太湖梅梁灣北部河口區水土保持脫氮過程研究

氮是湖泊生態系統中重要的養分限制因素。這種養分的增加將不可避免地影響水生生態系統的結構和水生生物的組成。因此，氮元素的水平直接影響內陸湖泊環境的安全。許多湖泊產生了嚴重的氮污染。例如，自20世紀70年代末以來，太湖開始發生嚴重的氮污染。近年來，隨著氮脫硅研究的發展，對其機制提出了許多假設。例如，反硝化脫氮、反硝化反硝化、反硝化脫氮和厭氧氨酸氧化（anammox）。反硝化和反硝化過程中所需的亞硝酸鹽主要來自沉積物中的氨氮，而反硝化和反硝化過程中所需的亞硝酸鹽主要來自上部水域。厭氧氨氧化是指氨氮在缺氧條件下通過硝化作用生成的氮（nh4-；nh2o）。氨鹽和亞硝酸鹽可以同時去除。國外對厭氧氨化過程的研究非常成熟，但對湖泊研究的報道很少。由于氮氣的本底值極高,因此脫氮過程的研究進展一定程度上取決于氮氣測定手段的改進.常見的幾種研究方法有:質量平衡法(Mass-balanceApproach)、乙炔抑制法(AcetyleneInhibitionTechnique)、硝態氮損耗法(DisappearanceofNitrate)、孔隙水的硝態氮進入沉積物的釋放速率、含有15N的硝態氮稀釋法(NitrateDilution)、N2產量法(DirectmeasurementofN2production)和同位素配對技術(IsotopePairingTechnique)等.質量平衡法是根據氮的輸入與輸出量估算反硝化速率,這在大多數情況下很難取得準確的輸入輸出量,結果可信度低.乙炔抑制法利用一定濃度的乙炔抑制劑使反硝化過程停留在N2O階段,根據N2O的產量估算反硝化速率.這是最簡單的方法但也有其缺點:(1)乙炔抑制了耦合硝化-反硝化過程,(2)在硝態氮濃度很低或硫化物存在時會影響N2O還原酶活性,(3)N2O擴散到沉積物深層會還原成N2等,這些都會導致低估反硝化速率.硝態氮的損耗并非只有反硝化過程,它還可以還原為氨氮,所以測定硝態氮損耗的方法會高估反硝化速率.計算孔隙水的硝態氮進入沉積物的釋放速率法與測定硝態氮損耗法存在同樣的問題.15N標記的硝態氮稀釋法也忽視了耦合硝化-反硝化過程和生物同化作用.直接測定N2產量法則由于N2的本底值很高,需要非常高精度的儀器,且無法區分不同的反硝化過程.同位素配對技術是將15NO3-指示劑加入到沉積物上覆水中,15NO3-指示劑與上覆水中原有的14NO3-混合并進入到表層沉積物中.這種技術的優點在于它可以同時揭示耦合與非耦合硝化-反硝化反應的比例和速率.本論文結合同位素配對技術和膜接口質譜儀(MembranceInletMassSpectrometry,MIMS)測定同位素反硝化產物的方法來測定反硝化速率,并區分不同的反硝化途徑.即通過膜接口裝置將溶解性氣體轉化為氣體形態,直接進入質譜在線測定水樣中氮氣,利用測定出的氮氣同位素產物與同位素配對法計算出耦合和非耦合的反硝化以及Anammox脫氮速率,具有測定速度快、所需樣品量少、測定靈敏度和精度高的特點.1材料和方法1.1研究區的選擇太湖是一個富營養化的大型淺水湖泊,受北部梁溪河、閭江等河道輸入和無錫市的影響,位于太湖北部的梅梁灣屬于富營養化程度較高的藻型湖區,由于入湖污染主要來自梅梁灣北部,并向南逐漸稀釋擴散,水體及沉積物存在自然梯度,其中北部因接近入湖河口,其沉積物氮磷濃度高于梅梁灣開敞湖區.因此,選擇梅梁灣內3個樣點及梅梁灣外1個樣點作為對比研究(圖1),并便于與已有研究比較.其中梅梁灣內由北向南設置0#、1#、3#點,灣外設置7#點.樣點具體經緯度見表1.1.2樣品采集和處理2008年12月在各樣點采集樣品,用有機玻璃柱狀采樣器(內徑為77mm)采集每個樣點的3個柱樣并現場切表層2cm,放入自封袋混合保存,小心帶回實驗室進行樣品分析.另采集4根未擾動柱樣柱樣深度不低于10cm,柱樣上端保留原上覆水樣,兩端用橡皮塞塞緊后垂直放置,盡量無擾動的運回實驗室;同步采集上覆水25L,用多參數水質測定儀(YSI6600V2,美國)測定現場上覆水基本理化參數(表1).1.3柱樣流動培養和分析方法實驗室內垂直放置采集的柱樣,打開上端橡皮塞,用注射器沿著管壁盡量無擾動的注滿上覆水,放置在與現場水溫一致的水浴鍋中過夜,去除運輸過程中短暫密封造成的水體溶解氧下降等因素.用溶解氧微電極系統(Presens,德國)測定不同樣點的溶解氧侵蝕深度.該系統由測定主機、光線溶解氧微電極、高分辨率三維控制器三部分組成.溶解氧微電極為針式,針尖直徑可細至40μm,反應時間1s以內,測定時不消耗氧.三維控制器垂直分辨率理論上可達到20μm.測完溶解氧侵蝕深度后,對上述柱樣進行無頂空流動培養.進水管距表層泥約1cm,進水管低于出水管,通過蠕動泵將進水以恒定的流速(1ml/min)泵入柱樣中,使流動培養的進出水循環形成垂直及水平方向的混合水流,使上覆水充分混合,并通過持續流動保持上覆水中離子濃度穩定.柱樣用與現場溫度一致的恒溫水浴培養(7℃),由于樣點透明度均小于水深,因此流動培養在避光條件下進行.流動培養的柱樣作兩種處理,其中兩根柱樣的進水為原位采集的湖水(對照實驗),另兩根柱樣的進水中加入Na15NO3并使最終濃度達到100μmol/L(添加同位素實驗).表層沉積物樣烘干碾磨過篩,用過硫酸鉀法測定總氮、總磷,燒失法測定有機物含量(LOI)(表2).1.4可溶性氣體含量的測定用注射器小心采集進水樣品,在無氣泡產生情況下充分溢流并裝滿細長的溶解性氣體采集管,出水樣品直接溢流收集,收集的樣品立即用膜接口質譜儀測定溶液中可溶性氣體的量,主要測定指標為28N2,29N2,30N2和氧氣.另收集12ml進、出水樣品,經0.45μm醋酸纖維濾膜過濾后,用流動注射分析儀(Skalar-SA1000)測定NO3-和NH4+濃度.1.5dna釋放速率沉積物中反硝化作用發生所需的NO3-可能來自上覆水(Dw)或來自沉積物中的硝化作用(Dn).這兩種過程都可以通過同位素配對技術來測定.將15NO3-加入到上覆水中,加入的15NO3-與上覆水和沉積物表層中原有的14NO3-混合.由這些硝酸鹽產生的反硝化產物——N2的分子量有28,29,30.N2的釋放速率(r29,r30):式中,Cn、Cn,o為第n次取樣時出水及進水中氮氣含量(mg/L);V為蠕動泵流速(ml/min);S為柱樣中水-沉積物界面面積(m2);60,24為時間換算因子.通過生成的29N2,30N2,計算利用15NO3-而發生的反硝化量D15:利用未標記的14NO3-產生的反硝化量D14:沉積物中總的反硝化量Dtot:通過以上的結果計算Dn,Dw速率:式中,ε代表培養試驗中15NO3-的豐度,下標a和b表示添加同位素之后和之前.計算厭氧氨氧化(Anammox)速率:式中,Atot代表Anammox過程生成28N2,29N2的總通量,A28代表Anammox過程生成28N2的通量.2結果與討論2.2梅梁灣北部地區單次最佳東道國儲區dw值的比較梅梁灣內3個樣點和灣外開敞湖區反硝化脫氮的方式不同(圖2).梅梁灣內樣點耦合(Dn)、非耦合反硝化(Dw)速率平均值分別為19.68±6.51μmol/(m2·h)(0#、1#及3#平均值,下同)和16.69±6.04μmol/(m2·h),灣外開敞湖區則為3.65±4.29μmol/(m2·h)(7#,下同)和12.87±18.20μmol/(m2·h).梅梁灣北部河口區0#的沉積物溶解氧侵蝕深度最小,因而Dw最大(圖3).且氧氣侵蝕深度空間上表現為灣內淺開敞湖區深,因此Dn占總脫氮速率的比值也表現為開敞湖區高(69.96%)而灣內低(3個點平均值39.53%),而Dw的比值則是灣內(3個點平均值47.21%)高于開敞湖區(19.85%),也即梅梁灣北部反硝化所需的硝酸鹽主要來自上覆水中,南部反硝化所需的硝酸鹽主要來自沉積物中氨氮的硝化作用.非耦合硝化-反硝化(Dw)所需的NO3-來自上覆水的擴散,因此上覆水硝酸鹽的濃度及交換速率都可能會影響反硝化速率.將二者與Dw值做Pearson相關性分析發現,上覆水NO3-濃度與Dw顯著相關(P<0.05,r=0.997),而硝酸鹽釋放速率對Dw的影響并不顯著(P>0.05,r=-0.896).因此,在NO3-含量高的梅梁灣北部地區的Dw值最高,同時也可以知道,在NO3-含量高的冬春季節Dw值要高于夏秋季.耦合硝化-反硝化(Dn)所需的NO3-來自沉積物間隙水中NH4+的硝化作用,但是經相關性分析發現間隙水中NH4+的濃度并不制約著Dn(P>0.05),說明耦合反硝化過程并不僅僅取決于氨氮底物的濃度,更受沉積物硝化層的硝化作用強弱制約.2.3反硝化和anammox過程的影響因子梅梁灣水土界面Anammox(A28)的速率由北向南依次為:7.50±2.21μmol/(m2·h),3.13±3.13μmol/(m2·h),6.34±4.84μmol/(m2·h),2.05±2.90μmol/(m2·h).Anammox過程在整個脫氮過程中所占的比率范圍由北向南依次為14%、12%、14%和11%,均超過10%.許多文獻報道海洋中沉積物的厭氧氨氧化脫氮在反硝化過程中所占的比例最多可超過50%,對海洋氮的去除起到很重要的作用.但對湖泊而言,由于沉積物中往往并不缺乏有機碳,因此以氨氮為電子供體、硝酸鹽為電子受體的Anammox過程與有機碳作為電子供體的反硝化過程競爭時,并不能獲得優勢,這一點與海洋沉積物低有機碳含量的特點有很大差異.但本研究通過同位素示蹤的方式至少證實了太湖沉積物中較高的氨氮水平下厭氧氨氧化過程的發生.Anammox過程的影響因子很多,如:水深、溫度、有機質等.梅梁灣北部和南部樣點在上覆水硝酸鹽濃度和沉積物性質等的差異都很明顯,這些因素都可能會影響反硝化和Anammox過程.根據Rysgaard的研究,海洋中水深、NO3-濃度及鹽度對Anammox的影響最顯著,尤其是NO3-的濃度(P<0.0001).然而,如將本研究中梅梁灣各樣點的厭氧氨氧化速率與各參數做Pearson相關性分析(表3),結果發現對于太湖梅梁灣而言,上覆水NO3-濃度對厭氧氨氧化速率影響并不顯著,反而是反硝化速率對其影響顯著(P<0.0001),反硝化速率越高厭氧氨氧化速率也越高.Rysgaard的研究也表明,當Anammox過程所需的NO2-由反硝化細菌生成,那么反硝化速率與Anammox速率之間可以產生一定得相關性.2.4原位的反硝化速率同位素配對技術的建立基于四點假設:一是添加的15NO3-不會干擾原位的NO3-的反硝化過程,有研究表明,15NO3-濃度在10-400μmol/L時不會產生干擾現象.二是來自水柱中的NO3-所產生的反硝化(Dwtot)隨NO3-濃度的增高而顯現增加.三是添加的15NO3-同時標記于水柱與沉積物中.四是添加15NO3-后,在水土界面會建立一個穩定的NO3-濃度梯度.為了驗證本添加實驗并沒有影響原位的反硝化過程,比較兩者的實驗結果(圖4).經單因素方差分析表明,添加同位素后與不添加同位素(控制組)的計算結果無顯著差異(P>0.05),因此用同位素添加示蹤的方法獲取的反硝化結果能比較真實的反映原位反硝化速率,同時提供了不同反硝化過程的信息,有助于深入理解不同反硝化過程對湖泊脫氮過程的貢獻.3原位反硝化速率(1)梅梁灣內水土界面的反硝化速率高于灣外開敞湖區,且由于沉積物溶解氧侵蝕深度和上覆水NO3-濃度的差異,導致梅梁灣內以非耦合硝化-反硝化脫氮方式為主,灣外開敞湖區以耦合硝化-反硝化脫氮方式為主.(2)太湖梅梁灣Anammox過程占總的脫氮速率的11%-14%,分析Anammox的各個影響因素發現,梅梁灣反硝化速率對其影響顯著.(3)通過比較添加與不添加同位素的實驗結果表明,添加同位素示蹤的方法獲取的反硝化結果能比較真實的反映原位反硝化速率.rn=(Cn-Cn,o)V/S×60×24D15=r29+2×r30D14=D15r29/(2×r30)Dtot=D15+D14Dn=Dtot-D15/εDw=D15/ε×(1-ε)ε=([NO3-]a-[NO3-]b)/[NO3-]aAtot=[r29+2×(1-ε-1)r30]εA28=Atot(1-ε)通過MIMS測定樣品中氮氣及其同位素組分,并計算各點的脫氮速率.總反硝化速率(D14=Dn+Dw)在0#點最強,速率為46.36±13.26μmol/(m2·h)(平均值±標準差,下同),1#反硝化速率為22.45±20.52μmol/(m2·h),3#為40.30±29.71μmol/(m2·h),7#最弱為16.34±22.74μmol/(m2·h),總體表現為梅梁灣北部反硝化速率(3個點的反硝化速率均值為36.37μmol/(m2·h))高于灣外開敞湖區(圖2).梅梁灣北部上覆水NO3-濃度表現為北部高南部低(表2),但3#情況略有特殊,與該點沉積物溶解氧侵入深度、沉積物耗氧量等物化性質有關(詳見2.2節),且與上覆水硝酸鹽濃度有緊密聯系.通過反硝化速率與上覆水硝酸鹽含量的回歸分析發現,反硝化速率與上覆水NO3-濃度顯著相關(P<0.05).即上覆水NO3-濃度越高,提供給反硝化的底物也越多,相應的反硝化速率越高.2.1開敞區空氣侵蝕形成機制一般認為,溶解氧消失的位置是反硝化層的上界面,就是說溶解氧侵入深度等于反硝化層深度,也等于沉積物硝化層厚