2021, Vol. 41
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2. 福建师范大学地理研究所, 福州 350007;
3. 福建师范大学湿润亚热带生态地理过程教育部重点实验室, 福州 350007
2. Institute of Geography, Fujian Normal University, Fuzhou 350007;
3. Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process of Ministry of Education, Fujian Normal University, Fuzhou 350007
湿地作为一种兼具陆地与水域双重特性的独特生态类型, 覆盖面积虽仅为陆地面积的5%~8%(Mitsch et al., 2013), 却提供了14.7%的生态服务功能, 是世界上最具生产力、生态服务价值最高的自然生态系统(Costanza et al., 1997).由于湿地本身的地域优势以及人们对其生态功能认识较晚等因素共同作用, 导致湿地长期以来都被当做开发利用的首选对象(刘赢男等, 2013).仅百年时间, 全球湿地面积减少了50%, 将其垦殖成农业用地或被开发用于其它目的是湿地功能受损、面积缩减的主要原因(Armentano et al., 1986; Bridgham et al., 2006).处于海洋和陆地交错地带的滨海湿地, 人地矛盾严峻, 通常大力发展养殖业以缓解人地矛盾, 满足人们对水产品需求, 实现更高经济效益(Hu et al., 2012).其中, 我国滨海湿地围垦养殖活动在世界上较为突出, 范围较广, 截至2010年滨海养殖面积达1.2×104 km2(姚云长等, 2016), 已成为我国沿海区域一个重要的生态环境问题(陈桂香等, 2017).
土地利用变化是人类干预土壤指标及功能最直接、最具影响力的方式之一, 它会长期地作用于土壤生物地球化学循环过程, 通过地上植被类型的转变影响地下土壤理化性质、有机质含量及微生物群落等(张爱娣等, 2020；张拓等, 2020).真菌作为土壤微生物的重要组成部分, 在土壤生态系统的物质分解、转化与循环等方面具有重要作用(Yang et al., 2017), 也是表征土壤质量状况的重要指标, 可反映湿地生态系统结构与功能的动态变化(曹焜等, 2016；王娜等, 2019).目前, 探究湿地围垦养殖如何影响土壤碳、氮、磷组分与甲烷排放的报道较多(曾从盛等, 2009；钟春棋等, 2010), 且主要聚焦于单一河口湿地(邱明红等, 2014；陈桂香等, 2017), 但跨区域、大尺度地比较滨海湿地围垦养殖后土壤理化性质、真菌多样性及群落结构变化的研究尚鲜见报道.
山东黄河口湿地是中国暖温带最广阔、最典型的新生湿地生态系统, 也是国际上许多濒危鸟类迁徙、越冬重要的中转站和繁殖场所(Li et al., 2011; Li et al., 2013)；福建九龙江湿地是亚热带东南沿海区域重要的滨海潮汐湿地, 也是我国列入红树林保护区的重要典型湿地(余小青等, 2012)；海南东寨港湿地是我国热带典型的湿地生态系统, 东寨港国家级自然保护区为我国首个建立的红树林自然保护区, 于1992年被收入《国际重要湿地名录》(邱明红等, 2014).因此, 本研究以温带—黄河口, 亚热带—九龙江口, 热带—东寨港这3个典型滨海湿地为研究对象, 通过Illumina高通量测序技术对湿地转变为养殖塘前、后真菌多样性、相对丰度及群落结构组成等进行分析比较, 旨在了解湿地围垦养殖背景下土壤真菌群落特征的响应, 进一步认识人类活动对湿地环境的影响, 以期为合理应用与管理湿地资源, 实现环境友好型社会提供理论参考.
2 研究区与研究方法(Study area and methods) 2.1 研究区本文以我国温带、亚热带及热带气候下的典型滨海湿地为研究区, 分别是山东黄河三角洲国家级自然保护区(以下简称黄河口)、福建九龙江口红树林省级自然保护区(以下简称为九龙江口)、海南东寨港国家级自然保护区(以下简称为东寨港), 对研究区内天然湿地及由其转变成养殖塘表层(0~15 cm)土壤进行研究.
黄河口位于山东省东营市垦利区黄河口镇(37°40′~38°10′ N, 118°41′~119°16′ E), 属暖温带大陆性季风气候, 年均气温为12.88 ℃, 年均降水量为537.3 mm(He et al., 2009), 土壤主要类型为盐土和潮土, 盐渍化程度较重(Yu et al., 2016), 植被类型以盐地碱蓬(Suaeda salsa)和芦苇(Phragmites australis)为主(孙万龙等, 2010; Huang et al., 2012).1992年来, 黄河口天然湿地大面积转变为盐田与养殖塘, 高经济收益的同时湿地生物多样性下降, 湿地生态体系脆弱化(孙晓宇等 2011；靳宇弯等, 2015).九龙江口位于福建厦门龙海市浮宫镇草铺头村(24°23′33″~24°27′38″N, 117°54′11″~117°56′02″E), 属南亚热带海洋性季风气候, 年均气温21 ℃, 年均降水量为1371 mm(金亮等, 2013), 优势植被类型为秋茄(Kandelia candel)、桐花树(Aegiceras coniculatum)等红树林种.1988—2009年, 约60%红树林湿地向养殖塘、城镇建设等人工湿地和建筑用地转化, 湿地景观与生态系统破碎和退化程度加剧(周小成等, 2012).东寨港位于海口市美兰区东部(19°51′~20°01′N, 110°32′~110°55′E), 属热带季风海洋性气候, 年均气温为23.3 ℃, 年均降水量为1676.4 mm, 主要植被类型有木榄(Bruguiera gymnorrhiza)、海莲(Bruguiera sexangula)、桐花树(Aegeceras corniculatum)等红树林种(吴瑞等, 2013).20世纪60年代以来, 保护区内天然红树林面积约锐减50%, 以80年代末的围塘养殖活动影响最甚(邱明红等, 2014), 其中, 2002—2013年养殖塘面积增长2.8×106 m2, 净增长率为20.34%, 净增长面积最多(李儒等, 2017).这些区域, 为开展滨海湿地转变为养殖塘对土壤真菌多样性及群落结构的影响研究提供了理想的研究样地.图 1为本研究的概念模型图.
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| 图 1 概念模型图 Fig. 1 Conceptual model diagram |
根据样地布设、样品采集的典型性和代表性原则, 结合野外调查与文献查阅, 本研究于2018年10—12月, 以温带黄河口(37°40′~38°10′ N, 118°41′~119°16′ E)、亚热带九龙江口(24°23′33″~24°27′38″N, 117°54′11″~117°56′02″E)、热带东寨港(19°51′~20°01′N, 110°32′~110°55′E)典型滨海湿地及由其分别围垦成的养殖塘为研究样区, 每个样区随机设置3个采样点, 使用小型采土器采集各采样点内的表层(0~15 cm)土壤, 剔除土壤中的杂质和根, 装入冰盒, 带回实验室, 一部分自然风干, 其余置于-20 ℃冰箱中保存备用.
2.3 土壤理化指标的测定采用烘干称重法测定土壤含水量(鲁如坤, 1999)；环刀法测定土壤容重(鲁如坤, 1999)；电导仪(2265FS, 美国)测定土壤电导率；pH计(Starter 300, 美国)测定土壤酸碱度；碳氮元素分析仪(Elementar Vario MAX CN, 德国)测定土壤有机碳和全氮；连续流动注射分析仪(Skalar Analytical SAN++, 荷兰)测定土壤全磷.
2.4 土壤真菌群落多样性及结构分析采用Illumina HiSeq高通量测序技术对湿地土壤样品真菌多样性及群落结构进行测定分析.
2.4.1 土壤真菌基因组DNA的提取与PCR扩增采用CTAB(Cetyl trimethyl ammonium bromide)方法提取土壤样品的基因组DNA(丁新景等, 2018), 之后使用琼脂糖凝胶电泳检测DNA的纯度和浓度, 取适量样本DNA于离心管中, 使用无菌水将其稀释至1 ng·μL-1.以稀释后的基因组DNA为模板, 根据选择的测序区域, 使用带Barcode的特异引物, New England Biolabs公司的PhusionⓇ High-Fidelity PCR Master Mix with GC Buffer和高效高保真酶进行PCR, 确保扩增效率和准确性.其中, 真菌PCR扩增引物: ITS5-1737F(GGAAGTAAAAGTCGTAAC AA GG)；ITS2-2043R(GCTGCGTTCTTCATCGA TGC).扩增程序: 98 ℃预变性1 min；30个循环包括(98 ℃变性10 s, 50 ℃退火30 s, 72 ℃延伸30 s)；循环结束后72 ℃延伸5 min.扩增体系为30 μL: 2×Phusion Master Mix 15 μL, Prime(2 μmol·L-1)3 μL, gDNA(1 ng·μL-1)10 μL, 超纯水(H2O)2 μL.
2.4.2 PCR产物的混样与纯化根据PCR产物浓度进行等量混样, 充分混匀后使用1×TAE浓度2%的琼脂糖凝胶电泳纯化PCR产物, 切割目的条带, SanPrep柱式DNA胶回收试剂盒进行回收.
2.4.3 文库构建和上机测序使用TruSeqⓇ DNA PCR-Free Sample paration Kit建库试剂盒进行文库构建, 进而通过Qubit、Q-PCR定量, 合格后使用Thermofisher的Ion S5TM XL上机测序.
2.5 数据处理应用Excel 2016、SPSS 23.0、R 2.15.3软件对测定数据进行整理与分析.运用Excel 2016计算原始实验数据的均值、标准差, SPSS 23.0中的单因素方差分析对土壤样品理化性质进行组内差异显著性检验, R 2.15.3软件进行PCA分析和spearman相关性分析并作图.利用QI-IME软件计算样品的覆盖度和α多样性指数(Kemp et al., 2004; Caporaso et al., 2010; Lu et al., 2012).使用PowerPoint 2010、Origin 8.6和R 2.15.3软件进行概念模型图、柱状堆积图、韦恩图和热图等的绘制.
3 结果分析(Results and analysis) 3.1 典型滨海湿地围垦养殖对土壤理化性质的影响湿地围垦养殖前、后土壤含水量、容重、电导率与pH变化具体见周雅心等(2020)的研究.结合表 1可知, 黄河口碱蓬湿地围垦养殖后土壤含水量显著升高(p < 0.05), 容重和电导率显著降低(p < 0.05)；九龙江口桐花树湿地围垦养殖后土壤含水量、电导率、有机碳和全氮显著下降(p < 0.05), 容重显著增加(p < 0.05)；东寨港木榄湿地围垦养殖后土壤容重和pH显著升高(p < 0.05), 电导率、有机碳和全氮显著降低(p < 0.05).
| 表 1 湿地围垦养殖后土壤理化性质变化 Table 1 Changes of soil physical and chemical properties after wetland reclamation into aquaculture ponds |
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由表 2可知, 以97%相似度划分后得到的土壤真菌有效OTU数目分别为黄河口碱蓬湿地404个, 黄河口养殖塘735个, 九龙江口桐花树湿地604个, 九龙江口养殖塘492个, 东寨港木榄湿地158个, 东寨港养殖塘1648个.表 2中各样本文库覆盖度(Coverage)为98.1%~99.9%, 说明土壤样品中被检测到的基因序列概率较高, 此次测序结果能够真实地反映湿地土壤真菌群落组成的情况.Shannon指数显示, 黄河口碱蓬湿地和东寨港木榄湿地围垦养殖后, 土壤真菌群落多样性分别增加了5.95%和2.15倍, 九龙江口桐花树湿地围垦养殖后土壤真菌群落多样性减少了24.52%, Shannon指数与OTUs数目的变动规律一致.就Ace指数与Chao1指数而言, 其数值越大, 土壤样品中真菌群落丰富度越高.可以看出, 黄河口和东寨港湿地围垦后土壤Ace指数分别增加了1.09倍和10.59倍, 九龙江口湿地围垦后土壤Ace指数减少了23.91%；黄河口和东寨港湿地围垦后土壤Chao1指数分别增加了1.01倍和10.36倍, 九龙江口湿地围垦后土壤Chao1指数减少了25.70%.综上所述, 湿地围垦养殖的土地利用变化对土壤真菌群落多样性和丰富度的影响在不同气候带下表现不一致, 黄河口与东寨港湿地围垦养殖升高了土壤中真菌多样性及丰富度, 九龙江口湿地围垦养殖降低了土壤中真菌多样性及丰富度.
| 表 2 湿地围垦养殖后土壤真菌多样性指数变化 Table 2 Changes of soil fungi diversity index after wetland reclamation into aquaculture ponds |
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分别对黄河口、九龙江口、东寨港天然湿地围垦养殖前、后土壤真菌OTUs绘制韦恩图(图 2).在相似水平为97%的条件下, 如图 2所示, 黄河口碱蓬湿地(HH.JP)和养殖塘(HH.CT)共有的OTUs为139个, 特有的OTUs分别为265、596个；九龙江口桐花树湿地(JL.TH)和养殖塘(JL.CT)共有的OTUs为141个, 特有的OTUs分别为463、351个；东寨港木榄湿地(HN.ML)和养殖塘(HN.CT)共有的OTUs为114个, 特有的OTUs分别为44、1534个.以上结果表明, 每组土壤样品之间存在较大差异, 3个研究区内的天然湿地围垦养殖后土壤中均出现了真菌新类群, 土壤真菌群落组成发生了明显变化.
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| 图 2 湿地围垦养殖后土壤真菌OTUs分布韦恩图 (HH.JP: 黄河口碱蓬湿地、HH.CT: 黄河口养殖塘；JL.TH: 九龙江口桐花树湿地、JL.CT: 九龙江口养殖塘；HN.ML: 东寨港木榄湿地、HN.CT: 东寨港养殖塘) Fig. 2 Venn of soil fungi OTUs distribution after wetland reclamation into aquaculture ponds |
湿地围垦养殖前、后土壤真菌门水平的群落组成结构如图 3a所示, 6种土壤样品中共检测到14个真菌门, 相对丰度排名前10的门为: 子囊菌门Ascomycota(3.14%~76.18%)、Aphelidiomycota(0.05%~13.83%)、担子菌门Basidiomycota(0.11%~6.09%)、罗兹菌门Rozellomycota(0.02%~5.96%)、毛霉门Mucoromycota(0.04%~4.09%)、壶菌门Chytridiomycota(0.00~4.05%)、被孢霉门Mortierellomycota(0.10%~0.69%)、芽枝霉门Blastocladiomycota(0~0.32%)、球囊菌门Glomeromycota(0~0.24%)、单毛壶菌门Monoblepharomycota(0~0.14%).
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| 图 3 湿地围垦养殖后土壤真菌门(a)及属(b)水平群落组成 Fig. 3 Community composition of fungi at phylum(a) and genus (b)level after wetland reclamation into aquaculture ponds |
由图 3a可以看出, 湿地围垦养殖后, 土壤中子囊菌门(Ascomycota)相对丰度均显著下降, 黄河口(HH.CT)和东寨港养殖塘(HN.CT)土壤样品中均新出现了一定丰度的Aphelidiomycota和壶菌门(Chytridiomycota), 并且毛霉门(Mucoromycota)和罗兹菌门(Rozellomycota)分别在黄河口(HH.CT)和东寨港养殖塘(HN.CT)中消失与新增.由此可见, 天然湿地围垦养殖的土地利用变化对土壤真菌门水平的相对丰度有较大影响, 从而在一定程度上改变了湿地土壤真菌群落组成结构.
3.4.2 属(genus)水平湿地土壤真菌群落组成湿地围垦养殖前、后土壤真菌属水平的群落组成结构如图 3b所示, 6种土壤样品中共检测到292个属的真菌, 相对丰度排名前10位的菌属为: 青霉属Penicillium(0.30%~74.37%)、翅孢壳属Emericellopsis(0~22.90%)、链格孢属Alternaria(0.13%~10.99%)、镰刀菌属Fusarium(0.01%~5.44%)、毛霉属Mucor(0~4.09%)、曲霉属Aspergillus(0.03%~3.98%)、Orbilia(0~2.49%)、枝顶孢属Acremonium(0~1.90%)、Paraphaeosphaeria(0~1.11%)、枝孢属Cladosporium(0.12%~1.06%).
由图 3b可以看出, 黄河口碱蓬湿地(HH.JP)围垦养殖后, 翅孢壳属(Emericellopsis)、毛霉属(Mucor)、枝顶孢属(Acremonium)均未出现；九龙江口桐花树湿地(JL.TH)和东寨港木榄湿地(HN.ML)围垦养殖后, 青霉属(Penicillium)相对丰度显著下降, 并新增了镰刀菌属(Fusarium), 其中九龙江口桐花树湿地(JL.TH)围垦还带来了链格孢属(Alternaria)、曲霉属(Aspergillus)的新增.由此可见, 湿地围垦养殖的土地利用变化既会影响湿地土壤真菌属水平的相对丰度和群落组成, 也会改变真菌属的多样性.
3.5 典型滨海湿地围垦养殖后土壤真菌属(genus)水平分布热图为了进一步探究典型滨海湿地围垦养殖前、后土壤中优势真菌属的差异, 选取相对丰度排名前35位的真菌属, 按照其在各土壤样品中的丰度信息, 从物种和样品两个角度进行聚类, 绘制成热图(图 4), 能够更加清晰地反映出不同土壤样品中真菌的优势菌属.
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| 图 4 湿地围垦养殖后土壤真菌相对丰度聚类热图 Fig. 4 Abundance cluster heatmap of soil fungi after wetland reclamation into aquaculture ponds |
如图 4所示, 黄河口碱蓬湿地(HH.JP)优势菌属为Mucor、Remispora、Emericellopsis、Papiliotrema、Acremonium、Metarhizium；碱蓬湿地围垦为养殖塘(HH.CT)后的优势菌属为Candida.九龙江口桐花树湿地(JL.TH)优势菌属为Psathyrella、Bambusaria、Cystofilobasidium、Boubovia；桐花树湿地围垦为养殖塘(JL.CT)后的优势菌属为Paraphaeosphaeria、Alternaria、Boeremia、Coprinus、Aspergillus、Cutaneotrichosporon.东寨港木榄湿地(HN.ML)优势菌属为Geomyces、Penicillium、Pseudeurotium；木榄湿地围垦为养殖塘(HN.CT)后的优势菌属为Tuber、Zygorhizidium、Termitomyces、Pseudallescheria、Tylopilus、Sporopachydermia、Hyphopichia、Stilbella、Talaromyces、Fusarium、Orbilia.可以看出, 6种土壤样品的优势真菌属各不相同, 天然湿地围垦养殖后土壤真菌属水平相对丰度发生了显著变化, 表明此种土地利用变化在较大程度上改变了湿地土壤微环境, 从而导致土壤中优势真菌属发生显著变化.
3.6 典型滨海湿地围垦养殖后土壤真菌群落组成的PCA(主成分分析)为了更清晰地呈现出典型滨海湿地围垦养殖前、后土壤真菌群落结构之间的差异, 对6种土壤样品基于OTU水平进行绘制PCA(Principal component analysis)图(图 5).
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| 图 5 湿地围垦养殖后土壤真菌群落结构PCA主成分分析 Fig. 5 PCA of soil fungi community structure after wetland reclamation into aquaculture ponds |
如图 5所示, 选择前2个主成分累计方差贡献率为64.92%, 说明这两个主成分(PC1与PC2)是导致天然湿地围垦养殖前、后土壤真菌群落组成差异的主要贡献者.图 5中不同的点表示不同的湿地类型, 点与点之间的距离越近, 说明真菌群落结构越相似, 反之, 点距离越远群落结构差异越大.由图 5可知, 黄河口碱蓬湿地(HH.JP)、九龙江口桐花树湿地(JL.TH)、东寨港木榄湿地(HN.ML)3种天然湿地之间的点距离相近, 但黄河口碱蓬湿地(HH.JP)和养殖塘(HH.CT)、九龙江口桐花树湿地(JL.TH)和养殖塘(JL.CT)、东寨港木榄湿地(HN.ML)和养殖塘(HN.CT)土壤样品组内的点距离均较远, 3种养殖塘土壤样品之间的点距离也较远.由此可见, 3种天然湿地土壤真菌群落组成较为相似, 但它们在围垦养殖后土壤真菌群落结构均发生了显著变化, 表明此种土地利用变化在较大程度上改变了土壤真菌群落结构, 并且具有一定的地域特征.
3.7 湿地土壤真菌群落结构与环境因子spearman相关性分析选取相对丰度排名前20位真菌属与环境因子之间进行spearman相关性分析, 以探究环境因子对土壤真菌群落结构的影响.由图 6可知, 湿地土壤真菌不同菌属相对丰度与容重、电导率、pH、有机碳和全磷存在一定程度的相关性.就容重(RZ)指标来看, Penicillium与之呈显著负相关(p < 0.05), Emericellopsis呈显著正相关(p < 0.05)；就电导率(DDL)而言, Zygorhizidium与之呈显著负相关(p < 0.05)；就pH来看, Penicillium与之呈显著负相关(p < 0.01), Emericellopsis呈显著正相关(p < 0.05)；就有机碳(SOC)来看, Penicillium与之呈显著正相关(p < 0.01), Emericellopsis呈显著负相关(p < 0.01)；就全磷(TP)来看, Hyphopichia与之呈显著负相关(p < 0.01), Pseudallescheria呈显著负相关(p < 0.05).以上结果表明, 土壤真菌群落结构发生变化的主要原因之一是湿地围垦养殖改变了土壤微环境从而引起的土壤理化性质不同.
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| 图 6 湿地土壤真菌群落结构与环境因子相关性 (纵向为物种信息, 横向为环境因子信息, Spearman相关系数r介于-1~1, r < 0为负相关, r>0为正相关, 标注*表示显著性检验p < 0.05, **p < 0.01；HSL为含水量；RZ为容重；DDL为电导率；SOC为有机碳；TN为全氮；TP为全磷) Fig. 6 Correlation between soil fungi community structure and environment factors in wetlands |
真菌作为湿地土壤环境的重要组成部分, 生态幅度较广(Rousk et al., 2010; Tedersoo et al., 2014), 土地管理措施(罗红燕等, 2009)和营养状况(高玉峰等, 2010; Wang et al., 2016)是影响其多样性及群落结构的主要因素.本研究结果显示, 不同地域湿地围垦养殖的土地利用变化对土壤真菌群落多样性及丰富度的影响表现不一致.九龙江口桐花树湿地围垦养殖后, 土壤真菌多样性及丰富度均有所下降, 原因可能是人为干扰和淹水环境导致土壤中供真菌生长繁殖的营养物质(杨景成等, 2003)及氧气含量(张静等, 2014)减少, 同时容重增加导致土壤机械结构不稳定也不利于真菌菌丝的延展(李景等, 2014)；东寨港木榄湿地围垦养殖后土壤真菌多样性及丰富度显著增加, 虽然桐花树和木榄均属红树林植物, 根系发达, 有较多的植物残体、底栖生物尸体归还进入土壤, 但研究发现, 养殖塘土壤中微生物总DNA含量较原生红树林高, 原因可能是人工投入的有机饵料和氮磷钾饲料以及动物残体与排泄物的存在使得养殖塘表层土壤中营养成分较丰富(邱明红等, 2014).此外, 气候条件变化对土壤微生物群落结构具有关键作用(Rasmussen et al., 2020), 东寨港木榄湿地位于热带区域, 高温条件下养殖塘易发生蓝藻爆发、赤潮等富营养化现象也会导致养殖塘土壤表层养分含量升高(周露洪等, 2013).另外, 研究表明, 当环境温度较低时, 木榄和桐花树的光合速率相近, 但温度较高时, 木榄对温度较为敏感, 其光合速率会受到较大影响, 光合速率小于桐花树(穆大刚, 2009), 光合速率较高的植被, 生命活性较强, 有利于加强土壤微生物代谢活性, 滋生并丰富土壤微生物(Nyman, 1991)；黄河口碱蓬湿地围垦养殖后, 土壤真菌群落多样性及丰富度也有所增加, 主要原因有黄河口湿地是新生滨海湿地, 成土时间短, 土壤中养分含量水平较低(王岩等, 2013)；此外, 黄河口湿地土壤盐渍化程度较重, 碱蓬植物长势较差, 并且受黄河调水调沙工程影响, 黄河口湿地定期过水使得植物残体不易存留在土壤中, 归还进入土壤的营养元素来源较少(于君宝等, 2010).
4.2 滨海湿地围垦养殖对土壤优势真菌群落的影响真菌群落在土壤生态系统中有着无可替代的作用, 与土壤健康、植物互作、有机物降解转化等息息相关(Van et al., 2007; Peršoh, 2015; Ma et al., 2018).本研究结果显示, 子囊菌门(Ascomycota)在6种土壤样品中均为优势真菌门, 这与陈伟等(2019)、赵兴鸽等(2020)、王艳云等(2016)研究结果一致, 表明该菌门对湿地环境具有较高的适应性, 但其相对丰度在围垦养殖后显著下降.子囊菌门多为腐生菌, 喜欢透气性较好的环境(隋心等, 2016), 进化速度较快(王艳云等, 2016), 分解有机质能力较强(王海英等, 2010).当湿地围垦养殖后, 长期淹水及饵料分解使得土壤中氧气含量短缺(张静等, 2014), 此外人为翻动、管理措施及覆被移除等人为干扰破坏了土壤机械结构, 使土壤中该菌门可利用的养分有所下降(宫超等, 2015), 从而在一定程度上抑制了子囊菌门(Ascomycota)的生长.湿地围垦养殖还改变了土壤真菌属水平的群落组成和结构, 本研究中检测到的优势真菌属为青霉属(Penicillium)、翅孢壳属(Emericellopsis)、链格孢属(Alternaria)、镰刀菌属(Fusarium)、毛霉属(Mucor)、曲霉属(Aspergillus)、Orbilia、枝顶孢属(Acremonium)、Paraphaeosphaeria、枝孢属(Cladosporium).其中, 黄河口碱蓬湿地围垦养殖后, 翅孢壳属(Emericellopsis)、毛霉属(Mucor)、枝顶孢属(Acremonium)均未出现；九龙江口桐花树湿地和东寨港木榄湿地围垦后, 青霉属(Penicillium)相对丰度显著下降.主要原因是菌群有着不同的最适生长环境(Zhang et al., 2010), Emericellopsis、Mucor、Acremonium、Penicillium均为耐盐碱菌属, 更适宜在高盐碱土壤中存活(刘德胜, 2014), 围垦后土壤盐度显著下降, 不利于它们的繁殖.还有研究发现, 青霉属(Penicillium)具有较强的难溶性磷酸盐降解性能和硝态氮利用能力, 对缓解盐碱地硝态氮含量过高、改良土壤板结意义重大(张建峰等, 2017).九龙江口和东寨港湿地围垦后新增了镰刀菌属(Fusarium), 研究发现, 该菌属源于印度(O′Donnell et al., 1998), 是防治难度最高的植物病原真菌之一(马玉彤等, 2019；李敏慧等, 2019), 值得注意的是Fusarium可分泌多种真菌毒素, 如单端孢霉烯族毒素、伏马毒素等, 会严重危害人畜健康(Lal et al., 1984; 郭成等, 2014; Duan et al., 2016).九龙江口湿地围垦还新增了一种重要致病真菌—链格孢属(Alternaria), 它产生的毒素可引起人类和动物的急性或慢性中毒, 某些毒素还具有致癌、致畸、致突变的潜在风险(李凤琴, 2001).综上所述, 养殖户在进行养殖作业时需格外注意养殖环境的改善和污染物的产生及排放, 管理手段的升级, 定期进行消毒清淤, 以确保养殖产品质量, 同时推进湿地生态系统绿色健康发展.
4.3 湿地土壤真菌群落与环境因子的关系研究发现, 土壤容重能够改变真菌群落在土壤中的分布(Harris et al., 2003)、组成和酶活性(Li et al., 2002)；土壤pH可以通过调控真菌繁殖体中海藻糖和多元醇浓度进而调节细胞渗透压间接影响土壤真菌群落结构(Hallsworth et al., 1996)；土壤真菌与有机碳循环密切相关, 既是降解土壤有机碳的主导者, 其代谢产物又是土壤有机碳的重要贡献者(Schmidt et al., 2011; Grover et al., 2015).在本研究中, 环境因子与真菌菌属相对丰度存在一定程度的相关性.青霉属(Penicillium)与容重呈显著负相关(p < 0.05), 与pH呈显著负相关(p < 0.01), 与有机碳呈显著正相关(p < 0.01), 同时九龙江口和东寨港湿地围垦养殖后, 土壤容重显著升高、有机碳含量显著下降, 东寨港湿地围垦还使得土壤pH显著增加；翅孢壳属(Emericellopsis)与容重和pH呈显著正相关(p < 0.05), 此外黄河口碱蓬湿地围垦养殖后, 土壤容重显著降低, 以上结果也表明九龙江口和东寨港湿地围垦后青霉属(Penicillium)相对丰度显著下降、黄河口湿地围垦后翅孢壳属(Emericellopsis)未出现是由于土壤理化性质改变从而限制青霉属(Penicillium)的生长繁殖和不利于翅孢壳属(Emericellopsis)的存活.另外, 本研究中土壤真菌与全氮相关性不显著, 这与Yuan等(2020)和毛宁等(2019)研究结果一致；土壤真菌与环境因子含水量相关性不显著, 主要原因是真菌细胞壁中含有几丁质成分, 具有较强的保护作用, 使其对土壤含水量敏感度较低, 不易受到土壤含水量变化影响(Stevenson et al., 2014).综上所述, 湿地围垦养殖的土地利用变化引起的土壤理化性质差异并不是单独对土壤真菌起作用, 而是许多因素共同决定的结果, 进而影响真菌群落结构、功能和生态系统稳定性(Pereira et al., 2014).此外, 在本研究中, 红树林湿地围垦养殖均使得土壤容重显著增加, 有机碳和全氮含量显著减少, 在一定层面上反映出围垦后土壤质量有所下降.为此, 养殖户在从事养殖活动时需考虑到影响土壤微环境的多方面因素, 从多角度着手改善养殖产品生境和质量, 以期获得高经济收益的同时推进生态环境和食品安全的绿色健康发展.
5 结论(Conclusions)1) 不同地域湿地围垦养殖对土壤真菌群落多样性及丰富度影响表现不一致, 九龙江口桐花树湿地围垦后, 土壤真菌多样性及丰富度有所下降；黄河口碱蓬湿地和东寨港木榄湿地围垦后土壤真菌多样性及丰富度显著增加.
2) 子囊菌门(Ascomycota)在湿地围垦养殖前、后土壤中均为优势真菌门, 但其相对丰度在围垦后显著下降.
3) 湿地围垦养殖改变了土壤真菌属水平群落组成, 黄河口湿地围垦后, 未出现翅孢壳属(Emericellopsis)、毛霉属(Mucor)、枝顶孢属(Acremonium), 九龙江口和东寨港湿地围垦后, 青霉属(Penicillium)相对丰度显著下降, 并新增了镰刀菌属(Fusarium), 九龙江口湿地围垦还新增了链格孢属(Alternaria).
4) 环境因子与湿地土壤真菌相对丰度存在一定程度的相关性, 青霉属(Penicillium)与容重呈显著负相关(p < 0.05), 与pH呈显著负相关(p < 0.01), 与有机碳呈显著正相关(p < 0.01)；翅孢壳属(Emericellopsis)与容重和pH呈显著正相关(p < 0.05), 与有机碳呈显著负相关(p < 0.01).
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