于天赫,張乃莉,于 爽,曲來葉

1 牡丹江師范學(xué)院,牡丹江 157000 2 北京林業(yè)大學(xué)林學(xué)院，北京 100083 3 中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究中心,北京 100085 4 中國科學(xué)院大學(xué),北京 100049

隨著近些年我國社會經(jīng)濟的快速發(fā)展和人們生活質(zhì)量需求的不斷提升,城市化和工業(yè)化進(jìn)程加劇導(dǎo)致的城市環(huán)境污染問題已引起廣泛重視。公園作為城市綠地的主體,是城市居民重要的休閑游憩場所之一,且與城市環(huán)境質(zhì)量密切相關(guān)[1]。北京市作為中國的首都和國際化城市,人口密集程度高,市區(qū)內(nèi)諸多公園客流量較大,歷史悠久的公園每年接待游客可達(dá)上千萬人次。因此城市公園土壤質(zhì)量與居民日常生活密不可分,并能在一定程度上反應(yīng)環(huán)境污染,如土壤重金屬污染的作用規(guī)律。陳瀟霖等[2]和田媛等[3]發(fā)現(xiàn)北京五環(huán)內(nèi)地區(qū)存在不同程度土壤重金屬污染。李純等[4]研究發(fā)現(xiàn)北京不同公園之間的土壤重金屬污染程度會隨地理位置、建成年代不同而發(fā)生變化,距離城市中心越近、參觀游客量越大、以及建成年代越久的公園人為殘留的重金屬污染積累也越多。鄭袁明等[5]對北京市區(qū)30個公園的土壤研究發(fā)現(xiàn),近幾十年來土壤鉛含量的增加較快,并有隨著公園建園時間的延長而不斷增加的趨勢。

城市土壤是城市生態(tài)系統(tǒng)中重要的組成部分,工業(yè)化污染排放、廢棄物堆積以及汽車尾氣排放等城市建設(shè)過程中產(chǎn)生的污染物,都會對土壤環(huán)境造成巨大影響,并導(dǎo)致土壤中重金屬污染的不斷累積[2]。重金屬污染可以通過口鼻吸入、皮膚接觸等方式對人體健康安全造成危害,并對人類賴以生存的環(huán)境,包括土壤生物和非生物環(huán)境、大氣質(zhì)量和水環(huán)境等造成較大范圍的污染[6-7]。因此,城市土壤重金屬污染的研究已成為了世界廣泛關(guān)注的環(huán)境問題。土壤微生物以土壤為載體,是驅(qū)動生物地球化學(xué)循環(huán)的主要生物類群之一,它對于環(huán)境變化和各種污染的響應(yīng)敏感,被認(rèn)為是更為敏感的生物指示因子[8-9]。閆華等[10]研究發(fā)現(xiàn),土壤中的微生物往往不能降解重金屬,而土壤中積累過量重金屬往往會對土壤微生物類群產(chǎn)生毒害作用,限制其所參與的土壤生態(tài)過程,從而影響整個生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)功能。真菌是土壤微生物群落的重要組成部分,真菌多樣性、群落結(jié)構(gòu)及其功能類群對重金屬污染的響應(yīng)與適應(yīng),是評價土壤生態(tài)系統(tǒng)健康穩(wěn)定的重要因素。有研究發(fā)現(xiàn)城市公園土壤重金屬鉛污染可能會降低土壤真菌多樣性[11],也有研究發(fā)現(xiàn)重金屬鉛污染對真菌群落結(jié)構(gòu)的影響相較于真菌多樣性可能更為強烈[10]。

北京公園眾多、分布區(qū)域廣,表土環(huán)境質(zhì)量對城市居民的健康有重要影響。但目前尚不清楚土壤重金屬含量是否會顯著影響城市公園土壤真菌群落特性？哪些生物和非生物因素顯著影響土壤真菌群落結(jié)構(gòu)組成和多樣性？為此,本研究從北京二環(huán)、三環(huán)和四環(huán)共選取六個典型公園,每個公園選取6種常見喬木(3種常綠+3種落葉)下的土壤進(jìn)行調(diào)查取樣,對土壤理化性質(zhì)和重金屬含量進(jìn)行測量,并通過高通量測序技術(shù)分析土壤真菌多樣性和群落結(jié)構(gòu)特征,探討城市公園影響土壤真菌群落特性特征及主要因素,擬為城市公園土壤質(zhì)量管理提供相關(guān)理論依據(jù)。

1 研究方法

1.1 試驗設(shè)計與取樣方案

本項研究選取了位于北京市五環(huán)內(nèi)不同建成年代的六個城市公園,包括日壇、月壇、雙秀、官園、頤和園和圓明園為研究對象。該研究區(qū)域?qū)儆诘湫偷呐瘻貛О霛駶櫞箨懶约撅L(fēng)氣候,夏季炎熱多雨,冬季寒冷干燥。降雨季節(jié)主要集中在夏季的6至8月份,年均降水量約為575.5mm。采樣公園基本信息詳見表1。位于北京城市中心的日壇和月壇公園,建成年代比較久遠(yuǎn),均為1530年；雙秀公園和官園公園在所有六個公園中位置居中,分別建成于1984年和2001年；距離城中心較遠(yuǎn)的頤和園和圓明園公園分別建成于1750年和1707年。

表1 采樣公園基本信息

2017年10月,在所選城市公園進(jìn)行土壤樣品采集。以胸徑大致相同為標(biāo)準(zhǔn),在每個公園分別選取6種常見喬木樹種,其中3種落葉喬木包括銀杏(GinkgobilobaL.)、國槐(SophorajaponicaL.)、毛白楊(PopulustomentosaCarr.)和3種常綠喬木包括油松(PinustabulaeformisCarr.)、白皮松(PinusbungeanaZucc. ex Endl.)、圓柏(Sabinachinensis(L.) Ant.)。每種樹種隨機選取4株個體(20—30年樹齡之間,均勻分散在整個公園),記錄距離樹木基部1.3m處的胸徑。以樹干為中心在四周(50cm處)分別設(shè)置4個取樣位點采集0—10cm表層土壤(盡量選取樹下面沒有草的地方,取土壤樣品時去除地表凋落物層),4個土壤樣品充分混合,得到一個混合土樣?？傆嫬@取土壤混合樣本143個(6個公園×6個樹種×4個重復(fù)=144個,但銀杏在頤和園缺失1棵)。將混合樣品挑出殘留的植物細(xì)根、小石子等雜物后,過2mm的尼龍篩,一部分約100g左右,放入塑料封口袋在-80℃冰箱保存,用于進(jìn)行土壤真菌測定；另一部分土壤樣品風(fēng)干后過100目篩,用于測量土壤理化因子。每一株植物個體采集混合土壤的同時,用環(huán)刀取土壤樣品放于鋁盒,用于土壤含水量測定。

1.2 土壤理化指標(biāo)測定

土壤pH值：稱取風(fēng)干土壤樣品10g左右,置于干燥的50mL燒杯中,加入25mL無CO2的水(水土比為2.5∶1),使用校正好的pH計(德國 SartoriusPB- 10 型號)進(jìn)行測定。

土壤含水量(SM)：稱取20g鮮土,置于干燥的大型鋁盒中并在天平上稱重,準(zhǔn)確至0.01g,放入已預(yù)熱至105℃的烘箱中烘烤至絕干,取出后放入干燥器內(nèi)進(jìn)行冷卻至室溫,進(jìn)行稱重測定,由此通過鮮土和烘干土重差值換算土壤含水量。

土壤全氮(TN)和全碳(TC)含量：稱取風(fēng)干土壤樣品約20mg,置于錫舟中,采用元素分析儀(德國 Vario macro cube 型號)進(jìn)行測定。

土壤重金屬鉛(Pb)、鉻(Cr)、鎘(Cd)、鋅(Zn)、銅(Cu)、鎳(Ni)、錳(Mn)含量：稱取約0.0500g(精確到0.0001g)(100目尼龍篩)的風(fēng)干土樣于聚四氟乙烯高壓罐中,依次加入3mLHNO3,1mLHF,1mLHClO4,進(jìn)行消解,采用ICP-OES電感耦合等離子發(fā)射光譜儀(美國 ICAP6300 型號)進(jìn)行測定。

1.3 土壤真菌群落測定

土壤總DNA使用DNeasy Power Soil Kit(Qiagen, 12888- 100, DE)試劑盒及其標(biāo)準(zhǔn)流程提取。采用分光光度計(NanoDrop2000)檢測土壤DNA濃度與質(zhì)量,置于-80℃冰箱保存直至進(jìn)行下一步分析流程。使用PCR儀(ABI GeneAmp? 9700型)進(jìn)行PCR擴增,引物序列為ITS3F(5′-GCATCGATGAAGAACGCAGC - 3′)和ITS4R(5′-TCCTCCGCTTATTGATATGC - 3′)。采用TransStart Fastpfu DNA Polymerase,20μL反應(yīng)體系：5×FastPfu緩沖液(4μL),2.5mmol/L dNTPs(2μL),5μmol/L Forward Primer(0.8μL),5μmol/L Reverse Primer(0.8μL),FastPfu Polymerase(0.4μL),BSA(0.2μL),基因組DNA(10ng),補雙蒸水至20μL。PCR反應(yīng)參數(shù)為：(1)95℃預(yù)變性3min(2)循環(huán)數(shù)：30×(95℃變性,30s；55℃退火,30s；72℃延伸45s)(3)72℃保持10min采用2%瓊脂糖凝膠電泳檢測PCR產(chǎn)物,3μL上樣檢測電泳圖,確認(rèn)目的條帶大小正確,濃度合適后,交由Illumina MiSeq測序平臺(上海美吉生物醫(yī)藥科技有限公司)進(jìn)行建庫測序。

利用 Trimmomatic 軟件分別對雙端Illumina MiSeq測序的原始數(shù)據(jù)進(jìn)行質(zhì)量過濾,然后按照以下標(biāo)準(zhǔn)用Flash進(jìn)行拼接序列。1)任何質(zhì)量低于20的序列都會被刪去；2)長度超過50bp被保留,低于50bp的被刪去；3)含有不明確堿基的序列也被刪去；4)引物僅允許2個核苷酸不匹配;5)合并重疊長度大于10bp的序列。運行ITSx去除原始序列文件中的非真菌序列[12],使用QIIME2對操作分類單元(OTU)進(jìn)行聚類。首先,使用qiimevsearchdereplicate-sequences命令對原始序列進(jìn)行去重復(fù)處理,然后使用qiimefeature-tablefilter-features命令從復(fù)雜的序列數(shù)據(jù)中去除singleton。采用qiimevsearchcluster-features-Open-reference命令在97%的相似度水平進(jìn)行OTU聚類分析；基于UNITE數(shù)據(jù)庫,使用qiimefeature-classifierclassify-sklearn命令進(jìn)行序列對比獲取分類信息。基于 QIIME2 軟件真菌數(shù)據(jù)注釋結(jié)果,采用FUNGuild(http://www.stbates.org/guilds/app.php)在線比對,對土壤真菌群落功能類型進(jìn)行劃分。為了消除樣品深度的異質(zhì)性,對序列數(shù)據(jù)進(jìn)一步進(jìn)行均一化處理,總共得到12436個OTU用于后續(xù)統(tǒng)計分析。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用 R 3.4.3 軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)整理和統(tǒng)計分析。采用多重比較方法(Turkey test)分析不同公園土壤鉛污染對土壤理化因子、真菌多樣性的作用差異；采用混合效應(yīng)模型分析城市公園類型對土壤理化因子和真菌多樣性的影響,其中樹種和胸徑為隨機變量；利用vegan程序包進(jìn)行基于距離的冗余分析(db-RDA),探討顯著影響土壤真菌群群落組成變化的環(huán)境因子,并用同種方法分析土壤真菌功能類群的群落組成對重金屬鉛和環(huán)境變量的響應(yīng)格局。

2 結(jié)果與分析

2.1 城市公園喬木下土壤理化性質(zhì)

不同公園喬木下土壤pH值、土壤含水量(SM)、全氮含量(TN)、全碳含量(TC)、碳氮比(C/N)均有顯著性差異(表2)。pH值范圍在8.14—8.72,日壇最高為8.72,圓明園最低為8.14。公園土壤性質(zhì)整體偏堿性,其中頤和園、月壇、日壇、官園的pH值略高于雙秀和圓明園； SM頤和園最高為16.98%,圓明園最低為12.25%；土壤TC和TN含量雙秀均最高,分別為2.27g/kg和39.87g/kg,圓明園TN含量最低為1.24g/kg,官園TC含量最低為23.49g/kg；土壤C/N官園最高為20.14,頤和園最低為13.76。六個公園土壤重金屬,重金屬鉛(Pb)含量由高到低依次為官園>月壇>圓明園>頤和園>日壇>雙秀,但未達(dá)到統(tǒng)計學(xué)上的顯著水平(P=0.056)；其他重金屬鉻(Cr)、鎘(Cd)、鋅(Zn)、銅(Cu)、鎳(Ni)、錳(Mn)含量均達(dá)到極顯著性差異(P<0.001)(表2)。

表2 六個城市公園喬木下土壤重金屬和理化性質(zhì)

2.2 城市公園喬木下土壤真菌群落結(jié)構(gòu)概況

通過測序共檢測出土壤真菌OTU為12436個,由圖1可知,檢測出的真菌門主要包括：子囊菌門(Ascomycota)、擔(dān)子菌門(Basidiomycota)、被孢霉門(Mortierellomycota)、壺菌門(Chytridiomycota)、球囊菌門(Glomeromycota)、隱真菌門(Rozellomycota)以及未確定真菌(Unidentified_Fungi),分別依次占真菌總OTU的73%、14%、4.5%、0.3%、0.1%、0.3% 和7.9%。優(yōu)勢真菌類群主要為子囊菌門,其次為擔(dān)子菌門,兩者之和共占總OTU的87%。

圖1 真菌分布比例圖 Fig.1 Pie chart of fungal phyla in the soils of Bejing urban parks子囊菌門,Ascomycota；擔(dān)子菌門,Basidiomycota；被孢霉門,Mortierellomycota；壺菌門,Chytridiomycota；球囊菌門,Glomeromycota；隱真菌門,Rozellomycota；分類地位未確定真菌,Unidentified_Fungi

將子囊菌門進(jìn)一步鑒定到綱水平上,發(fā)現(xiàn)主要包括：酵母菌綱(Saccharomycetes)、盤菌綱(Pezizomycetes)、圓盤菌綱 (Orbiliomycetes)、茶漬綱(Lecanoromycetes)、糞殼菌綱(Sordariomycetes)、蟲囊菌綱(Laboulbeniomycetes)、散囊菌綱(Eurotiomycetes)、錘舌菌綱(Leotiomycetes)、座囊菌綱(Dothideomycetes)和未鑒定子囊菌(Ascomycota_unidentified)(圖2)。其中糞殼菌綱為子囊菌門的優(yōu)勢類群,其次為座囊菌綱、盤菌綱、散囊菌綱。

不同公園之間土壤真菌群落組成差異顯著,其中糞殼菌綱在日壇、月壇、雙秀、官園、頤和園和圓明園中的相對豐度分別占68.43%、66.51%、44.98%、55.82%、42.69% 和49.55%,頤和園和圓明園的相對豐度顯著高于其他公園；座囊菌綱在圓明園的相對豐度最高,且與其他公園均有顯著差異；盤菌綱在月壇和日壇的相對豐度無顯著差異,而與其他公園均有顯著差異；散囊菌綱在月壇的相對豐度顯著高于其他公園,但與雙秀無顯著差異。

圖2 土壤真菌群落綱水平的相對豐富度Fig.2 Relative abundance of soil fungal OTUs at class level

擔(dān)子菌門真菌在綱水平的類群包括：雙擔(dān)菌綱(Geminibasidiomycetes)、外擔(dān)子菌綱(Exobasidiomycetes)、囊擔(dān)子菌綱(Cystobasidiomycetes)、(Classiculomycetes)、小葡萄菌綱(Microbotryomycetes)、黑粉菌綱(Ustilaginomycetes)、銀耳綱(Tremellomycetes)、柄銹菌綱(Pucciniomycetes)、傘菌綱(Agaricomycetes)和未確定子囊菌(Basidiomycota_unidentified),其中銀耳綱為擔(dān)子菌門的優(yōu)勢菌綱,其次為傘菌綱。其他菌綱在擔(dān)子菌門中占比例較小且無顯著性差異。銀耳綱相對豐度在日壇、月壇、雙秀、官園、頤和園和圓明園中分別為61.56%、85.18%、73.96%、62.46%、48.88%、55.84%,在月壇的相對豐度顯著高于其他公園；傘菌綱在頤和園的相對豐度顯著高于其他公園。另外柄銹菌綱(Pucciniomycetes)在雙秀和官園不存在；雙擔(dān)菌綱在圓明園、日壇和雙秀不存在; Classiculomycetes在圓明園、月壇、雙秀、官園不存在；黑粉菌綱在頤和園和月壇不存在。

圖3 不同公園喬木下土壤真菌群落在屬水平聚類分析熱圖Fig.3 Heatmap of dominant fungal species in the soils of different parks

對六個公園的真菌豐度均值進(jìn)行聚類分析,選取排名在前32的土壤真菌注釋到屬水平上(相對豐度>5‰),得到優(yōu)勢屬聚類分析熱圖(圖3)。經(jīng)過Kruskal-Wallis tests檢驗得知,六個公園優(yōu)勢屬沒有顯著性差異(P=0.438)。由圖3可知,日壇公園中Gibberella sp.1屬分布最廣占總體13.18%,Ascomycota_unidentified sp.2屬分布最少占總體的0.13%；月壇公園中Chrysosporium sp.1屬分布最廣占總體17.59%,Plectosphaerella屬分布最少占總體0.21%；雙秀公園中Tausonia屬分布最廣占總體20.94%,Ascobolus屬分布最少占總體0.01%；官園公園中Tausonia屬分布最廣占總體17.57%；Plectosphaerella屬分布最少占總體0.003%；頤和園公園中Ascomycota_unidentified sp.6屬分布最廣占總體23.70%,Cheilymenia屬分布最少占總體0.01%；圓明園公園中Ascomycota_unidentified sp.6屬分布最廣占總體27.09%；Ascobolus屬分布最少占總體0.002%。

2.3 城市公園喬木下土壤真菌多樣性

不同城市公園之間土壤真菌的香農(nóng)多樣性指數(shù)、豐富度指數(shù)和均勻度指數(shù)均有極顯著差異(表3),且日壇均為最高,圓明園均為最低。香農(nóng)多樣性指數(shù)結(jié)果由高到低依次為：日壇>雙秀、官園>月壇>頤和園>圓明園；豐富度指數(shù)結(jié)果由高到低依次為：日壇>雙秀>官園>頤和園>月壇>圓明園；均勻度指數(shù)結(jié)果由高到低依次為：日壇>雙秀、官園>月壇>頤和園、圓明園。

表3 城市公園土壤真菌多樣性指數(shù)

2.4 影響城市公園喬木下土壤真菌群落結(jié)構(gòu)的因素

圖4 不同公園喬木下土壤真菌與環(huán)境因子的db-RDA排序圖Fig.4 The composition of entire fungal community and their relationship with environmental factors based on db-RDA analysis圖中RT,日壇公園；YT,月壇公園；SX,雙秀公園；GY,官園公園；YHY,頤和園公園；YMY,圓明園公園

通過RDA分析土壤真菌群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境因子(土壤重金屬和理化指標(biāo))的相關(guān)性,從圖4中可以看出,各個公園之間真菌群落結(jié)構(gòu)分布具有明顯分異,說明不同公園之間的真菌群落組成存在明顯差異。按照環(huán)境因子在RDA軸上的投影長度和排序檢驗結(jié)果可以看出,顯著影響土壤真菌群落的環(huán)境因子為pH值、Pb含量和土壤TN,其中pH值對真菌群落結(jié)構(gòu)的影響最顯著(只顯示顯著相關(guān)的環(huán)境因子)。

為了進(jìn)一步分析環(huán)境因子對土壤真菌群落組成的影響,將真菌按照不同門劃分的子囊菌門和擔(dān)子菌門(圖5),以及不同功能類群劃分的腐生菌(Wood Saprotroph、Soil Saprotroph、Leaf Saprotroph以及Dung Saprotroph)和病原菌(Plant Pathogen)(圖6)分別進(jìn)行RDA分析。從圖5可知,子囊菌門真菌在各個公園之間的群落組成分異明顯,主要影響的環(huán)境因子為pH值、Pb含量和TN含量,其中pH值最為顯著；擔(dān)子菌門真菌群落主要影響的環(huán)境因子為pH值、TN和TC含量。從圖6可知,腐生真菌在各公園之間的群落構(gòu)成有明顯分異,主要影響的環(huán)境因子為pH值和土壤含水量；病原真菌在不同公園之間的群落組成具有差異性,主要影響的環(huán)境因子為pH值和Pb含量。

圖5 不同公園林下土壤真菌優(yōu)勢分類類群(子囊菌和擔(dān)子菌)db-RDA分析Fig.5 The composition of ascomycota and basidiomycota fungi in the soils of different parks based on db-RDA analysis

3 討論與結(jié)論

城市公園土壤重金屬污染程度往往受其建園時間和空間位置的影響[13-14]。本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn),六個城市公園中喬木下土壤重金屬鉻(Cr)、鎘(Cd)、鋅(Zn)、銅(Cu)、鎳(Ni)、錳(Mn)含量在不同公園之間存在極顯著差異(P< 0.001),可見公園的建成時間以及空間位置確實影響土壤重金屬累積。土壤鉛含量沒有明顯的沿中心城區(qū)至外圍城區(qū)降低的空間分布格局,且未達(dá)到顯著水平(P=0.056),這與鄭袁明等[5]對北京城市公園重金屬鉛的研究結(jié)果不同。其原因首先可能是由于城市土壤鉛含量的時空變化格局及其衍生的土壤理化性質(zhì)的改變受到更為復(fù)雜的因素影響,包括人類活動強度、頻度和時間累積效應(yīng)等,還有待于進(jìn)一步研究；其次可能是取樣方法不同導(dǎo)致的差異,本研究選取公園常見喬木下的土壤進(jìn)行土壤重金屬鉛(35.4—68.7mg/kg)的檢測,而鄭袁明等[5]是在北京公園隨機取樣檢測的鉛含量(25.47—207.5mg/kg)。但檢測均結(jié)果表明,六個公園喬木下土壤鉛含量均已超過我國“土壤環(huán)境質(zhì)量建議標(biāo)準(zhǔn)”鉛污染一級標(biāo)準(zhǔn)的限制值(35mg/kg),需引起重視。

圖6 不同公園林下土壤真菌功能類群的db-RDA分析Fig.6 The composition of functional fungal groups in the soils of different parks based on db-RDA analysis

3.1 城市公園喬木下土壤真菌多樣性

我們發(fā)現(xiàn)不同城市公園間喬木下的土壤真菌多樣性和豐富度均有顯著差異,土壤重金屬鉛含量與真菌豐富度指數(shù)呈負(fù)相關(guān)關(guān)系(P< 0.05),說明隨重金屬鉛污染程度加深會導(dǎo)致土壤真菌多樣性降低,與楊菊云等發(fā)現(xiàn)的結(jié)果相似[15]。

人類活動引發(fā)的城市土壤重金屬污染問題日益突出[16],除了居住區(qū),在城市公園的土壤中也會沉積重金屬鉛等污染物[7],并且隨著時間的推移呈現(xiàn)出一定的累積效應(yīng),可能對土壤微生物產(chǎn)生毒害作用,比如限制土壤微生物量和酶的活性[17-18]。富集在城市土壤中的重金屬元素被認(rèn)作是土壤微生物吸收的有毒化學(xué)物質(zhì)[19],將對土壤生態(tài)系統(tǒng)造成破壞從而導(dǎo)致土壤微生物活性降低[17,20]。重金屬生物有效性受土壤酸度的影響,隨著pH的降低重金屬鉛污染的溶解和釋放加快,毒害作用不斷增強,會降低真菌生存的土壤環(huán)境質(zhì)量,從而降低土壤真菌多樣性[21]。因此,土壤重金屬毒害可能是解釋真菌多樣性降低的一個原因。根據(jù)競爭假說[22],土壤鉛含量可能促進(jìn)抗逆性較高的某些真菌種類或類群生長,或限制其他真菌種類生長和共存,由此降低土壤真菌多樣性[23-24],這可能是土壤真菌多樣性隨鉛含量增加而降低的另一個原因之一。此外,土壤真菌多樣性的降低可能限制土壤生態(tài)系統(tǒng)功能和穩(wěn)定性,進(jìn)而降低城市公園對城市污染的緩沖能力[25]。

3.2 城市公園喬木下土壤子囊真菌群落組成

重金屬污染是影響土壤微生物群落結(jié)構(gòu)變化的主要因素之一[26-27]。已有研究發(fā)現(xiàn),子囊真菌是土壤中最豐富的真菌類群,同時作為土壤微生物中最重要的分解者[28],不僅能夠降解木質(zhì)素等難分解的物質(zhì),還在養(yǎng)分循環(huán)中扮演著關(guān)鍵作用[29-30]。本研究發(fā)現(xiàn)北京城市公園土壤真菌優(yōu)勢類群子囊真菌受重金屬鉛的顯著影響,db-RDA分析發(fā)現(xiàn)重金屬鉛是影響子囊菌門真菌群落組成的主要因子,可見重金屬鉛可能通過影響真菌原有的群落結(jié)構(gòu)以及類群間的關(guān)系,從而改變整個真菌群落組成[31]。

此外,土壤養(yǎng)分與酸堿環(huán)境也對土壤真菌群落組成有顯著影響。城市公園土壤中一般含有較高的有機碳、氮含量,從而導(dǎo)致土壤真菌生物量往往顯著高于自然生態(tài)系統(tǒng)[32]。Sakamoto K[33]等研究發(fā)現(xiàn)土壤C/N比是影響真菌生長的主要因素。由于真菌對有機底物的利用率較高,因此土壤C/N比值較高的土壤更有利于真菌的生長。但不同真菌對C/N比響應(yīng)程度不同[34],因而隨土壤C/N比值變化真菌群落組成也發(fā)生變化。我們發(fā)現(xiàn)雙秀公園C/N含量較高,子囊菌門的相對豐度也比其他公園高,表明真菌群落結(jié)構(gòu)的變化與土壤養(yǎng)分密切相關(guān)[35]。土壤pH值對土壤真菌的生長繁殖也有顯著影響[36]。已有研究表明真菌往往在酸性(pH=5.5)的土壤環(huán)境中生長狀況最佳[37],但pH值在5—9之間也不會對真菌的生長產(chǎn)生抑制作用[38]。本研究的六個城市公園土壤pH值范圍為8.14—8.72,屬于偏堿性土壤。本研究結(jié)果表明,土壤pH值顯著影響真菌,包括子囊菌門和擔(dān)子菌門的群落組成,并與子囊菌門的真菌豐富度指數(shù)呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P< 0.001),這說明隨著土壤pH升高會抑制優(yōu)勢子囊菌,促進(jìn)多種子囊菌的共存,導(dǎo)致多樣性增加。

3.3 城市公園土壤真菌功能類群

土壤真菌功能類群可能同樣受到土壤重金屬污染和其他環(huán)境條件的影響[39]。土壤真菌功能類群主要包括腐生真菌和病原真菌。腐生真菌在凋落物分解過程中起到關(guān)鍵作用,對營養(yǎng)循環(huán)等許多生態(tài)系統(tǒng)過程至關(guān)重要[40],而病原真菌則對公園植物產(chǎn)生危害,成為城市居民健康的潛在威脅[41]。

通過db-RDA排序分析,我們發(fā)現(xiàn)土壤腐生真菌群落組成主要受土壤水分含量和pH的影響,而非土壤鉛含量的影響。土壤 pH與真菌腐生真菌多樣性呈正相關(guān)關(guān)系,這與Yamanaka Takashi等[42]研究結(jié)果一致,說明pH升高可能限制了某些優(yōu)勢真菌的生長。與腐生真菌不同的是土壤病原真菌明顯受到土壤重金屬鉛含量的影響。Curguz等[43]研究發(fā)現(xiàn)暴露在土壤中的重金屬污染會明顯抑制病原菌的生長和活性。如果不同病原真菌對土壤鉛含量存在差異性響應(yīng),可能將導(dǎo)致群落組成隨之改變。另外,本研究發(fā)現(xiàn)土壤pH值與病原菌OTU數(shù)量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系(P< 0.05)。有研究表明通過調(diào)控土壤微環(huán)境的酸堿性,使微生物棲息地微環(huán)境處于偏堿性狀態(tài)下,可以抑制病原菌孢子的活性,使其有效地控制病原菌的生長[44]。

綜上所述,北京城市公園喬木下的土壤真菌群落多樣性、群落組成以及優(yōu)勢類群主要受到土壤pH值、土壤養(yǎng)分和水分以及土壤重金屬鉛的調(diào)控。重金屬鉛含量增加降低土壤真菌多樣性,顯著影響子囊真菌類群的群落組成。伴隨城市公園土壤鉛污染而來的病原真菌的多樣性和群落組成的改變影響公園生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定以及環(huán)境健康,需要引起公園管理部門的重視。

參考文獻(xiàn)(References):

[1] 張娟, 王艷春, 田宇. 北京市屬公園土壤重金屬分布及風(fēng)險評價. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2012, 35(6): 161- 164.

[2] 陳瀟霖, 楊丹, 胡迪青, 連冬齊, 王學(xué)東. 北京土壤重金屬分布及評價——以五環(huán)以內(nèi)為例. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2012, 35(S2): 78- 81.

[3] 田媛, 郭希娟, 劉效蘭. 北京市不同功能區(qū)土壤重金屬污染探究. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2010, 33(12F): 83- 86.

[4] 李純, 岑況, 王雪. 北京市主要公園土壤中鉛含量及污染評價. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2006, 29(10): 64- 66.

[5] 鄭袁明, 余軻, 吳泓濤, 黃澤春, 陳煌, 吳曉, 田勤政, 范克科, 陳同斌. 北京城市公園土壤鉛含量及其污染評價. 地理研究, 2002, 21(4): 418- 424.

[6] 劉玉燕, 劉敏, 劉浩峰. 城市土壤重金屬污染特征分析. 土壤通報, 2006, 37(1): 184- 188.

[7] 陳秀端. 中國城市土壤重金屬空間分布與污染研究. 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2011, 34(12H): 60- 65.

[8] Zhou J Z, Xue K, Xie J P, Deng Y, Wu L Y, Cheng X L, Fei S F, Deng S P, He Z L, Van Nostrand J D, Luo Y Q. Microbial mediation of carbon-cycle feedbacks to climate warming. Nature Climate Change, 2012, 2(2): 106- 110.

[9] 孫波, 趙其國. 土壤質(zhì)量與持續(xù)環(huán)境——Ⅲ. 土壤質(zhì)量評價的生物學(xué)指標(biāo). 土壤, 1997, 29(5): 225- 234.

[10] 閆華, 歐陽明, 張旭輝, 應(yīng)多, 趙熙君, 張玉嬌, 鄭聚鋒, 劉曉雨, 卞榮軍, 李戀卿, 潘根興. 不同程度重金屬污染對稻田土壤真菌群落結(jié)構(gòu)的影響. 土壤, 2018, 50(3): 513- 521.

[11] 王建坤. 鉛鋅污染對土壤微生物多樣性的影響[D]. 成都: 四川農(nóng)業(yè)大學(xué), 2009: 1- 49.

[12] Wurzbacher C, Larsson E, Bengtsson-Palme J, Van Den Wyngaert S, Svantesson S, Kristiansson E, Kagami M, Nilsson R H. Introducing ribosomal tandem repeat barcoding for fungi. Molecular Ecology Resources, 2019, 19(1): 118- 127.

[13] Imperato M, Adamo P, Naimo D, Arienzo M, Stanzione D, Violante P. Spatial distribution of heavy metals in urban soils of Naples city (Italy). Environmental Pollution, 2003, 124(2): 247- 256.

[14] Szolnoki Z, Farsang A, Puskás I. Cumulative impacts of human activities on urban garden soils: origin and accumulation of metals. Environmental Pollution, 2013, 177: 106- 115.

[15] 楊菊云. 根系分泌物對苔草鐵膜形成及鉛脅迫下對根際環(huán)境的影響[D]. 南昌: 南昌大學(xué), 2014: 56- 90.

[16] McBride M B, Shayler H A, Spliethoff H M, Mitchell R G, Marquez-Bravo L G, Ferenz G S, Russell-Anelli J M, Casey L, Bachman S. Concentrations of lead, cadmium and barium in urban garden-grown vegetables: the impact of soil variables. Environmental Pollution, 2014, 194: 254- 261.

[17] Papa S, Bartoli G, Pellegrino A, Fioretto A. Microbial activities and trace element contents in an urban soil. Environmental Monitoring and Assessment, 2010, 165(1/4): 193- 203.

[18] Narendrula-Kotha R, Nkongolo K K. Bacterial and fungal community structure and diversity in a mining region under long-term metal exposure revealed by metagenomics sequencing. Ecological Genetics and Genomics, 2017, 2: 13- 24.

[19] Giller K E, Witter E, Mcgrath S P. Toxicity of heavy metals to microorganisms and microbial processes in agricultural soils: a review. Soil Biology and Biochemistry, 1998, 30(10/11): 1389- 1414.

[20] Yang Y G, Campbell C D, Clark L, Cameron C M, Paterson E. Microbial indicators of heavy metal contamination in urban and rural soils. Chemosphere, 2006, 63(11): 1942- 1952.

[21] 夏娟娟. 植物促生內(nèi)生細(xì)菌的篩選及其強化油菜富集土壤鉛鎘重金屬的研究[D]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2006.

[22] Tilman D. Resource Competition and Community Structure. Princeton: Princeton University Press, 1982.

[23] 肖建強, 張維維, 于立忠, 楊凱. 遼東山區(qū)次生林林窗大小對土壤微生物量碳、氮、磷的影響. 生態(tài)學(xué)雜志, 2017, 36(11): 3043- 3048.

[24] 陳曉, 劉勇, 李國雷, 孫巧玉, 張碩, 許飛. 土壤真菌研究方法及人為干擾對森林土壤真菌群落影響研究進(jìn)展. 世界林業(yè)研究, 2011, 24(5): 7- 12.

[25] Lagomarsino A, Moscatelli M C, Di Tizio A, Mancinelli R, Grego S, Marinari S. Soil biochemical indicators as a tool to assess the short-term impact of agricultural management on changes in organic C in a Mediterranean environment. Ecological Indicators, 2009, 9(3): 518- 527.

[26] 陳靜, 劉榮輝, 陳巖贄, 王煒, 溫勇, 劉曉文, 周洪波. 重金屬污染對土壤微生物生態(tài)的影響. 生命科學(xué), 2018, 30(6): 667- 672.

[27] 胥正鋼, 趙運林, 周曉梅, 許永立. 重金屬污染對土壤微生物影響的研究進(jìn)展. 江西農(nóng)業(yè)學(xué)報, 2014, 26(4): 53- 55, 60- 60.

[28] Ma A Z, Zhuang X L, Wu J M, Cui M M, Lv D, Liu C Z, Zhuang G Q. Ascomycota members dominate fungal communities during straw residue decomposition in arable soil. PLoS One, 2013, 8(6): e66146.

[29] Beimforde C, Feldberg K, Nylinder S, Rikkinen J, Tuovila H, D?rfelt H, Gube M, Jackson D J, Reitner J, Seyfullah L J, Schmidt A R. Estimating the Phanerozoic history of the Ascomycota lineages: combining fossil and molecular data. Molecular Phylogenetics and Evolution, 2014, 78: 386- 398.

[30] 陳雅昕, 鄧嬌嬌, 周永斌, 殷有, 魏亞偉, 白雪嬌, 朱文旭. 蒙古櫟天然次生林土壤微生物群落特征及其與土壤理化特性的關(guān)系. 沈陽農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報, 2018, 49(4): 409- 416.

[31] 謝學(xué)輝, 范鳳霞, 袁學(xué)武, 朱文祥, 劉娜, 平婧, 柳建設(shè). 德興銅礦尾礦重金屬污染對土壤中微生物多樣性的影響. 微生物學(xué)通報, 2012, 39(5): 624- 637.

[32] Kaye J P, McCulley R L, Burke I C. Carbon fluxes, nitrogen cycling, and soil microbial communities in adjacent urban, native and agricultural ecosystems. Global Change Biology, 2005, 11(4): 575- 587.

[33] Sakamoto K, Oba Y. Effect of fungal to bacterial biomass ratio on the relationship between CO2evolution and total soil microbial biomass. Biology and Fertility of Soils, 1994, 17(1): 39- 44.

[34] 聶三安, 王祎, 雷秀美, 趙麗霞, 林瑞余, 王飛, 邢世和. 黃泥田土壤真菌群落結(jié)構(gòu)和功能類群組成對施肥的響應(yīng). 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2018, 29(8): 2721- 2729.

[35] Paungfoo-Lonhienne C, Yeoh Y K, Kasinadhuni N R P, Lonhienne T G A, Robinson N, Hugenholtz P, Ragan M A, Schmidt S. Nitrogen fertilizer dose alters fungal communities in sugarcane soil and rhizosphere. Scientific Reports, 2015, 5: 8678.

[36] 韓世忠, 高人, 李愛萍, 馬紅亮, 尹云鋒, 司友濤, 陳仕東, 鄭群瑞. 中亞熱帶地區(qū)兩種森林植被類型土壤微生物群落結(jié)構(gòu). 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報, 2015, 26(7): 2151- 2158.

[37] 孫英杰, 何成新, 徐廣平, 莫凌, 顧大形, 姚月鋒, 黃玉清. 廣西十萬大山地區(qū)不同植被類型土壤微生物特征. 生態(tài)學(xué)雜志, 2015, 34(2): 352- 359.

[38] Nevarez L, Vasseur V, Le Madec L, Le Bras M A, Coroller L, Leguérinel I, Barbier G. Physiological traits ofPenicilliumglabrumstrain LCP 08.5568, a filamentous fungus isolated from bottled aromatised mineral water. International Journal of Food Microbiology, 2009, 130(3): 166- 171.

[39] Burke D J, Smemo K A, López-Gutiérrez J C, DeForest J L. Soil fungi influence the distribution of microbial functional groups that mediate forest greenhouse gas emissions. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 53: 112- 119.

[40] Wang F, Yao J, Si Y, Chen H L, Russel M, Chen K, Qian Y G, Zaray G, Bramanti E. Short-time effect of heavy metals upon microbial community activity. Journal of Hazardous Materials, 2010, 173(1/3): 510- 516.

[41] 劉登義. 病原菌與自然植物種群Ⅱ病原菌與植物種群生物學(xué). 生態(tài)學(xué)報, 1996, 16(6): 660- 663.

[42] Yamanaka T. The effect of pH on the growth of saprotrophic and ectomycorrhizal ammonia fungiinvitro. Mycologia, 2003, 95(4): 584- 589.

[43] Curguz V G, Tabakovic-Tosic M, Veselinovic M, Raicevic V, Drazic D, Jovanovic L J, Kikovic D. The influence of heavy metals on the growth of ectomycorrhizal fungi. Minerva Biotecnologica, 2010, 22(1): 17- 22.

[44] 王莉, 李寶聚, 石延霞. 酸堿微環(huán)境對三種黃瓜主要真菌病原菌的影響. 生態(tài)學(xué)報, 2005, 25(4): 808- 813.