近海沉积物中硝化-反硝化作用影响因素

近海沉积物中硝化-反硝化作用影响因素
郑莉，陈志强
大连水产学院 农业部海洋水产增养殖学与生物技术重点开放实验室，辽宁大连
（116023）
摘 要：硝化作用和反硝化作用是氮在地球化学循环过程中的主要反应之一.本文主要在国内外研究的基础上,综述了影响硝化作用和反硝化作用的因素, 溶解氧(DO ) 、温度、NH +4和NO 3-的浓度、pH 、溶解的二氧化碳浓度、盐度、底栖微动物区系的活性以及大型植物等。

关键词：沉积物;硝化作用；反硝化作用;影响因素
1. 硝化作用-反硝化作用的研究意义
氮在沉积物- 水体界面的迁移和交换是一个复杂的生物化学过程,硝化和反硝化作用是沉积物- 水界面氮迁移和交换的主要形式[1]。

近年来,人们越来越关注河口和近海生态系统营养水平,对河口和海洋营养盐的通量,交换速率,存在形态及形态转换进行了大量的研究.海洋中的氮是海洋初级生产力的限制因子，氮的吸收与再生释放对生源要素的生物地球化学循环有重要贡献。

N(N 2、NO 3-、NH 4+)从沉积物中向水体的迁移速率是有机氮矿化作用净速率的44%-66%。

从沉积物中NO 3-+ NH 4+的同量能提供浮游初级生产者30%-82%的氮的需要[2]。

而且海洋的硝化作用对海洋生物生产具有重要影响,它是氮循环过程中重要的反应之一,是NH 4+转化为NO 3-的唯一途径,它改变了氮循环的形式,并且与反硝化作用发生藕合作用, 减轻河口、海岸带地区因氮过多造成的富营养化，对高浓度氨起到解毒作用[3].因此,研究近海沉积物硝化作用-反硝化作用具有重要意义。

2. 影响硝化-反硝化作用的因子
在亚硝化细菌和硝化细菌的作用下,氨被氧化成硝酸盐的过程称为细菌的硝化作用.包括两个反应阶段，第一阶段，在亚硝化细菌的作用下,氨被氧化成亚硝酸,即2NH 3 +
3O 23HNO 2 + 3H 2O ，第二阶段,在硝化细菌作用下,亚硝酸被氧化为硝酸,即3HNO 2 + O 23HNO 3。

⎯⎯⎯→⎯亚硝化细菌⎯⎯⎯→⎯硝化细菌异养细菌在呼吸作用中利用硝酸盐为电子接受体, 将其还原为气态的N 2 和N 2O (脱氮) 或氨(硝酸盐氨化) 的过程称为反硝化[4]。

近海岸沉积物的硝化作用-反硝化作用是在多种复杂的环境因子诸如物理、化学、生物等因子控制下进行的.并且上覆水中DO 、NH +4、温度、盐度都是影响硝化作用的主要因子[5] 。

2.1 温度
大量研究表明[6,7]，温度高的地方，硝化速率-反硝化速率也高；随温度降低，硝化速率反硝化速率明显变小。

但是温度对硝化细菌的抑制比反硝化细菌小，所以温度降低对硝化速率影响更大。

温度对硝化作用的影响具有两重性,一方面随温度升高，硝化细菌的活性增强,另一方面温度升高会导致溶解氧的浓度降低,使硝化速率降低，从而也影响了反硝化反应。

许多研究表明[6,8,9],硝化速率有明显的日变化和季节性变化,因为硝化细菌的最适温度为25～ 35℃, 低
于15℃生长速率急剧下降。

Hansen 的研究发现, 丹麦海岸带沉积物中的硝化速率从春季2℃时到秋季22℃时上升了5 倍[10]。

Macfarlane 和Herbert 的报道在苏格兰的Tay 河口最高的硝化速率出现在夏季, 当温度在19～ 21℃之间的时候。

并且温度变化影响氨化速率进一步影响硝化速率[11]。

Volrence 等对法国潮滩沉积物研究时发现，在10、20、30℃三个不同温度下，氨化速率从0上升到了17µgNH4+-N/g·d(干重)[12]。

温度对低浓度氨氮硝化影响比高浓度大，低浓度氨氮的硝化的温度系数(θ= 1. 105)大于高浓度(θ= 1. 099)[13]。

Zimmerman和Benner 发现美国德克萨斯湾沉积物反硝化速率最高值出现在河口上游的夏季，温度、有机碳含量和盐度是三个主要的影响因素，其影响程度分别为52%、28%、15%。

2.2 溶解氧
水中的溶解氧是影响硝化速率的一重要因子，硝化作用是富氧反应，在氧气充足的情况下，微生物的生物繁殖和活性增强，促进硝化作用。

Esteves et al等研究发现在有氧条件下硝化细菌促进有机物质的分解,但是以NH+4释放的无机氮确比厌氧环境下多,因为在厌氧环
境中的NH+4的需要量少[14].并且在有氧环境下氨根离子和有机氮被氧化成N2,部分被氧化成
N2O和NO3-。

氧气浓度过高似乎也对硝化不利，Henriksen等报道当溶解氧浓度达到饱和值的2-2.6倍时，沉积物中的硝化速率下降了 15%-25%，原因有待进一步研究。

DO在微生物细胞代谢过程中，与NO3-争夺电子，影响反硝化。

另外，反硝化反应也需要一定的溶氧，当氧气的浓度太低时，会影响反硝化细菌的活动和代谢。

因此，反硝化反应不是氧气越低越好，而是应该有一定的氧气含量[15]。

当氧气浓度低于0.2mg/l时，反硝化细菌才会转向厌氧呼吸，用NO3-做电子受体[16]。

杨龙元在测量休伦湖Saginaw湾反硝化速率过程，发现反硝化速率与氧气消耗之间有明显的正相关[17]。

Seitzinger对淡水河滨和海洋系统中反硝化作用的研究，发现反硝化速率最高值出现富营养沉积物中，氧气含量是主要的影响因素。

2.3 NH4+和NO3-的浓度
NH4+和NO3-的浓度的是硝化作用和反硝化作用的主要影响因素之一，NH4+浓度比较大时有利于硝化作用的进行，NO3-浓度比较大时有利于反硝化作用的进行。

,研究发现，并不是NH4+的浓度越高硝化速率越大，当加入20µM 的NH4+ Magalhães CatarinM.
时，硝化速率上升了35%，但是加入高浓度200µM的NH4+会抑制硝化速率。

然而，在以岩石作载体的生物膜中加入高浓度200µM NH4+会使最硝化速率增加65%[18]。

刘培芳等对崇明东滩沉积物中的研究表明，随着盐度的升高，NH4+的浓度呈明显的“M”型双峰曲线，释放峰值出现在盐度为5‰，20‰或25‰[19]。

Bianchi等研究发现,在反硝化过程中,74%来自可利用的
,等发现,在沙质土壤中加入20µM 的NH4+,可使土壤中的NH4+浓度[20]. Magalhães Catarina M.
硝化速率增加35%,但在浓度比较高时(200µM NH4+),会抑制反硝化速率[18].
在高浓度NO3-环境中，只有很少一部分NO3-发生氨化反应生成NH4+，大部分都参加反硝化反应。

Herbert等研究结果表明，在NO3-浓度高时，反硝化细菌的活动能力比氨化细菌强
-浓度的增加，反硝化反应成为主要[21]。

这与Ogilvie B对Clone河口的数据一致，即随着NO
3
反应过成[6]。

Smith等人也发现当NO3-浓度增加时，沉积物氨化反应从5%降到4% [22]。

在丹麦的No rsm inde F jo rd海区反硝化作用一年中有两个季节性的最高值，1个在五月份，由于大型藻类死亡后沉降至海底分解使水相中硝酸盐含量升高，另一个在深秋，与输入水中的硝酸盐含量有关[9]。

2.4 生物因素
底栖生物通过生物扰动（包括潜穴、爬行、觅食和避敌）或自身的参与影响氮元素在沉积物水之间的迁移、转化。

Tuominen 等研究穴居动物对潮滩沉积物中氮的硝化和反硝化作用的影响，发现穴居动物的活动可大大促进氮的硝化和反硝化作用之间的耦合[23]。

Mortimer等对河口潮滩沉积物的营养盐界面通量的干扰时发现，底栖动物的生物活动增加了氨氮的释放通量，促进了硝化作用的发生。

刘敏等研究发现,蟹类动物的掘穴作用能够使氧气沿着蟹穴渗透到深层沉积物，增加了沉积物中氧气含量,促进了沉积物中有机氮向NH4+-N的转化, NH4--N向NO3--N的转化[24].
同时生物活动也可以对硝化作用产生明显的影响, D.Altman等发现昆虫幼虫对沉积物中硝化作用有双重影响，它们可以通过增加氧气在沉积物中的穿透强度来增强硝化作用，也可以通过猎食硝化细菌降低硝化反应[25]。

Blackburn等对沉积物的矿化速率进行测定时，发现底栖生物群落能使沉积物中释放的NH4+增加50%。

Dollhopf, Sherry L.研究发现，沉积物的硝化和反硝化速率有很强的相关性，并且与底栖动物的丰度也有很大的联系。

这表明硝化和反硝化作用的耦合由于动物的活动而增强，有动物的沉积物的硝化速率要比没有沉积物的硝化速率大一数量级。

并且，动物的洞穴活动和高浓度的Fe(III)会使硝化细菌的数量增加，进而会通过硝化和反硝化的耦合作用除去氮[26]。

Gilbert 等人的研究表明，多环节动物的生物扰动使反硝化速率大约增加一倍左右。

Erik等研究发现，在河口沉积物中反硝化作用被一种多毛类环节动物增大3倍，反硝化作用和硝化作用的比值增加0.61-1.11[27]。

生物生长时通过光合作用增加了水体中的氧气含量，从而对沉积物中的硝化作用产生明显的影响，维管植物群集的沉积物中,光合作用释放出的氧进入根围区可能促进硝化作用。

但是藻类沉积增加会增加沉积物中氧气的消耗，从而影响了沉积物中的反硝化作用。

而Erksson和Weisner在研究中认为，大型的水生植物可能为反硝化细菌提供了场所而增加了反硝化作用。

Enoksson在瑞典Laholm海湾的沉积物添加藻类物质，发现耗氧量、无机氮和溶解有机氮释放分别增加了1.6倍，4.5倍，2倍，但是反硝化速率显著下降了[28]。

2.5 有机质
氨在需氧环境中被硝化细菌最终氧化为硝酸盐的过程称为硝化。

在这一过程中细菌利用氨作为能源同化二氧化碳，可利用有机碳的浓度可以影响到硝化速率的大小。

在C:N的比例比较高的情况下，异氧细菌比正在生长的硝化细菌利用NH4+的能力强，用此降低了硝化反应的速率。

Eric A等对C:N比和可利用有机氮的含量的相互作用研究发现，两个因素都对硝化速率的影响比较大，在C:N为7：1和可利用有机氮为10mg/l的情况下，硝化速率出现最大。

在C:N 比最大的情况下硝化反应速率降低，只有在C:N 比最低的情况下N 的浓度才会影响硝化速率。

另外，他们还发现，在沉积物中加入不同浓的梯度的DOC，随着DOC浓度的降低，硝化反应速率从刚刚检测到上升到了0.49ugN/ml沉积物/天。

为了进一步证明硝化速率和有机碳的关系，他们通过加入不同浓度梯度的葡萄糖（10，30，50mgC·L-1）,证明了对于任何一种有机碳的增加，都会导致硝化速率的降低[29].，Eric A. Strauss等的研究结果与Eric A的相似，在沉积物中加入30 mgC·L-1会降低沉积物的硝化速率，但是他强调加入低浓度的溶
解有机碳对硝化速率几乎没有什么影响[30]。

O 2与夏季底层的呼吸作用相关联, 氧气向下扩散一般局限于沉积物表层的1～2cm。

因此, 在有机物含量丰富的沉积物中, 氧的浓度对硝化作用的影响比温度产生的影响更为重要。

有机碳化合物是微生物能量代谢所需碳的主要来源，有机碳作为异养好氧菌和反硝化过程的电子供体，是影响反硝化的主要因子之一。

有机碳源对反硝化反应的影响非常重要，碳氮比过低，满足不了反硝化的需要，过高降低硝化反应的速率[31]。

富营养化水平不同的水体，沉积物上层所含有机质不同，反硝化速率也有很大的差异。

理论上，反硝化作用要求C/N=1.25（摩尔数比）[32]。

沉积物中的有机质含量过高会使氨化反应速率增加，如在日本的Mangoku-Ura湾，硝酸盐氨化占了硝酸根还原总量的50% ；而在C/N低的地方（4%-35%），反硝化是主要的过程。

2.6 其它因素
盐度变化也会影响硝化- 反硝化作用水平。

Rysgaard 等发现当盐度从0‰
增加10‰时,硝化- 反硝化作用可降低50 %。

并且,盐度还能影响从沉积物中释放出的氮的形,研究发现盐度在任何环境下对反硝化作用的影响不是很大，态[33]。

Magalhães Catarina M.
表明反硝化细菌对盐度有很好的耐盐性。

当盐度从0‰上升到15‰时，硝化速率呈上升趋势[12].水的渗透压对硝化作用的发生有很大的影响，郑平等人研究法相当水的渗透压达到19.2×105P a，活性污泥中的硝化细菌的形态趋向单一，个体变小，内膜数量减少，并产生许多不明成分的颗粒状内含物，氨氮转化率降69.2%[34]。

Kemp等的研究发现，随盐度上升，河口沉积物中硝化活动逐渐下降，与硝化活动耦合的反硝化活动也下降。

另外，土壤的pH值对硝化作用的影响也比较大，李良谟等研究发现，土壤的硝化速率与土壤的pH成绩显著的正相关（r=0.941），pH为5.6的土壤的硝化速率很低，在pH为5.6-8.0的范围内消化速率随pH的升高而增大。

且Dancer研究表明，当土壤的pH从4.7增高到6.5时，硝化速率增加3-5倍。

Eric A. Strauss的研究表明环境的pH值也会对硝化速率产生重要的影响，在pH为7.5时，硝化速率最大，并且随pH降低逐渐降低 [29]。

3 小结
海洋沉积物中的硝化反硝化作用是复杂的，是生物、化学、地质、水动力条件和环境因素综合作用的结果。

而硝化作用和反硝化作用是沉积物中氮素转化的两个重要过程。

硝化与反硝化及其耦合过程一方面可以减轻富营养化带来和危害, 另一方面还可以产生少量破坏
臭氧层的N2O,而且还影响到许多与氮素损失有关的转化过程的进行。

例如,硝化作用消耗了铵,从而可能减少氨的挥发损失,但是,硝化作用所形成的硝态氮更可通过反硝化作用而损失
并污染大气。

我们通过对硝化作用反硝化作用影响因素的研究，可以试着从海洋中生物的角度从宏观上来治理和优化环境，并从分子生物学的角度研究海洋中的硝化与反硝化细菌, 寻找和培育出治理海洋环境的微生物，为我们的生产和生活服务。

参考文献：
[1] 杨龙元,蔡启铭,秦伯强,等. 太湖梅梁湾沉积物-水界面氮迁移特征初步研究[ J ]. 湖泊科学, 1998,10 (4) :
41 - 47.
[2] 孙云明，宋金明，海洋沉积物-海水界面附近氮、磷、硅的生物地球化学. 地质评论， 2001，47：527-535
[3] Tuom inen L , HeinanenA , Kuparinen, J , et al. Spatial and temporal variability of denitrification in the
sediments of the Northern BalticProper. Mar. Ecol. Prog. Ser. , 1998, 172: 13～ 24.
[4] 李 霞.微生物在氮循环中的作用. 松辽学刊(自然科学版)，1998，4：30-33
[5] Hildaledo de medina,Julio cesar marin. Nitrogen mobility at the sediment-water interface of lake
maracaibo,Venezuela Water,Air,and Soil Pollution, 2002, 145:341-357
[6] OgilvieB,Nedwell DB,et al. High nitrate,muddy estuaries as nitrogen sinks: the
nitrogenbudgetoftheRiverColneestuary(UnitedKingdom).Mar.Ecol.Prog.Ser.,1997,150:217-228
[7] Willem M K,Lutz L,et al. Seasonal variation in denitrification rates and nitrous oxide fluxes in intertidal
sediments of western WaddeMar.Ecol.Prog.Ser.,1991,72: 145-151
[8] Kemp,A.L.W.,et,al. Ammonium recycling versus denitrification in Chesapeake Bay Sediments ,Limnol.and
Oceanogr,1990,35:1545-1563
[9] Jorgensen KS. Annual pattern of denitrification and nitrate ammonification in an estuarine sediment Apply,
Environ.Microbiol, 1989,55:1841-1847
[10] Herbert R A. N itrogen cycling in coastalmarine eco system s, FEM S M icrobiol. R ew. , 1999, 23: 563～
590.
[11]F lo rence VOUV é, Gérade GulRAUD, Ch ristineM aro l, et al. NH+4 turnover
in intertidal sediments ofM arinnes2O léron Bay (F rance) :Effect of sediment
temperature. Oceanolog ical A cta, 1998, 23: 575～ 548.
[12] Magalhães Catarina M.
,et.al Effect of salinity and inorganic nitrogen concentrations on , Joye Samantha B.
nitrification and denitrification rates in intertidal sediments and rocky biofilms of the Douro River estuary, Portugal Water Research;2005,39,1783-1794
[13] 李娟英，赵庆祥. 低浓度氨氮硝化过程中影响因素的研究.环境污染与防治2006，28，11-13
[14] Esteves, F., Enrich-Prast, A. and Biesboer, D.: 2001, ‘Potential denitrification in submerged naturaland
impacted sediments of Lake Batata, an Amazonian lake’, Hydrobiol. 444, 111–117.
[15] Esteves, F., Enrich-Prast, A. and Biesboer, D.: 2001, ‘Potential denitrification in submerged naturaland
impacted sediments of Lake Batata, an Amazonian lake’, Hydrobiol. 444, 111–117.
[16] 郑平，吴明生.渗透压对硝化作用的影响。

生物工程学报，2006，22：156-161
[17] 杨龙元，WayneS.Gardner.休伦湖Saginaw湾沉积物反硝化率的测定及其时空特征.湖泊科学.1998，10：
34-40
[18] Mortimer R J G, Davey J T, Krom M D, et al.The effect of macrofauna on porewater profilesand nutrient
fluxes in the intertidal zone of theHumber estuary. Estuarine, Coastal and Shelf Science, 1999, 48:683～699.
[19] 刘培芳，陈振楼，刘杰. 盐度和pH对崇明东滩沉积物中NH4+释放的影响.上海环境科学，2002，21：
272-273
[20] Bianchi, M., Feliatra, and Lefevre, D. Regulation of nitrificationin the land-ocean contact area of the Rhone
River plume(NW Mediterranean). Aquat. Microb. Ecol. 1999. 18: 301–312.
[21] R.A.Herbert . Nitrogen cycling in coastalmarineecosystem.FEMSMicrobiology Reviews. 1999 , 23 : 563-590
[22] Smith , A. E. , & Beauchamp , E. G. Effects of temperature and organic matter on denitrification in soil. Can.
J . Soil. Sci. 1976 ,56 : 385.
[23] Tuominen L, Makela K, Lehtonen K K, et al.Nutrient fluxes, porewater profiles and denitrificatin in sediment
influenced by algal sedimentation and bioturbation by Monporeia affinis. Estuarine, Coastal and Shelf
Science, 1999, 49:83--97.
[24] 刘敏,侯立军,许世远底栖穴居动物对潮滩沉积物中营养盐早期成岩作用的影响上海环境科
学,2003,23:180-184
[25] D. Altmann, P. Stief, R. Amannand D. de Beer，Nitrification in Freshwater Sediments as Influenced by
Insect Larvae: Quantification by Microsensors and Fluorescence in Situ Hybridization Microbial Ecology ，2004，48：145-153
[26] Dollhopf, Sherry L.Jung-Ho HyunSmith, April C. Quantification of Ammonia-Oxidizing Bacteria and Factors
Controlling Nitrification in Salt Marsh Sediments Applied & Environmental Microbiology ，2005，71：240-246
[27] Erik K,MikaaelHJ,etal.Direct measurement of dissolved inorganic nitrogen exchange and denitrification in
individual polychaete burrows. Journal of Marine Research ,1991,49:355-377
[28] Enoksson，V.Nutrient Recycling by Coastal Sediments:Effects of Added Algal
Material.Mar.Ecol.Prog.Ser.1993,92:245-254
[29] Eric A. Strauss, Nicole L. Mitchell, and Gary A. Lamberti Factors regulating nitrification in aquaticsediments:
effects of organic carbon, nitrogen availability, and pH，the NRC Research，2002，59，554-563
[30] Eric A. Strauss and GaryA. Lamberti, Effect of dissolved organic carbon qualityon microbialdecomposition
and nitrification rates in stream sediments Freshwater Biology 2002,47,65-74
[31] 徐继荣,王友绍,孙松海岸带地区的固氮、氨化、硝化和反硝化特征生态学报，2004，24，2907-2912
[32] 吴耀国. 地下水中反硝化作用. 环境污染治理技术与设备，2002 ,3，27-31
[33] Rysgaard , S. , et al. Effects of salinity on NH4+adsorption capacity,Nitrification and denitrification in Danishi
Estuarine sediments.Est uaries.1991,22:21-30
[34] 郑平，吴明生，渗透压对硝化作用的影响。

生物工程学报，2006，22：
The research of effect factors on sediment nitrification and
denitrification
Zheng Li，Chen Zhi Qiang
Da Lian Fishery University Da Lian (116023)
Abstract
Nitrogen and phosphorus is the necessary nutrient in bioligy's activity,sediment plays an impormant in the nutrient circulation,and it is the nitrogen's foutain and collection in sea environment,it can be regarded as the acumulation place of nutrient substance.Nutrient matter's regeneration is important to nutrient's income and kinetic of nutrient circulation.Nitrification and denitrification is one of the main reactions in nitrogen circulation.This paper describe the effect factors on nitrification and denitrification,it include temperature、NH+4's concetrarion、Do、pH、CO2'sconcetrarion、salinity、animal and plant.
Keywords:sediment ; nitrification;denitrification ; effect factors
作者简介：郑莉（1980-），女，河北保定人，大连水产学院在读研究生。