(nèi)外研究成果，討論水庫在流域氮削減中的作用，以期為發(fā)掘水庫的脫氮除污功能、深入認識水庫的生態(tài)環(huán)境影響提供新的研究思路。

2 開放水體典型脫氮機制

開放水體是有別于管道和池罐等相對封閉的水體而言的，包括河流、水庫、湖泊、海洋等自然水體，是地球水循環(huán)及其伴生過程發(fā)生的主要區(qū)域。脫氮（Nitrogen removal）是指流域內(nèi)的有機或無機態(tài)氮最終轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮并進入大氣的過程[8]。因常溫下只有氮氣（N2）屬于惰性且無害氣體，故生成氮氣的脫氮過程被認為是最有效的氮負荷削減過程，成為目前國際上關(guān)注的重點[9]。本文所闡述的“開放水體脫氮”，主要是指發(fā)生在河流、水庫、湖泊、海洋等水體中的沉積物、懸浮物的脫氮。在這些水體內(nèi)，目前公認的典型脫氮機制主要包括：①厭氧反硝化（Denitrification）、②厭氧氨氧化（Anaerobic ammonium oxidation）、③好氧反硝化（Aerobic denitrification）、④厭氧甲烷氧化（Anaerobic methane oxidation）等4個過程，如圖1所示，其具體反應(yīng)說明如下。

圖1 開放水體氮循環(huán)及典型脫氮過程（基于Arrigo[9]成果修改）

厭氧反硝化[9]：在厭氧環(huán)境下，微生物將硝酸鹽逐步轉(zhuǎn)為亞硝酸鹽（NO-2）、一氧化氮（NO）、氧化亞氮（N2O）并最終還原為氮氣（N2）。

厭氧氨氧化[8]：在厭氧條件下，微生物以為電子受體，直接將氨氮（NH+4）氧化為氮氣（N2）。

其中，厭氧反硝化過程一度被認為是自然界最主要的脫氮過程[9]；后來逐步研究發(fā)現(xiàn)，厭氧氨氧化廣泛存在于河流、湖泊和海洋沉積物中，其在海洋沉積物脫氮過程中所占的比例最多可超過50%[10]。

從上述過程來看，厭氧環(huán)境和NO-

3是脫氮發(fā)生的兩個先決條件，因自然水體中NO-3條件容易滿足，故溶解氧被認為是指示脫氮能否發(fā)生的重要指標，并將其濃度低于0.5～2.0 mg/L作為氧化與還原環(huán)境的判定條件[11]。Robertson 發(fā)現(xiàn)在溶解氧為5.0 mg/L 的環(huán)境中，某些細菌也能將NO-3還原為氮氣[12]，原因是部分微生物能產(chǎn)生某種周質(zhì)硝酸鹽還原酶（P-Nar），可在有氧環(huán)境中促進硝酸鹽還原[13]，即為自然水體脫氮的第三類過程③好氧反硝化。后來，又有人發(fā)現(xiàn)有些微生物在厭氧環(huán)境下能夠利用甲烷（CH4）將硝酸鹽還原為氮氣，即④厭氧甲烷氧化[14]，因該過程既可消耗甲烷，又能去除硝酸鹽，還不產(chǎn)生亞硝酸鹽，可在削減氮污染的同時去除溫室氣體，故在近年來備受國際學(xué)者關(guān)注。

3 潛流帶與沉積物主要脫氮過程

目前研究認為陸域排放的氮、磷污染有70%～80%是在河流流域內(nèi)被去除的，且主要發(fā)生在河網(wǎng)潛流帶和湖庫沉積物中[5]?！皾摿鲙В℉yporheic zone）”是指位于溪流或河流河床之下并延伸至河溪邊岸帶的水分飽和的沉積物層，包括側(cè)向潛流帶和垂向潛流帶[15]，如圖2所示。因地表水和地下水在此相互混合并發(fā)生物質(zhì)和能量交換，故潛流帶也被稱為地表水-地下水交換帶[16]。研究表明，潛流帶伸展體積是地表水體的數(shù)倍乃至數(shù)百倍[17]，水體自初入河流到最后移出，幾乎全部與潛流帶發(fā)生過交換[18]。因此，潛流帶是河流中水量交換、溶質(zhì)遷移、新陳代謝和污染物儲存的主要場所，被譽為河流的肝臟[19]；同時還是多數(shù)河流生物的棲息地，具有重要的生態(tài)功能[20]。

圖2 流域河網(wǎng)潛流及其物質(zhì)交換帶示意[26]

潛流帶內(nèi)氮素運移轉(zhuǎn)化過程一直是國際研究的熱點，甚至有人認為河流中50%以上的脫氮過程都發(fā)生在潛流帶中[21]。研究表明，潛流帶脫氮過程主要取決于溫度、硝態(tài)氮濃度、有機碳濃度以及沉積物層的非均質(zhì)性，其中有機碳濃度是關(guān)鍵因素[22]。潛流帶水體交換可通過改變上述條件而影響脫氮過程。例如，地表水向下運動為潛流帶提供了溶氧，而地下水則為潛流帶提供了厭氧環(huán)境，好養(yǎng)與厭氧交替出現(xiàn)加速了潛流帶有機質(zhì)的快速分解[23]。對氮素而言，在溶氧充足的地表水中一般以硝酸鹽的形式存在，而在厭氧的地下水中則以氨氮為主要形態(tài)[19]。當?shù)乇硭當y帶硝酸鹽進入潛流帶后，經(jīng)沉積物顆粒的吸附、反硝化及厭氧氨氧化[22]，硝態(tài)氮得以還原為氮氣，或被潛流帶表層的藻類、植物利用而被移出水體[24]。潛流帶水流交換還可通過控制地表水與地下水的混合比例和其在潛流帶中的反應(yīng)時間長短，進而影響潛流帶中有氧和厭氧環(huán)境及溫度的分布[25]。

對于湖庫或海洋，水體脫氮則被認為主要發(fā)生在一層很薄的沉積物-上覆水界面上[27]。因湖庫或海洋等沉積物較厚、顆粒粒徑較小，且水體垂向運動相對較弱，在沉積物內(nèi)難以形成明顯的水流通道，含有溶氧和硝酸鹽的上覆水很難直接進入沉積物內(nèi)部，只能在沉積物表層以擴散為主的方式進行交換[28]。因此，雖然沉積物內(nèi)部富含有機質(zhì)和微生物并處于厭氧環(huán)境，但因硝酸鹽濃度極低而無法發(fā)生脫氮反應(yīng)，但上覆水擴散進入的溶解氧和硝酸鹽剛好在沉積物-上覆水界面與沉積物中的氨氮相遇，溶解氧很快消耗并形成厭氧環(huán)境[29]。大量研究已在湖庫、平原河流或海洋沉積物表層中找到了反硝化、厭氧氨氧化以及厭氧甲烷氧化的證據(jù)[30]。

4 水體及其懸浮顆粒脫氮過程

溶解氧極小層（Oxygen minimum zone，OMZ）是目前已知的開放水體脫氮最可能發(fā)生的區(qū)域[31]。OMZ是指分層水體中存在的溶解氧消耗遠大于補給的某層水體，深水水庫及海洋中時有發(fā)生[32]。因水溫和鹽度等因素的影響會使分層水體的某層密度突然增大，阻斷了上部溶氧向下傳輸；同時，上層真光層產(chǎn)生的藻類等有機質(zhì)也因該層水體密度驟增而無法下沉。高濃度有機質(zhì)和低溶氧補給，很容易導(dǎo)致該層內(nèi)溶氧濃度驟降，OMZ隨即形成[31，33]。例如，Thamdrup等[34]發(fā)現(xiàn)雖然OMZ上層水體溶氧可超過250 μmol/L，但在OMZ 層中心區(qū)域溶氧最低可為10 nmol/L；而當溶解氧低于25 μmol/L 時硝酸鹽還原開始發(fā)生，當溶解氧低于20 μmol/L 時厭氧氨氧化開始發(fā)生[35]。同時，因OMZ 層內(nèi)有機碳充足，厭氧氨氧化在該層內(nèi)可不受碳源限制而成為主要的脫氮過程，厭氧反硝化發(fā)生概率反而較小[36]。因此，OMZ層剛好形成了一個非常適合脫氮的環(huán)境，有人估算在海洋OMZ內(nèi)，每年以厭氧氨氧化而產(chǎn)生的氮氣總量約為0.8～1.5億t[37]，不到海洋總體積1%的OMZ 層貢獻了整個海洋脫氮總量的30%～50%，意義非常重大[38]。

近年來，越來越多的學(xué)者發(fā)現(xiàn)富氧水體中的懸浮顆粒也可強化水體脫氮，例如，Xia等[39]通過實驗證實在富氧水體中加入懸沙能夠強化水體脫氮；Bianchi等[40]在富氧水中的懸浮顆粒物內(nèi)檢測到了厭氧微生物和厭氧甲烷氧化產(chǎn)物。除懸沙外，浮游植物（藻類）等顆粒也被證明可促進水體脫氮，例如，Eriksson 等[41]發(fā)現(xiàn)加入浮游植物的水體比未加入的脫氮效率要高；Naqvi等[42]研究發(fā)現(xiàn)水體浮游植物的存在可誘發(fā)水體厭氧甲烷氧化反應(yīng)。研究表明，如果考慮海洋藻類顆粒對脫氮的影響，每年海洋脫氮總量估算將要增加一倍以上[40]。

相較于潛流帶、沉積物和OMZ層等特定的脫氮區(qū)域，顆粒物因不具備穩(wěn)定的好氧、厭氧環(huán)境而無法用經(jīng)典脫氮機制進行解釋，加之直接觀測數(shù)據(jù)的匱乏，一度成為科學(xué)爭論的焦點。理論分析認為，懸浮藻類顆?？紫堵士蛇_99%[43]，其內(nèi)部有足夠的空間供微生物、氣體和營養(yǎng)物質(zhì)富集[44]。Bianchi等[40]指出懸浮藻類顆粒內(nèi)部可能發(fā)生固氮、脫氮、脫硫等多種反應(yīng)；還有證據(jù)表明只有在最嚴格厭氧環(huán)境才可產(chǎn)生的甲烷也可在懸浮藻類顆粒內(nèi)產(chǎn)生[45]，這說明懸浮顆粒物內(nèi)部結(jié)構(gòu)與生物地球化學(xué)過程可能非常復(fù)雜。Klawonn 等[46]采用15N示蹤方法證實懸浮藻類顆粒內(nèi)確實存在復(fù)雜的生物地球化學(xué)過程，并給出了一個內(nèi)外物質(zhì)交換與脫氮過程的理論模式：①懸浮藻類顆粒內(nèi)壁區(qū)域有機氮迅速礦化形成氨氮，其一小部分消耗溶氧并轉(zhuǎn)化成硝酸鹽，使得顆粒內(nèi)部核心區(qū)處于厭氧環(huán)境；②擴散進入的一部分硝酸鹽在厭氧環(huán)境下通過反硝化和厭氧氨氧化還原成氮氣，另一部分則異化還原成氨；③顆粒核心區(qū)因溶氧極低而形成絕對厭氧環(huán)境，可能發(fā)生脫硫反應(yīng)和產(chǎn)甲烷反應(yīng)；④在懸浮顆粒內(nèi)形成了溶氧和硝酸鹽等氧化劑自外向內(nèi)逐漸降低，而氨氮、氮氣、甲烷、硫化氫等還原產(chǎn)物逐漸升高的梯度分布模式，如圖3所示。

圖3 懸浮藻類顆粒及其內(nèi)部氮循環(huán)示意[46]

5 開放水體脫氮影響因素

決定開放水體脫氮過程及效率的主要因素主要包括溶解氧（DO）、碳氮比、硝酸鹽濃度、溫度和pH值。研究表明，微生物作用下的生物地球化學(xué)反應(yīng)過程應(yīng)該滿足“氧化還原分級（Redox tower）”原理[47]，即從絕對氧化到絕對還原環(huán)境，依次將發(fā)生氧化反應(yīng)（消耗氧氣）、脫氮反應(yīng)（硝酸鹽被還原為氮氣）、發(fā)酵（產(chǎn)生乙酸）、金屬氧化物還原反應(yīng)（鐵、錳等還原）、脫硫反應(yīng)（硫氧化物還原為硫化氫）和產(chǎn)甲烷反應(yīng)，因此，溶解氧被認為是決定脫氮是否發(fā)生的關(guān)鍵環(huán)境因子。一般認為，溶解氧在一定范圍內(nèi)脫氮效率不受影響，但當其下降到某一閾值時反硝化脫氮活性急劇上升[48]。雖不同種屬的厭氧反硝化菌具有不同的耐氧閾值，但大部分反硝化細菌在溶解氧低于0.50 mg/L時才產(chǎn)生反應(yīng)[11]。

因大多數(shù)的具有脫氮功能的微生物均為異養(yǎng)菌，故碳氮比很大程度上決定了微生物的脫氮速率。例如，Joo等[49]研究指出碳氮比越高越有利于厭氧反硝化菌的生物脫氮；而Kim等[50]又認為C/N為8 時反硝化活性最高；Bernat等[51]還發(fā)現(xiàn)細菌可以利用某些細胞內(nèi)碳作為碳源進行反硝化，為低碳氮比污廢水的生物處理提供了一種新的途徑。

硝酸鹽作為脫氮的基礎(chǔ)物質(zhì)，其濃度也與脫氮效率有一定關(guān)系。Hasegawa 等[52]指出硝酸鹽濃度與反硝化速率成正比；諸多研究也表明反硝化速率在硝酸鹽較低的環(huán)境中受到抑制，并隨著硝酸鹽的增加而增加[53]。

溫度通過影響微生物酶的活性來影響微生物的代謝速率，Herrman 等[54]指出在沉積物環(huán)境中，25℃下的反硝化速率是8℃下的2倍；王弘宇等[55]發(fā)現(xiàn)一般厭氧反硝化菌在25～35℃的溫度范圍內(nèi)具有很高的脫氮效率。

pH值主要通過引起細胞膜上的電荷的變化來決定微生物生長進而影響脫氮速率。一般中性及偏堿性有利于反硝化的進行，在酸性和強堿條件下菌株生長狀況差[56]。此外，某些金屬離子（如鐵、鎂、鈣等）也可以影響細菌的脫氮活性[57]。

顆粒大小和水動力條件能夠相互作用并影響懸浮顆粒的脫氮效率。顆粒大小可影響懸浮顆粒與周圍水體的物質(zhì)交換通量，進而決定顆粒內(nèi)溶解氧分布梯度和脫氮過程[58]。已有研究表明，在高溶氧環(huán)境下，只有在直徑大于1 mm的懸浮顆粒內(nèi)才會出現(xiàn)厭氧環(huán)境而發(fā)生脫氮；當溶氧低于25 μmol/L時，該直徑閾值可為0.1 mm[46]；此外，不同顆粒大小還可通過影響顆粒的上浮或下沉速度而改變其在水中的滯留時間來決定脫氮效率[59]。水動力條件雖不能直接影響懸浮顆粒的脫氮過程，但其在決定懸浮顆粒大小、形態(tài)、內(nèi)部物質(zhì)梯度分布上能起到關(guān)鍵作用。例如，目前備受關(guān)注的藻類絮凝體（Algae aggregation）、海洋雪（Marine snow）等都是在靜止分層水體中產(chǎn)生的，而在垂向混合較強的水體中一般不會形成較大的懸浮顆粒[60]。還有研究表明，即使水體環(huán)境相同，不同紊流下懸浮顆粒物內(nèi)部溶氧梯度分布也存在顯著差異[61]。此外，水體微動力結(jié)構(gòu)還可通過改變懸浮顆粒的運動、聚集和漂浮特征來影響其脫氮過程[62]。

6 水庫對流域脫氮貢獻的研究展望

河流筑壩形成水庫可引起河流水動力的改變，進而改變河流原有的物質(zhì)場、能量場、化學(xué)場和生物場[7]，必然對流域脫氮過程產(chǎn)生顯著影響。以三峽水庫為例，蓄水發(fā)電后，水庫干流與支流庫灣呈現(xiàn)出完全不同的水體類型和水環(huán)境狀態(tài)：干流流速較大，水體垂向摻混較強，懸浮顆粒以外源泥沙和有機碎屑為主[63]；支流庫灣卻因分層異重流的影響，呈現(xiàn)出時空差異顯著的特殊分層狀態(tài)，并由此誘發(fā)不同種類的藻類水華現(xiàn)象[64]，懸浮顆粒以藻類顆粒為主。對比建庫前后入庫、出庫總氮變化規(guī)律發(fā)現(xiàn)，在2003年以前，三峽庫區(qū)污水年排放量與出庫（三峽壩址以下南津關(guān)）水體總氮濃度變化趨勢基本一致，呈正相關(guān)（圖4（a））；三峽水庫蓄水后，雖然國家在三峽庫區(qū)修建了大量污水處理廠，但因現(xiàn)行標準下污水廠尾水氮、磷含量較地表水仍然很高；加之庫區(qū)處于經(jīng)濟社會加速發(fā)展時期，污水排放總量持續(xù)增加，理論上三峽水庫出庫水體總氮濃度也應(yīng)該逐漸升高；但是，實際監(jiān)測發(fā)現(xiàn)，三峽庫區(qū)污水年排放量確實在逐年升高，但出庫水體總氮濃度卻基本維持不變（圖4（b）），這說明三峽水庫顯著降低了向下游輸送的氮污染負荷，但相關(guān)削減機制尚需進一步探究。

圖4 三峽庫區(qū)污水年排放量和出庫水體總氮濃度變化

此外，世界海洋“死亡地帶”[3]分布也可間接證實中國水庫可能會影響我國入海氮負荷。目前海洋“死亡地帶”已增至500余處，總面積達到450萬km2，并還在快速蔓延[4]。雖然在中國部分海域已有“死亡地帶”的報道[65]，但其發(fā)生次數(shù)和面積較其它海域明顯要少，說明中國河流入海營養(yǎng)鹽通量可能還未達到“死亡地帶”頻發(fā)的水平，這與中國近年來污染排放總量較高的現(xiàn)實并不一致[1]。中國河流建有大小不一的水庫，總數(shù)接近10 萬座；水庫因影響了河流水文過程，進而改變流域氮、磷循環(huán)[7]，圖4所示的結(jié)果與上述推測基本吻合，說明入海口氮、磷污染與水庫建設(shè)可能存在一定關(guān)系，但水庫建設(shè)后究竟能降低入?？诙嗌俚浚行柽M一步研究。

從理論分析來看，對沉積物及潛流帶而言，水庫化延長了河流水停留時間，促進有機質(zhì)沉積，且水體中的生物耗氧過程造成溶解氧的降低；水庫通過對泥沙的異化沉積作用，將原河流潛流帶的泵吸交換和沖淤交換逐漸轉(zhuǎn)化為湖泊型生物交換和毛細滲透，并將潛流帶物質(zhì)補給模式由水平輸運為主型轉(zhuǎn)化為以垂向沉積和擴散為主型[66]，如圖5所示，這些改變都有利于增大沉積物厭氧區(qū)域并促進沉積物的脫氮。對于水體而言，水庫造成的水流減緩、水體滯留時間增長、水體垂向成層、浮游植物增多甚至水華發(fā)生等都可能影響水體脫氮過程，進而對流域氮、磷循環(huán)的產(chǎn)生影響[7]。

圖5 河流型與湖泊型氮循環(huán)過程差異示意

因上述有關(guān)水庫強化水體脫氮機制的理論分析目前尚未有直接證據(jù)，為回答“較自然河流，水庫建設(shè)究竟是強化了脫氮作用還是降低了環(huán)境自凈力？”這一問題，建議開展如下方面的研究工作。

（1）出入庫氮形態(tài)持續(xù)觀測及氮負荷平衡計算。選擇大、中、小等典型水庫，在入庫、出庫及庫內(nèi)設(shè)置關(guān)鍵性控制斷面，對水體、沉積物和大氣沉降中的總氮、無機氮、有機氮持續(xù)跟蹤監(jiān)測；計算各斷面的不同形態(tài)氮輸出通量和沉積物氮儲存量；開展水庫氮負荷平衡計算，確定水庫氮的輸入、輸出和滯留等總量。

（2）水庫不同載體脫氮機制原位研究方法構(gòu)建。因受大氣高濃度氮的影響，以“氮氣”為脫氮直接證據(jù)的脫氮機制原位研究非常困難；加之水庫的水動力條件和地球化學(xué)過程非常復(fù)雜，特別是大型水庫水體較深，沉積物和深層水體的溶解態(tài)、氣態(tài)氮研究就更為困難；水-氣界面氮氣釋放通量也因受到大氣影響而難以直接觀測。因此，構(gòu)建水庫沉積物、水體、懸浮物及水-氣界面的脫氮機制及界面交換過程研究方法對于研究“水庫脫氮”至關(guān)重要。

（3）水庫脫氮機制及氮移出通量研究。開展不同水庫沉積物、水體、懸浮物等載體內(nèi)的脫氮過程及影響因素研究，闡明水庫不同載體內(nèi)發(fā)生厭氧反硝化、好養(yǎng)反硝化、厭氧氨氧化、厭氧甲烷氧化或其它新的脫氮機制的環(huán)境條件，科學(xué)闡明“水庫強化脫氮”的主要機制；同時以“氮氣”作為直接證據(jù)，研究溶解態(tài)、氣泡態(tài)氮在水庫不同載體和界面間的交換、運移和逸出過程及通量。

（4）自然河流與水庫脫氮效率對比研究。尋求可與水庫開展對比研究的自然河流，開展河流沉積物、水體及懸浮物脫氮機制、效率及氮逸出通量研究，并與水庫脫氮機制及效率進行對比，確定水庫對流域氮循環(huán)的影響機制，并對比分析水庫對氮的攔截作用和強化脫氮效率。