陳 宏，王 泓，吳 敏，余關(guān)龍，陳 婧，劉達(dá)山

（1.長沙理工大學(xué) 水利工程學(xué)院 洞庭湖水環(huán)境治理與水生態(tài)修復(fù)湖南省重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖南 長沙 410114；2.長江科學(xué)院 流域水環(huán)境研究所，湖北 武漢 430010）

1 研究背景

氮素不僅是地球生命組成的基本物質(zhì)之一，也是湖泊水體富營養(yǎng)化的主要誘因之一，并且還是濕地土壤的主要限制性養(yǎng)分。氮循環(huán)及其環(huán)境效應(yīng)是全球研究的熱點(diǎn)，且大部分研究集中于海洋及近海領(lǐng)域。濕地生態(tài)系統(tǒng)中微生物是驅(qū)動(dòng)氮素轉(zhuǎn)化及其循環(huán)過程的核心［1-2］。傳統(tǒng)研究微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化及循環(huán)主要集中在海水淹沒區(qū)、鹽沼、潮汐鹽濕地等濱海濕地生態(tài)系統(tǒng)［3-4］。淡水濕地是陸地與淡水河湖相互作用形成的一類特殊的生態(tài)系統(tǒng)，位于水陸交界，包括河口、湖泊、稻田、消落帶及洲灘淹露交替區(qū)等，具有生物多樣性豐富、初級(jí)生產(chǎn)力高和微生物驅(qū)動(dòng)氮素循環(huán)活躍度高等特點(diǎn)，其作為氮素源、匯和轉(zhuǎn)換器的功能在生態(tài)學(xué)領(lǐng)域逐漸受到重視。淡水濕地系統(tǒng)不同于濱海濕地的高含鹽量、沼澤濕地的有機(jī)質(zhì)含量高，其具有鹽度含量低、人為活動(dòng)影響頻繁和水陸關(guān)系復(fù)雜等特點(diǎn)。濕地岸邊帶能夠有效攔截陸源污染和凈化水體，對于湖泊的氮素控制具有關(guān)鍵作用。由于濕地水位頻繁變化受缺氧/好氧條件的波動(dòng)影響，提供了較強(qiáng)的氧化還原驅(qū)動(dòng)力，為微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化提供了重要條件，比如濕地土壤中的反硝化作用是N2O產(chǎn)生的主要機(jī)制［5-6］。

近年來，淡水濕地系統(tǒng)中微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化過程已經(jīng)成為研究熱點(diǎn)，并且取得了重要進(jìn)展。Shen等［7］發(fā)現(xiàn)了錢塘江、下渚湖、徑山水稻田、西湖濕地中均存在厭氧氨氧化菌（Anammox）和反硝化厭氧甲烷氧化菌（DAMO）。Wu等［8］證實(shí)了太湖沉積物中存在多種執(zhí)行硝化-反硝化功能的活性微生物。Wang等［9］研究表明，嘉興石臼漾濕地的小溝岸邊帶系統(tǒng)存在Anammox等多個(gè)氮轉(zhuǎn)化作用熱區(qū)，同時(shí)能夠降低溫室氣體N2O 排放。武漢東湖沉積物中氨氧化古菌（AOA）豐度比氨氧化細(xì)菌（AOB）高，分別對應(yīng)Nitrosopumilus和Nitrosomonas優(yōu)勢種屬，其氨氧化反應(yīng)可能由AOA 驅(qū)動(dòng)［10］。因此，淡水濕地系統(tǒng)中微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化及其環(huán)境效應(yīng)已受到國內(nèi)外學(xué)者的高度關(guān)注。

本文總結(jié)了濕地系統(tǒng)中氮轉(zhuǎn)化功能微生物及其作用過程，歸納了生境因子的變化對各過程速率的影響，概述了N2O的產(chǎn)生機(jī)理和影響因素，并對淡水濕地生態(tài)系統(tǒng)微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化相關(guān)研究進(jìn)行了展望，為淡水濕地系統(tǒng)的氮循環(huán)機(jī)制和環(huán)境調(diào)控的研究提供依據(jù)。

2 淡水濕地系統(tǒng)中新型氮轉(zhuǎn)化微生物及其作用過程

百余年來，微生物驅(qū)動(dòng)氮循環(huán)過程研究頗多，并取得了豐碩的成果。自1990年Carl Woese 正式命名三域理論以來，隨著免培養(yǎng)的分子生態(tài)學(xué)技術(shù)的快速發(fā)展與分子標(biāo)記等手段的擴(kuò)大應(yīng)用，氮轉(zhuǎn)化微生物的分類地位、多樣性和生態(tài)功能特征等研究均取得了突破性進(jìn)展［11］，新的氮轉(zhuǎn)化微生物及氮轉(zhuǎn)化途徑不斷得以發(fā)現(xiàn)（圖1）。

2.1 氨氧化古菌Venter等［12］于2004年首次發(fā)現(xiàn)具有化能自養(yǎng)硝化功能的AOA，后來又發(fā)現(xiàn)其在海洋及其沉積物、海洋深層缺氧區(qū)以及江河出口中廣泛存在，甚至證實(shí)了北大西洋海水中的氨氧化菌群中AOA 的氨單氧化酶基因（amoA）基因拷貝數(shù)比AOB 數(shù)量高1～3個(gè)數(shù)量級(jí)［13］，并正式將其劃分為奇古菌門（Thaumarchaeota）［14］。奇古菌種類、形態(tài)和生態(tài)代謝特征具有多樣性，例如在海口淺水區(qū)富含硫酸鹽的環(huán)境中也發(fā)現(xiàn)了未檢測到amoA基因的Candidatus G.insulaporcus 與Candidatus G.karukerense［15］；它能直接利用有機(jī)碳源進(jìn)行混合營養(yǎng)型生長，且減少了氨氧化過程和碳固定過程的能量消耗，有助于克服不利環(huán)境的影響。周磊榴等［16］在研究洞庭湖岸邊帶沉積物AOA的豐度、多樣性及對氨氧化的貢獻(xiàn)時(shí)發(fā)現(xiàn)在低氨氮條件下，AOA在氨氧化過程中起主導(dǎo)作用。環(huán)境溫度、pH和濕度均會(huì)影響氨氧化功能菌及其胞外酶的數(shù)量、活性與分布，氮源種類和碳氮比等也是影響氨氧化作用的關(guān)鍵因子。

2.2 厭氧氨氧化菌Anammox菌為自養(yǎng)細(xì)菌，能在厭氧條件下以為電子受體，以為電子受體，將兩種氮素直接轉(zhuǎn)化為。Anammox 菌廣泛分布于海洋次氧層區(qū)域、海底沉積物、淡水湖泊及土壤生態(tài)系統(tǒng)中，甚至是污水處理廠也能發(fā)現(xiàn)其蹤跡。Anammox 菌嗜中性至堿性，最適pH 值為6.7～8.3；對環(huán)境溫度要求較為苛刻，最適溫度為30～35℃［17］；氧含量高于1 μmol/L 時(shí)易受抑制［18］。目前，已知的6屬27種Anammox菌均屬于浮霉菌門（Planctomycetes）；而在濕地、淡水河口生態(tài)系統(tǒng)中能檢測到Brocadia、Kuenenia和Jettenia等5屬，優(yōu)勢類群分布存在較大差異［19］。Anammox 菌通常被視為氮去除能力僅次于反硝化細(xì)菌，部分區(qū)域氮去除比例貢獻(xiàn)高達(dá)80%［7，20］。通過蛋白序列研究酶蛋白之間的生物演化關(guān)系，發(fā)現(xiàn)Anammox菌的羥胺氧化還原酶（HAO）和聯(lián)氨氧化還原酶（HZO）酶具有較近的遺傳距離，可能均由反硝化菌的硝酸鹽異化還原酶（NrfA）演化為而來，其功能與微生物體內(nèi)對NH2OH的解毒作用有關(guān)［21］。有機(jī)質(zhì)、溶解氧、氨氮濃度和溫度等因子都會(huì)影響厭氧氨氧化反應(yīng)。

圖1 微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化過程

2.3 反硝化厭氧甲烷氧化菌2006年新發(fā)現(xiàn)的反硝化厭氧甲烷氧化（DAMO）菌，在厭氧條件下以CH4為電子供體，分別將或還原為和N2的過程，對應(yīng)和。該菌在厭氧條件下特有的代謝方式由其所含基因編碼的甲烷單加氧酶催化完成。隨著對甲烷氧化單加酶功能基因的特異性引物的開發(fā)，DAMO 菌被發(fā)現(xiàn)廣泛分布于海洋、湖泊、稻田和濕地等，其分布存在較強(qiáng)的空間異質(zhì)性［7］。由于人類活動(dòng)的影響，大量硝態(tài)氮和有機(jī)質(zhì)進(jìn)入水體，為DAMO菌的生存提供了有利條件。

2.4 全程硝化菌2015年，研究學(xué)者分別在油田地下水管道［22］和魚塘水處理的Anammox反應(yīng)器［23］中發(fā)現(xiàn)了硝化螺菌屬（Nitrospira）中的微生物，其可以獨(dú)立完成氨氧化成硝酸鹽的氮轉(zhuǎn)化過程，并被定義為全程硝化（Comammox）菌。研究分離出的全程硝化菌屬Nitrospira inopinata比AOB具有對氨的高親和性以及高生長量［24］。最近研究證實(shí)環(huán)境中存在少量的異養(yǎng)硝化作用，主要由真菌或異養(yǎng)細(xì)菌以有機(jī)物為碳源和能源轉(zhuǎn)化為；該過程不易受到外部環(huán)境的影響，而是伴隨N2O的釋放更為強(qiáng)烈［25］。

2.5 好氧反硝化功能菌在缺氧條件下，傳統(tǒng)的反硝化細(xì)菌（DNB）能將或還原為N2或N2O、NO。目前，研究新發(fā)現(xiàn)了很多在好氧條件下具有反硝化功能的細(xì)菌種屬，它們屬于好氧或兼性好氧異養(yǎng)微生物，已經(jīng)鑒定的自養(yǎng)反硝化細(xì)菌包括Thiobacillus denitrificans和Thiomicrospira denitrificans［19，26］。早在1990年代，真菌的反硝化作用被發(fā)現(xiàn)，因其具有更為復(fù)雜的呼吸系統(tǒng)，菌絲體可以分泌大量的酶，具有更高的有機(jī)物分解能力，其反硝化作用途徑也更加多樣化［27］。相比傳統(tǒng)的反硝化作用，好氧反硝化菌能夠在有氧條件下同時(shí)進(jìn)行硝化和反硝化作用，進(jìn)而完成氨氮向氮?dú)獾霓D(zhuǎn)化。

2.6 硝化菌反硝化作用近來發(fā)現(xiàn)硝化菌可同時(shí)進(jìn)行反硝化作用，即在某些氨氧化菌體內(nèi)，首先發(fā)生氨氧化反應(yīng)將轉(zhuǎn)化為，隨即被還原為NO、N2O和N2，該過程可能同時(shí)存在AMO、HAO、Nir、Nor、Nos酶的催化作用［28］。硝化菌的反硝化作用被認(rèn)為是其克服不良條件比如低氧氣（O2）的一種解毒過程。反硝化作用適宜在厭氧、好氧交替氛圍中進(jìn)行，易受到碳源、pH值、O2、溫度、等因素的影響。

2.7 硝酸鹽異化還原成銨硝酸鹽異化還原成銨（DNRA）反應(yīng)是指細(xì)菌或真菌以為電子受體，氧化NADH產(chǎn)生的過程，DNRA過程的主要目的是產(chǎn)能或減少對細(xì)胞有毒害作用的。DNRA 作用將還原為所需要的自由能，比反硝化作用將還原為N2O 和N2的自由能高，所以多數(shù)情況下反硝化作用更容易發(fā)生。一般的DNRA 過程可以分為兩個(gè)階段，厭氧DNRA 細(xì)菌利用異化硝酸還原酶（Nar）先將還原為，而后亞硝酸鹽還原酶（Nir）將還原為。除此之外，自養(yǎng)硫細(xì)菌也可以利用硝酸鹽氧化硫化物或單質(zhì)硫產(chǎn)生，是一種特殊的自養(yǎng)DNRA方式［31］。

新型氮轉(zhuǎn)化微生物及氮轉(zhuǎn)化途徑的不斷發(fā)現(xiàn)，突破了原有氮循環(huán)理論體系的認(rèn)識(shí)，完善了氮生物地球化學(xué)循環(huán)，進(jìn)一步補(bǔ)充和豐富環(huán)境微生物學(xué)內(nèi)容，對研發(fā)新型生物脫氮工藝也有巨大推進(jìn)作用。

3 淡水濕地系統(tǒng)影響微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化過程的關(guān)鍵因子

近年來，氣候條件變化和人類活動(dòng)影響嚴(yán)重改變了濕地系統(tǒng)的生境條件。氣候條件變化會(huì)導(dǎo)致濕地系統(tǒng)豐、枯水期時(shí)長等發(fā)生改變；氧氣、含水率等生境因子也隨干濕交替發(fā)生變化。同時(shí)，人類活動(dòng)的加劇使得水體氮含量、有機(jī)物含量顯著增加。比如，洞庭湖受三峽水利工程和人為活動(dòng)的影響，洲灘濕地關(guān)鍵生境因子發(fā)生明顯改變，導(dǎo)致湖區(qū)枯季提前、濕地出露時(shí)間延長且面積增加［32-33］，濕地沉積物及水體中的有機(jī)物、含氮量、含水率和氧氣（O2）等發(fā)生明顯變化。由于入湖河流及湖濱地帶的農(nóng)田生產(chǎn)與畜牧養(yǎng)殖活動(dòng)，太湖濕地系統(tǒng)關(guān)鍵生境因子得以顯著改變［34-35］；而且內(nèi)源氮素通過銨態(tài)氮的再生過程不斷得到補(bǔ)給導(dǎo)致富營養(yǎng)化治理難度加大［36］。多瑙河保加利亞段流域由于上游建壩，下游形成漫灘濕地，干濕交替的缺氧條件使得反硝化作用強(qiáng)烈［37］。東非的馬拉河流域，由于農(nóng)業(yè)、采礦和放牧活動(dòng)過度，其流域及流入的維多利亞湖水體氮污染嚴(yán)重、水土流失加?。?8-39］。一旦濕地系統(tǒng)重要生境因子如氧氣、土壤含水率、氨氮和可利用有機(jī)碳等發(fā)生改變，則會(huì)極大影響微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化的過程（表1）。

3.1 氧氣O2是影響微生物生命活動(dòng)的重要的環(huán)境因子，與淡水濕地系統(tǒng)氮循環(huán)的各個(gè)過程都密切相關(guān)。Yao等［40］研究表明，影響長江中下游湖泊沉積物硝化和反硝化能力的主要因子包括沉積物理化性質(zhì)、水質(zhì)和水生植物等。大量研究表明，O2對硝化過程具有激活作用，對固氮、反硝化、Anammox和DNRA 過程則抑制明顯［3，25，41-42］。當(dāng)水體中的溶解氧（DO）濃度小于2 mg/L時(shí)，硝化速率將會(huì)受阻［43］，而反硝化過程需要缺氧條件，溶解氧能抑制反硝化酶的合成，還會(huì)導(dǎo)致亞硝酸鹽和N2O的積累［44］。較低的溶解氧濃度（DO ＜0.5 mg/L），有利于AOB的生長而抑制NOB［45］。研究還發(fā)現(xiàn)，北美的蘇必利爾湖［46-48］和東非的坦噶尼喀湖［49］等淡水生態(tài)系統(tǒng)的低含氧區(qū)沉積物中，均能檢測到厭氧氨氧化菌的廣泛分布。而在日本的琵琶湖和博登湖等淡水湖泊，研究人員發(fā)現(xiàn)DAMO菌更喜歡生活在厭氧環(huán)境的深層沉積物中［50-51］。

3.2 含水率含水率對土壤中營養(yǎng)物質(zhì)的擴(kuò)散和補(bǔ)充至關(guān)重要，也與系統(tǒng)中溶氧濃度密切相關(guān)。較高的含水率可增加微生物對土壤中氮源的利用率，也是恢復(fù)干旱陸地生態(tài)系統(tǒng)中Anammox菌活性的關(guān)鍵因子，生態(tài)系統(tǒng)中主要通過反硝化和DNRA 作用分別為Anammox 菌提供亞硝酸鹽和氨基質(zhì)［52］。Liu等［53］研究發(fā)現(xiàn)，濕地或淡水湖泊沉積物中含水率高，可能會(huì)抑制氧氣的傳遞從而產(chǎn)生有利于反硝化作用的厭氧條件。土壤含水率較高時(shí)，會(huì)增加有機(jī)質(zhì)的利用，增強(qiáng)異養(yǎng)微生物的呼吸作用，降低土壤的氧化還原電位，使得硝酸鹽的消耗從反硝化作用轉(zhuǎn)移到DNRA作用［54］。

3.3 有機(jī)質(zhì)可利用有機(jī)質(zhì)能抑制硝化和Anammox反應(yīng)，而對于異養(yǎng)固氮、反硝化和DNRA過程則具有激活作用［25，41，55］。在有機(jī)質(zhì)含量（碳氮比）較高時(shí)，約50%的硝酸鹽還原由DNRA主導(dǎo)；而較低的有機(jī)質(zhì)含量時(shí)，DNRA僅占約4%～35%［30］。在季節(jié)性低氧河口沉積物中，通過短期暴露低氧和硫化物會(huì)改變其硝化、反硝化和DNRA的活性。Gyosheva等［37］研究發(fā)現(xiàn)，保加利亞的多瑙河流域中，漫灘濕地可能作為營養(yǎng)素的匯在河水沖刷下釋放有機(jī)物，在缺氧區(qū)發(fā)生強(qiáng)烈的反硝化作用。而淡水湖泊或沉積物中的有機(jī)質(zhì)濃度則是影響和控制反硝化過程的重要生境因子。

3.4 氨氮氨氮能加快硝化和Anammox反應(yīng)，對反硝化和DNRA反應(yīng)影響不明顯［3，25，41］。太湖不同富營養(yǎng)化水平對于硝化微生物群落結(jié)構(gòu)影響較小，但可以顯著改變水體和表層沉積物中AOA和AOB的豐度；沉積物初級(jí)硝化速率與反應(yīng)潛勢及硝態(tài)氮顯著性相關(guān)［56］。Lu等［57］研究發(fā)現(xiàn)，氨氮濃度的不同導(dǎo)致池塘水體和其沉積物中AOA和AOB的豐度和分布存在明顯差異。日本的北浦湖，由于湖區(qū)周邊的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和養(yǎng)殖活動(dòng)，水體氨氮濃度大大增高，促進(jìn)了淡水湖沉積物中厭氧氨氧化活性［58-59］。在氨氮濃度較高的淡水湖泊中，AOA明顯受到抑制，相反AOB更喜歡高氨氮濃度的環(huán)境［60］。在富營養(yǎng)化水體中，AOB通常在氨氧化過程中發(fā)揮主導(dǎo)作用［61］。

3.5 pH值pH值是影響AOA和AOB組成和分布的主要驅(qū)動(dòng)因子之一［62］。在酸性環(huán)境中AOA對硝化過程中的氨氧化階段起主導(dǎo)作用［63］；但最新研究發(fā)現(xiàn)，在酸性淹水稻田中，AOB起主要貢獻(xiàn)［64］。Le等模擬不同pH值下熱帶受污染河流中硝化作用的動(dòng)力學(xué)結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在pH值為5時(shí)，氨氧化作用完全受到抑制，而亞硝酸鹽氧化作用在pH值為8.5時(shí)才受到強(qiáng)烈抑制；即與AOB相比，NOB在較低的pH值下活性也不會(huì)受到影響［65］。硝化作用的最適pH 值在7.5～8.5［66］，而反硝化作用最適pH 值在6.5～7.5，低于6.5或高于8都會(huì)受到抑制［67］。Anammox菌的生長pH值范圍較廣，在極端淡水環(huán)境中，pH值為3.88和8.91 時(shí)也能檢測到具有活性的Anammox菌［68］。

表1 關(guān)鍵因子對濕地系統(tǒng)微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化過程速率的影響規(guī)律

3.6 溫度溫度對潮汐人工濕地中的Anammox 和反硝化過程及其長期適應(yīng)能力的影響不同；當(dāng)從4℃升高12℃時(shí)，反硝化增強(qiáng)而Anammox持續(xù)降低［35］。AOA可廣泛生存于不同的生境中，能夠適應(yīng)極端環(huán)境條件并保持活力。當(dāng)溫度大于20℃時(shí)，AOB的生長速率高于NOB［69］，而Anammox菌的最適生長溫度為30℃～35℃［17］，高于自然條件下的淡水濕地系統(tǒng)的水體溫度。

4 淡水濕地系統(tǒng)溫室氣體N2O排放問題

氮循環(huán)過程中產(chǎn)生的N2O，是僅次于CO2和CH4的第三大溫室氣體，其增溫潛勢大約為CO2的298 倍、CH4的12 倍［70］。N2O 能與臭氧作用進(jìn)行一系列光化學(xué)反應(yīng)生成氮氧化物，從而不斷消耗臭氧，破壞臭氧層。氮氧化物會(huì)繼續(xù)與空氣中的水和氧氣反應(yīng)形成酸雨。因此，N2O的產(chǎn)生和排放對全球氣候變化產(chǎn)生較大的影響。此外，氨揮發(fā)的問題受到了稻田研究者們的廣泛關(guān)注，它會(huì)導(dǎo)致肥效損失，但是對全球溫室氣體排放的影響還不顯著，仍不是濕地系統(tǒng)的研究重點(diǎn)和熱點(diǎn)。由于淡水濕地是N2O的重要來源［71］，近年來，淡水濕地系統(tǒng)微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化過程中N2O的排放問題也得到了廣泛研究。

4.1 排放特征人類活動(dòng)的影響使得大量外源氮素進(jìn)入淡水濕地系統(tǒng)，導(dǎo)致水體和沉積物中氮含量增加，微生物硝化、反硝化活動(dòng)活躍，從而影響N2O的生成。淡水濕地系統(tǒng)中的N2O產(chǎn)生途徑主要包括反硝化過程、氨氧化過程及硝化-反硝化耦合過程［28，72］；近來好氧反硝化、全程硝化和厭氧氨氧化過程中的N2O 排放也陸續(xù)被發(fā)現(xiàn)。AOB 在低O2條件下在生成的同時(shí)會(huì)產(chǎn)生N2O［43］。一般認(rèn)為碳源不足、低pH值和較高DO是導(dǎo)致反硝化過程中產(chǎn)生N2O的主要誘因［911］。好氧反硝化菌具有周質(zhì)型硝酸鹽還原酶（Nap），可同時(shí)利用和O2作電子受體，有機(jī)物作為電子供體，發(fā)生較為緩慢的反硝化過程，主要產(chǎn)物為N2O［2］，也有特殊菌種的產(chǎn)物為。

4.2 產(chǎn)生機(jī)理氮循環(huán)中產(chǎn)生的N2O是大氣中N2O的主要來源，主要由微生物驅(qū)動(dòng)而生成（表2）。在微生物的作用下，硝化和反硝化過程中直接生成或經(jīng)中間產(chǎn)物一氧化氮（NO）進(jìn)一步還原生成N2O。此外，在其它環(huán)境因子的驅(qū)動(dòng)下發(fā)生非生物反應(yīng)生成N2O。電子競爭理論認(rèn)為，反硝化的四步酶催化還原過程，也會(huì)存在彼此競爭電子情形，導(dǎo)致氧化亞氮還原酶（Nos）處于競爭劣勢而無法催化還原N2O而出現(xiàn)累積，但是該理論仍需要更多直接證據(jù)和實(shí)際應(yīng)用證明［74］。在氨氧化過程中，AOA能通過中間產(chǎn)物NO和羥胺（NH2OH）的反應(yīng)生成N2O，AOB 在硝化過程中的中間產(chǎn)物NH2OH在HAO 氧化不完全的情況下可生成NO，進(jìn)而產(chǎn)生N2O［75］。厭氧氨氧化過程本身不會(huì)產(chǎn)生N2O，但可為其他氮循環(huán)微生物提供生成N2O的底物NO［76］。全程硝化菌（Comammox）既增加了硝化過程中N2O生成的復(fù)雜進(jìn)程，其輸出產(chǎn)物硝態(tài)氮作為其它微生物反硝化作用的底物，進(jìn)而也會(huì)生成N2O［22］。除此之外，DNRA、反硝化厭氧甲烷氧化以及鐵、硫驅(qū)動(dòng)下的硝酸鹽還原等過程，可以直接生成N2O，或者生成NO2-、NO，與其它氮循環(huán)過程耦合，進(jìn)而生成N2O［11，77-79］。

表2 淡水濕地系統(tǒng)N2O生成途徑及驅(qū)動(dòng)微生物

4.3 影響因素環(huán)境因子能夠影響微生物的生命活動(dòng)或各階段酶的活性，DO、溫度、硝酸鹽和氨氮濃度等均是影響淡水濕地系統(tǒng)N2O生成速率的環(huán)境因素［80］。Zhu等［81］研究表明，不完全反硝化和不充足碳源是Anammox團(tuán)聚體產(chǎn)生N2O的重要原因。另外，內(nèi)陸水體發(fā)生規(guī)模性的Anammox作用并存在反應(yīng)熱區(qū)，能夠顯著減少N2O的釋放，且含水率是其決定性因子［19，52］，能直接影響N2O的排放［80］。一般認(rèn)為，在硝化過程中DO 較高，N2O 主要由NH2OH 氧化的途徑生成；反之，當(dāng)溶解氧在較低水平（DO ＜1.5 mg/L）會(huì)促進(jìn)AOB反硝化途徑而積累N2O［82］。淡水濕地系統(tǒng)溫度的季節(jié)性變化，會(huì)影響微生物的生命活動(dòng)以及土壤中有機(jī)質(zhì)的降解速率從而使N2O的排放產(chǎn)生季節(jié)性變化。異養(yǎng)反硝化過程需要有機(jī)質(zhì)，所以有機(jī)碳源含量和種類的變化都會(huì)影響到淡水濕地微生物群落和結(jié)構(gòu)的改變，從而對反硝化速率和N2O的產(chǎn)率造成影響。

5 展望

目前國內(nèi)外關(guān)于氮素遷移轉(zhuǎn)化過程及其功能微生物的研究主要集中在海洋、近海沉積物、陸地土壤微生物的驅(qū)動(dòng)氮循環(huán)過程領(lǐng)域［3-4］，且只是獨(dú)立開展于某一個(gè)或少數(shù)幾個(gè)氮轉(zhuǎn)化過程，只有少數(shù)研究關(guān)注太湖、滇池、錢塘江、水稻田濕地、三峽消落帶和人工濕地等淡水濕地系統(tǒng)［32-36］，能同時(shí)關(guān)注于淡水濕地系統(tǒng)的多個(gè)氮轉(zhuǎn)化過程的研究則很少［83-86］。而且，現(xiàn)有微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化的研究過度依賴于分子生物學(xué)手段，對于功能菌群及其活性、生態(tài)功能及環(huán)境效應(yīng)方面研究具有很大的局限性。今后仍需要在以下方面進(jìn)行更深入的探究：

（1）新的氮轉(zhuǎn)化微生物及其生態(tài)環(huán)境功能。微生物是淡水濕地系統(tǒng)氮循環(huán)的主要驅(qū)動(dòng)因素，需要進(jìn)一步加強(qiáng)濕地系統(tǒng)中驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化微生物AOA、AOB、NOB、DNB、Anammox菌、DAMO菌及DNRA菌的系統(tǒng)研究；明確各功能菌群的群落結(jié)構(gòu)、多樣性、豐度和活性，及其與淡水濕地氮循環(huán)、生態(tài)功能和環(huán)境效應(yīng)之間的內(nèi)在規(guī)律。

（2）新型氮轉(zhuǎn)化路徑及其應(yīng)對變化生境條件的響應(yīng)。氣候條件變化和人類活動(dòng)影響會(huì)導(dǎo)致濕地系統(tǒng)水位變化和外源污染輸入等問題，進(jìn)而明顯改變淡水濕地系統(tǒng)的生境因子，影響淡水濕地微生物驅(qū)動(dòng)氮轉(zhuǎn)化途徑、各反應(yīng)速率及協(xié)同過程作用機(jī)制。雖然目前關(guān)于生境因子對單一氮轉(zhuǎn)化過程速率及微生物的群落結(jié)構(gòu)的研究較多，但是更深層次的認(rèn)識(shí)仍然不夠。

（3）N2O的生成途徑、影響因子及調(diào)控機(jī)制。利用分子生物技術(shù)深度分析挖掘淡水濕地系統(tǒng)N2O產(chǎn)生的關(guān)鍵微生物、新的代謝過程和調(diào)控機(jī)制；評估微生物驅(qū)動(dòng)下的各N2O產(chǎn)生過程對淡水濕地系統(tǒng)N2O排放的貢獻(xiàn)，揭示N2O產(chǎn)生的環(huán)境調(diào)控機(jī)制和環(huán)境驅(qū)動(dòng)因子，為減緩全球氣候變化提供科學(xué)依據(jù)；利用生境因子和微生物的數(shù)據(jù)分析，建立N2O排放的預(yù)測模型。

（4）多個(gè)生物脫氮過程的協(xié)同關(guān)系與耦合作用。淡水濕地氮轉(zhuǎn)化或氮去除的很多作用過程可以在同一生境條件下發(fā)生，將多個(gè)作用過程的協(xié)同或競爭關(guān)系整合及其相應(yīng)的調(diào)控機(jī)制需要進(jìn)一步深入探究。同時(shí)，淡水濕地系統(tǒng)微生物驅(qū)動(dòng)下的氮轉(zhuǎn)化過程與碳、磷、硫等循環(huán)過程的偶聯(lián)機(jī)制及生態(tài)學(xué)意義方面的研究仍然需要加強(qiáng)。