鄭小蘭 ,劉 敏,文帥龍,劉德鴻,鐘繼承 (1.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210008；2.中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049；3.河南科技大學(xué)農(nóng)學(xué)院,河南 洛陽 471003；4.南京師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院,江蘇 南京 210023)

氧化亞氮(N2O)是一種非常重要的溫室氣體,在大氣中停留時間可達(dá)140a之多,且其在對流層中發(fā)生光化學(xué)反應(yīng)對臭氧層產(chǎn)生極大破壞作用,百年增溫勢(GWPs)是CO2的310倍.諸多研究已證明N2O的排放與人類活動密切相關(guān),受人類影響較大的內(nèi)陸水生態(tài)系統(tǒng)因受到不斷增加的氮負(fù)荷約有0.68g/a轉(zhuǎn)化為N2O,使其成為N2O排放的熱點(diǎn)[1].國內(nèi)外已有眾多針對不同生態(tài)類型水體N2O濃度及釋放通量的研究[2],但現(xiàn)有的研究還僅限于為數(shù)不多的湖泊[3].目前我國湖泊受人為影響較重,普遍具有較高的氮負(fù)荷,更加重了N2O由水體釋放進(jìn)入大氣,因此研究富營養(yǎng)化湖泊中N2O的釋放規(guī)律以及影響因素對于估算水體溫室氣體排放具有極重要的現(xiàn)實(shí)意義.

研究者們試圖量化在不同水環(huán)境條件下N2O的排放通量[4-5],而多生態(tài)類型湖泊N2O的生成與排放的空間異質(zhì)性給準(zhǔn)確估算湖泊N2O通量帶來了很大的不確定性.現(xiàn)有的研究表明水柱中藻類的存在會對N2O的生成與排放特征產(chǎn)生重要的影響,藻類的存在會增加N2O的生成與排放[6].同時有研究表明大型水生植物如蘆葦、水葫蘆對于N2O的生成與排放產(chǎn)生重要的影響,水生植物可以改變氧化還原條件及通過自身的導(dǎo)流作用促進(jìn)N2O生成與排放[7].由此可見不同生態(tài)類型湖區(qū)N2O的生成與排放受多種因素影響,因此對不同生態(tài)類型湖區(qū)N2O生成與排放的對比研究尤為必要;另外,現(xiàn)有的研究鮮有將水-氣界面,水體溶存以及泥-水界面N2O釋放通量共同研究;N2O生成與排放具有明顯的季節(jié)性特征,因此開展N2O生成與排放季節(jié)性研究,并探討在不同季節(jié)影響N2O生成與排放的關(guān)鍵環(huán)境因子,對于更好的理解多生態(tài)類型湖區(qū)N2O生成與排放的空間異質(zhì)性具有重要的意義.

太湖是我國第三大湖泊,是典型的大型淺水富營養(yǎng)化湖泊,并有著復(fù)雜的生態(tài)系統(tǒng)類型.根據(jù)太湖的自然環(huán)境特征和沉積物類型[8-9],太湖大致可以分為3個區(qū)域:北部,主要包括五里湖和梅梁灣,污染相對比較嚴(yán)重,也是藍(lán)藻水華暴發(fā)最嚴(yán)重的區(qū)域,底部沉積有較多的淤泥;南部主要是東山島以及東部沿岸區(qū),以挺水植物及沉水植物為主,沉積物為含較多有機(jī)碎屑的軟泥,及中部過渡區(qū)域[10].在不同的生態(tài)系統(tǒng)類型湖區(qū)沉積物類型不同,水柱及沉積物中氮形態(tài)及其含量,及水柱中DO、pH值、Eh、濁度差異顯著[8,11],這些因素勢必會影響到水柱和沉積物中氮的遷移轉(zhuǎn)化過程,從而影響N2O的生成、消耗和遷移,最終影響N2O的排放通量.本研究擬以太湖典型藻型湖區(qū)及草型湖區(qū)為研究對象,通過野外原位定點(diǎn)觀測及實(shí)驗(yàn)室微環(huán)境試驗(yàn)來研究草、藻型湖區(qū)N2O排放的差異及其關(guān)鍵影響因素,以了解多生態(tài)類型湖泊N2O的生成與排放差異.從而為我國湖泊N2O通量估算及全球評估湖泊N2O排放的重要性提供數(shù)據(jù)支持,且對我國富營養(yǎng)化湖泊減排措施的制定具有重要的現(xiàn)實(shí)意義.

1 材料與方法

1.1 采樣點(diǎn)概述

本研究選取太湖典型的草型湖區(qū)胥口灣及典型的藻型湖區(qū)梅梁灣(31°31′43.02N,120°12′32.92E)為研究對象,其中胥口灣草型湖區(qū)又分為沉水植物區(qū)(胥口灣1:31°08′51.35N,120°25′31.63E)及挺水植物區(qū)(胥口灣2:優(yōu)勢種為蘆葦,31°06′54.28N, 120°25′31.64E).藻型湖區(qū)夏季時藍(lán)藻水華暴發(fā)嚴(yán)重,冬季藻類在沉積物表層腐敗堆積,故該湖區(qū)有機(jī)質(zhì)含量較高;草型湖區(qū)水草茂盛,冬季時沉水植物區(qū)水草較少,而挺水植物區(qū)有大量蘆葦生長.

圖1 太湖采樣點(diǎn)位示意Fig.1 Sampling-sites in Lake Taihu

1.2 樣品采集及分析

采樣工作于2017年2月份進(jìn)行,用漂浮通量箱采集水-氣界面通量樣品.漂浮通量箱用直徑20cm的PVC管制成(高度為100cm),其中一端開口,另一端用PVC材料制作的蓋子密封,蓋子下方通量箱內(nèi)部裝有風(fēng)扇,采樣時可使箱內(nèi)氣體混合均勻.蓋子上方留有3個小孔,其中一個起平衡氣壓的作用,采樣時封閉,一個孔安裝溫度計監(jiān)測箱體內(nèi)溫度,另外一個孔安裝PU采樣管(外徑6mm,內(nèi)徑3mm).通量箱外面距離密封端30cm處安裝一個圓周擋板,用來固定漂浮輪胎.采樣前,提起箱體,使箱體內(nèi)與周圍空氣混合均勻,然后垂直放入水體,塞緊橡膠塞.漂浮通量箱約70cm位于水柱中,約30cm長度位于水氣界面上,形成一個采樣頂空.用連接三通閥的醫(yī)用注射器采集0時刻的氣體樣品保存于預(yù)先抽成真空的20mL玻璃瓶內(nèi),采集樣品前先抽取一次氣體棄掉,可以消除采樣管死體積帶來的誤差,分別在0、20、40、60min時刻采集氣體樣品[12],每個位點(diǎn)3組重復(fù),同步記錄箱體內(nèi)溫度.樣品采集后盡快運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室分析.氣體樣品采用配有十通閥反吹裝置和電子捕獲器(ECD)的氣相色譜儀(Agliet7890B)測定.條件:柱溫55℃、后檢測器(ECD)溫度300℃,載氣為高純氮?dú)饬魉贋?0mL/min,燃?xì)鉃闅錃?流速為45mL/L.進(jìn)樣時用帶有三通閥的注射器吸取5mL氣樣注入進(jìn)樣口分析,所采氣體樣品可直接測定,記錄N2O的摩爾分?jǐn)?shù)值(×10-6).

氣體樣品采集時用虹吸法同步采集水樣于20mL頂空瓶中,加入甲醛溶液0.2mL以抑制微生物活性,水樣溢出瓶口,塞緊瓶塞.為避免氣泡產(chǎn)生,在用橡膠瓶塞封口時,在橡膠塞上插入注射器針孔,使多余水樣從注射器中流出.水柱中N2O溶存濃度用頂空-氣相色譜技術(shù)進(jìn)行分析,先用注射器將約10mL的高純氮?dú)庾⑸溥M(jìn)20mL血清瓶中,置換出等體積的水,室溫下劇烈震蕩1min后靜置隔夜,使目標(biāo)氣體在玻璃瓶的液相和氣相中達(dá)到動態(tài)平衡,然后用氣相色譜儀進(jìn)行色譜分析.此外用500mL聚乙烯塑料瓶采集表層水樣,冷藏運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室用于水質(zhì)常規(guī)指標(biāo)測定.水樣經(jīng)0.45μm碳酸纖維濾頭過濾用于、、、分析.采用紫外分光光度法測定,濃度采用α-萘胺比色法測定,濃度采用納式試劑比色法測定;原水樣中TN和TP采用過硫酸鉀消解法測定.沉積物樣品用2mol/L KCl提取后測定、及;用多參數(shù)水質(zhì)儀(YSI,Yellow Springs)記錄環(huán)境參數(shù),如現(xiàn)場測定表層水水溫、pH值、鹽度及DO濃度等.

沉積物柱樣由便攜式沉積物柱樣采樣器采集,上下密封后無擾動帶回實(shí)驗(yàn)室,用玻璃棒將上層水混勻采集沉積物柱表層水樣于20mL血清瓶,將沉積物切片取表層2cm沉積物離心取上清液于血清瓶,測定沉積物表層水體及沉積物表層間隙水中N2O濃度,用于計算沉積物-水界面N2O釋放通量[13].沉積物理化性質(zhì)測定參照《土壤農(nóng)化分析》第三版[14].沉積物經(jīng)80℃烘干,經(jīng)100目篩分后,用過硫酸鉀消解法測定TN和TP的測定;沉積物含水率測定通過105℃烘干至恒重時的失重獲得.

1.3 環(huán)境因子對N2O生成影響的微環(huán)境實(shí)驗(yàn)

根據(jù)本課題組在太湖的前期研究基礎(chǔ)及太湖水質(zhì)實(shí)際情況,主要探討無機(jī)氮濃度、碳源、鹽度及溫度這些主要的環(huán)境因子對N2O生成的影響,環(huán)境因子及各處理如表1所示.環(huán)境因子對N2O生成影響的微環(huán)境試驗(yàn)采用泥漿法,在已有研究的方法上經(jīng)過改善[15],具體步驟如下:稱約3g混合均勻的表層沉積物樣于50mL血清瓶中,加入10mL用原位湖水配置的培養(yǎng)水,用高純氮?dú)獯祾?0s,趕走頂空的氧氣來維持厭氧環(huán)境[16],氮?dú)獯祾吆罅⒓慈M(jìn)橡皮塞確保不漏氣.采集0時刻樣品于真空瓶后,用氮?dú)馄胶馄績?nèi)氣壓,然后將培養(yǎng)瓶放入搖床中振蕩(70r/min,原位溫度)避光培養(yǎng)4h后劇烈地晃動血清瓶以使頂空氣體達(dá)到平衡,用20mL 3mol/L NaCl溶液[17]置換同體積頂空氣體,為4h時刻氣體樣品,盡快使用氣相色譜儀進(jìn)行分析.

表1 環(huán)境因子及各試驗(yàn)處理Table 1 Environmental factors and test treatments

1.4 通量計算

1.4.1 水-氣通量的計算方法N2O的釋放通量是指在單位時間內(nèi)單位面積上溫室氣體濃度的變化量,正值表示N2O氣體從水體向大氣中排放,即“源”;負(fù)值表示水體吸收N2O氣體,即“匯”.N2O通量采用下式計算:

式中:Fg為水-氣通量,μg/(m2·h);ρ為N2O密度,g/L;V為通量箱體積,m3;A為通量箱口面積,m2;dG/dt為通量箱內(nèi)N2O氣體濃度隨時將變化的斜率;T為通量箱內(nèi)溫度,℃.

1.4.2 水體濃度計算方法 ①頂空氣體濃度的計算:將頂空氣體視為理想氣體,頂空氣體組分濃度由Dalton分壓定律計算:

式中:PG為體系內(nèi)某氣體組分的分壓值,Pa;nG為該氣體組分的物質(zhì)的量;R為理想氣體常數(shù),8.314×103Pa/L/(mol·K);T表示體系內(nèi)的熱力學(xué)溫度,K;VT為氣體總體積,L;CG為最終要求得的該氣體組分的濃度,μmol/L;fG為該氣體組分的物質(zhì)的量分?jǐn)?shù),氣相色譜測定得到,×10-6;P為體系內(nèi)氣壓值,Pa.

②培養(yǎng)體系內(nèi)水體濃度計算:假設(shè)水樣瓶中頂空氣體與水體達(dá)到溶解平衡,瓶內(nèi)水體溶存氣體的濃度根據(jù)改善后的Weiss氣體溶解度公式計算[18],頂空內(nèi)總壓強(qiáng)是1atm,則水體溶存N2O濃度可由下式計算:

式中:C為N2O水體溶存氣體濃度,μmol/L,fG為N2O的物質(zhì)的量分?jǐn)?shù),氣相色譜測定得到,×10-6;F為換算系數(shù),相當(dāng)于溶解度系數(shù), mol(L·atm);T是熱力學(xué)溫度,K;S為水體鹽度,‰; A1(-165.8810),A2(222.8743), A3(92.0920), A4(-1.4842), B1(-0.056235),B2(0.031619), B3(-0.004847)是常數(shù).

③培養(yǎng)體系內(nèi)氣體累積濃度計算:培養(yǎng)產(chǎn)生的氣體包括水體溶存的及頂空內(nèi)的N2O,換算為水體累計濃度CG為(μmol/L):

式中:CH和CW分別為頂空和水體內(nèi)N2O濃度VH和VW分別為頂空和水體體積,L.

1.4.3 泥-水通量計算方法[21]

式中:FS為泥水通量,μmol/(m2·h);?為沉積物孔隙度;DS為沉積物總擴(kuò)散系數(shù),cm2/s;dc/ds濃度梯度,μmol/m4;DW為N2O水體擴(kuò)散系數(shù),cm2/s;θ為彎曲度.

1.4.4 微環(huán)境實(shí)驗(yàn)中沉積物生成N2O速率計算 由2.4中計算水體溶存濃度過程中計算出培養(yǎng)體系內(nèi)頂空氣體濃度CH和剩余水體濃度和CW以及兩相體積即可求得體系內(nèi)N2O濃度,再根據(jù)培養(yǎng)瓶體積、培養(yǎng)時間以及所用沉積物質(zhì)量換算出3個湖區(qū)沉積物N2O釋放潛力.

式中:Ps為沉積物釋放潛力,ng/(g?h);CT為水體累計生成N2O濃度,μmol/L;C0為水體初始N2O濃度,μmol/L;V為培養(yǎng)水體積,L;m為沉積物干重,g;t為培養(yǎng)時間,h;M為N2O的分子量,g/mol.

1.5 數(shù)據(jù)處理與分析

采用Excel2010和SPSS20.0進(jìn)行數(shù)據(jù)分析,并用Origin8.0軟件作圖.單因素方差分析用以分析不同湖區(qū)N2O溶存、遷移及釋放差異;Bonferroni多重比較分析用以分析不同濃度處理組間沉積物N2O生成潛力的差異.

2 結(jié)果與討論

2.1 水柱及沉積物性質(zhì)

如表2所示,藻型湖區(qū),挺水植物及沉水植物湖區(qū)水溫在采樣期間無明顯波動,水柱DO含量存在明顯差異,藻型湖區(qū)水柱DO含量高于挺水植物湖區(qū)和沉水植物湖區(qū).水柱TN及TP濃度自底部至表層逐漸降低,濃度呈增加趨勢,水柱中表層及底層TN及均表現(xiàn)出藻型湖區(qū)＞沉水植物湖區(qū)＞挺水植物湖區(qū),濃度表底層出現(xiàn)相反的趨勢,即表層為挺水植物湖區(qū)相對較高,底層藻型湖區(qū)較高,均與呈相反的現(xiàn)象.沉積物,及含量與表層水體濃度呈現(xiàn)相同狀況,均與泥-水界面濃度分布存在差異.底層與表層水體中的濃度變化可知挺水植物湖區(qū)表層濃度比底層高出133.2%,藻型湖區(qū)表層比底層下降10.7%,沉水植物湖區(qū)升高39.1%變化表現(xiàn)為藻型湖區(qū)表層高于底層,挺水植物湖區(qū)底層高于表層,沉水植物湖區(qū)基本穩(wěn)定.的濃度總體表現(xiàn)為底層高于表層.

表2 2月份水柱及沉積物基本理化性質(zhì)Fig.2 Basic physical and chemical properties of water and sediments in February

藻型湖區(qū)富營養(yǎng)化較為嚴(yán)重,水中氮營養(yǎng)鹽含量均高于污染相對較輕的沉水植物湖區(qū)和挺水植物湖區(qū),如表2所示.梅梁灣藻型湖區(qū)受到農(nóng)業(yè)、工業(yè)污染及城市生活污染由來已久,采樣點(diǎn)距離梁溪河口比較近,以前該區(qū)域受到梁溪河污水排放的影響比較大,沉積物中蓄積的營養(yǎng)鹽含量較高,另外該研究區(qū)域靠近太湖黿頭渚風(fēng)景區(qū),該處水域受人為影響也比較大.所以梅梁灣藻型研究區(qū)水質(zhì)及底泥富營養(yǎng)化程度較重.溫度升高時,該湖區(qū)營養(yǎng)鹽為藍(lán)藻的爆發(fā)提供充足的供給物質(zhì),泥-水界面處3種形態(tài)N鹽含量均較高,該區(qū)域沉積物內(nèi)源負(fù)荷較為嚴(yán)重并對水柱的營養(yǎng)水平及環(huán)境產(chǎn)生影響[19].沉水植物及挺水植物湖區(qū)由于大量水生植物的存在,水生植物凋亡后會沉入底泥,導(dǎo)致草型湖區(qū)存在較高的有機(jī)質(zhì)及總氮含量.另一方面,該區(qū)域水生植物生成發(fā)育良好,可以大量吸收湖水中的營養(yǎng)鹽,起到凈化水質(zhì)的作用.

2.2 N2O泥-水通量、水體溶存濃度及水-氣界面通量

3個湖區(qū)在泥-水界面N2O排放通量(圖2C)存在顯著差異(P＜0.001),主要表現(xiàn)為藻型湖區(qū)＞沉水植物湖區(qū)＞挺水植物湖區(qū)((29.598 ±0.196)μmol/(m2·h),(10.89±1.6621)μmoL/(m2·h),(3.828±0.294)μmol/(m2·h)).水體溶存N2O濃度(圖2B)存在空間上的顯著性差異(P=0.001),主要表現(xiàn)為藻型湖區(qū)＞挺水植物湖區(qū)＞沉水植物湖區(qū)((0.0247±0.0003)μmol/L, (0.0236±0.0003)μmol/L,(0.0219±0.0001)μmol/L). 水-氣界面N2O排放通量(圖2A)與泥-水界面通量一致,存在顯著性差異(P=0.002),主要表現(xiàn)為藻型湖區(qū)＞沉水植物湖區(qū)＞挺水植物湖區(qū)((123.1039±11.4334) μg/(m2·h),(79.1902±4.8957)μg/(m2·h),(53.4452±4.2251) μg/(m2·h)).

圖2 N2O在水－氣、泥－水界面通量及水柱中溶存濃度Fig.2 The flux of N2O in water-gas interface and sediment-water interface and dissolved N2O concentration in water column

梅梁灣水-氣界面N2O釋放通量最大值明顯高于吳平等[20]對梅梁灣及東太湖水-氣界面通量值范圍,且空間分布也與其存在差異(圖2).本次觀測中,梅梁灣水氣界面通量明顯高于沉水植物及挺水植物,說明水體富營養(yǎng)化加劇了N2O釋放.泥-水界面釋放N2O通量與水-氣界面存在一致性,均表現(xiàn)出藻型湖區(qū)＞沉水植物湖區(qū)＞挺水植物湖區(qū),Pearson相關(guān)性分析顯示水-氣界面與泥-水界面N2O通量存在極顯著相關(guān)關(guān)系(p=0.905).藻型湖區(qū)處于非藍(lán)藻暴發(fā)期,沉積物中無機(jī)氮負(fù)荷(、、)要遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于挺水植物及沉水植物區(qū).其次不同研究點(diǎn)位其他環(huán)境因子的影響,冬季藻型湖區(qū)非藻藍(lán)藻爆發(fā)期,水柱中無機(jī)氮含量較高,為N2O產(chǎn)生提供基質(zhì).

熊正琴等[21]研究得出水-氣界面N2O釋放通量與水柱溶存N2O濃度存在正相關(guān)性,而本文觀測到挺水植物湖區(qū)泥-水界面及水-氣界面通量均小于沉水植物湖區(qū),但水體溶存濃度卻高于后者,這與挺水植物湖區(qū)生長的植物特征有密切關(guān)系,蘆葦根系創(chuàng)造了好氧與厭氧界面,為硝化反硝化提供了好氧與厭氧環(huán)境,古小治等[22]實(shí)驗(yàn)得出有蘆葦存在是水體N2O濃度比無蘆葦生長對照組高出14倍,王洪軍[23]在梅梁灣監(jiān)測植被型(蘆葦)湖濱帶水-氣界面N2O釋放通量達(dá)到190.7μg/(m2·h),明顯高于裸露型湖濱帶81.6μg/(m2·h).蘆葦?shù)韧λ参飳Π毖趸?xì)菌(AOB)活性影響大于對氨氧化古菌(AOA),在蘆葦根系氨氧化細(xì)菌將氧化為,為反硝化提供底物,從而增加水體N2O的濃度[24].另外,N2O的釋放可通過植物通氣組織而非氣體擴(kuò)散的途徑釋放到大氣中,而在使用漂浮通量箱收集水-氣界面N2O氣體時并未將蘆葦收割并罩在通量箱內(nèi),導(dǎo)致挺水植物區(qū)N2O水-氣界面通量偏低.另外與沉水植物區(qū)相比,挺水植物區(qū)有著較高的水柱N2O溶存濃度也與挺水植物區(qū)所處的位置有關(guān),挺水植物區(qū)位于岸邊帶,風(fēng)浪擾動相對較小,更有利于N2O的溶存.另外推測可能與挺水植物區(qū)微生物區(qū)系也有關(guān)系,值得后續(xù)研究中對多生態(tài)類型湖區(qū)微生物區(qū)系開展研究.

2.3 環(huán)境因子對沉積物N2O生成速率的影響

圖3 添加對3個湖區(qū)沉積物生成N2O的影響Fig.3 Effect of concentration on the formation of N2O in 3 zones in Lake Taihu

圖4 添加對3個湖區(qū)沉積物生成N2O的影響Fig.4 Effect of concentration on the formation of N2O in 3 zones in Lake Taihu

圖5 有機(jī)碳添加對3個湖區(qū)沉積物生成N2O的影響Fig.5 Effect of organic carbon concentration on the formation of N2O in 3 zones in Lake Taihu

2.3.3 碳源添加對N2O釋放的影響 不同濃度乙酸鹽添加下(圖5),藻型湖區(qū)及挺水植物湖區(qū)沉積物N2O釋放潛力呈現(xiàn)顯著差異(P=0.02,P=0.005),沉水植物湖區(qū)差異不顯著(P=0.111).3個湖區(qū)N2O生成速率隨添加乙酸鹽濃度增加總體上呈下降趨勢,多重比較分析顯示藻型湖區(qū)添加乙酸鹽濃度50mg/L時,N2O產(chǎn)生速率是增加的,乙酸濃度為100mg/L時,沉積物N2O釋放潛力顯著低于其他組,挺水植物湖區(qū)添加乙酸濃度20mg/L時,沉積物N2O釋放顯著低于其他組,沉水植物湖區(qū)沉積物N2O釋放潛力隨添加乙酸濃度增加不存在明顯差異.因此乙酸鹽對沉積物N2O產(chǎn)生的影響并非簡單的隨碳源添加而增加的關(guān)系,更多地表現(xiàn)為抑制沉積物N2O產(chǎn)生和釋放.

在水體中,微生物主要利用可溶性有機(jī)碳(DOC).研究發(fā)現(xiàn),碳氮比會影響反硝化過程,反硝化作用最適的碳氮比為1.25(摩爾數(shù)比)[34],碳氮比低于20:1,即乙酸濃度低于20mg/L時,水體發(fā)生不完全的反硝化作用,N2O還原受阻,會引起水體積累的N2O增多[35].當(dāng)碳氮比過高時,乙酸會抑制N2O的產(chǎn)生[36-37],底層水柱中TN濃度分布為:藻型湖區(qū)(5.156mg/L)、挺水植物(3.598mg/L)、沉水植物(3.04mg/L),因此藻型湖區(qū)在添加乙酸濃度為50mg/L,及沉水植物超出20mg/L時抑制N2O生長及釋放.研究發(fā)現(xiàn)相比較葡萄糖和蔗糖等碳營養(yǎng)源,乙酸鈉作為反硝化過程的碳源更能提高反硝化速率,水體硝態(tài)氮的去除率更高且N2O生成量較少.一方面,從生物化學(xué)角度分析,糖酵解途徑和三羧酸循環(huán)(TCA)是微生物利用有機(jī)碳作為碳源和能源的兩條主要途徑[38].乙酸作為碳源很容易形成乙酰基輔酶A(Acetyl-CoA),是以上兩條途徑的關(guān)鍵組分,所以乙酸鈉是更加直接的碳源,當(dāng)施加乙酸鈉作為碳源時,反硝化系統(tǒng)中酶的活性(如硝酸還原酶、亞硝酸還原酶、一氧化氮還原酶以及氧化亞氮還原酶)也得到激發(fā),由于乙酸鹽對于N2OR活性的激發(fā)效果更加明顯,所以作為反硝化中間產(chǎn)物的N2O并不會集聚[39-40].另一可能的原因反硝化微生物種類與基因間存在差別,所以當(dāng)施加不同種類碳源時,會促進(jìn)一部分微生物過度繁殖,從而會抑制其他微生物的生長與繁殖,由于參與的反硝化微生物不同,而產(chǎn)生的N2O速率也有所不同.所以從總體上說,冬季太湖沉積物-水界面N2O生成速率不受碳源的限制,這與太湖沉積物及上覆水中含有相對較多的碳源有關(guān).

2.3.4 鹽度(Cl-)對N2O生成的影響 藻型湖區(qū)N2O隨添加不同鹽度處理組間(圖6)存在極顯著性差異(P=0.009),而挺水植物和沉水植物湖區(qū)無顯著性差異(P=0.629,P=0.158).藻型湖區(qū)及挺水植物湖區(qū)沉積物N2O釋放潛力隨添加Cl—濃度先增加然后逐漸降低,但添加Cl—組沉積物釋放N2O潛力始終高于控制組;沉水植物湖區(qū)沉積物N2O釋放潛力隨添加Cl—濃度增高降低明顯,在添加Cl—濃度為100mg/L時高于50mg/L,Cl—濃度為150mg/L時沉積物N2O釋放潛力最低.

圖6 鹽度對3個湖區(qū)沉積物生成N2O的影響Fig.6 Effect of salinity on the formation of N2O in 3 zones in Lake Taihu

Bernhard等[41]發(fā)現(xiàn)氨氧化古菌(AOA)受水體中鹽度影響且Magalhaes等[42]也發(fā)現(xiàn)河口沉積物中鹽度升高使硝化細(xì)菌活性增加50%,因?yàn)樵诘粗形⑸锓N群或N2O還原酶對鹽度升高更為敏感[43],可通過抑制N2O還原為氮?dú)舛苯踊蜷g接影響N2O的生成與排放[44],于是有更多的在反硝化過程中被氨氧化細(xì)菌還原為當(dāng)培養(yǎng)水中Cl—濃度超過50mg/L時,出現(xiàn)相反的情況在水體沉積物中未見報道,但是在土壤 (包括農(nóng)田和森林土壤)出現(xiàn)過相似情況[46].一方面鹽分會加快有機(jī)質(zhì)的分解,使土壤有機(jī)質(zhì)含量隨添加鹽度增加而降低,為土壤呼吸提供基質(zhì)而消耗的氧氣越來越少,不利于反硝化過程產(chǎn)生N2O;另一方面可能是作為專性酶參與土壤硝態(tài)氮的進(jìn)一步還原過程的硝酸還原酶和亞硝酸還原酶活性受鹽度抑制,從而導(dǎo)致土壤N2O排放減少.太湖河網(wǎng)密布,且近幾年多數(shù)河流受到城鎮(zhèn)廢污水及農(nóng)村生活污水的的直接污染[47],嚴(yán)重富營養(yǎng)化河網(wǎng)釋放的N2O等溫室氣體占整個太湖流域釋放N2O的10%～50%[37],因此鹽度對于N2O釋放過程中硝化細(xì)菌和反硝化細(xì)菌的干擾機(jī)制有待進(jìn)一步研究.

2.3.5 溫度對N2O生成的影響 藻型湖區(qū)、挺水植物湖區(qū)及沉水植物湖區(qū)N2O生成潛力在不同培養(yǎng)溫度下(圖7)存在顯著性差異(P=0.001,P=0.005,P＜0.001),3個湖區(qū)中N2O生成都隨著溫度的升高而增大,多重比較分析顯示溫度升高至20℃時對沉積物N2O釋放潛力的影響明顯增加.即當(dāng)溫度從5℃升高至20℃時沉積物N2O釋放潛力分別增加2.61,2.16和2.57倍.

圖7 溫度對3個湖區(qū)沉積物生成N2O的影響Fig.7 Effect of temperature on the formation of N2O in 3 zones in Lake Taihu

溫度通過影響沉積物微生物活性、硝化與反硝化速率及N2O傳輸速率而影響N2O的生成、遷移與轉(zhuǎn)化.通常大于5℃的溫度條件適宜微生物發(fā)生反硝化作用.有研究發(fā)現(xiàn),溫度與反硝化呈正比,溫度會影響反硝化微生物的活性[48].Ryden等[49]的研究表明,在相同的土壤含水量和硝酸根含量條件下,土壤溫度從5℃增加到10℃,土壤反硝化速率從0.02kg/(hm2·d)增加到0.11kg/(hm2·d).此外水溫變化也會通過影響微生物活性和N2O氣體在水體的溶解度,間接影響到N2O的遷移.水溫升高能夠激發(fā)微生物活性,降低N2O氣體在水體中的溶解度,從而促進(jìn)N2O的排放[50],這也就表明在夏季水溫較高時,并且水體營養(yǎng)鹽含量較高時是N2O釋放的高峰期.

3 結(jié)論

3.1 太湖典型草、藻湖區(qū)N2O排放存在空間差異顯著.首先水-氣界面及泥-水界面N2O釋放存在一致性:藻型湖區(qū)＞挺水植物湖區(qū)＞沉水植物湖區(qū),其中水-氣通量分別為(123.10±11.43)μg/(m2·h), (79.19±4.90)μg/(m2·h), 和(53.45±4.22)μg/(m2·h),泥-水通量分別為(29.60±0.20)μmol/(m2·h),(10.89±1.66)μmol/(m2·h),和(3.83±0.30)μmol/(m2·h));水體溶存N2O濃度為藻型湖區(qū)＞沉水植物湖區(qū)＞挺水植物湖區(qū),為(0.0247±0.0003)μmol/L,(0.0236±0.0003)μmol/L,(0.0219 ±0.0001)μmol/L

3.2 藻型湖區(qū)及沉水植物湖區(qū)N2O產(chǎn)生與遷移特征與其水體營養(yǎng)鹽含量相關(guān);挺水植物湖區(qū)N2O的產(chǎn)生與遷移特征不僅與其水體營養(yǎng)鹽相關(guān),且與所處的地理位置及與其生長的蘆葦?shù)韧λ参锏奶卣髅懿豢煞?

3.3 冬季太湖沉積物－水界面N2O的生成受無機(jī)氮濃度的影響,但對不同湖區(qū)的影響不盡相同;冬季N2O的生成不受碳源及鹽度的影響,但受冬季低溫的限制.

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