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(jī)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(xué)院大學(xué), 北京 100049 2. 熱帶海洋環(huán)境國家重點(diǎn)實驗室, 中國科學(xué)院南海海洋研究所, 廣州 510301 3. 南方海洋科學(xué)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(xué)院南海海洋研究所, 深圳 518121 5. 大灣區(qū)環(huán)境研究院, 廣州大學(xué), 廣州 510006 6. 中國科學(xué)院南海海洋研究所, 廣州 510301

由微生物主導(dǎo)、依賴有機(jī)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(tài)系統(tǒng)中的固定氮轉(zhuǎn)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(jī)顆粒物, 該類有機(jī)顆粒物沉降到底層, 影響反硝化過程的機(jī)制迄今尚不明確。通過培養(yǎng)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(jié)果表明: 這兩類有機(jī)物的添加能夠刺激微生物礦化過程的發(fā)生, 16S rRNA豐度和反硝化過程有關(guān)的基因Z 與S豐度顯著提高, 礦化發(fā)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(jī)質(zhì)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(jī)質(zhì)中蛋白含量高于多糖組, 有機(jī)質(zhì)降解速率高于多糖組, 其可利用性高于多糖類有機(jī)質(zhì), 并且蛋白類物質(zhì)礦化過程中產(chǎn)生的NH4+也比多糖組高, NH4+通過硝化作用轉(zhuǎn)換為硝酸鹽, 繼續(xù)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?？傊w中生源有機(jī)顆粒沉降促進(jìn)了沉積物—水界面中氮移除過程, 并且這種促進(jìn)作用與生源有機(jī)顆粒的可利用性呈正相關(guān)。

自源有機(jī)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(jì)八十年代, 珠江河流水體有機(jī)碳主要來自陸源土壤有機(jī)碳[1-3], 珠江浮游植物的初級生產(chǎn)量不足以影響河口POC 的分布[4-6]。但上世紀(jì)90年代以后, 珠江上游的大型水庫攔截作用導(dǎo)致入海泥沙、懸浮顆粒物和陸源輸入的有機(jī)碳濃度減小[7]。相反, 隨著珠江流域和沿海地區(qū)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(tài)系統(tǒng)使珠江口的營養(yǎng)鹽大量增加, 促進(jìn)了浮游植物的生長[8,9]。因此, 珠江口有機(jī)物的來源在最近30年發(fā)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(jī)物貢獻(xiàn)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(lán)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(jī)和無機(jī)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(jī)顆粒物, 說明河口對其捕獲作用強(qiáng)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(jī)氮含量低不易被細(xì)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(xì)菌的吸收和改造使其粘性增強(qiáng), 進(jìn)而提高了顆粒物的聚集和沉降速度[14], 同時被細(xì)菌吸收利用性進(jìn)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(jī)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(dá)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(fā)現(xiàn)大量由酸性多糖形成的大粒徑絮團(tuán), 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(dǎo)致珠江口水體富營養(yǎng)化嚴(yán)重, 而由微生物主導(dǎo)、依賴有機(jī)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(tài)系統(tǒng)中的固定氮轉(zhuǎn)化為N2或N2O 釋放到大氣中[18-20]。在自然環(huán)境條件下, 有機(jī)物是反硝化過程的能量基礎(chǔ), 同時有機(jī)質(zhì)礦化產(chǎn)生的NH4+進(jìn)一步硝化反應(yīng)生成NO3-, 為反硝化提供營養(yǎng)鹽物質(zhì), 因此有機(jī)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(jī)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(jìn)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(jī)物對氮移除過程的效應(yīng)研究未見報道, 尤其是在珠江口存在大量蛋白與多糖有機(jī)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(fā)生的有關(guān)化學(xué)和生物過程。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域與樣品采集

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

1.2 實驗設(shè)計

硅藻中肋骨條藻()是珠江口伶仃洋及外海口區(qū)域優(yōu)勢種。本實驗以中肋骨條藻不同時期的培養(yǎng)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(jī)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(jī)物輸入的響應(yīng)。

1.2.1 富含蛋白和多糖有機(jī)顆粒來源

使用富含硅酸鹽的F/2培養(yǎng)基培養(yǎng)中肋骨條藻, 光照和黑暗培養(yǎng)時間為14: 10 h, 光照強(qiáng)度190 μmol photons·m–2·s–2, 培養(yǎng)期間監(jiān)測蛋白顆粒動態(tài)變化, 72 h指數(shù)生長期時培養(yǎng)液中可被考馬斯亮藍(lán)染色的蛋白顆粒含量最高, 以小牛血清為標(biāo)準(zhǔn)換算其含量為3039.7±393.2 μg BSA eq·L-1(BSA, 小牛血清))。在指數(shù)生長期時離心收集藻類, 藻類細(xì)胞內(nèi)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(yǎng)液中加入未經(jīng)處理的珠江口海水(體積比例10: 1), 避光培養(yǎng)9 d(參照以往實驗, 0—9 d內(nèi)多糖顆粒含量波動下降64.5%, 而且粘性增強(qiáng), 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(jìn)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(jīng)過細(xì)菌降解后的多糖。

1.2.2 培養(yǎng)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(zhuǎn)移到直徑5.0 cm的培養(yǎng)管內(nèi)。培養(yǎng)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(zhuǎn)移到沉積物上, 再用塑料醫(yī)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(chǎn)力和顆粒有機(jī)碳沉降通量的研究結(jié)果[17,23]。在沉積物面上繼續(xù)充入過濾后的底層水, 調(diào)整上覆水高度10 cm。將培養(yǎng)管用橡膠塞密封防止漏氣。在每個培養(yǎng)管內(nèi)中距沉積物上方約7 cm 處, 懸置1 個磁力攪拌子, 將培養(yǎng)管置于水浴恒溫同步培養(yǎng)箱中。培養(yǎng)箱中央的電動磁力器轉(zhuǎn)速為1 圈每秒, 將水浴溫度調(diào)整到沉積物的現(xiàn)場溫度后, 啟動電磁攪拌器, 開始培養(yǎng)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(biāo)。沉積物經(jīng)4800 r·min–1離心, 然后過濾上清液獲得間隙水, 經(jīng)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(jīng)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(biāo)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(jìn)后的方法進(jìn)行采集樣品、培養(yǎng)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(jù)產(chǎn)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(nèi), 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(bǔ)充相同體積該站位的上覆海水, 以保持管內(nèi)上覆水的基本理化性質(zhì)和總體積不會改變。另外一支培養(yǎng)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(xiàn)場制得), 使乙炔抑制樣的水相乙炔體積分?jǐn)?shù)達(dá)到10%, 未用乙炔處理的設(shè)為反硝化速率測定對照組。為了抑制沉積物內(nèi)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(yǎng)管壁(預(yù)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(yǎng)結(jié)束后, 立即取樣用于測定N2O。將培養(yǎng)管中的水轉(zhuǎn)移到25 mL 玻璃瓶中(平行取2份), 用橡膠塞密封瓶口, 瓶內(nèi)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(shù)根據(jù)溫度和水的鹽度計算出水相的原始濃度。

1.3.3 營養(yǎng)鹽指標(biāo)

采用AA3型營養(yǎng)鹽自動測定儀(SEAL)分析營養(yǎng)鹽指標(biāo), 硝酸鹽(NO3-)用Cu-Cd 柱還原法, 銨鹽(NH4+)用靛酚藍(lán)法, 亞硝酸鹽(NO2-)用重氮偶氮法, 磷酸鹽用磷鉬藍(lán)法(PO43-), 硅酸鹽用鉬酸胺絡(luò)合-草酸抗壞血酸還原法測定。測定方法見《海洋調(diào)查規(guī)范:海水化學(xué)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(biāo)準(zhǔn)品制作標(biāo)線。

為了比較添加中肋骨條藻和添加多糖組中有機(jī)質(zhì)的可降解度, 根據(jù)沉積物中碳水化合物含量的時間變化評估有機(jī)質(zhì)降解難易程度。為了便于與其它研究結(jié)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(jù)one-G指數(shù)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(shù)(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(jìn)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(kuò)增引物參考表1。Q-PCR反應(yīng)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(kuò)增程序參考Huang (2011)[26]。定量PCR反應(yīng)的特異性采用熔解曲線、凝膠圖譜進(jìn)行驗證。實驗中所有樣品均設(shè)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(jìn)行, 以排除任何可能的環(huán)境干擾因素。標(biāo)準(zhǔn)曲線采用梯度稀釋的已知濃度標(biāo)準(zhǔn)質(zhì)粒為模板擴(kuò)增獲得。16S rRNA基因, nirS和nosZ的Q-PCR擴(kuò)增效率分別為0.932、0.854和1.011。

1.4 統(tǒng)計與分析

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

2 研究結(jié)果

2.1 底層水和沉積物環(huán)境參數(shù)

采集站位底層水的環(huán)境參數(shù)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(jī)氮中硝酸鹽為主要形態(tài)。沉積物中有機(jī)碳含量為0.98 mg·g-1, 有機(jī)氮含量為0.14 mg·g-1。

表1 實時熒光定量PCR基因擴(kuò)增引物

表2 采集站點(diǎn)的底部水體環(huán)境參數(shù)

2.2 沉積物中碳水化合物含量變化及其降解指數(shù)

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(nèi)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(yǎng)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(shù)。結(jié)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(shù)最高, 降解速率和降解常數(shù)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(jié)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(jī)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(xiàn)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(jī)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(shù)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(jī)物添加的響應(yīng)結(jié)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(jī)物培養(yǎng)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(jī)添加物的響應(yīng)。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(nèi)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(fā)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(jī)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(jī)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(yǎng)期間在添加中肋骨條藻組S+和添加多糖組PS+的細(xì)菌16S rRNA豐度遠(yuǎn)高于對照組(p<0.01), S+組第3天時16S rRNA豐度達(dá)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(jī)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(xiàn)的時間不同, PS+組在第6天S豐度達(dá)到峰值。同樣, 添加不同活性程度的有機(jī)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(qū)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?？谔幊练e物, 該位置在夏季時水體初級生產(chǎn)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(chǎn)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(chǎn)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(lián)作用[30]。因此生源有機(jī)顆粒物作為可利用性有機(jī)物來源, 在沉積物中對氮移除發(fā)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(jī)碳含量呈正比[31–32], 因為可利用性有機(jī)碳含量是控制反硝化過程的關(guān)鍵因素之一。另外在大洋區(qū)域, 如反硝化和厭氧氨氧化細(xì)菌的群落結(jié)構(gòu)和活性均受到海水缺氧層中有可利用有機(jī)物的調(diào)節(jié)[33-35]。通過本次培養(yǎng)實驗, 驗證了富含蛋白和多糖的生源有機(jī)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(jī)質(zhì)的添加增加了沉積物中細(xì)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(zhì), 該組的脫氮效果顯著, 在培養(yǎng)后三天內(nèi), 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(zhì)顆粒物沉降到河口底層能夠顯著促進(jìn)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(shù)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(zhuǎn)時間取決于它們的來源和化學(xué)組成[38]。有研究表明硅藻產(chǎn)生的酸性多糖顆粒降解周期超過11天[37], 細(xì)菌自身能夠產(chǎn)生比藻類惰性更強(qiáng)的多糖[16]。盡管如此, 在本試驗中多糖降解仍為細(xì)菌提供了能量基礎(chǔ), 16S rRNA基因和反硝化功能基因S和Z豐度最大值出現(xiàn)在第六天, 表明多糖也能夠促進(jìn)珠江口沉積物反硝化過程。這些結(jié)果與以往報道底棲植物初級生產(chǎn)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(jī)物可增加反硝化細(xì)菌能量之外, 有積物礦化過程中溶解氧大量消耗導(dǎo)致沉積物處于厭氧的環(huán)境, 也是促進(jìn)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(nèi)核呈厭氧狀態(tài), 導(dǎo)致反硝化過程加強(qiáng), 而硝化過程為耗氧過程, 溶解氧含量降低會導(dǎo)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(jī)物礦化導(dǎo)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(dá)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(qū)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(jī)物的重要來源。Tan等估算珠江口沉積物移除的氮中, 高達(dá)74%的氮來自于上層水柱中顆粒有機(jī)氮的沉降[19]。而珠江口自產(chǎn)蛋白顆粒是顆粒氮的重要組成部分, 本次試驗結(jié)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(jī)顆粒物沉降到底層, 將對珠江口的脫氮速率有重要貢獻(xiàn)。

4 小結(jié)

本研究探討了富含蛋白的中肋骨條藻培養(yǎng)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(guān)基因豐度的影響, 研究結(jié)果表明:

(1)這兩類有機(jī)物的添加能夠刺激微生物礦化過程的發(fā)生, 16S rRNA基因豐度顯著提高, 礦化發(fā)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(guān)的基因豐度與。但這兩類有機(jī)物的礦化導(dǎo)致沉積中溶解氧濃度降低, 進(jìn)而引起硝化速率降低。

(2)從有機(jī)質(zhì)可利用性而言, 富含蛋白的中肋骨條藻培養(yǎng)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(jī)質(zhì), 并且蛋白類物質(zhì)礦化過程中產(chǎn)生的銨鹽也比多糖組高, NH4+通過硝化作用繼續(xù)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(jī)顆粒物促進(jìn)沉積物反硝化速率的貢獻(xiàn)大小在一定程度上取決于其自身的可利用性。

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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(jī)顆粒物沉降對沉積物反硝化過程的影響[J]. 生態(tài)科學(xué), 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(xué)基金(2020A1515011137); 廣東省科技計劃項目名稱(2016A020222018); 南方海洋科學(xué)與工程廣東省實驗室(廣州)人才團(tuán)隊引進(jìn)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(tài)學(xué)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(huán)境與生態(tài)學(xué)研究, E-mail: scuici@scsio.ac.cn