Impact of C and N concentrations on sediments denitrification rate of the Yellow River
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摘要:
通过室内培养测定泥水界面N2通量，研究了黄河沉积物的反硝化速率，分析了沉积物反硝化速率与上覆水碳、氮浓度和耗氧速率的响应关系。结果表明，对照处理（CK）平均反硝化速率为14.81±9.43 μg N/m2/h。碳、氮添加处理中，N1（4.5 mg N/L）和C1（2.4 mg C/L）沉积物反硝化速率最高，均值分别为21.99±12.45和24.33±14.38 μg N/m2/h。理论上，NO3-N和溶解性有机碳添加浓度分别为9.8和4.0 mg/L时沉积物反硝化作用最大，且反硝化作用的最佳碳氮比为2.3。不同碳、氮水平上沉积物反硝化速率与耗氧速率的响应关系并不一致。低碳氮水平下反硝化速率与耗氧速率显著正相关；低碳、高氮水平下反硝化速率与耗氧速率不相关；而高碳、低氮水平下反硝化速率则与耗氧速率显著负相关。
Abstract:Intact sediment cores from the Yellow River were studied for denitrification rate (De) based on benthic fluxes of molecular nitrogen (N2) by a laboratory incubation study; meanwhile correlation between sediments De and concentration of dissolved organic carbon (DOC) and nitrate, and sediment oxygen consumption rate (SOC) was discussed.The mean value of De for the control treatment was 14.81±9.43 μg N/m2/h.For the extragenousnitrogen addition treatment, the highest De was investigated in N1 level (4.5 mg/L) with a mean value of 21.99±12.45 μg N/m2/h.For the extragenouscarbon addition treatment, the highest De was investigated in C1 level (2.4 mg/L) with a mean value of 24.33±14.38 μg N/m2/h.In theory, sediment denitrification rate up to peak, when concentration of nitrate and DOC in overlying water was 9.8 and 4.0 mg·L-1 respectively; the optimal C/N for sediment denitrification was 2.3.Correlation between De and SOC showed different patterns depending on nitrate and DOC level.Our study investigated that De was significant positively related to SOC under lower nitrate and DOC level, while negativelyrelated to SOC under higher DOC and lower nitrate level; however, no significant correlation between De and SOC was investigated when overlying water showed higher nitrate and lower DOC level.
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Keywords:
- Yellow River /
- sediments /
- denitrification rate /
- carbon and nitrogen /
- oxygen consumption rate
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反硝化作用是厌氧(低氧)条件下NO3-N最终转化为氮气的微生物过程。由于氮气为惰性气体，不易被生物吸收利用，因此反硝化作用被认为是环境中氮的永久去除过程之一[1]。虽然反硝化作用在全球范围内发生，但水生态系统仍然成为比陆地系统更为重要的氮汇，反硝化过程也因此成为缓解和控制水体富营养的重要途径[2-3]。水生态系统的沉积物往往同时伴随低氧、高碳氮含量，并存在明显的有氧-厌氧界面，成为反硝化发生的重要源区[4]。全球尺度上超过85%的反硝化通量来自于水生态系统的沉积物[5]。
沉积物反硝化作用与NO3-N和有机碳含量显著相关[6]。沉积物有机碳含量较高时，NO3-N往往成为反硝化作用的限制因子。而在大洋尺度上(如南太平洋和印度洋)，反硝化作用发生的敏感区--最低含氧区(OMZs)，有机碳的补给多来源于富营养化层，因此有机碳往往成为反硝化作用的限制因子[7]。目前，河口区沉积物反硝化速率、环境影响因子及对氮素的去除效率得到了广泛关注。基于全球尺度的估算表明，河口区由固氮生物固定产生的氮约有24 Tg可被反硝化作用去除[8]。河口区沉积物反硝化脱氮比例甚至超过其全年氮损失总量的50%[9]。河流是陆地和海洋的联系纽带，生物地球化学过程活跃且复杂。沉积物反硝化作用对降低河流氮含量，削减入湖、入海氮通量具有重要意义。国际上有关反硝化作用对河流系统氮素循环及收支平衡，反硝化速率与碳、氮浓度的响应关系开展了大量研究，但国内的研究还较为缺乏。
黄河是我国西北和华北地区的重要水源，氮是黄河干支流水体中主要污染物之一；水质恶化进一步加剧了黄河水资源的短缺。本文采用室内模拟方法，通过测定泥水界面溶解N2的通量变化，估算了黄河沉积物的反硝化速率；并分析了沉积物反硝化速率与上覆水碳、氮浓度的响应关系。本文不仅可以丰富河流氮的转化规律研究，而且可为黄河氮的污染治理提供理论支持。
1 材料与方法
1.1 样品采集
于2012年在黄河下游的利津至垦利河段设置3个采样点(S1~S3，图 1)，分别采集原状沉积物和上覆水样品。沉积物和上覆水样品均采集于采样点的中央位置(距岸边80 m左右)。采样点S1、S2、S3水深分别为2.3、1.7和2.5 m。表层沉积物采用柱状采泥器采集，并现场切割5 cm样品，放置于冰盒中冷冻保存；用于进行反硝化培养试验。另取足量沉积物样品冷冻保存，用于测定其理化指标。每个断面同步采集50 L上覆水(沉积物上方5~10 cm)，用于室内培养试验；另分装1 L上覆水于聚乙烯塑料瓶用于测定氮、磷浓度。沉积物与上覆水样品48 h内运回实验室进行培养试验。沉积物样品运回实验室后，测定其粒度分布、有机质、TN、TP含量，以及间隙水NO3-N、NH4-N浓度；上覆水测定其NO3-N、NH4-N和PO4-P浓度。
1.2 培养试验设计
样品运回实验室后进行室内培养试验。将每个点位分割的表层5 cm沉积物小心装入内径5 cm、高30 cm的PVC管(管底部加塞密封)；后将采集的上覆水样缓慢注入有机玻璃管，注入体积为1 L。培养试验水土比(v/v)为10:1。为分析反硝化速率与耗氧速率的关系，研究未对上覆水进行厌氧处理。一般来说淡水系统沉积物的氧渗透层 < 1cm (3~8 mm)，沉积物反硝化作用主要集中于表层2 cm范围内[10]。本研究选取5cm表层沉积物进行培养试验，且进行培养试验时最大程度的保持沉积物原状层次不被破坏，保证反硝化作用的充分发生。
每个断面的沉积物培养试验分别设计添加碳和氮两种处理。碳、氮添加处理分别设置4个剂量(浓度)水平(含对照处理)。且每个断面沉积物培养试验均设置一个对照处理(CK)。氮添加处理NO3-N由低到高的4个浓度水平分别为CK、N1(4.5 mg/L)、N2(9.0 mg/L) N3(17.0 mg/L)；碳添加处理有机碳由低到高的4个浓度水平分别为CK、C1(2.4 mg/L) C2(4.8 mg/L)、C3(9.6 mg/L)。外源氮使用药品为固体KNO3试剂，碳使用药品为固体葡萄糖试剂。外源氮、碳添加剂量(实物添加量)，药品添加后上覆水NO3-N和溶解性有机碳浓度如表 1所示。试验在25℃下恒温避光培养；并别在培养的初始时刻(0 h)、24 h、30 h、48 h、54 h、72 h进行水样采集，分析溶解N2和DO浓度。为避免多次样品采集造成上覆水体积减少而影响到水体N2累积浓度，每个试验水平设置6次重复。初始时刻对第一个平行样柱进行样品采集，第24 h对第二个平行样柱进行样品采集，依此类推。试验第一次样品采集在培养柱中注入上覆水后，静止30 min进行。
表 1 试验处理设置Tab. 1 Treatments of this studyN添加处理 C添加处理 水平 添加量/mg NO3-N浓度/mg·L-1 水平 添加量/mg 有机碳浓度/mg·L-1 CK 无添加 上覆水原水浓度 CK 无添加 上覆水原水浓度 N1 20 4.5 C1 6.0 2.4 N2 40 9.0 C2 12.0 4.8 N3 80 18.0 C3 24.0 9.6 1.3 室内分析
沉积物自然风干后，其颗粒物组成用激光粒度分析仪测定。将风干沉积物研磨过100目筛，分别采用重铬酸钾氧化、紫外分光光度法、钼锑抗分光光度法测定有机质、总氮、总磷含量。用离心机在4500 rpm/min转速下对沉积物鲜样进行离心，得到沉积物间隙水样品。现场采集的上覆水及沉积物间隙水样品用0.45 μm纤维膜过滤，用营养盐自动分析仪测定NO3-N、NH4-N、PO4-P浓度。
测定反硝化速率的方法主要有同位素示踪法、物质平衡法、微电极法、乙炔抑制法、N2通量法等。本文选择N2通量法计算沉积物的反硝化速率；一是因为这种方法相对精确，二是考虑到这种方法与现场条件的背离程度最小[11]。本研究进行样品采集时，首先用橡胶管将培养柱上覆水引流至10 mL具塞比色管，当水样溢出约二分之一体积时停止引流，向比色管滴加10滴(约0.5 mL)饱和ZnCl2溶液抑制微生物活动，后加塞保存用于测定溶解N2浓度；每次采样对每个培养柱采集两个平行样品。溶解N2浓度采用膜进样质谱仪测定，测定方法见文献[12]。培养柱水体DO浓度用便携式溶氧仪直接进行测定。
1.4 沉积物反硝化速率与耗氧速率计算方法
反硝化速率计算：
式中：De为积物反硝化速率(μg N/m2/h)；ΔC为溶解N2净增量(Ct-C0)；Ct和C0分别为第t小时和初始上覆水溶解N2浓度(μg N/L)；Δt为取样时间间隔(h)；A为培养柱底面积(m2)。
沉积物耗氧速率计算方法同上式。
2 结果与讨论
2.1 沉积物及上覆水基本理化参数
3个观测断面沉积物颗粒物组成均以中砂(250~500 μm)为主，S1、S2、S3三个断面中砂所占比例分别为60%、56%和57%。其次为细砂(152~250 μm)所占比例均为30%；极细砂(63~125 μm)和粉砂(4~63 μm)所占比例很小。断面间沉积物颗粒物组成无显著差异。
沉积物TN、TP含量分别介于15.81×103~16.55×10-3和0.34×10-3~0.38 ×10-3，断面间TN、TP含量无显著差异(表 2)。沉积物有机质含量介于0.04%~0.15%。沉积物间隙水和上覆水NO3-N、NH4-N、PO4-P浓度分别介于1.81~2.03、0.14~0.15、0.007~0.01 mg/L，1.56~2.04、0.09~0.21、0.09~0.012 mg/L，间隙水NO3-N浓度高上覆水于，而间隙水NH4-N和PO4-P浓度与上覆水较为接近。
表 2 沉积物、间隙水及上覆水氮、磷、有机质含量Tab. 2 Content of N, P and organic matter in sediment and interstitial water站位 沉积物 沉积物间隙水/mg·L-1 上覆水/mg·L-1 TN/×10-3 TP/×10-3 有机质/(%) NO3-N NH4-N PO4-P NO3-N NH4-N S1 15.81 0.37 0.04 1.96 0.14 0.010 2.04 0.09 S2 16.09 0.34 0.07 2.03 0.15 0.007 1.59 0.21 S3 16.55 0.38 0.15 1.81 0.14 0.009 1.56 0.14 均值 16.15 0.36 0.09 1.93 0.14 0.010 1.73 0.15 2.2 不同碳、氮添加处理沉积物反硝化速率
2.2.1 不同碳添加处理沉积物反硝化速率
碳添加处理中，上覆水N2净增量介于0.06~0.33 μmol/L，均值为0.12±0.07 μmol/L。S1、S2、S3三个断面沉积物反硝化均值分别为18.79±13.63、21.56±9.94、18.70±8.53 μg N/m2/h (图 3)，差异不显著。不同碳添加水平上，C1水平的反硝化速率(均值24.33±14.38 μg N/m2/h)显著高于CK (均值19.21±12.48 μg N/m2/h)、C2(均值17.92±7.91 μg N/m2/h)、C3(均值17.27±7.63 μg N/m2/h)水平(ANOVA，P < 0.05)。时间尺度上，随着培养时间的延长反硝化速率递减，且在30~48 h内反硝化速率达到最大值。
2.2.2 不同氮添加处理沉积物反硝化速率
氮添加处理中，上覆水N2净增量介于0.07~0.32 μmol/L，均值为0.13±0.05 μmol/L。不同氮浓度水平上，N1水平反硝化速率介于5.92~51.52 μg N/m2/h，均值为21.99±12.45 μg N/m2/h，显著高于其他3个浓度水平(ANOVA，P < 0.05)(图 4)。N2水平沉积物的平均反硝化速率为17.84±9.11 μg N/m2/h，稍高于对照处理(16.41±6.96 μg N/m2/h和N3水平(16.47±7.74 μg N/m2/h)。3个断面沉积物反硝化速率无显著差异(ANOVA，P > 0.05)。
时间变化上，随着培养时间的延长，水体N2累积浓度不增加，反硝化速率逐渐降低。整体上反硝化速率在第48 h达到最大值(均值24.61±10.95 μg N/m2/h)，但同一氮浓度水平反硝化速率在不同断面达到最高值的时间却有所不同。比如，N1水平反硝化速率在S1、S2、S3断面达到最高值的时间分别为30 h、48 h和24 h。这种变化趋势与沉积物间隙水中NO3-N浓度有关。结合表 2中数据发现，在反硝化作用较为强烈时，沉积物间隙水NO3-N浓度越高，培养试验反硝化速率达到最高值的时间越长。
表 3 不同区域湖泊、河流沉积物反硝化速率Tab. 3 Sediment denitrification in various lakes and rivers研究对象 区域 方法 反硝化速率 单位 文献 Vilhelmsborg Lake Denmark N2 191~343 μmol N/m2/h [14] Memphremagog Lake Canada N2 8~340 μmol N/m2/h [15] Michigan Lake US N2 12~51 μmol N/m2/h [16] Kvie Lake Denmark N2 17~58 μmol N/m2/h [17] Drainage of Mississippi River US N2 2215~2541 μg N/m2/h [18] Wiske River UK 15N 542 μmol N/m2/h [19] Waal River Netherlands AIT 1.1~1.5 mg N/m2/h [20] Rhone River France 15N 1.0~4.3 μmol N/m2/d [21] Iroquois and Sugar Creek River US N2 0.31~15.91 mmol N/m2/h [22] Big Ditch River US AIT 15~16 mg N/m2/h [23] Temmesjoki River Finland N2 440~1650 μmol N/m2/d [24] Mississippi River US AIT 0.02~0.4 μg N/cm2/h [25] 注：N2：N2通量法；15N：同位素示踪法；AIT：乙炔抑制法 2.2.3 黄河沉积物反硝化速率及不确定性分析
黄河是我国第二大河流，也是渤海水域营养物质的重要来源之一。据估算黄河每年约有1.7万t总氮入海，成为莱州湾水体污染的主要贡献因素。甚至有研究表明，黄河的入海污染物可通过海洋环流搬运到深水区，从而影响整个渤海和南黄海北部水域[13]。河流沉积物反硝化过程对氮产生截留，降低氮素的入海通量，从而对渤海近岸水域的富营养化和氮污染有着重要的调控作用。但有关黄河沉积物反硝化速率的研究并不多见。国际上对淡水系统沉积物反硝化速率及其影响因素研究开展了大量研究。如剔除外源碳、氮的添加对沉积物反硝化速率的影响，本研究黄河沉积物对照处理平均反硝化速率为14.81±9.43 μg N/m2/h，与国际上报道的湖泊、河流等淡水系统相比处于较低水平(表 3)。
沉积物有机质不仅能够为反硝化过程提供能量，而且有机质含量较高时沉积物通常拥有较低的氧化还原电位，从而提高沉积物的反硝化速率[26]。黄河沉积物组成以中砂为主，有机质含量与国内其它河流相比较低，导致黄河沉积物反硝化速率较小。值得讨论的是，水生植物能够直接提供有机碳而促进沉积物反硝化进程。甚至，生长大型水生植物的沉积物其反硝化速率是同区域无植被生长沉积物反硝化速率的10倍之高[15]。底栖生物同样对沉积物反硝化速率有着重要影响。最新研究表明，小型底栖生物种类和数量适量时，可以促进沉积物反硝化细菌的活性，从而比低底栖动物种类和数量的沉积物反硝化速率提高1倍[27]。本文只提取黄河沉积物进行培养试验，未考虑水生植物和底栖动物对反硝化速率的影响。这也是本文沉积物反硝化速率相对较低的原因之一。因此，通过室内模拟方法研究河流沉积物反硝化速率时，应采集不同类型沉积物样本，增加对比试验，以得到相对精确的反硝化速率数据。
在NH4-N的厌氧氧化过程(anammox)确定以前，反硝化过程被认为是水体和沉积物厌氧(缺氧)条件下产生N2的唯一途径[28]。Anammox过程以亚硝酸盐为电子受体产生N2。水生态系统同时具备较低DO水平和较高的NH4-N、NOx-N生物利用活性时，利于anammox的发生[29]。由于水环境条件的差异，目前淡水系统anammox对N2总通量的贡献仍不十分清楚。已有的报道中，淡水系统anammox对N2总通量的贡献从极其微弱到较高比例(70%)不等[30]。沉积物anammox过程对N2总通量的贡献依赖于沉积物的反应活性、温度、有机碳含量，以及沉积物间隙水亚硝酸盐的生物可利用性。在这些影响因子中，亚硝酸盐的供应能力(浓度)对anammox过程起着关键的控制作用[31]。利用N2通量法研究沉积物的反硝化速率时，有必要考虑anammox对研究结果的影响。一些研究通过同位素示踪技术鉴别了反硝化和anammox过程对N2总通量的贡献[32]。本文对黄河沉积物间隙水和上覆水亚硝酸盐浓度进行了测定，3个断面亚硝酸盐浓度均低于仪器检测限，因此沉积物anammox速率极其微弱，对上覆水N2浓度贡献较小，故不影响本文反硝化速率的计算。
间隙水NO3-N浓度过量时(NO3-N浓度远大于Km)，沉积物反硝化速率符合零阶动力学方程；即单位时间内沉积物的反硝化速率接近恒定水平[33]。不同水生态系统关于沉积物反硝化速率的Km值差异也比较大。在河流和河口区Km值一般介于8~640 μM[34-35]，Km(本文用Km异表示)在这个浓度区间内时，沉积物反硝化过程通常由异养反硝化细菌主导。对于自养反硝化细菌主导的反硝化过程，Km(本文用Km自表示)值普遍较低，介于3~161 μM[36]。本文中培养时间在大于48 h时，沉积物反硝化速率基本恒定(图 3)，符合零阶动力学反应过程。依据Michaelis-Menten公式，黄河沉积物反硝化过程的Km约为254 μM (3个断面均值)，位于Km异的低值区，而略高于Km自。因此，要明确黄河沉积物反硝化过程由哪种反硝化细菌主导，还需要进行一步从沉积物的环境微生物学特性进行研究讨论。
2.3 沉积物反硝化速率对上覆水碳、氮浓度的响应
NO3-N为反硝化过程提供氮源，外源氮的增加会显著促进沉积物的反硝化进程[37]。但也有研究指出，碳氮利用率而并非绝对浓度才是影响反硝化速率的根本因素。为研究沉积物反硝化速率与碳氮浓度的响应关系，本文对不同处理上覆水NO3-N和溶解性有机碳浓度与反硝化速率进行了拟合(图 5)；并对反硝化速率最大时上覆水NO3-N和溶解性有机碳的浓度值进行了求解。根据图 5曲线求解，理论上NO3-N和溶解性有机碳浓度分别为9.8和4.0 mg/L时，沉积物反硝化速率最高。本研究中，沉积物反硝化作用在上覆水NO3-N浓度超过一定水平时反硝化速率降低的结论在其它研究中也有所体现。如Silvennoinen的室内模拟研究表明，上覆水NO3-N浓度在10~100 μmol时，河流沉积物对水体NO3-N的去除比例为8%；而当上覆水NO3-N浓度达到300 μmol时，反硝化速率降低，反硝化过程对NO3-N的去除比例只有2%[24]。
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图 5 反硝化速率与氮、碳浓度的响应关系(图中N和C处理数据分别包含对照和3个外源添加浓度水平；每个浓度水平数据为3个断面培养试验数据均值)Fig. 5 Response of sediment denitrification rate on N and C concentration目前有学者认为，碳源在反硝化中起提供反硝化的电子供体以及脱氧--即去除环境中溶氧的作用，碳源对反硝化始终有利。而实际上C/N才是影响反硝化作用的关键因素[37]。对于特定碳源，反硝化需要的碳氮比基本恒定。在室内培养试验中，不同有机物作为碳源，沉积物表现出不同的反硝化速率。其主要原因是由于不同有机物参与反硝化进程时，反硝化作用对最佳C/N的需求不同。本文以葡萄糖为碳源，对河流系统反硝化速率进行室内培养研究。根据图 5曲线求解，上覆水有机碳浓度为4.0 mg/L时反硝化速率最高；且碳添加处理中并未进行外源氮的添加(上覆水NO3-N初始浓度平均为1.73 mg/L)，由此估算得到黄河沉积物反硝化过程的最佳C/N约为2.3。对于城市污水，以葡萄糖为碳源的反硝化除氮过程，适宜的碳氮比一般介于6~7[38]，高于本文对于河流系统的计算结果。这可能与污水组分较为复杂，葡萄糖分子被大量吸附，导致有机碳的生物降解系数降低有关[39]。
2.4 沉积物反硝化速率与耗氧速率
培养试验同步测定了上覆水DO浓度，计算了不同测定时刻沉积物的耗氧速率。研究期间，水体DO浓度介于4.92~7.75 mg/L，均值为6.29±0.87 mg/L (图 6a，b)。随着培养时间延长，上覆水DO浓度递减，表明氧气不断被消耗。对不同碳、氮水平上反硝化速率与耗氧速率相关关系的分析，有助于了解反硝化作用的发生机理和限制因子。本文中沉积物耗氧速率整体上介于4.29~15.94 μg/m2/h，均值为8.02±2.57 μg/m2/h。
相关性分析表明，对照处理中，反硝化速率与耗氧速率显著正相关，氮添加处理中反硝化速率与耗氧速率不相关，碳而添加处理中反硝化速率则与耗氧速率显著负相关(图 7)。虽然有研究表明，淡水系统沉积物反硝化速率与耗氧速率显著相关[40]。但本研究中沉积物反硝化速率与不同碳氮水平下耗氧速率的响应关系更有助于揭示多种富营养化水平上沉积物反硝化过程的发生机理和控制因子，并且本文的结论能够得到合理的解释。首先，在NO3-N和溶解性有机碳水平较低时(对照处理)，沉积物反硝化作用消耗的NO3-N主要来源于硝化作用[41]；因此反硝化速率与耗氧速率显著正相关。其次，NO3-N浓度较高、氮源充足时(氮添加处理)，反硝化作用所需的NO3-N主要来源于上覆水扩散而非硝化过程，导致反硝化速率与DO浓度及耗氧速率的响应并不敏感。再次，由于大多数反硝化细菌为异养菌，以有机物为碳源和能量源，在碳源充足时(碳添加处理)并优先以硝酸根为电子受体进行厌氧反硝化作用，上覆水DO渗透使沉积物厌氧层下移导致反硝化速率与耗氧速率显著负相关。
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图 7 沉积物反硝化速率与耗氧速率相关性分析Fig. 7 Regression analyses between sediment denitrification rate and sediment oxygen consumption3 结论
(1) 黄河沉积物反硝化速率(对照处理)为14.81±9.43 μg N/m2/h；与已报道的其它淡水生态系统相比，处于相对较低水平。
(2) 黄河沉积物反硝化速率Vmax=51.52 μg N/m2/h，Km=254 μM。适量添加外源有机碳和NO3-N能够促进沉积物的反硝化能力，理论上上覆水NO3-N和溶解性有机碳浓度分别为9.8和4.0 mg/L时，沉积物的反硝化速率达到峰值。
(3) 不同碳氮水平上，沉积物反硝化速率与耗氧速率的响应关系并不一致。低碳氮处理中，沉积物反硝化作用以硝化-反硝化耦合作用机制为主，反硝化速率与耗氧速率显著正相关；高氮低碳处理中，外源性硝酸盐为主要电子受体，反硝化速率与耗氧速率不相关；而高碳低氮处理中，反硝化过程以碳为能量源优先以硝酸根为电子受体进行反硝化作用，溶解氧渗透导致沉积物厌氧层下移，抑制反硝化进程，导致反硝化速率与耗氧速率显著负相关。
致谢: 感谢中国科学院南京地理与湖泊研究所张路老师对N2溶存浓度测定提供的帮助，感谢张亚昆、周高煜、蔡林颖在野外采样工作提供的帮助。 -
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图 5 反硝化速率与氮、碳浓度的响应关系
(图中N和C处理数据分别包含对照和3个外源添加浓度水平；每个浓度水平数据为3个断面培养试验数据均值)
Fig. 5. Response of sediment denitrification rate on N and C concentration
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图 7 沉积物反硝化速率与耗氧速率相关性分析
Fig. 7. Regression analyses between sediment denitrification rate and sediment oxygen consumption
表 1 试验处理设置
Tab. 1 Treatments of this study
N添加处理 C添加处理 水平 添加量/mg NO3-N浓度/mg·L-1 水平 添加量/mg 有机碳浓度/mg·L-1 CK 无添加 上覆水原水浓度 CK 无添加 上覆水原水浓度 N1 20 4.5 C1 6.0 2.4 N2 40 9.0 C2 12.0 4.8 N3 80 18.0 C3 24.0 9.6 
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表 2 沉积物、间隙水及上覆水氮、磷、有机质含量
Tab. 2 Content of N, P and organic matter in sediment and interstitial water
站位 沉积物 沉积物间隙水/mg·L-1 上覆水/mg·L-1 TN/×10-3 TP/×10-3 有机质/(%) NO3-N NH4-N PO4-P NO3-N NH4-N S1 15.81 0.37 0.04 1.96 0.14 0.010 2.04 0.09 S2 16.09 0.34 0.07 2.03 0.15 0.007 1.59 0.21 S3 16.55 0.38 0.15 1.81 0.14 0.009 1.56 0.14 均值 16.15 0.36 0.09 1.93 0.14 0.010 1.73 0.15
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表 3 不同区域湖泊、河流沉积物反硝化速率
Tab. 3 Sediment denitrification in various lakes and rivers
研究对象 区域 方法 反硝化速率 单位 文献 Vilhelmsborg Lake Denmark N2 191~343 μmol N/m2/h [14] Memphremagog Lake Canada N2 8~340 μmol N/m2/h [15] Michigan Lake US N2 12~51 μmol N/m2/h [16] Kvie Lake Denmark N2 17~58 μmol N/m2/h [17] Drainage of Mississippi River US N2 2215~2541 μg N/m2/h [18] Wiske River UK 15N 542 μmol N/m2/h [19] Waal River Netherlands AIT 1.1~1.5 mg N/m2/h [20] Rhone River France 15N 1.0~4.3 μmol N/m2/d [21] Iroquois and Sugar Creek River US N2 0.31~15.91 mmol N/m2/h [22] Big Ditch River US AIT 15~16 mg N/m2/h [23] Temmesjoki River Finland N2 440~1650 μmol N/m2/d [24] Mississippi River US AIT 0.02~0.4 μg N/cm2/h [25] 注：N2：N2通量法；15N：同位素示踪法；AIT：乙炔抑制法
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