尤譽(yù)杰,王懿祥,*,張華鋒,邱烷婷,吳敏娟

1 浙江農(nóng)林大學(xué)環(huán)境與資源學(xué)院,省部共建亞熱帶森林培育國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,浙江省森林生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)與固碳減排重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室,臨安 311300 2 臨安林業(yè)局,臨安 311300

常綠闊葉林是分布在我國(guó)亞熱帶地區(qū)的地帶性植被類型,是亞熱帶陸地生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分[1- 2]。由于人類的強(qiáng)度干擾,取而代之的是大面積處于不同退化程度的次生林、次生灌叢和灌草叢等[3],其中次生灌叢面積約占我國(guó)亞熱帶地區(qū)總面積的三分之一,是我國(guó)東部較為常見(jiàn)的植被類型[1,4]。表現(xiàn)出群落結(jié)構(gòu)趨于簡(jiǎn)單、抗外界干擾能力差、涵養(yǎng)水源和土壤肥力質(zhì)量減弱及土壤退化等的一系列退化特征。采取適合的人為干擾措施扭轉(zhuǎn)這部分退化生態(tài)系統(tǒng)的逆行演替,恢復(fù)轉(zhuǎn)變?yōu)檎蜓萏鎸?duì)該區(qū)域的生態(tài)平衡和森林可持續(xù)發(fā)展具有重要的實(shí)踐意義。植被演替與土壤性質(zhì)演變的關(guān)系不僅是生態(tài)學(xué)研究的重要內(nèi)容之一,也是森林經(jīng)營(yíng)管理者在森林地力普遍衰退現(xiàn)狀下不得不思考的問(wèn)題[5]。但目前對(duì)次生灌叢恢復(fù)演替的人為干擾方式及其土壤理化性質(zhì)演變的相關(guān)研究較少。

對(duì)退化生態(tài)系統(tǒng)開(kāi)展以植被恢復(fù)為目的的適度的人為經(jīng)營(yíng)干擾,可以在一定程度上改善群落結(jié)構(gòu),提高生物多樣性和生產(chǎn)力,促進(jìn)群落演替,同時(shí)也可以影響到土壤生態(tài)系統(tǒng)[6- 7],最終影響到退化生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)功能的全面恢復(fù)。植物和土壤二者互為環(huán)境因子,植物群落的演替過(guò)程也是植物、氣候和土壤相互影響和作用的過(guò)程[8]。在長(zhǎng)時(shí)間的恢復(fù)演替過(guò)程中,土壤是生態(tài)系統(tǒng)中水分平衡、凋落物分解和營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)等生態(tài)過(guò)程的載體,土壤的恢復(fù)是退化森林生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)中不可忽視的重要組成部分[9]。對(duì)次生灌叢開(kāi)展植被恢復(fù)意味著一種植被類型向另一種植被類型演替。為此,人為的干擾方式和頻度必須有所改變,植物組成和覆蓋以及凋落物的性質(zhì)和量也會(huì)隨之發(fā)生變化,諸多生態(tài)過(guò)程的變化都將影響到土壤生態(tài)系統(tǒng)。

封禁和近自然經(jīng)營(yíng)是改善脆弱和退化森林生態(tài)系統(tǒng)的有效恢復(fù)模式[10-14]。由于封禁管理成本較低,技術(shù)要求不高,因而常作為次生灌叢群落恢復(fù)的保護(hù)性干擾措施；而近自然經(jīng)營(yíng)充分運(yùn)用自然生產(chǎn)力和森林的自我恢復(fù)能力,盡量減少非自然因素和人為對(duì)森林生長(zhǎng)的干擾,是一種適度性干擾方式[15-17]。為促使亞熱帶次生灌叢盡快恢復(fù)為森林植被,本文利用近自然經(jīng)營(yíng)中的林木分類方法對(duì)天然次生灌叢選擇目標(biāo)樹進(jìn)行撫育改造,進(jìn)行適度的人為干擾,以促進(jìn)目標(biāo)樹長(zhǎng)高形成喬木層,觀測(cè)在此過(guò)程中的土壤變化。在次生灌叢群落恢復(fù)演替進(jìn)程中,土壤蓄水能力和肥力是土壤的基本屬性和本質(zhì)特征的反映,是衡量次生灌叢恢復(fù)程度的重要指標(biāo)。浙江省灌叢地面積約為153400 hm2[18],基于此,本文以浙江省臨安市典型次生灌叢為研究對(duì)象,以土壤蓄水能力和肥力質(zhì)量對(duì)不同人為干擾措施的響應(yīng)為內(nèi)容,探討浙江恢復(fù)次生灌叢的途徑,以期為區(qū)域次生灌叢的恢復(fù)演替以及土壤恢復(fù)提供一定的科學(xué)參考。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 研究區(qū)概況

研究地點(diǎn)位于浙北山區(qū)臨安市(29°56′—30°23′N,118°51′—119°52′E),該區(qū)域?qū)僦衼啛釒Ъ撅L(fēng)氣候,年平均氣溫15.9℃,年降水量1614 mm,年均日照時(shí)數(shù)1774 h,無(wú)霜期237 d。地形地貌為低山丘陵,土壤以微酸性紅壤土類為主。地帶性植被為亞熱帶常綠闊葉林,優(yōu)勢(shì)種主要有木荷(Schimasuperba)、苦櫧(Castanopsissclerophylla)、青岡(Cyclobalanopsisglauca)等。由于人為的干擾和破壞,常綠闊葉林常退化為次生灌叢植被。特別是還存在大量地段遭受人為干擾( 如割灌草、火燒等),土壤嚴(yán)重退化,群落長(zhǎng)時(shí)間停留在次生灌叢階段,地帶性常綠闊葉林的恢復(fù)十分緩慢,有些甚至根本沒(méi)有恢復(fù),灌叢群落成了相對(duì)穩(wěn)定的人為偏途頂極,影響了森林生態(tài)系統(tǒng)的可持續(xù)發(fā)展[19]。

1.2 樣地設(shè)置

2012年1月,選擇自然環(huán)境條件基本一致的典型天然次生灌叢作為試驗(yàn)林,由次生常綠闊葉林遭反復(fù)砍伐的情況下退化形成,平均高約為1.6 m。經(jīng)調(diào)查該林分的優(yōu)勢(shì)種為短柄枹(Quercusglandulifera)、檵木(Loropetalumchinensis)、麻櫟(Quercusacutissima)、白櫟(Quercusfabri)、烏飯樹(Vacciniumbracteatum)、冬青(Ilexchinensis)等。將其劃分為兩塊界限明顯的區(qū)域,一塊作為強(qiáng)度人為干擾,不采取任何保護(hù)措施,樵采和采藥等人為干擾活動(dòng)時(shí)有發(fā)生；一塊進(jìn)行封禁管理,通過(guò)村干部和山下入口處的告示牌告知村民實(shí)行嚴(yán)格保護(hù),嚴(yán)禁村民上山活動(dòng)。將封禁區(qū)域的一半只進(jìn)行單純封禁管理,將其作為保護(hù)性干擾;另一半進(jìn)行近自然經(jīng)營(yíng)的目標(biāo)樹撫育,作為適度人為干擾,即：在次生灌叢內(nèi)踏查篩選出適應(yīng)能力強(qiáng)的喬木樹種作為重點(diǎn)培育的目的樹種,確定灌叢內(nèi)的苦櫧、青岡、楓香(Liquidambarformosana)、馬尾松(Pinusmassoniana)、麻櫟、木荷、黃檀(Dalbergiahupeana)、冬青、野柿(Diospyroskaki)等樹種作為優(yōu)先目的樹種,白櫟、短柄枹作為備選目的樹種。每隔2—3 m選擇一株生長(zhǎng)良好、干形通直、無(wú)病蟲害、無(wú)損傷,競(jìng)爭(zhēng)優(yōu)勢(shì)明顯的林木作為目標(biāo)樹,對(duì)目標(biāo)樹進(jìn)行除萌和割灌草,將割掉的灌草培于目標(biāo)樹附近；2012年和2013年各撫育2次,其余同封禁處理。將上述的強(qiáng)度人為干擾(對(duì)照)、保護(hù)性干擾和適度人為干擾3種處理林分每種各設(shè)立9個(gè)400 m2(20 m ×20 m)的固定試驗(yàn)樣地,各樣地間距離20 m以上。2015年11月復(fù)測(cè)時(shí)樣地基本特征如表1所示。

表1 不同人為干擾措施的樣地基本特征表

同列不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)

1.3 土壤樣品采集與測(cè)定

2016年2月,在每個(gè)樣地內(nèi)選擇中心及3個(gè)距離中心5 m左右的地方作為采樣點(diǎn),取土深度為20 cm。除去土壤表層凋落物在中心采樣點(diǎn)用100 mL的環(huán)刀取樣,用以測(cè)定土壤密度與田間最大持水量。用四分法分別在3個(gè)采樣點(diǎn)采取300 g土壤樣品,然后混合成一個(gè)土壤樣品,帶回實(shí)驗(yàn)室風(fēng)干、研磨、去除直徑大于2 mm石粒、植被根系和其他有機(jī)殘?bào)w。土壤孔隙度采用威爾科克斯法測(cè)定[20],土壤的最大持水量、毛管持水量和最小持水量的測(cè)量方法采用《土壤農(nóng)化分析手冊(cè)》[21]。土壤化學(xué)性質(zhì)的測(cè)定采用常規(guī)性方法進(jìn)行測(cè)定[22],土壤有機(jī)碳采用重鉻酸鉀氧化法測(cè)定,土壤水解性氮采用堿解擴(kuò)散法,土壤速效鉀采用火焰光度法,土壤有效磷采用Brayetal 1945測(cè)定,土壤pH值使用pH 3C型精密酸度計(jì)測(cè)定。

1.4 土壤層貯水量計(jì)算

土壤孔隙度是體現(xiàn)土壤持水能力與貯水能力的重要指標(biāo),土壤孔隙度越高,土壤保水能力越強(qiáng)。非毛管孔隙度體現(xiàn)了土壤對(duì)降水的短期停滯量,毛管孔隙度體現(xiàn)了土壤的長(zhǎng)期貯水量與入滲能力[23- 24]。土壤層飽和貯水量是指土壤層的最大持水量,土壤層非毛管貯水量是指降雨后土壤短期儲(chǔ)存的貯水量,二者都是計(jì)算土壤保水能力的重要指標(biāo),計(jì)算公式如下[25]：

Wt=Pt×h×s

(1)

Wnc=Pnc×h×s

(2)

Wc=Pc×h×s

(3)

式中,Wt、Wnc、Wc為土壤層總貯水量、滯留貯水量、吸持貯水量；Pt、Pnc、Pc為土壤總毛管孔隙度、非毛管孔隙度、毛管孔隙度；h為樣地平均土層厚度,本實(shí)驗(yàn)中計(jì)算的土層平均深度為20 cm；s為植被覆蓋的面積。

1.5 土壤有機(jī)碳貯量

每個(gè)樣地的單位面積土壤有機(jī)碳貯量采用以下公式計(jì)算：

Csoc=SOC×h×SD

(4)

式中,Csoc為單位面積土壤有機(jī)碳貯量(g/m2)；SOC為土壤有機(jī)碳含率；h為土層深度(20 cm)；SD為土壤質(zhì)量(g/cm3)。

1.6 土壤綜合評(píng)價(jià)指數(shù)的計(jì)算

采用內(nèi)梅羅指數(shù)法對(duì)土壤綜合肥力進(jìn)行評(píng)價(jià),然后采用相關(guān)系數(shù)法,從土壤肥力、土壤貯水量和土壤碳貯量三個(gè)方面對(duì)經(jīng)營(yíng)后的土壤進(jìn)行綜合評(píng)價(jià)。

1.6.1 內(nèi)梅羅指數(shù)

內(nèi)梅羅指數(shù)最早是依據(jù)單因子評(píng)價(jià)法,對(duì)水體進(jìn)行水質(zhì)的綜合評(píng)價(jià)[26]。包耀賢等[27]發(fā)現(xiàn)內(nèi)梅羅指數(shù)法用于長(zhǎng)期施肥的土壤肥力的綜合評(píng)價(jià)可以獲得相較于傳統(tǒng)方法更精確的結(jié)果。計(jì)算方法是先計(jì)算分肥力系數(shù)IFIi：

(5)

式中,IFIi為分肥力系數(shù),x為待測(cè)定值,xa、xb和xc分別為第二次全國(guó)土壤普查標(biāo)準(zhǔn)設(shè)置的各個(gè)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)的上下限(表2)。

然后將各個(gè)分肥力系數(shù)代入修正的內(nèi)梅羅公式計(jì)算土壤綜合肥力[28]：

(6)

式中,IFI為土壤綜合肥力,IFIiave為土壤肥力各指標(biāo)的分肥力系數(shù)均值,IFIimin為土壤肥力各指標(biāo)的分肥力系數(shù)最小值,n為評(píng)價(jià)指標(biāo)個(gè)數(shù)。

表2 土壤肥力各個(gè)指標(biāo)的分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)值

1.6.2 相關(guān)系數(shù)法

相關(guān)系數(shù)法是模糊綜合評(píng)判法的一種,是使用相關(guān)性分析得到某個(gè)評(píng)價(jià)指標(biāo)與其他指標(biāo)的相關(guān)系數(shù)的均值,該值與所有評(píng)價(jià)指標(biāo)的相關(guān)系數(shù)均值之和的比值就是該項(xiàng)指標(biāo)的權(quán)重,常用于對(duì)土壤綜合肥力的評(píng)價(jià)[29]?；谀：龜?shù)學(xué)加乘法原則,綜合土壤評(píng)價(jià)指數(shù)(Integrated soil quality index, ISQI)計(jì)算公式如下：

(7)

式中,ISQI為土壤綜合評(píng)價(jià)指數(shù)(0≤ISQI≤1),其值越高代表綜合質(zhì)量越高,Wi為第i項(xiàng)評(píng)價(jià)指標(biāo)的權(quán)重,Pi為第i項(xiàng)評(píng)價(jià)指標(biāo)的隸屬度,n為評(píng)價(jià)指標(biāo)個(gè)數(shù)。

1.7 數(shù)據(jù)分析

使用SPSS 20.0軟件進(jìn)行單因素方差分析法(ANOVA)分析土壤各理化性質(zhì)指標(biāo)差異是否顯著。采用雙變量相關(guān)性分析法探求土壤肥力、土壤貯水能力和土壤有機(jī)碳貯量之間的相關(guān)性,最后通過(guò)EXCEL計(jì)算土壤綜合評(píng)價(jià)指數(shù),以此研究不同經(jīng)營(yíng)方式對(duì)2012—2015年土壤有機(jī)碳含量、土壤肥力和土壤貯水量的影響。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同人為干擾措施對(duì)土壤貯水能力的影響

土壤容重和土壤孔隙度都是體現(xiàn)土壤的松緊度和貯水能力的重要指標(biāo)。從表3可以得知,3種經(jīng)營(yíng)處理在土壤容重、總孔隙度、非毛管孔隙度、總貯水量和滯留貯水量都存在顯著差異,適度人為干擾在毛管孔隙度和吸持貯水量上與其他經(jīng)營(yíng)處理存在顯著差異,保護(hù)性干擾與強(qiáng)度人為干擾在毛管孔隙度和吸持貯水量上差異不顯著。與強(qiáng)度人為干擾相比,保護(hù)性干擾在總孔隙度、非毛管孔隙度、總貯水量和滯留貯水量顯著提高,上升幅度分別為12.39%、17.38%、12.41%和17.37%；在毛管孔隙度與吸持貯水量上略微提高,升高5.34%和5.33%；土壤容重顯著下降,下降了12.21%。這說(shuō)明,保護(hù)性干擾的土壤較強(qiáng)度人為干擾相比,土壤更為疏松,總貯水能力和短期滯留貯水能力優(yōu)于強(qiáng)度人為干擾。適度人為干擾的土壤的總孔隙度、毛管孔隙度、非毛管孔隙度、總貯水量、吸持貯水量和滯留貯水量與強(qiáng)度人為干擾相比顯著提高,上升幅度分別為29.11%、33.24%、26.26%、29.13%、33.23%和26.24%；與保護(hù)性干擾相比存在顯著提高,分別提高了14.87%、26.48%、7.56%、14.87%、26.48%和7.56%。適度人為干擾的土壤的容重與強(qiáng)度人為干擾和保護(hù)性干擾相比都存在著顯著下降,分別下降了29.77%和20%。這說(shuō)明適度人為干擾的土壤最為疏松,貯水能力最強(qiáng)。

土壤水分是土壤肥力的重要促進(jìn)因素,直接影響著地表植被的生長(zhǎng)。根據(jù)圖1得知,與強(qiáng)度人為干擾相比,保護(hù)性干擾的土壤的最大持水量、毛管持水量和最小持水量顯著提高了23.35%、9.51%和17.55%,適度人為干擾則分別顯著提高了48.63%、56.08%和71.05%。適度人為干擾的土壤的最大持水量、毛管持水量和最小持水量與保護(hù)性干擾相比顯著提高了20.49%、42.53%、45.51%。這說(shuō)明適度人為干擾和保護(hù)性干擾處理都可以提高土壤的持水能力,適度人為干擾效果好于保護(hù)性干擾。

表3 不同人為干擾措施后的土壤貯水能力

同列不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)

圖1 不同人為干擾處理的土壤持水能力Fig.1 The soil water-holding capacity after different human disturbances

2.2 不同人為干擾對(duì)土壤肥力和土壤碳儲(chǔ)量的影響

由表4可知,與強(qiáng)度人為干擾樣地相比,保護(hù)性干擾樣地的土壤水解氮、有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)含量顯著增加(P<0.05),增加幅度分別為12.11%、38.91%和38.94%；土壤的速效鉀和有效磷含量則顯著下降12.06%和20.08%。適度人為干擾樣地的土壤水解氮、有效磷、有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)含量與對(duì)照樣地相比分別提高了61.97%、90.57%、130% 和130.04%。方差分析發(fā)現(xiàn),二者在土壤水解氮、有效磷、有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)上存在顯著差異(P<0.05)。與強(qiáng)度人為干擾相比,適度人為干擾處理比保護(hù)性干擾處理對(duì)土壤的水解氮、有效磷、有機(jī)質(zhì)、有機(jī)碳含量影響更大,尤其是有機(jī)質(zhì)和有機(jī)碳,增加量是保護(hù)性干擾增加量的3倍。在5個(gè)指標(biāo)中,有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)變化更為明顯,其次為水解氮,速效鉀含量的變化則小。

2.3 土壤質(zhì)量綜合評(píng)價(jià)

從表5可以得知,土壤綜合肥力、土壤貯水量和土壤有機(jī)碳貯量有著極強(qiáng)的正相關(guān)性(α=0.01)。土壤綜合肥力平均相關(guān)性指數(shù)最高,為0.724；土壤綜合肥力與土壤有機(jī)碳含量的關(guān)系更為密切,其平均相關(guān)性指數(shù)為0.776；土壤有機(jī)碳含量平均相關(guān)性指數(shù)大小介于二者之間,為0.674；土壤層貯水量平均相關(guān)性指數(shù)最小,為0.621,其與土壤綜合肥力的相關(guān)性指數(shù)高于其與土壤層有機(jī)碳含量的相關(guān)性指數(shù)。在對(duì)土壤進(jìn)行綜合質(zhì)量評(píng)價(jià)時(shí),土壤綜合肥力重要性高于土壤層有機(jī)碳,高于土壤層貯水量。通過(guò)公式(7)計(jì)算出,土壤綜合肥力、土壤層保水能力,土壤固碳增匯能力占土壤綜合質(zhì)量評(píng)價(jià)指數(shù)的比例分別為35.85%、30.77%和33.38%。

表4 不同人為干擾后的土壤肥力和有機(jī)碳

同列不同小寫字母表示差異顯著(P<0.05)

表5 土壤肥力、貯水量和碳含量的相關(guān)性

**：在0.01水平上顯著相關(guān)；*：在0.05水平上顯著相關(guān)

通過(guò)表6可知,保護(hù)性干擾的土壤綜合質(zhì)量評(píng)價(jià)指數(shù)比強(qiáng)度人為干擾高15.43%,適度人為干擾的土壤綜合質(zhì)量指數(shù)比強(qiáng)度人為干擾的高58.94%,比保護(hù)性干擾高37.69%。適度人為干擾的土壤的綜合質(zhì)量最高,保護(hù)性干擾次之。其中適度人為干擾在3種評(píng)價(jià)指標(biāo)中均表現(xiàn)最好,適度人為干擾可以顯著地增加樣區(qū)的土壤肥力、增強(qiáng)水土保持能力和固碳能力。保護(hù)性干擾的土壤綜合肥力指數(shù)只比強(qiáng)度人為干擾高出2.13%,但是其土壤層貯水量和土壤層有機(jī)碳卻比強(qiáng)度人為干擾高出12.41%和21.94%,致使其土壤綜合質(zhì)量評(píng)價(jià)指數(shù)高于強(qiáng)度人為干擾15.43%。說(shuō)明保護(hù)性干擾雖然不能顯著的改善土壤肥力,但可以增加碳貯量,較好的增強(qiáng)土壤的貯水能力。

表6 不同人為干擾措施的土壤綜合質(zhì)量評(píng)價(jià)指數(shù)

3 討論與結(jié)論

土壤的質(zhì)量除了受自然因素影響,也受人為因素的影響[30]。人為干擾活動(dòng)不僅會(huì)從森林帶走大量的養(yǎng)分,顯著減少土壤輕腐殖質(zhì)量,直接導(dǎo)致土壤的肥力衰退,還通過(guò)人為踩踏和機(jī)械碾壓等對(duì)土壤造成壓實(shí),直接或間接的導(dǎo)致土壤孔隙度、持水量、土壤入滲能力下降[31- 32]。本研究的強(qiáng)度人為干擾區(qū),樵采時(shí)有發(fā)生,不但將林木帶出林分外,也使得灌叢平均高增加緩慢(表1)。結(jié)果表明,與適度人為干擾與保護(hù)性干擾相比,強(qiáng)度干擾后土壤的孔隙度、貯水量和持水量增長(zhǎng)緩慢,其中非毛管孔隙度和滯留持水量更易受影響；土壤的水解性氮、有機(jī)質(zhì)和有機(jī)碳下降明顯。強(qiáng)度人為干擾活動(dòng)導(dǎo)致了土壤蓄水保水能力、固碳能力和肥力的恢復(fù)速度明顯小于適度人為干擾與保護(hù)性干擾區(qū)。如果要對(duì)次生灌叢的土壤進(jìn)行恢復(fù),必須要調(diào)整人為干擾方式。

本研究利用保護(hù)性干擾與適度人為干擾分別對(duì)該天然次生灌叢進(jìn)行恢復(fù),希望在改變林分結(jié)構(gòu)和促成喬木林生長(zhǎng)的同時(shí),提高土壤質(zhì)量。

研究結(jié)果表明,保護(hù)性干擾禁止了樵采等人為干擾活動(dòng),林木的恢復(fù)生長(zhǎng)速度加快,導(dǎo)致平均胸徑和平均高都顯著增加,凋落物也隨之增加(表1)；與強(qiáng)度人為干擾區(qū)相比,保護(hù)性干擾后的土壤容重明顯減小,總孔隙度顯著增加,貯水能力顯著提高(表4)；土壤水解氮、有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)含量顯著增加,土壤肥力和土壤貯碳量顯著提高。封禁可以顯著增加林分內(nèi)凋落物的貯存量[33]。凋落物增加可以起到減少地表徑流流速和減少降水對(duì)地表的侵蝕的作用,使降水可以更充分的入滲到土壤,以此增加土壤的滯留水量,從而提升整體的土壤蓄水能力[5]。次生灌叢保護(hù)性干擾后,凋落物總量的增加和土壤滯留水量增加(表1和表4),致使凋落物的沉降水解增加,導(dǎo)致土壤水解氮、有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)含量顯著增加(表4)。馬少杰等[34]研究也發(fā)現(xiàn)封山育林可以顯著增加水解氮、有機(jī)碳和有機(jī)質(zhì)含量[35]。適度人為干擾是在封禁的基礎(chǔ)上對(duì)次生灌叢進(jìn)行有目的的改造,在停止了樵采等人為破壞活動(dòng)的同時(shí)通過(guò)篩選目標(biāo)樹種和目標(biāo)樹并進(jìn)行撫育提高了目的樹種的優(yōu)勢(shì)地位,減小了目標(biāo)樹的競(jìng)爭(zhēng)壓力,促進(jìn)了目標(biāo)樹的生長(zhǎng),加快了灌叢到喬木林的演變(表1)。一方面,林木高度和直徑加快生長(zhǎng),植被蓋度和生物量增加,提高了對(duì)降水的截留作用,降水對(duì)地表的侵蝕將進(jìn)一步減弱,使得雨水將更為緩慢的入滲到土壤,加之植被根系的恢復(fù)生長(zhǎng),使得土壤孔隙度顯著增加,土壤的蓄水保水能力提高(表2)。土壤水分是促進(jìn)土壤肥力的重要因素,土壤持水量的提高將加快凋落物的分解,進(jìn)一步增加土壤肥力[5]。另一方面,與保護(hù)性干擾區(qū)緩慢增加凋落物不同,適度人為干擾區(qū)在初期通過(guò)圍繞目標(biāo)樹進(jìn)行的除萌、割灌草撫育和間伐競(jìng)爭(zhēng)木,使得適度人為干擾區(qū)在初期枯落物數(shù)量顯著高于其他干擾區(qū),加之4年后其林木生長(zhǎng)也好于保護(hù)性干擾區(qū),致使其凋落物總量要高于其他干擾區(qū)。凋落物總量的增加,凋落物沉降分解速度的提高,增加了土壤的養(yǎng)分含量,導(dǎo)致了適度人為干擾區(qū)土壤綜合肥力顯著高于保護(hù)性干擾區(qū)(表4)。本研究表明,通過(guò)適度人為干擾(目標(biāo)樹撫育)比保護(hù)性干擾(封禁)能更好的提高土壤的蓄水保水能力、土壤肥力和土壤固碳能力。

3種人為干擾措施下土壤主要指標(biāo)的相關(guān)性分析表明,土壤肥力與土壤貯水能力呈現(xiàn)強(qiáng)相關(guān)關(guān)系。土壤有機(jī)質(zhì)可以促進(jìn)土壤團(tuán)聚體的形成,隨著土壤團(tuán)聚體增加,土壤總孔隙度也會(huì)增加[36-38]。土壤肥力和土壤有機(jī)碳含量呈現(xiàn)出強(qiáng)正相關(guān)性(表5),這是因?yàn)橥寥乐械卦黾訒?huì)促進(jìn)較輕的土壤碳分解,并使得較重的土壤碳化合物更為穩(wěn)定[39]。土壤的綜合肥力、有機(jī)質(zhì)和有機(jī)碳三者之間存在著高相關(guān)性,是因?yàn)橥寥婪柿陀袡C(jī)碳主要是通過(guò)有機(jī)質(zhì)分解而來(lái),土壤有機(jī)質(zhì)是生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力和更新中最重要的一部分,是植被與土壤恢復(fù)的關(guān)鍵因素[40]。保護(hù)性干擾和適度人為干擾將次生灌叢變?yōu)檎蜓萏?加快了群落生長(zhǎng)速度,改善林分結(jié)構(gòu),從而提高土壤有機(jī)質(zhì)含量,改善土壤養(yǎng)分循環(huán),增加土壤肥力,形成地上林木生長(zhǎng)和土壤改善相互促進(jìn)的狀態(tài)。

綜上所述,強(qiáng)度的人為干擾是次生灌叢土壤無(wú)法恢復(fù)的主要原因。對(duì)次生灌叢進(jìn)行保護(hù)性干擾與適度人為干擾都可以增強(qiáng)土壤的水土保持能力、固碳增匯能力和肥力。與封禁保護(hù)相比,目標(biāo)樹撫育這種適度干擾更能有效的加快土壤理化性質(zhì)的修復(fù)進(jìn)程。

[1] 中國(guó)植被編輯委員會(huì). 中國(guó)植被. 北京: 科學(xué)出版社, 1980.

[2] 李昌華. 亞洲東部常綠闊葉林的分布. 自然資源, 1997, 19(2): 37- 45.

[3] 王希華, 閆恩榮, 嚴(yán)曉, 王良衍. 中國(guó)東部常綠闊葉林退化群落分析及恢復(fù)重建研究的一些問(wèn)題. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 25(7): 1796- 1803.

[4] 金小華, 宋永昌, 左文江. 皖南黟縣次生灌草叢生物量的研究. 生態(tài)學(xué)報(bào), 1990, 10(4): 328- 332.

[5] 康冰, 劉世榮, 蔡道雄, 盧立華, 何日明, 高妍夏, 迪瑋峙. 南亞熱帶不同植被恢復(fù)模式下土壤理化性質(zhì). 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 21(10): 2479- 2486.

[6] 胡嬋娟, 郭雷. 植被恢復(fù)的生態(tài)效應(yīng)研究進(jìn)展. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2012, 21(9): 1640- 1646.

[7] 李靜鵬, 徐明鋒, 蘇志堯, 孫余丹, 胡硯秋. 不同植被恢復(fù)類型的土壤肥力質(zhì)量評(píng)價(jià). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2014, 34(9): 2297- 2307.

[8] West D C, Shugart H H, Botkin D B. Forest Succession: Concepts And Application. New York: Springer, 1981: 185- 211.

[9] Johnston J M, Crossley D A Jr. Forest ecosystem recovery in the Southeast US: Soil ecology as an essential component of ecosystem management. Forest Ecology and Management, 2002, 155(1/3): 187- 203.

[10] 王國(guó)梁, 劉國(guó)彬, 劉芳, 侯喜祿, 周生路. 黃土溝壑區(qū)植被恢復(fù)過(guò)程中植物群落組成及結(jié)構(gòu)變化. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003, 23(12): 2550- 2557.

[11] 戴全厚, 薛萐, 劉國(guó)彬, 勃海峰, 張健. 黃土丘陵區(qū)封禁對(duì)侵蝕土壤微生物生物量的影響. 土壤學(xué)報(bào), 2008, 45(3): 518- 525.

[12] 陸元昌. 近自然森林經(jīng)營(yíng)的理論與實(shí)踐. 北京: 科學(xué)出版社. 2006.

[13] 吳建強(qiáng), 王懿祥, 楊一, 朱婷婷, 朱旭丹. 干擾樹間伐對(duì)杉木人工林林分生長(zhǎng)和林分結(jié)構(gòu)的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 26(2): 340- 348.

[14] 王懿祥, 張守攻, 陸元昌, 孟京輝, 曾冀. 干擾樹間伐對(duì)馬尾松人工林目標(biāo)樹生長(zhǎng)的初期效應(yīng). 林業(yè)科學(xué), 2014, 50(10): 67- 73.

[15] 田軍, 張寶祥, 徐成立, 姚衛(wèi)紅, 王雄賓. 經(jīng)營(yíng)干擾對(duì)華北落葉松人工林群落演替趨勢(shì)的影響. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 2011, 39(27): 16668- 16670.

[16] 于立忠, 朱教君, 趙風(fēng)軍, 張艷紅, 孫一榮. 干擾與森林經(jīng)營(yíng)管理//第十屆中國(guó)科協(xié)年會(huì)論文集. 鄭州: 中國(guó)科學(xué)技術(shù)協(xié)會(huì), 2008.

[17] Fries C, Johansson O, Pettersson B, Simonsson P. Silvicultural models to maintain and restore natural stand structures in Swedish boreal forests. Forest Ecology and Management, 1997, 94(1/3): 89- 103.

[18] 國(guó)家林業(yè)局. 全國(guó)森林經(jīng)營(yíng)規(guī)劃(2016—2050年).(2016-07- 28)[2017-03- 28]. http://www.gov.cn/xinwen/2016-07/28/5095504/files/b9ac167edfd748dc8c1a256a784f40d5.pdf.

[19] 楊一, 王懿祥, 白尚斌, 劉蕾蕾, 朱婷婷, 朱旭丹, 尤譽(yù)杰. 臨安次生灌叢植物多樣性對(duì)林火烈度空間異質(zhì)性的響應(yīng). 生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 36(14): 4438- 4446.

[20] 中國(guó)土壤學(xué)會(huì)農(nóng)業(yè)化學(xué)專業(yè)委員會(huì). 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)常規(guī)分析方法. 北京: 科學(xué)出版社, 1983.

[21] 勞家檉. 土壤農(nóng)化分析手冊(cè). 北京: 農(nóng)業(yè)出版社, 1988.

[22] 魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科技出版社, 2000.

[23] 高茂盛, 廖允成, 李俠, 黃金輝. 不同覆蓋方式對(duì)渭北旱作蘋果園土壤貯水的影響. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2010, 43(10): 2080- 2087.

[24] 楊永輝, 武繼承, 吳普特, 趙世偉, 何方, 史福剛. 秸稈覆蓋與保水劑對(duì)土壤結(jié)構(gòu)、蒸發(fā)及入滲過(guò)程的作用機(jī)制. 中國(guó)水土保持科學(xué), 2009, 7(5): 70- 75.

[25] 林業(yè)部科技司. 森林生態(tài)系統(tǒng)定位研究方法. 北京: 中國(guó)科學(xué)技術(shù)出版杜, 1994.

[26] 谷朝君, 潘穎, 潘明杰. 內(nèi)梅羅指數(shù)法在地下水水質(zhì)評(píng)價(jià)中的應(yīng)用及存在問(wèn)題. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 2002, 28(1): 45- 47.

[27] 包耀賢, 徐明崗, 呂粉桃, 黃慶海, 聶軍, 張會(huì)民, 于寒青. 長(zhǎng)期施肥下土壤肥力變化的評(píng)價(jià)方法. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2012, 45(20): 4197- 4204.

[28] 闞文杰, 吳啟堂. 一個(gè)定量綜合評(píng)價(jià)土壤肥力的方法初探. 土壤通報(bào), 1994, 25(6): 245- 247.

[29] 于寒青, 徐明崗, 呂家瓏, 包耀賢, 孫楠, 高菊生. 長(zhǎng)期施肥下紅壤地區(qū)土壤熟化肥力評(píng)價(jià). 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 21(7): 1772- 1778.

[30] Mou P, Mitchell R J, Jones R H. Root distribution of two tree species under a heterogeneous nutrient environment. Journal of Applied Ecology, 1997, 34(3): 645- 656.

[31] Mo J M, Brown S, Peng S L, Kong G H, Fang Y T. Effects of human impacts on fine roots and soil organic matter of a pine forest in subtropical China. Acta Ecologica Sinica, 2005, 25(3): 491- 499.

[32] 張希彪, 上官周平. 人為干擾對(duì)黃土高原子午嶺油松人工林土壤物理性質(zhì)的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2006, 26(11): 3685- 3695.

[33] 楊吉華, 張永濤, 高祥偉, 李增印, 王開(kāi)增. 封山育林提高森林蓄水保土效益的研究. 水土保持研究, 2001, 8(3): 2- 5.

[34] 馬少杰, 李正才, 周本智, 格日樂(lè)圖, 孔維健, 安艷飛. 北亞熱帶天然次生林封山育林對(duì)土壤肥力質(zhì)量的影響. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào), 2011, 33(2): 328- 334.

[35] 歐陽(yáng)學(xué)軍, 黃忠良, 周國(guó)逸, 褚國(guó)偉, 李炯, 史軍輝, 徐國(guó)良. 鼎湖山南亞熱帶森林群落演替對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)影響的累積效應(yīng)研究. 水土保持學(xué)報(bào), 2003, 17(4): 51- 54.

[36] Adams W A. The effect of organic matter on the bulk and true densities of some uncultivated podzolic soils. European Journal of Soil Science, 1973, 24(1): 10- 17.

[37] Rawls W J, Nemes A, Pachepsky Y. Effect of soil organic carbon on soil hydraulic properties. Developments in Soil Science, 2004, 30: 95- 114.

[38] 彭新華, 張斌, 趙其國(guó). 紅壤侵蝕裸地植被恢復(fù)及土壤有機(jī)碳對(duì)團(tuán)聚體穩(wěn)定性的影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2003, 23(10): 2176- 2183.

[39] Neff J C, Townsend A R, Gleixner G, Lehman S J, Turnbull J, Bowman, W D. Variable effects of nitrogen additions on the stability and turnover of soil carbon. Nature, 2002, 419(6910): 915- 917.

[40] Pei S F, Fu H, Wan C G. Changes in soil properties and vegetation following exclosure and grazing in degraded Alxa desert steppe of Inner Mongolia, China. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2008, 124(1/2): 33- 39.