魏文俊, 尤文忠, 趙　剛, 張慧東, 顏廷武

遼寧省林業(yè)科學研究院, 沈陽　110032

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退化柞蠶林封育對枯落物和表層土壤持水效能的影響

魏文俊, 尤文忠*, 趙剛, 張慧東, 顏廷武

遼寧省林業(yè)科學研究院, 沈陽110032

摘要:柞蠶林是遼東山區(qū)退化最嚴重的森林類型之一，因多年反復刈割導致生長逐漸衰退、更新能力下降，局部出現空地甚至土壤開始砂化，涵養(yǎng)水源和保持水土等生態(tài)功能明顯降低。以遼東山區(qū)的退化柞蠶林為研究對象，分析了在封育9、12、21a后森林的枯落物及表層土壤持水效能。結果表明：退化柞蠶林經過封育恢復后，封育恢復時間越長，林地枯落物累積量增加的越顯著，枯落物持水能力和有效攔蓄降雨能力提高也越明顯。對照(未封育)、封育9、12、21a柞蠶林枯落物儲量分別為3.69、7.92、8.41 t/hm2和8.74 t/hm2；最大持水量分別為6.23、14.71、15.81 t/hm2和17.18 t/hm2，有效攔蓄量分別為4.78、10.87、11.70、12.78 t/hm2?？萋湮锍炙颗c浸水時間存在顯著的相關關系(P<0.001)，自然對數模型模擬擬合效果最好(R2 > 0.9)。退化柞蠶林經過封育恢復后，表層土壤水文物理性質的改善隨著封育恢復時間的增加而越來越明顯，封育9、12和21年柞蠶林表層土壤容重分別比對照退化柞蠶林降低了5.51%、12.60%、17.32%，毛管持水量分別增加了7.01%、28.98%、54.83%，非毛管持水量分別增加了46.14%、126.19%、187.19%。本研究結果說明退化柞蠶林封育能夠通過提高其林地枯落物和改善土壤物理性質，增加表層土壤持水效能，對恢復和改善退化柞蠶林地的生態(tài)環(huán)境、恢復森林生產力具有重要作用。

關鍵詞：退化柞蠶林; 枯落物; 土壤; 持水量

柞蠶業(yè)是遼寧省的特色產業(yè)，柞蠶繭、絲產量均占全國80%、世界70%，全省90%的柞蠶繭產自遼寧東部山區(qū)[1]。由于受到多年放蠶等人為干擾因素的影響，部分柞蠶林生長衰退，更新能力下降，有的失去萌蘗能力，株數顯著減少，出現空地，導致涵養(yǎng)水源和保持水土的能力明顯降低，有的局部甚至出現了砂化，更加劇了水土流失，致使生態(tài)環(huán)境不斷惡化[2]。柞蠶林因多年反復刈割常形成灌叢狀，是遼東山區(qū)退化最嚴重的森林類型。遼東山區(qū)柞蠶林主要以蒙古櫟(QuercusmongolicaFisch. ex Ledeb.)為建群種。據水土保持部門2000年公布的衛(wèi)星遙感報告，遼東山區(qū)柞蠶林砂化是造成水土流失的主要原因[1]。自20世紀90年代起，柞蠶林退化原因及其治理措施開始受到關注[1]，研究證明通過進行退化柞蠶林封育，誘導其植被加快恢復和更新[2- 3]，能夠增強其水文生態(tài)功能，然而國內外已有的相關研究仍然很缺乏?？萋湮飳雍屯寥朗撬倪^程轉化的重要界面[4- 5]，作為重要的水文作用層對森林生態(tài)系統(tǒng)的水文過程和水源涵養(yǎng)功能具有重要影響[6- 9]，本文通過對退化柞蠶林封育9、12、21a林地和未封育的退化柞蠶林枯落物及表層土壤持水效能進行研究，以期為揭示退化柞蠶林封育恢復過程對枯落物及表層土壤持水性能影響的內在機制提供科學依據，為進一步探索柞蠶林退化成因、過程和機理提供數據支撐，為優(yōu)化退化柞蠶林的生態(tài)恢復技術措施提供基礎數據，進而為促進退化植被演替、加快生態(tài)恢復提供科學保障。

1研究地概況

研究地點位于遼寧省西豐縣的冰砬山森林生態(tài)站(42°20′—42°40′ N，124°45′—125°15′E)，冰砬山為吉林哈達嶺向西南延續(xù)地帶，地貌屬于低山丘陵，平均海拔500—600 m。氣候屬溫帶大陸性氣候，春季氣溫回溫迅速，夏季雨量集中，秋霜較早，冬季寒冷。年均氣溫5.2 ℃，年均降水量684.8 mm，年均蒸發(fā)量1379.8 mm，無霜期133 d。土壤以暗棕色森林土為主，其次為棕色森林土，土壤質地多為粉砂壤質、壤質。典型森林植被為以蒙古櫟為主要樹種的天然次生林和以落葉松(Larixspp.)為主要樹種的人工林。

2研究方法

2.1樣地設置與野外調查

研究地的柞蠶林由于柞蠶采食樹葉和多年反復根刈，林分開始退化，林木生長勢減弱，林分郁閉度下降，蠶農對退化的柞蠶林進行全部根刈，促進柞蠶林恢復。本文選擇立地條件基本一致的封育恢復和未封育繼續(xù)放蠶的柞蠶林，設置封育9、12、21a柞蠶林和對照(未封育)退化柞蠶林進行調查，每種處理設置3塊樣地，每塊樣地面積600 m2。在每個樣方內設置一個30 cm×30 cm的小樣方，區(qū)分未分解層和半分解層采集地表枯落物樣品帶回實驗室進行儲量和持水特性測定。同時，在5個樣方內分別挖5個土壤剖面，進行土壤剖面調查，并且每個剖面采集0—15 cm層原狀土樣和鮮土樣各3份帶回實驗室進行水文物理性質測定。不同封育時間的退化柞蠶林樣地概況見表1。

表1　不同封育時間的柞蠶林樣地概況

2.2枯落物儲量和持水性能測定及計算方法

利用電子天平稱未分解層和半分解層枯落物鮮重，并放置在實驗室干燥通風處自然風干7天后稱其風干重，以此計算枯落物儲量。將各樣地未分解層和半分解層枯落物風干樣品分別裝入網眼1 mm的20 cm×20 cm尼龍袋浸泡在清水中，每個枯落物樣品做3個重復，利用電子天平稱取浸泡1、2、4、8、12、24 h時樣品的重量，計算枯落物在不同浸水時間的持水量和持水率[10- 11]。采用有效攔蓄量[12- 13]估算枯落物對降雨的實際攔蓄量，計算方法為W=(0.85Rm-Ro)M，式中W為有效攔蓄量(t/hm2)；Rm為最大持水率(%)；Ro為平均自然含水率(%)；M為枯落物儲量(t/hm2)。利用SPSS16.0統(tǒng)計分析軟件對不同封育時間枯落物的最大持水量、最大持水率和有效攔蓄量進行了方差分析與多重比較(LSD法)。

2.3土壤水文物理性狀性質和持水性能測定及計算方法

采用烘干法測定土壤自然含水率，采用環(huán)刀法測定土壤容重、毛管孔隙度、非毛管孔隙度和總孔隙度。土壤持水量采用下式計算[14]：最大持水量Ht=10000Ptd(t/hm2),毛管持水量Hc=10000Pcd(t/hm2),非毛管持水量Ho= 10000Pod(t/hm2)。式中Pt為土壤總孔隙度(%)，Pc為毛管孔隙度(%)，Po為非毛管孔隙度(%)，d為土層厚度(m)。

3結果與分析

3.1退化柞蠶林封育對枯落物儲量和持水性能的影響3.1.1不同封育階段柞蠶林的枯落物儲量

封育9、12、21a柞蠶林枯落物儲量分別為7.92、8.41、8.74 t/hm2，分別高于對照退化柞蠶林(3.69 t/hm2)1.15、1.28、1.37倍(圖1)，封育恢復時間越長，枯落物累積越多。封育9、12、21a柞蠶林未分解層和半分解層枯落物儲量均顯著高于對照退化柞蠶林，同樣未分解層和半分解層枯落物儲量隨著封育恢復時間的持續(xù)呈現增加的趨勢(圖1)。

圖1　不同封育時間的柞蠶林林地枯落物儲量　Fig.1　Litter storage on Tussah-feeding oak forests flour following enclosure柱狀圖為枯落物儲量，折線圖為未分解層和半分解層枯落物儲量占總儲量比例

經過不同封育時間柞蠶林未分解層和半分解層枯落物占總儲量比例結果顯示，對照退化柞蠶林未分解層枯落物占總儲量比例為37.94%，半分解層占62.06%(圖1)，半分解層枯落物所占比例明顯高于未分解層，而封育9、12、21a柞蠶林未分解層和半分解層枯落物占總儲量比例均相當，相差很小。

3.1.2不同封育階段柞蠶林的枯落物持水過程

經過不同封育時間的柞蠶林枯落物未分解層和半分解層持水量與浸水時間動態(tài)變化結果顯示，經過相同時間的浸泡后，枯落物未分解層和半分解層持水量均呈現為封育21a> 封育12a> 封育9a> 對照退化柞蠶林，且各封育柞蠶林均明顯高于對照退化柞蠶林，但各封育柞蠶林相差不大(圖2)。封育9、12、21a和對照退化柞蠶林未分解層和半分解層枯落物持水量均在浸水1 h時迅速增加，封育9、12、21a和對照退化柞蠶林枯落物1 h總持水量分別占24 h總持水量的75.35%、74.80%、71.20%、68.72%，隨著浸水時間的增加持水量增加逐漸減緩，均在浸水8—12 h時持水量趨于穩(wěn)定(圖2)。

擬合不同封育時間的柞蠶林枯落物未分解層和半分解層持水量與浸水時間得出，枯落物持水量(Hl，t/hm2)與浸水時間(t，h)之間的關系可以用Hl=a+blnt表達。不同柞蠶林類型枯落物未分解層和半分解層持水量與浸水時間擬合方程的決定系數(R2)均大于0.9，枯落物持水量與浸水時間存在顯著的相關關系(P<0.001，n=6)(圖2)。

圖2　不同封育時間的柞蠶林林地枯落物未分解層和半分解層持水量與浸水時間動態(tài)變化Fig.2　Relationship between water-holding capacity and immersion time of undecomposed litter and half-decomposed litter on Tussah-feeding oak forests flour following enclosure

3.1.3不同封育階段柞蠶林的枯落物持水能力

隨著封育恢復時間的延長，柞蠶林枯落物未分解、半分解層最大持水量及其總量均呈現顯著增加的趨勢(P<0.05)，而且封育9、12、21a柞蠶林枯落物最大持水量總量分別高于對照退化柞蠶林1.36、1.54、1.76倍(圖3)。對枯落物最大持水率而言，柞蠶林枯落物半分解層最大持水率及其平均值隨封育時間的增加而顯著增加(P<0.05)，而未分解層最大持水率無顯著變化(圖4)。封育9、12、21a柞蠶林未分解層和半分解層有效攔蓄量及其總量亦顯著高于對照退化柞蠶林(P<0.05)，且封育9、12、21年柞蠶林的有效攔蓄總量分別高于對照退化柞蠶林1.29、1.46、1.69倍，與最大持水量變化規(guī)律相同，柞蠶林枯落物有效攔蓄量均呈現出隨封育恢復時間的持續(xù)而顯著增加的規(guī)律(圖5)。

圖3　不同封育時間的柞蠶林枯落物最大持水量Fig.3　Maximum water holding capacity of Tussah-feeding oak forests following enclosure (mean+SE)同一枯落物層次內不同小寫字母表示不同封育時間枯落物持水效能差異顯著(P<0.05)

圖4　不同封育時間的柞蠶林林地枯落物最大持水率Fig.4　Maximum water content rate of Tussah-feeding oak forests following enclosure (mean+SE)同一枯落物層次內不同小寫字母表示不同封育時間枯落物持水效能差異顯著(P<0.05)

圖5　不同封育時間的柞蠶林林地枯落物有效攔蓄量Fig.5　Effective retain capacity of Tussah-feeding oak forests following enclosure (mean+SE)

3.2退化柞蠶林封育對表層土壤水文物理特征與持水性能的影響3.2.1不同封育階段柞蠶林的表層土壤水文物理特征

4種類型林地土壤水文物理特征結果顯示，土壤容重的變化規(guī)律為封育21a<封育12a<封育9a<對照退化柞蠶林，封育9a、12a和21a柞蠶林分別比對照退化柞蠶林減少了5.51%、12.60%、17.32%(表2)；土壤毛管孔隙度、非毛管孔隙度和總孔隙度的變化特征均為封育21a>封育12a>封育9a>對照退化柞蠶林，其中總孔隙度分別比對照退化柞蠶林增加了12.21%、41.85%、72.35%(表2)；由此可見，對退化柞蠶林進行封育恢復，可以逐漸改善表層土壤的水文物理性質。

表2　不同封育時間的柞蠶林林地表層土壤水文物理特征與持水量

表格中的值全部為平均值±標準誤

3.2.2不同封育階段柞蠶林的表層土壤持水性能

毛管持水量和非毛管持水量的變化特征均為封育21a > 封育12a > 封育9a > 對照退化柞蠶林，封育9a、12a和21a柞蠶林的毛管持水量分別比對照退化柞蠶林增加了7.01%、28.98%、54.83%，非毛管持水量分別比對照退化柞蠶林增加了46.14%、126.19%、187.19%(表2)?？梢钥闯?，隨著封育恢復的年齡增加，表層土壤水文物理性質不斷改善，土壤蓄水能力也相應增加。

4討論與結論

森林類型、生長狀況、林齡、氣候條件以及人類活動等因素都會影響森林枯落物的輸入量以及分解量[8,15- 19]，二者差值即為枯落物的儲量。本研究中封育9、12、21a柞蠶林枯落物儲量分別高于對照退化柞蠶林1.15、1.28、1.37倍，退化柞蠶林經過封育恢復后，林地枯落物儲量顯著增多，且封育恢復時間越長，地表枯落物累積越多。通過植被調查得到，經過封育恢復的退化柞蠶林其林分密度因自然稀疏隨著林齡增加而有所降低，但其林地樹木生長良好，而退化柞蠶林樹木則因經過多次根刈后萌生長成灌叢狀，再加上生長季大部分樹葉被蠶吞食，而且退化柞蠶場的生物多樣性指數和郁閉度等均低于封育后的柞蠶林[2- 3]，這些都是造成退化柞蠶林枯落物儲量比經過封育恢復的柞蠶林低的主要原因。因此，隨封育恢復時間增長枯落物儲量一直在增加。

封育9、12、21a和對照退化柞蠶林枯落物持水過程變化規(guī)律相似，枯落物持水量均在浸水1 h時迅速增加，1 h總持水量分別占24 h總持水量的75.35%、74.80%、71.20%、68.72%，隨著浸水時間的增加持水量增加逐漸減緩，均在浸水8—12 h時持水量趨于穩(wěn)定?？萋湮锏某炙^程動態(tài)同樣遵循這一規(guī)律：在最初浸泡時持水量迅速增加，隨著浸泡時間的延長持水量仍在不斷增加，但增加速度逐漸減慢，最后基本趨于某一穩(wěn)定值[6,11,18,20]?？萋湮镂捶纸鈱雍桶敕纸鈱映炙颗c浸泡時間存在顯著的對數函數關系(R2> 0.9，P<0.001)[6,11,18,20]。

枯落物持水能力因林分類型、枯落物組成、分解程度及其累積量不同而變化[4,11,13,16,19,21]。最大持水量和最大持水率是衡量枯落物最大持水能力的兩個重要指標。封育9、12、21a柞蠶林枯落物最大持水量總量分別高于對照退化柞蠶林1.36、1.54、1.76倍，表明隨著封育時間的增加，柞蠶林枯落物最大持水總量呈現增加的趨勢。最大持水總量與其總儲量關系密切，封育9、12、21a柞蠶林枯落物總儲量分別高于對照退化柞蠶林1.15、1.28、1.37倍。退化柞蠶林通過封育恢復，增加了地表枯落物的現存量，其持水能力也得到明顯提高。封育9、12、21a和對照退化柞蠶林枯落物未分解層最大持水量顯著高于半分解層，表明分解程度影響枯落物的持水能力，分解程度越高，其持水能力越大[22- 23]。對枯落物最大持水率而言，封育9、12、21a和對照退化柞蠶林枯落物半分解層最大持水率和最大持水率平均值隨著恢復年限的增加而增加，而未分解層最大持水率無顯著差異，這可能是由枯落物組成及其分解程度決定的，對照退化柞蠶林未分解層中枯枝比例(52.62%)明顯低于各封育柞蠶林(67.55%—68.85%)，而各封育柞蠶林的退化柞蠶林未分解層中枯草葉比例(31.15%—32.45%)明顯小于對照退化柞蠶林。

通過對退化柞蠶林實施封育恢復措施，可以使表層土壤的水文物理性質得到改善，并且隨著封育恢復時間的增加，其表層土壤的水文物理性質改善得越明顯，這個結果與文海燕等和趙成章等得到的的研究結果一致[24- 25]。封育9、12、21a柞蠶林的土壤容重分別比對照退化柞蠶林減少了5.51%、12.60%、17.32%；土壤總孔隙度分別比對照退化柞蠶林增加了12.21%、41.85%、72.35%。土壤容重越小，孔隙度越大，說明土壤結構越疏松，有利于雨水迅速下滲，減少地表徑流的沖刷[26- 27]。毛管持水量和非毛管持水量的變化均為封育21a > 封育12a > 封育9a > 對照退化柞蠶林，封育9、12、21a柞蠶林的毛管持水量分別比對照退化柞蠶林增加了7.01%、28.98%、54.83%，非毛管持水量分別比對照退化柞蠶林增加了46.14%、126.19%、187.19%。從土壤保水能力看，土壤的滲透性能取決于非毛管孔隙，非毛管孔隙能較快容納降水并及時下滲，更加有利于涵養(yǎng)水源。在飽和持水量中，只有非毛管孔隙中滯留的重力水在調蓄水方面，具有更為重要的作用[28- 29]?？梢钥闯?，由于表層土壤對枯落物分解的影響更敏感，隨著封育恢復時間的增加，地表積累的枯落物越來越多，表層土壤水文物理性質不斷改善，土壤蓄水能力也隨之增強。

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Effects of enclosure and recovery for degraded Tussah-feeding oak forests on litter and surface soil water holding capacity characteristics

WEI Wenjun, YOU Wenzhong*, ZHAO Gang, ZHANG Huidong, YAN Tingwu

LiaoningAcademyofForestry,Shenyang110032,China

Abstract：Tussah-feeding oak forests (here after referred to as TF oak forests) are seriously degraded forests in the mountainous areas of Eastern Liaoning Province. Owing to repeated cutting every year, the trees grow slowly and their ability to regenerate is markedly decreased. When open spaces appear, the soil begins to become sandy, which causes a decline in ecosystem services such as water storage and soil conservation. In this study, the water holding capacity of the litter and surface soil were investigated in a degraded TF oak forest after 9, 12, and 21 years of enclosure to facilitate recovery. In addition, the degraded TF oak forest was studied to identify the effects of enclosure and recovery time on the water holding capacity of litter and surface soil, using the spatial sequence as opposed to the time succession sequence. Litter in degraded TF oak forests increased significantly after enclosure, with more litter accumulating with increased enclosure time. Litter accumulation after 9, 12, and 21 years of enclosure was 7.92, 8.41, and 8.74 t/hm2, respectively, which was 1.15, 1.28, and 1.37 times greater than those of the degraded TF oak forest, respectively. Longer enclosure times were associated with better litter water-holding capacity and improved rainfall retention. The maximum water holding capacity of TF oak forest after 9, 12, and 21 years of enclosure was 14.71, 15.81, and 17.18 t/hm2, respectively, which was 1.36-, 1.54-, and 1.76-fold higher than that of the degraded TF oak forest. The effective retention capacity of TF oak forest after 9, 12, and 21 years of enclosure was 10.87, 11.70, and 12.78 t/hm2, respectively, which was 1.29-, 1.46-, and 1.69-fold higher than that of the degraded TF oak forest, respectively. Litter water holding capacity and immersion time were significantly correlated (P < 0.001). The best fitting curve for this relationship took the form Hl=a + b ln t, and the coefficients of determination for all enclosures (R2) were greater than 0.9. The hydro-physical properties of surface soil of degraded TF oak forests improved following enclosure, with longer enclosure times associated with greater improvements in surface soil hydro-physical properties. Compared to the degraded TF oak forests, soil bulk density at 0—15 cm depth was reduced by 5.51%, 12.60%, and 17.32% in the TF oak forests after 9, 12, and 21 years of enclosure, while total porosity increased by 12.21%, 41.85%, and 72.35%, respectively. Longer enclosure times were associated with increased soil water storage capacity. Compared to the degraded TF oak forests, water holding capacity in soil capillary pores increased by 7.01%, 28.98%, and 54.83%, while water holding capacity in soil non-capillary pores increased by 46.14%, 126.19%, and 187.19%, respectively in the TF oak forests after 9, 12, and 21 years of enclosure. Litter and surface soil water holding capacity were improved significantly after enclosure and recovery of degraded TF oak forests. Thus, enclosure played an important role the recovery and improvement of the local ecological environment, and increased forest productivity.

Key Words:Degraded Tussah-feeding oak forest; litter; soil; water holding capacity

DOI:10.5846/stxb201404090679

*通訊作者

Corresponding author.E-mail: wzhyou2002@163.com

收稿日期:2014- 04- 09; 網絡出版日期:2015- 06- 11

基金項目:國家科技支撐計劃(2012BAD22B04); 林業(yè)公益性行業(yè)科研專項(201204101, 201404303); 遼寧省科技計劃項目(2011207001); 遼寧省農業(yè)領域青年科技創(chuàng)新人才培養(yǎng)計劃(2014015)

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