纳米金、银对氨氧化细菌及其氨氧化作用的影响

陈 铮,罗专溪,邱昭政,颜昌宙

(中国科学院城市环境研究所城市环境与健康重点实验室,福建 厦门 361021)

纳米金、银对氨氧化细菌及其氨氧化作用的影响

陈 铮,罗专溪*,邱昭政,颜昌宙

(中国科学院城市环境研究所城市环境与健康重点实验室,福建 厦门 361021)

为明晰纳米金、银对环境中氨氧化细菌(AOB)的氨氧化作用影响机制,本文通过对驯化培养河口湿地表层沉积物所得到的氨氧化细菌(AOB)富集培养物进行纳米材料不同浓度的处理试验,测定氨氮、亚硝氮浓度和氨氧化速率的变化特征,并利用PCR-DGGE分子指纹图谱技术和qPCR方法分析不同试验中AOB的多样性与丰度信息,确定纳米金、银对氨氧化速率、氨氧化细菌多样性与丰度的影响规律.结果表明,纳米银对环境中氨氮的转化具有浓度抑制效应,随着浓度增加,氨氧化平均速率越低,氨氮转化越少.纳米银处理之间的氨氧化平均速率同氨氧化细菌(AOB)的香农与辛普森多样性指数、amoA基因丰度存在显著正相关关系.因而纳米银对环境中氨氧化作用的抑制效应主要通过其杀菌能力影响了氨氧化菌的多样性和丰度而起作用.纳米金氨氧化平均速率则和AOB的多样性指数以及amoA基因丰度均无显著相关.纳米金对氨氧化细菌、氨氧化速率却不呈现浓度抑制效应,甚至出现略微促进氨氧化作用的趋势.DNA测序结果发现实验的氨氧化细菌都属于β-Proteobacteria,同Nitrosospira、Nitrosomonas亲源性较近.环境中的氨氧化微生物种类复杂,环境条件多变.不同纳米材料是如何影响氨氧化微生物进而影响氨氧化作用,仍需进行深入研究.

纳米材料；氨氧化；群落结构；丰度；氮循环

纳米科技被认为是下一次工业革命,已引起全球范围内的科技、工业和农业等发生革命性变化[1].纳米材料具有许多优良且奇异的物理或化学性质而在医学诊断、催化、污染控制、个人护理用品等产业具有广泛的应用前景,预计到2020年全球纳米科技方面的年产值将达到 1万亿美元,将为社会带来极大的经济效益[2].纳米材料在生产和使用过程中不可避免会进入环境,其在环境中的传输最终导致与环境生物甚至人类接触,其安全性近年来已经受到国内外众多学者的广泛关注[3].因此,纳米材料的健康与环境安全是新兴的研究热点,也是当前国家纳米科技可持续发展亟待解决的重要科学问题.

纳米金、银是较为常用的金属纳米材料,广泛应用于化妆品、牙膏、涂料、油漆、衣物、水处理药剂、催化剂等[4].纳米金、银由此可能大量进入环境并引发系列污染及潜在风险等生态问题[5].研究表明,纳米二氧化钛(TiO2)、氧化锌(ZnO)和银(Ag)对水处理中的硝化作用存在较大影响[6-9].另外,纳米金(Au)可累积于生物细胞并引发毒性效应[10-11].因此可预见纳米金、银将对自然界中的氮循环产生较大影响.氮循环是环境自然系统中物质循环的重要组成部分.氨氧化过程被认为是氮循环中的限速步骤[12].纳米金、银一旦进入环境后,可能极大地影响环境中的氨氧化能力,进而影响作物养分吸收、水环境富营养化以及温室气体排放等问题.先前研究主要集中于纳米材料对水处理硝化作用的影响,但涉及影响自然界中氨氧化作用及其机制的研究还鲜有报道.鉴于自然界中氮循环的重要作用,很有必要开展金属纳米物质对环境中氨氧化过程的影响及其作用机理研究.

氨氧化细菌(Ammonia-oxidizing bacteria, AOB)是氨氧化过程的主要驱动者之一[13].本文选用纳米金、银作为纳米材料,对驯化培养河口湿地表层沉积物所得到的自然环境 AOB富集培养物进行纳米材料不同浓度的处理,通过测定氨氮、亚硝氮浓度和氨氧化速率的变化特征,利用PCR-DGGE分子指纹图谱技术和qPCR方法分析试验中 AOB的多样性与丰度等信息,确定纳米金、银对氨氧化速率、氨氧化细菌多样性与丰度的影响规律,明晰纳米金、银对环境中氨氧化细菌(AOB)的氨氧化作用影响的机制,以期为纳米材料对氨氧化微生物在环境风险研究中提供借鉴和依据,为深入了解纳米材料对其它水环境污染行为的影响规律提供实验数据和参考.

1 材料与方法

1.1 纳米金、银的制备

纳米金∶将玻璃仪器用王水浸泡 24h,二次蒸馏后洗涤并吹干.将1mL 1%HAuCl4溶液加入到100mL超纯水中,加热至沸.剧烈搅拌下快速加入2.5mL 1%的柠檬酸三钠溶液.在沸腾情况下搅拌10min,直至溶液变成酒红色即可.移去热源后再搅拌 10min,所得溶液置于棕色容量瓶保存.用ICP-MS测定制得的纳米金储备溶胶(浓度为56.02mg/L).4℃下避光保存.

纳米银∶硝酸银还原,用 NaBH4作还原剂,聚乙烯醇 PVA作分散剂/稳定剂.溶解 PVA∶称取0.3g,先溶于水(加热至 100℃),定容至 500mL.取20mL的PVA溶液,加入119mg/L AgNO3溶液,搅拌,使溶液分散均匀.在室温条件下快速加入200µL浓度为14mmol/L的KBH4溶液,搅拌5min至棕黄色即可,所得溶液置于棕色容量瓶中保存.用ICP-MS测定制得的纳米银储备溶胶(浓度为37.08mg/L).4℃下避光保存.

图1 纳米银和纳米金在TEM的表征结果Fig.1 Characterization of nano-silver and nano-gold under transmission electron microscopy

试验设置环境中纳米材料的可能浓度,即低浓度为50µg/L,高浓度为2mg/L[14].按照一定的比例稀释已制备好的纳米金、银储备溶胶,使得到最终培养体系内浓度分别为2mg/L和50µg/L的纳米金、银溶胶以备用,并用TEM表征最后的溶胶(图1).通过TEM观察显示制备的纳米颗粒溶胶分散程度良好,粒径都在 10～20nm之间,形态均为球形.

1.2 氨氧化细菌富集培养

表层沉积物样品(0～1cm)于2011年3月份采自福建九龙江口湿地(主要为秋茄林,Kandelia candel)保护区(N24°26′43.5″, E117°54′28.4″).沉积物取3个平行,分装于聚乙烯自封袋中,在冰盒中保存并快速转移到实验室-20℃保存待培养.

实验配置氨氧化细菌所需的培养基由超纯水1L、(NH4)2SO41.0g、CaCO3 5.0g、K2HPO4⋅3H2O 0.75g、NaCl 0.30g、MgSO4⋅7H2O 0.03g、FeSO4⋅7H2O 0.03g组成[15].将配制好的培养基及所需器皿等放入高压蒸汽灭菌锅(120℃,30min)灭菌,调节pH值至7.5左右.

无菌条件下,将新鲜培养基分装于灭菌的250mL三角瓶中,每瓶100mL.分别称取0.1g解冻的沉积物转移至三角瓶中,摇匀使得沉积物分散并悬浮于培养基中.将三角瓶置于恒温培养箱26℃避光培养,富集培养期间每隔 2d将三角瓶手动摇晃1min左右,使得下部沉淀重新悬浮于培养基中.经过6次转接约140d培养,最终得到氨氧化菌富集培养物.将此培养物以 1∶9的比例接入新鲜的氨氧化菌富集培养基,经2次扩培得到氨氧化菌富集培养物.

1.3 试验设置与样品分析

实验培养均设置在150mL的锥形瓶里.设置纳米金、银不同浓度以及对照组,每一实验组重复 3次.每一次实验组接种 5mL培养基,添加30mL新鲜培养基,然后加入5mL对应浓度的纳米材料,并加入1mL饱和KClO3溶液以抑制亚硝酸盐氧化.其中对照组以5mL超纯水代替加入的纳米材料.将所有样品放置恒温培养箱内暗箱培养45d,温度28℃.试验过程中进行5次采样,即在培养第 3,10,17,31,45d完成采样.每次取样经0.22µm膜过滤收集培养基中颗粒物和滤液并迅速于-20℃下保存待试验.滤液用流动注射分析仪(LACHAT-QC8500)测定培养体系内的氨氮(NH4+-N)和亚硝氮(NO2―-N)浓度.采用氨氧化细菌氨单加氧酶特异性配对引物(amoA-1F, amoA-2R-TC),利用 PCR-DGGE分子指纹图谱技术和qPCR方法分析颗粒物样品中的氨氧化细菌多样性与丰度信息[16].

对DGGE凝胶进行DNA条带的切割.切下DNA条带分别放入50µL TE缓冲液中,捣碎并过夜保存,上清液作为PCR模板进行扩增.用胶纯化试剂盒纯化PCR产物,将此产物与pGEM-T Easy载体连接,并转化于大肠杆菌 DH5α感受态细胞,菌落PCR除去假阳性.每个条带构建的克隆文库中挑取3个阳性克隆子送上海英骏生物技术有限公司进行测序.所测得序列用 DNAssist 2.2去除载体序列和GC夹子后,将有效序列在NCBI上进行比对,以其中同源性最高的序列确定为参照菌株,相似性 97%的序列视为同一序列型(Sequence type),并用 MEGA5软件采用邻接法(Neighborjoining method)构建系统发育树.

1.4 数据分析

利用香农多样性指数(H)[17],辛普森指数(D)[18]和均匀度(E)[19]等指标对比各样品的细菌多样性,计算公式如下∶

煤炭在我国社会经济发展中一直占有非常重要的地位，在一次能源结构中的比列达到70%左右。从国内来看，未来相当长的时期内，煤炭作为主体能源的地位不会改变。加强煤炭建设项目的投资控制，可以确保资金得到有效运用，达到最佳的投资效益。

其中,Pi是某个样品中单一条带的强度在该样品的所有条带总强度所占的比例,S是某个样品中所有条带总数目.

结果用算术平均数和标准偏差(T±S.D.).差异性分析采用T检验进行.氨氧化平均速率与生物多样性指数、amoA基因丰度的相关性采用Bivariate方法进行,结果用Pearson相关系数表示.

2 结果

2.1 氨氮与亚硝态氮

在实验培养体系中,纳米金、银不同浓度下(50µg/L、2mg/L)的氨氮浓度均随培养时间的增长呈降低趋势,其中在前 17d氨氮浓度急剧降低,而31d后氨氮浓度下降趋于平缓(图2).从图2可知,对照组(Control)与纳米金(C、D)组的氨氮浓度变化趋势较为接近,且在实验末期三者体系内的氨氮浓度基本转化完全,表明纳米金对氨氧化作用影响不大,且并无呈现浓度抑制效应.与此不同的是,纳米银(A、B)组的氨氮浓度在培养过程中都要高于对照组和纳米金组(A、B),在实验末期氨氮浓度转化不完全,所剩浓度还较高(图 2).其中,纳米银较高浓度(2mg/L)的 B组的氨氮浓度要高于纳米银较低浓度(50µg/L)的B组,说明纳米银对氨氧化作用呈现浓度抑制效应,其浓度升高,氨氮越不易转化,氨氧化作用越弱.

图2 纳米金、银不同浓度条件下氨氮浓度随时间的变化Fig.2 Variation of ammonium nitrogen under the different concentrations of nano-gold and nano-silver

纳米金(C、D)和对照组处理中的亚硝氮浓度均随时间变化而呈增加趋势,亚硝氮浓度无显著差异,表明纳米金对氨氧化作用影响较小.相反,纳米银(A、B)处理中的亚硝氮浓度都要显著低于对照组.纳米银A和B处理在前17d内亚硝态氮浓度均逐渐上升,并在第17d积累到最大值(分别是9.4mg/L和12.1mg/L),但第17d后发现亚硝态氮浓度开始逐渐降低;到45d之后,A和B处理中的亚硝态氮浓度分别仅有1.3mg/L和7.9mg/L.这些说明纳米银对氨氧化作用具有抑制效应.另外,低浓度的纳米银 A处理(50µg/L)的亚硝氮浓度要显著低于高浓度的纳米银B处理(2mg/L).纳米银处理中氨氮浓度的变化规律已印证纳米银对氨氧化作用的抑制呈现浓度效应,即低浓度纳米银处理中的亚硝氮浓度应高于高浓度的纳米银处理.因而,低浓度纳米银处理中可能有部分亚硝氮经硝化作用转化成硝态氮,这可能是处理体系中KClO3中的Cl－释放出来,和单质银形成的Ag+结合,使KClO3的硝化抑制作用减弱导致的.

图3 纳米金、银不同浓度条件下亚硝氮浓度随时间的变化Fig.3 Variation of nitrite nitrogen under the different concentrations of nano-gold and nano-silver

2.2 氨氧化平均速率

表1 纳米金和银不同浓度处理的氨氧化平均速率(n=3)Table 1 Average ammoxidation rates under the treatments of nano-gold and nano-silver (n=3)

氨氧化平均速率是纳米材料不同处理对氨氧化作用影响的综合体现.纳米金3种不同浓度处理的氨氧化平均速率无显著差异(表1),表明随着纳米金浓度的增加,对环境中氨氧化作用抑制不明显.不同的是,纳米银3种不同浓度处理的氨氧化平均速率随着浓度增加而呈递减趋势,高浓度的纳米银处理比低浓度的纳米银处理的氨氧化平均速率要低(表1),再次印证了纳米银对环境中氨氧化作用呈现浓度抑制效应.

2.3 氨氧化细菌的多样性与丰度

表2 不同浓度纳米金和银处理的氨氧化细菌多样性(P<0.05, n=3)Table 2 Biodiversities of ammonia-oxidizing bacteria under the treatments of nano-gold and nano-silver with different concentrations(P<0.05, n=3)

纳米金、银对AOB香农指数的影响呈现显著差异,而对辛普森、均匀度指数并无显著差异(表2).纳米银处理之间的AOB香农多样性指数随其浓度的增加呈现降低趋势,其它指数亦有下降规律(表2).由此说明,纳米银对AOB多样性具有浓度抑制效应.纳米金处理之间的 AOB多样性指数并无随着浓度的增加而呈下降趋势,其中对照组还略低与其它浓度处理的多样性指数,可见纳米金对 AOB多样性无抑制效应,甚至还略微呈现促进作用(表2).

图 4是不同浓度纳米金和银处理的 AOB amoA基因拷贝数(丰度).其中,纳米银处理之间的AOB amoA丰度具有显著差异性,呈现随浓度的增加而下降的趋势,表明纳米银对AOB amoA丰度的浓度抑制效应.相反,纳米金处理之间的AOB amoA丰度并无显著差异性,表明纳米金对AOB amoA丰度无显著抑制作用.

2.4 相关性分析

氨氧化平均速率与氨氧化细菌多样性指数和amoA基因丰度间的相关关系分析结果如表3所示.从表3可知,纳米银处理和AOB的多样性指数(香农指数、辛普森指数)以及amoA基因丰度存在显著相关关系;而纳米金氨氧化平均速率则和AOB的多样性指数以及amoA基因丰度均无显著相关.

图4 不同浓度纳米金和银处理的氨氧化细菌的amoA基因拷贝数Fig.4 The amoA gene copies of AOB under the treatments of nano-gold and nano-silver with different concentrations

表3 氨氧化平均速率与氨氧化细菌多样性指数和丰度间的相关性Table 3 The correlation between average ammoxidation rate and diversities and abundance of ammonia-oxidizing bacteria

2.5 序列结果

利用MEGA3.1构建切胶测序序列的系统发育树,如图 5所示.所有的测序条带都属于β-Proteobacteria,其中 Band1、Band2、Band3、Band6、Band7与亚硝化螺菌(Nitrosospira)亲源性较近,Band9和 Band10与亚硝化单胞菌(Nitrosomonas)亲源性较近.本实验测得的大多数序列的相似性较高的序列存在于中国的珠江口、胶州湾等地区,美国、日本河口、海湾地域,以及污泥、土壤等环境,具有一定环境代表性.

图5 由DGGE测序结果建立的16S rRNA基因的系统发育树Fig.5 Phylogenic tree for 16S rRNA established with sequences from excised DGGE bands

3 讨论

纳米材料由于具有粒径小、比表面积大、杀菌能力强、催化性能高等许多优良的物理或化学性质,进入环境后可能影响环境中污染物的迁移、转化.本研究结果表明纳米银对环境中氨氮的转化具有浓度抑制效应,随着浓度增加,氨氧化平均速率越低,氨氮转化越少.纳米银处理之间的AOB香农多样性指数随其浓度的增加呈现降低趋势,其它指数亦有下降规律,且amoA 基因丰度也呈现显著下降趋势,表明纳米银试验处理对环境中的 AOB多样性和丰度具有浓度抑制效应.而且纳米银处理之间的氨氧化平均速率同氨氧化细菌(AOB)的香农与辛普森多样性指数、amoA基因丰度呈显著正相关关系.因而纳米银对环境中氨氧化作用的抑制效应主要通过其杀菌能力影响氨氧化菌的多样性和丰度而起作用.这同先前的研究是一致的.Choi等[20]发现,纳米银粒子对污水处理中 AOB 呈现出毒性作用,抑制了污水处理能力.Sondi等[21]研究发现,纳米银对琼脂培养基和液态 LB (Luria-Bertani)培养基中的大肠杆菌具有抑制作用,致使大肠杆菌增长延迟.还有纳米二氧化钛(TiO2)、氧化锌(ZnO)和银(Ag)也对水处理中硝化微生物具有抑制作用而较大地影响其中的硝化效率[6-9].测试溶液中银离子浓度采用高速离心分离、ICP-MS测定[22]表明测试溶液中的银离子浓度低于 3%,不足以影响实验体系中氨氧化微生物的作用和生长[23].因此,纳米银对氨氧化细菌及其氨氧化作用的抑制是由于纳米颗粒本身而非纳米银的溶解造成的[24].

然而,也有一些纳米材料的毒性尚无明确结论.Sereemaspun等[25]研究发现,纳米金可以通过细胞吞噬作用进入肾细胞引发毒性.但也有研究报道纳米金对大肠杆菌无显著毒性作用等[26]. Tan等[27]在研究Au-Au2S纳米粒子对人体胸腺肿瘤的细胞毒性试验中亦没发现其显著毒性.可见,纳米金对环境污染物迁移转化的影响尚无明确的规律,在不同环境条件下可能表现出促进或抑制环境污染物的迁移、转化.本研究中的纳米金处理对对氨氧化细菌、氨氧化速率没有呈现浓度抑制效应,甚至出现略微促进氨氧化作用的现象.目前纳米金的研究工作大多集中在动物细胞的毒理安全影响和生物药剂的标记检测等[28],对微生物的影响及其污染物迁移转化的报道甚少,还需要进行更为深入的研究.

先前许多针对纳米材料的环境行为、生态毒性以及健康影响等热点科学问题进行了较多的研究.但这些研究主要集中在生物的生理效应和毒性机制,很少涉及到纳米材料对其他污染物的影响研究,对其中的影响机制不甚明了[28-29].纳米金、银是较为常用的金属纳米材料,应用广泛,由此可能带来潜在生态环境风险问题.氨氧化过程被认为是物质循环重要组成部分的氮循环中的限速步骤[12].本研究观察了纳米金、银对氨氧化细菌、氨氧化速率的影响,发现纳米银对氨氧化作用具有浓度抑制效应,而纳米金则无呈现浓度抑制效应,甚至出现略微促进氨氧化作用的现象,进一步明晰了纳米银抑制氨氧化细菌多样性和amoA基因丰度而影响其氨氧化作用,可促进纳米材料对环境中其它污染物转化的研究.本研究测序结果表明实验的氨氧化细菌都属于β-Proteobacteria,同 Nitrosospira、Nitrosomonas亲源性较近,具有环境氨氧化细菌一定的代表性.环境中的氨氧化微生物种类复杂,环境条件多样,不同纳米材料是如何影响氨氧化微生物进而影响氨氧化作用,仍需进行深入的研究.

4 结语

纳米银对环境中氨氮的转化具有浓度抑制效应.纳米银对环境中的AOB多样性和丰度具有浓度抑制效应.纳米银对环境中氨氧化作用的抑制效应主要通过其杀菌能力影响了氨氧化菌的多样性和丰度而起作用.纳米金氨氧化平均速率和AOB的多样性指数以及amoA基因丰度均无显著相关.纳米金对环境污染物迁移转化的影响尚无明确的规律,在不同环境条件下可能表现出促进或抑制环境污染物的迁移、转化.实验的氨氧化细菌都属于β-Proteobacteria,同Nitrosospira、Nitrosomonas亲源性较近,具有环境氨氧化细菌相当的代表性.所得到关于纳米金和银对氨氧化作用的影响结论具有普遍性.环境中的氨氧化微生物种类复杂,环境条件多变.不同纳米材料是如何影响氨氧化微生物进而影响氨氧化作用,仍需进行深入的研究.

[1] 白春礼.纳米科技及其发展前景 [J]. 科学通报, 2001,46：89-92.

[2] Gao Y, Luo Z X, He N P, et al.Metallic nanoparticle production and consumption in China between 2000and 2010and associative aquatic environmental risk assessment [J]. Journal of Nanoparticle Research, 2013,DOI：10.1007/s11051-013-1681-7.

[3] Maynard A D, Aitken R J, Butz T, et al.Safe handling of nanotechnology [J]. Nature, 2006,444：267-269.

[4] Kessler R.Engineered nanoparticles in consumer products：understanding a new ingredient [J]. Environmental Health Perspective, 2011,119：a120-125.

[5] Luo Z, Wang Z, LI Q, et al.Spatial distribution, electron microscopy analysis of titanium and its correlation to heavy metals： occurrence and sources of titanium nanomaterials in surface sediments from Xiamen Bay, China [J]. Journal of Environmental Monitoring, 2011,13：1046-1052.

[6] Zheng X, Chen Y G, Wu R.Long-term effects of titanium dioxide nanoparticles on nitrogen and phosphorus removal from wastewater and bacterial community shift in activated sludge [J].Environmental Science and Technology, 2011,45：7284-7290.

[7] Zheng X O, Wu R, Chen Y G. Effects of ZnO Nanoparticles on Wastewater Biological Nitrogen and Phosphorus Removal [J]. Environmental Science and Technology, 2011,45：2826-2832.

[8] Choi O K, Hu Z Q.Nitrification inhibition by silver nanoparticles [J]. Water Science and Technology, 2009,59：1699-1702.

[9] 张汝嘉.纳米银对硝化细菌以及SBR反应器中的活性污泥的抑制作用的研究 [D]. 哈尔滨：哈尔滨工业大学, 2010：67-72.

[10] Sereemaspun A, Rojanathanes R, Wiwanitkit V. Effect of gold nanoparticle on renal cell： An implication for exposure risk [J]. Renal Failure, 2008,30：323-325.

[11] 黄小丽.几种基于金的纳米粒子细胞生物效应研究 [D]. 厦门：厦门大学, 2007,94-111.

[12] Moin N S, Nelson K A, Bush A, et al. Distribution and diversity of archaeal and bacterial ammonia oxidizers in salt marsh sediments [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2009, 75：7461-7468.

[13] Purkhold U, Pommerening-roser A, Juretschko S, et al.Phylogeny of all recognized species of ammonia oxidizers based on comparative 16S rRNA and amoA sequence analysis：Implications for molecular diversity surveys [J]. Applied and Environmental Microbiology, 2000,66：5368-5382.

[14] Gottschalk F, Sonderer T, Scholz R W, et al.Modeled environmental concentrations of engineered nanomaterials (TiO2, ZnO, Ag, CNT, Fullerenes) for different regions [J]. Environmental Science and Technology, 2009,43：9216-9222.

[15] Bollmann A, French E, Laanbroek H J.Isolation, cultivation, and characterization of ammonia-oxidizing bacteria and archaea adapted to low ammonium concentrations [J]. Methods in Enzymology： Research on Nitrification and Related Processes, 2011,486：55-88.

[16] Zhang Q F, Yu S, Peng J J, et al.Impacts of Spartina alterniflora invasion on abundance and composition of ammonia oxidizers in estuarine sediment [J]. Journal of Soils and Sediments, 2011, 11：1020-1031.

[17] Chao A, Shen T J.Nonparametric estimation of Shannon's index of diversity when there are unseen species in sample [J]. Environmental and Ecological Statistics, 2003,10：429-443.

[18] Gorelick R.Combining richness and abundance into a single diversity index using matrix analogues of Shannon's and Simpson's indices [J].Ecography, 2006,29：525-530.

[19] Bulla L.An Index of Evenness and its associated diversity measure [J]. Oikos, 1994,70：167-171.

[20] Choi O, HU Z Q.Size dependent and reactive oxygen species related nanosilver toxicity to nitrifying bacteria [J]. Environmental Science and Technology, 2008,42：4583-4588.

[21] Sondi I, Salopek-SONDI B.Silver nanoparticles as antimicrobial agent： a case study on E-coli as a model for Gram-negative bacteria [J]. Journal of Colloid Interface Science, 2004,275：177-182.

[22] Wang J M, Liu G Q, Mendoza C, et al.Effect of ZnO particles on activated sludge： Role of particle dissolution [J]. Science of the Total Environment, 2011,409：2852-2857.

[23] Yin L Y, Cheng Y W, Espinasse B, et al.More than the Ions： The effects of silver nanoparticles on lolium multiflorum [J]. Environmental Science and Technology, 2011,45：2360-2367.

[24] Yuan Z H, Li J W, Cui L, et al.Interaction of silver nanoparticles with pure nitrifying bacteria [J]. Chemosphere, 2013,90：1404-1411.

[25] Sereemaspun A, Rojanathanes R, Wiwanitkit V. Effect of gold nanoparticle on renal cell： An implication for exposure risk [J]. Renal Failure, 2008,30(3)：323-325.

[26] Wang, L J, Wei Q S, Wu C S, et al.The Escherichia coli O157：H7DNA detection on a gold nanoparticle-enhanced piezoelectric biosensor [J]. Chinese Science Bulletin., 2008,53(8),1175-1184.

[27] Tan M C, Ying J Y, Chow G M. Interfacial properties and in vitro cytotoxic effects of surface-modified near infrared absorbing Au-Au2S nanoparticles [J]. Journal of Materials Science-Materials in Medicine, 2009,20：2091-2103.

[28] Tan C, Fan W H, Wang W X. Role of titanium dioxide nanoparticles in the elevated uptake and retention of cadmium and zinc in daphnia magna [J]. Environmental Science and Technology, 2012,46：469-476.

[29] Luo Z X, Wang Z H, Wei Q S, et al. Effects of engineered nano-titanium dioxide on pore surface properties and phosphorus adsorption of sediment： Its environmental implications [J]. Journal of Hazardous Materials, 2011,192：1364-1369.

Effects of silver and gold nanoparticles on ammonia-oxidizing bacteria and its ammoxidation.

CHEN Zheng, LUO Zhuan-xi*, QIU Zhao-zheng, YAN Chang-zhou
(Key Laboratory of Urban Environmental and Health, Institute of Urban Environment, Chinese Academy of Sciences, Xiamen 361021, China).China Environmental Science, 2014,34(3)：705～712

In order to understand the effects of silver and gold nanoparticles (nano-silver and nano-gold) on ammoxidation in the environment and its mechanisms involved, the AOB (ammonia-oxidizing bacteria) enrichment cultures, from surface sediments in Jiulong River estuary wetland in Fujian Province, China, were inoculated in media with different concentrations of nano-silver and nano-gold.Then the changes of ammonium nitrogen and nitrite nitrogen concentrations, and the ammoxidation rate were measured, and the AOB biodiversity and abundance were analyzed using the methods of molecular fingerprint technology of PCR-DGGE and qPCR.Results showed that nano-silver significantly inhibited ammoxidation in the environment, of which the average ammoxidation rate and the transformation of ammonium nitrogen decreased with increasing nano-silver concentration.Interestingly, the average ammoxidation rate was significantly correlated to AOB diversity indices (Shannon index and Simpson index) and AOB abundance.Obviously, the ammoxidation inhibition resulted primarily from the reduction of AOB biodiversity and abundance, which caused by the bactericidal ability of nano-silver.However, there was insignificant correlation between the AOB biodiversity and the abundance and ammoxidation average rate under the nano-gold treatment.And there was not inhibition upon AOB and ammoxidation average rate, yet a slight promotion of ammoxidation with nano-gold.The DNA sequencing found that the AOB tested in this study was belonged to β-Proteobacteria, closing to Nitrosospira or Nitrosomonas.Undoubtedly, the species of AOB in the environment is complicated, and the ambient conditions are various as well.Therefore, more attention is still needed to be paid to how and to what extent different nanomaterials impact AOB diversity and abundance and in turn ammoxidation.

nanomaterials；ammoxidation；community structure；abundance；nitrogen cycling

X799

：A

：1000-6923(2014)03-0705-08

陈 铮(1987-),男,福建福州人,中国科学院城市环境研究所与安徽理工大学联合培养硕士研究生,主要从事水环境污染控制研究.发表论文4篇.

2013-06-20

国家自然科学基金资助项目(41001327);福建省自然科学基金项目(2013J01166)

* 责任作者, 副研究员, zxluo@iue.ac.cn