楊 暢，朱文琰，許明圓，王婭琳，徐世曉，孫 平

（1. 河南科技大學(xué)動物科技學(xué)院, 河南 洛陽 471003；2. 河南科技大學(xué)園藝與植物保護(hù)學(xué)院, 河南 洛陽 471003；3. 中國科學(xué)院西北高原生物研究所, 青海 西寧 810008）

青藏高原是亞洲內(nèi)陸高原，也是世界上平均海拔最高、面積最大的高原，是我國重要的生態(tài)屏障區(qū)和草牧業(yè)生產(chǎn)區(qū)[1-2]。其中生態(tài)草牧業(yè)是高寒地區(qū)農(nóng)牧民的重要支柱產(chǎn)業(yè)，更是我國高原牧區(qū)可持續(xù)發(fā)展中不可忽視的部分[3]。然而氣候變化[4]、過度放牧[5]等自然和人類活動已對高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生了嚴(yán)重影響。不合理的放牧方式會使高寒草甸地表覆蓋度降低，導(dǎo)致草地承載力下降，而且家畜的踐踏作用會破壞草地植被，出現(xiàn)裸地現(xiàn)象，導(dǎo)致草原荒漠化的風(fēng)險(xiǎn)增加[6-7]。由于青藏高原平均海拔在4 000 m 以上，常年低溫環(huán)境會使植物的生長時(shí)間縮短，導(dǎo)致高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)具有脆弱性[8]，因此高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)容易受到氣候變暖和人類活動的雙重影響[9]。

草地生態(tài)系統(tǒng)具有自我修復(fù)的能力。當(dāng)草地生態(tài)系統(tǒng)受到損害時(shí)，及時(shí)進(jìn)行人工干預(yù)，采用圍欄封育或合理的放牧方式，降低放牧對草地的影響，受損草地便可通過植物自然更新(譬如無性繁殖和有性繁殖)和群落演替等途徑恢復(fù)到穩(wěn)定的草地生態(tài)系統(tǒng)[10]。有性繁殖是草地生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)的重要途徑之一，它保證了種群的延續(xù)，有利于維持群落組成和結(jié)構(gòu)穩(wěn)定，在生物多樣性的保護(hù)方面發(fā)揮著重要作用[11-12]。其中實(shí)生苗建植是草地植被有性繁殖的關(guān)鍵階段之一。在尚未完全退化的草地群落中，通過種子庫的萌發(fā)與幼苗生長，擴(kuò)大優(yōu)勢種的區(qū)域分布，能夠引導(dǎo)草地群落結(jié)構(gòu)演替的方向[13]。但幼苗期也是植物生命周期中最脆弱的時(shí)期[14-15]，實(shí)生苗需要一定的條件才能成功建植和生長發(fā)育[16]，因此草地的環(huán)境條件和種間競爭對實(shí)生苗的影響更全面[17]。又因?yàn)楦吆莸樯鷳B(tài)系統(tǒng)長期位于高寒高海拔的特殊環(huán)境，生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性較差，因此高寒草甸實(shí)生苗的補(bǔ)充與更新對維持草地生態(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定性具有重要意義[18-19]。

放牧對草地植物物種組成的影響有多種方式，除了會減少地上生物量以及影響植物的開花和種子生產(chǎn)之外，放牧還會嚴(yán)重影響幼苗的萌發(fā)與生長[20]。因此，放牧效應(yīng)是草地生態(tài)學(xué)研究最多的因素之一[21-23]。研究普遍認(rèn)為，放牧?xí)@著影響高寒草甸成年植株的群落結(jié)構(gòu)及演替方向，其中重度放牧影響最大，且長期重度放牧?xí)?dǎo)致草地發(fā)生退化現(xiàn)象[24-27]。但是放牧是否也會改變草地實(shí)生苗的群落結(jié)構(gòu)及演替方向，相關(guān)的研究卻很少。為探究這一問題，本研究針對青藏高原高寒草甸環(huán)境的特殊性和代表性，采用圍欄封育和不同強(qiáng)度的放牧模式，探討放牧效應(yīng)對草地實(shí)生苗更新和功能群等的影響，從繁殖策略的角度揭示實(shí)生苗的動態(tài)分布和變化規(guī)律，為放牧草地的群落演替動態(tài)預(yù)測和草地生態(tài)恢復(fù)提供一定的理論依據(jù)，有助于維持高寒草甸的物種多樣性及合理利用草地資源。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

本研究區(qū)位于青海省東北部的貴南縣(100°13′～101°33′ E，35°09′～36°08′ N)，總面積為6 649.7 hm2，年平均氣溫為2.3 ℃，年均降水量為403.8 mm，年均日照時(shí)數(shù)為2 907.8 h，年均蒸發(fā)量為1 378.5 mm，屬典型的高原大陸性氣候。草地類型為高寒草甸，主要建群種有矮生嵩草(Kobresia humilis)、冷地早熟禾(Poa crymophila)、異針茅(Stipa aliena)、垂穗披堿草(Elymus nutans)等。

試驗(yàn)區(qū)天然草地的利用方式以家畜放牧為主。按照當(dāng)?shù)啬撩竦姆拍练绞剑x擇地形一致、氣候條件相同的天然草地(圖1)，制定3 種放牧強(qiáng)度，分別為輕度放牧(light grazing, LG)、中度放牧(moderate grazing, MG)和重度放牧(heavy grazing, HG)，并在周圍選擇一處樣地進(jìn)行圍欄作為封育樣地(enclosed grassland, EG)，每個(gè)研究樣地面積均為3 hm2。放牧樣地自2013 年8 月開始實(shí)行全年放牧，其放牧強(qiáng)度分別為每公頃0.33、0.68 和2.14 頭牛。封育樣地自2013 年8 月開始進(jìn)行圍欄封育。

圖1 研究樣地位置圖Figure 1 Location map of sample plots

1.2 草地群落調(diào)查及樣品采集

2020 年8 月初，當(dāng)植被達(dá)到生長高峰期時(shí)，在4 個(gè)樣地中(每個(gè)樣地隨機(jī)選取5 個(gè)重復(fù)樣方，樣方大小為50 cm × 50 cm)進(jìn)行群落調(diào)查。根據(jù)中國植物志，認(rèn)真鑒定并詳細(xì)記錄各樣方內(nèi)草地實(shí)生苗的物種組成和密度。本研究中根據(jù)生活型將草地植物分為一年生、二年生和多年生植物3 種類型，并根據(jù)植物科屬進(jìn)行功能群分類，分為禾本科、菊科、豆科和雜類草4 種類型。

在完成群落調(diào)查之后，用土鉆采集每個(gè)樣方的表層(0-10 cm)土壤，并將其帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行處理與測定。土壤經(jīng)過風(fēng)干后，過0.3 mm 的篩網(wǎng)并測定土壤的總碳含量(total carbon, TC)、總氮含量(total nitrogen, TN)和總磷含量(total phosphorous, TP)，元素含量單位均為(g·kg-1)，再計(jì)算得出碳氮比(carbonnitrogen ratio, C/N)、碳磷比(carbon-phosphorous ratio,C/P)和氮磷比(nitrogen-phosphorous ratio, N/P)。碳元素和氮元素采用Vario MACRO cube CHNS 元素分析儀測定，磷元素采用鉬銻抗分光光度法測定，再通過計(jì)算得出C/N、C/P 和N/P。

1.3 數(shù)據(jù)處理

1.3.1實(shí)生苗α 多樣性指數(shù)計(jì)算

采用群落結(jié)構(gòu)指數(shù)中的Margalef 豐富度指數(shù)、Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)、Simpson 優(yōu)勢度指數(shù)和Pielou 均勻度指數(shù)來分析樣方內(nèi)實(shí)生苗群落的α 多樣性。具體按下列公式計(jì)算：

Margalef 豐富度指數(shù) (Ma)：

式中：S為樣方內(nèi)實(shí)生苗的總物種數(shù)；N為樣方內(nèi)實(shí)生苗所有物種的總株叢數(shù)；Pi為物種i的實(shí)生苗密度占樣方內(nèi)實(shí)生苗總密度的比值。

1.3.2數(shù)據(jù)分析

用Excel 2019 對數(shù)據(jù)進(jìn)行預(yù)處理，并用統(tǒng)計(jì)分析軟件SPSS 26.0 進(jìn)行單因素方差(One-way ANOVA)分析，顯著性水平設(shè)為P＜ 0.05，數(shù)據(jù)結(jié)果用“平均值 ± 標(biāo)準(zhǔn)差”表示。利用R 3.6.1 編程軟件對實(shí)生苗群落數(shù)據(jù)和土壤理化性質(zhì)進(jìn)行Pearson 相關(guān)性分析，顯著水平為P＜ 0.05，極顯著水平為P＜ 0.01。使用GraphPad Prism 8 繪制柱狀圖及百分比堆積圖。

2 結(jié)果

2.1 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗的物種組成和密度

實(shí)生苗密度及物種組成對不同放牧強(qiáng)度的響應(yīng)不同(表1)，在所有樣地中共出現(xiàn)31 種實(shí)生苗物種，所屬18 個(gè)科，其中EG 樣地僅出現(xiàn)10 種，放牧樣地出現(xiàn)31 種。隨著放牧強(qiáng)度的增加，狗娃花(Aster hispidus)、風(fēng)毛菊(Saussurea japonica)、青海龍 蒿(Artemisia dracunculus)、 蒲 公 英(Taraxacum mongolicum)、狼毒(Stellera chamaejasme)等菊科和雜草的實(shí)生苗物種開始出現(xiàn)，并逐漸增多，成為優(yōu)勢物種。在4 個(gè)樣地中，大多數(shù)植物的實(shí)生苗密度呈增加趨勢，其中家畜喜食的常見牧草顯著增加(P＜ 0.05)，如垂穗披堿草(Elymus nutans)、冷地早熟禾(Poa crymophila)、花苜蓿(Medicago ruthenica)等；且家畜不喜食的菊科植物和毒雜草也顯著增加(P＜0.05)，其中毒雜草毛茛(Ranunculus japonicus)的增勢最大，且在MG 樣地中數(shù)量最多，為205 株·m-2。隨著放牧強(qiáng)度的增加，草地實(shí)生苗總密度也隨之變化，總體呈先升高后降低的趨勢，在MG 樣地達(dá)到最大值，為614 株·m-2，顯著高于其他樣地(P＜ 0.05)，其中EG 樣地實(shí)生苗總密度最少，為147 株·m-2，顯著低于其他樣地(P＜ 0.05)。

表1 不同放牧強(qiáng)度下高寒草甸植物實(shí)生苗密度Table 1 Plant seedling density in alpine meadow under different grazing intensities

2.2 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗功能群密度的變化

與EG 樣地相比，放牧極大地改變了實(shí)生苗功能群的群落組成(圖2)。隨著放牧強(qiáng)度的增加，禾本科和豆科的實(shí)生苗占比呈現(xiàn)明顯的先下降后上升的趨勢(P＜ 0.05)，而菊科和雜草實(shí)生苗占比呈明顯的先上升后下降的趨勢(P＜ 0.05)。其中雜草實(shí)生苗在MG 樣地中占比最大，為63.3%，顯著高于其他樣地(P＜ 0.05)。

圖2 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗功能群落的密度Figure 2 Density of functional communities of seedlings under different grazing intensities

2.3 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗α 多樣性指數(shù)的變化

隨著放牧強(qiáng)度的增加，實(shí)生苗的豐富度指數(shù)、多樣性指數(shù)、優(yōu)勢度指數(shù)和均勻度指數(shù)均呈先增加后降低的趨勢(圖3)，其中LG 樣地的α 多樣性指數(shù)均高于其他樣地。與EG 樣地相比，LG、MG 和HG樣地的豐富度指數(shù)、多樣性指數(shù)和優(yōu)勢度指數(shù)均顯著提高(P＜ 0.05)，但LG、MG 和HG 樣地之間的差異不顯著(P＞ 0.05)。

圖3 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗群落結(jié)構(gòu)的α 多樣性指數(shù)Figure 3 Alpha diversity index of seedling community structure under different grazing intensities

2.4 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗物種生活型的變化

在不同放牧強(qiáng)度下，實(shí)生苗群落的生活型組成發(fā)生了顯著變化(P＜ 0.05)，且在各個(gè)放牧樣地中，實(shí)生苗生活型均為多年生 ＞ 二年生 ＞ 一年生(圖4)。EG 樣地的實(shí)生苗植物均為多年生物種，放牧樣地中開始出現(xiàn)一年生和二年生的草地物種。但隨著放牧強(qiáng)度的增加，放牧樣地中的一年生和二年生植物又逐漸減少甚至消失，多年生植物的優(yōu)勢逐漸增加。

圖4 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗生活型的組成Figure 4 Life form composition of seedlings under different grazing intensities

2.5 不同放牧強(qiáng)度下樣地的土壤理化性質(zhì)變化

與EG 樣地相比，放牧樣地土壤的全碳、全氮和全磷等理化性質(zhì)均有所下降(圖5)，且全氮和全磷含量隨著放牧強(qiáng)度的增加呈顯著下降趨勢(P＜0.05)。其中MG 樣地的理化性質(zhì)相較于其他放牧樣地，數(shù)值最低，且全氮和全磷的含量顯著低于EG 樣地(P＜ 0.05)。隨著放牧強(qiáng)度的增加，放牧樣地的土壤C/N 和C/P 均呈先上升后下降的趨勢，且顯著高于EG 樣地(P＜ 0.05)，在MG 樣地中達(dá)到最高值；土壤N/P 呈下降趨勢，其中HG 樣地顯著低于EG 樣地(P＜ 0.05)，其余樣地之間差異不顯著(P＞ 0.05)。

圖5 不同放牧強(qiáng)度下樣地的土壤理化性質(zhì)Figure 5 Soil physicochemical properties under different grazing intensities

2.6 不同放牧強(qiáng)度下實(shí)生苗功能群α 多樣性與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性分析

根據(jù)Pearson 相關(guān)性分析結(jié)果(圖6)得知，實(shí)生苗密度和群落α 多樣性指數(shù)與土壤全氮、全磷含量呈不同程度的負(fù)相關(guān)關(guān)系，其中實(shí)生苗密度與土壤全氮、全磷含量呈極顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P＜ 0.01)，α 多樣性指數(shù)與土壤全氮量呈負(fù)相關(guān)關(guān)系；但實(shí)生苗密度和群落α 多樣性指數(shù)與土壤C/N、C/P 呈不同程度的正相關(guān)，其中C/N 對實(shí)生苗密度和群落α 多樣性影響最大，呈極顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜ 0.01)，C/P 與實(shí)生苗密度呈顯著正相關(guān)關(guān)系(P＜ 0.05)。

圖6 實(shí)生苗功能群α 多樣性與土壤理化性質(zhì)的相關(guān)性Figure 6 Correlation between α diversity of seedling functional groups and soil physicochemical properties

3 討論

3.1 放牧對實(shí)生苗的群落組成有顯著影響

大量研究表明，青藏高原高寒草甸生態(tài)系統(tǒng)具有脆弱性[8]，草地生態(tài)穩(wěn)定性較差，容易受到自然和人為的雙重干擾。然而草地植物可以通過資源分配[28]或繁殖更新[10]等方式進(jìn)行自我保護(hù)，從而保證種群的生存和繁衍。有性繁殖是植物延續(xù)其種族最基本的行為，它既是植物種群形成、發(fā)展和進(jìn)化的核心問題，也是生物群落和生態(tài)系統(tǒng)演替的基礎(chǔ)[29]。本研究結(jié)果表明(表1)，放牧能夠顯著增加草地群落的實(shí)生苗物種數(shù)和密度(P＜ 0.05)，且隨著放牧強(qiáng)度的增加，實(shí)生苗物種組成和密度呈先增加后減小的趨勢，與陳利軍[30]研究結(jié)果一致，說明放牧對實(shí)生苗的群落組成有顯著影響。

EG 樣地的實(shí)生苗物種數(shù)和密度最低，原因可能是EG 樣地因長期禁牧，草地植被的物種組成穩(wěn)定，實(shí)生苗缺少生長發(fā)育的空間[31]。且長期圍欄封育積累的草地枯落物不易分解，會覆蓋土壤表層，影響種子的萌發(fā)和建植[32]。此外，實(shí)生苗相較于成年植株，對光照和空間資源競爭能力較弱，所以難以存活。放牧樣地的實(shí)生苗密度和物種數(shù)遠(yuǎn)高于EG 樣地[33]，原因可能是家畜放牧?xí)r會大量采食禾本科和豆科等優(yōu)勢牧草，使成年植株競爭力下降。且家畜踐踏會破壞地表結(jié)皮和草絮層，為種子的萌發(fā)與生長提供了生存空間[34]，所以實(shí)生苗有了可以建植的“安全場所”[35-37]，促進(jìn)了草地植物的補(bǔ)充更新。但是隨著放牧強(qiáng)度的增加，家畜的采食行為和踐踏作用加劇，破壞了土壤表層物理結(jié)構(gòu)，會加快土壤水分和養(yǎng)分的流失，易形成干旱貧瘠環(huán)境[38]，影響實(shí)生苗的生長發(fā)育，所以HG 樣地的實(shí)生苗密度也會隨之降低。

3.2 放牧可以改變實(shí)生苗群落結(jié)構(gòu)，重度放牧?xí)箤?shí)生苗群落發(fā)生逆向演替

植物功能群組成及其結(jié)構(gòu)變化對群落的生產(chǎn)力和穩(wěn)定性有很大的影響[39-40]，是環(huán)境因子綜合作用的反映[41]。圍欄封育或放牧等干擾都會導(dǎo)致草地群落的功能群及物種組成發(fā)生明顯的變化[42]。本研究研究結(jié)果表明(圖2)，隨著放牧強(qiáng)度的增加，實(shí)生苗功能群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了明顯的變化，家畜的采食使禾本科和豆科的競爭優(yōu)勢大幅下降，有性繁殖受到抑制，導(dǎo)致禾本科和豆科的種子量減少，實(shí)生苗密度和物種數(shù)也隨之降低。在放牧樣地中，家畜的采食行為減少了草地植被蓋度，這雖然增加了實(shí)生苗建植的空間，但是也極大地增加了雜草入侵的可能，從而導(dǎo)致功能群落結(jié)構(gòu)發(fā)生變化[13]。本研究中，放牧樣地中菊科和雜草實(shí)生苗的占比明顯增加，原因可能是家畜不喜食，且部分菊科植物和有毒雜草具有化感作用[43]，競爭力強(qiáng)，能占據(jù)更多的生存空間和資源，繁殖更新能力增強(qiáng)。本研究說明放牧可以使實(shí)生苗群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯變化，特別是長期重度放牧可以使草地實(shí)生苗群落從以優(yōu)良牧草為主的禾草群落逐漸演變?yōu)槎倦s草群落，這與王靜等[44]研究結(jié)果一致，說明長期重度放牧?xí)共莸匕l(fā)生退化。

放牧可以通過影響草地實(shí)生苗的物種組成和密度，從而改變實(shí)生苗群落結(jié)構(gòu)和α 多樣性。本研究結(jié)果表明(圖3)，高寒草甸經(jīng)過放牧之后，草地實(shí)生苗的物種數(shù)和密度都顯著增加(P＜ 0.05)，所以實(shí)生苗群落的α 多樣性也顯著增加(P＜ 0.05)，且LG 樣地的α 多樣性指數(shù)最高。此結(jié)果不同于Connell[45]提出的“中度干擾假說”，是因?yàn)閷?shí)生苗群落不僅受放牧和環(huán)境的影響，也受成年植株的競爭影響。在LG 樣地中，雜草群落未形成生長優(yōu)勢，植物之間的競爭較弱，所以實(shí)生苗的α 多樣性指數(shù)達(dá)到最大值。但是隨著放牧強(qiáng)度的增加，雖然草地實(shí)生苗群落由封育樣地的多年生植物群體逐漸轉(zhuǎn)為復(fù)雜的一年生、二年生和多年生的綜合植物群體(圖4)，但多年生毒雜草，如橐吾、狼毒、細(xì)葉亞菊，麻花艽等退化指示植物的實(shí)生苗的密度也顯著增加(P＜ 0.05)，會影響其他草地植物的生存，所以草地實(shí)生苗群落的α 多樣性指數(shù)便逐漸下降。以上結(jié)果表明，輕度放牧?xí)黾硬莸貙?shí)生苗群落α 多樣性，使群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性增加，但是長期重度放牧?xí)?dǎo)致高寒草甸發(fā)生逆向演替，嚴(yán)重時(shí)會使放牧樣地出現(xiàn)退化現(xiàn)象。

3.3 較低的土壤氮磷含量有利于雜草實(shí)生苗的快速建植

草地實(shí)生苗的萌發(fā)與生長除了受到放牧的影響，土壤環(huán)境也是影響實(shí)生苗建植的重要因素[46-47]。本研究結(jié)果表明(圖5)，隨著放牧強(qiáng)度的增加，放牧樣地表層土壤的理化性質(zhì)逐漸降低，但碳氮比、氮磷比逐漸增加，這與Pei 等[48]的研究結(jié)果一致，說明放牧?xí)?dǎo)致土壤的化學(xué)計(jì)量特征發(fā)生改變。且通過對實(shí)生苗群落的物種數(shù)、密度、α 多樣性和土壤理化性質(zhì)進(jìn)行的Pearson 相關(guān)性分析結(jié)果中發(fā)現(xiàn)(圖6)，較低的土壤全氮，全磷水平會促進(jìn)雜草實(shí)生苗的建植。其原因可能是在低養(yǎng)分的貧瘠土壤中，多年生雜草能快速產(chǎn)生深根系，并利用深層土壤和根部的養(yǎng)分儲備，形成競爭優(yōu)勢[49]，產(chǎn)生大量種子，從而增加雜草實(shí)生苗的密度。

4 結(jié)論

綜上所述，放牧能顯著影響高寒草甸實(shí)生苗的群落結(jié)構(gòu)和土壤理化性質(zhì)，其中LG 和MG 可以促進(jìn)草地實(shí)生苗的萌發(fā)與生長，增加實(shí)生苗的物種數(shù)和密度，使實(shí)生苗群落的α 多樣性增加，群落穩(wěn)定性增強(qiáng)，使高寒草甸具有一定的耐牧性；而HG 則會顯著增加雜草實(shí)生苗的密度，使草地群落逐漸逆向演替為毒雜草群落，導(dǎo)致草地發(fā)生退化，嚴(yán)重影響草地的放牧價(jià)值。實(shí)生苗是群落結(jié)構(gòu)演替的基礎(chǔ)和初始階段，對草地的可持續(xù)利用具有重大意義，所以從生態(tài)保護(hù)和資源可持續(xù)發(fā)展角度分析，高寒草甸的放牧強(qiáng)度應(yīng)以LG 和MG 為主，避免長期的重度放牧。對于退化嚴(yán)重的草地，應(yīng)該采取圍欄封育和補(bǔ)播優(yōu)良牧草的手段，使其逐漸恢復(fù)為以優(yōu)良牧草為主的草地群落。