, 陈钰1, 郑毅1, 林少颖2, 许旭萍1, 王晓彤1
, 王维奇2,31. 福建师范大学生命科学学院, 福州 350108;
2. 福建师范大学地理研究所, 福州 350007;
3. 福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室, 福州 350007
收稿日期: 2020-09-16; 修回日期: 2020-10-12
基金项目: 国家自然科学基金（No.42077086）；福建省高校****科研人才培育计划2017
作者简介: 周雅心(1995-), 女, E-mail: 18750784772@163.com
通讯作者（责任作者）: 许旭萍, E-mail: xuping@fjnu.edu.cn
王维奇, E-mail: wangweiqi@fjnu.edu.cn
摘要：以我国黄河口碱蓬湿地、九龙江口桐花树湿地、东寨港木榄湿地为研究样地，借助高通量测序技术探究这3个典型滨海湿地转变为养殖塘前、后土壤细菌多样性及群落结构的变化.结果表明：①天然湿地转变为养殖塘后，土壤细菌群落多样性与丰富度均有所下降；②天然湿地转变为养殖塘未显著改变细菌门水平群落组成，湿地优势细菌门主要为变形菌门（Proteobacteria）、绿弯菌门（Chloroflexi）、拟杆菌门（Bacteroidetes）、酸杆菌门（Acidobacteria）、厚壁菌门（Firmicutes）；③天然湿地转变为养殖塘改变了土壤优势细菌属，九龙江口和东寨港湿地转变后，寡养单胞菌属（Stenotrophomonas）相对丰度均有所升高，东寨港湿地转变后土壤中假单胞菌属（Pseudomonas）相对丰度也有所增加，并新增了气单胞菌属（Aeromonas）；4环境因子对湿地土壤细菌相对丰度有显著影响，寡养单胞菌属（Stenotrophomonas）与含水量呈显著负相关（p < 0.05），与容重和pH呈显著正相关（p < 0.01）；Sulfurimonas、Woeseia等细菌属与土壤容重呈显著负相关（p < 0.01）.由此可见，湿地围垦养殖对土壤微环境产生了较大影响，养殖户在进行养殖作业时需格外注重生态环境的健康与可持续发展.
关键词：滨海湿地湿地转变养殖塘细菌多样性群落结构
Effect of China's typical coastal wetlands conversion into aquaculture pond on the soil bacterial diversity and community structure
ZHOU Yaxin1
, CHEN Yu1, ZHENG Yi1, LIN Shaoying2, XU Xuping1, WANG Xiaotong1, WANG Weiqi2,31. College of Life Science, Fujian Normal University, Fuzhou 350108;
2. Institute of Geography, Fujian Normal University, Fuzhou 350007;
3. Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process of Ministry of Education, Fujian Normal University, Fuzhou 350007
Received 16 September 2020; received in revised from 12 October 2020;
Abstract: In this study,Suaeda salsa wetland in the Yellow River Estuary,Aegiceras coniculatum wetland in Jiulong River Estuary,and Bruguiera gymnorrhiza wetland in Dongzhai Port were used as the research sample sites. High-throughput sequencing technology was used to explore the changes in soil bacterial diversity and community structure before and after the conversion of these three typical coastal wetlands into aquaculture ponds. The results showed that: ①After the conversion of natural wetlands into aquaculture ponds,the diversity and abundance of soil bacterial communities had declined. ②The conversion of natural wetlands into aquaculture ponds did not significantly change the community composition of the bacterial phyla. The main phyla of dominant in wetlands were: Proteobacteria,Chloroflexi,Bacteroidetes,Acidobacteria,Firmicutes. ③The conversion of natural wetlands to aquaculture ponds changed the dominant bacterial genera in the soil. After the conversion of Jiulong River Estuary and Dongzhai Port wetlands,the relative abundance of Stenotrophomonas increased. The conversion of Dongzhai Port wetlands increased the relative abundance of Pseudomonas in the soil and added Aeromonas. 4Environmental factors had a significant impact on the relative abundance of wetlands soil bacteria. Stenotrophomonas had significantly negative correlation with water content (p < 0.05),and significantly positive correlation with bulk density and pH(p < 0.01); Sulfurimonas,Woeseia and other bacterial genera had significantly negative correlation with soil bulk density (p < 0.01). It can be seen that the reclamation of wetlands into aquaculture ponds had a greater impact on the soil microenvironment,and farmers need to pay special attention to the healthy and sustainable development of the ecological environment when conducting breeding operations.
Keywords: coastal wetlandswetland transformationaquaculture pondbacteriadiversitycommunity structure
1 引言(Introduction)湿地作为一种特殊的生境, 覆盖面积虽仅为陆地面积的5%~8%, 却赋予了全球20%已知生物的生存环境(习盼等, 2020), 同时兼具陆生生态系统与水生生态系统的双重特性, 在物质生产、环境净化、防风固堤、造陆建设与碳素封存等方面有着无可替代的价值(Barbier et al., 2008).然而近几十年, 由于受到人类活动干扰、自然环境改变或两者共同影响, 天然湿地面积大幅消亡, 湿地生态系统功能受损严重.有研究表明, 土地利用变化等人为活动引起的碳释放对大气CO2浓度升高的贡献仅次于化石燃料使用, 约占总碳排放量的33%, 可能导致湿地生态系统从碳汇变为碳源, 加剧温室效应(汪艳林等, 2008).其中, 将湿地围垦以发展养殖业是土地利用类型转变的主要形式之一, 已成为我国沿海区域一个重要的生态环境问题(陈桂香等, 2017).
围垦养殖改变了原有的生境条件, 迫使天然湿地转变为人工湿地, 人为干扰程度加大, 必然会影响土壤理化性质、养分条件和气体状况等环境因素, 进而导致土壤微生物多样性与群落结构发生改变.研究发现, 湿地不同土地利用类型会显著影响土壤微生物群落特征(张爱娣等, 2020；张拓等, 2020), 如王娜等(2019)对三江平原湿地研究发现, 湿地开垦后土壤pH、含水率及养分发生改变从而导致土壤微生物群落结构有所差异.还有研究表明, 由于湿地管理措施、施肥条件等人为因素差异也会引起土壤性质、营养状况等条件变化进而影响土壤微生物群落结构(Wang et al., 2009).在湿地生态系统中, 土壤微生物扮演着重要角色(Lv et al., 2014), 它能够通过多种代谢活动产生能量, 分解有机质, 对土壤发育、肥力演变、物质循环(Lienhard et al., 2013)和生态修复(Prasse et al., 2015)等过程有着重要贡献.土壤细菌作为土壤微生物的重要组成部分, 数量最多, 繁殖周期短, 能够快速分解进入土壤的物质, 是土壤生物学性状的最佳表征者(Kennedy, 1999).目前, 探究湿地围垦养殖如何影响土壤碳、氮、磷组分与甲烷排放的报道较多, 且主要以福建闽江口湿地为研究对象(曾从盛等, 2008；2009；钟春棋等, 2010), 但跨区域、较大尺度地比较天然湿地转变为养殖塘后土壤理化性质、细菌多样性及群落结构变化的研究鲜见报道.
山东黄河口湿地是中国暖温带最广阔、最典型的新生湿地生态系统, 也是国际上许多濒危鸟类迁徙、越冬重要的中转站和繁殖场所(Li et al., 2011; Li et al., 2013).福建九龙江湿地是亚热带东南沿海区域重要的滨海潮汐湿地, 也是我国列入红树林保护区的重要典型湿地(余小青等, 2012).海南东寨港湿地是我国热带典型的湿地生态系统, 东寨港国家级自然保护区为我国首个建立的红树林自然保护区, 于1992年被收入《国际重要湿地名录》(邱明红等, 2014).因此, 本研究以黄河口(温带)、九龙江口(亚热带)、东寨港(热带)这3个典型滨海湿地为研究对象, 通过Illumina高通量测序技术对湿地转变为养殖塘前、后细菌多样性、相对丰度及群落结构组成等进行分析比较, 探究湿地围垦养殖背景下土壤细菌群落特征的响应, 丰富滨海湿地土壤生物学领域的基础研究, 以期为合理应用与管理湿地资源, 实现环境友好型社会, 维持湿地生态系统多项服务功能提供理论参考.
2 研究区与研究方法(Study area and methods)2.1 研究区本研究选取我国温带、亚热带及热带气候下的典型滨海湿地作为研究区, 分别是山东黄河三角洲国家级自然保护区(以下简称黄河口)、福建九龙江口红树林省级自然保护区(以下简称为九龙江口)、海南东寨港国家级自然保护区(以下简称为东寨港), 对研究区内天然湿地及由其转变成养殖塘表层(0~15 cm)土壤进行研究.
黄河口位于山东省东营市垦利区黄河口镇(37°40′~38°10′ N, 118°41′~119°16′ E), 属暖温带大陆性季风气候, 年均气温为12.88 ℃, 年均降水量为537.3 mm(He et al., 2009), 土壤主要类型为盐土和潮土, 盐渍化程度较重(Yu et al., 2016), 植被类型以盐地碱蓬(Suaeda salsa)和芦苇(Phragmites australis)为主(孙万龙等, 2010；Huang et al., 2012).自1992年以来, 黄河口天然湿地大面积转变为盐田与养殖塘, 在实现高经济收益的同时也导致湿地生物多样性下降, 湿地生态体系脆弱化(孙晓宇等2011；靳宇弯等, 2015).九龙江口位于福建厦门龙海市浮宫镇草铺头村(24°23′33″~24°27′38″N, 117°54′11″~117°56′02″E), 属南亚热带海洋性季风气候, 年均气温为21 ℃, 年均降水量为1371 mm(金亮等, 2013a；2013b), 优势植被类型为秋茄(Kandelia candel)、桐花树(Aegiceras coniculatum)等红树林种.1988—2009年, 约60%的红树林湿地向养殖塘、城镇建设等人工湿地和建筑用地转化, 湿地景观与生态系统破碎和退化程度加剧(周小成等, 2012).东寨港红树林自然保护区位于海口市美兰区东部(19°51′~20°01′N, 110°32′~110°55′E), 属热带季风海洋性气候, 年均气温为23.3 ℃, 年均降水量为1676.4 mm, 主要植被类型有木榄(Bruguiera gymnorrhiza)、海莲(Bruguiera sexangula)、桐花树(Aegeceras corniculatum)等红树林种(吴瑞等, 2013).自20世纪60年代以来, 区内天然红树林面积约锐减50%, 以80年代末的围塘养殖活动影响最甚(邱明红等, 2014), 其中, 2002—2013年间养殖塘面积增长2.8×106 m2, 净增长率为20.34%, 净增长面积最多(李儒等, 2017).这些区域为开展滨海湿地转变为养殖塘对土壤细菌多样性及群落结构的影响研究提供了理想的研究样地.
2.2 样品采集根据样地布设、样品采集的典型性和代表性原则, 结合野外调查与文献查阅, 本研究于2018年10—12月, 以温带黄河口、亚热带九龙江口、热带东寨港典型滨海湿地为研究区, 使用小型采土器采集各研究区内典型天然湿地及由其转变为养殖塘的表层(0~15 cm)土壤, 每个样点取3个重复, 剔除土壤中的杂质和根, 装入冰盒, 带回实验室, 置于-20 ℃冰箱中保存备用.
2.3 土壤理化指标的测定采用烘干称重法测定土壤含水量(鲁如坤, 1999), 环刀法测定土壤容重(鲁如坤, 1999), 电导仪(2265FS, 美国)测定土壤电导率, pH计(Starter 300, 美国)测定土壤酸碱度.
2.4 土壤细菌群落多样性及结构分析采用Illumina HiSeq高通量测序技术对湿地土壤样品细菌多样性及群落结构进行测定分析.
2.4.1 土壤微生物基因组DNA的提取与PCR扩增使用SanPrep柱式质粒小量抽提试剂盒对样品的基因组DNA进行提取.细菌PCR扩增引物为341F(CCTAYGGGRBGCASCAG)和806R(GGACTACNNGGGTATCTAAT).
2.4.2 PCR产物的混样与纯化根据PCR产物浓度进行等量混样, 充分混匀后使用1×TAE浓度2%的琼脂糖凝胶电泳纯化PCR产物, 切割目的条带, SanPrep柱式DNA胶回收试剂盒进行回收.
2.4.3 文库构建和上机测序使用TruSeq? DNA PCR-Free Sample paration Kit建库试剂盒进行文库构建, 进而通过Qubit、Q-PCR定量, 合格后使用HiSeq2500PE250上机测序.
2.5 数据处理应用Excel 2016和SPSS 23.0统计分析软件对测定数据进行整理.采用Excel 2016计算原始实验数据的均值、标准差, 运用SPSS 23.0中的单因素方差分析对各组土壤样品的细菌相对丰度与物种多样性等进行显著性差异检验, 使用Origin 8.6软件进行图像绘制.
3 结果分析(Results and analysis)3.1 典型滨海湿地转变为养殖塘对土壤理化性质的影响由表 1可知, 天然湿地转变为养殖塘对土壤含水量、容重、电导率、pH存在一定程度的影响.具体表现为黄河口碱蓬湿地转变为养殖塘后土壤含水量显著升高(p < 0.05), 容重和电导率显著降低(p < 0.05)；九龙江口桐花树湿地转变为养殖塘后土壤含水量和电导率显著下降(p < 0.05), 容重显著增加(p < 0.05)；东寨港木榄湿地转变为养殖塘后土壤容重和pH显著升高(p < 0.05), 电导率显著降低(p < 0.05).
表 1(Table 1)
| 表 1 湿地转变为养殖塘后土壤理化性质变化 Table 1 Changes of soil physical and chemical properties after wetland convertion into aquaculture pond | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 1 湿地转变为养殖塘后土壤理化性质变化 Table 1 Changes of soil physical and chemical properties after wetland convertion into aquaculture pond
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3.2 典型滨海湿地转变为养殖塘对土壤细菌多样性的影响如表 2所示, 以97%相似度划分后得到的细菌有效OTU数目分别为黄河口碱蓬湿地202个、黄河口养殖塘170个、九龙江口桐花树湿地1178个、九龙江口养殖塘1159个、东寨港木榄湿地1382个、东寨港养殖塘979个.由此可知, 天然湿地转变为养殖塘后土壤中检测到的有效OTU数目减少, 表明转变后湿地土壤细菌多样性在一定程度上有所下降.表 2中各样本文库覆盖率均大于99%, 说明土壤样品中被检测到的基因序列概率较高, 此次测序结果能够真实地反映湿地土壤细菌群落组成的情况.Shannon指数在生态学中常用来评估样品群落组织水平, 包括物种丰富度和均匀度, 其数值越大, 表明土壤细菌群落多样性越高.可以看出, 黄河口碱蓬湿地、九龙江口桐花树湿地、东寨港木榄湿地转变为养殖塘后土壤细菌多样性均有一定程度的下降, Shannon指数和OTUs数目的变动规律一致.Ace指数与Chao1指数可用来评估物种总数, 其数值越大, 则群落中含有的OTUs数目越多, 群落丰富度越高.3个研究区内的天然湿地转变为养殖塘后, Ace与Chao1数值均减小, 说明土壤细菌群落丰富度均有所降低.以上结果表明, 无论在哪种气候带下或由哪种植被类型转出, 天然湿地转变为养殖塘的土地利用变化均降低了土壤细菌群落多样性与丰富度.
表 2(Table 2)
| 表 2 湿地转变为养殖塘后土壤细菌α多样性指数变化 Table 2 Changes of soil bacterial α diversity index after converting wetland into aquaculture pond | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
表 2 湿地转变为养殖塘后土壤细菌α多样性指数变化 Table 2 Changes of soil bacterial α diversity index after converting wetland into aquaculture pond
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3.3 典型滨海湿地转变为养殖塘后土壤细菌OTUs分布分别对黄河口、九龙江口、东寨港天然湿地转变为养殖塘前、后土壤细菌OTUs绘制韦恩图(图 1).韦恩图能够直观地比较出多个样品中共有的及特有的OTUs数目, 从而反映不同样品的OTUs组成相似性和重叠情况.在相似水平为97%的条件下, 由图 1可知, 黄河口碱蓬湿地(HH.JP)和养殖塘(HH.CT)共有72个OTUs, 特有的OTUs分别为130、98个；九龙江口桐花树湿地(JL.TH)和养殖塘(JL.CT)共有666个OTUs, 特有的OTUs分别为512、493个；东寨港木榄湿地(HN.ML)和养殖塘(HN.CT)共有562个OTUs, 特有的OTUs分别为820、417个.由以上结果可以看出, 每组土壤样品之间存在较大差异, 3个研究区内的天然湿地转变为养殖塘后土壤细菌特有OTU数目均有所减少, 但减少程度在不同气候带之间有所差异, 土壤细菌群落组成发生了不同程度的变化.
图 1(Fig. 1)
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| 图 1 湿地转变后土壤细菌OTUs分布韦恩图 (HH.JP：黄河口碱蓬湿地、HH.CT：黄河口养殖塘；JL.TH：九龙江口桐花树湿地、JL.CT：九龙江口养殖塘；HN.ML：东寨港木榄湿地、HN.CT：东寨港养殖塘) Fig. 1Venn of soil bacteria OTUs distribution after wetland transformation |
3.4 典型滨海湿地转变为养殖塘对土壤细菌群落组成结构的影响3.4.1 门水平湿地土壤细菌群落组成典型滨海湿地转变为养殖塘前、后土壤细菌门水平的群落组成结构如图 2a所示, 黄河口、九龙江口和东寨港土壤样品中共检测到41个门的细菌, 相对丰度占比较高的门为：变形菌门Proteobacteria(41.42%~97.13%)、未确认细菌unidentified_Bacteria(0.02%~37.69%)、绿弯菌门Chloroflexi(0.01%~12.72%)、拟杆菌门Bacteroidetes(0.31%~10.64%)、酸杆菌门Acidobacteria(0.01%~4.34%)、芽单胞菌门Gemmatimonadetes(0~3.98%)、放线菌门Actinobacteria(0.03%~3.43%)、泉古菌门Crenarchaeota(0~2.74%)、厚壁菌门Firmicutes(0.68%~2.33%)、硝化螺旋菌门Nitrospirae(0.02%~2.03%).
图 2(Fig. 2)
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| 图 2 湿地转变后土壤细菌门水平(a)及属水平(b)群落组成 Fig. 2Community composition of bacterial at phylum level(a) and genus level(b) after wetland transformation |
总体来看, 各土壤样品中的优势菌门为变形菌门(Proteobacteria), 尤其在黄河口样地土壤中占绝对优势.次优势菌门为拟杆菌门(Bacteroidetes), 但该菌门在黄河口碱蓬湿地中占比极低甚至不存在.厚壁菌门(Firmicutes)在各土壤样品中均有出现, 且占比大致相当, 表明厚壁菌门(Firmicutes)对土壤环境的适应能力较强, 条件转变对其含量变化影响较小.从土壤样品组内来看, 黄河口碱蓬湿地转变为养殖塘后, 拟杆菌门(Bacteroidetes)相对丰度有所提高；九龙江口桐花树湿地转变后, 变形菌门(Proteobacteria)和绿弯菌门(Chloroflexi)相对丰度有所升高, 拟杆菌门(Bacteroidetes)相对丰度有所下降；东寨港木榄湿地转变后, 变形菌门(Proteobacteria)和拟杆菌门(Bacteroidetes)相对丰度有所增加, 绿弯菌门(Chloroflexi)占比显著减少.由此可见, 天然湿地转变为养殖塘的土地利用变化对土壤细菌门水平相对丰度有一定影响, 但具体表现形式不尽相同.
3.4.2 属水平湿地土壤细菌群落组成典型滨海湿地转变为养殖塘前、后土壤细菌属水平的群落组成结构如图 2b所示, 黄河口、九龙江口和东寨港土壤样品中共检测到343个属的细菌, 相对丰度排名前10位的菌属为：寡养单胞菌属Stenotrophomonas(4.10%~95.74%)、硫单胞菌属Sulfurimonas(0.02%~30.41%)、硫卵菌属Sulfurovum(0.01%~10.70%)、硫碱螺旋菌属Thioalkalispira(0.01%~9.37%)、假单胞菌属Pseudomonas(0~6.89%)、Alkalimarinus(0~4.99%)、气单胞菌属Aeromonas(0.01%~3.61%)、Candidatus_Thiodiazotropha(0~2.63%)、脱硫单胞菌属Desulfuromonas(0~2.53%)、海杆菌属Marinobacter(0~2.43%).
总体来看, 各土壤样品中的优势菌属为寡养单胞菌属(Stenotrophomonas), 次优势菌属为硫单胞菌属(Sulfurimonas).就研究样地组内来看, 黄河口碱蓬湿地转变为养殖塘后土壤细菌属水平的相对丰度和组成没有发生较大改变；九龙江口桐花树湿地转变后, 寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)、硫碱螺旋菌属(Thioalkalispira)相对丰度均有所增加, 硫单胞菌属(Sulfurimonas)相对丰度显著下降, 并且新增了海杆菌属(Marinobacter), 未检测出Alkalimarinus；东寨港木榄湿地转变后, 寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)和假单胞菌属(Pseudomonas)相对丰度均有所增加, 并且新增了脱硫单胞菌属(Desulfuromonas)和气单胞菌属(Aeromonas), 未检测出硫单胞菌属(Sulfurimonas)、硫卵菌属(Sulfurovum)、Candidatus_Thiodiazotropha.由此可见, 土地利用变化不仅对湿地土壤细菌属的相对丰度和群落组成有一定程度的影响, 同时也改变了菌属的多样性.
3.5 典型滨海湿地转变为养殖塘后土壤细菌属水平分布热图为了进一步探究典型滨海湿地转变为养殖塘前、后土壤中优势细菌属的差异, 选取相对丰度排列前35位的细菌属, 按照其在各土壤样品中的丰度信息, 从物种和样品两个角度进行聚类, 绘制成热图(图 3), 从而直观地展示不同土壤样品中的细菌优势菌属.
图 3(Fig. 3)
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| 图 3 湿地转变后土壤细菌相对丰度聚类热图 Fig. 3Abundance cluster heatmap of soil bacteria after wetland transformation |
如图 3所示, 黄河口碱蓬湿地(HH.JP)和由其转变而来的养殖塘(HH.CT)土壤样品中的优势菌属均为Stenotrophomonas.九龙江口桐花树湿地(JL.TH)的优势菌属为Fusibacter、Alkalimarinus、Sulfurimonas、Marinobacterium；桐花树湿地转变为养殖塘(JL.CT)后的优势菌属为Thioalkalispira、Aestuariicella、Marinobacter.东寨港木榄湿地(HN.ML)的优势菌属为Lutibacter、Candidatus_Thiodiazotropha、unidentified_Calditrichaceae、Thiogranum、Mangrovibacterium、unidentified_Deltaproteobacteria；木榄湿地转变为养殖塘(HN.CT)后的优势菌属为unidentified_Actinomarinales、Paenibacillus、Haliangium、Thiobacillus、Desulfuromonas、Paenibacillus、Flavobacterium、Aureispira、Perlucidibaca、Acidovorax、Cavicella、Hydrogenophaga、Dechloromonas、Lysobacter、Aeromonas. 可以看出, 湿地转变前、后土壤样品中不同细菌属相对丰度存在较大差异, 各土壤样品中的优势菌属不尽相同, 说明土地利用变化改变了湿地土壤微生物的生存环境, 同一气候带下的不同土地利用类型土壤中的优势细菌属也有所改变.
3.6 典型滨海湿地转变为养殖塘后土壤细菌群落组成的主成分析为了更清晰地反映出典型滨海湿地转变为养殖塘前、后土壤细菌群落结构之间的差异, 对各土壤样品基于OTU水平绘制PCA分析图(图 4).如图 4所示, 前2个主成分的累计方差贡献率为58.49%, 说明这两个主成分(PC1与PC2)是导致湿地转变为养殖塘前、后土壤细菌群落组成差异的主要因素.图中不同的点代表不同的湿地群落, 点与点之间的距离越远, 表示细菌群落结构差异越大, 反之, 点距离越近群落结构越相似.由图 4可知, 黄河口碱蓬湿地(HH.JP)和养殖塘(HH.CT)之间的点距离相近, 九龙江口桐花树湿地(JL.TH)和养殖塘(JL.CT)在PC2轴上距离较远, 东寨港木榄湿地(HN.ML)与养殖塘(HN.CT)在PC1轴上距离较远.以上结果表明, 黄河口碱蓬湿地转变为养殖塘前、后土壤细菌群落结构相差不大, 九龙江口桐花树湿地和东寨港木榄湿地转变为养殖塘后土壤细菌群落结构在一定程度上有所改变.由此看来, 土地利用变化会在某种程度上影响土壤细菌群落组成结构, 但因气候条件、植被类型等诸多因素的作用, 具体的响应形式不一致.
图 4(Fig. 4)
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| 图 4 湿地转变后土壤细菌群落结构PCA主成分分析 Fig. 4PCA analysis of soil bacteria community structure after wetland transformation |
3.7 湿地土壤细菌群落结构与环境因子Spearman相关性分析选取相对丰度排列前20位细菌属与环境因子之间进行Spearman相关性分析, 以探究环境因子对土壤细菌群落结构的影响. 由图 5可知, 湿地土壤细菌不同菌属相对丰度与含水量、容重、电导率、pH存在相关性.就含水量(HSL)环境因子来看, 与Stenotrophomonas呈显著负相关(p < 0.05), 与Sulfurimonas、Sulfurovum、Woeseia、Marinobacterium、unidentified_Gammaproteobacteria、Fusibacter呈显著正相关(p < 0.01), 与Thioalkalispira呈显著正相关(p < 0.05)；就容重(RZ)指标而言, 与Stenotrophomonas呈显著正相关(p < 0.01), 与Sulfurimonas、Woeseia、unidentified_Deltaproteobacteria、Marinobacterium、unidentified_Gammaproteobacteria呈显著负相关(p < 0.01), 与Sulfurovum、Thiogranum、Fusibacter呈显著负相关(p < 0.05)；可以看出, 整体上菌属相对丰度与容重和含水量的相关性规律大致相反.就pH来看, 与Stenotrophomonas呈显著正相关(p < 0.01), 与Sulfurimonas、Candidatus_Thiodiazotropha、Marinobacterium、Thiogranum、Haliangium呈显著负相关(p < 0.05), 与unidentified_Deltaproteobacteria呈显著负相关(p < 0.01).以上结果表明, 天然湿地转变为养殖塘后土壤理化性质有所差异是导致细菌群落结构发生改变的主要原因之一.
图 5(Fig. 5)
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| 图 5 湿地土壤细菌群落结构与环境因子相关性 (纵向为物种信息, 横向为环境因子信息, Spearman相关系数r介于-1~1, r < 0为负相关, r>0为正相关, *p < 0.05, **p < 0.01；HSL为含水量, RZ为容重, DDL为电导率) Fig. 5Correlation between soil bacteria community structure and environment factors in wetland |
4 讨论(Discussion)4.1 滨海湿地转变为养殖塘对土壤细菌多样性及群落结构的影响土壤微生物一般结构简单, 生活史短, 并且容易随着环境条件的不同而发生变化, 探究土壤微生物多样性及群落结构特征对评估土壤营养成分状况和生态系统稳定性具有重要意义(Gans et al., 2005; Liu et al., 2012; Berthrong et al., 2013).研究发现, 土地利用方式的转变会在较大程度上影响土壤细菌群落的多样性及组成(Suleiman et al., 2013).细菌作为土壤生态系统中不可或缺的重要组成部分, 数量繁多, 繁殖迅速, 分解作用旺盛, 其多样性和群落结构的改变必然会直接或间接地影响土壤养分循环(Unger et al., 2013)、能量流动(秦红等, 2017)、气体释放(Bardgett et al., 2008)等多种生态反应过程.在本研究中, 东寨港湿地围垦养殖前、后土壤细菌特有OTU变化较大, 九龙江口湿地转变后土壤细菌特有OTU变化较小, 东寨港和九龙江口湿地围垦前均为红树林湿地, 但分别处于热带和亚热带两个不同气候带, 由此可以看出, 气候条件变化对土壤微生物群落结构具有关键作用(Rasmussen et al., 2020).研究表明, 细菌群落结构组成会受到植被类型、植物残体与根系分泌物的显著影响(Doornbos et al., 2012; Jiang et al., 2013).天然湿地转变为养殖塘后土壤细菌种类多样性与群落丰富度在一定程度上有所下降, 这与邵颖等(2019)、林耀奔等(2019)的研究结果一致.主要原因是自然湿地植物初级生产力高, 输入到土壤的根系分泌物及凋落物数量也较多, 然而转变为养殖塘后, 受人为翻动、管理措施及覆被移除的影响使得土壤机械结构遭到破坏的同时土壤中细菌可利用的养分也有所减少(宫超等, 2015)；此外, 由于长期淹水及饵料分解导致土壤内部通气条件较差, 氧气含量短缺, 也在较大程度地限制了土壤细菌的活性(张静等, 2014).
4.2 滨海湿地转变为养殖塘对土壤优势细菌群落的影响细菌作为土壤生态系统重要的组成部分, 对土壤养分循环(Xu et al., 2014)、植被生长发育(Zhang et al., 2010)、生态环境健康(Mccann, 2000)等有着不可忽视的作用.天然湿地转变为养殖塘的土地利用变化改变了原生湿地的微环境, 必然会影响土壤细菌群落组成及分布(白静等, 2017；王晓彤等, 2019).本研究结果显示, 黄河口碱蓬湿地、九龙江口桐花树湿地及东寨港木榄湿地转变为养殖塘后, 土壤中检测到的优势细菌门主要为：变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、酸杆菌门(Acidobacteria)、厚壁菌门(Firmicutes), 这与李秋霞等(2019)、徐飞等(2016)的研究结果基本一致, 由此看来, 天然湿地转变为养殖塘并未引起细菌门水平群落组成的显著变化.但细菌属水平群落组成却有所不同, 本研究中检测到的优势细菌属为寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)、硫单胞菌属(Sulfurimonas)、硫卵菌属(Sulfurovum)、硫碱螺旋菌属(Thioalkalispira)、假单胞菌属(Pseudomonas)、Alkalimarinus、气单胞菌属(Aeromonas)、Candidatus_Thiodiazotropha、脱硫单胞菌属(Desulfuromonas)、海杆菌属(Marinobacter).其中, 九龙江口桐花树湿地和东寨港木榄湿地转变为养殖塘后, 寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)相对丰度均有所升高.研究发现, 寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)在过量施加硝态氮肥土壤中相对丰度较高(王保莉等, 2011), 具有降解多种有机农药(解林奇等, 2012)、有机磷(Dubey et al., 2012)、DDT(Fang et al., 2018)等生物修复功能, 在净化污染、生态保护方面起着重要作用(徐瑶瑶等, 2019).由此可见, 养殖塘中该菌属相对丰度升高可能是由于人工施肥、残饵、饲料、动物残体与粪便的积累, 导致表层土壤硝态氮与有机磷等物料富集从而滋生了寡养单胞菌属(Stenotrophomonas), 需要注意的是, 养殖塘中氧气浓度低, 淹水还原环境会通过抑制硝化作用从而造成亚硝态盐的累积, 严重危害养殖生物的生长发育(郭国强等, 2010；林爱丽, 2019).同时, 在本研究中, 东寨港木榄湿地转变为养殖塘后使得土壤中假单胞菌属(Pseudomonas)相对丰度增加, 并新增了气单胞菌属(Aeromonas).Leigh等(2007)和Sul等(2009)研究发现假单胞菌属(Pseudomonas)具有降解有机污染物PCBs(多氯联苯)的能力, Meng等(2007)发现养殖鱼体内PCBs(多氯联苯)含量超过野生鱼类.新增的气单胞菌属(Aeromonas)是一种水生异养细菌, 广泛存在于水体沉积物和土壤中, 在某些情况下会引起多种水生动物的细菌性败血症, 出现大面积爆发性死亡, 严重危害水产养殖业的健康发展(商宝娣等, 2015).因此, 养殖户在进行养殖作业中需特别注意污染物产生与排放的控制、养殖环境的改善及养殖产品的健康状况, 在获取高产值、高收益的同时确保生态环境的健康和可持续发展.
4.3 湿地土壤细菌群落与环境因子的关系研究表明, 影响土壤微生物多样性与群落结构的因素不是单一的, 而是与土地利用方式、土壤含水量、容重、pH、电导率、养分状况、气候条件、地理位置等诸多环境因子密切相关(She et al., 2017；许越等, 2018；周艳飞等, 2018；王晓彤等, 2019).本研究通过Spearman相关性分析发现, 环境因子与菌属丰度存在一定的相关性.寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)与含水量呈显著负相关(p < 0.05), 与容重、pH呈显著正相关(p < 0.01).另外, 九龙江口湿地转变为养殖塘后土壤含水量显著下降, 容重显著增加；东寨港湿地转变为养殖塘后土壤容重和pH显著升高.此结果也表明九龙江口和东寨港天然湿地转变为养殖塘后寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)相对丰度有所升高是由于受到土壤理化性质的影响从而更有利于其生长与繁殖.研究表明, 土壤细菌在土壤中的运动及获取养分的动力来源于土壤中水膜的流动(Evans et al., 2012), 当水分充足时土壤细菌代谢活动加快(Iovieno et al., 2008；朱义族等, 2019), 从而刺激Sulfurimonas等菌属的生长, 但水分增加也会导致土壤透气性下降, 氧气浓度降低, 不利于维持微生物的酶活性与呼吸作用(Moyano et al., 2013;李新鸽等, 2019).不同菌属有着不同的特性, 因此对于生境水分含量的最适范围也有着不同的需求(Schimel et al., 2007), 厌氧型和兼性厌氧型细菌属能够在氧气含量不足的条件下维持生命活动, 而好氧型细菌属酶活性及代谢活动会受到严重抑制.就容重指标来看, Sulfurimonas、Woeseia、unidentified_Deltaproteobacteria、Marinobacterium等菌属与之呈显著负相关(p < 0.01), 说明土壤环境容重的增加不利于它们的生长与繁殖.土壤容重常作为表征土壤结构状况最有效的指标(Hernanz et al., 2000), 研究表明, 土壤容重增加会加剧土壤的退化, 不利于生态系统的稳定(冯瑞章等, 2010；曹丽花等, 2011).九龙江口和东寨港天然湿地转变为养殖塘均显著增加了土壤容重, 细菌群落多样性及丰富度有所下降.由此可知, 围塘养殖的土地利用方式虽发展了沿海养殖产业, 提高了养殖户的经济收入, 但在一定程度上对湿地土壤结构造成了破坏, 湿地微生物环境与生态系统稳定性受到较大的影响.
5 结论(Conclusions)1) Shannon指数、Ace指数与Chao1指数显示, 天然湿地转变为养殖塘后, 土壤细菌群落多样性与丰富度均有所下降.
2) 天然湿地转变为养殖塘未显著改变细菌门水平群落组成, 湿地优势细菌门主要为：变形菌门(Proteobacteria)、绿弯菌门(Chloroflexi)、拟杆菌门(Bacteroidetes)、酸杆菌门(Acidobacteria)、厚壁菌门(Firmicutes).
3) 天然湿地转变为养殖塘改变了土壤优势细菌属, 九龙江口和东寨港湿地转变后, 寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)相对丰度均有所升高, 东寨港湿地转变后土壤中假单胞菌属(Pseudomonas)相对丰度也有所增加, 并新增了气单胞菌属(Aeromonas).
4) 环境因子对湿地土壤细菌相对丰度有显著影响, 寡养单胞菌属(Stenotrophomonas)与含水量呈显著负相关(p < 0.05), 与容重和pH呈显著正相关(p < 0.01)；Sulfurimonas、Woeseia等细菌属与土壤容重呈显著负相关(p < 0.01).
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