姜星宇，姚曉龍，徐會(huì)顯，張 路

（1：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，南京210008）（2：中國科學(xué)院大學(xué)，北京100049）

長江中下游典型濕地沉積物－水界面硝酸鹽異養(yǎng)還原過程?

姜星宇1，2，姚曉龍1，2，徐會(huì)顯1，2，張 路1??

（1：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，南京210008）（2：中國科學(xué)院大學(xué)，北京100049）

反硝化（Denitrification，DNF）和硝酸鹽異化還原為氨（Dissimilatory Nitrate Reduction to Ammonium，DNRA）是硝酸鹽異養(yǎng)還原的2個(gè)主要途徑.反硝化被認(rèn)為是徹底去除水體氮負(fù)荷的主要過程；而硝酸鹽異化還原為氨則將水體中的硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氨氮.2個(gè)過程均以硝酸鹽為電子受體，并存在相互競(jìng)爭關(guān)系.這2個(gè)過程的研究對(duì)理解濕地氮轉(zhuǎn)化以及指導(dǎo)濕地氮污染修復(fù)具有重要意義.運(yùn)用無擾動(dòng)沉積物柱樣流動(dòng)培養(yǎng)、15NO-3-N同位素示蹤實(shí)驗(yàn)，并采用氨氧化-膜接口質(zhì)譜儀聯(lián)用（OX／MIMS）測(cè)定氨氮同位素產(chǎn)物的方法，對(duì)鄱陽湖碟形湖濕地、巢湖重污染河流濕地、巢湖重污染湖泊濕地3種類型濕地沉積物-水界面的硝酸鹽異養(yǎng)還原過程進(jìn)行研究，結(jié)果表明存在顯著差異.3種類型濕地DNF速率的范圍為（6.36±2.57）～（99.98±14.05）μmol／（m2·h），DNRA速率的范圍為（0.51±0.45）～（79.82±6.08）μmol／（m2·h）.在3種類型濕地中，隨著氮污染程度加重，DNF和DNRA速率均顯著增加，且DNRA過程在總的硝態(tài)氮異養(yǎng)還原中所占的比重不斷增大，說明較高的硝酸鹽負(fù)荷、較高的沉積物有機(jī)質(zhì)含量更有利于DNRA過程的競(jìng)爭.而對(duì)反硝化方式的進(jìn)一步研究發(fā)現(xiàn)，巢湖重污染河流、湖泊濕地主要以非耦合反硝化為主導(dǎo)過程，而鄱陽湖碟形湖濕地則更傾向于以硝化過程耦合控制的反硝化為主.

DNRA；反硝化；硝酸鹽異養(yǎng)還原；沉積物-水界面；長江中下游；巢湖；鄱陽湖；碟形湖濕地；重污染河流濕地；重污染湖泊濕地

湖泊、河流等生態(tài)系統(tǒng)中的氮污染已經(jīng)成為全球范圍內(nèi)人們迫切關(guān)注的環(huán)境問題［1-2］.研究人員普遍認(rèn)為氮肥的大量施用以及固氮作物的大面積種植是導(dǎo)致河流、湖泊濕地氮負(fù)荷過高的主要原因［3］.水體中過高的氮負(fù)荷使水質(zhì)不斷惡化，引發(fā)水體富營養(yǎng)化、缺氧面積不斷擴(kuò)大及藍(lán)藻水華頻繁暴發(fā)等一系列的環(huán)境問題［4-5］.水體中氮的存在形態(tài)和轉(zhuǎn)化過程對(duì)水環(huán)境質(zhì)量和生態(tài)系統(tǒng)健康具有重要影響［6］.硝態(tài)氮是水體中氮素的主要存在形態(tài)之一，具有較強(qiáng)的遷移性和生物可利用性，其遷移和轉(zhuǎn)化一直是科研人員關(guān)注的重點(diǎn).濕地水體中硝態(tài)氮的去除途徑主要有2種，一是硝態(tài)氮被水中浮游植物或微生物吸收同化，成為有機(jī)體的組成部分；二是在反硝化細(xì)菌的作用下經(jīng)過呼吸反硝化過程轉(zhuǎn)變?yōu)榈獨(dú)膺w移到大氣中［4-5，7］.至今為止，大多數(shù)研究者仍舊認(rèn)為生物同化作用和反硝化作用是湖泊、河流等濕地硝態(tài)氮最為主要的去除形式［7］.

反硝化作用被認(rèn)為是水體中至關(guān)重要的氮循環(huán)過程之一，由于氮?dú)獠荒鼙淮蠖鄶?shù)生物所利用，因而反硝化作用是將氮素從水體中徹底去除的主要途徑，對(duì)降低水體氮負(fù)荷、修復(fù)氮污染具有十分重要的生態(tài)學(xué)意義［5］.在反硝化過程中，硝態(tài)氮作為在厭氧條件下有機(jī)物氧化過程最終的電子受體，大部分的硝態(tài)氮被還原成氮?dú)?，還有很少的一部分以氧化亞氮的形式存在［8］.然而許多研究發(fā)現(xiàn)，基于直接測(cè)定反硝化產(chǎn)物計(jì)算得到的反硝化氮去除量經(jīng)常不足實(shí)際硝態(tài)氮總?cè)コ康囊话耄?］.許多研究將反硝化與硝態(tài)氮總?cè)コ康牟町悮w因于DNRA過程［7］.作為另一種重要的硝態(tài)氮異氧還原過程，DNRA不同于產(chǎn)生氮?dú)猓ɑ蜓趸瘉喌┑姆聪趸^程，它是在缺氧條件下將硝態(tài)氮異化還原為氨，其產(chǎn)物氨氮是一種容易被生物利用的活性氮，在濕地系統(tǒng)中氨氮可以被植物、微生物吸收，或經(jīng)過硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮［7］.現(xiàn)今已知的DNRA途徑有2種，一是與微生物發(fā)酵有關(guān)；二是與硫的氧化過程有關(guān)［5］.在還原條件下，DNRA過程能夠引發(fā)一個(gè)反饋回路，使水體中的無機(jī)氮不斷累積［10］.DNRA和反硝化過程有著共同的反應(yīng)底物，弄清它們?cè)谙鯌B(tài)氮異氧還原過程中的相對(duì)重要性具有非常重要的環(huán)境意義，它反映了有多少硝態(tài)氮會(huì)從水體中徹底移除，而有多少硝態(tài)氮轉(zhuǎn)化為氨氮繼續(xù)存在于水體氮循環(huán)過程當(dāng)中［11］.因此探究DNRA和反硝化過程相對(duì)重要性的主要影響因素，探究隨著氮負(fù)荷的增加硝態(tài)氮異氧還原各過程之間如何達(dá)到新的平衡，有助于我們了解可被生物利用的氮素在水體中的停留時(shí)間［12］，對(duì)理解濕地氮素轉(zhuǎn)化、濕地水體營養(yǎng)水平以及氮污染控制等具有十分重要的意義［7］.

目前，已有許多土壤生態(tài)系統(tǒng)中DNRA過程的研究［13］，對(duì)于濕地DNRA過程的有關(guān)研究還相對(duì)匱乏.特別是相較于海洋及河口濕地，人們對(duì)淡水濕地中的DNRA過程缺乏足夠的認(rèn)識(shí)，而將DNRA與反硝化過程聯(lián)合研究則更為少見［10］.DNRA過程的研究中，同位素示蹤法是一種被普遍使用的有力方法，簡言之，即將15N標(biāo)記的硝酸鹽作為示蹤劑，測(cè)定DNRA過程中產(chǎn)生的15產(chǎn)物.傳統(tǒng)方法測(cè)定水體15濃度往往需要長時(shí)間的樣品處理、復(fù)雜的操作過程以及大量的水樣［14］.由于缺乏簡便快速的方法來測(cè)定水體中15濃度，較大地限制了對(duì)這一問題的研究［12］.本研究采用近年來出現(xiàn)的一種新方法，即OX／MIMS法來快速測(cè)定15濃度，進(jìn)而計(jì)算得到DNRA速率；而反硝化過程的測(cè)定同樣采用15N標(biāo)記的硝酸鹽作為示蹤劑，并采用同位素配對(duì)法（IPT）計(jì)算反硝化速率.采用一種標(biāo)記底物聯(lián)合測(cè)定兩種硝酸鹽異養(yǎng)還原過程，并比較它們?cè)诓煌瑵竦仡愋统练e物-水界面對(duì)硝態(tài)氮去除和轉(zhuǎn)化的各自貢獻(xiàn)，也是本研究的一種嘗試.

1 材料與方法

1.1 樣品采集和處理

選擇位于鄱陽湖（28°24′～29°46′N，115°49′～116°46′E）和巢湖（31°43′～32°25′N，117°16′～117°51′E）流域的濕地進(jìn)行研究，鄱陽湖和巢湖位于長江中下游地區(qū)均屬于我國五大淡水湖泊.其中，鄱陽湖以大湖池、中湖池等9個(gè)碟形湖濕地為代表，屬于鄱陽湖邊緣性自然小湖泊，冬、春季草灘濕地顯露，環(huán)境資源豐富，是鄱陽湖國家級(jí)鳥類自然保護(hù)區(qū)，水質(zhì)條件良好，其地理、地貌和水文特征具有明顯的典型性［15］；巢湖是長江下游富營養(yǎng)化最為嚴(yán)重的湖泊之一，尤其是西北部的入湖河流南淝河和十五里河受城市工業(yè)、生活污水污染嚴(yán)重，氮負(fù)荷高［16］.根據(jù)鄱陽湖、巢湖濕地不同的水質(zhì)狀況和污染程度，將采樣點(diǎn)濕地分為3種類型

以研究其沉積物-水界面的硝態(tài)氮異養(yǎng)還原過程（表1）.樣品采集分別于2014年11月和2015年1月完成.在鄱陽湖9個(gè)碟形湖濕地中各選定1個(gè)代表性樣點(diǎn)，每個(gè)采樣點(diǎn)采集2根柱樣；在巢湖分別于南淝河與十五里河2條重污染河流以及重污染湖區(qū)各選定1個(gè)采樣點(diǎn)，每個(gè)采樣點(diǎn)采集3根柱樣（泥柱深度15～20 cm）.沉積物柱樣均用有機(jī)玻璃柱狀采樣器（高25 cm、直徑7.5 cm）采集，兩端用橡皮塞塞緊保存.為保證采集的沉積物有較好的同質(zhì)性，所有柱樣均在較小的區(qū)域內(nèi)一次性采集，同時(shí)用25 L聚乙烯桶采集采樣點(diǎn)的上覆水.用多參數(shù)水質(zhì)測(cè)定儀（YSI 6600V2，美國）現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定上覆水基本理化參數(shù).采集好的樣品于當(dāng)天運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室分析和培養(yǎng)，在運(yùn)輸過程中盡量避免沉積物界面的擾動(dòng).反硝化和DNRA過程采用柱樣沉積物流動(dòng)培養(yǎng)法進(jìn)行研究.

表1 采樣點(diǎn)水體基本理化參數(shù)Tab.1 General characteristics of the water column in three typical wetlands

1.2 室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

樣柱運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后垂直放置，打開上端橡皮塞，用注射器沿管壁盡量無擾動(dòng)地注滿采集來的現(xiàn)場(chǎng)水樣，恒溫（10℃）水浴過夜，以去除運(yùn)輸過程中因短暫密封造成的水體溶解氧下降等因素的影響.為避免沉積物和水體中藻類光合作用對(duì)反硝化和DNRA過程的影響，樣柱在培養(yǎng)過程中用鋁箔包裹.對(duì)上述樣柱進(jìn)行無頂空流動(dòng)培養(yǎng).培養(yǎng)系統(tǒng)包括帶有密封圈的活塞、進(jìn)出水管以及提供恒定進(jìn)水流速的蠕動(dòng)泵.進(jìn)水管距沉積物-水界面約1 cm，進(jìn)水管低于出水管，通過蠕動(dòng)泵將水箱中于采樣點(diǎn)采集的水樣以恒定的流速（1 ml／min）泵入柱樣中，使流動(dòng)培養(yǎng)的進(jìn)出水循環(huán)形成垂直及水平方向的混合水流，使培養(yǎng)體系中上覆水充分混合，并通過持續(xù)流動(dòng)保持上覆水中離子濃度的穩(wěn)定.經(jīng)過24 h的預(yù)培養(yǎng)后，采集培養(yǎng)體系的進(jìn)出水樣，經(jīng)醋酸纖維濾膜（孔徑0.2 μm）過濾后，進(jìn)行溶解性無機(jī)氮的分析，用以計(jì)算樣柱沉積物-水界面無機(jī)氮的通量.樣品采集完成后向進(jìn)水水箱中加入15同位素（Cambridge Isotope Laboratories，Inc）溶液，使水箱中15濃度約為100 μmol／L，并繼續(xù)經(jīng)24 h培養(yǎng)后，再次采集樣品.其中，進(jìn)水水樣用注射器小心采集，在無氣泡產(chǎn)生的情況下裝滿并充分溢流至細(xì)長的磨口玻璃采集管中，出水水樣直接用磨口玻璃管溢流收集，均加入200 μl 50%ZnCl2以對(duì)微生物進(jìn)行滅活，在4℃冰箱保存用以分析水樣中由反硝化過程產(chǎn)生的溶解性氣體（28N2、29N2、30N2）含量.與此同時(shí)，用同樣的方法收集進(jìn)、出水樣，將得到的水樣過濾后通入氦氣，吹掃20 min，以去除水樣中溶解的同位素氣體（29N2、30N2）.把得到的樣品轉(zhuǎn)移到12 ml的labco氣密瓶中，確保瓶中無氣體殘留后用帶橡膠墊的瓶蓋密封，以防止樣品被大氣污染，隨后立即加入0.2 ml的氧化劑（次溴酸鹽的碘溶液），在4℃冰箱保存用以分析由DNRA過程產(chǎn)生的銨態(tài)氮濃度.

本研究用膜接口質(zhì)譜儀（MIMS）測(cè)定水樣中由反硝化過程產(chǎn)生的溶解性氣體含量，根據(jù)測(cè)定結(jié)果通過同位素配對(duì)法計(jì)算實(shí)際和潛在反硝化速率.采用氨氧化技術(shù)與膜接口質(zhì)譜分析相結(jié)合的方法（OX／MIMS）來測(cè)定15濃度，進(jìn)而計(jì)算DNRA速率.氧化劑的制備［17］：將液溴逐滴加入到氫氧化鈉溶液中，不斷攪拌并使得整個(gè)反應(yīng)在低于5℃的條件下進(jìn)行；將得到的溶液冷凍保存以便使生成的溴化鈉結(jié)晶吸出，用過濾

得到的上清液與同體積的碘化鉀溶液混合以便穩(wěn)定保存，方便使用.用氧化劑將水樣中的氧化為N2，再用膜接口質(zhì)譜儀（MIMS）測(cè)定水樣中可溶性氣體（28N2、29N2、30N2）含量，根據(jù)29N2、30N2含量計(jì)算出由DNRA過程產(chǎn)生的15濃度，進(jìn)而得到實(shí)際和潛在DNRA速率.使用連續(xù)流動(dòng)分析儀（SKALAR SAN＋＋）測(cè)定水樣中溶解性無機(jī)氮（硝態(tài)氮、亞硝態(tài)氮和濃度）.

1.3 營養(yǎng)鹽通量和反硝化、DNRA速率的計(jì)算方法

使用公式（1）可以求出N2在沉積物-水界面的釋放速率（r29、r30）：rn＝(c-c0)·v／S，此時(shí)式中rn為氮?dú)猓?9N2、30N2）釋放速率（μmol／（m2·h））；c0、c分別為取樣時(shí)進(jìn)出水中氮?dú)夂浚é蘭ol／L）；其余各項(xiàng)與式（1）相同.通過29N2（r29）和30N2（r30）的產(chǎn)生速率可以算出15的反硝化速率（D15）：

根據(jù)同位素配對(duì)法［19］可以求算出14NO-

3-N的反硝化速率（D14）：

而耦合反硝化速率（Dn）和非耦合反硝化速率（Dw）公式為［20］：

式中，Dpot為潛在反硝化速率，即14和15的反硝化速率之和；表示總的非耦合反硝化速率，即上覆水中的反硝化速率；ε代表培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)中15的豐度（無量綱），下標(biāo)a和b表示添加同位素之后和之前.

DNRA速率公式為［21］：

2 結(jié)果與分析

2.1 上覆水和沉積物的理化特性

表2 上覆水和沉積物的理化性質(zhì)Tab.2 Physicochemical parameters of the overlying water and the sediment

1）巢湖重污染河流濕地、湖泊濕地的有機(jī)質(zhì)含量數(shù)據(jù)來源于文獻(xiàn)［23］.

2.2 沉積物-水界面營養(yǎng)鹽通量

圖1 3種類型濕地沉積物-水界面營養(yǎng)鹽通量Fig.1 Nutrient fluxes between the sediment-water interface in three typical wetlands

2.3 反硝化速率，耦合反硝化、非耦合反硝化速率以及DNRA速率

雖然一般創(chuàng)造力存在于每個(gè)人身上，但一般創(chuàng)造力最終體現(xiàn)出來的程度并不相同，這主要是一般創(chuàng)造力還受到人的認(rèn)知、行為風(fēng)格與人格、動(dòng)機(jī)和所處外界環(huán)境條件的影響。

根據(jù)反硝化方式的不同可以將反硝化分為耦合反硝化和非耦合反硝化.耦合反硝化即耦合硝化-反硝化脫氮過程，反應(yīng)所需的硝態(tài)氮主要是由沉積物中的硝化作用產(chǎn)生，而非耦合反硝化所需的硝態(tài)氮主要來自于上覆水［2］.巢湖重污染濕地沉積物的反硝化速率遠(yuǎn)高于鄱陽湖碟形湖濕地，其中重污染河流濕地沉積物的反硝化速率（99.98±14.05 μmol／（m2·h））略高于重污染湖泊濕地（63.67±12.84 μmol／（m2·h））；而碟形湖濕地沉積物的反硝化速率只有6.36±2.57 μmol／（m2·h）（P＜0.01）.巢湖重污染濕地沉積物的Dn和Dw均高于鄱陽湖碟形湖濕地（P＜0.01；P＜0.01），但它們?cè)诜聪趸俾手兴嫉谋壤齾s有很大差別.在重污染河流濕地和重污染湖泊濕地反硝化過程中Dw占據(jù)主導(dǎo)地位，分別占反硝化速率的74%和83%，其中Dn分別

為25.74±6.95和10.85±1.93 μmol／（m2·h）；Dw分別為74.24±11.13和52.82±10.95 μmol／（m2·h）.而在碟形湖濕地沉積物中Dn對(duì)反硝化的貢獻(xiàn)更大，占總反硝化速率的61%（Dn為3.99±2.16 μmol／（m2·h），Dw為2.64±2.06 μmol／（m2·h））（圖2a）.

圖2 Dn、Dw（a）以及DNF、DNRA（b）速率Fig.2 Dn，Dw（a）and the rates of DNF，DNRA（b）

在3種類型的濕地沉積物中，重污染河流濕地總的硝酸鹽異養(yǎng)還原速率（DNF＋DNRA）要高于重污染湖泊濕地，且遠(yuǎn)高于碟形湖濕地（圖2b）.與DNF速率相比，不同類型濕地沉積物的DNRA速率差異更為明顯.重污染河流濕地和重污染湖泊濕地沉積物DNRA速率高出碟形湖濕地2個(gè)數(shù)量級(jí).其中重污染河流濕地的DNRA速率（79.82±6.08 μmol／（m2·h））要高于重污染湖泊濕地（63.05±9.80 μmol／（m2·h）），而碟形湖濕地沉積物的DNRA速率僅為0.51±0.45 μmol／（m2·h）（P＜0.01）.

3 討論

3.1 沉積物-水界面營養(yǎng)鹽通量

重污染河流濕地和重污染湖泊濕地沉積物-水界面具有較高的氨氮釋放通量.導(dǎo)致該類型濕地水體中氨氮不斷累積的原因可能有以下幾個(gè)方面：在重污染濕地厭氧環(huán)境下微生物的同化效率低，且厭氧礦化可能會(huì)比好氧礦化作用產(chǎn)生更多的氨氮［9，24］；重污染河流濕地和重污染湖泊濕地Dn在總反硝化中所占比例只有26%和17%，而在碟形湖濕地中則為59%，從側(cè)面反映出重污染濕地的硝化作用受到抑制；此外，在重污染濕地沉積物-水界面中DNRA過程對(duì)氨的再生也有一定的貢獻(xiàn)作用，重污染河流、湖泊濕地DNRA速率遠(yuǎn)大于碟形湖濕地，使重污染濕地沉積物總體表現(xiàn)為的源.

在重污染河流濕地、重污染湖泊濕地和碟形湖濕地中溶解態(tài)無機(jī)氮通量均為負(fù)值，總體上均表現(xiàn)為溶解態(tài)無機(jī)氮不斷從上覆水遷移到沉積物中.氮循環(huán)各個(gè)過程相對(duì)重要性的不同造成了不同類型無機(jī)氮的累積或移除.沉積物是無機(jī)氮的源或匯受多種因素的影響，和通量的差異主要受到礦化作用、硝化作用、反硝化作用、DNRA作用，底棲生物的吸收與排泄以及沉積物氮庫的富集交換等因素的影響［25-27］.

3種不同類型濕地沉積物的反硝化方式，即耦合反硝化與非耦合反硝化的相對(duì)重要性同樣存在著明顯

的差別.在3種類型濕地的所有采樣點(diǎn)中，Dw與沉積物上覆水中濃度之間具有明顯的線性關(guān)系（r＝ 0.98，P＜0.001）（圖3a）.在碟形湖濕地中，隨著上覆水濃度的不斷增加，除了Dw呈線性遞增外，Dw在反硝化中所占的比例（Dw／D14）也不斷增大（r＝0.84，P＜0.001）（圖3b），上覆水中濃度是控制反硝化方式的決定性因素；而在巢湖重污染濕地中并沒有得到類似結(jié)果.在重污染濕地沉積物中硝化作用受到抑制進(jìn)而影響Dn，這可能是導(dǎo)致Dw／D14與上覆水濃度之間不存在明顯線性關(guān)系的主要原因.

圖3 所有類型濕地Dw（a）、碟形湖濕地Dw／D14（b）與上覆水-N濃度之間的關(guān)系Fig.3 The relationship between the Dwand-N concentration in overlying water in all types of wetland（a），the relationship between the Dw／D14and-N concentration in overlying water in the saucer lake wetland of Lake Poyang（b）

3.3 不同類型濕地的反硝化和DNRA過程

與國際上已有的一些對(duì)湖泊、河流等濕地反硝化和DNRA過程的研究［10-11，22，28］相比，本研究中重污染河流濕地和重污染湖泊濕地的反硝化速率在文獻(xiàn)值范圍之內(nèi)，但相對(duì)較低.推測(cè)其原因：實(shí)驗(yàn)是在冬季進(jìn)行，較低的溫度抑制了反硝化細(xì)菌的活性［21］；而碟形湖濕地反硝化速率與其它類似的結(jié)果相比約低1個(gè)數(shù)量級(jí)，除了可能的溫度因素外，反應(yīng)底物的相對(duì)匱乏可能是另一重要原因.硝態(tài)氮濃度是限制反硝化速率的主要因素［29］，通過對(duì)在3種類型濕地采集的樣品進(jìn)行實(shí)驗(yàn)分析，反硝化速率與上覆水中

濃度呈明顯的線性關(guān)系（圖4）.在不同類型濕地中，反硝化是最為主要的硝酸鹽異氧還原過程，反硝化速率約占總異養(yǎng)還原速率的50%～93%.

圖4 沉積物反硝化速率與上覆水-N濃度的關(guān)系Fig.4 The relationship between denitrification rates and-N concentration in the overlying water

巢湖重污染河流濕地和重污染湖泊濕地DNRA速率與文獻(xiàn)值相比相對(duì)較高，更值得注意的是，DNRA速率在總的硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中所占比例也較高.而碟形湖濕地DNRA速率與絕大多數(shù)的研究相似（表3）.在巢湖重污染濕地沉積物中，較高的有機(jī)質(zhì)含量有利于硫化氫等還原態(tài)硫化物的大量生成，而硫化物在的異養(yǎng)還原過程中扮演了重要的角色［21］：硫化物能夠抑制反硝化酶的活性；DNRA過程與硫的氧化過程密切相關(guān)［30］，硝酸鹽可作為電子受體將還原態(tài)的硫氧化為硫酸鹽；而硫酸鹽可與硝酸鹽競(jìng)爭作為電子受體，會(huì)進(jìn)一步抑制反硝化作用，從而有利于DNRA過程與DNF過程的競(jìng)爭.Burgin等［30］對(duì)美國密歇根洲的9個(gè)濕地、9條河流和3個(gè)小型湖泊的研究中發(fā)現(xiàn)，DNRA與硫氧化具有密切相關(guān)性，DNRA在異養(yǎng)還原過程中所占比重與本文結(jié)果類似.從能量利用效率的角度看待這一問題，Tiedje［31］認(rèn)為，在可利用碳源豐富的環(huán)境中，有機(jī)體更傾向于選擇電子轉(zhuǎn)移效率高的生物過程，而每還原1 mol的，DNRA過程

轉(zhuǎn)移8個(gè)電子，DNF過程只轉(zhuǎn)移5個(gè)電子這可能是導(dǎo)致巢湖重污染河流濕地和重污染湖泊濕地沉積物-水界面具有較高的DNRA速率的原因.除了以上環(huán)境因素引起的原因外，根據(jù)D14／D15算出的DNRA實(shí)際速率可能與真實(shí)速率存在一定的偏差；在微生物吸收硝態(tài)氮進(jìn)行同化作用的過程中，微生物合成的氨氮可能會(huì)再次釋放到水體中（ANRA過程），該過程的存在可能會(huì)導(dǎo)致對(duì)DNRA速率的高估.

表3 湖泊、水庫等濕地反硝化、DNRA速率以及DNRA在硝酸鹽異養(yǎng)還原過程中所占的比重Tab.3 Denitrification and DNRA rates and the proportion of the DNRA in the total dissimilatory nitrate reduction process in lake wetland and reservoir wetland

許多研究表明，硝態(tài)氮濃度、有機(jī)碳濃度和可利用性、硫化物、溫度、氧化還原條件等均會(huì)對(duì)DNRA速率產(chǎn)生影響［30-32］.在本研究中，DNRA過程是非常重要的硝態(tài)氮異養(yǎng)還原過程，實(shí)驗(yàn)測(cè)得的DNRA速率約占總的硝態(tài)氮異養(yǎng)還原過程（DNRA＋DNF）的7%～49%，且不同類型濕地間存在很大差異.巢湖重污染河流、湖泊濕地沉積物DNRA速率在硝態(tài)氮異養(yǎng)還原過程中所占的比重分別為44%和49%，而碟形湖濕地中DNRA在異養(yǎng)還原過程中所占的比重僅為7%.從這種差異中可以看出，重污染河流濕地和重污染湖泊濕地較高的硝酸鹽負(fù)荷、較高的的有機(jī)質(zhì)含量等環(huán)境條件不僅有利于DNRA過程的進(jìn)行，而且有利于DNRA過程對(duì)DNF過程的競(jìng)爭，使得DNRA速率以及DNRA比重相較于碟形湖濕地均顯著升高.由于DNRA和DNF均是以硝酸鹽作為底物的還原過程，因此，存在著底物競(jìng)爭作用，這種競(jìng)爭作用影響了硝酸鹽的歸趨方式，過高的DNRA速率不利于水體氮負(fù)荷的去除和濕地凈化功能的發(fā)揮.

4 結(jié)論

1）重污染河流濕地、湖泊濕地與碟形湖濕地沉積物-水界面的營養(yǎng)鹽通量具有較大差異，重污染河流、湖泊濕地沉積物均表現(xiàn)為的源、的匯；而碟形湖濕地則表現(xiàn)為的匯、的源.但在3種類型濕地沉積物中DIN總體上均表現(xiàn)為從上覆水遷移到沉積物中.

3）DNF速率和DNRA速率均表現(xiàn)為重污染河流濕地＞重污染湖泊濕地＞碟形湖濕地，且巢湖重污染濕地DNRA速率在異養(yǎng)還原過程中所占的比重也明顯高于碟形湖濕地，因此推測(cè)較高的硝酸鹽負(fù)荷、較高的有機(jī)質(zhì)含量不僅有利于DNRA過程的進(jìn)行，而且有利于DNRA過程對(duì)DNF過程的競(jìng)爭.

致謝：感謝鄱陽湖湖泊濕地觀測(cè)研究站對(duì)本文野外樣品采集提供的幫助.

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Dissimilatory nitrate reduction processes between the sediment?water interface in three typical wetlands of middle and lower reaches of Yangtze River

JIANG Xingyu1，2，YAO Xiaolong1，2，XU Huixian1，2&ZHANG Lu1??
（1：State Key Laboratory of Lake Science and Environment Research，Nanjing Institute of Geography and Limnology，Chinese Academy of Sciences，Nanjing 210008，P.R.China）（2：University of Chinese Academy of Sciences，Beijing 100049，P.R.China）

Denitrification（DNF）and dissimilation reduction to ammonium（DNRA）are two major pathways for the dissimilatory nitrate reduction processes.Denitrification is the dominant nitrogen loss process that removes nitrate in the water column，while DNRA reduces nitrate to ammonium which is still a biologically available form in aquatic environments.The nitrate served as electron acceptor during denitrification and DNRA processes，and the balance of two processes depends on environmental factors.The study on rates of denitrification and DNRA plays an important role in understanding the fate of nitrate and its dynamic.In this study，intact sediment cores were collected in three wetlands of Lake Poyang and Lake Chaohu.Denitrification and DNRA rates were determined by continuous-flow experiments combined with15N isotope-tracing techniques to investigate their contributions to total nitrate reduction.The results showed that denitrification and DNRA rates ranged from（6.36±2.57）to（99.98±14.05）μmol／（m2·h）and（0.51±0.45）to（79.82±6.08）μmol／（m2·h），respectively.DNRA rates were enhanced significantly with increasing pollution degree as well as the DNRA／（DNF＋DNRA）ratio，which indicates that the contribution of DNRA to total nitrate reduction in these wetlands was affected by nitrate loadings.Uncoupled nitrification-denitrification was the dominant nitrogen removal process in Lake Chaohu，and coupled denitrification was the dominant process in the Lake Poyang.

DNRA；denitrification；dissimilation reduction of nitrate；the sediment-water interface；middle and lower reaches of Yangtze River

?國家重點(diǎn)基礎(chǔ)研究發(fā)展計(jì)劃“973”項(xiàng)目（2012CB417005）和國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41271468）聯(lián)合資助.2015-11-16收稿；2016-04-28收修改稿.姜星宇（1991～），男，碩士研究生；E-mail：cui19910621＠126.com.

??通信作者；E-mail：luzhang＠niglas.ac.cn.

J.Lake Sci.（湖泊科學(xué)），2016，28（6）：1283-1292

DOI 10.18307／2016.0614

?2016 by Journal of Lake Sciences