2020, Vol. 40
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2. 中国科学院生态环境研究中心饮用水科学与技术重点实验室, 北京 100085
2. Key Laboratory of Drinking Water Science and Technology, Center for Ecological Environment Research, Chinese Academy of Sciences, Beijing 100085
人类活动产生的氮化合物已大大超过了大自然的循环能力, 氮污染问题已经成为主要的环境问题(Canfield et al., 2010; Zhu et al., 2011).氮循环驱动主要是通过微生物一系列的氧化还原反应, 转化成不同的含氮化合物(Jetten et al., 2009).其中, 微生物涉及的硝酸盐(NO3--N)反应过程最多, 包括反硝化、硝酸盐异化还原为铵(dissimilatory nitrate reduction to ammonium, DNRA)和厌氧氨氧化(Kraft et al., 2011).反硝化和厌氧氨氧化将NO3--N还原成N2, 从而造成氮素的损失(Portmann et al., 2012).DNRA是将易损失的NO3--N转化为NH4+-N, 而被植物或微生物重新吸收利用, 有助于湿地生态系统中的氮保留(Gardner et al., 2006; Rütting et al., 2011; Zhang et al., 2014; Wang et al., 2018).DNRA的发现扩展了微生物氮循环, 相较于反硝化可以减少温室气体的排放, 对环境保护方面具有重要意义.
目前, DNRA途径公认有两种：一种与微生物的发酵有关, 另一种与硫的氧化有关(Burgin et al., 2007).微生物发酵的DNRA细菌多为专性厌氧菌和兼性厌氧菌(Simon, 2002; Mohan et al., 2007).近年来, 在各种生态系统中越来越多学者研究N循环中的DNRA, 以探索其在N循环中的重要性(Rütting et al., 2011), 通过使用15N同位素标记的方法, Dong等(2009)在河口沉积物中得出DNRA过程对NO3--N还原的贡献率为10.7%~59.4%.然而, DNRA的研究主要在河口、海洋沉积物、稻田和湖泊等各种生态系统中(Yin et al., 2002; Nizzoli et al., 2010; Giblin et al., 2013; Song et al., 2014).相较于湿地生态系统, DNRA可能是氮转化研究最少的过程(Vymazal, 2007), 却是NO3--N还原的重要途径之一, 从而影响人工湿地生态系统服务(Burgin et al., 2013), 但DNRA过程中的微生物是如何被控制的呢？
人工湿地是人为设计的系统, 主要是对湿地生态系统进行特定的修改, 以提高处理能力(Kadlec et al., 2008).人工湿地具有经济和生态优势, 已被广泛应用于处理各种N污染的废水, 其中以微生物介导的N循环通常被认为是去除氮化合物最经济有效的方法(Vymazal, 2007; Zhi et al., 2012).最近的研究表明, 与湿地沉积物中反硝化相比, DNRA可能是重要的过程(Burgin et al., 2013).Van Oostrom和Russell (1994)发现DNRA对人工湿地中NO3--N去除的贡献率为5%.尽管DNRA在去除氮方面起着至关重要的作用, 但很少有研究关注人工湿地中进行DNRA过程的微生物(Burgin et al., 2007).石臼漾人工湿地位于长江三角洲的浙江省嘉兴市, 目前是我国国内最大的城市饮用水净化湿地系统之一.在所有功能区中, 植物床/沟壕系统是人工湿地的核心反应区.前期研究发现, anammox、AOA和AOB微生物在沟壕系统中发生较大的差异(Wang et al., 2013; Su et al., 2018; Wang et al., 2018).因此, 本课题组推测人工湿地沟壕系统沉积物中DNRA细菌丰度和群落组成可能会受到环境因子影响.
因此, 本研究以微小尺度的人工湿地沟壕系统为研究对象, 采用高通量测序分析方法研究湿地冬、夏两季沉积物中DNRA的功能基因nrfA的多样性, 应用多元统计分析方法, 研究DNRA的多样性、群落结构以及与沉积物中环境因子之间的关系.研究结果有助于了解人工湿地沟壕系统中DNRA的群落特征及其主要影响因素, 为氮循环研究提供理论和数据基础.
2 材料与方法(Materials and methods) 2.1 样品采集与保存石臼漾人工湿地位于中国浙江省嘉兴市东北部(30°46′ 43.25″ N, 120°42′ 17.25″ E), 总占地面积为108.7 hm 2, 其中水域面积为63.3 hm 2.它是源头河水进入当地水厂取水前的最后一道防护屏障.其功能区包括预处理区、植物床/沟壕系统、泵提升和曝气充氧区和深度净化区.在所有功能区中, 植物床/沟壕系统是人工湿地的核心反应区.沟壕系统中的大沟是25 m宽的大沟壕, 通过蜿蜒曲折的形状增加水域面积和水流通过的长度, 其水流流速为0.1~0.9 m·s-1.其间共分布有61个植物床、62条小沟壕, 单个植物床长50~200 m, 宽16.3 m.两个植物床之间的小沟壕宽10 m, 水流流速为0.01~0.02 m·s-1.小沟主要用来增加陆地和水体间接触界面面积, 产生“边界效应”.而大沟主要用来分配和调节过水通量, 其过水通量高达65%, 而小沟过水通量只有35%.植物床/沟壕系统模拟了白洋淀湿地的自然景观结构(Wang et al., 2012), 由于芦苇(Phragmites australis)根际具有较强的水净化功能而被移植在植物床上(Wang et al., 2002; Wang et al., 2008).目前, 石臼漾人工湿地已成功运行10年.
选取冬季(1月)、夏季(7月)两个季节的大沟中心(LDC)、大沟边缘(LDE)、小沟中心(SDC)和小沟边缘(SDE)共8个表层沉积物样品为研究对象.在每个采样点, 去除表面死亡植物后, 采集3个平行的表层沉积物样品, 混合以形成一个复合样品置于无菌塑料袋中.随后, 把这些沉积物样品密封且避光, 并用冰袋运送到实验室.将每个混合样品分成两部分：一部分用来测定其物理化学性质, 剩余样品保存于4 ℃冰箱.另一部分经过冷冻干燥后保存在-80 ℃超低温冰箱中, 用于DNA提取和后续的分子生物实验.
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| 图 1 石臼漾人工湿地采样点示意图 Fig. 1 Sampling sites in Shijiuyang constructed wetland |
根据《土壤农化分析》(鲍士旦, 2000)中的方法测量沉积物样品的有关理化指标.简言之, 将沉积物混合样品用2 mol·L-1 KCl溶液浸提1 h后, 再用0.45 μm微孔滤膜过滤得到上清液, 用酶标仪测量土壤氨氮(NH4+-N)、硝酸盐氮(NO3--N)、亚硝酸盐氮(NO2--N)浓度.在沉积物样品中加入超纯水(1:5)后通过DELTA 320 pH分析仪(Mettler Toledo, USA)测定沉积物的pH.含水率(MC)的测量通过在108 ℃下烘干5 g新鲜沉积物直至达到恒重来计算沉积物失水量, 然后将样品置于550 ℃的微波马弗炉中5 h以确定总有机质(TOM)(张文河等, 2007).使用元素分析仪(Elementar Analysen System GmbH, Germany)测定通过冷干研磨过筛后沉积物中的总氮(TN)、总碳(TC)和总硫(TS).对于上述所有样品的理化指标, 都进行了3次重复测定(表 1).
| 表 1 石臼漾湿地沉积物样品理化特性 Table 1 Physicochemical indexes of Shijiuyang wetland sediments |
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根据Mobio DNA提取试剂盒(PowerSoil® DNA Isolation Kit, USA)中的使用说明, 称取约0.25 g冷冻干燥的土壤提取样品中的DNA.然后用1%凝胶电泳上检测提取的DNA质量, 并使用Nano Drop 2000 UV-Vis Spectrophotometer (Thermo Fisher Scientific, USA)测定其浓度.在260 nm和280 nm处的吸光度比值均在1.8~2.0之间, 这表明获得了具有良好质量的DNA.所得质量合格的总DNA在冰箱-20 ℃保存待用.使用DNRA菌的nrfA功能基因的特异性引物nrfA-F2aw (5′-CARTGYCAYGTBG ARTA-3′)和nrfA-R1 (5′-TWNGGCATRTGRCARTC-3′)对样品中总的DNA进行PCR扩增(Welsh et al., 2014).扩增体系为25 μL: Go Taq®Green Master Mix 12.5 μL, 浓度为10 mmol·L-1的前、后引物各1 μL, 牛血清蛋白(BSA) 0.25 μL, 稀释10倍的DNA模板2 μL, 用ddH2O补足至25 μL.扩增条件为：95 ℃预变性10 min；95 ℃变性30 s, 52 ℃退火30 s, 72 ℃延伸30 s, 40个循环；72 ℃延伸10 min.取5 μL PCR扩增产物用1%凝胶电泳验证, 通过Illumina Miseq PE300平台进行测序(美吉生物医药科技有限公司, 上海).
2.4 实时荧光定量PCR采用具有荧光染料SYBR Green I方法在ABI 7500 Real-Time PCR System扩增仪(Applied Biosystems, CA, USA)上进行实时荧光定量PCR, 以量化特异性引物nrfA-F2aw和nrfA-R1功能基因nrfA的丰度. qPCR的反应为20 μL体系: SYBR Premix Ex Taq酶(TaKaRa, 大连, 中国)10 μL, ROXⅡ 0.4 μL, 牛血清蛋白(BSA) 0.4 μL, 正反向引物(10 mmol·L-1)各1 μL, 稀释10倍的DNA模板2 μL, ddH2O补足至总体积为20 μL.扩增测序如下: 95 ℃预变性5 min, 95 ℃变性30 s, 52 ℃退火30 s, 72 ℃延伸20 s, 共40循环.将质粒按10倍浓度梯度稀释, 设置8个梯度, 每个梯度3个平行.在每次扩增中增加3个模板为ddH2O的阴性对照, 所有样品均设置3个平行.将已知浓度和拷贝数的质粒绘制标准曲线从而计算样品中的DNRA细菌的丰度值.在每次测定后产生溶解曲线以检查扩增的特异性.样品扩增效率为90%~110%, 标准曲线相关性系数(R2)大于0.99.通过溶解曲线分析以确定PCR扩增的特异性.
2.5 测序和网络分析利用带有Barcode信息的引物从DNA中扩增出nrfA基因.高通量测序是在Illumina Miseq PE300平台(Illumina, San Diego, CA, USA)上进行, 且构建高通量基因测序文库(美吉生物医药科技有限公司, 上海).①首先使用Qiime过滤掉低质量的序列和短序列(Caporaso et al., 2010).接着利用Mothur软件(Schloss et al., 2009)从剩余的核酸序列中获得非冗余的核酸序列.②用Bioedit软件将非冗余的核酸序列翻译成氨基酸序列, 然后使用Uclust软件将氨基酸序列按90%的相似度聚类(Edgar et al., 2010), 得到可操作分类单元(operational taxonomic units, OTUs)的分配结果.③将每个OTUs的代表序列在Genbank数据库进行BLAST(Basic Local Alignment Search Tool)比对, 得到对应的分类学信息.④通过自写的Perl脚本计算各样品的覆盖率(coverage)、丰富度指数(Chao1)和多样性指数(Shannon、Simpson)等(庄林杰等, 2017).利用所获得的OTU进行了系统发育分子生态网络(PMENS), 探讨了DNRA细菌之间潜在的种间关系.使用R包psych计算并由Gephi软件可视化(Bastian et al., 2009).
2.6 数据分析使用SPSS 22.0软件(Statistical Product and Service Solutions)进行相关性分析(采用Spearman相关系数).除非另有说明, 否则本研究中的显著性水平为α=0.05.基于Bray-Curtis差异度指数进行群落的分类和排序, 分类选择UPGMA算法(Mothur计算), 排序选用主坐标分析(Principle Coordinate Analysis, PCoA).利用Canoco 4.5程序进行去趋势对应分析(Detrended Correspondence Analysis, DCA)和去冗余分析(Redundancy analysis, RDA).表中数值均为平均值±标准差.利用Origin 9.0及Gephi等软件作图.
3 结果(Results) 3.1 湿地沉积物样品理化性质采样期间的平均气温分别为(7±3) ℃ (冬季, n=30 d)和(32±2) ℃ (夏季, n=30 d).在冬、夏两季中, 石臼漾湿地沉积物呈弱酸性, pH值在6.15~6.74之间(表 1).在空间尺度上, 沟壕中心沉积物NH4+-N含量((17.62±3.1) mg·kg-1)高于沟壕边缘((9.71±2.66) mg·kg-1) (p=0.05).NO3--N含量存在显著差异(p=0.01), 沟壕中心沉积物为(10.2±2.88) mg·kg-1, 沟壕边缘为(1.92±0.33) mg·kg-1.沟壕中心沉积物的TN、TC和TS浓度显著高于沟壕边缘(p=0.001、0.011和0.017).在时间尺度上, 夏季样品的TOM含量显著高于冬季样品(p=0.01), 而TS浓度则是冬季样品高于夏季样品(p=0.015).夏季样品的C/N值(10.78±0.85)高于冬季样品(9.83±1.39), 差异不显著(p> 0.05).
3.2 DNRA细菌的功能基因丰度的分布DNRA细菌丰度在夏季的大沟中心样点最高为3.73 × 109 copies·g-1, 而在冬季的小沟边缘样点最低为2.71 × 108 copies·g-1(图 2).统计学分析表明, 沟壕中心DNRA细菌丰度((2.26±1.19) × 109 copies·g-1)高于沟壕边缘((1.22±1.46) × 109 copies·g-1), 差异不显著(p> 0.05).夏季DNRA细菌丰度显著高于冬季样品(p < 0.05), 其中, 夏季大沟中心沉积物丰度高于小沟中心, 冬季则相反.沟壕系统中DNRA细菌丰度值存在明显的时空差异.
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| 图 2 石臼漾湿地沉积物样品DNRA细菌丰度 Fig. 2 Abundance of DNRA bacteria in sediment samples of Shijiuyang wetland |
将高通量测序获得的序列上传至NCBI, 登录号为SAMN13683808-SAMN13683815.结果表明, 质控后的序列均为DNRA细菌的nrfA序列.质控后的高质量序列条数在Uclust软件以相似度为90%下进行聚类.得到OTUs数及其覆盖率分布情况如表 2所示.根据表中统计结果可以得到, 样品中OTUs数量在5450~6823, 覆盖率均大于96.8%.在门的分类水平上, 共注释到15个门, 其中变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、硝化螺旋菌门(Nitrospirae)在所有样点中占主导地位, 分别占总序列条数的30.79%、20.56%和10.92%.在属的分类水平上(图 3), 注释到了65个属, 两个季节的沉积物中占比最高的属是Caldilinea、Anaeromyxobacter和Haliangium, 分别占69.75%±3.64%、66.41%±1.19%和55.80%±1.60%.Caldilinea属在夏季样品的占比(39.78%±5.15%)高于冬季样品(29.98%±0.57%), 夏季LDE样品中Caldilinea属占比最高(17.16%).Anaeromyxobacter属在沟壕中心的占比(35.14%±0.83%)高于沟壕边缘(31.28%±0.76%), 且小沟(34.33%±1.40%)高于大沟(32.08%±1.33%).为了更好地检测样品OTU之间的性能差异, 每个样本的OTU序列条数都进行标准化处理(log10(x +1))后绘制Heatmap (图 4), 通过颜色的梯度和相似程度来反映样品的相似性和差异性.在属的水平上, Caldilinea和Anaeromyxobacter属是DNRA群落中的优势菌属.这与相对丰度图的结果一致.与SDE样点相比, Caldilinea是LDE沉积物中占比最高的属(冬季为8.33%, 夏季为17.16%).各样点沉积物聚类时同一季节的样品聚集在一起, 体现出一定的季节效应.表明季节的差异性对DNRA细菌的群落结构有一定的影响.
| 表 2 高通量测序样品描述及DNRA细菌的α-多样性指数 Table 2 High throughput sequencing sample description and α-diversity index of DNRA bacteria |
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| 图 3 石臼漾湿地表层沉积物中基于属水平的DNRA细菌的相对丰度图 Fig. 3 Relative abundance of DNRA bacteria in surface sediments of Shijiuyang wetland based on the genus level |
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| 图 4 石臼漾湿地表层沉积物中DNRA细菌的热图 Fig. 4 The heatmap of DNRA bacteria in surface sediments of Shijiuyang wetland |
选取丰富度指数(Chao1 index)、多样性指数(Shannon index)和优势度指数(Simpson index)对DNRA菌群的α-多样性进行分析(表 2).由表 2中可以得出：石臼漾湿地表层沉积物中, Chao1指数最高的是夏季大沟边缘(8590.51), 最低的是冬季大沟边缘(5524.15)；Shannon指数最高的是冬季小沟中心(7.77), 最低的是夏季小沟边缘(7.04)；Simpson指数最高的是夏季小沟边缘(0.00405), 最低的是冬季小沟边缘(0.00092) (表 2).
比较各样点的α-多样性指数发现, 不同地点间的多样性差异较小.夏季沉积物中DNRA群落的丰富度和优势度高于冬季样品沉积物.沟壕中心沉积物的DNRA群落丰富度高于沟壕边缘, 冬、夏季样点的多样性差异不大, 分别为CV=1.3%, CV=2.7%, n=4.
基于OTUs水平计算石臼漾湿地表层沉积物样品的Bray-Curtis差异度矩阵, 进行DNRA细菌的群落排序(图 5), 两轴排序结果的解释度分别为36.56%和21.48%.结果表明, 在石臼漾湿地表层沉积物样品中, 冬季沉积物的DNRA群落结构在两轴上的排序距离较近, 夏季样品的排序距离较远.两个季节的LDC和SDC及SDEW和LDEW沉积物样品距离较近, 表明LDC和SDC及LDEW和SDEW的DNRA细菌的群落结构更相似；而LDES和SDES沉积物的距离较远, 表明LDES和SDES的DNRA细菌的群落结构差异较大.
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| 图 5 石臼漾湿地表层沉积物中DNRA群落的pcoa排序分析 Fig. 5 PCoA of DNRA community in surface sediments of Shijiuyang wetland |
对沉积物中DNRA细菌基因丰度以及群落结构, 结合理化因子进行斯皮尔曼(Spearman)相关性分析(表 3)和冗余分析(RDA) (图 6).DNRA细菌基因丰度与TOM (r=0.881, p=0.004)、MC (r=0.810, p=0.015)和C/N (r=0.810, p=0.015)呈显著正相关关系.Caldimicrobium属与MC (r=0.762, p=0.028)呈显著正相关.TOM与Caldimicrobium属(r=0.786, p=0.021)和Chthoniobacter属(r=0.762, p=0.028)呈显著正相关, 而与Geothrix属呈显著负相关(r=-0.881, p=0.004).NO2--N与Desulfuromonas属呈显著负相关(r=-0.862, p=0.006).
| 表 3 石臼漾湿地表层沉积物中DNRA细菌群落组成与环境因子的相关性分析(n=8) Table 3 Correlation analysis between DNRA bacterial community composition and environmental factors in surface sediments of Shijiuyang wetland (n=8) |
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| 图 6 DNRA群落与环境因子的RDA分析 Fig. 6 RDA analysis of DNRA bactreial community and environmental factors |
利用种间网络分析方法分析DNRA群落的优势细菌共存模式.Spearman相关系数ρ > 0.8和p- value < 0.05被认为是分类群之间的统计稳健相关性(图 7).DNRA的nrfA基因网络由9个模块组成, 其中2个模块节点最多.在286个节点和2951个相互作用中, 蓝线表示两个单独节点之间的正相关作用(58.01%), 而红线表示负相关作用(41.99%).Anaeromyxobacter (8.74%)和Caldilinea (8.04%)是关键类群, 且分布在不同的模块中.
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| 图 7 石臼漾湿地表层沉积物中DNRA细菌的种间系统发育分子生态网络 Fig. 7 Interspecific phylogenetic molecular ecological networks (pMENs) of DNRA bacteria in surface sediments of Shijiuyang wetland |
本文研究石臼漾人工湿地冬夏两季沉积物中DNRA过程, 进一步比较沟壕系统内部的小沟与外围的大沟等不同区域的DNRA细菌分布规律、群落结构、多样性等, 并研究了其影响因素.
4.1 有机质(TOM)浓度影响DNRA细菌丰度异化NO3--N还原为NH4+-N是一种厌氧微生物代谢, 在水生环境中普遍存在(Burgin et al., 2007).以往研究表明, DNRA细菌对NO3--N有很高的亲和力(Van Den Berg et al., 2016), 而DNRA细菌存在的生境中, 以专性厌氧菌和兼性厌氧菌为主导(Steenkamp et al., 1981).而这些微生物主要以有机质发酵型为主(Giblin et al., 2013).在本研究中, 沟壕边缘发生频繁水位波动使其处于好氧-缺氧交替条件下(Vidon et al., 2010), 而沟壕中心沉积物受到的干扰较小, 长期处于厌氧状态, 有相对较高的有机质浓度.有机质可以为微生物活动提供生长所需的能量和反应媒介, 使得DNRA过程在有机质含量高的土壤中容易发生(Rütting et al., 2011, Song et al., 2014).与沟壕边缘沉积物相比, 较高的TOM浓度是沟壕中心沉积物中DNRA细菌丰度偏高、群落结构复杂一个重要因素.另外, 有研究表明, 温度是影响DNRA细菌的丰度、群落结构和活性的原因之一, 较高的温度有利于提高微生物的活性和基质的有效性, 从而促进NO3--N的还原(Ogilvie et al., 1997, Dong et al., 2013, Dunn et al., 2013), 这与本研究夏季样品DNAR丰度高于冬季的结果相吻合.
4.2 含水率和C/N影响DNRA细菌丰度以往研究认为, 土壤含水率为20%~70%时, DNRA细菌丰度较高(Rubol et al., 2013).这是因为需氧微生物对氧浓度的强烈敏感性削弱硝化作用的发生, 也降低反硝化作用产生N2O, 但微氧环境对于DNRA细菌的生长和生命活动是有利的, 可以促进氮保留而减少了NO3--N的损失(Klefoth et al., 2014).本文中含水率为30%~62%, 且沟壕中心沉积物含水率高于沟壕边缘, 表明含水率对DNRA细菌丰度有一定的影响.除此以外, 早期研究结果显示, 当DNRA过程与反硝化作用竞争底物NO3--N时, 在低C/NO3--N比条件下, 反硝化是唯一的硝酸盐还原过程, 而在高C/NO3--N比时, 主要以DNRA过程为主(Tiedje et al., 1983, Hardison et al., 2015).另外, 由于DNRA转化1 mol NO3--N需要得到8 mol电子, Tiedje(1988)认为DNRA细菌在碳源丰富而不稳定的环境中更容易发生.在本研究中, DNRA细菌丰度与C/N比显著相关, 实验测得C/N比在7.79~11.68之间, 属于较高程度, 是推动DNRA过程的一个重要因素.
4.3 Anaeromyxobacter属和Caldilinea属在沟壕系统中起着重要作用许多微生物包括专性厌氧细菌、兼性厌氧细菌、好氧细菌和真菌等都可以进行DNRA过程(Tiedje, 1988).由于NO3--N是比O2产能效率低的电子受体(Alexander et al., 2000), 因此DNRA细菌多为专性厌氧菌和兼性厌氧菌.Potter等(1999)研究结果显示DNRA细菌的Ks (μmol·L-1 NO3--N)值估计为15, 低于反硝化细菌Ks (约为200 μmol·L-1 NO3--N) (Goddard et al., 2008).在沟壕系统中, DNRA群落占有优势的菌属为Anaeromyxobacter和Caldilinea属.Anaeromyxobacter属是根据16S rRNA基因系统发育分类的第一个以粘球菌(传统称为“粘细菌”)为分类的厌氧菌(Thomas et al., 2008).而Anaeromyxobacter属缺乏反硝化作用中的nirS和nirK基因, 只能还原NO3--N生成NH4+-N或者还原N2O生成N2来获得生长所需的能量(He et al., 2003; Onley et al., 2018).在本研究中, 在夏季大沟边缘沉积物中Caldilinea属的占比较高.Sekiguchi等(2003)在厌氧污泥反应器中, 分离出嗜热的Caldilinea属, 它是一种兼性厌氧菌.目前, Caldilinea属是Caldilineae类中被描述的属, 文献中没有关于Caldilinea属的Km值的报道(Kragelund et al., 2011).微生物的分子生态网络中优势种属Anaeromyxobacter和Caldilinea分布于不同的模块中, 研究表明关系紧密的微生物一般具有相同的生物学分类(Zhou et al., 2011), 同一个模块的物种通常有着相似的生态位(Zhou et al., 2010).表明两类微生物有不同的生态位且在DNRA过程发挥着重要的作用.
5 结论(Conclusions)在石臼漾人工湿地沟壕系统中, DNRA细菌丰度呈现出沟壕中心沉积物高于沟壕边缘的趋势, 且冬、夏季样品间差异性显著.冬、夏季沟壕中心沉积物中DNRA群落丰富度高于沟壕边缘.DNRA群落中占有优势的菌属为Anaeromyxobacter和Caldilinea属.环境因子TOM、C/N和含水率等是影响沉积物中DNRA细菌丰度和群落特征的关键影响因素.
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