納米氧化鋅和菲對長江口附近海域沉積物反硝化作用及功能菌群落結(jié)構(gòu)的影響?

任朝萌, 白 潔,2, 李 輝,2， 孫鵬飛,3, 晨 曦

(1. 中國海洋大學(xué)環(huán)境科學(xué)與工程學(xué)院， 山東 青島 266100； 2. 中國海洋大學(xué)海洋環(huán)境與生態(tài)教育部重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 山東 青島 266100；3. 自然資源部第四海洋研究所， 廣西 北海 536000； 4. 中國海洋大學(xué)海洋生命學(xué)院， 山東 青島 266003)

河口區(qū)是陸地和海洋生態(tài)系統(tǒng)重要的氮匯，河口沉積物的反硝化作用在緩解近海富營養(yǎng)化和改善海洋系統(tǒng)氮負(fù)荷方面起著至關(guān)重要的作用，也是外源污染物對反硝化細(xì)菌群落多樣性和生態(tài)功能影響的敏感區(qū)[1]。長江口沿岸居住人口密度大，近年來工業(yè)化快速發(fā)展，大量生產(chǎn)、生活廢物排入長江口，導(dǎo)致其生態(tài)環(huán)境問題嚴(yán)重[2]。長江口及鄰近海域中污染物種類復(fù)雜，大多數(shù)研究集中于傳統(tǒng)有機(jī)污染物如多氯聯(lián)苯、多環(huán)芳烴等，有調(diào)查表明長江口表層沉積物中多環(huán)芳烴濃度處于中低等污染水平[3]；近年來新出現(xiàn)的藥物或化工產(chǎn)品帶來了相關(guān)的新型污染如抗生素、納米材料等也在長江口海區(qū)被發(fā)現(xiàn)，并越來越受到人們的重視[4]，多環(huán)芳烴不易降解，金屬納米材料更難在環(huán)境中去除，最終沉降到表層沉積物中，單獨(dú)或復(fù)合影響沉積環(huán)境的生態(tài)健康。戴朝霞等[5]通過研究發(fā)現(xiàn)多壁碳納米管和納米氧化鋅與菲復(fù)合作用可誘導(dǎo)鯽魚腦部和肝臟組織匯總自由基的生成，使菲在魚腦、眼等部位富集增加；Schwab[6]研究發(fā)現(xiàn)碳納米管吸附有機(jī)污染物敵草隆，與小球藻接觸后，局部暴露濃度增大、毒性作用增強(qiáng)。納米氧化鋅(ZnO NPs)作為最常見的納米材料之一，廣泛應(yīng)用于涂料、橡膠、化妝品等領(lǐng)域[7]，在生產(chǎn)、生活中的大量使用不可避免地被釋放到淡水、河口和海洋環(huán)境中，經(jīng)過聚集、溶解、絡(luò)合、轉(zhuǎn)化和沉降等一系列過程，最終沉積到沉積物中，對自然水體及沉積物生態(tài)系統(tǒng)造成潛在風(fēng)險(xiǎn)[8]。菲(Phe)是一種具有“致癌、致畸、致基因突變”作用的多環(huán)芳烴類有機(jī)污染物[9]，在環(huán)境中來源廣泛，可通過化石燃料的不完全燃燒、森林火災(zāi)、火山噴發(fā)、生物的內(nèi)源性合成等途徑生成[10]，其在水環(huán)境中溶解度小，易沉降在沉積物中，最終對沉積物生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成損害[11]。

本研究分別以典型的多環(huán)芳烴類Phe和納米材料ZnO NPs作為傳統(tǒng)難降解有機(jī)污染物和新型無機(jī)污染物的代表，在長江口附近海區(qū)采集表層沉積物樣品，在實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行ZnO NPs和Phe脅迫下的現(xiàn)場模擬培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)，比較研究了不同濃度ZnO NPs和Phe對沉積物反硝化能力、反硝化還原酶活性以及沉積物反硝化細(xì)菌基因豐度和群落結(jié)構(gòu)的影響，探討了其關(guān)鍵作用過程和主要機(jī)制，以期為深入研究多環(huán)芳烴和納米材料對河口區(qū)沉積系統(tǒng)的生態(tài)影響及作用機(jī)制提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 納米氧化鋅和菲的預(yù)處理

本研究使用的ZnO NPs購自SIGMA-ALDRICH?，粒徑<50 nm，純度>97%。納米氧化鋅溶液易發(fā)生團(tuán)聚效應(yīng)，需要現(xiàn)用現(xiàn)配，在冰浴條件下進(jìn)行超聲波處理(40 kHz和250 W)1 h。

所用的Phe購于SIGMA-ALDRICH?，純度為98%。不同濃度Phe污染沉積物樣的配制方法：將Phe溶于少許體積的丙酮并加入到過篩沉積物樣中，攪拌均勻后放入超凈工作臺中，待丙酮揮發(fā)干凈后使用。

1.2 現(xiàn)場樣品采集及預(yù)處理

于2018年10月，在長江口C站(124.0010°E，30.5990°N)采集表層(0～5 cm)沉積物樣，采樣站位如圖1。將所采集沉積物樣裝入提前準(zhǔn)備的無菌塑料袋中，排除空氣后密封；同時(shí)采集現(xiàn)場沉積物上覆海水，立即注入聚乙烯塑料瓶中?，F(xiàn)場采集的所有樣品冷藏保存并及時(shí)開展實(shí)驗(yàn)。

所采集沉積物樣品在實(shí)驗(yàn)前充分混勻，過1 mm標(biāo)準(zhǔn)篩網(wǎng)后使用；沉積物上覆海水經(jīng)0.22 μm醋酸纖維濾膜過濾后使用。

圖1 采樣站位示意圖

1.3 納米氧化鋅和菲脅迫培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)

培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)設(shè)置對照組(不含污染物的C組)、低濃度ZnO NPs脅迫組(LZ組，170 mg·L-1ZnO NPs)、高濃度ZnO NPs脅迫組(HZ組，1 700 mg·L-1ZnO-NPs)、低濃度Phe脅迫組(LP組，50 mg·kg-1Phe′)、高濃度Phe脅迫組(HP組，500 mg·kg-1Phe′)，其中各脅迫實(shí)驗(yàn)組的污染物濃度分別參照ZnO NPs和Phe對反硝化作用的半抑制效應(yīng)濃度設(shè)置。在采集的現(xiàn)場海水中加入1%C6H12O6和50 mmol·L-1KNO3作為培養(yǎng)液，每個(gè)培養(yǎng)瓶中裝入60 g沉積物和60 mL上述培養(yǎng)液，通氮?dú)獬?5 min后密封培養(yǎng)瓶，在80 r·min-1的恒溫振蕩培養(yǎng)箱中28 ℃避光培養(yǎng)14 d。每組實(shí)驗(yàn)設(shè)3個(gè)平行實(shí)驗(yàn)組。

1.4 培養(yǎng)過程中的樣品采集

1.5 樣品處理與測定

1.6 分子生物學(xué)分析

1.6.1 總DNA提取 沉積物樣品總DNA提?。菏褂肕ag-Bind Soil DNA Kit(200)(Omega Bio-Tek)試劑盒提取總DNA。提取的總DNA經(jīng)Nanodrop(Thermo Scientific)檢測核酸濃度和純度后，于-80 ℃保存，用于后續(xù)分子生物學(xué)測定。

1.6.2 功能基因narG和nirS豐度的測定 功能基因的定量測量采用SYBR GREEN法，用熒光定量PCR測定。將經(jīng)普通PCR擴(kuò)增的含有目的基因narG和nirS的條帶分別進(jìn)行克隆，提取質(zhì)粒DNA，并進(jìn)行10倍濃度梯度稀釋，構(gòu)建標(biāo)準(zhǔn)曲線。以提取沉積物樣品的總DNA為模板，對反硝化功能基因narG和nirS進(jìn)行熒光定量分析。narG基因引物對：narG-1960m2f/narG-2050m2r[20]；nirS基因引物對：Cd3aF/R3cd[21]；PCR擴(kuò)增程序：95 ℃ 5 min，95 ℃ 15 s，60 ℃ 30 s，40個(gè)循環(huán)；PCR擴(kuò)增體系：16 μL體系，包含8 μL mixtureA體系(2×SYBR real-time PCR premixture 10 μL，10 μmol/L的上、下游引物各0.4 μL)、8 μL DNA模板稀釋樣。

1.6.3 反硝化細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)和多樣性分析 取培養(yǎng)至第7天的對照組、高濃度ZnO NPs組和高濃度菲組的沉積物樣品送往派森諾生物基因測序公司進(jìn)行測序分析微生物群落多樣性，群落結(jié)構(gòu)采用QIIME軟件劃分操作分類單元(OTU)，并通過計(jì)算Shannon指數(shù)[22]和Simpson指數(shù)[23]和覆蓋度來進(jìn)行Alpha多樣性分析。

1.7 數(shù)據(jù)分析

數(shù)據(jù)作圖用origin9.2完成，統(tǒng)計(jì)分析通過spss19.0軟件完成，差異顯著性檢驗(yàn)采用單因素方差分析法(P<0.05為差異顯著)。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同濃度ZnO NPs和Phe對長江口沉積物硝酸鹽還原能力的影響

圖2為沉積物分別在ZnO NPs和Phe脅迫下培養(yǎng)14 d 時(shí)硝酸鹽濃度的變化。

圖2 不同濃度ZnO NPs和Phe脅迫下濃度的變化

如圖2(a)所示，低、高濃度ZnO NPs組硝酸鹽濃度在培養(yǎng)過程中顯著高于對照組，說明沉積物中的硝酸鹽還原受到了ZnO NPs的抑制；低濃度ZnO NPs組硝酸鹽還原量在第1、3、7和14天分別為對照組的73.95%、62.09%、75.73%、98.23%，高濃度ZnO NPs組分別為對照組的34.67%、42.64%、64.57%、98.22%，低、高濃度ZnO NPs組硝酸鹽還原能力分別在第3天和第1天受到ZnO NPs抑制最明顯，隨后逐漸恢復(fù)。如圖2(b)所示，低、高濃度Phe組硝酸鹽濃度在培養(yǎng)過程中高于對照組，說明沉積物中的硝酸鹽還原過程受到了Phe的抑制；低濃度Phe組硝酸鹽還原量在第1、3、7和14天分別為對照組的92.58%、85.95%、91.16%、98.63%，高濃度Phe組高濃度組分別為對照組的78.57%、73.28%、81.16%、98.23%，說明低、高濃度Phe組硝酸鹽還原能力在第3天受到的抑制最明顯，隨后逐漸恢復(fù)。由此可見，ZnO NPs和Phe會對沉積物硝酸鹽還原能力產(chǎn)生抑制作用，隨污染物濃度的增加抑制作用越強(qiáng)，且ZnO NPs對硝酸鹽還原能力的抑制程度大于Phe。

2.2 不同濃度ZnO NPs和Phe對長江口沉積物亞硝酸鹽累積的影響

圖3為沉積物分別在ZnO NPs和Phe脅迫下培養(yǎng)14 d時(shí)亞硝酸鹽濃度的變化情況。各組沉積物在培養(yǎng)過程中均出現(xiàn)了不同程度的亞硝酸鹽累積情況。

圖3 不同濃度ZnO NPs和Phe脅迫下濃度的變化

從圖3(a)可以看出，低、高濃度ZnO NPs組亞硝酸鹽濃度在7～14 d顯著高于對照組，說明ZnO NPs導(dǎo)致沉積物在培養(yǎng)的中后期亞硝酸鹽累積更加嚴(yán)重；低濃度ZnO NPs組亞硝酸鹽還原量在第1、3、7和14天分別為對照組的61.92%、30.94%、44.62%、97.00%，高濃度ZnO NPs組分別為對照組的28.81%、17.82%、21.80%、91.72%，低、高濃度ZnO NPs組亞硝酸鹽還原能力在第3天受到ZnO NPs抑制最明顯，隨后還原能力逐漸恢復(fù)。從圖3(b)可以看出，低、高濃度Phe組亞硝酸鹽濃度在第1天后就顯著高于對照組，說明Phe導(dǎo)致沉積物幾乎在整個(gè)培養(yǎng)過程中亞硝酸鹽累積更加嚴(yán)重；低濃度Phe組亞硝酸鹽還原量在第1、3、7和14天分別為對照組的28.12%、50.79%、73.03%、97.95%，高濃度Phe組分別為對照組的13.08%、23.98%、52.20%、95.70%，低、高濃度Phe組亞硝酸鹽還原能力在第1天受到Phe的抑制最為明顯，隨后逐漸恢復(fù)?？梢?，ZnO NPs和Phe會對沉積物亞硝酸鹽還原能力產(chǎn)生抑制作用，濃度越高，抑制作用越強(qiáng)，導(dǎo)致沉積物中亞硝酸鹽累積更嚴(yán)重，且Phe對沉積物亞硝酸鹽還原能力的抑制程度較ZnO NPs的更大。

2.3 不同濃度ZnO NPs和Phe對長江口沉積物硝酸鹽還原酶活性的影響

圖4是在ZnO NPs和Phe脅迫下培養(yǎng)14 d時(shí)沉積物硝酸還原酶活性的變化情況。

圖4 不同濃度ZnO NPs和Phe脅迫下還原酶活性的變化

如圖4(a)所示，在整個(gè)培養(yǎng)過程中，低、高濃度ZnO NPs組硝酸還原酶活性顯著高于對照組，其中低濃度ZnO NPs組沉積物硝酸還原酶活性在第1、3、7和14天分別為對照組的72.41%、78.20%、96.92%、99.46%，高濃度ZnO NPs組分別為對照組的60.28%、69.68%、80.19%、99.35%，說明低、高濃度ZnO NPs組沉積物硝酸還原酶活性在第1天受到ZnO NPs的抑制最明顯，隨后在2～14 d逐漸恢復(fù)。在圖4(b)中，低、高濃度Phe組硝酸還原酶活性在培養(yǎng)過程中同樣顯著高于對照組，其中低濃度Phe組沉積物硝酸還原酶活性在第1、3、7和14天分別為對照組的85.26%、88.48%、95.69%、99.64%，高濃度Phe組分別為對照組的86.62%、86.30%、93.47%、99.85%，可以看出，低、高濃度Phe組沉積物硝酸還原酶活性同ZnO NPs脅迫組相似，在第1天受到Phe的抑制最明顯，隨后逐漸恢復(fù)。由此可見，ZnO NPs和Phe均會抑制沉積物硝酸還原酶活性，濃度越高，抑制效應(yīng)越強(qiáng)，且ZnO NPs對沉積物硝酸還原酶活性的抑制程度明顯大于Phe。

2.4 不同濃度ZnO NPs和Phe對長江口沉積物亞硝酸鹽還原酶活性的影響

圖5是在ZnO NPs和Phe脅迫下培養(yǎng)14 d時(shí)沉積物亞硝酸還原酶活性的變化情況。

圖5 不同濃度ZnO NPs和Phe脅迫下還原酶活性的變化

由圖可見，各組沉積物亞硝酸還原酶活性也均表現(xiàn)為高濃度組<低濃度組<對照組，說明沉積物亞硝酸還原酶活性受到兩種污染物的顯著抑制。ZnO NPs脅迫下亞硝酸還原酶活性變化如圖5(a)所示，各組沉積物均表現(xiàn)為逐漸上升的趨勢，但低、高ZnO NPs濃度組上升趨勢明顯小于對照組，在第1、3、7和14天，低濃度ZnO NPs組沉積物亞硝酸還原酶活性分別為對照組的85.28%、81.10%、79.56%、93.54%，高濃度ZnO NPs組分別為對照組的82.14%、77.53%、74.98%、83.68%，低、高濃度ZnO NPs組沉積物亞硝酸還原酶活性在第1～7天受到ZnO NPs的抑制逐漸增強(qiáng)，隨后酶活有所恢復(fù)；Phe脅迫下不同組亞硝酸還原酶活性變化如圖5(b)所示，對照組亞硝酸還原酶活性表現(xiàn)為逐漸上升的趨勢，低、高濃度組亞硝酸還原酶活性則表現(xiàn)為先下降后上升的趨勢，低濃度Phe組沉積物亞硝酸還原酶活性在第1、3、7和14天分別為對照組的64.49%、65.82%、79.14%、89.12%，高濃度Phe組分別為對照組的58.77%、60.76%、68.44%、86.74%，低、高濃度Phe組沉積物亞硝酸還原酶活性在第1天就收到了強(qiáng)烈的抑制，隨后逐漸恢復(fù)?？梢姡琙nO NPs和Phe均會抑制沉積物亞硝酸還原酶活性，濃度越高，抑制效應(yīng)越強(qiáng)，且Phe對沉積物亞硝酸還原酶活性的抑制程度明顯大于ZnO NPs。

2.5 ZnO NPs和Phe對長江口沉積物narG和nirS基因豐度的影響

圖6(a)和圖6(b)分別是在不同濃度ZnO NPs和Phe分別脅迫下培養(yǎng)第7天沉積物中narG和nirS的基因豐度結(jié)果。

圖6 第7天 ZnO NPs和Phe實(shí)驗(yàn)組沉積物中narG(a)和nirS(b)的基因豐度

從圖6(a)可以看出，對照組、低、高濃度ZnO NPs組沉積物在第7天narG基因豐度分別為5.74×107、2.35×107和7.25×106copies·g-1，低、高濃度ZnO-NPs組分別是對照組的40.88%、12.64%；低、高濃度Phe組沉積物在第7天narG基因豐度分別為對照組的83.15%、54.94%，表明沉積物中narG基因豐度明顯受到ZnO NPs和Phe的抑制，且受ZnO NPs抑制程度更大。從圖6(b)可以看出，對照組、低、高濃度ZnO NPs組在第7天nirS基因豐度分別2.03×1010copies·g-1、8.11×109copies·g-1、7.03×109copies·g-1，低、高濃度ZnO NPs組nirS基因豐度分別為對照組的39.86%、34.56%；低、高濃度Phe組沉積物在第7天nirS基因豐度分別為對照組的14.13%、10.34%，可見沉積物中nirS基因豐度同樣受到ZnO NPs和Phe的抑制，且受Phe抑制更明顯。由此可以看出，ZnO NPs和Phe會抑制沉積物中narG和nirS的基因豐度，濃度越高，抑制效應(yīng)越強(qiáng)，且ZnO NPs對narG基因豐度的抑制程度大于Phe，而Phe對nirS基因豐度的抑制程度大于ZnO NPs。

2.6 ZnO NPs和Phe對反硝化功能菌的影響

2.6.1 ZnO NPs和Phe對反硝化菌群落多樣性的影響 通過Illumina MiSeq測序平臺對添加2種污染物沉積物的nirS基因代表的反硝化菌進(jìn)行種群多樣性分析，結(jié)果見表1。3組沉積物的反硝化菌覆蓋度均大于99%。2個(gè)污染物高濃度脅迫組HZ、HP中沉積物simpson指數(shù)和shannon指數(shù)均小于對照組，表明這2個(gè)實(shí)驗(yàn)組反硝化菌群落多樣性水平低于對照組，可見ZnO NPs和Phe均對沉積物反硝化菌群落多樣性水平產(chǎn)生一定的抑制作用，且Phe的抑制作用更加明顯。

表1 不同組反硝化菌的群落多樣性指數(shù)

2.6.2 ZnO NPs和Phe對反硝化菌群落結(jié)構(gòu)的影響 圖7是納米氧化鋅和菲脅迫下反硝化菌群落結(jié)構(gòu)的變化情況。

圖7(a)是ZnO NPs、Phe脅迫組和對照組沉積物中反硝化菌群落組成在門水平上的變化情況。圖中顯示3組沉積物nirS基因門水平序列按占比從大到小主要被注釋為變形菌門、厚壁菌門和未被分類的細(xì)菌。與對照組相比，在添加ZnO NPs后沉積物中變形菌門占比由75.37%增加至88.53%，厚壁菌門占比由23.35%減少至10.86%； Phe添加后沉積物中變形菌門占比由75.37%增加至90.35%，厚壁菌門占比由23.35%減少至8.37%。

圖7 納米氧化鋅和菲脅迫下反硝化菌群落結(jié)構(gòu)的變化

圖7(b)為3組沉積物反硝化菌在屬水平上的變化，各組占比最多的4種菌屬為Halomonas、Bacillus、unidentified Bacteria和Pseudomonas。與對照組相比， ZnO NPs組Halomonas占比由45.13%增加至51.97%，Bacillus占比由23.35%降低至10.86%； Phe添加組Halomonas占比由45.13%增加至52.07%，Bacillus占比由23.35%降低至8.37%。

3 討論

3.1 ZnO NPs和Phe對反硝化作用的影響及生態(tài)效應(yīng)

許多研究表明，環(huán)境中亞硝酸鹽的累積會導(dǎo)致動植物的損傷[27]。在水環(huán)境中，亞硝酸鹽濃度過高時(shí)造成一些水生動物體內(nèi)血漿中亞硝酸鹽的聚集，亞硝酸鹽能夠?qū)⑺鷦游矬w內(nèi)的血紅素或血藍(lán)質(zhì)轉(zhuǎn)化為高鐵血紅蛋白和高鐵血清素，從而降低其輸氧能力，構(gòu)成損害；此外還會通過影響細(xì)胞膜的質(zhì)子通透性和葉綠體來抑制植物的生長[28]。因此，ZnO NPs抑制反硝化作用所造成亞硝酸鹽的累積也會對海洋生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)能力和生態(tài)效率產(chǎn)生顯著影響。

3.2 ZnO NPs和Phe影響反硝化過程的主要機(jī)制

Wan等[32]研究發(fā)現(xiàn)CO2通過降低nirK、nirS基因豐度來抑制反硝化作用的進(jìn)行。本研究中，ZnO NPs對narG基因豐度的抑制程度大于Phe，Phe對nirS基因豐度的抑制程度大于ZnO NPs，也與硝酸鹽和亞硝酸鹽還原能力所受抑制情況一致，表明ZnO NPs和Phe對反硝化酶活性和反硝化功能的抑制作用與對反硝化功能基因的復(fù)制和基因表達(dá)受抑制有關(guān)，也是其影響反硝化過程的主要機(jī)制之一。

3.3 ZnO NPs和Phe對沉積物反硝化菌群落結(jié)構(gòu)的影響

參與反硝化作用的基因有很多，而亞硝酸鹽還原為一氧化氮的反應(yīng)過程被認(rèn)為是反硝化作用區(qū)別于其它硝酸鹽代謝的標(biāo)志性反應(yīng)，也是反硝化作用的重要限速步驟，因此對應(yīng)的編碼亞硝酸還原酶基因nirS常作為研究反硝化群落結(jié)構(gòu)的代表性標(biāo)志分子[33]，如劉若萱等[34]以nirS基因?yàn)榇硌芯苛说咎镏械姆聪趸⑸锶郝鋵λ痔荻鹊捻憫?yīng)，高美云等[35]以nirS基因?yàn)榇硌芯苛擞袡C(jī)碳對養(yǎng)殖池塘中沉積物反硝化微生物群落的影響。本研究也以nirS為分子標(biāo)志，分析沉積物在ZnO NPs和Phe脅迫下反硝化功能菌群落多樣性和組成結(jié)構(gòu)的變化，結(jié)果表明在添加ZnO NPs和Phe后，沉積物中反硝化菌群落多樣性水平有所下降。在群落組成方面，與對照組相比，2個(gè)污染物脅迫組在門水平上均表現(xiàn)為變形菌門占比增加、厚壁菌門占比降低；在門水平上均表現(xiàn)為Halomonas占比增加、Bacillus占比降低。變形菌門下的菌屬大多為革蘭氏陰性菌，而厚壁菌門下的菌屬大多為革蘭氏陽性菌，革蘭氏陰性菌較革蘭氏陽性菌比具有更多的脂多糖，還具有外膜，對污染脅迫具有較強(qiáng)的抵抗性[36]，由此可以解釋Halomonas對污染物的抵抗性要強(qiáng)于Bacillus的原因。綜上所述，ZnO NPs和Phe會引起沉積物中反硝化菌群落結(jié)構(gòu)和組成的改變，在使反硝化功能菌群生物多樣性降低的同時(shí)，還使Bacillus的優(yōu)勢度顯著降低、Halomonas優(yōu)勢度增加，Bacillus具有降解環(huán)境中有毒物質(zhì)如多環(huán)芳烴、有機(jī)農(nóng)藥等的能力[37]，因此可能導(dǎo)致沉積物對有機(jī)物降解能力下降，從而影響海洋環(huán)境容量。

4 結(jié)論

(1)ZnO NPs和Phe對沉積物硝酸鹽還原能力和亞硝酸還原能力均產(chǎn)生抑制作用，濃度越高，抑制作用越強(qiáng)，其中亞硝酸鹽還原過程受到的抑制更強(qiáng)烈，加重了沉積物亞硝酸鹽的累積。

(2)ZnO NPs對沉積物硝酸鹽還原能力、硝酸還原酶活性、narG基因豐度的抑制程度大于Phe，Phe對沉積物亞硝酸鹽還原能力、亞硝酸還原酶和nirS基因豐度的抑制程度大于ZnO NPs，對反硝化還原酶和反硝化功能基因的抑制是外源脅迫影響反硝化過程的主要機(jī)制。

(3)ZnO NPs和Phe降低了沉積物反硝化菌群落多樣性水平，增加沉積物中Halomonas的優(yōu)勢度，降低了Bacillus的優(yōu)勢度，其中Phe對沉積物群落多樣性和組成的影響更加明顯，說明Phe對長江口海區(qū)的生態(tài)影響大于ZnO NPs。