（环境科学专业论文）典型海区反硝化作用及影响因素研究.pdf

t h er e a s e a r c ho fd e n i t r i f i c a t i o na n di t si n f l u e n tf a c t o r i nt y p i c a ls e aa r e a a b s t r a c t w i t ht h ei n c r e a s i n gl e to fw a s t ew a t e ra n ds e w a g ei nh u m a ni n d u s t r i a la n d a g r i c u l t u r a lp r o d u c t i o n ，n i t r o g e na n dp h o s p h o m se l e m e n ti ne s t u a r ya n di ns h o r es e a a r e ag o 叩y e a ra f t e ry e a r , a n dc a u s ee u t r o p h i c a t i o ni no c e a ne n v i r o n m e n ta n d f r e q u e n tc a u s eo fr e dt i d ep h e n o m e n o n i tf o r m ss e r i o u sp o l l u t i o n f o ro c e a n e n v i r o n m e n t s o ，t h eb i o l o g yr e h a b i l i t a t et e c h n i ca b o u ti n o r g a n i cn i t r o g e n c o n t a m i n a t i o ni sb e c o m i n go n eo ft h ei m p o r t a n tr e s e a r c hf i e l di nc u r r e n to c e a n p o l l u t i o nd i s p o s a l s t u d yd e n i t r i f i c a t i o ni ns e d i m e n t - w a t e ri n t e r f a c e , u n d e r s t a n dc i r c l e c h a r a c t e r i s t i co f m t r o g e n ，d e p t hs t u d i e s o nc o a s t a ln i t r o g e ni so fg r e a ts i g n i f i c a n c ef o r t h er e s e a r c ho f n i t r o g c n i nt h i sp a p e rw es m d yt h ed e n i t r i f i c a t i o nr a t ei np a r to fn o r t hy e l l o ws e aa r e ai n s u m r n e r u s i n ga c e t y l e n ei n h i b i t i o nt e c h n i q u ea n dl o c a ls t a t i cs t a t e i tf i n dt h a tt h e d e n i t r i f i c a t i o ni nt h i ss e aa r e ai sb e t w e e n2 5 5 8 p a n o l m 2 l l a n di t sa v e r a g ev a l u ei s 4 8 5 p m o l m 2 h t h ed e n i t r i f i e a t i o nr a t es h a p e sah i g ho b v i o u sv a l u ea r e ai nb o h a i c h a n n e ln e a r b y , a n dg r a d u a l l yr e d u c eo f f t o n o r t hy e l l o ws e aa n db o t l ls i d e s t h em a i n f a c t o r sa f f e c t i n gd e n i t r i f t c a t i o nr a t ei sd i s s o l v e do x y g e n , f o l l o w e db yt e m p e r a t u r e t h i sp a p e rs t u d yt h ei f i c a t i o nr a t ei ny e l l o wr i v e re s t u a r yu s i n ga c e t y l e n e i n h i b i t i o nt e c h n i q u ea n dl o c a ls t a t i cs t a t e i tf i n d t h a th ed e n i t r i f i c a t i o nr a t ei n y e l l o wr i v e re s t u a r yi s3 8 1 9 3 1 - l m o l ( m 2 h ) ，a n di t s a v e r a g e v a l u ei s 1 0 2 7 p m o l ( m 2 m t h ed e n i t r i f i c a t i o nr a t es h a p e st w oh i g hv a l u ea r e a si nf r o n t a g es e a a r e ao fy e l l o wr i v e re s t u a r ya n dt h es e aa r e an e a rl a i z h o ub a y i tg r a d u a l l yr e d u c e s f r o mt h et w oh i g hv a l u ea r e a sa n d s h a p e sal o w e s tv a l u ea r e a se x t e n d e dt ob o h a is e a t h en u m b e ro fd e n i t r i f i c a t i o nb a c t e r i ak e e p sh i g hr e l e v a n c ew i t hd e n i t r i f i c a t i o nr a t e a n di ti so n eo ft h ei m p o r t a n tf a c t o r sa f f e c t i n gd e n i t r i f l c a t i o nr a t ei ny e l l o wr i v e r e s t u a r y o t h e re n v i r o n m e n t a lf a c t o r sh a v en o s i g n i f i c a n t c o r r e l a t i o nw i t h d e n i t r i f i c a t i o nr a t e d e n i t r i f i c a t i o nr a t ei ny e l l o wr i v e r 鼯t n a r yi sb e l o wt h ee s t u a r yo f t h ep e a r lr i v e r , y a n g t z er i v e ra n dt h eg u l f a b r o a d j i i 1 1 1 i sp a p e rs t u d i e st h ee f f e c to f o x y g e n 、n i t r a t ec o n c e n t r a t i o n s 、d i f f e r e n tc a r b o n s o u r c ea n dc a r b o nc o n t e n t t e m p e r a t u r ef o rt h er a t eo fd e n i t r i f i c a t i o n 耵心r e s d t s s h o wt h a ts i n g l ef a c t o r sh a v es i g n i f i c a n ti n f l u e n c eo nt h ed e n i t r i f i c a t i o nr a t e a m o n g t h e m ，d i s s o l v e do x y g e na n dc a r b o nh a v et h eg r e a t e s ti m p a c la n du n d e rc e r t a i n c o n d i t i o n s ，t h er a t i o so f r e m o v i n gn i t r a t ea r eo v e r5 0 t h e r e f o r ed i s s o l v e do x y g e n 、 n i t r a t e c o n c e n t r a t i o n s 、d i f f e r e n t c a r b o ns o u r c e a n d c a r b o nc o n t e n t 、t h e t e m p e r a t u r e r r e i m p o r t a n tf a c t o r sf o rt h ed e n i t r i f i c a t i o nr a t e t h e i re x t e n to ft h ei m p a c ti sd i s s o l v e d o x y g e n 、c a r b o ns o u r c o 、c a r b o nc o n t e n t 、t e m p e r a t u r ea n dn i t r a t ec o n c e n t r a t i o ni nt u r n k e yw o r d s ：n o r t hy e l l o ws e a ；y e l l o wr i v e re s t u a r y ；d e n i t r i f i e a t i o nr a t e ；i n f l u e n c ef a c t o r 独创声明一， 本人声明所呈交的学位论文是本人在导师指导下进行的研究工作及取得的 研究成果。据我所知，除了文中特别加以标注和致谢的地方外，论文中不包含其 他人已经发表或撰写过的研究成果，也不包含未获得 ( 洼；翅没查基丝噩噩挂鄹童明殴：奎拦亘窒2 或其他教育机构的学位或证书使 用过的材料。与我一同工作的同志对本研究所做的任何贡献均已在论文中作了明 确的说明并表示谢意。 学位论文作者签名：匆嘶、签字同期：劢b 1 年占月l 廿r 学位论文版权使用授权书 本学位论文作者完全了解学校有关保留、使用学位论文的规定，有权保留并 向国家有关部门或机构送交论文的复印件和磁盘，允许论文被查阅和借阅。本人 授权学校可以将学位论文的全部或部分内容编入有关数据库进行检索，可以采用 影印、缩印或扫描等复制手段保存、汇编学位论文。( 保密的学位论文在解密后 适用本授权书) 学位论文作者签名：尹唬彳一、 导师签字： 签字日期： 琊了年月j 。开 签字开期： 叼年6 月夕闩 学位论文作者毕业后去向： 工作单位： 通讯地址： 电话： 邮编 典型海区反硝化作用及影响因素研究 0 前言 随着人类工农业生产废水和污水排放的加剧，河口、近岸海域接纳的氮、磷 元素负荷逐年上升，据估算，在全球范围内经河流输入到海洋的氮素总量平均约 为4 0 6t g a 。多年研究数据表明，氮污染导致草地生态系统生物多样性的急 剧下降，并可能因此而引发全球第六次生物大灭绝的提前来临嘲。 近年来污染物排放总量的增加，造成了海洋环境的富营养化，引起赤潮现象 频频发生，对海洋生态环境形成严重威胁，因而对赤潮形成机制，尤其是影响海 洋中初级生产力的氮磷等主要营养元素的循环过程的研究成为关注焦点。 反硝化作用在水体氮循环系统中起到非常重要的作用。在这个过程中，专一 的厌氧细菌把硝酸盐或亚硝酸盐转化成氮气排迸大气中。1 。而且由于人类的活动 排入海水中氮的增加，反硝化细菌降低硝酸盐氮的能力变得越来越重要“1 。 北黄海是一个半封闭的海域，同时也是渤海与南黄海物质与能量交换的纽 带。黄海北部沿岸海域是我国对虾增殖放流的主要水域之一，在取得经济效益的 同时也加深了水体的富营养化。 随着经济的飞速发展和人口压力的不断增加，长江三角洲和黄河三角洲地区 工业废水和生活污水量不断上涨。目前污水处理中存在的主要问题是污水处理率 低，污水处理厂建设不足，污水实际处理效果不理想( 邵芳等，2 0 0 1 ；陆莉莉等， 2 0 0 1 ) 。排污口排出的污染物以及上游来水携带的污染物在长江口受潮汐影响往 复回荡，随泥沙沉降，堆积在河口滨岸潮潍，并在沉积物水界面进行复杂的物质 交换，从而导致近岸海域水体污染严重，尤以无机氮和无机磷营养盐污染最为突 出，口区的富营养化、赤潮风险加大( 沈志良，2 0 0 0 ；陈吉余等，1 9 8 8 ；z h a n g ， 1 9 9 6 ；沈志良，1 9 9 7 ；段水旺等，2 0 0 0 ；许世远等，2 0 0 0 ；杨毅等，2 0 0 2 ) 。 因此，有关无机氮污染的生物修复技术应成为当前海洋污染治理的重点研究 领域之一，研究沉积物一水界面的反硝化作用，了解氮的循环特征，对深入研究 近海氮的循环具有重要意义。 典型海区反硝化作用及影响因素研究 1 综述 1 1 环境中的反硝化作用 1 1 1 陆地中的反硝化作用 土壤生物反硝化过程是指微生物在无氧、或者微量氧供应条件下的硝酸呼吸 过程，是土壤中氮素转化的最主要过程之一。在这个过程中，反硝化微生物将 n 0 3 一、n 0 2 一或者n 2 0 作为呼吸过程的末端电子受体，并将其还原为n 0 2 一、n o 、 n 2 0 或者是n 2 。土壤反硝化作用的产生需要以下几个条件：1 ) 存在具有代谢能 力的反硝化微生物；2 ) 合适的电子供体；3 ) 嫌气条件或0 2 的有效性受到限制； 4 ) n 的氧化物，如n 0 3 一、n 0 2 一、n o 或者n 2 0 作为末端电子受体。只有上述 条件同时满足时，反硝化过程才能够进行。这些因素的相对重要性应生境而异， 在土壤条件下氧的有效性通常是最关键的因素。 在上述反硝化过程中，n 0 2 一、n o 、n 2 0 等中间产物以及最终产物n 2 都有 可能出现。生物反硝化过程产生n 2 0 的原因是部分反硝化微生物不具备进一步 还原n 2 0 的能力，或者土壤条件抑制了反硝化过程的完成。一般而言，土壤反 硝化微生物中，含有异化硝酸还原酶和异化亚硝酸还原酶活性的比例较高，而一 氧化二氮还原酶较低。例如，大多数的反硝化微生物能够进行n 0 3 - 到n 0 2 一的反 应，而能够还原n 2 0 的微生物数量则相对较少，因而在反硝化过程中常有n 2 0 的释放。 不同微生物生成n 2 0 的能力有很大差异。土壤中微生物种群动态是影响n 2 0 生成的重要因素，在某种程度上比土壤物理条件或化学条件更为重要“。例如有 研究发现在沙质土壤上反硝化作用的主要产物是n 2 0 ，是因为该土壤缺乏还原 n 2 0 的细菌嘲。但是研究土壤微生物种群动态有一定难度，同时在调查n 2 0 释放 典型海区反硝化作用及影响因素研究 时这项工作也经常被人们所忽视。某些调查结果或结论与已有文献出现矛盾，有 可能是因为微生物种群差异所致。 反硝化作用产生n 2 0 的总量不仅取决于反硝化速率，而且也取决于反硝化 产物中n 2 0 n 2 比值。反硝化作用终产物是n 2 0 和n 2 ，其中n 2 0 所占的比例可 以低至于零，也可以成为主要产物，这受到下列因素的影响，氮氧化物浓度、 0 2 有效性、有效c 、土壤气体扩散速率、p h 、温度、硫化物浓度、酶活等。上 述参数绝大多数都影响到氧化剂或还原剂的有效性。当氧化物的有效性大于还原 物的供应时，氮氧化物底物就不能完全还原，因而产物中n 2 0 n 2 比值较高。与 此相反，当反硝化作用速率受氧化物供应限制时，那么绝大多数氮氧化物都将转 化为n 2 。 1 1 2 水系中的反硝化作用 水系沉积物中反硝化过程可分成两个部分，分别为：来自于水体中的反硝化 作用( 简称为“d w ”) 和来自于藕合硝化一反硝化作用( 简称为“d n ”) 。d w 是指 反硝化作用所需氮源( 硝酸盐、亚硝酸盐) 直接来源于上层水体，而d n 则是指首 先经硝化作用产生硝酸盐或亚硝酸盐，接着这部分硝酸盐或亚硝酸盐又通过反硝 化作用变为n 2 或n 2 0 而释放出来，我们将这种硝化一反硝化过程称为藕合硝化 一反硝化作用。实验中可通过同位素示踪法分别测定d w 和d n ( m i d d e l b u r g 等， 1 9 9 6 ) 。d w 和d n 占总硝化速率的比例，与水体及沉积物的特征有着密切关系， 如环境的氧化一还原条件、溶解氧浓度、水体中无机氮浓度及生物扰动等( j e n k i n s 等，1 9 8 4 ：r i s g a a r d 等，1 9 9 4 ：r y s g a a r d 等，1 9 9 4 ) 。一般来说，当水体中溶解 氧浓度较高、无机氮浓度较高以及硝化作用较易进行时，d n 较为重要。 在水域中发生的反硝化作用与陆地上的强度是相当的，在陆地系统中地表水 和地下水中的n 0 3 一、n i - t , + 会随着河流流入湖泊和海洋，湖泊和海洋是最终的氮 素库。s o r e n s e n ( 1 9 7 8 ) 将乙炔抑制法用在底泥反硝化作用的测定上，对水域反硝 化的测定才能更方便更精确的展开。营养源( 主要是氮和磷) 是控制水域生态重要 的因索，从外源输入的各种形式的氮素和磷在水域生态环境中以生物、化学和( 或) 物理的方式去除。氮在大部分的河湾、海岸( r y t h e ra n dd u n s t a n ，1 9 7 1 ) ，湖泊和 河流( k e e n e y , 1 9 7 3 ：g r i m ma n df i s h e r , 1 9 8 6 ) q 是限制性营养物，通过在底泥、 典型海区反硝化作用及影响因索研究 厌氧水域中发生的反硝化作用将沉积的氮素转化为气态产物释放到大气中。通过 反硝化作用去除水域中的部分氮素可以控制富营养化程度“”。 首次应用乙炔抑制法对湖泊底泥的原位反硝化作用进行测定是在1 9 7 9 年 ( y i u - k w o k c h a n ，1 9 7 9 ) 。该研究应用乙炔抑制法对两个不同营养类型的湖泊测定 了反硝化势，同时还利用乙炔的还原研究了底泥中的固氮作用。 其研究结果表明，在相对平静的未被扰动的湖泊沉积物中，采用原位乙炔抑 制的方法，在相对短时间内测定反硝化速率是简便易行的。同时他们采用了多相 平衡方法( m u l t i p l ep h a s ee q u i l i b r a t i o n ) 对溶解在水体中的n 2 0 进行提取 ( e x t r a c t i o n ) ，并证明这种方法是方便、可靠、精确的。他们采用了高灵敏度的e c d 检测器，这使得无需延长培养的时间( 6 2 2 h ) 就可对极为微量的n 2 0 浓度变化 也能进行测定。同时还发现，乙炔的浓度在0 5 5 0 饱和度时即可同l 8 饱 和度的乙炔一样，完全抑制n 2 0 的还原”1 。 同年，他们又研究了乙炔抑制方法对甲烷代谢、乙炔还原、反硝化作用之间 的关系( r o g e r ，1 9 7 9 ) 。得出结论：乙炔和硝酸盐的加入在抑制反硝化阶段对甲烷 的产生有延迟作用。在光照条件下乙炔的降解速率比黑暗培养时要大。逐渐降低 乙炔的浓度会使n 2 0 的生成量减少。这些都为湖泊反硝化作用的研究奠定了很 好的理论基础。 在此之后的水域尤其是底泥中的反硝化作用研究都广泛地应用了这一技术， 并对许多湖泊、海湾、水库等水域中反硝化作用进行了测定畹删。 但乙炔抑制了反硝化的同时也抑制了硝化作用，因此对于硝化一反硝化作用 的测定就不很适用。另外在某些水域中硫化物会反转乙炔对n 2 0 的抑制作用。 在1 9 9 6 年l o h s e l 清楚地证明了乙炔抑制法的局限性，他利用乙炔抑制法和同位 索法对北海南部沉积物中的反硝化作用同时进行了测量，结果表明前者比后者数 值低4 5 。对于这两种方法的比较有很多的报道，可以参照其他相关文章。 近年又有许多的新方法应用在反硝化作用的测定上，如微电极方法( 0 2 n 2 0 ) 微电极与乙炔抑制剂的联用或根据硝酸盐微电极测定的硝酸盐剖面测算脱氮速 率) 、氦气生成方法等。除此之外，还有其他的方法( j a n u s z ，2 0 0 0 ) 如，质量平 衡方法( 根掘氮输入和输出之间的差值预测脱氮速率) 、孔隙水剖面的成岩模式 典型海区反硝化作用及影响因素研究 法、硝酸盐消耗量测量法等。在这些方法中，乙炔抑制方法和同位素示踪是比较 常用的方法。 在海岸带里，反硝化作用主要发生在沉积物中。由于外源含硝酸盐水体的输 入，地下水中硝酸盐向底泥水平输送，沉积物中发生的硝化作用，让其具有了进 行反硝化作用的物质基础。 研究表明，在一年四季硝酸盐输入均充足的海岸带，反硝化作用的活跃性与 周围温度变化有良好的相关关系，反硝化速率通常随温度的升高而增大，具有明 显的季节变化性。而在其它近岸浅海地区，反硝化速率则与溶解无机氮( d i s s o l v e i n o r g a n i c n i t r o g e n , d i n ) 或总氮( t o t a ln i t r o g c n , t n ) 输入量有较好的相关关系，表现 为d i n 或t n 的输入越高，反硝化速率越高。s e i t z i n g e ra n dg i b l i n 等( 1 9 8 8 ) 研究 认为，这是因为随着营养盐输入的增加，浮游植物生产率随之增加，因而促进了 有机质向沉积物中的沉降和底部新陈代谢作用( 耗氧过程) ，使反硝化作用与氮输 入量联系起来了。由于春季和秋末d i n 输入因受农业活动影响而升高，反硝化 作用在此时异常活跃。j e r g e n s a n 等( 1 9 9 8 ) 对n o r s m i n d e 海湾研究表明，反硝化 速率在一年中呈现出两次最大值，一次在5 月，这是由于微藻类的沉积和分解以 及水体中高硝酸盐浓度引发的；另一次在秋末，也是与水柱中高硝酸盐浓度相关 的。 在海岸带有机碳降解过程中，硫酸盐的还原作用是厌氧微生物新陈代谢的一 个主要途径。在缺氧水体或深部沉积物中，有机碳也能对反硝化作用起限制作用。 穴居底栖动物也影响上覆水与沉积物之间的硝酸盐交换。随底栖动物种类的不 同，硝酸盐通量既可增加亦可减少。由于浅洞穴居住底栖动物( 如c o r o p h i u m v o l u t a t o r ) 通气能力强和洞穴体积大等因素，氧能渗透入洞壁内，从而促进了硝化 作用的发生。相反，深洞穴居住的底栖动物( 如n e r e i sv i r a n s ) 常常意味着沉积物 可能发生高的反硝化速率。f e n c h e l ( 1 9 9 2 ) 研究发现，底栖动物不但通过建造洞 穴来影响水与沉积物之间的硝酸盐交换，它们也可有选择性地富集生物排泄物颗 粒等有机物，从而促进反硝化作用发生 典型海区反硝化作用及影响因素研究 1 2 反硝化作用机制 反硝化作用是一个硝酸盐被用作电子受体来进行厌氧呼吸产生能量的厌氧 路径( m a d i g a ne ta 1 ，1 9 9 7 ) 。反硝化作用的第一步包括硝酸盐向亚硝酸盐的转化。 然后亚硝酸盐或者转化为氨或者继续转化为一氧化氮，氧化亚氮( n 2 0 ) ，和氮气。 在每一步中包含的酶的合成被存在的氧气所制约( m a d i g a n e ta 1 ，1 9 9 7 ) ；因此，反 硝化过程是一个严格的厌氧过程“1 。尽管在每一个还原的步骤，气态的产物可能 被释放到大气中或者继续还原，但是气体的大部分还是沿着最终的还原方式转化 为氮气。另一种从系统中降解硝酸盐的方式是同步反硝化作用。在这个过程中， 硝酸盐被还原为氨，用作植物，真菌和细菌生长的氮源。无论怎样，经由这种途 径去除的硝酸盐与反硝化作用相比是非常少的( m a d i g a n e ta i ，1 9 9 7 ；x u ee t a l ， 1 9 9 9 ) 。 反硝化过程需要还原环境和有机物的参与，同时还离不了微生物的作用， 如假单胞菌( p s e u d o m o n a s ) 、杆菌( b a c i l l u s ) 、弧菌( y b r i o ) 和硫杆菌( t h i o b a c i l l u s ) 等。可用反应式表示如下m ： n 0 3 一种q a d h + h + = n 0 2 一 n a d + + h 2 0 ( n a d h 一还原型烟酰胺腺嘌呤二核苷酸，n a d + 一烟酰胺腺嘌呤二核苷 酸1 n 0 2 一+ 2 旷+ e 一= n o + h 2 0 n 0 2 一+ 3 h 、2 e - = 1 2 n 2 0 + 3 2h 2 0 n 0 2 一+ 4 l r + 3e - = 1 2 n 2 + 2n 2 0 n o + 2 h + + 2e - = 1 2 n 2 + h 2 0 1 2 n 2 0 + h 十+ e 一= 1 2 n 2 + 1 2h 2 0 总反应式为： c 6 h 1 2 0 6 + 2 4 5n 0 3 一+ 2 4 5h + = 6 c 0 2 + 1 2 5n 2 + 4 2 5h 2 0 由于反硝化作用将无机氮转变成了气态的n 2 和n 2 0 扩散到大气中，从而将 沉积物、水体和大气中的氮化合物联系起来。 6 典型海区反硝化作用及影响因素研究 1 3 反硝化作用的时空变化 1 3 1 季节变化 近海环境中反硝化速率存在季节性变化：一般说来，春天最大，秋末是第二 峰值，夏天最低。波斯尼亚海的研究进一步验证了这个规律：该处反硝化速率春 天最高，夏天为0 ，冬天中等( s t o c k e n b e r ge ta 1 ，1 9 9 7 ) 。 c o n l e y 认为反硝化主要由界面上的硝化作用控制，反硝化速率的季节模式 由溶解氧浓度变化引起的( c o n l e ye ta 1 ，1 9 9 5 ) 。也有研究认为近海环境中反硝化速 率的季节性交化受制于三个主要因子：温度、n o s 一源、有机碳( t u o m i u e ne ta 1 ， 1 9 9 8 ) ，一般认为春天出现反硝化速率极值的原因是由藻类爆发、沉积物中有机 质增加引发的h e r b e r t ( 1 9 9 9 ) 发现反硝化有两个季节高值，一个出现在5 月，藻 类爆发、沉降、降解使水体中n 0 3 - 含量升高；另一个在秋末，河流携带的n 0 3 一 增加。j e r k i n s & k e m p ( 1 9 8 4 ) 研究p a t u x e n t 河口时发现潮滩硝化反硝化耦合强烈， 春季参加反硝化反应的n 0 3 9 9 以上是由硝化反应提供的：夏季虽然反硝化势 和春季一样。但由于表层沉积物0 2 含量降低，所以硝化一反硝化耦合大大降 低；s e i t z i n g e r 等研究佛罗里达o c h l o e k o n e e 湾时发现了同样的反硝化季节模式 ( h e r b e r t 。1 9 9 9 ) 。 1 3 2 昼夜变化 除了季节性变化之外，由于藻类在沉积物表层的生长，引起了潮间和潮下带 反硝化出现昼夜变化，白天由于光合作用产生的氧气扩散进入沉积物，抑制了沉 积物表层硝酸盐的异化还原。j o r g e n s e n 和s o r e n s e n ( 1 9 9 5 ) 发现反硝化速率抑制最 明显是在春天，白天相对于晚上可以降低6 0 ；平均到年，白天的反硝化速率比 晚上仅低1 3 * ；a n d e r s e n 等在研究l e n d r u ps t r a n d 沉积物时发现了同样的规律 ( h e r b e r t ，1 9 9 9 ) 。 1 3 3 水平分布 反硝化速率自陆向海显示出一定的规律性。n e d w e l l 等( 1 9 9 6 ) 、t r i m m e r 等 7 典型海区反硝化作用及影响因素研究 ( 1 9 9 8 ) 对g r e a t o u s e 河口的研究发现，无论是河口上游还是下游，靠近河口的地 方反硝化速率总是比较低；下游沉积物每年4 9 以上的n 通量通过反硝化以气 态氮形式流失，而上游反硝化流失量达到了9 0 。o g i l v i e 等( 1 9 9 7 ) 研究c o m e 河口时发现，越往上游，反硝化速率越高。这可能是由于河口下游高浓度n 0 3 一 被海水稀释，底部沉积物中的n 0 3 - 被转化为n h 4 + ；而在n 0 3 一浓度高、富营养 的河口上游，参加反硝化反应的n 0 3 - 增多的缘故( h e r b e r t ，1 9 9 9 ) 。 1 3 4 垂直分布 垂直方向上来说，目前河口沉积物的反硝化研究多集中在沉积物表层o 2 0 e m ，比较少涉及到反硝化反应随深度的变化规律。l i v i n g s t o n e 等( 2 0 0 0 ) 研究了 b e l f a s t 和s t r a n g f o r d 海湾沉积物反硝化势的空间变化：反硝化作用随深度减弱， ， 0 5 e m 处反硝化作用最强，1 0 2 0 c m 处反硝化势降低最多：同时他们也研究了 1 0 c m 深沉积物反硝化速率的变化，发现反硝化速率也是随深度下降，1 0 c m 处 d r ( d c n i t r i f i c a t i o nr a t e ) 只有表层沉积物d r 的5 0 。b a r e n s & o w e n s ( 1 9 9 8 ) 在 研究h u m b e ：河口时认为，反硝化反应发生在厌氧层沉积物顶部几厘米处，与 c h r i s t e n & v a n d e r b o r g h t 的研究结果一致：反硝化反应是贫氧反应，在沉积物顶 部几厘米以下的贫氧层中进行( 杨龙元等，1 9 9 8 ) 。 1 4 反硝化作用的负效应 反硝化作用的负效应是指在反硝化作用的过程中，硝酸盐氮一部分转化生成 无害的氮气，另一部分未转化完全( 如n 2 0 、n o 等) ：排入大气中形成温室效 应气体，或经过硝酸盐异化还原生成n h 4 + 一n 。 ( 1 ) n 2 0 气体的产生 n 2 0 气体产生于三个过程：反硝化、硝化和硝酸盐异化还原( s e i t z i n g e r ， 1 9 8 8 ) 。反硝化过程中产生的n 2 0 气体加剧了温室效应的发生与臭氧层的破坏， 近海海域( 包括河口和近岸海域) 产生的n 2 0 占整个海洋向大气释放的1 5 6 0 ( s e i t z i n g e re ta 1 ，1 9 9 8 ，2 0 0 0 ) 。s e i t z i n g e r ( 1 9 8 8 ) 认为水生生态系统的富营养化 会导致n 2 0 生成速率增加，f i r e s t o n e 等认为在反硝化过程中，随n 0 3 一一n 、n 0 2 一一n 及d o 浓度升高，n 2 0 较n 2 产生的可能性增加，在已经污染的、高浓度 典型海区反硝化作用及影响因素研究 n 0 3 一的河口发现了极高的n 2 0 浓度( 空气的5 0 倍) ( o 百i v i e 眈a 1 ，1 9 9 7 ) 。虽然河口 是否是全球n 2 0 源还尚未确认，但是c o l n e 河口和其它研究都己经清楚的显示， 河口是n 2 0 潜在的补给源( n e c l w e l l 1 9 9 6 ) 。 ( 2 ) 硝酸盐异化还原生成n l - h + 一n 的作用( d i s s i m i l a t o r yn i t r a t er e d u c t i o nt o a m m o n i u m , d n r a ) 除了n 2 和n 2 0 、少量n o 外，n h 4 + 一n 也是n 0 3 一异化还原的最终产物之 一。厌氧条件下，d n r a 与反硝化作用都是硝酸赫异化还原作用，均可获得维持 细胞合成与生命活动的能量( 吴耀国，2 0 0 2 ) 。在硝酸盐还原过程中，d n r a 与反 硝化作用竞争性共享n 0 3 - 一n 源，通过界面交换进入沉积物中的n 0 3 一大部分 是被还原为n h 4 + 进入水体中而不是生成气体。k e l l y & n i x o n ( 1 9 8 4 ) 的研究 发现，增加沉积物中有机质含量会使氮化反应的速率增加，有机质含量增加、n 0 3 一o c 比值降低，相对反硝化来说更有利于氨化反应的进行。d n r a 的发生对反 硝化作用脱氮不利，为脱氮过程中必须控制的现象，对其研究有待加强( 吴耀国， 2 0 0 2 ) 。近来发现了厌氧氨生物氧化过程( a n a m m o x ) ，异氧硝化细菌、好氧反硝 化细菌把n h 4 + 一n 氧化成n 0 2 - n ，而后通过反硝化将n 0 2 = 一n 还原，主要 产物是n 2 ( 郑平，1 9 9 7 ：o g i l v i ee ta 1 1 9 9 7 ) 。 1 5 反硝化作用的研究方法 反硝化速率测定方法有多种，包括总量平衡( 依据氮输入和输出的不同来计 算反硝化速率) ，乙炔抑制技术( a c e t y l e n ei n h i b i t i o nt e c h n i q u e , a i t ) ，n 2 通量法( n 2 f l u xm e t h o d ) ，1 5 n 示踪法( 1 5 nt r a c e rt e c h n i q u e ) ，孔隙水剖面成岩模式法，n 0 3 一 消耗法，微电极方法( 用乙抉抑制，连接0 2 n 2 0 微电极或用微传感器测n 0 3 - 剖 面计算反硝化速率) ，1 氐同位素对法等。通过测定反硝化的最终产物测定沉积 物反硝化速率是反硝化研究的常用方法，如乙炔抑制法，1 5 n 同位素对法( i s o t o p e p a i r i n gm e t h o d , i p i v 0 ，测定n 2 a r 比，直接测定沉积物一水界面上的n 2 通量等。 这些方法都有着各自的优点和缺陷。但相对来说，乙炔抑制法，柏示踪法 和n 2 通量法是目前常用且效果较好的反硝化速率测定方法。 ( 1 ) 乙炔抑制法。 c 2 h 2 能抑制n 2 0 还原成n 2 ，s r e n s e n 等利用此原理提出了一个简单灵敏的 9 典型海区反硝化作用及影响因素研究 测定沉积物反硝化率的方法，称之为乙炔抑制技术( a r d 。该法实验操作比较简 单：向采得的沉积物柱样中通入乙炔气体，培养一段时间后，从密闭气室中抽取 一定量气体，用气相色谱法分析n 2 0 的浓度，据此计算反硝化速率。 乙炔抑制法具有快速、灵敏、价格低廉等优点，能够同时测定系统中n 0 3 一 的还原率，在尽量保持沉积环境的原位状态下研究水土界面n 0 3 - 的分布廓线，使 物理扰动减至最小水平，获得比较真实的结果。因此乙炔抑制法在湖泊、海洋生 态系统水土界面氮迁移动态研究中得到了广泛的应用”1 。此法最明显的缺点是当 海洋沉积物中n 0 3 一浓度小于1 0 p m o l 时乙炔抑制作用不完全，会使测得的反硝 化速率比实际低3 0 5 0 ”1 l o h s e 等不但详细的阐述了a i t 法的缺陷，而且用 a i t 法和i p m 法测量了北海南部沉积物的反硝化速率，结果显示，a i t 法比坤m 法所测的反硝化速率值低了4 5 。其次，商业乙炔可能含有少量的c o 或丙酮， 它们能够作为去氮菌的碳源参加反应。为了保证乙炔的纯度，不影响反硝化实验 的结果，商业乙炔一定要用硫酸蒸馏水或浓盐酸氯化铜洗涤嗍。再次，乙炔对 其它土壤过程如硝化反应存在影响，硝化反应对乙炔抑制的反应比反硝化反应敏 感，乙炔浓度很底时，n 2 0 还原酶的活性可能会被乙炔完全抑制，尤其是在n 0 3 一 浓度低于1 0 m m o l l 时。硫化物存在的情况下，硝化反应也会被完全抑制。1 而 沉积物中的硝化反应能为反硝化反应提供n 0 3 一，因此这种方法测出来的反硝化 速率要比真实的反硝化速率低y e o m a n s a n d 和b e a u e h a m p 观察到随n 2 0 水平降 低，乙炔含量并没有同时降低，这种现象不利于反硝化研究，因为乙炔抑制作用 降低会使测出来的反硝化速率值偏低。在s e i t z i n g e r 等的研究中，乙炔只是注入 沉积物上覆水中，这样，对反硝化的抑制可能会不完全；而把乙炔直接注入沉积 物岩心中测出来的反硝化速率可能更接近于实际。 一般来说，乙炔抑制作用不明显主要是因为样品中加入了有机碳或者n o ，一 浓度降低所致。这些缺陷可以在一定程度上得到避免，那就是确保通入乙炔时样 品培养时间最短。t i e d j e 建议一旦出现可信的反硝化速率马上停止实验。但是时 间判断有一定的难度。 ( 2 ) n 2 通量法 n 2 通量法是直接测定反应过程中生成的n 2 ，根据n 2 通量计算反硝化速率的 方法。和乙炔抑制法不同的是此法不加乙炔抑制剂。由于反硝化反应受多种环境 o 典型海区反硝化作用及影响因素研究 因子的控制，这种复杂性进一步加剧了反硝化过程测量的复杂性。通过直接测量 反硝化最终产物是最好的，因为此法精度高与现场条件偏差最小。但是因为n 2 在大气中背景值太高而难于测量。所以n ：通量研究通常需要时间较长或者样品 处理比较严格。k a l l a 等应用高精度膜接口质谱法测量了c h e s a p e a k e 湾沉积物的 反硝化速率“。这种方法的优点是能在不受干扰的柱样中测定n 2 通量并具有很 高的时间分辨率。n 2 通量法测定沉积物反硝化率是一个与外界基本隔离的微环 境系统中进行的，经过一段较长时间的恒温培养，各种化学组分趋于平衡状态。一 些研究者试图通过通入惰性气体( 如a r ) 来清除高背景值的n 2 ，然后再测量n 2 通量，但降低n 2 背景值需要好几天，而且在此期间，沉积物性质可能也会发生 变化。 把n 2 通量法与乙炔抑制法和1 5 n 同位素对法相比，s e i t z i n g e r 等认为n 2 通 量法是估算沉积物反硝化速率的最好方法”1 ( 3 ) 同位素对法 同位素对法在实验过程中可以分别测量耦合硝化一反硝化速率( d n ) 以及非耦 合的反硝化速率( d w ) 。实验过程中把柱样中的上覆水用含有1 5 n 标记的n q 一置 换或者加入含有1 稍标记的n 0 3 一，通过测定生成气体中2 8 n 2 、2 9 n 2 、3 0 n 2 的各自 含量，计算耦合硝化一反硝化速率( d n ) 以及非耦合的反硝化速率( d w ) 。 1 5 n 同位素对法是一种很好的分析技术，它不但能精确的测定反硝化速率， 而且能计算d w 和d n 的比例。这种实验方法不加抑制剂，在n 0 3 一，n i - h + 通量已 知的基础上，可以同时测定硝化、反硝化、n 0 3 一氨化、n 矿化的速率 n i e l s e n 用同位素对法测定反硝化速率，向沉积物上覆水中加1 5 n 0 3 一，结果 发现d w 升高，但对d n 没有什么影响。根据s c i t z i n g c r 等的比较, n i e l s e n 改进了 1 柏同位素对方法，改正了经典1 5 n 同位素对方法的缺陷。近来，v a nl u i j n 等研 究结果显示，标准n 2 通量法测得的反硝化速率比1 ，n 同位素对方法高说明后 一种方法测得的反硝化速率低于实际的反硝化速率但是这个结论还没有最后定 性，因为这两种测量方法所采取的实验装置和步骤大不相同。 n i l s 等用持续流系统装置测定淡水沉积物中反硝化速率，结果发现n 2 通量法 和1 5 n 同位素对方法测得的结果分别为1 5 1 _ + 4 肛m o l ( m 2 h ) 和1 4 9 p m o i ( m 2 h ) ，几 乎相同。而用常规批处理模式，n 2 通量法测得的反硝化速率远远大于1 5 n 同位 典型海区反硝化作用及影响因素研究 素对法。这可能是由于n 2 通量法需要上覆水少、培养时间长的缘故。 根据n 0 3 一一n 浓度减少，也可以确定反硝化速率。d e s i m o n e 和h o w e s 研究工 厂排污引起的地下水氮污染，通过利用测定n 2 排放量与n 0 3 - 一n 浓度减少两种手 段，确定反硝化速率分别为3 o 1 0 m g ( l d ) 和7 1 1 0 。3 m 烈l d ) n 1 1 。这可能是 由于反硝化作用过程复杂，终极产物可能有n 2 与n 2 0 ，同时还可能存在n 0 3 - 一n 等中间产物，均可引起n q 一一n 浓度降低。e d j e 谈到模拟野外地下水环境反硝 化的实验时说，室内实验只是揭示野外地下水环境发生反硝化作用的可能性，但 不能作为野外实际地下水系统中发生反硝化作用的判据。对于沉积物一水界面的 反硝化实验也是一样，由于室内实验只能近似接近野外实际，所以野外现场研究 更具有实际意义。 ( 4 ) n 0 3 - 消耗法 依据实验过程中