不同類型基質對附著細菌定殖演替和群落結構的影響

摘要：探討不同類型基質對附著細菌定殖演替規律和群落結構特征的影響，為利用周叢生物技術開展水生態修復提供參考。通過原位實驗，探究5種基質表面附著細菌的定殖演替規律和群落結構特征。結果表明：變形菌門（Proteobacteria）、放線菌門（Actinobacteriota）、擬桿菌門（Bacteroidota）、厚壁菌門（Firmicutes）和藍細菌門（Cyanobacteria）是各基質表面附著細菌的主要組成類群，變形菌門在各基質表面都是最先定殖，藍細菌門和擬桿菌門一般在8 d后才會逐漸成為優勢類群，厚壁菌門一般在16 d后才成為優勢類群；PCoA結果顯示，實驗前中期（4～16 d）各基質表面附著細菌群落結構差異顯著，實驗結束時（第20 天）各基質表面附著細菌群落結構趨同，雖有差異但不顯著，基質材料物化特性對附著細菌群落結構影響主要在細菌早期發育或定殖階段；網絡結構分析和FAPROTAX功能預測結果表明，有機質類基質（竹子和木頭）表面附著細菌群落共發生網絡的復雜性、穩定性、傳輸性能和效率更高，網絡節點間的關系更加密切；其細菌群落功能中的化能異養型和好氧化能異養型功能占比最高，消化分解水中有機物的能力更強。后期開展水生態修復時，應考慮多種類型基質相結合的模式。

關鍵詞：附著細菌；附著基質；定殖演替；共發生網絡；群落結構

中圖分類號：X172" " " " 文獻標志碼：A" " " " 文章編號：1674-3075（2025）01-0122-11

附著細菌是指生長在生物或非生物表面并與其形成復雜共生關系的一類細菌（馬杰等，2016）。在淡水生態系統中，附著細菌是主要的分解者，數量眾多且種類豐富，在對有機物的降解、營養物質循環和能量流動中都發揮著重要作用（Bohn et al，2007；Zhao et al，2013）。已有研究表明附著細菌生物膜單位體積的生產力是浮游細菌的4～5倍（Theil-Nielsen amp; Sondergaard，1999），對水體水質改善至關重要。在水生態修復過程中，細菌的豐度、群落結構及多樣性等變化已作為評判生態修復效果的重要指標（Ciurli et al，2009；李琳琳 等，2013）。

附著基質是細菌附著和生長的載體，是生物膜形成的前提條件（Mhedbi-Hajri et al，2011）。作為附著基質的材料主要包括天然機質類（竹子、木材、大型水生植物等）（Khatoon et al，2007；Richard et al，2009）、合成有機類（纖維刷、玻璃纖維條、聚丙烯、聚氯乙烯等）（J?bgen et al，2004；Shen et al，2016）和無機非金屬類（瓷磚、沸石、玻璃、石塊等）（Voisin et al，2016）。基質材料的類型、表面特性（靜電相互作用、范德華力、親疏水性以及形貌特征）等都是影響附著細菌定殖演替和群落結構的重要因素（Soni et al，2008；Lee et al，2010；呂丹丹，2014）。目前，關于基質材料的類型、表面特性對細菌附著影響的研究主要是針對純種菌株，例如，Gottenbos等（2000）測定P.aeruginosa AK1的Zeta電位為-7 mV，并發現其在正電荷（+12 mV）生物移植材料表面的初始附著率比在負電荷（-18 mV）共聚物表面的初始附著率大2倍；Terada等（2012）發現Escherichia coli在帶正電表面的細胞黏附密度比帶負電表面高23倍；此外還有研究對比了9株Staphylococcus epidermidis菌的初始黏附力，發現這些細菌在疏水性強的聚丙烯材料表面的初始黏附水平更高（Cerca et al，2005）；Whitehead等（2006）研究發現球狀的S.aureus在粗糙度為43.6 nm表面上的黏附量超過在粗糙度為8.7 nm表面的黏附量。但是關于不同基質類型下附著細菌群落水平的變化規律及群落功能尚鮮有研究。此外，眾多研究已經表明，混合菌群中微生物的協同作用能夠有效提升菌群的穩定性和耐受性，進而增強對污染物的降解能力（Duc et al，2021；Ke et al，2021；Zhao et al，2021；Li et al，2022）。因此研究附著細菌群落水平下的變化規律更加具有現實意義。

附著細菌作為生態系統中重要的分解者已成為水體生態修復技術的重要組成部分，選取合適的附著基質來強化附著細菌之間的協同作用，強化其生態修復功能成為未來研究的重點方向。基于此，本研究綜合考慮基質的材料類型、表面特性、物化特征等因素，選取5種基質開展原位實驗，旨在：比較不同基質表面附著細菌的定殖演替規律；探索不同基質表面附著細菌群落結構特征；了解不同基質表面附著細菌生態網絡結構的差異，為后期開展水生態修復工程時選擇合適基質材料提供參考。

1" "材料與方法

1.1" "實驗設計

于2024年3月4—24日在水利部水生態與生物資源研究實驗基地的人工湖內開展細菌附著實驗（實驗期間人工湖水體水質狀況見表1）。選取空心磚、鵝卵石、火山巖、木頭（松木塊）和竹子作為附著基質材料（其中空心磚、木頭為100 cm×50 cm×50 cm的長方體；竹子為底面直徑5 cm，高15 cm的圓柱體；鵝卵石、火山巖為不規則橢圓球體）。實驗開始前將5種基質分別消毒處理去除表面原有細菌。2024年3月4日將5種基質懸掛于人工湖內，懸掛水深為1 m，每種基質設置15個平行。第4天開始實驗的第1次采樣，此后，每隔4 d（即在第4、8、12、16和20 天）進行采樣，每次每種基質隨機選取3個平行進行附著細菌樣品采集（多次刷取，直至刷洗液清澈為止），采集后不再放入水中，直至第20天基質材料全部取出。水質現場調查與附著細菌樣品采集同步開展。

1.2" "指標測定

各基質每個平行分別刷取100 cm2面積的微生物樣品，各自定容至50 mL，立即帶回實驗室，然后在3000 r/min下離心30 min，去除上清液，沉淀物存放至-80 ℃超低溫冰箱中，用于后續進行附著細菌的16S rRNA基因分析。用Omega Water DNA Kit（Omega，USA）試劑盒提取DNA，然后用微量分光光度計（NanoDrop ND-1000 UV/Vis spectral photometer）檢驗DNA提取的純度。測序引物選用16S rRNA基因的V3～V4區通用引物（F：5′-ACTCCTACGGGAGGCAGCA-3'；R：5′-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'）對總DNA進行擴增（Gaporaso et al，2011）。采用Illumina Hiseq 6000（利用雙末端測序）測序平臺（北京百邁客生物科技有限公司）進行高通量測序。

采用YSI水質分析儀（美國，YSI ProQuatro便攜式多參數水質分析儀）現場測定水溫（WT）、pH、溶解氧（DO）、鹽度（Sal）等指標等參數，采集表層水樣帶回實驗室分析總氮（TN）、總磷（TP）、氨氮（NH3-N）、硝態氮（NO3--N）、正磷酸鹽（PO43--P）、葉綠素a（Chl-a）和高錳酸鹽指數（CODMn），水體化學指標的測定方法參考《水和廢水監測分析方法》（國家環境保護總局，2002）。

1.3" "數據分析

附著細菌測得的序列通過生態學定量研究工具QIIME（1.9.1）的分析流程進行分析，基于SILVA數據庫（V138）進行物種比對注釋后，得到各處理組的附著細菌種類組成和豐度分布，其中相對豐度大于5%的為優勢類群。采用WPS excel繪制熱度圖，分析不同基質表面附著細菌群落結構隨時間的變化。基于OTU水平（Bray-Curtis距離）的主坐標分析（PCoA），采用R軟件（v4.0.3）中的vegan包進行比較不同基質材料附著細菌群落組成差異，并使用相似性分析（ANOSIM）檢測不同基質表面附著細菌群落組成差異的顯著性；采用vegan和picante包計算附著細菌群落的alpha多樣性指數，數據間的顯著性差異采用單因素方差分析，用SPSS19.0軟件完成。在進行方差分析前，對數據進行方差齊性和正態分布檢驗。若方差齊性，選擇LSD檢驗，反之使用Tamhane's檢驗（Plt;0.05），并用origin 9.0作圖。在OTU水平上構建不同基質表面附著細菌群落的共發生網絡模式，為了提高網絡的準確性和可靠性，首先選取相對豐度大于1%的OTUs，進一步選擇Spearman相關系數大于0.7同時顯著性Plt;0.05的OTUs用于細菌群落共發生網絡的構建，使用Gephi（v0.9.2）交互式軟件對不同基質表面附著細菌群落共發生網絡進行可視化。共發生網絡的拓撲特征參數平均度（每個節點連接邊數的平均值）、平均路徑長度（每個節點連接其他節點的最短路徑的平均值）、模塊化（代表網絡可以被劃分為模塊的程度，選取范圍為0～1，模塊化指數越高，表示網絡可以劃分的模塊越多，反映網絡復雜性越低，當模塊化大于0.4時，認為網絡具有模塊化結構）等指標使用igraph包進行計算。FAPROTAX功能預測方法是基于原核微生物分類的功能注釋數據庫對細菌群落進行功能預測（Louca et al，2016），版本為FAPROTAX 1.2.4。

2" "結果與分析

2.1" "不同基質對附著細菌定殖速率的影響

通過熱圖分析不同基質表面附著細菌定殖速率的差異（圖1）。木頭基質表面4 d后成為優勢類群的有變形菌門（Proteobacteria）（28.83%）、擬桿菌門（Bacteroidota）（13.55%），藍細菌門（Cyanobacteria）（16.60%）、厚壁菌門（Firmicutes）（10.45%）在8 d后成為優勢類群，疣微菌門（Verrucomicrobiota）（5.76%）在20 d后成為優勢類群。竹子基質表面4 d后率先成為優勢類群的只有變形菌門（38.85%），放線菌門（Actinobacteriota）（5.11%）、原壁菌門（6.73%）在第16天后成為優勢類群，竹子表面定殖的細菌種類較少。4 d后在火山巖基質表面原壁菌門（22.71%）、變形菌門（20.32%）、擬桿菌門（17.77%）、放線菌門（6.53%）和酸桿菌門（Acidobacteriota）（6.33%）是主要優勢類群，此后藍細菌門（8.08%）、疣微菌門（5.44%）和（unclassified_Bacteria）也成為優勢類群，但是相對豐度較低。在鵝卵石和空心磚基質材料表面也發現了類似火山巖基質表面附著細菌的定殖規律。

2.2" "不同基質對附著細菌群落演替的影響

不同基質處理組中附著細菌群落主要由變形菌門、放線菌門、擬桿菌門、厚壁菌門和藍細菌門組成（圖2）。其中竹子基質表面Proteobacteria在整個實驗周期的平均相對豐度最高（51.58%），其次是鵝卵石（42.84%），火山巖最低（31.82%）；放線菌門和藍細菌門在空心磚表面的平均相對豐度最高（10.39%和13.99%），在竹子基質表面最低（5.06%和5.33%）；擬桿菌門在鵝卵石基質表面的平均相對豐度最高（14.46%），在竹子基質表面最低（10.77%）；厚壁菌門在火山巖基質表面的平均相對豐度最高（9.94%），在鵝卵石基質表面最低（2.99%）（圖3）。

空心磚基質表面附著細菌群落的演替過程隨時間依次為：4 d是變形菌門、放線菌門和厚壁菌門、12 d是疣微菌門、藍細菌門和擬桿菌門、16 d后（unclassified_Bacteria。其中，Actinobacteriota的相對豐度隨時間逐漸下降，12 d后趨于穩定。擬桿菌門和藍細菌門的相對豐度呈現先上升后下降的趨勢（圖4a）。結合圖1分析可知道，20 d后基本形成了以Proteobacteria和Cyanobacteria為主的穩定群落。

4 d后，鵝卵石基質表面變形菌門優先成為優勢類群（圖4b）。第8 天擬桿菌門和藍細菌門成為優勢類群；16 d后未分類細菌成為優勢類群。其中，變形菌門相對豐度逐漸增加，擬桿菌門的相對豐度呈現明顯的先升后降的趨勢，藍細菌門的相對豐度在第8天時達到最高，之后逐漸下降。從火山巖基質表面附著細菌群落演替過程可以看出（圖4c），第4天成為優勢類群的有厚壁菌門、變形菌門和擬桿菌門，第8天時未分類細菌成為優勢類群，放線菌門在第16天時成為優勢類群，藍細菌門在第20天時成為僅次于變形菌門的優勢類群。其中，變形菌門的相對豐度隨時間持續增加，厚壁菌門的相對豐度逐漸下降，到第20天時基本消失。實驗結束時基本形成以變形菌門、藍細菌門和擬桿菌門為主的穩定群落。竹子基質表面變形菌門的相對豐度隨時間呈現持續增長的趨勢，其他細菌類群相對豐度變化不大（圖4d）。木頭基質表面第4天成為優勢類群的有變形菌門和擬桿菌門，藍細菌門和厚壁菌門在第8天時成為優勢類群，20 d后形成了變形菌門、藍細菌門和擬桿菌門為主的穩定群落（圖4e）。

綜合比較5種基質表面附著細菌的演替規律發現，空心磚基質和火山巖基質表面在實驗初期（4 d）時，附著細菌優勢類群的相對豐度大于10%的種類要高于其他基質材料；在各個處理組中變形菌門最先定殖，藍細菌門和擬桿菌門一般在8 d后才會逐漸成為優勢類群。和藍細菌門一般在16 d后才成為優勢類群，但相對豐度較低。

2.3" "不同基質附著細菌群落結構的變化

運用PCoA分別對不同基質表面附著細菌群落β多樣性進行比較，結果顯示，第4、8、12和16天時各類型基質表面附著細菌群落結構組間差異顯著（ANOSIM，Plt;0.05）（圖5a～d），第20天時各基質表面附著細菌群落結構差異不顯著，群落結構較為相似（圖5e）。實驗結束后（第20天），空心磚表面附著細菌群落的alpha多樣性指數（Shannon指數、Chao1指數）和OTU數量顯著大于其他基質（Plt;0.05）（圖6）。

2.4" "不同基質附著細菌群落共發生網絡的差異

在OTU水平上構建不同基質表面附著細菌的共發生網絡如圖7，其對應的網絡拓撲參數見表2。由圖7和表2可知，不同基質表面附著細菌群落共發生網絡存在一定的差異。竹子基質表面附著細菌共發生網絡的邊數量最大（1 236條），表明竹子基質表面附著細菌OTUs之間具有更復雜的互聯關系和更復雜的網絡結構。對比5種基質表面附著細菌群落共發生網絡的模塊化指標（表2），鵝卵石和火山巖的模塊化指標大于0.4，說明其具有較高的模塊化結構，其模塊內的連接更為復雜，具有更多樣的生態位和復雜的功能；竹子基質表面附著細菌群落共發生網絡的模塊化指標最小（0.121），說明其表面共發生網絡模塊間連接最為復雜。此外，竹子基質表面附著細菌共發生網絡模式的平均聚類系數、網絡密度和節點的平均度均高于其他基質，平均路徑長度、介數中心性和網絡直徑要小于其他基質，這表明在環境干擾下竹子基質表面附著細菌共發生網絡的穩定性、傳輸性能和效率更高，網絡節點間的關系更加密切。

2.5" "不同基質附著細菌群落FAPROTAX功能預測

基于FAPROTAX數據庫功能注釋，不同基質附著細菌群落功能如圖8。結果表明，化能異養型（chemoheterotrophy）（15.87%～30.41%）和好氧化能異養型（aerobic chemoheterotrophy）（13.74%～22.51%）細菌功能占比較高。其中，竹子基質表面附著細菌群落功能化能異養型和好氧化能異養型最高，共占52.91%，其次是木頭（41.42%）；火山巖和空心磚基質表面附著細菌群落功能含氧光合自養型（oxygenic photoautotrophy）占比較高，分別占11.89%和9.58%；固氮作用型（nitrogen fixation）細菌功能在火山巖基質中占比最高（6.79%）；發酵功能型（fermentation）在有機質型材料竹子和木頭基質中占比較高。

3" "討論

基質材料表面特征對生物膜形成具有重要的影響。本研究中，對比 5 種基質表面附著細菌定殖規律：實驗初期（4 d），空心磚和火山巖基質的相對豐度大于10%的附著細菌種類多于其他基質；變形菌門最先定殖，藍細菌門和擬桿菌門 通常 8 d后成優勢類群，厚壁菌門一般 16 d后成優勢類群但豐度低（圖1～4）。通常，微生物最先選擇基質上最利于生存和繁殖的區域附著，基質的粗糙表面可以為微生物提供相對靜止的流體動力環境。Kawase（1989）和Córdoba（1990）等研究表明，微生物可附著微孔的存在及其尺寸的大小對早期生物膜的形成起到非常重要的作用。此外，基質比表面積越大，對微生物的附著越有利，較大的比表面積是保持較高濃度微生物的重要條件（李思敏等，2018）。空心磚基質和火山巖基質特有的表面特性更利于細菌早期的附著。

生物膜是細胞與材料表面相互作用的結果，材料表面的物理化學特征會影響細胞在材料表面的黏附行為以及后續的成膜過程（熊富忠等，2018）。本研究PCoA分析結果表明，實驗前中期（4～16 d）各基質表面附著細菌群落結構差異顯著（圖5a～d），可能是因為不同基質材料表面的靜電相互作用、范德華力、親疏水性以及形貌特征（粗糙程度和形貌模式等）等特性的不同引起的。Soni等（2008）研究發現，大多數細菌細胞表面都是帶負電荷的，在靜電引力作用下細菌一般會快速黏附到帶正電的材料表面。Lee等（2010）研究結果顯示，不同膜材料表面水接觸角越大（即疏水性越大）越有利于細菌的附著；此外，細菌細胞表面的親疏水性也會影響其附著特性，材料表面的疏水性基團和細胞表面的疏水性基團之間的相互作用可能會加強彼此的黏附（Desrousseaux et al，2013；呂丹丹，2014）。另有研究表明，材料表面的粗糙度和形貌模式對細菌附著和生物膜的形成也有重要影響，粗糙度和形貌模式的改變會影響材料表面的親疏水性，最終引起流場中細胞所承受的水力剪切力的改變，從而影響細菌細胞的黏附（Truong et al，2009；Anselme et al，2010）。本研究實驗結束時（第20天）各基質表面附著細菌群落結構趨同，雖有差異但不顯著（圖5e），這可能是由于隨著附著細菌的逐步發育成熟，生物膜厚度不斷增加（Pinto et al，2019；Wright et al，2020），后期定殖的細菌不再直接和基質表面接觸，基質本身物化特征對附著細菌群落組成的影響逐漸減小（Dudek et al，2020）。已有眾多學者的研究也發現了類似規律，即隨著附著時間的延長新的附著生物會直接定殖到已形成的附著生物膜上，形成次級附著生物膜（Oberbeckmann et al，2020；Yang et al，2020）。所以，只有早期的定殖細菌才有可能直接和基質表面相互作用，受基質本身的物化特性影響較大。alpha多樣性分析結果顯示，實驗結束后空心磚基質表面附著細菌群落的Shannon指數、Chao1指數和OTU數量要顯著高于其他基質材料（Plt;0.05）（圖6）。方芳等（2004）研究發現，基質表面的粗糙部分，如空洞、裂縫等可以對微生物起到直接的庇護作用，減少水力剪切對微生物的沖刷，微生物更易吸附于孔徑大小合適的表面微孔中。空心磚基質表面更多的微孔和更大的比表面積可能是導致其附著細菌種類和多樣性更高的主要原因。

生態網絡描述了物種間的相互作用、群落的基本結構以及生態系統的功能和穩定性，其結構特性揭示了生態系統的組織規律及其面對干擾時發生進化的機理和補償機制（Woodward et al，2010；Karimi et al，2017）。本研究中不同基質表面附著細菌群落共發生網絡存在一定的差異，其中竹子基質表面附著細菌群落共發生網絡的復雜性、穩定性、傳輸性能和效率更高，網絡節點間的關系更加密切，其次是木頭基質（圖7和表2）。有研究表明，木頭、竹子等有機質材料的生物降解可能會為附著生物的生長提供必需的氮源和磷源（Scholz amp; Boon，1993；Burkholder，1996）。此外，還有研究發現，竹竿、樹枝、麻枝或蔗渣捆等死亡的有機質材料比PVC管上附著的周叢生物的密度更大，這與基質浸出的營養物或有毒物的差別有關（Azim et al，2002）。王丹丹等（2023）研究發現，相較于水體細菌群落，具有更多營養物質和能量儲備的沉積物中的細菌群落共發生網絡的穩定性和復雜性更高。相對充盈的營養元素來源可能是竹子和木頭基質表面附著細菌共發生網絡更加穩定、復雜的原因。此外，本研究還發現，火山巖表面附著細菌群落的共發生網絡具有最高的模塊化結構，這表明其模塊內的連接更為復雜，具有更多樣的生態位和復雜的功能（圖7c，表2）。有研究表明，在生物膜形成過程中營養物質會被吸附到基質表面（方芳等，2004），火山巖基質復雜的表面結構會促使其形成不同的表面微生境環境，水體中的微生物在借助水力動力學及各種擴散力向基質表面遷移過程中會形成適應于不同微生境條件的群落結構，這可能是引發火山巖基質表面附著細菌群落共發生網絡高度模塊化的原因。FAPROTAX是目前廣泛運用于原核微生物生態功能預測的分析流程，覆蓋了超過4600個不同原核物種，對于環境樣本的生物化學循環過程有較好的預測效果（Louca et al，2016）。本研究中不同基質表面附著細菌群落功能注釋結果顯示，竹子表面附著細菌化能異養型和好氧化能異養型功能占比最高，其次是木頭（圖8），說明其消化分解水中有機物的能力較強（王飛鵬等，2022）。已有研究表明火山巖是一種高效的脫氮功能填料（張海波，2019；王夢瑤等，2020），與本研究中固氮作用型細菌功能在火山巖基質中占比最高（6.79%）結果吻合。此外，木頭、竹子等有機質材料自身的生物降解可能是導致其發酵功能占比較高的原因。

參考文獻

方芳， 龍騰銳， 郭勁松， 等， 2004. 多孔填料表面物理特性對生物膜附著的影響[J].工業用水與廢水， （6）： 1-4.

FANG F， LONG T R， GUO J S， et al， 2004. Effects of surface physical characteristics of protruded packing on biofilm attachment[J]. Industrial Water amp; Wastewater， （6）： 1-4.

國家環境保護總局， 2002. 水和廢水監測分析方法[M].4版. 北京： 中國環境科學出版社.

李琳琳， 湯祥明， 高光， 等， 2013. 沉水植物生態修復對西湖細菌多樣性及群落結構的影響[J].湖泊科學， 25（2）： 188-198.

LI L L， TANG X M， GAO G， et al， 2013. Influence of submerged vegetation restoration on bacterial diversity and community composition in West Lake[J]. Journal of Lake Sciences， 25（2）： 188-198.

李思敏， 王讓， 徐宇峰， 2018. 表面重構石英砂濾料的制備及微生物附著行為[J].化工學報， 69（6）： 2737-2743.

LI S M， WANG R， XU Y F， et al， 2018. Preparation of surface reconstructed quartz sand and attachment behavior of microorganism[J]. CIESC Journal， 69（6）： 2737-2743.

呂丹丹， 2014. 材料表面潤濕性和荷電性對硫酸鹽還原菌和費氏弧菌初始附著行為的影響[D].青島：中國科學院研究生院（海洋研究所）.

馬杰， 范婤， 王國祥， 等， 2016. 洪澤湖3種沉水植物附著細菌群落結構及多樣性[J].湖泊科學， 28（4）： 852-858.

MA J， FAN Z， WANG G X， et al， 2016. Diversity and community structure of epiphytic bacteria on different submerged macrophytes in Lake Hongze[J]. Journal of Lake Sciences， 28（4）： 852-858.

王丹丹， 黃躍飛， 楊海嬌， 2023. 青藏高原湖泊沉積物與水體細菌群落共發生網絡和群落構建過程差異解析[J].湖泊科學， 35（3）： 959-979.

WANG D D， HUANG Y F， YANG H J， 2023. Differences of bacterial community co-occurrence network and assembly processes between sediment and water in lakes on the Qinghai-Tibet Plateau[J]. Journal of Lake Sciences， 35（3）： 959-979.

王飛鵬， 黃亞玲， 張瑞瑞， 等， 2022. 不同曝氣方式對人工濕地細菌多樣性、代謝活性及功能的影響[J].環境科學， 43（4）： 2007-2017.

WANG F P， HUANG Y L， ZHANG R R， et al， 2022. Effects of different aeration treatments on bacterial diversity， metabolic activity， and function in constructed wetlands[J]. Environmental Science， 43（4）： 2007-2017.

王夢瑤， 李再興， 朱靜， 等， 2020. 進水污染負荷對人工濕地處理低污染水的影響[J].煤炭與化工， 43（10）： 151-155.

熊富忠， 趙小希， 廖胤皓， 等， 2018. 材料表面特征對生物膜形成的影響及其應用[J].微生物學通報， 45（1）： 155-165.

XIONG F Z， ZHAO X X， LIAO Y H， et al， 2018. Effects of surface properties on biofilm formation and the related applications[J]. Microbiology China， 45（1）： 155-165.

張海波， 2019. 人工濕地對沙湖水的凈化實驗研究[J].廣東化工， 46（13）： 56-59， 74.

ZHANG H B， 2019. Experimental study on purification of Shahu Lake water by constructed wetland[J]. Guangdong Chemical Industry， 46（13）： 56-59， 74.

ANSELME K， DAVIDSON P， POPA A M， et al， 2010. The interaction of cells and bacteria with surfaces structured at the nanometre scale[J].Acta Biomaterialia， 6（10）： 3824-3846.

AZIM M E， WAHAB M A， VERDEGEM M C J， et al， 2002. The effects of artificial substrates on freshwater pond productivity and water quality and the implications for periphyton-based aquaculture[J]. Aquatic Living Resources， 15（4）： 231-241.

BOHN T J， LETTENMAIER D P， SATHULUR K， et al， 2007. Methane emissions from western Siberian wetlands： heterogeneity and sensitivity to climate change[J].Environmental Research Letters， 2（4）： 045015.

BURKHOLDER J M， 1996. Interactions of benthic algae with their substrata[M]//Algal Ecology.Amsterdam： Elsevier：253-297.

CAPORASO J G， LAUBER C L， WALTERS W A， et al， 2011. Global patterns of 16S rRNA diversity at a depth of millions of sequences per sample[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America， 108（Suppl 1）： 4516-4522.

CERCA N， PIER G B， VILANOVA M， et al， 2005. Quantitative analysis of adhesion and biofilm formation on hydrophilic and hydrophobic surfaces of clinical isolates of Staphylococcus epidermidis[J].Research in Microbiology， 156（4）： 506-514.

CIURLI， ZUCCARINI P， ALPI A， 2009. Growth and nutrient absorption of two submerged aquatic macrophytes in mesocosms， for reinsertion in a eutrophicated shallow lake[J].Wetlands Ecology and Management， 17（2）： 107-115.

CóRDOBA P R， SI?ERIZ F， 1990. Characteristics of packings for use in anaerobic filters[J].Environmental Technology， 11（3）： 213-218.

DUC H D， HUNG N V， OANH N T， 2021. Anaerobic degradation of endosulfans by a mixed culture of Pseudomonas sp. and Staphylococcus sp.[J].Applied Biochemistry and Microbiology， 57（3）： 327-334.

DESROUSSEAUX C， SAUTOU V， DESCAMPS S， et al， 2013. Modification of the surfaces of medical devices to prevent microbial adhesion and biofilm formation[J].Journal of Hospital Infection， 85（2）： 87-93.

GOTTENBOS B， VAN DER MEI H C， BUSSCHER H J， 2000. Initial adhesion and surface growth of Staphylococcus epidermidis and Pseudomonas aeruginosa on biomedical polymers[J].Joumal of Biomedical Materials Research， 50（2）： 208-214.

DUDEK K L， CRUZ B N， POLIDORO B， et al， 2020. Microbial colonization of microplastics in the Caribbean Sea[J].Limnology and Oceanography Letters， 5（1）： 5-17.

J?BGEN A， PALM A， MELKONIAN M， 2004. Phosphorus removal from eutrophic lakes using periphyton on submerged artificial substrata[J].Hydrobiologia， 528（1/2/3）： 123-142.

KARIMI B， MARON P A， CHEMIDLIN -PREVOST BOURE N， et al， 2017. Microbial diversity and ecological networks as indicators of environmental quality[J].Environmental Chemistry Letters， 15（2）： 265-281.

KAWASE M， NOMURA T， MAJIMA T， MAJIMA T， 1989. An Anaerobic Fixed Bed Reactor with a Porous Ceramic Carrier[J].Water Science and Technology， 21（4/5）： 77-86.

KE C Y， QIN F L， YANG Z G， et al， 2021. Bioremediation of oily sludge by solid complex bacterial agent with a combined two-step process[J].Ecotoxicology and Environmental Safety， 208： 111673.

KHATOON H， YUSOFF F， BANERJEE S， et al， 2007. Formation of periphyton biofilm and subsequent biofouling on different substrates in nutrient enriched brackishwater shrimp ponds[J].Aquaculture， 273（4）： 470-477.

LEE W， AHN C H， HONG S， et al， 2010. Evaluation of surface properties of reverse osmosis membranes on the initial biofouling stages under no filtration condition[J].Journal of Membrane Science， 351（1/2）： 112-122.

LI Y Q， LI C L， XIN Y， et al， 2022. Petroleum pollution affects soil chemistry and reshapes the diversity and networks of microbial communities[J].Ecotoxicology and Environmental Safety， 246： 114129.

LOUCA S， PARFREY L W， DOEBELI M， 2016. Decoupling function and taxonomy in the global ocean microbiome[J].Science， 353（6305）： 1272-1277.

MHEDBI-HAJRI N， JACQUES M A， KOEBNIK R， 2011. Adhesion Mechanisms of Plant-Pathogenic Xanthomonadaceae[M]//Bacterial Adhesion. Dordrecht： Springer Netherlands： 71-89.

OBERBECKMANN S， BARTOSIK D， HUANG S X， et al， 2021. Genomic and proteomic profiles of biofilms on microplastics are decoupled from artificial surface properties[J].Environmental Microbiology， 23（6）： 3099-3115.

PINTO M， LANGER T M， HüFFER T， et al， 2019. The composition of bacterial communities associated with plastic biofilms differs between different polymers and stages of biofilm succession[J].PLoS One， 14（6）： e0217165.

RICHARD M， TROTTIER C， VERDEGEM M C J， et al， 2009. Submersion time， depth， substrate type and sampling method as variation sources of marine periphyton[J].Aquaculture， 295（3/4）： 209-217.

SCHOLZ O， BOON P I， 1993. Biofilm development and extracellular enzyme activities on wood in billabongs of south‐eastern Australia[J].Freshwater Biology， 30（3）： 359-368.

SHEN Y， HUANG C H， MONROY G L， et al， 2016. Response of simulated drinking water biofilm mechanical and structural properties to long-term disinfectant exposure[J].Environmental Science amp; Technology， 50（4）： 1779-1787.

SONI K A， BALASUBRAMANIAN A K， BESKOK A， et al， 2008. Zeta potential of selected bacteria in drinking water when dead， starved， or exposed to minimal and rich culture media[J].Current Microbiology， 56（1）： 93-97.

THEIL-NIELSEN J， SONDERGAARD M， 1999. Production of epiphytic bacteria and bacterioplankton in three shallow lakes[J].Oikos， 86（2）： 283-292.

TERADA A， OKUYAMA K， NISHIKAWA M， et al， 2012. The effect of surface charge property on Escherichia coli initial adhesion and subsequent biofilm formation[J].Biotechnology and Bioengineering， 109（7）： 1745-1754.

TRUONG V K， RUNDELL S， LAPOVOK R， et al， 2009. Effect of ultrafine-grained titanium surfaces on adhesion of bacteria[J].Applied Microbiology and Biotechnology， 83（5）： 925-937.

VOISIN J， COURNOYER B， MERMILLOD-BLONDIN F， 2016. Assessment of artificial substrates for evaluating groundwater microbial quality[J].Ecological Indicators， 71： 577-586.

WHITEHEAD K A， ROGERS D， COLLIGON J， et al， 2006. Use of the atomic force microscope to determine the effect of substratum surface topography on the ease of bacterial removal[J].Colloids and Surfaces B： Biointerfaces， 51（1）： 44-53.

WOODWARD G， PERKINS D M， BROWN L E， 2010. Climate change and freshwater ecosystems： impacts across multiple levels of organization[J].Philosophical Transactions of the Royal Society of London Series B， Biological Sciences， 365（1549）： 2093-2106.

WRIGHT R J， ERNI-CASSOLA G， ZADJELOVIC V， et al， 2020. Marine plastic debris： a new surface for microbial colonization[J].Environmental Science amp; Technology， 54（19）： 11657-11672.

YANG Y Y， LIU W Z， ZHANG Z L， et al， 2020. Microplastics provide new microbial niches in aquatic environments[J].Applied Microbiology and Biotechnology， 104（105）： 6501-6511.

ZHAO D Y， LIU P， FANG C， et al， 2013. Submerged macrophytes modify bacterial community composition in sediments in a large， shallow， freshwater lake[J].Canadian Journal of Microbiology， 59（4）： 237-244.

ZHAO Y X， WANG J Q， LIU Y， et al， 2021. Microbial interaction promotes desulfurization efficiency under high pH condition[J].Environmental Research， 200： 111423.

Effects of Different Substrates on Colonization Succession

and Community Structure of Adherent Bacteria

Abstract：Adherent bacteria function as decomposers in ecosystems and have become an important component in the ecological restoration of water bodies. Selecting appropriate attachment substrates to enhance synergistic effects among different adherent bacteria and strengthen their ecological restoration function is a key research direction. In this study， five substrates （hollow bricks， pebbles， volcanic rock， bamboo and wood） were selected for comparison. Using in situ experiments conducted in the field， we studied the effects of each substrate on colonization succession and the community structure of adherent bacteria. Our aim was to provide insight and information for selecting substrates that function effectively for water pollution treatment using periphyton biotechnology. The experiment was conducted in an artificial lake from March 4 to March 24， 2024. The five substrates， 15 of each type， were suspended at a depth of 1m and on days 4， 8， 12， 16 and 20， three of each substrate type was randomly removed for examination of adherent bacteria， and water samples were concurrently collected. Proteobacteria， Actinobacteria， Bacteroidetes， Firmicutes and Cyanobacteria were the primary bacterial groups attached to the surface of all substrate types. Substrate surfaces were first colonized by Proteobacteria， Cyanobacteria and Bacteroidetes became dominant after 8 days， and Firmicutes generally dominated after 16 days. Principal Coordinates Analysis （PCoA） showed that the bacterial community structures were significantly different among the five substrates at the middle stage （4-16 d）， but tended to converge to similar structures by the end of the experiment （20 d）. This result indicates that differences in the physicochemical properties of the different substrates primarily affected early-stage bacteria development and colonization， but had little obvious effect on the bacterial community after maturation. However， analysis of network structure and Functional Annotation of Procaryotic Taxa （FAPROTAX） predictions showed that the co-occurrence network of the bacterial community on the surface of the organic substrates （bamboo and wood） exhibited higher complexity， stability， transmission performance， and efficiency， and the relationships among network nodes were closer. Furthermore， among the functional traits of the bacterial communities on organic substrates， the proportions of chemoheterotrophic and aerobic chemoheterotrophic functions were higher， suggesting a stronger capacity for digesting and decomposing organic matter in water. We suggest combining different substrates for aquatic ecological restoration in the future.

Key words：adherent bacteria; attached substrate; colonization succession; co-occurrence network; community structure