灃河水系脫氮微生物群落結構研究

孫寓姣，趙 軒，王 蕾，盧思丹，丁愛中

北京師范大學水科學研究院，北京 100875

灃河水系脫氮微生物群落結構研究

孫寓姣，趙 軒，王 蕾，盧思丹，丁愛中*

北京師范大學水科學研究院，北京 100875

河流水體氮素的超負荷不僅破壞了水體生態環境，也嚴重威脅著人類的生存和發展。水體中有機氮、無機氮（氨氮、亞硝氮、硝氮）和分子氮之間的轉化（氮循環）有賴于水體中大量的氮循環微生物（固氮細菌、硝化細菌和反硝化細菌），然而這些氮循環微生物的生長繁殖也受到包括氮素的形態和濃度在內的多種環境因子的影響，這些因素也通過影響氮循環微生物的生長繁殖進而使得水體中氮素的轉化速率發生變化，對水體氮污染的防治有不可忽視的作用。本研究通過在灃河設置不同的研究斷面，采集水體樣品，進行水質分析，并通過現代分子生物學技術（PCR-DGGE）方法對研究斷面水體中氮循環微生物（固氮細菌、硝化細菌和反硝化細菌）的群落結構進行分析。再通過統計學軟件對所得分子生物學信息與水質環境因子的相關性進行統計學分析，發現灃河水體中氮循環微生物群落結構受到多種環境因子共同影響，且在枯水期和豐水期表現出不同的特征。在豐水期灃河水體中，硝化細菌群落在中游表現出較高的多樣性和豐富性，這與灃河中上游農業COD（化學需氧量）、BOD（生化需氧量）氨氮及有機氮污染物排放量較大，灃河水體DO（溶解氧）高有關。水體中的氨氮、亞硝氮、溫度的增加是促進水體中硝化細菌的均勻性和豐富度的增高的主要因子，而pH值的升高，使得水體中硝化細菌的均勻性和豐富度降低。反硝化微生物在中游和下游的多樣性和豐富度較高，與有機物及硝酸鹽含量相關。水體中的BOD、COD、TP（總磷）、硝氮的增加是促進水體中反硝化細菌的均勻性和豐富度的增高主要相關因子，而DO的增多則會對部分反硝化細菌產生不利影響，使得水體中反硝化細菌的均勻性和豐富度降低。本研究結果為灃河以及其他河流的污染控制以及基于微生物的生態修復提供了科學研究和工程實踐依據。

灃河；脫氮細菌；DGGE；環境因子

氮素是生物必須營養元素之一，也是維持水體生態平衡的重要物質。然而近年來由于人類活動，如化肥的使用、生活垃圾的排放、化石燃料的燃燒等活動的日益加劇，陸地和水生態系統中氮污染物不斷增多。使得水環境中氮污染物含量增加，水體氮污染已成為目前人們最為關注的環境問題之一。我國七大水系整體輕度污染，氨氮（NH4+-N）為主要污染指標之一；河流氮循環對與氮的遷移轉化和賦存形態及含量都有重要作用，是水體氮污染研究的重要方向之一。自然界中氮素存在3種形態：有機態氮、無機態氮（NH4+-N、NO3--N、NO2--N）和N2，各形態氮之間轉化的過程即為氮循環。河流水體中氮素天然來源極少，主要來源于點源、面源和內源污染，河流中氮素的循環代謝主要是通過微生物作用實現。硝化細菌以氨氮為底物，氨氮濃度較低時難以滿足硝化細菌的需求，但濃度過高時又可能會抑制硝化細菌，所以水體氨氮濃度對硝化細菌群落結構影響較大。Lydmark等（2007）利用PCR-DGGE和FISH技術對中試污水處理系統中環境條件下硝化種群進行了初步研究，結果表明氨氮是各種環境因素中最重要的因素，氨氮的濃度與硝化微生物細胞有著緊密的聯系。DO（溶解氧）是影響AOB（氨氧化細菌）群落結構的重要因素，張丹等(2004)利用PCR-DGGE和FISH技術對生物脫氮系統中的AOB群落結構進行研究時發現，AOB種群受DO的影響較大。硝化細菌的群落結構與生物地球化學環境因素有關，硝酸鹽和氧是影響反硝化細菌群落結構的重要因素(Liu等，2003)。Maribeb等（2005）對東南太平洋DO最低區域水體的nirS基因進行研究，發現不同采樣點反硝化細菌群落結構明顯不同，O2、NO2-、NO3-濃度和取樣樣深度等環境因素對水體反硝化細菌群落結構有重要影響。Falk等（2006）對波羅的海沿岸水體反硝化細菌群落結構進行了研究，分析發現隨著生物地球化學因素的梯度變化，水體反硝化細菌的群落組成也有明顯變化。

氮循環微生物是影響河流水體氮遷移轉化的重要因素。現有的研究多只針對水體氮素組成及含量，或氮轉化細菌群落結構，而由于河流水體微生物與環境因子相互影響，關系密切，對氮遷移轉化有重要影響，對河流氮循環進行研究時必須將這些因素作為整體考慮。傳統微生物研究方法（顯微鏡觀察、微生物計數、分離純化等）都是以分離培養為基礎，利用微生物生理生化特性、遺傳及生態特性等進行研究，且微生物鑒定主要是利用選擇性培養基進行選擇、純化、分離、根據形態、溫度、生物量、酶活性等指標進行種群鑒定。然而由于微生物外在的生長特征并不明顯，且其在自然界中的生長環境也比較復雜，實驗室中培養條件與其自然生長條件差異較大，難以真實模擬，所以實驗室中只能培養得到環境中極少部分（0.001%～15%）的微生物，且培養法所得結果及微生物情況也難以全面反應樣品微生物信息的真實情況，不能對微生物進行多樣性分析和統計（邢德峰等，2006）。基于培養的傳統微生物研究方法，只可作為輔助方法，必須與現代分子生物學技術相結合，才能客觀、全面反映環境中的微生物信息。

灃河發源于秦嶺以北，主要靠雨水和冰雪融水補給。灃河上游水質滿足地表水?-П類標準。入河點源、非點源污染物的排放及河流自凈能力等使得灃河水質變化復雜，近20年來，灃河上游水質污染總體略有加重，中下游水質明顯改善, 但氮污染問題依然嚴峻。本研究通過在灃河（包括太平峪、高冠峪、潏河）設置24個研究斷面，采集水體樣品，進行水質分析，并通過現代分子生物學技術（PCR-DGGE）方法對研究斷面水體中氮循環微生物（固氮細菌、硝化細菌和反硝化細菌）的群落結構進行分析。通過統計學軟件對所得分子生物學信息進行統計分析，并對環境因子與氮循環微生物信息之間的相關性進行統計學分析。本研究結果為灃河以及其他河流的污染控制以及基于微生物的生態修復提供了科學研究和工程實踐依據。

1 試驗材料與方法

1.1 研究斷面的設置

樣品采集盡量考慮在河流每個分支設置采樣點，于豐水期在灃河干流和部分支流設置24個采樣斷面位置如圖1所示。

1.2 水樣采集

用有機玻璃采樣器采集水深0.5 m左右處水樣。用于基因組DNA提取的水樣，注入洗凈滅菌后的玻璃瓶中低溫帶回。其它水樣用預先洗凈的聚乙烯采樣瓶采集，低溫帶回實驗室檢測。

1.3 水質監測方法

在保存時限內，送至西安市環境監測站，對水樣進行水質理化指標TN（總氮）、NH4+-N（氨氮）、NO3--N（硝氮）、NO2--N（亞硝氮）、COD（化學需氧量）、BOD（生化需氧量）、TP（總磷）等分析，其余如T（水溫）、pH、DO（溶解氧）、ORP（氧化還原電位）、SpC（電導率）等在調研采樣時用相關儀器現場監測獲得。

圖1 采樣斷面位置Fig. 1 The sampling section positions

1.4 總DNA提取及脫氮基因PCR（聚合酶鏈式反應）擴增

水樣于24 h內經0.22 μm醋酸纖維素濾膜過濾，濃縮生物樣品。濾膜放置-20 °C保存。使用Omega Water DNA Kit（快速水質DNA提取試劑盒）按其操作說明提取水體微生物的總DNA。1.2%的瓊脂糖凝膠電泳檢測結果。

1.4.1 硝化細菌的特異性擴增

選擇氨氧化細菌16S rDNA的V3高變區的特異性引物CTO189F、GC-CTO189F和CTO654R進行嵌套式PCR擴增（OvreasL等，1998；Kowalchuk等,1997）。第一輪引物CTO189F（5’-GGA GRA AAG CAGGGGATC G-3’）和CTO654R（5’-CTA GCY TTG TAG TTT CAAACG C-3’）。以1μL DNA樣品為模板，PCR擴增體系含有：2×Mix Maste（r不含染料）12.5 uL， 20 mmol上下游引物各1μL，無菌水補齊至25 μL。采用PCR擴增程序為：94 ℃/5 min；94 ℃/1min，55 ℃/1min，72℃/2min，30個循環，72 ℃/10min。使用無菌水替代DNA模板作為陰性對照。PCR產物用1.2%瓊脂糖電泳進行檢測，用Omega PCR產物純化試劑盒對產物進行切膠回收。

第二輪引物GC-CTO189F（5’-CGCCCGCCGCGCGCGGCGGGCGGGGCGGGGG CACGGGGGGCC GGAGRA AAG CAGGGGATC G-3’）和CTO654R。目標長度：約450 bp。以1 μL第一輪PCR產物為模板，PCR擴增體系含有：2×Mix Master（不含染料）12.5 uL，20 mmol上下游引物各1 μL，無菌水補齊至25 μL。采用PCR擴增程序為：94 ℃/5 min；94 ℃/0.5min，55 ℃/0.5min，72 ℃/1min，30個循環，72 ℃/7min。使用無菌水替代DNA模板作為陰性對照。

1.4.2 反硝化微生物的nirS擴增

通過對編碼細胞色素亞硝酸鹽還原酶（cd1-Nir）的nirS基因片段進行PCR擴增（Throback等，2004；方芳等，2010；樊景鳳等，2011；宋亞娜等，2012）。引物：GC-nirS 3F（5’-GGC GGC GCG CCG CCC GCC CCG CCC CCG TCG CCC TTC CTB CAY GA CGG CGG C-3’）和nirS 6R（5’-CGT TGA ACT TRC CGG T-3’）。目標長度約520 bp。以1μL DNA樣品為模板，PCR擴增體系含有：2×Mix Master（不含染料）12.5 uL，20 mM上下游引物各1 μL，無菌水補齊至25 μL。采用PCR擴增程序為：94 ℃/10 min；94 ℃/1min，57 ℃/1min，72 ℃/2min，30個循環，72 ℃/10min。

PCR產物均用1.0%瓊脂糖凝膠電泳檢測。然后用北京博邁德生物科技發展有限公司生產的PCR產物純化回收試劑盒和PCR產物瓊脂糖凝膠回收試劑盒對所得PCR產物進行純化回收。

1.4.3 基因擴增片段變性梯度凝膠電泳（DGGE）

基因擴增片段通過DGGE分離來研究微生物多樣性。聚丙烯酰胺的變性梯度范圍為35%～65%，DNA擴增產物上樣量約為200 ng，60 °C恒溫，120V恒壓條件下電泳8 h，電泳完畢后采用銀染技術染色，白光成像（Umax PowerLook 2100XL）。隨后使用Quantity One（凝膠成像分析系統）軟件對DGGE圖譜進行分析，分析各泳道條帶數目及灰度。

氮循環微生物群落的多樣性分析利用Shannon-Wiener多樣性指數（SW）反映微生物群落結構的均勻性（董志新等，2012），計算式為：

式中：Pi為泳道中第i個條帶灰度占其泳道所有條帶灰度之和的比例；

n為所在泳道條帶總數。

當所研究的群落中只有一個物種時，SW最小，為0；當所研究的群落中每個種都有一個成員時，SW最大，為SWmax。

基因的豐度（Species Number，SN）

SN=n

1.5 微生物群落結構與水質相關性分析

用Excel和Arc GIS對所得枯水期和豐水期灃河監測斷面的水體中氮循環微生物多樣性指數和水質相關指標進行分析、繪制分布圖。通過統計學軟件SPSS 20和生態統計學軟件CANOCO對微生物群落結構與環境因子的相互關系進行分析。

圖2 豐水期灃河水體氨氮分布情況Fig.2 Ammonia nitrogen distribution in wet season of Fenghe River

圖3 豐水期灃河水體硝氮分布情況Fig. 3 Nitrate nitrogen distribution in wet season of Fenghe River

2 結果與討論

2.1 豐水期灃河水質特征

由于環境氣溫較高，灃河水體除源頭（10.9 ℃）外，其余監測斷面水體溫度均在15 ℃以上，甚至在三里橋超過20 ℃。

除馬王村、五星蛟河大橋和王曲街道斷面DO小于7.5 mg·L-1（II類水）外，灃河水體DO整體較高，為富氧狀態。豐水期灃河水體氨氮分布情況如圖2所示。豐水期灃河水體硝氮分布情況如圖3所示。

從圖2可以看出，豐水期灃河水體氨氮含量均可達到國家地表水II類水標準，與豐水期水量大，對污染物有稀釋作用有關。且在所有研究斷面中，祥峪斷面河水氨氮質量濃度最高（0.53 mg·L-1）。

從圖3可以分析出，灃河水體硝酸鹽氮濃度整體沒有明顯變化，除灃河源頭斷面水體硝氮濃度為0.77 mg·L-1外，均大于1.0 mg·L-1，且在祥峪、杜樊橋、小江村和太乙宮街道斷面水體硝氮濃度超過4.0 mg·L-1。

整體上看，灃河水體氮素污染主要集中于中下游，中游較為嚴重，與高榕等（2003）對灃河水質變化特征的相關研究結果一致。兩次灃河調研也發現，灃河中游地區村莊密集，河岸邊垃圾堆放，甚至向河中傾倒垃圾的現象比較嚴重；下游地區由于城區較多，城區污水、垃圾處理設施較為完善，向河中亂丟垃圾廢棄物的現象也較少見，李英杰等（2011）也發現了此問題。可見，要改善灃河水質問題，除了加強修復技術研發及應用以外，更要提高當地群眾的環保意識。

2.2 脫氮菌多樣性指數變化

2.2.1 脫氮細菌SW多樣性指數變化

在豐水期，水體硝化細菌SW指數由圖4所示。硝化細菌基因16s特異區DGGE結果顯示出上游的灃河源頭、太平鄉斷面該指數相對較低，中游的王曲街道、北大村、五樓村、長安高橋、五星蛟河大橋、秦渡鎮以及下游的梁家橋和馬王村斷面水體中SW多樣性指數相對較高，在2.64～3.11之間。豐水期水體反硝化細菌nirS基因SW指數如圖5所示。反硝化細菌功能基因上游的灃河源頭、觀坪寺、李家巖、太平鄉、小峪河橋斷面的nirS基因的SW多樣性指數相對較低，在2.11～2.58之間。中游的王曲街道、小江村、滈河橋、秦渡鎮和下游的馬王村斷面的水體nirS基因的SW多樣性指數相對較高，在3.03～3.29之間；而整體上看，豐水期灃河水體氮循環微生物香濃-威納多樣性指數SW相對枯水期較高。在硝化細菌和反硝化細菌中，硝化細菌的SW多樣性指數相對較低。

豐水期硝化細菌多樣性指數（SW）從大到小的分布為：中游＞下游＞上游；反硝化細菌多樣性指數（SW）從大到小的分布為：中游＞下游＞上游。

2.2.2 脫氮細菌SN豐度指數變化

在豐水期，水體硝化細菌豐度SN如圖6所示。上游的灃河源頭、觀坪寺、灃峪口、太平鄉的硝化細菌的豐度相對較低，在4～9之間，而中游的北大村的硝化細菌的豐度均處于較高水平。下游的梁家橋的硝化細菌的豐度相對較高，在19～25之間。豐水期，水體反硝化nirS基因豐度SN如圖7所示。上游別的灃河源頭、觀坪寺、李家巖、太平鄉nirS的豐度相對較低，在10～15之間。中游的王曲街道、小江村的nirS的豐度相對較高，在25～30之間；下游的馬王村的nirS的豐度均處于較高水平。整體上看，豐水期水期灃河水體氮循環微生物硝化細菌和反硝化細菌中，硝化細菌的豐度SN相對較低。

硝化細菌多樣性指數（SW）和豐度（SN）從大到小的分布為：中游＞下游＞上游；而反硝化細菌在豐水期SW和SN指數從大到小的分布為：中游＞下游＞上游。

圖4 水體硝化細菌SW指數Fig. 4 SW index of nitrifying bacteria

圖5 豐水期水體反硝化細菌nirS基因SW指數Fig. 5 SW index of Denitrifying bacteria nirS gene in wet season

圖6 豐水期水體硝化細菌豐度SNFig. 6 Nitrifying bacteria abundance of SN in wet season

圖7 豐水期水體反硝化細菌nirS基因豐度SNFig. 7 Denitrifying bacteria nirS gene abundance SN in wet season

2.3 灃河氮循環微生物與水質相關性分析

豐水期水體nirS基因豐度SN如圖8所示。圖8中，通過氮循環微生物群落多樣性指數、豐度和環境因子之間的夾角表示其間的相關性。夾角越小，表明其相關性越大，若箭頭同向，表示他們之間是正相關；若箭頭反向，則表示他們之間是負相關；若夾角接近于直角，則表示他們之間的相關性較小。因此可以判斷，若環境因子與氮循環微生物多樣性、豐度箭頭方向相同，則可以初步預測該氮循環微生物指數隨相應環境因子指標的增加而增加，因此由圖所示可以分析得到豐水期灃河氮循環微生物多樣性指數、豐度與環境因子之間關系。

2.3.1 硝化細菌多樣性指數、豐度與環境因子相關性分析

從圖8中可以看出，硝化細菌香濃-威納多樣性指數（SW-CTO-f）、豐度指數（SN-CTO-f）與氨氮正相關性最大，與亞硝氮、T、也顯示出了較大的正相關性。說明：

圖8 豐水期水體nirS基因豐度SNFig. 8 NirS gene abundance SN in wet season

水體中氨氮作為硝化細菌生長繁殖的底物，對硝化細菌的群落結構影響最大（Otawa等，2006；Lydmark等，2007），但是在豐水期灃河氨氮濃度變化范圍（＜0.530 mg·L-1）內，氨氮的增加會提高硝化細菌的生存繁殖能力和多樣性，有利于硝化細菌群落結構的穩定；硝化細菌香濃-威納多樣性指數（SW-CTO-f）、豐度指數（SN-CTO-f）與亞硝氮正相關性，說明豐水期灃河中的硝化細菌可能會利用亞硝氮，亞硝氮的增加也有利于提高硝化細菌的多樣性和豐度；此外，硝化細菌香濃-威納多樣性指數（SW-CTO-f）、豐度指數（SN-CTO-f）還與pH呈現出一定的負相關性。說明豐水期灃河水體中pH的升高,水體中陰離子含量增加會對水體中的氨氮的氧化產生一定的抑制作用。

2.3.2 反硝化nirS基因多樣性指數、豐度與環境因子相關性分析

從圖8中可以看出，反硝化nirS基因香濃-威納多樣性指數（SW-nirS-f）、豐度指數（SN-nirS-f）與BOD、COD、TP、硝氮呈現了一定的正相關性。說明BOD、COD作為碳源，對反硝化細菌的生長繁殖具有重要作用；硝氮是反硝化細菌作用的主要基質，其含量變化是影響反硝化細菌群落的主要因素之一。此外，反硝化細菌香濃-威納多樣性指數（SW-nirS-f）、豐度指數（SN-nirS-f）還與DO呈現出一定的負相關性。說明灃河水體中DO升高也會對反硝化細菌有抑制作用（Maribeb等，2005）。

3 結論

豐水期灃河水硝酸鹽氮濃度較高，污染較為嚴重，氨氮污染主要集中在中游。水體中脫氮微生物的多樣性指數、豐度受多種環境因子共同影響，群落在中游表現出較高的多樣性和豐富性。

水體中硝化細菌的均勻性和豐富度主要與水環境因子中氨氮、亞硝氮、T、成呈相關，主要與水體pH成負相關。

反硝化細菌多樣性指數、豐度主要與水環境因子中BOD、COD、TP、硝氮呈正相關，而主要與DO呈負相關。

FALK S, HANNIG M, BRAKER G, et al. 2006. NirS-containing denitrifier communities in the water column and sediment of the Baltic Sea[J]. Biogeosciences, 3: 697-727.

KOWALCHUK G A, BODELIER P, HEILIG G, et al. 1998. Community analysisofammonia- -oxidising baeteria, inrelation to oxygen availability in soils and root-oxygenated sediments, using PCR, DGGE and oligonucleotideProbehybridisation[J]. FEMS Microbiology Ecology, 27(4): 339-350.

LIU X D, SONIA M T, GINA H, et al. 2003. Molecular diversity of denitrifying genes in continental margin sediments within theoxygen-deficient zone off the pacific coast of Mexico[J]. Applied and Environmental Microbiology, 69(6): 3549-3560.

LYDMARK P, ALMSTRAND R, SAMUELSSON K, et al. 2007. Effects of environmental conditions on the nitrifying population dynamics in a pilot wastewater treatment plant[J]. Environmental Microbiology, 9(9): 2220-2233.

MARIBEB C G, GESCHE B, LAURA F, et al. 2005. Communities of nirS-type denitrifiers in the water column of the oxygen minimum zone in the eastern South Pacific[J]. Environmental Microbiology, 7(9): 1298-1306.

OTAWA K, ASANO R, OHBA Y, et al. 2006. Molecular analysis of ammonia-oxidizing bacteria community in intermittent aeration sequencing batch reactors used for animal wastewater treatment [J]. Environmental Microbiology, 8(11): 1985-1996.

OVREASL, FORNEYL, DAAEFL, et al. 1997. Distributionofbacterioplanktonin meromictic Lake Saelenvannet, as determined by denaturing gradient gel electrophoresis of PCR-amplified gene fragments coding for 16S rRNA[J]. Applied and Environmental Microbiology, 63(9): 3367-3373.

THROB?CK IN, ENWALL K, JARVIS A, et al. 2004. Reassessing PCR primers targetingnirS ,nirK and nosZgenesfor community surveys of denitrifying bacteria with DGGE[J]. FEMS Microbiology Ecology, 49: 401-417.

ZHANG D, ZHANG D M, LIU Y P, et al. 2004. Community analysis of ammonia oxidizer in the oxygen-limited nitritation stage of OLAND system by DGGE of PCR amplified 16S rDNA fragments and FISH[J]. Journal of Environmental Sciences, 16(5): 838-842.

董志新, 孫波, 殷士學, 等. 2012. 氣候條件和作物對黑土和潮土固氮微生物群落多樣性的影響[J]. 土壤學報, 49(1): 130-138.

樊景鳳, 陳佳瑩, 陳立廣, 等. 2011. 遼河口沉積物反硝化細菌數量及多樣性的研究[J]. 海洋學報, 33(3): 94-102.

方芳, 陳少華. 2010. 功能基因在反硝化菌群生態學研究中的應用[J].生態學雜志, 29(9): 1836-1845.

高榕, 高兵, 洪暉. 2003. 西安市灃河流域重點污染物——有機污染物的特征分析[J]. 陜西環境, 10(6): 49-51.

李英杰, 程三友, 王莉, 等. 2011. 西安灃河1986-2009年水質時空變化研究[J]. 中國農村水利水電, 8: 1-5.

宋亞娜, 林智敏, 林艷. 2012. 氮肥對稻田土壤反硝化細菌群落結構和豐度的影響[J]. 中國生態農業學報, 20(1): 7-12.

邢德峰, 任南琪, 宋佳秀, 等. 2006. 不同16S rDNA靶序列對DGGE分析活性污泥群落的影響[J]. 環境科學, 27(7): 1424-1428.

Study on the microorganisms of nitrogen cycle in Fenghe river

SUN Yujiao, ZHAO Xuan, WANG Lei, LU Sidan, DING Aizhong
College of Water Science,Beijing Normal University, Beijing 100875, China

Nitrogen (N) is among the paramount interests to biogeochemistry and life on earth. But pollution of N in river water will make a threat to the ecological environment and human life.The transformation among organic nitrogen, inorganic nitrogen (ammonia, nitrite, nitrate) and molecular nitrogen(N2) in river water, called nitrogen cycling, depends on the nitrogen cycle microorganisms (nitrogen-fixing bacteria, nitrifying bacteria and denitrifying bacteria). And these microorganisms and their activity of the nitrogen cycling are affected by a variety of environmental factors including the form and concentration of nitrogen, these factors affect the growth of microorganisms thus change the rate of transformation of nitrogen in water, which make a significant contribution to prevention of nitrogen pollution and removal of nitrogen pollutants. And thus a research of nitrogen cycle microbial and the related environmental factors is of great importance to removal of nitrogen pollutants in river water.Based on PCR-DGGE technology, water sampling points along the Feng River were set to study on the water quality and community of microorganisms related with nitrogen cycle. Then the related statistical softwares were used to analyze the relationship among the water quality and community of microorganisms related.In this study, during wet season, nitrifying bacteria community structure in the middle reaches is relatively rich in water, resulted from the agricultural COD, BOD, ammonia nitrogen, organic nitrogen emissions and high river water DO level. The increasing of BOD, ammonia nitrogen, nitrate nitrogen, T, TP promoted to the uniformity, richness of nitrifying bacteria in water, while the rising of pH reduced the uniformity and the abundance of nitrifying bacteria in water. Denitrifying bacteria community structure in the midstream and downstream is relatively rich in water, associated with organic matter and nitrate content. The increasing of BOD ,COD, TP, nitrate nitrogen was the main related factor of the uniformity, richness of denitrifying bacteria in water. While the rising of DO was harmful to part of denitrifying bacteria, and reduced the uniformity, richness of denitrifying bacteria. The results of this study provided the basis for pollution control and ecological restoration based on microbial technology in Fenghe River and other rivers.

Fenghe River; denitrification bacteria; DGGE; environment factors

X172

A

1674-5906（2014）09-1451-06

孫寓姣，趙軒，王蕾，盧思丹，丁愛中. 灃河水系脫氮微生物群落結構研究[J]. 生態環境學報, 2014, 23(9): 1451-1456.

SUN Yujiao, ZHAO Xuan, WANG Lei, LU Sidan, DING Aizhong. Study on the Microorganisms of Nitrogen Cycle in Fenghe River [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(9): 1451-1456.

國家自然科學基金項目（51178048，51378064）；北京師范大學自主基金項目（2014KJJCB22）

孫寓姣（1975年生），女，副教授，主要研究方向為環境生物技術，分子微生態學。E-mail:sunyujiao@bnu.edu.cn *通信作者：E-mail：sun201405@163.com

2014-09-11