洞庭湖區(qū)典型溝塘反硝化脫氮能力及其影響因素

龍廣麗，嚴(yán)星，夏永秋，劉鑫，文炯，彭芝，榮湘民*

（1.湖南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院，長沙 410128；2.中國科學(xué)院南京土壤研究所，南京 210008；3.岳陽市農(nóng)業(yè)科學(xué)研究院，湖南岳陽 414000）

面源污染已經(jīng)成為當(dāng)今我國水環(huán)境污染的主要問題，其造成的湖泊氮、磷富營養(yǎng)化及地下水體污染問題日益嚴(yán)重[1]。研究表明，我國有60%以上的河流和湖泊因面源污染的影響，水質(zhì)呈富營養(yǎng)狀態(tài)，其中氮、磷是最常見的污染物[2]。據(jù)2020 年公布的《第二次全國污染源普查公報(bào)》顯示，農(nóng)業(yè)源總氮排放和總磷排放分別占水體污染物總量的46.25%和67.22%，已成為多數(shù)河流和湖泊水體的主要污染源。洞庭湖是我國第二大淡水湖，其河網(wǎng)區(qū)域河流眾多，水流平緩，水環(huán)境承載力低。隨著農(nóng)業(yè)迅速發(fā)展，地區(qū)種植密度提高，施肥量增大，洞庭湖流域水系水污染問題日益突出[3]。

溝渠-池塘系統(tǒng)是農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中的一種濕地，是農(nóng)業(yè)面源污染物的第一個匯聚點(diǎn)[4]。在農(nóng)業(yè)面源氮進(jìn)入水系之前，農(nóng)田周圍廣泛分布的自然或人工改造的池塘和溝渠，能通過吸收、凈化作用減少向下游水域輸入的氮污染負(fù)荷[5-6]。研究表明，溝塘在水體氮素去除中具有巨大潛力，但同時也存在較大變異，去除率從負(fù)值到近100%不等[7-9]。水體氮素去除途徑主要包括植物吸收、土壤吸附、反硝化作用（Denitrification）等，前兩者都只是將氮素短暫固定，并沒有從根本上將氮素從水體中去除，而反硝化作用通過將水體中氮氧化物還原成氮?dú)鈴亩鴮⑵溆谰眯匀コ齕10]。研究表明在淡水生態(tài)系統(tǒng)中，反硝化作用對全球脫氮的貢獻(xiàn)約為20%[11]。因此反硝化作用被認(rèn)為是水體氮素去除的主要自然途徑以及氮循環(huán)的重要過程[12]。

反硝化作用是多種微生物共同作用的結(jié)果，受諸多環(huán)境因素影響。水體硝態(tài)氮（NO-3-N）濃度通常被認(rèn)為是反硝化過程的主要決定因素[13-14]，在NO-3-N 濃度充足的條件下，反硝化速率也會在一定程度上受到溶解性有機(jī)碳（DOC）和溫度（T）的限制[15]。其他因素如水體pH、溶解氧（DO）、水力停留時間和水生植物也是影響反硝化作用的重要因素[16-17]。不同類型濕地由于水體環(huán)境不同，影響反硝化速率的因素也不同，因此深入研究影響溝塘反硝化速率的主要因素，對進(jìn)一步了解溝塘脫氮能力具有重要意義。

目前，對于水體沉積物反硝化脫氮能力的研究，大部分集中于河口濕地、河流和湖泊等大型水體[18-20]。在平原河網(wǎng)區(qū)，農(nóng)田溝塘錯綜密集分布，水力條件復(fù)雜，對其反硝化脫氮的研究還比較缺乏。同時，反硝化的主要產(chǎn)物N2在空氣中的背景濃度很高，從而使得反硝化速率難以精確定量，過去測定反硝化速率的方法多為間接測定（如乙炔抑制法），這類測定方法存在較大的不確定性[21]。

基于以上問題，本研究以洞庭湖流域不同類型農(nóng)田溝塘為研究對象，通過近似原位的培養(yǎng)方法并結(jié)合膜進(jìn)樣質(zhì)譜法（MIMS）直接測定N2∶Ar 濃度比以量化不同溝塘的反硝化速率，并探究溝塘反硝化脫氮能力以及影響反硝化速率的主要環(huán)境因子，從而有助于更為深入地了解農(nóng)田溝塘系統(tǒng)的氮素轉(zhuǎn)化機(jī)制。本研究對評估洞庭湖區(qū)溝塘濕地氮素的去除能力具有重要意義，同時也可為洞庭湖流域水體氮污染治理提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)區(qū)位于洞庭湖流域的岳陽市現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技園（29°26′N，113°09′E，圖1）。區(qū)域氣候?qū)賮啛釒Ъ撅L(fēng)氣候，春、夏季節(jié)濕潤多雨，秋、冬季節(jié)干燥少雨。溫度范圍從1月的1 ℃至8月的36 ℃，年均氣溫16.4～17.0 ℃，年降水量1 100～1 400 mm。4—8月是該地區(qū)的雨季，降雨量占全年降雨量的60%以上，其中6—8月以暴雨為主。農(nóng)作物種植方式主要以雙季稻和稻油輪作為主，年施氮量約為400 kg·hm-2。

圖1 采樣點(diǎn)位置示意圖及月均溫度與降雨量變化Figure 1 Sampling point location diagram and monthly average rainfall and temperature variation

1.2 樣品采集與理化性質(zhì)分析

在2020年9月至2021年8月期間，在岳陽市現(xiàn)代農(nóng)業(yè)科技園選取3 個農(nóng)溝（水體來源主要是農(nóng)田排水）D1、D2、D5，2 個支溝（多處水流匯集處，連接農(nóng)溝與干溝）D3、D6，兩個干溝（溝渠水體總出口，河流入水口）D7、D8，以及1 個大型池塘D4（圖1），進(jìn)行為期一年的監(jiān)測取樣（每月1 次）。其中9—11 月為秋季，12—次年2月為冬季，3—5月為春季，6—8月為夏季。試驗(yàn)期間，用內(nèi)徑8 cm、外徑9 cm、高30 cm 的無擾動的沉積物采樣器采集溝渠表面0～10 cm 的原位沉積物土樣，用塑料桶采集50 L 原位上覆水，樣品帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行室內(nèi)培養(yǎng)。用無菌采水袋采集200 mL 上覆水進(jìn)行水體理化性質(zhì)測定。每個樣點(diǎn)采集3 個重復(fù)，現(xiàn)場采用便攜式多參數(shù)水質(zhì)監(jiān)測儀（YSI Exomultiparameter probe，美國）測定水樣pH、DO 和溫度。上覆水過0.45 μm 微孔濾膜后，用流動分析儀（Skalar Analytical，Breda，荷蘭）測定濾液的銨態(tài)氮（-N）、-N 和DOC 濃度。水樣總氮（TN）采用堿性過硫酸鉀消解-紫外分光光度法測定，總磷（TP）采用過硫酸鉀消解-分光光度法測定[22]。沉積物風(fēng)干并經(jīng)KCl 浸提后用連續(xù)流動分析儀測定可溶性總氮（TDN）、-N、-N 含量，沉積物風(fēng)干并經(jīng)去離子水浸提過濾后用TOC 分析儀（Shimadzu 1020，日本）測定DOC含量[23]。反硝化速率采用膜進(jìn)樣質(zhì)譜法測定。

1.3 反硝化速率測定及計(jì)算方法

1.3.1 室內(nèi)原位培養(yǎng)

為了盡量模擬溝渠原位環(huán)境，試驗(yàn)采用原狀沉積物柱流動培養(yǎng)法（圖2），將溝渠原位沉積物柱樣垂直置于裝滿原位上覆水的模擬培養(yǎng)裝置中，不蓋蓋子避光靜置培養(yǎng)8～12 h 讓環(huán)境穩(wěn)定。培養(yǎng)時將實(shí)驗(yàn)室溫度調(diào)節(jié)至與野外取樣時一致。準(zhǔn)備取樣時，蓋上柱樣蓋子，連接蓋子上的進(jìn)水管與出水管，進(jìn)水管與位于較高處的裝有原位上覆水的塑料瓶相連，以補(bǔ)充因取樣而損失的水量，出水管則用于取樣，整個培養(yǎng)裝置保持氣密性，不能有氣泡產(chǎn)生。通電啟動模擬裝置中部的電動磁棒，中間磁棒的轉(zhuǎn)動可以帶動柱樣蓋子下小型磁棒的轉(zhuǎn)動，以此模擬溝渠中水的流動并且混勻水樣。取樣時打開進(jìn)水管和出水管的止水夾，等流動培養(yǎng)的進(jìn)出水循環(huán)穩(wěn)定后，以第一次取樣時間為0 h，然后在第2、4、6、8 小時分別采樣，每個水樣取3 個平行。取樣瓶為體積12 mL 的細(xì)長螺口瓶（Labco Limited，英國）。取樣過程中要保證螺口瓶內(nèi)沒有氣泡產(chǎn)生，如有氣泡，需要重新取樣。取樣后用移液槍向樣品中加入100 μL 飽和ZnCl2抑制微生物反應(yīng)，隨后采用MIMS 測定水中溶解的N2量，如不能立即測定，需將樣品放入冰箱4 ℃冷藏保存[24]。

圖2 室內(nèi)培養(yǎng)系統(tǒng)及裝置示意圖[21]Figure 2 Schematic diagram of indoor culture system and device[21]

1.3.2 計(jì)算方法

（1）反硝化速率

膜進(jìn)樣質(zhì)譜儀具有測定精度高、速度快、所需樣品量少、靈敏性高的特點(diǎn)[25]，通過MIMS測定水體中溶解N2的精度可達(dá)0.03%[26]。Ar 是惰性氣體，其在大氣中十分穩(wěn)定，在水中的溶解度主要受鹽度和溫度控制，因此可以通過水樣中N2∶Ar計(jì)算水樣中N2的濃度。通過N2∶Ar的比值計(jì)算N2濃度（[N2]）的公式如下：

式中：fC為校正因子；[N2∶Ar]T和[Ar]T分別代表將標(biāo)準(zhǔn)水樣的鹽度及溫度數(shù)值代入到Weiss方程[27]中得到的標(biāo)準(zhǔn)水樣的理論值；[N2∶Ar]ST為標(biāo)準(zhǔn)水樣通過MIMS測定得到的3 次結(jié)果的平均值；[N2∶Ar]SA為樣品水樣N2∶Ar的實(shí)測值。

利用不同取樣時間的[N2]和取樣時間作圖，得到回歸線性方程：y=ax+b，其斜率a為凈氮?dú)猱a(chǎn)生速率（μmol·L-1·h-1），再結(jié)合上覆水體積和沉積物柱樣橫截面積，即可計(jì)算出反硝化速率（μmol·m-2·h-1）[28]。

（2）田間年徑流氮素?fù)p失率

田間年徑流氮素?fù)p失率計(jì)算公式為[29]：

式中：L是氮素徑流損失率，kg·hm-2·a-1；R為年徑流深度，mm；Nrate為年施氮量，kg·hm-2。

（3）年脫氮量

溝塘底泥的年脫氮量可以通過下列公式計(jì)算[30]：

式中：W是脫氮量，t·a-1；A是溝塘面積，hm2，溝渠一般為農(nóng)田的2%；dN是平均反硝化速率，μmol·m-2·h-1；D是徑流在溝塘系統(tǒng)中的滯留時間，190 d（與該地區(qū)每年的降雨日數(shù)相同），池塘則為365 d。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Excel 2010 進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)和計(jì)算，采用SPSS 26 進(jìn)行溝渠反硝化速率的數(shù)據(jù)分析，運(yùn)用T 檢驗(yàn)以及單因素方差分析（ANOVA）（LSD：樣本數(shù)相同的差異性比較；Tukey：樣本數(shù)不一致的差異性比較）進(jìn)行數(shù)據(jù)間差異性比較。反硝化速率與環(huán)境因子的相關(guān)性通過Pearson 相關(guān)系數(shù)法進(jìn)行分析，偏最小二乘回歸分析（PLSR）通過SPSS 26 中的PLS 擴(kuò)展模塊完成。利用Excel 2010和Origin 2018軟件制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 溝塘沉積物和上覆水理化性質(zhì)的變化

表1 溝塘特征及沉積物理化性質(zhì)（均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差）Table 1 Characteristics of ditches and ponds and sedimentary physical and chemical properties（Mean±SE）

表2列出了8條溝塘上覆水各形態(tài)氮含量及其他理化指標(biāo)。溝渠水體pH 總體為中性，各溝渠間差別較小。水體DO 濃度范圍為4.24～7.70 mg·L-1，水體DOC 濃度和DO 濃度在D5 處最高，可能由于D5 存在一個干濕交替的過程，有研究認(rèn)為干濕交替可能通過破壞土壤團(tuán)聚體而增加DOC的濃度[31]，并且干濕交替過程可能通過增加土壤的通氣性而增加水體DO 濃度。TN和-N濃度表現(xiàn)出相似的特征，均以D2濃度最高，D4 濃度最低。-N 濃度則總體表現(xiàn)出農(nóng)溝＞支溝＞干溝＞池塘（圖3）。

圖3 不同類型溝塘上覆水-N和-N濃度的差異Figure 3 Differences between -N and -N concentrations in the overlying water of different types of ditches and ponds

表2 上覆水各形態(tài)氮濃度及其他理化性質(zhì)（均值±標(biāo)準(zhǔn)誤差）Table 2 Nitrogen concentration and other physical and chemical properties of various forms of water（Mean±SE）

洞庭湖流域4—8 月是雨季，降雨量占全年的60%，4—5 月和10—11 月是農(nóng)業(yè)耕作期，在人類活動和氣候因素影響下，不同溝塘的水體氮素濃度會產(chǎn)生季節(jié)的動態(tài)變化。由圖4可以看出，水體-N濃度在0.17～2.30 mg·L-1之間，D1、D2、D3的-N濃度表現(xiàn)為春、秋季大于夏、冬季，且春季顯著大于夏季，而D4、D5卻表現(xiàn)出冬季最大的特點(diǎn)，其他取樣點(diǎn)則沒有表現(xiàn)出顯著的季節(jié)性差異。水體-N濃度在0.16～3.72 mg·L-1之間，總體表現(xiàn)為夏、冬季大于春、秋季。

圖4 溝塘上覆水-N和-N濃度的季節(jié)變化Figure 4 Seasonal variation of -N and -N concentrations in the overlying water of the ditches and ponds

2.2 反硝化速率時空變異規(guī)律

反硝化速率試驗(yàn)結(jié)果表明（圖5），溝塘反硝化速率范圍為22.10～238.02 μmol·m-2·h-1，具有明顯的時空異質(zhì)性，春、夏季的反硝化速率大于秋、冬季。其中反硝化速率最大值出現(xiàn)在2021 年春的D3，為238.02 μmol·m-2·h-1，最小值出現(xiàn)在2020 年冬的D5，為22.10 μmol·m-2·h-1。8 個取樣點(diǎn)的年平均反硝化速率范圍為65.7（D5）～142.4（D3）μmol·m-2·h-1（圖6）。不同溝渠的平均反硝化速率存在顯著性差異，D2、D3取樣點(diǎn)反硝化速率顯著大于其他取樣點(diǎn)（D1除外）。不同類型的溝渠反硝化速率也存在差異，總體而言，有植被溝渠（D1、D3、D6）＞無植被溝渠（D2、D5、D7、D8），農(nóng)溝＞支溝＞池塘＞干溝。

圖5 溝塘反硝化速率季節(jié)變化Figure 5 Seasonal variation of denitrification rate in ditches and ponds

2.3 反硝化速率影響因素

反硝化速率與環(huán)境因子的PLSR 分析如表3 所示，其中r表示環(huán)境因子與反硝化速率的相關(guān)系數(shù)，F(xiàn)VIP（Variable importance plot）表示自變量（環(huán)境因子）對因變量（反硝化速率）的貢獻(xiàn)度，F(xiàn)VIP越高則貢獻(xiàn)度越大。從表3 可以看出，反硝化速率與上覆水-N濃度、TN 濃度、沉積物DOC 含量呈顯著正相關(guān)，而與上覆水DOC 濃度呈顯著負(fù)相關(guān)。同時可以看出上覆水-N 的FVIP值最大，即上覆水-N 對反硝化速率的影響最大，上覆水TN、DOC 和沉積物DOC、-N、-N、TDN 的FVIP值皆大于0.5，表明它們也是影響反硝化速率的重要因素。

2.4 溝塘年脫氮量及脫氮能力

根據(jù)溝塘年脫氮量公式計(jì)算得到該地區(qū)溝渠年脫氮量為0.24 t，池塘年脫氮量為0.72 t（表4）。根據(jù)《2017年湖南省水資源公報(bào)》[32]可知洞庭湖區(qū)徑流系數(shù)為0.44，結(jié)合園區(qū)降雨量可得徑流深度為607 mm。該地區(qū)年氮肥投入量為400 kg·hm-2，計(jì)算可得田間氮素徑流損失量為28.67 kg·hm-2·a-1，結(jié)合該地區(qū)農(nóng)田總面積（100 hm2）可知，該農(nóng)業(yè)園區(qū)每年通過徑流損失的氮素為2.87 t。計(jì)算得到溝渠反硝化脫氮系數(shù)為8.36%，池塘反硝化脫氮系數(shù)為25.08%，該農(nóng)業(yè)園區(qū)每年通過溝塘濕地系統(tǒng)反硝化作用可去除33.44%的水體氮素輸入。

表4 溝塘反硝化脫氮能力Table 4 Denitrification and denitrification capacity of ditches and ponds

3 討論

3.1 溝塘水體氮素時空差異及其產(chǎn)生原因

3.2 溝塘反硝化速率變異的影響因素

總體上，不同溝塘的反硝化速率差異性較為明顯，表現(xiàn)為有植被溝渠＞無植被溝渠，農(nóng)溝＞支溝＞池塘＞干溝。植被的存在有助于提高土壤DOC 儲量[39]，即有植被的溝渠土壤DOC大于無植被的溝渠。PLSR分析表明（表3），土壤DOC 與反硝化速率呈顯著正相關(guān)，土壤中的DOC 可以刺激土壤微生物活性，同時提供更多的電子供體，促進(jìn)反硝化作用的發(fā)生[40]。并且植物的根際會釋放氧氣，在根部周圍形成可發(fā)生硝化作用的好氧微區(qū)[41]。硝化作用產(chǎn)生的-N 在擴(kuò)散到缺氧沉積物中時會迅速進(jìn)行反硝化作用，從而促進(jìn)硝化-反硝化作用的發(fā)生[42]。同時植物的根際分泌物可以提高反硝化細(xì)菌的活性。因此有植被存在的溝渠反硝化速率較大[43]。

3.3 溝塘系統(tǒng)的反硝化速率及脫氮能力

相較于一些湖泊、入海河口和海灣，溝塘濕地系統(tǒng)具有較高的反硝化速率（表5），因此通常被認(rèn)為是緩解農(nóng)業(yè)氮素污染的重要場所[49]。研究結(jié)果顯示，溝渠的反硝化脫氮系數(shù)為8.36%，遠(yuǎn)小于池塘的25.08%（表4）。溝渠相較于池塘脫氮效率低的原因可能有以下方面：溝渠面積普遍比較小且分散，一般只有農(nóng)田面積的2%，相對于大面積的河流湖泊，溝渠的脫氮能力有限，如Zhao等[17]估計(jì)太湖地區(qū)河網(wǎng)去除的氮約占進(jìn)入河流系統(tǒng)的總水生氮負(fù)荷的43%，Seitzinger等[50]對美國東部16 條河流的研究發(fā)現(xiàn)其脫氮效率在37%～76%；大量研究證明水力停留時間長，不僅有利于沉積物沉積，而且有利于反硝化作用的發(fā)生，因此氮素去除率較高[51]。溝渠的水力停留時間短、水流速快也限制了溝渠的脫氮能力。

表5 不同類型沉積物的反硝化速率Table 5 Denitrification rates of different types of sediments

溝塘濕地系統(tǒng)去除了該地區(qū)33.44%的氮負(fù)荷，在一定程度上起到了氮素污染凈化器的作用。研究表明天然濕地、水庫和湖泊的平均氮素去除率分別為17.5%、31.8%和44.0%[52]，Shen等[5]的研究結(jié)果指出溝塘濕地的氮素去除率平均為38.7%，Li 等[53]對長江中下游地區(qū)研究的結(jié)果得出溝塘系統(tǒng)可以減少稻田39%的氮素輸出，表明溝塘系統(tǒng)在農(nóng)田面源氮污染中起著重要作用。溝塘系統(tǒng)具有較高的反硝化速率和脫氮率，表明溝塘系統(tǒng)在水體氮素去除上具有巨大的應(yīng)用潛力。作為農(nóng)業(yè)氮素污染進(jìn)入河流的渠道，溝塘濕地系統(tǒng)的消納作用極為重要[54]。因此，為使溝塘濕地系統(tǒng)成為氮素污染的有效匯，需要進(jìn)行人工管理。種植植物已被證明是減少農(nóng)業(yè)排水中氮的最有效管理措施之一[8]，通過種植水生植被來增強(qiáng)反硝化作用以及降低溝渠水體流速可增強(qiáng)溝渠脫氮效率。此外，合理的排灌管理對溝塘的養(yǎng)分去除和凈化功能也十分重要，在農(nóng)田周圍適當(dāng)增加排水溝渠和池塘，可以有效減緩農(nóng)田面源污染氮負(fù)荷。

4 結(jié)論

（1）洞庭湖區(qū)流域典型溝塘反硝化速率存在顯著的時空異質(zhì)性，反硝化速率為22.10～238.02 μmol·m-2·h-1，春、夏季的反硝化速率大于秋、冬季。

（2）不同類型的溝塘反硝化速率有顯著差異，總體表現(xiàn)為農(nóng)溝＞支溝＞池塘＞干溝，有植被溝渠＞無植被溝渠。

（4）溝塘濕地可去除33.44%的水體氮負(fù)荷，從而大幅減少了向下游水域輸入的氮污染負(fù)荷，對緩解洞庭湖流域面源污染有重要作用。