湿地是珍贵的自然资源, 也是地球上三大生态系统之一, 具有土壤保育、净化水质和调节水文等不可替代的综合功能^[1].近年来, 湿地土地利用变化产生的生态效应被国内外学者广泛关注.有研究表明, 土地利用变化能够改变湿地的环境条件, 对生态系统质量与稳定性具有重要影响^{[2, 3]}.资源过度开发利用和环境污染是造成沿江湿地生物多样性丧失和功能退化的主要原因^[4].因此, 协调湿地资源开发与生态保护的关系成为保证生态系统健康发展和资源可持续利用的关键举措^[5].土壤真菌是微生物的主要类群之一, 不仅可以分解植物残体中的木质素和纤维素等难分解物质, 还可以形成病原体或共生体与植物紧密地相互作用, 促进植物体的新陈代谢和养分吸收, 对土壤养分的积累、转化及物质循环具有重要的作用^{[6, 7]}.同时, 土壤真菌的空间分布格局存在显著的生境依赖特征, 环境条件改变能够使土壤微生物群落结构及功能发生相应地变化^[7].因此, 土壤真菌群落多样性被认为是评价其所在生态系统健康稳定的重要指标之一, 常常用于预测土壤养分条件和环境质量变化^[8~10].

松花江流域是我国湿地资源的集中分布区和重要的粮食生产基地, 在保障国家粮食安全和生态安全方面具有重要的战略意义^[11].下游沿江湿地是三江平原重要的组成部分, 垦殖、河道挖砂和修筑堤坝等人类活动改变了土地利用类型, 使黑土退化、湿地面积萎缩和生物多样性降低等问题日益突出, 严重威胁了湿地生态系统的健康和安全^[12].提高生境质量和生物多样性并使其具有较好的自我可持续性被认为是恢复退化湿地生态系统的关键环节之一^[13].作为地下生物多样性的重要组成, 土壤真菌对塑造整体生物多样性和生态系统功能有着重要的影响, 通常土壤真菌群落多样性水平越高越有利于生态系统的稳定^{[14, 15]}.同时, 土壤真菌多样性受pH值、土壤理化性状、植被和土地利用方式等自然或人为因素影响, 并可以与植物和土壤协调互作来影响湿地土壤生态过程^{[16, 17]}.因此, 掌握松花江沿江湿地不同土地利用类型的土壤真菌群落多样性及其影响因素有利于该区生态环境的保护与修复.但有关土地利用方式对湿地环境影响的研究大多集中在水质、土壤养分和理化性状的时空分布等方面^[18], 而针对北方地区内陆河流湿地土壤真菌群落结构和功能的研究明显不足, 尤其是在黑土的原生地, 由于特殊的地理位置和寒冷的气候条件使土壤微生物丰富度较低且腐殖质含量高, 在自然与人为扰动共同作用下, 土壤真菌群落结构的变化趋势及影响因素更加错综复杂^[19].因此, 为了揭示不同土地利用类型对松花江下游湿地土壤环境带来的影响, 评价退化湿地生态系统的自然恢复潜力, 本文以沿江湿地土壤真菌群落为研究对象, 利用高通量测序技术和生物信息学分析方法, 探究土地利用方式变化对沿江湿地的土壤真菌群落组成与功能产生的影响, 并进一步分析土壤真菌群落多样性与环境因子之间的相互作用关系, 以期为松花江沿江湿地资源管理和生态环境保护提供科学依据.

研究区域设置在黑龙江黑鱼泡湿地省级自然保护区内(N46°57′55″~47°14′7″, E130°24′51″~130°57′38″), 位于梧桐河与松花江的交汇处, 属于三江平原与小兴安岭山地的生态过渡带, 温带大陆性季风气候, 海拔65~81 m, 年降雨量548 mm, 年蒸发量1 155 mm.从10月中旬进入冻融期, 直至次年5月中旬, 有5个月平均气温在0℃以下, 全年平均气温2.1℃, 湿地的冻层深度为80~125 mm, 无霜期130 d左右.保护区内主要植被类型为湿生灌木和草本植物, 并分布少量的农田和岛状人工林.主要植被有松江柳(Salix sungkianica)、卷边柳(Salix siuzevii)、蒿柳(Salix viminalis)、菖蒲(Acorus calamus L.)、小叶章(Deyeuxia angustifolia)、臌囊苔草(Carex lehmanii)和芦苇(Phragmites communis)等^[20].

2017年6~7月, 在含有多种土地利用类型的沿江湿地中, 选择自然湿地(natural wetland, NW)、采砂迹地(sand mining slash, SMS)、恢复湿地(restoration wetland, RW)和水稻田(paddy field, PF) 这4种土地利用类型开展研究, 共设置12块样地.其中, 自然湿地的主要植被小叶章(Deyeuxia angustifolia)和臌囊苔草(Carex lehmanii )具有很好的水文连通性, 海拔高度为68 m; 采砂迹地地表无植被, 水文连通性一般, 海拔高度70 m, 于2017年5月停止采砂; 恢复湿地是通过平整废弃采砂场低洼地, 人工移栽小叶章和臌囊苔草进行的人工湿地修复; 稻田于2011年始开荒耕种至今, 全部样地坡度较小且坡向一致.

于2018年7月对各样地进行土壤样品采集, 在各样地中随机设置3个2 m×2 m的样方, 使用无菌土钻按照5点采样法在样方里收集表层土壤(0~10 cm) 样品.将各样点取出的土壤样品分成2份, 1份重约0.05 kg, 将同一样方5个点位取出的土样充分混合, 除去草根及石块, 储存于装有干冰保温箱内, 共收集用于提取土壤真菌基因组的土样12份.另1份土样重约1 kg, 共计60份, 用于检测土壤理化性质^[21].

采用重量分析法测定土壤水分含量(moisture content, MC); 使用美国哈希公司生产的pH分析仪(HQ30d) 测定土壤pH值; 使用德国Elementar公司生产的碳氮自动分析仪(ElementarVarioMaxCN) 检测土壤的总氮(total nitrogen, TN)和全碳; 测定土壤总磷(total phosphorus, TP) 采用碱熔-钼锑抗分光光度法; 使用日本SHIMADZU公司生产的总有机碳分析仪(TOC-CPH) 测定土壤总有机碳(total organic carbon, TOC)^[22]; 采用碱解蒸馏法测定碱解氮(available nitrogen, AN); 碳氮比(C/N) 是土壤全碳与总氮的比值.

使用DNA提取试剂盒(TME.Z.N.A. Gel Extraction Kit) 抽提土壤总DNA, 使用通用引物(ITS1F/2043R)对土壤真菌的ITS rRNA基因进行PCR扩增^[23].扩增体系采用TransGen AP221-02：TransStart Fastpfu DNA Polymerase, 20 μL反应体系：FastPfu缓冲液4 μL, 循环5次, 2.5 μmol·L^-1 dNTPs 2 μL, 5 μmol·L^-1的上游引物(ITS1) 0.8 μL, 5 μmol·L^-1的下游引物(2043) 0.8 μL, FastPfu聚合酶0.4 μL, BSA 0.2 μL, DNA模板为10 ng, 补双蒸水至20 μL.PCR的反应参数：95℃ 3 min; 95℃ 30 s, 55℃ 30 s, 72℃ 45 s, 33个循环; 72℃ 10 min^[24].PCR产物使用AxyPrep DNA凝胶回收试剂盒回收, 使用Illumina MiSeq检测平台完成高通量测序并构建文库.

利用QIIME (vesion 1.17, http://qiime.org) 软件分析测序数据, 按照97%的相似度划分不同的运算分类单位(operational taxonomic units, OTU), 使用Usearch软件(vssion 7.1) 去除嵌合体.采用RDP (Ribosomal Database Project) 贝叶斯分类算法按照0.7的置信度阈值对OTU代表序列进行分类学分析, 比对Unite 8.0/its_fungi数据库.抽平以后计算多样性指数(Ace, Chao1, Shannon, Simpson), 采用皮尔森距离算法的主坐标分析计算beta多样性距离矩阵.识别具有显著差异的土壤真菌群落特征采用非参数因子克鲁斯卡尔-沃利斯秩和验检^[25].利用FUNGuild微生态工具按照营养方式对土壤真菌功能进行预测分析^[22].差异显著性采用单因素方差分析的Duncan事后多重比较和置换检验等方法, 使用IBM SPSS Statistics 22软件进行相关统计分析.

土地利用类型变化对沿江湿地的土壤理化性质产生了显著影响(表 1).结果表明, 在沿江湿地采砂或开垦稻田可造成土壤pH的显著升高(P < 0.05).自然湿地具有较高的土壤含水量, 稻田被人为灌溉导致土壤含水量显著高于沿江的自然湿地和恢复湿地土壤(P < 0.05), 采砂迹地的土壤保水能力被破坏导致土壤含水量最低.自然湿地的土壤总碳、总氮、总磷和有机碳含量最高, 水稻田和恢复湿地居中, 采砂迹地最低.碱解氮含量由高到低依次为稻田、自然湿地、恢复湿地和采砂迹地.自然湿地和采砂迹地土壤中具有较高的碳氮比, 其采砂迹地高于自然湿地, 而稻田与恢复湿地的碳氮比最低.

表 1 (Table 1)

表 1 不同土地利用类型的沿江湿地土壤理化性质比较1) Table 1 Comparison of soil physicochemical properties in different land use types of the riparian wetland 土地利用类型 pH 含水量 (MC) /% 总碳 (TC) /g·kg-1 总氮 (TN) /g·kg-1 总磷 (TP) /mg·kg-1 有机碳 (TOC) /g·kg-1 碱解氮 (AN) /mg·kg-1 碳氮比 (C/N) NW 5.52±0.06d 38.72±2.65b 53.17±8.50a 4.18±0.30a 29.76±2.80a 44.24±5.17a 46.05±4.55b 12.68±1.46b SMS 6.80±0.07a 10.01±3.28d 1.56±0.80d 0.10±0.02d 4.09±1.92d 1.22±0.60d 1.73±0.93d 15.78±6.71a RW 6.70±0.08b 28.56±1.66c 8.29±1.77c 0.97±0.21c 12.38±1.10c 5.79±1.45c 11.81±3.89c 8.57±0.98c PF 5.77±0.07c 45.15±2.31a 21.00±2.02b 2.51±0.23b 15.66±2.23b 19.83±1.74b 82.97±2.97a 8.42±1.00c 1)数据为平均值±标准差(n=3), 不同小写字母表示不同土地利用类型间的指标值差异显著(P < 0.05), 最大平均值标记为a

表 1 不同土地利用类型的沿江湿地土壤理化性质比较1) Table 1 Comparison of soil physicochemical properties in different land use types of the riparian wetland

由表 2可见, 12个土壤样品共检测出702 578条修剪序列, 总碱基数为192 222 448 bp, 平均序列数58 548条, 平均碱基数16 018 537 bp, 平均碱基长度为273.25 bp.

表 2 (Table 2)

表 2 测序数据统计 Table 2 Sequencing data statistics 样地编号 序列数/条 碱基数/bp 平均长度/bp 短序列长度/bp 长序列长度/bp NW-1 58 357 18 113 088 310.38 202 354 NW-2 67 721 16 992 845 250.92 200 356 NW-3 69 008 18 621 015 269.84 200 356 PF-1 56 668 14 321 303 252.72 214 342 PF-2 35 706 9 080 916 254.32 215 456 PF-3 64 794 16 331 820 252.06 216 357 SMS-1 42 927 11 202 315 260.96 202 350 SMS-2 56 529 14 430 781 255.28 202 398 SMS-3 65 365 17 213 992 263.35 202 355 RW-1 62 399 18 415 104 295.12 216 422 RW-2 66 931 18 723 238 279.74 216 368 RW-3 56 173 18 776 031 334.25 200 356 平均值 58 548 16 018 537 273.25 207 372.5

表 2 测序数据统计 Table 2 Sequencing data statistics

全部样地的土壤真菌OTU数目为2 065个[图 1(a)].各类型样地土壤真菌OTU数目由多到少依次为：NW、RW、SMS和PF [图 1(b)].其中, 自然湿地独有的土壤真菌OTU数目514个, 占总OTU数目的24.89%.稻田中独有的土壤真菌OTU数目最少, 仅在占总OTU数目的7.2%.采砂迹地和恢复湿地中独有的土壤真菌OTU数目分别占总OTU数目的16.5%和14.4%.各类样地共有的OTU分布数目为97个, 约占4.7%.自然湿地与水稻田共有土壤真菌OTU数目最少, 为204个.采砂迹地和恢复湿地与自然湿地的土壤真菌OTU分布较相近, 共有土壤真菌OTU数目分别为378和363个.

图 1

Fig. 1

(a)各土地利用类型样地中土壤细菌基因测序获取的独有和共有OTUs分布的Venn图; (b)各土地利用类型的OTUs分布数量 图 1 不同土地利用类型样地抽样序列数和所代表土壤真菌的OTUs数量比较 Fig. 1 Comparison of the sampling sequence number and number of OTUs in different land use types

在菌门水平上对OTU进行分类学分析[图 2(a)], 结果表明, 全部土壤样品的土壤真菌分属于16个已知的真菌门.其中, 担子菌门(Basidiomycota)、子囊菌门(Ascomycota)、被孢菌门(Mortierellomycota)和隐真菌门(Rozellomycota)为各样地的主要真菌门类(相对丰度>1%), 新美鞭菌门(Monoblepharomycota)、蛙粪霉门(Basidiobolomycota)、捕虫霉门(Zoopagomycota)、Aphelidiomycota为各样地稀有门类.其它门类包含壶菌门(Chytridiomycota)、梳霉门(Kickxellomycota)、根肿黑粉菌门(Entorrhizomycota)、油壶菌门(Olpidiomucota)、根肿黑粉菌门(Aphelidiomycota)、芽枝霉门(Aphelidiomycota)和毛霉门(Mucoromycota), 属于个别样地独有且极稀少门类(相对丰度<1%).根据beta多样性距离矩阵进行主坐标分析[图 2(b)], 结果显示, 水稻田的土壤真菌群落结构与其它类型湿地之间差异较大, 采砂迹地和恢复湿地的土壤真菌群落结构最为相似, 自然湿地的土壤真菌群落结构与采砂迹地和恢复湿地也存在一定差异.采用ANOSIM组间差异检验表明[图 2(c)], 水稻田与其它样地的土壤真菌群落结构差异显著(P < 0.05).

图 2

Fig. 2

(a)分类组成; (b)OTU分类水平的主坐标分析; (c)ANOSIM组间差异检验 图 2 各样地土壤真菌群落的结构柱状图和主坐标分析 Fig. 2 Structure histogram and principal coordinate analysis of soil fungal communities in different sites

不同土地利用类型土壤真菌的差异特征在各分类水平上的分析结果表明(图 3), 在菌门分类水平上, 水稻田中担子菌门和采砂迹地中球囊菌门的相对丰度具有显著优势.在纲分类水平上, 散菌纲(Agaricomycetes)和Aphelidiomycetes在自然湿地中具有显著优势, 银耳纲(Tremellomycetes) 在水稻田中具有显著优势, Glomeromycetes和Archaeosporomycetes在采砂迹地中具有显著优势纲.在目分类水平上, 线黑粉菌目(Filobasidiales)、Cystofilobasidiales、Glomerellales和Branch03在水稻田中具有显著优势, 多孔菌目(Polyporales)和Chaetosphaeriales在采砂迹地中具有显著优势, Kriegeriales在恢复湿地中具有显著优势.科分类水平上, Helotiaceae和晶杯菌科(Hyaloscyphaceae)在自然湿地具有显著优势, Piskurozymaceae、Mrakiaceae和Plectosphaerellaceae在水稻田中具有显著优势, Didymosphaeriaceae、Hypocreaceae、Niessliaceae、Myxotrichaceae、Bulleraceae、Ganodermataceae、Chaetosphaeriaceae和Melanommataceae在采砂迹地中具有显著优势, Leucosporidiaceae和Camptobasidiaceae在恢复湿地中具有显著优势.在属分类水平上, Hymenoscyphus、Cistella、Cadophora、Mycoarthris、Cyphellophora和Tomentella在自然湿地具有显著优势, Dictyosporium、Paracylindrocarpon、Phialophora、Solicoccozyma、Tausonia、Arnium和Plectosphaerella在水稻田中具有显著优势, Trichoderma、Thelonectria、Eucasphaeria、Gonytrichum和Entrophospora在采砂迹地中具有显著优势, Glaciozyma和Phanerochaete在恢复湿地中具有显著优势.

图 3

Fig. 3

图 3 不同土地利用类型土壤真菌的进化分枝(LAD阈值2.0) Fig. 3 Cladogram of the soil fungal community for the different land use types (LAD score=2.0)

利用FUNGuild微生态工具, 根据真菌群落对同类环境资源的利用途径进行功能预测^[26], 如图 4所示, 检测出的土壤真菌按照对环境资源的吸收利用方式划分为共生营养型(symbiotroph)、病理营养型(pathotroph)和腐生营养型(saprotroph) 这3种类型, 分属于12个功能, 包括凋落物腐生真菌(litter saprotroph)、土壤腐生真菌(soil saprotroph)、木腐菌(wook saprotroph)、苔藓寄生真菌(bryophyte parasite)、地衣寄生真菌(lichen parasite)、杜鹃花类菌根真菌(ericoid mycorrhizal)、外生菌根(ectomycorrhizal)、动物病原真菌(animal pathogen)、粪腐真菌(dung saprotroph)、植物病原菌(plant pathogen)、内生真菌(endophyte)和寄生真菌(fungal parasite).外生菌根在自然湿地和恢复湿地中的相对丰度显著高于其它样地, 苔藓寄生真菌、地衣寄生真菌在自然湿地中的相对丰度显著高于其它样地, 粪腐真菌在恢复湿地中的相对丰度显著高于其它类型样地, 动物病原真菌和植物病原真菌主要在水稻田中具有显著优势.内生真菌和凋落物腐生菌在各类样地的相对丰度较均衡.

图 4

Fig. 4

图 4 不同土地利用类型土壤真菌功能群落组成变化 Fig. 4 Variations in the composition of the soil fungal functional communities on the phylum level in different land use types

通过比较不同土地利用类型土壤样品真菌群落α多样性可见(表 3), 自然湿地、恢复湿地与稻田、采砂迹地之间的土壤真菌多样性Ace指数和Chao1指数具有显著差异(P < 0.05).土壤真菌群落多样性的Shannon指数在自然湿地与其它类型样地之间差异显著(P < 0.05).自然湿地的土壤真菌群落多样性Simpson指数与稻田和采砂迹地差异显著(P < 0.05).

表 3 (Table 3)

表 3 不同土地利用类型样地土壤真菌的α多样性指数比较1) Table 3 Comparison of α diversity index of soil fungi in different land use types 土地利用类型 Ace指数 Chao1指数 Shannon-Wiener指数 Simpson指数 NW 582.45±165.00a 579.45±128.98a 3.23±0.47a 0.113 2±0.044 2b PF 376.58±16.59b 361.62±45.45b 2.39±0.31b 0.182 7±0.035 1a SMS 155.52±47.69c 156.67±51.79c 2.01±0.49b 0.199 4±0.041 3a RW 747.64±87.28a 648.87±105.27a 2.44±0.36b 0.174 4±0.038 5ab 1)数据为平均值±标准差(n=3), 不同小写字母表示不同土地利用类型间的指标值差异显著(P < 0.05), 最大平均值标记为a

表 3 不同土地利用类型样地土壤真菌的α多样性指数比较1) Table 3 Comparison of α diversity index of soil fungi in different land use types

土壤理化性质与土壤真菌α多样性的相关性分析表明(表 4), Ace指数和Chao1指数与土壤碳氮比显著负相关(P < 0.05), Shannon指数与土壤pH显著负相关(P < 0.05), 与总碳、有机碳、总氮和总磷显著正相关(P < 0.05), Simpson指数与土壤总碳、有机碳、总氮和总磷显著负相关(P < 0.05).

表 4 (Table 4)

表 4 土壤理化性质与土壤真菌α多样性指数的相关分析1) Table 4 Correlation coefficients between the soil physicochemical properties and soil fungal α-diversity indexes 多样性指数 pH 含水量(MC) 总碳(TC) 总氮(TN) 总磷(TP) 有机碳(SOC) 碱解氮(AN) 碳氮比(C/N) Ace -0.170 0.390 0.345 0.371 0.489 0.303 0.093 -0.647* Chao1 -0.281 0.406 0.458 0.485 0.569 0.415 0.202 -0.625* Shannon -0.665* 0.344 0.814** 0.817** 0.754* 0.783* 0.522 -0.245 Simpson 0.562 -0.185 -0.728* -0.721* -0.639* -0.691* -0.487 0.178 1)* 表示P < 0.05, **表示P < 0.01

表 4 土壤理化性质与土壤真菌α多样性指数的相关分析1) Table 4 Correlation coefficients between the soil physicochemical properties and soil fungal α-diversity indexes

为分析造成沿江湿地土壤真菌群落变化的关键影响因子, 进一步对土壤真菌群落结构和土壤理化性质进行冗余分析(图 5).结果表明, 两个轴累积解释变异量达到58.91%, 能够反映出近60%土壤真菌群落变化特征及其影响因素.置换检验结果表明, 沿江湿地土壤pH (r²=0.675, P=0.002)、总氮(TN, r²=0.566, P=0.009)、有机碳(SOC, r²=0.459, P=0.035)和全磷(TP, r²=0.458, P=0.032) 为主导真菌群落变化的关键环境因子.

图 5

Fig. 5

图中不同颜色和形状的点表示不同土地利用类型的土壤真菌样本组：绿色箭头表示优势菌门, 红色箭头表示显著影响菌群的环境因子, 黄色箭头表示对菌群没有显著影响的环境因子; 红绿线的长短可以代表环境因子和优势菌门对样本菌群的影响程度的大小; 线之间的夹角代表正、负相关性(锐角：正相关、钝角：负相关和直角：无相关性); 从样本点向环境因子的箭头做投影, 投影点距离原点的距离代表环境因子对样本群落分布相对影响的大小 图 5 沿江湿地土壤真菌群落与环境因子的冗余分析 Fig. 5 RDA of the soil fungal community and environmental factors in the riparian wetland

维持土壤真菌群落结构稳定的重要因素包括环境过滤、种间竞争和随机扩散机制^[27].从本研究来看, 改变沿江湿地的土地利用类型造成了土壤真菌群落结构发生显著的变化, 尤其是河砂堆积使表层土壤真菌的单优种群数量增加, 群落结构趋向简单.其原因可能是采砂迹地具备一定的水文连通性, 当水位上涨时, 水体及漂浮物携带大量土壤真菌在采砂迹地中随机扩散.当水位下降后, 适生于干旱且贫瘠基质的土壤真菌种群迅速发展, 耐受性差的真菌种群被环境淘汰, 土壤真菌群落在随机扩散和环境过滤的作用机制下逐渐形成.采砂迹地低洼地带的仿湿地修复并没有使土壤真菌群落发生显著改变, 这是由于在水文连通性作用下, 恢复湿地和采砂迹地的外源土壤真菌基本一致, 短期的人工修复不能完全改变采砂迹地的底质结构.湿地开垦成为稻田使土壤真菌群落结构发生显著的变化, 推测是因为在施入化肥农药的影响下, 原有的部分土壤真菌群落结构逐渐发生变化, 稻田中担子菌门的相对丰度常表现出显著优势.

土壤真菌α多样性指数是评价土壤真菌群落多样性的重要指标, 探究湿地土壤真菌群落多样性可以反映生态系统的健康状况^[28].本研究结果表明, 采砂迹地和稻田的土壤真菌群落多样性和丰富度显著低于自然湿地, 并且采砂迹地仿湿地修复并没有使土壤真菌群落多样性的Shannon指数快速提高, 这与张露琪等^[29]研究农田退耕土壤真菌的群落变化相似, 农田撂荒后土壤真菌多样性变化不明显, 未经扰动的天然湿地土壤真菌多样性均高于不同演替阶段的退耕农田.其原因可能是稻田作物的栽培措施造成土壤真菌多样性被严重抑制, 外源真菌扩散不足.采砂迹地低洼地带的仿湿地修复使土壤真菌群落多样性的Ace指数和Chao1指数大幅度提高, Shannon指数没有显著提高, 这可能是由于湿地与采砂迹地的外源真菌种类基本一致, 在水文连通性的作用下, 土壤真菌物种数量增加, 而群落多样性没有显著变化.人工修复湿地引入了大量湿地植物为土壤真菌提供了生存空间, 环境过滤作用机制被弱化.

掌握土壤真菌群落多样性的影响因素对促进土壤湿地生态系统的平衡和健康至关重要.在松花江下游沿江湿地中, 不同的土地利用类型在一定程度上改变了地表植被及土壤的理化性质, 影响了土壤真菌群落多样性, 造成土壤生态系统中的物质循环和能量流动发生变化^[30].本研究可看出, 土壤真菌群落多样性与土壤pH、总氮、有机碳和总磷的变化密切相关, 这与笔者以前研究的土壤真菌群落多样性影响因素基本一致^[31].沿江湿地土壤含水量高是土壤真菌具有较高多样性的前提条件, 而土壤pH和养分条件是湿地土壤真菌群落的关键限制因子.环境中绝大多数土壤真菌偏好湿润且呈弱酸性的土壤环境, 群落多样性随土壤pH降低而增加, 当pH达到一定限值后, 土壤真菌群落多样性由升转降.较好土壤养分条件能够为土壤真菌提供赖以生存物质和能量基础, 在自然湿地采矿或垦殖能够显著降低土壤总碳、总氮、有机碳和总磷的含量, 土壤养分含量的降低也阻碍了土壤真菌群落的生存, 降低了湿地土壤真菌群落多样性.此外, 土壤养分在自然环境中的存在形态及含量可能影响土壤真菌对碳和氮的利用, 这也解释了为何不同形式的碳和氮是湿地土壤真菌多样性的关键限制因素^[32].

通常土壤真菌的丰富度越高, 其功能型物种也就越多, 在维系生态系统结构与功能稳定时可发挥出更大的作用^[15].本研究表明, 自然湿地的真菌群落多样性最高, 外生菌根、苔藓寄生真菌、地衣寄生真菌、内生真菌、凋落物腐生真菌和土壤腐生真菌等功能型真菌占有绝大比重, 符合自然湿地生态系统具有稳定的结构与功能特征.外生菌根多存在于森林中, 为好氧真菌, 自然湿地的外生菌根真菌相对丰度较高可能是由于北方较为干旱, 松花江流域大多数湿地的每年水淹持续时间很短, 这为好氧真菌提高了生存条件.自然湿地中动植物病原真菌的相对丰度极少, 其原因可能是经过自然选择淘汰了抗性差的物种, 保留下来的湿地植被对动植物病原真菌都具有较高的抗性.另外湿地植物与土壤微生物之间形成了稳定的互作效应, 能够分泌代谢产物有效抑制致病微生物的入侵^[33].粪腐真菌在恢复湿地中的相对丰度显著高于其它类型样地, 这有可能是野生动物往往选择裸露沙滩作为觅食场, 人工湿地的砂地基质在向自然湿地的淤泥基质转变过程中, 形成了有别于自然湿地生境类型, 成为了鸟类和蛙类等动物的大型栖息地和产卵场, 粪腐菌由动物活动引入^[34].动植物病原真菌在于水稻田而产生的相对丰度显著高于其它生境, 这可能是由于人类耕作、施肥、使用农药导致土壤-植物-微生物系统的相互作用失调, 部分真菌群落成分丧失, 大量致病菌入侵, 这些病菌可能与稻瘟病直接相关^[35].本研究利用FUNGuild微生态工具, 利用同类环境资源的途径对真菌群落进行分类, 其结果存在很多重复的分类, 这属于是该功能分类方法的一些不足之处.

持续开发沿江湿地资源可导致土壤养分含量显著降低, 土壤pH逐渐升高, 造成土壤真菌群落多样性不断降低.在生境条件持续恶化的情况下, 土壤真菌群落发展趋向单一, 增加了显著优势真菌群落的相对丰度.松花江下游退化的沿江湿地具有较强的自然恢复能力, 在水文连通性较高的沿江退化滨岸带进行仿湿地人工修复, 可快速提高土壤真菌的物种数量.植物病原真菌在相对闭塞的农田生境中的相对丰度显著高于自然湿地和恢复湿地生境, 而外生菌根真菌、苔藓寄生真菌和地衣寄生真菌在自然湿地中的相对丰度显著高于农田和采砂迹地生境.