劉赫群，李嘉堯，成永旭，吳紀華*

(1復旦大學生物多樣性科學研究所，生物多樣性和生態(tài)工程教育部重點實驗室，上海 200438；2上海海洋大學省部共建水產種質資源發(fā)掘與利用教育部重點實驗室，上海 201306)

因全球人口的快速增長和氣候變化，農業(yè)生產正面臨嚴峻的挑戰(zhàn)[1]?，F(xiàn)代農業(yè)因使用化肥農藥等化學物質，造成土壤污染，對維持農作物長期穩(wěn)產及農產品安全產生不利影響。如何減輕化肥農藥對農田土壤帶來的危害，并增加農作物的產量，是實現(xiàn)農業(yè)可持續(xù)發(fā)展所需解決的重要問題。目前許多研究已發(fā)現(xiàn)物種間的互利互惠能夠減少農藥化肥的使用，提高農業(yè)系統(tǒng)的生產力[2-6]，從而成為實現(xiàn)可持續(xù)農業(yè)的重要途徑?，F(xiàn)有研究發(fā)現(xiàn)，漁稻共作(即在稻田養(yǎng)殖水產經濟動物)是利用生物多樣性的重要方式之一，能夠有效減少害蟲和雜草，減輕水體富營養(yǎng)化，增加土壤肥力，提高水稻產量[7-9]。

近年來，漁稻共作得到推廣，并逐漸發(fā)展成為包括稻-魚、稻-蟹、稻-蝦等多種類型共作的稻田綜合種養(yǎng)模式?？耸显r(Procambarus clarkii)原產于美國中南部和墨西哥東北部，并于1929年引進中國[10]，雖是外來物種，但人們發(fā)現(xiàn)該蝦不僅具有食用價值，同時還能在稻田中進行養(yǎng)殖[11]。蝦稻共作模式充分利用人工生態(tài)系統(tǒng)將種植業(yè)與養(yǎng)殖業(yè)有機結合[12]，是一種提高生產效益的高效模式[13]。盡管蝦稻共作模式已經在中國許多地區(qū)進行了產業(yè)化推廣，但這種外來生物在稻田中進行綜合種養(yǎng)的模式對稻田土壤及生態(tài)系統(tǒng)的健康和穩(wěn)定具有什么樣的影響，尚沒有報道。

在農田土壤生態(tài)系統(tǒng)中，線蟲通常是土壤動物中的優(yōu)勢類群，具有較高的多樣性，在土壤食物網中占據多個營養(yǎng)級[14]。食細菌線蟲、食真菌線蟲和捕食性線蟲調節(jié)著土壤生態(tài)系統(tǒng)中的營養(yǎng)循環(huán)，對農作物的生長具有重要的促進作用。但是，一些植食性的病原線蟲取食作物根系等，也會對農業(yè)生產帶來負面影響。此外，土壤線蟲對環(huán)境干擾和污染敏感，可以反映土壤的降解、礦化等，是農田土壤健康和可持續(xù)發(fā)展的重要指示生物[15-17]。因此，本研究以農田土壤線蟲為指示生物，研究蝦稻共作綜合種養(yǎng)模式對土壤生物組分的影響，為評價蝦稻共作對農田生態(tài)系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展的影響提供依據。

1 材料與方法

1.1 試驗設計

本研究在上海市崇明島上海海洋大學實驗基地(31°34′N，121°33′E)進行。試驗分為處理組(蝦稻共作)和對照組(水稻單作)，每組重復5次，共10塊樣地，每塊樣地面積為8 m × 12.5 m，每塊樣地之間用田埂隔開。在每塊樣地中間挖寬0.5 m的十字田溝，有利于養(yǎng)殖水生動物在田間充分活動，且十字田溝的經濟效益較高[18]。稻秧于2015年6月底移栽，種植密度為13叢/m2。蝦苗放入暫養(yǎng)池中進行培育，在水稻進入返青期后，投放成體克氏原螯蝦，每塊樣地共投放205只克氏原螯蝦。7月5日在投放克氏原螯蝦前采集土壤樣品，記錄樣地的本底值，各樣地間無顯著差異。完成投放克氏原螯蝦后，分別于8月18日(水稻分蘗期)、9月17日(水稻抽穗期)、10月20日(水稻成熟期)采集土壤樣品。采樣時在每塊樣地十字田溝分隔的四個區(qū)域內分別采集土樣，利用內徑為 3 cm的采土器采集表層0～10 cm的土柱，并將土柱混勻。水稻于同年11月收割。

將采集的土壤樣品帶回實驗室進行處理，稱取約150 g土樣用4% 的熱福爾馬林溶液固定，用于線蟲群落的分離，同時，另稱取約20 g土壤測定土壤含水率。利用ludox懸浮法[19]分離土壤樣品中的線蟲，在解剖鏡下計數(shù)。每個樣品隨機挑取100條線蟲進行制片，鑒定線蟲至屬的水平。將線蟲按食性劃分類群為食藻類線蟲、食植線蟲、食細菌線蟲、食真菌線蟲、捕食性線蟲和雜食性線蟲[20]，并根據不同的生活史對策將線蟲劃分成 5 個 cp(colonizer-persister)類群(cp1～cp5)[21]，cp1 為典型的機會主義者(opportunist)，極耐污染和環(huán)境壓力；cp2也是機會主義者，較耐污染和環(huán)境壓力；cp3對環(huán)境壓力較敏感；cp4對環(huán)境壓力敏感；cp5為典型的K-對策者，對污染和環(huán)境壓力極為敏感。最后，計算可以反映生態(tài)系統(tǒng)受干擾程度及土壤可持續(xù)健康程度的成熟指數(shù)MI，其公式[21]為：

式中：v(i)為第i個類群的cp值，f(i)為第i個類群在樣品中所占的比例。

1.2 數(shù)據分析

采用 Statistica統(tǒng)計軟件中的多次測量重復方差分析(Repeated Measures ANOVA)分析克氏原螯蝦對水稻田線蟲群落結構特征的影響(顯著水平P＜0.05)，同時對水稻每個生長時期處理間差異利用 Fisher檢驗進行后續(xù)檢驗。為了滿足參數(shù)檢驗的條件，線蟲營養(yǎng)類群百分比數(shù)據需進行反正弦平方根轉換，其他部分數(shù)據采用對數(shù)轉換。

2 結果與分析

2.1 線蟲營養(yǎng)類群組成

重復方差分析結果表明，養(yǎng)殖克氏原螯蝦對稻田土壤中食細菌線蟲的影響達到邊緣顯著水平(P=0.056,F=4.99,df=1)，而對其他各營養(yǎng)類群無顯著影響(表 1)。除食植線蟲外，其他各線蟲食性類群占線蟲總數(shù)量的比例都受克氏原螯蝦放養(yǎng)的顯著影響。從水稻分蘗期至成熟期，蝦稻共作稻田土壤中食細菌線蟲的百分比要顯著高于水稻單作稻田土壤(P＜0.05,F=12.71,df=1)。水稻分蘗期食細菌線蟲的百分比增加了26.52%，抽穗期增加了19.85%，成熟期了增加32.65%。而蝦稻共作土壤中的雜食性和捕食性線蟲顯著低于水稻單作土壤(雜食性線蟲：P＜0.05,F=9.11,df=1；捕食性線蟲：P＜0.05,F=5.46,df=1)。在蝦稻共作中，食細菌線蟲一直都是土壤線蟲群落的優(yōu)勢營養(yǎng)類群，所占比例均大于50%。

表1 水稻單作和蝦稻共作稻田土壤線蟲各營養(yǎng)類群密度(ind./g干土±SE)及百分比(%±SE)Table 1 Densities and percentages of soil nematode trophic groups in rice monoculture and rice-crayfish co-culture

2.2 線蟲cp類群組成及成熟度指數(shù)

從水稻分蘗期至成熟期，蝦稻共作土壤中 cp1線蟲的百分比要顯著高于水稻單作稻田土壤(P＜0.05,F=8.29,df=1)。水稻分蘗期cp1線蟲增加了31.13%，抽穗期增加了24.91%，成熟期增加了19.49%。兩種處理間 cp2線蟲類群所占百分比差異不顯著，而cp3～5線蟲類群所占百分比要顯著低于水稻單作稻田土壤(P＜0.05,F=8.13,df=1)(圖1)。但兩種種植模式中cp1、cp2和cp3～5類群密度無顯著差異。通過對線蟲成熟度指數(shù)的分析得出，從水稻分蘗期至成熟期，蝦稻共作稻田土壤線蟲成熟度指數(shù)均顯著低于水稻單作(P＜0.05,F=21.67,df=1)(圖 2)。

圖1 水稻單作和蝦稻共作稻田土壤線蟲各cp類群所占百分比和密度Fig. 1 Percentages and densities of soil nematode cp groups in rice monoculture and rice-crayfish co-culture

3 討論

本研究結果說明蝦稻共作系統(tǒng)會改變稻田土壤的線蟲群落結構。與水稻單作稻田相比，蝦稻共作稻田土壤食細菌線蟲所占比例相對較高。由于食細菌線蟲能促進細菌生物量的增長，從而提高土壤養(yǎng)分礦化率，增強植物對土壤養(yǎng)分的吸收利用[22]。本研究結果意味著蝦稻共作農田土壤生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)物質循環(huán)加快，并具有較高的營養(yǎng)物質利用率[23]。其他漁稻生態(tài)系統(tǒng)的相關研究發(fā)現(xiàn)漁稻共作對農田土壤營養(yǎng)物質具有積極作用。例如，Li等人[24]研究發(fā)現(xiàn)在鴨稻共作和魚稻共作系統(tǒng)中，稻田養(yǎng)魚養(yǎng)鴨能夠減少氮的損失速率，從而提高氮的利用率。汪清等人[25]的研究發(fā)現(xiàn)稻田養(yǎng)蟹增加了銨態(tài)氮和速效磷的含量。本研究發(fā)現(xiàn)蝦稻共作農田土壤中營養(yǎng)循環(huán)細菌通道加快，原因可能是蝦稻田中克氏原螯蝦的排泄物可作為有機肥料，為微生物提供更多營養(yǎng)，并且克氏原螯蝦在田間的活動提高了土壤通氣性，增加了好氧微生物生物量和活性，增加了資源的吸收，從而加速了營養(yǎng)物質的循環(huán)[26-28]佀。國涵等人[29]有關蝦稻共作的研究也發(fā)現(xiàn)這種種養(yǎng)模式增加土壤微生物活性，改變了稻田生態(tài)系統(tǒng)中的物質循環(huán)。此外，本研究發(fā)現(xiàn)蝦稻田中線蟲cp1類群所占比例較高。cp1線蟲為富集機會主義者，其種群的快速增長是對土壤中營養(yǎng)物質增加的響應，這也進一步證明蝦稻共作能加快農田土壤中的營養(yǎng)循環(huán)。

蝦稻共作土壤中的捕雜食性線蟲所占比例相對較低。捕雜食性線蟲對農田土壤食物網的穩(wěn)定性具有重要作用[30]，因此蝦稻共作可能會導致土壤食物網結構的簡化。線蟲的成熟度指數(shù)可用于評價外界的干擾程度，在干擾下土壤線蟲成熟度指數(shù)較低[31]，主要表現(xiàn)為cp1的線蟲占優(yōu)勢。Bongers[21]指出成熟度指數(shù)越高，生態(tài)系統(tǒng)的成熟度越高，反之則說明生態(tài)系統(tǒng)受到干擾而導致退化。王靜[32]的研究發(fā)現(xiàn)在生態(tài)系統(tǒng)受到外界施肥干擾，土壤肥力增加的情況下，成熟度指數(shù)則變小。本研究發(fā)現(xiàn)蝦稻系統(tǒng)中土壤線蟲成熟度指數(shù)較低，說明克氏原螯蝦的干擾在增加土壤肥力的同時，可能導致土壤生態(tài)系統(tǒng)的生物穩(wěn)定性退化。捕食性線蟲對植食性線蟲具有一定的控制作用，雖然并未發(fā)現(xiàn)蝦稻共作對植食性線蟲具有顯著影響，但蝦稻田中捕食性線蟲所占比例相對較低，將可能不利于對植食性線蟲的控制。

4 結論

蝦稻共作改變土壤線蟲的群落結構，食細菌線蟲比例增加，說明蝦稻共作增加土壤肥力，加快物質循環(huán)，這對滿足水稻的養(yǎng)分需求具有積極作用。而蝦稻田中高營養(yǎng)級土壤線蟲比例下降，線蟲成熟度指數(shù)降低，說明生態(tài)系統(tǒng)食物網趨于簡化，土壤生物穩(wěn)定性下降。由于本研究試驗時間較短，克氏原螯蝦在稻田中進行綜合種養(yǎng)對稻田土壤的長期影響以及相應的改善性農業(yè)措施仍有待進一步研究。

致謝：感謝上海海洋大學的管勤壯和劉洪天同學在田間試驗上的幫助，感謝嚴珺協(xié)助進行土壤樣品采集等工作。

[1] Godfray H C J. The challenge of feeding 9-10 billion people equitably and sustainably[J]. The Journal of Agricultural Science,2014,152(S1): S2-S8

[2] Li L, Li S M, Sun J H, et al. Diversity enhances agricultural productivity via rhizosphere phosphorus facilitation on phosphorus-deficient soils[J]. Proceedings of the National Academy of Sciencesof the United States of America, 2007,104(27): 11192-11196

[3] 胡亮亮. 農業(yè)生物種間互惠的生態(tài)系統(tǒng)功能[D]. 杭州:浙江大學, 2014:1-95

[4] 柳欣茹, 包興國, 王志剛, 等. 灌漠土上連續(xù)間作對作物生產力和土壤化學肥力的影響[J]. 土壤學報, 2016,53(4): 951-962

[5] 代會會, 胡雪峰, 曹明陽, 等. 豆科間作對番茄產量、土壤養(yǎng)分及酶活性的影響[J]. 土壤學報, 2015, 52(4):911-918

[6] Ren W Z, Hu L L, Zhang J, et al. Can positive interactions between cultivated species help to sustain modern agriculture?[J]. Frontiers in Ecology and the Environment,2014, 12(9): 507-514

[7] Xie J, Hu L L, Tang J J, et al. Ecological mechanisms underlying the sustainability of the agricultural heritage rice-fish coculture system[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America,2011, 108(50): E1381-E1387

[8] Zhang J E, Xu R B, Chen X, et al. Effects of duck activities on a weed community under a transplanted rice-duck farming system in southern China[J]. Weed Biology and Management, 2009, 9(3): 250-257

[9] Feng J F, Li F B, Zhou X Y, et al. Nutrient removal ability and economical benefit of a rice-fish co-culture system in aquaculture pond[J]. Ecological Engineering, 2016, 94:315-319

[10] Li Y H, Guo X W, Cao X J, et al. Population genetic structure and post-establishment dispersal patterns of the red swamp crayfishProcambarus Clarkiiin China[J].PLoS ONE, 2012, 7(7): e40652

[11] Brady S. Incidental aquaculture in California’s rice paddies:red swamp crawfish[J]. The Geographical Review, 2013,103(3): 336-354

[12] 熊良偉, 王權. 淡水小龍蝦稻田高效生態(tài)養(yǎng)殖技術[J].水產科技情報, 2011, 38(3): 135-137

[13] 劉其根, 李應森, 陳藍蓀. 克氏原螯蝦的生態(tài)養(yǎng)殖(四)-稻田養(yǎng)殖克氏原鰲蝦[J]. 水產科技情報, 2008, 35(4):186-189

[14] 李玉娟, 吳紀華, 陳慧麗, 等. 線蟲作為土壤健康指示生物的方法及應用[J]. 應用生態(tài)學報, 2005,16(8): 1541-1546

[15] Schloter M, Dilly O, Munch J C. Indicators for evaluating soil quality[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment,2003, 98(1/2/3): 255-262

[16] Doran J W, Zeiss M R. Soil health and sustainability:managing the biotic component of soil quality[J]. Applied Soil Ecology, 2000, 15(1): 3-11

[17] Bongers T, Ferris H. Nematode community structure as a bioindicator in environmental monitoring[J]. Trends in Ecology & Evolution, 1999, 14(6): 224-228

[18] 吳雪, 謝堅, 陳欣, 等. 稻魚系統(tǒng)中不同溝型邊際彌補效果及經濟效益分析[J]. 中國生態(tài)農業(yè)學報, 2010, 18(5):995-999

[19] Griffiths B S, Boag B, Neilson R, et al. The use of colloidal silica to extract nematodes from small samples of soil or sediment[J]. Nematologica, 1990, 36(4): 465-473

[20] Yeates G W, Bongers T, DE Goede R G M, et al. Feeding habits in soil nematode families and genera--An outline for soil ecologists[J]. Journal of Nematology,1993, 23(3): 315-331

[21] Bongers T. The maturity index: An ecological measure of environmental disturbance based on nematode species composition[J]. Oecologia,1990, 83(1): 14-19

[22] 吳紀華, 宋慈玉, 陳家寬. 食微線蟲對植物生長及土壤養(yǎng)分循環(huán)的影響[J]. 生物多樣性, 2007, 15(2): 124-133

[23] van der Heijden M G A, Bardgett R D, van Straalen N M.The unseen majority: soil microbes as drivers of plant diversity and productivity in terrestrial ecosystems[J].Ecology Letters, 2008, 11(3): 296-310

[24] Li C F, Cao C G, WangJP, et al. Nitrogen losses from integrated rice-duck and rice-fish ecosystems in southern China[J]. Plant and Soil, 2008, 307(1/2): 207-217

[25] 汪清, 王武, 馬旭洲, 等. 稻蟹共作對土壤理化性質的影響[J]. 湖北農業(yè)科學, 2011, 50(19): 3948-3952

[26] 章家恩, 許榮寶, 全國明, 等. 鴨稻共作對土壤微生物數(shù)量及其功能多樣性的影響[J]. 資源科學, 2009, 31(1):56-62

[27] 金全永, 朱梅芳, 金紅永. 水稻_蔬菜_小龍蝦多元化復合生態(tài)種養(yǎng)試驗[J]. 漁業(yè)致富指南, 2009,(21): 56-58

[28] 毛妙, 王磊, 席運官, 等. 有機種植業(yè)土壤線蟲群落特征的調查研究[J]. 土壤, 2016, 48(3): 492-502

[29] 佀國涵, 彭成林, 徐祥玉, 等. 稻-蝦共作模式對澇漬稻田土壤微生物群落多樣性及土壤肥力的影響[J]. 土壤,2016, 48(3): 503-509

[30] Polis G A, Strong D R. Food Web Complexity and Community Dynamics[J]. The American Naturalist,1996,147(5): 813-846

[31] 李琪, 梁文舉,姜勇. 農田土壤線蟲多樣性研究現(xiàn)狀及展望[J]. 生物多樣性, 2007, 15(2): 134-141

[32] 王靜. 施肥對青藏高原東部高寒草甸土壤線蟲群落組成的影響[D]. 蘭州: 蘭州大學, 2015: 1-45