硫自養反硝化顆粒表面與間隙微生物群落特征和基因分布

呂小梅,吳毅聰,陳桂連,徐劍暉,劉 鵬,胡俊杰

硫自養反硝化顆粒表面與間隙微生物群落特征和基因分布

呂小梅,吳毅聰,陳桂連,徐劍暉,劉 鵬,胡俊杰*

(東莞理工學院,廣東 東莞 523808)

研究了單質硫顆粒自養反硝化柱中表面和間隙生物膜的微生物群落結構、功能基因和代謝途徑等生物信息學特征.結果表明，硫顆粒表面生物膜的微生物菌群多樣性低于間隙生物膜.氮代謝功能基因豐度差異較為顯著,間隙生物膜中硝酸鹽和亞硝酸鹽的胞外轉運蛋白基因豐度遠高于表面生物膜,分別為0.0792%、0.109%與0.0157%、0.0314%.對于還原性反硝化代謝,表面生物膜的總基因豐度卻明顯低于間隙生物膜,分別為0.367%、0.406%.此外,參與反硝化過程的基因豐度明顯不同,特別是將NO3-還原成NO2-以及將N2O還原成N2過程中的基因.對于硫代謝,沒有觀察到明顯的差異.APS(硫酸腺苷)氧化是將SO32-氧化為SO42-的主要途徑,其基因豐度遠遠高于直接氧化途徑,分別為0.137%與0.0005%(表面)、0.138%與0.0007% (間隙).結果表明,在單質硫自養反硝化過程中,間隙生物膜與表面生物膜中的微生物存在合作關系,協同促進硫自養反硝化脫氮過程.

硫自養反硝化；生物膜；菌群結構；功能基因

作為氮循環過程之一,硝酸鹽是地下水和地表水中普遍存在的污染物,對公眾健康存在潛在的風險[1].生物反硝化脫氮是目前最主流的脫氮技術.傳統異養反硝化因高效性而得到廣泛應用,然而,該過程需要有機物作為電子供體,對于缺乏有機物的水體需要額外補充碳源以實現有效脫氮,這將導致處理成本的增加和二次污染的風險.

與異養反硝化相比,硫自養反硝化是以硫化合物(S2-,S2O32-,S4O62-,SO32-)和單質硫(S0)為電子供體實現反硝化脫氮[2].硫自養反硝化過程以無機碳為碳源,可避免有機碳源的投加.硫自養反硝化污泥產率低于異養反硝化,可減少后續污泥處理.此外,硫自養反硝化的運行與管理成本也相對較低.由于其優勢,逐漸成為可替代異養反硝化的脫氮技術[3-4],已用于飲用水[5-6]、地下水[7-8]、廢水和垃圾填埋場滲濾液[9-11]中的硝酸鹽的去除.研究表明,單質硫可以達到與其他還原性硫化物類似的自養反硝化脫氮效果[12],且單質硫不溶于水,無毒害作用,價格低廉,作為自養反硝化硫源處理安全要求較高的飲用水與地下水更受青睞.

單質硫自養反硝化通常采用填充床反應器,將顆粒硫裝入柱中.接種和運行后,微生物將逐漸在硫顆粒表面富集形成生物膜.研究微生物種類及其在生物膜中的分布,有助于從微觀角度解釋不同菌種之間的合作機制,指導反應系統宏觀條件的控制[13].通過對生物濾池中硝化細菌的活性和分布研究,發現氨氧化細菌和亞硝酸鹽氧化細菌在生物膜中位置相近,因此,氨氧化和亞硝酸鹽氧化反應可以依次快速進行[14].基于高通量測序技術,Sun等[15]揭示了耦合甲烷氧化的反硝化脫氮MBR生物膜內側與外側微生物菌群結構存在顯著差異.

對于單質硫自養反硝化,目前大多數研究主要關注生物膜內微生物菌群組成與空間分布.硫自養填充床反應器降解水中高濃度高氯酸鹽時,反應器內的菌群結構隨高度的變化而變化,硫氧化菌隨反應器高度的增加而減少,由底部57.78%減少到上部的32.19%,同時硫化氫氧化菌隨反應器高度的增加而增加,由底部4.35%增加到上部的22.24%[16].此外,研究表明水力停留時間(HRT)會改變反應器內部微生物群落多樣性,微生物群落結構分布情況與反應器高度有關[17].然而,硫顆粒自養反硝化運行過程中,除了填料上富集有致密的生物膜,硫顆粒間隙中也存在大量的生物膜.表面與間隙生物膜之間存在怎樣的菌群差異,二者在代謝過程中是否存在一定的協同作用.針對此問題,基于連續運行的顆粒硫自養反硝化填充柱,本研究采用16S rRNA測序和宏基因組測序,分析硫顆粒表面與間隙中微生物菌群結構與代謝基因的差異,分析基于單質硫自養反硝化的基質代謝利用途徑.

1 材料和方法

1.1 實驗儀器和方法

柱形硫顆粒硫自養反硝化反應器內徑為10cm、總高度為40cm,硫磺顆粒(直徑為3～5mm)填充高度為20cm,有效容積為1.57L.反應器空床停留時間(EBRT)為1.5h,進水采用自來水配置,其水質特征見表1所示.此外,1L合成廢水中補充了0.3mL微量元素溶液.對進水和出水中的硝酸鹽和亞硝酸鹽濃度進行連續監測,以監測反硝化性能.

1.2 化學分析

NH4+-N濃度采用納氏試劑分光光度法、NO3--N濃度采用紫外分光光度法、NO2--N濃度采用N-(1-萘基)-乙二胺分光光度法.

表1 進水水質

1.3 生物膜樣本采集與分析

階段II運行穩定后,排出硫柱中的水,將硫柱中的硫顆粒小心取出置于500mL燒杯中,用純凈水輕輕地洗三次,每次都收集清洗水中的生物膜.用鑷子將硫顆粒放入另一個燒杯中,燒杯底部殘余的生物膜與收集的上清液中生物膜混合,作為硫顆粒間隙生物膜.將裝有硫顆粒的燒杯中加入少量純凈水,超聲波清洗震蕩儀中超聲10min左右,收集脫落的生物膜,作為硫顆粒表面生物膜樣品.分別取適量的間隙生物膜與表面生物膜進行后續微生物分析實驗研究[15].掃描電鏡樣品處理方法參考文獻[18].

1.4 DNA提取、PCR擴增和高通量測序

采用PowerSoil?DNA Isolation Kit(Mobio,美國)提取生物膜樣品的總DNA.針對16S rRNA的V4高變異區,采用Takara Ex Taq?DNA聚合酶試劑盒、i-Cycler(BioRad,Hercules,CA,USA)、以及引物對(515F與806R)進行PCR擴增.擴增產物通過瓊脂糖凝膠電泳進行驗證,并使用微量紫外分光光度計(NanoDrop-1000)進行定量分析.將兩個樣本的擴增子混合,并保證最終混合物的質量濃度相等,通過Illumina-Miseq測序儀進行建庫和測序,測序策略為成對端測序(2×250bp).

對于宏基因組測序,首先將DNA打斷成300bp左右的片段.然后通過瓊脂糖凝膠電泳純化和回收目的片段,進一步構建基因文庫,Illumina-Miseq測序儀上以配對末端測序(2×250bp)的策略進行測序(廣州美格生物科技有限公司).

2 結果和討論

2.1 反硝化脫氮效果

碳酸氫鈉為堿度來源,水力停留時間為1.5h條件下,單質硫自養反硝化濾柱脫氮效果如圖1所示.第一階段進水硝酸鹽氮濃度為26.30～31.59mg/L(平均為29.48mg/L).出水硝酸鹽氮濃度從18.0mg/L逐漸下降,并穩定在1.38～1.98mg/L(平均為1.67mg/L),平均去除率為94.40%.出水亞硝酸鹽氮濃度為0～ 0.26mg/L.第二階段提高進水硝酸鹽氮濃度值至45.53～53.44mg/L(平均為50.71mg/L),出水硝酸鹽氮濃度為4.00～6.89mg/L(平均為5.24mg/L),平均去除率為89.67%.出水亞硝酸鹽濃度為0.29～1.34mg/L,略高于第一階段.

圖1 硫顆粒自養反硝化脫氮效果

隨著進水硝酸鹽負荷的增加,出水硝酸鹽濃度有所增加,去除率有所下降,但去除速率顯著提升,分別為18.34mg/(L×h)、30.31mg/(L×h),顆粒硫自養反硝化速率明顯高于活性污泥法硫自養反硝化[19].

2.2 微生物菌群特征

2.2.1 菌群多樣性 基于16S rRNA的細菌多樣性結果如表2所示.不同的多樣性指數,包括:分類操作單元(operational taxonomic unit, OTU)數、Chao 1指數、香農指數(Shannon)和辛普森指數(Simpson)均表明,間隙生物中的細菌多樣性比表面生物更豐富.維恩圖分析結果顯示表面生物和間隙生物共享大多數的OTU(759),但獨有的OTU數量分別為138和398,亦表明間隙生物膜中的微生物多樣性更加豐富.

表2 表面與間隙生物膜的菌群多樣性

2.2.2 主導微生物分布 如圖2所示,硫顆粒表面與間隙生物在門級別以及變形菌門中綱的豐度分布情況并無顯著差異.

圖2 兩個樣品中不同門以及變形菌門中綱的豐度

Proteobacteria是豐度最高的門,在表面與間隙生物中豐度分別為89.0%、86.4%,其次是Bacteroidetes (3.52%、4.95%)、Chloroflexi(1.93%、1.76%)、Firmicutes (0.877%、0.963%),以上主導門經常被報道于反硝化甚至自養反硝化污泥體系中[20-21].對于最高豐度的Proteobacteria,其下屬的β-proteobacteria豐度最高(57.9%、54.7%),其次分別為ε-proteobacteria(12.9%、13.0%)、γ-proteobacteria(11.5%、11.3%)、α-proteobacteria(3.92%、4.51%)、δ-proteobacteria(2.75%、2.79%).

在屬級別上,與硫自養微生物相關的菌屬的豐度如表3所示.是最豐富的屬,其次是和.上述屬在表面生物膜中的豐度略高于間隙生物膜,分別為28.76%、9.50%、1.25%和26.36%、9.22%、1.17%.此外,還檢測到與硫磺自養反硝化作用有關的屬[22],它們在表面和間隙生物膜中的豐度為0.0341%和0.0294%.表面生物膜中硫磺自養反硝化微生物的豐度總體上高于間隙生物膜,表明表面生物膜富集了更多的功能性微生物.此外,在生物膜中也檢測到了可能參與硫磺代謝和細菌間電子傳遞的屬[23-24],但在兩個生物膜樣品中豐度并無明顯差異.

掃描電鏡結果(圖3)也顯示生物膜中富集了豐富的硫氧化短桿菌和少量球菌,與文獻所述細菌形態一致.且表明硫表面分布了更多的硫自養反硝化微生物,分布也更密集,該結果與高通量測序結果一致.

表3 不同生物膜樣品的硫自養反硝化微生物豐度

圖3 硫顆粒表面(a)與間隙(b)生物膜電鏡圖

2.3 功能基因與代謝途徑

基于KEGG(Kyoto Encyclopedia of Genes and Genomes)數據庫分析了硫顆粒表面與間隙微生物的基因注釋結果,重點比較了氮代謝與硫代謝的基因豐度.表面生物膜與間隙生物膜的硫代謝基因豐度基本接近,分別為0.415%、0.412%.表面生物膜的氮代謝基因豐度略高于間隙生物膜,分別為1.042%、1.008%.

2.3.1 氮代謝 污水處理廠(WWTPs)脫氮主要包括四個過程:氨化、硝化、反硝化和固氮.本研究主要關注硫自養反硝化過程,其代謝路徑以及參與各還原過程的酶編碼如圖4所示.

硫顆粒表面與間隙微生物中負責胞外硝酸鹽轉運蛋白與亞硝酸鹽轉運蛋白的基因豐度如圖5所示.硫顆粒表面微生物和間隙微生物的胞外硝酸鹽轉運蛋白豐度為0.0157%和0.0792%,細胞外亞硝酸鹽轉運蛋白豐度為0.0314%和0.109%.這表明間隙微生物的胞外氮元素轉運蛋白基因豐度高很多.其原因可能是當進水流經硫填充柱時,間隙微生物能夠接觸更高濃度的硝酸鹽,因為硝酸鹽需要從外部擴散到表面生物膜的內部并得以利用[25].因此,較高的硝酸鹽濃度激活了轉運蛋白的調控與表達.

圖4 硝酸鹽反硝化脫氮代謝路徑

圖5 胞外轉硝酸鹽與亞硝酸鹽運蛋白豐度

硝酸鹽的還原代謝包括異化還原、同化還原以及反硝化.硫顆粒表面生物膜與間隙生物膜中的三種硝酸鹽還原代謝基因豐度情況如圖6所示.

圖6 反硝化還原酶基因豐度

由圖6可以看出,對于參與異化還原與同化還原基因,表面生物膜中豐度分別為0.338%、0.318%;間隙生物膜中豐度分別為0.064%、0.057%.可見,表面生物膜中異化還原與同化還原基因豐度顯著高于間隙生物膜,且異化還原作用明顯高于同化還原作用.而對于反硝化脫氮代謝,表面基因豐度明顯低于間隙生物膜,分別為0.367%、0.406%.該結果可能同樣與間隙微生物接觸更多的硝酸鹽/亞硝酸鹽有關.另外,間隙微生物中較高的轉運蛋白基因豐度也可能是間隙微生物較高的反硝化代謝基因豐度較高的原因之一.

硫顆粒表面與間隙微生物硝酸鹽反硝化脫氮代謝路徑所需酶及其相應酶編碼(EC)如圖7所示,首先,硝酸鹽由硝酸鹽/亞硝酸鹽轉運酶(Nrt)通過細胞膜運輸.然后,硝酸鹽在硝酸鹽還原酶(Nar和Nap)、亞硝酸鹽還原酶(Nir)、一氧化氮還原酶(Nor)和氧化亞氮還原酶(Nos)的作用下最終還原成氮氣,完成反硝化脫氮.該過程參與編碼的基因的豐度如表4所示.硝酸鹽還原為亞硝酸鹽的基因豐度最高,分別為0.225%、0.230%,這表明硝酸鹽反硝化過程中,參與硝酸鹽還原為亞硝酸鹽的微生物或酶較為豐富.亞硝酸鹽還原過程的基因豐度,表面微生物略高于間隙微生物,分別為0.065%、0.052%.對于一氧化氮還原過程的酶基因,表面與間隙微生物的豐度均為0.062%.硝酸鹽反硝化脫氮最后一步是氧化亞氮還原為氮氣,該過程中的酶基因在表面微生物中的豐度遠低于間隙,分別為0.016%、0.061%.基于以上結果可以推測,在硫自養反硝化濾柱中,硫顆粒與間隙微生物存在著一定的協同作用.

圖7 硫氧化代謝通路

表4 各生物膜樣品中與反硝化代謝途徑相關的功能基因的豐度

2.3.2 硫代謝 硫代謝主要包括硫酸鹽的還原代謝和硫的氧化代謝,本研究只考慮后者.硫氧化的代謝途徑如圖7所示,包括S2-氧化生成為S0; S0、S2-、S2SO32-氧化為SO32-; S2SO32-氧化為SO42-; SO32-氧化為SO42-;以及S2SO32-分裂分解為S2-.

無論是S0、S2SO32-或是其它還原態硫的生物氧化,SO32-是硫氧化過程中必然的中間產物[26],且SO32-可以通過兩種途徑氧化生成SO42-.一種是SO32-直接氧化為SO42-,即SO32-在細胞色素C還原酶和末端色素系統催化氧化為硫酸鹽[27].另一種是通過APS(硫酸腺苷)途徑氧化,即細胞細胞質中的腺苷酰硫酸(APS)與在細胞膜上的APS還原酶發生的亞硫酸鹽氧化成硫酸鹽并與AMP相連接[28].

本研究未檢測到S0氧化為SO32-,S2-氧化為S0的基因.Rohwerder等研究發現,微生物利用S0的過程中,S0首先被外膜蛋白上的硫醇基團RSH活化為線狀的無機或有機多硫化物,然后被輸送到細胞質中,由位于周質區域內的硫雙加氧酶(SDO)氧化成SO32-,最后氧化為SO42-[29].另外,需要說明的是目前關于硫氧化代謝的基因大都是基于好氧條件下硫氧化過程檢測到的功能基因,對于以硝酸鹽為電子受體的缺氧條件下的硫氧化過程的功能基因研究相對較少,該條件下單質硫和其他還原態硫化物的酶促氧化可能與好氧條件下有所不同,由于缺乏大量的研究以及相應的基因數據庫而導致本研究中硫氧化過程中一些功能基因檢測的缺失.

氧化硫代謝途徑相關的功能基因豐度如圖8所示,硫顆粒表面與間隙微生物中硫氧化代謝基因豐度較為接近.值得指出的是,對于SO32-氧化生成SO42-代謝,APS氧化途徑(EC.1.8.2.1)的基因豐度(0.137%、0.138%)遠遠高于直接氧化途徑(EC.1.8.99.2)(0.0005%、0.0007%),表明元素硫自養反硝化作用中SO32-到SO42-的主要氧化途徑為APS氧化.

圖8 樣品中硫氧化代謝基因豐度

基于上述結果,可以推斷出硫元素自養反硝化柱中表面和間隙生物膜中的微生物存在協同效應.盡管如此,仍應進一步研究底物、微生物和基因表達的空間分布和關系,以全面了解元素硫自養反硝化的機制.

3 結論

3.1 Proteobacteria是硫顆粒表面與間隙微生物最豐富的門類.其中,下屬的β-proteobacteria豐度最高,其次是ε-proteobacteria、γ-proteobacteria、α- proteobacteria、δ-proteobacteria.

3.2 表面生物膜中的氮代謝基因豐度相對高于間隙生物膜.間隙生物膜中細胞外硝酸鹽和亞硝酸鹽運輸基因的豐度遠遠高于表面生物膜.表面生物膜中參與異化還原和同化作用的基因豐度高于間隙生物膜,異化還原作用明顯高于同化作用.

3.3 在還原性反硝化代謝方面,表面生物膜的基因豐度明顯低于間隙生物膜,參與反硝化過程的基因豐度有明顯差異,尤其是硝酸鹽還原為亞硝酸鹽和氧化亞氮還原為氮氣過程中的基因.

3.4 兩種生物膜中硫代謝的基因豐度沒有明顯差異.在亞硫酸鹽氧化為硫酸鹽的過程中,APS氧化途徑的基因豐度遠遠高于直接氧化途徑.

3.5 硫自養反硝化濾柱中,硫顆粒與間隙微生物在氮異化還原代謝與SO32-氧化中存在協同作用.

[1] Bordeleau G, Savard M M, Martel R, et al. Determination of the origin of groundwater nitrate at an air weapons range using the dual isotope approach [J]. Journal of Contaminant Hydrology, 2008,98(3/4):97- 105.

[2] Qian J, Lu H, Cui Y, et al. Investigation on thiosulfate-involved organics and nitrogen removal by a sulfur cycle-based biological wastewater treatment process [J]. Water Research, 2015,69:295-306.

[3] Sahinkaya E, Kilic A, Duygulu B. Pilot and full scale applications of sulfur-based autotrophic denitrification process for nitrate removal from activated sludge process effluent [J]. Water Research, 2014, 60:210-217.

[4] 周 婭,買文寧,代吉華,等.硫代硫酸鈉聯合硫鐵礦自養反硝化脫氮性能[J]. 中國環境科學, 2020,40(5):2081-2086.

Zhou Y, Mai W N, Dai J H, et al. Study on autotrophic denitrification performance of sodium thiosulfate combined with pyrite system [J]. China Environmental Science, 2020,40(5):2081-2086.

[5] Zhao Y, Zhang B, Feng C, et al. Behavior of autotrophic denitrification and heterotrophic denitrification in an intensified biofilm-electrode reactor for nitrate-contaminated drinking water treatment [J]. Bioresource Technology, 2012,107:159-165.

[6] Sahinkaya E, Yurtsever A, Aktas O, et al. Sulfur-based autotrophic denitrification of drinking water using a membrane bioreactor [J]. Chemical Engineering Journal, 2015,268(1):180-186.

[7] Luna-Velasco A, Sierra-Alvarez R, Castro B, et al. Removal of nitrate and hexavalent uranium from groundwater by sequential treatment in bioreactors packed with elemental sulfur and zero-valent iron [J]. Biotechnology and Bioengineering, 2010,67(2):933-942.

[8] Zhang L, Zhang C, Hu C, et al. Denitrification of groundwater using a sulfur-oxidizing autotropic denitrifying anaerobic fluidized-bed MBR: Performance and bacterial community structure [J]. Applied Microbiology and Biotechnology, 2015,99:2815-2827.

[9] Lv X, Shao M, Li J, et al. Nitrate removal with lateral flow sulphur autotrophic denitrification reactor [J]. Environmental Technology, 2014,35(21):2692-2697.

[10] Kong Z, Li L, Feng C, et al. Comparative investigation on integrated vertical-flow biofilters applying sulfur-based and pyrite-based autotrophic denitrification for domestic wastewater treatment [J]. Bioresource Technology, 2016,211:125-135.

[11] Cortez S, Teixeira P, Oliveira R, et al. Denitrification of a landfill leachate with high nitrate concentration in an anoxic rotating biological contactor [J]. Biodegradation, 2011,22:661-671.

[12] Fu C X, Li J, Lv X M, et al. Operation performance and microbial community of sulfur-based autotrophic denitrification sludge with different sulfur sources [J]. Environmental Geochemistry and Health, 2020,42(3):1009-1020.

[13] Almeida C, Azevedo N F, Santos S, et al. Discriminating multi- species populations in biofilms with peptide nucleic acid fluorescence in situ hybridization (PNA FISH) [J]. Plos One, 2011,6(3):e147863.

[14] Okabe S, Naitoh H, Satoh H, et al. Structure and function of nitrifying biofilms as determined by molecular techniques and the use of microelectrodes [J]. Water Science and Technology, 2002,46(1/2): 233-241.

[15] Sun F Y, Dong W Y, Shao M F, et al. Aerobic methane oxidation coupled to denitrification in a membrane biofilm reactor: Treatment performance and the effect of oxygen ventilation [J]. Bioresource Technology, 2013,145:2-9.

[16] 張 超,陶華強,宋圓圓,等.硫自養填充床反應器降解水中高濃度高氯酸鹽的特性及菌群分析 [J]. 環境科學, 2017,38(1):247-252.

Zhang C, Tao H Q, Song Y Y, et al. Characteristics of perchlorate reduction and analysis of consortium structurein a sulfur-based reactor at a high perchlorate concentration [J]. Environmental Science, 2017, 38(1):247-252.

[17] 萬東錦,李 琦,劉永德,等.硫自養反硝化過程中含硫副產物產生規律及微生物群落結構的空間分布 [J]. 環境科學研究, 2018,31(6): 1152-1159.

Wan D J, Li Q, Liu Y D, et al. Production rule of sulfur by-products in sulfur autotrophic denitrification and microbial community special distribution analysis [J]. Research of Environmental Sciences, 2018, 31(6):1152-1159.

[18] 鄭照明,楊函青,馬 靜,等.SNAD反應器中顆粒污泥和絮體污泥脫氮特性[J]. 中國環境科學, 2015,35(10):2996-3002.

Zheng Z M, Yang H Q, Ma J, et al. The nitrogen removal performance of granules and flocs in SNAD reactor [J]. China Environmental Science, 2015,35(10):2996-3002.

[19] 馬瀟然,鄭照明,卞 偉,等.硫自養反硝化系統運行效能和微生物群落結構研究[J]. 中國環境科學, 2020,40(10):4335-4341.

Ma X R, Zheng Z M, Bian W, et al. Study on operation efficiency and microbial community structure of sulfur-based autotrophic denitrification system [J]. China Environmental Science, 2020,40(10): 4335-4341.

[20] Fernandez N, Sierra-Alvarez R, Field J A, et al. Microbial community dynamics in a chemolithotrophic denitrification reactor inoculated with methanogenic granular sludge [J]. Chemosphere, 2008,70(3): 462-474.

[21] 趙 晴,楊偉明,王 瑤,等.硫化物自養反硝化細菌顆粒污泥及其物化特征[J]. 環境工程學報, 2017,11(6):3884-3890.

Zhao Q, Yang W M, Wang Y, et al. Granulation and physical chemical characterization of sulfur-oxidizing bacteria sludge [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2017,11(6):3884- 3890.

[22] An S, Tang K, Nemati M. Simultaneous biodesulphurization and denitrification using an oil reservoir microbial culture: Effects of sulphide loading rate and sulphide to nitrate loading ratio [J]. Water Research, 2010,44(5):1531-1541.

[23] Rotaru A E, Shrestha P M, Liu F, et al. Direct interspecies electron transfer betweenand[J]. Applied and Environmental Microbiology, 2014,80(15): 4599-4605.

[24] Huang L, Liu X, Tang J, et al. Electrochemical evidence for direct interspecies electron transfer betweenand[J]. Bioelectrochemistry, 2019,127:21-25.

[25] Wang Y, Bott C, Nerenberg R. Sulfur-based denitrification: Effect of biofilm development on denitrification fluxes [J]. Water Research, 2016,100:184-193.

[26] Kappler U, Bennett B, Rethmeier J, et al. Sulfite: Cytochrome coxidoreductase frompurification, characterization, and molecular biology of a heterodimeric member of the sulfite oxidase family [J]. Journal of Biological Chemistry, 2000, 275(18): 13202-13212.

[27] Takeuchi T L, Suzuki I. Effect of pH on sulfite oxidation bycells with sulfurous acid or sulfur dioxide as a possible substrate [J]. Journal of Bacteriology, 1994,176(3):913-916.

[28] Kappler U, Dahl C. Enzymology and molecular biology of prokaryotic sulfite oxidation [J]. Fems Microbiology Letters, 2001,203(1):1-9.

[29] Rohwerder T, Sand W. The sulfane sulfur of persulfides is the actual substrate of the sulfur-oxidizing enzymes from Acidithiobacillus and Acidiphiliumspp [J]. Microbiology-SGM, 2003,149(7):1699-1709.

Community structure and gene distribution of the surface and interstitial biofilm in the particle sulfur autotrophic denitrification.

Lü Xiao-mei, WU Yi-cong, CHEN Gui-lian, XU Jian-hui, LIU Peng, HU jun-jie*

(Dongguan University of Technology, Dongguan 523808, China)., 2022,42(6)：2764～2770

Bioinformation including microbial community structure, functional genes and metabolic pathways of surface and interstitial biofilms in the particle elemental sulfur autotrophic denitrification column were investigated in the present study. Bacterial diversity of microorganisms in the surface biofilm of sulfur particles was lower than that of interstitial biofilm. Differences in the abundance of functional genes for nitrogen metabolism were significant. Abundance of extracellular nitrate and nitrite transportation genes in the interstitial biofilm was much higher than that in the surface biofilm, with the abundance of 0.0792%, 0.109% and 0.0157%, 0.0314%. For reductive denitrification metabolism, the total gene abundance in surface biofilm was significantly lower than that in interstitial biofilm, with their abundance of 0.367%、0.406% respectively. Moreover, abundances of genes participated in denitrification process were remarkably different, especially the genes in the process of reducing nitrate to nitrite and nitrous oxide to nitrogen gas. Regarding sulfur metabolism, no obvious difference was observed. APS (adenosyl phosphosulfate) oxidation was the major pathway for oxidation of sulfite to sulfate, with its gene abundance was much higher than the direct oxidation pathway, and their abundances were 0.137% and 0.0005% (surface), 0.138% and 0.0007% (interstitial). Results indicated that microorganisms in interstitial biofilms cooperated with that in the surface biofilms, contributing to sulfur autotrophic denitrification synergistically.

sulfur autotrophic denitrification；biofilm；community structure；functional gene

X172

A

1000-6923(2022)06-2764-07

呂小梅(1984-),女,湖北襄陽人,博士,主要從事環境污染物生物治理與修復技術研究.發表論文50余篇.

2021-11-23

廣東省自然科學基金項目(2019A1515110750,2021B1515140023);東莞市社會發展科技重點項目(2020507140150,20211800904652, 20211800905532)

* 責任作者, 副教授, hujunjie022@126.com