干濕環(huán)境對河岸帶硝化及反硝化潛力的影響

陳麗慧，肖靜文，馮晶紅，劉瑛，李晗，李毅

（湖北工業(yè)大學(xué)土木建筑與環(huán)境學(xué)院河湖生態(tài)修復(fù)與藻類利用湖北省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖北武漢 430068）

0 引言

近年來，氮污染逐漸成為地表水和地下水的重要污染源，其主要來自農(nóng)業(yè)非點(diǎn)源污染［1］，如合成氮肥的過度使用［2］、畜禽養(yǎng)殖排污［3］、水土流失［4］等。河岸帶作為連接陸生生態(tài)系統(tǒng)和水生生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)交錯(cuò)帶，可截留過剩的氮素進(jìn)入河流，硝化與反硝化作用是河岸帶氮循環(huán)的重要一環(huán)［5］。硝化是指在亞硝化細(xì)菌、硝化細(xì)菌作用下將NH4+轉(zhuǎn)化為NOx-的過程［6］，被視為氮循環(huán)的限速步驟。反硝化是指在反硝化細(xì)菌作用下以NO3-為底物、土壤有機(jī)碳為電子供體，將NO3-轉(zhuǎn)化成N2O 或N2的過程，被認(rèn)為是最佳的脫氮途徑［7］。硝化、反硝化過程受多個(gè)環(huán)境因子的綜合影響，如土壤氮素含量及存在形態(tài)、土壤有機(jī)碳、氧濃度、pH、含水率、溫度、鹽分等［8，9］。河岸帶水位波動(dòng)會(huì)改變土壤理化性質(zhì)，進(jìn)而影響硝化、反硝化過程，如王靜等［10］研究蓄水期和泄水期三峽庫區(qū)在沉積物硝化、反硝化速率時(shí)發(fā)現(xiàn)硝化速率、反硝化速率分別在蓄水期、泄水期達(dá)到最高值。邵志江等［11］以丘陵區(qū)自然溝渠為研究對象，對比干濕交替和長期淹水沉積物的反硝化速率，發(fā)現(xiàn)干濕交替顯著促進(jìn)了沉積物反硝化速率。郭士林等［12］通過探討人工濕地在不同水位下脫氮效果，發(fā)現(xiàn)隨水位變動(dòng)幅度增加，硝化強(qiáng)度減小，而反硝化強(qiáng)度增加。目前諸位學(xué)者關(guān)于沉積物硝化、反硝化作用對不同水位的響應(yīng)結(jié)論不一，且主要集中在水庫、農(nóng)田、人工濕地等，對河岸帶硝化、反硝化作用的研究尚有不足，河岸帶作為攔截污染物、凈化水質(zhì)的一道重要屏障，在控制水體面源污染問題方面發(fā)揮著重要作用。因此，開展干濕環(huán)境下河岸帶硝化、反硝化潛力及其影響因素分析研究，對水環(huán)境保護(hù)和發(fā)展具有重要意義。

以夏家寺河河岸帶為研究對象，通過室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)研究淹水期、落干期河岸帶土壤硝化、反硝化潛力及與其與環(huán)境因子的相關(guān)性，探討干濕環(huán)境下河岸帶土壤氮硝化、反硝化作用的主要環(huán)境影響因素，為了更好地認(rèn)識(shí)硝化-反硝化作用在河岸帶去除氮素的重要作用，明晰土壤環(huán)境因子對硝化-反硝化作用的影響，以期為河岸帶氮遷移轉(zhuǎn)化的理論研究提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

夏家寺河（又名長堰河）地處湖北省黃陂區(qū)（30°58'N～31°03'N、114°27'E～114°30'E），自北注入夏家寺水庫，出庫后向南匯入灄水，流程36.43 km，流域面積239 km2（如圖1），流域?qū)俦眮啛釒Ъ撅L(fēng)性濕潤氣候，屬于季節(jié)性河流，年平均氣溫16.3 ℃。

圖1 研究區(qū)域示意圖Fig.1 Schematic map of the research area

1.2 研究方法

1.2.1 樣品采集及測定方法

本研究分別于2021 年5 月的淹水期［圖2（c）］、2021 年6 月的落干期［圖2（d）］在夏家寺河某河岸帶（114°28'E，31°02'N）距河岸5 m×5 m 的樣方內(nèi)隨機(jī)采集3 個(gè)樣點(diǎn)的土壤。正式采樣前，首先除去土壤表層2 cm 的殘枝敗葉，再用土壤取樣鉆機(jī)STC-3D 分層采集0～10（表層）、10～20（中層）、20～30 cm（底層）的土壤樣品［圖2（b）］，將土樣混合后放入4 ℃密封遮光的保溫箱中，運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室保存至低溫冰箱。取一部分新鮮土樣測NH4+-N、NO2--N、NO3--N，其余的土樣平鋪在通風(fēng)無塵的室內(nèi)進(jìn)行風(fēng)干過篩，取一部分風(fēng)干土測定土壤總氮（TN）、土壤總有機(jī)碳（SOC）、pH、土壤電導(dǎo)率（EC），另一部分風(fēng)干土用于硝化潛力、反硝化潛力培養(yǎng)試驗(yàn)［13］，每項(xiàng)指標(biāo)測3次平行樣。具體測定方法及儀器見表1。

表1 河岸帶沉積物理化性質(zhì)的測定Tab.1 Determination of physicochemical properties of deposits

圖2 采樣點(diǎn)分布示意圖Fig.2 Schematic diagram of sampling point distribution

1.2.2 室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)

（1）土壤硝化潛力的測定。采用恒溫培養(yǎng)法測定土壤硝化潛力。分別稱取6 份5 g 過20 目篩的各層風(fēng)干土壤，為保證實(shí)驗(yàn)的準(zhǔn)確性，每份測3 個(gè)平行樣，共54 個(gè)待測樣品，分別放入100 mL 培養(yǎng)瓶中，加入超純水至淹沒土樣，用塑料薄膜密封瓶口，膜上扎2 個(gè)小孔以保持通氣條件。將樣品放置25 ℃培養(yǎng)箱預(yù)培養(yǎng)3 d后，各層樣品分別取出一份測定NH4+-N、NO3--N計(jì)作初始含量，其余45份樣品分別加入1.25 mg N 的溶液繼續(xù)培養(yǎng)，調(diào)節(jié)土壤水分為最大田間持水量60%，并定期補(bǔ)水保持其含水率，分別于第1、3、6、10、15 d 進(jìn)行NH4+-N、NO3--N 含量的測定。以單位培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)NO3--N 的含量之差表征氮硝化速率，以某培養(yǎng)日NO3--N變化量占（NH4+-N+NO3--N）初始量的百分含量表征硝化活性。

（2）土壤反硝化潛力的測定。采用恒溫厭氧淹水培養(yǎng)法測定土壤反硝化潛力。分別稱取6 份5 g 過20 目篩的各層風(fēng)干土壤于100 mL 培養(yǎng)瓶中，共54 份待測樣品，加入超純水至淹沒土樣，用橡膠塞密閉瓶口。將樣品放置25 ℃培養(yǎng)箱預(yù)培養(yǎng)3 d后，各層樣品各取一份測定NO3--N初始含量，其余樣品分別加入1.50 mgN 的KNO3溶液繼續(xù)培養(yǎng)，調(diào)節(jié)土壤水分為25 mL，定期補(bǔ)水，分別于第1、3、6、10、15 d 測定NO3--N 的含量。以單位培養(yǎng)時(shí)間內(nèi)NO3--N含量之差表示氮反硝化速率，氮反硝化活性：以某培養(yǎng)日NO3--N 變化量占NO3--N 初始量的百分含量表征反硝化活性。

1.3 數(shù)據(jù)處理與分析

運(yùn)用Excle2010 軟件整理實(shí)驗(yàn)數(shù)據(jù)，通過SPSS25.0 軟件進(jìn)行正態(tài)分布檢驗(yàn)、方差分析以及培養(yǎng)15 d 后的土壤硝化潛力、反硝化潛力與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析，采用Origin2018 進(jìn)行繪圖及數(shù)據(jù)擬合。

2 結(jié)果

2.1 干濕環(huán)境下河岸帶環(huán)境因子特征

通過對同一河岸帶狀態(tài)下的不同深度下的土壤指標(biāo)及相同深度下的不同河岸帶狀態(tài)下的土壤指標(biāo)分別進(jìn)行了單因素方差分析（one-way ANOVA）及獨(dú)立樣本T 檢驗(yàn)，分析結(jié)果見表2，淹水期河岸帶表層土壤的EC、pH、SOC、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN 含量達(dá)到最大值，各土層深度上EC、SOC、NH4+-N、NO3--N 含量存在顯著的差異性（P＜0.05，n=9）。落干期SOC、NH4+-N、NO3--N、TN 含量最大值均在土壤表層，而EC 最大值出現(xiàn)在土壤底層，pH、NO2--N 在中層土壤出現(xiàn)最大值，EC、pH、SOC、NO2--N 在不同土層上具有顯著差異性（P＜0.05，n=9）。研究發(fā)現(xiàn)，河岸帶EC、pH、SOC、NH4+-N、NO3--N、TN 最大值均出現(xiàn)在淹水期表層土壤，分別為（1 065.42±46.73）μS/cm、6.52±0.08、（26.92±0.15）g/kg、（1.86±0.09）mg/kg、（1.03±0.04）mg/kg、（2.15±0.32）mg/kg，與王靜等［10］關(guān)于三峽庫區(qū)小江支流沉積物在蓄水期、泄水期土壤理化性質(zhì)的研究結(jié)果相似，且淹水期、落干期河岸帶在同一深度下的EC、SOC、NH4+-N、NO2--N、NO3--N 含量具有顯著差異性（P＜0.05，n=6）。

表2 干濕情況下河岸帶土壤環(huán)境因子統(tǒng)計(jì)學(xué)特征Tab.2 Statistical characteristics of soil environmental factors in riparian zone under dry and wet conditions

2.2 干濕環(huán)境下河岸帶沉積物的硝化潛力

2.2.1 干濕環(huán)境下河岸帶沉積物的硝化速率

干濕環(huán)境下河岸帶各層土壤的硝化速率隨培養(yǎng)時(shí)間的變化見圖3。無論是淹水期還是落干期，河岸帶土壤的硝化速率均呈現(xiàn)隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而增加的趨勢。淹水期河岸帶的硝化速率變化范圍和平均值分別為（-0.03～1.84）mg/（kg·d），其平均硝化速率最高值、最低值分別出現(xiàn)在土壤表層、中層，均值為（0.81、0.22）mg/（kg·d）；落干期河岸帶的硝化速率變化范圍和平均值分別為（-0.05～3.06）mg/（kg·d），各層土壤平均硝化速率表現(xiàn)為表層＞中層＞底層，分別為（1.14、0.77、0.16）mg/（kg·d）。研究發(fā)現(xiàn)，無論是河岸帶處在淹水期還是落干期，硝化速率的最大值均出現(xiàn)在表層土壤。此外，通過對平均硝化速率的計(jì)算可知，淹水期均值為0.47 mg/（kg·d），落干期均值為0.69 mg/（kg·d），落干期河岸帶平均硝化速率大于淹水。

圖3 干濕環(huán)境下河岸帶土壤硝化速率Fig.3 Nitrification rate of riparian soil in dry and flooding period

2.2.2 干濕條件下河岸帶沉積物的硝化活性

干濕環(huán)境下河岸帶各層土壤的硝化活性隨培養(yǎng)時(shí)間的變化如圖4所示。干濕環(huán)境下河岸帶的硝化活性隨培養(yǎng)時(shí)間的增加逐漸增加，前6 d 內(nèi)土壤的硝化活性的變化較為緩慢，淹水期各層土壤增幅僅為16.29%、3.54%、4.13%，落干期各層土壤增幅為4.00%、3.28%、1.25%，從培養(yǎng)6 d 后至培養(yǎng)結(jié)束過程中迅速增加，淹水期各層土壤硝化活性分別增長66.73%、17.10%、34.72%，落干期各層土壤分別增加130.13%、92.24%、21.02%，研究發(fā)現(xiàn)，落干期河岸帶的平均硝化活性顯著高于淹水期，且干濕環(huán)境下各層土壤的硝化活性變化趨勢同硝化速率變化一致：淹水期，表層＞底層＞中層，落干期，表層＞中層＞底層。

圖4 干濕環(huán)境下河岸帶土壤硝化活性Fig.4 Nitrification activity of riparian soil in dry and flooding period

2.3 干濕環(huán)境下河岸帶沉積物的反硝化潛力

2.3.1 干濕環(huán)境下河岸帶沉積物的反硝化速率

干濕環(huán)境下河岸帶各層土壤的反硝化速率隨培養(yǎng)時(shí)間的變化如圖5 所示，淹水期和落干期河岸帶的反硝化速率變化范圍及分別為（5.33～73.76）、（4.15～65.17）mg/（kg·d），均值分別為24.02、24.23 mg/（kg·d），落干期平均反硝化速率大于淹水期。從圖5中可知，無論是淹水期還是落干期，各層土壤反硝化速率隨深度的增加而減小，表層土壤的反硝化速率在培養(yǎng)初期達(dá)到最大值，分別為69.98、63.91 mg/（kg·d）。

圖5 干濕環(huán)境下河岸帶土壤反硝化速率Fig.5 Denitrification rate of riparian soil in dry and flooding period

淹水期反硝化速率隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而持續(xù)下降［圖5（a）］，各層土壤平均反硝化速率分別為（26.30、24.02、21.75）mg/（kg·d）。落干期反硝化速率在培養(yǎng)1 d 后達(dá)到最大值后下降，再于6 d小幅上升后繼續(xù)下降［圖5（b）］，各層土壤平均反硝化速率分別（25.50、24.04、23.16）mg/（kg·d）。研究發(fā)現(xiàn)，河岸帶表層土壤平均反硝化速率表現(xiàn)為淹水期＞落干期，而落干期中層、底層土壤反硝化速率均大于淹水期。通過對淹水期、落干期各層土壤與培養(yǎng)時(shí)間的擬合發(fā)現(xiàn)各層土壤的反硝化速率均隨時(shí)間增加呈現(xiàn)一階指數(shù)衰減曲線變化，且R2≥90（表3）。

表3 土壤反硝化速率隨培養(yǎng)時(shí)間變化的模擬模型Tab.3 Simulation model of soil denitrification rate varying with culture time

2.3.2 干濕環(huán)境下河岸帶沉積物的反硝化活性

干濕環(huán)境下河岸帶各層土壤的反硝化活性隨培養(yǎng)時(shí)間的變化如圖6 所示，淹水期與落干期河岸帶土壤的反硝化活性變化范圍及平均值分別為36.18%～102.28%、56.17%、35.19%～105.36%、60.81%，落干期河岸帶的平均反硝化活性大于淹水期。淹水期、落干期河岸帶各層土壤平均反硝化活性分別為（64.91±23.18、54.38±12.94、49.21±10.27）%、（65.83±27.95、59.78±22.81、56.25±22.77）%，無論河岸帶是處于淹水期還是落干期，河岸帶反硝化活性均在表層土壤達(dá)到最大值。

淹水期、落干期河岸帶土壤的反硝化活性均隨培養(yǎng)時(shí)間的增加呈現(xiàn)先減后增再減的趨勢，其中，淹水期在培養(yǎng)10 d 后硝化活性達(dá)到最大值，各土層深度上反硝化活性分別為99.07%、68.26%、63.46%［圖6（a）］，落干期反硝化活性達(dá)到最大值在培養(yǎng)后的6 d，各土層深度上反硝化活性分別為101.61%、88.64%、82.59%［圖6（b）］。

圖6 干濕環(huán)境下河岸帶土壤反硝化活性Fig.6 Denitrification activity of riparian soil in dry and flooding period

3 討論

3.1 干濕環(huán)境對河岸帶沉積物硝化潛力的影響

土壤的硝化潛力與其理化性質(zhì)密切相關(guān)，通過Pearson系數(shù)法分析培養(yǎng)15 d 的硝化潛力與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)性（表4），分析結(jié)果表明，淹水期河岸帶硝化潛力與pH、SOC呈顯著正相關(guān)性（P＜0.05），與NH4+-N 含量呈極顯著正相關(guān)性（P＜0.01），與EC、NO2--N、NO3--N、TN相關(guān)性不顯著。硝化潛力隨pH 的增加而增加，與國內(nèi)外研究結(jié)果一致［16，17］，說明此區(qū)域pH 可能是適宜硝化細(xì)菌生長繁殖的范圍。張青山等［18］發(fā)現(xiàn)SOC與硝化潛力呈極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01），是影響洼地土壤硝化潛力的主要影響因素之一。另外，NH4+-N 作為硝化作用的底物，底物濃度越高，硝化速率越快。落干期河岸帶硝化潛力與TN 含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），與EC、SWC、pH、SOC、NH4+-N、NO2--N、NO3--N 相關(guān)性不顯著。通過對無機(jī)氮占總氮比例的計(jì)算可知，無機(jī)氮占總氮的0.1%～0.2%，與他人研究結(jié)果一致，土壤氮素主要以有機(jī)氮的形式存在為主［19］，有機(jī)氮通過微生物的礦化作用生成無機(jī)氮NH4+-N、NO3--N，NH4+-N在硝化細(xì)菌的作用下生成硝酸鹽。

表4 培養(yǎng)15 d時(shí)的硝化潛力與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)性結(jié)果（n=3）Tab.4 Correlation between nitrification potential and soil physical and chemical properties after 15 days of culture（n=3）

本研究中，淹水期硝化潛力弱于落干期可能是因?yàn)橐环矫姘被?xì)菌、硝化細(xì)菌都是需氧型微生物，淹水期河岸帶處于滯水狀態(tài)，土壤顆粒間通氣狀況較差，不利于O2的擴(kuò)散，另一方面SOC 的分解過程會(huì)造成O2的消耗，硝化作用減弱。淹水期、落干期河岸帶硝化潛力最高值均出現(xiàn)在表層土壤，與郭士林等［12］研究結(jié)果相似，硝化潛力的大小主要受限于硝化細(xì)菌、O2及NH4+-N，表層土壤充分暴露于空氣中，土壤氧含量在此區(qū)域達(dá)到最大值，但隨著土層深度的增加，O2及NH4+-N 含量逐漸減少使得硝化潛力減弱。而淹水期底層（20～30 cm）硝化潛力的增加可能是因?yàn)榇颂幱捎跐摿鹘粨Q作用河水側(cè)向流入土壤河岸帶，溶解氧隨河水徑流作用進(jìn)入土壤，該層土壤內(nèi)氧含量增多；也可能與該層硝化細(xì)菌的數(shù)量及活性有關(guān)。

3.2 干濕環(huán)境對河岸帶沉積物反硝化潛力的影響

通過Pearson 系數(shù)法分析培養(yǎng)15 d 的反硝化潛力與土壤理化性質(zhì)之間的相關(guān)性，分析結(jié)果見表5，淹水期反硝化潛力與SOC、NH4+-N含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），發(fā)現(xiàn)氮源、碳源含量是影響河岸帶反硝化潛力的重要因素。河岸帶NH4+-N 含量越多，反硝化潛力越大，與吳佳栩等［20］關(guān)于淀山湖的研究結(jié)果一致，NH4+-N 作為硝化作用的底物在硝化細(xì)菌的作用下生成NO3--N，NH4+-N 含量越高，生成的NO3--N 越多，反硝化作用在底物濃度增大的環(huán)境下速率加快。反硝化速率隨SOC 含量的增加而增加［21］，SOC 為反硝化細(xì)菌提供電子供體，其分解過程會(huì)消耗土壤內(nèi)部的氧氣，形成厭氧環(huán)境，從而促進(jìn)反硝化作用的進(jìn)程。而落干期反硝化作用與EC、pH、SOC、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN相關(guān)性不顯著。本研究中，無論河岸帶處于淹水期還是落干期，表層土壤的反硝化潛力高于深層土壤，與其他學(xué)者研究結(jié)果一致［22，23］，如陳紫萱在研究竹林河岸帶不同深度土壤對反硝化速率的影響時(shí)發(fā)現(xiàn)反硝化速率隨土壤深度的增加逐漸減小，表明深層土壤的可溶性有機(jī)碳含量低，反硝化作用可利用的碳源較少是反硝化速率減慢的原因所在。表層土壤的碳源、氮源在外源的輸入下（如動(dòng)植物腐體、有機(jī)肥的施加、大氣氮沉降等）達(dá)到峰值（表5），使得河岸帶表層成為反硝化作用的熱點(diǎn)區(qū)域。

表5 培養(yǎng)15 d時(shí)的反硝化潛力與土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)性結(jié)果（n=3）Tab.5 Correlation between denitrification potential and soil physical and chemical properties after 15 days of culture（n=3）

4 結(jié)論

（1）無論淹水期還是落干期，河岸帶EC、pH、SOC、NH4+-N、NO3--N、TN含量最大值均出現(xiàn)表層土壤，且淹水期土壤環(huán)境因子的平均含量大于落干期；

（2）淹水期、落干期河岸帶硝化潛力隨培養(yǎng)時(shí)間的增加而增加，且平均硝化速率均呈現(xiàn)在表層土壤：淹水期均值為0.81 mg/（kg·d），分別是中層、底層土壤的3.64 倍、2.19 倍；落干期均值為1.14 mg/（kg·d），分別是中層、底層土壤的1.49 倍、7.20倍，落干期平均硝化速率［0.69 mg/（kg·d）］大于淹水期［0.47 mg/（kg·d）］；

（3）淹水期、落干期反硝化速率均于培養(yǎng)初期在表層土壤達(dá)到最大值，分別為（69.98、63.91）mg/（kg·d），淹水期反硝化活性在培養(yǎng)后的10 d達(dá)到最大值99.07%，落干期反硝化活性在培養(yǎng)后的6 d達(dá)到最大值101.91%，落干期河岸帶平均反硝化速率［24.23 mg/（kg·d）］大于淹水期［24.02 mg/（kg·d）］；

（4）通過河岸帶硝化潛力、反硝化潛力與其土壤基本理化性質(zhì)的相關(guān)性結(jié)果可知，淹水期硝化潛力、反硝化潛力與SOC、NH4+-N、pH含量呈顯著正相關(guān)，落干期硝化潛力與TN呈顯著正相關(guān)，表明SOC、氮素是影響河岸帶硝化反硝化潛力的主要因素。