太湖上游丘陵區(qū)典型水塘反硝化潛力變化特征及其影響因素*

王慧亮，曹 恒,，張汪壽，李恒鵬，何 鵬，夏天宇,，陳永娟,3**

(1：鄭州大學(xué)水利科學(xué)與工程學(xué)院，鄭州 450001) (2：中國(guó)科學(xué)院南京地理與湖泊研究所，中國(guó)科學(xué)院流域地理學(xué)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，南京 210008) (3：滁州學(xué)院土木與建筑工程學(xué)院，滁州 239099)

隨著人口的增長(zhǎng)和糧食需求的增加，在追求高產(chǎn)量的同時(shí)，更多的農(nóng)業(yè)化肥被投入使用. 由于其利用率較低，全球超過(guò)一半的施用化肥通過(guò)水塘等匯入河流、湖泊和海洋，并造成嚴(yán)重的生態(tài)環(huán)境問(wèn)題[1]. 丘陵區(qū)的農(nóng)業(yè)發(fā)展模式主要以“坡地-溝塘”為主[2]，近年來(lái)，丘陵區(qū)的土地開(kāi)發(fā)呈現(xiàn)快速增長(zhǎng)的趨勢(shì)[3]，其中坡地種植以茶樹(shù)為主，施氮量可達(dá)959 kg/(hm2·a)，約是水田的2倍[4]，造成了大量的氮素流失，嚴(yán)重威脅水質(zhì)安全，并導(dǎo)致水體富營(yíng)養(yǎng)化、生物多樣性降低等一系列環(huán)境問(wèn)題[5]. 水塘作為氮匯的重要場(chǎng)所，同時(shí)也多分布在流域上游，因此研究水塘反硝化作用對(duì)于流域源頭的水質(zhì)保護(hù)具有重要意義.

丘陵區(qū)水塘是一種常見(jiàn)的連接農(nóng)業(yè)區(qū)與河流的重要水文通道[6]，其能夠截留、過(guò)濾和凈化大量的污染物，是氮磷等污染物發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化的重要場(chǎng)所，不僅保障了農(nóng)業(yè)用水，也促進(jìn)了養(yǎng)分的消納和循環(huán)利用[7]. 水塘中氮循環(huán)過(guò)程主要包括：氨化作用、礦化作用、植物吸收、硝化作用和反硝化作用等，其中氮素去除的機(jī)制主要有吸附沉降、植物吸收、反硝化作用，前兩者都難以從根本上將氮素去除，而后者使活性氮最終以惰性氮(N2)形式回歸大氣，將氮素永久去除[8]. 反硝化是氮循環(huán)的重要過(guò)程，也是水塘氮素去除的主要機(jī)制[9]，對(duì)于減少氮素輸出、改善丘陵區(qū)水質(zhì)具有重要作用.

反硝化作用受諸多因素的影響，如溫度、pH、硝態(tài)氮濃度、有機(jī)碳和溶解氧(DO)等[1]. 由于水塘水體受污染程度和污染類(lèi)型不同，導(dǎo)致反硝化作用的主要影響因素也存在差異. 反硝化作用主要發(fā)生在淹水環(huán)境中(如稻田、水塘等)，是氮素有效去除的最佳途徑[10]. 然而，反硝化具有強(qiáng)烈的時(shí)空異質(zhì)性，精確、簡(jiǎn)便測(cè)定反硝化速率一直是一個(gè)世界性難題[11]. 這是由于反硝化主要產(chǎn)物N2在大氣中的背景值高達(dá)79%，在如此高的背景環(huán)境中一般難以直接測(cè)定[12]. 當(dāng)前對(duì)原位狀態(tài)下水塘反硝化過(guò)程的研究報(bào)道較少. 已經(jīng)建立的反硝化測(cè)定方法多以間接測(cè)定為主，如乙炔抑制法、15N同位素示蹤法、化學(xué)計(jì)量法等[9]，但是這些方法普遍存在人為擾動(dòng)大、操作繁瑣、誤差大等不足，無(wú)法精確測(cè)定水土界面反硝化速率. 近年來(lái)，基于N2∶Ar的膜進(jìn)樣質(zhì)譜法(MIMS)被廣泛用于直接測(cè)定淹水環(huán)境反硝化速率[13]，其測(cè)定速度快(<3 min)、精度高(<0.03%)、進(jìn)樣少(<7 mL)、操作簡(jiǎn)便等，被廣泛用于不同水體環(huán)境反硝化作用研究[9]. 目前，MIMS不僅已大量應(yīng)用于河道[14]、河口以及稻田土壤反硝化速率直接測(cè)定[14-15]，還可以與反硝化培養(yǎng)裝置串聯(lián)，模擬室內(nèi)環(huán)境條件控制下反硝化速率的變化[16-17].

天目湖位于太湖流域上游，由沙河和大溪兩大水庫(kù)組成，是溧陽(yáng)市重要的飲用水源地. 天目湖流域內(nèi)分布著1000多個(gè)大小不一的水塘，每1 km2約有7個(gè)[18]. 這些水塘主要由降雨沖刷和坡面產(chǎn)流匯集而成，一般多具有小流域結(jié)構(gòu). 由于其數(shù)量眾多，這些水塘構(gòu)成了丘陵坡地污染攔截和消納的第一道防線，其反硝化脫氮潛力大小將直接影響下游天目湖湖體輸入的氮量及水生態(tài)健康. 本文根據(jù)天目湖水塘集水區(qū)土地利用及水塘類(lèi)型的特點(diǎn)，選擇天目湖流域內(nèi)4類(lèi)(茶園塘、村塘、養(yǎng)殖塘、林塘)共14個(gè)典型水塘，采用膜進(jìn)樣質(zhì)譜法(MIMS)測(cè)定水體中溶存的氮?dú)?N2)濃度，并結(jié)合水氣交換通量模型估算水體反硝化潛力，分析水塘反硝化潛力變化特征及其主要影響因素，揭示其時(shí)空變化規(guī)律，以期為太湖上游丘陵區(qū)氮污染源頭控制和水質(zhì)改善提供科學(xué)支撐.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

天目湖流域位于江蘇溧陽(yáng)境內(nèi)，為太湖上游低山丘陵區(qū)，流域總面積246 km2，由沙河和大溪兩大水庫(kù)流域組成，面積分別為154和92 km2. 根據(jù)2017年天目湖流域土地利用遙感數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)分析，天目湖流域土地類(lèi)型主要為：林地、耕地、茶園、水域等，其中林地是該流域最主要的土地類(lèi)型，面積約110 km2，占流域總面積44.6%；耕地面積僅次于林地，約為47 km2，占比18.9%；茶園面積29 km2，位居第三，占比11.9%. 天目湖流域?qū)賮啛釒Ъ撅L(fēng)氣候，四季分明，夏季和秋季溫度高，降水量大. 流域內(nèi)農(nóng)業(yè)種植包括茶樹(shù)、水稻、油菜、小麥、稻-麥和稻-油，氮肥施用量分別約為959、445、315、247、692和760 kg/(hm2·a)[4]，農(nóng)業(yè)施肥也主要集中在夏季和秋季，受氣候條件和施肥的影響，反硝化作用在夏季和秋季較為劇烈.

1.2 樣品采集與沉積物培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

本文選擇天目湖流域內(nèi)14個(gè)水塘，根據(jù)其集水區(qū)土地利用類(lèi)型及用途不同劃分為4種類(lèi)型水塘，其中茶園塘3個(gè)、村塘4個(gè)、林塘4個(gè)、養(yǎng)殖塘3個(gè)(圖1). 在反硝化作用劇烈的夏季和秋季，即2020年6-11月期間，每月月末采集1次各水塘表層水樣，測(cè)定各水塘水體中溶存的N2濃度. 同時(shí)，于2020年10月采集1次各水塘的柱狀沉積物，用于室內(nèi)反硝化的測(cè)定. 其中，由于林塘沉積物厚度較薄，無(wú)法采集完整柱狀沉積物，因此林塘的反硝化速率未進(jìn)行測(cè)定.

圖1 天目湖流域采樣點(diǎn)位分布及不同類(lèi)型水塘Fig.1 Distribution of sampling points and diagram of different types of ponds in Lake Tianmu Basin

采集樣品用于N2測(cè)定時(shí)，應(yīng)全程動(dòng)作緩慢，避免氣泡產(chǎn)生，并減少與空氣接觸. 首先，將采樣器緩慢沒(méi)入水塘水體表面約10 cm后，緩慢提起采樣器. 打開(kāi)采樣器底部止水閥，將采樣器中的水樣通過(guò)硅膠管緩慢引流至帶橡膠墊片的螺口瓶(7 mL)的底部，當(dāng)水樣裝滿(mǎn)整個(gè)樣品瓶后應(yīng)繼續(xù)引流，讓其溢出樣品瓶體積3倍以上. 隨后，在樣品瓶液面下注射0.1 mL飽和ZnCl2溶液，以抑制微生物的活動(dòng). 最后，迅速擰緊瓶蓋，并將樣品瓶倒置觀察其中是否有氣泡產(chǎn)生，如果有氣泡則需要重新采集，每次樣品均取3個(gè)重復(fù). 同時(shí)采集水塘表層水樣約550 mL，用于測(cè)定水體中各項(xiàng)水質(zhì)指標(biāo).

在樣品采集時(shí)的采樣現(xiàn)場(chǎng)，利用便攜式多參數(shù)水質(zhì)檢測(cè)儀(YSI 6000，USA)對(duì)采樣點(diǎn)位的各項(xiàng)環(huán)境要素進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定，包括水溫、pH、溶解氧等指標(biāo).

此外，還在2020年10月采集水塘無(wú)擾動(dòng)沉積物柱狀(10 cm)樣品，在各水塘不同區(qū)域采集3個(gè)平行沉積物柱狀樣品，用于室內(nèi)反硝化培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，采樣結(jié)束后并采集各水塘原位水樣作為反硝化培養(yǎng)的上覆水. 室內(nèi)培養(yǎng)時(shí)，首先將上覆水倒入培養(yǎng)裝置中，并將柱狀沉積物垂直放入培養(yǎng)裝置中，并控制上覆水水位高出培養(yǎng)柱約3～5 cm，調(diào)節(jié)溫度與采樣時(shí)的水溫一致，同時(shí)利用通氣泵保持上覆水通氣6 h以上，使得沉積物達(dá)到穩(wěn)定條件，并使得柱樣淹水環(huán)境溶解氧濃度與原位水體基本一致. 培養(yǎng)開(kāi)始前，首先關(guān)閉通氣閥，將柱蓋在水下擰緊，并連接柱蓋上的進(jìn)出水管；然后打開(kāi)進(jìn)出水管的閥門(mén)，當(dāng)進(jìn)水管的原位水樣可在重力作用下進(jìn)入培養(yǎng)柱，同時(shí)出水管有水樣流出時(shí)，說(shuō)明整個(gè)培養(yǎng)系統(tǒng)是密閉的. 同時(shí)，要觀察進(jìn)出水管和密閉柱樣是否有氣泡殘留，若有氣泡則應(yīng)排空氣泡. 培養(yǎng)開(kāi)始后，開(kāi)啟培養(yǎng)裝置頂部的可調(diào)速電機(jī)，轉(zhuǎn)速設(shè)置為75轉(zhuǎn)/min，以保證沉積物培養(yǎng)柱中水體的充分混勻，采樣第一個(gè)樣品作為0時(shí)刻樣品，同時(shí)依次在2、4、6、8、10、12、22、24 h時(shí)刻分別取樣，每個(gè)時(shí)空均采集3個(gè)5 mL的平行樣品，以減少誤差，采集的樣品均于48h內(nèi)測(cè)定完畢. 具體的室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)方法詳見(jiàn)李曉波等[9].

1.3 理化指標(biāo)的室內(nèi)測(cè)定

對(duì)于N2濃度，利用膜進(jìn)樣質(zhì)譜儀(MIMS)測(cè)定水樣(水塘表層水和室內(nèi)沉積物培養(yǎng)上覆水)中N2/Ar的比值來(lái)計(jì)算其氮?dú)鉂舛?

1.4 反硝化速率計(jì)算

水塘反硝化作用的估算包括2種方法，一是對(duì)水體的直接測(cè)定，采用MIMS測(cè)定水體N2濃度，計(jì)算N2的過(guò)飽和濃度，并結(jié)合水氣交換通量模型計(jì)算水體反硝化速率；二是沉積物室內(nèi)培養(yǎng)測(cè)定的反硝化速率，根據(jù)不同培養(yǎng)時(shí)間反硝化產(chǎn)物N2濃度和時(shí)間變化進(jìn)行線性擬合，計(jì)算反硝化速率. 第一種方法操作簡(jiǎn)便，對(duì)原位條件無(wú)擾動(dòng)，能夠快速獲取野外原位條件下反硝化速率. 但同時(shí)存在較大的不確定性，這主要是由于當(dāng)前有多個(gè)備選的水氣交換通量估算模型，當(dāng)這些模型應(yīng)用至丘陵區(qū)溝塘反硝化速率測(cè)算中可能存在誤差不一的問(wèn)題；第二種方法是目前最為常用的方法，但一般在實(shí)驗(yàn)室控制條件下進(jìn)行，操作繁瑣且不可避免地改變了原位條件(比如光照、風(fēng)速擾動(dòng)等)，對(duì)估算精度會(huì)產(chǎn)生一定的影響. 盡管如此，眾多學(xué)者認(rèn)為該方法估算的反硝化速率相對(duì)可靠，與真實(shí)的反硝化速率較為接近[8,13-14,17]. 本研究根據(jù)沉積物測(cè)算的反硝化速率來(lái)約束模型估算的結(jié)果，并優(yōu)選適合于丘陵溝塘的水氣交換通量模型，來(lái)進(jìn)一步提升反硝化測(cè)算的可靠性和精度.

上述2種方法N2濃度的測(cè)定均采用MIMS法. MIMS法是利用氣體過(guò)濾膜系統(tǒng)直接將水樣中溶存的氣體吸入質(zhì)譜儀真空分析室，經(jīng)過(guò)離子化，由質(zhì)譜儀測(cè)出氣體組成和含量，對(duì)N2、Ar的測(cè)定精度分別小于0.5%、0.05%，但對(duì)于N2/Ar的測(cè)定精度小于0.03%，水環(huán)境中Ar溶解度一般只受溫度和鹽度的影響，其濃度非常穩(wěn)定.

通過(guò)水氣交換通量模型來(lái)計(jì)算水體反硝化速率時(shí)，首先需計(jì)算出過(guò)飽和濃度(Δ[N2]，μmol/L)，具體可通過(guò)下述公式得出：

Δ[N2]=[N2]/[Ar]×[Ar]*-[N2]*

(1)

式中，[N2]/[Ar]為經(jīng)過(guò)質(zhì)譜校準(zhǔn)過(guò)的水樣中N2和Ar的濃度比值，[N2]*、[Ar]*為特定溫鹽條件下N2、Ar的理論平衡濃度(μmol/L).

依據(jù)水-氣界面的分子擴(kuò)散模型和亨利定律，估算不同單位面積水塘單位時(shí)間反硝化N2的增量(F，mmol/(m2·d))，計(jì)算公式如下：

F=k·Δ[N2]

(2)

式中，k為氣體擴(kuò)散系數(shù)，由現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定的溫度、風(fēng)速等參數(shù)結(jié)合氣體Sc數(shù)(schmidt number)計(jì)算. 考慮到風(fēng)速變化對(duì)估算k值的影響，本研究采用Cole和Caraco提出的CC98模型[19]，該模型開(kāi)發(fā)時(shí)的風(fēng)力條件與本研究的水塘最為相似，估算k值的計(jì)算公式如下：

CC98:k=[2.07+(0.215U101.7)](Sc/600)-2/3

(3)

式中，U10為水面上方10 m處的風(fēng)速(m/s)，由流域內(nèi)安裝的氣象站獲得. 而Sc數(shù)為水的動(dòng)力黏度與待測(cè)氣體分子擴(kuò)散速率之比，對(duì)于特定氣體，Sc數(shù)與水溫、鹽度等物理參數(shù)有關(guān)，Wanninkhof[20]提出N2氣體Sc數(shù)與水溫的關(guān)系式如下：

Sc=1970.7-131.45t+4.1390t2-0.052106t3

(4)

式中，t為水溫(℃).

除了CC98模型中的k值計(jì)算方法外，還有許多其他的方法來(lái)計(jì)算k值. 本文列舉了另外2種計(jì)算k值的經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?，將不同模型?jì)算的結(jié)果進(jìn)行比較，以探究不同k值計(jì)算方法的選擇所帶來(lái)的不確定性. 模型方程如下：

1)LM86模型: Liss and Merlivat (1986)[21]：

k=0.17U10(Sc/600)-2/3(0k=(2.85U10-9.65)(Sc/600)-1/2(3.6k=(5.9U10-49.3)(Sc/600)-1/2(U10>13)

(5)

2)CW03模型: Crusius and Wanninkhof (2003)[22]：

(6)

在室內(nèi)沉積物培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中，根據(jù)反硝化產(chǎn)生的N2濃度變化與培養(yǎng)時(shí)間的關(guān)系來(lái)估算反硝化速率. 具體計(jì)算公式如下：

Y=mX+b

(7)

式中，Y是不同培養(yǎng)時(shí)間對(duì)應(yīng)的反硝化產(chǎn)物N2濃度(μmol/L)；斜率m是沉積物上覆水中N2濃度變化速率(μmol/(L·h))；X是培養(yǎng)時(shí)間(h)；b是初始上覆水中N2濃度(μmol/L)；結(jié)合上覆水體積V(L)和沉積物柱樣橫截面積S(m2)，即得反硝化速率(F，mmol/(m2·d))，計(jì)算公式如下：

F=0.024mV/S

(8)

式中，0.024為單位換算系數(shù).

2 結(jié)果與分析

2.1 上覆水與沉積物理化特性

表1 夏季和秋季各個(gè)水塘水體水質(zhì)參數(shù)(平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差)*

表2 各水塘沉積物理化參數(shù)(平均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差)*

2.2 水塘水體N2過(guò)飽和濃度變化

用膜進(jìn)樣質(zhì)譜法測(cè)定水塘水體反硝化作用，結(jié)果表明，不同類(lèi)型水塘反硝化作用存在一定的時(shí)空差異. 圖2a為不同類(lèi)型水塘夏季和秋季N2過(guò)飽和濃度(ΔN2)的變化. 14個(gè)水塘上覆水溶解N2過(guò)飽和濃度介于1.36～28.35 μmol/L之間，平均值為(8.23±6.04) μmol/L. 夏季4種類(lèi)型水塘N2過(guò)飽和濃度平均為(8.81±4.08) μmol/L，其中茶園塘N2過(guò)飽和濃度在所有類(lèi)型水塘中最高，達(dá)到(13.91±4.79) μmol/L；其次是村塘，為(8.28±1.36) μmol/L；林塘和養(yǎng)殖塘較為接近，分別為(6.54±1.34)、(6.51±1.79) μmol/L. 夏季水塘上覆水溶解N2過(guò)飽和濃度大小依次為：茶園塘>村塘>林塘>養(yǎng)殖塘.

秋季4種類(lèi)型水塘N2過(guò)飽和濃度均值為(7.64±7.46) μmol/L，其中茶園塘ΔN2最高，為(19.39±5.48)μmol/L；養(yǎng)殖塘次之，為(4.61±1.57) μmol/L；村塘為(4.57±1.29) μmol/L；林塘ΔN2最低，為(2.00±0.42)μmol/L，秋季水塘上覆水ΔN2大小依次為：茶園塘>養(yǎng)殖塘>村塘>林塘. 總體上，水塘水體夏季ΔN2高于秋季，村塘、林塘和養(yǎng)殖塘均呈現(xiàn)相同的規(guī)律，而茶園塘夏季ΔN2低于秋季，可能與秋季茶園高強(qiáng)度施肥有關(guān).

2.3 水塘水體反硝化潛力

采用CC98模型中的水氣交換通量模型來(lái)估算不同類(lèi)型水塘水體反硝化潛力，由圖2b可知水塘反硝化潛力在時(shí)間和空間上均存在差異. 14個(gè)水塘的反硝化速率均值為(4.75±3.27) mmol/(m2·d). 其中茶園塘反硝化速率最高，為(9.36±1.44) mmol/(m2·d)，村塘和養(yǎng)殖塘分別為(5.47±1.52)和(3.09±0.52)mmol/(m2·d)，林塘最低為(1.09±0.48)mmol/(m2·d)，茶園塘反硝化速率大約是村塘的1.7倍、林塘的8.6倍、養(yǎng)殖塘的3倍，其反硝化速率均值大小順序?yàn)椋翰鑸@塘>村塘>養(yǎng)殖塘>林塘. 反硝化速率與氮?dú)膺^(guò)飽和濃度的季節(jié)變化規(guī)律一致.

室內(nèi)沉積物培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)結(jié)果表明，不同類(lèi)型水塘沉積物的反硝化速率表現(xiàn)出一定的差異性(圖2b). 9個(gè)水塘的沉積物反硝化速率在2.21～10.34 mmol/(m2·d)之間，平均值為(5.73±2.65)mmol/(m2·d). 其中村塘和養(yǎng)殖塘反硝化速率分別為5.24和2.75 mmol/(m2·d)，茶園塘的反硝化脫氮能力最強(qiáng)，反硝化速率為9.19 mmol/(m2·d). 總體上，室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)測(cè)得的反硝化速率與CC98模型估算結(jié)果較為接近.

圖2 夏季和秋季不同類(lèi)型水塘N2過(guò)飽和濃度(a)和水體反硝化速率(b)(b圖中“-”表示水塘沉積物反硝化速率)Fig.2 The excess concentrations of N2(a) and denitrification rate in water(b)in different types of ponds in summer and autumn(“-” in the figure b represents the measured denitrification rates from pond sediments)

2.4 水塘反硝化作用與環(huán)境因子的關(guān)系

圖3 水塘水體N2過(guò)飽和濃度與水體(a)和沉積物(b)理化指標(biāo)的相關(guān)性分析Fig.3 Correlation analysis of N2 supersaturated concentration in pond water with physicochemical indexes of water body (a) and sediment (b)

沉積物反硝化速率與硝態(tài)氮和總氮濃度呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)性(P<0.01，圖3b)，而與容重存在顯著的負(fù)相關(guān)性(P<0.05)，pH、含水率和氨氮與沉積物反硝化速率的相關(guān)性不顯著. 水體和沉積物反硝化作用均與硝態(tài)氮濃度呈顯著正相關(guān)關(guān)系.

3 討論

3.1 水塘沉積物反硝化估算及其不確定性

通過(guò)膜進(jìn)樣質(zhì)譜法測(cè)定上覆水N2過(guò)飽和濃度，結(jié)合水氣交換通量模型估算上覆水反硝化速率在0.53～12.65 mmol/(m2·d)之間，平均值為(4.75±3.27)mmol/(m2·d). 與其他研究相比，本研究報(bào)道的水塘反硝化速率范圍明顯高于其他不同類(lèi)型水體的范圍. 比如，張波等對(duì)太湖流域典型河流沉積物反硝化速率研究發(fā)現(xiàn)，利用15N同位素配對(duì)法測(cè)得25℃時(shí)反硝化速率為0.79 mmol/(m2·d)，10℃時(shí)為0.26 mmol/(m2·d)，明顯低于水塘沉積物反硝化速率[23]. Bonnett等利用乙炔抑制法測(cè)定英國(guó)西南部Tamar河流沉積物反硝化速率為0.64 mmol/(m2·d)，低于本研究水塘反硝化速率[24]. Lazar等利用15N同位素配對(duì)技術(shù)測(cè)得美國(guó)東北部農(nóng)村海貍池塘沉積物反硝化速率為1.73～4.21 mmol/(m2·d)，也總體低于本研究的結(jié)果[25]. 然而，一些河流的反硝化速率要高于本研究的結(jié)果. 比如，陳能汪等利用膜進(jìn)樣質(zhì)譜儀對(duì)九龍江河口區(qū)溶解N2濃度測(cè)定，并采用水氣交換模型估算了其反硝化速率，發(fā)現(xiàn)其均值為21.7 mmol/(m2·d)，明顯高于本研究水塘反硝化速率[15]. 龍虹竹等利用改進(jìn)的乙炔抑制法對(duì)川中丘陵區(qū)農(nóng)業(yè)源頭溝渠沉積物反硝化速率測(cè)定，其反硝化速率均值為8.96 mmol/(m2·d)，高于本研究水塘沉積物反硝化速率[26]. 李佳霖等同樣利用15N同位素配對(duì)法測(cè)得彌河沉積物反硝化速率為16.34 mmol/(m2·d)，明顯高于天目湖流域水塘沉積物反硝化速率[27]. 通過(guò)這些對(duì)比發(fā)現(xiàn)，本研究報(bào)道的水塘反硝化速率波動(dòng)范圍在全球不同類(lèi)型的水體中均有報(bào)道. 由于丘陵區(qū)水塘與坡地相連并直接受納坡地產(chǎn)生的污染物，本研究的結(jié)果證實(shí)了其相對(duì)較強(qiáng)的反硝化速率在削減氮負(fù)荷及減少下游污染方面發(fā)揮了重要的作用.

本研究通過(guò)對(duì)水樣中氮?dú)獾闹苯訙y(cè)定，并通過(guò)水氣交換模型測(cè)算了反硝化速率. 與其他傳統(tǒng)的測(cè)定方法相比，膜進(jìn)樣質(zhì)譜法直接測(cè)定水體反硝化作用具有精度高、操作簡(jiǎn)便、結(jié)果可靠等特點(diǎn)[28-30]，并且適用于無(wú)沉積物或少沉積物的水體. 本研究對(duì)不同類(lèi)型水塘水體反硝化速率直接測(cè)定，同時(shí)采集各水塘沉積物柱樣進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)測(cè)定反硝化速率，兩種測(cè)定方法的結(jié)果具有可比性(圖4)，并且前者實(shí)驗(yàn)周期更短.

然而，本研究的估算存在一定的不確定性. 首先，反硝化估算受采樣頻率的影響. 例如每月采集一次水塘上覆水存在很大的不確定性，因?yàn)镹2濃度時(shí)刻在變化，低頻的觀測(cè)難以準(zhǔn)確獲得N2的動(dòng)態(tài)變化. 此外，本研究?jī)H估算了N2水氣通量，未考慮不完全反硝化產(chǎn)生的N2O排放. 盡管對(duì)于大多數(shù)水體而言，N2O水氣通量一般只占總通量的0.1%～1.0%，比如九龍江河口區(qū)反硝化作用產(chǎn)生的N2O水氣交換通量只占0.25%[15]. 但在某些情況下，最高可達(dá)到6%[31]，這說(shuō)明我們?cè)谝欢ǔ潭壬系凸懒怂练聪趸瘽摿?，需要?duì)N2和N2O水氣通量同時(shí)評(píng)估. 此外，反硝化估算是否準(zhǔn)確與水氣交換模型的選擇有很大的關(guān)系，這是因?yàn)楫?dāng)前有很多不同的估算模型(見(jiàn)本文2.4節(jié)部分). 其中，Cole和Caraco[19]提出的水氣交換模型被應(yīng)用最廣泛、精度最高，且適用于丘陵區(qū)水文氣象條件. 該模型采用風(fēng)速和溫度作為模型的輸入，使其更接近原位環(huán)境條件，能更精準(zhǔn)地刻畫(huà)水氣交換過(guò)程. 本研究還進(jìn)一步采用沉積物柱狀培養(yǎng)測(cè)定反硝化速率來(lái)驗(yàn)證水氣交換通量的結(jié)果，研究進(jìn)一步證實(shí)CC98模型估算的反硝化速率與傳統(tǒng)室內(nèi)反硝化模擬試驗(yàn)測(cè)得的速率非常接近. 然而，對(duì)于其他2個(gè)常用的水氣交換模型，估算的結(jié)果遠(yuǎn)小于室內(nèi)沉積物培養(yǎng)測(cè)得的反硝化速率. 比如，當(dāng)采用LM86和CW03模型時(shí)，估算的反硝化速率僅為實(shí)驗(yàn)室測(cè)得的速率的1/10～1/3，這說(shuō)明這些模型不適用于丘陵區(qū)水塘反硝化潛力的估算. 然而，水氣交換過(guò)程不僅受到大氣擾動(dòng)，也受到水文和微氣象等因素的影響，在未來(lái)的工作中，應(yīng)原位測(cè)定k值，以期更準(zhǔn)確地估算反硝化速率.

圖4 不同k值計(jì)算模型估算的水塘反硝化速率差異(LM86、CW03和CC98指采用相應(yīng)的公式計(jì)算得出的反硝化速率，具體公式見(jiàn)本文1.4節(jié)部分；圖中“-”代表水塘沉積物反硝化速率)Fig.4 The difference of denitrification rates of ponds estimated by different k calculation models

3.2 影響水塘反硝化作用的主要因素

溶解氧水平是影響反硝化脫氮的重要因素. 這是因?yàn)榉聪趸话銥閰捬踹^(guò)程，高濃度溶解氧的存在會(huì)顯著抑制反硝化功能微生物的活性，進(jìn)而抑制反硝化脫氮過(guò)程[37]. 本研究發(fā)現(xiàn)，水塘反硝化速率與溶解氧濃度之間呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(r=-0.47，P<0.05). 在不同O2濃度水平下檢測(cè)土壤反硝化速率，其最高值出現(xiàn)在無(wú)氧條件下[38]；丘陵區(qū)水塘水體溶解氧濃度夏季低于秋季，其反硝化速率夏季大于秋季；在不同類(lèi)型水塘上，茶園塘和村塘水體溶解氧濃度低于林塘和養(yǎng)殖塘，低溶解氧濃度有利于反硝化細(xì)菌的生長(zhǎng)，從而促進(jìn)反硝化作用[39]；在沉積物中較高的含水率會(huì)阻止氧氣的傳輸，從而形成厭氧條件，茶園塘沉積物含水率較高，其反硝化速率也較高，二者有一定的相關(guān)關(guān)系，但相關(guān)性不顯著.

4 結(jié)論

1)研究區(qū)夏、秋兩季4種類(lèi)型水塘水體N2過(guò)飽和濃度介于1.36～28.35 μmol/L之間，反硝化速率在0.53～12.65 mmol/(m2·d)之間，總體上夏季反硝化速率高于秋季.

2)不同類(lèi)型水塘反硝化速率存在顯著空間差異，茶園塘反硝化速率最高，村塘和養(yǎng)殖塘次之，林塘最低.

4)與水塘沉積物室內(nèi)培養(yǎng)測(cè)定反硝化速率相比，直接測(cè)定水體原位反硝化速率具有可行性，且操作簡(jiǎn)便，實(shí)驗(yàn)周期短.

5)對(duì)不同水氣交換模型的計(jì)算結(jié)果進(jìn)行比較，發(fā)現(xiàn)CC98模型更適用于太湖上游丘陵區(qū)水塘反硝化速率的估算.