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傀儡湖沉積物-水界面硝酸鹽異養(yǎng)還原過程研究

2018-06-25 07:54薛驚雅姜星宇姚曉龍中國科學(xué)院大學(xué)北京100049中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室江蘇南京210008
中國環(huán)境科學(xué) 2018年6期
關(guān)鍵詞:異養(yǎng)傀儡硝酸鹽

薛驚雅 ,姜星宇 ,姚曉龍 ,李 敏 ,張 路 (1.中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049;2.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,江蘇 南京 210008)

氮是湖泊、河流等水生生態(tài)系統(tǒng)的重要營養(yǎng)組分,其含量的變化勢必會影響到水生生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的穩(wěn)定[1-2].過高的氮負(fù)荷致使水質(zhì)不斷惡化,引起水體富營養(yǎng)化,擴(kuò)大水體缺氧面積,最終導(dǎo)致藍(lán)藻水華的頻繁暴發(fā)[3-4].此外,大量研究表明,在總氮含量保持不變的情況下,氮的不同形態(tài)組成及形態(tài)變化對水域生態(tài)系統(tǒng)健康具有重要影響[5].氨氮和硝酸鹽是水域生態(tài)系統(tǒng)中主要的無機(jī)氮形態(tài),氨氮在有氧條件下可通過微生物作用被氧化為硝酸鹽(硝化過程);硝酸鹽在無氧狀態(tài)下經(jīng)反硝化細(xì)菌可被還原為氮?dú)?釋放出水體,達(dá)到脫氮的目的[6].然而,越來越多的研究發(fā)現(xiàn)[7-8],硝酸鹽在還原為氮?dú)獾倪^程中,還存在與反硝化作用相反的硝酸鹽還原過程——硝酸鹽異養(yǎng)還原為氨(DNRA).

反硝化及DNRA過程是水體中硝酸鹽還原的兩個主要過程[6].雖然這兩個過程都屬于硝酸鹽的還原過程,但兩個過程最終對硝酸鹽的轉(zhuǎn)化結(jié)果卻大相徑庭.反硝化過程是以有機(jī)質(zhì)作為電子供體將硝酸鹽還原為氮?dú)獾倪^程[8],而 DNRA過程是將硝酸鹽還原為銨根離子,繼續(xù)以生物可利用的形式存在于水體中[6].兩個過程都是以硝酸根作為反應(yīng)底物,所以DNRA過程和反硝化過程之間存在競爭關(guān)系.有大量的文獻(xiàn)報道硝酸鹽異氧還原過程與其影響因子的關(guān)系.Deng等[9]研究了長江口沉積物中硝酸鹽異氧還原過程,認(rèn)為有機(jī)質(zhì)濃度、硫化物是主要影響因子.Song等[10]對東海沉積物的研究發(fā)現(xiàn)溶解氧和有機(jī)質(zhì)是主要的影響因子.此外,也有研究認(rèn)為沉積物含水率、溫度是影響反硝化和DNRA過程的主要因子[11-12].然而,目前已有的研究對淡水湖泊生態(tài)系統(tǒng)硝酸鹽異養(yǎng)還原過程的研究還相對較少,對水體中硝酸鹽的歸趨轉(zhuǎn)化途徑認(rèn)識不足.因此,研究不同環(huán)境條件下反硝化過程與DNRA過程的相對強(qiáng)弱、不同環(huán)境因子的作用及硝酸鹽最終的轉(zhuǎn)化歸趨,對評估水體未來的氮素含量、制定合理的控制思路具有重要意義.

太湖流域是長江三角洲的核心區(qū)域,也是中國人口密度最大的區(qū)域之一.經(jīng)濟(jì)快速發(fā)展的同時,也促使大量的無機(jī)氮進(jìn)入太湖流域的眾多湖泊及河流,引起嚴(yán)重的水體污染問題[13].氮污染是該區(qū)域最為嚴(yán)重的環(huán)境問題之一.本研究以太湖流域的傀儡湖為研究對象,采用近年來新興的OX/MIMS方法快速測定15N標(biāo)記的硝酸鹽在泥漿中的異化還原過程,快速測定15NH4+-N濃度,計(jì)算得DNRA速率;反硝化速率需結(jié)合同位素示蹤技術(shù)獲得.本研究旨在比較傀儡湖硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中DNF和DNRA的相對貢獻(xiàn)率及可能的環(huán)境因素對其產(chǎn)生的影響,對傀儡湖中的硝酸鹽的轉(zhuǎn)化與歸趨過程有全面的了解.此外,本研究彌補(bǔ)了國內(nèi)淡水生態(tài)系統(tǒng)中硝酸鹽異養(yǎng)還原過程研究的空缺,為太湖流域其他河流、湖泊的硝酸鹽異養(yǎng)還原過程的研究提供了參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域

傀儡湖(31°21′~31°30′N,120°39′~120°51′E)位于太湖流域下游,是昆山市的封閉型湖泊水源地.湖面呈橢圓形,南北最長端 4.80km,東西最寬處為2.48km,湖面面積為6.73km2,多年平均水位2.93m,蓄水量 10×106m3.傀儡湖容積較小,湖體中部水淺底平,屬吞吐形的小型湖泊,西北側(cè)與陽澄湖相鄰,并通過野尤涇和箱涵(暗渠)承接陽澄湖來水,由廟涇河作為出湖河道.上游來水、農(nóng)業(yè)面源污染、養(yǎng)殖污染曾是傀儡湖水體污染的主要原因,其中大量使用農(nóng)藥、氮肥導(dǎo)致的面源污染是湖泊水源地的主要污染源[14].自上世紀(jì)九十年代開始,昆山市從傀儡湖的功能定位出發(fā),提出“點(diǎn)面源控制、上下游結(jié)合”的一體化水污染控制策略,湖泊管理模式由資源利用管理過渡到資源保護(hù)管理.在這些控制對策的作用下,在這些控制對策的作用下,傀儡湖總氮、總磷濃度得到有效控制,但富營養(yǎng)化響應(yīng)指標(biāo)葉綠素a的濃度不降反升,這說明傀儡湖的生態(tài)環(huán)境安全仍存在很大風(fēng)險[15].

1.2 樣品采集和處理

本研究根據(jù)傀儡湖出入湖、不同水深、植被覆蓋及取水口等關(guān)鍵點(diǎn),選取10個具有代表性的采樣點(diǎn)來覆蓋整個湖區(qū)面積(圖1).樣品采集分別于2011年7月和2016年7月完成.2011年采集樣品通過流動培養(yǎng)用于傀儡湖沉積物基本參數(shù)的調(diào)查及沉積物-水界面營養(yǎng)鹽通量的計(jì)算,具有培養(yǎng)方法詳見徐徽等[16],在預(yù)培養(yǎng)完成后,采集培養(yǎng)系統(tǒng)的進(jìn)出水樣經(jīng)孔徑 0.2μm 醋酸纖維濾膜過濾后測定溶解性無機(jī)氮含量,用于沉積物-水界面無機(jī)氮通量的計(jì)算;2016年數(shù)據(jù)用于潛在反硝化和DNRA過程的研究.所取表層沉積物樣品(0~10cm) 密封在無菌自封袋中,并在 4℃下保存,用10L聚乙烯桶來采集現(xiàn)場水樣,用于室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn).

圖1 傀儡湖采樣點(diǎn)分布Fig.1 Location of the sampling sites in Lake Kuilei

1.3 室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

將采集好的樣品帶回實(shí)驗(yàn)室,用氬氣吹掃自封袋中采集到的沉積物,并攪拌均勻,同時將采集回來的現(xiàn)場水樣用氬氣吹掃30min以達(dá)到去除水樣中溶解的同位素氣體(29N2、30N2)的目的.將每個點(diǎn)位已均質(zhì)化的沉積物30g與300mL現(xiàn)場采集來的經(jīng)過凈化的水樣充分混合形成泥漿,并在氬氣吹掃下將泥漿凈化20min.混合后的泥漿被分裝到8個12mL的labco氣密瓶中,確保瓶中無氣體殘留后用帶橡膠墊的瓶蓋封緊,以防止大氣中的氣體對其產(chǎn)生污染.首先進(jìn)行 24h的預(yù)培養(yǎng)以消耗泥漿中殘留的硝酸鹽、亞硝酸鹽以及氧氣[9].預(yù)培養(yǎng)完成后,在每個labco瓶中注入15NO3-(最終濃度約為100μmol/L).每個點(diǎn)位取其中的2個labco瓶注入0.1mL的飽和ZnCl2溶液作為初始樣品,剩下的泥漿在200r/min的搖床上培養(yǎng)10h分別用于反硝化過程和DNRA過程的測定分析.培養(yǎng)完成后,在剩下的泥漿樣品中也分別加入 0.1mL的飽和ZnCl2溶液以結(jié)束反應(yīng)過程.其中的3個樣品待泥漿沉降后用于反硝化過程的測定,剩下的 3個樣品再次經(jīng)過氬氣吹掃30min以去除培養(yǎng)過程中由于反硝化過程或/和厭氧氨氧化過程產(chǎn)生的29N2和30N2,曝氣后立即密封瓶蓋并加入 0.2mL的氧化劑(次溴酸鹽碘溶液),于 4℃保存用于后續(xù)DNRA過程的測定分析[17].

潛在反硝化速率由膜接口質(zhì)譜儀(MIMS)通過測定始末樣品之間反硝化過程產(chǎn)生的溶解性氣體含量差值經(jīng)同位素配對法計(jì)算得到.DNRA速率采用的是氨氧化技術(shù)與膜接口質(zhì)譜儀結(jié)合的方法(OX/MIMS)通過測定15NH4+-N濃度計(jì)算得到,即在培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)完成后在泥漿樣品中注入的氧化劑(次溴酸鹽碘溶液)將 NH4+-N氧化為 N2,再用膜接口質(zhì)譜儀(MIMS)測定水樣中溶解的氣體(28N2,29N2,30N2)含量,根據(jù)29N2、30N2含量計(jì)算出DNRA過程產(chǎn)生的15NH4+-N濃度,進(jìn)而得到DNRA的反應(yīng)速率[18].

1.4 沉積物特征分析

表層沉積物樣烘干碾磨過篩,用過硫酸鉀法測定TN、TP,用燒失法測定有機(jī)物含量(LOI).沉積物含水率的測定方法是將預(yù)先稱量好的濕泥在80℃的烘箱烘烤至恒重,再計(jì)算沉積物中的含水率.SOD是通過MIMS測定培養(yǎng)前和培養(yǎng)完成時泥漿中的氧氣含量得到的[19].

1.5 營養(yǎng)鹽通量計(jì)算方法

2011年的流動培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中,NH4+-N、NO3--N、NO2--N在沉積物-水界面的通量計(jì)算公式為[20]:

總?cè)芙鈶B(tài)無機(jī)氮(DIN)通量為:

式中:F1、F2、F3分別為通 量,μmol/(m2·h);FDIN是 總 溶 解 態(tài) 無 機(jī) 氮 通量,μmol/(m2·h);C、C0是流動培養(yǎng)進(jìn)出水中營養(yǎng)鹽濃度,μmol/L;v為蠕動泵流速,mL/min;S為柱樣中沉積物-水界面面積,m2.

1.6 反硝化、DNRA速率計(jì)算方法

本研究假設(shè)培養(yǎng)過程中的反硝化是完全的脫氮反應(yīng),最終產(chǎn)物中不存在29N2O和30N2O[21];參與反硝化反應(yīng)的14NO3-和15NO3-在生成 N2時,14N和15N的結(jié)合是隨機(jī)的,即同位素分子量的差異不會對反應(yīng)的隨機(jī)性產(chǎn)生影響[22].

N2的釋放速率(r29,r30)[20]:

式中:rn為氮 氣(r29,r30)釋 放 速 率,μmol/(kg·h);Cn,0、Cn分別為培養(yǎng)開始前及培養(yǎng)后labco瓶中的氮?dú)夂?μmol/L;Vol是培養(yǎng)瓶的體積,L;W是沉積物干泥的質(zhì)量, kg;T是培養(yǎng)時間, h.

由29N2(r29),30N2(r30)的產(chǎn)生速率可計(jì)算出

15NO3--N的反硝化速率(DDNF)[23]:

DNRA速率公式為[17]:

式中:RDNRA是總的潛在反硝化速率(μmol15N/(kg·h)),[15NH4+]Initial和[15NH4+]Final分別是泥漿樣品中15NH4+的初始和最終濃度(μmol/L),其他各項(xiàng)參數(shù)與上式相同.

1.7 統(tǒng)計(jì)分析

單因素方差分析(ANOVA)用于差異性分析,變量之間的關(guān)系用Pearson相關(guān)性檢驗(yàn)進(jìn)行分析,所有的數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)采用SPSS22.0,數(shù)據(jù)顯著性分析的置信區(qū)間均為 95%.采樣點(diǎn)的繪制使用 Arcgis 10.3.1,營養(yǎng)鹽通量、反硝化、DNRA 及 DNRA在硝酸鹽異養(yǎng)還原中的比例圖用origin 9繪制.

2 結(jié)果與討論

2.1 沉積物理化參數(shù)

各采樣點(diǎn)沉積物理化參數(shù)如表1所示.沉積物 TN、TP的濃度變化范圍分別為 0.67~2.57mg/g,0.26~0.70mg/g,均值分別為 1.54mg/g,0.51mg/g.TN,TP最大值均出現(xiàn)在傀儡湖出湖河道口附近的 S10.沉積物含水率的變化范圍為35.02%~67.57%,位于 S7處(67.57%)的最大值約是S6處(35.02%)的2倍.燒失量最低值出現(xiàn)在S6,其值為 2.00%,最高值出現(xiàn)在陽澄湖引水河道口處的 S8,其值為 12.80%.燒失量可間接表明底泥的有機(jī)質(zhì)含量,S8處(12.80%)的燒失量遠(yuǎn)高于其他點(diǎn)位的平均值(3.84%),說明陽澄湖來水中含有豐富的有機(jī)質(zhì).沉積物需氧量(sediment oxygen demand, SOD)變化范圍為 12.80~41.72gO2/(m2·d),均值為23.40gO2/(m2·d),最大值位于 S8,與有機(jī)質(zhì)含量最大處出現(xiàn)在相同位置說明此處微生物代謝活性高,生物活動豐富.

表1 傀儡湖沉積物理化參數(shù)Table 1 Physiochemical characteristics of the sediments in Lake Kuilei

2.2 沉積物-水界面營養(yǎng)鹽通量

沉積物-水界面 NH4+-N 凈通量在 40.60~277.98μmol/(m2·h)范圍內(nèi)(圖 2),均值為 158.06±85.52μmol/(m2·h),不同點(diǎn)位之間存在較大差異性.10個采樣點(diǎn)處的沉積物均表現(xiàn)為NH4+-N的源,即表示NH4+-N從沉積物中釋放到上覆水體,其中 NH4+-N凈通量的最大值出現(xiàn)在湖泊西北部的S2點(diǎn),最小值在湖中心的S4點(diǎn).NO3--N凈通量具有與 NH4+-N凈通量相反的傳遞方向,10個點(diǎn)位的沉積物均為 NO3--N 的匯,變化范圍為 :-53.55~-11.09μmol/(m2·h),均 值 為 -31.30±13.26μmol/(m2·h),僅為 NH4+-N 通量的 19.8%.NO2--N凈通量與NO3--N通量具有相同的傳遞方向,沉積物都為水體中的匯,但是NO2--N凈通量遠(yuǎn)小于NO3--N凈通量,其平均通量僅為-4.49±2.53μmol/(m2·h).總?cè)芙庑詿o機(jī)氮通量在 0.13~233.03μmol/(m2·h)范圍內(nèi),最小值出現(xiàn)在 S4,最大值在 S3,具有很大的空間異質(zhì)性.10個點(diǎn)位沉積物均為 DIN的源,這是因?yàn)镹H4+-N凈通量在DIN中占據(jù)主導(dǎo)作用,NO2--N凈通量與 NO3--N通量都遠(yuǎn)小于NH4+-N通量,對 DIN的貢獻(xiàn)率較小.沉積物中大量的 NH4+-N進(jìn)入水體中,在水體中較高溶解氧的環(huán)境條件下,易促進(jìn)硝化過程的發(fā)生,導(dǎo)致 NO3--N、NO2--N的大量生成,NO3--N、NO2--N通過擴(kuò)散作用進(jìn)入沉積物,成為硝酸鹽在厭氧沉積物中異養(yǎng)還原過程的反應(yīng)底物.這與研究結(jié)果表明的沉積物-水界面處的NH4+-N通量、NO3--N通量轉(zhuǎn)移方向是一致的.

圖2 各采樣點(diǎn)沉積物-水界面營養(yǎng)鹽通量Fig.2 Nutrient fluxes across the sediment-water interface of all sampling sites

2.3 反硝化速率

傀儡湖潛在反硝化速率是利用添加的15NO3-而發(fā)生的反硝化量 DDNF,其最大值出現(xiàn)在S8 處(54.00±9.69μmol/(kg·h))均值±標(biāo)準(zhǔn)偏差,下同),最小值在 S6處(18.88±1.31μmol/(kg·h)) (圖3),均值為 36.39±3.86μmol/(kg·h).采樣點(diǎn)之間的反硝化速率存在顯著的空間差異性(one-way ANOVA,n=30,P=0.000).研究區(qū)域的反硝化速率與含水率和燒失量存在極顯著相關(guān)性(P<0.01),但是與TN,TP之間的相關(guān)性不顯著(表2).一般來說,反硝化速率和有機(jī)質(zhì)之間存在顯著的正相關(guān)關(guān)系,這表明研究區(qū)域的反硝化過程主要是由微生物分解有機(jī)質(zhì)驅(qū)動的,有機(jī)質(zhì)作為電子供體參與反硝化過程,因此導(dǎo)致有機(jī)質(zhì)含量不同的區(qū)域反硝化速率也明顯不同[9-10].反硝化與沉積物含水率之間的顯著相關(guān)關(guān)系(r=0.885,P<0.01)是由于沉積物中的含水量可能會阻止氧氣在其中的擴(kuò)散,給微生物提供一個有利于脫氮的厭氧環(huán)境,因此隨著沉積物含水率的增加,反硝化速率也相應(yīng)的增加[11,24].

圖3 傀儡湖沉積物反硝化速率Fig.3 DNF rates in the sediments of Lake Kuilei

表2 硝酸鹽異養(yǎng)還原(反硝化和DNRA)與沉積物理化參數(shù)的相關(guān)關(guān)系Table 2 Correlation analyses between dissimilatory nitrate reduction (DNF and DNRA) tares and physiochemical characteristics of sediments

2.4 DNRA速率

圖4 傀儡湖沉積物DNRA速率Fig.4 DNRA rates in the sediments of Lake Kuilei

潛在DNRA速率變化范圍在1.02~ 5.88μmol/(kg·h)之間(圖 4),均值為 3.21±1.15μmol/(kg·h).由單因素方差分析可知,在整個傀儡湖研究區(qū)域,各樣點(diǎn)之間的 DNRA速率沒有顯著的差異性(n=30,P>0.05).最高的DNRA速率位于S2,最低的在S1.DNRA過程可分別由以有機(jī)碳為電子供體的異養(yǎng)生物(發(fā)酵型的 DNRA)和以硝酸鹽氧化硫化氫及其他還原性的無機(jī)底物的化能自養(yǎng)生物催化進(jìn)行[23].之前的研究報道稱由 DNRA產(chǎn)生NH4+的過程與沉積物中有機(jī)碳的含量存在相關(guān)關(guān)系,并且可能是高濃度的有機(jī)碳及氮限制的條件下硝酸鹽異養(yǎng)還原的主導(dǎo)過程[23].進(jìn)行相關(guān)分析發(fā)現(xiàn),本研究中 DNRA過程與沉積物中有機(jī)碳含量之間沒有顯著的相關(guān)關(guān)系(r=0.290,P>0.05),說明有機(jī)碳不是本研究的限制因子,夏季沉積物中硝酸鹽的限制可能是影響 DNRA過程的重要因素.沉積物耗氧量(SOD)表征的是沉積物對氧氣的消耗情況,SOD越大,說明沉積物的還原性越強(qiáng)[24].還原性越強(qiáng)的沉積物越有利于DNRA過程的發(fā)生.由表2可知,DNRA速率與SOD之間存在正相關(guān)關(guān)系(r=0.624, P=0.054).還有研究表明,DNRA過程也會促進(jìn)SOD的產(chǎn)生和增長:當(dāng)沉積物中由DNRA過程產(chǎn)生的NH4+釋放到上覆水中時,會促進(jìn)浮游植物生產(chǎn)力的提高,浮游植物的死亡降解進(jìn)一步導(dǎo)致額外的有機(jī)質(zhì)進(jìn)入沉積物,從而誘導(dǎo)SOD的增長[26].

2.5 不同類型濕地的反硝化和DNRA過程

反硝化和DNRA過程在硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中發(fā)揮不同的作用:反硝化可以去除水生生態(tài)系統(tǒng)中的硝酸鹽,結(jié)束硝酸鹽在水生生態(tài)系統(tǒng)中的循環(huán)過程,是濕地生態(tài)系統(tǒng)脫氮過程,反應(yīng)生態(tài)系統(tǒng)的自凈能力[22];而 DNRA過程是將硝酸鹽還原為氨氮,以無機(jī)氮的形式繼續(xù)存在于生態(tài)系統(tǒng)中.相比較于硝態(tài)氮,氨氮更易被浮游植物所利用,所以 DNRA過程是一種氮素內(nèi)循環(huán)過程,甚至?xí)又貪竦匚廴緺顩r[27].因此,這兩個過程之間的相互競爭強(qiáng)度決定水生生態(tài)系統(tǒng)中硝酸鹽異養(yǎng)還原過程的轉(zhuǎn)化方式與最終歸趨.本研究中,反硝化是傀儡湖沉積物中硝酸鹽異養(yǎng)還原的主導(dǎo)途徑,占總的硝酸鹽損失(DNF+DNRA)的 84.23%~ 96.90%.與反硝化過程相比,DNRA過程發(fā)揮較小的作用,只占總的硝酸鹽損失的3.10%~15.77% (圖5).

表3 傀儡湖及其他的湖泊、河口濕地反硝化、DNRA速率及DNRA在硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中所占的比重Table 3 DNF and DNRA rates and the contribution of DNRA to total dissimilatory nitrate reduction in Lake Kuilei and some other lake and estuarine ecosystems

與其他地區(qū)的湖泊濕地相比,本研究中的反硝化速率、DNRA速率及DNRA在硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中所占的比重在文獻(xiàn)報道的范圍內(nèi)(表3).但是淡水湖泊中的DNRA速率在總的硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中所占的比重大部分都小于 50%,說明淡水湖泊中的硝酸鹽異養(yǎng)還原過程還是以反硝化作用占據(jù)主導(dǎo)地位.文獻(xiàn)報道海洋河口濕地沉積物的DNRA速率可達(dá)總的硝酸鹽還原速率的 75%[32],甚至達(dá) 98%[33],遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于淡水湖泊中DNRA速率所占的比重,這可能與海洋河口處硫化物濃度較高有關(guān).Howarth報道海水中硫酸鹽濃度約為 25~28mmol/L[34],遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于淡水湖泊(其中太湖水體硫酸鹽濃度為 1mmol/L)[35].此外,海洋河口處的鹽度高于湖泊等淡水生態(tài)系統(tǒng),在這樣的鹽度條件下,硫酸鹽還原是主要的有機(jī)物降解過程,孔隙水中硫化物(硫酸鹽還原產(chǎn)物)的濃度可能在低氧條件下增加,而高的硫化物濃度可能通過對硝化細(xì)菌的毒害作用抑制硝化過程的發(fā)生,從而導(dǎo)致可利用硝酸鹽濃度的降低;同時,由于硫化物對反硝化細(xì)菌具有抑制作用且可充當(dāng)電子供體參與DNRA過程,致使沉積物中的硝酸鹽可能會被 DNRA過程而非反硝化過程利用[35].最終使得 DNRA速率遠(yuǎn)大于反硝化速率.這與湖泊生態(tài)系統(tǒng)中較低的硫化物濃度具有很大差異,所以淡水生態(tài)系統(tǒng)中的DNRA速率會遠(yuǎn)小于反硝化速率.

圖5 DNRA占沉積物中硝酸鹽異養(yǎng)還原(DNF+DNRA)的比例Fig.5 Contribution of DNRA to total dissimilatory nitrate reduction (DNF+DNRA) in the sediments of Lake Kuilei

3 結(jié)論

3.1 傀儡湖10個采樣點(diǎn)沉積物-水界面處的營養(yǎng)鹽通量具有較大的差異性.10個采樣點(diǎn)沉積物均為NH4+-N凈通量的源,NO3--N和NO2--N凈通量的匯.由于NH4+-N凈通量遠(yuǎn)大于NO3--N和NO2--N凈通量,所以沉積物為總?cè)芙庑詿o機(jī)氮(DIN)的源.

3.2 傀儡湖硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中潛在的反硝化速率為 18.89~54.00μmol/(kg·h),均值為 36.39±3.86μmol/(kg·h);潛在 DNRA 速率為 1.02~5.88μmol/(kg·h),均值為 3.21±1.15μmol/(kg·h).

3.3 研究區(qū)域的反硝化速率與沉積物中的燒失量和含水率存在的正相關(guān)關(guān)系;DNRA與沉積物耗氧量(SOD)之間存在相關(guān)性.

3.4 反硝化是傀儡湖中硝酸鹽異養(yǎng)還原的主導(dǎo)過程,占硝酸鹽異養(yǎng)還原過程(DNF+DNRA)的84.23%~96.90%;DNRA 所占比重為 3.10%~15.77%.與海洋河口區(qū)域相比,淡水湖泊生態(tài)系統(tǒng)中DNRA速率和DNRA在硝酸鹽異養(yǎng)還原中所占的比重均較小.

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