殷士学[1]2000年在《淹水土壤中硝态氮异化还原成铵过程的研究》文中研究说明淹水土壤中硝酸还原过程主要由两类微生物参与。一类是反硝化细菌，其特点是电子（NADH）通过呼吸链传递给氮氧化物，将氮氧化物逐步还原，主导产物为N_2/N_2O，还原过程伴有呼吸磷酸化产能。另一类是硝酸异化还原成铵（DNRA）。这类细菌一般都是发酵性细菌，包括专性和兼性厌氧菌，还原产物以NH_4~+为主，还原过程一般来说在NO_3~-→NO_2~-伴有电子传递磷酸化，但在以后的还原过程中没有电子传递磷酸化。有些DNRA细菌不能还原NO_3~-，但能利用由别的细菌还原成的NO_2~-作为电子受体并将其还原成NH_4~+。土壤中硝酸主要受异化还原过程支配，化学还原和同化还原不大可能占优势。 过去广为流行的概念是淹水土壤中硝态氮基本上全部经反硝化损失掉，但70年代以后的一些研究表明，DNRA过程可以发生在土壤、沉积物和消化污泥中，对一直流行的概念提出了挑战。淹水土壤中DNRA是一个值得关注的问题。淹水通常使土壤处于厌氧状态，从而为反硝化和DNRA提供了外在条件。但是反硝化是导致土壤氮素损失的过程，是农业方面不希望有的，而DNRA则把NO_3~-还原成铵，是保存氮素的过程，是农业上所希望的。NO_3~-是反硝化和DNRA的共同基质，如果能够增强DNRA过程，就有可能削弱反硝化过程，从而达到减少N素损失的目的。此外，反硝化和DNRA都能产出N_2O（Smith and Zimmerman，1981），这使DNRA同时成为环境学家关注的问题。 本文研究土壤中DNRA过程，目的是明确土壤中DNRA过程的程度、DNRA过程所需要的条件、DNRA与反硝化之间的关系、土壤中DNRA细菌的特点以及土壤中主导DNRA细菌区系。本文对江苏黄海海洋沉积物和太湖低泥中DNRA和反硝化过程也进行了初步研究。 在培养条件下，DNRA过程在大约占硝酸还原量的1～5％，但在有些土壤中（如本文涉及的一种澳大利亚植稻土壤）发生的程度较大，在不加任何C源的情况下有12.5％的硝酸被还原成铵，2.0％被还原成有机-N。这些土壤中含有足够的铵来抑制硝酸同化过程，因此形成的铵由DNRA过程而来。虽然所研究的4种土壤中只有一中有较强的DNRA过程，但可以说明至少在某些土壤中DNRA过程是值得重视的。土壤中DNRA细菌数量一般不是DNKA过程的限制因素，C源多少以及C源的性质可能是限制因子，发酵性 C源且 C／NO；－N比大于 12更有利于 DNRA的发生。所研究的两种上壤中 DNRA细菌主要是 Bacillus Sp。 DN’RA趋于发生在还原程度较为强烈的环境中。不管加不加葡萄糖，‘炯标记的NH。”和有机N都随Eh的降低而升高。在不加葡萄糖的情况下，l号土有 4．71－5．38％的”NO。“被还原成‘’NH厂＋有机－‘N，以‘SN’’H／为主，而4号土则高达14．43－39．sl％。4号土有如此之多的”NO。”被还原成（NH／＋有机 N），可能与其管理措施有关。Eh从对照降到一100 mV左右 DNRA并没有增强很多，但从一100 mV降至．340 mV时铰和有机－N形成量明显增多。 添加葡萄糖处理与上述趋势相同，但有更多的标记N转变成有机N。有机N的形成可能由NO。”直接同化而来，也可能先还原成铰然后再固持 （arnmoniurnimmobilization）。前者的可能性极小，因为加入 100mpNkg ＊一标记硫铰足以抑制硝酸同化。 土壤的田间 Eh一般不会低到 －340 mV，所以推测田间 DNKA过程一般不会特别强烈。 土壤Eh影响DNRA的机理可能包括O。分压对硝酸还原过程的调控作用，也可能有DNRA细菌区系变化所起的作用。在低Eh条件下专性厌氧菌可能发挥更大的作用。 pH对土壤 DNRA和对反硝化过程有相似的影响。DNRA过程在 pH 5叱之间都有不同程度的发生。调整原本中性上壤的pH对DNRA过程影响较小，调低原本碱性土壤pH对DN’RA影响较大。 从土壤中分离得到DNRA细菌，对其中一株进行纯培养研究。在无镣培养基中培养该菌，当细菌仍处于处干对数生长期时，有20％以上NO。”以＋H4”的形态积累于培养基中，所积累的NH”显然是超出细胞生长所需要的，加上细胞在对数生长期死亡和细胞－N的再矿化的可能性很小，所以积累的 NH4”应该是 DNRA过程而不是硝酸同化还原的产物。 在C源不足的情况下，该菌将NO。”只还原为NO。”。在含有5 mrnol”’葡萄糖、10 mml。”‘NO。“的培养基中，整个培养期间 NO。’和 NO。”都没有完全消失，到结柬时两者之和大约是原有 NO。丫0％，与此同时几乎没有 NH4“ 114 的积累。混浊度所指示的细胞生长量很小。将葡萄糖换成甘油，不管C：NO。” －N比例是多少，NO。‘也只能被还原成NO。、这些数据说明该菌还原NO。’成 Nfu”需要充足且合适的C源。 将培养基中的N源改成”NH4NO＊培养到6小时时’w丰度由10％降 为8．56％，此时细胞－‘SN的丰度已由起始的自然丰度猛增至6．61％，说明细 胞生长初期主要利用’N4“合成细胞物质，但owM过程在培养一
杨杉, 吴胜军, 蔡延江, 周文佐, 朱同彬[2]2016年在《硝态氮异化还原机制及其主导因素研究进展》文中提出硝态氮(NO_3~-)异化还原过程通常包含反硝化和异化还原为铵(DNRA)两个方面,是土壤氮素转化的重要途径,其强度大小直接影响着硝态氮的利用和环境效应(如淋溶和氮氧化物气体排放)。反硝化和DNRA过程在反应条件、产物和影响因素等方面常会呈现出协同与竞争的交互作用机制。综述了反硝化和DNRA过程的研究进展及其二者协同竞争的作用机理,并阐述了在NO_3~-、pH、有效C、氧化还原电位(Eh)等环境条件和土壤微生物对其发生强度和产物的影响,提出了今后应在产生机理、土壤环境因素、微生物学过程以及与其他氮素转化过程耦联作用等方面亟需深入研究,以期增进对氮素循环过程的认识以及为加强氮素管理利用提供依据。
陈丽敏[3]2001年在《淹水土壤中反硝化菌和硝酸还原菌数量、生理类群及其还原特点的研究》文中研究指明依据土壤的硝酸异化还原成铵（DNRA）的潜力不同，本文选用两个土壤，一个来自扬州大学试验农场，DNRA潜力较小；一个来自澳大利亚，DNRA潜力较大。两个土壤的管理方式不同，前者实施水稻-小麦-清除秸秆方式，后者实施水稻-秸秆覆盖-休闲方式。本文目的是比较两种土壤的硝酸还原菌区系及其还原特点，试图说明影响DNRA过程的因素。 用系列稀释-杜哈姆发酵管-肉膏蛋白胨培养基（液体）-最或然数法测定扬州土和Griffith土中硝酸还原菌和反硝化菌数量，计得两土壤中反硝化菌分别占硝酸还原菌总数的13.6％和1.8％。这表明，在所有能够还原硝酸的细菌中反硝化菌并不是数量最多的主导区系。 从厌氧条件下培养的平板中挑取全部菌落并纯化，然后逐一研究各菌株还原硝酸的特点，统计分析两种土壤硝酸还原细菌的组成情况。结果表明，扬州土和Griffith土在硝酸异化还原菌的组成上具有很大差别。扬州土中反硝化菌和亚硝酸积累菌基本上各占一半，而DNRA菌几乎没有。与之相反，Griffith土中DNRA菌占到细菌总数的一半，而反硝化菌却极少，即扬州土中反硝化菌比例（43.7％）高于Griffith土的比例（2.9％），这与倒置试管法测得的两个土壤的反硝化比例呈相同趋势。 硝酸异化还原菌的组成与该两种土壤的DNRA能力是相吻合的，即DNRA能力强的Griffith土壤其DNRA细菌比例较高。对这两种土壤中分离出来的所有硝酸还原菌的初步鉴定发现，能够还原NO_3~-的细菌主要是芽孢菌。扬州土和Griffith土中芽孢菌比例分别占硝酸还原菌总数的56.25％和80％。Griffith土的DNRA主导菌是Bacillus sps。 用K_2Cr_2O_7氧化法和培养法测定扬州土和Gfiffith土的活性有机质含量。培养法测定结果为：Griffith土和扬州土中活性有机质含量分别为216.2mgCO_2-Ckg~(-1)和93.2mg CO_2-Ckg~(-1)，两者有显著差别。但K_2Cr_2O_7氧化法测定结果为两个土壤之间没有显著差异（Griffith土为0.58％；扬州土为0.54％）。从分析原理来看，培养法更为合理些，因为它是基于生物培养的方法，而 扬州大学硕士学位论文2 KZCr。O，氧化法是基于化学氧化的方法。因此，培养法得到的结果更能反映 土壤活性有机质含量。两种土壤中活性有机质含量的高低与土壤的DNRA 还原能力相关，活性有机质含量高的Griffith土DNRA能力强；土壤活性有 机质含量与土壤管理方式有关，Griffith土实行水稻－秸秆覆盖－休闲，而扬 州土实行水稻－清除秸秆－小麦－清除秸秆；所以认为土壤管理影响土壤活性 有机质含量，进而影响土壤DNRA过程。 为了进一步了解硝酸还原菌株的特点，从分离获得的菌株中挑选出具有 代表性的7个菌株进行纯培养研究。DNRA菌u 和C12）细胞生长量不 随NO3’浓度的增加而增加，说明伴随NO3”的还原产能较低，是典型的DNRA 菌。DNRA菌在其细胞处于活跃的对数生长期时，培养基中有NH4”的积累。 显然，所积累的NH4”是超出细胞生长所需要的，加上细胞在对数生长期死 亡和细胞刀的再矿化可能性很少，因此积累的NH／应该是DNRA过程而不 是硝酸同化还原过程的产物。反硝化菌（AIg＊）和 CZ）细胞生长量与培 养基中NO3’浓度成正相关，表明伴随着NO3”的还原有较多的能量产出，指 示 N O3”的还原为呼吸过程。反硝化菌在其整个培养过程中，培养基中均没 有NH4”的积累。亚硝酸积累菌（C24）也如此。低浓度的NO3－对亚硝酸积 累菌的生长有刺激作用，但当浓度达7mM时，生长量不再增加。B7和Bg 是两个比较特别的菌株，它们即具有DNRA菌的特点，同时又具有反硝化 菌的特点，因此值得进一步研究。 将DNRA菌和反硝化菌接种于同一培养基中，并设置不同比例的接种 量，培养一个星期后，测定培养基中的NH4＼N。NH／－N的积累量与DNRA 菌的接种量比例相吻合，且NH4”－N占原NO3二N的比例与培养基中添加的 NO3＼N的量有关。说明DNRA发生程度与DNRA菌的数量比例及体系中的 C／NO3乙N比相关。 DNRA菌可以产出N。O。NZO的产出受pH影响。所研究的四个菌株在 pH为中性时N。O产出量最大，且随培养时间的延长而增加。而在pH为吕 时，不同类型菌株表现不同。说明pH对不同类型菌株的NZO产出影响不同。 偏酸性条件不利于所研究菌株的生长和NZO的产出。B7和Bg的NZO产出 量高于 CS和 CIZ。
殷士学, 沈其荣[4]2003年在《缺氧土壤中硝态氮还原菌的生理生化特征》文中认为综述国内外有关硝态氮还原菌生理生化方面的研究进展 ,包括同化还原、硝酸异化还原成铵、呼吸反硝化和非呼吸性反硝化 ,侧重于电子传递系统
吕靓[5]2009年在《有机碳对含水层中硝酸盐污染去除的环境功能试验研究》文中指出随着社会生产的发展以及人们生活水平的提高,工业废水、生活污水的排放量的增加,畜禽养殖业迅速发展以及农业生产中氮肥的施用量不断增加,氮的自然循环遭到了破坏。其中硝酸盐已成为世界上许多地区地下水污染最普遍的环境因子,修复地下水硝酸盐污染已成为当务之急。地下水中硝酸盐的浓度并不受可溶性限制的约束。正因为这一点及其阴离子的形式,NO3-在地下水中是非常活跃的。在氧化力很强的地下水中,NO3-呈稳定的溶解氮的形式。它随地下水运动,不变形,也很少或不受阻滞,因此NO3-通常可从输入区迁移一个很长的距离。基于国内外相关地下水中硝酸盐污染迁移转化的研究成果及趋势,设计制作了砂槽模型,研究在地下水流动条件下含水层系统中硝酸盐的迁移规律。通过在污染源下游投加碳源来促进模拟区反硝化细菌的生长繁殖,抑制硝酸盐的流动迁移。在模拟硝酸盐瞬时污染条件下,考察了保持其它条件不变,分别改变水力梯度、外加碳源量以及不同初始浓度下硝酸盐的迁移转化特征。并通过往含水层添加反硝化菌液,结合比较了室温28℃和模拟通常地下水水温为16℃时的脱氮效果。本文在试验中得出的主要结论如下:(1)水力梯度的增加,削弱了含水层对硝酸盐的净化效果。0.3m-0.9m区域的生物衰减越来越弱,主要的生物衰减越来越明显的集中在0.9m-1.5m的区域内。(2)投加相同量的乙醇作为碳源,改变硝酸盐初始浓度条件进行对比试验,生物衰减量随着NO3--N初始浓度的升高而升高,硝酸盐为限制生物脱氮作用的主要因素。(3)含水层中碳源的投加有利于促进微生物的脱氮作用,但并非投加量多为佳,过量的添加会促进其它菌群的大量生长繁殖而抑制脱氮菌群的优势活性。并且,随着投加量的加大,砂槽中TOC浓度增高,监测到NH4+-N浓度随之增加,即DNRA水平提高。(4)室温28℃时,往含水层中添加反硝化菌液,脱氮作用的强度以及在含水层的持续作用对硝酸盐去除都非常有效。16℃时,偏低的地下水温延长了脱氮适应期,在整个试验过程中脱氮效果较弱,对硝酸盐去除产生的不利影响在中间粗砂含水层更为显著。(5)含水层不同深度、不同介质条件对硝酸盐的迁移也存有影响,试验结果表明,底层细砂含水层较中间粗砂含水层脱氮效果更优。深度的增加,地下水流速较为缓慢,含水介质粒径较小均更有利于抑制硝酸盐的流动迁移,进行生物脱氮作用。
韦宗敏[6]2012年在《微好氧环境中硝酸盐异化还原成铵的影响研究》文中指出硝酸盐异化还原成铵（DNRA）途径的研究，国内主要是集中在水稻淹水土壤，其它地域的研究相对较少；近年研究发现DNRA途径在硝酸盐去除中可能占有不可忽视的地位；目前的DNRA过程研究大多数是在严格厌氧环境中进行，和现实环境条件相差较大。本论文主要探讨微好氧条件下，生长因子对河湾淤泥中混合菌群DNRA过程的影响，进一步从混合菌群中分离具有DNRA功能的菌株并研究其硝酸盐还原特性，同时与实验室原有的反硝化菌株SB1（Pseudomonas）进行对比试验。希望能对淡水体系（河湾淤泥)中硝酸盐转化新途径的研究提供一些参考。通过四种不同菌源的产铵能力以及定性检测低温条件下混合菌群析出结晶中氮的存在形态实验，确定了本实验的菌源取自珠江某码头的河湾淤泥悬浮液。微好氧环境通过摇床条件获得，结果表明，丁二酸钠为碳源条件下产铵效果最为明显，实验末期NH_4~+-N为15.0～22.0mg/L，DNRA途径更趋于发生在氧化程度较弱的碳源环境中；在C/N为2～10的条件下，混合菌群培养液中都可以检测到NH_4~+-N浓度，混合菌群在碳源氧化状态越强的环境中发生DNRA过程所需要的合适C/N越高；培养液中随着NO_3~--N浓度的下降都伴随着NH_4~+-N积累和NO_2~--N浓度的上升，说明混合菌群进行的硝酸盐还原是异化途径；初始pH值为6～10是更为有利于DNRA途径的环境，初始pH值为7时，产铵率达到最高，为25.71%；30℃条件下本实验中的混合菌群的产铵率最高，为47.59%，此后温度继续升高，产铵率下降。从混合菌群中分离得到具有DNRA功能的D1和A7菌株并对D1菌株的硝酸盐还原特性进行研究，结果表明，C/N=10的生长期，NH_4~+-N浓度平均增长率为1.76mg/L·h，C/N是影响D1菌株DNRA途径发生程度的重要因素；DO值为0.6～1.0mg/L，产铵率达到44.69%，D1菌株的DNRA途径对氧气存在低敏感性；C/N的环境中D1菌株不适合利用NO_2~-作为氮源，此时NO_2~-会抑制细菌的生长；在中性偏碱性的环境中D1菌株产出更多的N_2O， pH=7时，N_2O的产出量最高，为89.14μ g/L，是NO_3~--N还原率的0.1%左右；在同一培养基中按照不同接种数量比例接种SB1菌株和D1菌株， D1菌株的数量比例与NH_4~+-N的积累量呈现正相关关系。当环境条件有利于DNRA过程，DNRA菌的数量比例又占优势时，DNRA过程就有可能成为硝酸盐异化还原的主要途径。
殷士学, 陈丽敏[7]2001年在《土壤中硝化、反硝化微生物的研究进展》文中指出氮素转化过程主要由微生物参与。自养硝化细菌有对付缺氧或厌氧环境的能力,可以生活在厌氧环境中,有些硝化细菌可以反硝化。异养硝化菌对土壤硝化作用的贡献不及自养菌。自养和异养硝化菌联合硝化是很可能的,联合机理也可能是多样的。许多异养硝化菌可以同时进行反硝化。反硝化细菌主要是兼厌氧和微嗜氧菌,几乎没有专性厌氧菌,厌氧/少氧是反硝化的必要条件。氧分压与气态氮化物组成有关。不同硝酸还原菌有可能相互协作,此菌的还原产物被彼菌用作底物,最终将NO3-还原成N2,起到等同于反硝化菌的功能。有些真菌和细菌能在好气条件下进行反硝化。厌气铵氧化反硝化是由不同的细菌联合作用的结果还是由专门一类菌完成仍不清楚。土壤中DNRA过程大约占硝酸还原量的2.1%~14.2%。通过适当的土壤管理措施可以增强DNRA过程。分子微生物生态学技术日趋成熟,为打开土壤微生物“黑箱”提供了有力的工具。利用这种工具已经使人们对硝化、反硝化的认识有了新的进步。今后拟加强分子微生物生态学技术应用于土壤微生物的研究,尤其是针对土壤中参与氮氧化物还原的微生物多样性的研究。
朱同彬, 张金波, 蔡祖聪[8]2012年在《淹水条件下添加有机物料对蔬菜地土壤硝态氮及氮素气体排放的影响》文中研究说明蔬菜地大量施用氮肥可以引起土壤硝态氮积累,导致土壤退化,快速消除土壤积累的硝态氮,可以提高蔬菜地土壤质量,延长其使用时间.在硝态氮(360mgN·kg-1)积累的蔬菜地土壤中,分别加入0、2500、5000和7500kgC·hm-2黑麦草(记为CK、C2500、C5000和C7500),淹水条件下,30℃恒温室内培养240h,研究土壤硝态氮含量及氮素气体排放量变化.结果表明:培养结束时,CK处理中土壤硝态氮含量高达310mgN·kg-1,添加黑麦草能有效地消除土壤中积累的硝态氮,C2500、C5000和C7500处理中土壤硝态氮含量降低至10mgN·kg-1以下需要的时间分别为240、48和24h.添加黑麦草显著提高了土壤pH,降低了土壤电导率,其变化幅度随黑麦草添加量的增加而增大.添加黑麦草处理的土壤N2O和N2累积排放量为270～378mgN·kg-1,N2O/N2为0.6～1.5.淹水条件下添加黑麦草可快速消除蔬菜地土壤积累的硝态氮,但应充分重视N2O在这一过程中的大量排放.
王婷[9]2016年在《不同水分状况下东北黑土氮素矿化及硝化反硝化的变化》文中进行了进一步梳理位于温带半湿润气候区的东北黑土区,其气候特点会导致农田土壤湿度的频繁改变,造成土壤水分历史的不同及干湿交替现象的普遍存在。土壤水分状况是影响土壤氮素转化的重要调控因子,矿化及硝化反硝化作用是土壤中重要的氮素转化过程,对氮素转化具有一定影响。本论文采用室内培育方法,以农业部哈尔滨黑土生态环境重点野外科学观测试验站的黑土为研究对象,研究在不同水分状况下黑土矿化、硝化及反硝化率的变化,进一步探究不同水分状况,特别是水分历史对氮素转化的影响,为建立黑土氮素转化的合理评价并对农田养分管理和环境保护提供依据。梯度递增水分含量变化的过程,矿化率及硝化率在80%WHC含水量时最大,矿化及硝化作用最强。反硝化率在100%WHC含水量时最大,反硝化作用最强。不同施氮条件下,4次施氮对土壤氮素矿化、硝化及反硝化作用的影响明显强于一次施氮。土壤在低水分含量下,矿化及硝化作用为主导作用,随着水分含量的增加,反硝化作用愈发强烈。并且,同一水分含量下,矿化、硝化及反硝化的强度由于土壤前期水分的不同会有一定的差异。在40%WHC和80%WHC含水量干湿交替实验中,与恒定40%WHC和恒定80%WHC含水量相比,干湿交替对矿化作用的影响不明显。干湿交替处理的土样硝化率相对其它土样较低,且加水调至80%WHC培养的两周,硝化率都有降低趋势。相比80%WHC处理的土壤,干湿交替处理的土样更利于反硝化作用的进行。对比相同含水量的两种不同过程,发现即使在相同的土壤水分含量下,由干到湿的矿化率及硝化率的变化量明显小于由湿到干过程,反硝化率变化量大于由湿到干过程。说明干湿交替对氮素转化有一定的影响。经五种不同前期水分处理的土壤在四种不同水分含量下进行培养,可以发现在60%WHC即时水分含量下,前处理为保鲜土的矿化率对水分条件的响应最为明显,硝化率次之,反硝化率相比低水分土样较强但弱于其余三种土样。虽然在4种不同水分含量下,经5种不同水分前处理的土壤矿化率差异不显著,但硝化率及反硝化率差异较为显著。土壤水分历史对硝化反硝化有强烈影响,而对矿化作用的影响不大,水分前处理影响土壤氮素转化。
杨斌[10]2017年在《干湿交替驱动下沉积物—水界面N形态的变化规律》文中指出湖泊的洲滩湿地由于季节性水位变化,处于淹没和出露交替(干湿交替)的状态,进而影响沉积物和上覆水中氮的形态分布,从而影响湖泊的水质和营养状态。为探究干湿交替影响下洲滩湿地沉积物-水界面各个形态氮的变化规律,识别干湿交替区域氮素营养的迁移转化主要影响因素,为湖泊的区域保护提供理论依据,本文选取了洞庭湖受人类活动影响较小的东洞庭湖洲滩湿地作为研究区域,对枯水期、平水期各研究区域从陆域到水域(岸上点位、交界处点位、水下点位)的洲滩湿地沉积物进行了采样调查。通过对洲滩湿地氮形态等指标进行分析后,得到了洞庭湖洲滩湿地沉积物的基本性质,并对洞庭湖洲滩湿地沉积物中氮形态在干湿交替驱动下的变化情况有了初步推断;在此基础上通过室内模拟实验,探寻沉积物-水界面中氮形态在水位变化下的迁移转化规律。通过对洲滩湿地沉积物的野外实地调查研究结果表明,枯水期洲滩湿地沉积物中总氮的平均值为0.920g/kg,变异系数为0.335;硝氮的平均值为1.379mg/kg,变异系数为1.036;氨氮平均值为10.506mg/kg,变异系数为0.861。在平水期洲滩湿地沉积物中总氮的平均值为1.084g/kg,变异系数为0.230;硝氮的平均值为3.141mg/kg,变异系数为1.797;氨氮平均值为15.397mg/kg,变异系数为0.843。平水期总氮、硝氮及氨氮的平均值和枯水期相比都有所增大,除了硝氮的变异系数显著增大外,总氮、氨氮的变异系数都有不同程度地减小。分别对枯水期和平水期的各变量作Pearson相关性分析,在枯水期,含水率与粉粒呈显著正相关(r=0.296,p<0.05),在平水期,含水率与黏粒呈极显著负相关(r=-0.466,p<0.01)。表明在枯水期时,沉积物中水分主要与粉粒结合,在平水期时,沉积物含水率越高越容易造成黏粒的流失。含水率在平水期与氨氮呈正相关,与硝氮呈负相关,在枯水期时,含水率与这些变量均没有显著相关性。这表明含水率对氮形态的影响在不同水期是不同的。在两个水期中总氮与硝氮均显著正相关(r=0.420,p<0.05;r=0.389,p<0.05)。在枯水期时,总氮与黏粒、粉粒呈正相关,与砂粒呈负相关;在平水期时,总氮与黏粒呈正相关。表明总氮尤其是有机氮主要赋存在黏粉粒中。以覆水状态对样品进行分组,分为岸上样品和水下样品两组,进行非参数检验发现,在枯水期时含水率、氨氮、总氮均有极显著的差异性,而在平水期时含水率、硝氮有着极显著的差异性。不同水情下的覆水状态对沉积物中氮形态的影响不同,平水期沉积物的生物活性较强,有助于氮的形态转化,平水期的总氮、硝氮、氨氮等指标的平均值都大于枯水期。覆水后沉积物中总氮、氨氮的变异系数减小,空间差异性缩小;但覆水后沉积物中硝氮的变异系数增大,空间差异性增大。室内模拟在不同水位变化速率下,沉积物中氮形态的迁移转化,模拟的水位变化速率分别为8cm/d、2.6cm/d及1.3cm/d(A-5、A-15及A-30)。模拟结果表明:沉积物在经历出露期再覆水后,上覆水中的无机氮在第一周会迅速增大,然后开始缓慢下降;在模拟的水位变化速率下,上覆水中的氮素均以硝态氮为主,所占比例从大到小依次为硝氮>氨氮>亚硝氮,且随着水位变化速率的减慢,上覆水中总氮、硝氮和亚硝氮逐渐增大,氨氮没有变化;沉积物中的氮素以有机氮为主,无机氮中以铵态氮为主,所占比例从大到小依次为氨氮>硝氮>亚硝氮,且随着水位变化速率的减慢,沉积物中铵态氮逐渐增多,硝态氮逐渐减小;温度、pH、DO(沉积物中为温度、pH、ORP)作为重要的理化参数对上覆水(沉积物)中的氮形态的迁移转化产生重要影响。在一定范围内,温度的升高对硝化作用有强烈的促进作用,碱性环境有利于氨氧化作用的进行,而氨氧化作用会使环境中的pH降低,DO和ORP直接决定了环境中氮素的好氧转化和厌氧转化;在A-5(水位变化速率为8 cm/d)中,沉积物中的氮素以铵态氮的形式迅速向上覆水中迁移,氨氧化作用迅速且强烈。在A-15(水位变化速率为2.6cm/d)中,在淹水初期沉积物中的TDN(溶解性总氮)大量向上覆水中释放,随后由于上覆水DO的消耗,上覆水中的氨氮逐渐又被沉积物吸附。在A-30(水位变化速率为1.3 cm/d)中,覆水三周后,上覆水中的所有氮素几乎都已硝态氮的形式存在。
参考文献：
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[3]. 淹水土壤中反硝化菌和硝酸还原菌数量、生理类群及其还原特点的研究[D]. 陈丽敏. 扬州大学. 2001
[4]. 缺氧土壤中硝态氮还原菌的生理生化特征[J]. 殷士学, 沈其荣. 土壤学报. 2003
[5]. 有机碳对含水层中硝酸盐污染去除的环境功能试验研究[D]. 吕靓. 合肥工业大学. 2009
[6]. 微好氧环境中硝酸盐异化还原成铵的影响研究[D]. 韦宗敏. 华南理工大学. 2012
[7]. 土壤中硝化、反硝化微生物的研究进展[C]. 殷士学, 陈丽敏. 《氮素循环与农业和环境》专辑——氮素循环与农业和环境学术讨论会论文集. 2001
[8]. 淹水条件下添加有机物料对蔬菜地土壤硝态氮及氮素气体排放的影响[J]. 朱同彬, 张金波, 蔡祖聪. 应用生态学报. 2012
[9]. 不同水分状况下东北黑土氮素矿化及硝化反硝化的变化[D]. 王婷. 大连交通大学. 2016
[10]. 干湿交替驱动下沉积物—水界面N形态的变化规律[D]. 杨斌. 中国环境科学研究院. 2017
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