華東地區(qū)兩種植被帶內(nèi)天女花的遺傳結(jié)構(gòu)

徐延年,邵劍文,2,*

1 安徽師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,蕪湖 241000 2 安徽省重要生物資源保護(hù)與利用研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,蕪湖 241000

?

華東地區(qū)兩種植被帶內(nèi)天女花的遺傳結(jié)構(gòu)

徐延年1,邵劍文1,2,*

1 安徽師范大學(xué)生命科學(xué)學(xué)院,蕪湖 241000 2 安徽省重要生物資源保護(hù)與利用研究重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,蕪湖 241000

天女花是一種名貴的珍稀觀(guān)賞樹(shù)種,現(xiàn)已被列為國(guó)家Ⅲ級(jí)保護(hù)植物,其自然分布區(qū)的植被類(lèi)型可大致分為溫帶落葉闊葉林帶(長(zhǎng)江以北)和暖溫帶常綠闊葉林帶(長(zhǎng)江以南)。華東地區(qū)是天女花分布比較集中的區(qū)域之一,也是兩種植被帶的分界區(qū)。論文采用微衛(wèi)星標(biāo)記對(duì)華東地區(qū)兩種植被帶內(nèi)的8個(gè)天女花自然種群的遺傳多樣性和遺傳結(jié)構(gòu)進(jìn)行了分析。結(jié)果表明：華東地區(qū)天女花種群遺傳多樣性與近緣種相比較低(NA=3.83、HO=0.25、HE=0.40)；大別山(落葉闊葉林帶)種群的遺傳多樣性(均值為HO=0.18和HE=0.28)明顯低于皖南種群(常綠闊葉林帶)的(均值為HO=0.33和HE=0.51),并且兩者已發(fā)生了明顯的遺傳分化；兩種植被帶內(nèi)的種群特征(如種群大小、胸徑或叢枝數(shù))差異不顯著,種群內(nèi)年幼亞群體的遺傳多樣與年老亞群體相比沒(méi)有發(fā)生顯著的變化。因此,推測(cè)大別山天女花種群經(jīng)歷的種群歷史較短(較皖南種群)是導(dǎo)致其遺傳多樣性較低的主要原因,建議兩種植被帶內(nèi)的天女花種群應(yīng)視為不同的進(jìn)化單元進(jìn)行保護(hù),當(dāng)前仍應(yīng)以就地保護(hù)為主。

天女花；遺傳多樣性；遺傳結(jié)構(gòu)；植被帶；保護(hù)建議

木蘭科植物由于具有較高材用、食用、藥用及觀(guān)賞和科研價(jià)值(古老的木本植物),且超過(guò)半數(shù)的類(lèi)群已處于瀕臨滅絕的狀態(tài),現(xiàn)已引起了植物學(xué)研究者的廣泛關(guān)注[1- 5]。天女花(Oyamasieboldii(K.Koch)N.H. Xia & C.Y.Wu)又名小花木蘭、天女木蘭,屬落葉小喬木,該植物零星分布于我國(guó)東北和華東地區(qū)(日本和朝鮮也有少量分布),是典型的第三紀(jì)孑遺植物。其葉肥厚,花大,色白香濃,提取物可作為化妝品、香料以及藥品的原料,具有較高經(jīng)濟(jì)利用價(jià)值,也是東亞特有的名貴珍稀觀(guān)賞樹(shù)種[6]。但近年來(lái)由于氣候變化,人為砍伐和過(guò)渡采挖,再加上其自身的原因,天女花分布區(qū)正逐步縮小,種群及個(gè)體數(shù)量銳減,現(xiàn)已被列為國(guó)家Ⅲ級(jí)保護(hù)植物(國(guó)務(wù)院環(huán)境保護(hù)委員會(huì),中國(guó)珍稀瀕危植物名錄(第一批),1984)。現(xiàn)有關(guān)天女花的研究工作主要是針對(duì)其種群群落結(jié)構(gòu)、種子萌發(fā)特性、生殖對(duì)策以及快繁技術(shù)等開(kāi)展的[7- 17],有關(guān)其種群的遺傳多樣性和遺傳結(jié)構(gòu)研究至今未見(jiàn)報(bào)道。

植被是指某一地區(qū)內(nèi)全部植物群落的總稱(chēng),是棲息地景觀(guān)中最重要的特征之一,它為該地區(qū)的植物、動(dòng)物和微生物的生存提供了必要的物質(zhì)基礎(chǔ)和環(huán)境[18],對(duì)區(qū)域內(nèi)的動(dòng)植物遺傳特征有著重要的影響[19- 21]。天女花現(xiàn)有野生種群分布區(qū)的植被大致可以分為兩類(lèi),即長(zhǎng)江以北的溫帶落葉闊葉林帶和長(zhǎng)江以南的暖溫帶常綠闊葉林帶[22]。兩種植被帶內(nèi)的天女花種群遺傳多樣性及遺傳結(jié)構(gòu)是否有差異？如果有差異,導(dǎo)致差異形成可能的因素是什么？弄清這些問(wèn)題對(duì)該珍稀瀕危植物遺傳管理和有效保護(hù)措施的制訂具有指導(dǎo)意義[23-24]。

因此,本文擬對(duì)兩種植被帶分界線(xiàn)兩側(cè),即大別山區(qū)(溫帶落葉闊葉林的代表)和皖南山區(qū)(包括江西三清山種群,暖溫帶常綠闊葉林帶的代表)各4個(gè)種群的種群特征(種群大小、平均胸徑及叢枝數(shù))進(jìn)行調(diào)查研究,并通過(guò)8對(duì)高多態(tài)性的微衛(wèi)星引物分析它們的遺傳多樣性及遺傳結(jié)構(gòu)特征,以期為天女花科學(xué)保護(hù)措施的制訂提供指導(dǎo)。

1 材料和方法

1.1 樣品采集及種群特征的調(diào)查

圖1 天女花8個(gè)采樣種群的地理分布圖 Fig.1 The locations of the 8 sampled populations of O. sieboldii

在查閱館藏標(biāo)本的基礎(chǔ)上,于2013年6月對(duì)華東地區(qū)天女花可能的分布地點(diǎn)進(jìn)行了調(diào)查和樣品采集,共采集到8個(gè)自然種群(圖1和表1),其中大別山山區(qū)4個(gè)和皖南山區(qū)4個(gè)(包括江西三清山種群),共223個(gè)植株,取幼嫩葉片硅膠干燥備用。對(duì)采樣植株的地上叢枝數(shù)和最粗枝的胸徑進(jìn)行統(tǒng)計(jì)測(cè)量,并估測(cè)和統(tǒng)計(jì)種群大小(植株數(shù))。

1.2 總DNA提取和PCR反應(yīng)

總DNA提取參照改良的CTAB法[25]進(jìn)行,提取的產(chǎn)物在1%的瓊脂糖中電泳檢測(cè)DNA的質(zhì)量。從近緣種中[4, 26]篩選出8對(duì)高多態(tài)性且擴(kuò)增穩(wěn)定的微衛(wèi)星引物用于本實(shí)驗(yàn),并對(duì)上游引物5′末端進(jìn)行熒光修飾(FAM、HEX或TAMRA,表2)。PCR擴(kuò)增反應(yīng)在Bio-Rad iCycler PCR儀上進(jìn)行,反應(yīng)總體積為15μL,包括: 5 ng DNA模板,1.5μL Buffer,2 mmol/L MgCl2,0.2 mmol/L dNTP,0.4 U Taq聚合酶,0.4μmol/L引物。PCR擴(kuò)增程序?yàn)椋?5℃預(yù)變性5 min；95℃變性30 s,50—58℃退火30 s(表2),72℃延伸30 s,25個(gè)循環(huán)；95℃變性30 s,53℃退火30 s,72℃延伸30 s,10個(gè)循環(huán)；72℃延伸15 min。PCR產(chǎn)物使用fluorescence-based基因電泳系統(tǒng)(ABI3730XL)進(jìn)行數(shù)據(jù)自動(dòng)化分析,用GeneScan 3.7分析軟件(Applied Biosystems,USA)對(duì)微衛(wèi)星基因型進(jìn)行判讀。

表1 取樣的天女花種群信息

表2 微衛(wèi)星位點(diǎn)及引物特征

1.3 數(shù)據(jù)分析

使用Genepop 4.0[27]軟件檢驗(yàn)引物是否存在連鎖不平衡以及是否偏離Hardy-Weinberg平衡；使用Micro-Checker 2.2.3[28]軟件檢驗(yàn)各微衛(wèi)星位點(diǎn)是否存在無(wú)效等位基因；使用GenAlEx 6[29]軟件計(jì)算種群的等位基因數(shù)(NA)、觀(guān)測(cè)雜合度(HO)、期望雜合度(HE)和近交系數(shù)(FIS)等遺傳參數(shù)；使用Bottleneck軟件檢測(cè)各種群在近期是否經(jīng)歷了瓶頸效應(yīng)；使用GENETIX[30]軟件計(jì)算種群間的遺傳分化系數(shù)(GST和FST)和基因流(Nm)；利用TFPGA[31]軟件進(jìn)行Mantel統(tǒng)計(jì)學(xué)檢驗(yàn)種群間的地理距離與遺傳分化程度的相關(guān)性。由于胸徑和叢枝數(shù)與天女花生長(zhǎng)的年限可能存在正相關(guān)性,為了檢測(cè)各種群遺傳特征的變化趨勢(shì),取胸徑與叢枝數(shù)的中位數(shù)為界,把種群內(nèi)的個(gè)體分為年幼和年老亞群體,再通過(guò)上述軟件分別計(jì)算兩亞群體的遺傳參數(shù)。統(tǒng)計(jì)分析在SPSS11.0軟件中進(jìn)行,用單因素方差分析檢驗(yàn)種群特征(胸徑、叢枝數(shù)和種群大小)差異是否顯著；分別用Mann-Whitney U test檢驗(yàn)不同植被帶內(nèi)的遺傳多樣性參數(shù)差異顯著性,用Wilcoxon signed-rank test檢驗(yàn)?zāi)昀虾湍暧讈喨后w的遺傳多樣性參數(shù)差異顯著性。

在遺傳結(jié)構(gòu)上,用Arlequin 3.5[32]軟件進(jìn)行種群間和種群內(nèi)的分子變異分析。使用Structure 2.2[33]中貝葉斯聚類(lèi)法對(duì)所有個(gè)體進(jìn)行聚類(lèi),K值設(shè)為9,10個(gè)重復(fù),使用混合模型,burn-in設(shè)為100000和run-length設(shè)為1000000,參照Evanno等[34]計(jì)算ΔK值,分析可能的遺傳結(jié)構(gòu)；同時(shí)采用不基于遺傳平衡原理的GenAlEx軟件進(jìn)行基于個(gè)體的主成分分析(PCoA)。采用2MOD 0.2[35]軟件檢測(cè)和計(jì)算各種群基因流和隔離漂變的相對(duì)強(qiáng)弱。

2 結(jié)果

經(jīng)廣泛查閱館藏標(biāo)本信息和調(diào)查,在溫帶落葉闊葉林植被帶與暖溫帶常綠闊葉林植被帶分界的長(zhǎng)江兩側(cè)僅發(fā)現(xiàn)8個(gè)天女花自然種群(圖1和表1),其中4個(gè)位于長(zhǎng)江以北的大別山區(qū),屬溫帶落葉闊葉林植被帶(以下簡(jiǎn)稱(chēng)大別山種群)；另4個(gè)位于長(zhǎng)江以南,屬暖溫帶常綠闊葉林植被帶(以下簡(jiǎn)稱(chēng)皖南種群)。天女花自然種群植株數(shù)目差別較大,最小的為白馬尖種群(BMJ,僅23個(gè)植株)；最大的為黃山(HS)和鷂落坪(YLP)種群,植株數(shù)約500株,它們的胸徑也比較粗,平均值分別為4.37cm和4.89cm,明顯大于其它種群(F7，212=9.652,P<0.001)；各種群的叢枝數(shù)平均值從3.73—6.36不等,但種群間差異不顯著(F7，212=1.993,P=0.057)。兩種植被帶內(nèi)的種群大小、胸徑及叢枝數(shù)差異均不顯(P0.05)。

從日本厚樸(Houpo?aobovata(Thunberg) N. H. Xia & C. Y. Wu)和星花玉蘭(Yulaniastellata(Maximowicz) N. H. Xia)篩選出在天女花中能穩(wěn)定擴(kuò)增并具有多態(tài)性的引物共8對(duì)。它們對(duì)223個(gè)個(gè)體擴(kuò)增共檢測(cè)到105個(gè)等位基因,每個(gè)位點(diǎn)平均約13個(gè)基因(表2),其中M6D4引物等位基因數(shù)最多(達(dá)20個(gè)),M6D1引物最少(僅8個(gè))。Micro-Checker和Genpop軟件在這些微衛(wèi)星位點(diǎn)中僅檢測(cè)出少量位點(diǎn)在個(gè)別種群中可能存在無(wú)效等位基因和連鎖現(xiàn)象,未見(jiàn)任何位點(diǎn)在3個(gè)以上的種群中出現(xiàn)無(wú)效等位基因或與其他位點(diǎn)連鎖。因此這8對(duì)微衛(wèi)星引物可以用于天女花種群的遺傳多樣性和遺傳結(jié)構(gòu)的分析研究。

表3 8個(gè)天女花種群的遺傳多樣性參數(shù)、瓶頸效應(yīng)及2MOD的分析結(jié)果

NA: 等位基因數(shù)(Number of different alleles)；HO: 觀(guān)測(cè)雜合度(Observed heterozygosity)；HE: 期望雜合度(Expected heterozygosity)；FIS: 近交系數(shù)(Inbreeding coefficient)； MD: 胸徑均值(The mean diameter at breast height)；MB: 平均叢枝數(shù)(The mean branches)；TPM: 兩相突變模型(Two-phase mutation model)；SMM: 逐步突變模型(Stepwise mutation model);L-shaped: 種群沒(méi)有出現(xiàn)瓶頸效應(yīng)(L-shaped distribution of alleles is expected in the absence of a bottleneck);種群編號(hào)見(jiàn)表1

8個(gè)天女花自然種群的平均等位基因數(shù)(NA)為3.83,觀(guān)測(cè)雜合度(HO)為0.25,期望雜合度(HE)為0.40,YLP和HS種群的遺傳多樣性較高(HE分別為0.43和0.62,HO為0.23和0.38),BMJ和TZS種群的遺傳多樣性較低(HE分別為0.19和0.20,HO為0.18和0.14)。大別山區(qū)(即落葉闊葉林帶)種群的遺傳多樣性參數(shù)(NA,HO和HE)均顯著低于皖南山區(qū)(見(jiàn)表4)。8個(gè)種群作為總體和兩種植被帶分別檢驗(yàn)種群的遺傳多樣性與種群特征(如大小、胸徑及叢枝數(shù))的相關(guān)性,僅發(fā)現(xiàn)皖南種群的期望雜合度(HE)與種群大小有明顯的正相關(guān)性(r=0.982,P=0.018),其它相關(guān)性均不顯著(P0.05)；種群內(nèi)部根據(jù)胸徑或叢枝數(shù)分為年老和年幼亞群體的遺傳多樣性參數(shù)(NA,HO和HE)及近交系數(shù)(FIS)也不存在顯著的差異(圖2)。種群近交系數(shù)(FIS)從0.06—0.50不等,均明顯偏離哈-溫平衡(95%的置信區(qū)間已明顯大于0)。各種群均未檢測(cè)到明顯的瓶頸效應(yīng)(表4),總體而言天女花采樣種群的基因流模型和漂變模型大致相當(dāng)(2MOD值平均為0.52,表4),但大別山種群更傾向于基因流模型(0.66),而皖南種群漂變模型更明顯(0.38)。

表4 大別山種群與皖南種群的遺傳多樣性參數(shù)均值及其統(tǒng)計(jì)分析結(jié)果

圖2 天女花種群的年幼和年老亞群體遺傳多樣性差異比較Fig.2 The comparation of the genetic diversity between young and old sub-populations within populations of O. sieboldii

華東地區(qū)天女花種群間的遺傳分化系數(shù)GST均值為0.315(表5),其中最大值出現(xiàn)在TZS和GNJ種群間(GST=0.546),最小值出現(xiàn)在TZS和YLP種群間(GST=0.108)。大別山和皖南種群的平均遺傳分化系數(shù)分別為0.198和0.269,兩者間差異不顯著性(T1，11=1.882,P=0.089)?？傮w上種群間的遺傳分化程度與地理距離有正相關(guān)性(Mantel test:r=0.436,P=0.020),但兩種植被帶內(nèi)這種正相關(guān)性并不明顯(P0.05)。種群間的總體平均基因流Nm=0.340,大別山種群的平均基因流為Nm=0.632,高于皖南種群的Nm=0.352。

表5 8個(gè)天女花種群間的遺傳分化系數(shù)(GST,對(duì)角線(xiàn)下)和地理距離(D,對(duì)角線(xiàn)上)/km

Table 5 Pairwise GSTvalues (below the diagonal) and geographical distances (above the diagonal) among the 8 sampled populations ofO.sieboldii

天堂寨鷂落坪白馬尖天柱山牯牛降黃山清涼峰三清山TTZ323777201254315331YLP0．1761545168220283300BMJ0．3140．14648170218281304TZS0．2850．1080．157123176240255GNJ0．4850．4120．5410．54670134140HS0．3230．2710．3780．3830．29867137QLF0．3200．2540．3340．3100．2850．219151SQS0．3480．2840．4220．4080．3290．2330．249

AMOVA方差分析表明取樣種群的主要遺傳變異存在于種群間(占總變異的54.16%),而且不同植被帶內(nèi)天女花的遺傳特征已發(fā)生了明顯分化,它們之間的差異占總遺傳差異的24.91%(P<0.001,表6)。主成分分析(圖3)和STRUCTURE分析的結(jié)果(圖4)也一致支持上述結(jié)果,不同植被帶內(nèi)的天女花種群均優(yōu)先各自聚為一組。

表6 天女花分子變異的AMOVA分析結(jié)果

圖3 天女花8個(gè)種群遺傳結(jié)構(gòu)的主成分分析結(jié)果Fig.3 Principal coordinates analysis (PCoA) for 8 sampled populations of O. sieboldii

圖4 天女花8個(gè)種群的遺傳結(jié)構(gòu)STRUCTURE分析結(jié)果Fig 4 STRUCTURE analyses results of 8 sampled populations in O. sieboldiia:不同K值運(yùn)算的lnP(D)平均值; b:依據(jù)Evanno等(2005)計(jì)算的ΔK值; C: K=2時(shí)的個(gè)體分配柱形圖;種群編號(hào)同表1

3 討論

木蘭科植物是現(xiàn)存被子植物原始類(lèi)群的重要代表[36],據(jù)化石記錄起源于白堊紀(jì)亞爾必期[37]。它們大多數(shù)為高大喬木,是重要的森林和用材樹(shù)種,而且多數(shù)具有較高的藥用和觀(guān)賞價(jià)值。由于氣候變化、自身生物學(xué)特性及人為干擾和過(guò)渡采伐等原因,現(xiàn)全球超過(guò)半數(shù)的物種已處于瀕臨滅絕的狀態(tài)[3, 5]。木蘭科植物野生種質(zhì)資源的保護(hù)與可持續(xù)利用是當(dāng)前刻不容緩的重要課題[3]。由于是古老的木本植物且具異交的繁育系統(tǒng),木蘭科植物的種群遺傳多樣性相對(duì)較高,種群間分化較小[38],如日本厚樸(HO=0.88,HE=0.87)[39]、星花玉蘭(HO=0.666,HE=0.719)[40]、MagnoliatomentosaThunb.(HO=0.650,HE=0.675)[41]等。然而本文研究的天女花華東地區(qū)的8個(gè)自然種群遺傳多樣性卻較低(HO=0.25,HE=0.40),明顯低于這些近緣種,也略低于天女花的日本亞種(O.sieboldiissp.japonicaK. Ueda,HO=0.360,HE=0.427)。但其種群間的遺傳分化程度卻較高(GST均值為0.315),主要的遺傳變異存在于種群間(占總變異54.16%),明顯高于它的近緣種厚樸(Houpo?aofficinalis(Rehder & E. H. Wilson) N. H. Xia & C. Y. Wu)、長(zhǎng)蕊木蘭(Alcimandracathcartii(J. D. Hooker & Thomson) Dandy)、星花玉蘭等,也明顯高于多年生植物的均值(0.19)和具異交繁育系統(tǒng)植物的均值(0.22)[42]。

物種的遺傳多樣性和遺傳結(jié)構(gòu)是其種群歷史、繁育系統(tǒng)、基因突變、遺傳漂變、基因流、自然選擇等綜合作用的結(jié)果[38]。對(duì)天女花而言,片斷化島嶼狀的生境、自交親和的繁育系統(tǒng)及傳粉昆蟲(chóng)缺乏可能是導(dǎo)致其遺傳結(jié)構(gòu)不同于近緣種(即種群內(nèi)遺傳多樣性較低,種群間分化明顯)的主要原因。天女花雖然分布較廣,但間斷分布明顯,對(duì)生境要求比較高,喜涼爽、濕潤(rùn)的環(huán)境,多生于陰坡山谷。華東地區(qū)的天女花都局限分布于海拔1000米以上的陰坡山林,這些生境通常面積較小,呈典型的片斷化島嶼狀分布。而且這些生境內(nèi)濕度大,氣溫較低,傳粉昆蟲(chóng)通常缺乏,如于小麗等[43]和王立龍等[16]均研究發(fā)現(xiàn)天女花在自然狀態(tài)下的結(jié)籽率很低(僅13%左右),人工補(bǔ)授花粉可以顯著提高其結(jié)籽率。再加上天女花雖然雌蕊較雄蕊先熟,但人工控制授粉實(shí)驗(yàn)表明其自花授粉也能座果并產(chǎn)生飽滿(mǎn)種子,說(shuō)明它仍然保留著自交親和的繁育系統(tǒng),以適應(yīng)傳粉昆蟲(chóng)不足,保障生殖成功。這些因素綜合導(dǎo)致了天女花種群間基因流小(Nm=0.340),不足以克服遺傳漂變所帶來(lái)的遺傳負(fù)面效應(yīng),從而促使了種群的遺傳多樣性較低,種群間分化加劇[44]。

已有很多研究表明不同的生境或植被類(lèi)型會(huì)對(duì)其區(qū)域內(nèi)的動(dòng)植物遺傳多樣性產(chǎn)生顯著的影響[19, 45-46]。本文研究結(jié)果也表明天女花在兩種植被帶內(nèi)種群的遺傳多樣性也存在顯著差異,大別山區(qū)落葉闊葉林內(nèi)的種群遺傳多樣性明顯低于皖南常綠闊葉林內(nèi)的種群(表4)。一般來(lái)說(shuō),種群較大和較強(qiáng)的基因流有利于保存較高的遺傳多樣性[20, 47-48],但華東地區(qū)不同植被帶內(nèi)的天女花種群大小、胸徑及叢枝數(shù)并沒(méi)有顯著差異,基因流反而是大別山區(qū)種群間較強(qiáng)(可能是由于地理距離較近的原因),種群內(nèi)年幼亞群體的遺傳多樣性也并不顯著低于年老亞群體,因此種群大小、基因流及人為活動(dòng)應(yīng)該不是導(dǎo)致大別山天女花種群遺傳多樣性較低的主要原因。野外調(diào)查發(fā)現(xiàn),雖然天女花種群在長(zhǎng)江以南的常綠闊葉林植被帶有分布,但其種群均在海拔1000m以上,小生境仍然是落葉闊葉林,因此天女花應(yīng)是典型的落葉闊葉林樹(shù)種,它的分布區(qū)與落葉闊葉林密切關(guān)聯(lián)。然而,在第四紀(jì)盛冰期時(shí),落葉闊葉林向南退縮到了北緯22°—30°附近,而北緯30°以北是針葉林或非森林植被[22, 49]。因此在末次盛冰期時(shí),天女花種群可能全部退縮到了北緯30°以南,現(xiàn)北緯30°以北的種群應(yīng)是由北緯30°以南的殘存種群隨著冰期后的氣溫回升向北逐步回遷而形成的。所以緯度越高,種群建立的歷史相對(duì)越短,奠基者效應(yīng)就越明顯,種群遺傳多樣性也就越低,這可能是導(dǎo)致大別山區(qū)種群遺傳多樣性較低的主要原因,也可進(jìn)一步推測(cè)華北地區(qū)的天女花種群遺傳多樣性可能更低(尚需進(jìn)一步驗(yàn)證)。

物種保護(hù)的主要內(nèi)容是保護(hù)其遺傳多樣性及進(jìn)化潛力,種內(nèi)遺傳多樣性越豐富,物種對(duì)環(huán)境變化的適應(yīng)能力越強(qiáng),其進(jìn)化潛力也越大[50]。因此,物種遺傳多樣性及其遺傳結(jié)構(gòu)分析可以為珍稀瀕危物種保護(hù)價(jià)值的評(píng)估以及保護(hù)策略的制訂提供非常重要的信息[51]。對(duì)華東地區(qū)天女花遺傳結(jié)構(gòu)的研究分析表明,兩種植被帶內(nèi)天女花的遺傳多樣性已發(fā)生了明顯的分化,各自聚為一組(圖3和圖4)。雖然大別山種群的遺傳多樣性顯著低于皖南種群,而且它極有可能是冰期后氣溫回暖過(guò)程中低緯度種群向北回遷而形成的,但由于生境選擇或遺傳漂變等原因,它現(xiàn)與皖南種群在遺傳上已發(fā)生了明顯分化,遺傳特征并不包含在皖南種群內(nèi)(圖3和圖4),因此建議大別山種群和皖南種群應(yīng)視為獨(dú)立的進(jìn)化單元進(jìn)行保護(hù)。與近緣種相比,雖然天女花種群的遺傳多樣性較低,種群間基因流較小,但考慮到它在兩種植被帶內(nèi)的年幼亞群體與年老亞群體相比,遺傳多樣性均沒(méi)有發(fā)生顯著降低,預(yù)示著自然種群現(xiàn)處于基因流-隔離漂變平衡中[35]。再加上野外觀(guān)察還發(fā)現(xiàn)天女花自然種群年齡結(jié)構(gòu)比較穩(wěn)定,并存在一定數(shù)量的幼苗,種群自然更新能力尚可。因此建議當(dāng)今仍應(yīng)以就地保護(hù)為主,尤其注意對(duì)其適宜生境的保護(hù),在條件允許的情況下,可以適當(dāng)輔以相同植被帶內(nèi)種群間的人工授粉,以增加其自然結(jié)籽率,來(lái)增強(qiáng)其自然更新的能力。

[1] Callaway D J. The world of magnolias. Portland, USA: Timber Press, 1994.

[2] Frodin DG, Govaerts R. World checklist and bibliography of Magnoliaceae. Royal Botanic Gardens, Kew, Richmond, UK: Kew Publishing, 1996.

[3] 劉玉壺, 周仁章, 曾慶文. 木蘭科植物及其珍稀瀕危種類(lèi)的遷地保護(hù). 熱帶亞熱帶植物學(xué)報(bào), 1997, 5(2): 1- 12.

[4] Isagi Y, Kanazahi T, Suzuki W, Tanaka H, Abe T. Polymorphic microsatellite DNA markers forMagnoliaobovataThunb. and their utility in related species. Molecular Ecology, 1999, 8(4): 698- 700.

[5] Cicuzza D, Newton A, Oldfield S. The Red List of Magnoliaceae. Fauna and Flora International, Cambridge, UK,2007.

[6] 傅立國(guó). 中國(guó)植物紅皮書(shū)：稀有瀕危植物(第一冊(cè)). 北京: 科學(xué)出版社, 1991.

[7] 杜鳳國(guó), 姜洪源, 郭忠玲, 王歡, 呂偉偉, 董研. 吉林瀕危植物天女木蘭種群分布格局與生態(tài)位研究. 南京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2011, 35(3): 33- 37.

[8] 杜鳳國(guó), 王歡, 劉春強(qiáng), 楊德冒, 孫曙光, 王子明. 天女木蘭群落物種多樣性的研究. 東北師大學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2006, 38(2): 91- 95.

[9] 郭連金, 賀昱, 徐衛(wèi)紅. 三清山瀕危植物天女花種群生殖對(duì)策研究. 植物科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 30(2): 153- 160.

[10] 陸秀君, 李天來(lái), 倪偉東. 天女木蘭種子休眠特性的研究. 沈陽(yáng)農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2006, 37(5): 703- 706.

[11] 陸秀君, 劉月洋, 陳曉旭, 李天來(lái). 天女木蘭種子后熟期間的生理生化變化. 北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 31(6): 164- 168.

[12] 陸秀君, 徐石, 李天來(lái), 張麗娟, 高爽. 天女木蘭幼胚離體培養(yǎng)及組織快繁. 東北林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2008, 36(3): 5- 7.

[13] 馬吉龍, 李艷君. 天女花種子繁殖及其在園林中的應(yīng)用栽培. 河北林果研究, 1999, 14(3): 238- 241.

[14] 王歡, 杜鳳國(guó), 楊德冒, 孫曙光, 王子明, 劉春強(qiáng). 天女木蘭硬枝扦插繁殖初步研究. 北華大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2005, 6(4): 352- 354.

[15] 王立龍, 王廣林, 黃永杰, 李晶, 劉登義. 黃山瀕危植物小花木蘭生態(tài)位與年齡結(jié)構(gòu)研究. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(6): 1862- 1871.

[16] 王立龍, 王廣林, 劉登義. 瀕危植物小花木蘭種子初步研究. 安徽師范大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2005, 28(1): 72- 75.

[17] 顧地周, 禚畔全, 張力凡, 王秋爽, 張學(xué)士, 周繇, 朱俊義. 激素處理和變溫層積對(duì)小花木蘭種子形態(tài)后熟的影響. 植物研究, 2015, 35(1): 34- 38.

[18] Honnay O, Jacquemyn H, Bossuyt B, Hermy M. Forest fragmentation effects on patch occupancy and population viability of herbaceous plant species. New Phytologist, 2005, 166(3): 723- 736.

[19] Vellend M. Land-use history and plant performance in populations ofTrilliumgrandiflorum. Biological Conservation, 2005, 124(2): 217- 224.

[20] Vandepitte K, Jacquemyn H, Roldan-Ruiz I, Honnay O. Landscape genetics of the self-compatible forest herbGeumurbanum: effects of habitat age, fragmentation and local environment. Molecular Ecology, 2007, 16(19): 4171- 4179.

[21] Yu FH, Krüsi BO, Schneller JJ, Schütz M, Tang M, Wildi O. Positive correlation between vegetation dissimilarity and genetic differentiation ofCarexsempervirens. Flora - Morphology, Distribution, Functional Ecology of Plants, 2009, 204(9): 651- 657.

[22] Harrison S, Yu G, Takahara H, Prentice I. Palaeovegetation (Communications arising): diversity of temperate plants in east Asia. Nature, 2001, 413(6852): 129- 130.

[23] Young A, Boyle T, Brown T. The population genetic consequences of habitat fragmentation for plants. Trends in Ecology and Evolution, 1996, 11(10): 413- 418.

[24] Jacquemyn H, Vandepitte K, Roldán-Ruiz I, Honnay O. Rapid loss of genetic variation in a founding population ofPrimulaelatior(Primulaceae) after colonization. Annals of botany, 2009, 103(5): 777- 783.

[25] Doyle JJ. DNA protocols for plants-CTAB total DNA isolation. In: Hewitt GM, Johnston A, eds Molecular techniques in taxonomy Berlin: Springer, 1991, 283- 293.

[26] Setsuko S, Ueno S, Tsumura Y, Tomaru N. Development of microsatellite markers inMagnoliastellata(Magnoliaceae), a threatened Japanese tree. Conservation Genetics, 2005, 6(2): 317- 320.

[27] Rousset F. genepop′007: a complete re‐implementation of the genepop software for Windows and Linux. Molecular Ecology Resources, 2008, 8(1): 103- 106.

[28] Van Oosterhout C, Hutchinson WF, Wills DP, Shipley P. MICRO-CHECKER: software for identifying and correcting genotyping errors in microsatellite data. Molecular Ecology Notes, 2004, 4(3): 535- 538.

[29] Peakall R, Smouse PE. GENALEX 6: genetic analysis in Excel. Population genetic software for teaching and research. Molecular Ecology Notes, 2006, 6(1): 288- 295.

[30] Belkhir K, Borsa P, Chikhi L, Raufaste N, Bonhomme F. GENETIX 4.05, logiciel sous WindowsTMpour la génétique des populations. Laboratoire Génome, Populations, Interactions, Université de Montpellier II, Montpellier, 1996.

[31] Miller MP. Tools for population genetic analysis (TFPGA), version 1.3. Department of Biological Sciences, Northern Arizona University, Flagstaff, USA, 1997.

[32] Excoffier L, Lischer HE. Arlequin suite ver 3.5: a new series of programs to perform population genetics analyses under Linux and Windows. Molecular Ecology Resources, 2010, 10(3): 564- 567.

[33] Pritchard JK, Stephens M, Donnelly P. Inference of population structure using multilocus genotype data. Genetics, 2000, 7(4): 574- 578.

[34] Evanno G, Regnaut S, Goudet J. Detecting the number of clusters of individuals using the software STRUCTURE: a simulation study. Molecular Ecology, 2005, 14(8): 2611- 2620.

[35] Ciofi C, Beaumont MA, Swingland IR, Bruford MW. Genetic divergence and units for conservation in the Komodo dragonVaranuskomodoensis. Proceedings of the Royal Society of London B, 1999, 266(1435): 2269- 2274.

[36] Bremer B, Bremer K, Chase M, Fay M, Reveal J, Soltis D, Soltis P, Stevens P. An update of the Angiosperm Phylogeny Group classification for the orders and families of flowering plants: APG Ⅲ. Botanical Journal of the Linnean Society, 2009, 161(2): 105- 121.

[37] 劉玉壺. 木蘭科分類(lèi)系統(tǒng)的初步研究. 植物分類(lèi)學(xué)報(bào), 1984, 22(2): 89- 109.

[38] Nybom H, Bartish IV. Effects of life history traits and sampling strategies on genetic diversity estimates obtained with RAPD markers in plants. Perspectives in Plant Ecology Evolution and Systematics, 2000, 3(2): 93- 114.

[39] Yuji I, Tatsuo K, Wajirou S, Hiroshi T, Tetsuto A. Microsatellite analysis of the regeneration process ofMagnoliaobovataThunb. Heredity, 2000, 84(2): 143- 151.

[40] Tamaki I, Setsuko S, Tomaru N. Genetic variation and differentiation in populations of a threatened tree,Magnoliastellata: factors influencing the level of within-population genetic variation. Heredity, 2008, 100(4): 415- 423.

[41] Setsuko S, Ishida K, Tomaru N. Size distribution and genetic structure in relation to clonal growth within a population ofMagnoliatomentosaThunb. (Magnoliaceae). Molecular Ecology, 2004, 13(9): 2645- 2653.

[42] Nybom H. Comparison of different nuclear DNA markers for estimating intraspecific genetic diversity in plants. Molecular Ecology, 2004, 13(5): 1143- 1155.

[43] 于小麗, 褚磊, 甄泉, 陳明林, 劉登義. 小花木蘭居群繁殖生物學(xué)的初步研究. 安徽師范大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2007, 30(4): 485- 489.

[44] Slatkin M. Gene Flow in Natural Populations. Annual Review of Ecology and Systematics, 1985, 16(4): 393- 430.

[45] Ortego J, Riordan E C, Gugger P F, Sork V L. Influence of environmental heterogeneity on genetic diversity and structure in an endemic southern Californian oak. Molecular Ecology, 2012, 21(13): 3210- 3223.

[46] Shao J W, Wang J, Xu Y N, Pan Q, Shi Y, Kelso S, Lv G S. Genetic diversity and gene flow within and between two different habitats ofPrimulamerrilliana(Primulaceae), an endangered distylous forest herb in eastern China. Botanical Journal of the Linnean Society, 2015, 179(1): 172- 189.

[47] Rossum F V, Sousa S C D, Triest L. Genetic consequences of habitat fragmentation in an agricultural landscape on the commonPrimulaveris, and comparison with its rare congener,P.vulgaris. Conservation Genetics, 2004, 5(2): 231- 245.

[48] Vellend M. Parallel effects of land-use history on species diversity and genetic diversity of forest herbs. Ecology, 2004, 85(11): 3043- 3055.

[49] Qian H, Ricklefs RE. Palaeovegetation (Communications arising): Diversity of temperate plants in east Asia. Nature, 2001, 413(6852): 129- 130.

[50] 鄒喻蘋(píng), 葛頌, 汪小全. 系統(tǒng)與進(jìn)化植物學(xué)中的分子標(biāo)記. 北京: 科學(xué)出版社, 2001: 140-149.

[51] Hamrick JL, Godt MJW. Effects of Life History Traits on Genetic Diversity in Plant Species. Philosophical Transactions of the Royal Society B Biological Sciences, 1996, 351(1345): 1291- 1298.

The genetic structure ofOyamasieboldii(K.Koch)N.H. Xia & C.Y.Wu within two vegetation zones in Eastern China

XU Yannian1,SHAO Jianwen1,2,*

1CollegeofLifeScience,AnhuiNormalUniversity,Wuhu241000,China2TheKeyLaboratoryofConservationandEmploymentofBiologicalResourcesofAnhui,Wuhu241000,China

Oyamasieboldii(K.Koch)N.H. Xia & C.Y.Wu is a rare species and has been listed as the national Ⅲ grade protection plants in China. The species is naturaly distributed in two different zones of forest vegetation, i.e., temperate deciduous broad-leaved forest (North of the Yangtze River) and warm temperate evergreen broad-leaved forest (South of the Yangtze River). The east region of China is one of the concentrated distribution areas ofO.sieboldii, and also is the boundary zone of these two different vegetations. The genetic diversity and structure of eight wild populations ofO.sieboldii, within two different vegetations from Eastern China, were analyzed by microsatellite markers. The results indicated that the genetic diversity ofO.sieboldiiin this region was relatively low (meanNA=3.83,HO=0.25 andHE=0.40) and lower than its closely related species. The mean population size, diameter at breast height (DBH) and number of branch were not significantly different between populations from different vegetations. However, the genetic diversity of Dabieshan populations (meanHO=0.18 andHE=0.28), within the temperate deciduous broad-leaved forest, was significantly lower than that of the Southern Anhui populations (meanHO=0.33 andHE=0.51), within the temperate evergreen broad-leaved forest, and their genetic characters obviously differentiated from each other. The distinct population history might mainly explain the difference of genetic diversity between these two zones. The genetic diversity of young individuals was not significantly lower than that of the old individuals within each population. Therefore, we proposed that the populations in Dabieshan area and Southern Anhui area should be considered as two different evolutionary significant units for conservation, and aninsituconservation strategy should be taken as the main protecting measures at present, given that the regeneration ability of wild populations was normal and the genetic diversity of young individuals did not significantly decreased.

Oyamasieboldii；genetic diversity；genetic structure；vegetation zone；conservation strategy

10.5846/stxb201601030009

國(guó)家自然科學(xué)基金面上項(xiàng)目(31170317);生物環(huán)境與生態(tài)安全安徽省高校重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室資助項(xiàng)目

2016- 01- 03; 網(wǎng)絡(luò)出版日期:2016- 08- 30

徐延年,邵劍文.華東地區(qū)兩種植被帶內(nèi)天女花的遺傳結(jié)構(gòu).生態(tài)學(xué)報(bào),2017,37(7):2253- 2262.

Xu Y N,Shao J W.The genetic structure ofOyamasieboldii(K.Koch)N.H. Xia & C.Y.Wu within two vegetation zones in Eastern China.Acta Ecologica Sinica,2017,37(7):2253- 2262.

*通訊作者Corresponding author.E-mail: shaojw@mail.ahnu.edu.cn