侯春雨,魏 雪,周 磊,馬金豪,任 曉,王玉英,吳鵬飛,*

1 西南民族大學(xué)青藏高原研究院, 成都 610225 2 云南大學(xué)云南省植物繁殖適應(yīng)與進化生態(tài)學(xué)重點實驗室, 昆明 650500 3 云南大學(xué)生態(tài)與環(huán)境學(xué)院, 云南省高校土壤生態(tài)與健康重點實驗室, 昆明 650500

青藏高原是中國最大、世界平均海拔最高的高原,是長江、黃河重要的水源涵養(yǎng)地,素有“地球第三極”和“亞洲水塔”之稱。高寒草地是青藏高原上最主要的生態(tài)系統(tǒng),對維護我國生態(tài)安全發(fā)揮著極其重要的作用[1]。在全球氣候變化和人類活動的綜合影響下,青藏高原草地退化現(xiàn)象十分明顯。據(jù)統(tǒng)計,青藏高原可利用草地面積為1.28×109hm2,退化草地面積約4.25×108hm2,占該地區(qū)草地面積的32.69%,嚴重退化草地面積約7.03×107hm2,占退化草地的16.54%[2]。高寒草地的退化降低草地生產(chǎn)力以及加劇草畜供需矛盾,從而制約草地生態(tài)系統(tǒng)和高原畜牧業(yè)的可持續(xù)發(fā)展[3]。

建植人工草地可以較快地恢復(fù)退化草地,調(diào)節(jié)植物群落結(jié)構(gòu)、改善土壤理化性質(zhì)和改變土壤碳匯功能,加快植被的正向演替,同時能夠增加飼草產(chǎn)量及緩和草畜矛盾[4]。截止2013年,我國人工草地面積約2.09×107hm2,較1990年增加了2倍以上[5];另外,從2010到2020年,青藏高原人工草地面積由1.0×106hm2增加到3.0×106hm2,牧草良種繁育面積在7.0×104hm2的基礎(chǔ)上增加了2.0×104hm2[6]。

垂穗披堿草(Elymusnutans)根系發(fā)達,具旱生結(jié)構(gòu)的葉片,抗旱能力強,產(chǎn)量高,營養(yǎng)價值和適口性好[7]。老芒麥(Elymussibiricus)具有葉量豐富、高蛋白、草質(zhì)柔軟等特點,同時適應(yīng)高寒、干旱、鹽堿等環(huán)境,生態(tài)適應(yīng)性較強[8]。兩者被廣泛應(yīng)用于我國西北高寒地區(qū)人工草地建植以及退化草地補播改良。研究發(fā)現(xiàn),垂穗披堿草人工草地物種多樣性[4]、粗蛋白和粗脂肪含量[9]隨種植年限的增加呈現(xiàn)下降趨勢;生物量[3]和土壤碳儲量[4]隨種植年限的增加而增加。老芒麥人工草地的土壤有機質(zhì)、全磷、速效磷以及土壤細菌群落豐富度[10]隨種植年限增加呈下降趨勢,而植物地下生物量[11]呈增加趨勢。許多研究表明植物群落和土壤性質(zhì)的變化是影響土壤動物群落組成和多樣性的主要因素[12-14]。

土壤線蟲作為土壤動物的優(yōu)勢類群,具有較高的生物多樣性[15],參與有機物分解、養(yǎng)分循環(huán)、能量流動等,可改變土壤理化性質(zhì),調(diào)節(jié)土壤微生物群落等,是評價土壤健康狀態(tài)的典型指示生物[16]。同時,植物群落通過影響土壤生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)和能量的輸入,可以驅(qū)動土壤線蟲群落組成結(jié)構(gòu)和功能的變化[17]。建植多年生禾本科人工草地生產(chǎn)力在高產(chǎn)3-5年后開始快速衰退[18]。本課題組前期對高寒地區(qū)不同人工草地間土壤動物群落多樣性差異情況進行了研究[19-21],但目前并不清楚在多年生禾本科單播人工草地建植早期,土壤線蟲群落隨建植年限增加的變化動態(tài)及其主要影響因子。

本研究以青藏高原地區(qū)人工建植的垂穗披堿草和老芒麥單播人工草地為研究對象,以天然草地為對照,連續(xù)3年定位觀測垂穗披堿草和老芒麥兩種多年生單播人工草地土壤線蟲群落及環(huán)境因子,旨在掌握天然草地轉(zhuǎn)變?yōu)槎嗄晟斯げ莸睾笸寥谰€蟲群落隨建植年限的變化趨勢及關(guān)鍵影響因子。研究結(jié)果可為評估人工草地健康狀態(tài),促進高寒草地的生態(tài)安全和持續(xù)利用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

試驗地位于四川省阿壩藏羌自治州紅原縣(102°35′-102°58′E,32°5′-32°83′N),地處青藏高原東部邊緣,平均海拔3600 m以上,地勢為東南向西北傾斜,主要地貌類型為淺丘山地和山間低地。屬于大陸性高原寒溫帶半濕潤季風(fēng)氣候,氣候寒冷,晝夜溫差大,氣溫年較差小,冬季干燥夏季濕潤,干雨季和冷暖季節(jié)分明,無絕對無霜期。日照時間長,太陽輻射強,年平均日照2417.9 h,太陽輻射年總量6.19×106kJ/m2。年均氣溫1.1℃,最低溫度-10.3℃,最高溫度24.6℃,極端高溫25.6℃,極端低溫-33.3℃。年降水量650-800 mm,80%集中在5-9月,年均蒸發(fā)量達1262.5 mm,水熱同期[22]。該區(qū)域土壤類型主要為亞高山草甸土,占全縣土地總面積的55.4%。植被覆蓋度為70%-90%,植被類型主要為高寒草甸和灌叢。其中高寒草甸的植物種類主要包括禾本科的洽草(Koeleriacristata)、垂穗披堿草和草地早熟禾(Poapratensis)等,豆科的多枝黃芪(Astragaluspolycladus)和高山豆(Tibetiahimalaica)等,雜類草主要為鵝絨委陵菜(Potentillaanserina)、乳白香青(Anaphalislactea)和鈍苞雪蓮(Saussureanigrescens)等。

1.2 試驗設(shè)計

2018年4月在西南民族大學(xué)青藏高原生態(tài)保護與畜牧業(yè)高科技研究示范基地設(shè)置人工牧草建植試驗小區(qū),選取青藏高原地區(qū)廣泛種植的多年生牧草垂穗披堿草和老芒麥,連續(xù)觀測3年。每種牧草設(shè)置5個5 m×5 m的種植小區(qū)作為5個重復(fù),為了降低每個小區(qū)與相鄰小區(qū)之間的邊緣效應(yīng),每個小區(qū)水平間隔0.5 m,同時在試驗區(qū)域內(nèi)選取5個5 m×5 m的天然草地作為對照,共15個小區(qū)。各草地按照順序排列,并使同種草地的小區(qū)不相鄰。

在布置試驗之前,天然草地?zé)o人工管理,存在放牧現(xiàn)象。人工草地由地勢平坦且地上植被分布相對均勻的天然草地翻耕開墾,周圍用鐵絲圍欄隔開。種植前進行機耕翻耙處理,后經(jīng)人工整地,耙平、開溝條播,每年春季苗期施加225 kg/hm2復(fù)合肥(氮、磷、鉀養(yǎng)分≥45%)做基肥,旱作無灌溉,生長期人工除雜,生長季完全禁牧,九月下旬刈割作為青貯飼草,留茬4 cm。

1.3 樣品采集與處理

2018-2020年的9月進行植物群落高度(vegetation high, VH)、群落蓋度(coverage, CO)調(diào)查及取樣。利用直徑為5 cm的土鉆按對角線五點法采集每個小區(qū)0-10 cm的混合土樣,裝入做好標記的自封袋中,共采集土樣45份(3種牧草×3個建植年限×5個重復(fù))。將每個土壤樣品一分為二,分別用于分離土壤線蟲和測定土壤理化性質(zhì)。此外,在每個小區(qū)內(nèi)選取50 cm×50 cm的樣方,用剖面方法采集地下根系。因高寒草地根系生物量主要集中分布于上層0-10 cm土壤中[23],所以根系采集深度為0-10 cm。將根系清洗干凈后,置于65℃烘箱中烘干至恒重,研磨成粉狀,用于測定其營養(yǎng)成分。

在實驗室內(nèi),稱取50 g混合土樣,用濕漏斗法(Baermann 法)分離土壤線蟲,連續(xù)分離48 h,用4%的甲醛溶液固定保存。依據(jù)《中國土壤動物檢索圖鑒》[24]和《長白山森林土壤線蟲》[25]等參考書籍,在體式鏡(Olympus SZX16)和顯微鏡(Olympus BX53)下將分離到的土壤線蟲統(tǒng)計個體數(shù)量,并隨機抽取100條線蟲進行屬的鑒定,不足100條則全部鑒定;土壤線蟲的個體數(shù)量用條/100g干土表示。依據(jù)土壤線蟲的食性以及形態(tài)學(xué)特征,將其分為食細菌線蟲(Bacterivores,Ba)、食真菌線蟲(Fungivores,Fu)、植物寄生性線蟲(Plant parasites,Pl)和捕食/雜食性線蟲(Predators-omnivores,Pr)4個營養(yǎng)類群[26]。

1.4 指標測定及方法

土壤理化性質(zhì)測定:依據(jù)《土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法》[27]測定土壤含水量、土壤pH值、有機質(zhì)、全氮、堿解氮、全磷、速效磷、全鉀、有效鉀。

根系營養(yǎng)成分測定:依據(jù)《飼料分析及飼料質(zhì)量檢測技術(shù)(第3版)》[28]測定牧草根系的全氮、全磷、全鉀、粗蛋白、粗脂肪、粗纖維、粗灰分。

1.5 數(shù)據(jù)分析處理

優(yōu)勢度劃分:個體數(shù)量大于總捕獲量10%的為優(yōu)勢類群,1%-10%為常見類群,低于1%為稀有類群。

土壤線蟲對外界擾動的響應(yīng)采用自由生活線蟲成熟度指數(shù)(maturity index, MI)和植物寄生線蟲成熟度指數(shù)(plant parasite index, PPI)來評價[29]。主要計算公式如下:

MI=∑v(i)×f(i)

PPI=∑v(i)×f′(i)

式中,v(i)為第i類群的c-p值;f(i)為自由生活線蟲個體數(shù)占總個體數(shù)的比重;f′(i)為植物寄生性線蟲個體數(shù)占總個體數(shù)的比重。

外界擾動的程度和食物網(wǎng)的變化情況采用線蟲功能團指數(shù)即富集指數(shù)(enrichment index, EI)、結(jié)構(gòu)指數(shù)(structure index, SI)、基礎(chǔ)指數(shù)(basal index, BI)和通路指數(shù)(channel index, CI)來表示[30]。指數(shù)計算公式如下:

EI=100×e/(b+e)

SI=100×s/(b+s)

BI=100×b/(b+e+s)

CI=100×ef/(eb+ef)

式中,b代表食物網(wǎng)中的基礎(chǔ)成分,主要指食細菌線蟲和食真菌線蟲中c-p值為2的類群;e代表食物網(wǎng)中的富集成分,主要指食細菌線蟲中c-p值為1和食真菌線蟲中c-p值為2的類群;s代表食物網(wǎng)中的結(jié)構(gòu)成分,包括食細菌線蟲、食真菌線蟲和雜食線蟲中c-p值為3-5的類群以及捕食線蟲中c-p值為2-5的類群。ef為食真菌線蟲e組分值;eb為食細菌線蟲e組分值。

利用主成分分析法(Principal component analysis,PCA)對不同種植年限垂穗披堿草、老芒麥種植地以及天然草地的土壤線蟲群落進行排序。采用重復(fù)測量方差分析(repeated measures ANOVA)分別對草地類型和種植年限土壤線蟲群落密度、多樣性及生態(tài)指數(shù)的差異顯著性進行檢驗。另用單因素方差分析(One-way ANOVA)分析相同牧草不同種植年限間的差異;對于不服從正態(tài)分布的數(shù)據(jù)進行Log(x+1)轉(zhuǎn)換,如果仍不服從正態(tài)分布,則用非參數(shù)進行檢驗。為降低共線性環(huán)境因子的影響,對環(huán)境因子的膨脹因子VIF值進行檢驗,刪除大于2的環(huán)境因子。采用冗余分析(redundancy analysis, RDA)解析不同牧草樣地間土壤線蟲群落與環(huán)境因子的關(guān)系,并用多元回歸分析(multiple regression analysis)檢驗環(huán)境因子與土壤線蟲群落指標的相關(guān)關(guān)系。

采用Microsoft Excel 2010、IBM SPSS 20.0、Origin 2018以及Canoco for Windows 5軟件進行數(shù)據(jù)處理與分析。

2 結(jié)果

2.1 土壤線蟲群落組成特征

共分離到土壤線蟲38470條,隸屬于2綱8目65科172屬,平均密度2482條/100g干土。本實驗土壤線蟲群落組成中無優(yōu)勢屬。營養(yǎng)類群的組成上,食細菌線蟲平均密度最高,為1174條/100g干土,占線蟲總數(shù)的47.31%;捕食/雜食線蟲平均密度最低,為276條/100g干土,占線蟲總數(shù)的11.12%。密度來看,食細菌線蟲是研究樣地土壤線蟲的主要營養(yǎng)類群。

不同牧草樣地土壤線蟲群落組成存在一定的差異。在屬水平上,垂穗披堿草樣地的優(yōu)勢屬為頭葉屬(Cephalobus)(占10.27%);老芒麥樣地和天然草地?zé)o優(yōu)勢屬。從各營養(yǎng)類群的組成情況看,食細菌線蟲和捕食/雜食性線蟲在天然草地、垂穗披堿草和老芒麥樣地中分別占線蟲總數(shù)的45.42%和12.64%,46.14%和12.02%,50.60%和8.52%。由此可知,食細菌線蟲是多年生禾本科人工草地的主要營養(yǎng)類群。

2.2 土壤線蟲群落組成結(jié)構(gòu)差異

不同草地間土壤線蟲群落主成分分析結(jié)果表明,2018-2020年間,垂穗披堿草和老芒麥樣地的土壤線蟲群落組成較相似,而兩者與天然草地間的差異隨建植年限增加而降低(圖1)。在PC1和PC2軸上,影響群落組成結(jié)構(gòu)的主要屬隨建植年限的增加而變化(圖1)。

圖1 相同建植年限不同草地間土壤線蟲群落排序Fig.1 Principal component analysis on the soil nematode communities among different pastures in the same cultivation years NG: 天然草地 Nature Grassland; EN: 垂穗披堿草 Elymus nutans; ES: 老芒麥 Elymus sibiricus

相同草地不同建植年限間土壤線蟲群落主成分分析結(jié)果表明,天然草地和垂穗披堿草樣地的土壤線蟲群落組成存在明顯的年際間差異,而老芒麥樣地2019年與2018和2020年間的差異較明顯,后兩者間差異不明顯(圖2)。不同草地中,在PC1和PC2軸上影響線蟲群落組成結(jié)構(gòu)的主要線蟲屬不同(圖2)。

圖2 相同草地不同建植年限間土壤線蟲群落排序Fig.2 Principal component analysis on the soil nematode communities among different cultivation years within the same grasslands

2.3 土壤線蟲群落密度及多樣性動態(tài)

土壤線蟲群落密度及多樣性在不同草地之間無顯著差異(圖3)。2020年的線蟲群落密度顯著高于2018和2019年(P<0.001),2018年P(guān)ielou指數(shù)顯著高于2020年(P<0.05),但類群數(shù)及Shannon多樣性指數(shù)年際間差異不顯著(圖3)。進一步的單因素方差分析表明,2019年垂穗披堿草樣地線蟲密度顯著低于天然草地,2020年垂穗披堿草Pielou指數(shù)顯著低于老芒麥與天然草地(P<0.05)。天然草地、垂穗披堿草與老芒麥三種樣地間的線蟲類群數(shù)、Shannon多樣性指數(shù)和Pielou指數(shù)這三個指數(shù)在同一建植年限的變化趨勢相同。

圖3 土壤線蟲群落密度及多樣性Fig.3 The abundances and diversity of the soil nematode communitiesGL:相同建植年限不同草地間差異顯著性檢驗 Test of grassland effects on the abundance and diversity within the same cultivation year;CY:不同建植年限間差異顯著性檢驗 Test of cultivation year effects on the abundance and diversity;GL×CY:草地和年間交互作用顯著性檢驗 Test of interactional effects of grasslands and cultivation years on the abundance and diversity

2.4 土壤線蟲群落營養(yǎng)類群結(jié)構(gòu)動態(tài)

土壤線蟲各個營養(yǎng)類群的屬數(shù)在相同年限的三種草地間無顯著差異(圖4)。統(tǒng)計分析結(jié)果表明,在相同草地中線蟲4個營養(yǎng)類群間的屬數(shù)均存在顯著差異(P<0.05),其中2018和2020年食細菌線蟲屬數(shù)總體上顯著高于其它營養(yǎng)類群,但2019年三種草地中植物寄生性線蟲的屬數(shù)最高(P<0.05)。

圖4 土壤線蟲各營養(yǎng)類群的類群數(shù)、密度與百分比Fig.4 Taxonomic richness, abundance and percentage of the four trophic groups of the soil nematodesTR:不同營養(yǎng)類群間差異顯著性檢驗結(jié)果 Test of differences between different trophic groups;GL×TR:草地和營養(yǎng)類群交互作用顯著性檢驗結(jié)果 Test of interactional effects between grasslands and trophic groups

僅2019年土壤線蟲營養(yǎng)類群密度在不同草地間存在顯著差異(P<0.05)。在相同草地中線蟲各營養(yǎng)類群間的密度均存在顯著差異(P<0.05)。其中,2018年,兩種人工草地的食細菌線蟲密度顯著高于其他營養(yǎng)類群線蟲(P<0.05),而天然草地中食細菌線蟲和植物寄生性線蟲密度無顯著差異。2019年,垂穗披堿草人工草地植物寄生性線蟲密度顯著高于食真菌線蟲和捕食/雜食性線蟲(P<0.05);老芒麥人工草地食細菌線蟲和植物寄生性線蟲密度無顯著差異,并顯著高于食真菌和捕食/雜食性線蟲密度(P<0.05);天然草地各營養(yǎng)類群間差異不顯著(P>0.05)。2020年,天然草地和垂穗披堿草食細菌線蟲密度顯著高于捕食/雜食性線蟲密度(P<0.05)(圖4)。

相同建植年限土壤線蟲營養(yǎng)類群百分比在三種草地間均無顯著差異(圖4),但相同草地的4個營養(yǎng)類群線蟲個體百分比有顯著差異,且變化趨勢在不同草地間存在差異,其中2018年和2020年三種草地間食細菌線蟲比例最高,2019年垂穗披堿草樣地植物寄生性線蟲比例最高(P<0.05)(圖4)。

2.5 土壤線蟲群落生態(tài)指數(shù)動態(tài)

土壤線蟲群落6個生態(tài)指數(shù)在3種草地間均無顯著差異。隨建植年限增加,天然草地的富集指數(shù)呈持續(xù)增加趨勢,垂穗披堿草人工草地則呈先下降后增加趨勢(P<0.05)。兩種人工草地的基礎(chǔ)指數(shù)隨建植年限增加均呈先增加后下降的趨勢(P<0.05),而人工草地在不同年際間則無顯著變化。此外,老芒麥人工草地的通路指數(shù)隨建植年限增加而增加(P<0.05)(圖5)。其他三個指數(shù)均無顯著變化。

圖5 土壤線蟲的生態(tài)指數(shù)Fig.5 Ecological indices of soil nematode community

2.6 環(huán)境因子及其與土壤線蟲的關(guān)系

觀測的19個環(huán)境因子中(表1),植物高度、蓋度分別以垂穗披堿草和天然草地最高(P<0.01)。天然草地的地下生物量顯著高于垂穗披堿草和老芒麥樣地(P<0.01),而植物根系全鉀含量則呈相反趨勢(P<0.05)。土壤pH、含水量、有機質(zhì)、全氮以及速效鉀均以天然草地最高(P<0.05)。

表1 不同草地的植物、根系及土壤化學(xué)性質(zhì)特征(平均值±標準誤)Table 1 The properties of plant, root and soil of different grasslands (Mean±SE)

通過共線性檢驗,從觀測的19個環(huán)境因子中篩選出土壤全磷、全鉀、有效磷、速效鉀,植物高度、蓋度,根系全氮、全鉀、粗脂肪以及粗纖維共10個非共線性環(huán)境因子。該10個環(huán)境因子與土壤線蟲群落的冗余分析結(jié)果(圖6)可知,第一排序軸和第二排序軸對土壤線蟲群落與環(huán)境因子關(guān)系的解釋率分別為25.1%與6.4%。影響土壤線蟲群落組成結(jié)構(gòu)的主要環(huán)境因子是根系全鉀(r=3.5,P<0.01)、根系粗脂肪(r=4.0,P<0.01)以及根系粗纖維(r=5.7,P<0.01)。由此可知,植物根系營養(yǎng)物質(zhì)含量對線蟲群落組成結(jié)構(gòu)具有重要影響。

圖6 土壤線蟲群落與環(huán)境因子的冗余分析Fig.6 Redundancy analysis on the relationships between soil nematode community and environment factors

土壤線蟲群落各指數(shù)與環(huán)境因子的多元回歸分析結(jié)果表明(表2),群落密度、食細菌線蟲和植物寄生線蟲密度與根系全鉀和粗脂肪含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P<0.05或0.01),與粗纖維含量呈顯著負相關(guān)關(guān)系(P<0.01);植物寄生線蟲密度還與植物高度呈顯著負相關(guān)(P<0.05);食真菌線蟲密度與根系全鉀呈顯著正相關(guān)(P<0.05),與土壤速效鉀、根系粗纖維呈顯著負相關(guān)(P<0.01);捕食/雜食線蟲密度與土壤全磷、植物蓋度呈顯著正相關(guān)(P<0.05),與根系粗纖維呈顯著負相關(guān)(P<0.05)。富集指數(shù)與植物高度、蓋度呈顯著正相關(guān)(P<0.01);結(jié)構(gòu)指數(shù)(SI)與根系粗纖維呈顯著負相關(guān)(P<0.05);基礎(chǔ)指數(shù)(BI)與植物蓋度、根系粗纖維分別呈顯著負相關(guān)與正相關(guān)(P<0.05);通路指數(shù)(CI)與土壤有效磷呈顯著負相關(guān)(P<0.05);植物寄生性線蟲成熟度指數(shù)(PPI)與植物蓋度呈顯著正相關(guān)(P<0.05)。以上結(jié)果表明,土壤線蟲群落密度主要受根系全鉀、粗脂肪和粗纖維的影響;土壤線蟲生態(tài)指數(shù)主要受植物蓋度及根系粗纖維含量的影響。

3 討論

3.1 建植多年生人工草地對土壤線蟲群落組成結(jié)構(gòu)及多樣性的影響

天然草地轉(zhuǎn)變?yōu)榇顾肱麎A草和老芒麥人工草地后,土壤線蟲群落組成結(jié)構(gòu)發(fā)生一定程度變化(圖1),但2種人工草地及天然草地三者間的線蟲群落密度和多樣性指數(shù)總體上無顯著差異(圖3)。魏雪等[19]也發(fā)現(xiàn)高寒地區(qū)建植垂穗披堿草、老芒麥和早熟禾等人工草地間土壤線蟲群落密度和多樣性及其與天然草地間均無顯著差異。其原因可能有以下三方面。首先,天然草地轉(zhuǎn)變?yōu)榇顾肱麎A草和老芒麥人工草地后,植物群落組成和多樣性發(fā)生顯著變化,而土壤線蟲組成受植物物種的影響[31]。其次,植物根系是連接地上植被和地下土壤食物網(wǎng)的關(guān)鍵紐帶,在維持生態(tài)系統(tǒng)功能方面發(fā)揮著關(guān)鍵作用[32]。高寒地區(qū)多年生植物在秋季將養(yǎng)分轉(zhuǎn)移到根系,以保證第二年返青期養(yǎng)分供給[33]。土壤線蟲的營養(yǎng)物質(zhì)直接或間接來源于植物根系[34],并在一定程度上依賴于根系生長[35]。雖然植物根系養(yǎng)分含量是影響線蟲群落組成、密度及多樣性的關(guān)鍵因子(圖6,表2),但根系養(yǎng)分含量在3種草地間無顯著差異(表1)。最后,部分土壤理化性質(zhì)雖然在3種草地間存在顯著差異(表1),但土壤理化性質(zhì)與土壤線蟲群落密度及多樣性無顯著相關(guān)關(guān)系(表2)。盡管土壤速效鉀和全磷與食真菌線蟲和捕食/雜食性線蟲密度有顯著相關(guān),但這兩個營養(yǎng)類群在線蟲群落中所占比例相對較低,對線蟲群落密度和多樣性的影響較小[36]。因此,本研究的3種草地間土壤線蟲群落密度及多樣性差異不顯著。此外,由環(huán)境因子與土壤線蟲群落的關(guān)系可知,在高寒地區(qū)建植垂穗披堿草和老芒麥人工草地的早期階段,植物群落根系營養(yǎng)物質(zhì)含量對土壤線蟲群落的影響強于土壤理化性質(zhì)。

3.2 人工草地建植年限對土壤線蟲群落組成結(jié)構(gòu)及多樣性的影響

土壤線蟲群落密度和多樣性的年際間變化動態(tài)受食物資源、氣候、種間(種內(nèi))競爭等的影響。本研究發(fā)現(xiàn),2020年土壤線蟲密度和各營養(yǎng)類群密度顯著高于2018年和2019年(圖3、圖4)。與吳雨薇等[37]在青藏高原三江源區(qū)不同恢復(fù)期人工草地土壤線蟲多度隨建植年限增加而增加的研究結(jié)果相似。其原因可能有以下三方面。首先,垂穗披堿草和老芒麥為多年生禾草,在建植早期植物生物量、群落蓋度隨建植年限的增加而增加[3, 11],提高了食物資源的數(shù)量和質(zhì)量。改良土壤生物棲息環(huán)境,從而使土壤線蟲群落特征發(fā)生顯著變化。其次,根際微生物數(shù)量和多樣性直接或間接影響食微線蟲[38]。已有研究發(fā)現(xiàn)老芒麥人工草地土壤真菌數(shù)量隨種植年限的增加呈上升趨勢[39],垂穗披堿草混播人工草地也有類似發(fā)現(xiàn)[40]。再次,土壤線蟲生活在土壤孔隙水膜中,適宜的土壤水分含量可促進線蟲數(shù)量的增加,但過高或過低會限制線蟲的運動、發(fā)育及繁殖[41]。2018年研究區(qū)7月降水量為212.7 mm,導(dǎo)致研究樣地受到水淹干擾,土壤孔隙因積水缺氧而抑制線蟲生長[42];2019年研究區(qū)7月降水量為94.3 mm,較低的土壤水分則限制線蟲的移動與生長[43];2020年7月降水量為215.4 mm,雖然與2018年接近,但是由于實驗樣地的排水系統(tǒng)經(jīng)過處理,沒有再次被淹,線蟲沒有因強降水而受到干擾。

隨建植年限的增加,土壤線蟲的類群數(shù)和Shannon多樣性指數(shù)無顯著變化,但2020年P(guān)ielou指數(shù)顯著低于2018年(圖3)。這可能是由于食細菌線蟲,尤其是小桿屬、頭葉屬和棱咽屬在2020年個體密度較高。其他研究也發(fā)現(xiàn),部分土壤線蟲對環(huán)境變化具有較強適應(yīng)性,導(dǎo)致其優(yōu)勢度較高,從而降低線蟲群落的均勻性和多樣性[44]。

3.3 人工草地建植年限對土壤線蟲群落營養(yǎng)類群結(jié)構(gòu)影響

本研究發(fā)現(xiàn),在第1年時,人工草地植物寄生性線蟲的類群數(shù)、密度及個體百分比均顯著低于食細菌線蟲,而天然草地中兩者無顯著差異(圖4)。這可能是因為植物寄生性線蟲高度聚集在根的生長區(qū)與次生根區(qū)域,相較于其他營養(yǎng)類群線蟲對根系具有較強依賴性[45];建植人工草地時對表層0-20 cm土壤進行翻耕等措施去除了原有植被及根系,改變了植物寄生線蟲原有的生存環(huán)境。其他研究發(fā)現(xiàn)植物寄生性線蟲密度和類群豐富度還受植物初級生產(chǎn)量、細菌和真菌或這些因素的綜合影響[46],而高寒地區(qū)種植多年生禾本科牧草地上地下生物量在第1年時無法達到最大產(chǎn)量[11]。因此,多年生人工草地第1年時植物寄生性線蟲密度及百分比顯著低于天然草地。

第2年時,多年生人工草地的植物寄生性線蟲類群數(shù)、密度和個體百分比均增加,并成為群落優(yōu)勢營養(yǎng)類群。其原因可能是垂穗披堿草和老芒麥根系生物量隨建植年限的增加而上升,且根系代謝活動較強,促進根系的生長與分枝,增加根系生物量[47],為植物寄生性線蟲提供了較多的食物資源與寄生空間。

第3年時,多年生人工草地土壤線蟲各營養(yǎng)類群的密度與天然草地間無顯著差異(圖4),表明土壤線蟲群落已恢復(fù)到與天然草地相似狀況。這可能是因為隨建植年限的增加,牧草殘留物與根系分泌物在歸還土壤的過程中增加了食物資源的多樣性和異質(zhì)性[48],促進食物資源累積以及微生物繁殖生長,為土壤線蟲提供充足的食物資源和生態(tài)位空間。

3.4 多年生禾本科人工草地生態(tài)功能變化趨勢

土壤線蟲的生態(tài)指數(shù)能有效反映地下食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)的變化,揭示土壤生態(tài)學(xué)過程以及了解土壤有機質(zhì)分解途徑[30]。本研究發(fā)現(xiàn),垂穗披堿草和老芒麥人工草地EI和BI指數(shù)高于天然草地(圖5),表明建植多年生禾本科人工草地有利于土壤食物網(wǎng)資源的富集及增強食物網(wǎng)抵抗力。EI與植物高度呈顯著正相關(guān)(表2),可能是因為垂穗披堿草和老芒麥是上繁疏叢型禾本科牧草,具有較高的光能利用率,提高植物生物量[49],增加土壤食物網(wǎng)資源的輸入。而較高的食物資源輸入為線蟲在土壤團聚體周圍和內(nèi)部的水膜中覓食與繁殖提供了有力條件[50]。

研究表明對線蟲棲息地的任何干擾都會影響其食物資源與環(huán)境穩(wěn)定性[51],進而影響線蟲群落組成與數(shù)量。垂穗披堿草和老芒麥人工草地的SI、MI和PPI指數(shù)低于天然草地(圖5),表明建植多年生禾本科人工草地后土壤食物網(wǎng)穩(wěn)定性、高營養(yǎng)級線蟲抗干擾能力和繁殖能力均呈下降趨勢,即土壤線蟲群落中k-策略者比例較低。其原因可能是建植人工草地對土壤的翻耕和除雜等管理措施,干擾土壤環(huán)境的穩(wěn)定性。c-p值較大的高營養(yǎng)級類群或k-策略者數(shù)量對食物網(wǎng)復(fù)雜性與穩(wěn)定性發(fā)揮重要作用,但生命周期較長,在干擾后恢復(fù)速度較慢;而c-p值較小的r-策略者(快速生長的機會主義者),生命周期較短、繁殖率高、適應(yīng)能力強,在擾動后能夠快速恢復(fù)[52]。其他研究也發(fā)現(xiàn),土壤擾動對處于高營養(yǎng)級的捕食/雜食性線蟲影響較強,對食真菌線蟲影響較小[30]。因此,建植多年生禾本科人工草地后土壤食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性受到一定程度的影響。此外,垂穗披堿草和老芒麥人工草地與天然草地間CI指數(shù)差異不顯著且均低于50(圖5),表明該區(qū)域的建植人工草地沒有改變土壤食物網(wǎng)原有的能流渠道,仍以細菌分解為主。由于人工草地的地上生物量大部分被轉(zhuǎn)移,易造成人工草地生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)輸出大于輸入;再加上在全球變化背景下青藏高原溫度呈上升趨勢,對土壤細菌群落的更替速率有促進作用[53],將加快土壤有機質(zhì)分解和養(yǎng)分釋放速率。最終會導(dǎo)致人工草地土壤養(yǎng)分虧缺,牧草生產(chǎn)力下降,這可能是高寒人工草地在建植4年后生產(chǎn)力下降的主要原因。

4 結(jié)論

高寒地區(qū)建植多年生禾本科牧草人工草地能夠改變土壤線蟲群落組成結(jié)構(gòu),但對群落密度及多樣性影響不顯著。隨建植年限增加,土壤線蟲密度呈上升趨勢,均勻度指數(shù)呈下降趨勢。線蟲群落營養(yǎng)結(jié)構(gòu)隨建植年限變化明顯,優(yōu)勢營養(yǎng)類群在第1和第3年是食細菌線蟲,在第2年是植物寄生線蟲和食細菌線蟲。建植多年生禾本科牧草人工草地能夠提高土壤食物網(wǎng)的資源富集能力,降低土壤食物網(wǎng)的結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性。植物根系全鉀、粗脂肪和粗纖維含量是影響土壤線蟲群落的主要因子。建議減少對多年生禾本科人工草地施加鉀肥,以提高土壤食物網(wǎng)的抵抗力。