劉金鑫　張偉東

摘 要：對(duì)大連城市森林群落植物功能性狀及其與土壤環(huán)境因子的相關(guān)性隨演替階段的變化，包括不同群落演替中植物功能性狀葉厚度、比葉面積、葉干物質(zhì)含量、平均冠幅、平均胸徑、平均蓋度、平均樹高、葉碳量的變化規(guī)律，以及植物功能性狀與土壤環(huán)境（土壤養(yǎng)分、植物凋落物重量及分解與地下食物網(wǎng)）的關(guān)聯(lián)進(jìn)行研究。結(jié)果表明，自然群落黑松林、黑松-櫟樹混交林、櫟樹林演替過程中葉干物質(zhì)含量呈上升趨勢(shì)，葉厚度、比葉面積呈下降趨勢(shì)；而半人工群落黑松林、黑松洋槐混交林、洋槐闊葉林演替過程葉干物質(zhì)含量下降、葉厚度下降，比葉面積呈上升的趨勢(shì)。黑松林、黑松-櫟樹混交林、櫟樹林平均胸徑、平均冠幅、平均蓋度呈上升趨勢(shì)；而在黑松林、黑松洋槐混交林、洋槐闊葉林呈下降趨勢(shì)。平均樹高在黑松林、黑松-櫟樹混交林、櫟樹林呈下降趨勢(shì)，在黑松林、黑松洋槐混交林、洋槐闊葉林呈上升趨勢(shì)，其與土壤有機(jī)碳顯著負(fù)相關(guān)。圍繞植物功能性狀與生態(tài)系統(tǒng)養(yǎng)分循環(huán)功能的關(guān)系，進(jìn)一步討論了其在群落演替過程中的變化規(guī)律，可為研究大連城市森林群落水平的植物功能性狀對(duì)土壤環(huán)境的響應(yīng)提供科學(xué)依據(jù)。

關(guān)鍵詞：植物功能性狀；群落演替；養(yǎng)分循環(huán)；地下食物網(wǎng)

中圖分類號(hào)：X173 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼：A DOI編碼：10.3969/j.issn.1006-6500.2014.04.028

植物功能性狀是植物響應(yīng)生存環(huán)境的變化并對(duì)生態(tài)系統(tǒng)功能有一定影響的植物性狀。Mcgill等[1]曾指出群落生態(tài)學(xué)應(yīng)該以植物功能性狀為基礎(chǔ)，通過研究性狀、環(huán)境梯度、相互作用、行為趨勢(shì)這4個(gè)方面得到群落生態(tài)的普遍規(guī)律。關(guān)于功能性狀與環(huán)境關(guān)系的研究，Hodgson等[2]認(rèn)為比葉面積是最適合研究的植物功能性狀，它能代表土壤的肥力，比葉面積是葉干物質(zhì)含量與葉厚度綜合作用的結(jié)果。Westoby[3]提出leaf height-seed（LHS）植物生態(tài)對(duì)策，認(rèn)為比葉面積、植物高度和種子干質(zhì)量是3個(gè)基本的植物功能性狀。比葉面積代表植物單位葉干質(zhì)量的光截獲面積，與植物的同化率密切相關(guān)[4]，植株高會(huì)影響光來(lái)源、熱量負(fù)荷等。Awal等[5]認(rèn)為比葉面積隨著葉子的生長(zhǎng)到成熟的過程會(huì)減少，它反映植物獲取資源的能力。孟婷婷等[6]認(rèn)為溫度和降水是驅(qū)動(dòng)功能性狀變化的主要因子，曾小平等[7]認(rèn)為土壤水分會(huì)影響植物的高度、比葉面積、光合作用等多種性狀。Garnier等[8-9]通過研究凋落物分解速率、土壤總碳和總氮含量與群落的葉片功能性狀的相關(guān)性，認(rèn)為比葉面積、葉片干物質(zhì)含量、氮濃度可以作為法國(guó)南部地中海地區(qū)生態(tài)系統(tǒng)的功能標(biāo)記物。植物功能性狀與生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)有密切關(guān)系，Suding等[10]認(rèn)為前人大多分析植物性狀與土壤養(yǎng)分間的關(guān)系，但有關(guān)功能性狀在時(shí)間尺度上對(duì)環(huán)境因素響應(yīng)的定量化研究仍然匱乏，這些定量化的結(jié)果對(duì)理解環(huán)境因素如何影響生態(tài)系統(tǒng)功能可能至關(guān)重要。筆者主要研究大連城市森林群落水平植物功能性狀與土壤環(huán)境因子的響應(yīng)，探討植物功能性狀葉厚度、比葉面積、葉干物質(zhì)含量、平均冠幅、平均胸徑、平均蓋度、平均樹高、葉碳量在不同群落演替階段的變化規(guī)律，以及與土壤養(yǎng)分、植物凋落物量及分解速率、地下食物網(wǎng)的內(nèi)在循環(huán)的關(guān)聯(lián)。

1 研究區(qū)域和研究方法

1.1 區(qū)域概況

大連市位于北半球的暖溫帶地區(qū)， 位于東經(jīng)120°58′～123°31′，具有海洋性特點(diǎn)的暖溫帶大陸性季風(fēng)氣候，冬無(wú)嚴(yán)寒，夏無(wú)酷暑，四季分明，年平均氣溫10.5 ℃，年降水量550～950 mm，全年日照總時(shí)數(shù)2 500～2 800 h，土壤為棕色，植被為暖溫帶落葉闊葉林和針闊混交林以及針葉林。

1.2 野外調(diào)查和樣本采集方法

本研究始于2011年9月，調(diào)查樣地分別為大連市石門山公園、西郊國(guó)家森林公園、大連濱海防護(hù)林以及金寶山。采用樣方調(diào)查的方法，對(duì)以遼東櫟、黑松、洋槐、麻櫟、火炬樹等為優(yōu)勢(shì)種的12個(gè)樣地進(jìn)行調(diào)查，每個(gè)樣地選取3個(gè)20 m×20 m的分別具有代表性的闊葉林、針闊混交林、針葉林的樣方，對(duì)所選取的樣方做好標(biāo)記，進(jìn)行群落學(xué)的調(diào)查，記錄喬木層樹名、樹高、冠幅、胸徑、蓋度等。計(jì)算每個(gè)樣方喬木層的重要值，選取重要值（大于0.1）占優(yōu)勢(shì)的物種，確定優(yōu)勢(shì)種后，在每個(gè)樣地中采集喬木層優(yōu)勢(shì)種，選取喬木5株（生長(zhǎng)成熟，長(zhǎng)勢(shì)良好的，葉片完全展開，沒有病蟲害的樹冠外層的枝條葉片）。按照東南西北的方向采下枝條，用剪刀剪下葉片并且各個(gè)方向的葉片不少于15片，用濕潤(rùn)的紙包好，放入封口袋內(nèi)裝好，帶回實(shí)驗(yàn)室，放入冰箱保鮮層中儲(chǔ)存。調(diào)查的同時(shí)，在20 m×20 m的樣方中按照S型選取3個(gè)點(diǎn)采集厚度為0～10 cm的土壤，裝入塑封袋中，帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行理化分析和土壤線蟲提取。

于2011年11月，在標(biāo)記好的20 m×20 m樣方中，收集凋落葉裝于孔徑為5 mm×5 mm尼龍網(wǎng)中，每袋50 g，埋于0～20 cm土壤中，每個(gè)樣地埋72個(gè)袋子，并于次年3，5，7，9，10，11月取出凋落物袋，計(jì)算凋落物質(zhì)量和分解速率。

1.3 植物功能性狀以及養(yǎng)分含量的測(cè)定

1.3.1 植物葉功能性狀的測(cè)定 本研究中植物葉功能性狀的測(cè)定包括葉厚度（leaf thickness，LT），葉干物質(zhì)含量即比干物質(zhì)含量（leaf dry matter content，LDMC），比葉面積（leaf specific area，LSA）。葉厚度的測(cè)量選用精度為0.02 mm游標(biāo)卡尺，在葉片上沿著主脈的方向均勻選取3個(gè)點(diǎn)測(cè)量葉片主脈處約0.25 cm處厚度，3個(gè)厚度平均值即葉片厚度，每組20片葉子，其平均值即為該組葉片厚度。將葉片在黑暗環(huán)境中儲(chǔ)存15 h，取出后迅速用濾紙吸去表面的水分，在1/1 000電子天平稱量葉子鮮質(zhì)量，將葉片放入80 ℃烘箱烘干24 h，取出稱量干質(zhì)量。比干物質(zhì)含量=葉片干質(zhì)量/葉片鮮質(zhì)量（g·g-1）。用Epson PerfectionV700掃描儀進(jìn)行葉面積掃描，得到的葉面積大小，即比葉面積=葉片面積/葉片干質(zhì)量（cm2·g-1）。

1.3.2 養(yǎng)分含量的測(cè)定 土壤的養(yǎng)分測(cè)定包括土壤有機(jī)碳測(cè)定，采用重鉻酸鉀-硫酸-比色法；土壤硝態(tài)氮測(cè)定，采用硝酸淀粉比色法；土壤銨態(tài)氮的測(cè)定，采用氯化鉀浸提-靛酚藍(lán)比色法；土壤速效磷測(cè)定，采用四苯硼鈉比濁法；土壤速效鉀測(cè)定，采用NaHCO3浸提-鉬銻抗比色法；植物葉碳含量測(cè)定，采用重鉻酸鉀容量法分析。

1.3.3 土壤線蟲的提取 采用淘洗過篩淺盆的方法對(duì)土壤線蟲進(jìn)行提取，每樣品中隨機(jī)抽取100條土壤線蟲，在顯微鏡下用倍物鏡觀察，參照《中國(guó)土壤動(dòng)物圖鑒》鑒定到科屬水平，并對(duì)土壤含水量測(cè)定，計(jì)算線蟲多樣性指數(shù)。

土壤線蟲在土壤生態(tài)系統(tǒng)中具有重要的生態(tài)地位，是監(jiān)測(cè)土壤質(zhì)量等生態(tài)研究的基礎(chǔ)，能有效反映出研究區(qū)域的土壤結(jié)構(gòu)、土壤有機(jī)物的輸入輸出、地理的生物狀況和氣候以及人類的干擾程度狀況[11]。在促進(jìn)能量的流動(dòng)、物質(zhì)運(yùn)輸和循環(huán)方面具有重要意義[12]，通過研究土壤線蟲可反映土壤食物網(wǎng)特征。

1.4 數(shù)據(jù)處理與分析

1.4.1 重要值的計(jì)算 采集葉片之前對(duì)喬木層重要值進(jìn)行計(jì)算，重要值的計(jì)算公式為重要值=相對(duì)密度+相對(duì)優(yōu)勢(shì)度+相對(duì)頻度/300。選取重要值占優(yōu)勢(shì)的喬木層植物，對(duì)群落優(yōu)勢(shì)種進(jìn)行分析。對(duì)12個(gè)樣地根據(jù)優(yōu)勢(shì)種的不同進(jìn)行聚類分析，將其分為6個(gè)群落類型。第一群落類型是優(yōu)勢(shì)種為黑松的純針葉林；第二群落類型是優(yōu)勢(shì)種為黑松-櫟樹的針闊混交林；第三群落類型是優(yōu)勢(shì)種為櫟樹的闊葉林；第四群落類型是優(yōu)勢(shì)種為黑松洋槐的針闊混交林；第五群落類型是優(yōu)勢(shì)種為洋槐的闊葉林；第六群落類型是優(yōu)勢(shì)種為火炬樹的闊葉林。

1.4.2 不同群落間植物功能性狀的比較 以重要值為權(quán)重，將優(yōu)勢(shì)種的功能性狀值進(jìn)行加權(quán)，得到12個(gè)樣地植物群落的優(yōu)勢(shì)種葉功能性狀的值，按群落類型進(jìn)行平均，對(duì)6個(gè)群落類型植物功能性狀進(jìn)行比較，并且探討植物功能性狀與凋落物、土壤養(yǎng)分以及土壤食物網(wǎng)之間的關(guān)系。

1.4.3 Peason 相關(guān)性分析 用Excel2007作圖，spss13.0 軟件對(duì)群落植物功能性狀、凋落物量、土壤養(yǎng)分含量以及食物網(wǎng)線蟲生態(tài)指數(shù)進(jìn)行雙因素的分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 群落植物功能性狀的相關(guān)性

根據(jù)Peason相關(guān)性分析，得到群落植物功能性狀分析結(jié)果，平均胸徑與平均冠幅呈極顯著正相關(guān)，比葉面積與葉厚度顯著正相關(guān)，比葉面積與葉干物質(zhì)含量極顯著負(fù)相關(guān)。

2.2 群落植物功能性狀與土壤環(huán)境的相關(guān)關(guān)系

Chapin等[13]研究表明，大多數(shù)生態(tài)系統(tǒng)中植物所吸收的土壤養(yǎng)分，90%以上的氮、磷以及60%以上的礦質(zhì)元素都來(lái)自植被歸還土壤養(yǎng)分的再循環(huán)。在陸地生態(tài)系統(tǒng)中，90%以上的地上部分凈生產(chǎn)通過凋落物的方式返回地表。凋落物分解是森林生態(tài)系統(tǒng)中養(yǎng)分歸還的主要途徑，凋落物分解會(huì)影響土壤理化性質(zhì)。本研究分析群落植物功能性狀與土壤養(yǎng)分及凋落物分解的相關(guān)性，分析12個(gè)樣地群落植物功能性狀與土壤環(huán)境的相關(guān)性。由表2可知，土壤含水率與平均冠幅極顯著負(fù)相關(guān)，土壤有機(jī)碳與平均樹高顯著負(fù)相關(guān)，土壤銨態(tài)氮與比干物重顯著負(fù)相關(guān)，土壤有效磷與葉干物重顯著正相關(guān)。凋落葉分解速率分別與葉干物質(zhì)含量和平均冠幅顯著負(fù)相關(guān)，凋落物分解速率與平均胸徑極顯著負(fù)相關(guān)。

2.3 群落植物功能性狀與土壤食物網(wǎng)的相關(guān)性

通過土壤線蟲數(shù)量計(jì)算得到線蟲生態(tài)指數(shù)，線蟲生態(tài)指數(shù)可以間接反映土壤腐食食物網(wǎng)情況，間接反映土壤的健康程度，我們通過線蟲生態(tài)指數(shù)判斷土壤的質(zhì)量，探討與植物功能性狀的相關(guān)性。由表3可知，農(nóng)威納指數(shù)與均勻度指數(shù)分別與葉碳量顯著正相關(guān)；優(yōu)勢(shì)度指數(shù)與葉厚度極顯著正相關(guān)；營(yíng)養(yǎng)多樣性指數(shù)與葉干物重顯著負(fù)相關(guān)，與平均胸徑極顯著負(fù)相關(guān)；瓦斯樂斯指數(shù)與葉厚度顯著正相關(guān)；成熟指數(shù)與葉碳量極顯著正相關(guān)；植物寄生線蟲成熟指數(shù)與平均冠幅、平均胸徑極顯著負(fù)相關(guān)；總成熟指數(shù)與平均冠幅極顯著負(fù)相關(guān)，結(jié)構(gòu)指數(shù)與葉碳量顯著正相關(guān)，基礎(chǔ)指數(shù)與比葉面積顯著正相關(guān)，與葉干物重和平均胸徑極顯著負(fù)相關(guān)，與平均胸徑平均蓋度顯著負(fù)相關(guān)；線蟲通路指數(shù)與比葉面積極顯著正相關(guān)，與葉干物重極顯著負(fù)相關(guān)，與平均蓋度顯著負(fù)相關(guān)。

2.4 不同森林演替階段群落植物功能性狀與土壤環(huán)境關(guān)系

圖1中群落類型Ⅰ，II，Ⅲ代表是自然的群落演替系列，是以黑松為主的針葉林到櫟樹與黑松針闊混交林再到櫟樹為主的闊葉林演替過程；Ⅳ，Ⅴ為半人工群落演替系列，是黑松洋槐針闊混交林演替到洋槐為主的闊葉林，Ⅵ為人工栽種火炬樹為優(yōu)勢(shì)種的闊葉林。由圖1結(jié)合表2和表3可知，自然群落演替中葉干物質(zhì)量呈上升趨勢(shì)，葉厚度、比葉面積呈下降趨勢(shì)，而半人工林演替中葉干物質(zhì)量、葉厚度、比葉面積都呈下降的趨勢(shì)。葉干物質(zhì)量與土壤的銨態(tài)氮、凋落葉分解速率、TD、BI、NCR顯著負(fù)相關(guān)，葉干物質(zhì)量與土壤有效磷顯著正相關(guān)，葉厚度與C，WI顯著正相關(guān)，比葉面積與BI，NCR顯著正相關(guān)。

由圖2結(jié)合表2和表3可知，自然群落演替系列平均冠幅、平均胸徑、平均蓋度呈上升趨勢(shì)，而在半人工群落演替系列呈下降趨勢(shì)；平均冠幅與土壤的含水量、凋落葉分解速率、PPI、MMI顯著負(fù)相關(guān)，平均胸徑與凋落葉分解速率，TD、PPI、BI顯著負(fù)相關(guān)，平均蓋度與BI，NCR顯著負(fù)相關(guān)，與土壤有效磷顯著正相關(guān)。平均樹高在自然演替系列中下降，半人工演替系列呈上升趨勢(shì)，與土壤有機(jī)碳顯著負(fù)相關(guān)。

3 結(jié)論與討論

3.1 植物功能性狀比葉面積、葉干物質(zhì)量、葉厚度與土壤關(guān)系

本研究中比葉面積與葉干物質(zhì)量顯著負(fù)相關(guān)，與葉厚度顯著正相關(guān)。許多研究表明，葉干物質(zhì)含量與比葉面積之間呈顯著的負(fù)相關(guān)關(guān)系[14-15 ]。葉干物質(zhì)含量的增加，即比葉面積的減小，使葉片內(nèi)部水分向葉片表面擴(kuò)散的距離或阻力增大，降低植物內(nèi)部水分散失[16]。Reich等[17]認(rèn)為比葉面積較低的植物葉常形成厚度較大而面積較小的葉片。楊清培[18]發(fā)現(xiàn)在自然演替中的針闊樹種轉(zhuǎn)化替代過程中，群落的總生物呈現(xiàn)明顯的增加趨勢(shì)。習(xí)新強(qiáng)等[19]研究黔中喀斯特山區(qū)植被演替，發(fā)現(xiàn)群落平均比葉面積則逐漸變小。葉片具有較高的葉干物質(zhì)含量意味著具有更強(qiáng)的抵抗物理傷害的能力。本研究自然群落演替與半人工林演替趨勢(shì)中葉厚度、比葉面積都呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，而葉干物質(zhì)量在自然群落演替中呈上升趨勢(shì)，半人工演替群落中呈下降趨勢(shì)，可能是因?yàn)殡S著演替階段的發(fā)展，植物的生態(tài)策略受到環(huán)境資源包括養(yǎng)分、水分、光等的影響。

葉干物質(zhì)量與土壤的銨態(tài)氮，凋落物分解速率，TD、BI、NCR顯著負(fù)相關(guān)，比葉面積與BI、NCR顯著正相關(guān)。葉干物質(zhì)量主要反映的是植物對(duì)養(yǎng)分元素的保有能力[20]， 比葉面積能夠反映植物對(duì)碳的獲取與利用的平衡關(guān)系[21]，比葉面積大的植物能很好地適應(yīng)資源豐富的環(huán)境，而比葉面積小的植物在貧瘠的環(huán)境中適應(yīng)性更強(qiáng)。Reich等[17]以及Witkowski等[22]研究發(fā)現(xiàn)養(yǎng)分貧瘠環(huán)境中，植物葉片較厚。在北方堿性土壤中，銨態(tài)氮是重要的礦質(zhì)氮存在形式[23]，且在表土中含量最高。銨態(tài)氮也是土壤中最重要的一種活性氮的形態(tài)，能被植物直接吸收利用[24-25]。群落總生物量隨演替進(jìn)行不斷積累，群落葉干物質(zhì)量也隨之增加，而植物可吸收的土壤銨態(tài)氮正在減少。彭少麟等[26]認(rèn)為，在全球和區(qū)域尺度上，影響凋落物分解速率的因素中，氣候條件是決定性因子；在局部范圍內(nèi)，凋落物質(zhì)量是主導(dǎo)因素；在凋落物質(zhì)量因子中，碳氮比和木質(zhì)素含量被認(rèn)為是最重要的因子。植物葉干物質(zhì)量與凋落物的質(zhì)量有關(guān)，所以與凋落葉分解速率顯著負(fù)相關(guān)。營(yíng)養(yǎng)多樣性混交林小，葉干物質(zhì)量大；基礎(chǔ)指數(shù)、土壤線蟲通路指數(shù)用于指示凋落物降解途徑，數(shù)值小代表真菌分解途徑，在森林中真菌分解途徑比細(xì)菌分解途徑更重要，這有利于土壤礦化，提高葉干物質(zhì)量。

葉干物質(zhì)量與土壤有效磷顯著正相關(guān)。許多研究表明， 當(dāng)土壤存在元素缺乏、干旱等脅迫時(shí)， 葉片葉綠素含量會(huì)隨之下降[27]，會(huì)影響有機(jī)物的積累。葉厚度與C，WI顯著正相關(guān)， 通常針葉林的優(yōu)勢(shì)度指數(shù)最大，本研究中葉厚度在針葉林的值最大，瓦斯樂斯卡指數(shù)[28]值越大，表明礦化過程主要是由食細(xì)菌線蟲和食真菌線蟲參與，有利于土壤礦化。

3.2 植物功能性狀平均胸徑、平均冠幅、平均蓋度與土壤關(guān)系

平均胸徑、平均冠幅與凋落物分解速率顯著負(fù)相關(guān)，一般認(rèn)為凋落物在營(yíng)養(yǎng)狀況良好的環(huán)境下降解速度要高于營(yíng)養(yǎng)狀況較差的環(huán)境[29]，而且N含量高的凋落物分解要高于N含量低的凋落物[30-31]，凋落物分解同時(shí)也受到凋落物本身性質(zhì)的影響，包括凋落物的N、P、角質(zhì)、木質(zhì)素、纖維素含量等[32-33]。很多學(xué)者認(rèn)為，前期的分解速率受到養(yǎng)分含量、水溶性碳化合物和結(jié)構(gòu)碳化合物含量的強(qiáng)烈影響，而后期則更多地受到木質(zhì)素及纖維素/木質(zhì)素的支配[33]，隨自然群落演替，植物含有的碳水化合物、纖維素、木質(zhì)素越豐富，凋落物分解速率越慢，本研究發(fā)現(xiàn)在自然群落演替中平均胸徑平均冠幅呈逐漸上升的趨勢(shì)，這與前人研究一致。

平均蓋度、平均冠幅都與土壤含水率顯著負(fù)相關(guān)，隨群落演替蓋度增加，蒸騰量增大，土壤含水率減少。平均蓋度與土壤有效磷顯著正相關(guān)，Wardle等[34]研究發(fā)現(xiàn)，在缺乏災(zāi)難性干擾的情況下，森林生態(tài)系統(tǒng)演替到后期，常常會(huì)出現(xiàn)生產(chǎn)力下降，并且新鮮凋落物和腐殖質(zhì)中N：P增加，說(shuō)明隨演替進(jìn)行，森林生態(tài)系統(tǒng)越來(lái)越受到磷的限制，本研究發(fā)現(xiàn)，自然森林演替中，群落的平均蓋度快速的上升趨勢(shì)隨演替的進(jìn)行平均蓋度大小越來(lái)越受磷的限制。

平均蓋度與BI，NCR顯著負(fù)相關(guān)；TD，PPI，BI與平均胸徑顯著負(fù)相關(guān)；PPI、MMI與平均冠幅顯著負(fù)相關(guān)?；旖涣制骄w度、胸徑大，營(yíng)養(yǎng)多樣性小；針葉林平均蓋度、胸徑、冠幅小，PPI大，表明土壤生態(tài)系統(tǒng)越容易受到植物寄生線蟲的影響，土壤健康狀況差，該指數(shù)與作物產(chǎn)量密切相關(guān)[35]。Yeates[36]提出的總成熟度指數(shù)，包括了所有線蟲（自由生活線蟲和植物寄生線蟲），植物寄生線蟲隨演替進(jìn)行數(shù)量在變小，同時(shí)隨群落演替混交林冠幅增加，其值在減小。

3.3 現(xiàn)實(shí)意義

通過研究大連地區(qū)城市森林群落水平植物功能性狀隨著森林群落演替的變化規(guī)律，發(fā)現(xiàn)大連城市森林自然演替群落與半人工演替群落，在時(shí)間尺度上植物功能性狀變化趨勢(shì)上有所不同，這為大連地區(qū)城市森林綠化提供了預(yù)測(cè)的方向，對(duì)保護(hù)大連城市森林是采取封山育林還是人為的多植樹造林提供了更有價(jià)值的參考。

3.4 需進(jìn)一步探討的問題

關(guān)于植物功能性狀的研究，尤其是在小尺度上細(xì)微地研究植物功能性狀與環(huán)境因子的關(guān)系，仍需更進(jìn)一步的研究。目前研究的主要是易于測(cè)量的形態(tài)性狀，它們與環(huán)境的關(guān)聯(lián)仍存在難以解釋的內(nèi)在機(jī)理[37]，它們?cè)陧憫?yīng)環(huán)境變化方面要比生理性狀具有滯后性，環(huán)境變化對(duì)形態(tài)性狀作用不靈敏，原因是生理性狀與微環(huán)境信息缺乏[38-39]。未來(lái)可以研究小尺度范圍植物功能性狀生理形態(tài)與微環(huán)境之間的關(guān)系，但生理性狀難于測(cè)量，所以要揭示植物功能對(duì)土壤環(huán)境因子的響應(yīng)仍需要更深入的探索。

參考文獻(xiàn)：

[1] Mcgill B J， Enquist B J， Weiber E， et al. Rebuilding community ecology from functional traits[J]. Trends in Ecology & Evolution， 2006， 21（4）：178-185.

[2] Hodgson J G ， Montserrant M， Charles M . Is leaf dry matter content a better predictor of fertility than leaf area[J]. Annals of Botany ，2011，108（7）：1 337-1 345.

[3] Westoby M. A leaf-height-seed（LHS） plant ecology scheme[J]. Plant and Soil， 1998，199（2）：213-227.

[4] Liu J H， Zeng D H， Don K L. Leaf traits and their interrelationships of main plant species in southeast Horqin sandy land[J].Chinese Journal of Ecology， 2006，25（8）：921-925.

[5] Awal M A，Ishak W，Endan J， et al. Determination of specific and leaf area-leaf mass relationship in Oil Palm Plantation[J]. Asian Journal of Plant Sciences，2004，3（3）：264-268.

[6] 孟婷婷，倪建，王國(guó)宏.植物功能性狀與環(huán)境和生態(tài)系統(tǒng)功能[J].植物生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，31（1）：150-165.

[7] 曾小平，趙平，蔡錫安，等.25種南亞熱帶植物耐陰性的初步研究[J].北京林業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2006（4）：82-87.

[8] Garnier E， Shipley B， Roumet C， et al. A standardized protocol for the determination of specific leaf area and leaf dry matter content[J]. Functional Ecology， 2001，15（5）：688-695.

[9] Garnier E， Cortez J. Plant functional makers capture ecosystem properties during secondary succession[J].Ecology，2004，85：2 630-2 637.

[10] Suding K， Lavorel S， Chapin F， et al. Scaling environmental change through the community-level： a trait-bases response-and-effect frame-work for plants[J].Global Change Biology，2008，14：1 125-1 140.

[11] Gregor W ，Yeates G W. Nematodes as soil indicators： functional and biodiversity aspects[J]. Biology and Fertility of Soils 2003 ，37（4）：199-210.

[12] Liang W J， Li Q， Jiang Y， et al. Nematode faunal analysis in an aquic brown soil fertilised with slow-release urea， Northeast China[J]. Applied Soil Ecology， 2004， 29（2）：185-192.

[13] Chapin F， Matson H. Pricinples of Terrestrial Ecosystem Ecology[M].New York：Springer Verlag，2002：85-88.

[14] Wilson P J，Thompson K， Hodgson J G . Specific leaf area and leaf dry matter content as alternative predictors of plant strategies[J]. New Phytologist， 2002，143（1）：155-162.

[15] Wright I ， Reich P ， Westoby M. Strategy shifts in leaf physiology， structure and nutrient content between species of high-and low-rainfall and high- and low-nutrient habitats[J]. Functional Ecology，2001，15（4）：423-434.

[16] Wilson P， Thompson K， Hodgson J. Specific leaf area and leaf dry matter content as alternative predictors of plant strategies[J]. New Phytologist， 2002， 143（1）：155-162.

[17] Reich P， Uhl C，Walters M ，et al. Leaf lifespan as a determinant of leaf structure and function among 23 Amazonian tree species[J]. Oecologia， 1991，86（1）：16-24.

[18] 楊清培. 粵西南亞熱帶森林演替過程中的生物量與凈第一生產(chǎn)力動(dòng)態(tài)[J].應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào)，2003，14（12）：2 136-2 140.

[19] 習(xí)新強(qiáng)，趙玉杰，劉玉國(guó)，等.黔中喀斯特山區(qū)植物功能性狀的變異與關(guān)聯(lián)[J]. 植物生態(tài)學(xué)報(bào)， 2011， 35（10）：1 000-1 008.

[20] Qi J，Ma K M，Zhang Y. Comparisons on leaf traits of Quercus liaotungensis Koidz. On different slope positions in dongling moutain of Beijing[J]. Acta Ecologica Sinica， 2008，28（1）：122-128.

[21] Witkowski E ，Lamont B. Leaf specific mass confounds leaf density and thickness[J]. Oecologia， 1991，88（4）：486-493.

[22] Griffiths R， Entry J， Ingham E R， et al. Chemistry and microbial activity of forest and pasture riparian-zone soils along throe Pacific Northwest streams[J]. Plant and Soil. 1997，190（1）：169-178.

[23] 楊小紅，董云社，齊玉春，等.內(nèi)蒙古羊草草原土壤凈氮礦化研究[J].地理科學(xué)與進(jìn)展，2005，24（2）：30-37.

[24] 楊小紅，董云社，齊玉春，等.錫林河流域羊草草原暗栗鈣土礦質(zhì)氮?jiǎng)討B(tài)變化[J].地理研究2005，24（3）：387-392.

[25] 彭少麟，劉強(qiáng).森林凋落物動(dòng)態(tài)對(duì)全球變暖的響應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2002， 22（9）：1 534-1 544.

[26] Reich P， Ellsworth D， Waiters M， et al. Generality of leaf trait relationships ：a test across six biomes[J]. Ecology， 1999， 80：1 955-1 969.

[27] Wasile W L. Long-term changes in communities of soil nematodes on fen peat meadows due to the time since their drainage[J]. Ekologia Polska，1991，39： 59-104

[28] Xuluc-Tolosa F J， Vester H F M， Ramirez-Marcial N， et al. Leaf litter decomposition of tree species in three successional phases of tropical dry secondary forest in Campeche， Mexico[J].Forest Ecology and Management， 2003， 174：401-412.

[29] Hobble S E. Interactions between litter lignin and soil nitrogen availability during leaf litter decomposition in a Hawaiian montane forest[J]. Ecosystems， 2000（3）：484-494.

[30] Sundarapandian S M， Swamy P S. Litter production and leaf-litter decomposition of selected tree species in tropical forests at Kodayar in the Western Ghats， India[J]. Forest Ecology and Management， 1999， 123： 231-244.

[31] Berg B， Mcclaugherty C. Plant litter： decomposition， humus formation， carbon sequestration[M]. New York： Springer Verlag， 2003：126-130.

[32] Taylor B R， Parsons W F ， Perkinson D. Decomposition of Populus trimuloides leaf litter accelerated by addition of Alnus crispa litter[J]. Canadian Journal of Forest Research， 1989， 19（6）： 674-679.

[33] Xu X N， Hirata E. Decomposition patterns of leaf litter of seven common canopy species in a subtropical forest： N and P dynamics[J].Plant and Soil， 2005， 273： 279-289.

[34] Wardle D， Walker L， Bardge T. Ecosystem properties and forest decline in conrtrating long-term chronosequences[J].Science，2004，305：509-513.

[35] Bai J F， Lin X G， Yin R， et al. The influence of arbuscular mycorrhizal fungi on As and PUptake by Maize（Zea mays L.） From As-Contaminated Soils[J]. Applied Soil Ecology，2008， 38 （2）：137-145.

[36] Yeates G W.Modification and qualification if the nematode maturity index[J]Pedobiologia， 1994，38（2）：97-101.

[37] Gratani L， Meneghini M， Pesol I ， et al. Structural and functional plasticity of Quercus ilex seedlings of different provenances in Italy[J]. Trees， 2003（17）：515-521.

[38] Meinzer F. Functional convergence in plant responses to the environment[J]. Oecologia， 2003（1）：1-11.

[39] Reich P， Wright I， Lusk C. Predicting leaf physiology from simple plant and climate attributes， a global GLOPNET analysis[J]. Ecological Applications， 2007，17：1 982-1 988.

[22] Griffiths R， Entry J， Ingham E R， et al. Chemistry and microbial activity of forest and pasture riparian-zone soils along throe Pacific Northwest streams[J]. Plant and Soil. 1997，190（1）：169-178.

[23] 楊小紅，董云社，齊玉春，等.內(nèi)蒙古羊草草原土壤凈氮礦化研究[J].地理科學(xué)與進(jìn)展，2005，24（2）：30-37.

[24] 楊小紅，董云社，齊玉春，等.錫林河流域羊草草原暗栗鈣土礦質(zhì)氮?jiǎng)討B(tài)變化[J].地理研究2005，24（3）：387-392.

[25] 彭少麟，劉強(qiáng).森林凋落物動(dòng)態(tài)對(duì)全球變暖的響應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2002， 22（9）：1 534-1 544.

[26] Reich P， Ellsworth D， Waiters M， et al. Generality of leaf trait relationships ：a test across six biomes[J]. Ecology， 1999， 80：1 955-1 969.

[27] Wasile W L. Long-term changes in communities of soil nematodes on fen peat meadows due to the time since their drainage[J]. Ekologia Polska，1991，39： 59-104

[28] Xuluc-Tolosa F J， Vester H F M， Ramirez-Marcial N， et al. Leaf litter decomposition of tree species in three successional phases of tropical dry secondary forest in Campeche， Mexico[J].Forest Ecology and Management， 2003， 174：401-412.

[29] Hobble S E. Interactions between litter lignin and soil nitrogen availability during leaf litter decomposition in a Hawaiian montane forest[J]. Ecosystems， 2000（3）：484-494.

[30] Sundarapandian S M， Swamy P S. Litter production and leaf-litter decomposition of selected tree species in tropical forests at Kodayar in the Western Ghats， India[J]. Forest Ecology and Management， 1999， 123： 231-244.

[31] Berg B， Mcclaugherty C. Plant litter： decomposition， humus formation， carbon sequestration[M]. New York： Springer Verlag， 2003：126-130.

[32] Taylor B R， Parsons W F ， Perkinson D. Decomposition of Populus trimuloides leaf litter accelerated by addition of Alnus crispa litter[J]. Canadian Journal of Forest Research， 1989， 19（6）： 674-679.

[33] Xu X N， Hirata E. Decomposition patterns of leaf litter of seven common canopy species in a subtropical forest： N and P dynamics[J].Plant and Soil， 2005， 273： 279-289.

[34] Wardle D， Walker L， Bardge T. Ecosystem properties and forest decline in conrtrating long-term chronosequences[J].Science，2004，305：509-513.

[35] Bai J F， Lin X G， Yin R， et al. The influence of arbuscular mycorrhizal fungi on As and PUptake by Maize（Zea mays L.） From As-Contaminated Soils[J]. Applied Soil Ecology，2008， 38 （2）：137-145.

[36] Yeates G W.Modification and qualification if the nematode maturity index[J]Pedobiologia， 1994，38（2）：97-101.

[37] Gratani L， Meneghini M， Pesol I ， et al. Structural and functional plasticity of Quercus ilex seedlings of different provenances in Italy[J]. Trees， 2003（17）：515-521.

[38] Meinzer F. Functional convergence in plant responses to the environment[J]. Oecologia， 2003（1）：1-11.

[39] Reich P， Wright I， Lusk C. Predicting leaf physiology from simple plant and climate attributes， a global GLOPNET analysis[J]. Ecological Applications， 2007，17：1 982-1 988.

[22] Griffiths R， Entry J， Ingham E R， et al. Chemistry and microbial activity of forest and pasture riparian-zone soils along throe Pacific Northwest streams[J]. Plant and Soil. 1997，190（1）：169-178.

[23] 楊小紅，董云社，齊玉春，等.內(nèi)蒙古羊草草原土壤凈氮礦化研究[J].地理科學(xué)與進(jìn)展，2005，24（2）：30-37.

[24] 楊小紅，董云社，齊玉春，等.錫林河流域羊草草原暗栗鈣土礦質(zhì)氮?jiǎng)討B(tài)變化[J].地理研究2005，24（3）：387-392.

[25] 彭少麟，劉強(qiáng).森林凋落物動(dòng)態(tài)對(duì)全球變暖的響應(yīng)[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2002， 22（9）：1 534-1 544.

[26] Reich P， Ellsworth D， Waiters M， et al. Generality of leaf trait relationships ：a test across six biomes[J]. Ecology， 1999， 80：1 955-1 969.

[27] Wasile W L. Long-term changes in communities of soil nematodes on fen peat meadows due to the time since their drainage[J]. Ekologia Polska，1991，39： 59-104

[28] Xuluc-Tolosa F J， Vester H F M， Ramirez-Marcial N， et al. Leaf litter decomposition of tree species in three successional phases of tropical dry secondary forest in Campeche， Mexico[J].Forest Ecology and Management， 2003， 174：401-412.

[29] Hobble S E. Interactions between litter lignin and soil nitrogen availability during leaf litter decomposition in a Hawaiian montane forest[J]. Ecosystems， 2000（3）：484-494.

[30] Sundarapandian S M， Swamy P S. Litter production and leaf-litter decomposition of selected tree species in tropical forests at Kodayar in the Western Ghats， India[J]. Forest Ecology and Management， 1999， 123： 231-244.

[31] Berg B， Mcclaugherty C. Plant litter： decomposition， humus formation， carbon sequestration[M]. New York： Springer Verlag， 2003：126-130.

[32] Taylor B R， Parsons W F ， Perkinson D. Decomposition of Populus trimuloides leaf litter accelerated by addition of Alnus crispa litter[J]. Canadian Journal of Forest Research， 1989， 19（6）： 674-679.

[33] Xu X N， Hirata E. Decomposition patterns of leaf litter of seven common canopy species in a subtropical forest： N and P dynamics[J].Plant and Soil， 2005， 273： 279-289.

[34] Wardle D， Walker L， Bardge T. Ecosystem properties and forest decline in conrtrating long-term chronosequences[J].Science，2004，305：509-513.

[35] Bai J F， Lin X G， Yin R， et al. The influence of arbuscular mycorrhizal fungi on As and PUptake by Maize（Zea mays L.） From As-Contaminated Soils[J]. Applied Soil Ecology，2008， 38 （2）：137-145.

[36] Yeates G W.Modification and qualification if the nematode maturity index[J]Pedobiologia， 1994，38（2）：97-101.

[37] Gratani L， Meneghini M， Pesol I ， et al. Structural and functional plasticity of Quercus ilex seedlings of different provenances in Italy[J]. Trees， 2003（17）：515-521.

[38] Meinzer F. Functional convergence in plant responses to the environment[J]. Oecologia， 2003（1）：1-11.

[39] Reich P， Wright I， Lusk C. Predicting leaf physiology from simple plant and climate attributes， a global GLOPNET analysis[J]. Ecological Applications， 2007，17：1 982-1 988.