間伐強度對秦嶺銳齒櫟林冠層和枯落物層水化學效應的影響

趙曉靜,張勝利,馬國棟

1西北農林科技大學資源環境學院, 楊凌 712100 2陜西秦嶺森林生態系統國家野外科學觀測研究站, 楊凌 712100 3西藏自治區拉薩市曲水縣聶當鄉人民政府, 拉薩 850000

間伐強度對秦嶺銳齒櫟林冠層和枯落物層水化學效應的影響

趙曉靜1,3,張勝利1，2,*,馬國棟1

1西北農林科技大學資源環境學院, 楊凌 712100 2陜西秦嶺森林生態系統國家野外科學觀測研究站, 楊凌 712100 3西藏自治區拉薩市曲水縣聶當鄉人民政府, 拉薩 850000

秦嶺銳齒櫟林；間伐強度；水化學效應

水源涵養林具有涵養水源、保持水土、改善水質，為人們提供優質水源的功能[1]。秦嶺南坡中山地帶既是秦巴山區水源涵養林的集中分布區，又是南水北調中線工程取水地-丹江口水庫的水源地之一，因此，該地帶的森林水質狀況備受重視，成為研究熱點[2-4]。森林生長狀況直接關系到森林水質的好壞，近年來，隨著秦嶺周邊環境污染的加劇，以及對森林資源的粗放式經營，該地帶天然林普遍存在郁閉度過高、生長勢弱，生態功能不高，生態效益不能充分發揮的問題。撫育間伐作為一種近自然的森林經營措施，對于解決這一問題具有重要的意義[5]。目前，林業科學工作者們關于撫育間伐的研究較多，但主要集中在撫育間伐對森林空間結構優化以及森林更新和植物多樣性的影響等方面[6-8]，而將撫育間伐與森林水化學效應結合起來研究的卻很少，尤其是在秦嶺林區，這一方面的研究幾乎是空白。

目前，國外有部分研究認為采伐對森林水化學的影響較大，尤其是在采伐后的3—5年間[9-10]。但也有研究表明撫育間伐對森林水化學效應的影響，因間伐強度、森林類型和立地條件的不同而異[11]，間伐強度與森林養分輸出之間不存在線性關系，但可能存在一個間伐強度的閾值，低于這個閾值，養分的流失不顯著[12]。為進一步探討間伐強度對森林水化學效應的影響，本文以秦嶺火地塘天然銳齒櫟林為研究對象，就間伐強度對森林林冠層和枯落物層水化學效應的影響進行研究，探討撫育間伐對森林水質的影響，旨在為研究確定適合秦嶺水源涵養林的撫育間伐強度及全面發揮秦嶺水源涵養林的生態功能提供參考。

1 研究區域

火地塘林區(33°25′— 33°29′N，108°25′— 108°30′E) 位于陜西省寧陜縣境內，地處秦嶺南坡中部腹地。海拔在1420—2037m，山勢陡峻，平均坡度在30—35°。林區面積22.25km2。地形復雜，境內主要河流為發源于平河梁的長安河，其次為火地溝、板橋溝和水井溝等溝溪。氣候為暖溫帶濕潤山地氣候。年平均氣溫為8.0℃；年平均降水量為1130mm，多集中于7—9月份，年蒸發量800—950mm，濕潤系數1.022，平均相對濕度為77.1%，無霜期199d。這種雨熱同期且與生長季節一致的氣候條件，適宜于多種林木的生長發育。土壤類型主要為山地棕壤、暗棕壤和山地草甸土，土層平均厚度50cm 左右，成土母巖主要為花崗巖、片麻巖、變質砂巖和片巖。

火地塘林區屬山地溫帶落葉闊葉林區域。研究樣地現有森林是原生植被在20世紀60、70年代主伐后恢復起來的天然次生林，在自然演替和人工撫育的共同作用下，經過30多年的恢復，林區景觀格局基本上形成以華山松林、硬闊葉林和樺木林為主的次生森林景觀格局。森林小流域處在動態的演替階段。森林覆蓋率較高，主要成林樹種有銳齒櫟(Quercusalienavar.acuteserrata)、樺類(Betula)、油松(Pinustabulaeformis)、華山松(Pinusarmandii)、青扦(Piceawilsonii) 、巴山冷杉(Abiesfargesii)等。

按照陜西省立地條件分類系統劃分，火地塘試驗林場撫育作業區立地條件屬秦嶺南坡山地立地亞區(C)，秦嶺南坡土石山地立地類型小區(27)[13]。火地塘林區森林植被、地形地貌、土壤和氣候等具有秦嶺南坡中山地帶的典型特征，而該地帶又是南水北調中線水源區天然林的主要分布區，因此火地塘林區具有較好的代表性。

2 研究方法

2.1 樣地設置與樣品采集

在秦嶺火地塘林區，選擇立地條件基本一致的銳齒櫟林，在其內設置5塊固定樣地，樣地大小均為20m×30m，分別為對照樣地(DZ，未間伐)和間伐強度為5%(B1)、10%(B2)、15%(B3)、20%(B4)的樣地(圖1)。由于樣地間伐采取“去劣留優、去弱留強”的措施，伐除了“霸王樹”和處于相對劣勢的小徑級材[14]，所以間伐后各樣地林分特征，特別是平均胸徑有差異。間伐后，各樣地概況見表1。

圖1 研究區位置示意圖Fig.1 Location of the Study Area

火地塘林區降雨量超過20mm的降雨集中在6—9月份，因此采樣時間為每年的6—9月份。本研究需要采集的水樣類型為大氣降雨(林外雨)和經過林冠層后形成的林內雨，以及經過枯落物層的枯透水。大氣降雨采集點在火地塘實驗站，于空曠處分別放置塑料盆進行收集，雨后及時將各點收集的雨水混勻，取500mL作為檢測水樣。林內雨在各樣地內采集，于標準樣地內的坡面上按照上、中、下坡位分別布設3個聚氯乙烯塑料桶，桶的表面覆蓋紗網，以防雜物進入桶內。雨后及時將各點收集的林內雨混合，每個樣地取500mL作為檢測水樣。枯透水的采集方式同林內雨，另外，需在紗網表面鋪設原狀枯落物，取樣時取上清液500mL，置于塑料瓶中，貼上標簽，置于4℃的冰箱保存。樣品分析前，先用0.4mm的聚碳酸酯膜進行過濾。

表1 樣地概況Table 1 The basic situation of plots

本研究采樣時間為2012、2013年的雨季，兩年內共采集水樣11次，采集大氣降雨、林內雨和枯透水系列水樣共128個。

2.2 樣品測試及數據處理

圖2 大氣降雨及各樣地林內雨和枯透水中pH值 Fig.2 Variations of pH in rainwater throughfall and litter drainage DZ: 對照樣地;B1: 5%間伐強度；B2: 10%間伐強度；B3: 15%間伐強度；B4: 20%間伐強度

3 結果分析

3.1 不同層次水樣pH值變化

間伐樣地林內雨的pH值均小于對照樣地，且pH值隨著間伐強度的增加而減小，對酸性降水的pH值調升作用減弱。通過差異顯著性分析發現，B1樣地林內雨較大氣降雨的差異性在0.05水平上達到顯著差異(P<0.05，N=48)，而其它樣地林內雨較大氣降雨的差異性均不顯著(P>0.05，N=48)。這是由于低強度的間伐對森林郁閉度的影響較弱，隨著間伐強度的增加，形成了采伐林窗，林冠層葉面積指數下降，對酸性降水的截留作用減弱，使得部分未經過冠層截留的雨水直接進入林內，導致林內雨pH值降低，但仍高于林外雨的pH值。當間伐強度達到20%時，林內雨pH值又出現上升趨勢，這與采伐后林下喜光植被尤其是幼樹和灌木等[14]迅速增加，形成亞冠層，對雨水出現兩次攔截作用，從而調升了降水的pH值。

枯透水的pH值變化與林內雨基本一致，以5%的間伐強度下，枯透水的pH值較大氣降雨的增幅最大，達0.65個pH單位，達到顯著差異(P<0.05，N=48)。在間伐強度較小的情況下，枯透水的pH值均大于對照樣地，隨著間伐強度的增加，枯透水的pH值又出現顯著下降，B3樣地枯透水的pH值顯著減小，達到6.18，接近大氣降雨的pH值。這主要是由于間伐后，林下枯落物厚度減小，其分解產生的有機酸減少，導致枯透水的pH值較對照樣地增大，隨著間伐強度的增大，林內溫度上升，有機質分解加快[17]，使得pH值又顯著減小。B4樣地隨著林內雨pH值的上升，枯透水的pH值也出現上升趨勢。

圖3 大氣降雨及各樣地林內雨和枯透水中和的質量濃度Fig.3 Concentration of in rainwater throughfall and litter drainageDZ: 對照樣地；B1: 5%間伐強度；B2: 10%間伐強度；B3: 15%間伐強度；B4: 20%間伐強度

圖4 大氣降雨及各樣地林內雨和枯透水中和的質量濃度Fig.4 Concentration of in rainwater throughfall and litter drainageDZ: 對照樣地；B1: 5%間伐強度；B2: 10%間伐強度；B3: 15%間伐強度；B4: 20%間伐強度

3.3 不同層次水樣中K+、Ca2+、Mg2+質量濃度變化

K+、Na+、Ca2+、Mg2+等堿性陽離子的濃度一方面影響水體的硬度；另一方面可提升水體pH值[22]。林內雨中營養元素含量明顯高于大氣降雨，含量最大的是K+、Ca2+、Mg2+，這與詹鴻振[23]在小興安嶺原始林區的研究一致。Na+為海鹽離子，研究區遠離海洋，因此，大氣降水中Na+含量極低，在此不做考慮。

圖5 大氣降雨及各樣地林內雨和枯透水中K+、Ca2+、Mg2+的質量濃度Fig.5 Concentration of the base cations in rainwater throughfall and litter drainageDZ 對照樣地；B15%間伐強度；B210%間伐強度；B315%間伐強度；B420%間伐強度

大氣降雨中K+的質量濃度為2.555mg/L。通過林冠層后，林內雨中K+的質量濃度有所增加，說明林冠層中的K+被雨水淋溶析出，以B2樣地的淋溶量最大，達1mg/L，而其它樣地林內雨中K+濃度基本接近大氣降雨。大氣降雨中Ca2+質量濃度較低，為1.289mg/L，經過林冠層的淋溶作用，林內雨中Ca2+質量濃度急劇增加，其變化趨勢與K+基本一致，呈先增加后減少的趨勢(圖5)。與對照樣地DZ相比，K+和Ca2+的濃度增幅在B2樣地達到最大，分別增加了34.7%和89.9%，之后，隨著間伐強度的增加，二者的濃度又急劇下降，B4樣地林內雨中K+、Ca2+的質量濃度接近DZ樣地的濃度值。Burns等的研究表明，影響K和Ca濃度大幅升高的主要因素來源于大氣降雨對林冠層和枯落物層的淋洗作用[24]，因此，當間伐強度增加到一定的值，減小了葉面積指數，使降雨對林冠層K+、Ca2+的淋洗量減少。

Mg是一種難于溶解和淋溶的元素，因此大氣降雨中的Mg2+含量極少[25]，相應的，林內雨中Mg2+的質量濃度也較低。隨著間伐強度的增加，林內雨中的Mg2+質量濃度先出現小幅增加，B3樣地的濃度達到最大值，幾乎是DZ樣地濃度的3倍，但B4樣地Mg2+質量濃度又下降至接近DZ樣地的濃度水平，這可能跟Ca2+的濃度升高有關，通過對Ca2+與Mg2+進行相關性分析發現，二者呈顯著負相關，相關系數為-0.710，主要是因為雨水中的鈣鹽會抑制枝葉對其它營養元素的淋溶反應[26]。

K+、Ca2+、Mg2+這3種離子在枯透水中的質量濃度均高于林內雨，主要是在形成枯透水的過程中，枯枝落葉經過微生物分解，其中的K、Ca和Mg再次被雨水淋洗出來的緣故[19]。Ca2+、Mg2+的質量濃度變化趨勢與林內雨完全一致。K+質量濃度基本呈先增后減的趨勢，其濃度峰值出現在B3樣地。說明間伐強度達到一定的值反而會促進雨水對枯枝落葉中K的淋溶。

3.4 不同層次水樣中重金屬離子Zn2+、Pb2+、Cd2+質量濃度變化

秦嶺地區鉛鋅礦資源豐富，而且在自然環境中，Cd常與Zn、Zn-Pb礦相伴，尤其是秦嶺陜西段鉛鋅礦場比較集中，在采礦過程中產生含有Pb、Zn、Cd等的粉塵[27]，這些粉塵隨大氣運動遠距離傳輸，最后通過干濕沉降的方式進入森林生態系統，對森林水質產生影響。Pb和Cd是公認的有毒重金屬元素，對森林植物的危害較大。

大氣降雨中Pb2+的質量濃度為1.132μg/L，經過林冠層截留，各間伐樣地林內雨中Pb2+的質量濃度差異較大 (圖6)，其中B2和DZ樣地Pb2+濃度基本接近大氣降雨的值，B1和B4樣地Pb2+質量濃度明顯低于大氣降雨的值，較大氣降雨降低了38.7%，B4樣地降幅最顯著(P<0.05，N=48)。說明間伐強度為20%的樣地，森林枝葉對Pb2+以吸收累積作用為主，因此，林內雨中Pb2+濃度低于大氣降雨。而B3樣地，Pb2+濃度較大氣降雨增加了0.127μg/L，表明，林冠層中的Pb被雨水淋溶析出，導致林內雨中Pb2+濃度增加。枯透水中Pb2+濃度變化趨勢與林內雨一致，但濃度值要明顯高于林內雨，主要是枯枝落葉中的Pb2+被進一步淋溶進入水體[28]，尤其是B3樣地Pb2+濃度增幅非常顯著，較林內雨增大了近3倍，可能是由于B3樣地林下地被層所受的擾動較大，雨水對枯枝落葉中的Pb淋溶作用較強。

大氣降雨中Pb2+的質量濃度為1.132μg/L，經過林冠層截留，各間伐樣地林內雨中Pb2+的質量濃度差異較大 (圖6)，其中B2和DZ樣地Pb2+濃度基本接近大氣降雨的值，B1和B4樣地Pb2+質量濃度明顯低于大氣降雨的值，較大氣降雨降低了38.7%，B4樣地降幅最顯著(P<0.05，N=48)。說明間伐強度為20%的樣地，森林枝葉對Pb2+以吸收累積作用為主，因此，林內雨中Pb2+濃度低于大氣降雨。而B3樣地，Pb2+濃度較大氣降雨增加了0.127μg/L，表明，林冠層中的Pb2+被雨水淋溶析出，導致林內雨中Pb2+濃度增加。枯透水中Pb2+濃度變化趨勢與林內雨一致，但濃度值要明顯高于林內雨，主要是枯枝落葉中的Pb2+被進一步淋溶進入水體[28]，尤其是B3樣地Pb2+濃度增幅非常顯著，較林內雨增大了近3倍，可能是由于B3樣地林下地被層所受的擾動較大，雨水對枯枝落葉中的Pb2+淋溶作用較強。

圖6 大氣降雨及各樣地林內雨和枯透水中Pb2+、Zn2+、Cd2+的質量濃度Fig.6 Concentration of Pb2+, Zn2+, Cd2+ in throughfall and litter drainageDZ: 對照樣地；B1: 5%間伐強度；B2: 10%間伐強度；B3: 15%間伐強度；B4: 20%間伐強度

Zn2+質量濃度變化趨勢與Pb2+基本一致。大氣降雨中Zn2+質量濃度為9.214μg/L，林內雨中DZ和B3樣地的Zn2+質量濃度略高于大氣降雨的值，B3樣地的增幅更為顯著，增大了1.06倍。說明在不間伐或間伐強度為15%時，大氣降雨對林冠層的Zn表現為淋溶作用；而B1、B2和B4樣地Zn2+質量濃度明顯低于大氣降雨，表明在這3種間伐強度下，林冠層對大氣降雨輸入的Zn2+表現為吸附截留。枯透水中的Zn2+質量濃度除B3樣地外，均高于林內雨的值，主要是由于枯枝落葉中的Zn2+被雨水淋溶向水中遷移，導致枯透水Zn2+質量濃度升高，尤其是DZ樣地，增幅高達14.25μg/L。隨著間伐強度的增大，枯透水中Zn2+質量濃度基本上呈線性下降，B3樣地Zn2+質量濃度又出現回升，這可能跟B3樣地林內雨中Zn2+質量濃度過高有關。總體上，B4樣地林內雨和枯透水中Zn2+質量濃度最低，差異顯著性水平達到0.038，主要是由于間伐強度大于20%，會促進森林亞冠層枝葉的生長[29]，林冠層和亞冠層對Zn2+的雙重截留，使得雨水中的Zn2+質量濃度趨于降低。

大氣降雨所攜帶的Cd2+質量濃度較低，僅為0.196μg/L，經過林冠層的截留作用，林內雨中Cd2+質量濃度進一步降低，對比各樣地，隨著間伐強度的增加，Cd2+質量濃度出現小幅度的上下波動，以B4樣地的降幅最大，降低了0.044μg/L，說明當間伐強度大于15%，林冠層對Cd2+的吸附能力會逐漸變大。枯透水中Cd2+的質量濃度隨著林內雨的濃度變化而變化，當間伐強度大于10%，枯透水中Cd2+的質量濃度明顯低于林內雨的值，說明隨著間伐強度的增加，枯落物層對Cd2+有較強的截留過濾作用，劉煊章[30]等的研究也表明林下地被物層幾乎能全部截留穿透水所攜帶的Cd2+。

4 結論

森林撫育間伐通過改變森林結構，間接影響森林水化學過程，本文通過對比分析0—20%間伐強度下，銳齒櫟林冠層和枯落物層的水化學效應，得出了一些初步結論：

(1)銳齒櫟林不同層次對酸性大氣降雨的pH值均有不同程度的調升作用，這種作用隨著間伐強度的增加而減弱，綜合考慮林冠層和枯枝落葉層對降低雨水酸度的貢獻，以5%的間伐強度對pH值的調升作用較顯著。

(3)銳齒櫟林冠層對K+、Ca2+、Mg2+均表現出淋溶作用，10%間伐強度樣地內的質量濃度值最高。表明在10%的間伐強度下，大氣降雨對林冠層和枯落物層中這3種鹽基離子的淋溶作用最強，能給林地帶來較多的營養元素。

(4)與對照樣地相比，間伐后林內雨和枯透水中Zn2+、Pb2+、Cd2+三種離子的質量濃度均有所下降。其中，5%和20%間伐強度樣地的林冠層和枯落物層對大氣降雨中Pb2+的截留凈化作用較強，而Zn2+和 Cd2+在20%的間伐強度下的質量濃度最小。總體上來說，20%的間伐強度，最有利于森林對重金屬的截留固定。

由于缺乏長期的定位觀測，本研究僅僅針對間伐后短期內的數據進行分析，加之樣地布設及采樣頻率目前尚無統一標準，這使得研究結果差異性較大，因此本文對秦嶺銳齒櫟林間伐與水化學效應的研究只是初步探討，對于揭示森林間伐與水化學效應的深層機理和規律尚顯不足，還需要在以后做系統研究，進一步揭示森林間伐對森林水化學效應的影響機理。

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Effects of thinning intensity on rain water chemistry of canopies and litters ofQuercusalienavar.acuteserratain Qinling Mountain

ZHAO Xiaojing1, 3, ZHANG Shengli1,2,*, MA Guodong1

1CollegeofResourcesandEnvironment，NorthwestA&FUniversity,Yangling712100,China2QinlingNationalForestEcosystemResearchStation,Yangling712100,China3QuxurCounty,LhaSaCity,TibetAutonomousRegion,Lhasa850000,China

Quercusalienavar.acuteserrataforest;thinning intensity;water chemistry impact

國家林業局林業公益性行業科研專項(201004036)

2014-07-25; < class="emphasis_bold">網絡出版日期:

日期:2015-05-21

10.5846/stxb201407251505

*通訊作者Corresponding author.E-mail: victory6515@sina.com

趙曉靜,張勝利,馬國棟.間伐強度對秦嶺銳齒櫟林冠層和枯落物層水化學效應的影響.生態學報,2015,35(24):8155-8164.

Zhao X J, Zhang S L, Ma G D.Effects of thinning intensity on rain water chemistry of canopies and litters ofQuercusalienavar.acuteserratain Qinling Mountain.Acta Ecologica Sinica,2015,35(24):8155-8164.