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(yè)大學(xué)土木建筑與環(huán)境學(xué)院,湖北 武漢 430068；2.河湖生態(tài)修復(fù)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(shù),測定了武漢東湖沉積物中氨氧化古菌(AOA)和氨氧化細(xì)菌(AOB)氨單加氧酶基因()的豐度,并結(jié)合沉積物水體環(huán)境中各形態(tài)氮素的含量,分析氮素含量對AOA和AOB的時空分布的影響.結(jié)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(xiàn)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(yǎng)鹽可釋放狀態(tài).相關(guān)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(guān)(<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(guān)(<0.05).

實時熒光定量PCR；沉積物；氨氧化古菌；氨氧化細(xì)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(xiàn)者[1-2].棲息于沉積物中的部分微生物通過參與氮循環(huán)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(jìn)氮的轉(zhuǎn)化.其中氨氧化作用作為硝化作用的首要環(huán)節(jié),是硝化過程的關(guān)鍵限速反應(yīng)[4].氨氧化作用的速率取決于氨氧化古菌(AOA)和氨氧化細(xì)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(jī)質(zhì)、pH值、氮素濃度和鹽度等環(huán)境因子的影響,兩者的豐度、群落結(jié)構(gòu)、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(huán)氨氧化過程之間的聯(lián)系復(fù)雜.

由于生理生化機(jī)制的差異,AOA與AOB具有不同的環(huán)境偏好[9-10].在大多數(shù)湖泊環(huán)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(yǎng)的條件下比AOB更占優(yōu)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(fù)相關(guān),AOB的豐度與氨氮和亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關(guān)[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(guān)[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(lián)系差異的原因尚不明確,需要進(jìn)一步研究.

根據(jù)近幾年對武漢東湖各子湖水質(zhì)的監(jiān)測結(jié)果發(fā)現(xiàn),牛巢湖水質(zhì)為Ⅳ類,官橋湖水質(zhì)為劣Ⅴ類,郭鄭湖水質(zhì)狀況次于牛巢湖.其次,牛巢湖靠近風(fēng)景區(qū),周邊污染源較少,官橋湖和郭鄭湖靠近學(xué)校生活區(qū),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(jiān)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(shù),以功能基因作為分子標(biāo)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(guān)性.旨在揭示武漢東湖不同營養(yǎng)水體中氨氧化微生物的動態(tài)變化,為進(jìn)一步研究湖泊沉積物氮循環(huán)機(jī)理和開展湖泊生態(tài)修復(fù)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(shè)置一個采樣點(圖1).采樣坐標(biāo)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(jié).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(zhì)測定

以《水和廢水監(jiān)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(biāo)《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(biāo)準(zhǔn),在1%的瓊脂糖凝膠電泳上進(jìn)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(xù)分析.

表1 氨氧化微生物amoA基因PCR擴(kuò)增引物及條件

1.3.2 標(biāo)準(zhǔn)質(zhì)粒的構(gòu)建 AOA和AOB所用的PCR引物、擴(kuò)增的目的片段及擴(kuò)增條件見表1,擴(kuò)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(bǔ)足至20μL. PCR產(chǎn)物經(jīng)切膠純化后,用DNA連接試劑盒將純化后的PCR產(chǎn)物連接到pMD18-T載體上,產(chǎn)物再經(jīng)過轉(zhuǎn)化、篩選后測序.AOA和AOB序列的陽性質(zhì)?？寺【暧肔B液體培養(yǎng)基擴(kuò)大培養(yǎng),用TIAN prep Mini Plasmid Kit質(zhì)粒小提試劑盒提取質(zhì)粒備用.

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

1.4 數(shù)據(jù)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(biāo)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理,利用SPSS 22.0統(tǒng)計分析軟件對豐度和環(huán)境因子數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析和相關(guān)性分析.

2 結(jié)果與分析

2.1 表層水、上覆水和間隙水不同季節(jié)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(jié)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(jié)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(jī)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(jié)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(yuǎn)高于其它季節(jié),而郭鄭湖和牛巢湖的上覆水在不同季節(jié)中的氮含量無明顯差異(> 0.05).同樣地,上覆水中3種無機(jī)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(jié)氮含量的變化,發(fā)現(xiàn)氮的各種存在形態(tài)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(jī)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(jié)中不斷由沉積物向湖水中釋放,導(dǎo)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(nèi)在原因.

圖2 不同季節(jié)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(jié)差異性;同時,在沉積物的分層采樣結(jié)果中發(fā)現(xiàn),豐度隨空間變化較大,結(jié)果見圖3.

不同季節(jié)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(jié)也明顯不同,春夏秋冬4個季節(jié)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(jié)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(jié)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(jié)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(guān)性分析表明,AOA基因豐度與AOB基因豐度呈極顯著正相關(guān)(<0.01,相關(guān)系數(shù)為0.572).如圖4所示,郭鄭湖和牛巢湖的AOA/AOB在夏季均呈現(xiàn)先增加后降低的變化趨勢,郭鄭湖AOA/AOB在15~20cm達(dá)到峰值(圖4a),而牛巢湖AOA/AOB在10~15cm達(dá)到峰值(圖4c).在其他季節(jié),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(zhì)相關(guān)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(guān)(<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(guān)(<0.01);冬季AOA基因豐度與間隙水氨氮濃度呈顯著正相關(guān)(<0.05),AOB基因豐度與間隙水亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關(guān)(<0.05);AOA/AOB與間隙水硝酸鹽氮呈顯著正相關(guān)(<0.05);秋季AOA/AOB與氨氮呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05).按照不同沉積物層數(shù)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(guān)(<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(guān)(<0.01),AOB基因豐度與間隙水總氮濃度呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05),AOA/AOB與氨氮呈顯著正相關(guān)(<0.05).

表2 AOA和AOB amoA基因豐度與間隙水氮濃度皮爾遜相關(guān)系數(shù)

注:*<0.05 ; **<0.01.

3 討論

AOA和AOB廣泛生存于水生環(huán)境中, 氨氮作為氨氧化微生物的基質(zhì),與氨氧化微生物豐度關(guān)系密切[22].一般而言,在低氨的貧營養(yǎng)水體中,AOA占絕對優(yōu)勢[23],而AOB生長受到限制.適當(dāng)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(yuǎn)高于其他2個子湖的原因.同時,3個子湖不同季節(jié)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(huán)境,導(dǎo)致AOB生長受氨氮影響被抑制.AOA處于優(yōu)勢地位,表明AOA可能在東湖沉積物氨氧化過程中發(fā)揮著主要作用.湖泊沉積物生境較為復(fù)雜,也存在其他環(huán)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(fā)現(xiàn)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(guān),冬季AOA基因豐度只與間隙水氨氮濃度呈顯著正相關(guān),原因可能是冬季溫度低,AOA的代謝活性降低,較少的氨氮轉(zhuǎn)化為亞硝酸鹽氮,導(dǎo)致亞硝酸鹽氮的濃度降低.夏冬季節(jié)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(guān)和顯著正相關(guān),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(guān),這可能與沉積物中溶解氧和有機(jī)質(zhì)有關(guān).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(guān).3個子湖中官橋湖水質(zhì)最差、富營養(yǎng)化最嚴(yán)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(jié)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(jié).這與Auguet等[26]人在研究高山湖泊中泉古菌分布規(guī)律時發(fā)現(xiàn)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(jié),在春季顯著高于其他3個季節(jié).不同季節(jié)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(guān)鍵性因素,同時隨著季節(jié)的變化,氨濃度和pH值也會改變,從而影響AOB的群落結(jié)構(gòu)[27].Avrahamk等[28]人發(fā)現(xiàn),在土壤中的濕度、氨氮和pH值處于穩(wěn)定狀態(tài)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(jié)論恰好相反,其原因可能在于兩者所研究對象的營養(yǎng)水平不同.因此,在研究氨氧化微生物不同季節(jié)分布特征時,各種因素對其的影響情況不能一概而論,應(yīng)結(jié)合實地水文、水質(zhì)等情況深入研究.

普遍發(fā)現(xiàn)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(guān).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(guān)于氨氧化微生物垂直分布的研究結(jié)論一致[33-34].對于同一季節(jié),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(guān)[35].亞硝酸鹽氮作為氨氧化反應(yīng)的產(chǎn)物,其濃度也會影響AOA和AOB基因豐度[36].本研究中發(fā)現(xiàn)AOA/AOB與硝酸鹽氮呈顯著負(fù)相關(guān). 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(huán)境中[37],相比于AOB, AOA更適應(yīng)缺氧的環(huán)境,硝酸鹽氮作為硝化反應(yīng)的最終產(chǎn)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(qū)域其溶解氧一般越低,而AOA比AOB更耐低氧環(huán)境,所以硝酸鹽氮越低的區(qū)域,其AOA/AOB反而較高.

湖泊沉積物中氮循環(huán)相關(guān)的微生物受多種環(huán)境因子的影響,比如溶解氧以及有機(jī)質(zhì)含量.溶解氧會影響氨氧化微生物的豐度,進(jìn)而影響間隙水氨氮的濃度;高的有機(jī)質(zhì)含量會使異養(yǎng)細(xì)菌(如硝化細(xì)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(chǎn)物抑制作用.從而達(dá)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(jī)質(zhì)含量等措施來實現(xiàn)定向促進(jìn)氨氮向亞硝酸鹽氮的轉(zhuǎn)化.

4 結(jié)論

4.1 武漢東湖不同水層各營養(yǎng)鹽(氮)濃度表現(xiàn)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(yǎng)鹽可釋放狀態(tài).

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(fā)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(jié)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(guān)(<0.05);AOB基因豐度與間隙水亞硝酸鹽氮濃度呈顯著正相關(guān)(<0.05); AOA/AOB基因比值與間隙水硝酸鹽氮呈顯著負(fù)相關(guān)(<0.05).

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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(yè)大學(xué)碩士研究生,主要研究方向環(huán)境微生物生態(tài).發(fā)表論文1篇.

2020-08-24

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

*責(zé)任作者, 副教授, iamlizhu@163.com