豆鵬鵬 ,林敦梅 ,王 芳 ,黃嶼玥 ,高 杰 ,楊 巍 ,韋 冰 ,李 偉 ,姚婧梅 * (.重慶大學,三峽庫區(qū)生態(tài)環(huán)境教育部重點實驗室,重慶 400044；2.中國農(nóng)業(yè)大學草業(yè)科學與技術(shù)學院,北京 0093)

河流具有調(diào)節(jié)氣候、改善生態(tài)環(huán)境、維持生物多樣性等多種作用,為人類社會提供了重要的生態(tài)系統(tǒng)服務.同時,由于和人類活動的緊密聯(lián)系,河流成為目前世界上受威脅最嚴重的生態(tài)系統(tǒng)之一.人類的生產(chǎn)生活向河流排放了大量的氮、磷等元素,導致河流富營養(yǎng)化,引起水質(zhì)的惡化和生物多樣性的降低,嚴重威脅著河流的生態(tài)系統(tǒng)功能與服務[1],包括河岸帶植物凋落葉的分解功能[2].凋落物的分解作為河流重要的生態(tài)過程和功能之一,為河流生態(tài)系統(tǒng)提供了重要的物質(zhì)和能量來源[3],對于維持生態(tài)系統(tǒng)碳和養(yǎng)分平衡具有重要意義,常作為評價河流生態(tài)系統(tǒng)健康的重要指標[4-6].

河流中的凋落物分解受到水體中養(yǎng)分(如氮、磷)含量、溫度及流速等環(huán)境因素的影響[7-9],而底棲分解者類群(微生物和底棲動物)在葉片上的定殖和攝食活動等生物因素以及凋落物本身的理化性質(zhì)更是影響其分解過程的關(guān)鍵因素.凋落物在自然界往往以混合物的形式存在,其混合分解效應已成為凋落物分解研究的熱點[10], 相關(guān)研究多在陸地森林生態(tài)系統(tǒng)展開,在河流生態(tài)系統(tǒng)中的研究偏少,且已有研究多局限于源頭溪流,鮮有研究關(guān)注城市富營養(yǎng)化河流的凋落物分解過程[11].關(guān)于底棲動物參與的富營養(yǎng)化河流中凋落物分解的混合效應未見報道,尚不清楚其分解過程是否與源頭河流具有相同的格局.混合凋落物的分解可能與單種葉片分解的簡單加和不同,產(chǎn)生正或負的非加和效應(協(xié)同或者拮抗),即質(zhì)量損失實際值與以單種葉片推測的預期值不符,這種差異產(chǎn)生的原因可能是:(1)混合凋落物中,具有特殊性狀的優(yōu)勢凋落葉種加快或者減慢了其他物種的分解[12].(2)隨著混合凋落物間性狀差異的增大,分解者可利用的資源類型可能增加(生態(tài)位增加),進而加快凋落物分解.(3)水體富營養(yǎng)化影響了水生生物群落組成[13],不同分解者類群(微生物、小型和大型底棲動物)對混合凋落物分解影響不同.

本研究以三峽庫區(qū)重慶主城典型富營養(yǎng)化河流、嘉陵江的一級支流清水溪為代表,選取河岸 3種常見喬木葉凋落物為對象,通過原位分解實驗,分析底棲動物參與葉凋落物在富營養(yǎng)化河流中的混合分解效應.以期更好地闡明富營養(yǎng)化河流凋落葉分解的特征與變化規(guī)律,為受損河流的生態(tài)環(huán)境恢復提供理論依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

清水溪位于重慶市沙坪壩區(qū)(29°27'～29°46'N,106°14'～106°31'E),發(fā)源于歌樂山鎮(zhèn)山洞村天燈桿,最終在磁器口金沙街匯入嘉陵江,是嘉陵江右岸的一級支流[14],流經(jīng)生活區(qū)、工業(yè)區(qū)、商業(yè)區(qū),受人為影響較大,為典型的富營養(yǎng)化水體,水質(zhì)總體呈劣V類(表 1)[14].清水溪地處亞熱帶濕潤氣候區(qū),氣候溫和,雨量充沛.區(qū)域年均氣溫為 17.8～18.6℃,年均降水量為 1085.1～1141.8mm,平均水溫為 15.6℃(表 1).河岸帶植被種類較少,常見的有構(gòu)樹(Broussonetia papyrifera)、刺桐(Erythrina variegata)、榆樹(Ulmus pumila)、小葉榕(Ficus microcarpa)等半自然更新的喬木.

表1 凋落物分解實驗中溪水的物理化學參數(shù)(數(shù)據(jù)為平均值,n=12)Table 1 Physicochemical parameters of the stream water during the litter decay (mean value, n = 12)

1.2 凋落物樣品采集

選擇清水溪河岸帶3種常見樹種(構(gòu)樹、刺桐和小葉榕)的葉片凋落物,于2017年8～9月收集,挑出沒有破損和病蟲害的葉片,在60℃烘箱中烘干備用.

1.3 凋落物原位分解實驗

使用3種孔徑(50μm、250μm和2mm)的分解袋:小孔徑(50μm)只允許微生物進出分解袋,中孔徑(250μm)允許微生物和小型底棲動物進出,大孔徑(2mm)允許所有分解者(微生物、小型底棲動物和大型底棲動物)進出.稱取烘干后的葉凋落物 4.2g (精確到0.1g)裝入分解袋內(nèi)(15×10cm)中,共計126個分解袋(7種凋落物處理×3種孔徑×6個重復).7個處理中包含 3個單一物種凋落葉,即構(gòu)樹(B)、刺桐(E)、小葉榕(F)各4.2g,和4個混合物種凋落葉,即構(gòu)樹和刺桐各 2.1g(BE,4.2g)、構(gòu)樹和小葉榕各 2.1g(BF,4.2g)、刺桐和小葉榕各2.1g(EF,4.2g),3個物種各1.4g(BEF,4.2g).將分解袋綁在尼龍網(wǎng)上,并用石塊將尼龍網(wǎng)隨機固定在河床上.實驗從2018年11月17日開始,于2019年 1月12日回收分解袋,將每一個分解袋裝入自封袋中,低溫保存運回實驗室.取樣同時測量了溪水的理化指標,并采集了水樣和底棲動物樣品.

1.4 水體理化性質(zhì)與凋落物初始性狀測試

測定的水體理化參數(shù)包括水溫、pH值、電導率、溶解氧(DO)、總氮(TN)、總磷(TP)、氨氮、硝酸鹽及磷酸鹽等.其中,使用多參數(shù)傳感器(YSI Professional plus,Yellow Spring,美國)現(xiàn)場測定溪水的溫度、pH值、電導率和溶解氧.同時,收集水樣,冷藏運回實驗室.總氮采用過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定;總磷采用鉬酸銨分光光度法測定;水樣過0.45μm濾膜,采用納氏試劑比色法測定氨氮含量;采用紫外分光光度法測定硝酸鹽及磷酸鹽含量[15].

測定的凋落葉初始理化性質(zhì)包括纖維素、木質(zhì)素、碳、氮、磷含量和葉片韌性.其中,使用范氏洗滌法測定木質(zhì)素、纖維素含量[16];使用拉力計(ZP-50,艾固,中國香港)測定韌性,采用撕裂單位寬度葉片所用的力作為韌性值;使用 TOC-TN 分析儀(島津,日本)高溫灼燒測定有機碳含量;TN、TP先用濃硫酸-過氧化氫消解粉碎的樣品,然后用TOC-TN測定氮含量,使用鉬銻抗比色法測定磷含量.根據(jù)測定結(jié)果計算C/N、C/P、N/P與木質(zhì)素/N.

1.5 底棲動物的分離與鑒定

將250μm孔徑的索伯網(wǎng)套在50μm孔徑的索伯網(wǎng)(30×30cm)中,采集了 3份小型底棲動物和大型底棲動物的平行樣品[17].將樣品存放于 75%的酒精中,運回實驗室進行鑒定和計數(shù).對大型底棲動物和小型底棲動物進行分類鑒定到盡可能低的分類水平.根據(jù)采樣面積,換算出每種底棲動物的密度(ind/m2)并根據(jù) Tachet等[18]的分類方法將大型底棲動物劃分為不同的攝食功能類群:食碎屑者、撕食者、刮食者、濾食者、鉆食者、捕食者和寄生者.

1.6 數(shù)據(jù)分析

根據(jù)凋落物分解前后的質(zhì)量差異,計算凋落物的質(zhì)量損失:

式中:ML為質(zhì)量損失;M0和M1分別為凋落物分解前后的重量.同時根據(jù)單個物種的平均質(zhì)量損失,計算混合凋落物的期望質(zhì)量損失,并結(jié)合其實際質(zhì)量損失,計算凋落物分解的混合效應以探究混合凋落物分解的質(zhì)量損失是否可由其組成物種來預測[19].

式中:MLe為混合凋落物質(zhì)量損失期望值;MLi為物種i的質(zhì)量損失;Mi為組合中物種i的重量;MLo為混合凋落物實際的質(zhì)量損失.

根據(jù)Seastedt等[20]的研究量化了3種分解者(微生物、小型和大型底棲動物)對葉片重量損失的平均貢獻:

式中:Efauna(%)是某種分解者對葉凋落物重量損失的影響;Lfauna是某種分解者造成的重量損失百分比,是由不同孔徑分解袋中凋落物重量損失的差異得出的;Ltotal是大孔分解袋中重量損失百分比,是由微生物、底棲動物和其他效應導致的葉片分解.

選用混合凋落物性狀的群落加權(quán)平均值(CWM)作為相應指數(shù)[21]:

式中:pi是物種 i在混合凋落物中所占的比例;traiti是物種i的性狀值.

混合凋落物的性狀多樣性由功能分散指數(shù)(FDis)表示,可描述多維特征空間中組成物種到混合物種質(zhì)心的平均距離的功能多樣性分量[22](R軟件,“FD”包).

采用非參數(shù)組間差異的Kruskal-Wallis檢驗混合凋落物物種豐富度對質(zhì)量損失的影響;配對t檢驗探究混合處理中的混合效應是否顯著;雙因素方差分析探究處理與分解袋孔徑及其交互作用對質(zhì)量損失和混合效應的影響,并對質(zhì)量損失進行 Tukey HSD檢驗.根據(jù)Loreau等[23]的公式計算了混合凋落物的選擇效應和互補效應.采用“l(fā)me4”包中的線性混合效應模型分析加權(quán)性狀、性狀多樣性等解釋變量對質(zhì)量損失、混合效應等響應變量的影響[24].所有分析均在R軟件(R version 3.4.2)中完成,P ＜ 0.05定為統(tǒng)計上差異顯著.

2 結(jié)果與分析

2.1 凋落葉的初始理化性質(zhì)

3種葉凋落物的初始理化性質(zhì)存在顯著差異(表2).構(gòu)樹葉的N、P含量最高,而C和木質(zhì)素含量、韌性及C/N、C/P和N/P均最低,因此其可降解性是3種葉片中最好的.刺桐葉的C、N、P、木質(zhì)素含量與韌性,以及C/N、C/P介于其它物種之間,葉片可降解性居中.小葉榕的C和木質(zhì)素含量、韌性及木質(zhì)素/N、C/N和C/P也顯著高于另外兩個物種,其葉片可降解性最差.

表2 三種凋落物的初始理化性質(zhì)(平均值±標準誤,n=5)Table 2 Initial physical and chemical properties of three leaf species (mean ± SE, n=5)

對4個混合處理的各初始加權(quán)性狀進行主成分分析,前兩軸分別解釋了總體變異的 95.1%和 4.9%.第一軸與凋落葉N、P含量負相關(guān),與C含量、N/P、韌性、木質(zhì)素含量、木質(zhì)素/N、C/N、纖維素含量和 C/P正相關(guān)(圖 1).因此,選用第一軸(CWM1)作為混合處理的初始性狀.

圖1 四個混合處理初始加權(quán)性狀的主成分分析Fig.1 Principal component analysis of initial community trait of four mixture treatments

2.2 凋落葉的分解

凋落物分解的質(zhì)量損失受凋落葉物種組成(F6,105=61.33,P＜0.001)和分解者類群(F2,105=10.85,P＜0.001)及其交互作用(F12,105=1.89,P＜0.05)的顯著影響,其中物種組成的解釋度最大(圖2,表3).同時,物種組成及其與分解者類群的交互作用也顯著影響凋落物的混合效應(表 4).物種豐富度與凋落葉的質(zhì)量損失無關(guān)(圖3a-c).

表3 物種組成和孔徑對質(zhì)量損失影響的雙因素方差分析Table 3 Two-way ANOVA of species combination and mesh size on mass loss

表4 物種組成和孔徑對混合效應影響的雙因素方差分析Table 4 Two-way ANOVA of species combination and aperture on mixing effect

2.2.1 凋落葉分解的質(zhì)量損失 對于單個物種而言,無論何種孔徑,構(gòu)樹在 3個物種中的質(zhì)量損失均最多,且在大孔徑(2mm)中達到83.97%(圖2).刺桐和小葉榕的質(zhì)量損失在 3個孔徑下均相近,無顯著差異.其中,與小孔徑(50μm)相比,刺桐的質(zhì)量損失在大孔徑中由63.63%顯著降低至49.62%.

圖2 凋落物在不同處理和分解袋孔徑下的質(zhì)量損失Fig.2 Mass loss of litter under different treatments and mesh sizes

在混合凋落物中,只有微生物參與分解(50μm)時,質(zhì)量損失為 53.90%(刺桐和小葉榕,EF)～72.37%(構(gòu)樹和刺桐,BE);小型底棲動物加入后(中孔徑,250μm),質(zhì)量損失為 49.10%(刺桐+小葉榕,EF)～63.55%(構(gòu)樹+刺桐+小葉榕,BEF);大型底棲動物加入后(大孔徑, 2mm),質(zhì)量損失為 51.03%(刺桐和小葉榕,EF)～67.78%(構(gòu)樹和刺桐,BE).

2.2.2 凋落葉分解的混合效應 4種凋落物組合在3種不同分解袋孔徑下共計 12種混合處理,其中 6個均表現(xiàn)為顯著負的非加和效應,即實際質(zhì)量損失顯著低于預期質(zhì)量損失[圖 3(d)-(f)].僅微生物參與分解時,構(gòu)樹+小葉榕(BF, P＜0.01)、刺桐+小葉榕(EF,P＜0.01)、構(gòu)樹+刺桐+小葉榕(BEF, P＜0.05)的混合分解實際質(zhì)量損失均顯著低于其期望值.小型底棲動物加入分解后,上述組合中除了 3物種混合的實際質(zhì)量損失與其期望值無顯著差異(P=0.98),其他有顯著差異.大型底棲動物進入分解袋后,所有組合中只有 BF(P＜0.05)的實際質(zhì)量損失仍顯著低于各組成物種質(zhì)量損失之和(圖 3).其中產(chǎn)生顯著負的非加和效應的組合中均包含小葉榕.

圖3 不同物種豐富度和凋落物處理分別在3種分解袋孔徑中(50μm、250μm和2mm)的質(zhì)量損失Fig.3 Mass loss of litter in three mesh size (i.e., 50μm, 250μm, and 2mm) with species richness and treatment

2.3 分解者類群及其對凋落葉分解的影響

在清水溪中發(fā)現(xiàn) 8個大型底棲動物類群,平均密度為 4408個/m2,分屬 4個綱(蛭綱、寡毛綱、昆蟲綱和腹足綱),蘇氏尾鰓蚓(食碎屑者)和靜澤蛭(捕食者)為優(yōu)勢種,分別占比70.06%和24.45%;4個小型底棲動物類群(線蟲、橈足類、寡毛綱和昆蟲綱),平均密度為14287個/m2,猛水蚤和線蟲為優(yōu)勢種,分別占比60.86%和30.54%(表5).

表5 清水溪中底棲動物的相對豐度(%)和功能攝食群Table 5 Relative abundance (%) and functional feeding group of invertebrates in Qingshuixi stream

續(xù)表5

微生物對富營養(yǎng)化溪流凋落葉分解的貢獻最大,只有微生物參與分解時(50μm),混合凋落葉的質(zhì)量損失最多(圖4).整體來看,大型和小型底棲動物均抑制了凋落物的分解,且小型底棲動物的抑制作用更大(圖4,a).

圖4 不同分解者類群對質(zhì)量損失的影響及其貢獻度Fig.4 Impact and contribution of different decomposers on mass loss

2.4 凋落葉混合對其質(zhì)量損失和混合效應的 影響

混合凋落物初始加權(quán)性狀(CWM1)顯著影響其質(zhì)量損失(圖 5a).隨著加權(quán)性狀 N、P含量的增加,混合凋落物質(zhì)量損失增加,互補效應增強,選擇效應減弱;隨著C含量、韌性、C/N、木質(zhì)素、纖維素含量的增加,混合凋落物質(zhì)量損失減少,互補效應減弱,選擇效應增強(圖 5a,圖 6).同時,隨著混合凋落物的功能差異的增大,混合效應顯著減小(圖 5b),即混合分解的實際質(zhì)量損失減少.

圖5 混合凋落物初始性狀及其功能差異對凋落物分解的影響Fig.5 Effect of initial traits and functional divergence of litter mixture on litter decomposition CWM,性狀群落加權(quán)均值;FDis,功能離散度.C,碳含量;N,氮含量;P,磷含量

圖6 混合凋落物初始性狀對互補和選擇效應的影響Fig.6 Impact of initial traits of litter mixture on complementary and selectivity effects

3 討論

3.1 凋落葉的質(zhì)量損失

富營養(yǎng)化河流(清水溪)中凋落葉性狀是其質(zhì)量損失的重要影響因素,與其他陸地和溪流中的研究結(jié)果一致[25-26].全球范圍溪流生態(tài)系統(tǒng)中凋落物分解的meta分析表明,木質(zhì)素含量和C/N是最重要的凋落葉性狀[26].同時,可降解性較高的凋落物(高N、P含量和低C/N、C/P)更有利于微生物定殖[27-28],比可降解性較低的凋落物(低N、P含量,高C/N、高木質(zhì)素含量)更快分解[29-30].具有高N和低C/N的構(gòu)樹的分解顯著快于其他單個物種(圖 1).而凋落物的木質(zhì)素含量越高、韌性越大(如小葉榕),越不利于微生物定殖和底棲動物對凋落葉的破碎[31-32].

3.2 凋落物混合對其分解的影響

凋落物的混合分解在質(zhì)量變化上的非加和效應在陸地[19,33-35]和非富營養(yǎng)化的水生生態(tài)系統(tǒng)[36-37]中廣泛存在.隨著混合凋落物功能離散度的增加,尤其組合中木質(zhì)素等難分解物質(zhì)的含量較高時(含小葉榕),混合凋落物分解的質(zhì)量損失低于預期[圖3(d)～(f)].其他研究也發(fā)現(xiàn)了凋落物混合后總體失重率的降低,可能是由于其中某種特殊凋落物的他感作用生成抑制微生物活性的次級代謝產(chǎn)物(如酚類等)干擾了凋落物的分解[38].也有研究發(fā)現(xiàn)混合凋落物的功能多樣性顯著促進了水生態(tài)系統(tǒng)凋落葉的分解[36].如 Zhang等[36]在林中水塘的研究發(fā)現(xiàn)了由含氮較高物種引起的功能多樣性的增加對凋落物分解的促進作用,他們所選森林水塘生態(tài)系統(tǒng)貧營養(yǎng)化(缺乏N, P),因此微生物分解含氮較高的物種可以獲得生命活動所需的氮, 凸顯了含氮較高物種所帶來的凋落物功能多樣性增加的重要性;但富營養(yǎng)化河流為微生物提供了豐富的氮磷,氮磷元素不是微生物進行分解活動的限制因子,因此本研究中功能多樣性的增加并沒有促進混合凋落物的分解.

3.3 分解者類群對凋落物分解的影響

與微生物相比,底棲動物對凋落物分解的貢獻較低,甚至為負(圖4),這與非富營養(yǎng)化河流中各分解者類群對凋落物分解的影響顯著不同[3,17,39],這可能主要是由于富營養(yǎng)化脅迫下底棲動物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變化引起的.清水溪的小型底棲動物群主要是由猛水蚤和線蟲兩類組成,大型底棲動物主要以蘇氏尾鰓蚓和靜澤蛭為優(yōu)勢類群(表 5),主要的攝食群功能是食碎屑者(70.8%)和捕食者(24.4%),缺乏源頭溪流中常見的直接參與落葉分解的撕食者(表 5)[40].底棲動物中主要通過直接取食葉片(撕食者)和通過改變?nèi)~片表面的微環(huán)境(生物膜結(jié)構(gòu)、氧化作用、養(yǎng)分供應等)[41-42],或者通過對微生物的捕食作用間接影響凋落物的分解[42].本研究發(fā)現(xiàn)大孔徑和中孔徑的葉片質(zhì)量損失均小于小孔徑的質(zhì)量損失,因此小型和大型底棲動物的加入顯著抑制了微生物的落葉分解(圖 4),推斷底棲動物可能通過捕食作用對微生物分解凋落物起了負面效應.富營養(yǎng)化河流中底棲動物對微生物群落結(jié)構(gòu)的影響可在今后進一步分析.此外,本研究主要通過不同孔徑分解袋中剩余凋落物質(zhì)量間的差異來衡量不同分解者類群的作用,而在凋落物分解過程中,不同分解者間可能存在協(xié)同、競爭等,在今后的研究中還需通過更精細的控制實驗來量化這些復雜關(guān)系.

依據(jù)廣泛應用的 Gessner等[4]提出的由落葉分解評價溪流健康的模式,健康溪流中大、小孔徑分解袋凋落物分解速率的比值應為 1.2～1.5,而清水溪中的比值均小于 1(大孔徑的質(zhì)量損失低于小孔徑),表明清水溪的生態(tài)功能已經(jīng)受到嚴重影響,這可能主要是富營養(yǎng)化河流中底棲動物多樣性嚴重下降引起的:清水溪的小型和大型底棲動物的香濃威納多樣性指數(shù)僅為 0.93和 0.97,遠低于其他非富營養(yǎng)化河流(2.5～3.0)[17,43].因此,應該恢復底棲動物多樣性,并檢驗其大、小孔徑分解袋凋落物分解速率的比值是否恢復到1.2～1.5的范圍中.

綜合來看,由河岸帶植物凋落物所帶來的外源有機物對河流生態(tài)系統(tǒng)的營養(yǎng)輸入十分重要,不同河岸帶植被的組成會影響水體的營養(yǎng)鹽負荷[44]以及水生食物網(wǎng)中的凋落物分解過程[45].依據(jù)植物的群落加權(quán)性狀進行配置可能比單獨增加或者減少河岸帶植物的物種數(shù)量更能為富營養(yǎng)化水體的修復實踐提供有益的理論參考.

4 結(jié)論

通過3個物種的不同組合以及3種孔徑的分解袋設(shè)計,探明了三峽庫區(qū)城市富營養(yǎng)化河流凋落物的混合分解效應.所有混合處理中,產(chǎn)生加和效應與顯著負的非加和效應的處理各占一半,這主要是受凋落物性狀的顯著影響:混合凋落物的質(zhì)量損失隨群落加權(quán)性狀N、P含量的增加而增加,隨C含量、韌性、木質(zhì)素含量、C/N、纖維素含量的增加而減少;隨著混合凋落物功能離散度的增加,如組合中含高木質(zhì)素等難分解物質(zhì)的凋落物時,分解受到抑制.微生物在富營養(yǎng)化溪流凋落物分解中起重要作用,底棲動物的重要性降低,可能與其物種多樣性下降有關(guān),如缺乏在非富營養(yǎng)化溪流中普遍存在的撕食者類群.在富營養(yǎng)化河流的修復中,需同時考慮河岸帶植物的配置與恢復水生生物的多樣性.