岷江干旱河谷是我国第二大天然林区西南林区中一类较特殊的山地生态系统。由于地质环境脆弱与地貌的不稳定性，在自然气候和人为作用共同驱动下，该区植被严重退化，环境日益恶化，山地灾害频繁。一直以来，恢复重建植被、提高植被覆盖率、防治水土流失等是干旱河谷地区生态建设的主要任务。目前，关于干旱河谷的生态恢复与重建，已在造林技术选择、目的树种筛选、整地方式、经营管理措施等方面作了大量工作^{[1, 2, 3, 4]}。然而，由于当地的气候干燥、降水少而不均匀，蒸发量极大，土壤瘠薄等特点，尽管一些工作已经取得了可借鉴的经验和显著地成果，但是在人工促进恢复过程中仍存在着诸多的问题和难点。目的树种选择不当，或者整地方式不合适，一些整地造林措施不仅没达到岷江上游干旱河谷植被恢复的预期效果，甚至有加剧生态系统退化的趋势^[5]。因此，在不同研究区域和尺度，需要对人工造林生态恢复的效果进行更广泛的研究，为干旱河谷的生态恢复提供理论依据。

岷江柏(Cupressus chengiana)是柏木科(Cupressaceae) 柏木属(Cupressus)长寿慢生乔木，主要分布于四川西北部岷江上游的茂县、理县、汶川，大渡河上游的马尔康、金川、小金、丹巴及白龙江上游的南坪、舟曲等县的干旱河谷地带^[6]。岷江柏的自然分布地段大都接近谷底,交通方便，离居民点近，长期受人为活动破坏，现存天然林较少^{[7, 8]} 。由于岷江柏具有耐寒、耐旱、根深等生物学特性，能适应干旱贫瘠的环境，因而具有良好的水土保持和水源涵养功能，一直是川西高山峡谷地区干旱河谷段水土保持和荒山造林的重要树种之一。相对于刺槐(Robinia pseudoacacia)、榆树(Ulmus pumila)、辐射松(Pinus radiata)等树种，岷江柏不但具有较高的抗旱性^[9]，而且其人工林具有更高的生产力^[10]。

四川理县杂古脑河流域为半干旱偏湿亚类型干旱河谷，土壤水分是该区域生态生态系统的主要限制因子，不但限制土壤养分的积累和转化，而且影响群落物种数量和结构空间格局。因此，对于该区域的生态恢复措施评估，不仅人工造林生长状况是基本的评价指标，地表植被以及土壤水分、养分等条件的变化也必须同时考虑在内。本文通过对该区不同年份岷江柏造林地的调查研究，试图回答3个问题：(1) 与干旱河谷其他区域相比，不同年龄阶段的岷江柏造林生长情况如何？(2) 地表植被在不同年份造林地是否发生变化，植被覆盖率是否得到有效提高？(3) 人工造林是否对土壤水分和养分起到一定的改善作用？

研究地点位于四川省阿坝藏族羌族自治州理县熊耳山林区，属于岷江上游干旱河谷区半干旱偏湿亚类。地理位置为30°54′43″—31°12′12″E、 102°32′46″—103°30′30″N。当地冬季内陆气候盛行，干燥多风，降水稀少，雨季常受西藏高压和太平洋高压影响，间歇性干旱频繁，尤以伏旱持续时间最长；最高极温37℃左右，最低极温-19℃左右，年平均气温约12℃；年平均降雨量584mm，年平均蒸发量1399 mm，蒸发量约为降雨量的2.4倍。该区域植被具有干旱河谷的特性，以灌丛为优势群落，具有多刺、多毛、小叶、质厚、低矮或匍匐生长等适应旱生的形态特征，主要优势种为光果莸(Caryopteris tangutica)、 川甘亚菊(Ajania potaninii)、小叶杭子梢(Campylotropis wilsonii)、小马鞍羊蹄甲(Bauhinia faberi var. microphylla)、 白刺花(Sorphora davidi)、刺旋花(Convolrulus tragacanthoides)、四川黄栌(Cotinus coggygria)等。

选择熊耳山阳坡造林区域为具体研究地点，海拔梯度范围为2200—2500m。该区从2001年逐年分块造林，造林前未应用任何整地措施。不同阶段造林方法相同，造林树种为岷江柏，苗木年龄均为2a，均来源于相同管理条件的苗木基地。造林方式为平行于等高线造林，株行距为1.5m×1.5m。

2012年11月进行野外调查，首先分阶段选取造林地，2a为1个阶段，共选取5个不同年份的造林地为研究对象，基本概况见表 1。在不同年份造林地，根据面积大小、地形、植被等因素，在不同坡位具有代表性的区域设置3—5个样地，样地大小为20m×20m，用于岷江柏生长情况、植物群落特征与土壤理化性质等的调查取样。

在不同年份造林地测量幼树的树高、基径、冠径、当年生长量等。在标准地内沿对角线设置调查样方，草本样方面积1m×1m，灌木样方面积3m×3m，调查样方内物种的株(丛)数、盖度、高度等，每个年份造林地灌木样方和草本样方分别至少调查15个。物种重要值=(相对密度+相对频度+相对盖度)×100 /3。

在标准地内沿坡位进行土壤取样，每个年份造林地至少9次重复。土层深度为0—20cm，每次分别取3个铝盒和土壤袋。土壤自然含水量采用重量含水量法进行测定；土壤pH采用电位法测定；土壤有机质含量采用重铬酸钾容量法测定；土壤全氮含量采用凯氏定氮法测定；土壤全磷含量采用钼锑抗比色法测定；土壤全钾含量采用原子吸收分光光度计法测定。

采用单因子方差分析(one-way ANOVA)和最小差异显著法(LSD)进行比较分析。统计分析采用SPSS16.0软件完成，作图采用ORIGIN8.6软件完成。

如图 1所示，除2001年造林地外，随造林时间的增加，岷江柏幼树基径、树高、冠径和当年生长量都表现为增加的趋势。2003年造林地的岷江柏生长状况最好，基径、树高和冠径分别达到4.39cm、4.17m和1.01m，当年生长量超过43cm，保持高速生长；2001年和2005年造林地的岷江柏生长特征差异性较小，基径分别为4.19cm和4.52cm，冠径为0.55m和0.61m，年平均生长量都达到37cm，已经进入高速生长时期，不同的是，2005年造林地的岷江柏树高显著高于2001年(分别为2.5m和2.17m)；对于2007年和2009年造林地的岷江柏幼树，尽管其基径、树高和冠径都较小，然而其平均高生长量也都超过20cm，生长状况良好。

从图 2可以看出，不同年份造林地的植被盖度变化相对复杂。在岷江柏造林初期，群落内灌木层盖度最高(74.53%)；尽管2009年造林地和2007年造林地的差异不明显，但是随造林时间的增加，灌木层覆盖度呈现为逐渐降低的趋势，2003年造林地下降到32.11%；而2001年造林地的灌木层盖度与2005年造林地相比差异较小，相对于2003年造林地却显著增加。对于草本层盖度，总体上表现为先增加后降低的趋势，其中2005造林地最高(44.57%)，显著高于其他年份造林地，而短期造林(2009年和2007)和长期造林后(2003年和2001年)的群落草本层盖度变化不显著。

图 1 不同年份造林地的岷江柏幼树生长特征 不同字母表示在0.05水平上差异显著 Fig. 1 Growth characteristics of Cupressus chengiana saplings in planting areas of different years

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图 2 不同年份岷江柏造林地的植被盖度 不同小写(大写)字母表示灌木层(草本层)盖度在0.05水平上差异显著 Fig. 2 Vegetation coverage in planting areas of C. chengiana with different years

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从表 2可知，不同年份造林地的植物物种组成比较简单，群落优势种单一。相对而言，除2001年造林地外，随造林时间的增长，群落物种数量呈现降低的趋势。对于2009年造林地，物种数量最多，共调查有34种物种，灌木层中铁杆蒿(Artemisia sacrorum)、光果莸和黄花亚菊(Ajania nubigena)占有优势，而草本层中披针苔草(Carex lanceolat)占主要地位，糙野青茅(Deyeuxia scabrescens)、川甘火绒草(Leontopodium chuii)和川滇柴胡(Bupleurum candollei)等为主要伴生种；2007年造林地的物种数量为33种，灌木层中的川甘亚菊、铁杆蒿和草本层中的糙野青茅占有绝对优势，牛至(Origanum vulgare)、白刺花、柴胡、细柄草(Capillipedium parviflorum)等为伴生种；2005年造林地由于草本层物种的减少，导致物种总体数量降低，为27种，灌木层中金花蚤草(Pulicaria chrysantha)、小马鞍羊蹄甲、铁杆蒿、川甘亚菊和白刺花等分布比较均匀，草本层中糙野青茅仍然占有绝对优势地位；2003年造林地的物种数量最少，仅仅存在9种灌木植物和14种草本植物，其中铁杆蒿和细柄草分别为灌木层和草本层的优势物种，川甘亚菊、白刺花、黑穗画眉草(Eragrostis nigra)等为主要伴生种；2001年造林地中，披针苔草重新成为草本层的最主要物种，但灌木层中川甘亚菊和铁杆蒿仍为优势种，白刺花、牛至等为主要伴生种。

如图 4所示，土壤的pH变化差异较小，都属于微碱性土壤，只有2005年造林地的土壤pH显著小于其他时间造林地；而土壤自然含水量的变化相对于土壤pH较为复杂(图 4)，2007年造林地最高，2003年造林地最低，而造林时间最长(2001年造林)和最短地段(2009年造林)的土壤含水量反而处于中间位置。

在5个不同时间造林地，土壤有机质和养分含量的变化差异相对较小。土壤有机质含量和土壤全氮含量没有显著变化(图 5)；土壤全磷含量随造林时间的增加而增加，2001年和2003年造林地的土壤全磷含量显著高于2009年造林地(图 5)；而土壤全钾含量在2009年造林地最高，在2003年和2005年造林地最低，2001年和2007年造林地的土壤全钾含量相近(图 5)。

图 4 不同年份岷江柏造林地的土壤水分和pH 不同字母表示在0.05水平上差异显著 Fig. 4 Soil water content and pH in C. chengiana planting areas with different years

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图 5 不同年份岷江柏造林地的土壤养分含量 不同字母表示在0.05水平上差异显著 Fig. 5 Soil nutrient contents in C. chengiana planting areas with different years

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作为岷江上游干旱河谷区的乡土树种，岷江柏的适生范围主要在1800—2500m左右^[6]。海拔是限制植物分布和生长的主要因素之一。海拔的变化导致植物生境中水热条件的变化，而水分的限制作用是制约岷江干旱河谷区植被恢复与重建的关键^{[11, 12, 13]}。对四川省理县薛城镇的人工造林研究发现，位于海拔1600m的5年生岷江柏幼树，其基径和树高为1.20cm和0.69m，位于海拔1750m的6年生岷江柏幼树，其基径和树高为1.58cm和0.92m^[9]；在岷江干旱河谷的茂县区域，在海拔1800m左右，造林7a的幼树基径、树高、冠径和当年生长量分别为2.67cm、0.97m、0.56m、11cm，造林13a的幼树基径、树高、冠径和当年生长量分别为4.65cm、1.27m、0.70m、8cm^[5]。而在本研究中，位于海拔2400m左右的7年生幼树(2007年造林)的基径、树高和当年生长量为2.068cm、1.31m、24.07cm，其基径和树高不仅显著高于海拔1600m且地理位置相近的5年、6年生岷江柏幼树，其树高和当年生长量也显著高于茂县区域树龄更长的岷江柏幼树。同时，尽管本研究中13年生岷江柏幼树(2001年造林)的生长状况要明显低于11年生岷江柏幼树(2003年造林)，但是其树高和当年生长量仍然明显高于茂县区域造林13年的岷江柏幼树。当然，茂县区域岷江柏的冠径却要高于本研究的岷江柏，这可能是因为该区域内岷江柏存在向“小老头树”发展的趋势，无论高生长还是直径生长都表现出下降趋势，而且也出现提前结实现象^[5]。可见本研究区域内的岷江柏生长发育状况良好，2200—2400m的海拔梯度更适合于岷江柏人工造林。

另外，本研究中，虽然2003年造林地岷江柏幼树的生长年限短于2001年造林地，但是其生长状况要显著优于后者。考虑到苗木的规格和初植年龄相同，而且气候条件在2001年和2003年间变化较小，因此幼树生长状况差异的原因可能仍然是海拔的差异造成的。2001年造林地和2003年造林地相比，环境条件中最大的差异仍然是海拔，2001年造林地处于研究地点的海拔最上限，而2003年造林地处于最下限，二者海拔高差约为200m(表 1)。

在退化生态系统的自然恢复过程中，无论灌木层、草本层，还是乔木层，植物物种数量的发展都有一个先发展后消退的变化过程^[14]。然而，在研究中，除2001年造林地之外，随造林时间的增加灌木层盖度降低，而草本层盖度尽管在造林前期出现短暂的增加，但在后期变化较小，同时物种组成随造林时间的增加也趋于简单。这种结果与前人研究不同，可能是由于人工造林措施及岷江柏苗木的生长发育造成的。在群落中，乔木层结构制约着林下植被可利用的光、水和土壤养分等资源^{[15, 16]}。具体来讲，乔木的盖度、冠幅、乔木密度、胸径、树高等直接影响林下光、热、水等资源，从而影响地表植被的生长与分布。岷江柏作为干旱河谷区的适生树种在人工造林后，随着其快速的生长发育，逐渐成为群落中的优势层次。而这导致了原生地表植被所需的资源逐渐减少，不利于一些竞争能力较弱的物种生存发展，致使植物物种数量减少，群落灌木层和草本层结构趋于简单化。以川甘火绒草为例，在2009年造林地其重要值为12.31，是群落的主要伴生种，而在2007年、2005年和2003年造林地，重要值分别为8.82、5.99、3.83，在群落中的优势度逐渐降低(表 2)。这表明，岷江柏造林并没有促进理县杂谷脑干旱河谷地表植被的发育，相反受造林的影响地表植被受到一定的抑制。然而，生态系统中的植被恢复主要体现在结构层次增多、分化明显，生物量积累增加，群落结构更复杂、更完善等方面^[17]，因此在干旱河谷的灌草群落，人工造林是否可以通过增加群落结构中的乔木层，从而达到促进生态系统中植被的健康发展仍有待深入研究。

本研究发现，岷江柏人工造林不但没有发挥改善土壤水分的效果，反而一定程度上起到相反的作用(图 4)。相关研究也证实了这个结果，人工造林在干旱河谷内不能起到改善土壤水分的作用，相反却加剧了土壤的干化^[5]。在干旱河谷特殊的气候条件下，由于造林一定程度上破坏了原有灌、草、地衣苔藓等植被，使其在短时间内难以恢复，同时造林初期岷江柏的冠幅较小，这可能造成群落内温度和光照强度均高于造林初期或者未造林的灌草群落，加之干旱河谷本身蒸发强烈(蒸发量约为降雨量的2.4倍)和树木蒸腾作用强烈，最终形成群落内强烈的蒸散作用，这一系列因素的共同作用造成了本研究结果。但是，并不能因为人工造林造成土壤干化而否定生态恢复的结果，人工造林对土壤水分的影响作用并不是一成不变的，受到林地密度、郁闭度和降水量等多种因素的制约^[18]。

人工造林对于土壤有机质及其养分条件具有一定的影响作用，然而这种影响因研究尺度或对象的不同而存在较大差异^[19]。本研究发现，在岷江干旱河谷的杂古脑河流域，岷江柏人工造林对于土壤养分的改善并没有完全体现，虽然土壤全磷含量随林龄的增加表现出较小的增加趋势，但是土壤有机质含量、全氮含量和全钾含量的变化趋势都不明显(图 5)。众所周知，岷江柏为常绿乔木树种，枝叶寿命较长。短期的岷江柏人工造林地，尽管群落结构增加，然而相对于造林前的地表植被，其单位时间内凋落物较少，这导致土壤中有机质的积累较少，营养元素在植物—土壤中的循环较慢。另外，在本研究中，受人工造林的影响，短期内地表植被覆盖度降低，物种数量减少(图 2和表 2)。在这两方面的共同影响下，岷江柏造林短期内没有达到明显改善土壤养分的效果。这种结果证实，土壤的改善与林下植被和植被凋落物存在密切的关系，土壤有机质的积累和营养元素的增加受地上凋落物的制约，而林下植物对于土壤的有机质和养分条件也具有一定的改善作用^{[20, 21, 22]}。

综合分析表明，在岷江上游干旱河谷杂谷脑河流域，岷江柏生长良好，适合于作为该区的造林树种。然而，岷江柏对海拔等环境条件具有一定的要求，所以在人工造林时应首先考虑适地适树原则。对于短期内的人工造林，造林地的植被盖度和物种种类没有增加，土壤的水分和养分条件也没有明显改善。但是，这并不能完全否定岷江柏人工造林对干旱河谷生态恢复的预期效果，也许受时间限制人工造林的生态恢复效果还没有充分体现，因此需要进行更加长期的观测。