河岸带土壤反硝化速率特征及其对外源氮、碳的响应

陈丽慧, 李 晗, 肖静文, 冯晶红, 刘 瑛, 李 毅

(湖北工业大学土木建筑与环境学院/河湖生态修复与藻类利用湖北省重点实验室,湖北 武汉 430068)

自然河岸带是一块与河流接壤的狭长地带,紧密联系水域生态系统与陆域生态系统,其作为河流的源与汇,在拦截营养元素入河方面发挥了十分重要的作用,主要通过植物吸收、微生物反硝化及微生物固定等方式削减含氮量[1-3].其中,反硝化作用被认为是可彻底去除氮素的最佳途径之一[4-5].据统计,在反硝化作用下,每年河岸带可去除20～1 600 kg·hm-2氮素[6],不同的河岸带去除氮素的能力存在差异.

湖北省滠水河(又名黄陂河)发源于大别山南麓,黄陂段总长为89.17 km,流域面积为1 493 km2,水质总体评价属于Ⅲ类,该河是沿途70万人的饮用水源地,被誉为黄陂区母亲河[12].然而,随着经济的快速发展,滠水河化肥投加量逐年增多,最多时达到900 kg·hm-2,是全国平均水平的2.52倍、世界平均水平的4.00倍,2019年黄陂段污染源总氮(total nitrogen, TN)的负荷为1 391.92 t[13].水体富营养化、地下水污染、有害藻华的发生等水环境问题日益突出,严重制约了流域的可持续发展.因此,如何利用河岸带削减氮素量是一个值得探讨的问题.本研究拟以滠水河支流夏家寺河河岸带为研究对象,通过恒温厌氧淹水培养法测定氮源、碳源对土壤反硝化速率的影响,以期为利用河岸带去除氮素进而达到环境治理的目的提供参考.

1 研究区概况

夏家寺河(又名长堰河)地处湖北省武汉市黄陂区(30°58′N—31°03′N、114°27′E—114°30′E),自北注入夏家寺水库,出库后向南汇入滠水河,流程36.43 km,流域面积239 km2,为季节性河流.该区域属北亚热带季风性湿润气候,年平均温度16.3 ℃.受太平洋温热气团和西伯利亚冷气团影响,降雨多为锋面雨,据夏家寺雨量站1972—2000年的雨量资料, 年平均降雨量1 204.8 mm,最大年降雨量2 116.3 mm(1983年),最小年降雨量773.1 mm(1978年).年平均径流量1.69亿m3,最大年径流量3.61亿m3,最小年径流量0.72亿m3[13].

2 研究方法

2.1 样品采集

选定夏家寺河某30 m宽的河岸带(114°28′E、31°02′N),土壤质地以砂粒为主,分别于2021年6月(夏季)和2021年12月(冬季)进行采样.分别距河岸5、10、15、20、25、30 m远设置6个横向采样断面,编号样方A-F.在样方内随机采集3个样点的表层(0～10 cm)土壤,垂向断面上分别采集样方A内的表层(0～10 cm)、中层(10～20 cm)、底层(20～30 cm)的土壤,将3个样点的同层土样混合后放入4 ℃密封遮光的保温箱中,运回实验室保存至低温4 ℃冰箱中.

2.2 外源氮、碳的添加

分别制备硝酸钾标准溶液和葡萄糖标准溶液,然后进行倍数稀释,各设置5个质量浓度梯度,分别为含0.0、0.5、1.0、2.0、5.0 mg·L-1氮的硝酸钾溶液和含0、20、50、100、200 mg·L-1碳的葡萄糖溶液,以此为氮源和碳源.称量5 g过20目筛的风干土壤样品,分别加入不同质量浓度的氮源和碳源.为保证外源碳培养过程中氮源的充足,在培养初期向预培养的5 g土壤样品中添加含10 mg·L-1氮的硝酸钾溶液.

2.3 土壤理化性质及反硝化速率测定

采用恒温厌氧淹水培养法[17]测定土壤反硝化速率.为保证上覆水基本性质的一致性,试验用水均采用超纯水,水分调节量见公式(1).

mw=SWC×m0

(1)

其中:mw为预添加水量(g);SWC为含水率;m0为风干土壤样品的质量(5 g).

(2)

2.4 数据分析

利用Excel 2010软件整理试验数据,利用Origin 2018软件绘图及进行数据拟合.通过SPSS 25.0软件进行单因素方差分析及独立样本t检验,当P值小于0.05时,即认为变量间存在显著差异.采用Pearson相关性分析判断土壤反硝化速率与土壤理化性质间的相关性,用相关系数R描述自变量与因变量的相关性,R的取值区间介于-1与1之间,其绝对值越大,相关性越强,负值表示负相关,正值表示正相关;结合SIMCA-P 14.1软件进行偏最小二乘回归分析,以变量投影重要性(variance importance, VIP)分析值表征自变量(理化性质)对因变量(反硝化速率)的重要性,VIP值>1.0表示自变量“重要”,VIP值<0.5表示自变量“不重要”,VIP值介于1.0和0.5之间表示自变量“较重要”[18].

3 结果与分析

3.1 土壤理化性质及反硝化速率

表1 河岸带土壤反硝化速率及理化特性1)

3.2 土壤反硝化速率与理化性质的相关性

表2 河岸带土壤反硝化速率与理化性质的相关系数1)

A、B、C、D分别表示夏季横向、夏季垂向、冬季横向、冬季垂向断面的VIP值.

3.3 外源氮、碳对土壤反硝化速率的影响

3.3.1 氮源质量浓度的影响 无论横向还是垂向断面的土壤,不同质量浓度氮源处理下的反硝化速率都随培养时间的延长呈现逐渐减小的趋势(图2-3);经Origin软件拟合发现其关系符合一阶指数衰减模型(R2>0.91,P<0.05,n=75),反硝化速率于培养12 h时达到最大值.当氮源质量浓度为5.0 mg·L-1、培养时间为12 h时,横向断面土壤的反硝化速率分别为(125.27±1.17)、(125.71±4.20)、(116.88±2.33)、(105.76±5.60)、(110.63±15.62)、(109.97±0.00)mg·kg-1·h-1,垂向断面土壤的反硝化速率分别为(125.27±1.17)、(109.08±1.12)、(105.64±3.08)mg·kg-1·h-1.总体上,土壤反硝化速率随氮源质量浓度的增加而增大,如培养12 h时,二者呈现显著的线性正相关关系(R2>0.67,P<0.01)(表3).与不添加氮源组相比,0.5 mg·L-1氮源处理组的反硝化速率增加幅度不明显,如培养12 h时,横向断面的土壤反硝化速率分别增加15.73%、3.49%、12.24%、0.13%、13.18%、3.09%,在培养24、48、96、120 h时,同一处理组的反硝化速率在不同样方间存在显著差异(P<0.05,n=90);培养12 h时,0.5 mg·L-1氮源处理组垂向断面土壤反硝化速率的增幅仅为15.73%、2.33%、9.45%,除24 h(P=0.037)与96 h(P=0.009)外,其余时间点同一处理下不同垂向断面的土壤反硝化速率均无显著差异(P>0.05,n=45).另外,除样方E外,其余样方土壤反硝化速率的净增加幅度以2.0 mg·L-1氮源处理组最大,中层和底层土壤反硝化速率的净增加幅度以1.0 mg·L-1氮源处理组最大.

表3 培养12 h时土壤反硝化速率与氮源质量浓度的线性关系1)

A、B、C、D、E、F分别表示样方A-F的土壤反硝化速率.

A1、A2、A3分别表示样方A的表层、中层、底层土壤反硝化速率.

3.3.2 碳源质量浓度的影响 无论横向还是垂向断面,不同质量浓度碳源处理下的土壤反硝化速率均随培养时间的延长呈现先增大再减小的趋势(图4-5):反硝化速率在培养12 h时普遍较低,随后显著上升,并于24 h时达到最大值(P<0.01,n=75),之后显著降低,培养48 h后,反硝化速率趋于稳定.当碳源质量浓度为200 mg·L-1、培养时间为24 h时,横向断面的土壤反硝化速率分别为(133.15±0.86)、(113.15±0.86)、(99.15±2.18)、(94.81±3.75)、(98.98±3.75)、(90.56±3.63)mg·kg-1·h-1,垂向断面的土壤反硝化速率分别为(133.15±0.86)、(101.68±1.68)、(85.96±4.91)mg·kg-1·h-1.总体上,随着碳源质量浓度的增大,土壤反硝化速率不断增大,如培养24 h时二者呈显著线性正相关关系(R2>0.72,P<0.01)(表4).碳源质量浓度不同,反硝化速率的增幅就不同,如:与不添加碳源组相比,整个培养期内20 mg·L-1碳源并未引起反硝化速率的显著增加;除了样方E、F在100 mg·L-1碳源处理组的净增加幅度达到最大外,其他样方土壤反硝化速率净增加幅度均在50 mg·L-1碳源处理组达到最大.

表4 培养24 h时土壤反硝化速率与碳源质量浓度的线性关系1)

A、B、C、D、E、F分别表示样方A-F的土壤反硝化速率.

整个培养期内,不添加碳源组的土壤反硝化速率在不同样方间存在极显著差异(P=0.006,n=90),而其他处理组的土壤反硝化速率在不同样方间差异均不显著(P>0.05);各处理组的反硝化速率在不同垂向断面间的差异均不显著(P>0.05,n=45).相同培养时间下,各处理组的土壤反硝化速率在不同横向(n=90)、垂向(n=45)断面间均存在显著差异(P<0.05).

4 讨论

4.1 外源氮对土壤反硝化速率的影响

4.2 外源碳对土壤反硝化速率的影响

4.3 分布空间对土壤反硝化速率的影响

横向上,靠近河流一侧的断面土壤反硝化速率最高;垂向上, 0～10 cm土层的反硝化速率显著高于10～20、20～30 cm土层.这与陈紫萱等[27]的研究结果一致,主要是由于靠近河流的土壤和表层土壤的反硝化微生物功能基因丰度较高,且氮、碳含量丰富[27-28].反硝化微生物的数量和活性受土壤中多个环境参数的综合影响,具体机制仍有待深入研究.

综上所述,外源氮、碳的添加可显著提高土壤的反硝化速率,促进河岸带的脱氮进程,减轻河流的氮污染程度;河岸带土壤的反硝化速率随离岸距离及土层深度的增加而减小.