水平潜流人工湿地氮素转化群落外文翻译资料

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水平潜流人工湿地氮素转化群落

Oksanna Coban, Peter Kuschk, Uwe Kappelmeyer, Oliver spott, Marion Martienssen, Mike S.M. Jetten, Kay Knoellar

概要： 人工湿地是氮循环的重要生态系统。在此，我们研究了水平潜流人工湿地中转化氮细菌的活性和数量，以及硝化、厌氧氨氧化(anammox)和反硝化过程的空间分布。氮循环的功能基因沿流动路径呈线性均匀分布，在浅表点呈流行趋势。同位素标记技术的硝化和反硝化周转率也有相同的趋势。研究还表明，只有短期培养才能用来衡量反硝化转化率。在好氧条件下大量消耗硝酸盐会降低硝化速率，因此在估计硝化速率时应该考虑到这一点。这种硝酸盐消耗是由于好氧反硝化作用，其速率与厌氧反硝化作用相当。因此，反硝化不应被认为是一种完全无氧的过程。通过对人工湿地肼合酶(hzsA)基因克隆的系统发育分析，发现人工湿地中存在溴氰菊酯(Brocadia)和厌氧氨苄(Kuenenia anammox)。虽然厌氧氨氧化菌是通过分子方法检测到的，但厌氧氨氧化菌活性是无法测量的，因此这一过程在这些淡水生态系统的氮素转化中似乎并不重要。

关键词:硝化作用；氨氧化；好氧反硝化；丰度；活性；人工湿地

1 介绍

氮(N)化合物，如铵(NH₄)和三硝酸镍(NO³)，是一些最广泛的污染物在地面和废水(Harrington和McInnes，2009;Singleton等，2007)。几十年来人们相信只有N转换负责向大气中返回固定硝基是硝化作用,有氧逐步氧化NHA通过亚硝酸盐(喷嘴)、反硝化、厌氧硝酸盐或二氧化氮和一氧化二氮还原(N₂0)或二氮气体(N₂)作为最终产品。同时，如何发现厌氧氨氧化(anammox)过程，延长了N循环，表明NHA也可以在厌氧条件下被氧化，利用NO₂作为电子受体产生N₂(Mulder et al.，1995)。

人工湿地(CWs)是一种人工系统，旨在包括湿地生态系统的特殊功能，以改善处理能力(Kadlec和Wallace, 2008)。由于植物根际微生物活性的增强，CWs可以提供一个有效的污染物降解区(Stottmeister et al.，2003)。水煤浆可用于处理包括含氮化合物在内的多种污染物。迄今为止，尽管微生物在去除氮方面起着至关重要的作用，但只有很少的研究关注在水煤浆中进行硝化和反硝化过程的微生物(Chon et al.，2011;Correa-Galeote等，2013;宋等，2012)。虽然可以用多种方法研究生态系统的整体N周转率，但微生物活动的测量及其与特定功能基因拷贝数的相关性将有助于我们对系统的理解(Ruiz-Rueda et al.，2009;宋等，2012;王等。2013)。此外，使用同位素标记技术对水煤浆硝化和反硝化周转率进行测量的报道较少(Erler et al.，2008;Scott等，2008;Stepanauskas等，1996)。

反硝化通常被认为是一个厌氧过程，甚至有报道称，少量的氧气可以抑制反硝化酶的活性，并逐步抑制其合成(Bryan,1981)。然而，许多批次培养的实验室研究表明，在有氧条件也可以发生反硝化作用，这一过程被称为好氧反硝化(Robertson et al.，1995;Robertson和Kuenen,1984)。在CWs中，硝化作用发生在植物的根际，因为植物的根传递氧气，而/或在水体的顶层，这也是可能发生好氧反硝化作用的区域。然而，在自然和接近自然环境中，如水煤浆，验证和量化好氧反硝化速率的研究还很缺乏(Gao et al.，2010)。

厌氧氨氧化占海洋生态系统氮损失的50%以上(Kuypers et al.， 2003;Thamdrup和Dalsgaard, 2002)。然而，迄今为止，厌氧氨氧化在淡水生态系统中的作用还没有得到深入的探索(Humbert et al.，2010;Jasper等，2014;朱等，2010)。到目前为止，厌氧氨氧化的研究主要集中在量化离职率(Burgin等，2011;Erler et al.，2008)和/或在不同的生态系统中使用分子生物学工具(qPCR, FISH)检测厌氧氨氧化细菌，以揭示这个过程是否和在何处自然发生(Burgin et al.，2011)。虽然厌氧氨氧化细菌已经在一系列水生生态系统中被发现(etten et al.，2009)，但是几乎没有在陆地生态系统中进行过调查，尽管有分子证据表明厌氧氨氧化细菌存在于不同的土壤中(胡et al.，2011: Humbert et al.，2010)。由于好氧带和厌氧带的镶嵌以及通常较低的溶解氧浓度，CWs被认为为厌氧氨氧化提供了良好的条件(Zhu et al.，2010)。虽然厌氧氨氧化有机物已经在自然湿地土壤中被检测到(Humbert et al.，2012)，但关于它们的活动和对氮循环的影响，特别是在人工湿地中，信息是相当有限的。已有一些关于CWs中厌氧氨氧化过程富集和增强的研究(Paredes et al.，2007;陶等，2011;王和李，2011;朱等，2011)。厌氧氨氧化对总N²产量的贡献也进行了研究，但只在处理生活污水的全尺寸表面流CWs沉积物中进行了研究(Erler et al.,2008)。这类系统与水平地下流(HSSF)人工湿地具有广泛的代表性，HSSF CWs被较低的溶解氧浓度所表征(Vymazal and Kropfelova,2008)，因此这可能会增加厌氧氨氧化的贡献。因此，厌氧氨氧化在HSSF CWs等系统中去除氮的作用及其与其他N转换的关系需要进行研究(Zhu等人)。

本研究的目的是:(1)探索硝化反硝化活性和细菌丰度的空间分布;(2)量化好氧反硝化速率;（3）调查厌氧氨氧化在水平地下流人工湿地中N去除过程中作用机理。

2 材料和方法

2.1 人工湿地设计

研究现场的CW是2007年在德国莱比锡附近的Leuna建造的CoTra(隔间转移)项目的一部分。一直作为主要的化学生产基地洛伊纳的一家化工厂进行自20世纪初以来,和意外泄漏,处理不当,和由于第二次世界大战的重型轰炸留下了含有高度污染的苯、甲基叔丁基醚(MTBE)和NH₄ (Martienssen et al .,2006)。

人工湿地由一个盆(长5米，宽1.1m ，深度0.6 m)，采用水平地下水流(HSSF)，种植芦苇(南方芦苇)。系统填满砾石(粒径2-3.2 mm)，高度0.5 m，水位0.4 m,渗流区域0.1 m。连续流工况下连续运行，流量为7Lh^-1，理论水力停留时间(假设无失水)为6.88天。流入的水是从邻近的受污染地下水中泵入的，具有以下化学组成：,苯 ,MTBE,TOC,COD,,和pH。硝酸盐在流入中没有检测到，只有微量（）的NO₂^-被检测到。

Coban等(2014)描述了物理化学参数和N去除效率。简要来说，夏季平均气温18.0℃，秋季平均气温12.7℃，春季平均气温16.3℃。春、夏两季的入流和出流损失分别为14%和99%。氧化还原始终为负，在顶部采样点(0.2 m)-71mV和最深采样点（0.4m）-119mV之间波动。CW对下列NH₄ -N的平均去除量为:夏季为0.63gNH₄ -Nm^-2d^-1，秋季为0.37gNH₄ -Nm^-2d^-1，春季为0.25gNH₄ -Nm^-2d^-1。

2.2 DNA提取及定量聚合酶链反应测定

根据距离流道(1米，2.5米和4米)和根据深度(0.2米，0.3米和0.4米)的九个采样点处从HSSF CW中碎石和树根混合样本中。使用土壤用快速DNA^R旋转设备和FastPrep^R设备（MP Biomedical, Santa Ana, Ca）从碎石和树根混合样本分离出了DNA。采用定量聚合酶链反应(qPCR)方法测定了氮转化基因的拷贝数。使用StepOnePlus实时PCR系统(应用生物系统公司)运行qPCR和发表hzsA (Harhangi et al .,2012),nirS，nirK，amoA和16s rRNA(序列、编码基因和退火温度见表1)的引物集,一系列稀释的克隆amoA，nirS，nirK和hzsA基因片段(pGEM-T easy; Promega, Madison, WI, USA)制备已知目标DNA量的DNA标准(插入源见表1)。

采用KAPA SYBR^R快速qPCR母粒进行反应。不同检测方法的PCR效率在84 ~ 98%之间。将提取的DNA按1:10和1:100稀释，以避免碎石材料中含有的抑制剂对PCR产生任何抑制作用。

2.3.厌氧氨氧化细菌的克隆、测序和系统发育分析

在克隆中，根据hzsA基因丰度最高的位点选择CW内的三个

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资料编号：[1415]

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