鄱陽湖水體懸浮物反硝化潛力模擬研究

姚曉龍，徐會顯，唐陳杰，張 路（1.中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環境國家重點實驗室，江蘇 南京 210008；2.中國科學院大學，北京 100049）

鄱陽湖水體懸浮物反硝化潛力模擬研究

姚曉龍1，2，徐會顯1，2，唐陳杰1，2，張 路1*（1.中國科學院南京地理與湖泊研究所湖泊與環境國家重點實驗室，江蘇 南京 210008；2.中國科學院大學，北京 100049）

以鄱陽湖為對象，采用乙炔抑制法，分別模擬了厭氧和好氧狀態下的懸浮物反硝化潛力和過程，結果表明，厭氧和好氧狀態下水體懸浮物均能夠產生明顯的反硝化作用.受乙炔抑制，其反硝化產物N2O的濃度累積隨時間呈“慢-快-慢”的節律，濃度累積曲線符合邏輯斯諦模型（P＜0.01）.擬合結果顯示：懸浮物濃度為30g/L時，厭氧培養條件下快增期反硝化速率達到（81.76±10.37）μmolN/（L·d），好氧環境下為（14.12±2.31）μmolN/（L·d）.CO2濃度累積曲線同樣符合邏輯斯諦模型，但好氧條件下CO2濃度累積極值較高，約為厭氧條件下的5倍，表明好氧條件下好氧呼吸占更大的比例.水體懸浮物反硝化潛力與懸浮物濃度有關，相同懸浮物濃度下，好氧培養水體懸浮物反硝化潛力較厭氧培養弱，且達到累積極值的時間更長，水體溶解氧一定程度上抑制了懸浮物反硝化作用.依據好氧培養的試驗結果，估算得到鄱陽湖懸浮物全年反硝化導致的氮素凈損失為1010t，約占鄱陽湖氮素年輸入量的0.74%和鄱陽湖沉積物反硝化氮去除量的14%，鄱陽湖水體懸浮物反硝化在氮素凈去除中起到一定作用.

鄱陽湖；懸浮物；反硝化；潛力

懸浮物含有其他水中溶解態物質難以凸現的環境和地球化學信息［9-10］，懸浮物濃度較高的水體中，大多數的水體細菌產量和有機質礦化可能由吸附在懸浮物顆粒物表面的細菌造成［11-13］，其他微生物介導的氧化還原反應也與懸浮顆粒物有關［13］.懸浮顆粒物粒徑大至約1mm，通常并非理想的球體，在受擾動的條件下會發生懸浮、絮凝、破碎等過程［14］.由此可見，懸浮物顆粒中可能含有大量的利于反硝化的生物膜和厭氧微環境.懸浮物（顆粒污泥）反硝化在一些污水處理系統中已經得到一定應用［15-17］.

鄱陽湖作為通江湖泊，受長江、挖沙影響巨大，懸浮物時空差異顯著，特別是入江水道及采砂區懸浮物濃度遠高于開敞湖區.由于懸浮物與表層沉積物具有同源和同質性，本研究采用鄱陽湖表層沉積物再懸浮，通過模擬厭氧和好氧兩種條件，對懸浮物的反硝化過程，及伴生的礦化過程進行動力學分析.同時，估算了鄱陽湖水體懸浮物反硝化對湖泊脫氮的貢獻.

1 材料與方法

1.1 研究對象

鄱陽湖年水位變化巨大，低水位9m標高時面積為216.62km2，而高水位20m標高時面積為3218.29km2，導致了“汛期一片，枯水一線”鄱陽湖獨特的地學地貌環境景觀［18］.

鄱陽湖泥沙主要來自贛江，多年平均來水量和來沙量分別占“五河”總來水量和來沙量的56.1%和62.8%；其次為信江，占14.4%和13.2%［19］.受輸沙和挖沙影響，鄱陽湖水體懸浮物含量可高達3g/L，低可至0.006g/L，年平均值約為0.1g/L，并呈現明顯的冬春季高于夏秋季，尾閭區高于主湖區的典型特點.

圖1 鄱陽湖采樣點位置Fig.1 The sampling location in Poyang Lake

1.2 樣品采集

樣品采集于枯水期的2013年12月和2014年1月.采樣點位于中國科學院鄱陽湖濕地生態觀測站附近出露洲灘（圖1），樣點經緯度為北緯29°26'46.03"，東經116°03'11.83".由于水體懸浮物主要由表層砂性沉積物的再懸浮導致，本試驗采集表層沉積物模擬懸浮沉積物.表層沉積物樣品使用1/16m2彼得森采泥器采集，并用聚乙烯自封袋保存于4℃冰箱中.在采樣點現場用便攜式多參數水質分析儀（YSI）測定并記錄常規水質參數.上覆水樣品使用有機玻璃采水器于表層以下50cm處采集，密封保存于10L聚乙烯瓶，靜置48h，上層清水作為培養用水.

1.3 室內培養

室內培養均采用經典的乙炔抑制法，結合批次培養法和帶頂空的密封血清瓶進行模擬.為探討鄱陽湖懸浮物的反硝化潛力，對2013年12月采集的沉積物樣品設置了2組不同處理的模擬方法（懸浮物濃度均為30g/L）.一組為厭氧條件下的反硝化潛力模擬，另一組為好氧條件下的模擬培養.通過厭氧培養組的模擬，討論鄱陽湖懸浮物是否存在反硝化的物質基礎（包括碳源條件和反硝化微生物），同時揭示反硝化過程中呼吸的過程特征；通過對好氧組的培養，進一步模擬鄱陽湖水體及懸浮物的物理化學環境，討論好氧水體和厭氧水體中懸浮物反硝化過程差異，并利用好氧水體的懸浮物反硝化培養估算鄱陽湖水體懸浮物全年反硝化導致的氮素凈去除量.進一步地，為探究懸浮物反硝化培養中溶解氧、、C2H2、C2H4等變化以及懸浮物濃度對反硝化的影響，對2014年1月再次采集的沉積物樣品設置5g/L好氧培養組，并重新設置了培養裝置.

1.3.1 高濃度懸浮物厭氧和好氧培養（SPS= 30g/L） 稱取均質化新鮮沉積物4.5g（2013年12月采集）于300mL玻璃血清瓶中，加入150mL湖水，高純He（99.999%）曝氣15min，加丁基橡膠塞密封.通過向橡膠塞上插入兩根針頭，向頂空內曝He氣5min.用50mL注射器抽取30mL頂空氣體，向水體注入 30mL乙炔（螢石制備，經硫酸銅溶液凈化），使頂空氣體與大氣壓平衡，使用氣相色譜儀測定N2O，CH4，CO2初始分壓值.用注射器向鹽水瓶內加入1.5mL500mg/LNaNO3，水平放置于震蕩器中以恒定速率震蕩，恒溫25℃培養.試驗中所用玻璃血清瓶和橡膠塞在培養前經高壓滅菌鍋滅菌，培養設置3個平行.按預定培養時間使用1mL色譜注射器取樣，直接用氣相色譜儀測定.

好氧培養組的培養和取樣方法同厭氧培養，湖水與頂空不經He曝氣.冬季湖水溶解氧接近飽和，培養設置3個平行.

1.3.2 低濃度懸浮物好氧培養（SPS=5g/L） 培養裝置采用1.15L錐形瓶，稱取3g鮮沉積物（2014年1月采集）于錐形瓶中，加湖水600mL（頂空體積550mL）.使用氣密橡膠塞密封，橡膠塞上打有兩個孔，分別插入一長一短兩根塑料導管，分別用來取水樣和氣樣.培養前塞好橡膠塞，取水導管出口插有三通，取氣導管用橡膠隔墊堵住并能夠用氣密注射器針頭插入取氣樣.加塞，用100mL注射器抽取100mL頂空氣體，并將 100mL C2H2注入水體（C2H2約占頂空體積的18%）.培養設置3個平行，其中一個錐形瓶的橡膠塞多打一個孔，插有溶解氧電極，用來測定培養過程中溶解氧變化.橡膠塞與錐形瓶、導管與孔洞、三通與導管等的銜接處涂硅膠密封，防止漏氣.試驗中培養裝置經過高壓滅菌鍋滅菌.通過取水導管向錐形瓶內注入6mL 500mg/LNaNO3，恒溫25℃震蕩培養.

每隔24h取氣樣和水樣，氣樣使用雙向針頭自取氣導管采集于14mL玻璃真空瓶內，水樣用注射器自取水導管采集6mL于洗凈的14mL玻璃瓶.取樣前向頂空內注入20mL高純He（99.999%），使瓶內總氣壓保持與大氣壓平衡.

1.4 氣體測定

氣體測定采用氣相色譜法.N2O、CH4和CO2使用島津公司（Shimadzu） GC-2014C型氣相色譜儀測定.載氣為高純N2（99.999%），進樣口溫度60℃，柱溫60℃，附加加熱器溫度350℃.火焰離子化檢測器（FID）溫度為200℃，燃氣為H2（99.99%），助燃氣為空氣，尾吹氣為H2（99.99%）；電子捕獲檢測器（ECD）溫度為200℃，尾吹氣為CH4-Ar（CH4濃度為5%，V/V）.N2O與CH4、CO2在不同的通道被檢測.CH4、CO2經 80/100Porpack-Q（1.0m）填充柱分離后，被FID檢測器檢測.N2O經80/100Hayesep-D（1.0m）柱分離，被ECD檢測器檢測（200℃）.測定時用1mL氣密注射器直接在培養裝置內取樣，記錄N2O、CH4和CO2的物質的量分數值.

C2H4和C2H2使用上海天美科學儀器有限公司的GC7890II型氣相色譜儀測定，色譜柱為不銹鋼填充柱Porapak N（3.0m），檢測器使用氫火焰離子化（FID）.載氣為高純N2（99.999%），燃氣為H2（99.99%），助燃氣為空氣.柱溫60℃，進樣口溫度80℃，檢測器溫度200℃.氣體樣品使用500μL色譜注射器進樣100μL測定，記錄C2H4和C2H2峰高與峰面積信號值.用高純C2H2和高純He制作標準氣樣，通過標樣的分壓值與峰面積信號值得到分壓值與峰面積的換算系數，計算得到氣樣中 C2H4和C2H2的物質的量分數值（×10-6）.

1.5 無機營養鹽測定

依據《湖泊富營養化調查規范》［20］測定預定培養時間（SPS=5g/L）水體、、濃度.采用紫外分光光度法采用α-萘胺比色法采用納氏比色法.方法檢測限為0.04mg/L、為0.001mg/L、為0.05mg/L.

1.6 氣體濃度的計算

1.6.1 頂空氣體濃度的計算 將頂空內氣體視為理想氣體，頂空氣體組分濃度由Dalton分壓定律計算：

式中：PG為體系內某氣體組分的分壓值，Pa；nG為該氣體組分的物質的量，mol；R為理想氣體常數，8.314×103Pa·L/（mol·K），T表示體系內的熱力學溫度，K；VT為氣體總體積，L；cG為最終要求得的該氣體組分的濃度，μmol/L；fG為該氣體組分的物質的量分數，氣相色譜測定得到，單位×10-6；P為體系內氣壓值，Pa.

1.6.2 培養體系內水體溶存氣體濃度計算 假設培養裝置內頂空氣體與水體達到溶解平衡，培養體系內水體溶存氣體的濃度根據改善后的Weiss氣體溶解度公式計算，頂空內總壓強認為是1atm，N2O 和CO2濃度參照Weiss 等［21］計算，CH4濃度參照Wiesenburg等［22］計算.N2O 和CO2濃度計算公式為：

CH4濃度計算公式為：

其中，C*為培養體系內水體溶存氣體濃度，N2O和CO2濃度單位為μmol/L，CH4濃度單位為nmol/L；fG為該氣體組分的物質的量分數，氣相色譜測定得到，單位×10-6；F為換算系數，相當于溶解度系數，mol/（L·atm）；T為體系內的熱力學溫度，K；S為水體鹽度，‰.A1、A2、A3、A4、B1、B2、B3為常數，本試驗中計算所用常數見表1［21-22］.

表1 水體溶存N2O、CH4和CO2濃度計算中用到的常數［21-22］Table 1 Constants for the calculation of dissolved N2O、CH4and CO2concentrations in water column［21-22］

1.6.3 培養體系氣體累積濃度計算 培養產生的氣體包括水體溶存的及頂空內的N2O、CH4和CO2，換算為水體累積濃度CT（μmol/L）為：

式中：CH和CW分別為頂空和水體內某氣體組分濃度（nmol/L或μmol/L）；VH和VW分別為頂空和水體體積（L）.

1.7 數據處理

采用Excel2013和SPSS20.0進行數據分析，并使用origin8.5作圖.對試驗中的N2O和CO2數據使用origin8.5內置函數Logistic進行曲線擬合和方差分析，方程為：

式中：x表示培養時間；y表示N2O或CO2氣體濃度（μmol/L），A1、A2、x0、p為參數，A2為增長的極限值.曲線增長速率最大值點（二階導數為零的點）橫坐標x1=x0·［（p-1）/（p+1）］1/p，縱坐標y1= A1·［（p+1）+A2（p-1）］/（2p）.

2 結果與分析

2.1 反硝化過程中乙炔抑制劑的變化

Jensen等［23］研究表明，大于70μmol/L的乙炔濃度能夠抑制N2O向N2還原，抑制率為95%，而該濃度下乙炔還能同時抑制硝化過程和厭氧氨氧化過程.雖然乙炔抑制法對N2O的不完全抑制和對硝化作用的抑制造成對反硝化作用的低估［24］，但該方法簡單靈敏，具有快速、價格低廉等優點，并能夠盡量保持體系原位狀態［25-27］.

本試驗中，懸浮物濃度為5g/L時，如圖2所示，頂空內C2H4和C2H2含量在培養開始的前2d波動較大，可能為向頂空內注入C2H2后，C2H4和C2H2與水體達到溶解平衡的過程.C2H2濃度在第2d后與培養時間顯著相關（r=-0.825，P＜0.01）.而C2H4與培養時間不相關（r=0.430，P＞0.05）.第2～10d頂空內C2H2下降了（0.84±0.50）mmol/L，剩余C2H2濃度為2.31mmol/L （頂空中體積百分比為13%），換算為水體溶存濃度后遠大于乙炔抑制反硝化的濃度閾值70μmol/L，C2H2仍可以充分抑制N2O向N2的轉化.

圖2 頂空內C2H2和C2H4含量隨時間變化Fig.2 Concentrations of C2H2and C2H4over incubation time

圖3 頂空內C2H2和C2H4的相關性Fig.3 Correlationship of concentrations between C2H2and C2H4

C2H2與C2H4的相關分析表明（圖3），二者具有一定的相關性（r=0.634，P＜0.05），但培養期間C2H2的減少量與C2H4增加量（以培養開始后第2d計）上相差較大，且C2H4濃度隨時間降低，表明大部分減少的C2H2未被還原為 C2H4，可能大部分被作為了微生物呼吸過程的碳源.

2.2 厭氧體系中懸浮物反硝化潛力

圖4 厭氧環境下N2O、CO2和CH4累積濃度隨時間變化（SPS=30g/L）Fig.4 Cumulative concentrations of N2O、CO2and CH4over time under anoxic conditions （SPS=30g/L）

對高濃度懸浮物（SPS=30g/L）進行厭氧培養時，N2O累積濃度隨時間呈現“慢-快-慢”的節律（圖4（a））.

培養體系內產生的N2O經過約4d的漸增期后出現劇烈增長，短時間內達到極值.曲線擬合符合邏輯斯諦模型（P＜0.01），約在第4.54d出現速率最大值（表2）.快增期的第3.9～5.5d N2O濃度累積曲線符合線性模型（r=0.986，P＜0.01），反硝化速率達到（81.76±10.37）μmolN/（L·d），培養體系內N2O累積濃度極值為80.34μmol/L.

當向厭氧環境中添加足量的硝酸鹽時，微生物進行厭氧呼吸的電子受體主要為硝酸根，而非硫酸根等其他電子受體.在硝酸鹽還原，產生中間產物N2O的同時，也伴隨有機質的氧化，并產生CO2.因此，在乙炔抑制體系中，CO2的產生速率往往和N2O具有一定的化學計量關系.事實上，在厭氧培養體系中CO2濃度隨時間的變化趨勢的確具有與N2O類似的規律（圖4（b）），其濃度變化曲線同樣符合邏輯斯諦模型（P＜0.01）. 快增期出現的時間和持續時間與N2O很接近，約為第3.9～5.5d （直線擬合r=0.906，P＜0.01），此時間內生成速率為（194.62±34.23）μmolC/（L·d），增長的極限值為656.50μmol/L，約為N2O累積濃度極值的8倍.

培養體系內CH4濃度與培養時間不相關（圖4（c），r=0.572，P＞0.05），說明培養過程中沒有出現明顯的有機質發酵和產甲烷過程，體系內CH4濃度平均值為（29.95±2.91）nmol/L.

2.3 好氧環境中懸浮物的反硝化

好氧環境下，高濃度懸浮物水體（SPS= 30g/L）N2O累積濃度隨時間變化也呈“慢-快-慢”的節律（圖5（a）），曲線擬合同樣符合邏輯斯諦模型（P＜0.01），但反硝化經歷的快增期較長（第3.4～7.4d），并且符合線性模型（r=0.996，P＜0.01），其斜率即快增期反硝化速率為（14.12± 2.31）μmolN/（L·d），N2O累積濃度極值為66.61μmol/L.溶解氧飽和度從培養初期的過飽和下降至25%.

好氧體系內CO2累積濃度隨時間變化呈現與N2O相同的趨勢（圖5（b）），曲線擬合符合邏輯斯諦模型（P＜0.01），曲線拐點幾乎與N2O在相同時間出現.將快增期（第3.4～7.4d）擬合為一條直線（r=0.998，P＜0.01），CO2濃度累積速率約為（473.85±137.40）μmolN/（L·d）.邏輯斯諦模型擬合得到的累積濃度極值為3182.28μmol/L.

在約11d的培養時間內，體系CH4平均濃度為（143.38±2.31）nmol/L，并且與培養時間相關，CH4濃度出現一定增長（圖5（c），r=0.640，P＜0.05）.培養過程中可能出現微弱的有機質發酵和產甲烷過程.體系CH4平均濃度高于厭氧培養組CH4濃度均值（29.95±2.91）nmol/L.

圖5 好氧環境下N2O、CO2和CH4累積濃度隨時間變化（SPS=30g/L）Fig.5 Concentrations of N2O over time under oxic conditions （SPS=30g/L）

2.4 懸浮物反硝化過程中水體無機氮變化

懸浮物濃度為5g/L時培養水體內N2O累積濃度曲線與30g/L相似（圖6）.

快增期 （第3～7d，直線擬合r=0.973，P＜0.01）反硝化速率為（0.74±0.18）μmolN/（L·d），邏輯斯諦模型擬合（P＜0.01）得到的累積濃度極值為2.45μmol/L.懸浮物體系溶解氧飽和度由培養前的111.3%下降至53.7%.

圖6 好氧環境下N2O濃度隨時間變化（SPS=5g/L）Fig.6 Concentrations of N2O over time under oxic conditions

體系內前期沉積物與水體混合時無機氮可能存在較強的源-匯效應，或存在較強的同化吸收、硝化等作用，而一些異養微生物活性較低，仍處于調整期，導致前2d濃度增加濃度降低.培養進入第3d，體系有機物分解生成的多于同化吸收等過程對的消耗含量出現增加趨勢（第3～5d）.隨著底物不斷消耗，有機物分解生成的又逐漸小于微生物同化、硝化等過程對的消耗含量出現降低趨勢（第5～7d）.含量的這一拐點發生時間（約第5d）與N2O生成速率極大值出現的時間非常接近.

圖7 培養體系內無機氮隨培養時間變化Fig.7 Concentrationss of inorganic nitrogen in the system under oxic conditions

3 討論

3.1 厭氧環境與好氧環境下水體懸浮物反硝化差異

各種不同培養條件下N2O和CO2擬合公式及參數見表2.依據擬合結果，相同懸浮物濃度下（SPS=30g/L），封閉好氧環境N2O 累積濃度經歷快增期較長，達到最大生成速率的時間為5.3d左右，而厭氧培養在4.5d左右（特征點橫坐標值x1）.好氧環境下，N2O 快增期累積速率較低（14.12± 2.31）μmolN/（L·d），約為厭氧環境的六分之一.N2O累積濃度極值出現時間也比厭氧環境長，數值比厭氧環境低（參數A2值，約為厭氧環境極限值的80%）.這些參數證明厭氧條件下更有利于懸浮物反硝化的進行，溶解氧的存在一定程度上限制了反硝化作用.由于反硝化是厭氧過程，溶解氧對反硝化速率的影響劇烈［5，27］，在土壤中，反硝化細菌只有在氧氣濃度低于0.2μmol/mL時，才會轉向厭氧呼吸，用作為電子受體［27-28］.

封閉體系好氧環境下CO2各拐點出現時間均與N2O非常接近，例如生成速率最大的時間x1與N2O 相似，CO2累積濃度經歷快增期較長，達到最大生成速率的時間和極值出現時間均比厭氧培養遲.CO2好氧環境達到的極限值比厭氧環境高，約為厭氧培養的5倍，表明好氧培養組好氧呼吸作用占更大的比例.

3.2 封閉好氧環境下懸浮物濃度對反硝化影響

好氧條件下，懸浮物濃度為5g/L時快增期反硝化速率為（0.74±0.18）μmolN/（L·d），N2O累積濃度極值為2.45μmol/L.懸浮物濃度為30g/L時，反硝化速率達到（14.12±2.31）μmolN/（L·d），約為5g/L時的19倍，N2O累積濃度極值約為5g/L時的27倍.比較懸浮物濃度為30g/L培養組和5g/L培養組溶解氧消耗可以得出，懸浮物濃度越低時，水體溶解氧消耗越少.水體懸浮物濃度為0g/L時，反硝化速率很低［8］，若以0μmolN/（L·d）計，對懸浮物濃度（SPS=0，5，30g/L）與反硝化速率進行相關性分析，懸浮物濃度與反硝化速率未表現出顯著的相關性（r=0.994， P＞0.05）.

在對鄱陽湖其他區域的沉積物進行反硝化模擬試驗時，設置了系列濃度梯度的懸浮物的好氧培養，并采用與30g/L培養組相同的試驗方法，結果表明懸浮物濃度與N2O累積速率顯著相關（r=0.996，P＜0.001，數據未顯示），Liu等［8］的試驗也得出懸浮物反硝化速率與懸浮物濃度相關的結論，懸浮物濃度越高，其內部存在的厭氧微位點可能越多.本試驗中5g/L懸浮物培養組目的在于分析培養體系溶解氧、無機氮、乙烯、乙炔等變化，與30g/L培養組沉積物在不同時間采集，懸浮物濃度與反硝化速率未表現出相關性可能由于沉積物性質的時空差異導致反硝化速率存在差異.

表2 不同培養條件下N2O和 CO2邏輯斯諦模型擬合參數Table 2 Fitting parameters of N2O and CO2obtained by logistic model under different incubation conditions

3.3 鄱陽湖水體懸浮物反硝化氮素去除量估算

為估算鄱陽湖水體懸浮物反硝化脫氮量，將懸浮物濃度為0g/L時的反硝化速率視為0μmolN/（L·d），根據直接取樣測定的30g/L培養組反硝化速率（14.12±2.31）μmolN/（L·d），得到單位濃度（1g/L）懸浮物對應反硝化速率為0.471μmolN/（L·d）.同時，依據鄱陽湖4個季度懸浮物濃度平均值，計算得到四個季度反硝化速率分別為92.8，14.2，39.3，44.7nmolN/（L·d）.鄱陽湖月平均水位以及湖體容積與水位的關系參考張本等［29］，估算得到鄱陽湖平均1a懸浮物反硝化脫氮量為1010t（表3）.結合唐陳杰等［30］對鄱陽湖3種類型濕地沉積物反硝化空間差異的研究，依據其3種類型濕地沉積物的反硝化速率均值（30.93μmol/（m2·h））和鄱陽湖不同季節平均湖水面積估算出鄱陽湖沉積物導致的年脫氮量約為7125t.鄱陽湖全年懸浮物反硝化氮去除量約為沉積物反硝化氮素去除量的14%.鄱陽湖氮素年輸入量約為13.6萬t［31］，懸浮物反硝化年去除氮素約占總輸入量的0.74%.鄱陽湖水體懸浮物的結構、組成、濃度等懸浮物本身性質存在時空差異，同時，鄱陽湖水溫、水體硝酸鹽負荷和水動力等也呈現顯著的時空變化，因此，鄱陽湖懸浮物的反硝化速率同樣存在時空異質性.另外，估算采用模擬的結果，好氧和厭氧培養組均添加了硝酸鹽，可能對結果造成高估，因此，本結果僅僅是粗略的估算，但結果仍暗示鄱陽湖水體懸浮物反硝化在鄱陽湖氮素凈去除中可能起到一定的作用.

表3 鄱陽湖水體懸浮物反硝化脫氮量估算Table 3 Estimation of nitrogen removal by denitrification of SPS in Poyang Lake

4 結論

4.1 厭氧與好氧環境下的水體懸浮物均可以產生反硝化作用，反硝化動力學均符合邏輯斯諦模型，且反硝化產物N2O和呼吸作用產物CO2的累積濃度都隨培養時間呈現“慢-快-慢”的變化特征.

4.2 相同懸浮物濃度下，好氧培養與厭氧培養相比，N2O累積濃度達到極限值的時間更長，且累積濃度極值較低.懸浮物濃度為30g/L時，厭氧培養快增期反硝化速率達到（81.76± 10.37）μmolN/（L·d），而好氧環境下快增期反硝化速率為（14.12±2.31）μmolN/（L·d）.懸浮物濃度為5g/L時，反硝化速率低至（0.74±0.18）μmolN/（L·d），培養體系內乙炔濃度隨時間緩慢降低，但培養結束時仍能充分抑制N2O向N2還原.

4.3 根據出露洲灘沉積物模擬的反硝化試驗好氧培養組（30g/L） 快增期反硝化速率，估算出鄱陽湖水體懸浮物全年反硝化氮去除量約為1010t，占鄱陽湖氮素年輸入量的0.74%和沉積物反硝化氮去除量的14%，表明鄱陽湖水體懸浮物反硝化可能在反硝化脫氮中起到一定的作用.

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Denitrification potential of high suspend sediments in Poyang Lake， China.

YAO Xiao-long1，2， XU Hui-xian1，2，TANG Chen-jie1，2， ZHANG Lu1*（1.State Key Laboratory of Lake Science and Environment， Nanjing Institute of Geography and Limnology， Chinese Academy of Sciences， Nanjing 210008， China；2.University of Chinese Academy of Sciences， Beijing 100049， China）. China Environmental Science， 2015，35（3）：846～855

The denitrification potential of high suspend sediments （SPS） in Poyang Lake under aerobic and anaerobic conditions were performed using acetylene inhibition method. The results reflected that denitrification of SPS was found under both aerobic and anaerobic conditions， and the cumulative concentration of N2O showed “slow-fast-slow” rhythm along with incubation time， which satisfied the logistic model （P＜0.01）. The fitting results with SPS concentration of 30g/L showed that denitrification rate reached up to （81.76±10.37）μmolN/（L·d） during anaerobic incubation while the value was （14.12±2.31）μmolN/（L·d） under aerobic incubation. In addition， the cumulative concentration of CO2also accorded with the logistic model. The extreme value of CO2under oxic conditions， which was 5times higher than the value under anoxic conditions， indicated high proportion of aerobic respiration under oxic conditions. The denitrification potential was affected by the concentration of SPS. Under the same SPS concentration， weaker denitrification potential of SPS and longer time to reach extreme value of N2O under aerobic condition implied the possible inhibition of denitrification by dissolved oxygen （DO）. Full-year nitrogen loss caused by SPS denitrification in Poyang Lake was estimated to be 1010t， which accounted for about 0.74% of the nitrogen input and 14% of nitrogen removal caused by bed-sediments. These estimations indicated that SPS would play an important role in nitrogen removal from waters.

Poyang Lake；suspended sediments；denitrification；potential

X524

A

1000-6923（2015）03-0846-10

姚曉龍（1988-），男，河北保定人，中國科學院南京地理與湖泊研究所碩士研究生，主要從事湖泊環境化學研究.

2014-06-26

國家重點基礎研究發展計劃（2012CB417005）；國家自然科學基金項目（41271468，41203065）

* 責任作者， 副研究員， luzhang@niglas.ac.cn