太湖流域上游水源性水庫水體脫氮潛力時空變化特征及其管理意義
——以天目湖沙河水庫為例*

王子聰,許 海**,朱廣偉,朱 慧,2,張錚惠

(1:中國科學院南京地理與湖泊研究所,湖泊與環境國家重點實驗室,南京 210008) (2:江南大學環境與土木工程學院,無錫 214122) (3:江蘇省無錫市河湖治理和水資源管理中心,無錫 214031)

自20世紀以來,人類活動加劇使得大量營養元素輸入自然水體,加速了水體富營養化。目前,水體富營養化及其引起的有害藻類水華已成為全球性的水環境問題,嚴重威脅著人們的飲水安全[1-2]。2007年由藍藻水華引起的無錫水危機事件,給人們敲響了水資源保護的警鐘[3]。水庫作為人類重要的可調控資源,其在調洪削峰、發電、灌溉、供水等方面起著重要作用[4]。2016年由水利部印發的《全國重要飲用水水源地名錄》,其中超4成為水庫,水庫的飲用水功能日益凸顯,因此水庫富營養化控制對國家飲用水安全保障意義重大。

氮和磷被認為是水體富營養化的主要控制因子,湖泊富營養化治理采取控氮還是控磷策略一直是湖沼界爭論不斷的話題[5-6]。Schindler等[7]在加拿大227實驗湖開展的為期37年的全湖實驗發現,控氮會誘導固氮藍藻大量生長,認為湖泊富營養化治理應主要控制磷的輸入。然而,新近的很多研究顯示,在一些淡水湖泊,氮也是限制因子,而且氮的限制常常伴隨著水體的富營養化[8-11]。水體脫氮(反硝化、厭氧氨氧化)過程是氮素循環的關鍵環節,該過程可以將水體中的氮素最終轉化為 N2排出水體,是富營養化水體氮素去除的重要途徑[12-13],Xu等[14]通過對太湖氮素長期的收支平衡的計算表明,超50%的外源氮素通過脫氮過程被去除。作為脫氮過程的最終產物,水中溶解N2的多少可成為指征湖泊生態系統脫氮潛力的重要指標[15],當水體溶解性N2處于飽和狀態時,意味著水體處于脫氮過程,當水體溶解性N2處于不飽和狀態時,表明生態系統處于固氮狀態[16]。因此,研究水體溶解性氮氣濃度和飽和度的時空變化有助于深入了解生態系統的氮循環過程。然而,由于大氣高 N2背景值,使得過去直接測定水體的溶解性N2變得十分困難。目前,膜進樣質譜儀(MIMS)能夠直接測定水體中的溶解性氣體,具有測定速度快、精度高、樣本量小的優點[17]。MIMS結合氮氬比的方法已被廣泛應用于水體溶解性氮氣的測定[18-20]。

太湖流域是我國人口高度密集的地區之一,也是水庫分布最為集中的區域之一,這些水庫在保障區域供水安全方面具有極其重要的作用。太湖流域地形特點為西高東低,上游為丘陵山區地形,正面臨開發強度持續增加,開發方式和空間布局不合理,氮、磷污染及富營養化趨勢嚴峻等眾多問題[21]。天目湖沙河水庫位于太湖流域上游,是流域內丘陵山區農業綜合開發的代表性區域,集供水、旅游和農業于一體,承擔著供給溧陽市近 70 萬居民飲用水的重大任務[22]。天目湖沙河水庫與許多同屬流域上游的水源性水庫一樣,主要優勢藻類為硅藻[23],藍藻生物量較低,具有固氮能力的束絲藻屬(Aphanizomenon)生物量在夏秋季節分別占當季總生物量的8%與11%[24]。目前,關于太湖流域上游水源型水庫脫氮潛力及控制因素的研究較少,丘陵山區水庫是否有必要采取控氮措施控制富營養化還不清楚。本研究選取太湖流域上游丘陵山區天目湖沙河水庫為研究對象,于水庫的入湖口、湖心區以及壩前布設采樣點,連續一周年逐月采集水庫內3個點位的表層、中層及底層水樣,并利用膜接口質譜儀測定水體氮氣含量,計算氮氣飽和度,分析其時空變化及影響因素。研究結果對深入了解太湖流域上游水源型水庫水體氮循環具有重要意義,可為丘陵山區水庫的氮素管理及富營養化控制提供科學支撐。

1 材料與方法

1.1 沙河水庫概況與樣點布設

天目湖沙河水庫(31°18′N,119°25′E)是江蘇省內一座大(Ⅱ)型水庫,位于太湖流域最西端。沙河水庫地處亞熱帶季風區,冬季平均氣溫在0℃以上,全年平均氣溫為15.8℃;受梅雨與臺風的影響,降雨多集中于夏秋季節,年均降雨量為1000～1600 mm[21,24]。水庫呈南北走向,上游水深僅2 m左右,最大水深在壩前約為13 m,整個水庫面積約為12 km2,最大蓄水量為1.1×108m3。沙河水庫是溧陽市的重要水源地,為大約 70萬人供水,春夏季藻類的快速增殖使得水庫水質快速下降,威脅著供水安全[22]。

由于水庫是一種半人工半自然的水體,其同時具有河流和湖泊的特性[4],根據Kimmel等[25]對水庫在水平方向上的劃分,可將水庫分為河流區、過渡區以及湖泊區。因此,分別在水庫的河流區(上游)、過渡區(湖心區)以及湖泊區(壩前)設TM10、TM6、TM1共3個采樣點位進行樣品采集(圖1),采樣點位多年平均水深分別為2、8及12 m。

圖1 采樣點位分布Fig.1 Distribution of sampling sites

1.2 樣品采集

2021年2月-2022年1月,每月月中在天目湖沙河水庫布設的3個采樣點位進行樣品采集。其中TM1、TM6分別采集水深0.5 m的表層水樣、實測水深一半的中層水樣以及沉積物上方0.5 m的底層水樣,TM10由于水深較淺,僅采集表層0.5 m水樣。同時,于2021年9月與12月在每個采樣點使用彼得森沉積物采集器采集表層沉積物。

在每個采樣點位使用深層采水器(Uwietc,奧地利)采集5 L水樣,根據陳能汪等[18]提出的方法,使用蠕動泵將水樣緩慢分裝至12 mL的 Labco頂空進樣瓶中,并使用注射器注射0.1 mL質量分數為50%的ZnCl2以停止微生物反應,每層水樣保留3個平行。取1 L水樣,用10 mL魯哥試劑固定,用于藻類群落結構分析,其它水樣放置于低溫避光的保溫箱中保存并在4 h內帶回實驗室進行后續的處理與分析?，F場使用已校準的多參數水質測定儀(YSI 6600 V2,美國Yellow Stone公司)測定每個采樣點的剖面水溫(1 m深度間隔)、pH、溶解氧(DO)等理化性質。使用超聲波探測儀測量水深(WD),用直徑 30 cm 的賽氏盤測定水體透明度(SD)。氣溫與降雨數據由中國科學院南京與地理湖泊研究所天目湖生態觀測站提供。

1.3 樣品分析

1.4 膜接口質譜儀及氮氬比的優勢

膜接口質譜儀(membrane inlet mass spectrometer, MIMS)是可以快速準確測定水中溶解性氣體的儀器,其具有測定速度快(每小時20～30個樣品)、精度高(N2、Ar<0.5%)、樣本量小(<10 mL)以及操作步驟簡單的優點[17]。簡單來說,水樣首先通過蠕動泵進入水浴槽,快速調節溫度;隨后,水樣中的氣體通過半透膜進入液氮冷阱以去除水蒸氣;最后,氣體進入四級質譜儀分別測定相對分子質量為28、40的氮氣(N2)和氬氣(Ar)[26,30]。

由于水中溶解的N2受物理(溫度、鹽度、壓力)、生物(脫氮作用、固氮作用)方面的影響,直接利用MIMS測定水中溶解性氮氣可能存在較大的誤差,而Ar作為一種惰性氣體,其在水中的溶解度僅受物理因素影響,因此利用MIMS測定兩者之比(N2∶Ar)的結果更加準確(<0.05%)[17],再將所測N2∶Ar與相應條件下的理論Ar相乘即可獲得水中溶解的氮氣濃度。

1.5 水體氮氣飽和度計算

水體中溶解的氮氣飽和程度可用來探究湖庫脫氮能力[15],具體公式為:

N2saturation=N2actual/N2theoretical

(1)

N2actual=N2∶Ar actual ratio × Ar theoretical

(2)

式中,N2saturation代表水體氮氣飽和度;N2actual為水體溶解氮氣的實際值; N2theoretical、Ar theoretical分別為N2與Ar在對應溫度、壓力以及鹽度條件下的理論飽和溶解度; N2∶Ar actual ratio為MIMS測得樣品的實際N2∶Ar值。由于MIMS在測定過程中存在基線漂移,故實測N2∶Ar值需要進行校正:

N2∶Ar actual ratio=(N2∶Ar)Theory/(N2∶Ar)Standard×(N2∶Ar)sample

(3)

式中,(N2∶Ar)Theory為Weiss[31]提出的標準水樣在20℃、0鹽度下的理論飽和值;(N2∶Ar)Standard是在以標準水樣所測N2∶Ar信號值建立的漂移回歸曲線(y=kt+b)的基礎上,對應樣品測定時刻t所得的N2∶Ar值;(N2∶Ar)sample為樣品實測N2∶Ar值。本研究中,氮氣飽和度>1表示水樣溶解的N2處于過飽和狀態,反之表示未飽和。

1.6 統計分析

數據分析使用SPSS 23.0,繪圖軟件使用ArcMap 10.2、Origin 2021。

2 結果

2.1 沙河水庫水質季節變化特征

天目湖沙河水庫水質月變化如表1所示,TN、TP、CODMn及SS變異系數范圍為0.18～0.32,主要受夏秋季節集中的降雨影響;Chl.a濃度和束絲藻屬生物量呈現極強的時間分異性,變異系數分別為0.66和1.20。具體的,TN濃度全年均值為0.85 mg/L,滿足Ⅲ類水標準(GB 3838-2002,下同),夏秋季節較低,但在8月出現一個峰值;TP濃度呈現春末、秋初的雙高特征,除9月峰值外,其余月份均屬于Ⅲ類水;CODMn濃度年均值為2.48 mg/L,全年各月均處在Ⅱ類水標準之內;SS濃度年均值為8.24 mg/L,無明顯季節性差異。Chl.a濃度總體偏高,從春季開始便持續升高,并在6月達到峰值,9月為全年最高值(44.16 μg/L), 全年均值為17.97 μg/L,其中有4個月的Chl.a濃度超過20 μg/L。固氮藍藻僅檢出束絲藻屬,其從5月開始增殖,并在10月達到峰值(8.37 mg/L),隨后在11月迅速下降至0.60 mg/L,與多年相比其峰值及峰值期均有增強[24]。

表1 天目湖沙河水庫水質月變化*Tab.1 Monthly variation of water quality in Shahe Reservoir

圖2 沙河水庫氮形態月變化Fig.2 Monthly variation of nitrogen forms in Shahe Reservoir

2.2 沙河水庫氮素空間變化特征

2.2.1 水平空間變化 如圖3所示,沙河水庫TN濃度在上半年表現為上游高于中下游,而下半年無明顯空間差異。將TN分為PN與DTN來看,PN年均濃度為0.24 mg/L,存在明顯的上游輸入現象,上游輸入量全年呈“M”型變化,7月由于采樣前極少的降雨使得入湖口濃度略低于中下游。DTN年均濃度為0.63 mg/L,沒有明顯的空間差異,5-7月較低的DTN濃度則是脫氮反應消耗增加所致,8月前的大量降雨使得該月DTN濃度達到全年最高值。

圖3 沙河水庫氮素各月水平變化Fig.3 Horizontal variation of nitrogen in Shahe Reservoir

圖4 沙河水庫TM1(左)和TM6(右)各月TN和DIN的垂向變化Fig.4 Vertical variation of TN and DIN of sites TM1 (left) and TM6 (right) in Shahe Reservoir

2.3 氮氣飽和度變化

2.3.1 水平空間變化 天目湖沙河水庫各月氮氣飽和度如圖5所示?？傮w而言,沙河水庫全庫有8個月呈氮飽和或過飽和狀態(N2saturation≥ 1),2021年2、7、11月以及2022年1月各層水體存在明顯氮不飽和情況,水庫年均氮氣飽和度為0.997,整體接近于飽和狀態。從時間上看,隨著氣溫的回升,氮氣飽和度開始上升,水體呈氮氣過飽和狀態,隨后逐漸下降并在冬季轉變為不飽和狀態;從空間上看,氮氣飽和度呈由上游向下游遞增的現象,即TM1>TM6>TM10。

圖5 沙河水庫的氮氣飽和度Fig.5 N2 saturation saturation of Shahe Reservoir

2.3.2 垂向空間變化 TM1、TM6點位的氮氣飽和度垂向變化如圖6所示,由于2021年2月未對TM1及TM6點位分層采集氣體樣品,故只針對2021年3月-2022年1月這11個月進行結果展示。兩個點位的氮氣飽和度垂向變化相似,均在夏季存在明顯的分層,即底層氮氣飽和度明顯高于表層,而其它季節各層混合較為均勻。TM1在6月的表層與底層氮氣飽和度相差達0.072,是連續觀測以來所監測到的表底層最大差值,TM6表底層最大差值為0.033。

圖6 沙河水庫TM1(左)、TM6(右)點位各月氮氣飽和度的垂向變化Fig.6 Monthly vertical variation of N2 saturation of sites TM1 (left) and TM6 (right) in Shahe Reservoir

3 討論

3.1 降雨對沙河水庫氮素變化的影響

太湖流域地處亞熱帶季風區,不論是梅雨季節的連續降雨又或是臺風過境的強降雨,雖然能夠促進流域土壤內部的氮去除[32],但仍會將大量氮素帶入河流、水庫,沖擊著水庫的水生態安全[33]。孫祥等[34]采用線性回歸等多因素統計分析指出,沙河水庫5-6月硅藻平均生物量與3-4月累積降雨量顯著相關,說明春季降雨能夠將大量營養鹽沖刷帶入沙河水庫并引起水庫內的硅藻異常增殖;太湖[35]亦或是同屬水源型水庫的周村水庫[36],強降雨均會帶來大量氮素,進而引發藍藻水華。

圖7 沙河水庫降雨和氣溫的變化Fig.7 Changes of precipitation and temperature in Shahe Reservoir

3.2 沙河水庫氮氣飽和度影響因素分析

脫氮作用是氮循環的重要過程,其可將水中的DIN轉變為N2并徹底脫離水體[12]。反硝化通常是脫氮的主要貢獻者,其在武漢東湖[13]、無錫太湖[39]等富營養化湖泊貢獻率均能達到80%以上。脫氮作用產生的N2會首先溶入水體,這使得水體溶解性氮氣呈現過飽和 (N2saturation>1),李曉波等[30]與陳能汪等[40]已通過實驗證明利用MIMS結合N2∶Ar的方法能夠較好地反映水體的脫氮能力。固氮作用是水生生態系統從自然獲取氮的一種形式,主要分為自養細菌與異養細菌[41],其中固氮藍藻(自養細菌)通常被認為是水體固氮的重要影響因素[42]。固氮藍藻的大量增殖會導致水體固氮能力增強,進而造成水體溶解性氮氣的不飽和現象(N2saturation<1)[43]。沙河水庫長期以來浮游植物優勢門類為硅藻門,夏季快速增殖的藍藻門中具有固氮能力的束絲藻屬占比較低[24],藍藻固氮能力較弱。

圖8 沙河水庫潛在脫氮速率與氮氣飽和度的線性擬合Fig.8 Linear fitting of potential nitrogen removal rate and N2 saturation in Shahe Reservoir

圖9 氮氣飽和度與環境因子的相關性(圓點大小表示相關性大小;紅色為正相關,藍色為負相關;*表示相關性顯著,P<0.05;n=84)Fig.9 Correlation between N2 saturation and environmental factors

為進一步探究氮氣飽和度的影響因子,篩選了與氮氣飽和度顯著相關的TN、NH3-N、TP、SS、CODMn以及DO濃度進行了主成分分析。主成分分析(圖10)顯示,氮氣飽和度與TN、NH3-N以及DO呈顯著相關,故選取了上述3個變量進行了逐步多元線性回歸分析,由于TN與NH3-N存在共線性使得NH3-N被剔除,最終得到公式:氮氣飽和度=0.026TN-0.002DO+0.995(P<0.01,R2=0.386),其中R2值較低可能是由于7月的異?，F象使得水溫并未納入逐步多元線性回歸分析之中,以及能夠影響脫氮速率的DOC等指標并未測定。上述公式表明充足的底物濃度以及厭氧環境能夠促進水體溶解性氮氣飽和,換言之,上述條件有利于脫氮反應的進行,這也是沙河水庫氮氣飽和度底層高于表層、下游大于上游的主要原因。因此,在TN濃度充足的情況下,溫度升高、溶解氧下降使得沙河水庫夏秋季節的脫氮作用強于固氮,待溫度下降,脫氮作用減弱,冬季固氮作用成為主導,水體呈現溶解性氮氣不飽和現象。

圖10 沙河水庫氮氣飽和度和環境因子的主成分分析Fig.10 Principal component analysis of N2 saturation and environmental factors in Shahe Reservoir

3.3 太湖流域上游水源型水庫氮素管理的啟示

水源型水庫的水質好壞極大地關系到民生安全,尤其是位于太湖流域上游的水源性水庫,其水質優劣更將直接影響到太湖的水質安全,因此需要確切有效地控制太湖流域上游水源性水庫的富營養化。在為期一年的調查中,沙河水庫5-10月的Chl.a濃度均大于18 μg/L,峰值達44.16 μg/L,藻類對水質影響大、持續時間長。朱廣偉等[48]指出,在沙河水庫這種硅藻型水庫中,建議將TN、TP濃度分別控制在1 mg/L與0.025 mg/L以抑制硅藻生長。但在此次研究中,藻類風險較大的5-10月,僅有TN濃度小于1 mg/L (實際為0.85 mg/L),TP濃度則是建議控制線的1.32倍,說明沙河水庫藻類在快速增殖時期更多地受到氮的限制,脫氮過程將水中氮素的快速脫除或是主要原因。針對沙河水庫這種夏秋季以脫氮為主的水源性水庫,氮的流失對束絲藻的快速增殖誘導有限。因此,在脫氮作用成為主導,水中氮素大量消耗時,應加大控制流域氮素輸入,將TN濃度控制在1 mg/L的安全線以內,最大程度地限制藻類生長;在冬季固氮作用成為主導時,應將注意力集中在氮、磷上,積極控制點源、面源排放,做到氮磷雙控,抑制水庫富營養化的發生,保障供水安全。

4 結論

1)天目湖沙河水庫水質冬春季較好,夏末秋初出現了藻類水華現象,葉綠素a濃度達44.16 μg/L;氮濃度呈現明顯的季節變化,夏秋季較低,冬季較高。

2)天目湖沙河水庫溶解性氮氣整體呈飽和狀態,夏秋季節水體及沉積物的脫氮作用與7月的特殊情況,使得天目湖氮氣飽和度夏秋呈現“V”型變化,多于往年同期的降雨使得夏季水庫熱分層遭到破壞,對脫氮過程造成了較大的影響。

3)相較于磷,天目湖在藻類快速增殖時期脫氮作用較強,使得藻類生長更易受到氮的限制,在此期間應加大氮素控制以限制藻類生長;在冬季,應積極控制點源、面源的氮磷排放,做到氮磷雙控,抑制水庫富營養化的發生。