卿 葉， 李紅芳， 張苗苗， 盧少勇， 吳金水， 劉 鋒*

1.中國(guó)科學(xué)院亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所， 亞熱帶農(nóng)業(yè)生態(tài)過(guò)程重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 長(zhǎng)沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測(cè)研究站， 湖南 長(zhǎng)沙 410125 2.中國(guó)科學(xué)院大學(xué)， 北京 100049 3.中國(guó)環(huán)境科學(xué)研究院， 湖泊水污染治理與生態(tài)修復(fù)技術(shù)國(guó)家工程實(shí)驗(yàn)室， 環(huán)境基準(zhǔn)與風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 北京 100012

隨著畜禽養(yǎng)殖業(yè)的迅猛發(fā)展，獸用抗生素的廣泛應(yīng)用和殘留已成為自然環(huán)境中抗生素污染的重要來(lái)源之一. 其中，磺胺類(lèi)抗生素因抗菌廣譜、價(jià)格低廉等特點(diǎn)，是使用量最大的獸用抗生素之一[1]，在畜禽糞污、養(yǎng)殖廢水以及養(yǎng)殖場(chǎng)周?chē)牡乇硭偷叵滤斜活l繁檢測(cè)到，且檢出濃度在ng/L～μg/L級(jí)別[2-4]，最高可達(dá)3 630 μg/L[5]. 人工濕地作為一種有效的污水生態(tài)處理技術(shù)[6]，對(duì)養(yǎng)殖廢水中NH4+-N、TN的去除率分別為98.8%～99.8%和87.8%～93.8%[7-8]，但濕地系統(tǒng)水體氮素的去除是一個(gè)微生物參與的過(guò)程，任何影響到微生物活性的因素都可能影響濕地的脫氮性能. 而養(yǎng)殖廢水中的抗生素本身就是一種在低濃度下就能抑制或殺死細(xì)菌的藥物，因此養(yǎng)殖廢水中的磺胺類(lèi)抗生素在濕地系統(tǒng)中可能會(huì)對(duì)濕地的脫氮過(guò)程及氮轉(zhuǎn)化功能微生物產(chǎn)生作用，進(jìn)而影響濕地對(duì)養(yǎng)殖廢水中氮素的轉(zhuǎn)化和去除.

微生物的硝化、反硝化作用已被證實(shí)是人工濕地氮去除的主要機(jī)制，可占總?cè)コ康?0%～90%[9]. 已有研究表明，磺胺類(lèi)藥物會(huì)刺激土壤的氨化與硝化作用，且土壤銨態(tài)氮激活率最高可達(dá)271%[10]，但在100～500 mg/kg濃度范圍內(nèi)，SD(sulfadiazine，磺胺嘧啶)能顯著抑制池塘底泥氨氮氧化[11]. 另外，SD還會(huì)抑制池塘底泥NO3--N(硝態(tài)氮)還原，且nirK、nrfA、nosZ基因的相對(duì)豐度均低于對(duì)照組，但抑制作用隨時(shí)間推移而減弱，在30 d后，50和 1 000 μg/L的SD抑制率分別為26%和21%[12]. Chen等[13]也認(rèn)為，磺胺甲惡唑會(huì)對(duì)河流沉積物NO3--N還原速率產(chǎn)生顯著影響，且在58 mg/L的高濃度時(shí)抑制率為39%，但此時(shí)磺胺甲惡唑會(huì)促進(jìn)NO2--N(亞硝態(tài)氮)還原，其N(xiāo)O2--N產(chǎn)生率為對(duì)照組的7.5倍. 由此可見(jiàn)，不同磺胺類(lèi)抗生素種類(lèi)和濃度對(duì)氮轉(zhuǎn)化均存在不同程度的抑制現(xiàn)象，且對(duì)氮轉(zhuǎn)化過(guò)程的不同階段或者不同的氮轉(zhuǎn)化微生物影響有所不同，但目前國(guó)內(nèi)外研究多集中于抗生素對(duì)氮素濃度的動(dòng)態(tài)影響，鮮見(jiàn)用氮轉(zhuǎn)化功能基因和微生物群落的動(dòng)態(tài)變化來(lái)研究抗生素對(duì)濕地脫氮過(guò)程及機(jī)制的影響[14-15].

基于人工濕地在畜禽養(yǎng)殖廢水處理的廣泛應(yīng)用，為探討抗生素的存在對(duì)養(yǎng)殖廢水中濕地系統(tǒng)氮轉(zhuǎn)化的過(guò)程及微生物的影響，該研究以典型抗生素SD為研究對(duì)象開(kāi)展室內(nèi)模擬試驗(yàn)，通過(guò)對(duì)氮轉(zhuǎn)化過(guò)程中ρ(NH4+-N)、ρ(NO2--N)、ρ(NO3--N)和ρ(TN)以及底泥中氮轉(zhuǎn)化功能基因豐度的變化特征，探討?zhàn)B豬廢水中SD對(duì)濕地底泥中氮轉(zhuǎn)化微生物及過(guò)程影響，以期為合理設(shè)計(jì)畜禽養(yǎng)殖廢水高效處理人工濕地提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)設(shè)置于中國(guó)科學(xué)院長(zhǎng)沙農(nóng)業(yè)環(huán)境觀測(cè)研究站黑暗恒溫〔(25±2)℃〕培養(yǎng)室，由5 L塑料桶盛裝2 kg 底泥與3 L養(yǎng)殖廢水混合構(gòu)建供試濕地系統(tǒng)，其中，底泥采集于定位試驗(yàn)養(yǎng)殖廢水綠狐尾藻人工濕地處理系統(tǒng)，經(jīng)馴化后備用；養(yǎng)殖廢水采集于附近養(yǎng)豬場(chǎng)，暴曬1 d后加入SD. 廢水中ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO2--N)、ρ(NO3--N)分別為(155.31±3.41)(106.87±8.54)(13.38±0.13)(15.31±3.16) mg/L，ρ(SD)設(shè)置為低濃度(10 μg/L)、中濃度(100 μg/L)、高濃度(1 000 μg/L)三組，依次記為SD10、SD100、SD1000，同時(shí)設(shè)置不加SD空白對(duì)照組，記為CK，每個(gè)處理組設(shè)3個(gè)重復(fù). 根據(jù)已有研究[16]，培養(yǎng)周期設(shè)計(jì)為28 d，分別在第0、7、14、21、28天采集水樣并當(dāng)天測(cè)定不同形態(tài)氮素濃度，同時(shí)采集底泥保存于-80 ℃ 冰箱用于DNA提取.

1.2 分析方法

1.2.1水樣分析

定期采集水樣后，用0.22 μm的水系濾頭過(guò)濾，然后采用流動(dòng)注射儀(AA3，SEAL，德國(guó))直接測(cè)定ρ(NH4+-N)、ρ(NO2--N)和ρ(NO3--N). 經(jīng)堿性過(guò)硫酸鉀消解后，根據(jù)GB 11894—1989《水質(zhì) 總氮的測(cè)定 堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法》，采用流動(dòng)注射儀測(cè)定ρ(TN).

1.2.2底泥微生物氨氧化和反硝化功能基因豐度分析

稱(chēng)取0.25 g冷凍干燥的底泥樣品，按照Power Soil DNA Isolationkit試劑盒(MoBio，美國(guó))操作說(shuō)明，提取底泥總DNA. 用Nano-Drop核酸蛋白儀(NanoDropOne，Thermo，美國(guó))和1%的瓊脂電泳測(cè)定DNA質(zhì)量. 將通過(guò)質(zhì)量檢測(cè)的DNA樣品于-20 ℃冰箱保存?zhèn)溆?

實(shí)時(shí)熒光定量PCR(qPCR)反應(yīng)體系按照SYBR? Premix Ex TaqTM(TakaRa，日本)說(shuō)明書(shū)進(jìn)行配置. qPCR反應(yīng)循環(huán)條件：95 ℃預(yù)變性30 s；隨后95 ℃變性15 s，57 ℃退火20 s(AOA-amoA、AOB-amoA和narG的退火溫度均為55 ℃)，72 ℃延伸20 s，反應(yīng)進(jìn)行40個(gè)循環(huán). 使用已知濃度的質(zhì)粒載體進(jìn)行梯度稀釋?zhuān)⒅苽錁?biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn). 每個(gè)樣品3個(gè)重復(fù)，陰性對(duì)照用無(wú)菌水. 為消除不同批次擴(kuò)增的誤差，將每個(gè)基因的標(biāo)準(zhǔn)曲線(xiàn)、陰性對(duì)照和樣品同時(shí)在384孔板上進(jìn)行擴(kuò)增，所用儀器為熒光定量qPCR儀(ABI7900，Applied Biosystems，美國(guó))，擴(kuò)增效率從90%到110%且R2大于0.99時(shí)默認(rèn)數(shù)據(jù)合格. 氮轉(zhuǎn)化功能基因引物序列信息見(jiàn)表1.

表1 氮轉(zhuǎn)化功能基因引物序列信息

1.2.3數(shù)據(jù)分析處理

采用Excel 2013和SPSS 21.0軟件統(tǒng)計(jì)分析，Origin 2021軟件作圖. 數(shù)據(jù)在重復(fù)試驗(yàn)中取平均值和標(biāo)準(zhǔn)誤. 選取單因素方差(One-way ANOVA)分析不同處理組間和組內(nèi)差異，通過(guò)Pearson相關(guān)系數(shù)分析不同氮素濃度與氮轉(zhuǎn)化功能基因豐度的相關(guān)性.

2 結(jié)果與討論

2.1 水體中各氮素濃度及其占比變化

水體中ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO2--N)和ρ(NO3--N)的變化見(jiàn)圖1. 在28 d培養(yǎng)期內(nèi)，ρ(TN)隨時(shí)間逐漸下降，去除率為75.4%～80.5%，且添加SD處理組對(duì)水體TN去除無(wú)顯著影響. 相比ρ(TN)，ρ(NH4+-N)隨時(shí)間下降更快，但SD1000處理組減緩了ρ(NH4+-N)降速，特別在第7天，4個(gè)處理組水體ρ(NH4+-N)的差異最大，SD10、SD100和SD1000處理組NH4+-N轉(zhuǎn)化率分別為72.8%、59.1%和32.3%，與CK組比，SD100和SD1000處理組NH4+-N轉(zhuǎn)化抑制率分別達(dá)14.0%和53.0%. 這與張敏等[11]在研究SD(100～500 mg/kg)對(duì)水產(chǎn)養(yǎng)殖池塘底泥脫氮過(guò)程時(shí)的結(jié)果一致，即SD會(huì)顯著抑制NH4+-N的轉(zhuǎn)化，濃度越高抑制作用越顯著，且SD添加初期抑制作用最顯著.

圖1 ρ(TN)、ρ(NH4+-N)、ρ(NO2--N)和ρ(NO3--N)隨培養(yǎng)時(shí)間的變化Fig.1 Changes in the concentration of TN, NH4+-N, NO2--N and NO3--N over incubation time

添加SD與否，對(duì)水體ρ(NO2--N)變化無(wú)顯著影響，各處理組ρ(NO2--N)均在第14天時(shí)迅速下降，到21 d接近0 mg/L，但CK組在28 d略有回升. 添加SD對(duì)水體ρ(NO3--N)變化影響差異較大，在培養(yǎng)前期(0～7 d)，CK和SD10處理組ρ(NO3--N)很快增至52.5 mg/L，而SD100和SD1000處理組則分別在第14 天和第21天增至52.5 mg/L左右. 這說(shuō)明SD抑制了ρ(NO3--N)升高，且濃度越高抑制越明顯，其中SD100和SD1000處理組抑制率在第7天達(dá)最大值，分別為75.5%和99.5%. Wang等[12]在研究SD對(duì)池塘底泥脫氮效果影響時(shí)也發(fā)現(xiàn)，SD會(huì)抑制NO3--N的還原而導(dǎo)致ρ(NO3--N)升高，其中50和 1 000 μg/L的SD對(duì)NO3--N抑制率分別為26%和21%.

水體中不同氮素濃度占TN的比例如圖2所示. 在試驗(yàn)第21天后，各試驗(yàn)處理組間各氮素組分及占比無(wú)顯著性差異，這表明隨時(shí)間推移，SD對(duì)試驗(yàn)后期氮轉(zhuǎn)化的影響逐漸消失. 王燕等[23]通過(guò)室內(nèi)好氣培養(yǎng)法研究SD對(duì)水稻土氮礦化影響時(shí)也發(fā)現(xiàn)，當(dāng)SD濃度低于2 mg/kg時(shí)，隨SD濃度升高，其抑制作用增大，氮凈礦化在前21 d快速降低，在第21～25天降速減慢. 這可能是隨培養(yǎng)時(shí)間增加，一方面底泥中SD逐漸降解而濃度降低，或SD作為微生物活動(dòng)氮源一部分被分解而濃度降低，導(dǎo)致對(duì)微生物氮轉(zhuǎn)化的抑制作用降低[24]；另一方面可能是由于在培養(yǎng)期底泥氮轉(zhuǎn)化相關(guān)微生物對(duì)SD產(chǎn)生抗性，適應(yīng)性增強(qiáng)，使得在培養(yǎng)后期SD對(duì)氮轉(zhuǎn)化微生物抑制作用減弱[25].

圖2 4個(gè)處理組中不同形態(tài)氮占TN比例的變化Fig.2 Changes in the proportion of different nitrogen forms to TN in four treatments

2.2 SD對(duì)底泥微生物中amoA基因豐度的影響

氨氧化是氮素轉(zhuǎn)化的關(guān)鍵過(guò)程，由含氨單加氧酶基因(amoA)的AOA和AOB共同驅(qū)動(dòng)，是硝化作用的限速步驟. 通過(guò)qPCR來(lái)測(cè)定其特異性amoA基因豐度的變化，能有效反映其反應(yīng)體系中氨氧化微生物AOA和AOB豐度的變化[26].

如圖3所示，底泥中AOA和AOB的豐度分別為5.51×107～3.34×108和1.31×106～1.26×107copies/g. AOA的豐度比AOB高出1～2個(gè)數(shù)量級(jí)，這與Limpiyakorn等[27]研究結(jié)果一致，由于古細(xì)菌細(xì)胞壁和膜的差異，AOA在環(huán)境中耐受性較強(qiáng)，分布范圍廣泛，說(shuō)明AOA可能在氨氧化過(guò)程中起主導(dǎo)作用[28].

注：不同大寫(xiě)字母代表同一時(shí)間不同處理間差異顯著(P<0.05)，不同小寫(xiě)字母代表同一處理不同時(shí)間差異顯著(P<0.05). 下同.圖3 4個(gè)處理組的AOA和AOB豐度隨培養(yǎng)時(shí)間的變化Fig.3 Changes in the abundance of AOA and AOB in four treatments over incubation time

在第7天，各處理組的AOA豐度達(dá)到最高，然后逐漸降低. 相比于CK組，SD添加在14 d時(shí)AOA豐度先降低，后略有升高，培養(yǎng)末期(第28天)，恢復(fù)至與CK組無(wú)顯著性差異，SD僅在試驗(yàn)前期降低了AOA豐度. 這與已有的研究結(jié)果相一致，如張敏等[11]對(duì)淡水池塘沉積物中AOA和AOB的豐度和群落結(jié)構(gòu)研究時(shí)發(fā)現(xiàn)，100 mg/L SD能顯著抑制AOA豐度，但在第21天后，各組間AOA豐度無(wú)顯著性差異；Liu等[29]也發(fā)現(xiàn)，在培養(yǎng)試驗(yàn)前期，5 mg/L SD能顯著抑制AOA豐度，但在第28天時(shí)AOA豐度較CK組無(wú)顯著性差異，說(shuō)明SD對(duì)AOA的抑制作用可能會(huì)隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而減弱.

與AOA相比，添加SD的處理組AOB豐度在第7天抑制效果達(dá)到顯著水平，降幅為28.7%～74.0%，AOB豐度隨抗生素濃度升高而顯著降低，Schauss等[30]在研究SD對(duì)土壤中AOA的動(dòng)力學(xué)和功能關(guān)聯(lián)時(shí)發(fā)現(xiàn)，10和 100 mg/kg SD對(duì)AOA的抑制常數(shù)均為30 mg/kg，對(duì)AOB的抑制常數(shù)分別為0.01和10 mg/kg，而抑制常數(shù)越大，抑制作用越小，這說(shuō)明AOB對(duì)土壤中SD的抑制更為敏感. 第14天，4個(gè)處理組之間的差異不顯著；但到第21天，SD10和SD100兩個(gè)處理組的AOB豐度顯著高于CK和SD1000處理組；第28天，SD1000處理組的AOB豐度最高，且隨SD濃度增加AOB豐度也呈現(xiàn)相應(yīng)的增加趨勢(shì). 這與Wang等[31]研究結(jié)果一致，即在50和100 μg/L SD處理下硝化污泥中氨氧化活性受強(qiáng)烈抑制，但在48 h后恢復(fù)，AOB能夠克服SD帶來(lái)的不利影響致使其豐度上升，且SD濃度越高，AOB豐度增加越多. Yu等[32]也發(fā)現(xiàn)，隨時(shí)間增加不利因素對(duì)AOB的抑制轉(zhuǎn)變?yōu)榇碳ぃ瑥亩谂囵B(yǎng)后期使得AOB數(shù)量增加，其原因可能是AOB在SD降解和長(zhǎng)期適應(yīng)中具有了抗藥性[31]，可見(jiàn)SD對(duì)AOB的抑制作用可能會(huì)隨著培養(yǎng)時(shí)間的增加而變成刺激作用.

2.3 SD對(duì)底泥微生物中narG、nirS、nirK和nosZ基因豐度的影響

微生物反硝化作用是將硝酸根還原成NO2-、NO、N2O或N2的過(guò)程，由多種厭氧或兼性厭氧微生物參與的系列酶催化反應(yīng)組成，包括硝酸還原酶(Nar)、亞硝酸還原酶(Nir)、一氧化氮還原酶(Nor)和氧化亞氮還原酶(Nos)等，相應(yīng)編碼基因分別為narG、nirK或nirS、norB、nosZ[26].

試驗(yàn)期間，底泥中4個(gè)反硝化功能基因(narG、nirS、nirK和nosZ基因)的豐度分別為1.09×109～2.51×109、8.10×108～5.51×109、2.30×108～2.52×109、5.10×107～2.91×108copies/g(見(jiàn)圖4).narG、nirS、nirK和nosZ基因豐度隨時(shí)間變化規(guī)律與AOA和AOB類(lèi)似，都在第7天達(dá)到最高值，與CK組相比，添加SD都降低了反硝化基因豐度，但只有SD1000處理組達(dá)到顯著性差異. 第14天，4個(gè)處理組間的narG和nirK基因豐度差異不顯著；但與CK和SD10處理組比較，SD100和SD1000處理組顯著降低了nirS和nosZ基因豐度. 第21天，添加SD處理總體上增加了反硝化基因豐度，但均未達(dá)到顯著水平. 在第28天時(shí)，反硝化功能基因豐度均無(wú)顯著性差異.

圖4 4個(gè)處理組的narG、nirS、nirK和nosZ基因豐度隨培養(yǎng)時(shí)間的變化Fig.4 Changes in the abundance of narG, nirS, nirK and nosZ genes in four treatments over incubation time

在培養(yǎng)前期SD添加濃度高于100 μg/L時(shí)，narG、nirS和nirK的基因豐度降低，且在SD添加濃度為 1 000 μg/L時(shí)，narG、nirS和nirK基因豐度顯著低于其他SD添加組和CK組. Zou等[33]研究地下水中以假單胞菌為主的反硝化菌對(duì)各類(lèi)抗生素敏感性時(shí)發(fā)現(xiàn)，反硝化細(xì)菌對(duì)磺胺甲惡唑敏感性的臨界值約為100 μg/L，當(dāng)磺胺甲惡唑高于100 μg/L時(shí)反硝化細(xì)菌均被顯著抑制，這表明反硝化基因narG、nirS和nirK對(duì)磺胺類(lèi)抗生素的敏感性臨界值可能具有一致性，值得進(jìn)一步研究. 在第14天，SD1000處理組的nosZ基因豐度顯著低于CK組，表明高濃度SD抑制了nosZ基因豐度. Wang等[12]研究發(fā)現(xiàn)，在池塘底泥中50 μg/L和 1 000 μg/L SD處理組有效降低了nosZ基因豐度；Yin等[34]研究也發(fā)現(xiàn)，長(zhǎng)江沉積物中磺胺類(lèi)抗生素對(duì)nosZ基因影響最大，具有顯著抑制作用，其原因可能是SD通過(guò)抑制葉酸合成抑制大多數(shù)革蘭氏陽(yáng)性和許多革蘭氏陰性細(xì)菌的生長(zhǎng)[35]，從而抑制反硝化菌中nosZ基因豐度增加.

試驗(yàn)后期反硝化功能基因narG、nirK、nirS和nosZ的豐度均無(wú)顯著性差異，這說(shuō)明SD對(duì)微生物抑制作用在后期減弱甚至消失. Liu等[36]發(fā)現(xiàn)磺胺甲惡唑在土壤中第7天的降解率達(dá)90%，且在試驗(yàn)前期土壤微生物群落功能多樣性降低，在試驗(yàn)后期微生物影群落多樣性相應(yīng)恢復(fù)，其原因可能是：①SD降解導(dǎo)致其濃度降低，自身消除了藥效，從而使得抑制強(qiáng)度降低；②隨硝化與反硝化微生物與SD接觸時(shí)間增加，微生物體內(nèi)抗生素抗性基因豐度增加，導(dǎo)致對(duì)SD產(chǎn)生了抗藥性. Shan等[37]的研究證實(shí)，磺胺類(lèi)抗生素抗性基因(sul1和sul3)豐度與SD濃度(大于600 μg/L)呈正相關(guān)，且磺胺類(lèi)抗生素抗性基因可能對(duì)磺胺脅迫下的脫氮生化途徑形成保護(hù)機(jī)制.

2.4 水體不同形態(tài)氮組分與底泥微生物氨氧化和反硝化功能基因的關(guān)聯(lián)性

Pearson相關(guān)性分析結(jié)果(見(jiàn)表2)顯示，AOA豐度與ρ(TN)、ρ(NH4+-N)和ρ(NO2--N)均呈顯著正相關(guān)(P<0.05)，而AOB豐度與ρ(NO3--N)呈極顯著正相關(guān)(P<0.01). 這說(shuō)明相比于AOB，AOA可能與水體氮轉(zhuǎn)化過(guò)程及氮素形態(tài)變化關(guān)系更為密切，這與已有的研究結(jié)果[30]類(lèi)似，可能是因?yàn)锳OA對(duì)環(huán)境的耐受性更強(qiáng)，分布范圍更廣. 該研究中AOA豐度比AOB高出1～2個(gè)數(shù)量級(jí)，說(shuō)明AOA可能在氨氧化過(guò)程中起主導(dǎo)作用[27]. 反硝化功能基因nirK與ρ(TN)和ρ(NO2--N)均呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，且nirK、nirS、AOA和AOB四者間均呈極顯著正相關(guān). Liu等[16]研究結(jié)果顯示，nirK基因比nirS基因?qū)Νh(huán)境因子的響應(yīng)更敏感，說(shuō)明nirK基因在反硝化過(guò)程中起著更為重要的作用[38]. 此外，AOA及AOB主導(dǎo)的氨氧化過(guò)程，是氮轉(zhuǎn)化過(guò)程的限速步驟，說(shuō)明可能由于抗生素對(duì)AOA和AOB產(chǎn)生影響，進(jìn)而間接影響反硝化過(guò)程. 由此可見(jiàn)，抗生素可能通過(guò)直接或間接影響硝化反硝化基因豐度，進(jìn)而影響?zhàn)B殖廢水中氮的轉(zhuǎn)化和去除[39]，但具體的作用機(jī)制還需要進(jìn)一步研究.

表2 不同氮素濃度與氮轉(zhuǎn)化功能基因豐度的Pearson相關(guān)性

3 結(jié)論

a) 室內(nèi)模擬試驗(yàn)結(jié)果表明，與CK組比較，添加SD處理組對(duì)濕地養(yǎng)殖廢水中TN的最終效果無(wú)顯著影響，TN去除率為75.4%～80.5%，且到第28天，各處理組中各形態(tài)氮素占比無(wú)顯著差異；SD對(duì)各形態(tài)氮的轉(zhuǎn)化過(guò)程產(chǎn)生抑制作用，在第7天抑制效果最強(qiáng)，對(duì)水體NH4+-N轉(zhuǎn)化的抑制率最高達(dá)53.0%，對(duì)水體NO3--N轉(zhuǎn)化的抑制率最高達(dá)99.5%，且隨著SD濃度的增加抑制作用越強(qiáng).

b) SD在試驗(yàn)早期(前14 d)抑制了濕地底泥氨氧化菌和反硝化菌中相關(guān)功能基因豐度增加. AOA在氨氧化過(guò)程中占主導(dǎo)地位，AOA豐度較AOB高出1～2個(gè)數(shù)量級(jí)，AOB對(duì)SD更為敏感，產(chǎn)生抑制作用早于AOA；SD對(duì)narG、nirS和nirK、nosZ均產(chǎn)生抑制現(xiàn)象，在第7天和第14天抑制效果最強(qiáng)，與SD濃度呈正相關(guān). 但隨培養(yǎng)時(shí)間增加，抗生素抑制作用會(huì)減弱，除AOB豐度增加外，各處理組間底泥微生物其他氮轉(zhuǎn)化功能基因豐度均無(wú)顯著性差異.

c) 通過(guò)相關(guān)性分析表明，AOA與ρ(NH4+-N)呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，AOB與ρ(NO3--N)呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，nirK與ρ(NO2--N)呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，narG、nirS和nosZ與水體中的氮素濃度不顯著相關(guān).