沉積物硝酸鹽異化還原過程的溫度敏感性與影響因素——以長(zhǎng)江口青草沙水庫為例

胡曉婷，程 呂，林賢彪，劉 敏，陸 敏，侯立軍（.華東師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，上海 200062；2.華東師范大學(xué)，河口海岸學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200062）

沉積物硝酸鹽異化還原過程的溫度敏感性與影響因素——以長(zhǎng)江口青草沙水庫為例

胡曉婷1，程 呂1，林賢彪1，劉 敏1，陸 敏1，侯立軍2*（1.華東師范大學(xué)地理科學(xué)學(xué)院，上海 200062；2.華東師范大學(xué)，河口海岸學(xué)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，上海 200062）

水生態(tài)環(huán)境中硝酸鹽異化還原過程反硝化、厭氧氨氧化和硝酸鹽異化還原成銨（DNRA），對(duì)氮循環(huán)起著重要作用.采用泥漿培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，并結(jié)合15N同位素示蹤技術(shù)對(duì)長(zhǎng)江口青草沙水庫沉積物硝酸鹽異化還原過程的溫度敏感性及影響因子進(jìn)行了研究.結(jié)果表明，原位溫度10℃時(shí)沉積物中反硝化、厭氧氨氧化和DNRA速率分別是0.18～6.86、0.26～3.16和0.09～0.25μmol N/（kg·h）.當(dāng)培養(yǎng)溫度升高到20℃和30℃時(shí)，反硝化速率分別是0.43～6.22和0.68～6.56μmol N/（kg·h），平均比10℃時(shí)升高了15.7%和21.6%；厭氧氨氧化速率分別是0.61～3.2和0.77～3.54μmol N/（kg·h），平均比10℃時(shí)升高了27.8%和42.6%；DNRA速率分別是0.09～0.23和0.1～0.18μmol N/（kg·h），均比10℃時(shí)降低了4.2%.沉積物厭氧氨氧化對(duì)溫度最為敏感，其次是反硝化，均隨溫度升高而增大；而 DNRA最不敏感，隨溫度升高而減小.相關(guān)性分析結(jié)果發(fā)現(xiàn)有機(jī)碳、氨氮、二價(jià)鐵和硫化物是影響硝酸鹽異化還原的主要環(huán)境因子.反硝化和厭氧氨氧化硝酸鹽還原的貢獻(xiàn)分別是34%～71%和28%～49%，而 DNRA為 2%～17%.青草沙水庫沉積物反硝化和厭氧氨氧化過程每年可去除活性氮大約為 3.25×103t和 1.68×103t，約占庫區(qū)輸入氮的54.17%.

同位素示蹤；硝酸鹽異化還原；溫度敏感性；沉積物；青草沙水庫

由氮肥過量使用和化石燃料的燃燒導(dǎo)致水生態(tài)系統(tǒng)中氮污染已成為了一個(gè)全球性和區(qū)域性的環(huán)境問題［1-3］.大量的氮進(jìn)入水生態(tài)環(huán)境中，造成富營(yíng)養(yǎng)化、缺氧狀況以及赤潮爆發(fā)等［3-5］.因此，水生態(tài)環(huán)境中氮的生物地球化學(xué)循環(huán)研究受到了人們的廣泛重視.

目前，國(guó)內(nèi)外已對(duì)水環(huán)境中氮循環(huán)過程進(jìn)行了大量的報(bào)道.Deng等［10］報(bào)道了長(zhǎng)江口沉積物中的硝酸鹽異化還原過程，發(fā)現(xiàn)鹽度、硫化物、有機(jī)碳和無機(jī)氮是主要影響因子.然而，對(duì)于東海沉積物研究發(fā)現(xiàn)，溶解氧和有機(jī)質(zhì)是影響硝酸鹽異化還原過程的主要因子［11］.此外，也有研究得出反硝化和 DNRA過程主要受硝酸鹽濃度影響

［12］.目前，大多數(shù)研究只關(guān)注河口、海洋和大氣等環(huán)境中氮的遷移轉(zhuǎn)化［10-13］，而對(duì)淡水生態(tài)系統(tǒng)缺乏研究［14］.氮轉(zhuǎn)化受到多種環(huán)境因子影響，現(xiàn)階段主要是進(jìn)行有機(jī)質(zhì)、溶解氧和硝酸鹽等影響硝酸鹽還原過程的研究，而缺乏該過程的溫度敏感性探討.溫度被認(rèn)為是一個(gè)影響物理和化學(xué)性質(zhì)以及生物地球化學(xué)過程的關(guān)鍵因子［15］.有研究表明，溫度可通過影響微生物活性，進(jìn)而影響氮循環(huán)過程［16-17］.溫度還可決定沉積物中溶解氧含量進(jìn)而影響硝酸鹽異化還原過程［18］.微生物在較低溫度條件下，新陳代謝緩慢，有機(jī)質(zhì)礦化過程耗氧量少，有利于溶解氧向沉積物深層滲透；而溫度較高時(shí)，沉積物溶解氧較少［18］.因此，溫度在氮?jiǎng)討B(tài)平衡中起著非常重要的作用，研究氮循環(huán)的溫度敏感性對(duì)評(píng)估研究區(qū)氮循環(huán)具有重要意義.

長(zhǎng)江口青草沙水庫是上海市新興的重要水源地，也是國(guó)內(nèi)最大的蓄淡避咸水庫［19］.目前，長(zhǎng)江口氮磷含量偏高，青草沙水庫存在富營(yíng)養(yǎng)化現(xiàn)象，并具有藍(lán)藻爆發(fā)的可能.如不加強(qiáng)對(duì)長(zhǎng)江口氮磷的監(jiān)測(cè)，將嚴(yán)重影響上海城市供水.因此，本文以長(zhǎng)江口青草沙水庫為研究對(duì)象，探究了沉積物中反硝化、厭氧氨氧化和DNRA過程的溫度敏感性以及影響因素，并就反硝化和厭氧氨氧化對(duì)水庫脫氮貢獻(xiàn)進(jìn)行了評(píng)估，以期為水源地水質(zhì)保護(hù)治理提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

長(zhǎng)江口青草沙水庫（121.47°～121.78°E， 31.36°～31.55°N）位于長(zhǎng)江口南北港分流口下方、長(zhǎng)興島北側(cè)和西側(cè)的中央，由中央沙庫區(qū)、青草沙庫區(qū)和水庫棄泥區(qū)組成，總面積 66.26km2［18］.受典型的亞熱帶季風(fēng)氣候影響，年平均溫度15.2～16.0℃，年平均降雨 118d，年平均降水量1030mm，降水主要集中于5～10月.水源主要取決于上游徐六涇，淡水量約占總流量的48%左右，每天可供水719萬m3，供水規(guī)?？烧忌虾Ｊ?0%以上，受益人口超過1000萬［20］.

1.2 樣品采集

圖1 采樣點(diǎn)分布示意Fig.1 Locations of the sampling sites

于2015年1月在長(zhǎng)江口青草沙水庫進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)調(diào)查和采樣（圖1），利用有機(jī)玻璃采樣器于各采樣點(diǎn)采集表層沉積物（0 ～5cm），并采用GPS記錄采樣點(diǎn)位置，便攜式水溫監(jiān)測(cè)儀（STU-001）測(cè)底部水溫.采集的沉積物放入干凈聚乙烯袋中保存，置于保溫箱帶回實(shí)驗(yàn)室.用氣密型有機(jī)玻璃采水器（HQM-1，上海澤泉）采集相應(yīng)點(diǎn)位上覆水（距沉積物表面約1m），于聚乙烯瓶中.沉積物樣品在厭氧手套箱中進(jìn)行混勻并分成兩份.一份立即用于泥漿實(shí)驗(yàn)，測(cè)定硝酸鹽異化還原速率；另一份保存于4℃，用于測(cè)定沉積物理化性質(zhì).

1.3 分析方法

泥漿實(shí)驗(yàn)操作過程在厭氧手套箱中進(jìn)行.方法［11］如下：取沉積物和上覆水以質(zhì)量比1：7混合，磁力攪拌棒攪拌均勻，通氦氣 30分鐘.將暴氣后的均勻泥漿注入12mL頂空瓶中，迅速擰緊瓶蓋，保證瓶?jī)?nèi)無氣泡.將所有頂空瓶于 10℃（原位溫度）預(yù)培養(yǎng)24小時(shí)，消除背景的氧氣和硝酸鹽.將預(yù)培養(yǎng)后的泥漿進(jìn)行反硝化、厭氧氨氧化和DNRA.將頂空瓶加入 0.1mL15NO3-，并于 10℃、20℃和30℃繼續(xù)培養(yǎng)8h.培養(yǎng)結(jié)束后，注入0.1mL飽和HgCl2溶液，測(cè)定.DNRA過程研究，培養(yǎng)8h后注入飽和HgCl2溶液，曝氣后注入NaBrO3溶液氧化15NH4+，搖勻避光待測(cè).泥漿中產(chǎn)生的29N2和30N2的測(cè)定采用膜入口質(zhì)譜分析儀 MIMS（Membrane Inlet Mass Spectrometry， HPR-40，Germany）［21］.

沉積物總有機(jī)碳采用重鉻酸鉀容量法測(cè)定［22］.NH4+和 NO3-的分析采用流動(dòng)的營(yíng)養(yǎng)鹽分析儀（SAN plus， Skalar Analytical B.V.， Breda，TheNetherlands）.Fe2+的測(cè)定用 0.5mol/LHCl萃取，再采用鄰菲啰啉分光光度法測(cè)定.硫化物（S2-）測(cè)試采用冷擴(kuò)散法［23］.沉積物粒度采用激光粒度儀（LS13 320，美國(guó)）測(cè)定.含水率測(cè)定將沉積物放入 105℃烘箱中，烘干至恒重，通過失重差計(jì)算.

1.4 硝酸鹽異化還原速率計(jì)算方法

計(jì)算方法［11］是假設(shè)反硝化反應(yīng)徹底，因此培養(yǎng)泥漿中29N2O和30N2O的濃度忽略不計(jì).MIMS測(cè)得泥漿產(chǎn)生的29N2和30N2是反硝化和厭氧氨氧化在同一培養(yǎng)階段分別產(chǎn)生的，因此，反硝化和厭氧氨氧化速率的估算分別基于29N2和30N2的累積，二者產(chǎn)生的29N2可用公式（1）表示：

式中：P29代表泥漿培養(yǎng)中29N2生成的總速率（μmol N/（kg·h）），D29和 A29分別表示反硝化和厭氧氨氧化過程中生成29N2的速率.假設(shè)來自

14NO3-或15NO3-的14N和15N自由派對(duì)結(jié)合，D29可由公式（2）得出：

式中：P30代表泥漿培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中測(cè)得的30N2的總產(chǎn)生速率（μmol N /（kg·h）），F(xiàn)N代表 NO3－中的15N（%），通過泥漿起始添加的15NO3-和終止測(cè)得的殘留的NO3-的濃度計(jì)算，見公式（3）.反硝化和厭氧氨氧化的潛在速率可通過公式（4）和（5）得出：

式中：Dt和 A29分別表示反硝化和厭氧氨氧化的速率.

泥漿培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中DNRA的潛在速率可用公式（6）計(jì)算得知：

式中：RDNRA代表測(cè)得的總的 DNRA潛在速率（μmol N / （kg·h）），［15NH4+］始和［15NH4+］終分別代表泥漿培養(yǎng)起始和終止時(shí)15NH4+的濃度；V代表培養(yǎng)瓶的容積（L）；W代表沉積物的干重（kg）；T代表培養(yǎng)時(shí)間（h）.

1.5 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計(jì)分析

用 SPSS 19.0統(tǒng)計(jì)軟件中單因素方差（One-Way ANOVA）分析不同培養(yǎng)溫度下沉積物硝酸鹽異化還原過程的差異性，采用L S D（least significant difference test）檢驗(yàn)顯著性（P = 0.05）.沉積物理化性質(zhì)與硝酸鹽異化還原速率相關(guān)性采用Pearson相關(guān)性分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 沉積物理化性質(zhì)

各采樣點(diǎn)沉積物理化性質(zhì)見表 1.沉積物中Fe2+和硫化物濃度分別是 0.29 ～ 0.33mg/g 和5.93～ 35.98μmol/g.沉積物中Fe2+在S4最高，硫化物在S1和S3較高.沉積物中NH4+和NO3-的濃度分別是0.49 ～ 3.05μmol/g和0.06 ～ 0.09μmol/g，其中S1和S4樣點(diǎn)沉積物NH4+最高，S4樣點(diǎn)沉積物NO3

-最高.沉積物中 OC 含量是 1.57～2.74mg/g，其中S1樣點(diǎn)含量最高，S3樣點(diǎn)含量最低.沉積物粘粒、粉砂和砂礫含量比分別為14.82% ～ 36.80%、57.68% ～ 65.15%和5.64% ～23.52%，主要以粉砂為主.

表1 各采樣點(diǎn)沉積物理化性質(zhì)Table 1 Sediment properties of the sampling sites

2.2 不同溫度對(duì)硝酸鹽異化還原速率的影響

圖2 不同培養(yǎng)溫度下采樣點(diǎn)沉積物硝酸鹽異化還原速率Fig.2 Dissimilatory nitrate reduction rates in the sediments underdifferent temperature

不同培養(yǎng)溫度下采樣點(diǎn)硝酸鹽異化還原速率如圖 2所示.10℃，20℃和 30℃培養(yǎng)條件下，反硝化速率均值分別是（2.99±3.10），（3.45±2.44）和（3.63±2.19）μmol N/（kg·h）；厭氧氨氧化速率均值分別為（1.54±1.17），（1.97±1.01）和（2.20±0.99）μmol N/（kg·h）.除S1外，各點(diǎn)反硝化和厭氧氨氧化速率均隨培養(yǎng)溫度升高增大.各溫度下反硝化和厭氧氨氧化平均速率均在S1和S4最大，而在S5最小.統(tǒng)計(jì)分析顯示，不同溫度對(duì)S2、S3和S5處反硝化速率具有顯著性差異（P＜ 0.05），對(duì)所有采樣點(diǎn)厭氧氨氧化速率均影響差異顯著（P＜ 0.05）.

培養(yǎng)溫度為10℃，20℃和30℃時(shí)，DNRA速率均值分別是（0.14±0.06），（0.14±0.05）和（0.14± 0.03）μmol N/（kg·h），比反硝化和厭氧氨氧化速率低.樣點(diǎn)S1的DNRA平均速率最大，而樣點(diǎn)S5的平均速率最小.S1處DNRA速率隨溫度升高逐漸減小，其余各點(diǎn)隨溫度變化沒有呈現(xiàn)出明顯的變化規(guī)律.統(tǒng)計(jì)分析顯示溫度變化對(duì)S1處DNRA速率有顯著差異性影響（P＜0.05），其它各點(diǎn)無顯著影響.

2.3 沉積物硝酸鹽異化還原速率與理化性質(zhì)關(guān)系

由表2可知，在10℃培養(yǎng)溫度時(shí)，青草沙水庫沉積物反硝化速率與NH4+濃度和OC含量相關(guān)性較大，與含水率（P＜ 0.01）、粘粒和砂礫（P＜ 0.05）顯著相關(guān)，而與Fe2+、S2-和NO3-濃度無顯著相關(guān)關(guān)系.隨溫度上升到20℃和30℃，沉積物反硝化速率與NH4+和S2-濃度、OC含量、含水率及粒徑大小相關(guān)性減小，與Fe2+和NO3-濃度相關(guān)性增大.沉積物厭氧氨氧化速率與 NH4+濃度（P＜ 0.05）和含水率（P＜ 0.01）呈顯著正相關(guān)，與OC含量相關(guān)性較大，而與Fe2+、S2-和NO3-濃度無顯著相關(guān)性.隨溫度上升到 20℃和 30℃，沉積物厭氧氨氧化速率與Fe2+和NO3

-濃度相關(guān)性增大，與NH4+濃度、OC含量和含水率相關(guān)性減小.沉積物 DNRA速率與NH4+濃度（P＜ 0.01）顯著相關(guān)，與OC含量相關(guān)性較大.培養(yǎng)溫度到 20℃和 30℃時(shí)，DNRA速率與 NH4+濃度和OC含量相關(guān)性減小.

表2 沉積物中硝酸鹽異化還原速率與理化性質(zhì)相關(guān)性Table 2 Pearson’s correlations between dissimilatory nitrate reduction rates and physicochemical characteristics of the sediment

3 討論

3.1 青草沙水庫沉積物異化還原過程溫度敏感性

水庫沉積物硝酸鹽異化還原過程是由微生物介導(dǎo)的氮循環(huán)過程，在這一過程中溫度起著十分重要的作用.本研究中，沉積物反硝化和厭氧氨氧化速率整體上呈現(xiàn)隨溫度升高明顯增大趨勢(shì)（除S1）.S1處反硝化和厭氧氨氧化速率隨溫度升高表現(xiàn)出減小趨勢(shì)，原因可能與沉積物中氨氮含量有關(guān).溫度升高，氧化層較淺抑制了硝化反應(yīng)進(jìn)行，沉積物主要釋放出 NH4+［18］，而有機(jī)物礦化速率加快，當(dāng)?shù)V化速率小于 NH4+釋放速率時(shí)，沉積物中NH4+濃度下降.而高濃度的NH4+能通過硝化耦合間接刺激反硝化［24］.S1點(diǎn)沉積物中原位NH4+含量較高，當(dāng)溫度升高NH4+含量減少通過硝化-反硝化耦合對(duì)反硝化產(chǎn)生的影響大于微生物活性提高、有機(jī)質(zhì)分解加速等有利條件，成為影響反硝化作用的主要因子時(shí)，反硝化速率減小.同理可知 S1處升溫使厭氧氨氧化速率減小的原因.

溫度對(duì)沉積物反硝化和厭氧氨氧化過程有顯著促進(jìn)作用.Seitzinger［25］指出硝酸鹽濃度和有機(jī)質(zhì)礦化速率是影響濕地沉積物反硝化速率的主要因子.而溫度升高加速有機(jī)質(zhì)分解，可為反硝化過程提供充足反應(yīng)基質(zhì).Nedwell［26］認(rèn)為溫度對(duì)硝化反應(yīng)影響程度大于反硝化，硝化可供給反硝化所需的反應(yīng)原料—硝酸鹽，因此，溫度變化可通過硝化—反硝化耦合機(jī)制加大對(duì)反硝化過程的影響.王東啟［18］在進(jìn)行溫度對(duì)崇明東灘沉積物-水界面N交換行為影響的研究中得出溫度變化通過控制微生物活性和飽和溶解氧含量進(jìn)而影響沉積物無機(jī)氮反硝化作用.高溫能夠促進(jìn)微生物新陳代謝，各項(xiàng)化學(xué)反應(yīng)速率都增大，同時(shí)飽和溶解氧的含量隨溫度的上升降低.厭氧氨氧化速率影響因子主要有溫度、硝酸鹽濃度、有機(jī)質(zhì)礦化速率和氧氣含量［27］，同樣溫度可通過影響微生物活性、提高有機(jī)質(zhì)礦化速率和沉積物溶解氧滲透深度進(jìn)而間接影響沉積物厭氧氨氧化過程.本研究中反硝化和厭氧氨氧化速率隨溫度升高增大可能與升溫促進(jìn)微生物活性、沉積物中有機(jī)質(zhì)分解加速為微生物代謝提供充足反應(yīng)基質(zhì)或利于細(xì)胞合成、沉積物溶解氧含量減少有關(guān).

沉積物DNRA速率整體上隨溫度升高無明顯變化規(guī)律，這與 Deng［11］研究一致，說明在本研究區(qū)溫度不是影響DNRA速率的主要因子.但也有研究表示較高的溫度利于 DNRA菌繁殖［15］. Tomaszek等［28］研究了Rzeszów和Solina水庫硝酸鹽異化還原速率及影響因子，指出溫度與水庫DNRA速率均呈正相關(guān)關(guān)系，在影響DNRA速率的相關(guān)變量中貢獻(xiàn)作用分別占 6%和 35%. Bradbury等［29］也認(rèn)為增溫可以促進(jìn)DNRA在潮濕的森林地保留氮.因此，溫度對(duì) DNRA速率的影響可能會(huì)由研究區(qū)域所處地理位置或系統(tǒng)不同而有所差異.

3.2 青草沙水庫沉積物異化還原過程影響因素

反硝化速率受多個(gè)非生物因子影響，且在不同溫度下相關(guān)性大小具有一定的變化規(guī)律.由表2可以看出，反硝化速率與NH4+濃度相關(guān)性較大.研究表明高濃度的NH4+能通過硝化耦合間接刺激反硝化［24］.溫度升高沉積物主要釋放 NH4+，釋放量大于吸收和生成量，NH4+濃度下降，與反硝化速率相關(guān)性也減小.溫度上升還會(huì)促進(jìn)硝化反應(yīng)指數(shù)倍增，且相對(duì)反硝化對(duì)硝化反應(yīng)影響更強(qiáng)，硝化細(xì)菌代謝加快，產(chǎn)生更多 NO3-，使得沉積物中 NO3-濃度迅速增大，為反硝化提供充足的NO3

-，因而反硝化速率與NO3-濃度正相關(guān)性隨溫度升高加大.反硝化速率與 OC含量相關(guān)性與一些研究所得一致［11，30］.OC可為反硝化過程提供必要的電子，且微生物細(xì)胞合成需要 OC，并從合成過程中獲得能量［31］.湖泊研究也表明富營(yíng)養(yǎng)湖泊的沉積物反硝化速率比貧營(yíng)養(yǎng)和中營(yíng)養(yǎng)湖泊沉積物反硝化速率要大［31］.隨溫度上升，OC分解加速，含量下降，故與反硝化速率相關(guān)性減小.反硝化速率與S2-濃度顯示負(fù)相關(guān)性可能與S2-會(huì)在反硝化過程中作用于NO和N2O的還原劑進(jìn)而影響NO和N2O還原為N2有關(guān)［11］.此外，反硝化速率與含水率和粒徑大小的相關(guān)性由反硝化菌的厭氧性決定.

由表2可知厭氧氨氧化速率在原位溫度時(shí)與NH4+濃度顯著相關(guān)（P ＜ 0.05），NH4+是厭氧氨氧化的反應(yīng)基質(zhì).隨溫度上升，沉積物 NH4+濃度減小，相關(guān)性下降.厭氧氨氧化速率與 Fe2+濃度呈正相關(guān)且隨培養(yǎng)溫度升高相關(guān)性逐漸增大.因?yàn)檫m宜的 Fe2+濃度能有效提高厭氧氨氧化菌的活性，繼而顯著提高厭氧氨氧化菌的脫氮效能，即使高濃度的Fe2+也對(duì)厭氧氨氧化無負(fù)作用，這與厭氧氨氧化過程中產(chǎn)生的OH-有關(guān)，二者可在適宜的pH下形成Fe（OH）x沉淀［32］.高溫下溶解氧滲透深度小，避免 Fe2+被過量氧化為 Fe3+， Fe2+更利于厭氧氨氧化菌富集，提高反應(yīng)速率.原位溫度培養(yǎng)時(shí)厭氧氨氧化速率與OC含量正相關(guān)，30℃時(shí)表現(xiàn)出負(fù)相關(guān).有研究認(rèn)為OC對(duì)厭氧氨氧化菌的活性有抑制作用，并且高濃度抑制效果更明顯，這種抑制效果短期內(nèi)可逆［33］.低溫時(shí)不抑制可能與生物新陳代謝緩慢有關(guān)，OC含量很低，沒有對(duì)厭氧氨氧化產(chǎn)生明顯作用.S2-對(duì)厭氧氨氧化有抑制作用，可能與 S2-對(duì)厭氧氨氧化菌的毒害有關(guān)［34］.表 2中 S2-濃度與厭氧氨氧化速率相關(guān)性很小但未表現(xiàn)出負(fù)相關(guān)性，可能與S2-濃度較低有關(guān).

DNRA速率與OC含量正相關(guān)性較大.有機(jī)質(zhì)表面可附著 DNRA菌且可作為反應(yīng)基質(zhì)為DRNA提供電子［35-36］，高溫下OC分解加速，含量減少，二者相關(guān)性減小.高溫下 S2-氧化可與DNRA 結(jié)合［37-39］或者高濃度的 S2-也可以作為DNRA的電子供體進(jìn)而促進(jìn)DNRA作用，維持水體環(huán)境中可利用氮的含量［36，40］.而 Fe2+的氧化可按下面的反應(yīng)方程式與 DNRA相結(jié)合，促進(jìn)DNRA［41］：

青草沙水庫DNRA與Fe2+和S2-濃度相關(guān)性均不明顯甚至有負(fù)相關(guān)性可能與Fe2+和S2-結(jié)合生成的FeS有關(guān)，F(xiàn)eS被氧化時(shí)電子轉(zhuǎn)移給NO-

3促進(jìn)反硝化反應(yīng)，生成 N2［42］.Golterman［43］和Garcia-Gil［44］也發(fā)現(xiàn)當(dāng)FeS被添加到羅納河三角洲沉積物中時(shí)反硝化速率增加.這使得DNRA相對(duì)缺少可利用的Fe2+和S2-，速率受到影響.

3.3 硝酸鹽異化還原過程氮循環(huán)貢獻(xiàn)

青草沙水庫氮負(fù)荷的主要來源有生物固氮、河流輸入和大氣沉降等，氮丟失途徑主要有硝酸鹽異化還原過程、沉積物埋藏和進(jìn)入大氣中［45］.經(jīng)計(jì)算，反硝化是青草沙水源地沉積物中硝酸鹽異化還原的主要方式，平均貢獻(xiàn)率約為56%.厭氧氨氧化對(duì)硝酸鹽轉(zhuǎn)換的貢獻(xiàn)率稍小于反硝化，平均約為 40%，在總的硝酸鹽異化還原過程中起著重要作用.而DNRA對(duì)總硝酸鹽還原的貢獻(xiàn)最小，平均約為4%.表3給出了不同生態(tài)系統(tǒng)沉積物中反硝化、厭氧氨氧化和DNRA對(duì)總硝酸鹽還原的貢獻(xiàn)率.

表3 反硝化、厭氧氨氧化和DNRA在不同生態(tài)系統(tǒng)中硝酸鹽還原的貢獻(xiàn)率Table 3 Contributions of denitrification， anammox， and DNRA to total nitrate reduction in different ecosystems

根據(jù)反硝化和厭氧氨氧化在原位溫度下速率大小，經(jīng)計(jì)算反硝化和厭氧氨氧化總的脫氮速率分別是41%～ 72%和28%～59%，推測(cè)每年可有效消除沉積物氮負(fù)荷約 3.25×103t和 1.68×103t，前者是脫氮的主要途徑.青草沙水庫主要取水于上游徐六涇，大氣濕沉降也有一定貢獻(xiàn).經(jīng)估算青草沙水庫總氮年輸入量約9.10×103t，反硝化作用可減輕輸入氮量的35.71%，厭氧氨氧化可去除輸入氮量的 18.46%，累計(jì)可去除輸入氮量的54.17%.由此可知反硝化是青草沙水庫脫氮的主要過程，總脫氮貢獻(xiàn)與一些河口海岸環(huán)境脫氮值相似［51-52］.有研究表明在過去 20年間，長(zhǎng)江口總氮輸入已經(jīng)增長(zhǎng)了2倍之多［53］，在周圍不利環(huán)境影響下，青草沙也面臨著嚴(yán)峻的富營(yíng)養(yǎng)化以及有害藻類爆發(fā)的考驗(yàn)，水質(zhì)情況不容樂觀.因此，實(shí)行有效的水質(zhì)調(diào)查分析和藻類監(jiān)測(cè)等去預(yù)防并減緩水庫富營(yíng)養(yǎng)化進(jìn)程愈顯重要，使其能長(zhǎng)久發(fā)揮綜合優(yōu)勢(shì)，成為上海市居民優(yōu)良的供水源.

4 結(jié)論

4.1 青草沙水源地在原位溫度培養(yǎng)下異化的硝酸鹽還原中反硝化速率范圍是 0.18 ～ 6.86μmol N/（kg·h），厭氧氨氧化速率范圍是0.26 ～ 3.16μmol N/（kg·h），DNRA速率變化間于 0.09 ～ 0.25μmol N/（kg·h）.

4.2 在 20℃和 30℃培養(yǎng)下，反硝化和厭氧氨氧化速率相對(duì)原位溫度速率明顯增大，呈正相關(guān)性，而 DNRA速率不受溫度明顯影響.相關(guān)性表明，NH4+、S2-和 Fe2+濃度、OC量對(duì)硝酸鹽異化還原速率影響較大.

4.3 反硝化是青草沙水源地沉積物中硝酸鹽異化還原的主要方式，貢獻(xiàn)率為34% ～ 71%，厭氧氨氧化和DNRA分別是28% ～ 49%和2% ～ 17%.反硝化和厭氧氨氧化累積可去除長(zhǎng)江口水庫外源輸入氮的54.17%.

［1］ Seitzinger S. Nitrogen cycle： Out of reach ［J］. Nature， 2008，452：162-163.

［2］ Galloway J N， Townsend A R， Erisman J W， et al. Transformation of the nitrogen cycle： Recent trends， questions， and potential solutions ［J］. Science， 2008，320（5878）：889-892.

［3］ Cui S H， Shi Y L， Groffman P M， et al. Centennial-scale analysis of the creation and fate of reactive nitrogen in China （1910～2010）［J］. Proc. Natl. Acad. Sci. U.S.A.， 2013，110（6）：2052-2057.

［4］ 王秋娟，李永峰，姜 霞，等.太湖北部三個(gè)湖區(qū)各形態(tài)氮的空間分布特征 ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2010，30（11）：1537-1542.

［5］ Deegan L A， Johnson D S， Warren R S， et al. Coastal eutrophication as a driver of salt marsh loss ［J］. Nature， 2012，490：388-392.

［6］ Kuypers M M M， Lavik G， Woebken D， et al. Massive nitrogen loss from the Benguela upwelling system through anaerobic ammonium oxidation ［J］. Proc. Natl. Acad. Sci. U. S. A.， 2005，102（18）：6478-6483.

［7］ Engstr?m P， Dalsgaard T， Hulth S， et al. Anaerobic ammonium oxidation by nitrite （anammox）： Implications for N2production in coastal marine sediments ［J］. Geochim. Cosmochim. Acta， 2005，69（8）：2057-2065.

［8］ Burgin A J， Hamilton S K. Have we overemphasized the role of denitrification in aquatic ecosystems a review of nitrate removal pathways ［J］. Front. Ecol. Environ.， 2007，5（2）：89-96.

［9］ Gardner W S， McCarthy M J， An S， et al. Nitrogen fixation and dissimilatory nitrate reduction to ammonium （DNRA） support nitrogen dynamics in Texas estuaries ［J］. Limnol. Oceanogr.，2006，51（1）：558—568.

［10］ Deng F Y， Hou L J， Liu M， et al. Dissimilatory nitrate reduction processes and associatedcontribution to nitrogen removal in sediments of the Yangtze Estuary ［J］. J. Geophys. Res. Biogeosci.，2015，120（8）：1521—1531.

［11］ Song G D， Liu S M， Marchant H， et al. Anaerobic ammonium oxidation， denitrification and dissimilatory nitrate reduction to ammonium in the East China Sea sediment ［J］. Biogeosciences，2013，10（11）：6851-6864.

［12］ 鄭丹楠，王雪松，謝紹東，等.2010年中國(guó)大氣氮沉降特征分析［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2014，34（5）：1089-1097.

［13］ Galloway J N， Townsend A R， Erisman J W， et al. Transformation of the Nitrogen cycle： recent trends， questions， and potential solutions ［J］. Science， 2008，320（5878）：889—892.

［14］ Phlips E J， Cichra M， Havens K， et al. Relationships between phytoplankton dynamics and the availability of light and nutrients in a shallow sub-tropical lake ［J］. J. Plankt. Res. 1997，19（3）：319—342.

［15］ Canion A， Kostka J E， Gihring T M， et al. Temperature response of denitrification and Anammox reveals the adaptation of microbial communities to in situ temperatures in permeable marine sediments that span 50°in latitude ［J］. Biogeosciences，2014，11：309-320.

［16］ Kawagoshi Y， Fujisaki K， Tomoshige Y， et al. Temperature effect on nitrogen removal performance and bacterial community in culture of marine Anammox bacteria derived from sea-based waste disposal site ［J］. J. of Biosci. Bioeng.， 2012，113（4）：515-520.

［17］ 于德爽，魏思佳，李 津，等.溫度對(duì)厭氧氨氧化與反硝化耦合脫氮除碳的影響 ［J］. 中國(guó)環(huán)境科學(xué)， 2016，36（5）：1384-1391.

［18］ 王東啟.長(zhǎng)江口及其濱岸沉積物-水界面 N的交換通量與影響機(jī)制研究 ［D］. 上海：華東師范大學(xué)， 2002.

［19］ 顧金山，陸曉如，顧玉亮.上海青草沙水源地原水工程規(guī)劃 ［J］.給水排水， 2009，（1）：50-54.

［20］ 顧玉亮，樂 勤，金迪惠.青草沙—上海百年戰(zhàn)略水源地 ［J］. 上海科技建設(shè)， 2008，（1）：66-69.

［21］ Smyth A R， Thompson S P， Siporin K N， et al. Assessing Nitrogen Dynamics Throughout the Estuarine Landscape ［J］. Estuaries and Coasts， 2013，36（1）：44—55.

［22］ 鮑士旦.土壤農(nóng)化分析 ［M］ 3版.北京：中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社， 2000.

［23］ Hsieh Y P， Yang C H. Diffusion methods for the determination of reduced inorganic sulfur species in sediments ［J］. Limnol. Oceanogr.， 1989，34（6）：1126-l130.

［24］ Seitzinger S P. Linkages between organic matter mineralization and denitrification in eight riparian wetlands ［J］. Biogeochemistry，1994，25（1）：19-39.

［25］ Devol A H. Denitrification， anammox， and N2production in marine sediments ［J］. Annu. Rev. of Mar. Sci.， 2015，7：403-423.

［26］ 李 勇.長(zhǎng)江口潮灘環(huán)境下厭氧氨氧化（Anammox）過程及形成機(jī)制研究 ［D］. 上海：華東師范大學(xué)， 2011.

［27］ Tomaszek J A and Rokosz G R. Rates of dissimilatory nitrate deduction to ammonium in two polish reservoirs： impacts of temperature， organic matter content， and nitrate concentration ［J］. Environmental Technology， 2007，28（7）：771-778.

［28］ Bradbury D C， Firestone M K. Environmental control of microbial N transformations in redwood forests ［R］. In（edsStandiford R B， Giusti G A， Valachovic Y， et al.），Proceedings of the Redwood Region Forest Science Symposium：What Does the Future Hold？ Gen. Tech. Rep. PSW-GTR-194. Pacific Southwest Research Station， Forest Service， U.S. Department of Agriculture， Albany， CA， USA， 2007，203—204.

［29］ J?ntti H， Stange F， Leskinen E， et al. Seasonal variation in nitrification and nitrate-reduction pathways in coastal sediments in the Gulf of Finland， Baltic Sea ［J］. Aquatic Microbial Ecology，2011，63（2）：171—181.

［30］ Gameron S G and Schipper L A. Nitrate removal and hydraulic performance of organic carbon for use in denitrification beds ［J］. Ecolog. Eng.， 2010，36（11）：1588—1595.

［31］ 胡玲珍，陳振樓.河口沉積物反硝化反應(yīng)影響因子綜述 ［J］. 環(huán)境科學(xué)動(dòng)態(tài)， 2003，4：41-43.

［32］ 李 祥，黃 勇，巫 川，等.Fe2+和 Fe3+對(duì)厭氧氨氧化污泥活性的影響 ［J］. 環(huán)境科學(xué)， 2014，35（11）：4224-4229.

［33］ Li Jie， Zhang Jie， Zhou Shaoqi. The TOC and IC impact study of anaerobic ammonia oxidation reaction ［J］. Water&Wastewater Engineering， 2008，34（11）：157-160.

［34］ Sears K， Alleman J E， Barnard J L， et al. Impacts of reduced sulfur components on active and resting ammonia oxidizers ［J］. J. Ind. Microbiol. Biotechnol.， 2004，31（8）：369—378.

［35］ Davidsson T E， St?hl M. The influence of organic carbon on nitrogen transformations in five wetland soils ［J］. Soil Sci. Soc. Am. J.， 2000，64（3）：1129—1136.

［36］ Burgin A J， Hamilton S K. Have we overemphasized the role of denitrification in aquatic ecosystems？ A review of nitrate removal pathways ［J］. Front. Ecol. Environ.， 2007，5（2）：89—96.

［37］ Sweerts J R A， Beer D D， Nielsen L P， et al. Denitrification by sulphur oxidizing Beggiatoa spp. mats on freshwater sediments［J］. Nature， 1990，344（6268）：762—763.

［38］ Sayama M， Risgaard-Petersen N， Nielsen L P， et al. Impact of bacterial NO3-transport on sediment biogeochemistry ［J］. Appl. Environ. Microbiol.， 2005，71（11）：7575—7577.

［39］ Ogilvie B G， Rutter M， Nedwell D B. Selection by temperature of nitrate-reducing bacteria from estuarine sediments： species composition and competition for nitrate ［J］. FEMS Microbiol. Ecol.， 1997，23（1）：11—22.

［40］ An S， Gardner W S. Dissimilatory nitrate reduction to ammonium（DNRA） as a nitrogen link， versus denitrification as a sink in a shallow estuary （Laguna Madre/Baffin Bay， Texas） ［J］. Mar. Ecol. Prog. Ser.， 2002，237：41—50.

［41］ Roberts K L， Kessler A J， Grace M R et al. Increased rates of dissimilatory nitrate reduction to ammonium （DNRA） under oxic conditions in a periodically hypoxic estuary ［J］. Geochimicaet Cosmochimica Acta， 2014，133：313—324.

［42］ Brunet R C， Garcia-Gil L J. Sulfide-induced dissimilatory nitrate reduction to ammonia in anaerobic freshwater sediments ［J］.FEMS Microbiol. Ecol.， 1996，21（2）：131—138.

［43］ Golterman H L. Influence of FeS on denitrification in shallow waters ［J］. Verb. Int. Ver. Limnol.， 1991，24：3025-3028.

［44］ Garcia-Gil L J， Golterman H L. Kinetics of FeS-mediated denitrification in sediments from Camargue （Rhone delta， South-France） ［J］. FEMS Microbial. Ecol.， 1993，13（2）：85-91.

［45］ Gruber N， Galloway J N. An Earth-system perspective of the global nitrogen cycle ［J］. Nature， 2008，451：293-296.

［46］ Bonin P， Omnes P， Chalamet A. Simultaneous occurrence of denitrification and nitrate ammonification in sediments of the French Mediterranean Coast ［J］. Hydrobiologia， 1998，389（1）：169-182.

［47］ Dong L F， Smith C J， Papaspyrou S， et al. Changes in benthic denitrification， nitrate ammonification， and Anammox process rates and nitrate and nitrite reductase gene abundances along an estuarine nutrient gradient （the Colne Estuary， United Kingdom）［J］. Appl. Environ. Microbiol.， 2009，75（10）：3171—3179.

［48］ Hou L J， Liu M， Carini S A， et al. Transformation and fate of nitrate near the sediment—water interface of CopanoBay，Cont ［J］. Continental Shelf Research， 2012，35：86—94.

［49］ Hietanen S， Kuparinen J. Seasonal and short-term variation in denitrification and Anammox at a coastal station on the Gulf of Finland， Baltic Sea ［J］. Hydrobiologia， 2008，596（1）：67—77.

［50］ Glud R N， Thamdrup B， Stahl H， et al. Nitrogen cycling in a deep ocean margin sediment （Sagami Bay， Japan） ［J］. Limnol. Oceanogr.， 2009，54（3）：723—734.

［51］ Seitzinger S P. Denitrification in freshwater and coastal marine ecosystem： Ecological and geochemical significance ［J］. Limnol. Oceanogr.， 1988，33（4）：702—724.

［52］ Seitzinger S P， Kroeze C. Global distribution of nitrous oxide production and N inputs in freshwater and coastal marine Ecosystems ［J］. Global Biogeochem. Cycles， 1998，12（1）：93—113.［53］ Wang Q， Koshikawa H， Liu C， et al. 30-year changes in the nitrogen inputs to the Yangtze River Basin ［J］. Environ. Res. Lett.，2014，9（11）：5005—5016.

全國(guó)人大常委會(huì)批準(zhǔn)《巴黎協(xié)定》有利于中國(guó)在全球氣候治理進(jìn)程中發(fā)揮更重要作用

9月3日在京閉幕的十二屆全國(guó)人大常委會(huì)第二十二次會(huì)議表決通過了全國(guó)人大常委會(huì)關(guān)于批準(zhǔn)《巴黎協(xié)定》的決定.

2015年12月12日在巴黎舉行的《聯(lián)合國(guó)氣候變化框架公約》第二十一屆締約方會(huì)議通過了《巴黎協(xié)定》，旨在控制主要由碳排放而導(dǎo)致的氣溫升高.《巴黎協(xié)定》是繼1992年《聯(lián)合國(guó)氣候變化框架公約》和1997年《京都議定書》之后，人類歷史上應(yīng)對(duì)氣候變化的第三個(gè)里程碑式的國(guó)際法律文本，成為近年來氣候變化多邊進(jìn)程的最重要成果.該協(xié)定對(duì) 2020年后全球應(yīng)對(duì)氣候變化的行動(dòng)作出了框架性安排，將形成全球氣候治理格局，具有重大意義.2016年4月22日 “世界地球日”，國(guó)家主席習(xí)近平特使、國(guó)務(wù)院副總理張高麗代表中國(guó)在紐約聯(lián)合國(guó)總部簽署了《巴黎協(xié)定》，向國(guó)際社會(huì)表明中國(guó)愿與各國(guó)共同抵御全球變暖.

《巴黎協(xié)定》設(shè)立了將全球平均氣溫升幅控制在2℃以內(nèi)的長(zhǎng)期目標(biāo)，并為將氣溫升幅控制在1.5 ℃以內(nèi)而努力.根據(jù)協(xié)定，各方將以“自主貢獻(xiàn)”的方式參與全球應(yīng)對(duì)氣候變化行動(dòng).發(fā)達(dá)國(guó)家將繼續(xù)帶頭減排，并加強(qiáng)對(duì)發(fā)展中國(guó)家的資金、技術(shù)和能力建設(shè)支持，幫助后者減緩和適應(yīng)氣候變化.中國(guó)承諾在 G20杭州峰會(huì)前完成參加協(xié)定的國(guó)內(nèi)法律程序.

摘自《中國(guó)環(huán)境報(bào)》

2016-09-05

Temperature sensitivity and controlling factors of dissimilatory nitrate reduction processes in sediments of Qingcaosha reservoir， Yangtze Estuary.

HU Xiao-ting1， CHENG Lü1， LIN Xian-biao1， LIU Min1， LU Min1， HOU Li-jun2*（1.School of Geographical Sciences， East China Normal University， Shanghai 200062， China；2.Skate Key Laboratory of Estuarine and Coastal Research， East China Normal University， Shanghai 200062， China）. China Environmental Science， 2016，36（9）：2624～2632

Slurry incubation experiments combinatedwith isotope-tracing techniques were conducted toexaminethe effectsof temperature on dissimilatory nitrate reductionprocesses and reveal associated environmental variables in Qingcaosha reservoir， the Yangtze Estuary.Results indicated that the potential rates of denitrification， anammox and DNRA in thereservoir sediments werein the range of 0.18 ～ 6.86， 0.26 ～ 3.16and 0.09 ～ 0.25μmol N/ （kg·h）， respectively， at in situ temperature （10℃）. The denitrification rates ranged from 0.43to 6.22and from 0.68to 6.56μmol N/ （kg·h）， increased by mean value of 15.7% at 20℃ and 21.6% 30℃， compared to that in 10℃. Anammox rates varied from 0.61 to 3.2μmol N/（kg·h）at 20℃ and from 0.77 to 3.54μmol N/ （kg·h）at 30℃， increased by 27.8% and 42.6%. However， DNRA rates ranged between 0.09 and 0.23μmol N/ （kg·h）at 20℃， and from 0.1 to 0.18μmol N/（kg·h）at 30℃， reduced by 4.2% compared to that in 10℃. Anammoxwas most sensitive to changes in the temperature， followed by denitrification， and increased with incrasedtemperature； the DNRA was least sensitive to temperature， decreased with the incrasedtemperature. OC， NH4+， Fe2+and S2-werefound to have significant influence on these nitrate reduction processes. Denitrification and anammoxcontributed respectively 34% ～ 71% and 28% ～ 49% to the total nitrate reduction， while DNRA only contributed2% ～ 17% in the Qingcaosha reservoir. Denitrificationand anammoxprocesses were estimated to remove 3.25×103t/a and 1.68×103t/a of nitrogen， accounting for 54.17% of the total external nitrogen transported into the reservoir.

isotope-tracing techniques；dissimilatory nitrate reduction；temperature sensitivity；sediment；Qingcaosha reservoir

X524

A

1000-6923（2016）09-2624-09

2016-01-12

國(guó)家自然基金項(xiàng)目（41130525，41371451，41271114）

* 責(zé)任作者， 教授， ljhou@sklec.ecnu.edu.cn

胡曉婷（1990-），女，山西大同人，華東師范大學(xué)碩士研究生，主要從事河口濕地生物地球化學(xué)循環(huán)研究.發(fā)表論文1篇.