海洋生物固氮速率與影響因素的研究進展

楊梓陽, 李學剛, 宋金明, 馬 駿, 王啟棟

海洋生物固氮速率與影響因素的研究進展

楊梓陽1, 3, 李學剛1, 2, 3, 4, 宋金明1, 2, 3, 4, 馬 駿1, 2, 4, 王啟棟1, 2, 4

(1. 中國科學院海洋研究所 海洋生態(tài)與環(huán)境科學重點實驗室, 山東 青島 266071; 2. 青島海洋科學與技術(shù)國家實驗室 海洋生態(tài)與環(huán)境科學功能實驗室, 山東 青島 266237; 3. 中國科學院大學, 北京 100049; 4. 中國科學院海洋大科學研究中心, 山東 青島 266071)

海洋生物固氮是指固氮生物利用固氮酶將氮氣轉(zhuǎn)化為生物可利用銨鹽的海洋氮元素輸入過程, 和反硝化及厭氧氨氧化等氮流失途徑一起制約著大洋氮收支平衡。而固氮速率的測定是研究海洋生物固氮的最直接方式。自發(fā)現(xiàn)海洋生物固氮作用以來, 固氮速率的測定方法在不斷更新改進, 但總體來說仍存在較大不確定性。最近用15N2同位素示蹤法及其他相關(guān)數(shù)據(jù)綜合得到全球海洋固氮量為196.1 Tg N?a?1, 最高固氮速率發(fā)生在南太平洋熱帶地區(qū)。但分布受到多種因素的影響。其中, 物理因素中的光照和溫度是全球范圍固氮速率分布的最佳預測因子, 光照為固氮過程提供能量, 溫度通過影響固氮酶活性而發(fā)揮作用。在化學因素中, 鐵元素的缺乏成為固氮的重要限制因子。除此之外, 還有生物因素, 如浮游植物和異養(yǎng)固氮生物等, 對固氮量的貢獻影響較大。最近有研究對以往固氮作用區(qū)域和反硝化作用空間相互耦合的觀點表示質(zhì)疑, 提出二者分布空間分離的新格局。研究多控制因素對固氮生物的耦合效應、明確不同物種對固氮總量的相對貢獻以及進一步建立固氮速率的原位測定方法是未來海洋固氮作用研究的主要工作。

海洋生物固氮; 固氮速率; 影響因素; 反硝化作用

氮是構(gòu)建海洋生命和維持海洋生物生長代謝的決定性元素, 氮循環(huán)深刻影響著各種海洋生物地球化學過程。海洋氮收支過程如圖1所示, 其中氮輸入有多種途徑, 如生物固氮、地表徑流、大氣沉降等, 氮的輸出則主要有微生物的反硝化、厭氧氨氧化作用以及顆粒有機氮沉降埋藏等過程[1]。而海洋生物固氮作用在氮元素輸入、海洋生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定以及碳、氮生物地球化學循環(huán)中起著至關(guān)重要的作用。

海洋生物固氮是指固氮生物利用固氮酶將氮氣轉(zhuǎn)化為生物可利用銨鹽的過程, 其直接影響著全球海洋氮元素收支, 并間接影響著海洋對大氣二氧化碳的吸收和固存。在全球海洋范圍內(nèi)有很大一部分是氮限制寡營養(yǎng)海域, 生物固氮作用是維持這些區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定的重要氮源, 并支持著相當大一部分初級生產(chǎn)。其影響因素主要有物理因素(圖1黃色部分), 如光照、溫度和pCO2等; 化學因素(圖1藍色部分), 如Fe限制、P限制和N∶P比值等; 生物因素(圖1綠色部分), 如浮游植物和異養(yǎng)固氮生物等。

本文在總結(jié)近年來海洋生物固氮作用研究重要進展的基礎(chǔ)上, 評價了固氮速率測定方法的改進, 探討了海洋固氮速率空間分布特征及其主要影響因素。另外概括了相關(guān)研究提出的固氮作用及反硝化作用空間相互分離的新分布格局, 并簡要分析新分布格局出現(xiàn)的原因, 為今后認識固氮作用區(qū)域分布增加了新的思路。最后對有待解決的問題進行展望, 希望使海洋生物固氮的研究工作更加完善。

圖1 海洋氮收支過程

1 海洋生物固氮速率的獲取方法

作為海洋氮元素輸入的重要途徑, 海洋生物固氮作用自提出以來受到科學家重點關(guān)注, 而測定固氮速率是研究海洋生物固氮最直觀的方式, 其測定方法在不斷改進和更新, 從早期對現(xiàn)場培養(yǎng)樣品測定的乙炔(C2H2)還原法和同位素示蹤法, 到后來結(jié)合地球化學方法的自然豐度測定法, 最近又提出測定尺度更大的模型推測法。

1.1 現(xiàn)場培養(yǎng)法

現(xiàn)場培養(yǎng)法通過建立現(xiàn)場海水樣品培養(yǎng)體系, 使用乙炔還原法或15N2同位素示蹤法對樣品進行固氮速率研究。最早是Bhavya等[2]用乙炔還原法對固氮速率進行測定, 該方法基于固氮酶優(yōu)先還原乙炔為乙烯的特點, 以生成乙烯量的多少來間接表示固氮速率。但C2H2對微生物代謝的影響、C2H2∶N2比值測定的低靈敏度、轉(zhuǎn)化因子的高度可變性以及采樣加工對細胞的損傷等因素都會限制該技術(shù)的準確性, 造成對固氮速率的低估[3-4]。

而現(xiàn)代海洋固氮速率測定更多地使用15N2同位素示蹤法, 此方法是已經(jīng)過改進的一種高精度測定方法, 通過測定密閉體系中固氮生物對15N2的吸收量來測定固氮速率[5]。但是, 如果15N2示蹤氣體在加入密閉體系前沒有達到平衡狀態(tài), 將導致測定速率低估40%左右, 且低估程度隨著培養(yǎng)時間、容器大小等條件差異而改變[6]。相反, 一些15NH4+和15NO雜質(zhì)氣體的污染將導致速率被高估[7-8]。

1.2 地球化學測定法

地球化學測定法主要是通過測定環(huán)境中N自然豐度與P自然豐度比值相對于Redfield比值(N∶P=16∶1)的偏離差值而推算固氮速率的N*自然豐度測定法。但該方法只測定無機氮的相對過剩量, 往往忽視海洋內(nèi)部未按照Redfield比值進行再礦化的有機氮部分的過剩量, 導致測量誤差相對較大[2, 9]。所以Zamora等[10]對N*自然豐度測定法進行改進, 提出TNxs方法, 該方法通過測定全氮元素的相對過剩量, 以使有機氮部分包括在相對過剩量中。但同時也將大氣沉降等外源輸入的氮元素計算在內(nèi), 同樣會對固氮速率估計造成影響[10-11]。

Deutsch等[12]又提出了Pt*自然豐度測定法, 通過測定磷酸鹽的相對過剩量Pt*及其之后的消耗量來對固氮速率進行間接推算, 該方法包括了有機磷再礦化后的磷含量, 相對TNxs方法來說更為準確。Tang等[13]將N*自然豐度測定法和Pt*自然豐度測定法相結(jié)合測定了西北大西洋表層及次表層的固氮速率, 以此來探討固氮速率與葉綠素濃度之間的相關(guān)性, 證明了以葉綠素濃度為代表的初級生產(chǎn)是影響固氮速率的原因之一。這表明將兩種自然豐度測定法相結(jié)合對一定深度的固氮速率進行研究, 可以獲得較為準確的結(jié)果。

1.3 模型推測

在更大空間尺度上, 固氮速率可從特征式或預測式生物地球化學模型中的固氮參數(shù)推測獲得[14]。特征式固氮參數(shù)化模型通過海水中N∶P比值向Redfield比值恢復的變化過程來對固氮作用參數(shù)化, 進而推測固氮速率, 這表示該模型測定主要適用于NO3∶PO4比值較低的海域[15]。而預測式固氮參數(shù)化模型基于固氮生物是生長緩慢的光合有機體的認知, 這將導致固氮生物逐漸被生長較快的普通浮游植物所取代而產(chǎn)生過量磷酸鹽, 在此過程中對過量磷酸鹽進行參數(shù)化而間接求得固氮速率[14]。當前, 模型測定法已突破傳統(tǒng)測定模式, 但仍需更深入地了解相關(guān)參與者及其生理生態(tài)學和相關(guān)環(huán)境控制因素, 以使模型更精確。

1.4 其他方法

除現(xiàn)場培養(yǎng)法、地球化學測定法、模型推測外, 還有聚合酶鏈式反應(PCR)、遙感等方法和技術(shù)也可以用于固氮研究。聚合酶鏈式反應技術(shù)通過提取固氮基因nifH序列來研究固氮生物的物種多樣性、活性、分布和速率等。但是該技術(shù)存在著一些問題, 例如一些低豐度固氮種系的nifH基因序列能夠高度表達, 而有些固氮種系中nifH基因序列卻不參與表達, 這些都會導致實驗結(jié)果與海區(qū)實際情況之間存在較大的差異[16-17]。遙感是一種現(xiàn)代非實驗性工具, 對某些束毛藻來說, 其細胞具有藻紅素和高反射率的氣泡而可以產(chǎn)生獨特的光信號, 遙感衛(wèi)星通過捕捉這些光信號來有效識別束毛藻在水柱中的位置及豐度[2]。因此, 利用電子技術(shù)和衛(wèi)星數(shù)據(jù)研究海洋固氮生物在更廣闊空間尺度上的分布和更長時間尺度上的變化, 可以說采用遙感技術(shù)來識別監(jiān)測固氮生物是一個革命性進步。

從各種測定方法的適用范圍和優(yōu)缺點來看(表1), 盡管取得了一定的進展, 但固氮速率的測定仍是未來工作中的一個挑戰(zhàn), 我們?nèi)匀狈痰锱c相關(guān)生態(tài)環(huán)境間相互作用的全面認知。這就需要突破傳統(tǒng)的相關(guān)性設(shè)定, 在現(xiàn)場培養(yǎng)測定和地球化學測定的基礎(chǔ)上加以結(jié)合生態(tài)環(huán)境模型, 進而建立更準確的新測定方法。

表1 各種測定方法適用范圍與特點

2 海洋生物固氮速率分布及其影響因素

2.1 海洋固氮速率的分布

大多數(shù)固氮速率的數(shù)據(jù)是從測定大量海洋上層未過濾的現(xiàn)場樣品中獲得的。Tang等[13]將15N2同位素示蹤法測得的固氮速率與文獻中匯編的離散數(shù)據(jù)相結(jié)合并利用相應的統(tǒng)計公式進行再一次的統(tǒng)計分析, 即元分析, 從而產(chǎn)生經(jīng)過權(quán)重處理的與總體相關(guān)的平均估計值。這使沿海區(qū)域和開闊大洋的固氮數(shù)據(jù)得以深度綜合, 得到全球海洋固氮量的平均值為196.1 Tg N?a?1。Landolfi等[14]發(fā)現(xiàn)最高的固氮速率發(fā)生在西熱帶太平洋地區(qū)(384～849 mmol N?m?2?a?1), 明顯高于北大西洋亞熱帶地區(qū)(108～241 mmol N?m?2?a?1)。而最低的固氮速率發(fā)生在印度洋南部海域(< 7.3 mmol N?m?2?a?1)和白令海區(qū)域(3.6 mmol N?m?2?a?1)。從生態(tài)系統(tǒng)模型(CESM模型)得到的全球固氮速率分布圖來看(圖2)[18], 熱帶太平洋西部、印度洋西部及大西洋中西部固氮速率相對較高, 而南太平洋和北太平洋由于其廣闊的海洋表面積對全球固氮總量貢獻較大。

圖2 CESM模型推測的固氮速率分布圖[18]

開闊大洋通常相對缺乏無機氮元素, 生物固氮作用是開闊大洋氮元素輸入的重要途徑。而近岸水體營養(yǎng)鹽相對豐富, 因此固氮作用往往被忽視。但有研究發(fā)現(xiàn), 沿海區(qū)域也為全球固氮量貢獻了6.6 Tg N?a?1[13],并且有明顯的季節(jié)變化。如: 膠州灣的固氮速率在一年四季內(nèi)會隨著溫度、鹽度及太陽輻射的變化而出現(xiàn)差異。灣內(nèi)和灣外的整體變化趨勢為: 夏季(13.1 mmol N?m?2?a?1)>冬季(9.2 mmol N?m?2?a?1)>春季(6.3 mmol N?m?2?a?1)>秋季(2.7 mmol N?m?2?a?1)。在春、夏和秋季, 灣內(nèi)固氮速率高于灣外, 而冬季恰好相反, 推測是與冬季灣外溫度相對高于灣內(nèi)而導致固氮速率的上升有關(guān)[19]。近海區(qū)域由于受到地表徑流及地下水的影響, 固氮速率分布特點與開闊大洋區(qū)域存在明顯差異。如: 膠州灣水體中鐵元素相對充足, 固氮生物受到鐵限制的可能性相對較小, 并且無機氮及其他營養(yǎng)鹽濃度也相對較高, 固氮速率與初級生產(chǎn)力有很好的相關(guān)性, 表明近海水域生物固氮活性受到可利用溶解有機碳的影響, 固氮生物可能以異養(yǎng)固氮生物為主, 這就與開闊大洋中自養(yǎng)固氮生物占主體地位的情況有所差異。另外, 膠州灣位于季風氣候區(qū)域, 固氮活性受溫度變化的差異很大, 這也與開闊大洋相對穩(wěn)定的溫度條件明顯不同。

2.2 影響海洋生物固氮速率的因素

2.2.1 物理因素

物理因素主要是一些地理和水文環(huán)境因素, 如太陽輻射、溫度及pCO2等, 其中太陽輻射和海表面溫度被認為是全球范圍固氮速率分布的最佳預測因子[20]。

太陽輻射——光照是自養(yǎng)固氮生物進行光合作用的必要條件, 能促進固氮生物生長, 還能為固氮過程提供能量, 因此成為影響固氮的重要因素。同時不同種系固氮生物各自具有相應的生理機制對光照進行適應, 如束毛藻將固氮作用和光合作用空間相互分隔, 使其進行光合作用的同時還能固定氮氣; 單細胞藍細菌(UCYN)物種在白天進行碳固定, 在夜間以分解白天固定的有機物為能量來源進行固氮; 異養(yǎng)固氮菌和古細菌并不受光照的影響。據(jù)全球海洋固氮量數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析表明, 太陽輻射是決定固氮生物活性的主要控制因素, 這也解釋了為什么固氮生物豐度和固氮速率在低緯度區(qū)域最高。

溫度是除太陽輻射外另一個主要控制因素, 其影響著固氮酶活性和相關(guān)反應過程的速率。隨著全球溫室效應加劇, 海洋表面溫度升高, 低緯度海域溫度超過了束毛藻的最佳溫度范圍, 使其分布范圍逐漸向高緯度區(qū)域擴展, 導致其分布區(qū)域較原來增加了11%[21]。另外, Jiang等[22]研究了海洋變暖和化學控制因素如鐵限制條件之間的關(guān)系, 研究發(fā)現(xiàn)溫度升高會相對緩解鐵元素對束毛藻的限制作用并提高鐵元素的利用率。相關(guān)模型也預測在未來一個世紀內(nèi), 溫度升高可使未來海洋固氮量增加22%左右, 從而深刻改變開闊海洋生態(tài)系統(tǒng)的生物固氮作用。

隨著溫室氣體的增加, 海洋中pCO2也在不斷增加。藍細菌光合作用固碳可通過CO2濃縮機制(CCM)來緩解pCO2較低時的限制作用。因此pCO2的增加通過CO2濃縮機制下調(diào)及節(jié)省能量再分配來刺激碳和氮的固定, 支持固氮生物更高的生長速率和生產(chǎn)力。但Shi等[23]發(fā)現(xiàn), 在多種因素影響下, 一些化學因素會相對抵消pCO2升高對固氮生物活性的刺激作用, 例如酸化引起的pH下降對固氮的負效應會強于pCO2的正效應, 最終抑制固氮生物活性及其生長[24]。

2.2.2 化學因素

海洋中化學因素各種各樣, 而與海洋固氮過程息息相關(guān)并對其產(chǎn)生控制作用的主要有鐵元素、磷元素和N∶P比值等。

鐵元素是海洋固氮的關(guān)鍵化學控制因子, 固氮酶對鐵需求量很高, 但表層海水中鐵的濃度很低,因此鐵元素的缺乏限制了固氮生物的生長和活性[25]。而風塵是海洋鐵的重要輸入途徑, 可相對緩解鐵元素的限制作用。Li等[26]通過實驗也證實了風塵能促進束毛藻生長并能刺激其固氮活性。但鐵元素需要從風塵中釋放出來才能被固氮生物所吸收, 此過程會受到風塵的自身性質(zhì), 如顆粒大小、結(jié)構(gòu)、風化程度等影響[27], 而目前對于束毛藻是否能直接吸收風塵中的鐵還知之甚少。Kessler等[28]研究發(fā)現(xiàn)束毛藻能通過感知風塵顆粒中鐵的存在并選擇性富集鐵元素含量較多的顆粒進行儲存加工, 以此來最大限度地增加鐵的可利用性。

除鐵元素限制外, 磷的缺乏同樣也會限制N2固定。Garcia等[29]研究發(fā)現(xiàn)在缺磷條件下的束毛藻生長和固氮速率要比缺鐵條件下更慢, 這就證實了磷是除鐵之外又一個重要限制性營養(yǎng)元素。而最近科學家將元素限制的研究重點轉(zhuǎn)移到多元素共同限制條件上。固氮生物在實驗室里經(jīng)過Fe和P的共同限制壓力條件下長期選擇培養(yǎng)之后, 其生長速率和固氮速率要比僅受一種元素限制條件時更快, 這表明寡營養(yǎng)海域的固氮生物在未來可能會對持續(xù)性壓力做出特殊適應, 如蛋白質(zhì)重組、細胞體積減小以及增加參與調(diào)節(jié)細胞大小的保守結(jié)構(gòu)域的蛋白質(zhì)等, 進而使寡營養(yǎng)海域固氮速率得以提升[30-31]。

固氮生物在固氮過程中會始終吸收氮元素和磷元素, 而N∶P比值在海洋環(huán)境中處于不斷變化狀態(tài), 這種變化會對固氮生物產(chǎn)生控制作用。一般情況下, 海洋固氮生物在N∶P比值低于Redfield比值時具有競爭優(yōu)勢。但是在北大西洋區(qū)域出現(xiàn)異常情況, 此區(qū)域N∶P比值相對較高, 而固氮生物卻表現(xiàn)出高固氮量。Landolfi等[32]據(jù)此通過模型研究提出了固氮生物利用氮磷元素的一種新機制。固氮生物能通過胞外酶將溶解有機磷(DOP)分解為無機磷, 此過程需消耗額外的氮元素, 這使固氮生物在磷元素相對缺乏的區(qū)域具有應對措施, 其生態(tài)位得以擴大。

2.2.3 生物因素

當前關(guān)于大洋氮收支是否平衡存在廣泛的爭議, 而造成這一爭議的關(guān)鍵因素就是對固氮生物及其固氮作用的生物影響因素, 如浮游植物和異養(yǎng)固氮生物等沒有明確認識, 導致固氮量估算產(chǎn)生誤差。

生物固氮作用通常被認為發(fā)生在生物量較低的氮限制海域, 但Tang等[13]對北大西洋西部海域的研究發(fā)現(xiàn), 浮游植物活動與固氮生物密切相關(guān)。浮游植物在新澤西州海岸豐度很高, 而固氮速率在此區(qū)域也很高, 并且比較固氮速率和遙感觀測的浮游植物葉綠素濃度時發(fā)現(xiàn)二者之間具有很強相關(guān)性, 推斷是與上升流海域的營養(yǎng)鹽相關(guān), 浮游植物大量吸收營養(yǎng)鹽后制造有機物并刺激異養(yǎng)固氮生物進行固氮, 進而使整體固氮速率得以提高。在其他上升流海域也發(fā)現(xiàn)類似現(xiàn)象, 如大西洋赤道海域、非洲西北部沿岸上升流海域以及本格拉上升流海域等[13, 33]。

異養(yǎng)固氮生物往往由于自養(yǎng)固氮生物在固氮作用中占主體地位而被忽視, 這也是海洋固氮量被低估的原因之一。異養(yǎng)固氮生物主要是一些適宜生存于無光甚至深海水域的異養(yǎng)細菌和古細菌, 雖然其固氮速率相對較低, 但因其生存海域空間巨大而導致無光海域固氮速率可占整個水柱固氮速率的40%～ 95%[16, 34]。相比于自養(yǎng)固氮生物基因nifH序列測定, γ蛋白細菌中的γ-A基因序列是研究異養(yǎng)固氮生物最好的基因序列之一, 通過測定發(fā)現(xiàn)其與藍細菌的生態(tài)位具有一定重合, 并且異養(yǎng)固氮生物還能生存在一些氮元素充足的富氧水域以及一些超低營養(yǎng)水域等[34-35]。關(guān)于異養(yǎng)固氮生物生態(tài)學研究和不同種類固氮生物對總固氮貢獻量占比多少等一些問題仍未得到完全解決, 但總的來說異養(yǎng)固氮部分是不可忽視的一部分海洋氮源。

3 海洋生物固氮作用與反硝化作用的關(guān)系

與固氮作用效果相反的反硝化作用通過將硝酸鹽等較復雜的含氮化合物轉(zhuǎn)化為N2和N2O逸散出去, 減少海洋中氮元素含量[36]。早期的研究認為海洋固氮作用與反硝化作用密切相關(guān)。熱帶太平洋東南部是著名的熱帶上升流區(qū)域和最小含氧帶, 此區(qū)域海面亞表層氧氣的強烈消耗刺激反硝化作用增強并使上升至表面的硝酸鹽含量減少, 導致表面N∶P比值相對較低, 營養(yǎng)鹽條件相對有利于固氮作用, 因此二者作用空間出現(xiàn)相互耦合現(xiàn)象[37], 從而能使反硝化作用失去的氮元素能夠被固氮作用輸入的氮元素所補充, 保持氮收支的相對平衡狀態(tài)[12]。

但在近年來Gruber[38]結(jié)合Knapp等[39]研究的數(shù)據(jù)對耦合關(guān)系提出質(zhì)疑。Knapp等[39]在熱帶西太平洋南部發(fā)現(xiàn)高固氮速率, 與熱帶太平洋東部的強反硝化作用區(qū)域相互分離, 因此形成一種固氮作用與反硝化作用空間脫節(jié)的新分布格局。Wang等[18]將生物地球化學反演模型與海洋年平均環(huán)流模型相結(jié)合, 并考慮輸出有機物中非恒定的N∶P比值變化因素, 探索了海洋固氮作用與反硝化作用空間脫節(jié)的原因[40]。

導致兩種氮循環(huán)過程空間脫節(jié)的其中一個原因是不同區(qū)域輸出有機物中的N∶P比值變化差異較大, 亞熱帶環(huán)流的寡營養(yǎng)區(qū)域比值可高達26, 而營養(yǎng)充足的熱帶上升流區(qū)域低至12。相對過量的磷的消耗與氮氣的固定相關(guān), 這就使較高的固氮速率發(fā)生在輸出有機物N∶P比值相對較高的西太平洋亞熱帶環(huán)流區(qū)域中, 但這也只能解釋部分區(qū)域二者空間分離的原因[41]。另外一個因素是浮游動物對固氮生物的捕食作用, 在反演模型中最低的固氮生物豐度出現(xiàn)在沿海上升流區(qū)域, 這些區(qū)域中浮游動物的生物量隨著浮游植物生物量的增加而增加, 自上而下的捕食壓力使固氮生物的生物量保持在較低水平, 這也是導致上升流海域反硝化作用較強而固氮作用較弱的原因, 在固氮作用和反硝化作用空間的分離上起著關(guān)鍵作用[42]。

固氮作用通常發(fā)生在硝酸鹽、銨鹽等氮含量相對缺乏的區(qū)域, 而反硝化作用導致的氮流失可以為固氮生物提供這種適宜的環(huán)境, 兩種過程由此形成一種負反饋機制使生態(tài)系統(tǒng)保持相對穩(wěn)定。但在固氮作用與反硝化作用空間相互分離的新格局下, 這種負反饋機制在較遠距離上如何實現(xiàn), 或者是以其他何種方式來使生態(tài)系統(tǒng)保持相對穩(wěn)定？這些問題仍需進一步探索。

4 總結(jié)與展望

隨著全球氣候不斷變化, 海洋生物固氮對各種環(huán)境造成的影響也越來越受到海洋科學家的關(guān)注。本文歸納總結(jié)了海洋固氮速率測定的研究方法, 探討了海洋固氮速率分布情況及其調(diào)控因素, 提出了固氮作用和反硝化作用二者空間分離分布新格局, 但大洋固氮作用在以下幾個方面仍需進行更加深入的研究:

1) 盡管固氮速率測定方法有了一定改進, 并且為測定全球海洋固氮速率提供了可行性, 但是這些方法在海洋同一區(qū)域不同時間測定的數(shù)據(jù)由于受到海洋周日性變化的影響仍存在較大差異, 需要對方法進一步完善與改進, 而且需要弄清固氮作用與復雜的環(huán)境之間的相互作用, 盡快建立原位測量方法, 提出真實可靠的數(shù)據(jù)。

2) 在實際海洋中往往是物理、化學、生物等多個控制因素相組合的交互效應, 而實驗中大多考慮的是單因素變量, 因此實驗室模擬實驗需以實際環(huán)境條件為依據(jù), 盡量走到海上現(xiàn)場去進行切合實際環(huán)境的模擬實驗, 分析多因素間的協(xié)同或拮抗效應對海洋固氮生物群落生態(tài)結(jié)構(gòu)的影響。

3) 目前還難以分辨出固氮活性和物種多樣性之間的關(guān)系, 不能準確區(qū)分藍細菌和異養(yǎng)固氮生物對總固氮量的貢獻分別是多少。雖然異養(yǎng)固氮細菌的活性不如藍細菌, 但其固氮量不可忽略, 這就需要研制新的技術(shù)手段對其進行研究。

4) 在固氮作用與反硝化作用空間出現(xiàn)脫節(jié)及異養(yǎng)固氮生物對海洋氮輸入有顯著影響的情況下, 需要對固氮生物固定的氮進行同位素示蹤, 并綜合反硝化及厭氧氨氧化等氮流失途徑來重新考慮海洋整體氮收支平衡問題, 海洋最終又是以何種方式在上千年期間保持氮元素含量的相對穩(wěn)定, 這些都值得進一步研究。

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Research progresses in marine biological nitrogen fixation rate and affecting factors

YANG Zi-yang1, 3, LI Xue-gang1, 2, 3, 4, SONG Jin-ming1, 2, 3, 4, MA Jun1, 2, 4, WANG Qi-dong1, 2, 4

(1. CAS Key Laboratory of Marine Ecology and Environmental Sciences, Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China; 2. Marine Ecology and Environmental Science Laboratory, Pilot National Laboratory for Marine Science and Technology (Qingdao), Qingdao 266237, China; 3. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 4. Center for Ocean Mega-Science, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China)

Marine biological nitrogen fixation is a nitrogen input process in which diazotrophs use nitrogenase to convert N2to bioavailable ammonium. Nitrogen fixation maintains the balance between the marine nitrogen budget and denitrification, as well as anammox and other nitrogen output processes. The most direct way to study marine nitrogen fixation is to measure the nitrogen fixation rate. Since the discovery of marine nitrogen fixation, various methodologies have been used to measure the nitrogen fixation rate, but some limitations still exist. The global marine nitrogen fixation rate was estimated to be 196.1 Tg N?y?1using a15N2tracer assay combined with related data, and the highest nitrogen fixation rate is found in the southern tropics of the Pacific. The distribution of nitrogen fixation is affected by many factors. Among them, sunlight and temperature are the best predictors of the global marine nitrogen fixation distribution. Sunlight provides energy for the nitrogen fixation process, and temperature plays an important role in affecting nitrogenase activity. Iron deficiency, one of the controlling chemical factors, is an important factor limiting nitrogen fixation. In addition, biological factors such as phytoplankton and heterotrophic diazotrophs affect nitrogen fixation estimates. Recent studies have questioned whether the nitrogen fixation zones are near the denitrification zones and proposed a new view of spatial decoupling of nitrogen fixation and denitrification. Studying the coupling effects of multiple factors affecting diazotrophs, disentangling the relative contribution of different species to the total nitrogen estimate, and establishing an in-situ rate measurement method are required in future research on nitrogen fixation.

marine biological nitrogen fixation; nitrogen fixation rate; influencing factors; denitrification

Aug. 20, 2020

P734.2+1

A

1000-3096(2022)08-0146-09

10.11759/hykx20200820003

2020-08-20;

2020-09-20

國家自然科學基金項目(91958103; 42176200); 青島海洋科學與技術(shù)試點國家實驗室“問海計劃”(2021WHZZB0900); 山東?。瓏一鹞?lián)合基金(U1606404); 煙臺“雙百計劃”資助項目

[National Natural Science Foundation of China, No. 91958103, 42176200; Wenhai Program of Qingdao National Laboratory for Marine Science and Technology (2021WHZZB0900); The National Natural Science Foundation of China-Shandong Joint Fund (U1606404); Yantai “Double Hundred Plan” Subsidization Project]

楊梓陽(1996—), 男, 河南周口人, 碩士研究生, 主要從事海洋生物地球化學研究, E-mail: yangziyang19@mails.ucas.ac.cn; 李學剛(1969—),通信作者, 男, 河南汝南人, 研究員, 博士, 主要從事海洋生物地球化學研究, E-mail: lixuegang@qdio.ac.cn

(本文編輯: 楊 悅)