常绿阔叶林是分布在我国亚热带地区的地带性植被类型, 是亚热带陆地生态系统的重要组成部分^[1-2]。由于人类的强度干扰, 取而代之的是大面积处于不同退化程度的次生林、次生灌丛和灌草丛等^[3], 其中次生灌丛面积约占我国亚热带地区总面积的三分之一, 是我国东部较为常见的植被类型^{[1, 4]}。表现出群落结构趋于简单、抗外界干扰能力差、涵养水源和土壤肥力质量减弱及土壤退化等的一系列退化特征。采取适合的人为干扰措施扭转这部分退化生态系统的逆行演替, 恢复转变为正向演替对该区域的生态平衡和森林可持续发展具有重要的实践意义。植被演替与土壤性质演变的关系不仅是生态学研究的重要内容之一, 也是森林经营管理者在森林地力普遍衰退现状下不得不思考的问题^[5]。但目前对次生灌丛恢复演替的人为干扰方式及其土壤理化性质演变的相关研究较少。

对退化生态系统开展以植被恢复为目的的适度的人为经营干扰, 可以在一定程度上改善群落结构, 提高生物多样性和生产力, 促进群落演替, 同时也可以影响到土壤生态系统^[6-7], 最终影响到退化生态系统生态功能的全面恢复。植物和土壤二者互为环境因子, 植物群落的演替过程也是植物、气候和土壤相互影响和作用的过程^[8]。在长时间的恢复演替过程中, 土壤是生态系统中水分平衡、凋落物分解和营养物质循环等生态过程的载体, 土壤的恢复是退化森林生态系统恢复中不可忽视的重要组成部分^[9]。对次生灌丛开展植被恢复意味着一种植被类型向另一种植被类型演替。为此, 人为的干扰方式和频度必须有所改变, 植物组成和覆盖以及凋落物的性质和量也会随之发生变化, 诸多生态过程的变化都将影响到土壤生态系统。

封禁和近自然经营是改善脆弱和退化森林生态系统的有效恢复模式^[10-14]。由于封禁管理成本较低, 技术要求不高, 因而常作为次生灌丛群落恢复的保护性干扰措施；而近自然经营充分运用自然生产力和森林的自我恢复能力, 尽量减少非自然因素和人为对森林生长的干扰, 是一种适度性干扰方式^[15-17]。为促使亚热带次生灌丛尽快恢复为森林植被, 本文利用近自然经营中的林木分类方法对天然次生灌丛选择目标树进行抚育改造, 进行适度的人为干扰, 以促进目标树长高形成乔木层, 观测在此过程中的土壤变化。在次生灌丛群落恢复演替进程中, 土壤蓄水能力和肥力是土壤的基本属性和本质特征的反映, 是衡量次生灌丛恢复程度的重要指标。浙江省灌丛地面积约为153400 hm^2[18], 基于此, 本文以浙江省临安市典型次生灌丛为研究对象, 以土壤蓄水能力和肥力质量对不同人为干扰措施的响应为内容, 探讨浙江恢复次生灌丛的途径, 以期为区域次生灌丛的恢复演替以及土壤恢复提供一定的科学参考。

1 研究区概况与研究方法 1.1 研究区概况

研究地点位于浙北山区临安市(29°56′—30°23′N, 118°51′—119°52′E), 该区域属中亚热带季风气候, 年平均气温15.9℃, 年降水量1614 mm, 年均日照时数1774 h, 无霜期237 d。地形地貌为低山丘陵, 土壤以微酸性红壤土类为主。地带性植被为亚热带常绿阔叶林, 优势种主要有木荷(Schima superba)、苦槠(Castanopsis sclerophylla)、青冈(Cyclobalanopsis glauca)等。由于人为的干扰和破坏, 常绿阔叶林常退化为次生灌丛植被。特别是还存在大量地段遭受人为干扰(如割灌草、火烧等), 土壤严重退化, 群落长时间停留在次生灌丛阶段, 地带性常绿阔叶林的恢复十分缓慢, 有些甚至根本没有恢复, 灌丛群落成了相对稳定的人为偏途顶极, 影响了森林生态系统的可持续发展^[19]。

1.2 样地设置

2012年1月, 选择自然环境条件基本一致的典型天然次生灌丛作为试验林, 由次生常绿阔叶林遭反复砍伐的情况下退化形成, 平均高约为1.6 m。经调查该林分的优势种为短柄枹(Quercus glandulifera)、檵木(Loropetalum chinensis)、麻栎(Quercus acutissima)、白栎(Quercus fabri)、乌饭树(Vaccinium bracteatum)、冬青(Ilex chinensis)等。将其划分为两块界限明显的区域, 一块作为强度人为干扰, 不采取任何保护措施, 樵采和采药等人为干扰活动时有发生；一块进行封禁管理, 通过村干部和山下入口处的告示牌告知村民实行严格保护, 严禁村民上山活动。将封禁区域的一半只进行单纯封禁管理, 将其作为保护性干扰; 另一半进行近自然经营的目标树抚育, 作为适度人为干扰, 即：在次生灌丛内踏查筛选出适应能力强的乔木树种作为重点培育的目的树种, 确定灌丛内的苦槠、青冈、枫香(Liquidambar formosana)、马尾松(Pinus massoniana)、麻栎、木荷、黄檀(Dalbergia hupeana)、冬青、野柿(Diospyros kaki)等树种作为优先目的树种, 白栎、短柄枹作为备选目的树种。每隔2—3 m选择一株生长良好、干形通直、无病虫害、无损伤, 竞争优势明显的林木作为目标树, 对目标树进行除萌和割灌草, 将割掉的灌草培于目标树附近；2012年和2013年各抚育2次, 其余同封禁处理。将上述的强度人为干扰(对照)、保护性干扰和适度人为干扰3种处理林分每种各设立9个400 m² (20 m ×20 m)的固定试验样地, 各样地间距离20 m以上。2015年11月复测时样地基本特征如表 1所示。

1.3 土壤样品采集与测定

2016年2月, 在每个样地内选择中心及3个距离中心5 m左右的地方作为采样点, 取土深度为20 cm。除去土壤表层凋落物在中心采样点用100 mL的环刀取样, 用以测定土壤密度与田间最大持水量。用四分法分别在3个采样点采取300 g土壤样品, 然后混合成一个土壤样品, 带回实验室风干、研磨、去除直径大于2 mm石粒、植被根系和其他有机残体。土壤孔隙度采用威尔科克斯法测定^[20], 土壤的最大持水量、毛管持水量和最小持水量的测量方法采用《土壤农化分析手册》^[21]。土壤化学性质的测定采用常规性方法进行测定^[22], 土壤有机碳采用重铬酸钾氧化法测定, 土壤水解性氮采用碱解扩散法, 土壤速效钾采用火焰光度法, 土壤有效磷采用Brayetal 1945测定, 土壤pH值使用pH 3C型精密酸度计测定。

1.4 土壤层贮水量计算

土壤孔隙度是体现土壤持水能力与贮水能力的重要指标, 土壤孔隙度越高, 土壤保水能力越强。非毛管孔隙度体现了土壤对降水的短期停滞量, 毛管孔隙度体现了土壤的长期贮水量与入渗能力^[23-24]。土壤层饱和贮水量是指土壤层的最大持水量, 土壤层非毛管贮水量是指降雨后土壤短期储存的贮水量, 二者都是计算土壤保水能力的重要指标, 计算公式如下^[25]：

(1)

(2)

(3)

式中, W_t、W_nc、W_c为土壤层总贮水量、滞留贮水量、吸持贮水量；P_t、P_nc、P_c为土壤总毛管孔隙度、非毛管孔隙度、毛管孔隙度；h为样地平均土层厚度, 本实验中计算的土层平均深度为20 cm；s为植被覆盖的面积。

1.5 土壤有机碳贮量

每个样地的单位面积土壤有机碳贮量采用以下公式计算：

(4)

式中, C_soc为单位面积土壤有机碳贮量(g/m²)；SOC为土壤有机碳含率；h为土层深度(20 cm)；SD为土壤质量(g/cm³)。

1.6 土壤综合评价指数的计算

采用内梅罗指数法对土壤综合肥力进行评价, 然后采用相关系数法, 从土壤肥力、土壤贮水量和土壤碳贮量三个方面对经营后的土壤进行综合评价。

1.6.1 内梅罗指数

内梅罗指数最早是依据单因子评价法, 对水体进行水质的综合评价^[26]。包耀贤等^[27]发现内梅罗指数法用于长期施肥的土壤肥力的综合评价可以获得相较于传统方法更精确的结果。计算方法是先计算分肥力系数IFI_i：

(5)

式中, IFI_i为分肥力系数, x为待测定值, x_a、x_b和x_c分别为第二次全国土壤普查标准设置的各个分级标准的上下限(表 2)。

然后将各个分肥力系数代入修正的内梅罗公式计算土壤综合肥力^[28]：

(6)

式中, IFI为土壤综合肥力, IFI_iave为土壤肥力各指标的分肥力系数均值, IFI_imin为土壤肥力各指标的分肥力系数最小值, n为评价指标个数。

1.6.2 相关系数法

相关系数法是模糊综合评判法的一种, 是使用相关性分析得到某个评价指标与其他指标的相关系数的均值, 该值与所有评价指标的相关系数均值之和的比值就是该项指标的权重, 常用于对土壤综合肥力的评价^[29]。基于模糊数学加乘法原则, 综合土壤评价指数(Integrated soil quality index, ISQI)计算公式如下：

(7)

式中, ISQI为土壤综合评价指数(0≤ISQI≤1), 其值越高代表综合质量越高, W_i为第i项评价指标的权重, P_i为第i项评价指标的隶属度, n为评价指标个数。

1.7 数据分析

使用SPSS 20.0软件进行单因素方差分析法(ANOVA)分析土壤各理化性质指标差异是否显著。采用双变量相关性分析法探求土壤肥力、土壤贮水能力和土壤有机碳贮量之间的相关性, 最后通过EXCEL计算土壤综合评价指数, 以此研究不同经营方式对2012—2015年土壤有机碳含量、土壤肥力和土壤贮水量的影响。

2 结果与分析 2.1 不同人为干扰措施对土壤贮水能力的影响

土壤容重和土壤孔隙度都是体现土壤的松紧度和贮水能力的重要指标。从表 3可以得知, 3种经营处理在土壤容重、总孔隙度、非毛管孔隙度、总贮水量和滞留贮水量都存在显著差异, 适度人为干扰在毛管孔隙度和吸持贮水量上与其他经营处理存在显著差异, 保护性干扰与强度人为干扰在毛管孔隙度和吸持贮水量上差异不显著。与强度人为干扰相比, 保护性干扰在总孔隙度、非毛管孔隙度、总贮水量和滞留贮水量显著提高, 上升幅度分别为12.39%、17.38%、12.41%和17.37%；在毛管孔隙度与吸持贮水量上略微提高, 升高5.34%和5.33%；土壤容重显著下降, 下降了12.21%。这说明, 保护性干扰的土壤较强度人为干扰相比, 土壤更为疏松, 总贮水能力和短期滞留贮水能力优于强度人为干扰。适度人为干扰的土壤的总孔隙度、毛管孔隙度、非毛管孔隙度、总贮水量、吸持贮水量和滞留贮水量与强度人为干扰相比显著提高, 上升幅度分别为29.11%、33.24%、26.26%、29.13%、33.23%和26.24%；与保护性干扰相比存在显著提高, 分别提高了14.87%、26.48%、7.56%、14.87%、26.48%和7.56%。适度人为干扰的土壤的容重与强度人为干扰和保护性干扰相比都存在着显著下降, 分别下降了29.77%和20%。这说明适度人为干扰的土壤最为疏松, 贮水能力最强。

土壤水分是土壤肥力的重要促进因素, 直接影响着地表植被的生长。根据图 1得知, 与强度人为干扰相比, 保护性干扰的土壤的最大持水量、毛管持水量和最小持水量显著提高了23.35%、9.51%和17.55%, 适度人为干扰则分别显著提高了48.63%、56.08%和71.05%。适度人为干扰的土壤的最大持水量、毛管持水量和最小持水量与保护性干扰相比显著提高了20.49%、42.53%、45.51%。这说明适度人为干扰和保护性干扰处理都可以提高土壤的持水能力, 适度人为干扰效果好于保护性干扰。

2.2 不同人为干扰对土壤肥力和土壤碳储量的影响

由表 4可知, 与强度人为干扰样地相比, 保护性干扰样地的土壤水解氮、有机碳和有机质含量显著增加(P＜0.05), 增加幅度分别为12.11%、38.91%和38.94%；土壤的速效钾和有效磷含量则显著下降12.06%和20.08%。适度人为干扰样地的土壤水解氮、有效磷、有机碳和有机质含量与对照样地相比分别提高了61.97%、90.57%、130%和130.04%。方差分析发现, 二者在土壤水解氮、有效磷、有机碳和有机质上存在显著差异(P＜0.05)。与强度人为干扰相比, 适度人为干扰处理比保护性干扰处理对土壤的水解氮、有效磷、有机质、有机碳含量影响更大, 尤其是有机质和有机碳, 增加量是保护性干扰增加量的3倍。在5个指标中, 有机碳和有机质变化更为明显, 其次为水解氮, 速效钾含量的变化则小。

2.3 土壤质量综合评价

从表 5可以得知, 土壤综合肥力、土壤贮水量和土壤有机碳贮量有着极强的正相关性(α=0.01)。土壤综合肥力平均相关性指数最高, 为0.724；土壤综合肥力与土壤有机碳含量的关系更为密切, 其平均相关性指数为0.776；土壤有机碳含量平均相关性指数大小介于二者之间, 为0.674；土壤层贮水量平均相关性指数最小, 为0.621, 其与土壤综合肥力的相关性指数高于其与土壤层有机碳含量的相关性指数。在对土壤进行综合质量评价时, 土壤综合肥力重要性高于土壤层有机碳, 高于土壤层贮水量。通过公式(7)计算出, 土壤综合肥力、土壤层保水能力, 土壤固碳增汇能力占土壤综合质量评价指数的比例分别为35.85%、30.77%和33.38%。

通过表 6可知, 保护性干扰的土壤综合质量评价指数比强度人为干扰高15.43%, 适度人为干扰的土壤综合质量指数比强度人为干扰的高58.94%, 比保护性干扰高37.69%。适度人为干扰的土壤的综合质量最高, 保护性干扰次之。其中适度人为干扰在3种评价指标中均表现最好, 适度人为干扰可以显著地增加样区的土壤肥力、增强水土保持能力和固碳能力。保护性干扰的土壤综合肥力指数只比强度人为干扰高出2.13%, 但是其土壤层贮水量和土壤层有机碳却比强度人为干扰高出12.41%和21.94%, 致使其土壤综合质量评价指数高于强度人为干扰15.43%。说明保护性干扰虽然不能显著的改善土壤肥力, 但可以增加碳贮量, 较好的增强土壤的贮水能力。

3 讨论与结论

土壤的质量除了受自然因素影响, 也受人为因素的影响^[30]。人为干扰活动不仅会从森林带走大量的养分, 显著减少土壤轻腐殖质量, 直接导致土壤的肥力衰退, 还通过人为踩踏和机械碾压等对土壤造成压实, 直接或间接的导致土壤孔隙度、持水量、土壤入渗能力下降^[31-32]。本研究的强度人为干扰区, 樵采时有发生, 不但将林木带出林分外, 也使得灌丛平均高增加缓慢(表 1)。结果表明, 与适度人为干扰与保护性干扰相比, 强度干扰后土壤的孔隙度、贮水量和持水量增长缓慢, 其中非毛管孔隙度和滞留持水量更易受影响；土壤的水解性氮、有机质和有机碳下降明显。强度人为干扰活动导致了土壤蓄水保水能力、固碳能力和肥力的恢复速度明显小于适度人为干扰与保护性干扰区。如果要对次生灌丛的土壤进行恢复, 必须要调整人为干扰方式。

本研究利用保护性干扰与适度人为干扰分别对该天然次生灌丛进行恢复, 希望在改变林分结构和促成乔木林生长的同时, 提高土壤质量。

研究结果表明, 保护性干扰禁止了樵采等人为干扰活动, 林木的恢复生长速度加快, 导致平均胸径和平均高都显著增加, 凋落物也随之增加(表 1)；与强度人为干扰区相比, 保护性干扰后的土壤容重明显减小, 总孔隙度显著增加, 贮水能力显著提高(表 4)；土壤水解氮、有机碳和有机质含量显著增加, 土壤肥力和土壤贮碳量显著提高。封禁可以显著增加林分内凋落物的贮存量^[33]。凋落物增加可以起到减少地表径流流速和减少降水对地表的侵蚀的作用, 使降水可以更充分的入渗到土壤, 以此增加土壤的滞留水量, 从而提升整体的土壤蓄水能力^[5]。次生灌丛保护性干扰后, 凋落物总量的增加和土壤滞留水量增加(表 1和表 4), 致使凋落物的沉降水解增加, 导致土壤水解氮、有机碳和有机质含量显著增加(表 4)。马少杰等^[34]研究也发现封山育林可以显著增加水解氮、有机碳和有机质含量^[35]。适度人为干扰是在封禁的基础上对次生灌丛进行有目的的改造, 在停止了樵采等人为破坏活动的同时通过筛选目标树种和目标树并进行抚育提高了目的树种的优势地位, 减小了目标树的竞争压力, 促进了目标树的生长, 加快了灌丛到乔木林的演变(表 1)。一方面, 林木高度和直径加快生长, 植被盖度和生物量增加, 提高了对降水的截留作用, 降水对地表的侵蚀将进一步减弱, 使得雨水将更为缓慢的入渗到土壤, 加之植被根系的恢复生长, 使得土壤孔隙度显著增加, 土壤的蓄水保水能力提高(表 2)。土壤水分是促进土壤肥力的重要因素, 土壤持水量的提高将加快凋落物的分解, 进一步增加土壤肥力^[5]。另一方面, 与保护性干扰区缓慢增加凋落物不同, 适度人为干扰区在初期通过围绕目标树进行的除萌、割灌草抚育和间伐竞争木, 使得适度人为干扰区在初期枯落物数量显著高于其他干扰区, 加之4年后其林木生长也好于保护性干扰区, 致使其凋落物总量要高于其他干扰区。凋落物总量的增加, 凋落物沉降分解速度的提高, 增加了土壤的养分含量, 导致了适度人为干扰区土壤综合肥力显著高于保护性干扰区(表 4)。本研究表明, 通过适度人为干扰(目标树抚育)比保护性干扰(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种人为干扰措施下土壤主要指标的相关性分析表明, 土壤肥力与土壤贮水能力呈现强相关关系。土壤有机质可以促进土壤团聚体的形成, 随着土壤团聚体增加, 土壤总孔隙度也会增加^[36-38]。土壤肥力和土壤有机碳含量呈现出强正相关性(表 5), 这是因为土壤中氮元素增加会促进较轻的土壤碳分解, 并使得较重的土壤碳化合物更为稳定^[39]。土壤的综合肥力、有机质和有机碳三者之间存在着高相关性, 是因为土壤肥力和有机碳主要是通过有机质分解而来, 土壤有机质是生态系统生产力和更新中最重要的一部分, 是植被与土壤恢复的关键因素^[40]。保护性干扰和适度人为干扰将次生灌丛变为正向演替, 加快了群落生长速度, 改善林分结构, 从而提高土壤有机质含量, 改善土壤养分循环, 增加土壤肥力, 形成地上林木生长和土壤改善相互促进的状态。

综上所述, 强度的人为干扰是次生灌丛土壤无法恢复的主要原因。对次生灌丛进行保护性干扰与适度人为干扰都可以增强土壤的水土保持能力、固碳增汇能力和肥力。与封禁保护相比, 目标树抚育这种适度干扰更能有效的加快土壤理化性质的修复进程。