太湖夏季浮游細菌群落多樣性的空間格局

龐興紅 呂麗媛 牛 遠 沈 宏 袁希功,2 陳文捷 陳 雋 謝 平

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太湖夏季浮游細菌群落多樣性的空間格局

龐興紅1, 2呂麗媛3牛 遠4沈 宏1袁希功1,2陳文捷3陳 雋1謝 平1

(1. 中國科學院水生生物研究所, 武漢 430072; 2. 中國科學院大學, 北京 100049; 3. 華中農業大學, 430070; 4. 中國環境科學研究院湖泊生態環境創新基地, 北京 100012)

為了研究太湖夏季浮游細菌群落多樣性與水體營養鹽的關系, 在太湖全湖范圍內開展了一次大規模浮游細菌采樣調查, 分析了太湖不同湖區浮游細菌豐度和多樣性組成。研究發現, 浮游細菌豐度在不同湖區中存在明顯的空間差異, 從北部和西部湖區沿湖流向東南方向至湖心和南部沿岸再到東部湖區呈下降趨勢, 這與太湖水體營養水平從高到低變化趨勢一致。浮游細菌豐度與營養鹽濃度回歸分析結果顯示, 總磷(TP)與細菌豐度存在較好的正相關(2=0.6392,=29,<0.01), 而總氮(TN)與細菌豐度無顯著相關(2=0.0663,=29,>0.05)。因此, 磷是太湖夏季浮游細菌生長的限制因子。不同湖區營養鹽與浮游細菌群落多樣性也具有顯著的正相關, 隨著營養水平的升高, 浮游細菌多樣性增加。此外, 細菌群落的組成在不同湖區間亦具有明顯的空間異質性, 與不同湖區營養水平空間變化一致。研究結果將有助于人們更好地理解淡水湖泊中微生物循環和生態系統功能。

太湖; 浮游細菌群落; 豐度; 多樣性; 空間格局; 氮; 磷

太湖位于長江三角洲南端坦蕩的太湖平原上, 是我國第三大淡水湖, 面積約2238 km2, 南北長68.5 km, 東西平均寬34 km, 平均水深1.9 m, 最大水深2.6 m, 是一個典型的淺水湖泊[1]。近二三十年來, 太湖水體富營養化程度明顯加劇, 每年都會出現藍藻水華, 且面積有逐年增加的趨勢, 嚴重威脅了該地區飲用水質量和安全[2, 3], 并形成了具有草型、藻型、較貧營養和極端富營養化的很有代表性的不同類型湖區[4]。已有研究表明, 微生物在水質調控中起著重要作用[5, 6]。浮游細菌在水域生態系統中作用的研究正日益受到重視, 許多學者對湖泊浮游細菌的生態分布也進行了一系列的研究, 并取得了很大進展[7, 8]。然而, 已有太湖的浮游細菌的相關研究大多停留在北部湖區(藻型湖區), 缺乏對全湖范圍內尤其是夏季微囊藻水華時期全湖浮游細菌群落組成的研究。為此, 本文運用GPS定位系統在太湖全湖范圍內設置了29個采樣點, 進行了一次大規模采樣調查, 研究了太湖夏季微囊藻水華時期浮游細菌豐度和多樣性的空間分布及其與營養鹽的關系, 以期揭示太湖微囊藻水華時期浮游細菌群落結構的空間格局, 為探討浮游細菌群落空間格局與太湖不同類型湖區水質之間的內在關系提供依據。

1 材料與方法

1.1 采樣點和樣品采集

運用GPS定位系統在太湖全湖范圍內設置了29個采樣點(圖1), 根據其地理位置, 采樣點分為6個區域, 為北部灣(竺山灣區(1#、2#、3#)、梅梁灣區(4#、5#、6#、7#)、貢湖灣區(8#、9#、10#、11#))、西部沿岸區(12#、13#)、湖心區(14#、15#、16#、17#、18#、19#、20#)、東部沿岸區(21#、22#、23#、24#)、南部沿岸區(25#、26#)及東太湖區(27#、28#、29#), 其中北部灣(竺山灣、梅梁灣、貢湖灣)自20世紀90年代起, 每年5至10月均發生藍藻水華, 水體富營養化嚴重; 西部沿岸區水體N、P水平高于北部灣; 湖心區遠離岸邊, 受外界干擾相對較小, 營養水平相對較低; 南部岸區N、P水平與湖心相差不大; 東部沿岸區和東太湖是水草豐富區, 營養水平最低。于2010年8月進行了一次大規模采樣調查, 持續了7d, 期間氣候條件相差不大。各采樣區域分別縮略為: 北部灣(NB)、竺山灣(ZS)、梅梁灣(ML)、貢湖灣(GH)、西部沿岸(WC)、湖心(LC)、東部沿岸(EC)、南部沿岸(SC)、東太湖(ET)。

圖1 太湖采樣點分布圖

水樣通過5 L的采水器采自水體表層, 用于細菌計數的水樣(50 mL)注入預先滅菌的玻璃瓶中, 加入2%戊二醛固定。用于基因組DNA提取的水樣(200—300 mL)先用5 μm孔徑濾膜過濾, 然后獲得的濾液過濾收集到0.2 μm孔徑的聚碳酸酯膜(Whatmann, UK)上, 濾膜保存在–80℃冰箱直至分析。用于氮磷分析的水樣用洗凈的塑料瓶采集[9]。

1.2 樣品分析

氮磷化學分析總氮(TN)、總磷(TP)采用標準方法測定[10]。

浮游細菌計數采用表面熒光直接計數方法對水樣浮游細菌進行計數分析, 具體方法如下: 取2 mL用2%戊二醛固定的水樣, 用1 μg/mL DAPI染料染色15min, 然后過濾到0.2 μm孔徑的聚碳酸酯黑膜(Whatmann, UK)上, 于落射熒光顯微鏡(Zeiss Axioshop 20)下觀察計數, 每個樣品至少觀測十個視野或1000個細胞, 然后轉換為浮游細菌豐度, 即每毫升實際的細菌細胞數(cells/mL)。

細菌群落分析樣品總DNA提取及純化: 細菌基因組DNA提取采用細菌DNA提取試劑盒(Omega, USA), 后續純化采用DNA純化試劑盒(Qiagen, USA)。

16S rDNA V3區PCR擴增: 使用通用引物R518 (5￠-CCTACGGGAGGCAGCAG-3￠)和5￠端帶40 bp GC夾的細菌特異性引物F341(5￠-ATTACCGCGGCT GCTGG-3￠)[11]擴增基因組DNA。采用50 μL PCR體系, 降落PCR的方法, 程序如下: 94℃預變性5min; 94℃變性1min, 65℃退火1min, 然后每個循環降低 1℃進行10個循環; 72℃延伸1min; 55℃退火進行 20 個循環; 72℃延伸10min。用1.5%的瓊脂糖凝膠電泳檢測PCR 產物量及擴增特異性。

變性梯度凝膠電泳(DGGE): 基因組DNA擴增產物通過DGGE (Dcode system, BioRad)進行變性梯度凝膠電泳, 分析微生物群落多樣性。所選聚丙烯酰胺的變性梯度范圍為40%—55%, 緩沖液為1×TAE, 電泳參數為: 150V, 7h。電泳結束后用GelRed (用1×TAE 進行1︰10000稀釋)染色30min, 然后用UV成像系統(基因公司)成像、拍照。所有樣品的DGGE于三塊膠上完成, 第三塊膠上分別有第一、第二塊膠的對照樣品(8#、22#)。

1.3 統計分析

環境變量統計分析 環境變量的統計分析均在SPSS軟件(版本13.0)上進行, 顯著水平設定為0.05; 圖表繪制均在OriginPro 8.0中進行。

聚類分析 DGGE圖譜各樣品的聚類通過NTsys軟件(2.10e)進行。方法如下: 通過Quantity One軟件(BioRad)得出每個樣品每個條帶有無(1、0)的二元矩陣。樣本之間的相似系數用公式:D=(2AB)/(A+B), 其中AB代表樣本A 和B 的公共條帶數,A和B分別代表樣本A 和B的條帶數。使用得到的相似系數, 利用非加權組平均法(UPGMA)構建系統樹圖(SHAN 法則)。

2 結果

2.1 太湖各湖區夏季營養水平

太湖夏季各湖區域TN、TP如表1, 可以看出營養水平在不同區域之間相差較大, 其中北部灣和西部沿岸營養水平為最高, TN均值分別為3.46和3.91 mg/L, TP均值分別為0.09和0.12 mg/L; 東太湖和東部沿岸營養水平為最低, TN均值分別為1.75和2.23 mg/L, TP均值分別為0.02和0.02 mg/L。根據富營養化評價標準[12], 6個區域均處于中富營養至嚴重富營養狀態。

表1 太湖各區域夏季氮磷水平

2.2 太湖各湖區夏季浮游細菌豐度的分布

浮游細菌數量在不同營養水平湖區中存在明顯的水平分布情況(圖2)。營養水平最高的西部沿岸和北部灣水體中浮游細菌數量顯著高于營養水平最低的東部沿岸和東太湖及營養水平居中湖心和南部沿岸(<0.05), 西部沿岸灣浮游細菌平均豐度為7.68×107cells/mL, 北部灣浮游細菌平均豐度為4.52× 107cells/mL, 湖心浮游細菌均值為2.84×107cells/mL, 南部沿岸浮游細菌均值為2.91×107cells/mL, 東部沿岸浮游細菌均值為1.86×107cells/mL, 東太湖浮游細菌均值為1.53×107cells/mL。其中位于營養水平較高的7#、12#采樣點的細菌數量分別達到9.05×107和9.98×107cells/mL; 位于營養水平較低的23#、27#采樣點的細菌數量則分別為1.10×107、1.28×107cells/mL。而營養水平居中的湖心區和南部沿岸區細菌豐度與東太湖和東部沿岸區細菌數量無顯著差異(>0.05)。總的說來, 浮游細菌豐度在太湖各不同營養水平湖區中存在較大空間異質性。另外, 浮游細菌豐度回歸分析結果顯示(圖3), TP濃度與細菌豐度存在較好的線性回歸關系(2=0.6392,=29,<0.01), 而TN濃度與浮游細菌豐度無顯著相關(2=0.0663,=29,>0.05)。這表明磷鹽成為限制太湖夏季浮游細菌生長的重要因子, 而氮鹽濃度對其生長無顯著作用, 水體中的氮鹽完全可以滿足其生長。

2.3 太湖各湖區夏季浮游細菌群落多樣性分析

電泳條帶的亮度代表該物種所占比例, 條帶越亮, 所占比例越大; 條帶的數量及各條帶所占比例的均一程度可以反映浮游細菌群落的多樣性, 條帶越多, 均一程度越高, 代表多樣性越高。因此, DGGE圖譜中可以看出(圖4), 不同湖區浮游細菌群落組成具有明顯的空間異質性, 西部沿岸的12#浮游細菌多樣性最高, 北部灣的浮游細菌多樣性次之, 其他采樣點水體細菌多樣性則相對較低。

圖2 太湖各采樣點浮游細菌豐度

圖3 TN、TP與細菌豐度的線性回歸分析 (A. 總氮; B. 總磷)

聚類分析結果(圖5)也顯示了太湖浮游細菌空間異質性。所有樣品總共可聚成8大類, 第一類包括幾乎所有北部灣的樣品(11#除外)加湖心區臨近梅梁灣的14#樣品, 第二類包括東太湖的3個樣品, 第三類包括東部沿岸的所有樣品加湖心的17#, 第四類包括湖心的15#、16#加貢湖灣的11#, 第五類包括湖心的19#、20#加南部沿岸的26#, 第六類包括西部沿岸的13#和湖心臨近13#的18#, 第七類和第八類分別為西部沿岸的12#和南部沿岸的25#。

圖4 太湖各采樣點水體細菌群落組成的DGGE圖譜

圖5 基于DGGE的浮游細菌群落聚類分析

3 討論

3.1 太湖夏季各湖區浮游細菌豐度及其影響因子

最近幾年, 太湖的富營養化程序明顯加劇, 藍藻水華(主要是微囊藻水華)的暴發頻率和面積逐漸增大, 從晚春到夏季北部和西部湖區都會發生嚴重的水華[13], 而東部湖區為草型湖區, 被沉水植物覆蓋[14]。已有研究表明, 從梅梁灣到湖心區細菌數量顯著下降[15], 而我們的研究發現, 微囊藻水華時期, 細菌數量不僅從北部灣到湖心區呈下降趨勢, 且從湖心區到草型東部湖區也呈下降趨勢, 即細菌數量從北部和西部湖區沿湖流向東南方向至湖心和南部沿岸再到東部湖區呈下降趨勢, 這與太湖各湖區營養水平從高到低的變化趨勢一致。太湖北部灣和西部沿岸區由于入湖河流眾多, 導致大量營養物質輸入, 產生藍藻水華[1]。藍藻及其次生代謝產物較容易被微生物分解轉化成溶解性有機物, 進一步礦化成營養鹽供浮游植物利用, 進一步促進藍藻水華[15]; 同時, 細菌又可吸收溶解性有機物合成自身成分, 促進自身的生長和細菌數量的增加, 形成互利互惠的情形[15, 16]。另外, 藻類的大量生長為水體中浮游動物提供了充足的餌料, 從而降低了浮游動物對細菌的牧食壓力, 因此北部灣和西部沿岸區浮游細菌較豐富。太湖湖心區由于遠離岸邊, 受入湖河流的影響較小, 營養水平較低, 藻類數量相對較少[1, 17, 18], 而浮游動物相對較多[18, 19], 因此, 浮游動物對細菌的捕食壓力較大, 加上營養物質較少造成了湖心區細菌豐度相對于北部灣和西部沿岸區細菌豐度較小的結果, 這與馮勝等[14]研究結果細菌數量呈現隨水體營養水平增加而上升的趨勢一致(主要涉及北部灣和湖心的北部區域)。然而由于湖流作用湖心區出現了一些采樣位點水體細菌豐度比較大的情況, 如18#采樣點細菌豐度(4.56×107cells/mL)達到了北部灣細菌豐度的均值, 這可能是由湖流和風浪的作用所致。太湖東部湖區是被大型水生植物(主要是眼子菜)所覆蓋, 由于大型水生植物通過競爭營養鹽及遮光作用能夠限制浮游植物的生長[19], 從而增加了浮游動物對細菌的捕食壓力; 另外, 大型水生植物分泌、釋放的有機物與藻類代謝產生的有機物性質不同, 多是一些難降解、不易被細菌利用的維管束植物起源的木質纖維素和木質素起源的芳香族化合物[20—22], 因此在一定程度上限制了東部湖區細菌的數量。

3.2 太湖夏季浮游細菌群落空間多樣性及其影響因子

有研究表明, 隨著營養水平的升高、營養物質等生存條件的改變, 細菌多樣性會增加[23]; 然而也有研究表明細菌群落多樣性隨水體營養水平的增加而呈現顯著下降的趨勢[19]。本文對太湖微囊藻水華時期不同湖區水體細菌DGGE的研究表明, 北部灣和西部沿岸細菌多樣性相對較高, 其他湖區細菌多樣性相對較低, 即水體營養水平越高, 其細菌多樣性越高。這可能由于在營養水平高的湖區藻類大量生長, 會分泌、釋放多達25%的所固定有機物到水體中, 這些有機物易降解且容易被大部分細菌吸收利用[24, 25]; 另外, 入湖河流也會攜帶大量外源性有機物進入水體, 一般來講, 這些外源性有機物相對于內源性有機物不易降解, 只能被少數細菌所利用[26]。因此, 營養水平較高的北部灣和西部沿岸區含有不同類型的有機物及其特異性細菌, 因此細菌多樣性較高。其他湖區由于營養水平較低, 產生的內源性有機物較少, 另外東部湖區大型水生植物分泌、釋放的有機物往往是不易被降解的芳香族化合物, 僅能被少數細菌利用[20], 因此這些湖區的細菌多樣性較低。

本研究的聚類結果顯示細菌群落組成在微囊藻水華時期不同湖區間具有明顯的空間異質性, 基本呈現了與營養水平空間差異一致的特征。北部灣、東部沿岸、東太湖幾乎所有樣品分別各自聚成一類, 西部沿岸的12#和南部沿岸的25#各自單獨聚成一類, 另外, 湖心各采樣點水體細菌群落組成分別與周圍不同營養水平湖區細菌聚為4類。Wu,.[14]的研究也表明東太湖的各點細菌組成相似, 與本文結論一致。湖心區各采樣點水體細菌組成相差較大, 可能是由于水體面積較大, 營養水平有一定差別, 加上湖流作用和風浪影響而造成[15]與周圍湖區水體營養水平相似。比利時學者研究表明隨湖泊營養水平的不同, 水體中細菌群落組成將發生顯著變化[27], 這與本研究結論微囊藻水華時期太湖浮游細菌群落結構呈顯著的空間異質性不謀而合。

另外, 從本研究及歷史數據[1]中可知, 營養水平較低的湖心和東部湖區是目前太湖水質最好的區域, 南部沿岸水質次之, 而北部灣和西部沿岸是受污染最嚴重的區域。與太湖微囊藻水華時期不同湖區浮游細菌群落結構的空間異質性基本一致。因此, 太湖浮游細菌豐度和多樣性指數, 在一定程度上可以指示水體營養狀態。已有研究表明, 細菌在水質調控中起著重要作用[5]。找出不同湖區細菌群落組成的差異所在, 可以幫助我們更好地理解富營養化湖泊中生態系統的微生物循環, 進一步得知浮游細菌群落空間格局與不同類型湖區之間的內在關系。對浮游細菌群落的序列組成以及細菌特殊功能值得進一步研究。

4 結論

(1) 浮游細菌豐度在不同湖區中存在明顯的空間差異, 與太湖水體營養水平從高到低變化趨勢一致。總磷(TP)與細菌豐度存在較好的正相關, 成為太湖夏季浮游細菌生長的限制因子。(2) 不同湖區浮游細菌群落多樣性也具有顯著的正相關, 隨著營養水平的升高, 浮游細菌多樣性增加。(3) 細菌群落的組成在不同湖區間亦具有明顯的空間異質性, 與不同湖區營養水平空間變化一致。(4) 本文的研究結果將有助于人們更好的理解淡水湖泊中微生物循環和生態系統功能, 對浮游細菌群落的序列組成以及細菌特殊功能值得進一步研究。

[1] Qin B Q, Hu W P, Chen W M. Succession of Ecological Environment and its Mechanism in Lake Taihu [M]. Beijing: China Science Press. 2004, 19—28 [秦伯強, 胡維平, 陳偉民．太湖水環境演化過程與機理．北京: 科學出版社. 2004, 19—28]

[2] Xie P. Historical Development of Cyanobacteria with Bloom Disaster in Lake Taihu [M]. Beijing: Science Press. 2008, 1—33 [謝平. 太湖藍藻的歷史發展與水華災害. 北京: 科學出版社. 2008, 1—33]

[3] O’Neil J M, Davis T W, Burford M A,. The rise of harmful cyanobacteria blooms: The potential roles of eutrophication and climate change [J]., 2012, 14: 313—334

[4] Chen Y W, Qin B Q, Teubner K,. Long-term dynamics of phytoplankton assemblages: Microcystis-domination in LakeTaihu, a large shallow lake in China [J]., 2003, 25: 445—453

[5] Hahn M W. The microbial diversity of inland waters [J]., 2006, 17: 256—261

[6] Zhou C, Song C L, Cao X Y,. Responses of extracellular alkaline phosphatase activity in different organic phosphorus mineralizing bacteria strains isolated from Lake Taihu to the cyanobacterium detritus [J]., 2012, 36(1): 119—125 [周純, 宋春雷, 曹秀云, 等. 太湖不同解有機磷菌株胞外堿性磷酸酶活性對藍藻碎屑的響應. 水生生物學報, 2012, 36(1): 119—125]

[7] Dufour P, Torreton J P, Colon M．Advantages of distinguishing the active fraction in baeterioplankton assemblages: some examples [J]．, 1996, 207: 295—301

[8] Tian C, Tan J, Wu X,. Spatiotemporal transition of bacterioplankton diversity in a large shallow hypertrophic freshwater lake, as determined by denaturing gradient gel electrophoresis [J]., 2009, 31: 885—897

[9] Niu Y, Shen H, Chen J,Phytoplankton community succession shaping bacterioplankton community composition in Lake Taihu, China [J]., 2011, 45: 4169 —4182

[10] Jin X C, Tu Q Y. The Standard Methods for Observation and Analysis of Lake Eutrophication [M]. Beijing: China Environmental Science Press. 1990, 160—185 [金相燦, 屠清瑛. 湖泊富營養化調查規范. 北京: 中國環境科學出版社. 1990, 160—185]

[11] Muyzer G, De Waal E C, Uitterlinden A G. Profiling of complex microbial populations by denaturing gradient gel electrophoresis analysis of polymerase chain reaction amplified genes coding for 16S rRNA [J]., 1993, 59: 695—700

[12] Zhong C H. A study on the eutrophication of the Three Gorges Reservoir [D]. Sichuan University, Chengdu. 2004 [鐘成華. 三峽庫區水體富營養化研究. 四川大學, 成都. 2004]

[13] Xu H, Paerl H W, Qin B Q,. Nitrogen and phosphorus inputs control phytoplankton growth in eutrophic Lake Taihu, China [J]., 2010, 55: 420—432

[14] Wu Q L, Zwart G, Wu J F,. Submersed macrophytes play a key role in structuring bacterioplankton community composition in the large shallow subtropical Taihu Lake China [J]., 2007, 9: 2765—2774

[15] Feng S, Qin B Q, Gao G. Response of bacterial communities to eutrophic water in Lake Taihu [J]．, 2007, 27(11): 1823—1829 [馮勝, 秦伯強, 高光．細菌群落結構對水體富營養化的響應．環境科學學報, 2007, 27(11): 1823—1829]

[16] Baines S B, Pace M L. The production of dissolved organic matter by phytoplankton and its importance to bacteria-patterns across marine and fresh-water systems [J]．, 1991, 36: 1078—1090

[17] Tao M, Xie P, Chen J,. Use of generalized additive model to investigate key abiotic factors affecting microcystin cellular quotas in heavy bloom areas of Lake Taihu [J]., 2012, 7: e32020

[18] Sun X X, Tao M, Qin B Q,. Large-scale field evidence on the enhancement of small-sized cladocerans byblooms in Lake Taihu, China [J]., 2012, 34: 853—863

[19] Sand-Jensen K, Borum J. Interactions among phytoplankton, periphytonand macrophytes in temperate freshwaters and estuaries [J]., 1991, 41: 137—175

[20] González J M, WhitmanW B, Hodson R E,. Identifying numerically abundant culturable bacteria from complex communities: an example from a lignin enrichment culture [J]., 1996, 62: 4433—4440

[21] Benner R. Chemical Composition and Reactivity [M]. In: Hansell D A, Carlson C A (Eds.), Biogeochemistry of Marine Dissolved Organic Matter. Academic Press. 2002, 59—90

[22] Benner R. Molecular Indicators of Bioavailability of Dissolved Organic Matter [M]. In: Findlay S E G, Sinsabaugh R L (Eds.), Aquatic Ecosystems: Interactivity of Dissolved Organic Matter. Academic Press. 2003, 121—137

[23] Chrzanowski T H, Sterner R W, Elser J J. Nutrient enrichment and nutrient regeneration stimulate bacterioplan-kton growth [J]., 1995, 29: 221— 230

[24] Doucette G J. Interactions between bacteria and harmful algae: A review [J]., 1995, 3: 65—74

[25] Li H B, Xing P, Chen M J,. Short-term bacterial community composition dynamics in response to accumulation and breakdown of Microcystis blooms [J]., 2011, 45: 1702—1710

[26] Geller A. Degradability of dissolved organic lake water compounds in cultures of natural bacterial communities [J]., 1983, 99: 60—79

[27] Katleen V G, Tom V, Nele V. Characterization of bacterial communities in four freshwater lakes difering in nutrient load and food web structure [J]., 2005, 53: 205—220

The spatial pattern of bacterioplankton community composition in Lake Taihu in summer

PANG Xing-Hong1, 2, Lü Li-Yuan3, NIU Yuan4, SHEN Hong1, YUAN Xi-Gong1, 2, CHEN Wen-Jie3, CHEN Jun1and XIE Ping1

(1. Institute of Hydrobiology, Chinese Academy of Sciences, Wuhan 430072, China; 2. University of Chinese Academy of Sciences, Beijing 100049, China; 3. Huazhong Agricultural University, Wuhan 430070, China; 4. Research Center For Lake Ecology and Environment, Chinese Research Academy of Environmental Sciences, Beijing 100012, China)

The present study was designed to determine the spatial pattern of bacterioplankton community composition (BCC) in Lake Taihu in summer and to evaluate the relationship between trophic level and bacterial diversity. According to the survey conducted during August 2010, the bacterioplankton abundance significantly declined from the north and west of lake to the center and south, then to the east of the lake; and the changes were similar to the decline of the trophic levels in lake regions. In addition, Total phosphorus (TP) concentration but not total nitrogen (TN) was positively correlated with bacterioplankton abundance (2=0.6392,=29,<0.01;2=0.0663,=29,>0.05; respectively). Thus, P is a limiting factor for the growth of bacterioplankton in summer in Lake Taihu. A positive correlation between trophic level and bacterioplankton diversity in different lake regions was also observed in present study. Moreover, distinct spatial heterogeneity of BCC was observed in summer in Lake Taihu, which is mainly in accordance with the changes in trophic levels in various lake regions. Our study may contribute to better understanding of microbial loop and their ecological function in freshwater lakes.

Lake Taihu; Bacterioplankton communities composition; Abundance; Diversity; Spatial pattern; N; P

2012-12-25;

2013-10-07

國家科技重大專項(編號: 2012ZX07101-010)資助

龐興紅(1986—), 女, 河北滄州人; 碩士; 研究方向為微生物生態學。E-mail:xinghong_pang@126.com

謝平, E-mail: xieping@ihb.ac.cn

Q145+.1

A

1000-3207(2014)02-0335-07

10.7541/2014.48