河岸帶土壤反硝化作用研究進展

徐碩, 李玉雙, 魏建兵, 孔瀟, 侯永俠, 宋雪英

河岸帶土壤反硝化作用研究進展

徐碩, 李玉雙*, 魏建兵, 孔瀟, 侯永俠, 宋雪英

沈陽大學環(huán)境學院, 區(qū)域污染環(huán)境生態(tài)修復教育部重點實驗室, 沈陽 110044

反硝化作用是水生態(tài)系統(tǒng)脫氮和控制水體富營養(yǎng)化的重要過程, 是氮循環(huán)的關鍵環(huán)節(jié)。該作用對去除陸地和水生生態(tài)系統(tǒng)中的硝酸鹽、亞硝酸鹽并將其以無反應氮氣的形式重新輸送到大氣這一過程起著至關重要的作用。文章綜述了土壤反硝化過程的關鍵微生物及其作用機制、土壤反硝化作用的主要影響因素及其作用規(guī)律以及反硝化作用的研究方法方面的研究進展, 并對今后的發(fā)展方向進行了展望。指出今后應進一步將分子生態(tài)學技術手段綜合運用于土壤反硝化作用研究, 加強反硝化功能微生物種群結構的研究, 深入了解反硝化菌群結構及其種間的協(xié)同作用規(guī)律與機制, 進一步明確反硝化的微觀作用機制與反應機理, 并結合景觀生態(tài)因子建立氮循環(huán)生物地球化學模型, 剖析多尺度因素對反硝化作用的影響及其調控機制, 此外, 還應加強土壤反硝化研究新方法的開發(fā)與現(xiàn)有技術的改進, 逐步建立土壤反硝化強度測定的標準方法體系。

河岸帶; 土壤; 反硝化作用; 影響因素

0 前言

水是人類得以生存和發(fā)展的基礎和命脈。現(xiàn)如今, 城市化水平越來越高, 水污染問題在世界范圍內引起極大的重視。水污染嚴重威脅了世界各國的生態(tài)、環(huán)境安全和人體健康。生活污水的排放和處置給流域生態(tài)系統(tǒng)帶來了許多污染物。氮素是其中之一, 可以通過地表與地下之間的徑流排入水中, 造成嚴重的水污染[1]。

水體中氮含量過高不管是對人體, 還是對生態(tài)環(huán)境等都會造成一定的不利影響。一方面, 氮的某些化合物(如NH3+、NO3?)在相對高濃度時對人體健康有害。硝酸鹽含量過高對人類健康的危害包括嬰兒患藍嬰病, 成人可能患胃癌[2]。此外, 還會導致水體富營養(yǎng)化, 出現(xiàn)浮游生物劇增現(xiàn)象。不僅可能會大大降低水體的能見度, 還可能會大大降低水中溶解氧的化合物含量。甚至可能會嚴重影響動植物的生存, 使得水體產生嚴重的臭味。最終, 會導致水中生物死亡。因此, 氮的控制是水資源可持續(xù)管理的關鍵因素之一。

河岸帶是截留陸生污染物進入水體的重要屏障。河岸帶土壤被認為在去除河流和小溪中過剩的營養(yǎng)物質方面起著重要的作用[3]。全世界的河岸帶可以從地表和地下徑流中截留大約67.5%的氮。植物吸收、微生物固定化、土壤儲存和河岸帶反硝化作用是將氮素截留于河岸帶的主要過程。現(xiàn)如今, 人們對河岸帶污染阻控潛力認識逐漸增強, 河岸帶對N、P等污染物的阻控原理引起了極大的重視。

反硝化作用又稱脫氮作用, 被認為是去除河岸帶過量氮素的最佳途徑, 是指在厭氧條件下, 反硝化微生物以有機碳為C源和電子供體, 依次將硝酸鹽(NO3-)轉化成亞硝酸鹽(NO2-), 繼而產生氣態(tài)一氧化氮(NO)和一氧化二氮(N2O), 最終產生氮氣(N2)的過程[4]。其反應公式為: NO3-→NO2-→NO→N2O→N2。在整個過程中, N氧化物代替氧氣成為電子受體, 在細胞質膜產生電化學梯度。N氧化物的電子傳輸過程主要是靠一系列氧化還原酶的共同參與來完成的。此外, 反硝化作用的發(fā)生還必須具備以下四個條件: (1)厭氧條件; (2)反硝化微生物; (3)氮的氧化物; (4)合適的電子供體。

最初, 反硝化被人們認為是一個厭氧的過程[5]。在有氧氣存在的條件下, 反硝化微生物會優(yōu)先使用溶解氧進行呼吸。因此, NO3-和NO2-就不能作為最終的電子受體。20世紀80年代, ROBERTSON等[6]在除硫和反硝化處理實驗中第一次分離出一株好氧反硝化菌: 脫氮副球菌()。與此同時, 還提出了好氧反硝化酶系的存在。雖然在好氧環(huán)境下也能發(fā)生反硝化過程, 但是一般好氧反硝化的主要產物是N2O(一種危害性極強溫室氣體), 且與厭氧反硝化相比, 好氧反硝化速率較慢。目前關于好氧反硝化方面的研究仍需完善, 通常所述的反硝化過程指的是厭氧反硝化過程[7]。

研究河岸帶土壤的反硝化作用具有減輕水體的富營養(yǎng)化、改善水生生態(tài)系統(tǒng)水質等重要的環(huán)境學意義以及保持生態(tài)系統(tǒng)各圈層氮素平衡、消除因硝酸積累對生物的毒害作用、平衡生物固氮輸入通量、保護流域生態(tài)系統(tǒng)健康、減少活性氮對環(huán)境和氣候變化的影響等重要的生態(tài)學意義。本文主要對河岸帶土壤反硝化的作用機理、影響因素以及研究方法進行簡單綜述, 并對今后的發(fā)展方向進行了展望, 旨在為后續(xù)更好地開展相關研究提供參考。

1 反硝化作用的關鍵微生物及其作用機制

1.1 反硝化微生物

反硝化微生物一直以來都是一個龐大的生理類群。其種類龐雜, 廣泛分布于細菌、真菌和古菌中。已經發(fā)現(xiàn)約 50 個屬 130 多種細菌均能發(fā)生反硝化過程[8]。前期, 只在假單胞菌(Pseudomonaceae)、芽孢桿菌(Bacillaceae)、根瘤菌(Rhizobiaceae)、鹽桿菌(Halobacteri aceae)等細菌中發(fā)現(xiàn)了反硝化作用[9]。后來經過研究發(fā)現(xiàn), 真菌、放線菌、酵母菌等也存在反硝化作用[10]。

此外, 周質硝酸鹽還原酶(Periplasmic-bound nitrate reductase, Nap)能在好氧條件下發(fā)揮作用, 因此一些反硝化細菌也能進行好氧反硝化作用[11]。副球菌屬(Paracoccus)、假單胞菌屬(Pseudomonas)和產堿桿菌屬(Alcaligenes)等均為好氧反硝化細菌[12]。

1.2 反硝化作用機制

反硝化作用的每一步反應都需要在特異的還原酶催化下完成?？傮w來說, 反硝化過程需要有4種還原酶參與: 硝酸鹽還原酶(Nitrate reductase, Nar)、亞硝酸鹽還原酶 (Nitrite reductase, Nir )、一氧化氮還原酶 (Nitric oxide reductase, Nor )和氧化亞氮還原酶 (Nitrous oxide reductase, Nos )[13]。在反硝化過程中, 每一種還原酶都有特異的還原酶基因編碼, 分別對應nar、nir、nor、nos, 被稱為反硝化的功能基因。其中, Nar又可以分為Nap和膜結合硝酸鹽還原酶(Membrane-bound nitrate reductase, Nar)[14]。

反硝化作用進行的第一步工作就是將硝酸鹽還原成亞硝酸鹽。在這一還原過程中需要nar和nap酶的催化作用, 其分布在反硝化菌細胞內的不同部位。這兩類酶對氧氣的敏感程度不同, Nar 對氧氣比較敏感, 在厭氧環(huán)境下起作用, Nap 在有氧環(huán)境下優(yōu)先表達。

反硝化過程的第二步反應是亞硝酸鹽轉化成一氧化氮[15]。這一過程由Nir 催化完成, 是微生物反硝化作用發(fā)生過程中的一個重要限速步驟。它被廣泛認為可能是催化微生物進行反硝化的過程中最重要的一步反應。nir主要廣泛地存在于微生物細胞的周質空間,是微生物反硝化的過程中控制微生物最為重要的一個功能基因。它可分為可溶性含銅酶和細胞色素酶兩種, 分別由細胞中的nirk和nirs兩個基因進行編碼。大多數(shù)的情況下這兩種亞硝酸鹽還原酶都不會同時出現(xiàn)在一個細菌細胞內。

反硝化過程第三步是一氧化氮催化轉化成氧化亞氮。這一過程由Nor 催化完成, 其主要由 norC 和 norB 基因編碼的兩個亞基組成[16]。Nor 對一氧化氮具有較強的親和力, 能將一氧化氮濃度保持在極低的水平, 以消除一氧化氮對細胞的毒害作用, 對細胞具有獨特的生理意義。

反硝化過程的最后一步是氧化亞氮轉化為氮氣。這一過程由Nos催化完成, 在此過程中有害的溫室氣體被轉化為無害氣體, 決定了反硝化作用的最終產物。Nos由含有 8 個 Cu 離子的兩個相同亞基組成, 主要由nosZ 基因編碼, 現(xiàn)如今nosZ 基因被廣泛地用來研究環(huán)境中反硝化菌的群落結構[17]。

綜上所述, 反硝化微生物以及反硝化的作用機制是研究反硝化作用的基礎。目前, 關于反硝化的關鍵微生物及其作用機制研究方面已經取得了大量的研究成果, 然而在反硝化功能微生物群落結構方面的研究尚不夠成熟, 反硝化菌群間的協(xié)同作用機制方面的研究仍不夠深入, 反硝化功能菌群的群落結構及其種間的協(xié)同作用規(guī)律與機制將是今后研究的重點。

2 反硝化作用的影響因素

含水率、溫度、溶解氧、pH值、土壤有機質、有機碳、氮素形態(tài)等因素都能通過直接或間接地影響反硝化微生物活性和反硝化酶來影響反硝化作用。除以上因素外, 植被類型等其他因素也可能對反硝化作用產生影響。

2.1 含水率對反硝化過程的影響

含水率可以通過多個方面影響反硝化過程。一方面, 含水率會直接影響微生物活性, 含水率越高, 微生物的活性越強。另一方面, 含水率還能改變土壤的通透性和氧分壓, 以此對微生物產生間接影響。若土壤的含水率較低, 表明該土壤通氣狀況較好, 其厭氧環(huán)境較弱, 不利于反硝化作用。此外, 含水率對生化反應也有重要影響。生化反應的發(fā)生需要水分作為載體, 以水分為溶劑, 溶解的離子態(tài)物質更容易發(fā)生遷移轉化。

LIU WZ等[18]對長三角沿海鹽沼和香海濕地進行了反硝化研究, 研究發(fā)現(xiàn), 水分能抑制氧氣擴散, 土壤含水率越高, 越有利于反硝化反應。李飛躍等[19]對江蘇句容水庫進行了反硝化作用的相關研究, 研究發(fā)現(xiàn), 該試地的含水率越高, 反硝化速率越高。BAI J等[20]在黃河三角洲選取了三個典型的不同洪水頻率的采樣點, 對其進行了反硝化研究, 研究發(fā)現(xiàn), 含水率高的采樣點, 其反硝化作用較強。上述研究表明, 土壤水分對反硝化作用具有促進作用, 含水量越高反硝化作用強度越強。

2.2 溫度對反硝化過程的影響

溫度是影響反硝化作用的重要環(huán)境因子之一。劉榮芳[21]對閩江河口濕地的土壤進行了反硝化潛力的測定, 研究發(fā)現(xiàn), 10—30 ℃是反硝化作用最適宜的溫度, 超過此范圍的溫度過高或過低都不利于反硝化作用。一方面, 反硝化微生物的生長繁殖受環(huán)境溫度的影響, 在適宜的溫度范圍內, 反硝化微生物的合成代謝最旺盛。其生物量可以在最短時間內達到最大值, 相對應的生物酶濃度高, 能提供充足的生物酶催化劑。

另一方面, 酶催化反應需要在適宜的溫度范圍內進行, 溫度會影響酶活性的發(fā)揮。SHIAU YJ等[22]對作為沿海生態(tài)系統(tǒng)的紅樹林土壤進行了反硝化作用的研究, 研究發(fā)現(xiàn), 隨著土壤溫度的升高(15—25 ℃), 土壤反硝化酶活性增強了2.5—5倍。

GROH TA等[23]以愛荷華州中部漢密爾頓縣的三個飽和河岸緩沖區(qū)為研究對象進行反硝化速率測定, 試驗顯示, 溫度會在不同程度上影響試驗區(qū)的最大反硝化勢。覃超梅等[24]對珠江口淇澳島海岸帶的沉積物進行采樣分析, 發(fā)現(xiàn)在適宜溫度范圍內, 溫度越高, 反硝化作用效果越好。上述研究表明, 適宜的溫度條件有利于反硝化作用的進行。

2.3 溶解氧對反硝化過程的影響

反硝化通常在厭氧環(huán)境下進行, 氧氣是抑制反硝化過程最重要的因素之一。這主要是因為土壤中的氧分子會與土壤中的硝酸鹽分子競爭作為電子態(tài)的能量供體。當土壤中有大量的溶解氧分子存在時, 反硝化菌分解土壤中的有機物時就會利用較高分子態(tài)的氧作為最終的電子受體[25]。在厭氧情況下, 反硝化菌會以硝酸鹽和亞硝酸鹽中的N作為最終電子受體。因此, 反硝化菌能達到對于土壤中氮素的抗氧化和去除作用效果。楊柳燕等[26]對太湖沉積物進行了反硝化研究發(fā)現(xiàn), 溶解氧對反硝化的抑制作用主要是通過影響反硝化還原酶, 沒有溶解氧存在時, 硝酸鹽能被100 %地去除, 但是當溶解氧含量達到0.2 mg·L–1時, 則觀察不到明顯的反硝化作用。

此外, 分子態(tài)氧也會抑制反硝化還原酶的合成及其活性[27]。其中 Nos對氧的敏感度最高, 更易受到氧的抑制, 導致不完全反硝化過程。不完全反硝化可產生一氧化二氮。它是一種強效溫室氣體, 其危害性遠遠超過二氧化碳, 對全球氣候變暖約負有6 %的責任。

對于進行好氧反硝化的細菌而言, 它可將電子從被細菌還原的物質傳遞給氧氣, 同時也表示它可通過Nar將電子傳遞給NO3-。因此, 溶解氧有利于好氧反硝化作用的進行。但是李紫慧等[28]從廣州大坦沙污水處理廠好氧段活性污泥中篩選分離出異養(yǎng)硝化-好氧反硝化菌株進培養(yǎng)發(fā)現(xiàn), 好氧反硝化菌對溶解氧的需求也是有一定限度的。PATUREAU D等[29]在對一株好氧反硝化菌株進行研究時發(fā)現(xiàn), 在反硝化過程中, 溶解氧含量的閥值為4.5 mg·L–1。但是閾值也會受到其他因素的影響, 如底物、微生物的種類等, 其范圍一般在0.08—7.70 mg·L–1[30]。但SU JJ等[31]對分離出一株施氏假單胞菌SU2進行研究發(fā)現(xiàn), 當氣體中O2濃度為92 %時, 反硝化率在90 h內達到99.24 %, 這種情況難以用閥值理論來解釋。

2.4 pH值對反硝化過程的影響

反硝化速率也會受到pH值的影響。pH會作用于細胞膜的電荷, 影響酶的活性。導致反硝化微生物吸收和代謝營養(yǎng)物質的效率降低, 進而影響反硝化作用。nirS和 norB的表達水平在pH值為6—8時可保持相對穩(wěn)定, 因此, 當pH值呈中性或微堿性時更有利于反硝化作用的進行。

WU X等[32]對典型草原、草甸草原、濕地、干旱草原等四種典型地被類型進行反硝化潛力研究, 研究表明, 當土壤呈弱堿性時, 土壤中的無機氮和有機碳含量高, 在這種環(huán)境下反硝化速率要大于酸性土壤。CAO XS等[33]在研究pH對短程反硝化的影響時發(fā)現(xiàn), pH從6.5升高到9.2時, 亞硝態(tài)氮的積累量減少了23.3 mg·L–1。HU HW等[34]收集了來自廣泛的土壤和生態(tài)系統(tǒng)類型的65種土壤中氨氧化古菌和細菌的生態(tài)特征, 通過研究發(fā)現(xiàn), 土壤過酸會抑制反硝化活動, 并且土壤過堿也會使反硝化速率降低。因此, 適宜的pH條件才會使反硝化活動處于最強烈狀態(tài), 反硝化速率最高。并且, 在該范圍內, 反硝化速率與pH值呈正相關關系。

2.5 土壤有機質、有機碳對反硝化過程的影響

反硝化作用過程需要反硝化細菌的參與, 反硝化細菌一般為異養(yǎng)型。因此, 在其進行氮素的轉化時需要土壤有機質作為其不可或缺的電子供體[35]。除此之外, 有機質還可以給微生物提供細胞能源。并且在深層沉積物中, 有機質會發(fā)生礦化作用使氧氣含量減少, 營造厭氧環(huán)境。因此, 有機質有助于反硝化過程的進行。BALLANTINE KA等[36]對一個活躍養(yǎng)殖的蔓越莓沼澤, 一個退役的蔓越莓沼澤, 一個復原沼澤和一個自然參考沼澤進行反硝化作用研究, 研究發(fā)現(xiàn), 反硝化潛力隨有機質的增加而增加。WANG S等[37]探討了滇池湖濱緩沖帶的硝酸鹽去除機理, 發(fā)現(xiàn)土壤有機質對土壤反硝化過程起到促進作用。

反硝化過程的順利進行需要添加微生物可利用的碳源。有機碳是反硝化微生物在進行氮素的轉化時需要的電子供體, 足夠的電子供體才能保證反應的順利完成[38]。因此, 土壤有機碳含量被普遍認為是河岸型土壤反硝化作用重要的決定因素之一。LIU W等[39]采用乙炔緩蝕技術, 對我國39項旱地土壤反硝化反應進行了綜合研究, 研究發(fā)現(xiàn), 土壤有機碳能促進土壤反硝化速率。QIN S等[40]報告了在0-2米的土壤剖面, 從秸稈中提取的富溶解性液體的原位滲透對潛在反硝化速率、N2O/(N2O + N2)產生比和硝酸鹽儲量的影響, 發(fā)現(xiàn)通過對地上作物生物量產生的有機碳進行原位施用, 可以有效地去除土壤中的硝酸鹽。綜上所述, 土壤有機質、有機碳對反硝化過程具有促進作用, 其含量越高, 反硝化作用越強。

2.6 土壤氮素形態(tài)對反硝化過程的影響

N的氧化物(如NO3-、NO2-、NO或N2O)是反硝化微生物進行反應的末端電子受體, 因此, 土壤中的氮素會影響反硝化作用的進行。此外, 硝酸鹽和亞硝酸鹽是反硝化過程的底物, 其含量的多少也會對反硝化作用造成影響[41]。

ZHONG JC等[42]研究了環(huán)境因素對太湖梅梁灣沉積物反硝化的調節(jié)作用發(fā)現(xiàn), 當硝態(tài)氮濃度小于1 mmol·L–1時, 硝態(tài)氮濃度越高, 沉積物的反硝化速率也越高。然而, 硝態(tài)氮濃度也不宜過高。當硝態(tài)氮過量時, 會出現(xiàn) N2O的積累現(xiàn)象。SENBAIRAM M[43]等通過實驗室孵育實驗, 檢測了包括沼渣在內的各種含氮有機底物的施用對反硝化速率和N2O排放的影響, 研究發(fā)現(xiàn), 當硝態(tài)氮濃度從 2 mmol·L–1增加到 20 mmol·L–1時, 反硝化速率反而受到抑制。

2.7 其他因素

除以上因素外, 植被類型、特征、地形和土地利用等也會影響反硝化作用。

植物可以通過多種方面影響反硝化作用。一方面, 植物根系的分泌物會影響土壤環(huán)境, 通過生物量、碳源、根部泌氧來改變土壤的氧化還原電位, 影響土壤微生物種群結構以及土壤中的反硝化微生物豐度, 從而影響土壤反硝化作用。SUTTON-GRIER AE等[44]通過對美國北卡羅來納州達勒姆杜克森林溪流和濕地評估管理公園中的沼澤進行取樣研究, 發(fā)現(xiàn)植物根部泌氧有利于生成更多的硝態(tài)氮, 從而促進了反硝化作用。另一方面, 植物體凋落也會影響土壤反硝化作用。異氧菌通過捕獲易降解的植物有機碎片或植物根部釋放的不穩(wěn)定態(tài)有機碳來改變碳源的質和量, 可以刺激硝化作用的發(fā)生, 從而影響反硝化速率的大小。ALLDRED M等[45]對419個已發(fā)表的關于以不同植物物種為主的濕地反硝化作用的估計進行了研究分析, 研究表明濕地大型植物提高了平均 55 %的土壤反硝化速率。此外, 生物量會為反硝化反應提供足夠的碳源, 所以植物的地上和地下生物量也會對反硝化產生積極影響。植物還會提供有機物質并且引入了氧氣, 使NO3-生成量增多, 進而提高反硝化速率。GUO GX等[46]調查了不同環(huán)境因素對含有nirK、nirS和nosZ基因的反硝化群落的豐度和多樣性的相對貢獻, 發(fā)現(xiàn)植株能通過提供足夠的氮源和碳源來提高反硝化速率。

近年來, 有研究報道, 地形和土地利用對河岸濕地土壤反硝化速率也有間接影響。XIONG Z等[47]使用乙炔阻滯技術確定中國漢江流域42個河岸濕地的土壤潛力和未修正的齒化率的空間變異性, 發(fā)現(xiàn)農業(yè)河岸土壤的反硝化速率高于森林河岸土壤。LIU Wenzhi等[48]使用乙炔阻滯技術測量了來自15個不同流域土地用途的亞熱帶河流62個河岸站點的土壤的反硝化潛力和凈N2O產量, 研究發(fā)現(xiàn)與森林河岸帶相比, 農業(yè)河岸帶有更大的潛力從污染徑流中去除氮, 流域內原有植被向農田的轉化可能對河岸帶土壤N循環(huán)和NO3-去除能力產生深遠影響。

此外, 農業(yè)活動, 如灌溉、放牧、土壤耕作和在集水區(qū)大量使用氮肥等活動, 也能夠改變河岸土壤特性和植被特征, 從而調節(jié)河岸的反硝化潛力和N2O產量。

綜上所述, 反硝化作用的影響因素研究一直是反硝化作用研究的重點, 也是調控土壤反硝化作用的基礎。目前對于單一環(huán)境因子對反硝化強度的影響規(guī)律已積累了大量的研究成果, 且其作用規(guī)律和機制也比較清晰。然而, 在復合環(huán)境因子對土壤反硝化作用的規(guī)律與機制方面研究相對不足, 今后應加強多環(huán)境條件因素、景觀要素、植被類型等綜合環(huán)境條件下土壤反硝化作用的影響規(guī)律及其調控機制研究。

3 反硝化作用的研究方法

正確的研究方法是得出準確反硝化作用變化規(guī)律的基礎?，F(xiàn)今, 反硝化作用的主要研究方法如下所述。

3.1 乙炔抑制法

乙炔抑制法是較為常用的方法之一。N2在空氣中的濃度很高, 不便測量。因此, 運用高濃度乙炔能夠抑制硝化作用和N2O還原成N2, 從而使N2O成為反硝化的終產物這一原理, 可以通過N2O的產生量得到反硝化速率。根據(jù)技術的不同, 可以分為密閉氣室法和原狀土柱法兩種[49]。該方法具有所需費用低、時間較短、操作簡單等優(yōu)點。但是, 該方法也有一定缺陷。使用乙炔抑制法進行反硝化測定時, 會對土壤呼吸產生抑制作用, 影響微生物的活性。得出的結果會過高估計反硝化量。此外, 長時間反復使用乙炔會使反硝化微生物對其產生適應性。

3.2 15 N同位素示蹤法

15N同位素示蹤法可以分為15N平衡差值法和15N示蹤氣體直接測量法兩種方法, 適用原位土壤以及沒有徑流和淋洗的條件的土壤。使用該方法土壤較少受到干擾并且其靈敏度較高[50]。與此同時, 該方法也有一定缺點。15N標記物的加入可能增加N的有效性, 導致過高估算反硝化速率。此外,15N標記物受環(huán)境影響較大, 并且操作過程較為復雜。

3.3 N2:Ar比測量法

水體中的氮氣背景值較低, 氮氣的產生量較容易測得。用膜進口質譜儀測定水中的N2:Ar比值可得到反硝化速率。該方法在測定水體沉積物的反硝化速率時, 結果較為準確。并且具有操作簡單, 測量速度快等優(yōu)點[51]。只是因為, Ar是惰性氣體, 不易與其他物質發(fā)生反應, 較為穩(wěn)定。但是該方法也具有一定缺點。降低氮氣背景值需要很長時間, 不適于短期操作。此外, 還需要建立復雜的密閉系統(tǒng)。

3.4 化學計量法

該方法主要應用于水體。化學計量學法利用以C或O2為基礎的N再礦化量與溶解性無機氮通量之間的差值計算反硝化脫氮量[52]。目前, 該方法主要用于海洋和港灣。當這種評估結果可用直接測定N2或同位素的方法進行驗證時, 此種方法更具有價值。但是, 該方法在淡水中的應用較少。淡水中有機物質的元素組成沒有海水穩(wěn)定, 測定結果誤差較大。因此, 運用此種方法對濕地反硝化作用的研究較少。

綜上所述, 目前所開發(fā)的多種土壤反硝化作用的研究方法各自有其自身優(yōu)勢, 但也存在很大的局限性, 且不同研究方法得到的反硝化作用研究結果差異較大。

4 展望

反硝化是氮循環(huán)的關鍵環(huán)節(jié), 為自然界中氮素的循環(huán)提供了驅動力, 是活性氮最終以惰性氮形式回到大氣的唯一自然途徑。因此, 反硝化作用一直以來都是備受國內外學者關注的熱點問題, 相關研究也取得了很大進展。但是, 關于反硝化微生物群落結構方面的研究仍不夠成熟, 對于不同類型土壤的反硝化作用影響因素方面的研究仍不夠完善, 關于景觀因子對反硝化作用的影響及其調控機理方面的研究仍舊匱乏。因此, 關于反硝化作用, 今后仍需在以下幾個方面加強研究:

1) 將分子生態(tài)學技術手段綜合運用于反硝化作用研究, 進一步明確河岸帶土壤反硝化的微觀作用機制與反應機理;

2) 加強對反硝化功能微生物種群結構的研究, 深入理解反硝化菌的群落結構及其種間的協(xié)同作用規(guī)律與機制;

3) 系統(tǒng)研究不同土壤質地和用地類型土壤的反硝化作用速率及其影響因素, 結合景觀因子建立氮循環(huán)生物地球化學模型, 分析多尺度因素對反硝化作用的影響及其調控機制;

4) 加強土壤反硝化作用研究新方法的開發(fā)與現(xiàn)有技術的改進, 逐步建立土壤反硝化強度測定的標準方法體系。

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Research progress of riparian soil denitrification

XU Shuo, LI Yushuang, WEI Jianbing, KONG Xiao, HOU Yongxia, SONG Xueying

College of Environmental Engineering, Key Laboratory of Regional Environment and Eco-Remediation (Ministry of Education), Shenyang University, Shenyang Liaoning 110044

Denitrification is an important process for denitrification of aquatic ecosystems and control of eutrophication of water bodies, which is a key part of the nitrogen cycle. This article summarizes the research progress on the key microorganisms and their mechanisms of soil denitrification, the main influencing factors of soil denitrification and their laws of action, the research methods of denitrification, and the prospects for future development. It points out that in the future, molecular ecological techniques should be comprehensively applied to the study of soil denitrification, the research on the population structure of denitrifying microorganisms should be strengthened, the structure of the denitrifying flora and the laws and mechanisms of synergies between species should be further understood. The microscopic mechanism and reaction mechanism of nitrification should be combined with landscape ecological factors to establish a biogeochemical model of the nitrogen cycle, which can be used to analyze the effects of multi-scale factors on denitrification and its regulating mechanism. In addition, the development of new methods for soil denitrification research and improvement of existing technologies should be strengthened, and a standard method system for determining soil denitrification intensity should be gradually established.

riparian zone; soil; denitrification; influencing factors

徐碩, 李玉雙, 魏建兵, 等. 河岸帶土壤反硝化作用研究進展[J]. 生態(tài)科學, 2021, 40(4): 229–236.

XU Shuo, LI Yushuang, WEI Jianbing, et al. Research progress of riparian soil denitrification[J]. Ecological Science, 2021, 40(4): 229–236.

10.14108/j.cnki.1008-8873.2021.04.026

X17

A

1008-8873(2021)04-229-08

2020-01-15;

2020-02-09

國家自然科學基金面上項目(41771200; 41171399); 遼寧省自然科學基金項目(2019-ZD-0550)

徐碩(1997—), 女, 遼寧遼陽人, 碩士研究生, 主要從事有機污染物的土壤污染生態(tài)效應研究, E-mail:1755572662@qq.com.

李玉雙, E-mail: ysli_syu@163.com