干濕環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

（湖北工業大學土木建筑與環境學院河湖生態修復與藻類利用湖北省重點實驗室，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，其主要來自農業非點源污染［1］，如合成氮肥的過度使用［2］、畜禽養殖排污［3］、水土流失［4］等。河岸帶作為連接陸生生態系統和水生生態系統的生態交錯帶，可截留過剩的氮素進入河流，硝化與反硝化作用是河岸帶氮循環的重要一環［5］。硝化是指在亞硝化細菌、硝化細菌作用下將NH4+轉化為NOx-的過程［6］，被視為氮循環的限速步驟。反硝化是指在反硝化細菌作用下以NO3-為底物、土壤有機碳為電子供體，將NO3-轉化成N2O 或N2的過程，被認為是最佳的脫氮途徑［7］。硝化、反硝化過程受多個環境因子的綜合影響，如土壤氮素含量及存在形態、土壤有機碳、氧濃度、pH、含水率、溫度、鹽分等［8，9］。河岸帶水位波動會改變土壤理化性質，進而影響硝化、反硝化過程，如王靜等［10］研究蓄水期和泄水期三峽庫區在沉積物硝化、反硝化速率時發現硝化速率、反硝化速率分別在蓄水期、泄水期達到最高值。邵志江等［11］以丘陵區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，發現干濕交替顯著促進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，發現隨水位變動幅度增加，硝化強度減小，而反硝化強度增加。目前諸位學者關于沉積物硝化、反硝化作用對不同水位的響應結論不一，且主要集中在水庫、農田、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、凈化水質的一道重要屏障，在控制水體面源污染問題方面發揮著重要作用。因此，開展干濕環境下河岸帶硝化、反硝化潛力及其影響因素分析研究，對水環境保護和發展具有重要意義。

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

1 材料與方法

1.1 研究區概況

夏家寺河（又名長堰河）地處湖北省黃陂區（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），流域屬北亞熱帶季風性濕潤氣候，屬于季節性河流，年平均氣溫16.3 ℃。

圖1 研究區域示意圖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 的樣方內隨機采集3 個樣點的土壤。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，運回實驗室保存至低溫冰箱。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無塵的室內進行風干過篩，取一部分風干土測定土壤總氮（TN）、土壤總有機碳（SOC）、pH、土壤電導率（EC），另一部分風干土用于硝化潛力、反硝化潛力培養試驗［13］，每項指標測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的測定Tab.1 Determination of physicochemical properties of deposits

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

1.2.2 室內培養試驗

（1）土壤硝化潛力的測定。采用恒溫培養法測定土壤硝化潛力。分別稱取6 份5 g 過20 目篩的各層風干土壤，為保證實驗的準確性，每份測3 個平行樣，共54 個待測樣品，分別放入100 mL 培養瓶中，加入超純水至淹沒土樣，用塑料薄膜密封瓶口，膜上扎2 個小孔以保持通氣條件。將樣品放置25 ℃培養箱預培養3 d后，各層樣品分別取出一份測定NH4+-N、NO3--N計作初始含量，其余45份樣品分別加入1.25 mg N 的溶液繼續培養，調節土壤水分為最大田間持水量60%，并定期補水保持其含水率，分別于第1、3、6、10、15 d 進行NH4+-N、NO3--N 含量的測定。以單位培養時間內NO3--N 的含量之差表征氮硝化速率，以某培養日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 目篩的各層風干土壤于100 mL 培養瓶中，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 ℃培養箱預培養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溶液繼續培養，調節土壤水分為25 mL，定期補水，分別于第1、3、6、10、15 d 測定NO3--N 的含量。以單位培養時間內NO3--N含量之差表示氮反硝化速率，氮反硝化活性：以某培養日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 數據處理與分析

運用Excle2010 軟件整理實驗數據，通過SPSS25.0 軟件進行正態分布檢驗、方差分析以及培養15 d 后的土壤硝化潛力、反硝化潛力與土壤理化性質的相關性分析，采用Origin2018 進行繪圖及數據擬合。

2 結果

2.1 干濕環境下河岸帶環境因子特征

通過對同一河岸帶狀態下的不同深度下的土壤指標及相同深度下的不同河岸帶狀態下的土壤指標分別進行了單因素方差分析（one-way ANOVA）及獨立樣本T 檢驗，分析結果見表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 最大值出現在土壤底層，pH、NO2--N 在中層土壤出現最大值，EC、pH、SOC、NO2--N 在不同土層上具有顯著差異性（P＜0.05，n=9）。研究發現，河岸帶EC、pH、SOC、NH4+-N、NO3--N、TN 最大值均出現在淹水期表層土壤，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］關于三峽庫區小江支流沉積物在蓄水期、泄水期土壤理化性質的研究結果相似，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境因子統計學特征Tab.2 Statistical characteristics of soil environmental factors in riparian zone under dry and wet conditions

2.2 干濕環境下河岸帶沉積物的硝化潛力

2.2.1 干濕環境下河岸帶沉積物的硝化速率

干濕環境下河岸帶各層土壤的硝化速率隨培養時間的變化見圖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隨培養時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為表層＞中層＞底層，分別為（1.14、0.77、0.16）mg/（kg·d）。研究發現，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在表層土壤。此外，通過對平均硝化速率的計算可知，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

干濕環境下河岸帶各層土壤的硝化活性隨培養時間的變化如圖4所示。干濕環境下河岸帶的硝化活性隨培養時間的增加逐漸增加，前6 d 內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6 d 后至培養結束過程中迅速增加，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%，研究發現，落干期河岸帶的平均硝化活性顯著高于淹水期，且干濕環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 干濕環境下河岸帶沉積物的反硝化潛力

2.3.1 干濕環境下河岸帶沉積物的反硝化速率

干濕環境下河岸帶各層土壤的反硝化速率隨培養時間的變化如圖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初期達到最大值，分別為69.98、63.91 mg/（kg·d）。

圖5 干濕環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時間的增加而持續下降［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1 d 后達到最大值后下降，再于6 d小幅上升后繼續下降［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）。研究發現，河岸帶表層土壤平均反硝化速率表現為淹水期＞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時間的擬合發現各層土壤的反硝化速率均隨時間增加呈現一階指數衰減曲線變化，且R2≥90（表3）。

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

2.3.2 干濕環境下河岸帶沉積物的反硝化活性

干濕環境下河岸帶各層土壤的反硝化活性隨培養時間的變化如圖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時間的增加呈現先減后增再減的趨勢，其中，淹水期在培養10 d 后硝化活性達到最大值，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到最大值在培養后的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密切相關，通過Pearson系數法分析培養15 d 的硝化潛力與土壤理化性質之間的相關性（表4），分析結果表明，淹水期河岸帶硝化潛力與pH、SOC呈顯著正相關性（P＜0.05），與NH4+-N 含量呈極顯著正相關性（P＜0.01），與EC、NO2--N、NO3--N、TN相關性不顯著。硝化潛力隨pH 的增加而增加，與國內外研究結果一致［16，17］，說明此區域pH 可能是適宜硝化細菌生長繁殖的范圍。張青山等［18］發現SOC與硝化潛力呈極顯著正相關關系（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 含量呈顯著正相關關系（P＜0.05），與EC、SWC、pH、SOC、NH4+-N、NO2--N、NO3--N 相關性不顯著。通過對無機氮占總氮比例的計算可知，無機氮占總氮的0.1%～0.2%，與他人研究結果一致，土壤氮素主要以有機氮的形式存在為主［19］，有機氮通過微生物的礦化作用生成無機氮NH4+-N、NO3--N，NH4+-N在硝化細菌的作用下生成硝酸鹽。

表4 培養15 d時的硝化潛力與土壤理化性質間的相關性結果（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為一方面氨化細菌、硝化細菌都是需氧型微生物，淹水期河岸帶處于滯水狀態，土壤顆粒間通氣狀況較差，不利于O2的擴散，另一方面SOC 的分解過程會造成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在表層土壤，與郭士林等［12］研究結果相似，硝化潛力的大小主要受限于硝化細菌、O2及NH4+-N，表層土壤充分暴露于空氣中，土壤氧含量在此區域達到最大值，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為此處由于潛流交換作用河水側向流入土壤河岸帶，溶解氧隨河水徑流作用進入土壤，該層土壤內氧含量增多；也可能與該層硝化細菌的數量及活性有關。

3.2 干濕環境對河岸帶沉積物反硝化潛力的影響

通過Pearson 系數法分析培養15 d 的反硝化潛力與土壤理化性質之間的相關性，分析結果見表5，淹水期反硝化潛力與SOC、NH4+-N含量呈顯著正相關關系（P＜0.05），發現氮源、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］關于淀山湖的研究結果一致，NH4+-N 作為硝化作用的底物在硝化細菌的作用下生成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 為反硝化細菌提供電子供體，其分解過程會消耗土壤內部的氧氣，形成厭氧環境，從而促進反硝化作用的進程。而落干期反硝化作用與EC、pH、SOC、NH4+-N、NO2--N、NO3--N、TN相關性不顯著。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，與其他學者研究結果一致［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發現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（如動植物腐體、有機肥的施加、大氣氮沉降等）達到峰值（表5），使得河岸帶表層成為反硝化作用的熱點區域。

表5 培養15 d時的反硝化潛力與土壤理化性質間的相關性結果（n=3）Tab.5 Correlation between denitrification potential and soil physical and chemical properties after 15 days of culture（n=3）

4 結論

（1）無論淹水期還是落干期，河岸帶EC、pH、SOC、NH4+-N、NO3--N、TN含量最大值均出現表層土壤，且淹水期土壤環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時間的增加而增加，且平均硝化速率均呈現在表層土壤：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初期在表層土壤達到最大值，分別為（69.98、63.91）mg/（kg·d），淹水期反硝化活性在培養后的10 d達到最大值99.07%，落干期反硝化活性在培養后的6 d達到最大值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的相關性結果可知，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，落干期硝化潛力與TN呈顯著正相關，表明SOC、氮素是影響河岸帶硝化反硝化潛力的主要因素。