江佳佳，趙玉杰，趙佳媛，鞠瑞亭

(1. 復(fù)旦大學(xué) 生物多樣性與生態(tài)工程教育部重點實驗室，上海 200438； 2. 復(fù)旦大學(xué)長江河口濕地生態(tài)系統(tǒng)國家野外科學(xué)觀測研究站，上海 200438)

鞠瑞亭，男，研究員，并列通信作者，E-mail： jurt@fudan.edu.cn

濱海鹽沼是海岸帶生態(tài)系統(tǒng)最重要的組成部分之一，在碳匯、養(yǎng)分循環(huán)、穩(wěn)定海岸線、提供棲息地和維持生物多樣性等方面有著重要作用[1-2].近年來，環(huán)境變化和人類活動的加劇導(dǎo)致全球范圍內(nèi)鹽沼面積大幅度減少；特別是，由人為引種導(dǎo)致的外來植物入侵嚴(yán)重影響了鹽沼的生物多樣性和生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能，導(dǎo)致鹽沼生物資源再生和生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)能力顯著下降[3-4].治理入侵植物，恢復(fù)受損鹽沼的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能，已成為海岸帶自然資源管理及生態(tài)健康維持的重要途徑.

清除入侵植物并恢復(fù)原生土著植物群落是恢復(fù)鹽沼生物多樣性及生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)的重要手段[5].鹽沼入侵植物清除后，本地植物群落會不斷發(fā)展并營造出新的棲息地環(huán)境，作為鹽沼中重要的消費者的植食性昆蟲群落，其結(jié)構(gòu)和生物生態(tài)學(xué)特征也會隨之變化[6-7].尤其是，在食物資源的依賴性上，植食性昆蟲因?qū)χ参餇I養(yǎng)和化學(xué)氣味高度敏感，許多種類會因植物群落物種組成的變化而改變其食物利用途徑[4,8]；同時，昆蟲群落的發(fā)生發(fā)展對非生物環(huán)境因素的變化也很敏感，不同植物群落營造的棲息地中，昆蟲種類和生物學(xué)特征可能會有較大差異[6-7].因此，外來植物入侵及其治理后植物群落物種組成的變化，會強烈影響昆蟲的群落組成和食物結(jié)構(gòu)特征.以往研究中，有關(guān)昆蟲物種組成對植物入侵及其治理的響應(yīng)已有較多報道[9-10]，但入侵植物治理前后昆蟲食物結(jié)構(gòu)的變化情況則較少受到關(guān)注[11].

近年來，穩(wěn)定同位素技術(shù)已成為推斷生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)關(guān)系的重要工具，在研究生態(tài)變化及解決與生態(tài)系統(tǒng)保護和管理有關(guān)的應(yīng)用問題方面發(fā)揮了重要的價值[12].以往研究表明，13C和12C的比值(即δ13C)在具有不同光合途徑的初級生產(chǎn)者(如C3植物和C4植物)中顯著不同，且?guī)缀醪浑S著營養(yǎng)級位置的轉(zhuǎn)移而改變，因此可用作推斷消費者究竟以哪種生產(chǎn)者作為碳源的依據(jù)[13].本研究以上海崇明東灘互花米草(Spartinaalterniflora)治理生態(tài)工程為案例，利用碳穩(wěn)定同位素技術(shù)，探討了鹽沼植物入侵及其治理后植食性昆蟲食物結(jié)構(gòu)的變化情況.

互花米草原產(chǎn)北美，上世紀(jì)70年代被人為引入中國東部沿海進行種植，隨后在全國范圍內(nèi)廣泛入侵，截止2015年，其在中國的發(fā)生面積已超過540 km2[14].互花米草入侵顯著改變了濱海濕地的生物多樣性和生態(tài)系統(tǒng)過程，造成了極其嚴(yán)重的生態(tài)后果[3]，因而被列入我國《首批16種外來入侵物種名錄》和《國家重點管理外來物種名錄》.長江口地區(qū)是我國互花米草入侵最嚴(yán)重的區(qū)域之一，該外來植物于1995年通過種子擴散從鄰近的江蘇沿海濕地傳入崇明島；2001年，為了推動保灘促淤，互花米草又被通過人工引種方式在崇明東灘濕地進行種植[3].互花米草引入長江口鹽沼以來，給土著生態(tài)系統(tǒng)帶來了多種負(fù)面影響，導(dǎo)致蘆葦(Phragmitesaustralis)、海三棱藨草(Scirpusmariqueter)等土著植物被迅速替代，生物群落的結(jié)構(gòu)發(fā)生顯著改變，使長江口鹽沼的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)明顯下降[3].為有效控制互花米草在長江口濕地嚴(yán)重擴張的勢頭，恢復(fù)入侵受損濕地的生態(tài)系統(tǒng)，2012年以來，上海崇明東灘自然保護區(qū)實施了互花米草治理生態(tài)工程，通過“刈割、水淹和生態(tài)替代”等方式，清除了保護區(qū)內(nèi)的互花米草并恢復(fù)了蘆葦?shù)韧林参锶郝?工程總面積達(dá)24.2 km2，該工程可能是目前全球范圍內(nèi)最大的鹽沼入侵物種治理工程[15].本研究采用空間代替時間的方法，對入侵區(qū)、恢復(fù)區(qū)和原生對照區(qū)不同植物群落中的昆蟲食物結(jié)構(gòu)進行了比較分析，目的是為了探明鹽沼外來植物入侵及其治理后植食性昆蟲對生產(chǎn)者營養(yǎng)依賴性的變化情況，從而為互花米草治理生態(tài)工程的效益評估提供科學(xué)依據(jù).

1 材料與方法

1.1 研究地點與調(diào)查樣線

研究區(qū)位于上海市崇明島長江口濱海鹽沼濕地(31°27′～31°51′N，121°09′～121°54′ E)(圖1).崇明島年均降水量為1 022 mm，年均氣溫為15.3 ℃.月均最高和最低氣溫分別為7月的27.5 ℃和1月的2.9 ℃.崇明島鹽沼植物雖然有120余種[16]，但主要優(yōu)勢植物包括土著植物蘆葦和入侵植物互花米草，兩種植物均為多年生草本植物，通過種子或克隆生長進行繁殖，在鹽沼中常構(gòu)成連片的單優(yōu)植物群落或混生群落.

圖1 本研究位于上海市崇明島的采樣地點Fig.1 Sampling location of the study site in Chongming Island of Shanghai 箭頭指向處為采樣地點.

本研究調(diào)查地點位于崇明東灘互花米草治理工程區(qū)及其毗鄰區(qū)域(圖1).工程區(qū)目前已完成互花米草清除并重新種植了土著植物蘆葦，后者覆蓋率已達(dá)80%以上(該區(qū)域被定義為“恢復(fù)區(qū)”).工程區(qū)南側(cè)鹽沼因有垂直海岸線方向上的堤壩為物理阻隔，因此未曾遭受過互花米草入侵，當(dāng)前仍保留著長江口灘涂的原生演替狀態(tài)(該區(qū)域被定義為“原生對照區(qū)”).工程區(qū)西北側(cè)鹽沼目前尚未開展互花米草治理，因此仍處于互花米草入侵威脅中，主要分布有蘆葦和互花米草的單優(yōu)植物群落及兩者的混生群落(該區(qū)域被定義為“入侵區(qū)”).

為了完整地探究互花米草治理前后植食性昆蟲對食物資源利用的變化動態(tài)，我們借助空間代替時間的方法[17-18]，在研究區(qū)選擇了5種植物群落采集昆蟲樣品： (1) 在恢復(fù)區(qū)選擇互花米草清除后新植的蘆葦群落(代表互花米草治理后恢復(fù)的土著植物群落)；(2) 在入侵區(qū)選擇蘆葦群落(代表尚未被互花米草替代但處于入侵威脅中的土著植物群落)、互花米草群落(代表土著植物已被互花米草完全替代后的入侵植物群落)以及蘆葦-互花米草混生群落(代表入侵植物正在替代土著植物的過渡性群落)；(3) 在原生對照區(qū)選擇原生演替的蘆葦群落(代表從未受到入侵植物威脅的當(dāng)?shù)卦参锶郝?.在每種植物群落中，我們隨機選取15條樣線(共5×15=75條樣線)，每條樣線長約16 m.為了盡可能減小短距離內(nèi)昆蟲遷移造成采樣的誤差，每2條相鄰樣線間，上一條樣線尾端和下一條樣線出發(fā)點相隔至少50 m，各樣線出發(fā)點和終點均配有插旗作為標(biāo)志.此外，為了減小調(diào)查樣線在空間上的異質(zhì)性，所有樣線均位于與潮溝平行方向上的同一高程上.

1.2 樣品采集及物種鑒定

我們以植株地上部分的咀嚼型和刺吸型昆蟲為主要采集對象，利用機械真空抽吸法采集樣品，分別于2018年6、7、8月各采樣1次.在采樣時，我們利用汽油型昆蟲取樣器(John W. Hock，美國)進行采集，機器采集端安裝了直徑為0.2 m的圓形漏斗，開動發(fā)動機使漏斗處形成較強的空氣吸力，利用漏斗即可采吸樣線內(nèi)的昆蟲.采樣時，在每條樣線中的行走速度為0.25 m/s，每采集8 s后對取樣器中的樣品進行一次處理，每條樣線采集8次，總采集面積約為3 m2.為了避免采樣過程中的人為誤差，所有采樣均由同一人完成.采樣時盡可能覆蓋樣線內(nèi)前側(cè)方向上的所有植物及其表面覆蓋物，且采集區(qū)不重復(fù).在每條樣線上，每次采集到的樣品先用裝有乙酸乙酯的毒瓶處理，然后將8次采集的樣品混合后作為1條樣線上的重復(fù)進行處理.為防止樣品的腐爛，我們在野外采樣時將樣品裝入塑料密封袋后暫存于裝有冰袋的冰盒中，8 h內(nèi)所有樣品被帶回實驗室置于冰箱中-20 ℃保存.在2018年8月的采樣中，我們還在每條樣線2 m 的范圍內(nèi)，隨機選擇了蘆葦和互花米草植株各5～10株，收集葉組織帶回實驗室置于冰箱中-20 ℃保存.昆蟲標(biāo)本根據(jù)形態(tài)學(xué)特征進行鑒定，盡可能將其鑒定到種這一階元；鑒定的主要參考資料為《中國昆蟲生態(tài)大圖鑒》[19]、《昆蟲分類》[20]、《昆蟲形態(tài)分類學(xué)》[21]和《幼蟲分類學(xué)》[22].

1.3 昆蟲食物結(jié)構(gòu)分析

我們根據(jù)C3植物蘆葦和C4植物互花米草的碳穩(wěn)定同位素比值的不同，以及取食這些植物的昆蟲其碳信號不會發(fā)生改變等特性，通過測定咀嚼型昆蟲、刺吸型昆蟲及植物樣品的碳穩(wěn)定同位素豐度，評估不同植物群落中昆蟲食物結(jié)構(gòu)的差異.我們選取了每個昆蟲類群中物種個體數(shù)最多的4個優(yōu)勢種，以及互花米草和蘆葦葉片作為同位素測量樣品.由于許多樣線上的昆蟲物種未能達(dá)到同位素比值測量的最少質(zhì)量要求，在各植物群落中，我們隨機將每3條樣線上的相同物種(包括植物和昆蟲樣品)合并后，作為該植物群落中的1個重復(fù)進行檢測，如此各植物群落中的動植物樣品有5個重復(fù).所有動植物樣品均置于55 ℃烘箱干燥48 h，而后磨成粉末.參考Wu等[17]的方法，使用同位素比質(zhì)譜儀(DELTA V Advantage, Thermo)測定樣品的13C/12C相對豐度(δ13C)，公式為：

(1)

式中，R表示重與輕同位素之間的比值(即13C/12C)；標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)使用咖啡因(IAEA600)；δ13C的分析精度為0.2‰.

1.4 數(shù)據(jù)分析

為了比較不同植物群落中昆蟲與植物的δ13C值的差異，我們先利用Shapiro檢驗判斷數(shù)據(jù)正態(tài)性是否成立，利用car包中的Levene檢驗判斷數(shù)據(jù)方差齊性是否成立.由于數(shù)據(jù)正態(tài)性與方差齊性均不成立，我們利用agricolae包對數(shù)據(jù)進行Kruskal-Wallis秩和檢驗和多重比較.我們假設(shè)所有植物群落中的昆蟲只取食蘆葦和/或互花米草，利用二源混合模型(two-source mixing model)進一步確定了不同植物對昆蟲營養(yǎng)源的貢獻率(η)，計算公式如下：

(2)

η(互花米草衍生的碳)=1-η(蘆葦衍生的碳)，

(3)

式中，δ13C昆蟲、δ13C蘆葦和δ13C互花米草分別代表昆蟲、蘆葦和互花米草的δ13C值.當(dāng)某一食物資源的貢獻率超過100%時，按照100%計算.上述所有分析均在版本為3.6.2的R軟件中完成.

2 結(jié) 果

原生對照區(qū)、入侵區(qū)和恢復(fù)區(qū)3種蘆葦群落中，咀嚼型和刺吸型昆蟲的δ13C值在植物群落間均無顯著差異，且都與蘆葦?shù)摩?3C值(δ13C蘆葦=-26.47‰±0.25‰)相似(圖2)，3種植物群落中蘆葦對昆蟲的平均營養(yǎng)貢獻率均大于90%(表1).在入侵區(qū)，互花米草群落中兩類食葉型昆蟲的δ13C值與互花米草的δ13C值(δ13C互花米草=-13.03‰±0.16‰)無顯著差異(圖2)，互花米草對兩類昆蟲的營養(yǎng)貢獻占主體(平均貢獻率為80%)(圖2)；蘆葦-互花米草混生群落中，兩類昆蟲的δ13C值介于蘆葦和互花米草的δ13C值之間(圖2)，蘆葦和互花米草對兩類食葉昆蟲的營養(yǎng)貢獻率平均值較為相似(蘆葦為55.5%、互花米草為44.5%)(表1).

圖2 不同植物群落中咀嚼型昆蟲(a)、刺吸型昆蟲(b)及蘆葦與互花米草樣品的δ13C值Fig.2 δ13C values of leaf chewers (a) and leaf suckers (b), Phragmites and Spartina in different plant communities注： OP、RP、IP、IS、IPS分別表示原生對照區(qū)蘆葦群落、恢復(fù)區(qū)蘆葦群落、入侵區(qū)蘆葦群落、入侵區(qū)互花米草群落和入侵區(qū)蘆葦-互花米草混生群落中的昆蟲樣品，Pa和Sa分別表示蘆葦和互花米草樣品.圖中誤差棒表示平均值±1.96 SE，誤差棒上的不同字母表示組間差異在0.05水平上顯著(Kruskal-Wallis秩和檢驗后進行多重比較).

表1 不同植物群落中蘆葦(Pa)和互花米草(Sa)對植食性昆蟲營養(yǎng)源的相對貢獻率

3 討 論

植食性昆蟲直接利用植物，因此對植物入侵造成的植物群落結(jié)構(gòu)變化十分敏感[4,9].植食性昆蟲通常偏好于取食營養(yǎng)質(zhì)量高而防御能力差的植物[7,23].以往的研究表明，相對于蘆葦，互花米草的營養(yǎng)價值更低，防御能力更高，這暗示了就草食資源的質(zhì)量而言，許多昆蟲對互花米草的取食能力可能并不及蘆葦[8].但是，本研究發(fā)現(xiàn)，互花米草群落中的咀嚼型和刺吸型昆蟲的δ13C值與互花米草的δ13C值并無顯著差異(圖2)，說明這些昆蟲對互花米草具有較強的取食能力.這可能是因為入侵植物群落中所采集到的昆蟲樣品均為入侵影響下的“幸存者(survivor)”[6-7]，即不能利用互花米草的昆蟲在植物入侵過程中已被淘汰.譬如，在我們的采樣中，在土著植物群落中主要依賴蘆葦為食的1種日蛾(Heliozelidae)、1種棒管薊馬(Bactrothripssp.)和菊方翅網(wǎng)蝽(Corythuchamarmorata)等昆蟲在互花米草群落中幾乎沒有被采集到.

在本研究中，入侵區(qū)蘆葦-互花米草混生群落中咀嚼型和刺吸型昆蟲的δ13C值，均介于蘆葦和互花米草的δ13C值之間(圖2)，互花米草和蘆葦對這些昆蟲的平均營養(yǎng)貢獻率較為接近(55.5%和44.5%)(表1).而在互花米草完全替代蘆葦形成的入侵單優(yōu)群落中，互花米草和蘆葦對植食性昆蟲營養(yǎng)源的平均貢獻率則變?yōu)?0%和20%(表1)，該發(fā)現(xiàn)與以前的報道是一致的[17].以上結(jié)果說明，在互花米草入侵過程中，植食性昆蟲對植物資源消費的依賴程度會發(fā)生明顯變化，隨著互花米草入侵強度的增強，植食性昆蟲會從同時依賴于蘆葦和互花米草，轉(zhuǎn)變?yōu)橐蕾嚮セ撞轂橹鞫@取營養(yǎng)資源.造成這些植食性昆蟲食物結(jié)構(gòu)變化的原因可能有： (1) 有些昆蟲可能對植物資源質(zhì)量性狀的要求并不高，而植物資源數(shù)量性狀(如地上生物量、分布面積)對其種群發(fā)展可能更加重要[7].與蘆葦相比，互花米草在鹽沼中的分布面積更廣、生長期更長、地上生物量也更多，這些條件可為昆蟲提供更豐富的食物資源，從而有利于其利用[8,18].(2) 互花米草在鹽沼中能比蘆葦產(chǎn)生更多的凋落物，植株密度也較高，這可為生活于其中的昆蟲提供良好的隱蔽環(huán)境[4].此外，有研究發(fā)現(xiàn)，互花米草入侵降低了植食類昆蟲的天敵的多樣性和優(yōu)勢種組成，這為互花米草群落內(nèi)的植食類昆蟲可能營造了“無天敵空間(enemy-free space)”[24-25].互花米草群落中以上的這些微生境特征均有利于植食性昆蟲躲避天敵，從而促進其選擇互花米草生境作為棲息地[4,24-25]，而棲息于此的昆蟲隨著與外來植物互作時間的延長，可能會逐漸適應(yīng)互花米草從而選擇其作為食物資源[8,17,26].

入侵植物清除后，恢復(fù)區(qū)蘆葦群落中咀嚼型和刺吸型昆蟲的δ13C值與蘆葦?shù)摩?3C值無顯著差異(圖2)，蘆葦對這些昆蟲的平均營養(yǎng)貢獻率已恢復(fù)到98%.日蛾、棒管薊馬和菊方翅網(wǎng)蝽等一些因不能取食互花米草而在入侵植物群落中消失的昆蟲，在恢復(fù)區(qū)蘆葦群落再植后已重新出現(xiàn)，且蘆葦對這些昆蟲的營養(yǎng)貢獻率達(dá)到100%(表1).這些結(jié)果表明，入侵植物清除后，本地植食性昆蟲依賴土著植物作為營養(yǎng)來源的狀況也得到了恢復(fù).同樣，正如前面我們所討論到的原因，恢復(fù)區(qū)植食性昆蟲對土著植物營養(yǎng)源依賴性的恢復(fù)，可能也與蘆葦這一長江口重要的土著植物的植被以及鹽沼生物和非生物環(huán)境的恢復(fù)密切相關(guān)；有關(guān)這方面的影響機制值得進一步地系統(tǒng)研究.

綜上所述，本研究表明，互花米草入侵改變了鹽沼中植食性昆蟲的食物結(jié)構(gòu)，而清除互花米草并恢復(fù)蘆葦群落以后，植食性昆蟲對土著植物資源的依賴性也隨之得到了恢復(fù).昆蟲作為鹽沼中許多高等級消費者(如魚類和鳥類等)的食物資源，其食物結(jié)構(gòu)的變化，勢必會對鹽沼動物群落結(jié)構(gòu)和食物網(wǎng)關(guān)系帶來鏈?zhǔn)接绊懀瑥亩鴷果}沼生態(tài)系統(tǒng)整體結(jié)構(gòu)和功能的穩(wěn)定性產(chǎn)生聯(lián)動響應(yīng).從這一角度出發(fā)，本研究結(jié)果可對認(rèn)識鹽沼入侵植物的影響及其治理后生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)關(guān)系的恢復(fù)提供幫助，對鹽沼入侵植物治理生態(tài)工程的效益評估也具有重要的參考價值.