王慧亮，曹 恒,，張汪壽，李恒鵬，何 鵬，夏天宇,，陳永娟,3**

(1：鄭州大學水利科學與工程學院，鄭州 450001) (2：中國科學院南京地理與湖泊研究所，中國科學院流域地理學重點實驗室，南京 210008) (3：滁州學院土木與建筑工程學院，滁州 239099)

隨著人口的增長和糧食需求的增加，在追求高產量的同時，更多的農業(yè)化肥被投入使用. 由于其利用率較低，全球超過一半的施用化肥通過水塘等匯入河流、湖泊和海洋，并造成嚴重的生態(tài)環(huán)境問題[1]. 丘陵區(qū)的農業(yè)發(fā)展模式主要以“坡地-溝塘”為主[2]，近年來，丘陵區(qū)的土地開發(fā)呈現(xiàn)快速增長的趨勢[3]，其中坡地種植以茶樹為主，施氮量可達959 kg/(hm2·a)，約是水田的2倍[4]，造成了大量的氮素流失，嚴重威脅水質安全，并導致水體富營養(yǎng)化、生物多樣性降低等一系列環(huán)境問題[5]. 水塘作為氮匯的重要場所，同時也多分布在流域上游，因此研究水塘反硝化作用對于流域源頭的水質保護具有重要意義.

丘陵區(qū)水塘是一種常見的連接農業(yè)區(qū)與河流的重要水文通道[6]，其能夠截留、過濾和凈化大量的污染物，是氮磷等污染物發(fā)生遷移轉化的重要場所，不僅保障了農業(yè)用水，也促進了養(yǎng)分的消納和循環(huán)利用[7]. 水塘中氮循環(huán)過程主要包括：氨化作用、礦化作用、植物吸收、硝化作用和反硝化作用等，其中氮素去除的機制主要有吸附沉降、植物吸收、反硝化作用，前兩者都難以從根本上將氮素去除，而后者使活性氮最終以惰性氮(N2)形式回歸大氣，將氮素永久去除[8]. 反硝化是氮循環(huán)的重要過程，也是水塘氮素去除的主要機制[9]，對于減少氮素輸出、改善丘陵區(qū)水質具有重要作用.

反硝化作用受諸多因素的影響，如溫度、pH、硝態(tài)氮濃度、有機碳和溶解氧(DO)等[1]. 由于水塘水體受污染程度和污染類型不同，導致反硝化作用的主要影響因素也存在差異. 反硝化作用主要發(fā)生在淹水環(huán)境中(如稻田、水塘等)，是氮素有效去除的最佳途徑[10]. 然而，反硝化具有強烈的時空異質性，精確、簡便測定反硝化速率一直是一個世界性難題[11]. 這是由于反硝化主要產物N2在大氣中的背景值高達79%，在如此高的背景環(huán)境中一般難以直接測定[12]. 當前對原位狀態(tài)下水塘反硝化過程的研究報道較少. 已經(jīng)建立的反硝化測定方法多以間接測定為主，如乙炔抑制法、15N同位素示蹤法、化學計量法等[9]，但是這些方法普遍存在人為擾動大、操作繁瑣、誤差大等不足，無法精確測定水土界面反硝化速率. 近年來，基于N2∶Ar的膜進樣質譜法(MIMS)被廣泛用于直接測定淹水環(huán)境反硝化速率[13]，其測定速度快(<3 min)、精度高(<0.03%)、進樣少(<7 mL)、操作簡便等，被廣泛用于不同水體環(huán)境反硝化作用研究[9]. 目前，MIMS不僅已大量應用于河道[14]、河口以及稻田土壤反硝化速率直接測定[14-15]，還可以與反硝化培養(yǎng)裝置串聯(lián)，模擬室內環(huán)境條件控制下反硝化速率的變化[16-17].

天目湖位于太湖流域上游，由沙河和大溪兩大水庫組成，是溧陽市重要的飲用水源地. 天目湖流域內分布著1000多個大小不一的水塘，每1 km2約有7個[18]. 這些水塘主要由降雨沖刷和坡面產流匯集而成，一般多具有小流域結構. 由于其數(shù)量眾多，這些水塘構成了丘陵坡地污染攔截和消納的第一道防線，其反硝化脫氮潛力大小將直接影響下游天目湖湖體輸入的氮量及水生態(tài)健康. 本文根據(jù)天目湖水塘集水區(qū)土地利用及水塘類型的特點，選擇天目湖流域內4類(茶園塘、村塘、養(yǎng)殖塘、林塘)共14個典型水塘，采用膜進樣質譜法(MIMS)測定水體中溶存的氮氣(N2)濃度，并結合水氣交換通量模型估算水體反硝化潛力，分析水塘反硝化潛力變化特征及其主要影響因素，揭示其時空變化規(guī)律，以期為太湖上游丘陵區(qū)氮污染源頭控制和水質改善提供科學支撐.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

天目湖流域位于江蘇溧陽境內，為太湖上游低山丘陵區(qū)，流域總面積246 km2，由沙河和大溪兩大水庫流域組成，面積分別為154和92 km2. 根據(jù)2017年天目湖流域土地利用遙感數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，天目湖流域土地類型主要為：林地、耕地、茶園、水域等，其中林地是該流域最主要的土地類型，面積約110 km2，占流域總面積44.6%；耕地面積僅次于林地，約為47 km2，占比18.9%；茶園面積29 km2，位居第三，占比11.9%. 天目湖流域屬亞熱帶季風氣候，四季分明，夏季和秋季溫度高，降水量大. 流域內農業(yè)種植包括茶樹、水稻、油菜、小麥、稻-麥和稻-油，氮肥施用量分別約為959、445、315、247、692和760 kg/(hm2·a)[4]，農業(yè)施肥也主要集中在夏季和秋季，受氣候條件和施肥的影響，反硝化作用在夏季和秋季較為劇烈.

1.2 樣品采集與沉積物培養(yǎng)實驗

本文選擇天目湖流域內14個水塘，根據(jù)其集水區(qū)土地利用類型及用途不同劃分為4種類型水塘，其中茶園塘3個、村塘4個、林塘4個、養(yǎng)殖塘3個(圖1). 在反硝化作用劇烈的夏季和秋季，即2020年6-11月期間，每月月末采集1次各水塘表層水樣，測定各水塘水體中溶存的N2濃度. 同時，于2020年10月采集1次各水塘的柱狀沉積物，用于室內反硝化的測定. 其中，由于林塘沉積物厚度較薄，無法采集完整柱狀沉積物，因此林塘的反硝化速率未進行測定.

圖1 天目湖流域采樣點位分布及不同類型水塘Fig.1 Distribution of sampling points and diagram of different types of ponds in Lake Tianmu Basin

采集樣品用于N2測定時，應全程動作緩慢，避免氣泡產生，并減少與空氣接觸. 首先，將采樣器緩慢沒入水塘水體表面約10 cm后，緩慢提起采樣器. 打開采樣器底部止水閥，將采樣器中的水樣通過硅膠管緩慢引流至帶橡膠墊片的螺口瓶(7 mL)的底部，當水樣裝滿整個樣品瓶后應繼續(xù)引流，讓其溢出樣品瓶體積3倍以上. 隨后，在樣品瓶液面下注射0.1 mL飽和ZnCl2溶液，以抑制微生物的活動. 最后，迅速擰緊瓶蓋，并將樣品瓶倒置觀察其中是否有氣泡產生，如果有氣泡則需要重新采集，每次樣品均取3個重復. 同時采集水塘表層水樣約550 mL，用于測定水體中各項水質指標.

在樣品采集時的采樣現(xiàn)場，利用便攜式多參數(shù)水質檢測儀(YSI 6000，USA)對采樣點位的各項環(huán)境要素進行現(xiàn)場測定，包括水溫、pH、溶解氧等指標.

此外，還在2020年10月采集水塘無擾動沉積物柱狀(10 cm)樣品，在各水塘不同區(qū)域采集3個平行沉積物柱狀樣品，用于室內反硝化培養(yǎng)實驗，采樣結束后并采集各水塘原位水樣作為反硝化培養(yǎng)的上覆水. 室內培養(yǎng)時，首先將上覆水倒入培養(yǎng)裝置中，并將柱狀沉積物垂直放入培養(yǎng)裝置中，并控制上覆水水位高出培養(yǎng)柱約3～5 cm，調節(jié)溫度與采樣時的水溫一致，同時利用通氣泵保持上覆水通氣6 h以上，使得沉積物達到穩(wěn)定條件，并使得柱樣淹水環(huán)境溶解氧濃度與原位水體基本一致. 培養(yǎng)開始前，首先關閉通氣閥，將柱蓋在水下擰緊，并連接柱蓋上的進出水管；然后打開進出水管的閥門，當進水管的原位水樣可在重力作用下進入培養(yǎng)柱，同時出水管有水樣流出時，說明整個培養(yǎng)系統(tǒng)是密閉的. 同時，要觀察進出水管和密閉柱樣是否有氣泡殘留，若有氣泡則應排空氣泡. 培養(yǎng)開始后，開啟培養(yǎng)裝置頂部的可調速電機，轉速設置為75轉/min，以保證沉積物培養(yǎng)柱中水體的充分混勻，采樣第一個樣品作為0時刻樣品，同時依次在2、4、6、8、10、12、22、24 h時刻分別取樣，每個時空均采集3個5 mL的平行樣品，以減少誤差，采集的樣品均于48h內測定完畢. 具體的室內培養(yǎng)實驗方法詳見李曉波等[9].

1.3 理化指標的室內測定

對于N2濃度，利用膜進樣質譜儀(MIMS)測定水樣(水塘表層水和室內沉積物培養(yǎng)上覆水)中N2/Ar的比值來計算其氮氣濃度.

1.4 反硝化速率計算

水塘反硝化作用的估算包括2種方法，一是對水體的直接測定，采用MIMS測定水體N2濃度，計算N2的過飽和濃度，并結合水氣交換通量模型計算水體反硝化速率；二是沉積物室內培養(yǎng)測定的反硝化速率，根據(jù)不同培養(yǎng)時間反硝化產物N2濃度和時間變化進行線性擬合，計算反硝化速率. 第一種方法操作簡便，對原位條件無擾動，能夠快速獲取野外原位條件下反硝化速率. 但同時存在較大的不確定性，這主要是由于當前有多個備選的水氣交換通量估算模型，當這些模型應用至丘陵區(qū)溝塘反硝化速率測算中可能存在誤差不一的問題；第二種方法是目前最為常用的方法，但一般在實驗室控制條件下進行，操作繁瑣且不可避免地改變了原位條件(比如光照、風速擾動等)，對估算精度會產生一定的影響. 盡管如此，眾多學者認為該方法估算的反硝化速率相對可靠，與真實的反硝化速率較為接近[8,13-14,17]. 本研究根據(jù)沉積物測算的反硝化速率來約束模型估算的結果，并優(yōu)選適合于丘陵溝塘的水氣交換通量模型，來進一步提升反硝化測算的可靠性和精度.

上述2種方法N2濃度的測定均采用MIMS法. MIMS法是利用氣體過濾膜系統(tǒng)直接將水樣中溶存的氣體吸入質譜儀真空分析室，經(jīng)過離子化，由質譜儀測出氣體組成和含量，對N2、Ar的測定精度分別小于0.5%、0.05%，但對于N2/Ar的測定精度小于0.03%，水環(huán)境中Ar溶解度一般只受溫度和鹽度的影響，其濃度非常穩(wěn)定.

通過水氣交換通量模型來計算水體反硝化速率時，首先需計算出過飽和濃度(Δ[N2]，μmol/L)，具體可通過下述公式得出：

Δ[N2]=[N2]/[Ar]×[Ar]*-[N2]*

(1)

式中，[N2]/[Ar]為經(jīng)過質譜校準過的水樣中N2和Ar的濃度比值，[N2]*、[Ar]*為特定溫鹽條件下N2、Ar的理論平衡濃度(μmol/L).

依據(jù)水-氣界面的分子擴散模型和亨利定律，估算不同單位面積水塘單位時間反硝化N2的增量(F，mmol/(m2·d))，計算公式如下：

F=k·Δ[N2]

(2)

式中，k為氣體擴散系數(shù)，由現(xiàn)場測定的溫度、風速等參數(shù)結合氣體Sc數(shù)(schmidt number)計算. 考慮到風速變化對估算k值的影響，本研究采用Cole和Caraco提出的CC98模型[19]，該模型開發(fā)時的風力條件與本研究的水塘最為相似，估算k值的計算公式如下：

CC98:k=[2.07+(0.215U101.7)](Sc/600)-2/3

(3)

式中，U10為水面上方10 m處的風速(m/s)，由流域內安裝的氣象站獲得. 而Sc數(shù)為水的動力黏度與待測氣體分子擴散速率之比，對于特定氣體，Sc數(shù)與水溫、鹽度等物理參數(shù)有關，Wanninkhof[20]提出N2氣體Sc數(shù)與水溫的關系式如下：

Sc=1970.7-131.45t+4.1390t2-0.052106t3

(4)

式中，t為水溫(℃).

除了CC98模型中的k值計算方法外，還有許多其他的方法來計算k值. 本文列舉了另外2種計算k值的經(jīng)驗模型，將不同模型計算的結果進行比較，以探究不同k值計算方法的選擇所帶來的不確定性. 模型方程如下：

1)LM86模型: Liss and Merlivat (1986)[21]：

k=0.17U10(Sc/600)-2/3(0k=(2.85U10-9.65)(Sc/600)-1/2(3.6k=(5.9U10-49.3)(Sc/600)-1/2(U10>13)

(5)

2)CW03模型: Crusius and Wanninkhof (2003)[22]：

(6)

在室內沉積物培養(yǎng)實驗中，根據(jù)反硝化產生的N2濃度變化與培養(yǎng)時間的關系來估算反硝化速率. 具體計算公式如下：

Y=mX+b

(7)

式中，Y是不同培養(yǎng)時間對應的反硝化產物N2濃度(μmol/L)；斜率m是沉積物上覆水中N2濃度變化速率(μmol/(L·h))；X是培養(yǎng)時間(h)；b是初始上覆水中N2濃度(μmol/L)；結合上覆水體積V(L)和沉積物柱樣橫截面積S(m2)，即得反硝化速率(F，mmol/(m2·d))，計算公式如下：

F=0.024mV/S

(8)

式中，0.024為單位換算系數(shù).

2 結果與分析

2.1 上覆水與沉積物理化特性

表1 夏季和秋季各個水塘水體水質參數(shù)(平均值±標準偏差)*

表2 各水塘沉積物理化參數(shù)(平均值±標準偏差)*

2.2 水塘水體N2過飽和濃度變化

用膜進樣質譜法測定水塘水體反硝化作用，結果表明，不同類型水塘反硝化作用存在一定的時空差異. 圖2a為不同類型水塘夏季和秋季N2過飽和濃度(ΔN2)的變化. 14個水塘上覆水溶解N2過飽和濃度介于1.36～28.35 μmol/L之間，平均值為(8.23±6.04) μmol/L. 夏季4種類型水塘N2過飽和濃度平均為(8.81±4.08) μmol/L，其中茶園塘N2過飽和濃度在所有類型水塘中最高，達到(13.91±4.79) μmol/L；其次是村塘，為(8.28±1.36) μmol/L；林塘和養(yǎng)殖塘較為接近，分別為(6.54±1.34)、(6.51±1.79) μmol/L. 夏季水塘上覆水溶解N2過飽和濃度大小依次為：茶園塘>村塘>林塘>養(yǎng)殖塘.

秋季4種類型水塘N2過飽和濃度均值為(7.64±7.46) μmol/L，其中茶園塘ΔN2最高，為(19.39±5.48)μmol/L；養(yǎng)殖塘次之，為(4.61±1.57) μmol/L；村塘為(4.57±1.29) μmol/L；林塘ΔN2最低，為(2.00±0.42)μmol/L，秋季水塘上覆水ΔN2大小依次為：茶園塘>養(yǎng)殖塘>村塘>林塘. 總體上，水塘水體夏季ΔN2高于秋季，村塘、林塘和養(yǎng)殖塘均呈現(xiàn)相同的規(guī)律，而茶園塘夏季ΔN2低于秋季，可能與秋季茶園高強度施肥有關.

2.3 水塘水體反硝化潛力

采用CC98模型中的水氣交換通量模型來估算不同類型水塘水體反硝化潛力，由圖2b可知水塘反硝化潛力在時間和空間上均存在差異. 14個水塘的反硝化速率均值為(4.75±3.27) mmol/(m2·d). 其中茶園塘反硝化速率最高，為(9.36±1.44) mmol/(m2·d)，村塘和養(yǎng)殖塘分別為(5.47±1.52)和(3.09±0.52)mmol/(m2·d)，林塘最低為(1.09±0.48)mmol/(m2·d)，茶園塘反硝化速率大約是村塘的1.7倍、林塘的8.6倍、養(yǎng)殖塘的3倍，其反硝化速率均值大小順序為：茶園塘>村塘>養(yǎng)殖塘>林塘. 反硝化速率與氮氣過飽和濃度的季節(jié)變化規(guī)律一致.

室內沉積物培養(yǎng)實驗結果表明，不同類型水塘沉積物的反硝化速率表現(xiàn)出一定的差異性(圖2b). 9個水塘的沉積物反硝化速率在2.21～10.34 mmol/(m2·d)之間，平均值為(5.73±2.65)mmol/(m2·d). 其中村塘和養(yǎng)殖塘反硝化速率分別為5.24和2.75 mmol/(m2·d)，茶園塘的反硝化脫氮能力最強，反硝化速率為9.19 mmol/(m2·d). 總體上，室內培養(yǎng)試驗測得的反硝化速率與CC98模型估算結果較為接近.

圖2 夏季和秋季不同類型水塘N2過飽和濃度(a)和水體反硝化速率(b)(b圖中“-”表示水塘沉積物反硝化速率)Fig.2 The excess concentrations of N2(a) and denitrification rate in water(b)in different types of ponds in summer and autumn(“-” in the figure b represents the measured denitrification rates from pond sediments)

2.4 水塘反硝化作用與環(huán)境因子的關系

圖3 水塘水體N2過飽和濃度與水體(a)和沉積物(b)理化指標的相關性分析Fig.3 Correlation analysis of N2 supersaturated concentration in pond water with physicochemical indexes of water body (a) and sediment (b)

沉積物反硝化速率與硝態(tài)氮和總氮濃度呈現(xiàn)顯著的正相關性(P<0.01，圖3b)，而與容重存在顯著的負相關性(P<0.05)，pH、含水率和氨氮與沉積物反硝化速率的相關性不顯著. 水體和沉積物反硝化作用均與硝態(tài)氮濃度呈顯著正相關關系.

3 討論

3.1 水塘沉積物反硝化估算及其不確定性

通過膜進樣質譜法測定上覆水N2過飽和濃度，結合水氣交換通量模型估算上覆水反硝化速率在0.53～12.65 mmol/(m2·d)之間，平均值為(4.75±3.27)mmol/(m2·d). 與其他研究相比，本研究報道的水塘反硝化速率范圍明顯高于其他不同類型水體的范圍. 比如，張波等對太湖流域典型河流沉積物反硝化速率研究發(fā)現(xiàn)，利用15N同位素配對法測得25℃時反硝化速率為0.79 mmol/(m2·d)，10℃時為0.26 mmol/(m2·d)，明顯低于水塘沉積物反硝化速率[23]. Bonnett等利用乙炔抑制法測定英國西南部Tamar河流沉積物反硝化速率為0.64 mmol/(m2·d)，低于本研究水塘反硝化速率[24]. Lazar等利用15N同位素配對技術測得美國東北部農村海貍池塘沉積物反硝化速率為1.73～4.21 mmol/(m2·d)，也總體低于本研究的結果[25]. 然而，一些河流的反硝化速率要高于本研究的結果. 比如，陳能汪等利用膜進樣質譜儀對九龍江河口區(qū)溶解N2濃度測定，并采用水氣交換模型估算了其反硝化速率，發(fā)現(xiàn)其均值為21.7 mmol/(m2·d)，明顯高于本研究水塘反硝化速率[15]. 龍虹竹等利用改進的乙炔抑制法對川中丘陵區(qū)農業(yè)源頭溝渠沉積物反硝化速率測定，其反硝化速率均值為8.96 mmol/(m2·d)，高于本研究水塘沉積物反硝化速率[26]. 李佳霖等同樣利用15N同位素配對法測得彌河沉積物反硝化速率為16.34 mmol/(m2·d)，明顯高于天目湖流域水塘沉積物反硝化速率[27]. 通過這些對比發(fā)現(xiàn)，本研究報道的水塘反硝化速率波動范圍在全球不同類型的水體中均有報道. 由于丘陵區(qū)水塘與坡地相連并直接受納坡地產生的污染物，本研究的結果證實了其相對較強的反硝化速率在削減氮負荷及減少下游污染方面發(fā)揮了重要的作用.

本研究通過對水樣中氮氣的直接測定，并通過水氣交換模型測算了反硝化速率. 與其他傳統(tǒng)的測定方法相比，膜進樣質譜法直接測定水體反硝化作用具有精度高、操作簡便、結果可靠等特點[28-30]，并且適用于無沉積物或少沉積物的水體. 本研究對不同類型水塘水體反硝化速率直接測定，同時采集各水塘沉積物柱樣進行室內培養(yǎng)測定反硝化速率，兩種測定方法的結果具有可比性(圖4)，并且前者實驗周期更短.

然而，本研究的估算存在一定的不確定性. 首先，反硝化估算受采樣頻率的影響. 例如每月采集一次水塘上覆水存在很大的不確定性，因為N2濃度時刻在變化，低頻的觀測難以準確獲得N2的動態(tài)變化. 此外，本研究僅估算了N2水氣通量，未考慮不完全反硝化產生的N2O排放. 盡管對于大多數(shù)水體而言，N2O水氣通量一般只占總通量的0.1%～1.0%，比如九龍江河口區(qū)反硝化作用產生的N2O水氣交換通量只占0.25%[15]. 但在某些情況下，最高可達到6%[31]，這說明我們在一定程度上低估了水塘反硝化潛力，需要對N2和N2O水氣通量同時評估. 此外，反硝化估算是否準確與水氣交換模型的選擇有很大的關系，這是因為當前有很多不同的估算模型(見本文2.4節(jié)部分). 其中，Cole和Caraco[19]提出的水氣交換模型被應用最廣泛、精度最高，且適用于丘陵區(qū)水文氣象條件. 該模型采用風速和溫度作為模型的輸入，使其更接近原位環(huán)境條件，能更精準地刻畫水氣交換過程. 本研究還進一步采用沉積物柱狀培養(yǎng)測定反硝化速率來驗證水氣交換通量的結果，研究進一步證實CC98模型估算的反硝化速率與傳統(tǒng)室內反硝化模擬試驗測得的速率非常接近. 然而，對于其他2個常用的水氣交換模型，估算的結果遠小于室內沉積物培養(yǎng)測得的反硝化速率. 比如，當采用LM86和CW03模型時，估算的反硝化速率僅為實驗室測得的速率的1/10～1/3，這說明這些模型不適用于丘陵區(qū)水塘反硝化潛力的估算. 然而，水氣交換過程不僅受到大氣擾動，也受到水文和微氣象等因素的影響，在未來的工作中，應原位測定k值，以期更準確地估算反硝化速率.

圖4 不同k值計算模型估算的水塘反硝化速率差異(LM86、CW03和CC98指采用相應的公式計算得出的反硝化速率，具體公式見本文1.4節(jié)部分；圖中“-”代表水塘沉積物反硝化速率)Fig.4 The difference of denitrification rates of ponds estimated by different k calculation models

3.2 影響水塘反硝化作用的主要因素

溶解氧水平是影響反硝化脫氮的重要因素. 這是因為反硝化一般為厭氧過程，高濃度溶解氧的存在會顯著抑制反硝化功能微生物的活性，進而抑制反硝化脫氮過程[37]. 本研究發(fā)現(xiàn)，水塘反硝化速率與溶解氧濃度之間呈顯著負相關關系(r=-0.47，P<0.05). 在不同O2濃度水平下檢測土壤反硝化速率，其最高值出現(xiàn)在無氧條件下[38]；丘陵區(qū)水塘水體溶解氧濃度夏季低于秋季，其反硝化速率夏季大于秋季；在不同類型水塘上，茶園塘和村塘水體溶解氧濃度低于林塘和養(yǎng)殖塘，低溶解氧濃度有利于反硝化細菌的生長，從而促進反硝化作用[39]；在沉積物中較高的含水率會阻止氧氣的傳輸，從而形成厭氧條件，茶園塘沉積物含水率較高，其反硝化速率也較高，二者有一定的相關關系，但相關性不顯著.

4 結論

1)研究區(qū)夏、秋兩季4種類型水塘水體N2過飽和濃度介于1.36～28.35 μmol/L之間，反硝化速率在0.53～12.65 mmol/(m2·d)之間，總體上夏季反硝化速率高于秋季.

2)不同類型水塘反硝化速率存在顯著空間差異，茶園塘反硝化速率最高，村塘和養(yǎng)殖塘次之，林塘最低.

4)與水塘沉積物室內培養(yǎng)測定反硝化速率相比，直接測定水體原位反硝化速率具有可行性，且操作簡便，實驗周期短.

5)對不同水氣交換模型的計算結果進行比較，發(fā)現(xiàn)CC98模型更適用于太湖上游丘陵區(qū)水塘反硝化速率的估算.