硝化-反硝化作用是沉积物中氮的地球生物化学循环的一个重要过程, 也是水体氮滞留的重要作用机制.近30年来, 有关水体沉积物硝化-反硝化潜力、作用机制及影响因素的研究, 一直都是环境科学、环境地球化学、水生态学等学科领域的热点^[1~4].总的来看, 尽管针对溪流等小河流水体沉积物硝化-反硝化潜力的研究已有一些^{[5, 6]}, 但相对于海湾、湖库、河口等大尺度水域, 现有研究还显得很不充分.源头溪流不仅是河流水系统的重要组成部分, 也是汇流区养分传输、转化的重要场所和通道, 因此在削减和调控入河氮素负荷向下游水体传输方面, 有着举足轻重的地位^[7~9].尽管沉积物的硝化-反硝化过程也是溪流氮素滞留的重要机制, 但由于对源头溪流等小尺度河流水体养分滞留重要性的认识起步较晚, 致使对溪流沉积物硝化-反硝化潜力、特征和贡献水平的定量刻画, 都还存在很多深层次问题需要进一步探究^{[10, 11]}.

在城市化进程中, 城郊地区土地利用类型、强度等都发生了巨大变化, 导致了城郊河流水环境质量状况往往呈现明显的下降态势^{[12, 13]}.由人为扰动带来的大量水土流失, 以及生活污水和工业废水的无序排放, 改变了城郊地区溪流水相和底质的物质组成和微生物群落结构, 使得表层沉积物的硝化-反硝化作用表现出一定的复杂性与特殊性^[14].合肥市地处富营养化严重的巢湖西半湖北侧, 横穿城区的南淝河将大量氮素养分负荷直接输入巢湖, 成为巢湖流域最大的氮磷污染负荷输入通道.本研究拟以合肥城区东北部的一条城郊溪流为对象, 针对土地利用变化引发的多种人工扰动效应, 根据溪流底质污染来源和理化性质的不同, 设置多种情形, 就表层沉积物的硝化-反硝化潜力及其变化特征和影响因素进行分析, 以期为巢湖入湖河流水污染控制和氮素污染负荷削减提供依据.

本研究选定的溪流靶区位于合肥东北部城区边缘的职教城境内, 为南淝河主要支流二十埠河的重要源头之一.该溪流属于自然冲刷形成, 全长约4.0 km, 水面宽度约0.6~2.5 m, 水深约0.1~0.6 m, 流速约0.09~0.35 m·s^-1, 溪流两侧为明显的低矮丘陵岗地特征.由于城市建设的快速推进, 汇流区中、下部岗坡土地正逐步向住宅、工业用地过渡, 而在汇流区左侧的岗坡顶部已建成多所高校新校区, 并逐步成为合肥市职业教育中心.目前汇流区内多条城市道路开始修建, 特别是在溪流左侧不远处, 与溪流走向平行的前岭路正处于施工阶段, 几场强降雨将道路施工中新翻的深层土壤冲刷进入溪流, 并形成厚厚的淤积层.

实地调查发现, 在与溪流垂直交叉的淮海大道桥涵内有一污水排放口, 来自安徽大学艺术与传媒学院的少量生活污水通过道路雨水管直接排入溪流水体, 使得部分溪流段水质污染严重.除此之外, 溪流上没有其他明显的污染点源存在.正是由于来自高校校园, 污水出流流量、水质受高校教学活动影响很大, 特别是寒暑假期间几乎没有污水排入. 2016年5月至2017年1月, 按每月一次的频率开展水样采集(水质与沉积物的采样点一一对应), 统计结果见表 1.

表 1 (Table 1)

表 1 溪流水质统计结果 Table 1 Physiochemical parameters of water quality of the study stream reach 采样点 TN /mg·L-1 NH4+-N /mg·L-1 NO3--N /mg·L-1 TP /mg·L-1 SRP /mg·L-1 COD /mg·L-1 EC /μS·cm-1 ORP /mV pH 1 3.54 1.74 0.492 0.092 0.041 31.77 401 129 7.87 2 3.72 1.62 0.532 0.093 0.054 33.03 367 123 7.78 3 21.92 15.82 0.917 1.217 0.930 92.39 550 66 7.53 4 19.70 14.22 0.779 1.079 0.834 75.43 514 83 7.54 5 15.46 10.60 0.688 0.885 0.597 62.58 518 96 7.61 6 14.50 9.89 0.648 0.706 0.501 48.01 503 104 7.60

表 1 溪流水质统计结果 Table 1 Physiochemical parameters of water quality of the study stream reach

沿溪流水流方向设置6个采样点位, 其中1、2号采样点位于溪流上游且在污水排放口的上方, 两侧主要为抛荒农田、林地; 3号采样点位于排污口下方30 m, 该水域是因修建桥涵而形成的面积约70 m²浅水塘; 4~6号采样点位于一般溪流沟渠段, 且在4号点上方不远处有明沟与左侧80~100 m外正在修建的道路排水沟相通.采样点分布大体情况, 见图 1.

图 1

Fig. 1

图 1 采样点分布示意 Fig. 1 Sketch-map of the distribution of the sampling sites

2016年5月至2017年1月按照每月一次的采样频率, 采集表层5~10 cm底质, 并在实验室将其置于阴凉通风处自然风干, 去除根茎、落叶等, 研磨过100目筛后用于测定硝化速率、反硝化速率以及底质基本理化性质分析.由于合肥地区2016年7月发生多场大暴雨, 使得道路施工中新挖掘的深层土壤被雨水冲刷到溪流中, 导致4~6号采样点河床被厚厚的细质黏土覆盖.在此后的数月, 虽有生活污水带来的污染物沉积, 但至2017年1月, 4~6号采样点依旧明显表现为土壤冲刷淤积特征, 即不再是一般意义的水土流失或污水携带污染物缓慢沉积形成的污染物聚集, 带有剧烈的人为扰动色彩.

沉积物TN采用过硫酸钾消解法测定; 硝态氮(NO₃^--N)经KCl溶液浸提后用紫外分光光度计测定; 铵态氮(NH₄⁺-N)采用KCl溶液浸提后用可见光分光光度计测定; 沉积物有机质含量采用烧失量(LOI%)进行估算; pH值采用pH计测定(水土比=5:1);称取0.2 g土样于坩埚中放置于马弗炉在450℃下煅烧3 h, 土样冷却至室温后移至离心管, 加入20 mL 3.5 mol·L^-1HCl溶液后恒温振荡(25℃, 220 r·min^-1)16 h, 离心过滤后取适量上清液测总磷(TP)含量; 利用TOC分析仪测定底质中总有机碳(TOC).

称取10 g过100目筛的6个采样点位供试土样各4份(共24份), 分别放入150 mL培养瓶中, 加适量去离子水并置于35℃培养箱中预培养3 d.然后, 将每个点位各取出1份, 分别加入25 mL 2.5 mol·L^-1的KCl浸提液, 振荡1 h, 将滤液移入带刻度的平底塑料管用于测定NH₄⁺-N和NO₃^--N含量, 并将其作为初始值.其余18份样品分别加入10 mL 2.4 g·L^-1(含有2.50 mg N)的(NH₄)₂SO₄溶液, 考虑到沉积物的淹水胁迫效应, 使沉积物处于淹没状态.利用保鲜膜封住瓶口, 并扎出孔洞通气, 继续恒温培养7 d.每个点位各为3个重复, 分别加入25 mL 2.5 mol·L^-1的KCl浸提液, 振荡过滤后测定滤液的NH₄⁺-N和NO₃^--N含量.

不妨以[NO₃^--N/(NO₃^--N+NH₄⁺-N)]×100%表征沉积物的硝化活性, 而以硝态氮的净产生量除以培养时间计算潜在硝化速率^{[15, 16]}.

采用加入KNO₃在恒温条件下厌氧淹水培养法测定反硝化潜力.称取10 g过100目筛的6个点位供试土样各4份(共24份), 分别放入150 mL培养瓶中, 加适量去离子水置于35℃培养箱中预培养3 d, 然后取出所有培养瓶.每个点位各取出1份, 分别加入25 mL 2.5 mol·L^-1的KCl溶液, 振荡1 h, 将滤液盛入带刻度的平底塑料管, 测定NO₃^--N含量作为初始量.其他18份样品分别加入10 mL 3.6 g·L^-1 (含有5.00 mg N)的KNO₃溶液, 并使沉积物土样完全淹没.瓶口以橡胶塞密闭封口, 继续恒温培养, 3 d后取出培养瓶, 分别加25 mL 2.5 mol·L^-1的KCl溶液, 每个点位各取3瓶作为3个重复, 振荡过滤后测定NO₃^--N含量.

将初始值减去培养期内NO₃^--N测定值作为硝态氮变化量, 并以(NO₃^--N变化量/NO₃^--N初始量)×100%表征沉积物反硝化活性, 而以硝态氮的变化量除以培养时间计算反硝化速率^[16].

Mann-Whitney U检验法是一种非参数检验法.当样本数量较少、不满足正态分布时, 可采用该方法检验两个独立样本是否来自一个总体.通常认为P＜0.05意味着两个样本呈显著差异, P＜0.01呈极显著差异.偏最小二乘回归分析(PLSR)是一种集主成分分析、典型相关分析和多元线性回归分析优点于一体的新型多元统计分析方法^[17].回归分析生成的F_VIP参数反映出自变量对因变量的贡献水平, f_VIP值越大, 自变量对因变量的贡献能力越大.一般认为, 生成的F_VIP大于1的自变量重要, 在0.8~1的自变量比较重要, 小于0.8的自变量则不重要^[18].

借助Excel 10.0软件, 完成相关分析结果的图形绘制及其它数据处理.

6个采样点位的春季(5、6月)、夏季(7、8月)、秋季(9~11月)和冬季(12月~翌年1月)表层底质氮形态及基本理化特性, 见表 2.

表 2 (Table 2)

表 2 沉积物基本理化性质 Table 2 Basic physical and chemical properties of the sediments 采样点 季节 TN /mg·kg-1 NH4+-N /mg·kg-1 NO3--N /mg·kg-1 TP /mg·kg-1 LOI /% pH TOC1) /g·kg-1 1号 春 1 360.88 428.56 37.50 360.33 9.27 5.55 夏 1 169.53 313.51 26.35 338.74 5.75 6.25 秋 1 216.22 301.74 37.80 278.31 4.23 6.96 1.97 冬 1 514.55 385.53 47.67 198.43 3.81 7.50 2号 春 1 302.74 428.78 37.92 451.61 5.44 6.66 夏 1 237.94 342.09 24.43 267.31 4.99 7.09 秋 1 227.45 296.08 37.53 289.23 5.01 7.02 2.65 冬 1 531.46 399.34 50.68 333.77 5.65 7.36 3号 春 2 394.29 753.37 65.69 970.93 7.29 6.93 夏 1 886.02 532.50 49.92 758.28 11.62 6.74 秋 1 935.04 599.01 46.79 886.31 7.22 7.04 10.34 冬 2 307.61 675.49 60.91 814.76 6.95 7.22 4号 春 2 170.52 626.52 55.70 528.17 6.48 6.45 夏 1 345.04 310.44 41.34 157.91 4.21 7.48 秋 792.38 148.77 37.78 197.86 2.80 7.65 —2) 冬 1 003.35 290.86 41.85 168.26 3.66 7.96 5号 春 2 027.52 547.47 46.53 454.27 5.43 5.93 夏 1 293.76 291.79 33.32 204.40 3.65 7.61 秋 771.02 140.55 36.08 180.04 2.98 7.80 — 冬 973.29 279.78 44.87 130.33 3.27 7.77 6号 春 1 938.25 486.66 42.81 442.94 5.72 5.96 夏 1 202.82 272.66 31.69 274.14 5.27 7.74 秋 748.79 130.95 35.41 181.20 2.90 7.95 — 冬 945.11 275.43 36.81 153.61 2.53 8.21 1) 仅测定了秋季溪流底质TOC含量; 2) 低于检测限

表 2 沉积物基本理化性质 Table 2 Basic physical and chemical properties of the sediments

可以看出, 3号采样点沉积物NH₄⁺-N、TN、TP含量和LOI值均明显高于相同季节的其余5个采样点, 而且4~6号采样点位春季的氮、磷含量基本也都高于1、2号采样点.但从夏季开始, 4~6号采样点位TN、NH₄⁺-N、TP含量开始呈现断崖式下降, 且几乎所有指标均在秋季时达到最低水平, 随后又有所上升. 4~6号采样点位氮、磷含量的起伏变化, 与2017年7月多场暴雨将道路施工中新挖掘的深层土壤冲刷覆盖4~6号采样点位河床有直接关系.进入秋季后, 随着高校暑假结束, 生活污水携带的一部分颗粒态污染物开始在4~6号采样点的淤积物表面沉积下来, 这是该3个点位冬季氮、磷含量回升的主要原因.实际上, 3号采样点位夏季沉积物的TN、NH₄⁺-N和TP含量低于秋季, 也是受到7、8月高校放假带来的入河生活污水量减少的影响.

显然, 6个采样点位的溪流底质, 无论是污染来源还是理化性质都存在较为明显的不同, 即存在3种人为干扰情形后果.其中, 采样点1、2为自然状态段, 代表自然状态下非点源流失逐步聚集形成的溪流沉积物(情形1); 3号采样点位于点源污染影响显著段, 代表生活污水排入形成的污染底质(情形2); 4~6号采样点位于水土流失段, 代表了强降雨冲刷导致的水土流失淤积底质(情形3).

6个采样点底质硝化活性的季节变化情况见图 2.可以看出, 3种干扰效应对溪流底质硝化活性影响有所不同.其中, 3号采样点(情形2) 底质硝化活性相对最高, 明显高于相同季节的其他各采样点.究其原因, 可能因为3号采样点紧邻排污口下方, 沉积物中生源物质TN、NH₄⁺-N、TP、TOC和有机质等含量明显高于情形1和情形3的各采样点, 使得生物活性相对较强, 硝化活性相对也较大.牟晓杰等^[16]在对闽江河口湿地土壤硝化-反硝化潜力研究中发现, 沉积物TN、TP、DOC含量相对较高的养殖塘、水稻田底质消化活性最高.春季时采样点4~6与采样点3底质同为受生活污水污染影响的水体沉积物.显然, 越靠近生活污水排放口, 底质硝化活性越强, 且基本都高于情形1的两个采样点, 但从夏季开始, 情况发生了显著变化, 4~6号采样点的硝化活性甚至较相同季节采样点1、2略低一些, 这可能与冲刷淤积堆积物中氮、磷、碳等生源物质含量低使得生物活性不强有关. 3种情形的溪流底质硝化活性变化似乎表现出底质氮磷污染越重, 硝化活性相对越大的特点.

图 2

Fig. 2

图 2 各采样点底质硝化活性的季节变化性 Fig. 2 Seasonal variations of the nitration ratio for sediment at each sampling sites

从季节变化方面看, 情形1的两个采样点都表现为夏季硝化活性相对最强、冬季最弱; 而情形2、3的各采样点则呈现出另类变化特征, 即均表现为：春季＞夏季＞秋季＞冬季.总的来看, 该溪流段硝化活性变化范围为0.170%~0.829%, 均值为0.381%, 与闽江河口芦苇湿地、排污闸口沉积物十分接近^[16].

3种情形的底质硝化速率季节变化情况见图 3.不难看出, 情形2(3号采样点)底质硝化速率高于相同季节的其他各采样点.情形2底质NH₄⁺-N含量(均值为635.55 mg·kg^-1)最大, 情形1(均值为361.95 mg·kg^-1)其次, 情形3(均值为316.82 mg·kg^-1)最低, 表现出底质NH₄⁺-N含量越高的采样点硝化速率也越高的特点.王玉萍等指出^[19], NH₄⁺-N对氨氧化细菌生长有促进作用, 底质氨氮作为硝化作用的底物, 其含量大小直接或间接地影响着硝化速率的大小.春季时情形3底质硝化速率虽低于情形2, 但仍明显高于情形1, 而且在空间层面呈现出沿水流方向逐步降低的变化态势.另外, 情形2、3的春季硝化速率都显著最高, 其它季节则基本相差不大; 情形1的两个采样点各季节变化则不是很明显.总体上, 3种情形基本上都表现为春季硝化速率最高, 冬季最低, 且情形1、3除春季外, 各采样点位对应季节的硝化速率较为接近.沉积物硝化过程往往受到溶解氧条件的限制, 夏季水温过高, 上覆水中溶解氧浓度降低, 使得沉积物的硝化过程受到限制^[20], 这或许正是3种情形中春季硝化速率高于夏季的主要原因.当然, 冬季气温低, 生物活性弱, 使得该季节硝化速率降低.

图 3

Fig. 3

图 3 各采样点底质硝化速率的季节变化性 Fig. 3 Seasonal variations in the nitrification rate of each of the sediments at each sampling sites

总体上, 溪流底质硝化速率呈现明显的时空变化性特征, 变化范围为0.135~1.20mg·(kg·d)^-1, 均值为0.364 mg·(kg·d)^-1.秦如彬等^[14]以新鲜沉积物对本研究渠段上方溪流段的硝化速率进行测试, 得到潜在硝化速率均值为1.68mg·(kg·d)^-1, 明显高于本文所得结果, 这可能与本研究的底质样品在暴露风干过程中, 一部分氨氮、有机质被空气氧化有一定的关系. Groffman等^[21]在对两条城市小河流不同地貌单元沉积物硝化潜力的研究中, 得到Minebank Run深潭、浅滩、砾石堆区的净硝化潜力分别为0.20、0.70、1.40 mg·(kg·d)^-1; Baisman Run深潭、浅滩、砾石堆区的净硝化潜力分别为0.08、0.16、0.16 mg·(kg·d)^-1, 带有水生植物的砾石堆区为0.25 mg·(kg·d)^-1, 基本与本研究各情形的大部分季节较为接近.牟晓杰等^[16]采用与本研究相同方法, 得到闽江河口芦苇湿地、排污闸口沉积物的硝化速率变化范围分别为0~0.35、0~0.89 mg·(kg·d)^-1, 与该溪流底质十分接近. Bai等^[15]采用与本研究相同的方法, 对向海自然保护区两块盐碱湿地表层沉积物硝化潜力进行测定, 得到硝化速率均值分别高达167.39 mg·(kg·d)^-1、69.61 mg·(kg·d)^-1, 显著高于本研究溪流段硝化水平.

3种情形的6个采样点底质反硝化活性的季节性变化情况见图 4.不难看出, 3号采样点(情形2) 底质反硝化活性都高于相同季节的其他各采样点, 均值为48.17%, 情形1和情形3均值分别为36.97%、30.42%.尽管情形3的春季反硝化活性较情形1高一些, 但其另外3个季节反硝化活性则低于情形1, 特别是秋、冬季, 说明氮、磷、碳等生源物质含量较少的深层土壤反硝化活性弱于一般沉积物类型.反硝化微生物活性对反硝化作用有重要影响, 当底质中硝态氮、氨氮含量升高时, 微生物活性将会提高, 反硝化作用也将随之增强^[22].有机质和碳源是反硝化作用需要的物质和能源条件^{[6, 23, 24]}, 情形3可能由于有机质含量低、碳源较为缺乏, 导致4~6号采样点位夏、秋和冬季的反硝化活性偏低.

图 4

Fig. 4

图 4 各采样点底质反硝化活性的季节变化性 Fig. 4 Seasonal variations of the denitrification ratio of the sediment at each sampling sites

总体上, 该溪流反硝化活性变化范围为11.39%~66.21%, 均值为37.25%.其中, 情形1、2的反硝化活性高低排序为：夏季＞春季＞秋季＞冬季; 情形3的高低排序则为：春季＞夏季＞秋季＞冬季.就情形3而言, 从夏季开始来水和底质中TN、NH₄⁺-N、TP等含量明显减少, 微生物活性也降低, 反硝化活性随之减弱.

3种情形的6个采样点底质反硝化速率季节变化情况见图 5.不难看出, 情形2(3号采样点)底质反硝化速率都较相同季节其他采样点更高一些, 均值为79.78 mg·(kg·d)^-1, 情形1和情形3底质反硝化速率均值分别为60.81 mg·(kg·d)^-1、48.22 mg·(kg·d)^-1, 表现出氮素污染程度越高, 反硝化速率越大的特点.俞琳等^[22]对上海市苏州河与崇明岛河流沉积物反硝化速率的研究也表明, 城市区域污染河流沉积物反硝化速率明显高于清洁的农村河流.

图 5

Fig. 5

图 5 各采样点底质反硝化速率的季节变化性 Fig. 5 Seasonal variations in the denitrification rate of each sediment at each of the sampling sites

与反硝化活性一样, 情形1、2的反硝化速率高低排序也表现为：夏季＞春季＞秋季＞冬季; 情形3的高低排序则为：春季＞夏季＞秋季＞冬季, 而且除春季外, 情形3的各季节反硝化速率都低于情形1、2.总体上, 该溪流底质反硝化速率变化范围为16.77~123.52 mg·(kg·d)^-1, 均值为57.68 mg·(kg·d)^-1.秦如彬等^[14]采用硝酸盐剩余量法, 利用新鲜沉积物测定了本研究所在渠段上方溪流段的反硝化速率, 得到变化范围为49.44~140.16 mg·(kg·d)^-1, 均值为80.40 mg·(kg·d)^-1, 与本研究各情形的春、夏季水平大体相当. Groffman等^[21]在对城市小河流Glyndon不同地貌单元沉积物反硝化潜力的研究中, 得到浅滩、深潭和有机质残体堆积区反硝化潜力分别高达1.75、5.26和110.38 mg·(kg·d)^-1, 表现出了相当大的数值差异.牟晓杰等^[16]得到闽江河口芦苇湿地、排污闸口沉积物、水稻田和养殖塘底质反硝化速率范围分别为17.72~64.48、11.63~45.51、-4.09~44.47和-2.6~88.45 mg·(kg·d)^-1, 总体上与本研究较为接近. Forshay等^[25]分别对水生植物丛生区和无水生植物区的沉积物反硝化潜力进行分析, 经换算得到水生植物丛生区反硝化速率均值高达376.32 mg·(kg·d)^-1, 但其无水生植物区仅为97.44mg·(kg·d)^-1, 与本研究各情形的春季水平相当.实际上, 本研究在反硝化潜力测定过程中, 由于未能将培养瓶中空气全部排出, 即瓶中存在氧气残留, 致使反硝化过程也伴有一定的硝化反应发生, 从而给反硝化潜力测定带来一定的影响.

采用Mann-Whitney U检验法, 从硝化活性、硝化速率、反硝化活性和反硝化速率等方面分析3种情形的差异性, 结果见表 3.这里情形1、2采用2016年5月至2017年1月全部实验数据信息, 而情形3则不包括2016年5、6月溪流底质数据.

表 3 (Table 3)

表 3 溪流底质3种情形的差异性 Table 3 Differences between the three human disturbance scenarios 项目 情形比较 P值 差异性 硝化活性 1和2 0.176 否 1和3 0.297 否 2和3 0.125 否 硝化速率 1和2 0.009 极显著差异 1和3 0.055 否 2和3 0.000 极显著差异 反硝化活性 1和2 0.059 否 1和3 0.000 极显著差异 2和3 0.001 极显著差异 反硝化速率 1和2 0.053 否 1和3 0.000 极显著差异 2和3 0.001 极显著差异

表 3 溪流底质3种情形的差异性 Table 3 Differences between the three human disturbance scenarios

从表 3可见, 情形1、2仅在硝化速率方面存在极显著差异性(P < 0.01), 而在其他3个方面并没有显著差异(P > 0.05), 这可能与两者之间显著差异的溶解氧水平(以表 1中ORP代表)有很大关系.情形1、3在涉及反硝化作用的反硝化活性、反硝化速率方面存在极显著差异性(P < 0.01), 而在硝化活性和硝化速率方面彼此差异并不显著(P > 0.05).情形2、3仅在硝化活性方面没有表现出显著差异性, 而在硝化速率、反硝化活性和反硝化速率方面均呈现极显著差异性(P < 0.01), 这或许与两种情形之间溶解氧水平(以表 1中ORP代表)较为接近, 而底质要素差异较为显著密切相关.

采用偏最小二乘回归分析方法, 利用上述差异性分析相同的原始数据信息, 分别对3种情形下硝化活性、硝化速率、反硝化活性和反硝化速率与影响因素NH₄⁺-N、NO₃^--N、TN、TP、有机质含量及pH值进行重要性分析, 得出影响因素(自变量)对硝化/反硝化作用(因变量)的F_VIP参数值, 见表 4.

表 4 (Table 4)

表 4 影响因素对硝化/反硝化作用的FVIP参数值 Table 4 The FVIP values of factors affecting nitrification and denitrification 项目 情景 NH4+-N NO3--N TN TP LOI pH 硝化活性 情形1 1.252 1.424 1.402 0.371 0.566 0.417 情形2 1.404 2.313 1.013 1.202 1.035 0.908 情形3 0.725 1.493 0.256 0.554 1.505 1.020 硝化速率 情形1 0.220 0.906 0.817 0.758 1.426 1.383 情形2 1.987 2.404 0.457 1.680 1.169 0.816 情形3 0.587 1.421 0.692 0.505 1.335 1.343 反硝化活性 情形1 0.613 1.422 0.940 0.860 0.929 1.081 情形2 0.779 0.672 0.765 1.133 1.135 1.620 情形3 1.704 0.819 1.885 0.710 1.060 0.810 反硝化速率 情形1 0.604 1.424 0.947 0.858 0.925 1.078 情形2 0.781 0.678 0.764 1.159 1.143 1.603 情形3 1.706 0.827 1.890 0.713 1.062 0.812

表 4 影响因素对硝化/反硝化作用的FVIP参数值 Table 4 The FVIP values of factors affecting nitrification and denitrification

从硝化活性来看, 情形1中NH₄⁺-N、NO₃^--N、TN的F_VIP值均大于1, 即对硝化活性有显著贡献(即重要性大), 其它因素对硝化活性贡献水平较低(即较不重要); 情形2中几乎所有影响因素都对消化活性具有重要贡献, 即几乎所有指标都很重要; 而情形3则仅有NO₃^--N、有机质和pH具有显著贡献, 其它指标都不重要.总的来看, 该溪流底质硝化活性与NO₃^--N呈显著相关性, NO₃^--N是反映该溪流硝化活性共同的重要指标.牟晓杰等^[16]的研究发现, 土壤硝化速率与土壤硝态氮含量呈极显著相关性, 土壤中硝态氮含量越高, 硝化潜力也越强.

从硝化速率来看, 情形1中硝化速率与有机质含量和pH值呈显著相关, 与NO₃^--N、TN有较强相关性, 与TP和NH₄⁺-N无显著相关性; 情形2中除TN不重要、pH较为重要外, 其它指标都对硝化速率有很高的贡献水平; 情形3中NO₃^--N、有机质和pH对硝化速率具有显著贡献, 其它指标都不重要.总体上, NO₃^--N、有机质和pH是影响该溪流硝化速率的最为重要指标.

显然, 情形1中对反硝化活性、反硝化速率具有显著贡献的都是NO₃^--N和pH, 重要性较低的是NH₄⁺-N; 情形2中对反硝化活性、反硝化速率具有显著贡献的都是TP、有机质和pH, 其它指标均不重要; 情形3中NH₄⁺-N、TN、有机质属于对反硝化活性、反硝化速率具有显著影响的指标, NO₃^--N和pH同为较为重要指标.

(1) 不同人为扰动效应带来的溪流底质硝化/反硝化作用效果差异显著.其中, 点源排污段底质硝化活性和硝化速率相对最高, 明显高于相同季节的自然状态段和水土流失段, 且自然状态情形表现为夏季硝化活性相对最强、冬季最弱, 点源排污段和水土流失段的硝化活性则表现为：春季＞夏季＞秋季＞冬季; 排污段和水土流失段各采样点春季硝化速率都显著最高, 其它季节则相差不大, 自然状态河段底质的各季节变化则不是很明显.

(2) 点源排污段底质的反硝化活性、反硝化速率高于相同季节的其他两种河段; 自然状态段和点源排污段的反硝化活性和反硝化速率高低排序均为：夏季＞春季＞秋季＞冬季, 水土流失段的反硝化活性和反硝化速率排序均为：春季＞夏季＞秋季＞冬季.

(3) 差异性分析表明, 自然状态段和点源排污段仅在硝化速率方面存在极显著差异性, 自然状态和水土流失段仅在涉及反硝化作用的反硝化活性、反硝化速率方面存在极显著差异性, 而点源排污段和水土流失段则仅在硝化活性方面没有表现出显著差异性, 在硝化速率、反硝化活性和反硝化速率方面均呈现极显著差异性.

(4) 偏最小二乘回归分析表明, 在对硝化活性、硝化速率影响方面, 3种情形的重要贡献因素差异较大; 自然状态段中对反硝化活性、反硝化速率具有显著贡献的是NO₃^--N和pH, 点源排污段为TP、有机质和pH, 水土流失段则为NH₄⁺-N、TN、有机质.