除草劑對桉樹人工林下植物及土壤微生物群落的影響

周曉果,左曉慶,溫遠光,2,3,*,王 磊,朱宏光,3,梁宏溫,邵文哲,陳秋海,張彧娜

1 廣西大學(xué)林學(xué)院,廣西森林生態(tài)與保育重點實驗室, 南寧 530004 2 廣西科學(xué)院生態(tài)產(chǎn)業(yè)研究院, 南寧 530007 3 廣西友誼關(guān)森林生態(tài)系統(tǒng)定位觀測研究站, 憑祥 532600

桉樹具有生長快速、適應(yīng)性強、產(chǎn)量高、效益好等特點；其用途廣泛,多數(shù)是全球著名的硬木資源,是制漿造紙的主要原料,是旋切單板、膠合板、纖維板、刨花板、家具制造業(yè)的主要用材,是優(yōu)質(zhì)可再生的生物質(zhì)能源[1]。自18世紀90年代以來,桉樹逐漸成為全球熱帶和亞熱帶地區(qū)重要的造林樹種,在木材資源供給和應(yīng)對氣候變化等方面扮演著越來越重要的角色[1- 2]。目前,全球桉樹人工林的面積已超過2500萬hm2,我國桉樹人工林的面積為450萬hm2,僅次于巴西,而廣西的桉樹人工林面積已達256萬hm2,居全國首位[1]。在我國,桉樹每年提供3000萬m3的木材,約占全國木材產(chǎn)量的30%[3],發(fā)展桉樹人工林對保障國家木材安全、生態(tài)安全,應(yīng)對全球氣候變化以及實現(xiàn)林業(yè)高質(zhì)量發(fā)展均具有重要的意義[1]。然而,桉樹人工林通常采用短周期純林連栽的經(jīng)營方式,經(jīng)營措施包括皆伐、全樹利用、煉山、機耕整地、施肥和噴施化學(xué)除草劑進行林下植被撫育等,對林地造成高強度的干擾,導(dǎo)致生物多樣性降低、土壤質(zhì)量退化、木材產(chǎn)量下降等負面影響,從而引發(fā)一系列的生態(tài)問題[4-5],引起社會各界及各國學(xué)者的廣泛關(guān)注[6-7]。然而,除草劑施用是導(dǎo)致上述系列生態(tài)問題的重要驅(qū)動因素之一。

化學(xué)除草劑因作用迅速、使用方便、易于大面積使用,而成為人工林林下植被撫育的主要方式[8-9]。近10余年來,除草劑在桉樹人工林中的應(yīng)用越來越普遍[10]。關(guān)于除草劑對生物多樣性的影響也逐漸成為學(xué)者們關(guān)注的焦點[11]。有研究表明,除草劑可以改變植物群落的組成[10]、降低植物覆蓋和碳輸入[8]；降低土壤微生物多樣性[12]、影響根際土壤微生物多樣性及群落組成[13]、降低微生物群落碳源利用能力[14]及酶活性[15]。然而,除草劑對植物群落和土壤微生物群落的影響會隨施藥劑量、頻率、施用時間的延長而發(fā)生變化[16],但這些變化對林下植物和土壤微生物群落的影響機制尚缺乏研究。在森林生態(tài)系統(tǒng)中,植物、土壤微生物群落關(guān)聯(lián)緊密[17],植物可以通過凋落物和根系分泌物等向土壤中的微生物提供生長和繁殖所需的營養(yǎng),不同植物功能群具有不同的凋落物質(zhì)量和根系分泌物組成,因此,地上植物多樣性和功能群組成的差異必將影響地下微生物群落的組成,從而影響生態(tài)系統(tǒng)功能[18]。本研究基于4年來在桉樹人工林中開展的不同劑量、不同頻率除草劑噴施試驗,旨在揭示低濃度高頻率、中濃度中頻率和高濃度低頻率施用除草劑條件下,植物和土壤微生物群落的響應(yīng)機制及作用規(guī)律,為除草劑的安全施用和林下植被管理提供科學(xué)建議。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域概況

研究區(qū)域位于廣西欽州市欽南區(qū)大番坡鎮(zhèn)(地處北緯21°49′,東經(jīng)108°38′),丘陵地貌,南鄰北部灣,主要受海洋氣候影響,是我國濕熱多雨的地區(qū)之一。該地區(qū)年平均氣溫21.7—22.8℃,極端最低溫-2.0—1.9℃,極端最高溫34.0—41.0℃,全年≥10℃的年積溫7220—7812℃；歷年平均降雨量為2104.2 mm,由于季風(fēng)所致,降雨分布不均,干濕季分明；每年4—9月為雨季,降雨集中,占全年降雨量的80%；10月至次年3月為干季,降雨量少,占20%。空氣潮濕,年均相對濕度達80%。土壤類型為磚紅壤。原生植被幾無殘存,20世紀90年代主要是馬尾松低產(chǎn)林,1997年開始大面積營造桉樹人工林。

1.2 試驗林的營造與試驗設(shè)計

2014年10月對試驗地進行人工整理,2015年4月完成試驗林營造。桉樹造林的株行距為1.25 m×4 m,密度為2000株/hm2。造林前,每株桉樹施基肥550 g,造林后前2年,每年春季追施桉樹專用肥250 g/株。2015年5月采用隨機區(qū)組實驗設(shè)計,在林地中立地條件、林下植被組成相似的典型區(qū)域隨機設(shè)置4種林下植被撫育方式,即連續(xù)3年人工除草撫育(Manual tending,MT)、連續(xù)3年低劑量高頻率化學(xué)除草撫育(Low-dose high-frequency,LHF)、連續(xù)2年中劑量中頻率化學(xué)除草撫育(Medium-dose medium-frequency, MMF)、造林當(dāng)年高劑量低頻率化學(xué)除草撫育(High-dose low-frequency, HLF),每處理3次重復(fù),共設(shè)置12個30 m×20 m研究樣方。在不同處理之間保留有10 m以上的隔離帶。

試驗中,除草劑為41%草甘膦(異丙胺鹽水劑),3種劑量的除草劑總用量相同,均為1200 mL/667m2。其中:低劑量每次使用的濃度為200 mL/667m2(即每667m2采用200 mL 41%草甘膦兌純水15 kg進行噴施),每年噴施2次,連續(xù)噴施3年(2015—2017年)；中劑量為生產(chǎn)中使用的濃度,每次使用的濃度為300 mL/667m2(即每667 m2采用300 mL 41%草甘膦兌純水15 kg進行噴施),每年噴施2次,連續(xù)噴施2年(2015—2016年),為保證各處理試驗樣地攝入水量一致,2017年在進行LHF處理的同時,每667 m2噴施15 kg純水；高劑量每次使用的濃度為600 mL/667m2(即每667 m2采用600 mL 41%草甘膦兌純水15 kg進行噴施),在試驗第1年(2015年)噴施2次,為保證各處理試驗樣地攝入水量一致,2016、2017年在進行LHF處理的同時,每667 m2噴施15 kg純水。除草劑均采用16型背負式噴霧器及0.7 mm噴片進行噴霧,一年中2次噴施的時間為4—5月和8—9月。人工除草撫育的處理時間也為2015—2017年每年4—5月和8—9月各除草1次。圖1為試驗結(jié)束一年時(2018年7月)的林分結(jié)構(gòu)。

圖1 試驗林分結(jié)構(gòu)(攝于2018年7月)Fig.1 Stand structure of the experimental plantations (Photos were taken in July 2018)

1.3 植物群落調(diào)查及功能群劃分

于2018年7月在每個30 m×20 m的樣方內(nèi),分別位于上、中、下坡各設(shè)1個5 m×5 m的灌木調(diào)查樣方,記錄樣方內(nèi)所有木本植物的種名、個體數(shù)、高度和蓋度；同時,在灌木樣方內(nèi)設(shè)1個2 m×2 m樣方,記錄草本植物的種名、個體數(shù)、高度和蓋度。共設(shè)置灌木和草本調(diào)查樣方72個。參照Miller等[8]的方法,將林下植物劃分為木本植物功能群(Woody plant functional group,WFG)、藤本植物功能群(Vine functional group,VFG)、蕨類植物功能群(Fern functional group,FeFG)、禾草植物功能群(Gramineae functional group,GFG)、非禾本科草本(雜草)植物功能群(Forb functional group,FoFG)和入侵植物功能群(Invasive plant functional group,IFG),以揭示不同植物功能群對除草劑的響應(yīng)和適應(yīng)。

1.4 樣品采集與分析

于2018年7月在每個30 m×20 m的樣方中心以及距離樣方中心9—10 m處,每隔45°設(shè)置一個采樣點,共9個采樣點,用內(nèi)徑為8.5 cm的不銹鋼土鉆采集0—10 cm土層的土樣,去除植物根系及石礫,制成混合土樣后過2 mm孔徑篩,將樣品分為3份,一份風(fēng)干用于測定土壤理化性質(zhì),一份經(jīng)冷凍干燥用于土壤微生物群落磷脂脂肪酸(Phospholipids fatty acid, PLFA)分析,另一份保存于4 ℃冰箱用于土壤酶活性、微生物生物量碳氮及銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量的測定。

土壤基本理化性質(zhì)測定方法參見《土壤農(nóng)化分析》[19]。土壤 pH值采用pH 計( pHS- 25型) 測定,取10 g風(fēng)干土樣與去離子水(土∶水=1∶2.5,W/V) 充分混勻,待土壤溶液澄清后,取上清液測定pH值；土壤水分含量(Soil moisture content,SMC) 采用重量法測定；土壤全氮(Total nitrogen,TN) 含量采用連續(xù)流動分析儀(AA3,Bran and Luebbe, Norderstedt,Germany) 測定；土壤全磷(Total phosphorus,TP) 采用氫氧化鈉堿熔-鉬銻抗比色法測定；土壤全鉀(Total potassium,TK) 采用氫氧化鈉堿熔-火焰光度計法測定；土壤速效鉀(Available potassium,AK) 用乙酸銨浸提-火焰光度計法測定；土壤速效磷(Available phosphorus,AP)用雙酸浸提-鉬銻抗比色法測定；土壤有機質(zhì)(Soil organic matter,SOM) 采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法測定；土壤微生物生物量碳(Microbial biomass carbon,MBC)、氮(Microbial biomass nitrogen,MBN) 測定采用氯仿熏蒸浸提法；稱取10 g鮮土,用2 mol/LKCl溶液提取后于全自動連續(xù)流動分析儀測定土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量。土壤有效氮(Available nitrogen,AN) 含量為銨態(tài)氮、硝態(tài)氮含量之和。

參照 Frosteg?rd 等[20]的方法測定土壤微生物群落PLFA含量。單個脂肪酸種類用 nmol/g干土表示,每種脂肪酸的濃度基于19∶0碳內(nèi)標(biāo)的濃度來計算。本研究中,用PLFA i14:0、a15:0、i15:0、i16:0、a17:0、i17:0指示革蘭氏陽性菌(Gram-positive bacteria,GP),16:1ω7c、cy17:0、18:1ω5c、18:1ω7c、cy19:0指示革蘭氏陰性菌(Gram-negative bacteria,GN),10Me16:0、10Me17:0、10Me18:0指示放線菌(Actinomycetes,Act),18:1ω9c、18:2ω6c指示真菌,16:1ω5c指示叢枝菌根真菌(Arbuscular mycorrhizal fungi,AMF)[21- 23]。細菌的PLFA含量為GP與GN的PLFA含量之和。

通過測定土壤氧化還原酶類(過氧化物酶、酚氧化酶) 及水解酶類(β- 1,4-葡萄糖苷酶和N-乙酰-β-氨基葡萄糖苷酶、脲酶、磷酸酶) 的活性來評價土壤微生物功能[24]。過氧化物酶(Peroxidase,PER)和酚氧化酶(Phenol oxidase,PHE)活性采用左旋多巴胺(L-DOPA)為底物進行測定[25]。β- 1,4-葡萄糖苷酶(β- 1,4-glucosidase,BG) 和 N-乙酰-β-氨基葡萄糖苷酶(N-acetyl-β-glucosaminidase,NAG) 活性采用對硝基苯乙酰基氨基葡萄糖苷為底物進行測定[26-27]。脲酶(Urease,URE) 活性采用次氯酸鈉-苯酚鈉比色法測定；酸性磷酸酶(Acid phosphatase,ACP) 活性利用對-硝基酚磷酸鈉溶液為底物測定[28]。

1.5 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

林下植物重要值(Importance value,IV)計算公式為:

IV=(相對蓋度+相對密度+相對頻度)/3

其中,相對蓋度(%)=100×樣方內(nèi)某個種的蓋度/所有種的總蓋度；

相對密度(%)=100×樣方內(nèi)某個種的株數(shù)/所有種的總株數(shù)；

相對頻度(%)=100×樣方內(nèi)某個種出現(xiàn)的次數(shù)/所有種出現(xiàn)的總次數(shù)。

物種豐富度指數(shù):S=樣方內(nèi)出現(xiàn)的物種數(shù)。

Shannon-Wiener 指數(shù)(H)[29]:

式中,pi=ni/Ni代表第i個物種的個體數(shù)ni占所有個體總數(shù)Ni的比例。

Simpson指數(shù)(D)[30]:

Pielou 均勻度指數(shù)(J)[31]:

式中,H為Shannon-Wiener指數(shù),S為樣方內(nèi)出現(xiàn)的物種數(shù)。

采用單因素方差分析(One-way ANOVA)檢驗不同處理林下植物多樣性指數(shù)、功能群重要值、土壤養(yǎng)分含量、土壤酶活性、土壤微生物功能群PLFA含量的差異,用S-N-K法進行顯著性檢驗；采用Pearson相關(guān)分析方法對林下植物功能群重要值與土壤性質(zhì)、微生物及酶活性進行相關(guān)分析；以上分析均用SPSS19.0(SPSS, Inc, Chicago, IL)軟件完成,顯著性水平設(shè)P<0.05。在R3.5.1中采用piecewiseSEM程序包[32]構(gòu)建除草劑影響土壤養(yǎng)分、林下植物群落、土壤酶活性及土壤微生物群落的結(jié)構(gòu)方程模型,其中土壤養(yǎng)分用包含SOM、TN、TP、TK、AN、AP、AK含量主成分分析第一軸(PC1)的數(shù)據(jù)表征,林下植物群落用包含多樣性指數(shù)、功能群重要值主成分分析第一軸(PC1)的數(shù)據(jù)表征,酶活性用本研究所測得6種酶活性主成分分析第一軸(PC1)的數(shù)據(jù)表征,土壤微生物群落用各功能群PLFA含量、MBC、MBN主成分分析第一軸(PC1)的數(shù)據(jù)表征。主成分分析采用vegan程序包進行[33]。采用Sigmaplot 11.0輔助繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 植物種類和功能群組成

本實驗共監(jiān)測到維管束植物55種,分屬32科、48屬；其中木本植物25種、藤本植物18種、蕨類植物4種、禾草植物3種、雜草2種、入侵植物3種(表1)。由表1可以看出,施用除草劑導(dǎo)致桉樹人工林林下植物種類和功能群組成發(fā)生了顯著變化。人工除草(MT)時,林下以WFG、VFG、FeFG、GFG為共優(yōu)勢,重要值分別為29.17%、25.99%、22.50%、21.87%(圖2)。低劑量高頻率施用除草劑(LHF)顯著提高了FeFG的重要值(IV=53.87%),顯著降低了VFG的重要值(IV=9.79%),而林下WFG、GFG重要值有所降低,IFG重要值有所上升。中劑量中頻率施用除草劑(MMF)顯著提高了GFG的重要值,其重要值為39.13%,VFG、WFG重要值則顯著下降,分別為13.24%和12.77%。高劑量低頻率施用除草劑(HLF)時,林下以WFG重要值最高,為32.35%,其次是FeFG和VFG,分別為24.52%和23.37%,GFG相應(yīng)為17.62%。在所有的處理中,雜草植物和入侵植物功能群的比例最低,為0—4.29%之間(圖2)。

由圖3可以看出,與人工除草相比,施用除草劑均不同程度地降低了物種豐富度、Simpson指數(shù)、Shannon-Wiener指數(shù)和均勻度指數(shù),其中,除了低劑量高頻率施用除草劑顯著降低了林下植物的Simpson指數(shù)(P<0.05)外,其余差異不顯著(P>0.05),但隨著除草劑施用濃度的增加和頻率降低,物種豐富度和各多樣性指數(shù)又呈現(xiàn)逐漸增加的趨勢(圖3)。

表1 不同處理桉樹人工林林下植物物種、功能群組成及重要值

圖2 不同處理桉樹人工林林下植物功能群重要值 Fig.2 Importance value of different plant functional groups in understory of Eucalyptus plantations with different treatmentsWFG:木本植物功能群 Woody plant functional group；VFG:藤本植物功能群 Vine functional group；FeFG:蕨類植物功能群 Fern functional group；GFG:禾草植物功能群 Gramineae functional group；FoFG:非禾本科草本(雜草)植物功能群 Forb functional group；IFG:入侵植物功能群 Invasive plant functional group；不同小寫字母表示同一功能群不同處理間差異顯著(P<0.05)

圖3 不同處理桉樹人工林林下植物多樣性Fig.3 Diversity indices of understory plant species in Eucalyptus plantations with different treatments不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(P<0.05)

2.2 土壤微生物生物量及功能群組成

MT、LHF、MMF和HLF處理的土壤微生物生物量碳含量分別為(375.72±17.97) mg/kg、(290.94±12.88) mg/kg、(127.24±7.00) mg/kg、(279.63±23.52) mg/kg,土壤微生物生物量氮的含量分別為(49.71±1.86) mg/kg、(25.90±1.41) mg/kg、(22.87±0.55) mg/kg、(23.89±1.27) mg/kg(圖4)。土壤微生物生物量碳、氮均以人工除草的最高,MMF的最低。方差分析結(jié)果表明,施用除草劑顯著降低了微生物生物量碳、氮的含量,MMF的微生物生物量碳顯著低于LHF和HLF(P<0.05),而三者之間的微生物生物量氮差異不顯著(P>0.05)(圖4)。

圖4 不同處理桉樹人工林的土壤微生物生物量碳氮Fig.4 Microbial biomass carbon and nitrogen in Eucalyptus plantations with different treatments不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(P<0.05)

研究結(jié)果顯示,HLF((9.19±0.12) nmol/g)和MT((8.89±0.33) nmol/g)的土壤總PLFA差異不顯著(P>0.05),但兩者均顯著高于MMF((8.19±0.18) nmol/g)和LHF((7.74±0.13) nmol/g)的土壤總PLFA(P<0.05),后兩者之間的差異也不顯著(P>0.05)。與MT相比,LHF顯著降低了總PLFA、真菌和放線菌的PLFA含量；MMF顯著降低了放線菌和總PLFA(P<0.05),而HLF的細菌、真菌、叢枝菌根真菌以及總PLFA與MT均無顯著差異(P>0.05),但放線菌的PLFA含量顯著提高。與MT相比,隨著除草劑濃度的增加和頻率降低,各微生物類群的PLFA含量均呈先下降后增加的趨勢(圖5)。

圖5 不同處理桉樹人工林土壤微生物功能群的PLFA含量Fig.5 PLFA contents of soil microbial functional groups in Eucalyptus plantations with different treatments不同小寫字母表示不同處理間差異顯著(P<0.05)

2.3 土壤養(yǎng)分特征

和MT相比,除了HLF處理顯著降低了土壤全磷(TP)的含量外,不同處理間土壤養(yǎng)分指標(biāo)均無顯著差異(表2),但除草劑處理的土壤養(yǎng)分指標(biāo)均存在不同程度的下降趨勢。從表2還可看出,不同的指標(biāo)對除草劑的響應(yīng)不同,隨著除草劑濃度的增加和頻率的降低,土壤pH、全鉀呈上升趨勢,土壤含水量、全磷、速效磷和速效鉀呈下降趨勢,而土壤有機質(zhì)、全氮、有效氮的含量卻呈先下降后增加的趨勢。

2.4 土壤酶活性

由表3可知,與MT相比,施用除草劑顯著降低了土壤酸性磷酸酶和過氧化物酶的酶活性,而HLF顯著提高了土壤脲酶的活性。雖然施用除草劑對β- 1,4-葡糖苷酶、N-乙酰-β-氨基葡糖苷酶和酚氧化酶的影響不顯著,但均不同程度地降低了其酶活性。隨著除草劑濃度的增加和頻率的降低,酶活性呈先下降后恢復(fù)的趨勢(表3)。

表2 不同處理桉樹人工林土壤養(yǎng)分特征

表3 不同處理桉樹人工林的土壤酶活性

2.5 林下植物與土壤性質(zhì)、微生物和酶活性的關(guān)系

相關(guān)分析結(jié)果表明,林下木本植物功能群與土壤微生物總PLFA、放線菌PLFA、革蘭氏陰性菌PLFA及PER活性呈顯著正相關(guān)關(guān)系(表4)。藤本植物功能群與全氮、全鉀、總PLFA、細菌、真菌、放線菌、革蘭氏陽性、革蘭氏陰性菌PLFA、BG、NAG、PHE及PER活性呈顯著或極顯著的正相關(guān)關(guān)系。而蕨類植物功能群與全鉀、總PLFA、細菌、真菌、放線菌、革蘭氏陽性菌PLFA、NAG、PHE活性呈顯著或極顯著的負相關(guān)關(guān)系。禾草植物功能群與有效氮、MBC呈顯著負相關(guān)關(guān)系,而與GP∶GN呈顯著正相關(guān)關(guān)系。雜草植物功能群分別與全磷、脲酶活性呈顯著負、正相關(guān)關(guān)系。

結(jié)構(gòu)方程模型闡明了土壤微生物群落68%的變異可由除草劑對土壤養(yǎng)分、林下植物群落、土壤酶活性的影響來解釋(圖6)。模型適配度良好,擬合結(jié)果為:Fisher′sC=1.627,P=0.443,自由度df=2。除草劑對土壤微生物群落的直接影響并不顯著(β=-0.004,P=0.991),而是主要通過降低林下植物群落多樣性(β=-0.655,P=0.020)、土壤養(yǎng)分(β=-0.342,P=0.276)間接影響土壤微生物群落。此外,除草劑對土壤酶活性的影響也不顯著(β=0.431,P=0.395),但土壤酶活性顯著影響土壤微生物群落(β=0.573,P=0.041)。

表4 林下植物功能群重要值與土壤性質(zhì)、微生物及酶活性的相關(guān)性分析

圖6 除草劑影響土壤養(yǎng)分、林下植物群落、土壤酶活性及微生物群落的結(jié)構(gòu)方程模型Fig.6 A structural equation model(SEM)showing the effects of herbicide on soil nutrients, understory plant community, soil enzyme activity and soil microbial community箭頭:指標(biāo)對指向指標(biāo)的影響；箭頭粗細:所受影響程度(箭頭越粗表示影響越大)；箭頭上系數(shù):β值,標(biāo)準(zhǔn)通徑系數(shù)；實線:正相關(guān)；虛線:負相關(guān)

3 討論

3.1 除草劑對植物物種組成和功能群的影響

多數(shù)研究認為除草劑降低了物種多樣性[34- 36],但也有研究表明,除草劑并未使物種多樣性降低[37],只是導(dǎo)致物種組成發(fā)生改變[38- 41]。長期使用單一除草劑或防除植物種類相近的除草劑可能引起物種組成趨同化[42],而且容易給植物施加強大的選擇壓力,使抗單一除草劑甚至抗多種除草劑的植物種類和數(shù)量不斷增加[2,43]。Zhou等[5]的研究發(fā)現(xiàn)高濃度高頻率除草劑導(dǎo)致桉樹林下植物群落多樣性減少和外來入侵植物增加。本研究發(fā)現(xiàn),除草劑降低物種豐富度和多樣性指數(shù),但差異不顯著,且隨除草劑施用頻率的降低及恢復(fù)時間的增加,物種豐富度及多樣性指數(shù)呈恢復(fù)趨勢,這與上述除草劑只改變植物物種組成,并未使物種多樣性降低的結(jié)果一致[39- 41]。有研究表明,除草劑能促進草本植物群落的發(fā)育[5,44],降低木本植物的物種豐富度[5,45]。除草劑的應(yīng)用頻率越高,植物生長型(功能群)的相對多度和相對蓋度減少越明顯[46]。我們早期的研究也發(fā)現(xiàn),在煉山和非煉山條件下,桉樹林下植物功能群對低濃度低頻率除草劑的響應(yīng)不同,煉山+除草劑增加木本植物蓋度,降低蕨類、雜草、禾草和豆科植物蓋度,非煉山+除草劑卻出現(xiàn)相反的趨勢[10]。本研究發(fā)現(xiàn),不同植物功能群對不同劑量和不同頻率除草劑的響應(yīng)存在顯著差異,低劑量高頻率除草劑顯著提高蕨類植物功能群的重要值,而顯著降低藤本植物功能群的重要值；中劑量中頻率除草劑顯著提高禾草植物功能群的重要值,卻顯著降低木本和藤本植物功能群的重要值；高劑量低頻率除草劑與人工除草(對照)無顯著差異。桉樹林下植物功能群的去除試驗表明,木本植物功能群具有比其它植物功能群更強的生態(tài)系統(tǒng)多功能性的維持能力[47]。本研究中,中劑量中頻率除草劑施用顯著降低木本植物功能群的優(yōu)勢,這可能會對生態(tài)系統(tǒng)多功能性產(chǎn)生長期的負面影響。此外,除草劑對植物最顯著的影響是致死,而未被殺死的植物會自我修復(fù)[48],但不同的物種對除草劑的敏感程度及自我修復(fù)能力均存在差異[49]。本研究中,高劑量低頻率除草劑應(yīng)用對植物多樣性的影響反而較小,可能與處理的頻率低,而恢復(fù)的時間較長有關(guān),也可能與本試驗的高劑量并非極值有關(guān)。

3.2 除草劑對土壤微生物和酶活性的影響

呼蕾等[50]的研究表明,草甘膦對土壤微生物生物量碳和生物量氮的影響會因土壤類型的不同而異,指出在堿性土,草甘膦對土壤微生物生物量碳和生物量氮含量有一定的抑制作用,而在酸性土,卻表現(xiàn)出一定的激活作用。在本研究中,施用除草劑均顯著降低土壤微生物生物量碳和生物量氮的含量,尤其以中劑量中頻率除草劑的負作用最明顯,這可能與中劑量中頻率除草劑施用顯著降低木本、藤本植物功能群而顯著提高林下禾草植物功能群的優(yōu)勢有關(guān)[47](表4)。有研究認為,施用高濃度的草甘膦會使土壤微生物活性受抑制[51- 52]。本研究還發(fā)現(xiàn),施用除草劑顯著降低了酸性磷酸酶和過氧化物酶的活性；酚氧化酶、β- 1,4-葡糖苷酶和N-乙酰-β-氨基葡糖苷酶的活性也有所降低,但影響不顯著,并且,隨著除草劑濃度的提高和頻率下降,恢復(fù)期延長,酶活性有所恢復(fù)；高劑量低頻率除草劑顯著提高了脲酶的活性。這表明除草劑對土壤酶活性的影響會隨施藥劑量、頻率的變化而發(fā)生變化[16,53]。

多數(shù)研究認為,施用高濃度的草甘膦導(dǎo)致土壤微生物數(shù)量普遍降低,隨著草甘膦施入時間的延長,對土壤微生物的抑制作用逐漸減弱[51-52]。鄧曉等[51]研究發(fā)現(xiàn)草甘膦對土壤微生物的種群數(shù)量及土壤中細菌、放線菌和真菌生長速率均具有一定的抑制作用,并隨藥劑濃度的升高抑制作用逐漸增強。陶波等[54]研究發(fā)現(xiàn),隨著草甘膦施入時間的延長,真菌、細菌、放線菌的種群數(shù)量有所恢復(fù),其中放線菌與真菌同細菌相比對草甘膦敏感,土壤細菌對草甘膦具有較強的耐受或降解能力。也有研究認為,田間施用高濃度的草甘膦對土壤微生物群落結(jié)構(gòu)幾乎沒有影響[55],而且草甘膦噴施后只會導(dǎo)致農(nóng)田內(nèi)少數(shù)的土壤微生物種群發(fā)生變化,但這些變化都具有時效性,并且影響比較微弱[56]。本研究結(jié)果顯示,除草劑對土壤微生物群落的直接影響并不顯著,而是通過對林下植物群落和土壤養(yǎng)分的負面影響間接影響土壤微生物群落(圖6)。方差分析結(jié)果顯示,低劑量高頻率除草劑顯著降低了微生物群落、真菌和放線菌的PLFA含量,這與該處理顯著降低林下藤本而顯著提高蕨類植物功能群有關(guān)(表4,圖2)；中劑量中頻率除草劑顯著降低了微生物群落和放線菌的PLFA含量,這與該處理顯著降低木本和藤本植物功能群有關(guān)(表4,圖2)；高劑量低頻率除草劑的微生物群落、細菌、真菌以及叢枝菌根真菌的PLFA含量在經(jīng)過兩年的恢復(fù)之后與人工除草相比均無顯著差異,但放線菌的含量顯著升高,這也與該處理林下植物功能群及多樣性的恢復(fù)有關(guān)(表4,圖2,圖3)。我們前期的研究表明,林下植被由多功能群組成(多樣性高)的群落比單一功能群占優(yōu)勢(多樣性低)的群落更有利于凋落物的分解；木本植物功能群能提供更多樣化的凋落物及根系分泌物,從而為土壤微生物群落提供更多底物和生境,提高土壤微生物PLFA含量、增強土壤養(yǎng)分含量及酶活性[47]。本研究中,低劑量高頻率及中劑量中頻率除草劑處理均會導(dǎo)致木本和藤本植物功能群優(yōu)勢的降低,導(dǎo)致凋落物分解緩慢及碳源輸入的減少是微生物生物量降低的主要原因。

4 結(jié)論

除草劑對林下植物群落多樣性、功能群重要值、土壤微生物群落PLFA及土壤酶活性的影響隨施藥劑量、頻率的改變而發(fā)生變化。不同劑量和頻率的除草劑并未顯著降低林下植物群落物種豐富度和多樣性,隨除草劑施用頻率的降低及恢復(fù)時間的增加,物種豐富度及多樣性指數(shù)呈恢復(fù)趨勢。不同劑量和頻率的除草劑顯著改變不同植物功能群的優(yōu)勢度,并通過對林下植物群落和土壤養(yǎng)分的負面影響間接影響土壤微生物群落。低劑量高頻率除草劑顯著提高蕨類植物功能群的重要值,而顯著降低藤本植物功能群的重要值,從而顯著降低了微生物群落、真菌和放線菌的PLFA含量。中劑量中頻率除草劑顯著提高禾草植物功能群的重要值,卻顯著降低木本和藤本植物功能群的重要值,導(dǎo)致微生物群落和放線菌的PLFA含量顯著降低。高劑量低頻率除草劑處理中,在經(jīng)過3年時間無除草劑噴施的干擾后,林下植物功能群及多樣性恢復(fù)到與人工除草無差異的水平,其土壤微生物群落、細菌、真菌以及叢枝菌根真菌的PLFA含量、土壤酶活性也與人工除草無顯著差異,且放線菌PLFA及脲酶活性顯著提高,但土壤全磷含量顯著降低,速效磷含量也明顯降低。值得注意的是,施用除草劑顯著降低了土壤微生物生物量碳、氮的含量。因此,生產(chǎn)上應(yīng)減少除草劑的施用,以減少對林下植物和土壤微生物群落的負效應(yīng)。本文僅研究了不同劑量和頻率的除草劑施用4年后林下植物和土壤微生物群落的變化,除草劑對森林生態(tài)系統(tǒng)造成的影響是長期而復(fù)雜的,除草劑施用對桉樹人工林林下植物和土壤微生物群落的長期影響及其機制還有待深入研究。