互花米草定植的養殖尾水處理人工濕地中古菌群落的組成與分布

譚 瑩, 胡越航, 錢云霞, 郭安南

互花米草定植的養殖尾水處理人工濕地中古菌群落的組成與分布

譚 瑩1, 胡越航1, 錢云霞1, 郭安南2,3*

（1.寧波大學 海洋學院, 浙江 寧波 315832; 2.寧波大學 食品與藥學學院, 浙江 寧波 315832; 3.浙江省動物蛋白食品精深加工技術重點實驗室, 浙江 寧波 315832）

為探究凡納濱對蝦養殖尾水處理過程中互花米草濕地的凈化效果和沉積物古菌群落的組成與分布, 基于16S rRNA基因的高通量測序技術, 從沉積物環境因子、古菌群落結構和多樣性、環境因子與古菌群落間的相互關系進行分析. 結果表明: 互花米草人工濕地深層沉積物的古菌群落多樣性顯著高于表層和根際沉積物; 門水平上, 互花米草人工濕地優勢古菌為泉古菌門、廣古菌門和奇古菌門; 綱水平上, 優勢古菌為深古菌綱、甲烷微菌綱和熱源體綱; 目水平上, 互花米草人工濕地中含3種氨氧化古菌和7種產甲烷古菌. 非度量多維尺度分析(NMDS)表明, 互花米草根際沉積物與深層沉積物古菌群落差異顯著(<0.05), 與表層更為相似. 冗余分析(RDA)及Mantel檢驗表明, 影響古菌群落的主要環境因子包括pH、銨氮(NH4+-N)、總有機碳(TOC)和總磷(TP). 相關性熱圖表明奇古菌門和其中的亞硝基菌綱與環境因子的相關性最強. 氨氧化古菌群落與pH、NH4+-N、總氮(TN)和TP呈顯著相關(<0.01), 產甲烷古菌與環境因子則無顯著相關性. 人工種植互花米草能夠有效改善濕地環境, 可為養殖尾水的濕地凈化提供理論和實踐依據.

古菌群落; 互花米草; 沉積物; 海水養殖尾水

隨著人們對魚蝦需求的逐漸加大和捕撈業的日漸枯竭, 高密度、集約化的凡納濱對蝦()養殖規模逐步擴大[1-2], 養殖尾水也隨之增加, 而養殖尾水的有效處理、達標排放是近海養殖可持續發展必須解決的問題之一. 人工濕地利用植物和濕地土對污染物進行有效的吸附和降解是海水養殖尾水生態處理的一種重要方式. 互花米草(Loisel)作為濱海濕地中常見的多年生直立草本植物, 具有耐鹽、耐淤和耐淹的特性, 還能有效減少沿海潮汐侵蝕、消浪促淤[3], 桿葉也可作為餌料或肥料[4], 常被用于海水養殖尾水人工濕地中. 互花米草通過根系分泌物等化感物質影響土壤的理化性質, 進而影響微生物的群落結構[5]. 與光灘相比, 互花米草的入侵顯著提高了中國東部濱海濕地土壤細菌豐度和多樣性, 而土壤細菌豐度和群落組成主要受pH等理化性質的影響[6]; 在河口濕地中互花米草的入侵改變了濕地土壤細菌的優勢菌屬[7]; 黃河口中互花米草的種植改變了沉積物的理化性質, 有機碳的含量隨種植年限的增加而增加, 革蘭氏陽性菌和革蘭氏陰性菌的比例顯著增加[8]. 近年來, 隨著研究的不斷深入, 關于互花米草對濕地沉積物細菌群落影響的研究越來越廣泛, 但在互花米草對濕地沉積物古菌群落的影響方面尚鮮見報道.

古菌廣泛分布于土壤、海洋、淡水和河口等生境中, 能夠像細菌一樣利用有機或無機電子供體和受體進行各類能量代謝, 具有產甲烷、氧化氨或降解有機物等不同的生理生化功能, 參與碳、氮和硫等元素的生物化學循環等. 目前, 關于古菌在高濃度有機碳和氮的廢水處理系統的功能研究逐漸增多. 例如, 近年來厭氧消化在處理畜禽糞便和城市廢水等高濃度廢水中得到了廣泛應用, 其中的產甲烷古菌則是有機質厭氧消化作用的直接貢獻者[9]. 產甲烷古菌是一類嚴格厭氧且系統發育差異極大的古菌[10], 主要分布于濕地[11]、稻田[12]等厭氧環境中, 它能利用環境中的有機質為底物, 通過乙酸型、氫型、甲基型、氧甲基型[13]和烷基型[14]多種途徑產生甲烷, 在碳生物地球化學循環、可再生能源的利用和全球氣候變暖方面有著突出貢獻[15]. 氨氧化古菌(Ammonia-Oxidizing Archaea, AOA)在自然環境中的數量比氨氧化細菌更高, 最大差別可達8000倍[16], 是地球上最豐富的氨氧化微生物. 氨氧化古菌具有極高的底物氨親和力和高效的自養固碳途徑, 能夠參與硝化作用氧化環境中的銨氮轉化為植物更易吸收的硝酸鹽, 此過程在緩解養殖廢水氮素污染中具有重要意義[17].

為研究處理海水養殖尾水的人工濕地沉積物中古菌群落的組成與分布, 本文通過高通量測序分析不同位點沉積物的古菌群落組成、多樣性及其與環境因子的相互關系, 進一步分析與C、N循環相關的氨氧化古菌和產甲烷古菌的群落變化, 闡明古菌在人工濕地中的作用, 為人工濕地處理養殖尾水提供科學依據.

1 材料與方法

1.1 研究區域選擇及沉積物采集

互花米草人工濕地位于浙江寧波象山藍尚海洋科技有限公司的凡納濱對蝦養殖場(N29.72° E121.86°), 對蝦養殖平均產量7375kg?hm-2, 其養殖尾水排出至尾水沉淀池, 固液分離后一部分制成有機肥應用于農業, 另一部分經濾食性貝類吸收后流入互花米草人工濕地[18]. 根據養殖尾水的流經途徑, 將人工濕地分為流入區(E)、中間區(M)和流出區(O) 3個區域, 每個區域采集沉積物表層(S)、互花米草根際(R)和人工濕地深層(D) 3個位點, 每個位點設置3個平行. 表層沉積物為水土交界面下2cm內的土層; 根際沉積物是用無菌水浸洗互花米草根表后形成的泥漿再離心(3000r·min-1, 5 min)得到; 深層沉積物為水土交界面以下40cm的無根區. 樣品收集后保存于-80℃超低溫冰箱, 直至分析.

1.2 沉積物理化指標測定

沉積物含水率(moisture)用干重法測定; 水土比5:1混合, 充分震蕩后, 使用pH計(上海精科)測得上清液pH值作為沉積物的pH值; 硝態氮(NO3-- N)和銨態氮(NH4+-N)采用2mol·L-1KCl浸提后分別用酚二磺酸比色法和靛酚藍比色法進行測定[19]; 沉積物土樣總氮(TN)和總磷(TP)含量用酸消解法(Smart Chem 200 Discrete Analyzer)進行測定; 總有機碳(TOC)含量采用重鉻酸鉀氧化法進行測定.

1.3 DNA提取, PCR擴增及高通量測序

稱取0.5g濕重沉積物, 用FastDNA土樣試劑盒(MP Biomedicals, OH, USA)提取DNA, 提取步驟參考說明書. 用16S rRNA基因V3-V4區通用引物341F(5′-CCTAYGGGRBGCASCAG-3′)和806R (5′-GGACTACNNGGGTATCTAAT-3′)進行PCR擴增, 產物用Takara凝膠回收試劑盒進行純化, NanoDrop測定含量和純度, 等量混合后使用高通量測序(Illumina, USA)平臺進行測序.

1.4 Illumina數據處理

原始數據利用QIIME流程進行分析, 過濾和拼接低質量序列、去嵌合體等質控. 流程概括為剪接掉3個以上的連續且質控分小于20的堿基, 保留大于300bp的長序列, 然后用UCHIME去除嵌合體, 用UCLUST在97%的相似性水平聚類為分類操作單元(OTUs).

1.5 統計分析

基于Illumina OTU表, 利用R語言(version 3.6.3)計算每個樣品的α-多樣性指數, 包括香農多樣性(Shannon diversity)、Chao1指數; 篩選門水平(相對豐度>1%)、綱水平(相對豐度>1.5%)的古菌群落, 利用Origin (version 2018)繪制堆疊柱狀圖; 差異分析除在表中特殊標注外, 均利用單因素方差分析(One-way ANOVA)完成; 篩選目水平中的產甲烷古菌和氨氧化古菌繪制堆積柱形圖; 使用“vegan”包繪制非度量多維尺度分析(NMDS), 比較不同位點沉積物古菌群落差異; 使用“pheatmap”包繪制相關性熱圖(Heatmap), 分析各優勢菌門和優勢菌綱與環境因子的相關性; 對古菌群落和沉積物環境因子進行冗余分析(RDA)和Mantel檢驗.

2 結果與分析

2.1 不同位點沉積物理化性質

理化分析結果(表1)顯示, 各位點沉積物pH均呈弱堿性, 根際沉積物的平均pH值(8.0)高于表層(pH=7.53)和深層(pH=7.35), 但組間差異不顯著(>0.05). 沉積物中NH4+-N、TN和TP的含量均為表層>根際>深層, 且尾水流入區表層的含量顯著高于中間區域和尾水流出區域表層的含量(<0.05); 根際沉積物中NO3--N的含量高于表層和深層, 但整體含量較低, 且各位點無顯著差異(>0.05). 根際沉積物TOC含量顯著高于其他位點(<0.01).

表1 獨立樣本t檢驗分析各位點沉積物環境因子的差異

注： 數值為平均值±標準偏差,=3; 字母不同為組間差異顯著(<0.05); 下表同.

2.2 不同位點沉積物古菌群落組成和多樣性變化

基于沉積物古菌OTUs進行Alpha多樣性分析(表2), 從尾水流入區到流出區古菌的Chao1指數和Shannon指數均呈增加趨勢. 流入區深層沉積物古菌的Alpha多樣性顯著高于表層和根際沉積物(<0.05), 而在流出區則表現為根際最高.

表2 沉積物古菌群落多樣性指數

由圖1(a)可見, 互花米草人工濕地沉積物中存在古菌的7個門類, 包括泉古菌門(Crenarchaeota)、廣古菌門(Euryarchaeota)、奇古菌門(Thaumarcha- eota)、納古菌門(Nanoarchaeaeota)、阿斯加德古菌門(Asgardaeota)、Hadesarchaeaeota和Diapherotrites. 其中, 泉古菌門和廣古菌門是各位點的優勢菌群, 共占80%左右. 泉古菌門在各位點的相對豐度占比均在40%以上, 根際沉積物泉古菌門的相對豐度略低于表層和深層沉積物, 但差異并不顯著(>0.05), 而奇古菌門恰好相反(<0.05). 在各區域位點中廣古菌門的相對豐度沒有顯著差異(>0.05).

在綱水平對古菌群落組成進一步分析, 由圖1(b)可見, 主要包括深古菌綱(Bathyarchaeia)、甲烷微菌綱(Methanomicrobia)、熱原體綱(Thermoplas- mata)、亞硝基菌綱(Nitrososphaeria)、烏斯古菌綱(Woesearchaeia)、洛基古菌綱(Lokiarchaeia)和奧丁古菌綱(Odinarchaeia)等. 深古菌綱作為各位點的優勢菌綱, 平均相對豐度占總豐度的47%. 甲烷微菌綱、熱原體綱也占有相當大的比例, 但組間差異并不顯著(0.05). 亞硝基菌綱在根際沉積物中的相對豐度顯著高于表層和深層沉積物(<0.05).

2.3 不同區域沉積物古菌群落結構的變化

對各區域位點沉積物古菌群落進行非度量多維尺度(NMDS)分析. 由圖2可見, 古菌群落按不同區域聚類分布, 不同區域沉積物古菌群落存在顯著差異(<0.05,2=0.23151). 相較于深層沉積物, 表層和根際沉積物的群落結構相似性更高.

SE: 流入區表層沉積物(Surface seidiment of Enter area); RE: 流入區根際沉積物(Rhizosphere seidiment of Enter area); DE: 流入區深層沉積物(Deep seidiment of Enter area); SM: 中間區表層沉積物(Surface seidiment of Middle area); RM: 中間區根際沉積物(Rhizosphere seidiment of Middle area); DM: 中間區深層沉積物(Deep seidiment of Middle area); SO: 流出區表層沉積物(Surface seidiment of Outflow area); RO: 流出區根際沉積物(Rhizosphere seidiment of Outflow area); DO: 流出區深層沉積物(Deep seidiment of Outflow area); 圖2、圖3和圖5相同.

圖2 非度量多維尺度分析沉積物古菌群落分布

2.4 沉積物古菌群落與環境因子的相互關系

對沉積物中的環境因子和古菌群落進行冗余分析. 由圖3可見, 表層沉積物和根際沉積物受環境因子的影響較大, TP和NH4+-N與表層沉積物呈顯著正相關(<0.05), TOC和pH與根際沉積物呈顯著正相關(<0.05). 深層沉積物受養殖尾水的影響較小, 與各環境因子均無顯著相關性.

圖3 沉積物古菌群落與環境因子的冗余分析

為了更深入地探究沉積物古菌群落與環境因子之間的相互關系, 對環境因子進行標準化處理, 由Mantel檢驗(Mantel test, 置換次數=999)分析表明, 古菌群落主要受pH、NH4+-N、TOC和TP等環境因子的影響(<0.05) (表3), 這與圖4的分析結果相一致.

表3 古菌群落與環境因子相關性

基于相關性熱圖(Heatmap)分析環境因子對優勢古菌門和優勢古菌綱的影響(圖4). TOC作為評價環境中營養指標的重要參數, 其與泉古菌門、阿斯加德古菌門、深古菌綱和洛基古菌綱呈較顯著的負相關; 廣古菌門與NH4+-N和NO3--N呈較顯著的負相關, 廣古菌門中的熱原體綱也與NH4+-N呈較顯著的負相關; 奇古菌門和亞硝基菌綱都與pH、TOC和NO3--N呈顯著的正相關, 與奇古菌門不同的是亞硝基菌綱還與TP呈較顯著的正相關.

(1)Crenarchaeota; (2)Euryarchaeota; (3)Thaumarchaeota; (4)Nanoarcha- eaeota; (5)Asgardaeota; (6)Bathyarchaeia; (7)Methanomicrobia; (8)Thermo- plasmata; (9)Nitrososphaeria; (10)Woesearchaeia; (11)Lokiarchaeia; *: P< 0.05; **: P<0.01; ***: P<0.001.

2.5 氨氧化古菌和產甲烷古菌群落組成及其與環境因子的相互關系

為了分析濕地沉積物中參與C、N循環的功能古菌, 篩選出不同位點沉積物中的氨氧化古菌(AOA), 發現此濕地沉積物中氨氧化古菌存在于亞硝化侏儒菌目(Nitrosopumilales)、亞硝化球菌目(Nitrososphaerales)和亞硝化桿菌目(Nitrosotaleales) 3個目中. 其中, 亞硝化侏儒菌目為優勢氨氧化古菌, 亞硝化球菌目和亞硝化桿菌目則只出現于個別樣品中. 從流入區至流出區的水平方向可見, 各組間亞硝化侏儒菌目的相對豐度差異并不顯著(> 0.05); 從表層到深層的垂直方向可見, 亞硝化侏儒菌目的相對豐度呈R>S>D的趨勢, 其中, RM顯著高于SM和DM(<0.05)(圖5(a)).

目水平下分析不同位點沉積物產甲烷古菌的組成(圖5(b)), 主要包括甲烷八疊球菌目(Methano- sarcinales)、甲烷微菌目(Methanomicrobiales)、馬賽球菌目(Methanomassiliicoccales)、甲烷胞菌目(Me- thanocellales)、甲烷桿菌目(Methanobacteriales)、熱原體目(Thermoplasmatales)和Methanofastidiosales. 其中, 甲烷八疊球菌目和甲烷微菌目為優勢產甲烷古菌. 本濕地產甲烷古菌的組成較為豐富, 但各產甲烷古菌在不同區域和不同位點差異均不顯著(>0.05).

圖5 各位點氨氧化古菌(a)和產甲烷古菌(b)在目水平的相對豐度

基于Pearson相關性分析了氨氧化古菌和產甲烷古菌與環境因子的相互關系. Mantel檢驗(Mantel test, 置換次數=999)分析表明, 氨氧化古菌群落結構與pH、NH4+-N、TN和TP呈顯著正相關(< 0.01) (表4), 可見產甲烷古菌群落結構與各環境因子均無顯著相關性.

表4 氨氧化古菌和產甲烷古菌與環境因子相關性

3 討論

3.1 人工濕地對沉積物理化性質的影響

研究表明, 凡納濱對蝦養殖尾水中氨氮、總氮和總磷質量濃度分別高達1.8、1.6和1.7 mg?L-1 [20], 而人工濕地凈化養殖尾水是當前主要的處理方式之一[18]. 在本文中, 從流入區到流出區, NH4+-N、TP和TN含量均呈降低趨勢. 用定植不同植物的濕地處理市政污水和海水養殖尾水, 越靠近出水口, TP、TN和NH4+-N的含量越低[21], 而營養鹽含量的降低是濕地凈化作用的最直接體現. 另一方面, 植物作為人工濕地的重要組成部分, 是連接水體和沉積物的關鍵通道[22]. 互花米草可通過根系分泌物將光合固定產生的碳轉移到根際沉積物中[23], 因此, 根際沉積物中TOC的含量顯著高于表層和深層沉積物(<0.05). 濕地植物還可以通過根系釋放氧氣、TOC等有機質和酶, 進一步促進根際特定微生物的生長[24]. 此外, 濕地植物不僅能直接吸收尾水中的營養元素[25], 還可與微生物構成根際微環境, 共代謝強化去除尾水中的高濃度營養鹽[26].

3.2 沉積物古菌群落組成、分布及其與理化性質的相互關系

本研究結果表明, 在互花米草濕地沉積物中泉古菌門、廣古菌門和奇古菌門為優勢古菌門類(圖1(a)), 這與之前在其他濕地中檢測到的優勢古菌基本一致[27-28]. 泉古菌門通常是海洋環境中占比最高的古菌門[29], 深古菌綱作為泉古菌門的一個分支, 已被確立為一個古菌門類[30], 其在各位點的相對豐度均達40%以上(圖1(b)). 深古菌是全球碳循環的重要驅動者之一, 參與甲烷代謝循環、產乙酸等多種功能[31]. 本濕地中廣古菌門在各位點的相對豐度沒有顯著差異, 均在30%～40%之間(圖1(a)), 產甲烷古菌基本隸屬本門的甲烷微菌綱和熱源體綱, 其中甲烷微菌綱的甲烷八疊球菌目和甲烷微菌目為優勢目. 甲烷八疊球菌目是一類嚴格厭氧的產甲烷古菌, 可利用多種有機或無機化合物為底物產生甲烷, 能夠耐受不同的逆境因子, 環境適應力強[32], 因而有研究者將甲烷八疊球菌固定化用于處理高濃度有機廢水[33]. 本濕地中產甲烷古菌群落結構相對穩定, 與各環境因子之間均無顯著相關性, 但其相對豐度占比較高(圖5(b)). 產甲烷古菌的生長繁殖只能利用以碳等有機物為基質的產甲烷代謝獲取能量[34], 可見, 產甲烷代謝過程既能降低沉積物中的高濃度營養鹽, 還有助于沉積物中的甲烷向空氣釋放. 奇古菌門是近年來從泉古菌門中劃分出來的一類中溫泉古菌, 包含大量的氨氧化古菌[35]. 有研究者基于宏基因組分析發現某些奇古菌的DNA片段含有氨單加氧酶基因[36], 表明它們參與了氨氧化過程. 互花米草濕地氨氧化古菌較少, 而亞硝化侏儒菌目是本濕地中唯一的優勢氨氧化古菌類群. 在深層沉積物中亞硝化侏儒菌目的相對豐度最低, 可能是受深層低氧氣含量的限制. 有研究表明, 低氧環境會抑制亞硝化侏儒菌目的生長, 但其自身能夠產生少量氧氣進行氨氧化代謝[37]. 亞硝化侏儒菌目是海水及海洋沉積物的優勢氨氧化古菌, 是第一類成功分離培養的氨氧化古菌, 其存在表明該環境氮代謝活躍[38]. 有大量研究指出pH和NH4+-N是影響氨氧化古菌的重要因素[39-40]. 由圖5(a)可見, 氨氧化古菌的相對豐度分布規律與pH趨勢相一致. 有研究者對全球范圍內的土壤微生物研究發現, 在酸性(pH<5)、中性(5≤pH<7)和堿性(pH>7)土壤中存在不同生態類型的氨氧化古菌[41], 但多數氨氧化古菌更適應在中性或弱堿性條件下生長[42-43]; 在pH 6～8的土壤中, 氨氧化古菌相對豐度隨pH的增加而增加[41]. 互花米草濕地為弱堿性, 根際的平均pH值(8.0)高于表層平均pH值(7.55)和深層平均pH值(7.35), Mantel檢驗分析表明氨氧化古菌與pH呈顯著正相關(表4), 與文獻結果類似. 也有研究者指出, 在酸性茶園土壤中的氨氧化古菌與pH值呈顯著負相關[44], 這可能是適應酸性環境的氨氧化古菌隨著pH的增加而生長受到抑制. 由于高氨養殖尾水的直排, 導致本濕地表層平均NH4+-N值(129.22mg?kg-1)顯著高于根際平均NH4+-N值(58.09mg?kg-1)和深層平均NH4+-N值(8.12mg?kg-1) (表1), Mantel檢驗分析氨氧化古菌群落與NH4+-N呈顯著正相關. 銨氮作為氨氧化過程的底物和氨氧化微生物的能量來源, 顯著影響著氨氧化古菌群落. Verhamme等[45]將土壤分別置于低、中和高氨環境下培養一個月, 發現氨氧化古菌在各銨氮條件下均能生長. 更有研究者在NH4+-N質量濃度高達100mg·L-1的污水處理廠中檢測出氨氧化古菌[46], 在NH4+-N質量濃度低于5μg·L-1的遠洋中依然能夠檢測出氨氧化古菌[47]. 氨氧化古菌具有較豐富多樣性, 能在較廣的NH4+-N濃度范圍內生長[47]. 相反, 氨氧化古菌也會通過影響沉積物中的環境因子進一步凈化濕地環境. 氨氧化古菌的生長需要吸收部分氮素作為能量來源, 也能參與硝化作用, 將銨氮轉化為硝氮, 供給植物吸收利用. 由于植物吸收有限, 其多余硝酸鹽可通過厭氧呼吸(例如脫氮和氨氧化)進一步轉化為氮氣, 以降低沉積物中的高濃度氨對水生生物的毒性[48]. 本研究中, 根際氨氧化古菌的相對豐度最高, 參與硝化過程的群落也會更多, 這也可能是導致本濕地根際NH4+-N較低, 而NO3--N含量最高的原因之一. 總之, 人工濕地的有效除氮機制需要以植物和微生物為主導.

4 結論

本研究分析了互花米草人工濕地尾水處理過程中沉積物的古菌群落組成, 比較了不同區域及不同位點沉積物的古菌群落結構, 結合測定的理化性質分析了沉積物古菌群落與環境因子之間的關系, 主要研究結論如下:

(1)互花米草人工濕地能夠有效地脫氮除磷, 增加沉積物有機碳含量, 在尾水凈化過程中發揮重要作用.

(2)所研究濕地中的優勢古菌為泉古菌門、廣古菌門和奇古菌門. 亞硝化侏儒菌目為沉積物中主要的氨氧化古菌, 其相對豐度呈根際>表層>深層的變化趨勢. pH和NH4+-N是影響氨氧化古菌生長的主要環境因子, 氨氧化古菌也能參與銨氮轉化凈化濕地環境. 產甲烷古菌群落組成穩定, 主要通過自身吸收碳源降低濕地中的高濃度營養鹽.

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Composition and distribution of archaea community in constructed wetland for treatment of mariculture wastewater byLoisel

TAN Ying1, HU Yuehang1, QIAN Yunxia1, GUO Annan2,3*

( 1.School of Marine Sciences, Ningbo University, Ningbo 315832, China; 2.College of Food and Pharmaceutical Sciences, Ningbo University, Ningbo 315832, China; 3.Key Laboratory of Animal Protein Food Deep Processing Technology of Zhejiang Province, Ningbo 315832, China )

The constructed wetland, which planted withLoisel, was used to treat the tail water ofculture. In order to elucidate the composition and distribution of archaea community in wetland sediments and the impact of the rhizosphere, the environmental factors, community structure, diversity of archaea, and their relationship were analyzed in the present study. The results showed that the diversity of archaeal community in the deep sediments was significantly higher than that of surface and rhizosphere sediments. At the phylum level, the dominant archaea were Crenarchaeota, Euryarchaeota and Thaumarchaeota. At the class level, the dominant archaea include Bathyarchaeia, Methanomicrobia and Thermoplasmata. Three kinds of ammonia-oxidizing archaea and seven kinds of methanogenic archaea were found in the constructed wetland at the order level. Non-metric multidimensional scaling (NMDS) analysis showed that the archaeal community in the rhizosphere sediments was significantly (<0.05) different from the deep sediments, but similar with the surface layers. Redundancy analysis (RDA) and Mantel test showed that the main environmental factors affecting the archaeal community included pH, ammonium (NH4+), total organic carbon (TOC) and total phosphorus (TP). The ammonia-oxidizing archaea (AOA) were significantly and positively correlated with pH, NH4+, total nitrogen (TN) and TP (<0.01). The above results showed that artificial planting ofLoiselhad changed the archaeal community of wetland sediments and was important for the treatment of mariculture tailwater.

archaea community;Loisel; sediment; mariculture tailwater

X826

A

1001-5132（2023）03-0001-09

2022?08?25.

寧波大學學報（理工版）網址: http://journallg.nbu.edu.cn/

浙江省重點研發計劃項目（2019C02055）; 寧波市公益項目（202002N3002）.

譚瑩（1997－）, 女, 湖北宜昌人, 在讀碩士研究生, 主要研究方向: 微生物生態. E-mail: tanying199702@163.com

通信作者:郭安南（1980－）, 女, 安徽廬江人, 實驗師, 主要研究方向: 微生物學. E-mail: guoannan@nbu.ed

（責任編輯 章踐立）