珠江口自源有機顆粒物沉降對沉積物反硝化過程的影響

岳維忠, 孫翠慈, 施平, 洪義國, 何偉宏, 王友紹, 3, 4

珠江口自源有機顆粒物沉降對沉積物反硝化過程的影響

岳維忠1, 2, 3, 孫翠慈2, 3, 4, *, 施平2, 洪義國5, 何偉宏3, 6, 王友紹2, 3, 4

1. 中國科學院大學, 北京 100049 2. 熱帶海洋環境國家重點實驗室, 中國科學院南海海洋研究所, 廣州 510301 3. 南方海洋科學與工程廣東省實驗室(廣州), 廣州 511458 4. 大亞灣海洋生物綜合實驗站, 中國科學院南海海洋研究所, 深圳 518121 5. 大灣區環境研究院, 廣州大學, 廣州 510006 6. 中國科學院南海海洋研究所, 廣州 510301

由微生物主導、依賴有機物供給的反硝化過程是珠江口氮移除的主要途徑之一, 可有效地將生態系統中的固定氮轉化為N2或N2O 釋放到大氣中。珠江口水體存在大量富含多糖和蛋白的生源有機顆粒物, 該類有機顆粒物沉降到底層, 影響反硝化過程的機制迄今尚不明確。通過培養實驗, 分析了富含蛋白的中肋骨條藻()和多糖顆粒對珠江口沉積物反硝化速率和反硝化功能基因的影響。研究結果表明: 這兩類有機物的添加能夠刺激微生物礦化過程的發生, 16S rRNA豐度和反硝化過程有關的基因Z 與S豐度顯著提高, 礦化發生同時能夠有效的為沉積物脫氮過程提供碳源與能量, 提高了反硝化速率。就有機質可利用性而言, 富含蛋白的中肋骨條藻和多糖的生物利用性存在差異, 在添加中肋骨條藻組中, 因有機質中蛋白含量高于多糖組, 有機質降解速率高于多糖組, 其可利用性高于多糖類有機質, 并且蛋白類物質礦化過程中產生的NH4+也比多糖組高, NH4+通過硝化作用轉換為硝酸鹽, 繼續為反硝化過程提供硝酸鹽, 因此添加中肋骨條藻組反硝化速率顯著高于添加多糖組。總之水體中生源有機顆粒沉降促進了沉積物—水界面中氮移除過程, 并且這種促進作用與生源有機顆粒的可利用性呈正相關。

自源有機顆粒物; 蛋白類顆粒物; 多糖類顆粒物; 反硝化; 珠江口

0 前言

在上世紀八十年代, 珠江河流水體有機碳主要來自陸源土壤有機碳[1-3], 珠江浮游植物的初級生產量不足以影響河口POC 的分布[4-6]。但上世紀90年代以后, 珠江上游的大型水庫攔截作用導致入海泥沙、懸浮顆粒物和陸源輸入的有機碳濃度減小[7]。相反, 隨著珠江流域和沿海地區人為活動影響的不斷加劇, 大量的人為活性氮輸入到該生態系統使珠江口的營養鹽大量增加, 促進了浮游植物的生長[8,9]。因此, 珠江口有機物的來源在最近30年發生了一定的變化, 尤其在虎門以下的南部海域, 河口自源生物顆粒物對有機物貢獻加大[8,9]。有報道生源顆粒物中包含了大量生源凝膠顆粒物, 一類以多糖為骨架的聚合顆粒物[10], 一類是可以被考馬斯亮藍染色的蛋白類顆粒物。這兩類聚合顆粒物具有一定的吸附粘性, 可以吸附有機和無機顆粒物, 改變顆粒物的沉降速度, 并且在珠江河口灣底層的分布高于表層。在珠江流域, 約有80%懸浮物沉降在珠江口, 20% 被輸送出鄰近海域[11]。這兩類顆粒物在珠江口遷移過程中, 垂直沉降使河口底層富集大量此類有機顆粒物, 說明河口對其捕獲作用強烈[10]。

就兩種生源顆粒物的可利用性而言, 以酸性多糖為骨架的顆粒物, 因有機氮含量低不易被細菌降解[12], 此類顆粒物通常具有較高的C/N 比值(C/N≥14)[13], 并且在沉降過程中, 細菌的吸收和改造使其粘性增強, 進而提高了顆粒物的聚集和沉降速度[14], 同時被細菌吸收利用性進一步降低[15,16]。He等研究表明珠江口沉積物糖類不僅是有機碳重要組分之一, 并且在中下游多糖含量占總碳水化合物最高達80%, 是糖類中占比最大的成分[17], 與此契合的是Sun 等在珠江口底層水中發現大量由酸性多糖形成的大粒徑絮團, 尤其在鹽度10—25的河口地帶富集明顯[10]。

近三十年來, 珠江流域大量的活性氮通過河流排放至珠江口水域, 導致珠江口水體富營養化嚴重, 而由微生物主導、依賴有機物供給能量的反硝化過程是珠江口氮移除的主要途徑之一, 可有效地將生態系統中的固定氮轉化為N2或N2O 釋放到大氣中[18-20]。在自然環境條件下, 有機物是反硝化過程的能量基礎, 同時有機質礦化產生的NH4+進一步硝化反應生成NO3-, 為反硝化提供營養鹽物質, 因此有機物的濃度高低也會在一定程度上控制著脫氮速率[21]。另外, 有機物礦化過程伴隨著沉積物中的溶解氧消耗, 改變沉積物中的氧化還原條件, 進而影響沉積物脫氮過程[22]。到目前為止, 涉及生源大分子顆粒有機物對氮移除過程的效應研究未見報道, 尤其是在珠江口存在大量蛋白與多糖有機顆粒的背景下, 探討它們對沉積物氮移除過程的影響, 有助于深入了解沉積物中所發生的有關化學和生物過程。

1 材料與方法

1.1 研究區域與樣品采集

本試驗選取鹽度范圍約15—20、泥質區水動力條件影響下的站點作為研究對象, 該區域上層初級生產力較高, 由于沉降作用使底層水富集了大量自產生源顆粒有機物。于2017年7月在珠江口站點(東經113.7221°, 北緯22.2574°, 水深9 m)采集沉積物開展實驗。

1.2 實驗設計

硅藻中肋骨條藻()是珠江口伶仃洋及外海口區域優勢種。本實驗以中肋骨條藻不同時期的培養物(富含蛋白和多糖)作為添加物, 以此模擬上層自源顆粒有機物沉降到沉積物-水界面層后, 沉積物脫氮過程對可利用性有機物輸入的響應。

1.2.1 富含蛋白和多糖有機顆粒來源

使用富含硅酸鹽的F/2培養基培養中肋骨條藻, 光照和黑暗培養時間為14: 10 h, 光照強度190 μmol photons·m–2·s–2, 培養期間監測蛋白顆粒動態變化, 72 h指數生長期時培養液中可被考馬斯亮藍染色的蛋白顆粒含量最高, 以小牛血清為標準換算其含量為3039.7±393.2 μg BSA eq·L-1(BSA, 小牛血清))。在指數生長期時離心收集藻類, 藻類細胞內蛋白和總碳水化合物之比為0.72, 然后-80 ℃冷凍干燥, 獲得富含蛋白的藻粉備用。

另外將靜止期的中肋骨條藻()(此階段多糖顆粒含量最高)培養液中加入未經處理的珠江口海水(體積比例10: 1), 避光培養9 d(參照以往實驗, 0—9 d內多糖顆粒含量波動下降64.5%, 而且粘性增強, 第9 天后呈緩慢下降趨勢), 使用截留分子量1000 Da的透析袋透析36 h, 去除小分子和鹽分, 然后加入乙醇低溫沉淀多糖12 h, 分別加入乙醇進行3次沉淀, 最后合并沉淀物, 使用超純水清洗去除乙醇, 冷凍干燥獲得經過細菌降解后的多糖。

1.2.2 培養實驗

沉積物用直徑5 cm的淺海無擾動采樣器采集, 采集多管沉積物。用鑷子輕輕將大型和微型生物群落去除, 再將沉積物轉移到直徑5.0 cm的培養管內。培養管中沉積物的深度為10 cm。開展沉積物實驗時, 將藻粉和多糖分別溶于10 mL過濾后上覆水中, 然后用吸管輕輕轉移到沉積物上, 再用塑料醫用壓舌鏟輕輕攪拌表層1 cm的沉積物, 與添加物混合均勻。試驗分為3組, 第一組為添加中肋骨條藻組, 該組富含蛋白, 添加量為沉積物中添加6 mg·cm–2中肋骨條藻, 簡稱為S+。第二組為多糖組, 添加量為沉積物中添加4 mg·cm–2多糖(Polysac-charides), 簡稱PS+。未添加的為對照組, 簡稱為C。添加量參照以往對珠江口初級生產力和顆粒有機碳沉降通量的研究結果[17,23]。在沉積物面上繼續充入過濾后的底層水, 調整上覆水高度10 cm。將培養管用橡膠塞密封防止漏氣。在每個培養管內中距沉積物上方約7 cm 處, 懸置1 個磁力攪拌子, 將培養管置于水浴恒溫同步培養箱中。培養箱中央的電動磁力器轉速為1 圈每秒, 將水浴溫度調整到沉積物的現場溫度后, 啟動電磁攪拌器, 開始培養實驗。

于第0, 3, 6, 9天測定沉積物硝化與反硝化速率和其它指標。沉積物經4800 r·min–1離心, 然后過濾上清液獲得間隙水, 經0.45 μm的醋酸纖維濾膜過濾, -18℃冷凍保存。上覆水樣品處理保存方式與間隙水樣品相同, 經0.45 μm的醋酸纖維濾膜過濾后冷凍保存濾液。另外取少量表層沉積物樣品, -80℃冷凍保存, 取部分樣品用于 DNA 提取以測定沉積物S、Z 和 16S rRNA 基因豐度和碳水化合物。

1.3 指標測定

1.3.1 硝化與反硝化速率

測定采用乙炔抑制法, 參照徐繼榮等對Kim方法改進后的方法進行采集樣品、培養實驗和分析[20]。這一方法的原理是, 一定濃度的乙炔不僅能抑制氧化亞氮還原酶的活性使反硝化過程停留在N2O 階段, 而且能抑制NH4+被氧化為NO3-。而根據產生的N2O的量來計算出反硝化速率。而參照樣和乙炔抑制樣中NH4+積累量的差異就是沉積物的硝化速率。在上述測定日內, 每間隔3 h取樣, 12 h共取4次。取樣完畢后, 立即向沉積物柱中補充相同體積該站位的上覆海水, 以保持管內上覆水的基本理化性質和總體積不會改變。另外一支培養管去除水樣后, 不再添加原底層水, 而是加入乙炔飽和的底層水樣(乙炔采用CaC2現場制得), 使乙炔抑制樣的水相乙炔體積分數達到10%, 未用乙炔處理的設為反硝化速率測定對照組。為了抑制沉積物內氧化亞氮還原酶的作用, 用微量注射器沿沉積物的垂直方向每隔1 cm, 透過培養管壁(預先打孔填充了硅橡膠) 從4 個方向注入200 μL 被乙炔飽和的底層水。3 h后取樣測定。

1.3.2 氧化亞氮(N2O)測定方法

培養結束后, 立即取樣用于測定N2O。將培養管中的水轉移到25 mL 玻璃瓶中(平行取2份), 用橡膠塞密封瓶口, 瓶內不能有氣泡。用頂空氣相色譜法測定氣相中的氧化亞氮濃度(安捷倫7890A)。方法檢出限為4.5 ×10-8。然后用Weiss 的公式和常數根據溫度和水的鹽度計算出水相的原始濃度。

1.3.3 營養鹽指標

采用AA3型營養鹽自動測定儀(SEAL)分析營養鹽指標, 硝酸鹽(NO3-)用Cu-Cd 柱還原法, 銨鹽(NH4+)用靛酚藍法, 亞硝酸鹽(NO2-)用重氮偶氮法, 磷酸鹽用磷鉬藍法(PO43-), 硅酸鹽用鉬酸胺絡合-草酸抗壞血酸還原法測定。測定方法見《海洋調查規范:海水化學要素觀測》。

1.3.4 沉積物中總碳水化合物(TCHO)含量:

采用苯酚-硫酸法測定[25]。取0.5 g干重沉積物裝入特氟隆封口的玻璃管中, 加入5.0 mL三氯乙酸(4.0 mol·L?1)于105 ℃水解4 h, 將降解液離心取上清液, 然后按照苯酚-硫酸法測定總碳水化合物含量, 以葡萄糖作為標準品制作標線。

為了比較添加中肋骨條藻和添加多糖組中有機質的可降解度, 根據沉積物中碳水化合物含量的時間變化評估有機質降解難易程度。為了便于與其它研究結果對比, 本研究分別采用兩種常用的方法來計算[25]。一種是線性模型計算, 公式如下:

G=0–b·t (1)

另一種計算方法依據one-G指數模型, 公式如下:

公式中是碳水化合物在時刻的濃度,G是碳水化合物在初始時刻的濃度,是總碳水化合物線性降解速率, 以每克沉積物(濕重)中每天降解總碳水化合物的含量為單位, 表示為μg glu·eq·g?1wet wt·sed·d?1,是降解常數(d-1)。

1.3.5 沉積物16S rRNA和反硝化基因S、Z絕對豐度[26]:

(1)沉積物DNA提取: 取0.5 g沉積物樣品, 采用 Fast DNA SPIN KIT FOR SOIL(MPBIO)快速提取DNA試劑盒按照操作進行提取。得到的 DNA 樣品-80℃保存。提取DNA濃度采用Biospec-nano分光光度計(島津公司)于260 nm波長下檢測。

(2)定量 Q-PCR 分析: 基因的豐度測定方法參照Huang等 SYBR 熒光染料定量 PCR 方法[26]。擴增引物參考表1。Q-PCR反應體系為(25 μL)為12.5 μL SYBR Premix Ex TaqTM II, 0.5 μM前向和后向引物和1μL DNA模板(TaKaRa Biotechnology, Japan), Q-PCR擴增程序參考Huang (2011)[26]。定量PCR反應的特異性采用熔解曲線、凝膠圖譜進行驗證。實驗中所有樣品均設置三個平行, 不含模板 DNA 的空白對照組也在相同條件下同時進行, 以排除任何可能的環境干擾因素。標準曲線采用梯度稀釋的已知濃度標準質粒為模板擴增獲得。16S rRNA基因, nirS和nosZ的Q-PCR擴增效率分別為0.932、0.854和1.011。

1.4 統計與分析

使用OriginPro 9.0進行統計和繪圖, 相關性分析采用皮爾遜(Pearson)相關分析法。方差分析(ANOVA)比較差異顯著性(P <0.05)。

2 研究結果

2.1 底層水和沉積物環境參數

采集站位底層水的環境參數如表2所示。底層水采集深度為距沉積層0.3 m, 溶解氧含量為4.72 mg·L-1, 無機氮中硝酸鹽為主要形態。沉積物中有機碳含量為0.98 mg·g-1, 有機氮含量為0.14 mg·g-1。

表1 實時熒光定量PCR基因擴增引物

表2 采集站點的底部水體環境參數

2.2 沉積物中碳水化合物含量變化及其降解指數

圖1 為沉積物中碳水化合物含量隨時間變化。如圖1所示, 在前3 d, 添加中肋骨條藻S+和添加多糖PS+組中, 總碳水化合物含量顯著減少, 其中添加中肋骨條藻的下降程度最大, 總碳水化合物含量減少了約74.6%。而多糖組中沉積物總碳水化合物在3 d內損失21.0%。第9天S+與PS+組中總碳水化合物含量仍顯著高于對照組。在整個培養實驗中對照組中總碳水化合物含量變化幅度最小。表3為沉積物中碳水化和物總量的線性降解速率和降解常數。結果顯示, 添加中肋骨條藻組的總碳水化合物的降解速率和降解常數最高, 降解速率和降解常數分別為300 μg glu·eq·g–1wet wt·sed·d?1和0.24 d-1, 多糖組的次之, 對照組的結果明顯低于實驗組(p<0.01)。由此表明, 中肋骨條藻可利用性明顯大于多糖。

2.3 有機物添加對硝化與反硝化速率和表層沉積物間隙水中NH4+含量的影響

沉積物硝化速率隨時間變化趨勢如圖2a所示。三個實驗組中沉積物硝化速率都隨時間的延長呈下降趨勢。其中添加中肋骨條藻S+和添加多糖組PS+在第3天時, 硝化速率就出現了顯著下降(p<0.01)。添加中肋骨條藻組S+硝化速率在實驗初始為153.71 ± 15.27 μmol·m-2·h-1, 第3天后硝化速率降低了約50%, 為95.63 ± 7.41 μmol·m-2·h-1, 硝化速率下降程度最大。在第六天后添加多糖組和添加中肋骨條藻組的硝化速率差異不顯著。到第九天, 添加有機物的兩個組的硝化速率明顯低于對照組。

表3 不同實驗組中總碳水化合物線性降解速率b與降解常數k

圖1 沉積物中總碳水化合物(TCHO)含量變化

Figure 1 Concentrations of total carbohydrates (TCHO) in sediments over 9 days (S+, addition of; PS+, addition of polysaccharide; C,control)

圖2b為珠江口沉積物反硝化速率對不同有機物添加的響應結果。實驗初始, 沉積物的反硝化速率為10.83 μmol·m-2·h-1, 顯著低于沉積物的硝化速率。反硝化的變化與硝化速率變化呈相反趨勢, 添加有機物培養后, 其反硝化速率比對照組有顯著升高。三個實驗組中, 添加中肋骨條藻的實驗組反硝化速率在第三天最高, 為40.93 ± 6.98 μmol·m-2·h-1, 比試驗初始升高近4倍, 雖然從第六天后下降, 但第九天的反硝化速率仍比初始值高1倍。

圖3為沉積物表層間隙水中NH4+濃度對不同有機添加物的響應。如圖所示, 在S+組中的濃度顯著高于PS+組和對照組(p<0.01), 三天內S+組NH4+濃度由15.09 μmol·L-1迅速增加到65.11 μmol·L-1, PS+組NH4+濃度比對照組也有顯著升高。中肋骨條藻和多糖的添加能夠迅速刺激微生物礦化過程的發生, 從而使得沉積物表層間隙水中NH4+濃度急劇上升, 同時表明, 添加的顆粒有機物能有效為沉積物脫氮過程提供了碳源、氮源與能量。

(S+, addition of Skeletonema costatum; PS+, addition of polysaccharide; C, control)

Figure 2 Denitrification rates and nitrification rates at different treatments

(S+, addition of Skeletonema costatum; PS+, addition of polysaccharide; C, control)

Figure 3 Concentrations of NH4+in the sediments

2.4 有機物添加對硝化、反硝化功能基因豐度的影響

本實驗采用熒光實時定量PCR方法測定了沉積物中16S rRNA、反硝化功能基因S和Z的豐度。如圖4所示, 培養期間在添加中肋骨條藻組S+和添加多糖組PS+的細菌16S rRNA豐度遠高于對照組(p<0.01), S+組第3天時16S rRNA豐度達到峰值, 而PS組在第六天豐度最高。就S基因而言, 添加不同活性程度的有機物都極大地提高了S功能基因的豐度; 在第3天, S+組的豐度呈10倍級增長, 但不同組之間基因豐度的最高值出現的時間不同, PS+組在第6天S豐度達到峰值。同樣, 添加不同活性程度的有機物對Z反硝化基因豐度也具有顯著的提升作用(p<0.01), 且Z豐度的時間變化與S基因豐度的變化趨勢相似。

3 討論

在珠江口混合區外沒有鹽度影響的情況下, 沉積物中可利用性底物濃度是反硝化速率的主要決定性因素之一[18]。本實驗采集靠近外海口處沉積物, 該位置在夏季時水體初級生產力高, 生源顆粒物含量也高于上游, 因此沉積物接收了更多的初級生產的生源顆粒物。從理論上來講, 生源顆粒物不僅能為反硝化菌提供代謝能量, 其產生的銨鹽也能為硝化作用和反硝化作用提供底物, 即硝化與反硝化的耦聯作用[30]。因此生源有機顆粒物作為可利用性有機物來源, 在沉積物中對氮移除發揮了一定的作用。

(S+, addition of Skeletonema costatum ; PS+, addition of polysaccharide; C, control)

Figure 4 Absolute quantification of 16S rRNA,S andZ in the different treatments over 9 days (gene unit, copies g-1sediment)

以往的研究報道中, 河口沉積物中氮移除的速率與有機碳含量呈正比[31–32], 因為可利用性有機碳含量是控制反硝化過程的關鍵因素之一。另外在大洋區域, 如反硝化和厭氧氨氧化細菌的群落結構和活性均受到海水缺氧層中有可利用有機物的調節[33-35]。通過本次培養實驗, 驗證了富含蛋白和多糖的生源有機顆粒物在一定程度上控制著珠江口的脫氮速率。沉積物中添加富含蛋白的中肋骨條藻和多糖后, 16S rRNA的豐度得到了極大的提高, 說明這兩類有機質的添加增加了沉積物中細菌的生物量, 而且反硝化速率和反硝化功能基因S和Z豐度都有顯著提高。本試驗中添加中肋骨條藻使沉積物中富含蛋白質, 該組的脫氮效果顯著, 在培養后三天內, 伴隨總碳水化合物大量消耗, 反硝化速率升高了近4倍。表明富含蛋白質顆粒物沉降到河口底層能夠顯著促進活性氮的去除。

與添加中肋骨條藻試驗組相比, 多糖組的總碳水化合物的降解速率和降解常數較低, 表明多糖的可利用性稍遜于富含蛋白的中肋骨條藻。多糖顆粒的周轉時間取決于它們的來源和化學組成[38]。有研究表明硅藻產生的酸性多糖顆粒降解周期超過11天[37], 細菌自身能夠產生比藻類惰性更強的多糖[16]。盡管如此, 在本試驗中多糖降解仍為細菌提供了能量基礎, 16S rRNA基因和反硝化功能基因S和Z豐度最大值出現在第六天, 表明多糖也能夠促進珠江口沉積物反硝化過程。這些結果與以往報道底棲植物初級生產力豐富的河口類似, 河口沉積物在富含底棲藻類胞外多糖的情況下, 反硝化的功能基因的豐度有大幅度提高[24,38]。

除有機物可增加反硝化細菌能量之外, 有積物礦化過程中溶解氧大量消耗導致沉積物處于厭氧的環境, 也是促進反硝化的重要因素。最近大量實驗表明, 浮游植物聚集體或懸浮于水體或沉降到海底, 由于顆粒粒徑大, 礦化過程伴隨著顆粒外層溶解氧消耗, 使顆粒物的內核呈厭氧狀態, 導致反硝化過程加強, 而硝化過程為耗氧過程, 溶解氧含量降低會導致硝化速率下降[39–41]。因此本試驗中在添加中肋骨條藻和多糖組中有機物礦化導致缺氧, 從而引起硝化速率降低。

在河口地帶, 由于水深較淺及生源源顆粒物的粒徑較大, 其在到達沉積物表層前所通過的水柱時間較短, 減少了其在水柱中的消耗, 因此該區域生源凝膠顆粒物的沉降通量不可忽視, 是底部沉積物有機物的重要來源。Tan等估算珠江口沉積物移除的氮中, 高達74%的氮來自于上層水柱中顆粒有機氮的沉降[19]。而珠江口自產蛋白顆粒是顆粒氮的重要組成部分, 本次試驗結果表明添加富含蛋白的中肋骨條藻后, 反硝化速率顯著提高, 而添加多糖組雖然反硝化速率低于中肋骨條藻試驗組, 但仍然高于對照組。因此珠江口水體中蛋白和多糖等自源有機顆粒物沉降到底層, 將對珠江口的脫氮速率有重要貢獻。

4 小結

本研究探討了富含蛋白的中肋骨條藻培養物和多糖顆粒對珠江口沉積物硝化與反硝化速率以及相關基因豐度的影響, 研究結果表明:

(1)這兩類有機物的添加能夠刺激微生物礦化過程的發生, 16S rRNA基因豐度顯著提高, 礦化發生同時能夠為沉積物脫氮過程提供碳源與能量, 并提高反硝化速率, 同時提升反硝化過程有關的基因豐度與。但這兩類有機物的礦化導致沉積中溶解氧濃度降低, 進而引起硝化速率降低。

(2)從有機質可利用性而言, 富含蛋白的中肋骨條藻培養物和多糖的生物利用性存在差異, 添加中肋骨條藻組中蛋白含量高, 其可利用性高于多糖類有機質, 并且蛋白類物質礦化過程中產生的銨鹽也比多糖組高, NH4+通過硝化作用繼續為反硝化過程提供硝酸鹽, 因此添加中肋骨條藻組反硝化速率顯著高于添加多糖組。因此自源有機顆粒物促進沉積物反硝化速率的貢獻大小在一定程度上取決于其自身的可利用性。

[1] 高全洲, 沈承德, 孫彥敏, 等. 北江流域有機碳侵蝕通量的初步研究[J]. 環境科學, 2001, 22(2): 12–18.

[2] GAO Q Z, ZHANG J T, SHEN C, et al. Riverine organic carbon in the Xijiang River (South China): seasonal variation in content and flux budget[J]. Environmental Geology, 2002, 41: 826–832.

[3] 魏秀國. 珠江流域河流碳通量與流域侵蝕研究[D]. 廣州: 中科院廣州地球化學研究所, 2003.

[4] 蔡艷雅, 韓舞鷹. 珠江口有機碳的研究[J]. 海洋環境科學, 1990, 9(2): 8–13.

[5] 陳金斯, 李飛永, 洪華生. 珠江口海區懸浮顆粒物質研究II. 有機碳和氮的來源、分布和轉移[J]. 熱帶海洋, 1988, 7(3): 90–98.

[6] 陳紹勇, 鄭澤廣, 鄭建祿, 等. 珠江口懸浮顆粒有機碳與環境因子的關系[J]. 熱帶海洋, 1990, 9(2): 54–57.

[7] 戴仕寶, 楊世倫, 蔡愛民. 51 年來珠江流域輸沙量的變化[J]. 地理學報, 2007, 62(5): 545–554.

[8] HE Biyan, DAI Minhan, ZHAI Weidong, et al. Distribution, degradation and dynamics of dissolved organic carbon and its major compound classes in the Pearl River estuary, China[J]. Marine Chemistry, 2010, 119: 52–64.

[9] 劉慶霞, 黃小平, 張霞, 等. 2010年夏季珠江口海域顆粒有機碳的分布特征及其來源[J]. 生態學報, 2012, 32(14): 4403–4412.

[10] SUN Cuici, WANG Youshao, LI Qian, et al. Distribution characteristics of transparent exopolymer particles in the Pearl River estuary, China[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeoscience, 117, G00N17, doi: 10. 1029/2012JG 001951.

[11] WAI O W H, WANG C H, LI Y S, et al. The formation mechanisms of turbidity maximum in the Pearl River estuary, China[J]. Marine Pollution Bulletin, 2004, 48: 441–448.

[12] CISTERNAS-NOVOA C, LEE C, ENGEL A. Transparent exopolymer particles (TEP) and Coomassie stainable particles (CSP): Differences between their origin and vertical distributions in the ocean[J]. Marine Chemistry, 2015, 175: 56–71

[13] MARI X, SPPHIE B, RODOLPHE L, et al. Non-Redfield C: N ratio of transparent exopolymeric particles in the northwestern Mediterranean Sea[J]. Limnology and Oceanography, 2001, 46(7): 1831–1836.

[14] YAMADA Y, FUKUDA H, TADA Y, et al. Bacterial enhancement of gel particle coagulation in seawater[J]. Aquatic Microbial Ecology, 2016, 77: 11-22.

[15] BARREA-ALBA J, GIANESELLA S M F, MOSER G A O., et al. Bacterial and phytoplankton dynamics in a sub-tropical estuary. Hydrobiologia, 2008, 598(1): 229– 246.

[16] ROCHELLE-NEWALL E J, MARI X, PRIGAULT O. Sticking properties of transparent exopolymeric particles (TEP) during aging and biodegradation. Journal. Plankton Research, 2010, 32(10): 1433–1442.

[17] HE Biyan, DAI Minhan, HUANG W, et al. Sources and accumulation of organic carbon in the Pearl River Estuary surface sediment as indicated by elemental, stable carbon isotopic, and carbohydrate compositions[J]. Biogeosciences, 2010, 7 (10): 3343–3362.

[18] 王巖, 吳佳鵬, 關鳳杰, 等. 有機物消耗對珠江口沉積物反硝化和厭氧氨氧化過程的影響[J]. 生態科學, 2018, 37(1): 27–34.

[19] TAN E, ZHOU W, JIANG X, et al. Organic matter decomposition sustains sedimentary nitrogen loss in the Pearl River Estuary, China[J]. Science of the Total Environment, 2019, 648: 508-517.

[20] 徐繼榮, 王友紹, 殷建平, 等. 珠江口入海河段DIN 形態轉化與硝化和反硝化作用[J]. 環境科學學報, 2005, 25(5): 686-692.

[21] ZHU G, WANG S, WANG W, et al. Hotspots of anaerobic ammonium oxidation at land freshwater interfaces[J]. Nature Geoscience, 2013, 6: 103–107.

[22] SLATER J M, CAPONE D G. Denitrification in aquifer soil and nearshore marine-sediments influenced by groundwater nitrate[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1987, 53(6): 1292–1297.

[23] YIN Kedong, ZHANG Jianlin, QIAN Peiyuan, et al. Effect of wind events on phytoplankton blooms in the Pearl River estuary during summer[J]. Continental Shelf Research, 2004, 24: 1909–1923.

[24] MIYAJIMA T, OGAWA H, KOIKE I. Alkali-extractable polysaccharides in marine sediments: Abundance, mole-cular size distribution, and monosaccharide composition[J]. Geochim. Cosmochim. Acta, 2001, 65: 1455–1466.

[25] BOHORQUEZ J, MCGENITY TJ, PAPASPYROU S, et al. Different types of diatom-derived extracellular polymeric substances drive changes in heterotrophic bacterial communities from intertidal sediments. Frontiers of Microbiology, 2017, 8: 245, https: //doi. org/10. 3389/ fmicb. 2017. 00245.

[26] HUANG S, CHEN C, YANG X, et al. Distribution of typical denitrifying functional genes and diversity of theS-encoding bacterial community related to environ-mental characteristics of river sediments[J]. Biogeosciences, 2011, 8: 3041–3051.

[27] BRAKER G, FESEFELDT A, WITZEL K P. Development of PCR primer systems for amplification of nitrite reductase genes (K andS) to detect denitrifying bacteria in environmental samples[J]. Applied Environ-mental Microbiology, 1998, 64: 3769–3775.

[28] CASAMAYOR E O, PEDR′OS-ALI′O C, MUZYZER G, et al. Microheterogeneity in 16S rDNA-defined bacterial populations from a stratified planktonic environment is related to temporal changes and to ecological adaptations[J]. Applied Environmental Microbiology, 2002, 68: 1706–1714.

[29] SCALA D J, KERKHOF L J. Nitrous oxide reductase (Z) genespecific PCR primers for detection of denitri-fiers and threeZ genes from marine sediments[J]. FEMS Microbiol. Lett. , 1998, 162: 61–68.

[30] CAFFREY J M, SLOTH N P, KASPAR H F, et al. Effect of organic loading on nitrification and denitrification in a marine sediment microcosm[J]. FEMS Microbiology Ecology, 1993, 12: 159–167.

[31] BABBIN A R, WARD B B. Controls on nitrogen loss processes in Chesapeake Bay sediments[J]. Environmental Science and Technology, 2013, 47: 4189–4196.

[32] PLUMMER P, TOBIAS C, CADY D. Nitrogen reduction pathways in estuarine sediments: Influences of organic carbon and sulfide[J]. Journal of Geophysical Research: Biogeosciences, 2015, 120: 1958, https: //doi. org/10. 1002/ 2015JG003057.

[33] KALVELAGE T, LAVIK G, LAM P, et al. Nitrogen cycling driven by organic matter export in the South Pacific oxygen minimum zone[J]. Nature Geoscience, 2013, 6(3): 228–234.

[34] WARD B B, DEVOL A H, RICH J J, et al. Denitrification as the dominant nitrogen loss process in the Arabian Sea[J]. Nature, 2009, 461(7260): 78–81.

[35] DALSGAARD T, THAMDRUP B, FARIAS L, et al. Anammox and denitrification in the oxygen minimum zone of the eastern South Pacific[J]. Limnology and Oceano-graphy, 2012, 57(5): 1331–1346.

[36] PASSOW U. Transparent exopolymer particles (TEP) in aquatic environments. Progress of Oceanography, 2002, 55: 287–333.

[37] PIONTEK J, H?NDEL N, LANGER G, et al. Effects of rising temperature on the formation and microbial degradation of marine diatom aggregates[J]. Aquatic Microbiology Ecology, 2009, 54(3): 305–318.

[38] DECLEYRE H, HEYLEN K, SABBE K, et al. A doubling of microphytobenthos biomass coincides with a tenfold increase in denitrifier and total bacterial abundances in intertidal sediments of a temperate estuary[J]. PLoS ONE, 2015, 10(5), e0126583. https: //doi. org/10. 1371/journal. pone. 0126583.

[39] KAMP A, STIEF P, BRISTOWLA, et al. Intracellular nitrate of marine diatoms as a driver of anaerobic nitrogen cycling in sinking aggregates[J]. Frontiers of Microbiology, 2016, 7, 1669, https: //doi. org/10. 3389/fmicb. 2016. 01669.

[40] STIEF P, KAMP A, THAMDRUP B, et al. Anaerobic nitrogen turnover by sinking diatom aggregates at varying ambient oxygen levels. Frontiers of Microbiology, 2016, 7, 98, https: //doi. org/10. 3389/fmicb. 2016. 00098.

[41] MARZOCCHI U, THAMDRUP B, STIEF P, et al. Effect of settled diatom-aggregates on benthic nitrogen cycling[J]. Limnology and Oceanography, 2018, 63: 431–444.

Effect of autochthonous particulate organic matter on the nitrogen removal in the Pearl River Estuary sediment

YUE Weizhong1, 2, 3, SUN Cuici2, 3, 4, *, SHI Ping2, HONG Yiguo5, HE Weihong3, 6, WANG Youshao2, 3, 4

1.China University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China 2.State Key Laboratory of Tropical Oceanography, South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou 510301, China 3. Southern Marine Science and Engineering Guangdong Laboratory (Guangzhou), Guangzhou 511458, China 4.Marine Biology Research Station at Daya Bay, Chinese Academy of Sciences, Shenzhen 518121, China 5. Institute of Environmental Research at Greater Bay,Guangzhou University,Guangzhou 510006, China 6. South China Sea Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Guangzhou, 510301, China

Microbial mediated denitrification, which depends on the organic matter loading, is the most important nitrogen removal pathway in the Pearl River Estuary. There are a lot of autochthonous organic particulate matter rich in polysaccharides and proteins in Pearl River Estuary, and how this kind of sinking organic particulate matter affects the denitrification process at the sediment-water interface is not yet clear. The effects of protein-richand polysaccharide particles on the denitrification rate and denitrification function genes in the sediments of the Pearl River Estuary were analyzed by culture experiments. The results showed that the addition of these two kinds of organic matter into the sediment could stimulate the microbial remineralization process, and the abundances of 16S rRNA,Z andS genes related to denitrification process were significantly increased, indicating that remineralization could provide carbon source and energy for nitrogen removal process and increase denitrification rate. In terms of organic matter availability, in the algal addition, higher rate of degradation of organic matter and more NH4+produced from the remineralization were observed, due to higher content of protein than the added polysaccharide group. The highest denitrification rate was observed in the sediment with the addition of, since more NH4+was converted to nitrate through nitrification and continued to provide nitrate to the denitrification process. The results showed that the deposition of autochthonous organic particles promoted the nitrogen removal process at the sediment-water interface and this promotion was positively correlated with their availability.

autochthonous particulate organic matter; particulate protein; particulate polysaccharide; denitrification; Pearl River Estuary

10.14108/j.cnki.1008-8873.2020.04.001

岳維忠, 孫翠慈, 施平, 等. 珠江口自源有機顆粒物沉降對沉積物反硝化過程的影響[J]. 生態科學, 2020, 39(4): 1–9.

YUE Weizhong, SUN Cuici, SHI Ping, et al. Effect of autochthonous particulate organic matter on the nitrogen removal in the Pearl River Estuary sediment[J]. Ecological Science, 2020 39(4): 1–9.

170.6015

A

1008-8873(2020)04-001-09

2019-04-06;

2019-04-16

廣東省自然科學基金(2020A1515011137); 廣東省科技計劃項目名稱(2016A020222018); 南方海洋科學與工程廣東省實驗室(廣州)人才團隊引進重大專項(GML2019ZD0402)。

岳維忠(1974—), 男, 山西陽泉人, 博士, 副研究員, 主要從事海洋生態學研究, E-mail: wzhyue@scsio.ac.cn

孫翠慈, 女, 河北石家莊人, 博士, 副研究員, 主要從事海洋環境與生態學研究, E-mail: scuici@scsio.ac.cn