高承芳,陳冬金,辛清武,應(yīng)朝陽(yáng) (.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院畜牧獸醫(yī)研究所,福建 福州 35003;2.福建省農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)生態(tài)研究所/ 農(nóng)業(yè)部福州農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站/ 福建省山地草業(yè)工程技術(shù)研究中心,福建 福州 35003)

福建省長(zhǎng)汀縣的河田雞為全國(guó)優(yōu)良的家禽品種,對(duì)地方經(jīng)濟(jì)發(fā)展有重要促進(jìn)作用。河田雞傳統(tǒng)飼養(yǎng)方式為林下高密度、連續(xù)放養(yǎng),在養(yǎng)殖密度過大的情況下,雞在放牧的同時(shí)刨食地表植被、土壤,并破壞林地生物多樣性,長(zhǎng)期踩踏還會(huì)造成土壤板結(jié)、團(tuán)粒結(jié)構(gòu)破壞、土壤有機(jī)質(zhì)(SOM)含量低、微生物失活等土壤退化問題,極易引發(fā)水土流失、山體滑坡,嚴(yán)重威脅了當(dāng)?shù)氐慕?jīng)濟(jì)與生態(tài)安全。因此,明確林下生態(tài)養(yǎng)殖河田雞適宜的人工種草(組合)與合理放養(yǎng)密度[1],即通過林地種草進(jìn)行合理密度放牧飼養(yǎng)河田雞至出欄,適宜的密度為150 羽·hm-2,最適宜的林下牧草搭配組合為寬葉雀稗(Paspalumwettsteinii)、百喜草(Paspalumnotatum)、白三葉(Trifoliumrepens)等,但該模式對(duì)河田雞整個(gè)放牧周期土壤生態(tài)環(huán)境造成的影響尚不清晰。

放牧通過改變草地群落的物種組成、生物多樣性以及土壤理化性質(zhì)等影響草地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能。林地種草與適宜的放牧強(qiáng)度能夠保護(hù)生態(tài)環(huán)境,改善土壤理化性狀,豐富土壤微生物多樣性[2-4]。關(guān)于放牧對(duì)土壤微生物影響的研究越來越多,主要集中在微生物數(shù)量、生物量、活性、群落和多樣性的影響等方面[5-8]。而放牧的強(qiáng)度、持續(xù)時(shí)間以及環(huán)境波動(dòng)是放牧生態(tài)效應(yīng)的主要影響因素,放牧?xí)r間的控制能夠有效防止植食者對(duì)草地的傷害,防止土壤退化[8]。張曉玲等[9]研究表明,放牧?xí)r間的優(yōu)化對(duì)草原群落的結(jié)構(gòu)及生產(chǎn)力等具有一定的積極作用。

因此,該研究通過在典型林下放牧區(qū),以傳統(tǒng)養(yǎng)殖模式(林下自然生草放牧)為對(duì)照,研究林下人工種草放牧河田雞在不同放牧?xí)r間對(duì)土壤化學(xué)性狀、土壤微生物多樣性的影響,明確林下人工種草放牧河田雞模式對(duì)土壤生態(tài)環(huán)境的影響,優(yōu)化放牧?xí)r間,旨在確定最佳放牧?xí)r間及放牧方式,為林下合理放牧、優(yōu)化生態(tài)環(huán)境提供理論依據(jù)與技術(shù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于福建省長(zhǎng)汀縣蘭秀家庭農(nóng)場(chǎng)內(nèi),以生長(zhǎng)3～5 a的桂花(Osmanthusfraqrans)林作為試驗(yàn)基地(25°41 ′19″ N,116°25′5″ E,海撥315 m)。該地區(qū)屬亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候區(qū),年均氣溫17 ℃～19.5 ℃,最高氣溫39.8 ℃,最低氣溫-4.9 ℃,年無(wú)霜期265 d,年降水量1 700 mm,試驗(yàn)前土壤w(SOM)為13.127 g·kg-1,w(TN)為0.467 mg·g-1,w(NO3--N)為8.67 mg·kg-1,w(NH4+-N)為2.147 mg·kg-1,w(AP)為5.94 mg·kg-1,w(AK)為113.2 mg·kg-1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)小區(qū)平均分為18組,包括林下自然生草放牧(A)與林下人工種草放牧(B),每組設(shè)3個(gè)不同放牧?xí)r間,分別為30、60 和90 d,各放牧小區(qū)重復(fù)3次,各小區(qū)面積均為300 m2,小區(qū)之間用高2.5 m的鋼絲網(wǎng)隔開,防止雞來回竄動(dòng)。試驗(yàn)前對(duì)試驗(yàn)區(qū)林地進(jìn)行調(diào)查分析,將各小區(qū)設(shè)置在地形基本一致的地段上。放牧結(jié)束后將雞趕到備用小區(qū),繼續(xù)放牧至120 d齡出欄,備用小區(qū)為試驗(yàn)小區(qū)外的林地,采用自由放牧。

A組(對(duì)照組)草地不經(jīng)任何處理,自然植被以芒萁(Dicranopterisdichotoma)、孔穎草(Bothriochloapertusa)、狗尾草(Setariaviridis)、牛筋草(Eleusineindica)為主;B組進(jìn)行土壤翻耕,種植寬葉雀稗、百喜草、白三葉、紫花苜蓿(Medicagosativa)為優(yōu)勢(shì)種的人工草地,草地播種時(shí)間為2019年4月,待草地封壟后,覆蓋度>50%、整體自然高度>30 cm時(shí)進(jìn)行放牧(放牧?xí)r間為2019年6月22日)。

選取體重均勻〔(397.3±13.8) g〕的(30±2 ) d的河田雞1 206 羽,放牧密度為67 羽·(300 m2)-1。每天的放牧?xí)r間為08:00到17:00,整個(gè)放牧期間配套充足的水,補(bǔ)飼肉雞全價(jià)顆粒飼料,統(tǒng)一飼養(yǎng)管理,雞糞和排泄物回歸草地。各小區(qū)放牧結(jié)束后次日進(jìn)行林地土壤樣品的采集。

取樣方法參照文獻(xiàn)[10],利用取土鉆以放牧小區(qū)為單位取樣,每個(gè)小區(qū)內(nèi)梅花點(diǎn)布局,5點(diǎn)法取樣,取土深度為0～20 cm,取土面積1 m×1 m,將5個(gè)點(diǎn)土樣撿出礫石、植物根系等雜物混合后分成2組,一組分析土壤化學(xué)性狀,另一組用于檢測(cè)土壤微生物。用于分析土壤化學(xué)性狀的土壤進(jìn)行自然風(fēng)干,過2 mm 孔徑篩后裝入自封袋,進(jìn)行SOM、TN、AP、AK、NO3--N和NH4+-N含量測(cè)定;取約50 g直接裝入無(wú)菌袋內(nèi),放入-80 ℃冰箱里保存?zhèn)溆?用于檢測(cè)土壤微生物。

1.3 檢測(cè)項(xiàng)目及方法

土壤理化性狀:參照文獻(xiàn)[10],采用水合熱重鉻酸鉀氧化-比色法測(cè)定土壤SOM含量,凱氏定氮法測(cè)定TN含量,0.5 mol·L-1NaHCO3法測(cè)定AP含量,火焰光度法測(cè)定AK含量,水溶法測(cè)定pH值,酚二磺酸比色法測(cè)定NO3--N含量,KCl浸提-蒸餾法測(cè)定NH4+-N含量。

土壤微生物檢測(cè):將上述放在-80 ℃冰箱的土壤樣品送至北京奧維森基因科技有限公司進(jìn)行16S V3-V4區(qū)土壤細(xì)菌微生物檢測(cè)。首先,提取土壤DNA 進(jìn)行PCR擴(kuò)增,構(gòu)建Miseq文庫(kù),獲知模板DNA片段的序列,進(jìn)行數(shù)據(jù)質(zhì)控及OTU基礎(chǔ)分析。

1.4 數(shù)據(jù)質(zhì)控及OTU基礎(chǔ)分析

數(shù)據(jù)處理過程和參數(shù):Miseq測(cè)序后得到雙端序列數(shù)據(jù),對(duì)測(cè)得的Fastq數(shù)據(jù)進(jìn)行過濾處理,最終得到優(yōu)質(zhì)的Fastq數(shù)據(jù)。具體操作流程利用Trimmomatic、Pear對(duì)Fastq數(shù)據(jù)進(jìn)行質(zhì)控,利用Flash、Pear根據(jù)PE的overlap關(guān)系對(duì)兩端序列進(jìn)行拼接處理,根據(jù)已知數(shù)據(jù)庫(kù)用Uchime方法比對(duì)去除Fasta序列的嵌合體。

OTU分析:經(jīng)有效數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與優(yōu)質(zhì)序列長(zhǎng)度分析后,進(jìn)行OTUs聚類分析。用Uclust按照97%相似性將全部序列聚類[11-12],繪制出所有樣本共有和特有的OTU分布Venn圖。

物種注釋及分類學(xué)分析:采用RDP Classifier算法對(duì)OTU代表序列進(jìn)行比對(duì)分析,并在(界、門、綱、目、科、屬、種)各個(gè)水平注釋其群落的物種信息,得到每個(gè)OTU對(duì)應(yīng)的物種分類信息。

α多樣性指數(shù)(D)計(jì)算公式為

(1)

式(1)中,D為估計(jì)的OTU數(shù);Sobs為觀測(cè)到的OTU數(shù);n1為只有1條序列的OTU數(shù)目;n2為只有2條序列的OTU數(shù)目。

辛普森多樣性指數(shù)(S)計(jì)算公式為

S=∑(Ni/N)2。

(2)

式(2)中,Ni為某一特定物種的個(gè)體總數(shù);N為所有物種的個(gè)體總數(shù)。S值越小,說明群落多樣性越高。

香農(nóng)威納多樣性指數(shù)(W)計(jì)算公式為

W=-∑PilnPi。

(3)

式(3)中,Pi為第i種的個(gè)體占比,%。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

利用SPSS 19.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計(jì)分析。利用二因素試驗(yàn)統(tǒng)計(jì)分析(one-way ANOVA,LSD)及Tukey多重比較方法進(jìn)行顯著性檢驗(yàn)。數(shù)據(jù)用平均值±標(biāo)準(zhǔn)差(SD)表示。采用Pearson相關(guān)系數(shù)評(píng)價(jià)土壤化學(xué)性狀與優(yōu)勢(shì)菌種間的相關(guān)關(guān)系。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)林地土壤化學(xué)性狀的影響

由表1可知,放牧方式對(duì)土壤化學(xué)性狀的影響較大,B組土壤SOM、TN、AP、AK、NO3--N與NH4+-N含量均顯著或極顯著高于A組(P<0.01或P<0.05)。隨著放牧?xí)r間增加,相同放牧方式的SOM、TN含量均呈逐漸增加趨勢(shì),AP含量呈現(xiàn)先上升后下降趨勢(shì),均在60 d的放牧組達(dá)最高值,NO3--N與NH4+-N含量隨著放牧?xí)r間的延長(zhǎng)呈下降趨勢(shì)。

表1 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)林地土壤化學(xué)性狀的影響Table 1 Effects of grazing on soil physical and chemical properties in the different grazing time and model

2.2 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)林地土壤細(xì)菌微生物多樣性的影響

測(cè)序深度數(shù)值指隨測(cè)序深度的增加實(shí)際觀測(cè)到的OTU個(gè)數(shù);觀測(cè)深度數(shù)值越高,樣本中序列被測(cè)出的概率越高;譜系多樣性和香農(nóng)威納多樣性指數(shù)越大,多樣性越高;菌種豐富度指數(shù)主要用于估計(jì)群落樣品中包含的物種總數(shù),能很好地反映群落中低豐度物種的存在情況;辛普森多樣性指數(shù)值越大,群落多樣性越高。

由表2可知,觀測(cè)深度均在0.9以上,說明6個(gè)樣本中OTU序列被測(cè)出的概率均較高,能夠代表此次測(cè)序微生物的真實(shí)情況。放牧方式對(duì)土壤細(xì)菌微生物多樣性的影響較大,整體變化趨勢(shì)為放牧60和90 d的B組測(cè)序深度、觀測(cè)深度、譜系多樣性、菌種豐富度指數(shù)、香農(nóng)威納多樣性指數(shù)、辛普森多樣性指數(shù)高于A組。而相同放牧方式下,隨著放牧?xí)r間的延長(zhǎng),測(cè)序深度、譜系多樣性、菌種豐富度、香農(nóng)威納多樣性指數(shù)和辛普森多樣性指數(shù)在B組間變化幅度不大,均無(wú)顯著差異(P>0.05);A組間除觀測(cè)深度呈現(xiàn)下降趨勢(shì)外,其余指標(biāo)均呈明顯上升趨勢(shì),組間差異達(dá)極顯著水平(P<0.01)。

表2 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)土壤細(xì)菌微生物多樣性的影響Table 2 Effects of grazing on soil bacterial diversity in the different grazing time and model

2.3 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)林地土壤細(xì)菌微生物群落組成及相對(duì)豐度的影響

A組與B組差異性物種有13個(gè)門(表3)。B組相對(duì)豐度較高的種群為變形菌門(Proteobacteria),30、60和90 d的放牧?xí)r間組分別為35.3%、38.6%和35.1%;其次是酸桿菌門(Acidobacteria),分別為20%、22.7%和22.1%;放線菌門(Actinobacteria)分別為9.9%、12.2%和14.0%,綠彎菌門(Chloroflexi)分別為9.3%、9.3%和6.5%,厚壁菌門(Firmicutes)分別為8.2%、1.8%和5.2%,擬桿菌門(Bacteroidetes)分別為3.5%、2.1%和6.6%,芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)分別為3.3%、4.0%和3.2%。A組相對(duì)豐度較高的為變形菌門(Proteobacteria),30、60和90 d的放牧?xí)r間組分別為28.4%、31.9%和30.3%,酸桿菌門(Acidobacteria)分別為20.1%、19.6%和11.8%,綠彎菌門(Chloroflexi)分別為19%、18.1%和8.7%,放線菌門(Actinobacteria)分別為14.7%、1.0%和19.8%,擬桿菌門(Bacteroidetes)分別為7.5%、2.8%和10.7%,厚壁菌門(Firmicutes)分別為1.8%、4.0%和7.8%。

表3 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)土壤細(xì)菌微生物在門水平上相對(duì)豐度的影響Table 3 Effects of grazing on relative abundance of soil bacterial microorganisms at the phylum level in the different grazing time and model

相同放牧方式下,隨著放牧?xí)r間的延長(zhǎng),A組土壤放線菌門(Actinobacteria)、擬桿菌門(Bacteroidetes)相對(duì)豐度為90 d>30 d>60 d,芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)、硝化螺旋菌門(Nitrospirae)、厚壁菌門(Firmicutes)為90 d>60 d>30 d,酸桿菌門(Acidobacteria)和綠彎菌門(Chloroflexi)為30 d>60 d>90 d,變形菌門(Proteobacteria)為60 d>90 d>30 d。B組放線菌門(Actinobacteria)、厚壁菌門(Firmicutes)的相對(duì)豐度為90 d>60 d>30 d,擬桿菌門(Bacteroidetes)為90 d>30 d>60 d,芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)、疣微菌門(Verrucomicrobia)、變形菌門(Proteobacteria)為60 d>30 d>90 d,酸桿菌門(Acidobacteria)、浮霉菌門(Planctomycetes)為60 d>90 d>30 d,硝化螺旋菌門(Nitrospirae)為30 d>60 d>90 d,綠彎菌門(Chloroflexi)為30 d=60 d>90 d,厚壁菌門(Firmicutes)為30 d>90 d>60 d。

2.4 不同放牧?xí)r間及放牧方式下土壤細(xì)菌微生物群落的組間差異性

通過LEfSe進(jìn)化分支分析,發(fā)現(xiàn)組間具有顯著差異的生物標(biāo)記(Biomarker)以及顯著影響組間差異性的物種或群落[13]。

不同放牧?xí)r間對(duì)微生物影響較大,差異物種豐富度從大到小排序?yàn)锳90>A30>B60>A60>B90>B30。A90分別在擬桿菌門(Bacteroidetes)的擬桿菌綱(Bacteroides)、鞘脂(sphingolipid),放線菌門(Actinobacteria)的放線菌綱(Actinobacteria),變形菌門(Proteobacteria)的變形菌綱(Proteobacteria),厚壁菌門(Firmicutes)的梭菌綱(Clostridia)等水平上差異顯著(P<0.05)。A30在綠彎菌門(Chloroflexi)的酮菌綱(ketobacteriae)、JG37-AG-4綱,擬桿菌門(Bacteroidetes)的鞘脂桿菌綱(Sphingobacteriia),酸桿菌門(Acidobacteria)的酸桿菌綱(Acidobacteria),放線菌門的放線菌綱(Actinobacteria)等水平上差異顯著(P<0.05)。B60在芽單胞菌門(Gemmatimonadetes)的芽單胞菌綱(Blastomonas)、變形菌門(Proteobacteria)的甲型變形桿菌綱(Alphaproteobacteria)等水平上差異顯著(P<0.05)。A60在GAL15門、酸桿菌門的Subgroup_2小群和綠彎菌門(Chloroflexi)的酮菌綱(Ktedonobacteria)等水平上差異顯著(P<0.05)。B90在Parcubacteria門、酸桿菌門(Acidobacteria)的獨(dú)桿菌綱(Solibacteres)和變形菌門(Proteobacteria)的根瘤菌目(Rhizobiales)等水平上差異顯著(P<0.05)。B30在厚壁菌門(Firmicutes)的芽胞桿菌目(Bacillales)和變形菌門(Proteobacteria)的紅螺菌目(Rhodospirillales)等水平上差異顯著(P<0.05)。

2.5 不同放牧?xí)r間及放牧方式的林地土壤細(xì)菌微生物與土壤化學(xué)性狀關(guān)聯(lián)分析

放線菌門、酸桿菌門是土壤中主要進(jìn)行物質(zhì)分解的微生物菌門,變形菌門負(fù)責(zé)固氮,硝化螺旋菌門影響硝化過程。由表4可知,土壤化學(xué)性質(zhì)在水平方向上影響著細(xì)菌主要功能菌群的組成及結(jié)構(gòu)變化,SOM含量與酸桿菌門呈極顯著正相關(guān),與綠彎菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)。TN含量與變形菌門呈顯著正相關(guān),與綠彎菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)。AP含量與放線菌門呈顯著正相關(guān),與綠彎菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)。AK含量與芽單胞菌門呈極顯著正相關(guān),與變形菌門呈顯著正相關(guān),同樣與綠彎菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)。NO3--N含量與厚壁菌門呈極顯著正相關(guān),與硝化螺旋菌門呈顯著正相關(guān)。NH4+-N含量與放線菌門呈顯著正相關(guān)。

表4 土壤化學(xué)性狀與細(xì)菌微生物關(guān)聯(lián)性分析表(門水平)Table 4 Correlation analysis diagram of soil environmental factors and soil bacteria (on the phylum level)

3 討論

3.1 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)土壤化學(xué)性狀的影響

對(duì)于放牧的研究大多與土壤微生物和土壤理化性狀結(jié)合起來,它能快速評(píng)價(jià)土地結(jié)構(gòu)狀況,能較早提示草地生態(tài)環(huán)境和生態(tài)系統(tǒng)功能的變化[14-16]。自由放牧已被證明可以改變土壤結(jié)構(gòu)和土壤養(yǎng)分[17],主要是通過畜禽的采食、排泄及活動(dòng)影響草地土壤化學(xué)性質(zhì)的變化。研究采用林下自然生草與林下人工種草2種放牧方式,雞排泄物回歸草場(chǎng),雞的采食與活動(dòng)影響了土壤的變化。

有機(jī)質(zhì)作為土壤最重要的組成部分,是土壤中各種營(yíng)養(yǎng)元素,特別是氮、磷的重要來源。研究發(fā)現(xiàn),土壤化學(xué)性狀受放牧方式的影響較大,尤其是林下人工種草放牧組土壤中SOM、TN、AP、AK、NO3--N和NH4+-N含量顯著高于林下自然生草放牧組,但AP含量有所不同。受到人工種草干預(yù)的影響,土壤化學(xué)性狀指標(biāo)有所改善,可能的原因是林地種草后所產(chǎn)生的凋落物和根系分泌物有所不同,致使釋放的有機(jī)質(zhì)不同,再加上豆科牧草的固氮作用,提高了土壤有機(jī)質(zhì)與全氮含量。曲同寶等[15]報(bào)道,生草能顯著提高不同土層土壤有機(jī)質(zhì)及氮、磷、鉀養(yǎng)分的含量。茍燕妮[16]發(fā)現(xiàn),橘園行間生草能顯著提高土壤SOM含量,改善土壤氮、磷、鉀的供應(yīng)。因此土壤化學(xué)性狀的變化與林地生物環(huán)境密切相關(guān)。

不僅如此,隨著放牧?xí)r間的延長(zhǎng),土壤SOM、TN含量趨于豐富。這可能是由于:(1)放牧動(dòng)物的踩踏壓實(shí),影響到土壤通氣、氧化還原狀態(tài)和土壤持水能力,在適度放牧密度下放牧?xí)r間延長(zhǎng),土壤結(jié)構(gòu)與土壤通氣性改善,土壤化學(xué)性狀積累較快,從而使土壤氮循環(huán)加速,土壤氮含量增加。(2)家畜通過采食活動(dòng)加快營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的轉(zhuǎn)化、排泄物歸還提高土壤營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)等途徑影響草地氮素的循環(huán),加快草地凋落物的分解速度,促進(jìn)土壤有機(jī)質(zhì)與含氮化合物的積累[18]。(3)動(dòng)物糞便和尿液的歸還會(huì)改變土壤有機(jī)質(zhì)和礦質(zhì)氮的含量[19-20]。閆鐘清等[21]報(bào)道,土壤全氮含量隨放牧強(qiáng)度加劇而增加,可能是由于重牧區(qū)家畜糞便多,提供大量的有機(jī)氮源,從而導(dǎo)致土壤中全氮、有機(jī)質(zhì)含量增加。

AP含量隨著放牧?xí)r間增長(zhǎng)呈現(xiàn)出先升后降趨勢(shì),在放牧60 d達(dá)到最高值。這同樣是受到河田雞頻繁采食踐踏的影響,加快了養(yǎng)分從系統(tǒng)中輸出的速度,再加上一些牧草品種根系較發(fā)達(dá),能把土壤中較深層的難溶磷鉀礦物分解吸收出來,然后集于表層土壤中,因此在放牧60 d時(shí)達(dá)最高峰。隨著放牧?xí)r間繼續(xù)延長(zhǎng),土壤負(fù)擔(dān)加重,土壤AP含量反而下降。土壤AK含量受到放牧強(qiáng)度、地理環(huán)境(溫度、水分等)以及植物吸收的影響,導(dǎo)致土壤結(jié)構(gòu)改變,從而影響AK的緩沖能力[21]。隨著放牧?xí)r間延長(zhǎng),AK含量在林下自然生草放牧組呈上升趨勢(shì),在林下人工種草放牧組趨于穩(wěn)定。這是因?yàn)榉拍良倚蠹S便的大量輸入大大增加了土壤AK含量,基于人工種草草地中植被對(duì)有效養(yǎng)分的吸收消納,使得AK含量趨于穩(wěn)定。

NO3--N與NH4+-N含量受放牧?xí)r間的影響較大,在A組與B組間均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。這是因?yàn)殡S著草食動(dòng)物的踩踏、臥息等活動(dòng),土壤容重增加,草地土壤形成了厭氧環(huán)境,反硝化作用增強(qiáng)[22-23],從而使土壤NO3--N與NH4+-N含量隨放牧?xí)r間增長(zhǎng)而下降。

3.2 不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)土壤微生物多樣性與菌群結(jié)構(gòu)的影響

土壤微生物作為評(píng)價(jià)土壤質(zhì)量和健康狀況的重要指標(biāo)之一,在土壤形成與發(fā)育過程中起著重要作用。土壤微生物受到放牧過程中牲畜的采食、踩踏、排泄等活動(dòng)影響而發(fā)生變化[7,24-25]。放牧可調(diào)節(jié)土壤微生物群落的多樣性和群落組成[20,26-29],適度的放牧可增加土壤微生物多樣性[30]。研究比較了2種放牧方式下土壤細(xì)菌微生物的變化情況,林下自然生草放牧組林地植被多為芒萁、茅草等禾本科類植物,而林下人工種草放牧組牧草種類豐富,包括禾本科與豆科等牧草。雞在采食過程中會(huì)優(yōu)先選擇豆科牧草及其他細(xì)嫩牧草,牧草種類的變化直接影響土壤微生物的變化。再加上放牧活動(dòng)對(duì)土壤微生物群落的影響[31],牲畜采食植被地上部分,并將其糞便返回林地[32],更有利于細(xì)菌生長(zhǎng)。這就導(dǎo)致了A組與B組間變化不一致,香農(nóng)威納指數(shù)在A組間表現(xiàn)出逐漸上升的趨勢(shì),而在B組間則相反。受放牧?xí)r間的影響,土壤微生物多樣性在B組間變化幅度不大,但在A組間,隨著放牧?xí)r間延長(zhǎng),觀測(cè)深度、譜系多樣性、微生物多樣性、香農(nóng)威納指數(shù)和辛普森多樣性指數(shù)均呈明顯上升趨勢(shì)。這是因?yàn)榱窒氯斯しN草放牧組經(jīng)過人工干預(yù)后,草地結(jié)構(gòu)發(fā)生改變,土壤結(jié)構(gòu)、通氣性等都有所改善,改變了土壤結(jié)構(gòu)狀態(tài),改善了土壤微生態(tài)環(huán)境,致使土壤微生物多樣性更敏感,微生物多樣性不會(huì)隨著放牧?xí)r間的變化而變化,一直處于平穩(wěn)的優(yōu)勢(shì)狀態(tài),這一結(jié)果與文獻(xiàn)[32-33]一致。影響微生物菌群結(jié)構(gòu)的主要因子是草地類型[34],受土壤中強(qiáng)大的根系影響,土壤微生物多樣性優(yōu)勢(shì)菌群發(fā)生改變[35]。植物通過根系分泌物影響土壤微生物群落,從而改變土壤細(xì)菌組成[36]。林下自然生草放牧組在放牧后期土壤遭受頻繁踩踏,通氣性變差,土壤緊實(shí)度增加,土壤含氧量降低,從而降低了細(xì)菌對(duì)易分解物質(zhì)的分解速率[37],以放線菌門、擬桿菌門、綠彎菌門、厚壁菌門等為優(yōu)勢(shì)菌群,放線菌門是一類厭氧消化反應(yīng)器中具有重要功能的革蘭氏陽(yáng)性細(xì)菌類群,它和綠彎菌門在有機(jī)物分解和營(yíng)養(yǎng)循環(huán)中發(fā)揮了重要作用[38],但有少數(shù)放線菌是致病菌,易引起放線菌病。擬桿菌門和厚壁菌門廣泛存在于土壤中,大多數(shù)植物致病菌屬于厚壁菌門,一般是在土壤貧瘠、養(yǎng)分不充分的條件下產(chǎn)生的[39]。它們?cè)跔I(yíng)養(yǎng)物質(zhì)更豐富的土壤中較其他微生物類群更缺乏競(jìng)爭(zhēng)力,是3種荒漠類型中的優(yōu)勢(shì)類群[40]。研究表明,林下人工種草放牧組土壤優(yōu)勢(shì)種群為芽單胞菌門、變形菌門、酸桿菌門。酸桿菌門是土壤菌群里的最重要的一類微生物,大多屬于寡營(yíng)養(yǎng)型類群。它們是嗜酸菌,在生態(tài)系統(tǒng)中具有重要作用,在土壤中參與降解植物殘?bào)w多聚物,參與鐵循環(huán),具有光合能力等[41-42]。NEMERGUT等[43]研究發(fā)現(xiàn),酸桿菌門的豐富度隨土地利用年限的增加而增多。變形菌門屬富營(yíng)養(yǎng)型類群,主要參與有機(jī)質(zhì)分解[44]。

3.3 土壤微生物與土壤化學(xué)性狀的相關(guān)性分析

土壤微生物群落組成與土壤養(yǎng)分含量、理化性狀等因素密切相關(guān)[30,33]。FIERER等[45]發(fā)現(xiàn),施氮量對(duì)細(xì)菌多樣性沒有產(chǎn)生顯著影響,但施氮對(duì)細(xì)菌群落結(jié)構(gòu)影響顯著,富營(yíng)養(yǎng)細(xì)菌、變形菌門與擬桿菌門上升,而寡營(yíng)養(yǎng)細(xì)菌酸桿菌卻表現(xiàn)出相反趨勢(shì)。TN含量與變形菌門呈顯著正相關(guān),與綠彎菌門呈極顯著負(fù)相關(guān)。研究表明,若爾蓋高寒草甸土壤微生物含量與SOM含量存在顯著正相關(guān)關(guān)系[46-47]。茍燕妮等[16]提出,土壤微生物與土壤SOM和TN含量呈較強(qiáng)的正相關(guān)關(guān)系。酸桿菌與土壤SOM含量呈正相關(guān)[48-49],放線菌門與 NH4+-N含量呈顯著正相關(guān)[50]。

4 結(jié)論

研究揭示了不同放牧?xí)r間及放牧方式對(duì)土壤化學(xué)性狀與土壤微生物菌群的影響。受放牧方式的影響,林下人工種草放牧組土壤SOM、TN、AP、AK、NO3-N與NH4+-N含量均顯著高于林下自然生草放牧組;隨著放牧?xí)r間增加,土壤SOM、AK含量呈逐漸增加趨勢(shì),AP含量呈先上升后下降趨勢(shì),NO3-N與NH4+-N含量則呈下降趨勢(shì)。林下人工種草放牧組土壤微生物多樣性受放牧?xí)r間影響較小,多樣性相對(duì)穩(wěn)定,以芽單胞菌門、變形菌門、酸桿菌門等菌群占主導(dǎo)地位;而林下自然生草放牧組土壤微生物多樣性呈上升趨勢(shì),但增加了放線菌門、擬桿菌門、綠彎菌門、厚壁菌門等菌群。

在實(shí)際生產(chǎn)中,建議在林下放牧河田雞時(shí)采用林下人工種草劃區(qū)輪牧,輪牧?xí)r間以60 d最為適宜。