郭加汛，彭俊翔，張海濤，胡維平，趙耕毛，賴錫軍，鄧建才*（.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，江蘇 南京 0008；.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，江蘇 南京 0095）

太湖流域典型河流含氮物消減速率研究

郭加汛1,2，彭俊翔1，張海濤1，胡維平1，趙耕毛2，賴錫軍1，鄧建才1*（1.中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，江蘇 南京 210008；2.南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院，江蘇 南京 210095）

采用自主研發(fā)的原位培養(yǎng)裝置，開展了太湖流域典型河流水體含氮物消減速率及其影響因素研究.結(jié)果表明，總氮和氨氮消減速率呈現(xiàn)顯著的空間差異性（P＜0.05），消減速率分別為（280.6±180.0）～（1458.8±725.7）mg/（m3·d）、（35.2±3.7）～（343.6±88.4）mg/（m3·d），但硝態(tài)氮消減速率（44.3±7.6）～（521.2±19.2）mg/（m3·d））無顯著的空間差異性（P＞0.05）.微生物作用下氮素消減速率為95.0～733.1mg/（m3·d），分別占含氮物總消減速率和總負(fù)荷的12.9%～50.3%和2.0%～13.4%，非微生物作用下氮素消減速率為180.0～996.7mg/（m3·d），占含氮物總消減速率和總負(fù)荷的49.8%～87.0%和7.4%～25.7%，說明污染物進(jìn)入水體，短期內(nèi)微生物作用對含氮物消減速率的貢獻(xiàn)較低.氮素消減速率與TN、NO3-、SS均呈線性相關(guān)關(guān)系（P＜0.05），說明TN、NO3-、SS在一定程度上是氮素消減作用的影響因素.

河流水體；含氮物；消減速率

水體自凈能力是指系統(tǒng)內(nèi)的污染物在物理、化學(xué)和生物的協(xié)同作用下恢復(fù)或接近到污染前水平的潛力，受污染物自身理化性質(zhì)、水生態(tài)系統(tǒng)的水文條件（流速、水深）以及水環(huán)境要素（溫度、氧化還原電位、酸堿度）影響［1］.氮是生物體必需的營養(yǎng)元素，水體中含氮化合物能促進(jìn)水生生物生長，但過量的含氮物排放到河流、湖泊水體中，超出水生態(tài)系統(tǒng)的自凈能力，會導(dǎo)致水體富營養(yǎng)化.圍繞水體自凈過程及其影響因素，國內(nèi)外學(xué)者開展了一系列研究，主要集中在河流、湖泊沉積物的硝化反硝化作用［2］、厭氧氨氧化速率的季節(jié)變化［4］以及水柱的硝化作用［5］等方面，這些研究表明微生物參與的硝化反硝化及厭氧氨氧化作用可去除水環(huán)境介質(zhì)中部分含氮物.在一定的NH3濃度范圍內(nèi)，氨氧化速率隨著NH3濃度升高而顯著增加，而亞硝酸鹽的氧化過程具有明顯的階段性［6］.水體中的懸浮物也會對水體自凈作用產(chǎn)生影響，懸浮物既可加速其表面吸附的含氮物硝化過程［7］，也能促進(jìn)反硝化作用［8］.以往研究多是通過室內(nèi)模擬的方法研究水體的自凈作用，試驗條件可控性強，結(jié)果能很好的反映微生物在水體自凈過程中的作用，但對于非微生物自凈作用以及通過原位手段進(jìn)行水體自凈能力研究，目前鮮有報道.

消減速率是指單位時間內(nèi)污染物在水體物理、化學(xué)、生物作用下的減少量，其大小可反映水體自凈能力.本研究采用自主研發(fā)的原位試驗培養(yǎng)裝置，通過對太湖流域五條河流水體進(jìn)行培養(yǎng)，計算不同試驗處理條件下含氮物的消減速率，分析生物因素和非生物因素對水體自凈作用的貢獻(xiàn)率，探討不同河流含氮物消減速率差異的原因，并估算其自凈能力，為太湖流域河流水環(huán)境容量評估以及污染物排放許可提供重要參數(shù)與理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究對象與原位試驗培養(yǎng)裝置

表1 采樣位點與周邊環(huán)境Table 1 Information of sampling sites and environmental characteristics

圖1 實驗裝置示意Fig.1 Diagram of experimental device

太湖流域河流環(huán)境復(fù)雜多樣，出入太湖的河流多達(dá)125條［9］.本研究選擇太滆運河、丹金溧漕河、南溪—西氿、京杭運河—嘉興段、太浦河5條代表不同環(huán)境背景、功能和地域的典型河流，表1為采樣點周邊環(huán)境.采樣點河流中的含氮物質(zhì)主要來自周邊工業(yè)廢水、生活污水、農(nóng)田化肥以及船舶污水排放等，水體總氮濃度為2.4～6.4mg/L，銨態(tài)氮濃度為0.1～3.0mg/L，硝態(tài)氮濃度為0.7～3.1mg/L.

自主研發(fā)的原位試驗培養(yǎng)裝置（圖1，專利授權(quán)號：ZL201520816420.7）主體為直徑80cm、高2.5cm的圓形鋼環(huán)，通過3根寬2cm鋼板與中軸連接，鋼環(huán)上等距離焊接有12個直徑為3.5cm圓環(huán)，圓環(huán)用以懸掛培養(yǎng)瓶和其他試驗探頭，培養(yǎng)瓶通過瓶塞上的乳膠管與大氣相通.培養(yǎng)裝置特點是原位測定水體污染物消減.

1.2 實驗處理與樣品采集

1.2.1 實驗處理 實驗設(shè)置對照與殺菌處理，分別反映有和無微生物作用的水體，每個處理設(shè)置3個重復(fù).用采水器從靠河流兩岸和中間取距水面50cm處水樣，置于塑料桶中混勻.對照處理直接加滿混勻后水樣，滅菌處理則先加入約一半水樣后加入抑制劑（2mL 0.5% HgCl2）搖勻后加滿（避免溢出），加橡皮塞密封（培養(yǎng)瓶頂部無空氣），放在采樣點附近的水體中進(jìn)行原位培養(yǎng).

1.2.2 樣品采集 當(dāng)原位培養(yǎng)達(dá)到預(yù)設(shè)定的時間后，從河流中緩慢取出裝置，避免擾動沉降至培養(yǎng)瓶底部的懸浮物.培養(yǎng)瓶內(nèi)水樣從瓶底側(cè)面的取樣口采集，瓶底沉降的懸浮物樣從底部加蓋瓶口轉(zhuǎn)移至采樣瓶，用20mL蒸餾水清洗培養(yǎng)瓶，并將清洗液轉(zhuǎn)入含懸浮物的采樣瓶.采集結(jié)束后，在對照處理采樣瓶中加入1mL 0.5% HgCl2溶液，采集的樣品均放入便攜式冰箱，并盡快送到實驗室冷凍至分析.

1.3 指標(biāo)測定方法

采用多參數(shù)水質(zhì)分析儀（YSⅠ）現(xiàn)場測定溫度、溶解氧（DO）、pH值；采用River Surveyor M9（SonTek，Xylem子公司）原位測定斷面流速、流量、河寬.水樣總氮（TN）采用紫外分光光度法測定［10］，采用連續(xù)注射分析儀（Skalar San++，荷蘭）測定NH4+、NO3-、NO2-濃度.儀器檢測限：NH4+為0.1mg/L、NO3-為0.01mg/L、NO2-為0.01mg/L.

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計

采用Excel 2013處理數(shù)據(jù)，采用Person相關(guān)性分析和單因素方差分析（SPSS 19.0）對數(shù)據(jù)進(jìn)行相關(guān)性和差異性分析，采用GraphPadPrism5作圖.

2 結(jié)果與分析

2.1 含氮物消減速率

圖2為不同采樣點水體含氮物的消減速率，TN、NO3--N以及NH4+-N消減速率的變化范圍 分 別 為 （280.6±180.0）～（1458.8±725.7）mg/（m3·d）、（44.3±7.6）～（521.2±19.2）mg/（m3·d）和（35.2 ±3.7）～（343.6±88.4）mg/（m3·d），其最大值分別出現(xiàn)在DJ3、TG2和TG1.從表2可知，TG、DJ、JX的TN平均消減速率顯著大于NX和TP（P＜0.05），分別為NX和TP的1.9和2.0、2.1和2.3、1.9和2.0倍，TG、DJ、JX間沒有顯著性差異（P＞0.05）；TG的NH4+-N平均消減速率顯著大于NX和TP（P＜0.05），分別為NX和TP的2.0和3.7倍，且DJ和JX顯著大于TP（P＜0.05），TG和DJ、DJ和NX均無顯著性差異（P＞0.05）；各河流NO3--N平均消減速率無顯著性差異（P＞0.05）.

圖2 樣點含氮物消減速率Fig.2 Reduction rates of TN， NO3--N and NH4+-N in sampling sites

同一河流不同部位TN消減速率也存在差異性，TG1和TG3顯著大于TG2（P＜0.05），DJ2和DJ3顯著大于DJ1（P＜0.05），NX2顯著大于NX1和NX3（P＜0.05），JX1和JX2顯著大于JX3（P＜0.05）；TG1、TG2、TG3以及NX1、NX2、NX3的NH4+-N消減速率無顯著性差異（P＞0.05），DJ3顯著大于DJ1（P＜0.05），JX3顯著大于JX1和JX2（P＜0.05），TP3顯著大于TP1和TP2（P＜0.05）；TG2的NO3--N消減速率顯著大于TG1和TG3且TG1顯著大于TG3（P＜0.05），NX2顯著大于NX1和NX3（P＜0.05），TP2顯著大于TP3和TP1同時TP3顯著大于TP1（P＜0.05），DJ1、DJ2、DJ3以及JX1、JX2、JX3的NO3--N消減速率無顯著差異性（P＞0.05）.

表2 含氮物平均消減速率［mg/（m3·d）］Table 2 Mean reduction rates of TN， NO3--N and NH4+-N in sampling sites （TG， DJ， NX， JX and TP）［mg/（m3·d）］

2.2 微生物和非微生物作用下的N素消減速率

從圖3可以看出，太湖流域5條河流采樣點水體微生物作用下的N素消減速率為95.0～733.1mg/（m3·d），占總消減速率的12.9%～50.3%，占N負(fù)荷的2.0%～13.4%，最高值出現(xiàn)在DJ3.表3為5條河流采樣點水體在微生物作用下含氮物的平均消減速率，最大值出現(xiàn)在DJ（392.9mg/（m3·d）），最小值出現(xiàn)在NX（150.2mg/（m3·d））.TG1、TG2，NX1、NX2、NX3，JX1、JX2、JX3水體的含氮物消減速率無顯著性差異（P＞0.05），DJ3顯著大于DJ1和DJ2（P＜0.05），TP3顯著大于TP1（P＜0.05），但5條河流采樣點水體微生物作用下的N素消減速率無顯著性差異（P＞0.05）.

圖3 微生物和非微生物作用下N素消減速率Fig.3 Reduction rates of N under the microbial actions and non-microbial actions

表3 微生物及非微生物作用下的N素消減速率及所占比例Table 3 Mean reduction rates of N and the proportion of N reduction rates and N load under the microbial and non-microbial actions in sampling sites （TG， DJ， NX， JX and TP）

圖3表明非微生物作用下各采樣點N素消減速率為180.0～996.7mg/（m3·d），最大值在DJ2.5條河流采樣點水體非微生物作用下的消減速率見表3，其中TG、DJ的消減速率顯著大于NX和 TP（P＜0.05），JX顯著大于TP（P＜0.05）.非微生物作用下的N素消減速率占總消減速率的49.8%～87.0%，占N負(fù)荷的7.4%～25.7%.NX2水體含氮物的消減速率顯著大于NX1和NX3的（P＜0.05），JX1和JX2的顯著大于JX3的（P＜0.05），TP3的顯著大于TP2且TP2顯著大于TP1（P＜0.05），其他河流采樣點間無顯著性差異（P＞0.05）.

微生物作用對N素消減的貢獻(xiàn)率較低，而非微生物作用的貢獻(xiàn)率較高，說明污染物進(jìn)入水體后，短期內(nèi)主要是非微生物作用在含氮物總消減過程中發(fā)揮作用.

2.3 環(huán)境因子對N素消減速率的影響

從表4可以看出，5條河流采樣點水體TN濃度與其消減速率呈顯著正相關(guān)（r2=0.5471，P＜0.05）.NH4+-N消減速率則隨著濃度的增大顯著增大（P＜0.05），在濃度為0.5mg/L時消減速率最大，之后隨著濃度的增大消減速率顯著減?。≒＜0.05）（圖4）.微生物參與的N素消減速率與采樣點河流水體中TN（r2=0.6305，P＜0.05）、NO3--N（r2=0.4299，P＜0.05）和SS（懸浮物） （r2=0.4018， P＜0.05）濃度均呈顯著正相關(guān)關(guān)系.非微生物作用下的N素消減速率與水體中SS（r2=0.3039， P＜0.05）和TN（r2=0.4662，P＜0.05）濃度呈顯著正相關(guān)關(guān)系.

圖4 NH4+-N消減速率與其初始濃度關(guān)系Fig.4 Relationship between NH4+-N reduction rates and concentrations

表4 消減速率與不同指標(biāo)濃度的相關(guān)性分析Table 4 Correlations between reduction rates and concentrations of factors

3 討論

3.1 含氮物消減速率的空間差異性分析

含氮物通過轉(zhuǎn)化和降解過程實現(xiàn)消減，是水體自凈能力的重要體現(xiàn).通過對5條河流采樣點水體TN消減速率分析得出，TG、DJ、JX的TN消減速率顯著高于NX和TP（P＜0.05），TN消減速率 范 圍 為 （280.6±180.0）～（1458.8±725.7）mg/（m3·d），呈現(xiàn)顯著的空間差異性.TG、DJ、JX河流多處于城鎮(zhèn)功能區(qū)，生活污水大量排放導(dǎo)致TN負(fù)荷嚴(yán)重（（4.9±0.9） mg/L），而NX和TP的TN負(fù)荷較輕（（3.4±0.9）mg/L），即TN濃度呈現(xiàn)出空間異質(zhì)性.N素降解與其初始濃度有關(guān)，氨氮初始濃度越高其降解速率越快［11］，沉積物中N2產(chǎn)生量與水體TN濃度相關(guān)［12］.在本研究中，TN消減速率與其初始濃度呈顯著正相關(guān)（r2=0.5471， P＜0.05），TN濃度的空間異質(zhì)性導(dǎo)致其消減速率的空間差異性.水體中TN、NH4+-N及非微生物作用下N素消減速率與河流的流量（1.6～464.0m3/s）、河寬（29.6～203.3m）均呈顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05），大流量和寬河流水體可加速污染物的降解和稀釋，使污染物濃度降低［13-14］.蒲迅赤等［15］研究表明河流紊動強度越大，有機物降解速率越大.可見，河流不同水環(huán)境以及水文條件也可導(dǎo)致TN消減速率空間差異性.

5條河流采樣點流量和河寬間也存在差異，NH4+-N消減速率與河流流量和河寬均成顯著負(fù)相關(guān)（P＜0.05），河流水文條件差異可能導(dǎo)致NH4+-N消減速率空間異質(zhì)性.此外，從圖4可以看出，NH4+-N消減速率隨其初始濃度增大先增加后減小，在NH4+-N為0.5mg/L時其消減速率達(dá)到最大，NH4+-N初始濃度的空間差異也可能是導(dǎo)致NH4+-N消減速率空間質(zhì)異性的原因.一些生態(tài)系統(tǒng)中的硝化作用會受到氨氮濃度的影響［16］，過高的NH4+-N濃度會促進(jìn)氨氧化作用［17］，但是本研究中高濃度NH4+-N并未促進(jìn)其消減速率增加，而是出現(xiàn)了降低.這可能是因為當(dāng)NH4+- N濃度較低時（＜0.5mg/L），以NH4+-N為底物的硝化作用和懸浮物沉降能轉(zhuǎn)化和轉(zhuǎn)移大部分NH4+-N，其消減作用非常明顯，但隨著濃度增大（＞0.5mg/L），水體中懸浮顆粒物吸附NH4+-N后沉降至培養(yǎng)裝置底部，一方面水體中懸浮顆粒物濃度明顯降低，對NH4+-N吸附作用減弱，另一方面懸浮顆粒物表面的硝化細(xì)菌也隨其沉降至培養(yǎng)裝置底部，顯著降低了硝化細(xì)菌與水體中NH4+-N的接觸面積，導(dǎo)致水體中NH4+-N消減速率減小.這表明水體中NH4+-N消減并不是簡單微生物參與下的氨氧化和亞硝酸鹽氧化過程，而是微生物和非微生物共同作用的結(jié)果.

NO3--N消減速率無顯著空間差異性（P＞0.05）.厭氧條件下，以NO3-為最終電子受體的反硝化作用可以轉(zhuǎn)化一部分的NO3--N，但是河流屬于富氧水體（DO檢測平均值為8.9mg/L），雖然水體中懸浮物對反硝化的進(jìn)行有一定作用［8］，但是較為微弱，所以微生物作用對NO3--N的消減也比較微弱.同時，在分析過程中因不能區(qū)分硝化作用產(chǎn)生的NO3-而增加的NO3--N濃度，加上河流所處環(huán)境和水文條件的影響，可能導(dǎo)致了其消減速率無空間差異性.

3.2 環(huán)境因子對N素消減速率的影響分析

3.2.1 微生物對N素消減速率的影響 本研究中水體處于好氧環(huán)境，微生物將NH4+氧化為NO2-再氧化為NO3-，是NH4+消減的主要途徑；懸浮物表面厭氧微位點上的微生物將NO3-還原為N2O和N2，是NO3-消減的主要過程.微生物作用下5條河流采樣點水體中氮素的去除速率為95.0～733.1mg/（m3·d），占N負(fù)荷的2.0%～13.4%，平均為6.3%.反硝化作用一般發(fā)生在沉積物水界面，但在富氧水體中，懸浮物表面也可以發(fā)生反硝化作用.Liu等研究結(jié)果表明在懸浮物內(nèi)部可能存在厭氧微位點，這為反硝化提供了必要的好氧—厭氧微界面環(huán)境［18］.水體中懸浮物為反硝化細(xì)菌提供了附著點，使反硝化細(xì)菌與懸浮物結(jié)合在一起，本研究通過野外原位實驗也間接證明了富氧水體中反硝化的存在.

3.2.2 非微生物作用對N素消減速率的影響水體中懸浮物以黏土礦物或其他礦物微粒為集結(jié)核，腐殖酸及重金屬水合氧化物組成的粘附架橋聚集在一起結(jié)合在礦物微粒表面，在運動過程中可吸附含氮物和其他重金屬到其表面［19］，使含氮物從水相進(jìn)入固相，并隨著懸浮物在水體中沉降，進(jìn)入下部水體和沉積物中，使水體中污染物濃度降低.研究結(jié)果表明，非微生物作用下的N素消減速率為180.0～996.7mg/（m3·d），占總消減速率的49.8%～87.0%，占N負(fù)荷的7.4%～25.7%.郭長城等研究表明，河流泥沙對污染河流的N素有一定的吸附效果，而且污染物負(fù)荷越大、泥沙含量越高吸附效果越好［20］，這與研究中非微生物作用下N素的消減速率與TN濃度和SS均成顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）的結(jié)果吻合.

3.2.3 TN、SS、NO3--N對N素消減速率的影響 TN、SS、NO3--N通過影響水體中微生物作用和非微生物作用來影響河流水體中N素的消減.在本研究中，微生物參與的N素消減速率與水體中NO3--N濃度呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）. NO3-作為反硝化過程中的最終電子受體，其濃度一定程度上影響反硝化作用，水體中NO3-濃度高時，有利于反硝化微生物的作用，這與Zhao等研究結(jié)果一致［12］.微生物參與的N素消減速率與SS呈顯著正相關(guān)關(guān)系，與余暉等研究結(jié)果類似但也有一定區(qū)別，因為本研究中微生物作用包括硝化、反硝化等多種過程.水體中懸浮物含量的高低對參與硝化作用的細(xì)菌產(chǎn)生顯著影響［21］，同時懸浮物表面的微厭氧位點可提供反硝化作用所需的環(huán)境［18］，懸浮物含量越高，可提供的附著點和微厭氧位點越多，有助于微生物參與N素消減的進(jìn)行.水體中SS含量越高比表面積越大，對含氮污染物的吸附能力相對越強［20］；污染物濃度越高，對吸附也有一定的作用；研究結(jié)果表明，非微生物作用下的N素消減速率與TN和SS呈顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.05）.

4 結(jié)論

4.1 河流水體對含氮物具有一定的消減作用，且河流水文條件、總氮和氨氮初始濃度是導(dǎo)致含氮物消減速率空間差異的主控因子.

4.2 微生物作用和非微生物作用對含氮物消減都有一定的貢獻(xiàn)，但短期內(nèi)非微生物作用是河道水體含氮物消減的主要方式.

［1］ 譚 夔，陳求穩(wěn)，毛勁喬，等.大清河河口水體自凈能力實驗 ［J］.生態(tài)學(xué)報， 2007，7（11）:4736-4742.

［2］ 傅國偉.河流水質(zhì)數(shù)學(xué)模型及其模擬計算 ［M］. 北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社， 1987.

［3］ Bellinger B J， Jicha T M， Lehto L R P， et al. Sediment nitrification and denitrification in a Lake Superior estuary ［J］. Journal of Great Lakes Research， 2014，40（2）:392-403.

［4］ Zhao Y， Xia Y， Kana T M， et al. Seasonal variation and controlling factors of anaerobic ammonium oxidation in freshwater river sediments in the Taihu Lake region of China ［J］. Chemosphere， 2013，93（9）:2124-2131.

［5］ Pauer J J， Auer M T. Nitrification in the water column and sediment of a hypereutrophic lake and adjoining river system ［J］. Water Research， 2000，34（4）:1247-1254.

［6］ 陳國元，趙 超.不同濃度NH3-N對富營養(yǎng)化湖泊水體硝化作用的影響 ［J］. 水生態(tài)學(xué)雜志， 2011，32（6）:52-56.

［7］ Xia X H， Yang Z F， Huang G H， et al. Nitrification in natural waters with high suspended-solid content--a study for the Yellow River ［J］. Chemosphere， 2004，57（8）:1017—1029.

［8］ 姚曉龍，徐會顯，唐陳杰，等.鄱陽湖水體懸浮物反硝化潛力模擬研究 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 2015，35（3）:846-855.

［9］ 張利民，孫衛(wèi)紅，程 煒，等.太湖入湖河流水環(huán)境綜合治理 ［J］.環(huán)境監(jiān)測管理與技術(shù)， 2009，21（5）:1-5.

［10］ 金相燦，屠清瑛.湖泊富營養(yǎng)化調(diào)查規(guī)范 ［M］. 第2版.北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社， 1990.

［11］ 張世坤，張建軍，田依林，等.黃河花園口典型污染物自凈降解規(guī)律研究 ［J］. 人民黃河， 2006，28（4）:46-47.

［12］ Zhao Y， Xia Y， Ti C P， et al. Nitrogen removal capacity of the river network in a high nitrogen loading region ［J］. Environmental Science & Technology， 2015，49（3）:1427-1435.

［13］ 楊麗蓉，陳利頂，孫然好.河道生態(tài)系統(tǒng)特征及其自凈化能力研究現(xiàn)狀與發(fā)展 ［J］. 生態(tài)學(xué)報， 2009，29（9）:5066-5075.

［14］ 李錦秀，廖文根.水流條件巨大變化對有機污染物降解速率影響研究 ［J］. 環(huán)境科學(xué)研究， 2002，15（3）:45-48.

［15］ 蒲迅赤，李克鋒，李 嘉，等.紊動對水體中有機物降解影響的實驗 ［J］. 中國環(huán)境科學(xué)， 1999，19（9）:485-489.

［16］ Belser L W. Population ecology of nitrifying bacteria ［J］. Annual Review of Microbiology， 1979，33（33）:309-333.

［17］ Chen G， Cao X， Song C， et al. Adverse effects of ammonia on nitrification process: the case of chinese shallow freshwater lakes［J］. Water Air & Soil Pollution， 2010，210（1）:297-306.

［18］ Liu T， Xia X H， Liu S， et al. Acceleration of denitrification in turbid rivers due to denitrification occurring on suspended sediment in oxic waters ［J］. Environmental Science & Technology，2013，47（9）:4053-4061.

［19］ Gurtz M E， Hart B T. Water quality management: the role of particulate matter in the transport and fate of pollutants ［J］. Journal of the North American Benthological Society， 1987.

［20］ 郭長城，喻國華，王國祥.河流泥沙對污染河水中污染物的吸附特性研究 ［J］. 生態(tài)環(huán)境， 2006，15（6）:1151-1155.

［21］ 余 暉，張學(xué)青，張 曦，等.黃河水體顆粒物對硝化過程的影響研究 ［J］. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報， 2004，24（4）:601-606.

Study on reduction rates of nitrogen pollution in typical rivers of Taihu Basin.

GUO Jia-xun1,2， PENG Jun-xiang1，ZHANG Hai-tao1， HU Wei-ping1， ZHAO Geng-mao2， LAI Xi-jun1， DENG Jian-cai1*（1.State Key Laboratory of Lake Science and Environment， Nanjing Institute of Geography and Limnology， Chinese Academy of Sciences， Nanjing 210008， China；2.College of Resources and Environmental Sciences， Nanjing Agricultural University， Nanjing 210095，China）. China Environmental Science， 2016，36（10）：3026～3032

The reduction rates of nitrogen pollution in typical rivers of Taihu Basin were studied using a self - developed in-situ device. The reduction rates of total nitrogen and ammonia nitrogen were （280.6±180.0）～（1458.8± 725.7）mg/（m3·d）and （35.2±3.7）～（343.6±88.4）mg/（m3·d）， respectively， which indicated significant spatial difference （P＜0.05）. The reduction rate of nitrate nitrogen had no significant difference （P＞0.05） among the rivers， and the rate was（44.3±7.6）～（521.2±19.2） mg/（m3·d）. The N reduction rates under the microbial and non-microbial actions were 95.0～733.1mg/（m3·d） and 180.0～996.7mg/（m3·d）， accounting for 12.9%～50.2% and 49.8%～87.0% of the total N reduction rate and 2.0%～13.4% and 7.4%～25.7% of the total N load to the rivers， respectively， indicating that the contribution of microbial actions to the reduction of nitrogen pollutants was low in short-term after nitrogen into the rivers. The N reduction rates were positively correlated with the TN， NO3-and SS concentrations （P＜0.05）， which suggested TN， NO3-and SS might be the influencing factors for N reducing.

river water；nitrogen pollutant；reduction rate

X522

A

1000-6923（2016）10-3026-07

郭加汛（1991-），男，安徽懷遠(yuǎn)人，南京農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境科學(xué)學(xué)院碩士研究生，主要從事河流水環(huán)境研究.

2016-02-05

水體污染控制與治理科技重大專項（2014ZX07101-011）；國家自然科學(xué)基金（41271213）；中國科學(xué)院重點部署項目（KZZDEW-10）

* 責(zé)任作者， 副研究員， jcdeng@niglas.ac.cn