武漢東湖沉積物好氧氨氧化微生物時空分布

張志忠,程德璽,廖明軍,汪淑廉,李 祝*

武漢東湖沉積物好氧氨氧化微生物時空分布

張志忠1,2,程德璽1,廖明軍1,2,汪淑廉1,李 祝1,2*

(1.湖北工業大學土木建筑與環境學院,湖北 武漢 430068；2.河湖生態修復及藻類利用湖北省重點實驗室,湖北 武漢 430068)

采用實時熒光定量PCR(qPCR)技術,測定了武漢東湖沉積物中氨氧化古菌(AOA)和氨氧化細菌(AOB)氨單加氧酶基因()的豐度,并結合沉積物水體環境中各形態氮素的含量,分析氮素含量對AOA和AOB的時空分布的影響.結果顯示, AOA基因豐度大于AOB基因豐度,表明AOA對氨氧化過程的貢獻較大.同時,AOA和AOB基因豐度都隨深度增加而降低.此外,間隙水的總氮、氨氮、硝酸鹽氮以及亞硝酸鹽氮濃度分別為6.28~33.56、2.71~22.7、0.12~0.98、0.01~0.13mg/L;上覆水的總氮、氨氮、硝酸鹽氮以及亞硝酸鹽氮平均濃度分別為1.68,0.79,0.16,0.04mg/L;表層水的總氮、氨氮、硝酸鹽氮以及亞硝酸鹽氮平均濃度分別為1.34,0.62,0.11,0.03mg/L,表明東湖東湖沉積物相對于水體呈營養鹽可釋放狀態.相關性分析表明:AOA基因豐度與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關(<0.05),AOB基因豐度與間隙水亞硝酸鹽氮(NO2--N)濃度呈顯著正相關(<0.05).

實時熒光定量PCR；沉積物；氨氧化古菌；氨氧化細菌；豐度

沉積物作為湖泊水體中氮的重要“源”和“匯”,是水體中氮的主要貢獻者[1-2].棲息于沉積物中的部分微生物通過參與氮循環過程,包括氮的固定、硝化作用、反硝化作用和氨氧化作用[3],促進氮的轉化.其中氨氧化作用作為硝化作用的首要環節,是硝化過程的關鍵限速反應[4].氨氧化作用的速率取決于氨氧化古菌(AOA)和氨氧化細菌(AOB)的豐度[5].而AOA與AOB在不同的生境中,受溫度、溶解氧、有機質、pH值、氮素濃度和鹽度等環境因子的影響,兩者的豐度、群落結構、多樣性以及氨氧化效率等不盡相同[6-8],氨氧化微生物的分布與氮循環氨氧化過程之間的聯系復雜.

由于生理生化機制的差異,AOA與AOB具有不同的環境偏好[9-10].在大多數湖泊環境中,AOA的豐度均高于AOB[11-12],但也存在AOB的豐度高于AOA的情況[13-15].總體來說,AOA往往在低pH值、低氧和寡營養的條件下比AOB更占優勢.在巢湖以及太湖的沉積物中,AOA的豐度與硝酸鹽氮濃度呈顯著負相關,AOB的豐度與氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關[14].而在若爾蓋花湖的沉積物中,總氮、氨氮、硝酸鹽氮以及亞硝酸鹽氮與AOA的豐度均呈顯著正相關[16].造成不同湖泊中氮素含量與好氧氨氧化微生物分布之間聯系差異的原因尚不明確,需要進一步研究.

根據近幾年對武漢東湖各子湖水質的監測結果發現,牛巢湖水質為Ⅳ類,官橋湖水質為劣Ⅴ類,郭鄭湖水質狀況次于牛巢湖.其次,牛巢湖靠近風景區,周邊污染源較少,官橋湖和郭鄭湖靠近學校生活區,有利于對比研究.因此,本研究選取具有代表性的郭鄭湖、官橋湖、牛巢湖作為研究對象,監測表層水、上覆水及沉積物間隙水中的氮素濃度.同時,采集沉積物泥樣提取泥樣中微生物的DNA,采用實時熒光定量PCR技術,以功能基因作為分子標記,定量分析沉積物中AOA和AOB基因豐度.研究AOA和AOB在沉積物中不同時空以及深度下的分布特征,分析其與表層水、上覆水和沉積物間隙水中氮素濃度之間的相關性.旨在揭示武漢東湖不同營養水體中氨氧化微生物的動態變化,為進一步研究湖泊沉積物氮循環機理和開展湖泊生態修復提供理論參考.

1 材料與方法

1.1 樣品采集

本研究以東湖為研究對象,在東湖子湖郭鄭湖(采樣點A)、官橋湖(采樣點B)和牛巢湖(采樣點C)各設置一個采樣點(圖1).采樣坐標為A:(30°33'19''N, 114°23’26''E);B:(30°31'51''N,114°23'31''E); C:(30°33'39''N,114°25'43''E).采樣時間為2016年7月30日、2016年11月28日、2017年4月4日及2017年9月10日,分別代表夏(SU)、冬(WI)、春(SP)、秋(AU)4個季節.沉積物采樣的同時采集表層水、上覆水和間隙水.

圖1 東湖采樣點

1.2 理化性質測定

以《水和廢水監測分析方法》第四版[17]方法測定硝酸鹽氮(NO3--N)、亞硝酸鹽氮(NO2--N)、氨氮(NH4+-N)以及總氮(TN).參考國標《CJ/T221-2005》[18]方法測定沉積物含水率.

1.3 AOA和AOB豐度測定

1.3.1 沉積物DNA的提取 參考陸詩敏等[19]報道的方法,提取沉積物中總基因組.以λ-Hind Ⅲ DNA Maker為標準,在1%的瓊脂糖凝膠電泳上進行檢測,觀察目的基因是否有條帶,用Nanodrop ND-1000測定樣品的濃度及純度,-20℃保存,以待后續分析.

表1 氨氧化微生物amoA基因PCR擴增引物及條件

1.3.2 標準質粒的構建 AOA和AOB所用的PCR引物、擴增的目的片段及擴增條件見表1,擴增體系為:2μL模板,上下游引物各0.25μL (10μmol/L), 2× Taq Master Mix 10μL加上無菌雙蒸水補足至20μL. PCR產物經切膠純化后,用DNA連接試劑盒將純化后的PCR產物連接到pMD18-T載體上,產物再經過轉化、篩選后測序.AOA和AOB序列的陽性質粒克隆菌株用LB液體培養基擴大培養,用TIAN prep Mini Plasmid Kit質粒小提試劑盒提取質粒備用.

1.3.3 AOA和AOB基因豐度測定 采用SYBR Green法進行qPCR,反應體系使用SYBR Premix Ex TaqTMⅡ替代普通PCR反應體系中的2×Taq Master Mix,其余條件與普通PCR相同,得到標準曲線.每次擴增都設置陰性對照組,分別對4個季節中3個子湖的不同分層沉積物樣品中的AOA和AOB基因進行擴增,得到每個樣品提取的DNA中基因豐度.

1.4 數據處理與分析

利用Originpro 2019b軟件對東湖表層水、上覆水以及間隙水理化指標數據進行處理,利用SPSS 22.0統計分析軟件對豐度和環境因子數據進行方差分析和相關性分析.

2 結果與分析

2.1 表層水、上覆水和間隙水不同季節氮含量的變化

如圖2(a)所示,表層水的總氮、氨氮、硝酸鹽氮以及亞硝酸鹽氮平均濃度分別為1.34,0.62,0.11, 0.03mg/L.在4個季節中,官橋湖的表層水中硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、氨氮和總氮的含量均顯著高于郭鄭湖和牛巢湖(<0.05).對于不同的季節而言,3個子湖表層水中春季總氮含量最高,而秋季總氮含量最低.對于同一子湖的表層水,3種無機氮中氨氮含量明顯高于硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的含量,且氨氮的含量與總氮含量變化一致,而硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的含量較低且無明顯變化趨勢.

如圖2(b),上覆水的總氮、氨氮、硝酸鹽氮以及亞硝酸鹽氮平均濃度分別為1.68,0.79,0.16,0.04mg/ L.與表層水相似,在4個季節中官橋湖的上覆水中硝酸鹽氮、亞硝酸鹽氮、氨氮和總氮的含量均顯著高于牛巢湖和郭鄭湖(<0.05).同時,官橋湖春季上覆水中總氮含量遠高于其它季節,而郭鄭湖和牛巢湖的上覆水在不同季節中的氮含量無明顯差異(> 0.05).同樣地,上覆水中3種無機氮中氨氮含量最高,且氨氮含量的變化趨勢與總氮一致,而硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的含量較低且無明顯變化趨勢.

如圖2(c),間隙水的總氮、氨氮、硝酸鹽氮以及亞硝氮濃度分別為6.28~33.56、2.71~22.7、0.12~ 0.98、0.01~0.13mg/L.分析3個子湖表層沉積物(0~ 5cm)間隙水在不同季節氮含量的變化,發現氮的各種存在形態在間隙水中的含量比在表層水和上覆水中的含量高.官橋湖的表層沉積物間隙水中氨氮和總氮的含量顯著高于牛巢湖和郭鄭湖(<0.05),而硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的含量在3個子湖中則無明顯差異(>0.05).對于同一子湖中無機氮的含量,氨氮含量最高,其次是硝酸鹽氮,亞硝酸鹽氮含量最低.

綜上分析,硝酸鹽氮和亞硝酸鹽氮的含量在表層水、上覆水和間隙水中無明顯差異;而對于總氮和氨氮的含量依次是間隙水>上覆水>表層水.表明3個子湖的氨氮在4個季節中不斷由沉積物向湖水中釋放,導致湖水中氨氮和總氮濃度不斷上升,這可能是東湖一直處于重度污染的內在原因.

圖2 不同季節研究水體中4種氮素含量變化情況

2.2 AOA與AOBamoA基因豐度時空分布特征

東湖3個子湖中AOA與AOB豐度有明顯的季節差異性;同時,在沉積物的分層采樣結果中發現,豐度隨空間變化較大,結果見圖3.

不同季節中AOA基因豐度不同,春季的豐度為4.50×105~3.68×108copies/g,夏季的豐度為8.07×105~1.58×108copies/g,秋季的豐度為6.21×105~ 4.99×108copies/g,冬季的豐度為8.27×105~4.13× 108copies/g.同樣的,AOB基因豐度在不同的季節也明顯不同,春夏秋冬4個季節中AOB基因豐度分別為1.14×105~5.32×106,1.66×104~1.14× 106,9.57×104~4.21×106和5.18×104~8.89×105copies/ g.總體來看,AOA基因豐度在夏季最高,而在其它3個季節無明顯差異(>0.05);AOB基因豐度在春季最高,冬季最低,而在其它2個季節無明顯差異(>0.05).

不同深度沉積物的AOA基因豐度見圖3(a)~(d).表層沉積物豐度為2.38×106~4.99× 108copies/g,中層沉積物AOA基因豐度為6.21×105~1.25×108copies/g,底層沉積物豐度為4.50× 105~5.06×107copies/g.在東湖的3個子湖中,夏季AOA基因豐度隨著采樣深度的增加而降低,官橋湖的AOA基因豐度比郭鄭湖和牛巢湖高(圖3a).而在春、秋和冬季,AOA主要存在于表層沉積物中(0~5cm),而在5cm以下的深度,基本無AOA的存在,且都在0~1cm深度時AOA豐度最大;在這3個季節中,在0~1cm深度均是官橋湖中AOA基因豐度最高,郭鄭湖次之,牛巢湖最低(圖3b-d).

不同深度沉積物的AOB基因豐度見圖3(e)~(h).表層沉積物AOB基因豐度為1.25× 105~5.32×106copies/g,中層和底層沉積物AOB基因豐度分別為7.31×104~7.68×105copies/g和1.66× 104~5.15×105copies/g.在夏季和冬季,3個子湖不同深度(0~20cm)沉積物中均有AOB的分布,表層(0~5cm)AOB基因豐度最高;在夏季最高的是郭鄭湖,而冬季最高的是官橋湖.在春季和秋季,AOB主要分布在0~4cm深度,同樣是在表層(0~1cm)最高;在春季最高的是官橋湖郭鄭湖,而冬季最高的是郭鄭湖.

2.3 AOA/AOB(amoA基因豐度比)

在所有采樣點中,AOA基因豐度均高于AOB,AOA/AOB為2~546.相關性分析表明,AOA基因豐度與AOB基因豐度呈極顯著正相關(<0.01,相關系數為0.572).如圖4所示,郭鄭湖和牛巢湖的AOA/AOB在夏季均呈現先增加后降低的變化趨勢,郭鄭湖AOA/AOB在15~20cm達到峰值(圖4a),而牛巢湖AOA/AOB在10~15cm達到峰值(圖4c).在其他季節,AOA/AOB在不同深度變化不大.

圖4 不同子湖AOA/AOB(amoA基因豐度比)垂直變化

2.4 氨氧化微生物amoA基因豐度與間隙水理化性質相關性

如表2所示,夏季AOA基因豐度與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈極顯著正相關(<0.01), AOB基因豐度與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈極顯著正相關(<0.01);冬季AOA基因豐度與間隙水氨氮濃度呈顯著正相關(<0.05),AOB基因豐度與間隙水亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關(<0.05);AOA/AOB與間隙水硝酸鹽氮呈顯著正相關(<0.05);秋季AOA/AOB與氨氮呈顯著負相關(<0.05).按照不同沉積物層數來分類,中層沉積物AOA基因豐度與間隙水氨氮濃度呈顯著正相關(<0.05).按照不同子湖來分類,官橋湖AOA和AOB基因豐度均與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈極顯著正相關(<0.01),AOB基因豐度與間隙水總氮濃度呈顯著負相關(<0.05),AOA/AOB與氨氮呈顯著正相關(<0.05).

表2 AOA和AOB amoA基因豐度與間隙水氮濃度皮爾遜相關系數

注:*<0.05 ; **<0.01.

3 討論

AOA和AOB廣泛生存于水生環境中, 氨氮作為氨氧化微生物的基質,與氨氧化微生物豐度關系密切[22].一般而言,在低氨的貧營養水體中,AOA占絕對優勢[23],而AOB生長受到限制.適當提高氨氮濃度會提高AOA的生長速率[24].3個子湖間隙水中,官橋湖的氨氮要顯著高于郭鄭湖和牛巢湖,這很可能是官橋湖沉積物中AOA遠高于其他2個子湖的原因.同時,3個子湖不同季節不同深度的沉積物中, AOA基因豐度高于AOB,可能是由于3個子湖間隙水的氨氮濃度為2.71~22.7mg/L,有利于AOA生存而限制AOB生長[25].因此推測東湖屬于一個低氨氮環境,導致AOB生長受氨氮影響被抑制.AOA處于優勢地位,表明AOA可能在東湖沉積物氨氧化過程中發揮著主要作用.湖泊沉積物生境較為復雜,也存在其他環境因子對氨氧化微生物分布有不同程度影響的可能性,在目前的研究中已發現NO3--N、NH4+-N、TOC 、TP、TN和pH值等因素對AOA基因豐度的影響較多,AOB基因豐度受NO3--N、NH4+-N和pH值的影響更多[22].

夏季AOA基因豐度與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈極顯著正相關,冬季AOA基因豐度只與間隙水氨氮濃度呈顯著正相關,原因可能是冬季溫度低,AOA的代謝活性降低,較少的氨氮轉化為亞硝酸鹽氮,導致亞硝酸鹽氮的濃度降低.夏冬季節AOB基因豐度與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度分別呈極顯著正相關和顯著正相關,表明溫度變化對AOB的代謝活性影響不大.而在沉積物不同分層水平上,僅中層沉積物AOA基因豐度與間隙水氨氮濃度呈顯著正相關,這可能與沉積物中溶解氧和有機質有關.對于不同子湖,官橋湖AOA和AOB基因豐度均與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈極顯著正相關.3個子湖中官橋湖水質最差、富營養化最嚴重,可能是由于官橋湖間隙水的氨氮濃度適宜氨氧化微生物生長,而亞硝酸鹽氮濃度對好氧氨氧化微生物無明顯的抑制作用.

不同季節帶來的溫度差異會影響AOA和AOB基因豐度.在3個子湖表層和中層沉積物中,AOA基因豐度在夏季明顯高于其他3個季節.這與Auguet等[26]人在研究高山湖泊中泉古菌分布規律時發現的AOA基因豐度在夏季最高,在春季和冬季均有下降趨勢相一致. 在東湖表層沉積物中,AOB基因豐度在冬季顯著低于其他3個季節,在春季顯著高于其他3個季節.不同季節對于AOB基因豐度的影響因素可能在于溫度的差異.溫度是影響AOB分布的關鍵性因素,同時隨著季節的變化,氨濃度和pH值也會改變,從而影響AOB的群落結構[27].Avrahamk等[28]人發現,在土壤中的濕度、氨氮和pH值處于穩定狀態時,AOB基因豐度以及其硝化活性在15~25℃時最高.這與Godde等[29]研究的N2O釋放率中溫時低而低溫時高的結論恰好相反,其原因可能在于兩者所研究對象的營養水平不同.因此,在研究氨氧化微生物不同季節分布特征時,各種因素對其的影響情況不能一概而論,應結合實地水文、水質等情況深入研究.

普遍發現在空間垂直方向上,隨著沉積物深度的增加,AOA與AOB基因豐度均有下降的趨勢[16,30-32],本研究中AOA與AOB基因豐度在垂直方向上的變化趨勢亦是如此,這可能與溶解氧濃度的變化有關.AOA和AOB均屬于好氧型,隨深度的增加,溶解氧濃度逐漸降低,基因豐度逐漸減少.在東湖沉積物中,AOA和AOB基因豐度都在0~1cm最高,在前3cm迅速下降,然后趨于平緩.這表明表層沉積物與上覆水氧氣交換頻繁,溶解氧濃度相對較高,該趨勢與其他關于氨氧化微生物垂直分布的研究結論一致[33-34].對于同一季節,秋季的官橋湖和郭鄭湖以及冬季的官橋湖沉積物中隨著深度增加,AOA/AOB呈上升的趨勢.這與AOA比AOB更適于厭氧濃度條件有關[35].亞硝酸鹽氮作為氨氧化反應的產物,其濃度也會影響AOA和AOB基因豐度[36].本研究中發現AOA/AOB與硝酸鹽氮呈顯著負相關. AOA 廣泛地分布于海洋、土壤、沉積物這樣的中好氧到缺氧的環境中[37],相比于AOB, AOA更適應缺氧的環境,硝酸鹽氮作為硝化反應的最終產物,其濃度一定程度上反映了氧氣濃度的多少,硝化速率越低的區域其溶解氧一般越低,而AOA比AOB更耐低氧環境,所以硝酸鹽氮越低的區域,其AOA/AOB反而較高.

湖泊沉積物中氮循環相關的微生物受多種環境因子的影響,比如溶解氧以及有機質含量.溶解氧會影響氨氧化微生物的豐度,進而影響間隙水氨氮的濃度;高的有機質含量會使異養細菌(如硝化細菌)的豐度增加,從而降低亞硝酸鹽氮的濃度,減低亞硝酸鹽氮對好氧氨氧化微生物的產物抑制作用.從而達到增加氨氧化微生物的氨氧化活性,降低氨氮濃度的目的.因此可以通過生物法如種植水生植物使溶解氧含量升高,以及向湖泊沉積物投加外源碳增加有機質含量等措施來實現定向促進氨氮向亞硝酸鹽氮的轉化.

4 結論

4.1 武漢東湖不同水層各營養鹽(氮)濃度表現為間隙水>上覆水>表層水, 上覆水的總氮和氨氮濃度顯著高于表層水,顯示東湖沉積物相對于水體呈營養鹽可釋放狀態.

4.2 武漢東湖沉積物中AOA基因豐度為4.50×105~4.99×108copies/g,AOB基因豐度為1.66×104~5.32×106copies/g,AOA/AOB基因豐度比為2~546,AOA可能在東湖沉積物氨氧化過程中發揮著主要作用.

4.3 AOA和AOB基因豐度隨沉積物深度增加而降低.在夏季,AOA基因豐度在15cm以上的沉積物中下降速率更快,AOB基因豐度在15cm以上的沉積物中下降速率更快,其他3個季節普遍在前3cm快速下降,之后趨于平緩.

4.4 AOA基因豐度與間隙水氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關(<0.05);AOB基因豐度與間隙水亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關(<0.05); AOA/AOB基因比值與間隙水硝酸鹽氮呈顯著負相關(<0.05).

[1] 朱元榮,張潤宇,吳豐昌.滇池沉積物中氮的地球化學特征及其對水環境的影響 [J]. 中國環境科學, 2011,31(6):978-983. Zhu Y R, Zhang R Y, Wu F C. Geochemical characteristics and influence to overlying water of nitrogen in the sediments from Dianchi Lake [J]. China Environmental Science, 2011,31(6):978-983.

[2] 吉芳英,顏海波,何 強,等.龍景湖龍景溝匯水區沉積物-水界面氮形態空間分布特征 [J]. 中國環境科學, 2015,35(10):3101-3107. Ji F Y, Yan H B, He Q, et al. Distribution of nitrogen speciation at the sediment-water interface in Longjinggou Catchment Area of Longjinghu Lake [J]. China Environmental Science, 2015,35(10): 3101-3107.

[3] 劉正輝,李德豪.氨氧化古菌及其對氮循環貢獻的研究進展[J]. 微生物學通報, 2015,42(4):774-782. Liu Z H, Li D H. Ammonia-oxidizing archaea and their contribution to global nitrogen cycling: a review [J]. Microbiology China, 2015, 42(4):774-782.

[4] 郭 佳.典型環境因子對硝化作用和氨氧化微生物生理生態的影響[D]. 重慶:西南大學, 2016. Guo J. The influence of typical environmental factors on nitrification and physiological ecology of ammonia-oxidazers [D]. Chongqing: Southwest University, 2016.

[5] 蘇 瑜,王為東.我國北方四類土壤中氨氧化古菌和氨氧化細菌的活性及對氨氧化的貢獻[J]. 環境科學學報, 2017,37(9):3519-3527. Su Y, Wang W D. Activity of AOA and AOB and their contributions to ammonia oxidization in four soils in North China [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017,37(9):3519-3527.

[6] Zheng Y L, Hou L J, Newell S, et al. Community Dynamics and Activity of Ammonia-oxidizing Prokaryotes in Intertidal Sediments of the Yangtze Estuary [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2014,80(1):408-419.

[7] Liu S, Shen L D, Lou L P, et al. Spatial Distribution and Factors Shaping the Niche Segregation of Ammonia-Oxidizing Microorganisms in the Qiantang River, China [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2013,79(13):4065-4071.

[8] Vissers E W, Anselmetti F S, Bodelier P L E, et al. Temporal and spatial coexistence of archaeal and bacterialgenes and gene transcripts in Lake Lucerne [J]. Achaea, 2013,2013(12):289478.

[9] Martens-Habbena W, Berube P M, Urakawa H, et al. Ammonia oxidation kinetics determine niche separation of nitrifying Archaea and Bacteria [J]. Nature, 2009,461(7266):976-979.

[10] Erguder T H, Boon N, Wittebolle L,et al. Environmental factors shaping the ecological niches of ammonia-oxidizing archaea [J]. FEMS Microbiology Reviews, 2009,33(5):855-869.

[11] Herrmann M, Saunders A M, Schramm A. Effect of lake trophic status and rooted macrophytes on community composition and abundance of ammonia-oxidizing prokaryotes in freshwater sediments [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2009,75(10):3127-3136.

[12] Auguet J C, Triadó-Margarit X, Nomokonova N, et al. Vertical segregation and phylogenetic characterization of ammonia-oxidizing Archaea in a deep oligotrophic lake [J]. The ISME Journal, 2012,6(9): 1786-1797.

[13] Wu Y C, Xiang Y, Wang J J , et al. Heterogeneity of archaeal and bacterial ammonia-oxidizing communities in Lake Taihu, China [J]. Environmental Microbiology Reports, 2010,2(4):569-576.

[14] Hou J, Song C L, Cao X Y, et al. Shifts between ammonia-oxidizing bacteria and archaea in relation to nitrification potential across trophic gradients in two large Chinese lakes (Lake Taihu and Lake Chaohu) [J]. Water Research, 2013,47(7):2285-2296.

[15] Jiang H C, Dong H L, Yu B S,et al. Diversity and abundance of ammonia-oxidizing archaea and bacteria in Qinghai Lake, Northwestern China [J]. Geomicrobiology Journal, 2009,26(3): 199-211.

[16] 丁 浩,徐慧敏,蘇 芮,等.若爾蓋花湖沉積物氨氧化與反硝化功能基因豐度垂向分布特征及其環境響應[J]. 環境科學學報, 2019, 39(10):3482-3491. Ding H, Xu H M, Su R, et al. Vertical distribution and environmental response of the abundance of ammonia-oxidizing and denitrifying functional genes in sediments of Huahu Lake in Zoige [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2019,39(10):3482-3491.

[17] 國家環境保護總局.水和廢水監測分析方法 [M]. 北京:中國環境科學出版社, 2002:258-285. State Environmental Protection Administration. Water and Wastewater Monitoring and Analysis Methods [M]. Beijing:China Environmental Press, 2002:258-285.

[18] CJ/T 221-2005 城市污水處理廠污泥檢驗方法[S]. CJ/T 221-2005 Determination method for municipal sludge in wastewater treatment plant [S].

[19] 陸詩敏.淡水養殖池塘環境中氨氧化微生物的研究[D]. 武漢:華中農業大學, 2014. Lu S M. Study on the ammonia-oxidizing microorganisms in the freshwater aquaculture pond environment [D]. Wuhan;Huazhong Agricultural University, 2014.

[20] Jian Y, Jiang H, Dong H, et al.-encoding archaea and thaumarchaeol in the lakes on the northeastern Qinghai-Tibetan Plateau, China [J]. Frontiers in Microbiology, 2013,4(329):329.

[21] Ju X, Wu S, Huang X, et al. How the novel integration of electrolysis in tidal flow constructed wetlands intensifies nutrient removal and odor control [J]. Bioresour Technol, 2014,169:(605-613)

[22] 賈仲君,翁佳華,林先貴,等.氨氧化古菌的生態學研究進展[J]. 微生物學報, 2010,50(4):431-437. Jia Z G, Weng J H, Lin X G, et al. Microbial ecology of archaeal ammonia oxidation—A review [J]. Acta Microbiologica Sinica, 2010,50(4):431-437.

[23] Yang Y Y, Zhang J G, Zhao Q, et al. Sediment Ammonia-Oxidizing Microorganisms in Two Plateau Freshwater Lakes at Different Trophic States. [J]. Microbial ecology, 2016,71(2):257-265.

[24] 王 萃.密云水庫庫濱區土壤和底泥中氨氧化微生物的群落特征及與環境因子的響應關系[D]. 北京:首都師范大學, 2014. Wang C. Community characteristics of ammonia-oxidizing microorganisms and their response to environmental factors in soil and sediment of Miyun Reservoir riparian area [D]. Beijing: Capital Normal University, 2014.

[25] 周磊榴,祝貴兵,王衫允.洞庭湖岸邊帶沉積物氨氧化古菌的豐度、多樣性及對氨氧化的貢獻[J]. 環境科學學報, 2013,33(6):41-47. Zhou L L, Zhu G B, Wang S Y. Abundance, biodiversity and contribution to ammonia oxidization of ammonia-oxidizing archaea in littoral sediments of Dongting Lake [J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2013,33(6):41-47.

[26] Auguet J C, Casamayor E O. A hotspot for cold crenarchaeota in the neuston of high mountain lakes [J]. Environmental Microbiology, 2008,10(4):1080-1086.

[27] 董蓮華,楊金水,袁紅莉.氨氧化細菌的分子生態學研究進展[J]. 應用生態學報, 2008,19(6):81-85. Dong L H, Yang J S, Yuan H L. Research progress in molecular ecology of ammonia-oxidizing bacteria [J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008,19(6):81-85.

[28] Avrahamk S, Liesack W, Conrad R. Effects of temperature and fertilizer on activity and community structure of soil ammonia oxidizers [J]. Environmental Microbiology, 2003,5(8):691–705.

[29] Godde M, Conrad R. Immediate and adaptational temperature effects on nitric oxide production and nitrous oxide release from nitrification and denitrification in two soils [J]. Biology & Fertility of Soils, 1999,30(1/2):33-40.

[30] Lipsewers Y A, Hopmans E C, Meysman F J R, et al. Abundance and Diversity of Denitrifying and Anammox Bacteria in Seasonally Hypoxic and Sulfidic Sediments of the Saline Lake Grevelingen. [J]. Frontiers in microbiology, 2016,7(1661):1-15.

[31] Mylène H, Sandrine E, Antoine B, et al. Dynamics of ammonia- oxidizing Archaea and Bacteria in contrasted freshwater ecosystems [J]. Research in Microbiology, 2013,164(4).

[32] 鄭鵬飛,張曉黎,龔 駿.大葉藻(Zostera marina)海草床沉積物細菌和古菌豐度及組成的垂直剖面特征[J]. 微生物學通報, 2020,47(6): 1662-1674. Zheng P F, Zhang X L, Gong J. Vertical patterns of bacterial and archaeal abundance and community Vertical patterns of bacterial and archaeal abundance and community [J]. Microbiology China, 2020, 47(6):1662-1674.

[33] 古小治,張啟超,孫淑雲,等.富氧-缺氧過程對氧氣分布及交換過程影響[J]. 中國環境科學, 2015,35(5):1495-1501. Gu X Z, Zhang Q C, Sun S Y, et al. Influence of anaerobic and aerobic processes on bottom oxygen dynamic and exchange process across sedimentwater interface [J]. china environmental science, 2015,35(5): 1495-1501.

[34] 于少蘭,喬延路,韓彥瓊,等.好氧氨氧化微生物系統發育及生理生態學差異[J]. 微生物學通報, 2015,42(12):2457-2465. Yu S L, Qiao Y L, Han Y Q, et al. Differences between ammonia- oxidizing microorganisms in phylogeny andphysiological ecology [J]. Microbiology China, 2015,42(12):2457-2465.

[35] Abell G C, Banks J, Ross D J, et al. Effects of estuarine sediment hypoxia on nitrogen fluxes and ammonia oxidizer gene transcription [J]. Fems Microbiology Ecology, 2011,75(1):111-122.

[36] 鮑林林,陳永娟,王曉燕.北運河沉積物中氨氧化微生物的群落特征[J]. 中國環境科學, 2015,35(1):179-189. Bao L L, Chen Y J, Wang X Y. Diversity and abundance of ammonia-oxidizing prokaryotes in surface sediments in Beiyun River [J]. china environmental science, 2015,35(1):179-189.

[37] Wang X L, Han C, Zhang J B, et al. Longterm fertilization effects on active ammonia oxidizers in an acid upland soil in China [J] Soil Biologyand Biochemistry, 2015,84:28-37.

Spatiotemporal distribution of aerobic ammonia-oxidizing microorganisms in sediments of Lake Donghu, Wuhan.

ZHANG Zhi-zhong1,2, CHENG De-xi1, LIAO Ming-jun1,2, WANG Shu-lian1, LI Zhu1,2*

(1.School of Civil Engineering, Architecture and Environment, Hubei University of Technology, Wuhan 430068, China；2.Hubei Key Laboratory of Ecological Remediation for Rivers-Lakes and Algal Utilization, Wuhan 430068, China)., 2021,41(4)：1917~1924

Thegene abundances of ammonia-oxidizing archaea (AOA-) and bacteria (AOB-) in the sediments of Lake Donghu, Wuhan, was determined by the real-time quantitative polymerase chain reaction (qPCR). Moreover, the influence of nitrogen content on the temporal and spatial distribution of AOA and AOB was analyzed. The results showed that the abundance of AOA-was higher than that of AOB-, indicating greater contribution of AOA-to the ammonia oxidation process. Meanwhile, the abundances of AOA-and AOB-decreased with elevated sediment depth. In addition, the concentrations of total nitrogen (TN), ammonia nitrogen (NH4+-N), nitrate nitrogen (NO3--N) and nitrite nitrogen (NO2--N) in interstitial water were 6.28~33.56, 2.71~22.7, 0.12~0.98 and 0.01~0.13mg/L, respectively. The average concentrations of TN, NH4+-N, NO3--N and NO2--N in overlying water were 1.68, 0.79, 0.16 and 0.04mg/L, respectively, while in surface water were 1.34, 0.62, 0.11 and 0.03mg/L, respectively. These results suggested that the sediments of Lake Donghu were important sources of nutrient. In addition, the abundance of AOA-was positively correlated with the concentrations of NH4+-N and NO2--N in interstitial water (<0.05), while the abundance of AOB-was positively correlated with the concentration of NO2--N in interstitial water (<0.05).

qPCR；sediment；ammoxidation archaea；ammonia oxidizing bacteria；abundance

X524

A

1000-6923(2021)04-1917-08

張志忠(1996-),男,湖北仙桃人,湖北工業大學碩士研究生,主要研究方向環境微生物生態.發表論文1篇.

2020-08-24

國家自然科學基金資助項目(51579092,51879099);國家重點基礎研究項目(2016YFC0401702);廣東省水利科技創新項目(2017—14)

*責任作者, 副教授, iamlizhu@163.com