范文一:反硝化作用
反硝化作用
反硝化作用(denitrification)
也称脱氮作用。反硝化细菌在缺氧条件下,还原硝酸盐,释放出分子态氮(N2)或一氧化二氮(N2O)的过程。微生物和植物吸收利用硝酸盐有两种完全不同的用途,一是利用其中的氮作为氮源,称为同化性硝酸还原作用:NO3-→NH4+→有机态氮。许多细菌、放线菌和霉菌能利用硝酸盐做为氮素营养。另一用途是利用NO2-和NO3-为呼吸作用的最终电子受体,把硝酸还原成氮(N2),称为反硝化作用或脱氮作用:NO3-→NO2-→N2↑。能进行反硝化作用的只有少数细菌,这个生理群称为反硝化菌。大部分反硝化细菌是异养菌,例如脱氮小球菌、反硝化假单胞菌等,它们以有机物为氮源和能源,进行无氧呼吸,其生化过程可用下式表示:
C6H12O6+12NO3-→6H2O+6CO2+12NO2-+能量
CH3COOH+8NO3-→6H2O+10CO2+4N2+8OH-+能量
少数反硝化细菌为自养菌,如脱氮硫杆菌,它们氧化硫或硝酸盐获得能量,同化二氧化碳,以硝酸盐为呼吸作用的最终电子受体。可进行以下反应:
5S+6KNO3+2H2O→3N2+K2SO4+4KHSO4
反硝化作用使硝酸盐还原成氮气,从而降低了土壤中氮素营养的含量,对农业生产不利。农业上常进行中耕松土,以防止反硝化作用。反硝化作用是氮素循环中不可缺少的环节,可使土壤中因淋溶而流入河流、海洋中的NO3-减少,消除因硝酸积累对生物的毒害作用。 反硝化作用,狭义的指将硝酸盐还原为分子态氮的过程,称为脱氮作用;广义的指将硝酸盐还原为较简单的氮化合物的过程,除了脱氮作用外,还包括硝酸盐还原作用(指脱氮作用以外的还原作用,例如硝酸盐还原为亚硝酸盐的作用)。
多种细菌和真菌斗具有硝酸盐还原酶,可以将硝酸盐还原为亚硝酸盐。方程式如下: NHO3+2H------------>HNO2+H2O(需要硝酸还原酶的作用)
而脱氮作用,则常常与无氮有机物的氧化反应伴随发生,例如:
C6H12O6+6H2O---------->6CO2+24H
24H+4NO3-------------->12H2O+2N2
总的反应方程式为:
C6H12O6+4NO3 ̄------------>6CO2+6H2O+2N2+420cal
也就是说,在1摩尔的葡萄糖被氧化的同时,有4摩尔的硝酸根被还原为2摩尔分子氮。 很多细菌可以引起脱氮作用,主要是一些革兰氏阴性的无芽胞杆菌,如荧光杆菌,斯图采尔杆菌。它们一般是兼性需氧的细菌,脱氮作用常常是在厌氧条件下发生。而且,有些化学能自养型细菌也可以在厌氧的条件下引起脱氮作用,比如,反硝化硫化细菌可以用硝酸盐来氧化硫,从而将硝酸盐还原,方程式如下:
5S+2CaCO3+6KNO3------------>3K2SO4+2CaSO4+2CO2+3N2+660cal
在pH为7.0~8.2,厌氧条件下,如果有可溶性无氮有机物存在,则脱氮作用旺盛。 反硝化作用的意义在于:
 ̄
1,硝酸盐还原作用使水中的低毒硝酸盐浓度降低,而使具有较高毒性的亚硝酸盐浓度增加,所以是不利的。
2,脱氮作用使水中的低毒硝酸盐浓度降低,变为无毒的氮气排除,是有利的。
3,在草缸中,脱氮作用会使对草有营养意义的硝酸盐减少,对草是不利的,特别是在氮循环保持良好状态的生态群落中。
4,如果要增加脱氮作用的强度,可以创造适合反应的条件,其中保持适合的酸碱度和一定可溶性无氮有机物浓度是关键。无氮有机物水中的存在有限,可以考虑额外添加补充,例如向水中补充葡萄糖溶液。
5,脱氮作用对没有排除硝酸盐途径的裸缸具有重要意义,和良好的硝化作用一起,维持水中的低氮状态,保持水质稳定,延长换水时间。
范文二:湿地硝化、反硝化作用
第26卷第1期2005年1月
环 境 科 学Vol.26,No.1Jan.,2005
复合垂直流人工湿地污水处理系统硝化与反硝化作用
贺锋,吴振斌3,陶菁,成水平,付贵萍
(中国科学院水生生物研究所淡水生态与生物技术国家重点实验室,武汉 430072)
摘要:研究了复合垂直流人工湿地各基质层的硝化与反硝化菌数量以及硝化与反硝化作用强度.结果表明,基质中硝化菌数μg?(g?量为715×103~111×105MPN?g-1,反硝化菌数量为715×106~111×107MPN?g-1.硝化作用强度为0101~6135
d)
-1
(g?μg?,反硝化作用强度为3137~4119d)
-1
.沿水流方向硝化菌数量和硝化作用强度明显降低,其变化趋势呈显著正相
关(r=019661,p
017722,p
溶氧状况和污水中氨氮含量较高相一致.
关键词:复合垂直流人工湿地;硝化作用;反硝化作用;硝化菌;反硝化菌
中图分类号:X799.3 文献标识码:A 文章编号:025023301(2005)0120047204
NitrificationandDenitrificationintheIntegratedVerticalFlowWet2lands
HEFeng,WUZhen2bin,TAOJing,CHENGShui2pingFU(StateKeyLabofFreshWaterEcologyandBiotechnology,,AcademyofSciences,Wuhan430072,China)
Abstract:Nitrificationandverticalflowconstructedwetlands(IVCW)arestud2
μg?(g?ied.TheresultsshowtherateinthestrataofIVCWwere0101~6135d)-1and
μg3137~4119-1Thenumber(MPN)methodareemployedtodeterminethenumberanddistri2
butionofinthestrataofthesystem.Theresultsshowthatthenumbersofnitrifyinganddenitrify2ingbacteriawere3~111×105MPN?g-1and715×106~111×107MPN?g-1respectively.Thepositivecorrelationbe2tweenbacteriaandtheiractionwasobvious(r=019661,p
Keywords:integratedverticalflowconstructedwetland;nitrification;denitrification;nitrifyingbacteria;denitrifyingbacteria
人工湿地是上世纪70年代末兴起的一种废水处理新技术,与传统的二级处理技术相比,具有建设运行成本低,耗能少,出水水质好,运行维护方便,系统配置可塑性强,对负荷变化适应性强,有较强的氮、磷去除能力以及生态环境效益显著并可美化环境,实现废水资源化等特点[1~4].人工湿地系统对于氮的去除作用包括基质的吸附、过滤、沉淀以及氮的挥发,植物的吸收以及微生物的硝化和反硝化作用[5].其中,微生物的硝化和反硝化作用是湿地除氮的主要途径,其基本条件是存在大量的硝化和反硝化细菌以及适宜的湿地基质环境条件[5].研究人工湿地的硝化和反硝化作用状况,对于了解人工湿地的处理机制以及提高处理系统的效率具有重要意义.
复合垂直流人工湿地处理系统(IntegratedVer2ticalFlowConstructedwetland,IVCW)是在“九五”
期间由中科院水生生物研究所与德国科隆大学、奥
地利维也纳农业大学等共同承担的欧盟国际合作项目中首先提出的.该处理系统一般应用于生活污水的处理,经过一系列的小试、中试,在深圳、上海等地大规模的应用都取得了很好的效果[6].本文通过确定复合垂直流人工湿地中试系统各基质层的硝化和反硝化作用细菌数量以及作用强度,对湿地系统的硝化和反硝化作用及其变化规律进行研究.1 材料与方法
111 复合垂直流人工湿地污水处理系统结构
收稿日期:2004201213;修订日期:2004203228
基金项目:国家高技术研究发展计划(863计划)项目
(2002AA601021);国家杰出青年基金项目(39925007);中科院知识创新工程重要方向项目(KSCX22SW2102)
作者简介:贺锋(1973~),男,博士,主要从事水环境生态工程及环境
生物学研究.3通讯联系人
48环 境 科 学26卷
复合垂直流人工湿地中试系统由下行流池和上
行流池串联而成,两池中间有隔墙,底部连通(见图1).填料:底层大粒径砾石作为排水层,上部填砂.水生植物:下行流池内种植美人蕉,上行流池内种植石菖蒲
.
系统管网见图1,采用PVC管在下行流池表面均匀布水,上行流池表面收集管出水.水流方式为下行流至上行流,如图1中箭头所示.
试验用水取自东湖(水果湖)水体,进水水质主要指标见表1.进水方式为间歇式,水力负荷018m3/(m2?d),分4次进入,间隔时间为5h.113 样品采集
在床体内部,沿水流方向下行流池和上行流池各分4层采样,分别是深度1~10cm,10~20cm,20~30cm,35~45cm.重复土样同层次混合后,冰箱冷藏备用.1.4 各基质层氮持留量[8]
用015mol/LK2SO4溶液提取,过滤.浸提液测定TN,NH4+,NO3-和NO2-.测定方法见文献[9].
图1 复合垂直流人工湿地结构示意图
Fig.1 AschematicdiagramofIVCW
1.2 系统运行方式
指标进水
标准差
温度/2112810
pH719017
表1 IVCW中试系统进水参数(平均值)[7]
Table1 ParametersofinflowoftheMSP(values)
电导率
347
52
-1
电位
/mV18124016
溶氧
316
-1
8-1
BOD51412
-1
1219
416214
-1
TP-101360117
115 微生物分析
MPN法分析,[10].1.6 硝化作用强度测定
μg?(g?d)-1,此后,沿水流方向,硝化作用迅速减
弱,并在下行流池和上行流池的底层达到最低,分别
(g?(g?μg?μg?为0101d)-1和0103d)-1.在上行流池的上层,硝化作用略有加强,在0~10cm层为0133
μg?(g?d)-1.
取10g土样,加入硫酸铵溶液(1mg/瓶N),调节水分,固定体积,封口,在30℃培养2周.培养完毕后,以土水比1∶5加入015mol/LK2SO4溶液浸提,测定浸提液NO3-浓度,同时做不加硫酸铵的对照处理.计算土样NO3-浓度变化率作为硝化作用强度.
1.7 反硝化作用强度测定
取10g土样,加入硝酸钾溶液(1mg/瓶N),调节水分,固定体积,封口,在30℃培养40h.培养完毕后,以土水比1∶5加入015mol/LK2SO4溶液浸提,测定浸提液NO3-浓度,同时做不加硝酸钾的对照处理.计算土样NO3-浓度变化率作为反硝化作用强度.
2 结果与讨论
2.1 复合垂直流人工湿地基质内硝化作用的空间
图2 复合垂直流人工湿地各基质层硝化与反硝化细菌数目和硝化与反硝化作用强度
Fig.2 Spatialvariationofthenumberofbacteria,nitrification
anddenitrificationrateinstrataofIVCW
变异
从图2可以看出,复合垂直流人工湿地上行流池0~10cm层硝化作用最强,达到6135
硝化细菌是好氧细菌,湿地床的表层是适合其生活的区域.在上行流池和下行流池的0~10cm层,硝化细菌的最大可能数分别为111×105MPN?g-1和215×104MPN?g-1而湿地床的底层为厌氧状态,下行流池和上行流池35~45cm层的硝化细菌均为715×103MPN?g-1.从图3可以看出,
1期环 境 科 学49
复合垂直流人工湿地的下行流池表层具有很强的物
理、化学和生物作用,持留了污水中最大部分的氮素,此后各基质层氮素持留量逐渐降低,到上行流池趋于稳定.氨氮是基质层中3种无机氮素形式中含量最高的,占3种氮素之和的6818%~8312%.由此可以看出,下行流池表层充足的底物也促进了此基质层内硝化细菌的作用
.
人工湿地作为一个独立的生态系统,可以在其内部自然形成几个溶氧条件不同的微环境,例如在充氧的水表面或者植物根系的好氧微环境以下形成厌氧的基质层,这样同一个系统内部,硝化菌和反硝化菌共存,可以同时进行好氧的硝化作用和厌氧的反硝化作用,而不需要像其他生物反应器那样严格区分控制好氧和厌氧2个过程,因而具有高效的除氮能力[3,4].
氮素在处理系统内的转化途径如下:有机氮
硝化作用
氨化作用反硝化作用
NH4+NO2-
亚硝化作用反硝化作用
NO2-
NO3-
N2
对于氨氮含量较高的污水,脱氮处理中反硝化作用阶段前充分的硝化作用是非常必要的.一般的潜流湿地,,在处理氨氮含量
图3 复合垂直流人工湿地各基质层的氮持留量
Fig.3 SpatialvariationofextractableNinstrataofIVCW
,不能将氨氮充厌氧的溶解氧状态变化,从而保证了硝化作用2反硝化作用的充分进行,利于污水的高效脱氮.湿地的下行流表层具有最强的硝化作用,也是硝化作用作为氮素主要作用途径的基质层.此后沿水流进程,随着氨氮含量的降低和溶解氧的不足,硝化作用迅速降低,反硝化作用成为了氮素主要作用途径.溶解氧对于反硝化作用的抑制与反硝化作用的碳源和反硝化菌的种类都有关,反硝化作用并不要求严格的厌氧环境,因而在各层都能保持较高的作用强度.
2.4 基质层微生物量与硝化和反硝化作用强度的
2.2 复合垂直流人工湿地基质内反硝化作用的空
间变异
图2可以看出,相差不大,,137μg?(g?d)-1,μg?(g?,111d)-1和4119
(g?μg?d)-1.在上行流池基质层内,反硝化作用强
(g?μg?度维持在4111~4119d)-1范围内.反硝化细菌是一类异养型兼性厌氧菌,复合垂
直流人工湿地表层以下的基质层都符合其生活条件,保证了反硝化作用的进行.人工湿地反硝化作用在各基质层都比较强,也说明反硝化作用是人工湿地主要的除氮途径.有研究表明,湿地中85%以上的氮的去除来自反硝化作用,尤其是在已经运行成熟的湿地系统中,水生植物对氮的吸收作用相对较弱,微生物的反硝化作用就更为重要[11,12].而且微生物反硝化作用可以把硝酸盐氮和亚硝酸盐氮转化成气态氮,因而可以被看成是氮元素以气态形式被永久性从湿地中除去.2.3 基质层硝化作用和反硝化作用的关系
图2可以看出,基质层内硝化作用和反硝化作用沿水流方向的变化趋势相反,硝化作用强度从下行流池的表层开始逐渐降低,反硝化作用逐渐增强.相关性分析表明,各基质层硝化作用和反硝化作用具有极显著的负相关(r=-019776,p
关系
从图2可以看出硝化菌数量与硝化作用,反硝化菌数量与反硝化作用呈一致的变化趋势.对于各基质层微生物数量与作用强度进行相关性分析,硝化菌数量与硝化作用强度,反硝化菌数量与反硝化作用强度均呈显著的正相关(硝化作用r=019661,
p
直线相关关系.而且硝化菌数量和硝化作用强度的决定系数为019334,远远高于反硝化菌数量和反硝化作用强度的决定系数015962,说明硝化作用强度与硝化菌数量的相关程度要高于反硝化作用强度与反硝化菌数量,硝化作用与硝化菌数量的变化受环境因素的影响比较一致,而反硝化作用的环境影响更为复杂.
50环 境 科 学26卷
3 结论
lutionControl,Processes,Design,andOperation[M].Lon2don:IWAPublishing,2000.
[5] 刘超翔,董春宏,李峰民,等.潜流式人工湿地污水处理系
复合垂直流人工湿地系统独特的结构和水流方
式为微生物提供了良好的生活环境,有利于湿地系统的除氮作用.硝化和反硝化作用是人工湿地除氮的主要途径.污水进入人工湿地下行流池后先通过硝化作用将氨氮转化为硝态氮,此后在水流行进的路线上硝化作用减弱,反硝化作用占主导地位,最终氮素转化成气态形式释放.硝化作用和反硝化作用强度变化沿水流方向呈显著负相关.硝化和反硝化作用微生物量与硝化和反硝化作用呈显著正相关,其中,硝化作用与其微生物量的变化更为一致.
致谢:本工作得到刘保元,詹发萃,邓家齐,马剑敏,李今,李谷,吴晓辉,周巧红,侯燕松,刘爱芬,邓平,钟非及课题组其他成员的帮助,在此一并感谢.
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[3] 吴晓磊.[J].,1994(3):83~86.
[4] WetlandsforPol2
范文三:反硝化作用的好资料
反硝化作用是指硝酸盐和亚硝酸盐被还原成气态氨和氧化亚氮的过程.参与这一过程的菌叫反硝化菌.大多数反硝化细菌是异氧的兼性厌氧细菌.他们利用各种有机基质作为电子供体.其包括;碳水化合物.有机酸类.醇类以及烷烃类.苯酸盐类和其他的苯衍生物.这些有机物在废水处理中显得特别重要.他们往往是废水的重要组成部分.因此反消化不仅认为是一种''非污染形式''的脱氮手段.而且也是一种氧化分解废水有机物的方法.反消化菌利用硝酸盐作为电子受体.来氧化有机物.其功能同氧一样,
可见.在硝化过程中耗去得氧能被回收并重复利用到反消化过程中.使有机物氧化.因此.再废水处理中如何合理的利用反消化技术来达到去碳.脱氮并最大可能的减少动力消耗成为现在研究的重点课题
1.碳源及其浓度,
当废水碳氮比过低需另加碳源.大多采用甲醇.因其分解后的产物是CO2及H2O还原1公斤硝酸盐需投加2.4公斤甲醇;
2.氧.异化硝酸盐还原受氧的抑制.而同化硝酸盐还原不受氧的控制. 虽然氧对反消化脱氮有抑制作用.但 氧的存在对反消化菌却是有利的.因而我们使这些反消化菌交替处于好氧.缺氧环境下;
3.温度.
温度对反消化菌的影响很大.最适合的温度在20---40C低于15度速率明显降低.
4.PH值.反消化作用的适宜PH为7.5----9.2之间
5.毒物.NO2---N浓度超过30毫克/升可抑制反消化作用.
盐度高于0.63%亦会影响反消化作用.
镍浓度大于0.5毫克/升会抑制反消化作用.
反硫化作用[既硫酸盐还原反应]进行的条件与反消化作用相仿.当系统中存在着过高的硫酸盐时可影响反消化做用的进行;
范文四:旱地土壤中的硝化_反硝化作用
土 壤 通 报Vol.33,No.5第33卷第5期
Oct.,2002ChineseJournalofSoilScience2002年10月
旱地土壤中的硝化-反硝化作用
范晓晖,朱兆良
(中国科学院南京土壤研究所,江苏南京 210008)
摘 要:本文综述了国内外旱地土壤硝化-反硝化作用的过程及其影响因数和硝化-生的N2O量及其影响因素以及旱地土壤上氮肥硝化-。
关 键 词:旱地土壤;氮素损失;硝化-反硝化作用
中图分类号:S153 文献标识码:A2)2207
重要过程。N2O,而
且还影响到许多与氮素损失有关的转化过程的进行。例如,硝化作用消耗了铵,从而可能减少氨的挥发损失,但是,硝化作用所形成的硝态氮又易遭淋失而污染地下水,更可通过反硝化作用而损失并污染大气。因此,硝化作用和反硝化作用直接关系到氮肥增产效果的发挥,以及地下水和大气的污染,因而具有重要的农学意义和环境意义。
关于硝化作用和反硝化作用已经进行了长期的研究,积累了大量的文献。下面仅就有关旱地土壤中的硝化作用和反硝化作用的研究现状作一综述。
1.1.2 土壤温度 土壤温度对硝化速率也有较大的
影响。Mahendrappa等(1966)发现,美国北部的土壤,其硝化作用的最适温度为20和25℃,而南部土壤则
[31]
为35℃。Malhi和Mcgill(1982)报道说,对加拿大Alberta的3种土壤来说,硝化作用的最适温度为20℃,在30℃时硝化作用完全停止[32]。这表明,不同
温度带土壤中的硝化菌对温度的要求是不同的。1.1.3 土壤pH 土壤pH是影响硝化作用的重要因素之一。国内外对此已进行了许多研究。Dancer(1973)的研究表明,当土壤pH从4.7增高到6.5时,硝化速率增加3~5倍,并指出,土壤pH是判断土壤硝化能力的一个指标[12]。李良谟等(1987)的研究结果也表明,土壤硝化率与土壤pH呈极显著的正相关(r=0.94133),pH为5.6的土壤的硝化率很低,在pH5.6~8.0范围内硝化率随土壤pH的升高而增大[1]。Hayatsu和Kosuge(1993)在研究茶园土壤的硝化活性时也发现,pH与硝化活性有很好的正相关(r=0.8733),而且,富钙小区土壤的硝化活性明显高于缺钙小区,其原因是前者的pH比后者高1.5个单位[23]。Katyal(1988)等研究了15个土壤的硝化活性,结果表明,在pH为4.6~5.1的土壤中,硝化作用不明显;在pH为5.8~6.0的土壤中硝化作用进行缓慢;只是在pH为6.4~8.3的土壤中,硝化作用才强烈进行。上述研究结果都表明
,硝化活性随土壤pH的升高而增强。土壤pH不仅影响到硝化活性,而且还影响其进程[27]。MorrilandDawson(1967)在研究pH为4.4~8.8的116个土壤的硝化作用时发现,硝化作用的进程可以区分为4种类型:(1)NH4-N快速
1 旱地土壤中的硝化作用
1.1 硝化作用的影响因素
旱地土壤中的硝化作用受多种因素的影响,其中主要有土壤的水分和通气条件、土壤温度和pH、施入肥料的种类和数量,以及耕作制度和植物根系等。1.1.1 土壤水分和通气条件 硝化微生物是好气性微生物,其活性受土壤中氧分压的强烈影响,后者又受到土壤水分含量的控制。一般在田间最大持水量的50~60%时,土壤中的硝化作用最为旺盛。李良谟等(1987)报道,土壤水分含量为田间持水量的65%时的
硝化速率,明显高于田间持水量30%者[1]。据Reichman(1966)报道,水分张力在0.2~15巴之间,硝化作用与土壤含水量成正相关[42]。Flowers(1983)也报道了类似的结果,在一定含水量范围内,硝化速率随土壤含水量的增加而增高,硝化势在-8.0Kpa(约为田间持水量的60%)时达到最高值[16]。
收稿日期:2002204206
氧化成NO2-,但后者的进一步氧化成NO3-的速率却
基金项目:国家重点基础研究发展规划项目(973)课题编号:G1999011802,江苏省自然科学基金项目编号:BK97217;中国科学院红壤生态试验站基
金资助项目
作者简介:范晓晖(19652),男,江苏南通人,博士,副研究员,研究方向为植物营养和土壤肥力。
386土 壤 通 报 33
卷
很慢(土壤pH6.93~7.85);(2)NH4-N氧化成NO2-,和后者氧化成NO3-的速率都很快(土壤pH5.01~6.38);(3)NH4-N氧化成NO2-,和后者氧
化成NO3-的速率都较慢,但并无NO2-的积累;和(4)几乎无硝化作用的进行(土壤pH
(1992)在综述中指出,pH低的土壤中硝化活性低的主要原因是自养硝化菌的数量很少,自养硝化菌适宜在pH6.6~8.0或更高的范围内生长。
1.1.4 肥料种类和数量 Nishio等(1989)硫铵用量对硝化作用的影响的用量以下,用量时,,产生的毒害作用,以及过量施用硫铵使土壤pH下降所致[40]。Hayatsu等(1993)也得到了类似的结果,施肥量为1200kgN/hm2?a处理的土壤,其硝化速率低于施肥量为400kgN/hm2?a者。不仅施肥量对硝化作用有显著的影响,而且肥料种类也影响硝化速率[23]。Martikainen(1984)发现,在低pH土壤上施用硫铵抑制了硝化作用的进行,而施用尿素因使土壤pH升高,从而促进了土壤的硝化作用[33]。Boer等(1989)也发现加尿素者产生的NO3-N量最高,他发现施尿素后土壤中硝化细菌的数量迅速增加;碳铵虽也使土壤pH升高,但对NO3-N的形成量影响不大。Darrah等(1986)指出,NH4Cl中的Cl-影响到土壤中的硝化活
性[11]。Wilson(1977)报道,在供试的3种土壤中,加入ZnSO4降低了其中一种土壤的硝化活性。
李良谟等(1987)报道,在等氮量下,单施猪粪处理的硝化率>猪粪和硫铵各施一半的处理>单施硫铵的处理[1]。Flowers(1983)也报道,加猪粪处理的硝化速率显著高于加硫铵的处理。这可能由于猪粪中含有大量具有硝化活性的微生物的原因[16]。Nugroho等(1992)研究了在不同水分条件下加入的厩肥对硝化作用的影响,结果表明,当土壤含水量为田间持水量的60%时,厩肥提高了土壤的硝化活性,而低于60%或
米地表层0~3.8cm土壤的硝化势(比常规耕作高156%),3.8~7.6cm土层土壤的硝化势也略有提高,但与此相反,免耕地7.6~15cm土层土壤的反硝化势却低于常规耕作。这可能与免耕区在作物残茬覆盖下土壤的水分状况较好有关[49](Staley等,1990)。1.1.6 植物根系 植物根系对土壤硝化作用的影响也有不少报道。Wheatley()发现,在马铃薯生长,其],不同植物()的根系都表现出抑制硝化,并认为这些植物根系分泌的有机物质能抑制土壤的硝化作用(Munro,1966)[37]。Moore和Waid(1971)研究了5种植物根系分泌物对粘壤土硝化作用的影响,结果表明,油菜根系分泌物对土壤硝化作用的抑制程度小、抑制时间短,小麦根系分泌物抑制作用强、抑制时间长,而以黑麦草的根系分泌物的抑制作用最强、抑制时间最长。一些研究者认为,这种抑制作用主要是由根系分泌物中的酚类物质和有机酸所致[7](Bremner,1988和Bremner,1991)。Bremner(1991)综述了根系分泌物中的3种酚类物质对土壤硝化作用的影响,结果表明,这些酚类物质的浓度达到10-4M时,才表现出抑制作用,但其抑制率都在15%以下,远低于商业硝化抑制剂[8]。因此,对植物根系影响土壤硝化作用的机理还需进一步深入研究。1.2 硝化作用产生的N2O及其影响因素
硝化作用产生的N2O,虽然其产生量占肥料氮量的比例很小,在农业生产中的意义不大,但从N2O对环境的影响来看仍是一个值得研究的问题。土壤硝化作用中产生的N2O量主要受土壤水分、温度、肥料种类和硝化抑制剂等因素影响。
Goreau(1980)研究了氧浓度与硝化过程中NO2-和N2O形成量之间的关系,结果表明,氧分压在0.5~20Kpa范围内,NO2-量的形成量都较少,而N2O的释
放量则都较多。土壤含水量通过对土壤中O2分压的影响,而影响到土壤硝化过程中产生的N2O量[21]。李良谟(1992)综述了土壤含水量与土壤硝化作用产生的N2O量之间的关系,指出含水量为田间持水量68.5%的土壤,其硝化作用产生的N2O量高于含水量仅为田间持水量31.7%的土壤,12天内总释放量前者为4.33mgN2O,后者仅为0.634mgN2O。温度对N2O释放量的影响也与土壤含水量有关,在水分为田间持水量的25%的条件下,28℃与38℃时由硝化作用释放的N2O量相近,当含水量为田间持水量的32%时,38℃下释出的N2O量大于28℃。
饱和含水量及淹水时则抑制了硝化作用。有机物的组
成也影响到硝化作用。Nugroho等(1990)的研究表明,加入C/N比低的有机物质能促进硝化作用[41]。1.115 耕作 不同作者关于免耕对土壤硝化作用影
响的研究结果有所不同。Hoyt等(1980)报道,免耕条件下土壤的硝化作用受到抑制[25],但RiceandSmith(1982)发现,玉米免耕地土壤的硝化活性比常规耕作的高[43],Groffman(1985)对高粱免耕地的研究结果与此相一致[22]。与常规耕作相比,免耕主要是提高了玉
5期 范晓晖等:旱地土壤中的硝化—
反硝化作用387
硝化作用中释放的N2O量与肥料种类有关。张福珠等(1985)报道,尿素处理释放的N2O量大于硫酸铵,后者又大于碳酸氢铵。
硝化抑制剂对N2O的释放也有较大的影响。Minami(1992)研究了4种硝化抑制剂对两种土壤中硝化作用所释放的N2O量的影响,结果表明,所有的硝化抑制剂都明显抑制了N2O的释放量[34]。
0.05kgN/hm2?d;当土壤含水量大于20%(w/w)时,
反硝化速率超过0.2kgN/hm2?d,含水量超过30%(w/w)时,反硝化速率高达2.0kgN/hm2。在14个月中反硝化总损失量的60%是在土壤含水量大于20%(w/w)的8周中损失掉的[47]。
2.1.2 土壤温度 虽然反硝化作用可以在较宽的温
)内进行,度范围(5~70℃
2 旱地土壤中的反硝化作用
2.1 反硝化作用的影响因素
的。Keeney(1979)报
℃[28]。),在相同的土壤含水量和NO3-N含量的条件下,土壤温度从5℃增加到10℃,
土壤有机碳含
量、植物根系、耕作,以及NO3-N的浓度和施氮量等。2.1.1 土壤水分和通气状况 反硝化作用是一个在嫌气条件下进行的微生物学过程,因而受到土壤水分和通气状况的制约。氧能抑制反硝化过程中还原酶的活性,土壤水分对反硝化的影响是水分含量通过对土壤的通气状况和土壤中的氧分压的影响,而影响到反硝化作用。在旱地土壤中存在的局部或暂时性的嫌气微域环境是引起反硝化作用的条件,如施有机肥因消耗了局部土壤中的氧而促进反硝化。
在田间条件下,灌水、降雨以及土壤本身的机械组成都会影响旱地土壤的水分状况和通气状况,从而影响反硝化作用。Rolston等(1982)用乙炔抑制方法测定了不同灌水条件下旱地土壤中的反硝化损失,反硝化作用产生的(N2O+N2)气体量随每周灌水次数的增多而增加[45]。
灌溉的这种影响受到土壤类型的制约。在砂土上灌水2cm,在灌后的3~5小时内反硝化速率达到最大值,在12小时后则又恢复到灌前水平;而在壤土上灌溉后12小时反硝化速率才达到最大值,至48小时后才恢复到灌前水平;壤土中的反硝化损失量是砂土中的2倍[47](Ryden,1983)。Weier(1993)研究了充水孔隙率(WFPS)对反硝化的影响,结果表明,当WFPS数值增高时,两种土壤的反硝化速率都显著增大;当WFPS从60%增加到90%时,砂土和壤土的对照处理
土壤的反硝化速率从0.02kgN/hm2?d增加到0.11kgN/hm2?d,Q10为11[47]。2.1.3 土壤有机质和其它有机碳源 反硝化微生物需要有机物质作为电子供体和细胞能源,因此土壤中有机物质的生物有效性直接影响到反硝化速率。土壤中易分解有机物质含量高还会间接地促进土壤反硝化作用,因为易分解有机物质的分解消耗了土壤中的氧,从而促进了土壤中厌氧环境的形成。Stanford早在1975年就报道,30种土壤的反硝化势与土壤有机碳含量呈显著的正相关[50]。Colbourn(1984)也报道,土壤的有机碳含量与反硝化损失量呈显著的正相关(r=0.9833)[9]。Lalisse-Grundmann等(1988)用乙炔抑制法研究了加入碳对土壤中反硝化作用的影响,结果表明,在不同浓度NO3-N处理中,反硝化产生的气体量都随加入碳量的增加而明显增加,加入碳量从30mgC/g增加到120mgC/g时,反硝化速率增加6倍[11]。Weier等(1993)也报道了土壤中加入葡萄糖
后,反硝化速率增加10~20倍的结果,并认为缺乏碳源限制了耕作土壤和草地土壤的生物反硝化[52]。Drury等(1991)的研究指出,微生物生物量及土壤有机碳与反硝化速率成正相关,在碳源是反硝化作用的重要限制因子时,加入可溶性碳,使微生物生物量和反硝化量增加5倍以上,从而认为微生物生物碳量是土壤反硝化强度的敏感指标[14]。
除易分解性有机物质外,其它有机碳源如作物的秸杆对土壤中的反硝化作用也有明显影响。Aulakh等(1984)研究了加入小麦秸秆(3000kg/ha)对反硝化损失的影响,结果表明,加入秸秆(耕入或覆盖)处理的反硝化损失量是不加秸秆的两倍以上[6]。Aulakh等(1987)又报道了加入秸秆使土壤在96天中的反硝化损失量从对照的2.5mgN/g增加到10.1mgN/g[6]。Nugroho(1992a)也报道,在含水量为田间持水量的60%的培育试验中,加入稻草处理的反硝化量(42天
的反硝化速率分别增加了6倍和14倍,而加氮和碳处理的两种土壤中的反硝化速率分别增高1倍和70倍。WFPS对壤土中反硝化速率的影响程度明显大于砂土[52]。
降雨也有类似的影响。Ryden(1983)研究了降雨后田间土壤含水量的变化及其对反硝化的影响,结果表明,当含水量小于20%(w/w)时,反硝化速率仅为
388土 壤 通 报 33卷
中)是不加稻草处理的4倍[11]。Nugroho(1992b)报
道,在旱地土壤中施用厩肥量从20t增加到100t/hm2时,反硝化损失量从1.00N/hm2增加到3.56kgN/hm2。Rolston等(1982)将大麦秸杆10t/ha施入0~10cm的土壤中,使硝酸钾肥料氮的反硝化损失从1.5%和1.1%增加到5.2%和6.4%。总之,土壤和外
(1988)研究了不同浓度NO3-N对反硝化作用的影
响,结果表明,在15、36、113、169、330mgN/g土的不同处理中,以浓度为36mgN/gNO3-N的处理的反硝化损失量为最高[30]。Weier(1993)的研究也表明,施氮后5天中的反硝化速率,施硝态氮区高于对照区,但是,不同施用量的处理之间则无明显的差异。其原因可能是高浓度的NO3-N[52]。(),低浓度的3。 土壤剖面
加的易分解性碳和秸杆等能源物质都能显著影响旱地
土壤反硝化速率[44]。2.1.4 耕作 耕作引起土壤物理性质和生物学特性的变化从而影响到反硝化作用。Staley(,耕条件下,对下层土壤反硝化[49]RiceandSmith(1984)反硝化速率,二者之比都大于1,最高的达到77。这主要是因为免耕条件下表层土壤含水量因有作物残茬覆盖而较高,从而促进了反硝化[43]。Parkin等(1987)的研究也表明,玉米地免耕处理的土壤反硝化活性显著高于常规耕作处理。Aulakh(1983)研究了轮作对土壤反硝化损失的影响,结果表明,小麦-休闲区的土壤中,尿素氮的反硝化损失是小麦-小麦轮作区的2~5倍。一般认为,免耕促进反硝化损失与作物残茬的覆盖有利于土壤保持较多的水分,以及覆盖物提供了能源物质有关。2.1.5 植物根系 由于植物根系分泌物和根系脱落物进入土壤增加了碳源,以及植物根系的活动使根系周围土壤的通气状况和水分条件,以及pH与根外土壤不同,因此植物根系能提高反硝化作用[29](Klemedtssonetal,1987;Bakken,1988;李良谟,1992)。Wheatley(1991)研究了马铃薯生长对土壤反硝化的影响,发现反硝化活性有两个高峰,第一个高峰在新根生长期,第二个高峰在侧根生长期;并指出植物根系对反硝化的影响的机理与加入有机碳有所不同,除作为能源物质外,前者可能还包含有根系分泌物或其代谢产物对反硝化的促进作用[53]。HallerandStolp(1985)报道了土壤反硝化势与玉米植物根系分泌速率有很好的相关性。此外,根际土壤中的反硝化菌的数量和活性都高于根外土壤,这也可能是根系生长促进反硝化作用的原因。Bakken(1988)报道,不同植物对土壤反硝化的促进程度不同,这与它们的光合活性的不同有关。另一方面,根系对NO3-N的吸收,降低了根际土壤中的NO3-N浓度,从而可能减少反硝化损失。2.1.6 土壤中NO3-N含量和施氮量 DeKlein(1994)报道,氮肥施用量高的处理,其反硝化损失量明
中各层土壤的反硝化活性存在着较大的差异。Gentzsch(1974)根据耕层土壤的NO3-N含量低于耕层以下土壤的结果认为,耕层土壤的反硝化作用较强[18]。Gillim(1978)研究了土壤剖面结构与反硝化的关系,结果表明,土壤反硝化作用与土柱中土壤的微结构和渗透性有很大的关系。在上下层分别为粗质地和细质地的土柱中,只是NO3-N下移到60cm土层中时才发生反硝化作用,当NO3-N下移到90cm土层中时,已有63%的NO3-N经反硝化而损失。这表明,下层粘质土层中的反硝化活性大于上层的砂质土层[20]。Weier(1993)用原状土柱培育-乙炔抑制法研究了不同土层土壤的反硝化活性,对生长黑鹰嘴豆的土壤来说,不加葡萄糖时,(5~115cm)剖面各层次土壤的反硝化数量都较低,差异不大;而生长绿黍的土壤在不加碳源时,以表层土壤的反硝化量最高,随着剖面深度的加深,反硝化量逐渐减少。加葡萄糖使2种植物处理的5~10cm土层的反硝化量分别增加40倍和6倍,但对10cm以下土层土壤中的反硝化损失影响较小[52]。Staley(1990)也报道,土壤剖面中以表层(0~3.8cm)土的反硝化势为最高,随深度的加深而迅速降低[49]。2.2 旱地土壤的反硝化产物中N2O/N2的比例及其影响因素
反硝化作用不仅造成氮肥的损失、直接影响氮肥有效利用,而且还产生一部分N2O,从而产生温室效应和破坏大气O3层,所以研究反硝化产物中的N2O/N2的比例及其影响因素,对于控制反硝化对环境的影响具有重要的意义。据近10年来的报道,土壤中由反硝化产生的N2O/N2的比例主要受土壤pH、土壤中NO3-N的浓度、土壤水分、土壤温度、
植物根系生长等因素的影响。2.2.1 土壤pH 当土壤pH降低时,N2O成为反硝化的主要产物。其原因是低的pH能抑制N2O还原酶的活性,从而增大N2O在反硝化产物中的比例。
显高于施氮量低的处理[13]。Lalisse-Groundmann
5期 范晓晖等:旱地土壤中的硝化—
反硝化作用389
Koskinen和Keeney(1982)的研究表明,在pH4.6-5.4的土壤中,反硝化气体产物的83%是N2O,但在pH6.9时反硝化的主要产物是N2。
2.2.2 土壤中NO3-N的浓度 土壤中NO3-N的
法测定了黑麦草上施用NH4NO3后的反硝化损失,在不施氮时,土壤氮的反硝化损失量为1.6kgN/hm2?a,在施氮量为250和500kgN/hm2时,则分别为11.1和29.1kgN/hm2?a,肥料氮的反硝化损失量分别占施氮
浓度对反硝化产物中N2O/N2的比例也有较大的影响。反硝化产物中N2O/N2的比例随土壤中NO3-N浓度的增加而增大。Focht(1978)报道,施氮(15N)低量处理,反硝化产生的15N2量高而15N2O量则较少[17]。
2.2.3 土壤水分和通气状况 反中N2O/N2量的3.8%和5.5%。Elliott(1991)也用乙炔抑制法测定了草地土壤上施用NH4NO3后年反硝化损失,其量占施入氮量的10~22%,0~
],1984;Javisetal,1991)。,草地土壤中氮的反硝化损失率有较大变幅,这与试验条件不同有关,如气候、土壤类型、土壤含水量和土壤有效碳量,以及施氮量等。DeKlein(1994)用原状土柱培育-乙炔抑制法测定了3种类型黑麦草地土壤上施用硝酸铵钙肥料的反硝化损失,在施肥后的8或10天中反硝化损失的氮量占施入氮量的0.03~9%[13]。
反硝化损失量占施入氮量的比例,还受到施入氮肥种类的影响。Ruz-Jerez(1994)用乙炔抑制法测定了旱地施入400kgN/hm2?a的尿素后的反硝化损失,其量占施入氮量的4.8%[46]。Ryden(1983)在黑麦草地上测得的NH4NO3反硝化损失量占施氮量的5~8%[47]。Colbourn和Dowdell(1984)报道,黑麦草地施
著影响。Vinther(1984)N2的比例升高。Ryden(1979)报道,灌溉后反硝化产物中N2O/N2的比例降低到0.05-0.1。Colbourn和Harper(1987)报道,排水差的土壤中N2O/N2的比例为0.02,排水好的土壤中则为0.03[10]。土壤中通入少量的O2,不仅使土壤的反硝化活性明显降低,而且还导致N2O/N2比例的显著增大(Firestoneetal,1979)。Weier等(1993)研究是否可用N2O/N2的平
均比例,以N2O/N2的通量来估计反硝化损失总量,结果表明,不同处理的反硝化产物中N2O/N2的比例差异很大;提高WPFS和增加葡萄糖的加入量,导致N2O/N2比例的降低;这一比例在培育初期比较大;随
用硝酸钙70kgN/hm2的反硝化损失仅为1~2kgN/hm2,占施氮量的1.4%~2.8%[9]。3.2 农田土壤中氮肥的硝化-反硝化损失量
着培育时间的延长而降低;因此认为,不能用N2O/N2的平均比例和N2O通量的测定值来估计反硝化损失的总量。
2.2.4 植物根系生长 植物根系生长对反硝化产物
这一方面的研究主要集中在小麦、玉米、高粱和大麦等作物上。Aulakh(1982)报道用乙炔抑制法测定小麦田间土壤中的硝化-反硝化,在施用100kgN/hm2尿素时,其损失量为3kgN/hm2,占施氮量的3%。Vinther(1984)用原状土柱培育-乙炔抑制法测定了春小麦田间土壤的硝化-反硝化损失,在4至8月期间,施用30kgN/hm2和120kgN/hm2NH4NO3,其损失量分别为7和9kgN/hm2,占施氮量的23.3%和7.5%[51]。
中N2O/N2的比例也有非常明显的影响。Klemedtsson(1987)用盆栽试验进行的研究表明,近根处土壤中的反硝化产物以N2为主,认为这是由于根系的呼吸消耗了根际周围土壤中的O2,增加了土壤厌氧环境的结果。Klemedtsson(1987)的结果还表明,土壤反硝化产物中N2O/N2的比例随植物生长时间的推移而降低[29]。
3 旱地土壤上氮肥硝化-反硝化损失
氮肥的硝化-反硝化损失量还受到降雨量和土壤
类型的影响。Groffman(1985)研究高粱地上施用NH4NO3的硝化-反硝化损失,结果表明,其量受年降
量
3.1 旱地土壤中氮肥的硝化-反硝化损失量
对旱地土壤中氮肥硝化-反硝化损失的定量评价,长期以来一直是困扰各国研究者的一个重要问题。自80年代以来,许多研究者采用乙炔抑制法和15N示踪-气体通量法,原位观测田间条件下旱地土壤中化肥氮的硝化-反硝化损失。Ryden(1983)用乙炔抑制
雨量影响,在降雨较少年份,损失量低于10kgN/hm2?a(占施氮量的10.5%),而在雨量较多年份,损失量则高于25kgN/hm2?a(占施氮量的26.3%)[22]。在排水好和差的两种麦田土壤上,施入NH4NO3100kgN/hm2,其硝化-反硝化损失的氮量分别为9和14kgN/hm2,占施氮量的9%和14%(Colbourn和
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Harper,1987)。另外,测定方法也影响测定结果。Heinemeyer(1988)在盆栽试验中施入K15NO3肥料,
研究种植玉米条件下氮肥硝化-反硝化损失,在土壤含水量为田间持水量60~80%的条件下,种植79天后,用15N平衡法计算出的硝化-反硝化损失量占施氮量的5%,而用15N气体-通量法测得的值仅为施氮量的1.1%[24]。
轮作和作物种类也影响到反硝化损失量。Mosier(1986)用15N示踪-气体通量法测定了玉米-作中氮肥的反硝化损失,结果是硫200kgN/ha,失分别占施入氮肥的1(1988)报道,冬小麦(施)和黑麦草(施90kgN/hm2)的轮作系统中硝化-反硝化损失的氮量分别为1.7和0.7kgN/hm2,占施氮量的0.9%和0.8%[38]。Svensson(1991)用原状土柱培育-乙炔抑制法测定大
麦地上施用硝酸钙后的反硝化损失氮占施入氮的3~5%。我国对旱地土壤中氮肥硝化-反硝化损失的田间原位研究工作还很少。Zhang,etal(1992)报道,在
河南封丘用15N平衡法测得玉米追肥表施尿素的硝化-反硝化损失为15%、深施为18%,二者没有明显的差异[54]。但是,李亚星(1993)用乙炔抑制法在北京测得的小麦地土壤中的反硝化损失量仅占施入氮的1%。范晓晖(1998)用15N示踪-气体通量法测定河南封丘夏玉米追肥的硝化-反硝化损失量小于施氮量的0.5%[3]。看来,急需开展有关研究,以明确我国旱作-土壤系统中氮肥的硝化-反硝化损失的程度及其影响因素,为充分发挥氮肥的增产效用和环境保护作出应有的贡献。参考文献:
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NitrificationandDenitrificationinUplandSoils
FANXiao-hui,ZHUZhao-lian
(Instituteofsoilscience,ChineseAcademyofSciences,Nanjing210008,China)
Atstract:Thispapersummarisedadvancedresearchachievimentsintheprocessesofnitrification-denitrification,theirinfluencingfactorsandtheamountofnitrogenfertilizerlossbythenitrification-denitrificationProcessesinuplandsoilsaroundtheworld.
Keywords:Uplandsoils;Nitrogenloss;Processesofnitrification-denitrification
范文五:杭州西湖底泥反硝化作用初探
第36卷第3期2015年5月
DOI:10.15928/j.1674-3075.2015.03.003
水生态学杂志JournalofHydroecologyNo.3Vol.36,
May2015
杭州西湖底泥反硝化作用初探
张
1,2丹,王
1,21,211
川,王艳云,周巧红,吴振斌
(1.中国科学院水生生物研究所淡水生态与生物技术国家重点实验室,武汉430072;
2.中国科学院研究生院,北京100049)
摘要:反硝化作用作为水体彻底去除硝态氮的主要途径之一,主要发生在沉积物中。为了调查杭州西湖高硝态2013年12月(冬季)和2014年6月(夏季)在西湖5个子湖区和3个湖氮水体中底泥反硝化作用及其影响因子,
湾的13个点位(X1~X13)进行样品采集,以底泥中硝酸盐还原酶活性和反硝化强度代表反硝化作用。结果表明,西湖水体冬夏两季TN浓度分别为1.568~2.613mg/L和1.117~2.848mg/L,硝态氮在TN中占比平均值分别为76%和72%。冬夏两季的底泥反硝化强度分别为0.132~1.350mg/g和0.643~1.286mg/g,硝酸盐还原酶活性分别为0.015~5.092μg/g和0.665~19.123μg/g;其中,硝酸盐还原酶活性冬季与夏季差异极显著(P0.05)。夏季底泥反硝化强度与水温和泥温极显著与水体氨氮呈显著负相关(P0.05表示无显著性差异。异显著,
1.2
采样方法及在线测定
水样采集方法:灭菌的采样瓶于距水表面5~
2
2.1
结果
水体及底泥理化指标
图2和图3为冬夏两季采样期间西湖水体和底
10cm处采集水样,4℃保存。底泥采集方法:密封,用柱状采泥器采表层底泥,保存于封口袋中,样品运回实验室-20℃保存。溶解氧(DO)、温度(T)和pH等水质理化指标采用美国ORION5-Star多功能在线指标测定仪测定。
泥理化指标测定结果。
冬季和夏季的TP浓度分别为0.034~0.048mg/L和0.032~0.056mg/L,介于0.02~0.1mg/L(Ⅰ-Ⅱ类水);TN浓度分别为1.568~
2.613mg/L和1.117~2.848mg/L;其中,13个采样点的冬季有9个位点TN浓度大于2.0mg/L,而夏季有8个位点,按照单因子评价法,属劣Ⅴ类水体。冬夏季硝态氮在TN中所占比例的平均值分别为76%和72%。夏季的NO2-浓度大于冬季,而夏季NH4+浓度和DO则小于冬季。TN和NO3-浓度在浴
X2)、X4)和小南湖(X7、X8)鹄湾(X1、乌龟潭(X3、夏季大于冬季,其余湖区均是夏季小于冬季。作为
景观湖泊,西湖水深在冬夏两季的变化不明显。
冬夏两季底泥中的TOC变化不显著。冬季底
泥硝酸盐还原酶活性为0.015~5.092μg/g,相较于夏季的0.665~19.123μg/g,冬季硝酸盐还原酶活性总体较低,且变幅较小。冬季底泥反硝化强度为0.132~1.350mg/g,夏季的反硝化强度为0.643~1.286mg/g。分别对冬夏两季硝酸盐还原酶活性和反硝化强度进行单因素方差分析,硝酸盐还原酶活性冬季与夏季差异极显著(P0.05)
。
图2
Fig.2
杭州西湖冬夏两季的水体指标值
WaterqualityparametervaluesateachWestLakesamplingsiteinwinterand
summer
图3
Fig.3
杭州西湖冬夏两季底泥指标值
SedimentparametervaluesateachWestLakesamplingsiteinwinterandsummer
表3Tab.3
西湖3个湖区的沉水植物分布
2.2
生境因子与底泥反硝化作用的相关性+
由表2可见,夏季反硝化强度与NH4呈显著负
DistributionofsubmergedmacrophytesinthreesectionsofWestLake
不同季节的水草盖度/%冬季
30-7052-
夏季502035-10-
相关(P0.05).Insummer,therewasahighlysignificantpositivecorrelationofdenitrificationintensitywithtemperature(P<0.01)andanegativecorrelationwithNH4+-N(P<0.05).Ni-tratereductaseactivitywaspositivelycorrelatedwithTOCinsediment(P<0.05)and,inwinter,thedenitrifica-tionintensitydisplayedahighlysignificantpositivecorrelationwithnitratereductaseactivity(P<0.01)andasig-nificantpositivecorrelationwithsurfacewaterDO(P<0.05).Ourstudyalsofoundthatsubmergedplantsinacertainrangeofcoverageincreasedtherateofdenitrification,whileexcessivecoverageinhibiteddenitrification.TheseresultsprovidebasicdatathatcanbeusedtoselecttreatmentsforimprovingwaterqualityinWestLake.Keywords:WestLake,Hangzhou;sediment;denitrificationrate;nitratereductaseactivity