彭 浪, 段 劍, 劉士余, 湯崇軍

(1.江西農(nóng)業(yè)大學(xué) 國(guó)土資源與環(huán)境學(xué)院, 南昌 330045; 2.江西省水利科學(xué)院 江西省土壤侵蝕與防治重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 南昌 330029)

南方紅壤區(qū)由于強(qiáng)烈的土壤侵蝕、嚴(yán)重的水土流失以及明顯的生態(tài)退化[1]，已成為中國(guó)第二大水土流失區(qū)。其中占地面積為2.39×105km2的花崗巖侵蝕區(qū)[2]，因其容易風(fēng)化的母質(zhì)層、松散的土壤結(jié)構(gòu)，加之土壤養(yǎng)分低植物難以存活等原因[3]，已成為了中國(guó)南方紅壤區(qū)水土流失的高發(fā)地區(qū)之一[4]。

目前，對(duì)花崗巖侵蝕區(qū)的治理模式主要是進(jìn)行植被恢復(fù)與生態(tài)重建[5]，如微地形改造、補(bǔ)闊、飛播植草等水土流失治理模式[6]。經(jīng)過(guò)長(zhǎng)達(dá)幾十年的連續(xù)治理，水土流失面積得到了有效控制，植物群落的物種豐富度、多樣性和均勻度也得到了很大的提升。植物多樣性與生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能有著密切的聯(lián)系[7]，是反映生態(tài)治理所處階段及動(dòng)態(tài)變化規(guī)律的重要指標(biāo)[5]，植物多樣性越高，生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能越高[8-9]。因此，研究不同水土流失治理年限的植物多樣性變化及其演替規(guī)律，有助于科學(xué)評(píng)價(jià)水土流失治理模式的生態(tài)效益。

江西省平江流域?qū)儆谒g地帶的花崗巖劇烈侵蝕區(qū)，其水土流失治理是南方紅壤區(qū)最為集中、時(shí)間最長(zhǎng)的流域[10-11]，主要采取以水平竹節(jié)溝為骨架，配合喬灌草補(bǔ)植的水土流失治理模式進(jìn)行植被恢復(fù)與重建。從1983年開(kāi)始，分為幾個(gè)階段實(shí)施了長(zhǎng)達(dá)幾十年的連續(xù)治理，森林植被得到了迅速恢復(fù)，形成了一系列處于不同治理階段的植被群落。但當(dāng)前對(duì)于不同水土流失治理年限的植物群落多樣性特征變化的研究尚且不足。鑒于此，本文在江西省興國(guó)縣平江流域花崗巖侵蝕區(qū)，采用空間代替時(shí)間、樣方調(diào)查等方法，以“水平竹節(jié)溝+喬灌草”不同治理年限的人工林為研究對(duì)象，以未人為治理林地和次生林為對(duì)照，研究不同水土流失治理年限的植物群落結(jié)構(gòu)及其多樣性變化規(guī)律，以期為花崗巖侵蝕區(qū)水土流失治理和生態(tài)重建工作提供科學(xué)依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

江西省興國(guó)縣平江流域位于鄱陽(yáng)湖流域上游，具體的坐標(biāo)位置為(25°57′—26°37′N(xiāo), 115°04′—115°52′E)，屬于山區(qū)河流，流域面積2 851 km2，地帶性土壤主要為花崗巖發(fā)育的紅壤。年平均降水量1 585 mm，年平均氣溫18.8 ℃，無(wú)霜期280 d，屬于亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)[12]。研究區(qū)屬于典型花崗巖侵蝕區(qū)，曾經(jīng)水土流失劇烈，嚴(yán)重制約當(dāng)?shù)亟?jīng)濟(jì)的發(fā)展。因此，從1983年開(kāi)始，政府就對(duì)平江流域分幾個(gè)實(shí)施階段進(jìn)行了長(zhǎng)達(dá)幾十年的連續(xù)治理，森林植被得到了迅速恢復(fù)，形成了一系列處于不同治理階段的植被群落。地帶性植物主要為亞熱帶常綠闊葉林，現(xiàn)有植被主要是馬尾松(Pinusmassoniana)、木荷(Schimasuperba)、青岡(Cyclobalanopsisglauca)等針闊混交林，其中以馬尾松分布最廣，草被植物主要為芒萁(Dicranopterispedata)等。

2 材料與方法

2.1 研究樣地的選擇

在江西省興國(guó)縣平江流域采用“空間代替時(shí)間”的方法，選擇立地條件較為一致具有代表性的4塊水土流失治理林地(楊村、焦溪、隆坪、塘背)以及兩塊對(duì)照林地(次生林、未人為治理林地)，各林地均位于平江流域的中游，坡度、坡向、海拔等離地條件基本一致(表1)。

未人為治理林地沒(méi)有任何人為治理措施，表土完全侵蝕，粗砂和富含鐵和錳的礦物骨料覆蓋了裸露的表面；次生林為當(dāng)?shù)卦剂滞ㄟ^(guò)采伐或其他自然因素破壞后，自然恢復(fù)形成的天然次生林，其恢復(fù)過(guò)程無(wú)人為干擾；楊村、焦溪、隆坪、塘背4種治理林地指從水土流失治理到調(diào)查時(shí)間(2019年8月)的年限分別為4，14，24，34 a，主要的治理措施是“水平竹節(jié)溝+補(bǔ)植喬灌草”，其中水平竹節(jié)溝是沿等高線在山坡上按一定間隔修建的蓄水?dāng)r沙溝。在溝里沿一定距離(約1.5 m)處設(shè)置土壤屏障，以阻止水流，類似于竹節(jié)。設(shè)計(jì)為梯形截面，0.5 m深，上邊緣0.6 m寬，底部0.4 m寬。竹節(jié)的寬度和深度分別為0.1 m和0.3 m。挖出的土壤用作溝渠外的山脊，寬度為0.25 m。根據(jù)坡度和侵蝕程度，兩條竹節(jié)溝之間的距離為3～5 m。治理前，以上各林地均具有相似的母巖和地形條件，且與未人為治理林地基本一致。從綜合治理到現(xiàn)在，所有林地都進(jìn)行封禁處理，沒(méi)有人為干擾。6種類型林地的植被特征和表土(0—20 cm)基本理化性質(zhì)見(jiàn)表1和表2。

表1 花崗巖侵蝕區(qū)不同治理年限試驗(yàn)地概況

表2 花崗巖侵蝕區(qū)不同樣地表層土壤基本理化性質(zhì)

2.2 樣地調(diào)查與取樣方法

分別在6塊林地內(nèi)設(shè)立立地條件較為一致的固定標(biāo)準(zhǔn)樣地，采用打樁拉線定位的方法將標(biāo)準(zhǔn)樣地大小設(shè)為10 m×10 m(研究區(qū)植被群落結(jié)構(gòu)較簡(jiǎn)單)，不同林地中的標(biāo)準(zhǔn)樣地各設(shè)置設(shè)3個(gè)重復(fù)，共計(jì)18塊標(biāo)準(zhǔn)樣地。調(diào)查采用群落學(xué)樣方法，調(diào)查每個(gè)標(biāo)準(zhǔn)樣地中的喬木及林下植被(包括灌木和草本植物)[13]。在每個(gè)標(biāo)準(zhǔn)樣地調(diào)查喬木及灌木的物種名稱、高度、胸徑、株數(shù)、冠幅等，同時(shí)在每個(gè)標(biāo)準(zhǔn)樣地中各設(shè)置3個(gè)1 m×1 m草本樣方，調(diào)查草本的物種名稱、高度、株數(shù)、總蓋度，用于計(jì)算植物多樣性指數(shù)。數(shù)據(jù)處理參考彭浪等[14]方法。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同治理年限的物種組成特征

如表3所示，本研究調(diào)查植物共計(jì)31科41屬43種，其中楊村，蕉溪，隆平，塘背，次生林、未人為治理樣地的植物科屬種分別為：14科17屬17種，7科9屬9種，8科10屬10種，11科15屬15種，15科16屬16種，6科7屬7種。其中其中喬木層17種，灌木層8種，草本層18種。

表3 花崗侵蝕區(qū)不同治理年限下植物物種組成

如圖1a所示，分析不同治理年限樣地和未人為治理樣地的植物組成發(fā)現(xiàn)，在進(jìn)行生態(tài)治理后，植物的物種組成發(fā)生明顯的改變，其中未人為治理樣地和各不同治理年限樣地的共有植物物種均為3種，而5塊樣地的共有植物只有2種。

在圖1b中，各不同治理年限樣地和次生林樣地共有的植物數(shù)量各有不同，但其中治理年限最長(zhǎng)的塘背34 a樣地和次生林的共有植物最少，差異最大，僅為兩種，5塊樣地的共有植物只有兩種。對(duì)不同治理年限樣地樣地的植物組成進(jìn)行分析(見(jiàn)圖1c)，4塊樣地的共有植物為3種，其中楊村、焦溪治理樣地的共有物種最多，為7種，差異最小。綜合各樣地植物組成的差異，可以看出，在平江流域花崗巖侵蝕區(qū)進(jìn)行生態(tài)治理的植物演替中，各治理階段植物群落的物種組成有較大的差異，且在進(jìn)行人工生態(tài)治理后，植物群落的物種組成與天然恢復(fù)的次林地也有明顯的差異。

a 未人為治理與不同治理年限的物種數(shù)差異 b 次生林與不同治理年限的物種數(shù)差異 c 不同治理年限之間的物種數(shù)差異

3.2 不同治理年限植被群落結(jié)構(gòu)的差異

如表4所示，通過(guò)對(duì)6塊調(diào)查樣地喬灌層植物的重要值計(jì)算發(fā)現(xiàn)，在喬灌層中，楊村、蕉溪、隆平、塘背、未人為治理樣地的優(yōu)勢(shì)種均為馬尾松，其重要值分別為48.05%，66.01%，63.74%，41.95，96.21%。未人為治理樣地中馬尾松的重要值明顯大于其他治理年限樣地，次生林中優(yōu)勢(shì)種青岡(Cyclobalanopsisglauca)的重要值最大，為23.38%，同時(shí)還可見(jiàn)重要值之和大于50%的次優(yōu)勢(shì)種蒲桃(Syzygiumjambos)、杉木(Cunninghamialanceolata)、檵木(Loropetalumchinense)和米櫧(Castanopsiscarlesii)。如表5所示，草本層中，楊村、塘背的優(yōu)勢(shì)種為芒(Miscanthussinensis)，重要值分別為30.70%，31.58%，焦溪、隆平、次生林、未人為治理樣地的優(yōu)勢(shì)種為芒萁(Dicranopterispedate)，重要值分別為41.30%，53.85%，61.30%，67.30%。其中未人為治理樣地中芒萁的重要值顯著大于芒；在次生林樣地中僅見(jiàn)芒萁，芒未見(jiàn)；在楊村、焦溪、隆平治理樣地中芒萁有增加的趨勢(shì)，而芒有減少的趨勢(shì)；塘背治理樣地中未見(jiàn)芒萁，僅見(jiàn)芒。

表4 花崗巖侵蝕區(qū)喬灌層物種組成與重要值

表5 花崗巖侵蝕區(qū)草本層物種組成與重要值

由此可知，在進(jìn)行人工治理后，不同治理年限的植物群落組成雖有差異，但是優(yōu)勢(shì)種和未人為治理樣地一樣，仍以馬尾松、芒、芒萁為主，這表明進(jìn)行人工治理后，相較未人為治理樣地植物群落結(jié)構(gòu)并未發(fā)生改變，但和以“青岡+芒萁”為優(yōu)勢(shì)種的次生林相比，群落結(jié)構(gòu)差異明顯。

3.3 群落相似性分析

根據(jù)Jaccard相似性原理，當(dāng)q為0～0.25時(shí)為極不相似，0.25～0.50時(shí)為中等不相似，0.50～0.75時(shí)為中等相似，0.75～1.00時(shí)為極相似。如表6所示，平江流域不同治理年限樣地的群落相似性系數(shù)范圍為0.095～0.727，楊村、焦溪、隆平、塘背治理樣地的群落相似性呈先上升再下降的趨勢(shì)，其中隆平與焦溪治理樣地的相似性系數(shù)最大，達(dá)0.727，群落之間表現(xiàn)為中等相似，相似性系數(shù)最小為次生林與塘背治理樣地，為0.069，群落之間表現(xiàn)為極不相似。雖然群落之間最大的相似性系數(shù)為0.727，但其余治理年限的群落之間的表現(xiàn)都為不相似，此外，相較于未人為治理，隨著治理年限的增加，相似系數(shù)呈下降趨勢(shì)。

表6 花崗巖侵蝕區(qū)不同治理年限植被群落相似性系數(shù)

3.4 不同治理年限的植被多樣性變化

由表7多樣性統(tǒng)計(jì)結(jié)果可知，楊村，蕉溪，隆平，塘背，次生林，未人為治理樣地的物種豐富度由大到小依次為：楊村(17種)>次生林(16種)>塘背(15種)>隆平(10種)>焦溪(9種)>未人為治理(7種)。其中次生林的辛普森多樣性指數(shù)、香農(nóng)—威納指數(shù)、均勻度指數(shù)均為最高，分別為0.885，2.372，0.856，這表明次生林的多樣性水平最好，且植被分布最為均勻；不同治理年限樣地的物種豐富度、辛普森指數(shù)、香農(nóng)—威納指數(shù)、均大于未人為治理樣地，說(shuō)明進(jìn)行人工治理對(duì)于水土流失區(qū)植物物種及多樣性水平的提升是有益的；在不同水土流失治理年限樣地中，隨著治理時(shí)間的增加，辛普森指數(shù)、香農(nóng)—威納、均勻度指數(shù)均呈先下降后上升的趨勢(shì)。

表7 花崗巖侵蝕區(qū)不同治理年限樣地植物多樣性指數(shù)

4 討論與結(jié)論

4.1 討 論

本研究調(diào)查植物共計(jì)31科41屬43種，由于治理模式、取樣面積、樣地的空間分布、恢復(fù)年限以及后期管理的不同，使得調(diào)查結(jié)果與前人的研究[15]具有一定的差異。

物種多樣性是植被群落結(jié)構(gòu)特征的屬性之一，同時(shí)也是花崗巖水土流失治理過(guò)程群落變化的重要指標(biāo)[16]。本研究發(fā)現(xiàn)，與未人為治理樣地相比較，采用“水平竹節(jié)溝+喬灌草”治理措施后，植物群落的物種豐富度、辛普森指數(shù)、香農(nóng)—威納指數(shù)、均勻度指數(shù)均得到了顯著的提升，這與鄢新余等[15]的研究一致。水平竹節(jié)溝通過(guò)改變地形，改變坡長(zhǎng)，達(dá)到保土、阻沙、留肥的作用，在進(jìn)行水土流失治理過(guò)程中，水平竹節(jié)溝措施有效的攔截了地表徑流和泥沙，減少土壤和養(yǎng)分的流失，從而改善植物的生存環(huán)境，促進(jìn)植物的生長(zhǎng)。同時(shí)喬灌草的補(bǔ)植，增加了群落的物種豐富度，有效的提高了植物多樣性水平[17]。以上說(shuō)明“竹節(jié)溝+喬灌草”治理措施對(duì)于花崗巖侵蝕區(qū)植被恢復(fù)與物種多樣性提高是有益的。

研究發(fā)現(xiàn)，隨著水土流失治理年限的增加，植物群落的物種豐富度、辛普森指數(shù)、香農(nóng)—威納指數(shù)、均勻度指數(shù)呈上升—下降—上升的趨勢(shì)，這與王磊等[18]的研究相類似，由于前期人為干擾的治理后，剛治理的林地土壤表層養(yǎng)分含量較高，使得一些一年生草本植物得到較好的生長(zhǎng)，物種數(shù)提升，同時(shí)一些適應(yīng)性強(qiáng)的多年生草本植物也開(kāi)始生長(zhǎng)，使得此時(shí)植物多樣性有所提升；隨著治理年限的增加，群落生境得到有效改善，適應(yīng)性強(qiáng)的多年生草本植物生長(zhǎng)逐漸占據(jù)優(yōu)勢(shì)[19]，同時(shí)一些地帶性物種的開(kāi)始侵入，群落間的競(jìng)爭(zhēng)加劇，一些適應(yīng)性較弱的一年生的草本植物慢慢向多年生草本植物演替，導(dǎo)致植物多樣性有所下降；隨著治理年限的進(jìn)一步增加，適應(yīng)性強(qiáng)的多年生草本植物的生長(zhǎng)占據(jù)優(yōu)勢(shì)，演替雖在進(jìn)行，但趨于穩(wěn)定，加上地帶性物種的不斷侵入，使得此時(shí)植物多樣性開(kāi)始上升[20-21]。此外，研究中還發(fā)現(xiàn)不同水土流失治理年限的植物多樣性水平均小于次生林。次生林的前身為原始林，自然基底好，生態(tài)退化較輕，植物多樣性的恢復(fù)與重建易且快，而不同治理年限樣地因侵蝕劇烈，土壤貧瘠，生態(tài)退化嚴(yán)重，使得植物多樣性的恢復(fù)與重建難且慢?？梢?jiàn)對(duì)花崗巖侵蝕區(qū)進(jìn)行人工干預(yù)治理是有必要的。

植物群落相似性指數(shù)的大小是植物群落之間和植物群落生境條件異質(zhì)性的體現(xiàn)[22]，在Jaccrad相似分析中發(fā)現(xiàn)，不同治理年限樣地、次生林樣地、未人為治理樣地之間的植物群落相似性系數(shù)均小于0.50，整體表現(xiàn)為不相似。研究發(fā)現(xiàn)，除蕉溪和隆平樣地植物群落的表現(xiàn)為極為相似外，其他治理年限樣地中的植物群落相似性指數(shù)均低于0.50，整體表現(xiàn)為不相似，同時(shí)在物種組成的差異性分析中發(fā)現(xiàn)，各樣地中的共有物種較少，這表明各樣地之間群落的物種組成差異較大。值得注意的是，在塘背樣地的喬灌層中出現(xiàn)了適合生存在肥沃、濕潤(rùn)土壤中的冬青，同時(shí)還發(fā)現(xiàn)了麻櫟、雷公藤等本地物種，說(shuō)明“竹節(jié)溝+喬灌草”治理措施治理后，植物群落生境條件得到了有效的改善，但在塘背樣地的草本層中僅見(jiàn)芒，這是由于治理年限的增加，森林的郁閉度越來(lái)越高，不利于林下植被如芒萁等的生長(zhǎng)與演替。這也說(shuō)明了在進(jìn)行花崗巖侵蝕區(qū)的水土流失治理工作時(shí)，初期的補(bǔ)闊種草并不是一勞永逸，需要根據(jù)植被恢復(fù)的演替規(guī)律，在不同水土流失治理階段進(jìn)行適當(dāng)人工干預(yù)可能會(huì)更有利于植被恢復(fù)的正向演替。

4.2 結(jié) 論

(1) 本研究調(diào)查了不同治理年限樣地、次生林樣地和未人為治理樣地植物共計(jì)43種植物，分屬于31科41屬，其中喬木層17種，灌木層8種；草本層18種。

(2) “竹節(jié)溝+喬灌草”治理措施能有效提高植物群落多樣性，促進(jìn)植被恢復(fù)與演替。與未人為治理樣地相比較，治理樣地的植物多樣性指數(shù)得到明顯提高。

(3) “竹節(jié)溝+喬灌草”治理樣地的物種豐富度、辛普森指數(shù)、香農(nóng)—威納指數(shù)隨治理年限的增長(zhǎng)，呈增大—減小—增大趨勢(shì)，但均小于次生林。

(4) 不同治理年限樣地與未人為治理樣地、次生林樣地之間的共有物種較少，物種組成差異較大，植物群落相似性整體表現(xiàn)為不相似。