杨柳燕,王楚楚,孙　旭,郭丽芸,肖　琳,宋晓骏

(南京大学环境学院,江苏 南京　210023)



淡水湖泊微生物硝化反硝化过程与影响因素研究

杨柳燕,王楚楚,孙旭,郭丽芸,肖琳,宋晓骏

(南京大学环境学院,江苏 南京210023)

摘要：简述了参与硝化反硝化过程的微生物类型及其影响因素,指出湖泊中底栖动物提高了沉积物中氨氧化菌的丰度,加快了沉积物和上覆水反硝化过程,同时底栖动物的肠道也是反硝化场所并释放N2O。研究淡水湖泊中硝化反硝化微生物群落结构组成及多样性,阐述硝化反硝化的分子生物学机制,探索底栖动物对参与氮循环微生物群落结构与功能影响。

关键词：淡水湖泊;微生物;硝化;反硝化;底栖动物

1概论

湖泊是陆地圈层重要组成部分。我国湖泊众多,面积大于1.0 km2的湖泊有2 683个,大约占国土总面积的0.9%,然而我国部分湖泊富营养化问题日益严重,湖泊中大量死亡的水生生物沉降到湖底,分解耗氧,导致鱼类缺氧死亡,并产生氨、硫化物等物质,对水生态系统产生不利的影响[1]。氮素是湖泊生态系统物质循环的重要组成部分,湖泊氮素循环在维持湖泊生态平衡中发挥重要的作用[2],因此,研究湖泊氮素微生物硝化反硝化过程及其影响因素作用具有十分重要的现实意义。

湖泊生态系统氮循环是一个开放的循环模式,发生在气-水界面、水体、水-泥界面、沉积物等介质中[3]。氮素通过大气沉降、地表径流和生物固氮等途径输入湖泊,据推算太湖生物固氮量只占外源总氮输入量的 0.11%,大气沉降总氮为同季节径流入湖氮素负荷的18.6%,因此,通过径流外源性氮素输入是湖泊氮的主要来源[5]。湖泊氮素以无机氮和有机氮的形式存在,被藻类、大型水生植物、底栖动物等生物吸收同化,转化为生物有机氮,这些生物死亡后又向水体和沉积物释放大量的有机氮和无机氮。水体和沉积物中氮循环过程主要包括硝化作用、反硝化作用和厌氧氨氧化作用等,其中硝化反硝化过程是最重要的氮转化过程,将氨氮氧化成硝态氮,然后进行反硝化转化为氮气[6],最终将结合态氮还原成N2O或N2回到大气中。水体中无机氮不仅可以进行硝化反硝化,还可以通过沉降、扩散等物理过程储存在沉积物中,成为湖泊内源性氮,在沉积物中发生一系列氧化还原过程。本文主要综述微生物参与的氮素硝化反硝化过程及其影响因素。

图1　淡水湖泊氮素循环[4]

2湖泊微生物硝化过程

2.1　氨氧化细菌(AOB)

1892年Winogradsky首次报道AOB的存在,随后分离出第一株氨氧化细菌Nitrosospiraeuropaea,到20世纪60年代,Watson分离出16种AOB,随着微生物培养技术的发展,更多的AOB被分离出来[10-11]。基于16S rRNA可将AOB分为5个属,即Nitrosomonas、Nitrosococcus、Nitrosospira、Nitrosolobusand和Nitrosovibrio,除Nitrosococcus属于γ变形菌外,其余都是β变形菌。而其中β-AOB在环境中占大多数,Nitrosomonas和Nitrosospira是其主要类群[12]。由于AOB细胞结构和其生理特性的差异,造成其分布具有一定的空间异质性,不同种属适应于特殊的环境,具有不同的生态位[10,13]。

对太湖沉积物中主要AOB种类进行分子生物学鉴定,获得的所有序列分属于5个OTUS,均为亚硝化单胞菌属,优势条带序列大多为N.oligotrophalineage。表明太湖竺山湾沉积物中AOB中亚硝化单胞菌属特别是N.oligotropha丰度最高。同时蓝藻水华暴发前后,太湖1～4 cm深度沉积物中AOB群落的优势条带不变,表明该分支在淡水环境中广泛存在。蓝藻水华暴发后沉积物剖面在5 cm处的AOB群落中,条带2所代表的物种减少,表明N.oligotrophalineage菌群受到抑制。

李靖宇等[14]通过提取沉积物和土壤总DNA,对氨氧化细菌群落进行测序,分析了富营养化湖泊乌梁素海4个样点中AOB群落结构组成及环境因素的影响,发现在水陆过渡带的沉积物和土壤中,AOB群落受TN和水溶盐总量影响,AOB群落结构组成相似性逐渐降低,优势种群发生明显变化,从以Nitrosomonas为主要优势类群向Nitrosospira为主要优势类群转变。Coci等[15]比较淡水湖泊的底栖、浮游以及沉水植物表面附着的AOB群落,发现叶面附着AOB主要属于Nitrosospiracluster3以及Nitrosomonasoligotropha。刘东山等[16]测定了不同时期东湖氮循环细菌在水体及底泥中的分布,发现水体中氨化细菌数量在平水期最高、丰水期次之,枯水期最低。邱珊莲[17]以氨单加氧酶(amoA)基因作标记,用限制性片段长度多态性方法(RFLP)研究了月湖中氨浓度不同的5个采样点沉积物中AOB的群落结构,结果表明AOB多样性与沉积物间隙水氨浓度正相关。

为了研究不同营养水平湖泊沉积物中AOB群落的异同,对江苏省太湖(TH)、玄武湖(XW)、洪泽湖(HZ)、石臼湖(SJ)、白马湖(BM)、固城湖(GC)的细菌构建10个克隆文库。随机选择AOB19-34阳性克隆子测序,基于3%的序列差异水平,194个克隆子分为26个可操作分类单元(OTUs),其中60.4%的序列属于亚硝化螺旋菌属(Nitrosospira-like),18.7% 的序列属于亚硝化单胞菌属(Nitrosomonasoligotrophalineage)。在所有沉积物样品中都存在亚硝化螺旋菌属(Nitrosospira-like),而亚硝化单胞菌属(Nitrosomonas)仅仅出现在富营养化湖区中(图2)。采用限制性内切酶Hpy8Ⅰ对AOB基因片段进行酶切得到8个主要片段T-RF60,T-RF97,T-RF104,T-RF154,T-RF234,T-RF256,T-RF264和T-RF491；片段T-RF60,T-RF104,T-RF154 仅在亚硝化螺旋菌属检测到,其中T-RF60最多,其他片段仅在亚硝化单胞菌属检测到[18]。因此,湖泊水体和沉积物中广泛存在硝化细菌,其种类和数量随湖泊环境条件不同而存在较大差异。

图2　江苏不同湖泊沉积物中细菌amoA的相对丰度[18]

2.2　氨氧化古菌(AOA)

根据古生菌16S rRNA将古生菌划分为3个门,其中奇古菌(Thaumarchaeota)几乎囊括了所有的氨氧化古菌,主要包括Group I 、HWCGⅢ、SAGMCG-1、FFS、YNPFFA、THSC1等,而Group I是分布最多的,对于Group I又进一步分为Group I.1、Group I.2、Group I.3和MBG, Group I.1又能分为Group I.1a、Group I.1b、Group I.1c[13]。在不同湖泊或同一湖泊不同湖区,由于环境条件差异导致AOA种类和数量变化较大。2010年,对太湖沉积物AOA群落的研究表明,所有AOA的amoA基因序列分属GroupI.1a和GroupI.1b,并以Group1.1b为主。蓝藻水华暴发后AOA的物种多样性减少,群落结构也发生变化。岳冬梅等[19]采用荧光原位杂交(FISH)技术研究了太湖梅梁湾和贡湖湾湖区沉积物中微生物的主要种群及氮循环功能微生物的数量和分布,发现随着沉积物深度增加,细菌和古生菌数量均逐渐减少,但古生菌在总菌数中所占比例有所增加。在太湖沉积物中泉古菌普遍存在且数量高于氨氧化细菌,表明其在淡水湖泊氮循环中可能发挥重要作用。

2011年11月,王文玲[20]采用荧光定量PCR方法对南湖、三角湖、南太子湖、蔡甸西湖、后官湖、梁子湖、狮子口水库和马龙水库8个不同营养状态水体中水样和底泥中氨氧化古菌amoA基因拷贝数进行定量分析,结果表明水样中拷贝数为7.80×l04～1.34×l06个/L,底泥中拷贝数在4.64×l04～3.19×l05个/g之间。水样中amoA基因拷贝数在不同湖泊和不同湖区存在显著差异性。小南湖、梁子湖、东湖和汤逊湖4个湖泊沉积物中氨氧化微生物的amoA基因数量定量PCR测定结果表明，小南湖AOA和AOB的amoA基因数量最多,分别达2.1×104copies/g和2.8×103copies/g (干质量)。梁子湖仅检测到了AOAamoA基因的存在,平均值为4.9×103copies/g。东湖和汤逊湖的AOAamoA基因数量比较接近,约为3.0×103copies/g,而AOB的amoA基因数量在这2个湖泊中仅分别为37 copies/g和86 copies/g。在这些采样点中,AOA的amoA基因数量是AOB的3～278倍。

为了研究不同营养水平湖泊沉积物中AOA群落结构组成,选择江苏省太湖、玄武湖、洪泽湖、石臼湖、白马湖、固城湖的湖泊或湖区构建10个克隆文库。对于古生菌amoA文库而言,随机选择17~31阳性克隆子测序,基于3%的序列差异水平,142个克隆子分为19个可操作分类单元(OTUs),其中93.1% 的序列属于泉古菌海洋簇Crenarchaeotal Group (CG) I.1a (M),6.9%的序列属于泉古菌土壤簇CG I.1b (S)(图3)。泉古菌土壤簇CG I.1b (S)的序列都集中在富营养湖区,而泉古菌海洋簇CG I.1a (M)则所有区域都覆盖,同时这些序列进一步划分为6个亚簇,大多数序列为S3、M1 and M2三个亚簇,M2亚簇在10个研究区域占优势(图3)。采用限制性内切酶MspⅠ对AOA序列进行酶切得到4个主要片段T-RF56、T-RF196、T-RF239和T-RF635,片段T-RF 56在Group (CG) I.1a (M)和CG I.1b (S)都有,但主要集中在(CG) I.1a (M);而片段T-RF196、T-RF239和T-RF635只出现在其中一个簇,主要集中在CG I.1b (S)[18]。因此,淡水湖泊中存在大量AOA,其群落结构受到各种因素影响,湖泊富营养化水平越低,AOA数量越多。

图3　江苏不同湖泊沉积物中古生菌amoA的相对丰度[18]

2.3　厌氧氨氧化菌(Anaerobic Ammonia-oxidizing bacteria)

20世纪90年代荷兰的Mulder等发现了一种新型细菌—厌氧氨氧化菌,这类细菌可以在缺氧条件下以亚硝酸盐作为电子受体将氨氧化成氮气。厌氧氨氧化菌是严格厌氧自养菌,鉴定有5属10种,均归为细菌域浮霉菌门(Planctomycetes),5个属分别为Brocadia、Kuenenia、Anammoxoglobus、Jettenia和Scalindua。Schubert等[21]在天然淡水湖泊Tanganyika湖中发现了与CandidatusScalinduabrodae类似的序列,首次证明了淡水湖泊中存在厌氧氨氧化。近几年,在湖泊环境中发现的厌氧氨氧化菌及其反应过程使人们意识到厌氧氨氧化在湖泊中也具有重要作用。在自然环境中,厌氧氨氧化菌的种群多样性较低,每种细菌都有其特定的生存环境,大量研究已证实,Scalindua属的厌氧氨氧化菌存在于海水中,具有一定的耐盐能力,而Kuenenia和Brocadia属的厌氧氨氧化菌属于淡水菌种,比较适宜生存于淡水环境。张亚平等[22]应用分子生物学方法鉴定浅水湖泊阳澄湖沉积物中厌氧氨氧化细菌和好氧氨氧化细菌,得到的厌氧氨氧化菌序列大多与CandidatusBrocadiafulgida相似性较高,提供了阳澄湖中好氧氨氧化菌与厌氧氨氧化菌共存的分子证据。王衫允等[23]结合同位素示踪与分子生物学技术研究了白洋淀湖泊湿地沉积物中厌氧氨氧化菌的群落结构、多样性及活性,发现了与CandidatusBrocadiafulgida和CandidatusBrocadiaanammoxidans相似的厌氧氨氧化菌序列,但生物多样性相对较低,空间异质性较大。张钰[24]通过巢式PCR从污染较重的东湖、南湖、藕塘及鱼塘沉积物中扩增出了厌氧氨氧化菌的特异性条带,而在一些低污染河流和湖泊中,仅在少数釆样点发现了厌氧氨氧化菌,表明在重污染水体中厌氧氨氧化菌的脱氮作用可能比低污染水体更为重要。因此,不同湖泊中厌氧氨氧化菌群落组成存在差异,受湖泊富营养化程度影响。

3湖泊微生物反硝化过程

3.1　反硝化细菌

以亚硝酸盐还原酶基因(NirS)为分子标记,探讨富营养化湖泊武汉东湖沉积物中NirS类反硝化细菌群落的结构和多样性,在武汉东湖4个典型子湖郭郑湖、汤菱湖、团湖和庙湖采集沉积物样品,基于NirS序列的生物多样性和丰富度分析,结果表明团湖生物多样性和丰富度指数最高,而庙湖各项指数均较低。各子湖供测试序列及其代表序列综合RFLP聚类分析表明,武汉东湖沉积物中NirS类反硝化微生物种群具有丰富的多样性。NJ系统发育分析表明东湖沉积物NirS类反硝化菌群可分成3个群体(群Ⅰ-Ⅲ)。群Ⅰ占总群体的67.7%,广泛分布于不同的生态环境。来自郭郑湖代表菌中81%NirS类反硝化菌分布于群Ⅰ,而庙湖的代表菌中65%NirS类反硝化菌分布于群Ⅱ。比较分析发现来自于东湖和人工湿地两种生境的NirS群落间具有较高的相似性,因此,淡水富营养型湖泊东湖沉积物中亚硝酸还原酶基因具有丰富的多样性[37]。

3.2　反硝化分子机制

图4　反硝化过程的关键功能酶

反硝化过程第三步是一氧化氮还原酶将一氧化氮催化转化成氧化亚氮,一氧化氮还原酶Nor主要存在于细胞膜中,主要由norC和norB基因编码的两个亚基组成[35, 39]。反硝化过程的最后一步是由氧化亚氮还原酶将一氧化二氮催化成氮气,氧化亚氮还原酶主要由nosZ基因编码的含有8个Cu离子的两个相同亚基组成,nosZ基因也广泛用来研究环境中反硝化菌的群落结构[40]。

4影响湖泊微生物硝化反硝化过程的因素

4.1　影响湖泊硝化过程的环境因素

4.1.1对氨氧化细菌AOB的影响

AOB的空间异质性除与其自身的生理生化特性有关外,还与其栖息的环境有关。氨作为氨氧化反应的底物,是影响AOB分布的关键因子,不同种属AOB对氨的亲和力(Km)以及耐氨能力差异较大[41]。pH是另一个调控AOB分布的关键因素[42-44]。AOB对pH的耐受范围较窄,当pH小于7时AOB的生长受到限制,此时非离子氨降低,AOB受到底物浓度限制。虽然AOB的某些种属适应低pH环境,但是在pH小于6.5时基本检测不到其活性[45-46]。提高温度能促进微生物的新陈代谢,有利于AOB的生长和硝化活性,但当温度大于40℃时检测不到AOB存在[46-49]。一些生物因子也会影响AOB的生长和活性,比如水体中大型水生植物通过根系泌氧作用促进AOB的生长,改变群落结构,沉积物的底栖动物通过捕食和扰动改变AOB的群落结构。

4.1.2对氨氧化古菌AOA的影响

随着编码氨单加氧酶amoA基因作为分子标记物的广泛应用,发现AOA广泛存在于环境中,其中在淡水沉积物中也发现大量的AOA存在[54-55]。氨作为氨氧化反应的底物,影响AOA的分布和群落结构,不同种属AOA的最适氨浓度和耐氨浓度存在差异,总体而言AOA的Km值较低,对氨的亲和力较高[46,55]。研究表明环境中NH3浓度增加会延长淡水或沉积物富集AOA的时间[54]。pH是另一个调控AOA生长的因素,AOA对pH的耐受范围较宽,在2.5～9.0之间都能存活。Nicol等[44]发现pH会筛选出不同表型的AOA,这些AOA都有不同的生理特征和生态位,并且AOA的丰度随pH增加而降低,表明在低pH环境下硝化过程可能由AOA驱动。

AOA对温度的耐受范围较宽,在0.2～97℃都能检测到AOA的存在。在低温环境中,AOA的多样性降低,同时出现与低温相对应的特异性的AOA,表明AOA通过自身群落结构的变化,出现适应温度的特异性菌属[56-57]。于2011年11月对南湖、三角湖、南太子湖、蔡甸西湖、后官湖、梁子湖、狮子口水库、马龙水库8个不同营养负荷水平水体的水样和底泥中的氨氧化古菌amoA基因拷贝数进行定量测定,相关性分析显示水样中amoA拷贝数与TN和NH3正相关,而与pH、TP、透明度、Chl-a不具相关性。底泥amoA拷贝数丰度与底泥总氮呈极其显著正相关,而与pH、TP、NH3、有机质、含水率等都不具相关性。

沉积物中amoA基因数量与间隙水中亚硝态氮无显著相关性,但与硝态氮浓度呈显著正相关。除了上面因素外,溶解氧[9]、沉积物类型、硫和磷含量[39]、有机质含量等都会影响AOA的分布和群落特征。对小南湖、梁子湖、东湖和汤逊湖4个湖泊沉积物中氨氧化微生物的amoA基因数量与环境因子之间的关系分析发现,随着湖泊营养水平和间隙水中氨的上升,AOA和AOB的amoA基因数量均呈增加趋势,但氨增加对AOB的促进作用要大于AOA,导致AOA和AOB的amoA基因数量比值与间隙水中氨浓度呈显著负相关。pH上升对氨氧化微生物的抑制作用则与氨增加对它们的促进作用相反。

4.1.3对厌氧氨氧化的影响

影响厌氧氨氧化菌活性的因素有很多,基质与产物、溶解氧及有机物都对其生长有重要影响。一般认为厌氧氨氧化菌能够耐受较高浓度的氨氮和硝酸盐,但高浓度的亚硝酸盐对其生长会产生明显抑制。由于厌氧氨氧化菌是严格厌氧菌,因此其活性易被溶解氧所抑制。很多研究均表明,有机物的存在对厌氧氨氧化菌的生长有着不利影响。反硝化反应会释放出比厌氧氨氧化反应更高的自由能,且反硝化菌的生长速率要远大于厌氧氨氧化菌,因此在一定量有机物存在的条件下,厌氧氨氧化菌将难以与反硝化菌竞争亚硝酸盐。

影响厌氧氨氧化反应最显著的因素是厌氧氨氧化菌的种类和数量,还有一些其他的环境因子,如有机质、温度和 pH值等，高浓度的有机质将与氨氮竞争电子受体,且往往有机质更易成为电子供体,从而使厌氧氨氧化的脱氮效率降低。温度和pH值的变化都是影响厌氧氨氧化菌的生长速率及酶活性的因子。在自然环境中厌氧氨氧化细菌表现出较强的温度适应范围,15～25℃为多数菌的最适温度,若温度超过25℃,厌氧氨氧化反应速率急剧下降; 若温度达到27℃,反应基本处于停止状态。厌氧氨氧化适宜厌氧环境,氧气对厌氧氨氧化有明显的抑制作用,当溶解氧质量浓度高至5 mg/L时,厌氧氨氧化活性被完全抑制。

4.2　影响湖泊反硝化过程的因素

反硝化过程的调控因子主要包括硝态氮浓度、碳可利用性、溶解氧浓度、温度以及水生植物的生长、沉积物特性等。硝态氮浓度是反硝化过程的一个重要影响因素,当硝态氮浓度小于1 mmol/L时反硝化速率与硝态氮浓度呈显著正相关[58],研究发现当硝态氮浓度从2 mmol/L增加到20 mmol/L时,反硝化速率反而受到抑制[26]。硝态氮浓度也能调控反硝化的最终产物N2O与N2的比例,通常高浓度硝态氮时两者呈现高比例,因为反硝化菌在还原硝态氮过程中获得的能量比还原N2O获得的要多,因此优先进行硝态氮还原。反硝化过程需要添加微生物可利用的碳源,理论上还原1 mol的硝态氮需要1.25 mol的碳,实验中则发现需要2.86 mol的COD,这种差异主要是因为部分碳源需用于细胞合成。因此,异养反硝化过程受微生物可利用碳的影响,能影响碳矿化的因素也能影响反硝化过程。反硝化通常在厌氧环境下进行,氧气是抑制反硝化过程最重要的因素之一。少量的氧气(0.02 atm)就能导致潜在反硝化速率大幅度的降低,在反硝化还原酶中Nos对氧的敏感度最高,更易受到氧的抑制,导致不完全反硝化过程。

由于水体中有机物含量会影响湖泊反硝化过程,富营养化湖泊藻华暴发会提供大量碳源,有利于湖泊反硝化脱氮过程。模拟研究自然或人工沉降的太湖蓝藻在厌氧条件下作为碳源对底泥微生物反硝化脱氮具有促进作用,藻体中大量生物可降解碳素在厌氧分解后产生挥发性脂肪酸等一些可供反硝化菌直接利用的小分子物质,促进了硝态氮和亚硝态氮还原成N2和N2O的过程,提高湖泊水体脱氮能力。

4.3　底栖动物对氮转化的影响

底栖动物(zoobenthos)是指生活史的全部或大部分时间生活于水体底部的水生动物群。湖泊沉积物中存在大量的底栖动物和氮转化微生物,底栖动物能通过生物扰动、摄食、排泄等方式,增加溶解氧在沉积物的渗透深度,使上覆水中有机质进入沉积物,加速无机氮(DIN)和颗粒性有机氮(PON)在沉积物与上覆水之间好氧-厌氧界面的氮循环,改变氮在湖泊中的转化途径[59-60]。

对掘穴类底栖动物而言,受扰动的沉积物洞穴内好氧-厌氧界面增多,更多的可溶性有机质沉降到穴壁,溶解氧和DIN浓度随底栖动物的活动呈现波动性变化,而氨含量则增加[61]。底栖动物通过扰动和自身排泄增加掘穴内溶解氧和氨浓度,从而增强硝化菌活性,使穴内硝化菌丰度高于未受扰动沉积物中硝化菌丰度,同时在底栖动物掘穴过程中,消耗部分溶解氧,上覆水中可溶性有机质和硝态氮进入穴内,促进耦合的硝化反硝化过程[62]。掘穴底栖动物中某些种属(摇蚊幼虫、寡毛类正颤蚓、沙蚕等)能通过密度依赖型影响水体氮循环,通常高密度的底栖动物伴随较高的通气环境,提高泥水间氮循环速率和DIN的转化通量。研究表明高密度摇蚊幼虫能显著促进沉积物硝化反硝化作用,加快DIN在泥水界面的交换,而反硝化作用只有在底栖动物显著改变掘穴内好氧状况时才受到影响[63]。

造礁类底栖动物主要栖息在浅水湖泊的硬质沉积物表层,在造礁结构中,底栖动物能改变水流状况和沉积物沉降速率,通过生物沉降和自身排泄增加有机质和氨,其滤食特性能使水质变清从而增加透明度,明显影响浅水湖泊中微生物介导的营养盐转化,尤其是氮循环。双壳类底栖动物为微生物膜的形成提供一个载体,硝化细菌和古生菌附着在壳表面的生物膜内,代谢产生氨和CO2[64]。在低流速封闭的水域环境中双壳类底栖动物通过滤食活动加速悬浮物沉降,降低水体浮游植物生物量,增加透明度和溶解氧,增加底栖大型藻的数量和活性,从而促进沉积物耦合的硝化反硝化作用[65-66]。当双壳类底栖动物密度过高则会降低溶解氧,从而抑制沉积物的硝化作用[67-69]。这类底栖动物能通过打捞的方式去除掉一部分的湖泊氮负荷[68]。

刮食类底栖动物能捕食沉积物中微生物,减少底栖环境中氮循环相关微生物丰度,降低硝化反硝化速率[70]。但底栖动物捕食的细菌和古生菌仅占沉积物总细菌的很小一部分,对沉积物总细菌的影响并不大,沉积物细菌的快速繁殖能弥补被捕食的细菌数量[71-72]。不过底栖动物通过持续的捕食能有效地降低沉积物中低生长速率的细菌数量,研究表明沉积层内摇蚊幼虫的存在导致生长较慢的硝化细菌丰度明显降低,而在通气层内总硝化细菌丰度显著高于下层沉积物,在下层沉积物中硝化速率降低。对某些底栖动物而言,捕食能影响AOA与AOB的相对比例,改变氨氧化微生物群落结构,从而影响硝化速率,但对氨氧化细菌总丰度没有影响[61]。通过持续性的捕食对湖泊水体反硝化能力影响可能不大,这主要是由于反硝化细菌的高生长率以及反硝化细菌在底栖动物肠道的高存活率。

通过估算,底栖动物的存在能分别提高沉积物硝化和反硝化强度3.0倍和2.4倍,氨释放和硝态氮增加分别为5.3倍和2.2倍,DIN的转移通量在无底栖动物和有底栖动物时分别为24 μmolN/(m2·h)和162 μmolN/(m2·h)[62],底栖动物对沉积物硝化和反硝化作用的促进强度比较接近,而对氨释放促进强度要高于硝态氮。底栖动物不仅能加速氨从湖泊沉积物向上覆水的迁移,降低沉积物DIN,还能促进沉积物释放N2O[63],其原因为底栖动物的扰动引起其栖息微环境的好氧厌氧交替变化,增加营养盐的浓度,提高氮转化速率,产生N2O,同时排泄物内反硝化菌能进一步强化沉积物反硝化形成N2O[73]。

近年来研究表明底栖动物的肠道或表面生物膜也能释放N2O,其释放量在0～93.1 nmol/(g·h)之间,底栖动物自身并不能释放N2O,其主要是由肠道内反硝化微生物所产生[63,74-75]。底栖动物肠道内氧气接近于0,pH在7.7～8.2,含有各类可溶性的有机酸和硝态氮、亚硝氮,为反硝化和其他厌氧微生物提供一个很好的微环境,经反硝化释放N2O和N2[76]。底栖动物肠道释放N2O的能力与其觅食类型、体重、肠道氧浓度以及沉积物的硝态氮浓度和温度有关[60,74]。研究表明Ephemendanica释放N2O速率与其湿重显著正相关,栖息环境硝态氮浓度、温度、溶解氧是影响底栖动物的主要因素[62]。这些因素超过一定阈值后才会促进底栖动物释放N2O,例如当沉积物硝态氮浓度在25～50 μmol/L时,摇蚊幼虫(Chironomusplumosus)释放N2O速率才会随着温度升高而增加,当温度在4～10℃时,N2O释放速率才会随环境硝态氮浓度增加而增加[60]。底栖动物释放N2O速率存在一个季节性变化,这与湖泊沉积物反硝化的一个季节性波动有关,比如在温带湖泊沉积物硝态氮在夏季较低,冬季较高,而硝化速率则是在夏季较高,冬季较低,因此可以预测在夏季底栖动物释放N2O速率高而在冬季释放速率低。

图5　蓝藻对摇蚊幼虫肠道反硝化基因和16S rDNA丰度的影响(添加蓝藻+C)[77]

5展望

对湖泊氮素转化的微生物群落结构组成和影响因素进行了大量研究,了解了生物硝化反硝化的微生物群落结构,湖泊水体和沉积物中都存在硝化反硝化过程,但是为了深入了解湖泊氮素转化过程,必须开展大量定量的氮素转化的分析,阐明氮素转化微生物的功能。因此,开展微生物硝化反硝化过程及底栖动物对其群落结构和功能影响及其自身氮转化的能力研究都具有十分重要的现实意义。

a. 针对非富营养化湖泊,开展氮素转化生物学机制定量研究。深入开展湖泊硝化反硝化潜力的研究,探索不同营养化水平湖泊反硝化脱氮潜力,同时分析硝化反硝化的微生物群落组成和多样性,开展氮素微生物硝化反硝化过程与影响因素研究,分析不同微生物对氮素转化作用权重,阐明湖泊保持氮素平衡的生物学机制,有利于增加对湖泊氮素生物地球化学循环的认识。

b. 针对富营养化湖泊,开展氮素削减的生物学机制定量研究。对于蓝藻水华暴发的湖泊,由于藻密度大的区域,底栖动物与微生物数量也多,底泥中存在强烈的硝化反硝化过程,在夏天太湖蓝藻暴发时通常会由磷限制转变为氮限制,富营养化湖区的反硝化能力增强。因此,需进一步探索氮素转化与水生态系统结构关系。同时加强微生物硝化反硝化作用研究,探索增强硝化反硝化过程的影响因素和高效原位氮素转化的潜力,探索湖泊内源污染削减的新方法,加快湖泊水生态系统的恢复。

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Study on microbial nitrification and denitrification processes and influence factors in freshwater lakes

YANG Liuyan, WANG Chuchu, SUN Xu, GUO Liyun, XIAO Lin, SONG Xiaojun

(SchoolofEnvironment,NanjingUniversity,Nanjing210023,China)

Abstract：Types and influence factors of microbe which take part in the nitrification and denitrification processes are resumed. It is pointed out that benthonic animals in lakes increase the abundance of ammonia oxidizing bacteria in sediments and accelerate the denitrification process in sediments and overlying water. Meanwhile, the intestines of benthonic animals are also the room of denitrification and release N2O. The structure and diversity of microbe community which take part in the nitrification and denitrification processes are studied. Molecular biology mechanism of nitrification and denitrification is stated. Impacts of benthonic animals on structure and function of microbe community which play role in the nitrification and denitrification processes were also explored.

Key words：freshwater lake; microbe; nitrification; denitrification; benthonic animals

(收稿日期：2015-10-01编辑：徐娟)

中图分类号：X172

文献标志码：A

文章编号：1004-6933(2016)01-0012-11

作者简介:杨柳燕(1963—),男,教授,主要从事环境污染生物修复和污染物生物处理技术研究。E-mail:yangly@nju.edu.cn

基金项目:太湖水污染治理专项资金课题(TH2014205);国家水体污染控制与治理重大专项(2012ZX07101006)

DOI：10.3880/j.issn.1004-6933.2016.01.002