大欽島不同養殖年限深水網箱沉積物微生物群落結構分析

解維俊, 趙玉庭, 劉元進, 胡順鑫, 姜海濱, 韓慧宗, 王騰騰, 王 斐, 李兆龍, 張明亮

大欽島不同養殖年限深水網箱沉積物微生物群落結構分析

解維俊1, 2, 趙玉庭2, 劉元進2, 胡順鑫2, 姜海濱2, 韓慧宗2, 王騰騰2, 王 斐2, 李兆龍1, 2, 張明亮2

(1. 上海海洋大學 水產與生命學院, 上海 201306; 2. 山東省海洋資源與環境研究院, 山東 煙臺 264006)

為研究深水網箱養殖年限對沉積物微生物群落結構的影響, 分別對大欽島海域養殖3、8、13、18 a網箱以及非養殖區(DZ)表層沉積物(0～2 cm)進行16S rDNA高通量測序。結果顯示, 長年網箱養殖(13、18 a)區域沉積物菌群的豐富度和多樣性均顯著高于短期網箱養殖(3、8a)區域(<0.05)。隨著養殖年限的增加, 網箱沉積物優勢菌門變化顯著(<0.05), 短期網箱養殖(3、8 a)和非養殖區(DZ)沉積物主要優勢菌門為擬桿菌門(Bacteroidota), 變形菌門(Proteobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes), 長年網箱養殖(13、18 a)沉積物主要優勢菌門為擬桿菌門, 變形菌門、脫硫菌門(Desulfobacterota)。影響網箱養殖沉積物菌群結構的主導環境因子為Hg、Cd、有機碳以及石油類。冰鮮野雜魚的投喂可能是大欽島長年網箱養殖區環境惡化的重要因素之一, 應推廣綠色環保型配合飼料的使用, 并采用微生物(以厭氧不產氧光合細菌為主的微生態制劑)、大型生物(刺參及大型藻類)相結合的協同治理手段進行污染沉積物修復, 推進深水網箱的健康養殖和可持續發展。

深水網箱; 養殖年限; 沉積物; 微生物群落

淺海網箱養殖是近海生態環境惡化的重要因素之一[1]。殘餌、糞便等有機物質在海底的沉降和堆積會導致底棲環境呈缺氧或無氧狀態, 從而顯著改變底棲微生物群落結構[2]。隨著底棲環境進一步的惡化, 硫酸鹽還原菌將成為優勢類群, 致使硫化物和非離子態的硫化氫大量富集, 極易產生毒害作用[3]。為了減輕網箱養殖帶來的生態危害, 中國近幾年大力發展深水網箱養殖[4-5], 將養殖網箱從水深10 m以內的淺海搬到水深20 m以上的深水區域。但深水網箱養殖是否有利于海洋生態環境的保護, 仍缺乏系統研究。盡管已有大量研究關注深水網箱養殖對底棲環境、微生物群落結構的影響, 如網箱養殖活動可能會增加沉積物中總氮、總磷、有機碳和硫化物的含量[6]以及提高沉積物菌群的豐富度和多樣性[7], 并且對大型底棲生物的分布[8]存在明顯影響, 但中國深水網箱養殖開展較晚, 缺乏對長期養殖環境效果的研究。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

根據養殖起始年份將大欽島網箱養殖區劃分為不同的采樣區域3、8、13、18 a以及非養殖區(DZ)5個區域(表1), 采樣網箱自投放入海以來均以許氏平鲉幼苗(6 cm左右)為養殖對象, 餌料以冰鮮野雜魚為主, 于2021年6月進行了調查取樣(圖1)。使用彼得森采泥器采集樣點的表層沉積物(0～2 cm), 每個采樣區域選取3個網箱表層沉積物作為平行樣品, 每個平行樣品由5點法采集混合而成, 將樣品放在無菌聚乙烯自封袋中, 置于便攜式冰箱帶回實驗室分析。樣品分為2部分, 一部分存放在5 mL凍存管中置于–80 ℃冰箱用于微生物群落結構和多樣性分析, 另一部分自然風干后研磨存儲于4 ℃冰箱中用于理化性質測定。

表1 大欽島網箱養殖區各采樣點詳細情況

圖1 大欽島網箱養殖區各采樣位點分布

1.2 沉積物理化指標分析方法

測定了硫化物、有機碳、Cu、Zn、Cr、Hg、Cd、Pb、As及石油類等指標。硫化物測定用亞甲基藍分光光度法(GB17378.5—2007), 有機碳測定用重鉻酸鉀氧化-還原容量法(GB17378.5—2007), Cu、Zn、Cr、Cd、Pb及As測定用電感耦合等離子體質譜法(HY/T147.2—2013), Hg測定用電子熒光法(GB17378.5—2007), 石油類測定用紫外分光光度法(GB17378.5—2007)。

1.3 高通量測序

將裝有沉積物樣品的5 mL凍存管送至上海歐易生物醫學科技有限公司, 進行PCR擴增和高通量測序。土壤基因組由Magen核酸提取試劑盒(MagPure Soil DNA KF Kit)提取, 利用1%瓊脂糖凝膠電泳檢測其純度和完整度。針對V3-V4區域設計特異引物進行PCR擴增, 前端引物為343F-5′- TACGGRAGGCAGCAG-3′, 后端引物為798R-5′- AGGGTATCTAATCCT-3′, 將樣品的PCR產物在Illumina Miseq平臺上進行高通量測序。

1.4 數據分析

將測序得到的原始FASTQ文件用Trimmo-matic[10]軟件過濾去除質量低或模糊的堿基以及長度小于50 bp的序列, 得到的雙端數據使用FLASH[11]軟件進行拼接, 同時過濾去除Barcode和引物序列以及長度小于200 bp的序列, 得到clean tags序列。最后用UCHIME[12]軟件去除嵌合體序列, 得到可用于后續劃分OTU的有效序列Valid tags。用VSEARCH[13]軟件將優質序列Valid tags以97%相似度進行OTU分類, 隨后將個OTU中豐度最大的序列作為代表序列, 對比Silva (www.arb-silva.de), Greengene (http:// greengenes.secondgenome.com/)數據庫并使用RDP classifier軟件進行物種比對注釋, 保留置信度>0.7的注釋結果, 采用QIIME[14]軟件對OTU進行α多樣性指數分析。β多樣性和差異OTUs分析使用R語言(www.r-project.org)統計軟件進行分析。

用 WPS Excle 2019處理數據, Surfer繪制采樣點分布地圖, 并用SPSS 24.0軟件進行單因素方差分析(One-Way ANOVA)和相關性分析,<0.05為差異顯著。

2 結果與分析

2.1 沉積物理化性質

各區域有機碳、Cu、Zn、Cr、Hg、Cd、Pb、As和石油類含量差異均不顯著(>0.05), 說明深水網箱長年養殖并未對底棲環境造成深遠影響(表2)。但養殖18 a區域硫化物含量最高, 且顯著高于對照區域(<0.05), 含量增長了97.44%, 表明長年養殖促進了硫化物的積累。盡管養殖18 a區域硫化物含量仍符合一級海洋沉積物評價標準(GB18668—2002), 但高濃度的硫化物將會對海洋生物產生危害, 長年養殖無疑增加了底棲環境的生態風險。除Cr外, 其余各監測指標均符合一級海洋沉積物評價標準, 但各區域Cr含量差異不顯著(>0.05), 表明該區域Cr本底值較高, 深水網箱養殖并沒有明顯增加其含量。

表2 養殖網箱沉積物理化因子測定結果

注: 表中同列數據后不同小寫字母表示處理間差異顯著(<0.05)

2.2 高通量測序結果

不同養殖年限網箱沉積物樣品經高通量測序得到clean tags (拼接后的tags數目) 68 525～73 761條, 有效序列52 274～67 696條, 聚類于1 662～5 207個OTUs。樣品測序覆蓋率為96.52%～99.04%, 說明測序可以很好地覆蓋物種信息, 抽樣充分。養殖3、8、13、18 a以及非養殖區(DZ)中分別測到的OTU個數為5 954、6 079、7 385、7 659和6 119個。不同養殖年限網箱沉積物共有的OTU數目為1 807個, 約占各采樣點總OTU數目的25%。5個采樣區域特有的OTU數目分別為: 904個(占3 a總OTU個數的15.2%)、1 317個(占8 a總OTU個數的21.7%)、1 325個(占18 a總OTU個數的17.9%)、1 512(占18 a總OTU個數的19.7%)、1 299個(占非養殖區總OTU個數的21.2%)。該數據表明, 各養殖年限網箱沉積物特有的微生物種類較多, 微生物的組成存在差異性, 總體來說長年養殖對網箱沉積物細菌群落結構具有明顯影響, 提高了沉積物微生物菌群的豐富度。

圖2 不同養殖年限網箱沉積物中的微生物群落韋恩圖

2.3 網箱養殖年限對沉積物微生物α多樣性的影響

采用Chao1、物種豐富度Richness、Shannon、Simpson等指數對沉積物樣本α多樣性進行評估, 結果(表3)顯示。不同養殖年限網箱沉積物菌群豐富度和多樣性都具有顯著性差異(<0.05), 隨養殖年限的增加, 養殖網箱沉積物菌群的豐富度和多樣性均呈上升趨勢, 且長年養殖網箱(13、18 a)沉積物菌群豐富度和多樣性顯著大于其他區域(<0.05), 說明養殖年限可能是影響網箱沉積物細菌群落豐富度和多樣性的重要因素之一。

2.4 網箱養殖年限對沉積物微生物群落的影響

5個區域沉積物細菌在門水平上豐度排名前10的門類分別為擬桿菌門(Bacteroidota), 變形菌門(Proteobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)、脫硫菌門(Desulfobacterota)彎曲桿菌門(Campilobacterota)酸桿菌門(Acidobacteriota)、黏球菌門(Myxococcota)放線菌門(Actinobacteriota)NB1-j和芽孢桿菌門(Gemmatimonadota)(圖3)。不同養殖年限網箱沉積物菌群組成在門水平上具有顯著差異, 養殖3、8 a以及非養殖區(DZ)的主要優勢菌門為擬桿菌門, 變形菌門和厚壁菌門(總相對豐度>61.77%), 養殖13、18 a的主要優勢菌門為擬桿菌門, 變形菌門和脫硫菌門(總相對豐度>61.98%)。養殖3、8 a網箱沉積物厚壁菌門相對豐度分別為28.16%、32.70%, 養殖13、18 a網箱沉積物厚壁菌門相對豐度分別為5.60%、7.26%, 長年養殖顯著降低了厚壁菌門的相對豐度(<0.05)。養殖3、8 a網箱沉積物脫硫菌門相對豐度分別為9.90%、12.23%, 養殖13、18 a網箱沉積物脫硫菌門相對豐度分別為25.53%、16.80%, 長年養殖顯著提升了脫硫菌門的相對豐度(<0.05)。非養殖區沉積物檢測出的擬桿菌門相對豐度(37.60%)高于所有養殖區沉積物擬桿菌門相對豐度(<20.50%), 并且顯著高于其在養殖8、13 a沉積物中的相對豐度(<0.05)。變形菌門的相對豐度在5個區域差異不顯著(0.05), 其他菌門相對豐度較小, 不同區域差異也不顯著(0.05)。

表3 各位點沉積物α多樣性分析

注: 表中同列數據后不同小寫字母表示處理間差異顯著(<0.05)

圖3 沉積物微生物群落組成(門水平)

菌屬水平下, 不同養殖年限網箱沉積物優勢菌屬(相對豐度>2%)呈現出顯著性差異(<0.05)(圖4)。養殖3 a網箱沉積物優勢菌主要隸屬于硫卵菌屬(S)(10.45%)、嗜中溫溫暖桿菌() (5.54%)、擬桿菌屬()(5.40%)、毛囊菌屬()(3.84%)和(2.52%)。養殖8 a網箱沉積物優勢菌主要隸屬于硫卵菌屬(10.71%)、(5.40%)、毛囊菌屬(4.40%)和毛螺菌科()(2.74%)。養殖13 a網箱沉積物優勢菌主要隸屬于(9.16%)、硫卵菌屬(7.63%)、(2.97%)、(2.74%)、(2.29%)、海球菌屬()(2.26%)和伍斯菌屬()(2.08%)。養殖18 a網箱沉積物優勢菌主要隸屬于硫卵菌屬(11.54%)、(5.49%)、毛囊菌屬(2.90%)、(2.40%)、伍斯菌屬(2.27%)和擬桿菌屬(2.20%)。非養殖區(DZ)沉積物優勢菌主要隸屬于擬桿菌屬(16.13%)、毛囊菌屬(11.81%)、另枝菌屬()(3.68%)、毛螺菌科(3.49%)和硫卵菌屬(2.93%)。5個區域沉積物優勢菌屬均包含硫卵菌屬, 且其在4個養殖網箱區域沉積物的相對豐度均顯著大于非養殖區(DZ) (<0.05)。僅是4個養殖網箱區域沉積物的優勢菌屬, 且其在養殖8、13、18 a網箱沉積物的相對豐度均顯著大于非養殖區(DZ)(1.66%)(<0.05)。擬桿菌屬、毛囊菌屬是非養殖區沉積物的優勢菌屬且相對豐度較高, 顯著高于其在養殖區域沉積物的相對豐度(<0.05)。

圖4 沉積物微生物群落組成(屬水平)

選取樣品相對豐度前30的菌屬進行聚類分析, 并繪制Heatmap圖(圖5)。在屬分類水平上可以看出, 硫卵菌屬隨養殖年限的增加呈現先降低后上升的趨勢, 與硫化物含量變化趨勢一致。隨養殖年限的增加, 優勢菌屬的數量也增加。由聚類結果可知, 養殖3、8 a可以聚為一支, 養殖13、18 a可以聚為一支, 隨后4個養殖區聚為一支, 非養殖區單獨為一支。同時, 采用主成分分析(PCA)對不同養殖年限網箱沉積物菌落結構差異進行分析(圖6), 分析結果與聚類分析結果較為相似, 養殖3、8 a與非養殖區(DZ)在第一主成分上和養殖13、18 a被明顯地區分, 說明網箱養殖年限明顯影響沉積物細菌群落結構。部分區域的3個重復樣品的聚集性較差, 組內細菌群落組成存在差異, 原因是同一養殖年限網箱區域面積過大, 取樣時為了更好地展示其真實菌落結構情況, 取樣位置跨度較大所致。

圖5 沉積物微生物屬水平熱圖

2.5 養殖網箱沉積物微生物群落與環境因子相關性

將養殖網箱沉積物樣品中細菌豐度前15屬與沉積物理化因子進行微生物環境因子分析(圖7), 采用協方差矩陣進行計算。其中,與Hg含量呈顯著正相關(=0.034,=0.670)。與Cd含量呈顯著正相關(=0.049,=0.633)。另枝菌屬()與有機碳含量呈顯著負相關(=0.040,=–0.655), 表明另枝菌屬受沉積物有機質含量影響顯著。海球菌屬與石油類含量呈顯著正相關(=0.042,=0.650)。這表明Hg、Cd、有機碳以及石油類對不同養殖年限網箱沉積物細菌群落結構有一定的影響。本研究中大部分菌屬與環境因子不具有顯著相關, 這可能是因為該研究中微生物與環境因子之間的關系可能受到混雜因素的影響, 使其作用可能難以區分。

圖6 沉積物微生物PCA分析

2.6 網箱養殖年限對硫酸鹽還原菌群落的影響

本研究根據高通量測序的結果篩選出其中的硫酸鹽還原菌(SRB), 選取樣品中發現的相對豐度前10的SRB菌屬分析(表4), 脫硫酸鹽橡菌屬()是養殖網箱沉積物中豐度最高的SRB菌屬。我們在進行SRB菌屬篩選時發現養殖13、18 a網箱沉積物SRB類群最多, 相對豐度最大, 如脫硫化凸菌屬()在養殖13、18 a網箱沉積物出現且相對豐度較高, 但在養殖3、8 a網箱和DZ未出現。這些結果說明長年養殖網箱區(13、18 a)沉積物環境更適合嚴格厭氧的SRB菌屬生長。

圖7 沉積物微生物群落與環境因子的RDA分析(屬水平)

表4 沉積物硫酸鹽還原菌豐度

3 討論

研究結果顯示, 長年養殖(13、18 a)網箱沉積物菌群豐富度和多樣性顯著大于短期養殖(3、8 a)和非養殖區(<0.05), 與顏婷茹[15]對象山港南沙港網箱養殖區以及胡曉娟[16]對汕頭南澳島白沙灣養殖海域研究結果一致, 表明長年網箱養殖對底棲微生物群落具有促進作用。這可能是養殖過程中魚類殘餌和排泄物在沉積物中的累積為細菌提供了合適的生長基質, 刺激細菌的繁殖, 從而使菌群豐富度和多樣性指數更高[17-18]。

在本研究中, 隨著養殖年限的增加, 長年養殖(13、18 a)網箱沉積物中脫硫菌門的豐度顯著提高, 厚壁菌門的豐度顯著下降。脫硫菌門主要存在于缺氧的有機污染環境并參與硫循環與碳循環[19], 說明長年養殖網箱沉積物處于嚴格厭氧狀態并存在豐富的有機物, 原因可能是由于網箱養殖活動給沉積物帶來豐富的還原性有機物, 大大地增加底棲環境的耗氧量, 裘瓊芬等[20]也發現象山港網箱養殖區沉積物耗氧量是非養殖區沉積物耗氧量的2.5倍以上。厚壁菌門相對豐度的顯著下降意味著隸屬于厚壁菌門的乳酸菌屬()、芽孢桿菌屬()等典型益生菌由于不適應養殖后期嚴格厭氧和高污染水平沉積物環境而導致其相對豐度下降, 這些益生菌有凈化水質和增強水生動物免疫力的功效[21], 益生菌相對豐度的顯著下降可能會使養殖環境進一步惡化。

硫卵菌屬可以利用硝酸鹽將硫化物氧化為單質硫, 有時還將硫化物/單質硫氧化為硫酸鹽, 是一種典型的硫氧化菌[22], 硫卵菌屬和都驅動著海洋沉積物中的硫循環, 而它們在4個養殖區沉積物的相對豐度均顯著大于非養殖區(<0.05), 說明養殖區沉積物中硫循環顯著活躍, 可能原因是大欽島漁民為了壓縮成本, 網箱養殖主要投喂冰鮮野雜魚[23], 餌料轉化率較低, 導致大量糞便和殘餌在網箱底部累積, 最終造成網箱沉積物中有機質含量較高, 有機質中的無機硫酸鹽被硫酸鹽還原菌分解產生硫化物[24], 硫化物的濃度的升高會刺激硫氧化菌的生長繁殖[25], 從而加速驅動網箱養殖區沉積物中硫循環。養殖后期(18 a)網箱沉積物中硫循環應該主要集中在嚴格厭氧的硫酸鹽還原菌的硫酸鹽還原作用, 這也與本研究中所測得硫化物濃度變化趨勢一致, 說明長年網箱養殖區域硫氧化菌和硫酸鹽還原菌的動態關系無法維持, 生態系統的平衡被打破。

對于不同海區網箱養殖沉積物, 影響菌群結構特征的環境因子不盡相同。如顏婷茹[15]發現象山港南山港網箱養殖區沉積物細菌群落特征主要與PO43–和SO42–存在顯著相關性; 胡曉娟[16]發現南澳白沙灣魚類網箱養殖區沉積物的微生物群落組成主要受TN、TP、TOC影響顯著; 涂志剛[26]發現海南后水灣卵形鯧鲹()高密度網箱養殖區沉積物細菌群落結構的主要影響因子為總氮、總磷以及COD含量。在本研究中, 部分菌群相對豐度與環境因子存在顯著性相關, Hg、Cd、有機碳以及石油類是影響沉積物細菌群落的主導因子, 但是與菌群的豐富度和多樣性不存在顯著相關(>0.05)。由于大欽島無陸源徑流輸入, 網箱養殖投喂的餌料成為沉積物有機質和重金屬的主要來源, 因此冰鮮野雜魚可能是影響養殖網箱沉積物細菌群落結構的重要因素。

應當將投喂餌料由傳統的冰鮮野雜魚轉變為含有水產誘食劑(氨基酸、大蒜素等)和微生態制劑(酵母菌、EM等)的綠色環保型水產飼料, 控制未能及時被養殖動物吸收利用的N、P等物質進入水體, 有利于預防長年養殖網箱區水體和沉積物發黑發臭。在養殖后期(13、18 a)網箱沉積物中投放適量的厭氧不產氧光合細菌, 光合細菌是一類可以在厭氧光照條件下利用有機物、硫化物以及氨進行光合作用的微生物, 實現對污染沉積物的初步改造, 使其適應大型生物存活, 后續引入刺參()及大型藻類, 進行大型生物修復。以刺參、沙蠶()、魁蚶()等沉積食性生物攝食沉積物有機質, 當地養殖品種海帶作為修復藻類吸收N、P礦化釋放營養鹽, 構建多營養層次養殖生態系統, 提高生態系統對網箱沉積物有機質的利用效率, 最終實現污染沉積物治理。

4 結論

本研究結果表明, 長年養殖(13、18 a)網箱沉積物菌群豐富度和多樣性顯著高于短期網箱養殖(3、8 a)區。Hg、Cd、有機碳以及石油類是影響沉積物細菌群落的主要環境因子。長年網箱養殖區沉積物硫循環失調且處于嚴格厭氧狀態, 主要原因可能是大欽島網箱養殖區長期投喂冰鮮野雜魚導致, 應及時推廣綠色環保型配合飼料, 同時構建多營養層次養殖生態系統實現對污染沉積物的治理。

[1] 李洪鵬. 原生態復合菌對淺海養殖區氮和有機污染的凈化作用研究[D]. 青島: 中國海洋大學, 2008.

LI Hongpeng. Study on purification of eco-original bac-teria group on nitrogen and dissolved organic matter pollution in shallow sea aquaculture region[D]. Qingdao: Ocean University of China, 2008.

[2] 徐永健, 錢魯閩. 海水網箱養殖對環境的影響[J]. 應用生態學報, 2004, 3: 532-536.

XU Yongjian, QIAN Lumin. Impacts of cage culture on marine environment[J]. Chinese Journal of Applied Eco-logy, 2004, 3: 532-536.

[3] RICHARDS C M, PALLUD C. Kinetics of sulfate reduction and sulfide precipitation rates in sediments of a bar-built estuary (Pescadero, California)[J]. Water Research, 2016, 94: 86-102.

[4] 操戈, 鄧衛哲, 徐承旭. 海南大力發展深海網箱養殖[J].水產科技情報, 2017, 44(2): 109.

CAO Ge, DENG Weizhe, XU Chengxu.Hainan vigorously develops deep-sea net-pen aquaculture[J]. Fisheries Science & Technology Information, 2017, 44(2): 109.

[5] 高曉霞, 周國良. 打造深海網箱養殖嶺南優勢產業帶——廣東召開深海養殖網箱推進會[J]. 海洋與漁業, 2020, 6: 13-14.

GAO Xiaoxia, ZHOU Guoliang. Guangdong held a mee-ting to promote deep-sea aquaculture netting to create an advantageous industrial zone in Lingnan[J]. Ocean and Fishery, 2020, 6: 13-14.

[6] 黃小平, 郭芳, 黃良民. 大亞灣典型養殖區表層沉積物環境特征研究[J]. 熱帶海洋學報, 2008, 27(5): 37-42.

HUANG Xiaoping, GUO Fang, HUANG Liangmin. Researches on surface sediment environment in marine culture area of Daya Bay[J]. Journal of Tropical Oceano-graphy, 2008, 27(5): 37-42.

[7] 孫超, 朱玲, 毛玉澤, 等. 象山港南沙島不同養殖模式沉積物微生物群落結構分析[J]. 漁業科學進展, 2014, 35(4): 13-21.

SUN Chao, ZHU Ling, MAO Yuze, et al. The structures of sediment microbial communities in different mari-culture models at Xiangshan Bay of China[J]. Progress in Fishery Sciences, 2014, 35(4): 13-21.

[8] 丁敬坤, 薛素燕, 李加琦, 等. 基于大型底棲動物的桑溝灣不同養殖區底棲生境健康評價[J]. 中國水產科學, 2020, 27(12): 1393-1401.

DING Jingkun, XUE Suyan, LI Jiaqi, et al. Health assessment of large-scale aquaculture on benthic habitats in Sanggou Bay[J]. Journal of Fishery Sciences of China, 2020, 27(12): 1393-1401.

[9] 胡志強, 胡志興, 葛培義. 大欽島深水網箱養魚發展現狀及對策[J]. 齊魯漁業, 2010, 27(9): 53-54.

HU Zhiqiang, HU Zhixing, GE Peiyi. Current situation and countermeasures for the development of deep-water net-pen fish farming on Dachin Island[J]. Shandong Fisheries, 2010, 27(9): 53-54.

[10] BOLGER A M, LOHSE M, USADEL B. Trimmomatic: a flexible trimmer for Illumina sequence data[J]. Bioinformatics, 2014, 30(15): 2114-2120.

[11] MAGO? T, SALZBERG S L. FLASH: fast length adjustment of short reads to improve genome assemb-lies[J]. Bioinformatics, 2011, 27(21): 2957-2963.

[12] EDGAR R C, HAAS B J, CLEMENTE J C, et al. UCHIME improves sensitivity and speed of chimera detection[J]. Bioinformatics, 2011, 27(16): 2194-2200.

[13] ROGNES T, FLOURI T, NICHOLS B, et al. VSEARCH: a versatile open source tool for metagenomics[J]. PeerJ, 2016, 4: e2584.

[14] CAPORASO J G, KUCZYNSKI J, STOMBAUGH J, et al. QIIME allows analysis of high-throughput community sequencing data[J]. Nature Methods, 2010, 7(5): 335-336.

[15] 顏婷茹. 象山港南沙港網箱養殖區沉積物微生物群落多樣性的時空分布規律研究[D]. 上海: 上海海洋大學, 2012.

YAN Tingru. The temporal and spatial distribution of microbial community in response to fish cage farming in Nansha Bay in East China Sea[D]. Shanghai: Shanghai Ocean University, 2012.

[16] 胡曉娟. 廣東典型海域微生物群落特征分析[D]. 廣州: 暨南大學, 2013.

HU Xiaojuan. Analysis on microbial community characteristics in the typical sea areas in Guangdong Province[D]. Guangzhou: Jinan University, 2013.

[17] 廖紅芳, 鄭忠明, 馮堅, 等. 象山港大黃魚()網箱養殖區及鄰近海域沉積物中異養細菌生態分布[J]. 海洋與湖沼, 2014, 45(6): 1308-1316.

LIAO Hongfang, ZHENG Zhongming, FENG Jian, et al. Bacterial ecological distribution in sediment of a yellow croaker () cage farm and adjacent sites in Xiangshan Bay[J]. Oceanologia et Limnologia Sinica, 2014, 45(6): 1308-1316.

[18] VEZZULLI L, CHELOSSI E, RICCARDI G, et al. Bacterial com-munity structure and activity in fish farm sedi-ments of the Ligurian sea (Western Mediterranean)[J]. Aquaculture International, 2002, 10(2): 123-141.

[19] NEALSON K H. Sediment bacteria: who’s there, what are they doing, and what’s new?[J]. Annual Review of Earth and Planetary Sciences, 1997, 25(1): 403-434.

[20] 裘瓊芬, 張德民, 葉仙森, 等. 象山港網箱養殖對近海沉積物細菌群落的影響[J]. 生態學報, 2013, 33(2): 483-491.

QIU Qiongfen, ZHANG Demin, YE Xiansen, et al. The bacterial community of coastal sediments influenced by cage culture in Xiangshan Bay, Zhejiang, China[J]. Acta Ecologica Sinica, 2013, 33(2): 483-491.

[21] 劉艷麗, 呂惠蓉, 李海東, 等. 溫度對大鱗副泥鰍腸道菌群組成的影響研究[J]. 中國水產, 2022, 1: 94-97.

LIU Yanli, LV Huirong, LI Haidong, et al. Study on the effect of temperature on the composition of the intestinal flora of the paralarval loach[J]. China Fisheries, 2022, 1: 94-97.

[22] 方安琪, 賀志理, 王成, 等. 紅樹林沉積物中微生物驅動硫循環研究進展[J]. 微生物學報, 2020, 60(1): 13-25.

FANG Anqi, HE Zhili, WANG Cheng, et al. Progress in studying microbially-driven sulfur cycling in mangrove sedi-ments[J]. Acta Microbiologica Sinica, 2020, 60(1): 13-25.

[23] 王凱. 長島地區深水網箱養殖許氏平鲉主要疾病的流行病學調查與病原病理學研究[D]. 上海: 上海海洋大學, 2018.

WANG Kai. Epidemiology, etiology and histopathology of black rockfish () major diseases in Changdao County offshore cage[D]. Shanghai: Shanghai Ocean University, 2018.

[24] 甘居利, 林欽, 黃洪輝, 等. 大鵬澳網箱養殖區底質硫化物分布、變化和污染分析[J]. 水產學報, 2003, 6: 570-574.

GAN Juli, LIN Qin, HUANG Honghui, etal. Distribution, variation and pollution of the sulfide in surfacial sediment at cage culture area in Dapengao Bay[J]. Jour-nal of Fisheries of China, 2003, 6: 570-574.

[25] 劉陽, 姜麗晶, 邵宗澤. 硫氧化細菌的種類及硫氧化途徑的研究進展[J]. 微生物學報, 2018, 58(2): 191-201.

LIU Yang, JIANG Lijing, SHAO Zongze. Advances in sulfur-oxidizing bacterial taxa and their sulfur oxidation pathways[J]. Acta Microbiologica Sinica, 2018, 58(2): 191-201.

[26] 涂志剛. 海南后水灣深水網箱養殖區微生物多樣性及其養殖卵形鯧鲹“爛身病”研究[D]. 海口: 海南大學, 2017.

TU Zhigang. Studies on microbial diversity and rot body disease ofin deep-sea cage aquaculture area in Houshui Bay, Hainan[D]. Haikou: Hainan University, 2017.

Analysis of the microbial community structure of deep-water net tank sediments of Daqin Island at different culture years

XIE Wei-jun1, 2, ZHAO Yu-ting2, LIU Yuan-jin2, HU Shun-xin2, JIANG Hai-bin2, HAN Hui-zong2, WANG Teng-teng2, WANG Fei2, LI Zhao-long1, 2, ZHANG Ming-liang2

(1. College of Fisheries and Life Science, Shanghai Ocean University, Shanghai 201306, China; 2. Shandong Marine Resources and Environment Research Institute, Yantai 264006, China)

To investigate the effect of deep-water net-pen culture years on the sediment microbial community structure, 16S rDNA high-throughput sequencing was performed on the surface sediments (0–2 cm) of 3, 8, 13, and 18 a net-pen culture and nonculture areas (DZ) in Daqin Island waters. The results showed that the abundance and diversity of sediment flora were significantly higher (<0.05) in the long-year net box culture (13, 18 a) than in the short-term net box culture (3, 8 a). The dominant phyla in the sediment of the net pots changed significantly with increasing years of culture (<0.05). Bacteroidota, Proteobacteria, and Firmicutes were the dominant phyla in the sediment of the short-term net pots (3, 8 a) and the nonculture zone (DZ), while the dominant phyla in the sediment of the long-term net pots (13, 18 a) were Bacteroidota, Proteobacteria, and Firmicutes. The main dominant phyla in the sediments of the long-year net culture (13, 18 a) were Bacteroidota, Proteobacteria, and Desulfobacterota. The dominant environmental factors influencing the structure of the sediment flora in the net pens were Hg, Cd, organic carbon, and petroleum. The feeding of chilled wild fish may be one of the important factors contributing to the environmental degradation of the perennial net tank culture area on Daqin Island. The use of green and environmentally friendly compound feeds should be promoted, and a combination of microorganisms (microecological agents based on anaerobic nonoxygenic photosynthetic bacteria) and macroorganisms (spiny cucumbers and macroalgae) should be incorporated for the remediation of polluted sediments to facilitate the promotion of healthy culture and sustainable development of deep-water net tanks.

deep-water nets; cuture years; sediment; microbial communities

Mar. 21, 2022

s949

A

1000-3096(2022)12-0031-10

10.11759/hykx20220321003

2022-03-21;

2022-05-05

山東省重點研發計劃項目(2020CXGC011404); 國家自然科學基金項目(42176159); 國家現代農業產業技術體系(CARS-47)

[Key Research and Development Project of Shandong, No. 2020CXGC011040; National Natural Science Foundation of China, No. 42176159; Construction of Modern Agricultural Industry Technology System of China, No. CARS-47]

解維俊(1996—), 男, 碩士研究生, 主要從事水生態環境修復研究, E-mail: 1665039783@qq.com; 張明亮(1982—),通信作者, E-mail: zhangml1982@126.com

(本文編輯: 譚雪靜)