pH升高对红壤硝化过程产生N_2O的影响
初始pH值对废水反硝化脱氮的影响_赵梁
１． ４ 反硝化速率计算公式
２ ２］ ， ） 废水中硝态氮反硝化过程可用式 （ 表示 ： 根据文献 ［ １
－ － ＮＯ →ＮＯ →Ｎ ２． ３ －Ｎ ２ －Ｎ
－ － ／ （ ） ： 其中ｒ 和ｒ 分别为硝态氮和亚硝态氮的转化速率 ， ｍ Ｌ·ｈ ｇ ＮＯ ＮＯ ３－Ｎ ２－Ｎ
ｒ ＮＯ－ Ｎ ３
６ １ ７
Ｈ ｐ ７． ２
／ ／ （ ／ Ｏ Ｒ Ｐ ｍ ｖ Ｏ Ｃ ｍ Ｌ） Ｔ ｇ ５ ６ ８． ６
／ （ ／ ＴＮ ｍ Ｌ） ｇ ２ ２． ８
－ （ ／ ／ ｇ ２ －Ｎ
＋ （ ／ ／ ＮＨ４ ｍ Ｌ） －Ｎ ｇ
酸性条件对反硝化过程的影响主要是对乙酰辅酶和丙酮酸脱氢酶的影响导致可直接提供电子的碳源不足大大降低反硝化速率因此酸性条件下的反硝化速率普遍低于碱性条件性条件对反硝化过程的影响主要表现为对反应过程中碳酸存在形态的影响从而影响反应过程中所需要的碱度反硝化过程中能利用的碱度是hco3形态的碱度碱度越大对亚硝态氮还原酶的抑制作用越强硝态氮还原酶的抑制作用不明显
图 ２ 不同初始 ｐ Ｈ 下反硝化过程中 Ｎ 的变化规律 ｒ ｏ ｃ ｅ ｓ ｓ ｕ ｎ ｄ ｅ ｒ ｄ ｉ ｆ ｆ ｅ ｒ ｅ ｎ ｔ ｉ ｎ ｉ ｔ ｉ ａ ｌ Ｈ ｕ ｌ ｅ ｏ ｆ Ｎ ｉ ｎ ｔ ｈ ｅ ｄ ｅ ｎ ｉ ｔ ｒ ｉ ｆ ｉ ｃ ａ ｔ ｉ ｏ ｎ Ｆ ｉ ． ２ Ｒ ｐ ｐ ｇ
／ ／ ， ／ 为５ 温度 偏差小于 ２ｍ ５． ５ｍ Ｌ（ Ｌ） Ｔ Ｏ Ｃ ＴＮ 为 ５∶１， ｇ ｇ ／ 用３ｍ 为３ ｏ ｌ Ｌ ＨＣ ｌ或 Ｎ ａ ＯＨ 调节初始 ｐ ５ ℃， Ｈ 分别为４、 ， 反应过程中 ｐ 误 差 小 于 ０． Ｈ 不 调 节． ５、 ６、 ７、 ８、 ９和１ ０（ １） 混匀之后按每 定时从上中下 ３ 个 取 样 口 分 别 取 样 ２ Ｌ， ０ｍ 过滤后测定各项指标 ． Ｌ 样品添加 １ 滴浓硫酸 ， １ ０ｍ １． ２ 模拟废水 实验模拟废水包括了氮源 、 磷源及少量的微量元素， 所 用药品等级为分析纯 ． 反应过程中添加一定量的 Ｎ ａ ＮＯ ３ 溶 ／ ／ 液（ 使反应器内的硝态氮质量浓度为５ １ ０ｇ Ｌ） ５ｍ Ｌ ５． ｇ （ ／ ，同 时 添 加 少 量 ＫＨ２Ｐ 偏差小于 ２ ｍ Ｏ Ｃ ａ Ｃ ｌ Ｌ） ｇ ４、 ２、 ｎ、 Ｚ ｎ、 Ｉ和 Ｂ 等微量元素 ． Ｍ Ｓ Ｏ ｇ ４ 以及 Ｍ １． ３ 分析项目与方法
硝化抑制剂和通气调节对土壤N2O 排放的影响
收稿日期:2004-11-05 修改稿收到日期:2005-03-28基金项目:中国科学院野外台站基金;中国科学院知识创新项目(K ZCX 2-4133);国家科技攻关项目(2004BA508B15)资助。
作者简介:王改玲(1971—),女,山西太原人,博士,主要从事土壤肥力与环境效应研究。
硝化抑制剂和通气调节对土壤N 2O 排放的影响王改玲1,2,郝明德1,陈德立2(1中国科学院、水利部水土保持研究所,陕西杨陵712100;2墨尔本大学粮食与土地资源学院,澳大利亚PV 3010)摘要:采用室内培养方法,研究了土壤水分含量和温度对硝化反应速度、N 2O 排放及施用硝化抑制剂(N-Serve )和土壤掺砂对N 2O 排放的影响。
结果表明,硝化反应速度随温度升高而加快,30℃时反应进行最快;水分对硝化反应速度的影响不显著。
N 2O 排放通量随温度和水分含量升高而加大,最高排放通量出现在水分含量2815%,20℃或30℃时。
30℃、低水分(1412%)时,N 2O 排放量较低,15d 累积排放量为12614mg/kg ,且主要来自硝化反应,施用N -Serve 可使总排放量减少6510%;水分含量增加到2815%,反硝化反应发生,N 2O 排放量急剧增加,15d 累积排放量达76414mg/kg ;施用砂子或N-Serve ,总排放量分别减少8219%、6211%。
因此,低水分时,施用N-Serve 可抑制硝化反应;高水分时,施用砂子或砂子与N-Serve 配合,可有效抑制N 2O 排放。
关键词:温度;水分;硝化抑制剂;通气状况;N 2O中图分类号:S15316 文献标识码:A 文章编号:1008-505X (2005)06-0032-05E ffect of nitrification inhibitor and aeration regulation on soil N 2O emissionW ANG G ai 2ling 1,2,H AO Ming 2de 1,CHE N De 2li 2(1Institute o f Soil and Water Conservation ,C AS and MWR ,Yangling ,Shannxi 712100,China ;2Faculty o f Land and Food Resources ,The Univer sity o f Melbourne ,Victoria 3010,Australia )Abstract :Laboratory incubation experiments were carried out to investigate effects of s oil m oisture and tem perature on nitrification rate and N 2O emission ,and effects of nitrification inhibitor (N-Serve )incorporated with sand on N 2O emis 2sion.The rate of nitrification was increased with the rising of s oil tem perature ,with the highest rate at 30℃;s oil m ois 2ture didn ’t affect the rate of nitrification significantly.N 2O emission is increased with the rising of s oil tem perature and m oisture.The highest N 2O emission occurred at s oil m oisture being 2815%and s oil tem perature being 20℃or 30℃.At 30℃,N 2O production was quite low under m oisture stress (1412%)with a cumulative N 2O emission being 12614mg/kg ,which was primarily from nitrification ;cumulative N 2O emission was decreased by 6510%when 80mg/kg N -Serve was added.Cumulative N 2O emission increased rapidly with the cumulative emission being 76414mg/kg when s oil m oisture increased to 2815%under which denitrification occured ;however ,it was decreased by 8219%and 6211%,respectively when mixing sand at a ratio of 1∶1or adding N -Serve.We could conclude that applying N -Serve could inhibit nitrification at low s oil m oisture ,while at the high s oil m oisture ,applying sand or combine applying sand with N -serve could inhibit N 2O emission efficiently.K ey w ords :tem perature ;s oil m oisture ;nitrification inhibitor ;aeration regulation ;N 2O emission N 2O 是一种主要的温室气体,单位分子量的N 2O 全球增温势是C O 2的296倍。
硝化反应产菌对土壤氮素转化的影响
硝化反应产菌对土壤氮素转化的影响近年来，随着人类生产生活的不断发展，氮素污染也日益严重。
然而，土壤中的氮素又是一种不可或缺的养分元素，对于农业生产和生态系统的健康运转都起着至关重要的作用。
因此，如何促进土壤氮素转化，降低氮污染程度，成为了一项重要研究课题。
而硝化反应产菌在土壤氮素转化过程中发挥着极为重要的作用。
本文将就此进行探讨。
一、硝化反应的基本概念硝化反应是指将氨氮转化为亚硝酸盐，再将亚硝酸盐进一步转化为硝酸盐的一种生物化学过程。
这一过程在土壤中由硝化细菌和亚硝化细菌两大类微生物完成，其中以硝化细菌所占比例最高。
硝化反应产生的硝酸盐可以被植物吸收利用，从而满足其生长发育需要。
二、硝化反应产菌的作用硝化反应产菌是指参与土壤中氨氮转化为硝酸盐的细菌。
在硝化反应中，硝化产菌通过氧化作用将氨氮转化为亚硝酸盐，再由亚硝化细菌将亚硝酸盐进一步氧化为硝酸盐。
硝化反应产菌主要有硝化单胞菌属、硝化球菌属等。
这些硝化产菌是土壤生态系统中的基础物种之一，对维持土壤氮循环具有重要作用。
三、硝化反应产菌对土壤氮素转化的影响1.促进土壤中氮素的转化硝化反应产菌通过氧化氨氮生成亚硝酸盐和硝酸盐，从而促进了土壤中氮素的转化。
硝酸盐是植物利用最为广泛的氮素形式，可被作物吸收利用。
因此，通过增加硝化产菌数量，可以提高土壤中氮素的转化率，促进植物生长。
2.防止氮素积累造成污染在土壤中，氮素在缺氧条件下易发生还原，形成氨和硫化氢等有害气体，对土壤健康和生物多样性造成威胁。
硝化反应产菌通过氧化作用，将氨氮转化为硝酸盐，从而防止了氮素在还原状态下积累。
3.调节土壤微生物群落结构硝化反应产菌在土壤氮素转化中的作用不仅仅局限于氮素转化本身。
硝化反应产菌通过调节土壤微生物群落结构，影响着土壤生态系统的健康。
在土壤的生态系统中，硝化反应产菌所处的位置和数量都有着举足轻重的作用。
适当增加硝化反应产菌数量，有利于维持土壤微生物群落的平衡。
四、总结硝化反应产菌在土壤氮素转化中扮演着至关重要的角色。
pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理的开题报告
pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理的开题报告1. 研究背景及意义土壤中的硝化作用和氨氧化微生物是氮循环中重要的环节，对土壤中的氮素转化有着重要的影响。
其中，硝化作用是将氨（NH3）氧化为硝态氮（NO3-）的过程，氨氧化是将氨氧化为亚硝酸盐（NO2-）和硝酸盐（NO3-）的过程。
这两个过程不仅影响着土壤氮素的利用和转化，还对植物的生长和土壤微生物的生态功能产生着重要的影响。
而土壤pH则是一个重要的影响因素，会影响土壤中的微生物和化学反应，进而影响土壤氮素的利用和转化。
因此，研究pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理，有助于深入了解土壤氮素循环的机理，为提高土壤氮素利用效率和减少氮肥的运用提供科学依据。
2. 研究内容和方法本研究将从以下几个方面分析pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理：（1）土壤pH对硝化作用的影响：研究不同pH值下土壤中硝化细菌数量与活性的变化，及其对NH3氧化速率的影响。
（2）土壤pH对氨氧化微生物的影响：研究不同pH值下土壤中氨氧化细菌数量与活性的变化，及其对氨氧化速率的影响。
（3）pH对土壤微生物代谢物和酶活性的影响：分析不同pH值下土壤微生物代谢物和酶活性的差异，探究其对硝化作用和氨氧化微生物的影响机理。
为了实现研究目标，本研究将采取以下方法：（1）选择具有代表性的土壤类型，分别设置不同pH值的实验处理，测量土壤中硝化细菌和氨氧化细菌的数量和活性，以及NH3和氨氧化的速率。
（2）采集土壤样品，分析不同pH值下土壤微生物代谢物和酶活性的差异，如碳酸酐酶、葡萄糖醛酸酶、硝酸还原酶等。
3. 预期结果和意义通过对pH对土壤硝化作用和氨氧化微生物的影响及其作用机理的深入研究，本研究预期能够得出以下结果：（1）不同pH值对土壤中硝化作用和氨氧化微生物数量和活性的影响规律和变化趋势。
（2）土壤微生物代谢物和酶活性对硝化作用和氨氧化微生物数量和活性的影响及其机理。
反硝化速率氨氮
反硝化速率氨氮反硝化速率氨氮是指在水体中，硝酸盐被还原为氮气的速率，并且这个过程会释放出一定量的氨氮。
反硝化速率氨氮对于水体的生态环境和水质有着重要的影响，因此需要对其进行监测和控制。
一、反硝化速率氨氮的影响因素1.温度：温度是影响反硝化速率氨氮的重要因素之一。
通常情况下，温度越高，反硝化速率也就越快。
2.溶解氧：溶解氧含量低会抑制反硝化作用，从而降低反硝化速率。
3.有机物质：有机物质含量高会促进反硝化作用，从而增加反硝化速率。
4. pH值：pH值对于反硝化作用有着重要的影响。
通常情况下，pH值在7左右时，反硝化作用最为活跃。
5. 硝酸盐浓度：当水体中硝酸盐浓度较高时，反应过程中需要更多的还原剂来完成还原过程，从而降低了反应速率。
二、如何监测反硝化速率氨氮1. 采用化学分析法：通过取样后进行化学分析，可以得到水体中的硝酸盐和氨氮含量，从而计算反硝化速率氨氮。
2. 采用传感器监测法：通过在水体中安装传感器来实时监测水体中的硝酸盐和氨氮含量，并计算反硝化速率氨氮。
3. 采用数学模型预测法：根据环境因素和反应机理建立数学模型，预测反硝化速率氨氮。
三、如何控制反硝化速率氨氮1. 控制有机物质排放：减少有机物质排放可以降低水体中的反硝化速率。
2. 控制硝酸盐排放：减少硝酸盐排放可以降低水体中的反硝化速率。
3. 加强生态修复：加强湖泊、河流等水体的生态修复，增加生物多样性，促进自然修复过程，从而降低反硝化速率。
4. 加强管理控制：加强对于污染源的管理和控制，减少污染物排放，从根本上降低反硝化速率。
四、结论反硝化速率氨氮是水体环境和水质的重要指标之一，需要加强监测和控制。
通过控制环境因素、加强生态修复和管理控制等手段，可以有效降低反硝化速率氨氮，维护水体生态环境和水质。
土壤pH对硝酸根还原过程中N2O产生的影响.
［J，,］
最主要也是最复杂的因素之一， 它直接影响着参与
&
材料与方法
采用一种近中性 （H% LK,’） 和一种碱性旱地土壤
， 将采集后的土壤在 , - +’U 的条件下轻微 （H% MKM,） 风干并过 , 99 筛， 在小于 ,U 的条件下储藏备用。 中性土壤含全 & ’K) 97 >7 F +， 有机质 +GKL 97 >7 F +， 粘 粒 M’ 7 >7 F +， 粉粒 GL’ 7 >7 F +， 砂粒 ,M’ 7 >7 F +， 最大持 水量 （Q%$） 碱性土壤含全 & +K’ 97 >7 F +， 有 E)G 7 >7 F +； 机质 +,KE 97 >7 F +， 粘粒 E+’ 7 >7 F +， 粉粒 LM’ 7 >7 F + ， 砂粒 +E’ 7 >7 F + ， 最大持水量 ,E, 7 >7 F + 。 首先大致确定土壤 H% 变化与酸碱加入量之间 的关系。分别将不等量的 + 9B; 3 F + %$; 和 + 9B; 3 F + 并用去离子水将 &:I% 加入一系列等量土壤样品中， 所有土壤样品水分含量均调至为最大持水量的 L,P 。
分是从土壤中产生并散发出来的
。土壤中 &E I 的产生和散发受多种因素的影响， 其中土壤 H% 是 土壤中氮转化过程的微生物种群以及不同反应阶段 的酶活性。在农业土壤中， 大范围或微域内的 H% 变化是很经常的， 如酸性土壤施用石灰、 尿素水解等 均会提高土壤 H%， 而长期大量施用铵态氮肥和生理 酸性肥料、 酸雨等则会导致土壤 H% 的降低。 有关 H% 变化影响土壤中反硝化过程以及影响 此过程中 &E I 产生的研究已有不少报道， 但结果颇
硝化反硝化碱度平衡
污水生物硝化处理工艺pH值控制及碱度核算污水生物硝化处理工艺pH值控制及碱度核算一、影响硝化的重要因素1、pH和碱度对硝化的影响pH值酸碱度是影响硝化作用的重要因素。
硝化细菌对pH反应很敏感，在pH中性或微碱性条件下（pH为8～9的范围内），其生物活性最强，硝化过程迅速。
当pH＞9.6或＜6.0时，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。
若pH＞9.6时，虽然NH4＋转化为NO2—和NO3—的过程仍然异常迅速，但是从NH4的电离平衡关系可知，NH3的浓度会迅速增加。
由于硝化菌对NH3极敏感，结果会影响到硝化作用速率。
在酸性条件下，当pH＜7.0时硝化作用速度减慢，pH＜6.5硝化作用速度显著减慢，硝化速率将明显下降。
pH＜5.0时硝化作用速率接近零。
pH下降的原因pH下降的原因可能有两个，一是进水中有强酸排入，导致人流污水pH降低，因而混合液的pH也随之降低。
由硝化方程式可知，随着NH3-N被转化成NO3—-N，会产生部分矿化酸度H+，这部分酸度将消耗部分碱度，每克NH3-N转化成NO3—-N约消耗7.14g碱度(以CaC03计)。
因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时，便会耗尽污水中的碱度，使混合液中的pH值降低至7.0以下，使硝化速率降低或受到抑制。
如果无强酸排人，正常的城市污水应该是偏碱性的，即pH一般都大于7.0，此时的pH 则主要取决于人流污水中碱度的大小。
所以，在生物硝化反应器中，应尽量控制混合液pH＞7.0，制pH＞7.0，是生物硝化系统顺利进行的前提。
而要准确控制pH，pH＜6.5时，则必须向污水中加碱。
应进行碱度核算。
2、有机负荷的影响在采用曝气生物滤池工艺进行硝化除氮时，NH4-N的去除在一定程度上取决于有机负荷。
当有机负荷稍高于3.0kgBOD／(m3滤料·d)时，NH3-N的去除受到抑制；当有机负荷高于4.0kgBOD/（m3滤料·d)时，NH3-N的去除受到明显抑制。
硝化反硝化过程中N_2O释放影响因素
（Ｏ ） Ｃ ２ 之外 的一种重要温室气体 ，单位质量 Ｎ ０ 的 ２ 增温潜能约是 Ｃ ２ １ － ９倍Ｌ，并且 ， ２ 在 Ｏ 的 ５ ２６ Ｊ ９ Ｊ Ｎ０ 大气 中的留存可达１０ ２ 年左右【 Ｎ Ｏ还参与大气中 ２ ２ 】 。
的释放 。 关键词 ：Ｎ２ Ｏ；影响因素 ；硝化过程 ；反硝化过 程 中图分类号 ：Ｘ１４ ４ 文献标志码 ：Ａ 文章编号 ：１ ７—９ ６（ ０ １ ２０ ８ —５ ６ ４５０ ２ １ ）０ —３４０
氧 化 亚 氮 （ ０） 除 甲 烷 （Ｈ４和 二 氧 化 碳 Ｎ２ 是 ｃ ）
氨 的氧化 过 程 中 ，氨 氧化菌 在将Ｎ ４Ｎ氧化 为 Ｈ＋ －
程 如下 所示 。
硝 化过 程 ： 反 硝化 过程 ：
ＮＯ３ 一 竺 ＮＯ２— 一 ＮＯ — Ｎ２ ！ 竺 ０— Ｎ２
式 中所涉及到的酶为：氨单加氧酶（ Ｍ０ ， Ａ ） 羟 胺氧化酶（ Ａ ） Ｈ ０ ，亚硝酸氧化还原酶 ｘ ） Ｒ ，硝酸 盐还原 酶 （ ｒ， 硝酸盐 还 原酶（ ｒ， 氧化 氮还 Ｎａ） 亚 Ｎｉ 一 ）
Ｊ９ Ｂ１ ；山东省 自然 科学 基金 项 目 （ Ｒ ０ ０ Ｌ ３ ） Ｚ ２ １Ｅ ０ １ 基 金项 目： 山东省 高 等学校 科技 计划 项 目 （０ Ｌ ２） １７ 年生） ，男 ，副 教授 ，博 士 ，主要 从事 固体 废物 处理 与资 源化 研究 。Ｅｍａ ： ｕ １７ ＠１６ｃｒ － ｉ ￣ｓｎ９ １ ２ ． ｎ ｌ ｏ 作 者简 介 ：孙英 杰（９ １ 通 信联 系人 ，Ｅ ｍ ｉ ｗ ｈ ｌ６ １６ ｏ － ａｌ ｕ ｌｌ＠ ２． ｍ ： ｔ
Ｎ２ Ｎ： ０ 一 Ｏ Ｎ
pH值对短程反硝化及N2O释放特性影响
第51卷第4期2019年8月Vol.51No.4Aug.2019西安建筑科技大学学报(自然科学版)J.Xi'an Univ,of Arch.&Tech.(Natural Science Edition)DOI：10.15986/j.1006-7930.2019.04.020pH值对短程反硝化及N2O释放特性影响廖正伟"，贺酰淑1显，陈宣3,吕永涛2,3,王旭东2,3(1.陕西省水务集团水务科技有限公司，陕西西安710000; 2.陕西省膜分离技术研究院，陕西西安710055;3.西安建筑科技大学环境与市政工程学院、陕西省膜分离重点实验室，陕西西安710055)摘要：以普通活性污泥为种泥，控制COD/N为2,通过遂步提升NOF—N浓度(由15上升至200mg/L)的方式在小试SBR反应器中实现了短程反硝化的启动；稳定运行期间，NOF-N的平均去除率达99.5%.在此基础上，通过批式试验考察了不同进水pH值(7.1、8.2和9.3)对短程反硝化及N?O释放特性的影响.结果表明，随着进水pH值的升高，平均反硝化速率由0.0879上升至0.0941和0.1072mg/(min•gSS)；反硝化效率先降后升，分别为98.70、96.52和99.10%；而N2O的释放量随pH值升高呈降低的趋势，pH值为7.1时的释放量分别是&2和9.3时的2.82和&04倍.因此，适当提升进水pH值可大幅降低短程反硝化过程N2O的释放量.关键词：SBR；短程反硝化；反硝化速率；N2O；pH中图分类号：X703文献标志码：A文章编号：1006-7930(2019)04-0605-05Effect of pH values on shortcut denitrification and nitrous oxide emissionLIAO Zhengwei1'2,HE Xianshu1-2,CHEN Xuan3,LUYongtao2-3,WANG Xudong2-3(1.Shaanxi Provincial Water Group Water Technology Company,Xi'an,710000,China；2・Research Institute of Membrane Separation Technology of Shaanxi Province,Xi'an,710055,China；3.School of Environmental and Municipal Engineering,Key Laboratory of MembraneSeparation of Shaanxi Province,Xi'an Univ,of Arch・&Tech.,Xi'an710055,China.Abstract:Shortcut denitrification was successfully started up in a sequencing batch reactor(SBR)by evaluating nitrite nitrogen concentration from15to200mg/L.Batch experiments were conducted to investigate the effect of pH values(7・1,8・2and9・3)on the denitrification rate and nitrous oxide(N2O)emission・The results show that the nitrite removal rate increased from0・0879to0.0941and0・1072mg/(min•gSS),and then decreased with the increase of pH.While the removal efficiency of nitrite firstly decrease from98.70to96.52and then increased to99.10%.The amount of N2O emission decreased with the increase of pH values,and the N2O emission amount at pH7.1was7.04times more than that at pH9.3.The results demonstrated that the N2O emission can be decreased significantly by increasing the influent pH value during shortcut denitrification・Key words:SBR；shortcut denitrification；denitrification rate；nitrous oxide；pH valueN2O,其温室效应是CO2的265倍e,作为污水脱氮过程中的副产物，转嫁到大气环境的影响备受人们关注％旳.Kampschreur等⑷统计表明：在小试反应器中，约有0〜90%的氮转化为NO 并释放；在实际污水厂调研表明，这个比例也高达14.6%.因此，NO的减释控制成为本领域的重要研究内容之一.短程反硝化是指以亚硝酸盐为电子受体的反硝化，具有反应历程短、有机碳源省和污泥产量低等优点冲)，但该过程NO的释放几乎不可避免，且受NO/浓度、C/N、pH值及温度等众多因素的影响"切.pH值是生物脱氮过程的重要环境因子，不仅影响反硝化速率与效率，还影响NO释放，但pH 值影响短程反硝化过程NO释放的机理尚不清楚.本研究采用人工合成废水，在小试SBR系统中成功实现了高浓度亚硝酸盐的短程反硝化，在此基础上，研究了不同初始pH值对短程反硝化效率、速率及NO释放特性的影响，探讨了NO释放与微生物活性间的关系，旨在为短程反硝化脱氮的高效运行及NO的减量释放提供依据.收稿日期：2018-07-05修改稿日期：2019-06-10基金项目：陕西省重点科技创新团队计划(2017KCT-19-01)；陕西省科技创新引导专项(2018HJCG-18)第一作者：廖正伟(1972—)，男，高级工程师，主要研究方向为饮用水膜处理技术，智慧水务供水技术管理等.E-mail：727386952@606西安建筑科技大学学报(自然科学版)第51卷1材料与方法1.1试验装置与运行方案试验采用高径比为25：3的小试SBR反应器，有效容积为4L；采用变频搅拌器进行搅拌，转速控制为200rpm.该反应器每天运行3个周期，单周期时长为8h,其中进水、搅拌、沉淀和排水的时间分别为9、420、50和1min,排水比设定为50%.通过PLC自动控制器控制SBR反应器的连续运行.1.2接种污泥与试验用水试验所用种泥取自西安市某A2/O污水厂回流污泥，反应器中污泥浓度约为4200mg/L,SVI 为98mL/g,污泥沉降性能良好.实验用水人工配制，其成分为NaNO2,CH3 COONa及MgSO<0.1g/L,KH2PO40.1g/L,无水CaCl20.3g/L,NaHCO31g/L,实验阶段始终控制进水COD/N为2： 1.另外，每升进水中加入1mL微量元素I及1mL微量元素H.其中微量元素I溶液成分为：CuSO4-5H2O0.02g/L, (NH4)6M o7O24•4H2O0.05g/L,ZnSO4•7H2O 0.1g/L,CoCl2•6H2O0.002g/L,MnCl2•4H2 O0.100g/L；微量元素II溶液成分为：FeSO4-7H2O0.05mol/L,EDTA0.026mol/L.1.3批式试验方案采用批试试验研究pH值对SBR短程反硝化及NO释放特性的影响，试验装置为3个相同的圆柱形反应器，内径6cm,高50cm,有效容积1.0L；试验在室温25〜27°C进行.从反应器中取污泥弃上清液后，用去离子水反复清洗，直至清洗液中亚硝酸盐氮的浓度低于2 mg/L,污泥均分至3个批式反应器中，各加入CH3COONa、NaNO2和微量元素，使初始COD和N<X—N浓度分别为160和80mg/L,用0.1 mol/L NaOH或0.1mol/L HC1将3个反应器初始pH值分别调至为7.1、&2和9.3,通过气体(高纯氮气，流量为0.4L/min)搅拌的方式使泥水混合均匀，进行缺氧反应120min,反应器中污泥浓度为(7349士810)mg/L.在0、20、40、60、80、100、120min时采集水样测定NO/—N和NO『一N浓度；在曝气第0.5、1、2、3、4、5、8、14、20、30、40、50、60、90、120min时测定瓦O释放速率和释放量；0〜120min内每间隔40min采集水样测定溶解性NO浓度，水样测定前用0.45滤膜过滤.1.4分析方法1.4.1水质分析N(X—N采用N—(1—蔡基)一乙二胺比色法，NO『一N采用盐酸一氨基磺酸比色法⑼；pH 值用精密酸度计(PHM210,HACH,USA)测定; DO和温度用哈希便携式溶解氧仪(HQ25d, HACH,USA)测定.游离亚硝酸(free nitrous acid,FNA)质量浓度通过下式进行计算.=47y____________i°no：_n________ i°fna-14a ex p[-2300/(273+i)]X lOpH(1)式中：pno/-n为NC)2—N的质量浓度，mg/L；^na 为FNA质量浓度，mg/L；为温度,。
影响土壤反硝化作用的因素
河南农业2015年第9期（上）土壤反硝化作用包括生物反硝化过程和化学反硝化过程，以生物反硝化过程最为重要。
生物反硝化过程是指微生物在无氧、或者微量氧供应条件下的硝酸呼吸过程，其中，反硝化微生物将NO 3-、NO 2-或者N 2O 作为呼吸过程的末端电子受体，并将其还原为NO 2-、NO 、N 2O 或者是N 2。
一、土壤反硝化作用概述通常所说的土壤反硝化作用主要是指土壤生物反硝化过程。
反硝化的基本过程是：NO 3-→NO 2-→NO →N 2O →N 2反硝化作用发生 的总的要求是：一是存在具有代谢能力的反硝化微生物。
二是合适的电子供体，如有机C 化合物、还原态S 化合物或分子态氢（H 2）。
三是嫌气条件或O 2的有效性受到限制。
四是N 的氧化物，如NO 3-、NO 2-、NO 或者N 2O 作为末端电子受体。
只有上述条件同时满足时，反硝化才能进行。
反硝化通常在厌氧条件下发生，但在微厌氧条件下也能发生好气反硝化，即异养硝化细菌利用NH 4＋氧化而来的NO 2-作为电子受体，将其还原为N 2O 和N 2 的过程，某些情况下可成为N 2O 或N 2的主要产生途径。
二、影响土壤反硝化作用的因素凡是影响到土壤微生物生长与活性的因素都会影响到土壤反硝化作用的进行，而且这些因素在单独起作用的同时还错综复杂的影响反硝化作用的进行。
（一）通气与水分状况反硝化作用是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。
实验室研究表明，当土壤水分含量低于60%时，反硝化作用非常微弱，不受NO 3-供应的限制。
与常规耕作土壤相比，免耕土壤有较多的土壤水分和较小的空隙度，生物反硝化作用强于耕作土壤。
免耕也比传统耕作导致更高的土壤表层C 累积，从而增强反硝化作用，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。
（二）温度反硝化作用可以在较宽的温度范围内进行。
在温度低至-2~-4℃时，反硝化作用也可以进行，当温度>5℃时，反硝化作用可以明显的进行，反硝化作用进行的最佳温度是在30~67℃。
反硝化除磷污水处理工艺影响因素分析
反硝化除磷污水处理工艺影响因素分析反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，可以同时去除污水中的氨氮和磷酸盐。
然而，影响工艺效果的因素有很多。
本文将从温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等方面，对反硝化除磷污水处理工艺的影响因素进行分析。
首先，温度是影响反硝化除磷工艺效果的重要因素之一。
一般来说，较高的温度有助于污水中的反硝化反应和磷酸盐的释放，从而提高除磷效率。
但是，过高的温度会导致活性污泥被热杀死或失活，降低工艺效果。
因此，在工程应用中需要合理控制温度。
其次，pH值在反硝化除磷过程中也起着重要的作用。
一般来说，适宜的pH值能提高反硝化除磷的效率。
较高的pH值有助于改善菌群的环境，增强硝化作用和反硝化作用。
然而，过高或过低的pH值都会抑制菌群的活性，影响除磷效果。
第三，碳源的供应是影响反硝化除磷的关键因素之一。
在反硝化除磷过程中，有机物是细菌进行能量代谢和生长发育所必需的。
适量的碳源可以促进细菌的活性，提高反硝化和除磷效果。
不同碳源的供应方式和用量对工艺效果的影响也是需要考虑的因素。
此外，氧化还原电位也会对反硝化除磷工艺产生影响。
通常来说，较低的氧化还原电位有利于反硝化反应的进行，从而提高除磷效率。
但是，过低的氧化还原电位会导致COD去除不完全和污泥产生异味等问题。
因此，在工程操作中需要保持适当的氧化还原电位。
最后，污泥颗粒大小也是影响反硝化除磷效果的关键因素之一。
适当的污泥颗粒大小可以提供良好的菌群附着环境和较大的比表面积，有利于去除污水中的氨氮和磷酸盐。
因此，在工艺设计和操作中需要注意控制污泥颗粒大小。
综上所述，反硝化除磷是一种常见的污水处理工艺，其效果受到许多因素的影响。
温度、pH值、碳源、氧化还原电位和污泥颗粒大小等因素都会直接或间接地影响反硝化除磷的效果。
在实际应用中，需要综合考虑这些因素，并进行合理调控，以达到高效、稳定的除磷效果综上所述，反硝化除磷工艺是一种有效的污水处理方法，其效果受到多种因素的影响。
土壤酸化对硝化和反硝化微生物类群结构及功能的影响
土壤酸化对硝化和反硝化微生物类群结构及功能的影响土壤酸化是指土壤酸性物质含量增加，pH值降低的现象。
土壤酸化通常由于氮肥的过量使用、酸雨的侵蚀以及土地退化等因素引起。
土壤酸化对硝化和反硝化微生物类群结构及功能有着重要的影响。
一、影响硝化微生物类群结构的因素：土壤酸化可以改变硝化微生物的优势种群及数量，主要影响包括：1.1 pH值：土壤酸化导致土壤pH值下降，硝化微生物对pH敏感。
一般而言，细菌硝化作用主要发生在中性至微碱性的土壤中，而酸性土壤中细菌硝化作用活动明显下降。
然而，具有较高耐酸性的硝化细菌如亚硝化细菌（Nitrosomonas spp.）在酸性土壤中仍然能够进行硝化作用。
1.2铵离子浓度：在酸性土壤中，铵离子浓度通常更高，直接抑制一些硝化微生物的生长和活性。
1.3铁、铝、锰离子的毒性：酸性土壤中这些离子的溶解度增加，地下水中往往含有较高浓度的这些离子，它们对硝化微生物生长和活性有一定的毒性作用。
1.4氧气浓度：酸性土壤中氧气浓度较高，利于厌氧环境中的硝化微生物生长。
二、影响硝化微生物功能的因素：土壤酸化对硝化微生物功能的影响主要表现在以下几个方面：2.1硝酸盐的累积：硝化微生物是将铵盐氧化为硝酸盐的关键环节。
然而，在酸性土壤中，硝酸盐的累积会加速土壤酸化的进程。
因此，土壤酸化可以增加硝酸盐的积累，并进一步抑制硝化微生物的功能。
2.2硝化速率的下降：酸性土壤中硝化作用会受到限制，硝化速率下降。
硝酸盐的积累以及硝酸盐对土壤生物活性的毒性作用，是导致土壤硝化速率下降的重要原因。
三、影响反硝化微生物类群结构的因素：土壤酸化对反硝化微生物类群结构也有着一定的影响，主要表现在以下方面：3.1pH值：酸性土壤中部分反硝化微生物对pH敏感，例如亚硝酸盐还原菌。
因此，土壤酸化可能导致这些菌群的数量减少。
3.2有机物质的影响：有机物质的存在对反硝化微生物的生长和活性至关重要，酸性土壤中有机质降解速度较慢，可能导致反硝化微生物的生长受限。
pH值与曝气对硝化细菌硝化作用的影响
本 研 究 结 果 提 示 ， 宜 的 温 度 和 较 高 的 ｐ 水 适 Ｈ
平 ， 续 曝气 不但 提 供 了充 足 的溶 解 氧 ， 且 也 提 供 连 而
了 充 足 的 二 氧 化 碳 ， 得 硝 化 细 菌 的 代 时缩 短 ， 高 使 提 了生 长 繁 殖 的速 度 。 亚 硝 酸 细 菌 对 环 境 碱 性 物质 的
１． ３ ５哗 · ； 曝 气 条 件 下 ， 氮 去 除 达 ９ ％ ， 硝 在 氨 ７ 亚 酸 盐 氮净 增 ８ ３哗 · 。 Ｑ一７硝 酸 细 菌 不 曝气 ， 硝 亚 酸 盐 氮 的 降解 仅 １ ％ ， 气 条 件 下 亚 硝 酸 盐 氮 降 解 ４ 曝
达 ９ ％ 以上 。 ９
ቤተ መጻሕፍቲ ባይዱ
参考文献 ：
［］ 陈文 新 ． １ 土壤 和 环境微 生 物学 ［ 】 北京 ： 京农 业 大 Ｍ． 北
学 出 版 社 ，９ｏ １５～１６ １９ ．２ ２
需 求 较 大 ， 硝 酸 细 菌 则 不 明 显 。 液 体 培 养 基 维 持 而 较高 的 ｐ Ｈ值 ， 利 于 提 高 亚 硝 酸 细 菌 氧 化 氨 氮 为 有 亚 硝 酸盐 氮 的 速 度 。 向硝 化 反 应 体 系 充 气 有 助 于 硝 化 细 菌硝 化 速 率 的 提 高 。
《硝化反应影响因素》课件
通过本次课件，我们将深入了解硝化反应及其受影响的因素，带您领略这一 化学反应的神奇。
硝化反应介绍
硝化反应是一种重要的生物化学反应，它将氨氮转化为亚硝酸盐和硝酸盐。 反应方程式为：
NH3 + 2O2 -> NO2- + H2O + H+
反应产物是亚硝酸盐（N O 2- ）和硝酸盐（N O 3- ），它们在环境污染防治中 具有重要意义。
3
实验结果
根据实验数据分析不同因素对硝化反应的影响程度作用。
结论
从实验结果可以看出，硝化反应速率和产物生成受到多个因素的影响。在实 际应用中，我们需要综合考虑这些因素，以达到最优化的效果。
硝化反应影响因素
温度
温度对硝化反应速率和产物生成的影响。
pH值
pH 值对硝化反应速率和产物生成的影响。
氧气浓度
氧气浓度对硝化反应速率和产物生成的影响。
碳源
碳源对硝化反应速率和产物生成的影响。
硝化反应影响因素实验
1
实验目的
通过实验验证不同因素对硝化反应的影响。
2
实验步骤
设定不同温度、氧气浓度、pH 值和碳源条件，观察反应结果。
影响硝化反硝化的因素
1、温度：温度愈高，可使硝化作用的活性增加，但这不表示温度越高越好，因为温度越高，溶氧的饱和度会降低，因此硝化作用仅能在温度与溶氧之间取得一个平衡关系以获得最高的效率。
一般的建议是以不超过30℃，不低于20℃为原则。
2、PH值：在一般的生物处理程序中，硝化反应系统受pH影响很大。
硝化细菌在生长过程中会消耗大量碱度，故pH稍高于7～8，有利于硝化作用（张镇南等，1995）。
一般的建议是以介于7.5～8.2之间最佳，若高于9.0或低于6.0都要避免，因为那已超过硝化细菌正常生长的范围，必然会影响硝化作用的效率（Alleman，1992）。
3、溶氧：当溶氧（DO）浓度低时，硝化反应受溶氧浓度影响很大。
但在一般的生物处理程中，溶氧则较不容易控制，因此必须作处理水之溶氧测试，并控制至少不低于2～3ppm的范围内（Alleman，1992）。
4、氨和亚硝酸：分子性的氨和游离的亚硝酸均会对硝化反应产生抑制作用（Anthonisen，1976）。
分子性的氨浓度如果高于10～150ppm，可能对亚硝酸化作用产生抑制作用，高于0.1～1.0ppm对硝酸化作用即产生抑制作用（Anthonisen，1976）。
亚硝酸浓度若大于0.22～2.8ppm亦会抑制硝酸化作用（Anthonisen et al.，1976）。
5、碳氮比：硝化细菌之存在比率取决于污水中含碳物质及含氮物质之相对数量。
含氮营养物浓度之测定可利用凯氏法（Kjeldahlmethod）测得所谓的总凯氏氮（Totol Kjeldahl Nitrogen），简称TKN，其值包含氨及有机氮化物。
含碳物质浓度之测定可利用生化需氧量BOD（Biochemical Oxygen Demand）行之，它代表有机污染之程度。
BOD/TKN简称碳氮比。
碳氮比愈高，异营性氧化菌的活性较大，大量繁殖，消耗溶氧速率快，使硝化细菌无法生存竞争。
反之，如果碳氮比愈低，则有利于硝化细菌之增殖。
硝化-反硝化-碱度-DO与pH值关系
硝化系统与pH值关系(2007-05-19 22:51:41)发生硝化反应，那么必须控制污泥龄大于硝化细菌的世代时间方可。
按照污水处理的理论，硝化细菌世代周期5~8天,反硝化细菌世代周期15天左右。
碱度是为硝化细菌提供生长所需营养物质，氧化1mg NH4-N需要碱度7.14 mg。
硝化过程只有在污泥负荷v0.15kgBOD/(kgSS・d)时才会发生。
在反应过程中氧化1kg氨氮约消耗4.6kg氧，同时消耗约7.14kg碳酸钙碱度。
为保证硝化作用的彻底进行，一般来说出水中应有剩余碱度。
合适的pH是微生物发挥最佳活性必须的，一般微生物要在PH6-9范围内比较合适。
实际上，因为水质的差异，相同pH的水, 碱度可以相差很多。
对于A/O工艺。
其中硝化液回流进行反硝化，这样可以利用原污水中的有机物做为反硝化的电子供体，同时可提供部分碱度，抵消硝化段的部分碱度消耗。
该工艺脱氮率的提高要靠增加回流比实现，但回流比不宜太高，否则回流混合液中夹带的DO会影响到反硝化段的缺氧状态，另外回流比增大，运行费用也会增加。
水的碱度是指水中含有能接受氢离子的物质的量，例如氢氧根，碳酸盐，重碳酸盐,磷酸盐,磷酸氢盐，硅酸盐,硅酸氢盐，亚硫酸盐，腐植酸盐和氨等，都是水中常见的碱性物质，它们都能与酸进行反应。
因此, 选用适宜的指示剂，以酸的标准溶液对它们进行滴定，便可测出水中碱度的含量.。
碱度可分为酚酞碱度和全碱度两种。
酚酞碱度是以酚酞作指示剂时所测出的量，其终点的pH值为8.3;全碱度是以甲基橙作指示剂时测出的量，终点的pH值为42若碱度很小时，全碱度宜以甲基红-亚甲基蓝作指示剂，终点的pH值为5.0。
碱度以CaCO3 （碳酸钙）浓度表示，单位为mg/l。
PH的值是H离子浓度的体现，当PH=7是, 说明H离子浓度为10的-7次幕，所以OH离子的浓度也是10的-7 次幕，为中型，当PH=8时，H离子浓度为10的-8次幕，OH离子浓度是10的-6次幕，这都是H离子的浓度小于1mol/L时的计算方法, 当H离子浓度大于1时，就不用了。
硝化反硝化碱度平衡
硝化反硝化碱度平衡 TTA standardization office【TTA 5AB- TTAK 08- TTA 2C】污水生物硝化处理工艺pH值控制及碱度核算污水生物硝化处理工艺pH值控制及碱度核算一、影响硝化的重要因素1、pH和碱度对硝化的影响pH值酸碱度是影响硝化作用的重要因素。
硝化细菌对pH反应很敏感，在pH中性或微碱性条件下（pH为8～9的范围内），其生物活性最强，硝化过程迅速。
当pH＞或＜时，硝化菌的生物活性将受到抑制并趋于停止。
若pH＞时，虽然NH4＋转化为NO2—和NO3—的过程仍然异常迅速，但是从NH4的电离平衡关系可知，NH3的浓度会迅速增加。
由于硝化菌对NH3极敏感，结果会影响到硝化作用速率。
在酸性条件下，当pH＜时硝化作用速度减慢， pH＜硝化作用速度显着减慢，硝化速率将明显下降。
pH＜时硝化作用速率接近零。
pH下降的原因pH下降的原因可能有两个，一是进水中有强酸排入，导致人流污水pH降低，因而混合液的pH也随之降低。
由硝化方程式可知，随着NH3-N被转化成NO3—-N，会产生部分矿化酸度H+，这部分酸度将消耗部分碱度，每克NH3-N转化成NO3—-N约消耗碱度(以CaC03计)。
因而当污水中的碱度不足而TKN负荷又较高时，便会耗尽污水中的碱度，使混合液中的pH 值降低至以下，使硝化速率降低或受到抑制。
如果无强酸排人，正常的城市污水应该是偏碱性的，即pH一般都大于，此时的pH则主要取决于人流污水中碱度的大小。
所以，在生物硝化反应器中，应尽量控制混合液pH＞，制pH＞，是生物硝化系统顺利进行的前提。
而要准确控制pH，pH＜时，则必须向污水中加碱。
应进行碱度核算。
2、有机负荷的影响在采用曝气生物滤池工艺进行硝化除氮时，NH4-N的去除在一定程度上取决于有机负荷。
当有机负荷稍高于／(m3滤料·d)时，NH3-N的去除受到抑制；当有机负荷高于（m3滤料·d)时，NH3-N的去除受到明显抑制。
两种水稻土硝化过程中N_2O的释放机制
两种水稻土硝化过程中N_2O的释放机制氧化亚氮（N<sub>2</sub>O）是大气中重要的温室气体,农业生产是导致其增加的主要原因。
水稻田的干湿交替,以及化肥的施用会对土壤中N<sub>2</sub>O的释放量和释放途径产生显著影响。
但目前关于水稻土在干湿交替过程中硝化作用N<sub>2</sub>O的贡献和机制研究较少,亟待补充。
本实验以黄棕壤性水稻土和潮土性水稻土为供试土壤,采用室内培养,模拟水稻生产过程中水分变化,并施用尿素、硫酸铵两种不同的肥料,通过乙炔（10 Pa）抑制自养硝化、辛炔抑制氨氧化细菌（AOB）,结合荧光定量PCR和高通量测序等方法,初步研究了硝化作用（自养硝化和异养硝化）对N<sub>2</sub>O释放的影响,并探讨了自养硝化微生物氨氧化古菌（AOA）与氨氧化细菌（AOB）对N<sub>2</sub>O释放的贡献和机理,为明确稻田N<sub>2</sub>O排放机制提供科学依据。
主要研究结果如下:（1）施氮量的增加可以显著提高两种水稻土总N<sub>2</sub>O排放速率、累计排放量以及自养硝化和异养硝化过程N<sub>2</sub>O排放速率,但对非生物过程N<sub>2</sub>O排放速率无显著影响。
两种土壤施用尿素处理24h内的排放速率和28天N<sub>2</sub>O累计排放量均高于施用硫酸铵处理,且潮土性水稻土的累计释放量显著高于黄棕壤性水稻土。
黄棕壤性水稻土施入尿素、硫酸铵N<sub>2</sub>O累计排放量分别为166.7ng·kg<sup>-1</sup>、93.5ng·kg<sup>-1</sup>,是不施肥的4.5、2.5倍,潮土性水稻土施入尿素、硫酸铵N<sub>2</sub>O累计排放量分别为9349.1ng·kg<sup>-1</sup>、7997.8ng·kg<sup>-1</sup>是不施肥的135、116倍。
土壤温度、水分和NH_4~+-N浓度对土壤硝化反应速度及N_2O排放的影响
Ｗ ＡＮ Ｇ ｉＬｉ Ｇａ — ｎｇ ，ＣＨＥＮ ． Ｄｅ Ｌｉ，ＬＩＹｏ ｎｇ （． ｎ ｔｕｅｏ Ｒｅ ｏ ｒ ｅａ ｄＥ ｖｒｎ ｎ ， ｈ ｎ ｉ ｒ ｕｔｒｌ ｉｅｓｔ， ａｇ ３ ８ １ Ｃｈｎ ； ． ａ ｕｔ ｆ ａ ｄａ ｄ １ Ｉｓｉ ｔ ｆ ｓ ｕ ｃ ｎ ｎ ｉｏ ｍｅ ｔＳ ａ ｘ ｉ ｌ ａ ｖ ｒｉ Ｔ ｉｕ ０ ０ ０ ， ｉａ ２ Ｆ ｃ ｌ ｏ Ｌ ｎ ｎ ｔ Ａｇ ｃ ｕ Ｕｎ ｙ ｙ Ｆ ｏ ｅ ｏ ｒｅ ， ｉｅｓｔ ｆＭ ｅｂ ｕｎ ， ｃｏｉ ０１ ， ｓｒｌ ） ｏ ｄＲ ｓｕ ｃ ｓ Ｕｎｖ ｒｉ ｏ ｌｏ ｒ ｅ Ｖｉｔｒａ３ Ａｕ ｔａｉ ｙ ０ ａ
土壤温 度 、水 分和 Ｎ ＋ Ｈ４ Ｎ浓度对 土 壤硝化 －
反应速度及 Ｎ ｏ排放的影响木 ２
王 改玲 陈德 立 ２ 李 勇 ２
（．山西 农 业 大 学 资 源 环境 学 院 太谷 １ ０ ０ ０ ； ．墨尔 本 大 学 粮 食 与 土 地 资 源 学 院 澳 大 利 亚 维 多 利 亚 ３ １ ） ３８１２ ０ ０
摘 要 硝 化反应是 土壤 、特 别是 干旱半 干旱地 区农 业土壤 Ｎ２ ０产 生的重 要途径 之 一。但 目前环境 条件 对硝
化反 应 中 Ｎ２ 排放 的影响研 究 较少，而在 国 内外通 用 的几个模 型 中均用 固定 比例 估 算硝 化反 应 中 Ｎ 的排 Ｏ Ｏ 放 。本文通 过砂壤 土培养 试验 ，研 究 了土壤 温度 、水分 和 ＮＨ４－ 浓度 对硝 化反 应速度及 硝 化反 应 中 Ｎ２ 排 ＋ Ｎ Ｏ 放 的影响 ，并 用数 学模 型定 量表 示 了各 因素对 硝 化反 应的 作用 ，用 最小 二乘 法 最优 拟合 求得该 土壤 的 最大硝 化反 应速度及 Ｎ２ Ｏ最 大排放 比例 。 结果 表 明，随着 温度 升 高，硝 化反应速 度呈 指数增 长；水 分含 量 由 ２ ％充水 ０
硝化作用的土壤学名词解释
硝化作用的土壤学名词解释在土壤学中，硝化作用是指土壤中一种重要的微生物过程，其中氨氧化细菌（AOB）和亚硝酸氧化细菌（NOB）参与将氨氮转化为硝酸盐氮的过程。
这一过程是氮循环中的一环，对于土壤中氮素的转化和供应具有重要的意义。
1. 硝化作用的基本过程：硝化作用可以分为两个阶段：氨氧化和亚硝酸氧化。
首先，氨氧化细菌（比如尼特罗菌属）将氨氮氧化为亚硝酸盐氮。
氨氧化细菌使用氨氧化酶催化氨氮的氧化反应，生成亚硝酸盐氮和水。
亚硝酸盐氮随后由亚硝酸氧化细菌进行进一步的氧化，生成硝酸盐氮。
亚硝酸氧化细菌使用亚硝酸氧化酶催化亚硝酸盐氮的氧化反应，生成硝酸盐氮和水。
这样，氨氮从氨变成亚硝酸盐氮，再变成硝酸盐氮，完成了氨氧化和亚硝酸氧化两个阶段。
2. 硝化作用的生态功能：硝化作用在土壤中有着重要的生态功能。
首先，硝化作用可以将土壤中的有机氮（比如蛋白质、尿素等）转化为无机硝酸盐氮，使植物能够吸收利用。
这对于土壤中的氮素循环和植物的营养供应至关重要。
其次，硝化作用还能够参与土壤中的氮氧化还原反应，从而影响土壤中氮的形态变化和转化速率。
最后，硝化作用还和其他微生物过程密切相关，比如硝还原作用和反硝化作用。
这些互相关联的过程共同调控着土壤中氮素的稳定性和有效性。
3. 影响硝化作用的因素：硝化作用的速率和效果受到多种因素的影响。
首先，温度是一个重要的影响因素，一般来说，硝化作用的速率会随着温度升高而增加。
其次，土壤中的酸碱性也会影响硝化作用的进行，一般而言，pH值在6至8之间的中性土壤利于硝化作用的进行。
此外，土壤湿度、含氧量、有机质含量等也会对硝化作用产生一定的影响。
不同土壤类型和植被类型也会对硝化作用有所差异。
4. 硝化作用的应用和意义：硝化作用的研究不仅有助于深入了解土壤中氮素的转化过程，更有助于合理利用土壤中的氮资源。
对硝化作用的有效管理可以提高土壤中氮的利用效率，减少氮肥的浪费。
此外，对硝化作用的研究还有助于解决农业生产中的一些环境问题，比如减少氮素的流失和污染。
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土 壤(Soils), 2009, 41 (6): 962~967pH升高对红壤硝化过程产生N2O的影响①王小治， 孙 伟， 尹微琴， 封 克（扬州大学环境科学和工程学院，江苏扬州 225009）摘 要：对红壤添加NaOH培养获得不同pH系列的土壤。
通过室内培养试验，研究了3种pH条件下土壤的N2O排放和无机N的变化情况。
结果表明：硝化活性随土壤pH升高而增强；pH升高增加了土壤N2O的释放；纯化学过程对N2O散发的贡献随pH的升高而降低；Nitrapyrin在pH4.8和pH6.0时表现出硝化抑制作用，在pH8.5时抑制效果不明显，且提高了培养期间pH8.5土壤N2O的释放量。
关键词： pH；N2O；硝化作用；纯化学过程；硝化抑制剂中图分类号： S135气候变暖是当今全球性的环境问题，其主要原因是大气中温室气体浓度的不断增加，除二氧化碳（CO2）和甲烷（CH4）外，氧化亚氮（N2O）被认为是最重要的温室气体。
Rodhe[1]的研究指出，1mol N2O的增温效应是CO2的150 ~ 200倍，此外，N2O在对流层的惰性较大，存留时间可达110 ~ 115年[2]。
自工业革命以来大气中N2O一直呈增长趋势，已由工业革命前的2.88×10-4 ml/L上升到现在的301×10-4 ml/L[3-4]，并且每年以0.25% ~ 0.3% 的速度递增。
其中热带土壤和农业土壤是全球最主要的N2O释放源，其贡献达70% ~ 90%[5]。
已有研究表明，人类的农业活动是产生N2O 的主要来源[6]，而且大部分的是在土壤中产生和散发出来的[7]。
硝化作用和反硝化作用是土壤中N素转化的两个重要过程。
土壤pH 是影响硝化作用和反硝化作用的重要因素之一，土壤pH变化对硝化过程中产生N2O的机理，如对自养硝化、异养硝化和纯化学过程产生N2O的影响还缺少研究。
由于土壤pH对N2O净排放的影响复杂，不同研究者在不同土壤上的研究结果不尽一致，如有研究报道，草原土壤上N2O的散发随pH降低而减少[8-9]。
施用铵态氮肥后，pH4.7时土壤N2O的散发量仅为pH 6.7时的1/3[10]。
然而，森林土壤施用石灰提高pH后，减少了N2O的散发[11]。
造成这些差异的主要原因在于采用具不同pH的土壤进行比较试验时其原先微生物区系间存在较大差异。
我国南方地区存在大面积的酸性土壤，农业生产中常需提高土壤pH。
本试验以人为调节红壤pH的方法研究土壤pH 变化对土壤硝化过程及纯化学过程产生N2O的影响。
1 材料与方法所用土壤取自中国科学院红壤实验站（江西鹰潭）0 ~ 20cm土层土壤，土质属壤黏土，部分基本性状见表1。
表1 红壤基本性状Table 1 Chemical properties of tested soil速效N(mg/kg)速效P(mg/kg)速效K(mg/kg)pH(H2O)饱和含水量(g/kg)23.73 1.52 35.49 4.8 500在试验土壤中加入不同量的1mol/L NaOH溶液，28℃恒温培养，其间间隙搅动并测定pH值，10天后pH基本稳定，12天后将土风干。
获得不同pH系列（pH 4.8、pH6.0、pH8.5）的土壤样品。
试验在250ml的三角瓶中进行，每瓶装相当于20g烘干土的风干土。
在施入N肥前，土壤先在50%饱和含水量的情况下培养2天，以促使微生物的正常活动。
稍风干后开始培养试验。
本试验在上述3个pH土壤下设置4个处理，分别为：①空白，不加外源N（CK）；②按NH4+-N 100 mg/kg加入硫酸铵溶液处理（用A表示）；③土壤经高压灭菌后，按NH4+-N 100 mg/kg加入已灭菌的硫酸铵溶液处理（用M表示）；④设置一加硝化抑制剂处理，以研究pH变化对其抑制效果的影响，抑制剂选用应用广泛的硝化抑制剂nitrapyrin，在①基金项目：国家自然科学基金项目（40501035）和江苏省“青蓝工程”项目资助。
作者简介：王小治（1975—），男，江苏新沂人，博士，副教授，主要从事土壤元素循环与环境效应研究。
E-mail: xzwang@第6期王小治等：pH升高对红壤硝化过程产生N2O的影响 963按NH4+-N 100 mg/kg加入硫酸铵溶液基础上，同时加入10 mg/kg nitrapyrin处理（用Y表示）。
每处理均有21个重复。
瓶中土壤水分控制在饱和含水量的65%，加塞28℃恒温培养。
培养过程中共取样7次（分别为培养4h、8h、1d、2d、4d、8d和16d）。
为了保证在培养过程中有充足的氧气供给，培养前在三角瓶中悬挂装有双氧水的小瓶。
测定时，每处理取3个重复，从三角瓶中抽20ml 气体注入18.5ml真空瓶，供测定N2O，土壤用于测定NH4+、NO3- 和NO2- 等。
N2O的测定系统采用由Zheng等[12]改装的Agilent 4890D气相色谱。
柱温55℃，转化器温度375℃，N2O 用电子捕获检测器检测，检测温度为330℃，载气为N2。
N2O标准气体由国家标准物质研究中心提供。
NH4+-N、NO3--N、NO2--N分别用靛酚兰比色法、紫外分光光度法及重氮化耦合比色法测定[13]。
2 结果与分析2.1 N2O的释放根据培养瓶内N2O浓度及瓶内体积，扣除在培养开始时各处理瓶内气体所含N2O量，计算不同处理在培养期间N2O释放量，结果如图1所示。
在pH4.8土壤中各处理在16天的培养期间N2O的释放量在N 0.16 ~ 2.15µg/kg之间，且不同处理的N2O浓度一直稳定在0.3µmol/mol左右，接近大气中N2O的背景浓度。
表明在此pH条件下，硝化作用非常微弱。
在7次测定中，A处理N2O释放量比CK处理高出N 0.01 ~ 0.79 µg/kg（在8h和8天时略低于CK处理）；Y处理除在培养8h、1天和2天时略高于CK处理外，其余时间均略低于CK处理；M处理除在培养8天时高于CK 处理外，其余时间均低于CK处理。
其原因在于CK 未经灭菌处理，其N2O来自生物过程和纯化学过程，而M处理中释放的N2O均来自纯化学过程。
比较A 和M处理，可知在16天的培养时间内，纯化学过程产生的N2O占总N2O量的比例为15.2% ~ 83.8%。
硝化抑制剂nitrapyrin在一定程度上抑制了硝化作用的进行，除在8h和1天外，其余时间均降低了N2O的排放，其释放量为A处理的13.2% ~ 88.9%。
在培养后期，各处理中N2O浓度均有所下降，主要原因可能是土壤对N2O的吸附或反硝化作用（N2O→N2）所致。
在pH6.0土壤中各处理在培养期间N2O的释放量在N 0.92 ~ 2.89 µg/kg之间，明显高于pH4.8处理，纯化学过程产生的N2O占总N2O量的比例为44.7% ~ 71.9%之间。
Y处理降低了N2O的释放，其释放量为A处理的31.7% ~ 86.0%，在培养4h时抑制作用最为显著。
从图1中还可看出，N肥施用对N2O释放量增加幅度不大。
在pH8.5土壤中CK处理N2O释放量在N 2.54 ~ 3.47µg/kg之间。
在前3次取样中，CK、A 和Y处理N2O释放量差异不显著，但在培养2天时，A 处理N2O释放量达N11.34µg/kg，明显高于CK处理（N 4.20µg/kg）。
表明施N两天时促进了N2O的排放，此时纯化学过程产生的N2O仅占总N2O量的0.5%，在其余时间纯化学过程产生的N2O量占总N2O量的比例为4.1% ~ 32.3%。
表明与pH4.8和pH6.5土壤相比，在pH8.5土壤中纯化学过程对于N2O释放的贡献明显下降。
在培养2天前，添加抑制剂处理（Y）N2O 释放量与A处理差异不显著或明显低于A处理，但从第4天开始Y处理N2O释放量显著高于其他处理，在8天时最大，达N168.3µg/kg。
16天时，N2O浓度图1 不同处理在培养期间N2O释放量Fig. 1 Amounts of N2O emission under different treatmentsduring incubationN2O释放量(N,µg/kg)24681024684h8h1d2d4d8d16d510152050100150培养时间964 土壤第41卷降低与反硝化作用和土壤吸附有关。
2.2 无机N的变化培养期间在从瓶中抽取供测定N2O的气体后，即测定土壤NH4+-N、NO3--N和NO2--N的浓度，由于培养期间各处理NO2--N浓度几乎均未检测到，仅将NH4+-N（表2）和NO3--N（表3）浓度列出。
从表2可见，在 pH4.8土壤中各处理在培养期间NH4+-N的变化幅度很小；在pH6.0土壤中CK处理在4h时NH4+-N浓度比在 pH4.8土壤中高近N 20 mg/kg，说明在不同pH系列土壤的预培养过程中发生了矿化作用。
在培养4天时，CK处理和A处理NH4+-N浓度降低，表明发生了硝化作用，NH3 挥发也可能是造成NH4+-N浓度降低的原因之一；Y处理在第4天时并未降低，在第8天开始有所降低，表现出一定硝化抑制作用；而M处理在培养期间NH4+-N浓度下降不明显。
在pH8.5土壤中CK处理在培养4h时NH4+-N 浓度与在pH4.8土壤中很接近，即在不同pH系列土壤的预培养过程中并未发生明显NH4+-N积累。
CK处理在培养16天时NH4+-N浓度达N13.6 mg/kg，比在培养4h时高N8.58 mg/kg，表明在培养期间发生了土壤矿化作用。
M处理在培养期间浓度变化不显著，A 和Y处理表现出先略上升后下降的趋势，表明在培养后期发生的硝化作用或NH3 挥发等使土壤NH4+-N 的减少量大于来自矿化作用的增加量。
表2 不同处理在培养期间土壤NH4+-N浓度的变化Table 2 NH4+-N concentrations under different treatments during incubationNH4+-N（N , mg/kg）pH 培养时间CK A Y M4 h 8.87 ± 1.74 105.04 ± 0.36 106.09 ± 1.06 105.05 ± 6.108 h 8.24 ± 2.13 106.23 ± 1.18 104.51 ± 0.11 102.65 ± 2.451 d 8.03 ± 0.31 109.80 ± 1.22 107.56 ± 1.37 105.49 ± 1.732 d 8.45 ± 0.56 107.42 ± 0.61 100.48 ± 2.43 103.60 ± 1.364 d 7.82 ± 0.73 108.42 ± 0.61 105.68 ± 0.68 111.68 ± 2.618 d 7.54 ± 0.25 107.63 ± 0.49 104.17 ± 1.59 104.98 ± 1.644.816 d 9.64 ± 0.70 107.14 ± 5.78 105.82 ± 0.97 106.09 ± 0.554 h 28.50 ± 0.82 137.96 ± 2.74 140.90 ± 0.93 136.19 ± 3.998 h 30.54 ± 0.90 142.14 ± 1.63 139.83 ± 0.90 138.39 ± 5.061 d 27.03 ± 1.43 138.67 ± 0.71 142.59 ± 3.82 130.25 ± 0.902 d 27.07 ± 1.52 140.19 ± 1.80 124.89 ± 2.90 129.42 ± 1.404 d 19.73 ± 1.11 129.19 ± 1.80 126.57 ± 1.94 122.37 ± 5.078 d 19.73 ± 0.89 123.82 ± 1.39 119.05 ± 1.49 126.12 ± 2.866.016 d 18.66 ± 1.17 123.02 ± 0.85 118.92 ± 1.32 121.09 ± 1.084 h 5.02 ± 0.62 105.85 ± 2.13 101.85 ± 2.59 105.26 ± 2.338 h 8.57 ± 0.33 106.13 ± 7.62 98.81 ± 6.76 106.13 ± 3.471 d 10.53 ± 0.44 109.70 ± 1.33 110.12 ± 1.19 109.47 ± 2.512 d 9.44 ± 0.88 113.31 ± 3.49 105.70 ± 2.34 104.11 ± 4.294 d 9.01 ± 0.66 106.28 ± 3.49 98.92 ± 1.38 104.56 ± 1.208 d 11.72 ± 0.51 102.21 ± 6.15 90.98 ± 2.60 105.47 ± 1.548.516 d 13.60 ± 0.83 97.50 ± 19.09 82.65 ± 3.07 108.34 ± 7.32从培养期间土壤NO3--N浓度变化可以看出（表3），在pH4.8土壤中各处理NO3--N浓度变化幅度很小；在pH6.0土壤中除M处理NO3--N浓度在培养期间无明显变化外，其余处理NO3--N浓度在培养后期均有所增加，CK、A和Y处理NO3--N浓度在16天时比在4 h时分别增加N 4.73、7.23和4.95 mg/kg；而在pH8.5土壤中在4h时各处理NO3--N浓度在N 27.7 ~ 28.1 mg/kg之间，由于原始土壤的NO3--N浓度只有N 4.1 mg/kg，同时pH8.5土壤在培养初期NH4+-N浓度变化不大（表2），表明发生硝化作用的NH4+-N主要来自土壤的矿化作用，且硝化作用的发生时间主要在土壤pH调节过程中。