Study on disturbance of oyster culture on environmental factors and bacterioplankton in Dapeng Cove
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摘要:
为评估牡蛎养殖对典型半封闭海湾环境及其生态系统的影响，深入理解其在海洋环境治理和修复中的地位和作用，采用高通量测序技术，对位于典型城市半封闭海湾——大鹏澳的牡蛎养殖区4个季节的水体菌落结构和功能变化进行了分析，并对比了养殖区与对照区在水体和沉积物环境因子的差异特征。结果表明，牡蛎养殖对大鹏澳水体营养盐等环境因子的扰动相对较小，但其生物沉积作用却增强了海区总有机碳 (Total organic carbon, TOC)、硫化物 (Sulfide, Sul) 和部分重金属的富集。高通量测序结果显示，冬季牡蛎养殖区中的绿弯菌门、脱硫杆菌门和放线菌门等菌落的相对丰度显著高于对照区 (p<0.05)。冗余分析 (Redundancy analysis, RDA) 结果揭示了硅酸盐 (${\mathrm{SiO}}_3^{2-} $)、海水表面温度 (Sea surface temperature, SST) 和盐度是影响冬季牡蛎养殖区与对照区水体菌落结构差异的主要环境因子。此外，基于FAPROTAX模型预测的水体菌落生物地球化学功能分析表明，冬季牡蛎养殖区细菌介导的氮 (N) 和硫 (S) 元素的生物地球化学作用显著高于对照区 (p<0.05)。综上，牡蛎养殖对大鹏澳海水菌落结构组成有一定的扰动，但其影响程度和范围受到了理化因子的季节性变化和水文条件等综合因素的制约。同时，牡蛎养殖也促进了N和S的生物地球化学循环。
Abstract:In order to assess the environmental and ecological effects of oyster culture in typical semi-enclosed bays, as well as to elucidate the role and significance of oysters in the management and restoration of marine environments. Based on high-throughput sequencing technology, we explored the characteristics of the changes in the structure and function of water body colonies in the oyster culture area within a typical urban semi-enclosed bay (Dapeng Cove) in four seasons, and compared the characteristics of the differences in environmental factors in the water body and sediment between the culture area and the control area in the four seasons. The results indicate that oyster culture caused relatively little disturbance to environmental factors such as nutrients in the water of Dapeng Cove, but its biological sedimentation enhanced the enrichment of total organic carbon (TOC), sulfides (Sul), and some heavy metals in the sea area. The high-throughput sequencing results show that the relative abundance of colonies such as Chloroflexi, Desulfobacteraceae and Actinobacteria in the winter oyster culture area was significantly higher than that in the control area (p<0.05). The redundancy analysis (RDA) reveals that the main environmental factors affecting bacterioplankton structure between the oyster culture area and the control area in winter were ${\mathrm{SiO}}_3^{2-} $, sea surface temperature (SST) and salinity. The results of biogeochemical function of water colonies predicted based on the FAPROTAX model show that the biogeochemical effects of nitrogen (N) and sulfur (S) mediated by bacteria in the oyster culture area in winter were significantly higher than those in the control area (p<0.05). In conclusion, oyster culture causes certain disturbances to the bacterial structure and composition of seawater in Dapeng Cove, but its degree and scope of influence are constrained by a combination of factors such as seasonal changes in physical and chemical factors and hydrological conditions. Furthermore, oysters culture facilitates the biogeochemical cycling of elements such as nitrogen and sulfur.
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Keywords:
- Oyster culture /
- Environmental factors /
- Bacterioplankton /
- Dapeng Cove
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卷口鱼 (Ptychidio jordani) 隶属鲤形目、鲤科、野鲮亚科、卷口鱼属，是珠江名贵食用鱼类之一，因受江河污染和过度捕捞的双重影响，卷口鱼自然资源急剧衰退，亟待保护。遗传多样性通常是物种长期进化的结果，是物种或其群体持续生存并适应环境而不断进化的前提。一般认为，物种的遗传多样性或变异性越高，说明物种的进化潜力越大，对环境的适应能力越强[1-2]。遗传多样性的高低决定了该生物能否继续在生物圈繁衍和生活，多样性下降将会对种群产生负面影响[3-5]。目前，关于卷口鱼遗传多样性和遗传变异的报道相对较少，杜合军等[6]利用RAPD分子标记技术对珠江水系西江段3个卷口鱼地理群体的遗传多样性进行了分析；Zhu等[7]运用微卫星技术开展了卷口鱼的遗传分化研究；此外，范凤娟等[8]通过线粒体Cytb基因序列探讨了珠江水系卷口鱼的遗传变异及历史动态。
近年来，江河污染和过度捕捞等对卷口鱼资源造成了影响，但目前其资源状况尚不够清晰。鱼类线粒体具有结构简单、遵循母系遗传、不发生重组及进化速度快等特点，是鱼类进化遗传学、分子生态学、遗传多样性等研究的重要标记[9]。在线粒体DNA (mtDNA) 的13个蛋白质编码基因中，线粒体细胞色素B (Cyt b) 基因的结构与功能被了解得较为透彻，因其进化速度适中[10]，常被用于鱼类种群结构与遗传多样性的研究。本研究对西江流域广西境内6个江段的卷口鱼群体进行 mtDNA Cytb序列测定，为进一步了解该自然种群的遗传多样性、遗传结构、遗传分化程度及历史动态，及今后其种质的资源管理、保护和开发利用提供基础数据和科学依据。
1. 材料与方法
1.1 研究材料
卷口鱼样本采自西江流域广西境内的6个江段，分别为红水河 (HSH)、柳江 (LIUJ)、西江 (XIJ)、右江 (YOUJ)、左江 (ZJ)、郁江 (YUJ)，采样时间为2014年6月—2016年12月，共139尾。每尾取约5 g肌肉样本置于含95%乙醇的15 mL离心管中，−20 ℃保存备用。
1.2 DNA提取、PCR扩增与测序
取50 mg保存肌肉，采用醋酸铵方法提取卷口鱼的总DNA[11]，用微量核酸蛋白分析仪测量DNA浓度和纯度，在1%的琼脂糖凝胶电泳下检测DNA质量，经检测合格的DNA模板于−20 ℃保存备用。采用由上海生工生物工程技术服务有限公司合成的Cytb通用引物扩增卷口鱼的Cytb基因，其序列为L14724 (5'-GACTTGAAAAACCACCGTTG-3') 和H15915 (5'-CTCCGATCTCCGGATTACAAGAC-3')。
PCR反应体系为50.0 μL，包括2×Ex Taq Bufffer 25 μL，10 μmol·L−1的上、下游引物各2 μL，100 ng·μL−1 DNA模板2.0 μL，用ddH2O补至50.0 μL。PCR程序为94 ℃预变性3 min；94 ℃变性45 s，56.5 ℃退火45 s，72 ℃延伸90 s，共35次循环。
PCR扩增产物经1.5%琼脂糖凝胶电泳检测，并将合格的PCR样品送深圳华大基因公司进行双向测序。
1.3 数据处理
序列采用ClustalW校对后，由SeqMan程序拼接并去除两端不稳定部分；采用MEGA 4.1软件分析序列碱基含量及变异位点，计算Kimura 2-parameter遗传距离，并以大眼卷口鱼 (P. macrops) 为外类群，构建单倍型的NJ系统树[12]。单倍型及遗传多样性参数的计算用DnsSP 5.10软件[13]统计。采用Arlequin软件[14]进行分子方差分析，评估种群的遗传分化，并进行Tajima's D和Fu's Fs中性检验以及核苷酸错配分布，单倍型网络结构图用network 4.0软件[15]构建。
参考已校正的鲤科鱼类Cytb基因0.76%的进化速率(u)[16]，世代时长(t)为2[17-18]，根据公式τ=2ut计算西江水系卷口鱼群体的大约扩张时间。
2. 结果
2.1 Cytb基因序列组成
139尾卷口鱼样品Cytb基因修饰后序列均为1 053 bp，碱基T、C、A、G的平均含量分别为29.1%、27.7%、29.3%、13.9%，其中A+T (58.4%) 高于C+G (41.6%)，表现出较强的少G偏倚性。在该编码序列使用的密码子中，T、C、A、G在第1、2、3位点的平均含量差异很大，其中G的平均含量变化最大，在第1、2、3位点平均水平分别为25.1%、12.8%、3.9%，密码子的碱基使用频率存在明显的偏向性。
卷口鱼Cytb基因序列共编码351个氨基酸，包含20种氨基酸，其中亮氨酸的平均含量最高，半胱氨酸最低。将卷口鱼种群Cytb核苷酸序列翻译成氨基酸序列，检测出6个氨基酸变异位点，其中有5个是由第1位密码子突变引起，1个由第2位密码子突变引起，其他的核苷酸突变未引起氨基酸变异，属同义突变。
2.2 Cytb基因多态性
卷口鱼Cytb基因部分序列均未检测到插入或缺失位点，变异位点共22个，占总位点数的2.09%，其中有15个发生于第3位密码子，6个发生于第1位密码子，1个发生在第2位密码子上。22个变异位点中有21个转换，1个颠换，转颠换比R为21，简约信息位点共10个，单一变异位点12个。在不同江段群体中，红水河和右江群体发现变异位点最多均为11个，左江群体发现变异位点最少，仅2个。说明此基因序列突变未达到饱和状态，受进化噪音的影响可能性较小 (表1)。
表 1 卷口鱼线粒体Cytb基因遗传多样性指数Table 1 Genetic diversity parameters of mtDNA Cytb gene in six P. jordani populations群体
Population样品数
Number of samples变异位点
Variable
site单倍型数目
Number of
haplotype单倍型多样性
Haplotype
diversity (h)平均核苷酸差异
Mean of nucleotide difference (K)核苷酸多样性
Nucleotide diversity (π)红水河 HSH 28 11 9 0.748 7 3.431 2 0.003 3 柳江 LIUJ 41 6 7 0.274 4 0.382 9 0.000 4 西江 XIJ 10 4 4 0.533 3 0.800 0 0.000 8 右江 YOUJ 15 11 6 0.704 8 3.219 1 0.003 1 郁江 YUJ 31 6 7 0.701 1 1.006 5 0.001 0 左江 ZJ 14 2 3 0.274 7 0.285 7 0.000 3 总计 Total 139 22 20 0.768 2 2.461 9 0.002 3 139个Cytb基因序列共定义20个单倍型 (Hap1~Hap20，GenBank登录号MN102000.1—MN102019.1)，其中Hap3为优势单倍型，在所有群体中均有出现，占总个体数的39.57%；其次为Hap11，除了红水河和西江外，其余4个群体均有出现，占总个体数的22.30%。有13个单倍型为群体独享，占总个体数的9.35%。在调查的6个群体中，平均单倍型多样性为0.768 2，平均核苷酸多样性为0.002 3。红水河群体遗传多样性最高，拥有9个单倍型，单倍型多样性 (h) 为0.7487，核苷酸多样性 (π) 为0.003 3，平均核苷酸差异 (k) 为3.431 2；其次为右江群体，拥有6个单倍型，h为0.704 8，π为0.003 1，k为3.219 1；最差为左江群体，仅有3个单倍型，h为0.274 7，π为0.000 3，k为0.285 7 (表1)。
2.3 群体间遗传距离与遗传变异
群体间遗传距离分析表明，红水河与郁江群体间的遗传距离最远 (0.005 0)，最近为西江与柳江群体 (0.000 6)。群体内遗传距离HSH>YOUJ>YUJ>XIJ>LIUJ>ZJ。6个地理群体间的遗传分化系数为0.000 5~0.667 0，除了左江与右江、柳江与西江群体间不存在显著的遗传分化外 (P>0.05)，其余各江段群体间均存在显著 (P<0.05) 或极显著 (P<0.01) 的遗传分化。柳江与左江群体的遗传分化程度最大 (0.6670)，与西江群体间的遗传分化程度最小 (0.000 5，表2)。6个江段群体的遗传变异系数FST=0.4614，基因流Nm=0.058 4。总遗传变异中，群体间变异占46.14%，显著小于群体内 (53.86%)。将139尾个体按分支分为2个群体，AMOVA 分析显示遗传变异系数FST=0.860 9，总遗传变异中，分支群体间变异占86.08%，显著大于各分支群体内变异 (P<0.01)，变异绝大部分来自分支间，只有很小部分来自分支内。基因流Nm=0.080 8，表明两分支间基因交流很低 (表3)。
表 2 卷口鱼遗传距离与遗传分化系数 (FST)Table 2 Genetic distance and genetic differentiation coefficient (FST) in P. jordani群体
Population红水河
HSH柳江
LIUJ西江
XIJ右江
YOUJ郁江
YUJ左江
ZJ红水河 HSH 0.003 3 0.560 6** 0.396 1** 0.283 8* 0.580 3** 0.540 5** 柳江 LIUJ 0.003 8 0.000 4 0.000 5 0.375 2** 0.562 5** 0.667 0** 西江 XIJ 0.003 8 0.000 6 0.000 8 0.166 8* 0.422 9** 0.572 7** 右江 YOUJ 0.004 5 0.002 3 0.002 4 0.003 1 0.131 7* 0.092 1 郁江 YUJ 0.005 0 0.001 5 0.001 5 0.002 2 0.001 0 0.147 7** 左江 ZJ 0.004 5 0.001 0 0.001 1 0.001 9 0.000 8 0.000 3 注：对角线为群体内遗传距离；对角线左下方表示群体间遗传距离；对角线右上方表示FST；*. P<0.05，差异显著；**. P<0.01，差异极显著；下表同此 Note: The diagonal is the genetic distance within the population; and below the diagonal is the genetic distance between the populations; above the diagonal is the genetic differentiation coefficient (FST). *. P<0.05, difference is significant; **. P<0.01, difference is extremely significant. The same case in the following tables. 表 3 群体间变异来源分析Table 3 Analysis of variation sources among populations变异来源
Variation source自由度
df平方和
SS方差组分
Variance component变异百分率
Percentage of variation/%统计量
Statistical magnitude (F)基因流
Gene flow (Nm)6个江段
Six populations群体间 5 72.803 0.625 2Va 46.14 0.461 4** 0.583 6 群体内 133 97.067 0.729 8Vb 53.86 总体 138 169.871 1.355 1 2个分支
Two pedigrees群体间 1 101.613 3.082 2Va 86.08 0.860 9** 0.080 8 群体内 137 68.257 0.498 2Vb 13.92 总体 138 169.871 3.580 5 2.4 单倍型系统树与网络结构
单倍型网络结构 (图1) 和单倍型系统树 (图2) 表现出较高的一致性。20个单倍型主要分为两大支，分支Ⅱ以单倍型Hap1为中心，此分支中4个单倍型均经过一步突变连于Hap1，由红水河群体近一半个体和右江群体的少数个体构成；分支Ⅰ 又分为2个小分支，分别为以Hap3为中心的小分支Ⅰ -1和Hap11为中心的小分支Ⅰ -2，小分支Ⅰ -1包括红水河群体另一半个体、柳江大部分个体，西江大部分个体以及右江、郁江和左江群体个别个体；小分支Ⅰ -2包括柳江和西江群体个别个体、右江、郁江和左江群体大部分个体。分支I遗传距离为0.0024，分支Ⅱ遗传距离为0.0019，两分支间遗传距离为0.0075，分别是分支I和Ⅱ的3.19和3.96倍，未达到10倍。单倍型网络结构和单倍型的NJ系统树拓扑结构显示不同地理群体个体来源的单倍型混杂分布，未能观察到明显的地理聚群。
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图 1 卷口鱼单倍型网络结构图圆面积代表单倍型出现的频率，彩色扇形代表各群体在同一单倍型中所占比例Fig. 1 Haplotype network structure of P. jordaniThe circle portion represents the frequencies of haplotype and the colored portion represents the percentage of haplotype of each population.2.5 群体动态分析
Fu's Fs 检验支持卷口鱼群体经历过种群扩张 (Fu's Fs=−6.572 5, P=0.022 0)，而Tajima's D检验则未检测到种群扩张 (Tajima's D=−1.082 8, P=0.113 0)。核苷酸错配分布图表明，除了红水河与右江群体外，其余江段群体可能都经历了种群扩张事件 (表4，图3)。推算出西江流域广西境内各江段卷口鱼发生种群扩张时间为0.070~0.187 Ma。
表 4 卷口鱼Cytb基因Tajima's D和Fu's Fs检验Table 4 Tajima's D and Fu's Fs test of P. jordani Cytb gene群体
PopulationTajima's D Fu's Fs Hri SSD Tau 扩张时间
Expansion of time/Ma红水河 HSH 0.698 8 −0.376 2 0.107 0 0.073 9 7.515 6 − 柳江 LIUJ −1.929 4** −6.220 1** 0.319 0 0.002 3 3.000 0 0.187 4 西江 XIJ −1.667 1* −1.344 6* 0.061 7 0.000 8 1.158 2 0.072 4 右江 YOUJ −0.186 8 0.452 7 0.091 0 0.060 9 9.308 6 − 郁江 YUJ −0.933 8 −2.663 0* 0.105 9 0.008 4 1.123 1 0.070 2 左江 ZJ −1.480 7 −1.475 3* 0.277 0 0.005 9 3.000 0 0.187 4 总计 Total −1.082 8 −6.572 5* 0.054 2 0.026 2** 1.308 6 0.081 8 3. 讨论
3.1 Cytb基因结构
测序结果表明，卷口鱼Cytb基因的序列全长为1 053 bp，略长于范凤娟等[8]对珠江水系43尾卷口鱼所测的Cytb基因 (1 041 bp) 。其中4种碱基T、C、A、G的平均含量分别为29.1%、27.7%、29.3%、13.9%，A+T (58.4%) 高于C+G (41.6%)，表现出较强的少G偏倚性。这与已报道的其他鱼类Cytb基因碱基比例类似，如黄河裸裂尻鱼 (Schizopygopsis pylzovi) G碱基含量为17.0%[19]，滁州鲫 (Carassius auratus gibelio) G碱基含量为14.5%[20]。卷口鱼Cytb基因部分序列均未检测到插入或缺失位点，22个变异位点中有21个为转换，1个为颠换，转颠换比R为21。Wolstenhome和Clary[21]认为，转颠换的偏倚性可能与序列间的差异存在着一定的相关性，即转颠换的比率与物种从共同祖先进化的时间成反比，由此可以推断西江流域的卷口鱼有效种群是在近期由单一、少数的种群建立的。
3.2 遗传多样性分析
单倍型多样性和核苷酸多样性是评估物种遗传多样性的2个重要参数[22-23]。本研究中基于Cytb基因序列对西江流域广西境内6个地理群体的卷口鱼遗传多样性进行分析，结果得到的平均单倍型多样性为0.768 2，平均核苷酸多样性为0.002 3，表现出高单倍型多样性、低核苷酸多样性的特点 (表1)。与以Cytb 基因为分子标记的同一流域的其他鱼类相比，该结果高于青鱼 (Mylopharyngodon piceus) 群体 (h=0.583 33, π=0.001 59)[24]和草鱼 (Ctenopharyngodon idellus) 群体 (h=0.706, π=0.00104)[25]，这可能是由于西江流域广西境内大部分河段水文条件适宜卷口鱼繁殖而不适宜青鱼、草鱼繁殖所造成。此外，其略低于上层杂食性鱼类赤眼鳟 (Spualiobarbus curriculus) 群体 (h=0.882, π=0.002 76)[26]和鲮 (Cirrhinus molitorella) 群体 (h=0.826, π=0.003 32)[27]，远低于外来物种翘嘴鲌 (Culter alburnus) 群体 (h=0.873 57, π=0.009 0)[28]。赤眼鳟、鲮均为杂食性鱼类，并且其游泳速度较快、活动范围广，更有利于食物的获得及躲避敌害；而翘嘴鲌为外来物种，缺乏能有效限制其种群发展的天敌，并且江河鱼类小型化趋势日益严重，为其食物的摄入提供了更加有利的条件，这可能是其群体遗传多样性的保存较卷口鱼好的原因之一。鱼类的遗传多样性与其能否自然繁殖、食性广谱、生态位、物种进化地位等息息相关[29]，通过与该流域其他鱼类Cytb研究结果的比较也验证了这一点。范凤娟等[8]对柳江 (柳州)、红水河 (合山) 的卷口鱼Cytb基因遗传多样性进行分析，得出柳江群体h=0.583 0, π=0.000 6；红水河群体h=0.396 0, π=0.000 4；高于本研究的柳江群体 (h=0.274 4, π=0.000 4) 而低于红水河群体 (h=0.748 7, π=0.003 3)，柳江群体遗传多样性仍在下降，红水河群体遗传多样性有所回升。
3.3 遗传变异分析
单倍型之间的遗传距离是衡量一个物种或群体的mtDNA变异程度的重要指标，是评价群体间遗传变异程度的可靠参数，遗传距离越大表明群体间亲缘关系越远[30]。本研究中6个卷口鱼群体间遗传距离为0.000 6~0.005 0，各群体内的遗传距离为0.000 3~0.003 3，遗传距离较小，且群体间遗传距离与群体内遗传距离无明显差异，说明西江流域的6个卷口鱼群体间有较近的亲缘关系 (表2)。单倍型NJ树和单倍型网络图显示，卷口鱼群体间存在明显的分支结构，分支Ⅱ以单倍型 Hap1为中心，由红水河群体近一半个体和右江群体的少数个体构成；其余个体构成以Hap3为中心的分支Ⅰ，未能观察到明显的地理聚群 (图1)。Hebert等[31] 提出种间遗传距离超过种内遗传距离10倍以上可能有种化趋势，本研究中两分支存在显著较高的遗传分化，但两分支间与两分支内的遗传距离及比值均远低于10，表明两分支未达到种或亚种分化，因此认为西江流域广西境内的卷口鱼仍属于1个种群。
群体遗传学认为，FST是测量群体间遗传分化的重要参数，不同的FST代表不同程度的分化：FST<0.05，无遗传分化；0.05<FST<0.15，较小遗传分化；0.15<FST<0.25，中度遗传分化；FST>0.25，遗传分化较大[32-33]。本研究中6个卷口鱼地理群体间的遗传分化系数介于0.000 5~0.667 0，左江与柳江群体间的遗传分化程度最大，柳江与西江群体间的遗传分化程度最小 (表2)。两两江段群体间的遗传分化值显示，除了左江与右江群体、柳江与西江群体间不存在显著的遗传分化外 (P>0.05)，其余各江段群体间均存在显著 (P<0.05) 或极显著 (P<0.01) 的遗传分化，特别是红水河群体与其他群体间均存在显著的遗传分化，这可能是卷口鱼的定居性与水坝阻隔群体间基因交流造成的。红水河自上而下分布着岩滩、大化、白龙滩、乐滩等多个梯级水电站，造成了一定的地理隔绝从而阻碍群体间的基因交流，也是导致其与其他群体遗传分化较大的最直接原因[34]。有学者调查发现，黄渤海细条天竺鲷 (Apogonichthys lineatus) 种群无显著的遗传分化 (FST介于0.015~0.067)[35]，南海海域短尾大眼鲷 (Priacanthus macracanthus) 种群遗传分化程度较低 (FST=0.012)[36]。一般认为，近海鱼类由于洄游与洋流作用，几乎不存在地理阻隔，因此具有较小的遗传分化；而地理阻隔对鱼类的遗传分化具有一定的促进作用，如皖南山区由于地形复杂，水域生境零星分布，栖息于其中的温州光唇鱼 (Acrossocheilus wenchowensis) 种群由于存在地理阻隔，群体间具有极显著的遗传分化 (FST介于0.291 6~0.978 2)[37]。综上，空间距离与地理阻隔对鱼类的遗传分化具有一定的促进作用。
3.4 种群动态
应用Tajima's D与Fu's Fs中性检验推测种群历史时，如果Tajima's D与Fu's Fs均呈负值，且达到显著差异 (P<0.05)，则说明序列中含有比中性进化模型更多的核苷酸位点变化，可能预示着被研究种群曾经历过一个扩张历史[38]。本研究中6个江段的卷口鱼群体整体Fu's Fs和Tajima's D均为负值，其中Fu's Fs检验显著偏离中性 (P<0.05)，而Tajima's D为不显著 (P>0.05)，但在相同条件下，Fu's Fs检验对种群扩张事件更为敏感，并且其核苷酸错配分布图呈现为一条不完整平滑曲线，且只有一个明显单峰，说明卷口鱼总种群经历过种群扩张事件 (表4，图3)。就各江段而言，除红水河与右江群体外，其余江段的Fu's Fs为显著负值 (P<0.05)，且核苷酸错配分布图为单峰，以上结果都预示着后者经历了种群扩张事件，扩张时间大约在0.070~0.187 Ma，该时期处于更新世中晚期。有调查显示，我国华南地区在中更新世期间 (0.786~0.126 Ma) 经历了多次冰期，当时气候变冷、海平面下降、食物紧缺，不利于生物的生存繁衍[39]。冰期褪去后的间冰期，即后更新世期间 (0.126~0.018 Ma)，气候回暖，营养物质丰富，大大促进了物种的种群扩张[40]。因此，更新世冰期与间冰期循环导致的气候波动可能是影响西江流域卷口鱼种群动态历史的原因之一。
综上所述，基于线粒体Cytb基因序列对西江流域广西境内的卷口鱼遗传多样性分析发现，总群体的分化程度较大，但仍属于一个种群，柳江和左江群体遗传多样性较低。与历史资料相比，柳江群体遗传多样性仍在下降，红水河群体遗传多样性有所回升。其中空间距离与地理阻隔对卷口鱼的遗传分化具有一定的促进作用。
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图 2 牡蛎养殖区与对照区的水体中浮游细菌科水平的百分含量分布柱状图
Figure 2. Bar plot of bacterioplankton percentage distribution between oyster culture area and control area on family level
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图 3 牡蛎养殖区与对照区的水体菌落OTU水平Venn图
Figure 3. Venn plots of OTU levels in water body colonies between oyster culture area and control area
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图 4 冬季牡蛎养殖区与对照区水体浮游菌落PCoA分析 (OTU水平)
Figure 4. PCoA analysis of bacterioplankton in water body between oyster culture area and control area in winter (OTU level)
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图 5 冬季牡蛎养殖区与对照区水体浮游菌落差异检验柱状图 (门水平)
注：* 代表存在显著性差异 (*. p<0.05; **. p<0.01; ***. p<0.001)。
Figure 5. Wilcoxon rank-sum test bar plot for bacterioplankton in water body between oyster culture area and control area in winter (Phylum level)
Note: * represents significant differences (*. p<0.05; **. p<0.01; ***. p<0.001).
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图 6 冬季牡蛎养殖区与对照区水体浮游菌落与环境因子RDA分析 (OTU水平)
注：椭圆为95%的置信区间；SST. 海水表面温度；DO. 溶解氧；Chl a. 叶绿素a；NH4 +. 铵态氮；NO3 −. 硝态氮；SiO3 2−. 硅酸盐；COD. 化学需氧量；SRP. 可溶性活性磷酸盐。
Figure 6. RDA analysis of bacterioplankton and environmental factors in water body between oyster culture area and control area in winter (OTU level)
Note: Ellipse represents 95% confidence interval; SST. Sea surface temperature; DO. Dissolved oxygen; Chl a. Chlorophyll a; NH4 +. Ammonium nitrogen; NO3 −. Nitrate nitrogen; SiO3 2−. Silicate; COD. Chemical oxygen demand; SRP. Soluble reactive phosphate.
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图 7 冬季牡蛎养殖区与对照区水体中菌落潜在生物地球化学功能差异
注：* 代表存在显著性差异 (*. p<0.05; **. p<0.01; ***. p<0.001)。
Figure 7. Analysis of potential biogeochemical functional differences of bacterioplankton in water body between oyster culture area and control area in winter
Note: * represents significant differences (*. p<0.05; **. p<0.01; ***. P<0.001).
表 1 大鹏澳牡蛎养殖区与对照区水体与沉积物水环境因子t检验分析
Table 1 Analysis of water environment factors by t-test between oyster culture area and control area in Dapeng Cove
水环境因子
Water environment factor牡蛎养殖区
Oyster culture area对照区
Control areap值 p-value 年均
Annual mean春
Spring夏
Summer秋
Autumn冬
Winter海水表面温度 SST/℃ 25.94±3.34 26.04±3.45 0.900 0.005** 0.444 0.166 0.009** 盐度 Salinity/‰ 32.96±1.00 33.03±0.97 0.749 0.036* 0.510 0.738 0.003** 铵态氮 ${\mathrm{NH}}_4^{\mathrm{+}} $/(mg∙L−1) 0.10±0.04 0.10±0.04 0.813 0.720 0.113 0.555 0.650 硝态氮 ${\mathrm{NO}}_3^{\text{−}}$/(mg∙L−1) 0.09±0.02 0.09±0.02 0.871 0.523 0.609 0.248 0.330 可溶性无机氮 DIN/(mg∙L−1) 0.19±0.04 0.18±0.04 0.764 0.927 0.25 0.89 0.830 可溶性活性磷酸盐SPR/(μg∙L−1) 6.13±2.34 6.53±2.85 0.521 0.159 0.006** 0.168 0.338 硅酸盐 ${\mathrm{SiO}}_3^{2{\text{−}}} $/(mg∙L−1) 0.12±0.06 0.11±0.06 0.664 0.288 0.313 0.054 0.555 硅磷比 Si/P 25.29±16.89 25.73±18.83 0.916 0.105 0.032* 0.030* 0.478 化学需氧量COD/(mg∙L−1) 0.95±0.43 0.98±0.45 0.827 0.742 0.773 0.520 0.678 叶绿素a Chl a/(μg∙L−1) 0.87±0.55 0.78±0.62 0.529 0.001** 0.826 0.653 0.329 溶解氧DO/(mg∙L−1) 7.51±0.76 7.63±0.57 0.418 0.037* 0.618 0.682 0.914 浊度 Turbitity/NTU 5.37±2.12 4.44±1.65 0.021* 0.066 0.224 0.122 0.040* 注：* 代表存在显著性差异 (*. p<0.05; ** . p<0.01; *** . p<0.001)；n=36。 Note: * represents significant differences (*. p<0.05; ** . p<0.01; *** . p<0.001); n=36. 
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表 2 大鹏澳牡蛎养殖区与对照区沉积物环境因子t检验分析
Table 2 Analysis of sediment environment factors by t-test between oyster culture area and control area in Dapeng Cove
沉积物环境因子
Sediment environment factor牡蛎养殖区
Oyster culture area对照区
Control areap值 p-value 年均
Annual mean春
Spring夏
Summer秋
Autumn冬
Winter总有机碳 TOC/% 1.15±0.44 0.56±0.25 <0.001*** 0.003** 0.003** 0.006** 0.007** 总氮TN/% 0.13±0.06 0.11±0.05 0.0550 0.413 0.201 0.284 0.073 总磷TP/% 0.21±0.06 0.19±0.08 0.257 0.413 0.08 0.047* 0.983 碳氮比 C/N 12.33±12.33 8.43±9.15 0.133 0.258 0.546 0.007** 0.007** 硫化物Sulfide/(mg∙kg−1) 67.72±70.03 24.99±20.65 <0.001*** 0.220 0.052 0.092 0.109 镉Cd/(mg∙kg−1) 0.04±0.04 0.03±0.02 0.022* 0.213 0.179 0.430 0.100 铅Pb/(mg∙kg−1) 44.54±18.05 19.64±9.08 <0.001*** 0.021* <0.001*** <0.001*** <0.001*** 铜Cu/(mg∙kg−1) 34.81±15.54 8.16±4.98 <0.001*** 0.005** <0.001*** 0.001** <0.001*** 锌Zn/(mg∙kg−1) 83.32±34.79 38.66±20.08 <0.001*** 0.003** 0.001** 0.002** 0.012* 铬Cr/(mg∙kg−1) 63.54±21.41 40.79±21.95 <0.001*** 0.013* 0.633 <0.001*** <0.001*** 沉积物粒径
Sediment grain size/mm0.01±0.01 0.02±0.02 <0.001*** 0.064 0.734 0.104 0.190 注：* 代表存在显著性差异 (*. p<0.05; **. p<0.01; ***. p<0.001)；n=36。 Note: * represents significant differences (*. p<0.05; **. p<0.01; ***. p<0.001); n=36.
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表 3 冬季牡蛎与对照区水体浮游菌落α多样性
Table 3 Alpha diversity of bacterioplankton in water body between oyster culture area and control area in winter
多样性指数
Diversity index牡蛎养殖区
Oyster culture area对照区
Control areap值
p-valueShannon 3.14±0.15 2.91±0.12 0.01 Chao 458.65±101.09 344±43.01 0.01 Invsimpson 11.11±1.67 9.77±1.65 0.13 Shannoneven 0.55±0.01 0.53±0.02 0.13
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-
[1] MARTÍNEZ-BAENA F, LANHAM B S, MCLEOD I M, et al. Remnant oyster reefs as fish habitat within the estuarine seascape[J]. Mar Environ Res, 2022, 179: 105675. doi: 10.1016/j.marenvres.2022.105675
[2] 邓云龙, 曹煜成, 徐煜, 等. 贝、藻耦合对集约化养殖尾水的净化效果研究[J]. 南方水产科学, 2023, 19(5): 113-122. [3] 杨小彤, 叶灵通, 卢洁, 等. 广东近岸海域贝类寄生派琴虫流行病学调查研究[J]. 南方水产科学, 2022, 18(1): 128-134. [4] RAY N E, FULWEILER R W. Meta-analysis of oyster impacts on coastal biogeochemistry[J]. Nat Sustain, 2021, 4(3): 261-269.
[5] LABRIE M S, SUNDERMEYER M A, HOWES B L. Quantifying the effects of floating oyster aquaculture on nitrogen cycling in a temperate coastal embayment[J]. Estuar Coast, 2023, 46(2): 494-511. doi: 10.1007/s12237-022-01133-2
[6] PAN K, LAN W L, LI T S, et al. Control of phytoplankton by oysters and the consequent impact on nitrogen cycling in a subtropical bay[J]. Sci Total Environ, 2021, 796: 149007. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.149007
[7] CLEMENTS J C, COMEAU L A. Nitrogen removal potential of shellfish aquaculture harvests in eastern Canada: a comparison of culture methods[J]. Aquac Rep, 2019, 13: 100183. doi: 10.1016/j.aqrep.2019.100183
[8] CERCO C, NOEL M. Can oyster restoration reverse cultural eutrophication in Chesapeake Bay?[J]. Estuaries Coasts, 2007, 30(2): 331-343. doi: 10.1007/BF02700175
[9] OKUMURA Y, MASUDA Y, MATSUTANI M, et al. Influence of oyster and seaweed cultivation facilities on coastal environment and eukaryote assemblages in Matsushima Bay, northeastern Honshu, Japan[J]. Front Mar Sci, 2023, 9: 1022168. doi: 10.3389/fmars.2022.1022168
[10] HOSACK G R, DUMBAULD B R, RUESINK J L, et al. Habitat associations of estuarine species: comparisons of intertidal mudflat, seagrass (Zostera marina), and oyster (Crassostrea gigas) habitats[J]. Estuar Coast, 2006, 29(6): 1150-1160. doi: 10.1007/BF02781816
[11] GAURIER B, GERMAIN G, KERVELLA Y, et al. Experimental and numerical characterization of an oyster farm impact on the flow[J]. Eur J Mech B-FLUIDS, 2011, 30(5): 513-525. doi: 10.1016/j.euromechflu.2011.05.001
[12] COMEAU L A, MALLET A L, CARVER C E, et al. Impact of high-density suspended oyster culture on benthic sediment characteristics[J]. Aquac Eng, 2014, 58: 95-102. doi: 10.1016/j.aquaeng.2013.12.004
[13] USHIJIMA B, RICHARDS G P, WATSON M A, et al. Factors affecting infection of corals and larval oysters by Vibrio coralliilyti cus[J]. PLoS One, 2018, 13(6): e0199475. doi: 10.1371/journal.pone.0199475
[14] NEWELL R I E, KEMP W M, III J D H, et al. Top-down control of phytoplankton by oysters in Chesapeake Bay, USA: comment on Pomeroy et al. (2006)[J]. Mar Ecol Prog Ser, 2007, 341: 293-298. doi: 10.3354/meps341293
[15] PERNET F, DUPONT S, GATTUSO J P, et al. Cracking the myth: bivalve farming is not a CO2 sink[J/OL]. Rev Aquac, [2024-08-31]. https://onlinelibrary.wiley.com/doi/full/10.1111/raq.12954.
[16] 张卓, 李政菊, 江天久. 大鹏澳海域麻痹性贝类毒素时空动态变化特征[J]. 海洋环境科学, 2018, 37(6): 808-812. [17] ROSE J M, BRICKER S B, TEDESCO M A, et al. A role for shellfish aquaculture in coastal nitrogen management[J]. Environ Sci Technol, 2014, 48(5): 2519-2525. doi: 10.1021/es4041336
[18] RAO Y Y, CAI L Z, CHEN B W, et al. How do spatial and environmental factors shape the structure of a coastal macrobenthic community and meroplanktonic larvae cohort? Evidence from Daya Bay[J]. Mar Pollut Bull, 2020, 157: 111242. doi: 10.1016/j.marpolbul.2020.111242
[19] 郑利涛. 深圳大亚湾水质模拟与风险扩散预测研究[D]. 天津: 天津大学, 2022: 25-51. [20] PIERANGELI G M F, DOMINGUES M R, CHOUERI R B, et al. Spatial variation and environmental parameters affecting the abundant and rare communities of bacteria and archaea in the sediments of tropical urban reservoirs[J]. Microb Ecol, 2022, 86: 297-310.
[21] FANG G J, YU H L, SHENG H X, et al. Comparative analysis of microbial communities between water and sediment in Laoshan Bay marine ranching with varied aquaculture activities[J]. Mar Pollut Bull, 2021, 173: 112990. doi: 10.1016/j.marpolbul.2021.112990
[22] RAJEEV M, SUSHMITHA T J, TOLETI S R, et al. Sediment-associated bacterial community and predictive functionalities are influenced by choice of 16S ribosomal RNA hypervariable region(s): an amplicon-based diversity study[J]. Genomics, 2020, 112(6): 4968-4979. doi: 10.1016/j.ygeno.2020.09.006
[23] 崔毅, 陈碧鹃, 陈聚法. 黄渤海海水养殖自身污染的评估[J]. 应用生态学报, 2005, 16(1): 180-185. [24] RODHOUSE P G, RODEN C M, HENSEY M P, et al. Production of mussels, mytilus edulis, in suspended culture and estimates of carbon and nitrogen flow: Killary Harbour, Ireland[J]. J Mar Biol Assoc U K, 1985, 65(1): 55-68. doi: 10.1017/S0025315400060793
[25] 沈雨欣, 李书杰, 李希磊, 等. 海湾扇贝养殖自身污染对养殖海区生态环境的影响[J]. 渔业研究, 2018, 40(4): 324-328. [26] 孙丽华, 陈浩如, 彭云辉, 等. 大亚湾大鹏澳周边河流中营养盐的分布及入海通量的估算[J]. 台湾海峡, 2003, 22(2): 211-217. [27] 任秀文, 姜国强, 刘爱萍, 等. 大亚湾主要入海河流污染物通量估算研究[C]//2013中国环境科学学会学术年会论文集 (第四卷). 昆明: 中国环境科学学会, 2013: 1055-1064. [28] 孙振宇, 陈照章, 杨龙奇, 等. 大亚湾及周边海区潮流和余流的季节变化特征[J]. 厦门大学学报(自然科学版), 2020, 59(2): 278-286. [29] CAMPBELL M D, HALL S G. Hydrodynamic effects on oyster aquaculture systems: a review[J]. Rev Aquac, 2019, 11(3): 896-906. doi: 10.1111/raq.12271
[30] XU C, YANG B, DAN S F, et al. Spatiotemporal variations of biogenic elements and sources of sedimentary organic matter in the largest oyster mariculture bay (Maowei Sea), Southwest China[J]. Sci Total Environ, 2020, 730: 139056. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.139056
[31] LACOSTE É, GAERTNER-MAZOUNI N. Nutrient regeneration in the water column and at the sediment-water interface in pearl oyster culture (Pinctada margaritifera) in a deep atoll lagoon (Ahe, French Polynesia)[J]. Estuar Coast Shelf Sci, 2016, 182: 304-309. doi: 10.1016/j.ecss.2016.01.037
[32] ERLER D V, WELSH D T, BENNET W W, et al. The impact of suspended oyster farming on nitrogen cycling and nitrous oxide production in a sub-tropical Australian estuary[J]. Estuar Coast Shelf Sci, 2017, 192: 117-127. doi: 10.1016/j.ecss.2017.05.007
[33] AZANDÉGBÉ A, POLY F, ANDRIEUX-LOYER F, et al. Influence of oyster culture on biogeochemistry and bacterial community structure at the sediment-water interface[J]. FEMS Microbiol Ecol, 2012, 82(1): 102-117. doi: 10.1111/j.1574-6941.2012.01410.x
[34] SIM B R, KIM H C, KANG S, et al. Geochemical indicators for the recovery of sediment quality after the abandonment of oyster Crassostrea gigas farming in South Korea[J]. Korean J Fish Aquat Sci, 2020, 53(5): 773-783.
[35] YAN Q, SONG J T, ZHOU J, et al. Biodeposition of oysters in an urbanized bay area alleviates the black-malodorous compounds in sediments by altering microbial sulfur and iron metabolism[J]. Sci Total Environ, 2022, 817: 152891. doi: 10.1016/j.scitotenv.2021.152891
[36] LIU Q, LIAO Y B, ZHU J H, et al. Influence of biodeposition by suspended cultured oyster on the distributions of trace elements in multiple media in a semi-enclosed bay of China[J]. J Hazard Mater, 2023, 443: 130347. doi: 10.1016/j.jhazmat.2022.130347
[37] SHULKIN V M, PRESLEY B J, KAVUN V. Metal concentrations in mussel Crenomytilus grayanus and oyster Crassostrea gigas in relation to contamination of ambient sediments[J]. Environ Int, 2003, 29(4): 493-502. doi: 10.1016/S0160-4120(03)00004-7
[38] LIANG J, LIU J, XU G, et al. Distribution and transport of heavy metals in surface sediments of the Zhejiang nearshore area, East China Sea: sedimentary environmental effects[J]. Mar Pollut Bull, 2019, 146: 542-551. doi: 10.1016/j.marpolbul.2019.07.001
[39] PING X Y, ZHANG H, JIANG Y Z, et al. Sediment properties and benthic fauna associated with stock enhancement and farming of marine bivalve populations in Xiangshan Bay, China[J]. Aquac Res, 2023, 2023: e4729267.
[40] YAN Q, JIA Z P, SONG J T, et al. Oyster culture changed the phosphorus speciation in sediments through biodeposition[J]. Environ Res, 2023, 216: 114586. doi: 10.1016/j.envres.2022.114586
[41] LIAO Y B, LIU Q, SHOU L, et al. The impact of suspended oyster farming on macrobenthic community in a eutrophic, semi-enclosed bay: implications for recovery potential[J]. Aquaculture, 2022, 548: 737585. doi: 10.1016/j.aquaculture.2021.737585
[42] LAVRENTYEV P J, GARDNER W S, YANG L. Effects of the zebra mussel on nitrogen dynamics and the microbial community at the sediment-water interface[J]. Aquat Microb Ecol, 2000, 21(2): 187-194.
[43] LIU W, BAO Y L, LI K J, et al. The diversity of planktonic bacteria driven by environmental factors in different mariculture areas in the East China Sea[J]. Mar Pollut Bull, 2024, 201: 116136. doi: 10.1016/j.marpolbul.2024.116136
[44] AULADELL A, BARBERÁN A, LOGARES R, et al. Seasonal niche differentiation among closely related marine bacteria[J]. ISME J, 2022, 16(1): 178-189. doi: 10.1038/s41396-021-01053-2
[45] VEZZULLI L, STAGNARO L, GRANDE C, et al. Comparative 16S rDNA gene-based microbiota profiles of the Pacific oyster (Crassos trea gigas) and the Mediterranean mussel (Mytilus galloprovincia lis) from a shellfish farm (Ligurian Sea, Italy)[J]. Microb Ecol, 2018, 75(2): 495-504. doi: 10.1007/s00248-017-1051-6
[46] FANG G J, YU H L, SHENG H X, et al. Seasonal variations and co-occurrence networks of bacterial communities in the water and sediment of artificial habitat in Laoshan Bay, China[J]. PeerJ, 2022, 10: e12705.
[47] ASHLEY R S, MICHAEL F P, JONATHAN H G. Habitat context influences nitrogen removal by restored oyster reefs[J]. J Appl Ecol, 2015, 52(3): 716-725. doi: 10.1111/1365-2664.12435
[48] AYVAZIAN S, MULVANEY K, ZARNOCH C, et al. Beyond bioextraction: the role of oyster-mediated denitrification in nutrient management[J]. Environ Sci Technol, 2021, 55(21): 14457-14465. doi: 10.1021/acs.est.1c01901
-
期刊类型引用(10)
1. 邓洪，钟占友，寇春妮，朱书礼，李跃飞，夏雨果，武智，李捷，陈蔚涛. 基于线粒体全基因组揭示斑鳠的种群遗传结构与演化历史. 生物多样性. 2025(01): 97-106 . 
百度学术
2. 朱远生，王丽，董升辉，莫翠琴，张家俊，黎国樑，闭小棉，彭业韶. 不同驯养模式对卷口鱼驯养研究. 安徽农业科学. 2025(09): 69-71 . 百度学术
3. 詹华伟，叶树政，陈锭娴，王凯丰，刘兰苑，龚剑，韩崇，李强. 基于线粒体Cytb序列的广东地区大刺鳅群体遗传多样性分析. 湖南农业科学. 2024(03): 1-6 . 百度学术
4. 刘童，王英俊，吴莹莹，邹琰，吕芳，吴海一，李建民，宋爱环. 魁蚶3个群体及杂交子代遗传多样性分析. 水产科学. 2024(04): 561-570 . 百度学术
5. 邓树庆，蔡杏伟，王韩，符成慧，张清凤，申志新，李高俊，李芳远. 保亭近腹吸鳅遗传多样性及保护建议. 热带生物学报. 2024(04): 419-426 . 百度学术
6. 王吉祥，刘凯，王永杰，刘彦斌，刘嘉成，王彩雯，肖伟，连总强，王玉涛. 黄河宁夏段黄河鮈群体的遗传多样性与系统发育分析. 基因组学与应用生物学. 2024(07): 1248-1259 . 百度学术
7. 卞玉玲，刘士力，刘一诺，贾永义，李飞，迟美丽，郑建波，程顺，顾志敏. 湖州河川沙塘鳢群体线粒体DNA cyt b基因序列的遗传多样性分析. 水产学杂志. 2023(01): 22-28+35 . 百度学术
8. 尹雪宇，陈远腾，庄尔俊，赵俊杰，董玲，李海龙. 基于线粒体nad1基因的大理州亚洲带绦虫遗传多样性分析. 热带医学杂志. 2023(03): 301-304 . 百度学术
9. 尹雪宇，陈远腾，庄尔俊，赵俊杰，董玲，李海龙. 基于线粒体12S rRNA基因对大理州亚洲带绦虫遗传多样性的分析. 中国人兽共患病学报. 2023(08): 784-788 . 百度学术
10. 范嗣刚，黄皓，王鹏飞，闫路路，赵超，张博，邱丽华. 基于cox1序列的中国6个花鲈野生群体遗传多样性. 广东海洋大学学报. 2022(03): 11-17 . 百度学术
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