太行山區(qū)不同農(nóng)業(yè)景觀生境的蜘蛛群落結(jié)構(gòu)特征及其影響因子*

陳 曦, 張旭珠,2, 金 池, 李 安, 高萌萌, 盧 彤, 張曉華, 李良濤**

太行山區(qū)不同農(nóng)業(yè)景觀生境的蜘蛛群落結(jié)構(gòu)特征及其影響因子*

陳 曦1, 張旭珠1,2, 金 池1, 李 安1, 高萌萌1, 盧 彤1, 張曉華3, 李良濤1**

(1. 河北工程大學(xué)園林與生態(tài)工程學(xué)院 邯鄲 056038; 2. 中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院 北京 100193; 3. 河北武安青崖寨國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)管理中心 武安 056300)

為探索太行山區(qū)農(nóng)業(yè)景觀中不同生境類型對(duì)蜘蛛多樣性的影響, 采用陷阱法對(duì)河北省武安市西部太行山區(qū)5種類型生境(核桃林、玉米地、蘋果-芍藥套作園、次生林、綠?；ɡ染坝^帶)的地表蜘蛛多樣性進(jìn)行調(diào)查。通過分析5種類型生境中蜘蛛多樣性分布及其與局部生境因子的相關(guān)關(guān)系, 探討半自然生境對(duì)蜘蛛的保護(hù)作用。結(jié)果表明: 人為干擾會(huì)顯著降低生境中蜘蛛豐富度和多度; 增加植被群落結(jié)構(gòu)的復(fù)雜程度會(huì)使生境中蜘蛛豐富度顯著增加, 而蜘蛛的多度顯著降低; 蜘蛛的多度隨生境中枯落物厚度的增加而增加。其中核桃林的蜘蛛Shannon-Wiener多樣性顯著高于其他4種類型生境, 核桃林、次生林和綠海花廊的蜘蛛豐富度顯著高于蘋果-芍藥套作園和玉米地, 蘋果-芍藥套作園和綠?；ɡ鹊闹┲攵喽蕊@著高于其他3種生境。玉米地、蘋果園-芍藥套作和綠?；ɡ戎兄┲氲娜郝浣M成具有較高相似性, 而核桃林與次生林中蜘蛛群落結(jié)構(gòu)具有較高異質(zhì)性。地表枯落物厚度是影響當(dāng)?shù)刂┲肴郝浣Y(jié)構(gòu)的最主要因素。研究區(qū)在農(nóng)業(yè)景觀與自然景觀的過渡區(qū)種植核桃林、蘋果-芍藥套作園和綠?；ɡ乳g作板栗, 對(duì)蜘蛛多樣性的保護(hù)都有積極作用; 不同的生境因子與不同蜘蛛群落的關(guān)系不同, 如狼蛛偏向人為干擾較大的蘋果-芍藥套作園和綠海花廊景觀帶, 所以生產(chǎn)管理時(shí)要結(jié)合特有的生境條件, 對(duì)相應(yīng)的蜘蛛進(jìn)行合理的保護(hù)和高效的利用。研究結(jié)果對(duì)當(dāng)?shù)氐霓r(nóng)業(yè)景觀生境管理和生物多樣性保護(hù)具有指導(dǎo)意義。

半自然生境; 生物多樣性保護(hù); 蜘蛛; 生境因子; 群落結(jié)構(gòu)

集約化生產(chǎn)致使農(nóng)業(yè)景觀中大量半自然生境喪失, 農(nóng)業(yè)景觀破碎化和種植單一化嚴(yán)重, 導(dǎo)致生物多樣性下降, 大量天敵物種瀕臨滅絕[1-3]。目前, 生態(tài)學(xué)家強(qiáng)調(diào)通過對(duì)農(nóng)業(yè)景觀的合理規(guī)劃和生境管護(hù)為害蟲天敵提供適宜的生存環(huán)境, 從而實(shí)現(xiàn)對(duì)農(nóng)業(yè)生物多樣性的保護(hù)[4-6]。有研究指出, 農(nóng)業(yè)景觀中殘留的半自然生境相對(duì)于周圍農(nóng)田生境受人類干擾較小, 可以為農(nóng)田天敵提供替代食源, 同時(shí)也為其提供了棲息地、避難所以及越冬場(chǎng)所, 在農(nóng)業(yè)生物多樣性的維持和保護(hù)中起到了重要作用[7]。國(guó)際生物防治組織(International Organization of Biological Control, IOBC)規(guī)定: 農(nóng)田景觀中邊角地、樹籬、草帶、溪流、池塘等非農(nóng)生境用地至少占5%的比例, 當(dāng)非農(nóng)生境用地接近15%時(shí), 才能對(duì)生物多樣性保護(hù)和實(shí)現(xiàn)生物防治功能發(fā)揮有效作用[6,8]。所以在大的景觀尺度上要增加半自然生境比例, 形成背景復(fù)雜的“馬賽克”鑲嵌體景觀, 有利于害蟲種群的控制和生物多樣性的保護(hù)[9-10]。地塊尺度, 在農(nóng)田邊界種植植物籬這類半自然生境能保持農(nóng)業(yè)景觀中較高的生物多樣性, 可作為地方鄉(xiāng)土植物、珍稀物種和包括蜘蛛在內(nèi)的害蟲天敵重要的資源庫(kù)[11]。

生境中植被組成、植被結(jié)構(gòu)和人為干擾是影響生境內(nèi)天敵生物多樣性及其分布的主要原因。如野花帶中開花植被能夠?yàn)楣?jié)肢動(dòng)物提供大量的蜜源資源, 從而在開花時(shí)期吸引更多節(jié)肢動(dòng)物[12]; 而具有喬木和灌木層植被組成的植物籬具有較復(fù)雜垂直結(jié)構(gòu), 受人類干擾相對(duì)更小, 為節(jié)肢動(dòng)物提供的棲息環(huán)境更加穩(wěn)定[13]; 農(nóng)作物間作可以增加農(nóng)田生境內(nèi)的空間結(jié)構(gòu)和植物的豐富度, 從而吸引更多節(jié)肢動(dòng)物[6]; 草本植物豐富的半自然生境存在更多的植食者, 進(jìn)而增加地表天敵的多樣性[14-15]; 此外, 農(nóng)林復(fù)合系統(tǒng)對(duì)于水土的保持、微氣候的調(diào)節(jié)以及生物多樣性的保護(hù)等各個(gè)方面都有巨大的效益[16-17], 是發(fā)展山區(qū)農(nóng)業(yè)同時(shí)保持生態(tài)平衡的重要方式; 半自然生境內(nèi)枯落物覆蓋率高, 可為害蟲天敵提供避難所、棲息地, 增加害蟲天敵的多樣性[18]?？梢? 不同土地利用類型的半自然生境由于其植被群落組成和結(jié)構(gòu)不同, 導(dǎo)致其所提供的食物資源及微生境也不同, 其維持的生物群落也不同。

蜘蛛(Araneida)是受植物群落結(jié)構(gòu)和空間結(jié)構(gòu)這類生境因素影響較大的天敵類群, 復(fù)雜的生境結(jié)構(gòu)維持著蜘蛛的多樣性和豐富度[19]。Tscharntke等[20]認(rèn)為草本植被蓋度和枯落物是一個(gè)地區(qū)蜘蛛豐富度最重要的解釋因素; Samu等[21]發(fā)現(xiàn)在小麥()田土地裂縫有利于吸引蜘蛛, 增加蜘蛛的數(shù)量; 鄭國(guó)等[22]對(duì)西雙版納地區(qū)6種林型蜘蛛的多樣性進(jìn)行了對(duì)比研究, 認(rèn)為植物群落結(jié)構(gòu)、枯落物厚度是影響蜘蛛生物多樣性的重要因素; 劉文惠等[23]、胡文超等[24]在苜蓿()鄰作小麥刈割后對(duì)蜘蛛的遷移動(dòng)態(tài)進(jìn)行了模擬研究, 發(fā)現(xiàn)苜蓿的蓋度是影響蜘蛛多樣性的重要因素; 張旭珠等[25]研究發(fā)現(xiàn)作物收獲前后蜘蛛在農(nóng)田與相鄰農(nóng)田邊界不斷地遷入和遷出; 趙爽等[26]在黃河下游平原多尺度林地對(duì)蜘蛛多樣性的研究得出, 植被蓋度對(duì)蜘蛛多樣性有顯著影響, 當(dāng)?shù)卮蠖鄶?shù)蜘蛛更傾向于高的植被蓋度的林地。已有研究多集中于平原農(nóng)業(yè)景觀或者是自然保護(hù)區(qū)內(nèi)部, 但是山區(qū)農(nóng)業(yè)景觀與自然景觀之間的過渡區(qū)中關(guān)于不同半自然生境與蜘蛛多樣性分布的研究較少。

河北省武安市地處河北省南部, 太行山東麓。境內(nèi)西部的太行山區(qū)分布有國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)、國(guó)家級(jí)森林公園和地質(zhì)公園及京娘湖、洺河水源保護(hù)地, 且是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)發(fā)展較早的地區(qū)之一。隨著農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展, 人們開始?xì)Я珠_荒, 耕作山坡地, 種植糧食, 致使大面積的森林自然植被遭到破壞。目前該地區(qū)生物多樣性的研究較少, 又因蜘蛛在農(nóng)林生態(tài)系統(tǒng)及農(nóng)業(yè)生物防治的重要生態(tài)地位[27-29], 亟待對(duì)當(dāng)?shù)夭煌恋乩妙愋偷闹┲攵鄻有苑植歼M(jìn)行研究, 為當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)環(huán)境管護(hù)和生物多樣性保護(hù)提供案例支持, 同時(shí)對(duì)當(dāng)?shù)靥O果()-芍藥()套作園和改玉米()種植花帶(綠?；ɡ?這種農(nóng)林復(fù)合用地的生態(tài)價(jià)值進(jìn)行評(píng)估。為此, 本研究主要關(guān)注: 1)太行山區(qū)農(nóng)業(yè)景觀中不同類型生境蜘蛛物種組成與分布; 2)不同類型生境蜘蛛的Alpha多樣性分布的主要影響因素; 3)不同類型生境蜘蛛的群落結(jié)構(gòu); 4)影響蜘蛛群落組成的主要因素。

1 研究區(qū)域與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于河北省邯鄲市武安市西部山區(qū)(113°45′15″~113°55′05″E, 36°50′29″~37°01′20″N),毗鄰青崖寨自然保護(hù)區(qū), 自然、半自然生境比例高, 景觀背景良好。山勢(shì)險(xiǎn)峻, 地質(zhì)地貌特殊, 生態(tài)環(huán)境良好, 是太行山區(qū)生物多樣性和自然歷史遺跡的典型代表。植被類型主要包括針葉林、針闊混交林落葉、灌從、灌草叢、草甸, 河北工程大學(xué)景觀生態(tài)課題組前期調(diào)研記錄到野生維管植物900余種。氣候類型屬溫帶季風(fēng)氣候, 保護(hù)區(qū)內(nèi)年平均氣溫11.1 ℃。由于氣溫較低, 大宗作物多實(shí)行一年1熟, 主要種植玉米和谷子()等作物, 山坡多分布人工栽植的板栗()林和核桃()林, 還有柿樹()分散分布。近兩年當(dāng)?shù)貙?duì)道路兩側(cè)及河邊農(nóng)田進(jìn)行景觀提升和美化, 2018年在原有農(nóng)田上, 種植寬約50 m的綠?；ɡ? 以菊科(Asteraceae)觀賞植物為主。2018年大會(huì)莊將原有的玉米田套作蘋果, 改為蘋果套種芍藥的復(fù)合式生產(chǎn)模式。

該試驗(yàn)于2019年在典型太行山農(nóng)業(yè)景觀區(qū)武安活水鄉(xiāng)域內(nèi)進(jìn)行, 選擇5種生境類型的樣地: 1)核桃林,當(dāng)?shù)匕胱匀簧车拇? 2)玉米地, 當(dāng)?shù)剞r(nóng)業(yè)生境的典型代表; 3)蘋果-芍藥套作園, 當(dāng)?shù)匦滦蛷?fù)合式生產(chǎn)模式的農(nóng)業(yè)生境; 4)次生林, 當(dāng)?shù)刈匀簧车拇? 5)綠?；ɡ染坝^帶, 當(dāng)?shù)亟鼉赡觊_始大面種植的非作物農(nóng)業(yè)生境。每種生境類型選取4塊20 m′20 m樣地, 計(jì)20塊樣地(圖1)。樣方范圍設(shè)置于大會(huì)莊、門王莊、前渠村3個(gè)行政村內(nèi), 平均海拔759 m, 海拔差66 m。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

2019年5—8月利用陷阱法, 對(duì)5種生境類型樣地的蜘蛛進(jìn)行取樣。在20 m′20 m的樣方中心采用8點(diǎn)法取樣(圖2), 每隔8~10 d取樣1次, 共取樣7次, 每種生境類型樣地4個(gè)重復(fù), 每個(gè)重復(fù)取8個(gè)布點(diǎn)杯。陷阱法是把塑料杯(上口徑為7.2 cm, 下口徑5.2 cm, 高10 cm)埋在地下, 地面與杯口齊平, 然后向內(nèi)注入2/3的誘劑, 并蓋上雨罩防止雨淋, 誘劑為75%的酒精加洗潔精和醋, 其作用是誘捕蜘蛛, 并保證不會(huì)腐爛[30]。取樣后在實(shí)驗(yàn)室內(nèi)分揀, 并用75%的酒精保存, 由河北工程大學(xué)植物保護(hù)實(shí)驗(yàn)室鑒定到種, 鑒定參考《河南蜘蛛志》《河北動(dòng)物志蜘蛛類》《The Spiders of China》[31-33]等。

1.3 生境情況調(diào)查

植物調(diào)查時(shí)間在8月初, 用20 m′20 m典型樣方對(duì)植物進(jìn)行全面調(diào)查。將植被劃分為3個(gè)層次進(jìn)行調(diào)查: 1)喬木層, 高度大于3 m; 2)灌木層, 高度在0.5~3 m之間; 3)草本層, 所有低于0.5 m的維管植物。記錄樣方內(nèi)所有喬木、灌木的物種和蓋度, 對(duì)草本層采用5點(diǎn)法取樣, 在20 m′20 m的樣方4個(gè)角和中心劃定1 m′1 m的小樣方記錄里面的草本植物種類、種數(shù)()以及蓋度()。枯落物厚度(), 利用5點(diǎn)法測(cè)量, 分4個(gè)等級(jí):<1 cm、1 cm<≤3 cm、3 cm<≤5 cm、>5 cm; 植物群落結(jié)構(gòu)()根據(jù)植物層次劃分等級(jí), 草本層、灌木層+草本層、喬木層+灌木層+草本層(=1,=2,=3); 人為干擾()根據(jù)人為管理次數(shù)(打藥、除草、澆水)劃分4個(gè)等級(jí)(<1, 1<≤2, 2<≤5,>5)。不同生境植物群落基本情況見表1。土壤酸堿性(pH)是在樣方內(nèi)進(jìn)行5點(diǎn)取樣, 采用電位法測(cè)定[34]。

圖1 研究區(qū)不同類型生境樣點(diǎn)分布

圖2 蜘蛛取樣點(diǎn)設(shè)計(jì)

1.4 數(shù)據(jù)分析

1.4.1 不同生境類型蜘蛛Alpha多樣性及環(huán)境影響

蜘蛛的多樣性采用Shannon-Wiener多樣性指數(shù)、物種數(shù)、個(gè)體數(shù)為指標(biāo), 以上指標(biāo)采用PAST 3.5軟件計(jì)算[35]。為去除村莊影響, 分析采用混合效應(yīng)模型, 以生境類型為固定因子, 以村莊為隨機(jī)因子, 以Shannon-Wiener、豐富度和多度為響應(yīng)變量進(jìn)行分析, 其中蜘蛛多度數(shù)據(jù)經(jīng)檢測(cè)不符合正態(tài)分布, 采用平方根(Sqrt)進(jìn)行轉(zhuǎn)換, 符合正態(tài)分布后進(jìn)行分析, 以上分析利用SPSS 20.0軟件完成[36]。

利用多元回歸分析檢測(cè)各樣地環(huán)境因子對(duì)地表蜘蛛Alpha多樣性分布的影響, 以枯落物厚度()、植物群落結(jié)構(gòu)()、干擾程度()作為解釋變量, 蜘蛛物種豐富度和多度作為響應(yīng)變量。采用向后剔除變量法進(jìn)行分析, 利用檢驗(yàn)剔除對(duì)因變量無顯著影響的自變量, 達(dá)到最終只包含顯著變量, 而且變量間構(gòu)成最優(yōu)組合, 來確定主要因素, 分析利用SPSS 20.0軟件完成[36]。

1.4.2 不同生境類型中蜘蛛群落結(jié)構(gòu)性差異及環(huán)境影響

采用非度量多維尺度分析(non-metric multi- dimensional scaling, NMDS), 并基于Chord度量方法, 對(duì)5種生境類型中蜘蛛群落結(jié)構(gòu)進(jìn)行分析, 采用脅強(qiáng)系數(shù)(stress)檢驗(yàn)擬合效果。脅強(qiáng)系數(shù)<0.05時(shí), 差異性很小; 0.05≤脅強(qiáng)系數(shù)<0.1時(shí), 差異性較小; 0.1≤脅強(qiáng)系數(shù)<0.2時(shí), 差異性在可接受范圍內(nèi), 該分析在PAST 3.5軟件中完成[35]。

表1 研究區(qū)不同生境植物群落基本情況

環(huán)境因素對(duì)蜘蛛群落結(jié)構(gòu)的影響采用冗余分析(redundancy analysis, RDA)進(jìn)行。首先采用去趨勢(shì)對(duì)應(yīng)分析(detrended correspondence analysis, DCA)對(duì)蜘蛛群落進(jìn)行排序分析, 蜘蛛的群落結(jié)構(gòu)呈線性分布, 則選擇RDA分析。選擇草本層蓋度()、人為干擾()、枯落物厚度()、植物群落結(jié)構(gòu)()、植物豐富度()和土壤酸堿性(pH)作為解釋變量, 利用Canoco 5完成[37]。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同生境類型地表蜘蛛組成

5種生境類型樣地共采集蜘蛛標(biāo)本3 626頭, 隸屬于19科59種。蘋果-芍藥套作園有27種1 327頭, 綠?；ɡ扔?7種1 319頭, 次生林地有32種591頭, 核桃林有39種251頭, 玉米地有23種138頭。優(yōu)勢(shì)科為狼蛛科(Lycosidae)、蟹蛛科(Thomisidae)、平腹蛛科(Gnaphosidae), 分別占捕獲總個(gè)體數(shù)的63.1%、12.0%、10.0%。優(yōu)勢(shì)種是星豹蛛()、鞍形花蟹蛛(), 分別占總數(shù)的53.6%和11.5%。常見種14種, 其余43種均為稀少種(表2)。

核桃林有5種優(yōu)勢(shì)種: 唇形狼蛛()個(gè)體數(shù)量占采集總量的18.7%、刺瓣擬隙蛛()占5.6%、齒單蛛()占5.9%、武昌狂蛛()占8.0%、陰溝瘤蛛()占5.2%; 次生林有7種優(yōu)勢(shì)種: 塵舞蛛()占20.9%、湄潭熊蛛()占10.3%、鞍形花蟹蛛()占13.0%、刺瓣擬隙蛛()占6.6%、錨近狂蛛()占6.6%、河北雷文蛛()占8.4%、日斯坦蛛()占7.9%; 玉米地有3種優(yōu)勢(shì)種: 星豹蛛占39.1%、錨近狂蛛()占8.7%、唇形狼蛛占6.5%; 蘋果-芍藥套作園有1種優(yōu)勢(shì)種: 星豹蛛占85.8%; 綠?；ɡ戎杏?種優(yōu)勢(shì)種: 星豹蛛占55.9%、鞍形花蟹蛛占20.6%。次生林的優(yōu)勢(shì)種最多, 核桃林次之, 蘋果-芍藥套作園地最少。

表2 不同生境類型地表蜘蛛群落組成

續(xù)表2

Ⅰ: 核桃林; Ⅱ: 玉米地; Ⅲ: 蘋果-芍藥套作園; Ⅳ: 次生林; Ⅴ: 綠海花廊。Ⅰ: walnut grove; Ⅱ: maize field; Ⅲ: apple-peony intercropping orchard; Ⅳ: secondary forest; Ⅴ: flower belt.

2.2 不同生境類型地表蜘蛛的多樣性分布

不同生境類型蜘蛛多樣性的混合效應(yīng)分析結(jié)果顯示, 核桃林中蜘蛛Shannon-Wiener多樣性顯著高于其他生境類型, 次生林次之, 蘋果-芍藥套作園中蜘蛛的多樣性顯著低于其他4種類型生境(=105.14,<0.001), 玉米地與綠海花廊之間無顯著性差異(圖3A)。核桃林、次生林、綠?；ɡ热咧g蜘蛛豐富度無顯著差異, 但均顯著高于玉米地和蘋果-芍藥套作園; 玉米地的蜘蛛豐富度顯著低于其他4種類型生玉米地和蘋果-芍藥套作園之間無顯著差異(圖3B)。蘋果-芍藥套作園和綠?；ɡ染S持著較高的蜘蛛多度, 二者之間無顯著差異; 玉米地和核桃林中的蜘蛛多度顯著低于其他3種樣地(=34.27,<0.001), 兩者之間無顯著差異(圖3C)。

圖3 不同類型生境中蜘蛛群落的多樣性指數(shù)

Ⅰ: 核桃林; Ⅱ: 玉米地; Ⅲ: 蘋果-芍藥套作園; Ⅳ: 次生林; Ⅴ: 綠?；ɡ?。不同小寫字母表示不同生境間差異顯著(<0.001)。Ⅰ: walnut grove; Ⅱ: maize field; Ⅲ: apple-peony intercropping orchard; Ⅳ: secondary forest; Ⅴ: flower belt. Different lowercase letters indicate significant differences among habitats (<0.001).

2.3 蜘蛛物種豐富度和多度的影響因素

蜘蛛豐富度的多元回歸模型顯示(表3), 植物群落結(jié)構(gòu)和人為干擾程度是影響蜘蛛物種豐富度最主要的生境因子, 植物群落結(jié)構(gòu)相比人為干擾程度更為顯著(P<0.001,P=0.006), 蜘蛛的豐富度隨著干擾程度的增加而減少, 隨著植物群落結(jié)構(gòu)的復(fù)雜而增加。蜘蛛多度的多元回歸模型顯示(表3), 植物群落結(jié)構(gòu)(P<0.001)、人為干擾程度(P<0.001)和地表枯落物(P<0.001)都是影響蜘蛛多度的主要生境因子, 蜘蛛的多度隨著干擾程度和植物群落結(jié)構(gòu)的增加而減少, 隨著地表枯落物的增加而增加。

表3 各個(gè)生境因素與蜘蛛群落的豐富度和多度的相關(guān)性分析

2.4 不同生境類型中蜘蛛群落結(jié)構(gòu)的差異

如圖4所示, 核桃林的投影與其他生境相距較遠(yuǎn), 說明核桃林的蜘蛛群落結(jié)構(gòu)與其他生境的差異較大。次生林和核桃林的各自樣點(diǎn)間投影高度分散, 樣地內(nèi)蜘蛛群落異質(zhì)性較高。玉米地、綠海花廊、蘋果-芍藥套作園的樣點(diǎn)的投影相距比較聚集, 說明這3種類型生境中蜘蛛群落異質(zhì)性較低, 蜘蛛群落結(jié)構(gòu)也較為相似。

2.5 蜘蛛群落組成與各生境因素的相關(guān)關(guān)系

Monte Carlo檢驗(yàn)顯示地表枯落物厚度()、植物群落結(jié)構(gòu)()、人為干擾程度()、植物豐富度()和草本覆蓋度()對(duì)蜘蛛群落組成影響達(dá)顯著水平, 5個(gè)變量共解釋蜘蛛物種變異的78.2%, 其中地表枯落物是主要的影響因子, 解釋率高達(dá)41.1%(表4)。

圖4 基于Chord指數(shù)的不同生境蜘蛛群落非度量多維度分析

RDA排序圖顯示(圖5), 前兩軸特征根值和為0.650, 占前4軸總特征根值的85.0%, 反映了主要的排序信息。蜘蛛群落與環(huán)境梯度兩個(gè)排序軸的相關(guān)性分別為0.984和0.989, 前兩排序軸物種環(huán)境的相關(guān)系數(shù)很高, 對(duì)物種與環(huán)境關(guān)系的累計(jì)貢獻(xiàn)率達(dá)64.9%, RDA排序圖第1軸物種與環(huán)境的累計(jì)貢獻(xiàn)率達(dá)49.4%, 第2軸累計(jì)貢獻(xiàn)率僅有15.5%。

人為干擾程度()在第1軸的負(fù)得分較高, 與草本蓋度()呈正相關(guān)。植物群落結(jié)構(gòu)()和地表枯落物厚度()呈正相關(guān), 且在第1軸正得分較高, 與人為干擾程度()和草本蓋度()呈負(fù)相關(guān)。優(yōu)勢(shì)種: 星豹蛛(Sp.30)與人為干擾程度()呈正相關(guān), 但與地表枯落物()呈負(fù)相關(guān); 鞍形花蟹蛛(Sp.56)則與人為干擾程度()呈負(fù)相關(guān), 與枯落物厚度()呈正相關(guān)。日本管蛛(Sp.59)和小狂蛛(Sp.15)與植物群落結(jié)構(gòu)()呈正相關(guān), 小狼逍遙蛛(Sp.40)、塔克額角蛛(Sp.21)和黑微蛛(Sp.20)與草本蓋度()呈正相關(guān), 塵舞蛛(Sp.27)、湄潭熊蛛(Sp.28)與植物豐富度()呈正相關(guān)(Sp.對(duì)照表2)。

表4 基于RDA蒙卡洛檢驗(yàn)的環(huán)境因子對(duì)蜘蛛群落組成的影響

圖5 蜘蛛群落組成與環(huán)境因子的RDA排序圖

3 討論

3.1 不同類型生境蜘蛛的Alpha多樣性分布及影響因素

5種生境中, 核桃林的蜘蛛Shannon-Wiener多樣性和豐富度都是最高, 次生林次之, 造成這個(gè)結(jié)果可能的原因有: 從景觀格局來看, 核桃林和次生林同樣都在保護(hù)區(qū)范圍內(nèi), 連通度高, 核桃林又恰好處于保護(hù)區(qū)與保護(hù)區(qū)外一個(gè)過渡帶, 屬于兩種生態(tài)系統(tǒng)的交互地段, 產(chǎn)生了邊緣效應(yīng), 可以為蜘蛛提供更加豐富的資源[38-40]; 從生境尺度上, 核桃林和次生林較玉米地和蘋果-芍藥套作園有更加復(fù)雜的植被群落結(jié)構(gòu)和更厚的地表枯落物覆蓋, 可以為蜘蛛提供更為適宜的棲息環(huán)境和遮蔽場(chǎng)所[12-13]。本研究中回歸分析結(jié)果同樣證明了蜘蛛的物種豐富度隨植被群落結(jié)構(gòu)復(fù)雜程度的增加而增加。玉米地的Shannon-Wiener多樣性高于蘋果-芍藥套作園, 是因?yàn)橛衩椎鼐嚯x保護(hù)區(qū)近, 保護(hù)區(qū)內(nèi)的蜘蛛可能會(huì)在玉米的三葉期—拔節(jié)期期間遷移到玉米地尋找食物源, 如利氏舞蛛、底棲小類球蛛、膨花蟹蛛、齒螯蛛屬等稀少種僅5月20日—6月6日在保護(hù)區(qū)內(nèi)的核桃林與玉米地中發(fā)現(xiàn)。蘋果-芍藥套作園內(nèi)的蜘蛛多度較高, 是因?yàn)槠涞孛媛懵队欣诶侵肷? 大量的狼蛛導(dǎo)致多度較高, 豐富度較低是因?yàn)樘鬃魃炙庪m增加了空間復(fù)雜度, 但人為管理較多導(dǎo)致內(nèi)部生境單一, 其所提供的食物源也相對(duì)單一, 相對(duì)于人為干擾較小且內(nèi)部生境較為復(fù)雜的核桃林這類半自然生境, 不利于較多種類蜘蛛的生存。玉米地的豐富度低于蘋果-芍藥套作園, 是因?yàn)樘O果-芍藥套作園植物群落結(jié)構(gòu)高于玉米地, 蘋果-芍藥套作園和綠?；ɡ鹊亩喽葻o顯著差異, 但顯著高于其他3種生境, 是因?yàn)檫@兩類樣地有較高的草本蓋度并且都間作果樹, 可能擁有較豐富的節(jié)肢動(dòng)物能為蜘蛛提供足量的食源, 從而吸引了星豹蛛這種具有強(qiáng)掠食性的蜘蛛進(jìn)入到農(nóng)田, 促進(jìn)了蜘蛛多度的提升[41]。所以綠海花廊間作板栗和蘋果-芍藥套作園這類農(nóng)林復(fù)合系統(tǒng), 有利于吸引更多種類和更多數(shù)量的害蟲天敵進(jìn)行生物防治, 也有利于當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)系統(tǒng)的穩(wěn)定[22,25,42]。

從區(qū)域尺度分析, 城市化進(jìn)程使一定比例的耕地變?yōu)榫G?；ɡ群透挠衩追N植芍藥都增加了景觀的異質(zhì)性, 有助于減少傳統(tǒng)農(nóng)業(yè)對(duì)蜘蛛造成的負(fù)面影響, 保護(hù)蜘蛛的多樣性, 這與段美春[43]和Pfister等[44]研究結(jié)論一致。

3.2 不同類型生境的蜘蛛群落結(jié)構(gòu)差異

NMDS分析顯示, 次生林和核桃林的蜘蛛群落異質(zhì)性較大, 因兩者均是人為干擾弱的自然半自然生境, 復(fù)雜的生境可以為一些特有物種提供生存環(huán)境, 從而使各個(gè)復(fù)雜生境之間的異質(zhì)性變大, Beta多樣性更高[45-46]。玉米地、綠?；ɡ群吞O果-芍藥套作園蜘蛛群落結(jié)構(gòu)組成較為相似, 群落異質(zhì)性較小, 是因?yàn)槿叨际怯腥藶楣芾淼霓r(nóng)業(yè)生境, 植物群落結(jié)構(gòu)相對(duì)于自然半自然生境較為單一, Beta多樣性低。另一方面優(yōu)勢(shì)種星豹蛛(共調(diào)查到1 942頭)僅在核桃林出現(xiàn)12頭, 其余都在3種人為管理較強(qiáng)的農(nóng)業(yè)生境中, 并且占絕對(duì)優(yōu)勢(shì), 小狼逍遙蛛也幾乎僅在這3種生境出現(xiàn)。

有學(xué)者認(rèn)為人工林的生物多樣性會(huì)低于植物豐富且結(jié)構(gòu)復(fù)雜的自然林地, 因?yàn)槿斯ち治锓N單一、結(jié)構(gòu)簡(jiǎn)單很難維持高的生物多樣性[47-48]; 也有觀點(diǎn)認(rèn)為種植人工林是未來景觀建設(shè)的必然趨勢(shì), 是自然林地的補(bǔ)充, 為生物多樣性保護(hù)做出了重要貢獻(xiàn)[49-50]。本試驗(yàn)中核桃林和次生林的蜘蛛群落結(jié)構(gòu)顯著不同, 核桃林的Shannon-Wiener多樣性指數(shù)和豐富度都高于相對(duì)自然的次生林, 所以核桃林作為人工林在當(dāng)?shù)厥菍?duì)自然林補(bǔ)充, 我們的結(jié)論更傾向于后者。但是次生林中蜘蛛的優(yōu)勢(shì)種和總多度都高于核桃林, 核桃林中的稀少種多說明次生林的蜘蛛群落結(jié)構(gòu)更穩(wěn)定, 如晨舞蛛、湄潭熊蛛、河北文雷蛛和日斯坦蛛在核桃地僅出現(xiàn)1~3頭, 但在次生林中都存在47~124頭。

3.3 蜘蛛群落組成的影響因素

不同的生境因子影響著不同的生物類群[51]。本研究RDA分析顯示, 地表枯落物、植物群落結(jié)構(gòu)、干擾程度、植物豐富度和草本覆蓋度對(duì)蜘蛛群落分布有顯著影響, 其中地表枯落物是最主要影響因子。這可能是因?yàn)橄葳宸ㄖ饕杉氖堑乇碛潍C蜘蛛, 地表枯落物可以為游獵蜘蛛提供棲息地和避難所。本研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)優(yōu)勢(shì)種星豹蛛(狼蛛科)與枯落物厚度呈負(fù)相關(guān), 但與人為干擾有顯著正相關(guān)性。這可能是因?yàn)槔侵肷朴诒寂? 它的獵食行為傾向于地面比較裸露的蘋果-芍藥套作園[52-54]; 另外, 果園管理中小劑量農(nóng)藥也可以提高狼蛛科蜘蛛活力[55]。鞍形花蟹蛛與植物群落結(jié)構(gòu)和枯落物厚度呈正相關(guān), 鞍形花蟹蛛善于在灌木叢中游獵, 又常在石縫和枯枝落葉下隱藏。雖然星豹蛛與植物空間結(jié)構(gòu)和枯落物厚度呈負(fù)相關(guān), 但增加植物群落結(jié)構(gòu)和地表枯落物有利于鞍形花蟹蛛、日本管蛛和小狼逍遙蛛這類善于在灌木叢中捕食的蜘蛛類群。

4 結(jié)論

生境類型是影響蜘蛛多樣性和群落結(jié)構(gòu)的主要因素, 生境因子對(duì)不同蜘蛛群落影響不同, 從而導(dǎo)致不同的類型生境對(duì)蜘蛛多樣性保護(hù)功能也存在差異。在山區(qū)農(nóng)業(yè)景觀中, 種植人工林是對(duì)當(dāng)?shù)刈匀涣值挠幸嫜a(bǔ)充, 有利于當(dāng)?shù)厣锒鄻有缘幕謴?fù)和保護(hù); 農(nóng)田退耕改種綠?；ɡ群吞O果-芍藥套作園的景觀提升實(shí)施方案, 增加了蜘蛛的豐富度和多度, 對(duì)生物防治和生物多樣性的保護(hù)有積極作用。因此, 未來要在保護(hù)地過渡帶適當(dāng)創(chuàng)造多樣化的半自然生境, 如種植人工林和野花帶, 開發(fā)農(nóng)林復(fù)合系統(tǒng), 如農(nóng)田適當(dāng)種植開花類中藥或多種作物間作套種, 既有助于提升山區(qū)農(nóng)業(yè)景觀和多種生態(tài)服務(wù)功能, 又能促進(jìn)生產(chǎn)、生態(tài)和景觀綜合效益的發(fā)揮。

[1] NORRIS K. Agriculture and biodiversity conservation: Opportunity knocks[J]. Conservation Letters, 2008, 1(1): 2–11

[2] 賀達(dá)漢. 農(nóng)業(yè)景觀與害蟲種群控制[J]. 植物保護(hù), 2009, 35(3): 12–15 HE D H. Landscape structure and control of insect pests in agroecosystems[J]. Plant Protection, 2009, 35(3): 12–15

[3] TILMAN D. Global environmental impacts of agricultural expansion: The need for sustainable and efficient practices[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 1999, 96(11): 5995–6000

[4] FAHRIG L. Effects of habitat fragmentation on biodiversity[J]. Annual Review of Ecology, Evolution, and Systematics, 2003, 34: 487–515

[5] 劉云慧, 李良濤, 宇振榮. 農(nóng)業(yè)生物多樣性保護(hù)的景觀規(guī)劃途徑[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2008, 19(11): 2538–2543 LIU Y H, LI L T, YU Z R. Landscape planning approaches for biodiversity conservation in agriculture[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2008, 19(11): 2538–2543

[6] 段美春, 劉云慧, 張?chǎng)? 等. 以病蟲害控制為中心的農(nóng)業(yè)生態(tài)景觀建設(shè)[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2012, 20(7): 825–831 DUAN M C, LIU Y H, ZHANG X, et al. Agricultural disease and insect-pest control via agro-ecological landscape construction[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2012, 20(7): 825–831

[7] SUTTER L, ALBRECHT M, JEANNERET P. Landscape greening and local creation of wildflower strips and hedgerows promote multiple ecosystem services[J]. Journal of Applied Ecology, 2018, 55(2): 612–620

[8] BOLLER JR P F. Presidential Campaigns From George Washington To George W. Bush[M]. Oxford: Oxford University Press, 2004

[9] ZHAO Z H, REDDY G V P, HUI C, et al. Approaches and mechanisms for ecologically based pest management across multiple scales[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2016, 230: 199–209

[10] 趙紫華. 從害蟲“綜合治理”到“生態(tài)調(diào)控”[J]. 科學(xué)通報(bào), 2016, 61(18): 2027–2034 ZHAO Z H. From “Integrated pest management” to “Ecologically based pest management”[J]. Chinese Science Bulletin, 2016, 61(18): 2027–2034

[11] 李良濤, 劉文平, 肖禾, 等. 農(nóng)業(yè)景觀中植物籬的建設(shè)與管理[J]. 中國(guó)水土保持, 2012, (6): 26–29 LI L T, LIU W P, XIAO H, et al. Construction and management of hedgerows in agricultural landscape[J]. Soil and Water Conservation in China, 2012, (6): 26–29

[12] WOLF S, ROMEIS J, COLLATZ J. Utilization of plant-derived food sources from annual flower strips by the invasive harlequin ladybird[J]. Biological Control, 2018, 122: 118–126

[13] HATT S, MOUCHON P, LOPES T, et al. Effects of wildflower strips and an adjacent forest on aphids and their natural enemies in a pea field[J]. Insects, 2017, 8(3): 99

[14] KLEIN A M, VAISSIERE B E, CANE J H, et al. Importance of pollinators in changing landscapes for world crops[J]. Proceedings of the Royal Society B: Biological Sciences, 2006, 274(1608): 303–313

[15] CLOUGH Y, KRUESS A, KLEIJN D, et al. Spider diversity in cereal fields: Comparing factors at local, landscape and regional scales[J]. Journal of Biogeography, 2005, 32(11): 2007–2014

[16] MARSHALL E J P, MOONEN A C. Field margins in northern Europe: Their functions and interactions with agriculture[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2002, 89(1/2): 5–21

[17] 張旭珠, 常虹, 張?chǎng)? 等. 農(nóng)業(yè)景觀步甲多樣性時(shí)間格局及其與景觀結(jié)構(gòu)的關(guān)系[J]. 生態(tài)學(xué)雜志, 2012, 31(12): 3127–3132 ZHANG X Z, CHANG H, ZHANG X, et al. Temporal patterns of carabid beetle diversity in agro-landscape in relation to landscape structure[J]. Chinese Journal of Ecology, 2012, 31(12): 3127–3132

[18] NG K, BARTON P S, MACFADYEN S, et al. Beetle’s responses to edges in fragmented landscapes are driven by adjacent farmland use, season and cross-habitat movement[J]. Landscape Ecology, 2018, 33(1): 109–125

[19] áVILA A C, STENERT C, RODRIGUES E N L, et al. Habitat structure determines spider diversity in highland ponds[J]. Ecological Research, 2017, 32(3): 359–367

[20] TSCHARNTKE T, KLEIN A M, KRUESS A, et al. Landscape perspectives on agricultural intensification and biodiversity-ecosystem service management[J]. Ecology Letters, 2005, 8(8): 857–874

[21] SAMU F, SUNDERLAND K D, TOPPING C J, et al. A spider population in flux: Selection and abandonment of artificial web-sites and the importance of intraspecific interactions in(Araneae: Linyphiidae) in wheat[J]. Oecologia, 1996, 106(2): 228–239

[22] 鄭國(guó), 楊效東, 李樞強(qiáng). 西雙版納地區(qū)六種林型地表蜘蛛多樣性比較研究[J]. 昆蟲學(xué)報(bào), 2009, 52(8): 875–884 ZHENG G, YANG X D, LI S Q. Biodiversity of ground-dwelling spider in six forest types in Xishuangbanna, S.W. China[J]. Acta Entomologica Sinica, 2009, 52(8): 875– 884

[23] 劉文惠, 胡懿君, 胡文超, 等. 苜蓿鄰作麥田地表步甲和蜘蛛種群動(dòng)態(tài)及其對(duì)苜蓿刈割的響應(yīng)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 25(9): 2677–2682 LIU W H, HU Y J, HU W C, et al. Population dynamics of ground carabid beetles and spiders in a wheat field along the wheat-alfalfa interface and their response to alfalfa mowing[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2014, 25(9): 2677–2682

[24] 胡文超, 劉軍和, 賀達(dá)漢. 苜蓿田地表蜘蛛邊緣效應(yīng)及苜蓿刈割后的溢出效應(yīng)[J]. 植物保護(hù)學(xué)報(bào), 2018, 45(4): 773–781 HU W C, LIU J H, HE D H. Edge effect of ground-dwelling spiders and spillover effect after alfalfa mowing in alfalfa fields of Yinchuan area[J]. Journal of Plant Protection, 2018, 45(4): 773–781

[25] 張旭珠, 韓印, 宇振榮, 等. 半自然農(nóng)田邊界與相鄰農(nóng)田步甲和蜘蛛的時(shí)空分布[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2017, 28(6): 1879–1888 ZHANG X Z, HAN Y, YU Z R, et al. Spatio-temporal distribution of carabids and spiders between semi-natural field margin and the adjacent crop fields in agricultural landscape[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2017, 28(6): 1879–1888

[26] 趙爽, 宋博, 丁圣彥, 等. 黃河下游農(nóng)業(yè)景觀中景觀結(jié)構(gòu)和生境特征對(duì)林表生蜘蛛多樣性的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2017, 37(6): 1816–1825 ZHAO S, SONG B, DING S Y, et al. Effects of landscape structure and habitat characteristics on spider diversity in the agro-landscape along the lower reaches of the Yellow River[J]. Acta Ecologica Sinica, 2017, 37(6): 1816–1825

[27] PéREZ-GUERRERO S, GELAN-BEGNA A, VARGAS- OSUNA E. Impact of(Araneae: Miturgidae) and(Neuroptera: Chrysopidae) intraguild predation on the potential control of cotton pest(Lepidoptera: Noctuidae)[J]. Biocontrol Science and Technology, 2014, 24(2): 216–228

[28] NYFFELER M, SUNDERLAND K D. Composition, abundance and pest control potential of spider communities in agroecosystems: A comparison of European and US studies[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2003, 95(2/3): 579–612

[29] WHITEHOUSE M E A, HARDWICK S, SCHOLZ B C G, et al. Evidence of a latitudinal gradient in spider diversity in Australian cotton[J]. Austral Ecology, 2009, 34(1): 10–23

[30] S?MME L, BLOCK W. Adaptations to alpine and polar environments in insects and other terrestrial arthropods[M]//LEE R E, DENLINGER D L. Insects at Low Temperature. Boston, MA: Springer, 1991

[31] 宋大祥, 朱明生. 河北動(dòng)物志: 蜘蛛類[M]. 石家莊: 河北科學(xué)技術(shù)出版社, 2001SONG D X, ZHU M S. The Spiders of Hebei[M]. Shijiazhuang: Hebei Science & Technology Press, 2001

[32] 朱明生, 張保石. 河南蜘蛛志: 蛛形綱: 蜘蛛目[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2011 ZHU M S, ZHANG B S. The Spiders of Henan[M]. Beijing: Science Press, 2011

[33] SONG D X, ZHU M S, CHEN J. The Spiders of China[M]. Shijiazhuang: Hebei Science & Technology Press, 1999

[34] 鮑士旦. 土壤農(nóng)化分析[M]. 3 版. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)出版社, 2000 BAO S D. Soil and Agricultural Chemistry Analysis[M]. 3rd ed. Beijing: China Agriculture Press, 2000

[35] HAMMER ?, HARPER D A T, RYAN P D. PAST: Paleontological statistics software package for education and data analysis[J]. Palaeontologia Electronica, 2001, 4(1): 1–9

[36] 盧紋岱. SPSS統(tǒng)計(jì)分析[M]. 4版. 北京: 電子工業(yè)出版社, 2010 LU W D. SPSS Statistical Analysis[M]. 4th ed. Beijing: Publishing House of Electronics Industry, 2010

[37] 張金屯. 數(shù)量生態(tài)學(xué)[M]. 北京: 科學(xué)出版社, 2004 ZHANG J T. Quantitative Ecology[M]. Beijing: Science Press, 2004

[38] INGRAO A J, SCHMIDT J, JUBENVILLE J, et al. Biocontrol on the edge: Field margin habitats in asparagus fields influence natural enemy-pest interactions[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2017, 243: 47–54

[39] MAGURA T. Carabids and forest edge: Spatial pattern and edge effect[J]. Forest Ecology and Management, 2002, 157(1/3): 23–37

[40] HOLLAND M M, RISSER P G. The role of landscape boundaries in the management and restoration of Changing environments: Introduction[M]//HOLLAND M M, RISSER P G, NAIMAN R J, et al. Ecotones. Boston, MA: Springer, 1991

[41] STENCHLY K, CLOUGH Y, BUCHORI D, et al. Spider web guilds in cacao agroforestry-comparing tree, plot and landscape-scale management[J]. Diversity and Distributions, 2011, 17(4): 748–756

[42] SUNDERLAND K, SAMU F. Effects of agricultural diversification on the abundance, distribution, and pest control potential of spiders: A review[J]. Entomologia Experimentalis et Applicata, 2000, 95(1): 1–13

[43] 段美春. 農(nóng)業(yè)景觀的時(shí)空格局對(duì)植物和節(jié)肢動(dòng)物多樣性的影響研究[D]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)大學(xué), 2016: 5?59 DUAN M C. The impact of spatial and temporal structure of agriculture landscape on plant and arthropod diversity[D]. Beijing: China Agricultural University, 2016: 5?59

[44] PFISTER S C, SCH?FER R B, SCHIRMEL J, et al. Effects of hedgerows and riparian margins on aerial web-building spiders in cereal fields[J]. Journal of Arachnology, 2015, 43(3): 400–405

[45] AAVIK T, LIIRA J. Quantifying the effect of organic farming, field boundary type and landscape structure on the vegetation of field boundaries[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2010, 135(3): 178–186

[46] TSCHARNTKE T, TYLIANAKIS J M, RAND T A, et al. Landscape moderation of biodiversity patterns and processes-eight hypotheses[J]. Biological Reviews, 2012, 87(3): 661–685

[47] FAHY O, GORMALLY M. A comparison of plant and carabid beetle communities in an Irish oak woodland with a nearby conifer plantation and clear felled site[J]. Forest Ecology and Management, 1998, 110(1/3): 263–273

[48] SOUZA A F, RAMOS N P, PIZO M A, et al. Afforestation effects on vegetation structure and diversity of grasslands in southern Brazil: The first years[J]. Journal for Nature Conservation, 2013, 21(1): 56–62

[49] LACHANCE D, LAVOIE C, DESROCHERS A. The impact of peatland afforestation on plant and bird diversity in southeastern Québec[J]. écoscience, 2005, 12(2): 161–171

[50] SANTOS T, TELLERíA J L, DíAZ M, et al. Evaluating the benefits of CAP reforms: Can afforestations restore bird diversity in Mediterranean Spain?[J]. Basic and Applied Ecology, 2006, 7(6): 483–495

[51] CARVALHEIRO L G, SEYMOUR C L, NICOLSON S W, et al. Creating patches of native flowers facilitates crop pollination in large agricultural fields: Mango as a case study[J]. Journal of Applied Ecology, 2012, 49(6): 1373– 1383

[52] OPATOVSKY I, LUBIN Y. Coping with abrupt decline in habitat quality: Effects of harvest on spider abundance and movement[J]. Acta Oecologica, 2012, 41: 14–19

[53] HADDAD N M, BRUDVIG L A, CLOBERT J, et al. Habitat fragmentation and its lasting impact on Earth’s ecosystems[J]. Science Advances, 2015, 1(2): e1500052

[54] ?BERG S. Influence of landscape structure and farming practice on body condition and fecundity of wolf spiders[J]. Basic & Applied Ecology, 2009, 10(7): 614–621

[55] 王智, 顏亨梅, 王洪全. 低劑量農(nóng)藥對(duì)稻田蜘蛛控蟲力的影響[J]. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2002, 22(3): 346–351 WANG Z, YAN H M, WANG H Q. The influence of low-dose pesticides on the insect-control power of paddy field spiders[J]. Acta Ecologica Sinica, 2002, 22(3): 346–351

Effects of agricultural landscape habitat types on spider community structure and the influencing factors in Taihang Mountain*

CHEN Xi1, ZHANG Xuzhu1,2, JIN Chi1, LI An1, GAO Mengmeng1, LU Tong1, ZHANG Xiaohua3, LI Liangtao1**

(1. College of Landscape and Ecological Engineering, Hebei University of Engineering, Handan 056038, China; 2. College of Resources and Environment, China Agricultural University, Beijing 100193, China; 3. Management Center of Wu’an Qingyazhai National Nature Reserve in Hebei, Wu’an 056300, China)

Ground-dwelling spiders were collected using pitfall traps from five different habitats (walnut grove, maize field, apple-peony intercropping orchard, secondary forest, and flower belt) to explore the effects of various habitats on the distribution of spiders in the agricultural landscape of Taihang, Wu’an City mountain area.The distribution of spider diversity and their correlation with the local habitat factors were analyzed. The results showed that walnut grove conserved significantly higher Shannon-Wiener diversity of spiders than the other four habitats. The spider richness was significantly higher in walnut grove, secondary forest, and flower belt than in apple-peony intercropping orchard and maize field; although, apple-peony intercropping orchard and flower belt significantly conserved spider abundance more than the other three habitats. A decrease in spider abundance was due to the field disturbance; however, the spider richness increased with increasing of vegetation complexity, while there was a negative correlation between spider abundance and the vegetation structure complexity. Moreover, the abundance of spiders increased with an increase in the understory litters. Understory litter was the most important factor which determined the spider composition; spider assemblage composition was homogeneous in maize fields, apple-peony intercropping orchard, and flower belts, whereas they were heterogeneous in walnut groves and natural forests. The results of this study indicated that walnut groves, apple-peony intercropping orchard, and intercropping flower with chestnut in the transition zone between agricultural landscape and natural landscape could contribute to spider conservation. Factors of different habitats had different relationships with different spider communities; for example, theprefers the apple-peony intercropping orchard and the flower belt with significant human interference. Therefore, the production management should combine the unique habitat conditions to conduct reasonable protection and efficient utilization of the corresponding spiders. Our results provide guidance for the management and biodiversity conservation of agricultural habitat in the study area.

Semi-natural habitats; Biodiversity protection; Spider; Habitat factors; Community structure

Q14

10.13930/j.cnki.cjea.200173

陳曦, 張旭珠, 金池, 李安, 高萌萌, 盧彤, 張曉華, 李良濤. 太行山區(qū)不同農(nóng)業(yè)景觀生境的蜘蛛群落結(jié)構(gòu)特征及其影響因子[J]. 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)(中英文), 2020, 28(10): 1488-1498

CHEN X, ZHANG X Z, JIN C, LI A, GAO M M, LU T, ZHANG X H, LI L T. Effects of agricultural landscape habitat types on spider community structure and the influencing factors in Taihang Mountain[J]. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2020, 28(10): 1488-1498

* 農(nóng)業(yè)部農(nóng)業(yè)環(huán)境生物多樣性及生態(tài)服務(wù)功能提升項(xiàng)目(20110402)、河北省科技計(jì)劃項(xiàng)目(6226309D-3)、邯鄲市科技技術(shù)研究與發(fā)展計(jì)劃項(xiàng)目(1727201065)和武安青崖寨國(guó)家級(jí)自然保護(hù)區(qū)建設(shè)項(xiàng)目資助

李良濤, 主要從事景觀生態(tài)規(guī)劃與生物多樣性研究。E-mail: liliangtao@hebeu.edu.cn

陳曦, 主要從事農(nóng)業(yè)景觀生物多樣性研究。E-mail: 10276242@qq.com

2020-03-09

2020-04-07

* This study was supported by the Project of Improvement of Agro-Environmental Biodiversity and Ecological Service Function of Ministry of Agriculture (20110402), the Science and Technology Planning Project of Hebei Province (6226309D-3),Handan Science and Technology Research and Development Project (1727201065) and Wu’an Qingyazhai National Nature Reserve Construction Project.

, E-mail: liliangtao@hebeu.edu.cn

Mar. 9, 2020;

Apr. 7, 2020