2019, Vol. 40
银作为杀菌剂已有100多年的历史[1].现阶段随着纳米技术快速发展, 纳米银颗粒(AgNP)由于高效、作用持久和不易产生耐药性等优良的抗菌特性, 越来越多的研究人员将其应用于涂层、纺织品、个人护理品、食品包装等方面[2, 3].据统计[4], 目前全球对AgNP的消费高达300 t·a-1.预测AgNP在土壤中每年可增加1.2~2.3 ng·kg-1[5].环境中的AgNP颗粒最终通过污水污泥农用、大气沉降、垃圾填埋等方式进入土壤, 对土壤微生物及人类健康产生潜在威胁[6].
土壤微生物是土壤生态系统重要的组成成分, 推动土壤氮、磷、钾等养分循环[7].土壤氮素转化主要由固氮菌、氨化细菌、硝化细菌(亚硝酸细菌和硝酸细菌)、反硝化细菌完成.硝化作用指在微生物驱动下铵态氮被氧化为硝态氮的过程, 是氮素转化的关键环节[8].首先是氨氧化微生物(ammonia-oxidizing microorganisms, AOM)将氨氧化为亚硝态氮, 再由亚硝酸氧化细菌(nitrite oxidizing bacteria, NOB)将亚硝态氮氧化为硝态氮.含有氨单加氧酶(amo)的氨氧化细菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)驱动的氨氧化过程又是硝化作用的限速步骤[9], 氨单加氧酶基因(amoA)常用作检测环境中氨氧化细菌的标记基因[10]. AgNP作为一种有效的杀菌剂, 已有大量研究表明AgNP能对氮转化微生物产生毒害作用.
AgNP抗菌机制研究认为AgNP主要通过释放Ag+并诱导产生活性氧(ROS)对细菌造成伤害[11].由于土壤环境的复杂性, AgNP对土壤微生物的毒害作用是源于自身还是释放的Ag+, 一直存在争议. Yuan等[12]将AgNP暴露于欧洲亚硝化毛杆菌(Nitrosomonas europaea)中, 发现AgNP会引起N. europaea细胞壁破坏, 且抑制包括生物合成、能量产生和与硝化作用有关的重要蛋白质的表达. Liang等[13]将1 mg·L-1的AgNP负载于活性污泥中, 反应器中硝化细菌数量显著减少, 硝化作用降低41%. H nsch等[14]是第一批研究AgNP对土壤微生物及其活动中期影响的课题组之一, 他们观察到随着土壤AgNP浓度的增加, 土壤微生物量显著减少、基础呼吸和代谢系数不断增加.陈铮等[15]发现AgNP对环境中氨氮的转化具有浓度抑制效应, 随着浓度增加, 氨氧化平均速率逐渐降低, 氨氮转化量减少. He等[16]发现0.1、1和10 mg·kg-1浓度下的AgNP使土壤硝化潜力、氨氧化细菌的amoA基因丰度均降低.目前, 关于AgNP对土壤中硝化微生物及氨氧化速率影响机制仍不清楚.
本文针对AgNP的环境暴露, 比较了AgNP(10、50、100 mg·kg-1)和Ag+(1、5、10 mg·kg-1)对土壤硝化细菌数量、土壤酶活性以及氨氧化细菌(AOB)、氨氧化古菌(AOA)amoA基因丰度的影响, 并对AgNP和Ag+暴露下土壤NH4+-N、NO3--N含量、潜在氨氧化速率进行测定, 以期为AgNP的土壤微生物效应及对氮循环影响研究提供支持.
1 材料与方法 1.1 实验材料 1.1.1 供试材料纳米银粉末, 购于南京埃瑞普纳米材料有限公司, 纯度≥99%, 平均粒径(50±5)nm, 比表面积为2.5~15 m2·g-1, 密度为0.25~0.6 g·cm-3, 表面无包被, 其形态和粒径如图 1所示.醋酸银(CH3COOAg, 又名乙酸银), 纯度≥99.5%, 密度为3.26 g·cm-3, 相对分子质量为166.91, CAS号563-63-3, 购自西亚试剂.
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图 1 纳米银TEM和粒径分布 Fig. 1 TEM image and distribution of particle sizes of nanosilver |
土壤均采自安徽合肥, 采样深度为0~20 cm.土样采集后及时拣出可见植物残体、根系及土壤动物, 过20目筛备用.土壤砂粒、黏粒、粉粒测定参见文献[17]的重计法, 土壤阳离子交换量采用乙酸铵法测定, pH用电位法测定.土壤理化性质见表 1.
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表 1 供试土壤的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of experimental soil |
1.2 实验设计
先将土壤样品置于28℃恒温恒湿培养箱中培养7 d.培养结束后, 采用干混法将AgNP和CH3COOAg与少量风干土混合均匀后再加入新鲜过筛土壤, AgNP浓度为10、50和100 mg·kg-1, Ag+剂量是以100 mg·kg-1 AgNP释放的量(1%)为基础, CH3COOAg浓度设为1、5和10 mg·kg-1, 每组处理3个重复.
1.2.1 土壤硝化细菌数量测定AgNP和Ag+暴露7 d后, 采用系列稀释平板培养法对不同剂量AgNP和Ag+暴露下土壤样品进行土壤亚硝酸细菌和硝酸细菌的测定[18].细菌数量根据最确值表(MPN)计算出每克干土的硝化细菌数.
1.2.2 土壤酶活性测定AgNP和Ag+暴露1、7、14和28 d后参见文献[18]测定土壤酶活性.土壤脲酶测定采用苯酚钠-次氯酸钠比色法, 其活性以每克土壤24 h酶解尿素产生铵态氮(NH4+-N)的毫克数来表示; 过氧化氢酶采用高锰酸钾滴定法测定, 其活性以每克土30 min分解H2O2的毫克数表示.
1.2.3 土壤氨氧化细菌(AOB)、氨氧化古菌(AOA)的amoA基因丰度测定称取AgNP和Ag+暴露7 d的土壤0.5 g, 按照Fast DNA SPIN Kit for soil试剂盒进行土壤微生物总DNA的提取, 用amoA、Arch-amoA基因特异引物[19, 20](表 2)对土壤样品中AOB、AOA数量进行定量, 定量PCR反应体系20 μL, 其中2×SYBR Premix Ex Taq TM Ⅱ 10 μL, 上下游引物(10 mol·L-1)各1 μL, DNA模板2 μL, ddH2O 6 μL.反应程序见表 2. PCR标准曲线分别使用AOA和AOB克隆后的质粒作为模板进行实验.
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表 2 实时荧光定量PCR扩增引物及反应条件 Table 2 Primers and PCR conditions used in this study |
1.2.4 AgNP和Ag+对土壤铵态氮转化的影响
土壤预培养7 d后, 按1 g·kg-1干土的比例在土壤中添加(NH4)2SO4(以N计)212 mg·kg-1.于1、7、21、28 d取样测定土壤NH4+-N、NO3--N含量和土壤潜在氨氧化速率.土壤NH4+-N采用靛酚蓝比色法测定[18], 土壤NO3--N采用酚二磺酸比色法测定[18], 土壤潜在氨氧化速率的测定采用基质诱导法[21].
1.3 数据处理与分析本实验数据采用SPSS 18.0进行统计分析, 并对不同处理间的数据用单因素方差分析(ANOVA)和Duncan多重比较进行显著性差异(P < 0.05)检验, 再用Origin 9.0绘图.
2 结果与分析 2.1 AgNP和Ag+对土壤硝化细菌数量的影响硝化细菌包括亚硝酸细菌和硝酸细菌, 在土壤氮循环中承担着将铵态氮向硝态氮转化的作用.不同剂量AgNP和Ag+暴露7 d后, 黄棕壤与水稻土硝化细菌数量均不同程度减少(图 2). 10 mg·kg-1 AgNP处理下黄棕壤亚硝酸细菌和硝酸细菌分别减少15.44%和14.49%, 水稻土亚硝酸细菌和硝酸细菌分别减少20.56%和19.37%.随着AgNP剂量的增加, 2种土壤硝化细菌数量显著降低. 100 mg·kg-1 AgNP处理下黄棕壤亚硝酸细菌和硝酸细菌分别减少67.22%和39.96%, 水稻土亚硝酸细菌和硝酸细菌分别减少40.22%和35.11%. Ag+处理下土壤硝化细菌数量降低幅度小于AgNP处理组, 10 mg·kg-1Ag+处理下黄棕壤亚硝酸细菌和硝酸细菌分别减少43.94%和35.82%, 水稻土亚硝酸细菌和硝酸细菌分别减少24.44%和33.90%.
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图 2 不同剂量纳米银和银离子处理土壤硝化细菌数量变化 Fig. 2 Variation of nitrobacteria in soil treated with different contents of AgNP and Ag+ |
随着培养时间的延长, 无银对照组中土壤脲酶活性先增加后降低, 过氧化氢酶活性不断降低, AgNP和Ag+处理下土壤氮转化酶活性变化如图 3所示.培养初期(1 d), AgNP对土壤脲酶活性影响不大.培养7 d时土壤脲酶活性整体增强, AgNP开始对脲酶活性产生抑制.培养14 d时不同剂量AgNP对土壤脲酶活性的抑制作用最强, 对黄棕壤和水稻土脲酶活性的抑制率分别为15.79%~38.82%和3.01%~49.40%. Ag+毒性在7 d后随着时间延长减弱, 其中10 mg·kg-1 Ag+对黄棕壤脲酶活性的抑制率从第7 d的43.60%降到28d的13.22%, 对水稻土脲酶活性的抑制率从第7 d的55.56%降到28 d的20.92%.
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图 3 不同剂量纳米银和银离子处理土壤酶活性变化 Fig. 3 Changes of enzyme activity in soil treated with different contents of AgNP and Ag+ |
过氧化氢酶与土壤微生物的活动密切相关, 反映了土壤微生物的活动强度.整体上过氧化氢酶对AgNP的响应比脲酶低, 其活性随着时间延长减弱.在培养初期(1 d)AgNP对土壤过氧化氢酶活性影响不大.随着培养时间的延长, AgNP的抑制作用略有增强, 但只在高剂量(100 mg·kg-1)下有变化. 100 mg·kg-1 AgNP暴露7 d后黄棕壤过氧化氢酶活性降低13.00%, 14 d后降低到21.17%并维持在这一水平.不同剂量Ag+暴露7 d对黄棕壤过氧化氢酶的抑制最强, 抑制率为8.30%~26.71%, 暴露28 d后抑制率只有1.64%~6.15%.不同剂量AgNP和Ag+对水稻土过氧化氢酶活性几乎没影响.
总体上, AgNP和Ag+对土壤脲酶、过氧化氢酶活性均产生了影响, 且影响程度与土壤类型及剂量有关.
2.3 AgNP和Ag+对土壤AOB、AOA的amoA丰度的影响氨氧化微生物主要由氨氧化细菌(AOB)和氨氧化古菌(AOA)组成.不同剂量AgNP和Ag+暴露7 d后黄棕壤和水稻土AOB、AOA的amoA丰度均不同程度降低(图 4).黄棕壤AOB的amoA丰度明显高于水稻土, AOA的amoA丰度与水稻土差不多, 这可能与黄棕壤富含有机质, 能为AOB提供更好的生长环境有关.随着AgNP暴露剂量的增加, 黄棕壤AOB丰度降低7.27%~58.18%, AOA丰度降低4.55%~54.55%, 水稻土AOB丰度降低14.29%~45.71%, AOA丰度降低12.00%~36.00%. AgNP对黄棕壤AOB的amoA丰度的影响大于水稻土, 对AOB的影响大于AOA, 且影响程度与AgNP的剂量呈正相关. Ag+对2种土壤AOB、AOA的amoA丰度的影响趋势与AgNP相似, 具有明显浓度抑制效应, 但Ag+对两种土壤AOB和AOA amoA丰度的影响程度比AgNP小. 10 mg·kg-1 Ag+处理下, 黄棕壤AOB和AOA的amoA丰度分别降低40.00%和22.73%, 水稻土AOB和AOA的amoA丰度分别降低28.57%和24.00%. 1 mg·kg-1 Ag+处理下黄棕壤AOB的amoA丰度有轻微的增加, 说明Ag+对土壤氨氧化微生物的影响与其暴露剂量相关, 只有达到一定的浓度才会产生显著影响.
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图 4 不同剂量纳米银和银离子处理土壤amoA基因丰度变化 Fig. 4 Variation of amoA gene abundances in soil treated with different contents of AgNP and Ag+ |
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图 5 不同纳米银和银离子处理下土壤NH4+-N变化 Fig. 5 Changes of NH4+-N in soil treated with different contents of AgNP and Ag+ |
为探究AgNP和Ag+对土壤铵态氮转化的影响, 采用外源添加(NH4)2SO4的形式, 以土壤NH4+-N和NO3--N含量为指标, 对AgNP和Ag+暴露1、7、21、28 d铵态氮转化能力进行测定. AgNP和Ag+对2种土壤NH4+-N含量的影响如图 5所示.随着培养时间延长, 无银对照组中外源铵态氮由于向硝态氮转化含量逐渐降低. AgNP和Ag+处理组中铵态氮转化过程受阻, 随着AgNP和Ag+剂量增加氨氧化过程减弱.培养1 d时, AgNP和Ag+处理下2种土壤铵态氮转化受到轻度抑制.培养7 d时, 不同剂量AgNP处理下黄棕壤和水稻土中NH4+-N含量分别高出对照组36.11%~75.19%和2.98%~33.13%.随着培养时间的延长, 氨氧化过程减弱更加显著.培养28 d时, 不同剂量AgNP处理下黄棕壤和水稻土中NH4+-N分别高出对照组521.95%~2328.05%和258.20%~651.64%.不同剂量Ag+处理下对土壤铵态氮转化的影响程度比AgNP轻, 但随着时间延长抑制作用不断加强, 培养28 d时黄棕壤和水稻土中NH4+-N含量分别高出对照组384.15%~898.78%和205.74%~338.52%.
2.4.2 AgNP和Ag+对土壤NO3--N含量的影响在无银对照组中, 外源铵态氮向硝态氮转化, 土壤中硝态氮含量随培养时间延长逐渐增多. AgNP和Ag+使土壤铵态氮转化过程受阻, NO3--N含量减少(图 6). AgNP和Ag+对NO3--N含量的影响也是在培养第7 d开始出现, 处理组NO3--N含量均低于对照组, 且随着AgNP和Ag+剂量的增加, 抑制效果更明显.不同剂量AgNP暴露7 d后, 黄棕壤和水稻土中NO3--N含量分别低于对照组26.71%~29.44%和8.17%~20.60%.随着培养时间的延长, AgNP的影响逐渐增强, 28 d时黄棕壤和水稻土中NO3--N含量分别低于对照组9.11%~33.40%和7.18%~28.16%. Ag+处理下对土壤NO3--N含量影响小于AgNP, 不同剂量Ag+暴露7 d后黄棕壤和水稻土中NO3--N含量分别低于对照组12.09%~26.93%和14.30%~27.76%.随着时间延长, Ag+的影响逐渐减小, 培养28 d后不同剂量Ag+处理下黄棕壤和水稻土中NO3--N含量分别低于对照组2.94%~13.84%和5.32%~16.14%.
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图 6 不同纳米银和银离子处理下土壤NO3--N变化 Fig. 6 Changes of NO3--N in soil treated with different contents of AgNP and Ag+ |
土壤潜在氨氧化速率通常采用短期实验测定NO2-含量的方式表示, AgNP和Ag+暴露下土壤潜在氨氧化速率变化如图 7所示.无银对照组中, 外源添加(NH4)2SO4土壤中氨氧化速率随培养时间先增加后降低.低剂量AgNP(10 mg·kg-1)和Ag+(1 mg·kg-1)处理对2种土壤潜在氨氧化速率影响不大, 可能此暴露浓度还在土壤氨氧化细菌的耐受范围内, 中高剂量AgNP和Ag+使土壤潜在氨氧化速率显著降低. 50 mg·kg-1和100 mg·kg-1 AgNP暴露1 d后黄棕潜在氨氧化速率与对照组相比分别抑制49.23%和67.69%.中高剂量AgNP对水稻土潜在氨氧化速率的抑制在21 d达到最大, 抑制率分别为47.62%和49.38%. Ag+对黄棕壤潜在氨氧化速率的影响随着培养时间先增强后降低, 其中10 mg·kg-1 Ag+抑制率从1 d的36.92%提高到21 d的69.53%, 后降为28 d的59.81%. Ag+对水稻土潜在氨氧化速率的抑制在培养1 d时最大, 随后逐渐减小.整体上水稻土潜在氨氧化速率比黄棕壤低, 且受AgNP的影响比Ag+强. AgNP和Ag+对土壤潜在氨氧化速率的影响较大, 土壤氨氧化过程对AgNP非常敏感.
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图 7 不同剂量纳米银和银离子处理土壤土壤潜在氨氧化速率变化 Fig. 7 Changes of potential ammonia oxidation rates in soil treated with different contents of AgNP and Ag+ |
硝化过程是土壤氮素循环的限速步骤和中心环节, 硝化微生物及硝化作用常被用来评估土壤重金属污染[22].由于含AgNP产品的广泛使用, 其暴露于土壤环境中的生态风险不容忽视.本研究表明AgNP和Ag+暴露后, 黄棕壤和水稻土硝化细菌数量显著减少, AOB、AOA的amoA基因丰度下降, 且对AOB的amoA基因丰度影响强于AOA. Yang等[23]发现AgNP对活性污泥中的微生物群落组成产生了负面影响, 特别是对硝化细菌的抑制尤为明显. Asadishad等[24]和Samarajeewa等[25]同样发现AgNP对土壤硝化细菌产生毒害作用. Beddow等[26]在河口沉积物发现50 mg·kg-1的AgNP能显著性降低AOB的amoA基因丰度, 但对AOA的amoA基因丰度的影响并不明显. Choi等[27]的研究发现, AgNP对污水处理中AOB呈现出毒性作用, 抑制了污水处理能力. He等[16]的研究发现, 经过AgNP处理30 d后, 土壤amoA基因丰度下降了40%.水稻土硝化细菌对AgNP和Ag+的响应要低于黄棕壤, 这可能是由于土壤理化性质对AgNP的毒性产生了影响, 黄棕壤比水稻土的pH值低, 酸性土壤表面的电负性低, 对带负电荷的AgNP静电排斥力更小[28], 易与AgNP结合, 从而降低AgNP在土壤中的迁移, 使其毒性作用更持久. Schlich等[21]也认为AgNP的毒性与土壤的理化性质密切相关, 其毒性随着土壤pH值的增加而下降.
AgNP和Ag+剂量越高, 对土壤酶活性的抑制程度越大. Shin等[29]发现脲酶活性受AgNP影响较大, 1 mg·kg-1 AgNP使脲酶活性降低, 1000 mg·kg-1时活性抑制高达90%.王秋双等[30]的研究显示, AgNP处理显著抑制土壤脲酶、脱氢酶活性, 对土壤过氧化氢酶与磷酸酶活性基本无影响.土壤脲酶受AgNP和Ag+的影响比过氧化氢酶大, 这可能由于脲酶本身的高敏感性所致.
AgNP和Ag+对土壤硝化微生物特别是氨氧化微生物产生毒害作用, 导致在外源添加(NH4)2SO4的情况下, 土壤中氨氧化过程减弱, 铵态氮含量积累、硝态氮含量减少, 土壤潜在氨氧化速率降低, 铵态氮转化过程受阻, 且具有明显的浓度抑制效应. Gu等[31]也发现高剂量AgNP能对氨氧化过程产生更强的抑制. Beddow等[26]发现在河口沉积物中, AgNP能显著降低潜在氨氧化速率, 特别是随时间累积AgNP在高浓度的情况下. Grün等[32]发现0.01 mg·kg-1的AgNP在土壤中暴露1 a过后, 氨氧化过程受到显著抑制. Giao等[33]发现在序列间歇式反应器中AgNP浓度从0.25 mg·L-1提高到10.00 mg·L-1, 氨氧化速率降低了4%~50%.
关于AgNP对土壤微生物的毒性机制一直存在争议, 有的学者认为是其释放的Ag+的作用, 也有的认为主要是AgNP自身的原因. Giao等[34]发现1~100 mg·L-1的AgNP对氨氧化速率的抑制率为45%~74%, 而0.05~0.5 mg·L-1 Ag+对氨氧化速率的抑制为59%~94%, AgNP对氨氧化过程产生抑制作用主要是来源于释放的Ag+. Yuan等[12]发现AgNP对氨氧化细菌及其氨氧化作用的抑制是由于AgNP本身, 而非溶解的Ag+造成的. Liang等[13]也发现, 从AgNP中溶解的Ag+对氨氧化微生物的影响并不显著, 主要是AgNP自身的作用.本文研究发现Ag+对土壤硝化微生物及其氨氧化速率造成了影响, 但影响程度比AgNP低, AgNP的毒性部分来自释放的Ag+, 部分由于本身的特异抗菌性[35].
虽然本文关于AgNP和Ag+在不同土壤中对硝化微生物特别是氨氧化微生物的毒性作用及对氨氧化速率的影响进行了探讨, 并发现AgNP主要是抑制了氨氧化微生物的活性从而导致土壤铵态氮转化受阻, 但是关于AgNP在土壤环境中的风险及影响机制尚不清楚, 还有待进一步地研究.
4 结论(1) AgNP和Ag+暴露下, 黄棕壤和水稻土的亚硝酸细菌和硝酸细菌的数量显著降低; AOB、AOA的amoA基因丰度均下降. AgNP和Ag+暴露剂量越高, 对土壤硝化微生物特别是氨氧化细菌的毒害作用越大, 且影响程度与土壤类型有关.
(2) AgNP和Ag+剂量越高, 对土壤酶活性的抑制越大, 对脲酶的影响强于过氧化氢酶.
(3) AgNP和Ag+导致外源添加氨氮的土壤中氨氧化过程减弱, 铵态氮含量积累, 硝态氮含量减少, 土壤潜在氨氧化速率降低, 铵态氮转化过程受阻.
| [1] | Nowack B, Krug H F, Height M. 120 years of nanosilver history:implications for policy makers[J]. Environmental Science & Technology, 2011, 45(4): 1177-1183. |
| [2] | Reidy B, Haase A, Luch A, et al. Mechanisms of silver nanoparticle release, transformation and toxicity:a critical review of current knowledge and recommendations for future studies and applications[J]. Materials, 2013, 6(6): 2295-2350. DOI:10.3390/ma6062295 |
| [3] | Kora A J, Rastogi L. Enhancement of antibacterial activity of capped silver nanoparticles in combination with antibiotics, on model gram-negative and gram-positive bacteria[J]. Bioinorganic Chemistry and Applications, 2013, 2013: 871097. |
| [4] | McGillicuddy E, Murray I, Kavanagh S, et al. Silver nanoparticles in the environment:sources, detection and ecotoxicology[J]. Science of the Total Environment, 2017, 575: 231-246. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.10.041 |
| [5] | Sun T Y, Gottschalk F, Hungerbühler K, et al. Comprehensive probabilistic modelling of environmental emissions of engineered nanomaterials[J]. Environmental Pollution, 2014, 185: 69-76. DOI:10.1016/j.envpol.2013.10.004 |
| [6] | Suresh A K, Pelletier D A, Doktycz M J. Relating nanomaterial properties and microbial toxicity[J]. Nanoscale, 2012, 5(2): 463-474. |
| [7] | Riah-Anglet W, Trinsoutrot-Gattin I, Martin-Laurent F, et al. Soil microbial community structure and function relationships:A heat stress experiment[J]. Applied Soil Ecology, 2015, 86: 121-130. DOI:10.1016/j.apsoil.2014.10.001 |
| [8] | Ke X B, Angel R, Lu Y H, et al. Niche differentiation of ammonia oxidizers and nitrite oxidizers in rice paddy soil[J]. Environmental Microbiology, 2013, 15(8): 2275-2292. DOI:10.1111/emi.2013.15.issue-8 |
| [9] | Puthiya Veettil V, Abdulaziz A, Chekidhenkuzhiyil J, et al. Bacterial domination over archaea in ammonia oxidation in a Monsoon-Driven tropical estuary[J]. Microbial Ecology, 2015, 69(3): 544-553. DOI:10.1007/s00248-014-0519-x |
| [10] |
李虎, 黄福义, 苏建强, 等. 浙江省瓯江氨氧化古菌和氨氧化细菌分布及多样性特征[J]. 环境科学, 2015, 36(12): 4659-4666. Li H, Huang F Y, Su J Q, et al. Distribution and diversity of ammonium-oxidizing archaea and ammonium-oxidizing bacteria in surface sediments of Oujiang River[J]. Environmental Science, 2015, 36(12): 4659-4666. |
| [11] | Tian X, Jiang X M, Welch C, et al. Bactericidal effects of silver nanoparticles on Lactobacilli and the underlying mechanism[J]. ACS Applied Materials & Interfaces, 2018, 10(10): 8443-8450. |
| [12] | Yuan Z H, Li J W, Cui L, et al. Interaction of silver nanoparticles with pure nitrifying bacteria[J]. Chemosphere, 2013, 90(4): 1404-1411. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.08.032 |
| [13] | Liang Z H, Das A, Hu Z Q. Bacterial response to a shock load of nanosilver in an activated sludge treatment system[J]. Water Research, 2010, 44(18): 5432-5438. DOI:10.1016/j.watres.2010.06.060 |
| [14] | Hänsch M, Emmerling C. Effects of silver nanoparticles on the microbiota and enzyme activity in soil[J]. Journal of Plant Nutrition and Soil Science, 2010, 173(4): 554-558. DOI:10.1002/jpln.200900358 |
| [15] |
陈铮, 罗专溪, 邱昭政, 等. 纳米金、银对氨氧化细菌及其氨氧化作用的影响[J]. 中国环境科学, 2014, 34(3): 705-712. Chen Z, Luo Z X, Qiu Z Z, et al. Effects of silver and gold nanoparticles on ammonia-oxidizing bacteria and its ammoxidation[J]. China Environmental Science, 2014, 34(3): 705-712. |
| [16] | He S Y, Feng Y Z, Ni J, et al. Different responses of soil microbial metabolic activity to silver and iron oxide nanoparticles[J]. Chemosphere, 2016, 147: 195-202. DOI:10.1016/j.chemosphere.2015.12.055 |
| [17] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. |
| [18] | 李振高, 骆永明, 滕应. 土壤与环境微生物研究法[M]. 北京: 科学出版社, 2008. |
| [19] | Rotthauwe J H, Witzel K P, Liesack W. The ammonia monooxygenase structural gene amoA as a functional marker:molecular fine-scale analysis of natural ammonia-oxidizing populations[J]. Applied and Environmental Microbiology, 1997, 63(12): 4704-4712. |
| [20] | Francis C A, Roberts K J, Beman J M, et al. Ubiquity and diversity of ammonia-oxidizing archaea in water columns and sediments of the ocean[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2005, 102(41): 14683-14688. DOI:10.1073/pnas.0506625102 |
| [21] | Schlich K, Hund-Rinke K. Influence of soil properties on the effect of silver nanomaterials on microbial activity in five soils[J]. Environmental Pollution, 2015, 196: 321-330. DOI:10.1016/j.envpol.2014.10.021 |
| [22] | Broos K, Mertens J, Smolders E. Toxicity of heavy metals in soil assessed with various soil microbial and plant growth assays:a comparative study[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2005, 24(3): 634-640. DOI:10.1897/04-036R.1 |
| [23] | Yang Y, Quensen J, Mathieu J, et al. Pyrosequencing reveals higher impact of silver nanoparticles than Ag+ on the microbial community structure of activated sludge[J]. Water Research, 2014, 48: 317-325. DOI:10.1016/j.watres.2013.09.046 |
| [24] | Asadishad B, Chahal S, Akbari A, et al. Amendment of agricultural soil with metal nanoparticles:effects on soil enzyme activity and microbial community composition[J]. Environmental Science & Technology, 2018, 52(4): 1908-1918. |
| [25] | Samarajeewa A D, Velicogna J R, Princz J I, et al. Effect of silver nano-particles on soil microbial growth, activity and community diversity in a sandy loam soil[J]. Environmental Pollution, 2017, 220: 504-513. DOI:10.1016/j.envpol.2016.09.094 |
| [26] | Beddow J, Stolpe B, Cole P A, et al. Nanosilver inhibits nitrification and reduces ammonia-oxidising bacterial but not archaeal amoA gene abundance in estuarine sediments[J]. Environmental Microbiology, 2017, 19(2): 500-510. DOI:10.1111/emi.2017.19.issue-2 |
| [27] | Choi O, Hu H Q. Size dependent and reactive oxygen species related nanosilver toxicity to nitrifying bacteria[J]. Environmental Science & Technology, 2008, 42(12): 4583-4588. |
| [28] |
杜欢, 王玉军, 李程程, 等. 纳米Ag在四种不同性质土壤上的吸附行为研究[J]. 农业环境科学学报, 2015, 34(6): 1069-1075. Du H, Wang Y J, Li C C, et al. Sorption of silver nanoparticles on four soils with different characteristics[J]. Journal of Agro-Environment Science, 2015, 34(6): 1069-1075. |
| [29] | Shin Y J, Kwak J I, An Y J. Evidence for the inhibitory effects of silver nanoparticles on the activities of soil exoenzymes[J]. Chemosphere, 2012, 88(4): 524-529. DOI:10.1016/j.chemosphere.2012.03.010 |
| [30] |
王秋双, 戚兴超, 申天琳, 等. 纳米银与石墨烯对土壤微生物及土壤酶的影响[J]. 环境科学学报, 2017, 37(8): 3149-3157. Wang Q S, Qi X C, Shen T L, et al. Effect of silver nanoparticles and graphene on soil microorganisms and enzyme activities[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2017, 37(8): 3149-3157. |
| [31] | Gu L G, Li Q L, Quan X C, et al. Comparison of nanosilver removal by flocculent and granular sludge and short-and long-term inhibition impacts[J]. Water Research, 2014, 58: 62-70. DOI:10.1016/j.watres.2014.03.028 |
| [32] | Grün A L, Emmerling C. Long-term effects of environmentally relevant concentrations of silver nanoparticles on major soil bacterial phyla of a loamy soil[J]. Environmental Sciences Europe, 2018, 30: 31. DOI:10.1186/s12302-018-0160-2 |
| [33] | Giao N T, Limpiyakorn T, Siripattanakul-Ratpukdi S. Inhibition kinetics of ammonia oxidation influenced by silver nanoparticles[J]. Water, Air, & Soil Pollution, 2012, 223(8): 5197-5203. |
| [34] | Giao N T, Limpiyakorn T, Kunapongkiti P, et al. Influence of silver nanoparticles and liberated silver ions on nitrifying sludge:ammonia oxidation inhibitory kinetics and mechanism[J]. Environmental Science and Pollution Research, 2017, 24(10): 9229-9240. DOI:10.1007/s11356-017-8561-0 |
| [35] | Wang J, Shu K H, Zhang L, et al. Effects of silver nanoparticles on soil microbial communities and bacterial nitrification in suburban vegetable soils[J]. Pedosphere, 2017, 27(3): 482-490. DOI:10.1016/S1002-0160(17)60344-8 |