不同人為干擾措施對天然次生灌叢土壤肥力及蓄水能力的影響

尤譽杰,王懿祥,*,張華鋒,邱烷婷,吳敏娟

1 浙江農林大學環境與資源學院,省部共建亞熱帶森林培育國家重點實驗室,浙江省森林生態系統碳循環與固碳減排重點實驗室,臨安 311300 2 臨安林業局,臨安 311300

常綠闊葉林是分布在我國亞熱帶地區的地帶性植被類型,是亞熱帶陸地生態系統的重要組成部分[1- 2]。由于人類的強度干擾,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亞熱帶地區總面積的三分之一,是我國東部較為常見的植被類型[1,4]。表現出群落結構趨于簡單、抗外界干擾能力差、涵養水源和土壤肥力質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這部分退化生態系統的逆行演替,恢復轉變為正向演替對該區域的生態平衡和森林可持續發展具有重要的實踐意義。植被演替與土壤性質演變的關系不僅是生態學研究的重要內容之一,也是森林經營管理者在森林地力普遍衰退現狀下不得不思考的問題[5]。但目前對次生灌叢恢復演替的人為干擾方式及其土壤理化性質演變的相關研究較少。

對退化生態系統開展以植被恢復為目的的適度的人為經營干擾,可以在一定程度上改善群落結構,提高生物多樣性和生產力,促進群落演替,同時也可以影響到土壤生態系統[6- 7],最終影響到退化生態系統生態功能的全面恢復。植物和土壤二者互為環境因子,植物群落的演替過程也是植物、氣候和土壤相互影響和作用的過程[8]。在長時間的恢復演替過程中,土壤是生態系統中水分平衡、凋落物分解和營養物質循環等生態過程的載體,土壤的恢復是退化森林生態系統恢復中不可忽視的重要組成部分[9]。對次生灌叢開展植被恢復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和量也會隨之發生變化,諸多生態過程的變化都將影響到土壤生態系統。

封禁和近自然經營是改善脆弱和退化森林生態系統的有效恢復模式[10-14]。由于封禁管理成本較低,技術要求不高,因而常作為次生灌叢群落恢復的保護性干擾措施；而近自然經營充分運用自然生產力和森林的自我恢復能力,盡量減少非自然因素和人為對森林生長的干擾,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為森林植被,本文利用近自然經營中的林木分類方法對天然次生灌叢選擇目標樹進行撫育改造,進行適度的人為干擾,以促進目標樹長高形成喬木層,觀測在此過程中的土壤變化。在次生灌叢群落恢復演替進程中,土壤蓄水能力和肥力是土壤的基本屬性和本質特征的反映,是衡量次生灌叢恢復程度的重要指標。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象,以土壤蓄水能力和肥力質量對不同人為干擾措施的響應為內容,探討浙江恢復次生灌叢的途徑,以期為區域次生灌叢的恢復演替以及土壤恢復提供一定的科學參考。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區概況

研究地點位于浙北山區臨安市(29°56′—30°23′N,118°51′—119°52′E),該區域屬中亞熱帶季風氣候,年平均氣溫15.9℃,年降水量1614 mm,年均日照時數1774 h,無霜期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,優勢種主要有木荷(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),土壤嚴重退化,群落長時間停留在次生灌叢階段,地帶性常綠闊葉林的恢復十分緩慢,有些甚至根本沒有恢復,灌叢群落成了相對穩定的人為偏途頂極,影響了森林生態系統的可持續發展[19]。

1.2 樣地設置

2012年1月,選擇自然環境條件基本一致的典型天然次生灌叢作為試驗林,由次生常綠闊葉林遭反復砍伐的情況下退化形成,平均高約為1.6 m。經調查該林分的優勢種為短柄枹(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域,一塊作為強度人為干擾,不采取任何保護措施,樵采和采藥等人為干擾活動時有發生；一塊進行封禁管理,通過村干部和山下入口處的告示牌告知村民實行嚴格保護,嚴禁村民上山活動。將封禁區域的一半只進行單純封禁管理,將其作為保護性干擾;另一半進行近自然經營的目標樹撫育,作為適度人為干擾,即：在次生灌叢內踏查篩選出適應能力強的喬木樹種作為重點培育的目的樹種,確定灌叢內的苦櫧、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選擇一株生長良好、干形通直、無病蟲害、無損傷,競爭優勢明顯的林木作為目標樹,對目標樹進行除萌和割灌草,將割掉的灌草培于目標樹附近；2012年和2013年各撫育2次,其余同封禁處理。將上述的強度人為干擾(對照)、保護性干擾和適度人為干擾3種處理林分每種各設立9個400 m2(20 m ×20 m)的固定試驗樣地,各樣地間距離20 m以上。2015年11月復測時樣地基本特征如表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 土壤樣品采集與測定

2016年2月,在每個樣地內選擇中心及3個距離中心5 m左右的地方作為采樣點,取土深度為20 cm。除去土壤表層凋落物在中心采樣點用100 mL的環刀取樣,用以測定土壤密度與田間最大持水量。用四分法分別在3個采樣點采取300 g土壤樣品,然后混合成一個土壤樣品,帶回實驗室風干、研磨、去除直徑大于2 mm石粒、植被根系和其他有機殘體。土壤孔隙度采用威爾科克斯法測定[20],土壤的最大持水量、毛管持水量和最小持水量的測量方法采用《土壤農化分析手冊》[21]。土壤化學性質的測定采用常規性方法進行測定[22],土壤有機碳采用重鉻酸鉀氧化法測定,土壤水解性氮采用堿解擴散法,土壤速效鉀采用火焰光度法,土壤有效磷采用Brayetal 1945測定,土壤pH值使用pH 3C型精密酸度計測定。

1.4 土壤層貯水量計算

土壤孔隙度是體現土壤持水能力與貯水能力的重要指標,土壤孔隙度越高,土壤保水能力越強。非毛管孔隙度體現了土壤對降水的短期停滯量,毛管孔隙度體現了土壤的長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存的貯水量,二者都是計算土壤保水能力的重要指標,計算公式如下[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,本實驗中計算的土層平均深度為20 cm；s為植被覆蓋的面積。

1.5 土壤有機碳貯量

每個樣地的單位面積土壤有機碳貯量采用以下公式計算：

Csoc=SOC×h×SD

(4)

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

1.6 土壤綜合評價指數的計算

采用內梅羅指數法對土壤綜合肥力進行評價,然后采用相關系數法,從土壤肥力、土壤貯水量和土壤碳貯量三個方面對經營后的土壤進行綜合評價。

1.6.1 內梅羅指數

內梅羅指數最早是依據單因子評價法,對水體進行水質的綜合評價[26]。包耀賢等[27]發現內梅羅指數法用于長期施肥的土壤肥力的綜合評價可以獲得相較于傳統方法更精確的結果。計算方法是先計算分肥力系數IFIi：

(5)

式中,IFIi為分肥力系數,x為待測定值,xa、xb和xc分別為第二次全國土壤普查標準設置的各個分級標準的上下限(表2)。

然后將各個分肥力系數代入修正的內梅羅公式計算土壤綜合肥力[28]：

(6)

式中,IFI為土壤綜合肥力,IFIiave為土壤肥力各指標的分肥力系數均值,IFIimin為土壤肥力各指標的分肥力系數最小值,n為評價指標個數。

表2 土壤肥力各個指標的分級標準值

1.6.2 相關系數法

相關系數法是模糊綜合評判法的一種,是使用相關性分析得到某個評價指標與其他指標的相關系數的均值,該值與所有評價指標的相關系數均值之和的比值就是該項指標的權重,常用于對土壤綜合肥力的評價[29]。基于模糊數學加乘法原則,綜合土壤評價指數(Integrated soil quality index, ISQI)計算公式如下：

(7)

式中,ISQI為土壤綜合評價指數(0≤ISQI≤1),其值越高代表綜合質量越高,Wi為第i項評價指標的權重,Pi為第i項評價指標的隸屬度,n為評價指標個數。

1.7 數據分析

使用SPSS 20.0軟件進行單因素方差分析法(ANOVA)分析土壤各理化性質指標差異是否顯著。采用雙變量相關性分析法探求土壤肥力、土壤貯水能力和土壤有機碳貯量之間的相關性,最后通過EXCEL計算土壤綜合評價指數,以此研究不同經營方式對2012—2015年土壤有機碳含量、土壤肥力和土壤貯水量的影響。

2 結果與分析

2.1 不同人為干擾措施對土壤貯水能力的影響

土壤容重和土壤孔隙度都是體現土壤的松緊度和貯水能力的重要指標。從表3可以得知,3種經營處理在土壤容重、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營處理存在顯著差異,保護性干擾與強度人為干擾在毛管孔隙度和吸持貯水量上差異不顯著。與強度人為干擾相比,保護性干擾在總孔隙度、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%。這說明,保護性干擾的土壤較強度人為干擾相比,土壤更為疏松,總貯水能力和短期滯留貯水能力優于強度人為干擾。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度人為干擾和保護性干擾相比都存在著顯著下降,分別下降了29.77%和20%。這說明適度人為干擾的土壤最為疏松,貯水能力最強。

土壤水分是土壤肥力的重要促進因素,直接影響著地表植被的生長。根據圖1得知,與強度人為干擾相比,保護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性干擾相比顯著提高了20.49%、42.53%、45.51%。這說明適度人為干擾和保護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 不同人為干擾對土壤肥力和土壤碳儲量的影響

由表4可知,與強度人為干擾樣地相比,保護性干擾樣地的土壤水解氮、有機碳和有機質含量顯著增加(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、有機碳和有機質含量與對照樣地相比分別提高了61.97%、90.57%、130% 和130.04%。方差分析發現,二者在土壤水解氮、有效磷、有機碳和有機質上存在顯著差異(P<0.05)。與強度人為干擾相比,適度人為干擾處理比保護性干擾處理對土壤的水解氮、有效磷、有機質、有機碳含量影響更大,尤其是有機質和有機碳,增加量是保護性干擾增加量的3倍。在5個指標中,有機碳和有機質變化更為明顯,其次為水解氮,速效鉀含量的變化則小。

2.3 土壤質量綜合評價

從表5可以得知,土壤綜合肥力、土壤貯水量和土壤有機碳貯量有著極強的正相關性(α=0.01)。土壤綜合肥力平均相關性指數最高,為0.724；土壤綜合肥力與土壤有機碳含量的關系更為密切,其平均相關性指數為0.776；土壤有機碳含量平均相關性指數大小介于二者之間,為0.674；土壤層貯水量平均相關性指數最小,為0.621,其與土壤綜合肥力的相關性指數高于其與土壤層有機碳含量的相關性指數。在對土壤進行綜合質量評價時,土壤綜合肥力重要性高于土壤層有機碳,高于土壤層貯水量。通過公式(7)計算出,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量評價指數的比例分別為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性

**：在0.01水平上顯著相關；*：在0.05水平上顯著相關

通過表6可知,保護性干擾的土壤綜合質量評價指數比強度人為干擾高15.43%,適度人為干擾的土壤綜合質量指數比強度人為干擾的高58.94%,比保護性干擾高37.69%。適度人為干擾的土壤的綜合質量最高,保護性干擾次之。其中適度人為干擾在3種評價指標中均表現最好,適度人為干擾可以顯著地增加樣區的土壤肥力、增強水土保持能力和固碳能力。保護性干擾的土壤綜合肥力指數只比強度人為干擾高出2.13%,但是其土壤層貯水量和土壤層有機碳卻比強度人為干擾高出12.41%和21.94%,致使其土壤綜合質量評價指數高于強度人為干擾15.43%。說明保護性干擾雖然不能顯著的改善土壤肥力,但可以增加碳貯量,較好的增強土壤的貯水能力。

表6 不同人為干擾措施的土壤綜合質量評價指數

3 討論與結論

土壤的質量除了受自然因素影響,也受人為因素的影響[30]。人為干擾活動不僅會從森林帶走大量的養分,顯著減少土壤輕腐殖質量,直接導致土壤的肥力衰退,還通過人為踩踏和機械碾壓等對土壤造成壓實,直接或間接的導致土壤孔隙度、持水量、土壤入滲能力下降[31- 32]。本研究的強度人為干擾區,樵采時有發生,不但將林木帶出林分外,也使得灌叢平均高增加緩慢(表1)。結果表明,與適度人為干擾與保護性干擾相比,強度干擾后土壤的孔隙度、貯水量和持水量增長緩慢,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、有機質和有機碳下降明顯。強度人為干擾活動導致了土壤蓄水保水能力、固碳能力和肥力的恢復速度明顯小于適度人為干擾與保護性干擾區。如果要對次生灌叢的土壤進行恢復,必須要調整人為干擾方式。

本研究利用保護性干擾與適度人為干擾分別對該天然次生灌叢進行恢復,希望在改變林分結構和促成喬木林生長的同時,提高土壤質量。

研究結果表明,保護性干擾禁止了樵采等人為干擾活動,林木的恢復生長速度加快,導致平均胸徑和平均高都顯著增加,凋落物也隨之增加(表1)；與強度人為干擾區相比,保護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、有機碳和有機質含量顯著增加,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,導致土壤水解氮、有機碳和有機質含量顯著增加(表4)。馬少杰等[34]研究也發現封山育林可以顯著增加水解氮、有機碳和有機質含量[35]。適度人為干擾是在封禁的基礎上對次生灌叢進行有目的的改造,在停止了樵采等人為破壞活動的同時通過篩選目標樹種和目標樹并進行撫育提高了目的樹種的優勢地位,減小了目標樹的競爭壓力,促進了目標樹的生長,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,植被蓋度和生物量增加,提高了對降水的截留作用,降水對地表的侵蝕將進一步減弱,使得雨水將更為緩慢的入滲到土壤,加之植被根系的恢復生長,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,進一步增加土壤肥力[5]。另一方面,與保護性干擾區緩慢增加凋落物不同,適度人為干擾區在初期通過圍繞目標樹進行的除萌、割灌草撫育和間伐競爭木,使得適度人為干擾區在初期枯落物數量顯著高于其他干擾區,加之4年后其林木生長也好于保護性干擾區,致使其凋落物總量要高于其他干擾區。凋落物總量的增加,凋落物沉降分解速度的提高,增加了土壤的養分含量,導致了適度人為干擾區土壤綜合肥力顯著高于保護性干擾區(表4)。本研究表明,通過適度人為干擾(目標樹撫育)比保護性干擾(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的相關性分析表明,土壤肥力與土壤貯水能力呈現強相關關系。土壤有機質可以促進土壤團聚體的形成,隨著土壤團聚體增加,土壤總孔隙度也會增加[36-38]。土壤肥力和土壤有機碳含量呈現出強正相關性(表5),這是因為土壤中氮元素增加會促進較輕的土壤碳分解,并使得較重的土壤碳化合物更為穩定[39]。土壤的綜合肥力、有機質和有機碳三者之間存在著高相關性,是因為土壤肥力和有機碳主要是通過有機質分解而來,土壤有機質是生態系統生產力和更新中最重要的一部分,是植被與土壤恢復的關鍵因素[40]。保護性干擾和適度人為干擾將次生灌叢變為正向演替,加快了群落生長速度,改善林分結構,從而提高土壤有機質含量,改善土壤養分循環,增加土壤肥力,形成地上林木生長和土壤改善相互促進的狀態。

綜上所述,強度的人為干擾是次生灌叢土壤無法恢復的主要原因。對次生灌叢進行保護性干擾與適度人為干擾都可以增強土壤的水土保持能力、固碳增匯能力和肥力。與封禁保護相比,目標樹撫育這種適度干擾更能有效的加快土壤理化性質的修復進程。

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