探究海河流域重污染河流高氨氮形成原因

　　1 引言(Introduction)

　　我國北方河流水資源稟賦不足, 天然徑流逐年減少, 污廢水成為河流主要補給水源, 呈現出典型非常規水源補給特征(朱曉春, 2012).非常規水源補給河流普遍呈現出高氨氮特征.水體中過(guò)量的氨氮一方面會(huì )通過(guò)硝化作用消耗水中溶解氧, 使得河流水體處于厭氧或缺氧狀態(tài), 進(jìn)而導致水體黑臭;另一方面非離子氨會(huì )破壞生物酶水解過(guò)程, 對生物體產(chǎn)生毒害作用(賈旭穎等, 2014).非常規水源補給河流中的氨氮主要來(lái)自城市生活污水和工業(yè)廢水及由水土流失和農田施肥造成的氮素流失等(李珊珊等, 2013).大量未處理生活污水和生產(chǎn)廢水排入河流水體, 積累了較多氨氮, 相當一部分蓄積在沉積物中(Morin et al., 1999; Portielje et al., 1999; Cornwell et al., 2011).污補河流在外源氮營(yíng)養鹽得到控制后, 仍存在內源釋放風(fēng)險(張淑珍等, 2016).當河流環(huán)境改變時(shí), 沉積物孔隙水中的氨氮則通過(guò)水-沉積物界面向上覆水釋放, 重新進(jìn)入水體(Dong et al., 2000;王圣瑞等, 2013).其與水體污染程度存在正相關(guān), 同時(shí)受氮營(yíng)養鹽本底濃度、有機物濃度、沉積物水界面氮素分布和環(huán)境條件等因素改變而影響沉積物氮循環(huán)(Henriksen et al., 1981;王超等, 2015;賀寶根等, 1999).因此了解氨氮在沉積物中的分布特征及其轉化, 對認識河流氨氮生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程尤為重要.

　　海河流域是我國七大流域之一, 流域氮污染尤為明顯.根據全國2007年污染源普查數據, 海河流域氨氮排放總量為6.17×104 t, 其中城鎮居民生活污水排放占52.2%, 工業(yè)和建筑業(yè)污廢水排放占47.6%;子牙河水系排放量高于海河流域其他水系, 占總排放量的33%.子牙河水系81個(gè)水功能區中, 有33個(gè)的NH3-N超出河流容納能力, 占子牙河水系河流總長(cháng)的50%(中華人民共和國環(huán)境保護部, 2010).滏陽(yáng)河是子牙河水系典型污補河流, 沿途城市污廢水排放量逐年增加, 河流非常規水源補給占比較高, 多年平均濃度均超過(guò)地表水Ⅴ類(lèi)水質(zhì)標準, 均值高達24.87 mg·L-1(榮楠等, 2016).沉積物是水體氮素的重要歸宿和來(lái)源, 滏陽(yáng)河沉積物中氨氮平均含量高達569.1 mg·kg-1, 為維持水-沉積物界面氨氮平衡, 沉積物作為重要的氮素內源可能會(huì )向水體中釋放氨氮.氨化作用與硝化作用是氮循環(huán)中主要的產(chǎn)氨和耗氨過(guò)程;而過(guò)量的氮類(lèi)物質(zhì)進(jìn)入沉積物會(huì )影響河流沉積物中氮素的氨化和硝化過(guò)程(趙鈺等, 2014;姜霞等, 2009).

　　河流沉積物的氨化和硝化速率主要受有機質(zhì)、溶解氧和水體氨氮濃度等環(huán)境因子的影響.對丹江口庫區的研究發(fā)現, 氮礦化速率受沉積物含水率和碳氮比影響;通過(guò)對長(cháng)江流域的研究發(fā)現, 氮礦化速率與沉積物有機質(zhì)顯著(zhù)正相關(guān);通過(guò)對美國佐治亞州河流沉積物的潛在硝化速率與沉積物溶解氧和微生物豐度變化相關(guān)(李銘等, 2012;Luo et al., 2010;Caffrey et al., 2007).目前關(guān)于海河水系沉積物污染問(wèn)題的研究, 大多集中在外源污染物排放、重金屬和有毒有機物污染等方面.當外源污染物受到控制后, 沉積物中污染物的釋放貢獻則不容忽視.但區域內缺乏高氨氮河流氮素內源污染及氮素的生物地球化學(xué)循環(huán)過(guò)程的研究, 尤其對非常規水源補給河流沉積物主要的氮循環(huán)過(guò)程氨化和硝化作用尚無(wú)系統性研究.本研究對滏陽(yáng)河不同河段水-沉積物界面氨氮分布特征及沉積物氨化速率和潛在硝化速率進(jìn)行系統分析, 以便為高氨氮污染河流的治理提供科學(xué)依據及技術(shù)支撐.

　　2 材料與方法(Materials and methods)2.1 研究區概況

　　滏陽(yáng)河位于海河流域中部, 屬于子牙河水系南支, 發(fā)源于太行山南麓的邯鄲市峰峰礦區, 流經(jīng)河北省東南部的邯鄲、石家莊、邢臺、衡水和滄州, 全長(cháng)413 km, 流域面積22814 km2(王金霞, 2004).滏陽(yáng)河按照所屬行政區劃主要包括滏陽(yáng)河邯鄲段、澧河、洨河、汪洋溝、邵村排干、滏陽(yáng)河衡水段.其中滏陽(yáng)河邯鄲段主要承接邯鄲及沿途各市縣污水, 澧河主要承接邢臺市的生活生產(chǎn)廢水, 洨河主要接納石家莊市區生活生產(chǎn)廢水, 汪洋溝主要接納石家莊市高新技術(shù)開(kāi)發(fā)區的制藥工業(yè)廢水, 邵村排干主要承接辛集市制革廢水, 滏陽(yáng)河衡水段除接納上游排污外, 還承接衡水各市縣的生活生產(chǎn)廢水.歷史上, 滏陽(yáng)河水量充沛, 曾是邯鄲地區至天津的主要航運交通線(xiàn), 近幾十年由于上游工農業(yè)用水急劇增加, 天然徑流逐年減少, 河道淤積萎縮, 除汛期外時(shí)有斷流發(fā)生.流域內工農業(yè)生產(chǎn)帶來(lái)大量污廢水排放, 加上沿途主要接納途徑各市縣的生活污水和各類(lèi)制藥、皮革、畜禽等重污染企業(yè)廢水成為滏陽(yáng)河主要補給水源.

　　2.2 樣品采集

　　基于滏陽(yáng)河地貌地質(zhì)、河流形態(tài)、土地利用情況、沿程排污點(diǎn)分布、不同區段污染排放等特點(diǎn), 結合省國控斷面(水文、水質(zhì)站點(diǎn))(王春澤, 2014), 在滏陽(yáng)河干流設置采樣點(diǎn)12個(gè), 采樣區域及采樣點(diǎn)分布如圖 1所示.本研究集中在滏陽(yáng)河上游邯鄲與邢臺段和下游石家莊與衡水段, 其中邯鄲段樣點(diǎn)為S01~S03, 邢臺段樣點(diǎn)為S04~S06, 石家莊段樣點(diǎn)為S07~S09, 衡水段樣點(diǎn)為S10~S12.

　　圖 1

　　圖 1滏陽(yáng)河沉積物采樣點(diǎn)位置分布

　　本試驗樣品采集于2014年6月和2015年5月分別進(jìn)行, 表層沉積物用抓式采泥器采集, 沉積柱用自重力采樣器采集, 沉積柱從距離水-沉積物界面40 cm處, 自上而下用虹吸管按5 cm分層采集上覆水, 柱狀沉積物樣品從水-沉積物界面向下20 cm處, 按1 cm分層, 過(guò)0.45 μm微孔濾膜得到孔隙水.沉積物樣品部分冷凍干燥后, 剔除石礫和水草等雜質(zhì), 研磨過(guò)100目尼龍篩, 置于自封袋中于4 ℃密封保存.

　　2.3 樣品分析2.3.1 常規指標測定

　　上覆水樣品按照《水和廢水監測分析方法》(第四版)中規定方法測定氨氮(NH3-N)、硝氮(NO3--N)、亞硝氮(NO2--N), 孔隙水樣品各指標采用全自動(dòng)化學(xué)分析儀(AMS Smart Chem 2000)測定(國家環(huán)境保護總局, 2002).

　　沉積物樣品無(wú)機氮(DIN)含量按照《土壤農化分析》(第三版), 經(jīng)2 mol·L-1 KCl溶液浸提出氨氮(NH3-N)、硝氮(NO3--N)、亞硝氮(NO2--N)后, 按照上覆水測量方法測定(鮑士旦, 2000).總碳(TC)、總氮(TN)、硫(TS)及碳氮比(C/N)均采用Elementar公司Vairo EL Ⅲ型元素分析儀測定.沉積物中總氮為總有機氮(TON)與無(wú)機氮(DIN)之和.

　　2.3.2 氨化速率測定

　　表層沉積物氨化速率(AR)的測定采用培養法(Hoewyk et al., 2000).取沉積物鮮樣, 加濃度為0.2%的胰蛋白胨溶液, 于恒溫振蕩培養箱中避光培養, 分別在0 h和8 h取出樣品, 加2 mol·L-1 KCl溶液浸提, 離心后取上清液按上覆水分析方法測定氨氮.氨氮積累速率即為氨化速率.

　　2.3.3 潛在硝化速率測定

　　潛在硝化速率(PNR)測定采用氯酸鉀抑制法(Kurola et al., 2005).稱(chēng)取沉積物鮮樣, 加磷酸緩沖溶液(NaCl 8.0 g·L-1, KCl 0.2 g·L-1, Na2HPO4 0.2 g·L-1, NaH2PO4 0.2 g·L-1, pH=7.4)及1 mmol·L-1 (NH4)2SO4.另外加入KClO3溶液以抑制亞硝酸鹽氧化.在室溫下培養24 h, 加入2 mol·L-1 KCl溶液作為浸提液, 離心后取上清液按上覆水分析方法測定亞硝酸鹽濃度.亞硝酸鹽累積速率即為潛在硝化速率.

　　通過(guò)實(shí)驗室培養法和抑制劑法分別測定一定時(shí)間內NH3-N和NO2--N的累積量得到滏陽(yáng)河表層沉積物的氨化速率(AR)和潛在硝化速率(PNR).

　　3 結果與討論(Results and discussion)3.1 上覆水和孔隙水中氮素分布特征

　　滏陽(yáng)河氨氮濃度從上游邯鄲段和邢臺段到下游石家莊段和衡水段呈現出遞增趨勢, 硝氮和亞硝氮則與氨氮相反, 上游河段濃度明顯高于下游河段.

　　在區域分布方面, 上覆水和孔隙水氨氮呈下游污染程度高于上游的特征.滏陽(yáng)河上游表層沉積物上覆水氨氮濃度較低, 其中邯鄲段平均值為0.96 mg·L-1, 孔隙水中氨氮濃度高于上覆水為3.34 mg·L-1;邢臺段上覆水為2.36 mg·L-1, 孔隙水濃度為3.77 mg·L-1, 上述區域工農業(yè)發(fā)展較慢, 城鎮分布密集程度低, 河流接納污廢水量相對較少, 表現出氨氮從沉積物向水體擴散趨勢.滏陽(yáng)河中游石家莊段上覆水濃度較高, 其中S8點(diǎn)達到165.33 mg·L-1, 超過(guò)《地表水質(zhì)量標準(GB3838—2002)》中Ⅴ類(lèi)水體氨氮標準濃度80倍, 上覆水氨氮平均值為60.81 mg·L-1, 遠高于洞庭湖上覆水氨氮平均濃度0.83 mg·L-1, 天津市引灤河道等主要地表河流氨氮年均濃度2.48 mg·L-1, 陜西渭河氨氮的平均濃度3.69 mg·L-1(王偉等, 2010;高翔, 2011;關(guān)建玲, 2012).孔隙水氨氮濃度為62.85 mg·L-1, 河流自?xún)裟芰ι胁荒芙鉀Q內源氨氮的釋放, 水體與沉積物氨氮濃度基本達到動(dòng)態(tài)平衡.下游衡水段上覆水氨氮濃度為8.20 mg·L-1, 孔隙水為5.82 mg·L-1, 呈現出上覆水向孔隙水中擴散的趨勢, 這是由于該河段接納了上游石家莊市大量城市生活污水及沿途的工業(yè)生產(chǎn)廢水(張洪等, 2015).

　　滏陽(yáng)河上游至下游水-沉積物界面氨氮濃度均呈現先上升后下降的趨勢.上游邯鄲段和邢臺段上覆水氨氮濃度基本維持在0.2 mg·L-1和2.8 mg·L-1, 均在水-沉積物界面處出現突然增高(圖 2a、2b), 說(shuō)明沉積物孔隙水和上覆水之間有很強的營(yíng)養物質(zhì)交換過(guò)程, 表現為從沉積物向上覆水擴散, 邯鄲段和邢臺段沉積物氨氮的釋放作用加重了該區域的富營(yíng)養化風(fēng)險, 這與前人的研究相符(謝偉芳等, 2011).滏陽(yáng)河石家莊段和衡水段則相反, 在垂直剖面上, 上覆水氨氮濃度大于孔隙水, 在水-沉積物界面有明顯的下降趨勢(圖 2c、2d), 沉積物表現為氨氮的匯.由于石家莊市長(cháng)期生活與工業(yè)污水的排入, 水體自?xún)羯形赐瓿? 但氨氮的持續輸入導致該區域水質(zhì)上覆水中氨氮向孔隙水和沉積物遷移、擴散和積累(盧少勇等, 2009).

　　圖 2

　　圖 2滏陽(yáng)河水-沉積物界面氨氮垂直分布特征

　　滏陽(yáng)河沉積物硝氮、亞硝氮分布特征如圖 3、圖 4所示, 河道沉積物硝氮和亞硝氮含量垂向變化規律相似, 且在上覆水中波動(dòng)幅度均顯著(zhù)大于孔隙水.沉積物呈現出的這種從孔隙水到上覆水遞增的現象, 與河流淺層沉積物受水體輸移和外源污染的影響相關(guān)(王圣瑞等, 2008).溶解氧充足的情況下, 硝氮和亞硝氮在水-沉積物界面處遷移轉化行為較為頻繁(Ullman et al., 1987).底層沉積物受到溶解氧的限制, 微生物活性較小, 硝氮和亞硝氮含量隨深度的變化幅度很小.

　　圖 3

　　圖 3滏陽(yáng)河水-沉積物界面硝氮垂直分布特征

　　圖 4

　　圖 4滏陽(yáng)河水-沉積物界面亞硝氮垂直分布特征

　　滏陽(yáng)河硝氮則呈現出由上游到下游逐漸降低的趨勢.邯鄲段和邢臺段硝氮平均濃度分別為2.74和1.71 mg·L-1, 均高于該段氨氮濃度, 說(shuō)明在此區域內, 排入水體的外源污染得到控制, 水中氮類(lèi)污染物已逐漸分解, 水體趨于自?xún)?石家莊段硝氮平均濃度為2.57 mg·L-1, 遠低于該段氨氮濃度, 表明石家莊段河流水體具備一定的自?xún)裟芰? 使氨氮得到降解, 但過(guò)多外源氮素的持續輸入, 大大超出河流自?xún)裟芰? 導致區域水質(zhì)呈現氨氮與硝氮雙高的情況.滏陽(yáng)河衡水段上覆水硝氮平均濃度為0.47 mg·L-1, 可見(jiàn)該區域已分解一定上游排入污染物, 但仍有新污染物的排入.控制外源氮素污染物向河流輸入, 改善水及沉積物氮循環(huán)過(guò)程, 才能恢復河流自?xún)裟芰?

　　3.2 氨化速率和潛在硝化速率

　　滏陽(yáng)河表層沉積物中各采樣點(diǎn)的基本理化指標數據如表 1所示.由表 1可知, 滏陽(yáng)河上游邯鄲和邢臺段沉積物氨氮濃度為3.23~73.02 mg·kg-1, 而下游石家莊和衡水段沉積物氨氮濃度為18.92~1135.03 mg·kg-1, 遠高于洞庭湖沉積物氨氮的99.50~263.70 mg·kg-1, 下游氨氮含量顯著(zhù)高于上游, 說(shuō)明滏陽(yáng)河下游沉積物氨氮內源負荷高于上游(王偉, 2010).

 　　滏陽(yáng)河表層沉積物的AR和PNR整體呈現出由上游至下游逐漸降低的趨勢(圖 5).滏陽(yáng)河表層沉積物AR變化范圍為1.060~18.200 μg·g-1·h-1, 平均值為4.300 μg·g-1·h-1, 其中在S07和S12分別達到最大值和最小值.PNR的最大值為0.598 μg·g-1·h-1, 出現在石家莊段樣點(diǎn)S09, 最小值為0.001 μg·g-1·h-1, 出現在石家莊段樣點(diǎn)S07, 平均值為0.152 μg·g-1·h-1.

　　圖 5

　　圖 5滏陽(yáng)河沉積物氨化速率和潛在硝化速率

　　由圖 5a可以看出, 滏陽(yáng)河邢臺段和衡水段AR處于較低水平, 邯鄲段和石家莊段AR較高.而PNR整體處于較低水平, 下游個(gè)別點(diǎn)位較高.該分布特征可能與滏陽(yáng)河流域工業(yè)污染分布密切相關(guān), 上游流段接納邯鄲市工業(yè)廢水和生活污水, 有機氮礦化作用明顯, 石家莊段除生活污水外, 還有多家大型制藥企業(yè), 制藥廢水中不僅氨氮含量較高, 還會(huì )存在抗生素抑制微生物生長(cháng), 從而抑制硝化反應的進(jìn)行(徐維海等, 2007).通過(guò)對比, 滏陽(yáng)河表層沉積物各個(gè)采樣點(diǎn)的AR均大于PNR, 以石家莊段樣點(diǎn)S07點(diǎn)最為嚴重.主要原因是S07為滏陽(yáng)河石家莊段各支流交匯處, 匯集了大量含氮有機物, 水體中氨化微生物不斷將有機物轉化為氨氮;另外, 滏陽(yáng)河作為典型污補河流, 大量外源污染物的輸入使水體中含有豐富的C、N源, 這些污染物富集在沉積物中, 為微生物的生長(cháng)和繁殖提供了場(chǎng)所, 從而使其具有較高的氨化速率(呂曉霞等, 2005).微生物數量的增加消耗了沉積物中的氧氣, 導致沉積物長(cháng)期處于低DO狀態(tài), 抑制了硝化細菌的生存繁殖, 使得PNR較低.因此污染源分布是影響AR和PNR空間差異的主要因素.滏陽(yáng)河表層沉積物的AR遠遠高于PNR, 這也是滏陽(yáng)河沉積物中氨氮含量高于硝氮的一個(gè)原因.由圖 5b可以看出, AR的平均速率要大于PRN, 平均氨化速率(AR)約為平均潛在硝化速率(PNR)的28倍.其中S07點(diǎn)是典型的氨氮積累點(diǎn), AR遠大于PNR, 氨氮的來(lái)源遠遠高于氨氮的硝化, 存在嚴重的內源污染風(fēng)險.

　　對比其它研究結果見(jiàn)表 2, 滏陽(yáng)河表層沉積物AR最小值與其它研究差距不大, 但最大值明顯高于其它研究結果, 其中測定最大值為18.200 μg·g-1·h-1, 高于文獻報道最大值, 是太湖濱湖帶最大值0.170 μg·g-1·h-1的107倍.測定最大值與最小值相差接近17倍, 遠高于文獻值差異, 顯示出滏陽(yáng)河水系AR空間差異較大, 且滏陽(yáng)河水系表層沉積物AR大于大多數文獻報道的平均值, 處于較高水平.本研究中PNR平均值超過(guò)0.100 μg·g-1·h-1, 與天然河流結果差距不大, 但最大值是湖泊岸邊帶的6.5倍, 說(shuō)明滏陽(yáng)河沉積物具有較強的硝化潛勢, 這與滏陽(yáng)河沉積物中有機質(zhì)含量較高密切相關(guān).沉積物有機質(zhì)可作為微生物生長(cháng)的基質(zhì), 促進(jìn)微生物充分生長(cháng), 形成微生物菌群, 在溶氧充足的情況下, 硝化細菌活性較強, 產(chǎn)生較高的PNR.PNR最小值與其他研究結果差距較大, 顯示出滏陽(yáng)河水系低氧現象突出, 沉積物溶解氧不足導致硝化潛能難以充分發(fā)揮.

 　　3.3 氨化和硝化過(guò)程的限制因素

　　滏陽(yáng)河城市段表層沉積物AR中位數為3.100 μg·g-1·h-1, 處于較高水平, 但PNR除個(gè)別點(diǎn)較高, 其它采樣點(diǎn)較低, 中位數為0.030 μg·g-1·h-1, 與其它研究基本處于同一數量級.對中位數比較可以看出, 滏陽(yáng)河城市段河流表層沉積物具有很強的氨化潛勢.通過(guò)Pearson相關(guān)性分析表 3可知, 表層沉積物氨化速率分別與沉積物氨氮、總有機氮和全氮顯著(zhù)正相關(guān), 與沉積物硝氮顯著(zhù)負相關(guān).表層沉積物潛在硝化速率分別與沉積物硝氮、總有機氮和全氮顯著(zhù)正相關(guān), 與沉積物總有機碳和碳氮比顯著(zhù)負相關(guān).沉積物有機碳、碳氮比和總碳、總氮等直接影響微生物生長(cháng)和代謝, 從而影響沉積物氨化和潛在硝化速率.具體聯(lián)系污水寶或參見(jiàn)http://www.sharpedgetext.com更多相關(guān)技術(shù)文檔。

 　　相關(guān)性分析結果表明, 沉積物有機質(zhì)作為氨化微生物生長(cháng)的必要條件, 有機碳中易于被微生物利用的部分對氨化過(guò)程起直接作用.沉積物有機質(zhì)作為基質(zhì)促進(jìn)微生物生長(cháng)并形成菌群, 產(chǎn)生較高的氨化、硝化速率(白潔等, 2010).國內一些研究指出可以用沉積物碳氮比來(lái)表征氮素氨化作用的潛力, 沉積物碳氮比與沉積物PNR顯著(zhù)負相關(guān), 說(shuō)明在沉積物氮含量限制下, 河流硝化過(guò)程可能受到阻礙, 沉積物中微生物易利用有機碳控制著(zhù)氮轉化的方向和速率(趙彤等, 2014).河道中氨氮負荷削減取決于硝化速率, 硝化過(guò)程受限直接影響滏陽(yáng)河氨氮自?xún)裟芰? 這與前人研究相符(Usman et al., 2000).沉積物AR和PNR與全氮量相關(guān)性顯著(zhù), 這是由于沉積物中全氮作為氮素礦化硝化作用的重要氮源, 是沉積物參與調控微生物生長(cháng)的重要組成部分.氮礦化是沉積物中微生物將有機氮轉化分解為無(wú)機氮的過(guò)程, 沉積物有機氮含量與AR和PNR呈顯著(zhù)正相關(guān).沉積物硝化能力則受到溶解氧限制, 滏陽(yáng)河城市段低溶解氧現象突出, 上覆水體溶氧量不足導致沉積物接納溶氧量相對較少(Khalid et al., 1978).有機質(zhì)含量較高進(jìn)一步增大沉積物耗氧能力, 硝化速率較低影響河道中氨氮的削減導致河流系統氨氮積累, 影響河流自?xún)裟芰?但本研究中溶解氧與兩類(lèi)速率沒(méi)有顯著(zhù)相關(guān)性, 推測可能是溶解氧對沉積物的影響具有延遲性的結果.

　　4 結論(Conclusions)

　　1) 滏陽(yáng)河流域南部區域邯鄲段、邢臺段的表層沉積物上覆水氨氮濃度較低, 呈現出氨氮從沉積物向水體擴散趨勢;中下游石家莊段、衡水段表層沉積物上覆水濃度高于孔隙水, 上覆水中氨氮向孔隙水和沉積物遷移、擴散和積累.硝氮、亞硝氮垂向變化趨勢相似, 含量從上覆水到孔隙水遞減.

　　2) 滏陽(yáng)河表層沉積物氨化速率(AR)變化范圍為1.06~18.20 μg·g-1·h-1, 平均值為4.30 μg·g-1·h-1.潛在硝化速率(PNR)的最大值為0.598 μg·g-1·h-1, 最小值為0.001 μg·g-1·h-1, 平均值為0.152 μg·g-1·h-1.平均氨化速率約為平均潛在硝化速率(PNR)的28倍.氨氮的產(chǎn)生遠遠高于氨氮的消耗, 存在較高的內源污染風(fēng)險.

　　3) 滏陽(yáng)河表層沉積物氨化速率受沉積物氨氮、總有機氮和全氮影響, 沉積物硝氮含量制約氨化作用的發(fā)生.表層沉積物潛在硝化速率與沉積物硝氮、總有機氮和全氮相關(guān)性密切, 與沉積物總有機碳和碳氮比顯著(zhù)負相關(guān), 沉積物本底值會(huì )直接影響氨化和硝化作用反應速率.(來(lái)源：環(huán)境科學(xué)學(xué)報 作者：王若冰)