林火干擾對(duì)興安落葉松林土壤化學(xué)性質(zhì)的影響1)

王鼎 周梅 趙鵬武 王梓璇 舒洋

(內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué)，呼和浩特，010019) (內(nèi)蒙古賽罕烏拉森林生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家定位研究站(內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué))) (內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學(xué))

森林火災(zāi)是全球性的林業(yè)重大自然災(zāi)害，對(duì)森林生態(tài)系統(tǒng)產(chǎn)生嚴(yán)重干擾，位居林業(yè)自然災(zāi)害之首，同時(shí)被聯(lián)合國(guó)糧農(nóng)組織認(rèn)定為八大自然災(zāi)害之一[1]。大興安嶺林區(qū)一直以來都是我國(guó)森林火災(zāi)頻發(fā)區(qū)，該區(qū)所有的林地都發(fā)生過一定程度的森林火災(zāi)[2-3]。

森林生態(tài)系統(tǒng)經(jīng)林火干擾后，林內(nèi)及林下土壤溫度和濕度變化較為明顯，同時(shí)，土壤理化性質(zhì)也會(huì)發(fā)生一定程度的變化。其干擾影響可能是短期的也可能是長(zhǎng)期的，主要取決于過火面積、林火持續(xù)時(shí)間、林火頻度及林火強(qiáng)度[4]。土壤是維持森林生態(tài)系統(tǒng)健康可持續(xù)發(fā)展的重要基礎(chǔ)，它為植物生長(zhǎng)提供各種必需的礦物養(yǎng)分。對(duì)于森林土壤養(yǎng)分水平的探討，以往主要集中于林地利用方式對(duì)土壤礦質(zhì)養(yǎng)分的干擾，以及森林經(jīng)營(yíng)對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的擾動(dòng)等[5-6]，關(guān)于不同林火強(qiáng)度干擾對(duì)土壤化學(xué)性質(zhì)的研究結(jié)論還不夠明確。因此，本研究以大興安嶺林管局根河林業(yè)局開拉氣林場(chǎng)火燒跡地為研究對(duì)象，研究不同火燒強(qiáng)度對(duì)森林土壤養(yǎng)分的影響，旨在確定合理的森林經(jīng)營(yíng)對(duì)策，為火災(zāi)后森林生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)與重建提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于內(nèi)蒙古大興安嶺林管局根河林業(yè)局開拉氣林場(chǎng)，地理坐標(biāo)為51°4′～51°23′N，122°11′～122°47′E，地處大興安嶺中北部，該區(qū)是高緯度原始林區(qū)、寒溫帶針葉林區(qū)和凍土區(qū)的代表[7]。地貌較為復(fù)雜，主要由低山、中山、丘陵、山間盆地等構(gòu)成，海拔672～1 200 m，屬寒溫帶大陸性季風(fēng)氣候，冬季較為漫長(zhǎng)，夏季較短。年平均氣溫為-5.3 ℃，歷史最低氣溫為-60.2 ℃，年降水量460～570 mm。主要林型有白樺-興安落葉松林、草類-興安落葉松林、杜香-興安落葉松林、杜鵑-興安落葉松林等。建群種為興安落葉松(Larixgmelini)，常見的伴生樹種有白樺(Betulaplatyphylla)、山楊(Populusdavidiana)。林下灌木和草本種類較為豐富。

2 研究方法

2.1 試驗(yàn)樣地選擇與設(shè)置

本試驗(yàn)根據(jù)內(nèi)蒙古大興安嶺林管局有關(guān)部門的森林火災(zāi)記錄，于2016年4月選擇1996年根河(潮查林場(chǎng))森林火災(zāi)和2003年根河-金河(開拉氣林場(chǎng))森林火災(zāi)2個(gè)年份的火燒跡地為試驗(yàn)區(qū)，選擇2個(gè)火燒年份不同火燒強(qiáng)度(輕度和重度)的區(qū)域?yàn)樵囼?yàn)樣地，共設(shè)置6個(gè)試驗(yàn)樣地，每個(gè)試驗(yàn)樣地內(nèi)隨機(jī)設(shè)置5個(gè)20 m×20 m的標(biāo)準(zhǔn)樣地，共計(jì)30個(gè)標(biāo)準(zhǔn)樣地。具體設(shè)置方法如下：未過火區(qū)(1996CK)、1996年輕度火燒跡地(1996L)、1996年重度火燒跡地(1996S)、未過火區(qū)(2003CK)、2003年輕度火燒跡地(2003L)、2003年重度火燒跡地(2003S)。試驗(yàn)樣地屬性詳見表1。

表1 試驗(yàn)樣地基本屬性

2.2 土壤取樣及測(cè)定

在每個(gè)試驗(yàn)樣地中，對(duì)(0～20 cm)的表層土壤進(jìn)行多點(diǎn)(5點(diǎn))混合取樣。每個(gè)樣點(diǎn)采取土壤約150 g，同一個(gè)試驗(yàn)處理的土樣混合處理后，去除其中的粗根、石礫及雜物裝入自制布袋帶回實(shí)驗(yàn)室，以供室內(nèi)化驗(yàn)。樣品在土壤處理室自然風(fēng)干，研磨后分別過篩(100目、80目)，供測(cè)定土壤養(yǎng)分的主要指標(biāo)。土壤測(cè)定參照《土壤農(nóng)化分析》的測(cè)定方法[8]。

2.3 統(tǒng)計(jì)分析

試驗(yàn)數(shù)據(jù)經(jīng)Excel2010整理后，采用SPSS18.0軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行方差分析，并用LSD法進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，顯著性水平設(shè)定為α=0.05。同時(shí)采用Sigmaplot 10.0軟件進(jìn)行作圖，分析比較了2個(gè)年份不同火干擾強(qiáng)度下興安落葉松林土壤養(yǎng)分的變化規(guī)律。

3 結(jié)果與分析

3.1 林火對(duì)土壤全效養(yǎng)分的影響

由表1可知，1996年(自然恢復(fù)20年后)的火燒跡地，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤全N均比對(duì)照有所降低。對(duì)照區(qū)土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為4.4 g·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤全N與對(duì)照相比分別減少了72.7%(輕度火燒跡地土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1.2 g·kg-1)、74.4%(重度火燒跡地土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1.1 g·kg-1)，差異顯著(p<0.05)。2003年(自然恢復(fù)13年后)的火燒跡地，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)均低于對(duì)照樣地，隨著火燒強(qiáng)度的增大，土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)遞減的趨勢(shì)。對(duì)照區(qū)土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為3.7 g·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤全N與對(duì)照相比分別減少了40.7%(輕度火燒跡地土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2.2 g·kg-1)、70.7%(重度火燒跡地土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1.1 g·kg-1)，差異顯著(p<0.05)。隨著自然恢復(fù)時(shí)間(13、20 a)的推移，土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)在2種不同火燒強(qiáng)度的火燒跡地內(nèi)都呈現(xiàn)相對(duì)下降趨勢(shì)，其中，樣地2003L比樣地1996L土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)降低了32%，樣地2003S比樣地1996S土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)也相對(duì)降低了3.7%?？梢钥吹交鸶蓴_后，林地土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)在很長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi)都難以恢復(fù)到未干擾前的水平。

1996、2003年的火燒跡地，不同火燒強(qiáng)度林地土壤全P質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照林地相比，無(wú)顯著變化，基本分布在一個(gè)水平梯度內(nèi)，由此可知，火干擾對(duì)林地土壤全P質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響極小。

在1996年的火燒跡地內(nèi)，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)均比對(duì)照有所降低，隨著火燒強(qiáng)度的增大，土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈現(xiàn)遞減的趨勢(shì)。對(duì)照區(qū)土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為98.9 g·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比分別減少了40.9%(輕度火燒跡地土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為58.4 g·kg-1)、62.7%(重度的火燒跡地土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為36.9 g·kg-1)，差異顯著(p<0.05)。在2003年的火燒跡地內(nèi)，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤全K均比對(duì)照有所降低。對(duì)照區(qū)土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為81.4 g·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比分別減少了10.0%(輕度火燒跡地土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為73.2 g·kg-1)、14.9%(重度火燒跡地土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為69.3 g·kg-1)，差異顯著(p<0.05)?？傮w來看，隨著自然恢復(fù)時(shí)間(13、20 a)的推移，土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)在2種不同火燒強(qiáng)度的火燒跡地內(nèi)都呈相對(duì)下降趨勢(shì)，其中樣地2003L比樣地1996L土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)降低了30.9%；而樣地2003S比樣地1996S土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)降低了47.8%。由此可知，火干擾后，林地土壤全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)在很長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi)都難以恢復(fù)到未干擾前的水平。

表2 不同火燒強(qiáng)度興安落葉松林土壤化學(xué)性質(zhì)

注：表中數(shù)值為“平均值±標(biāo)準(zhǔn)差”，同列不同小寫字母表示差異顯著(p<0.05)。

3.2 林火對(duì)土壤速效養(yǎng)分的影響

由表2可知，1996年的火燒跡地，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)均比對(duì)照有所增加，但輕度火燒跡地大于重度火燒跡地。對(duì)照區(qū)土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為39.7 mg·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比分別增加了129.7%(輕度火燒跡地土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為91.3 mg·kg-1)、45.1%(重度火燒跡地土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為57.7 mg·kg-1)，差異顯著(p<0.05)。在2003年的火燒跡地內(nèi)，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)均比對(duì)照有所增加，但輕度火燒跡地大于重度火燒跡地。對(duì)照區(qū)土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為23.0 mg·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比分別增加了139.6%(輕度火燒跡地土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為55.2 mg·kg-1)、109.3%(重度火燒跡地土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)為48.3 mg·kg-1)，差異顯著(p<0.05)?？傮w來看，隨著自然恢復(fù)時(shí)間(13、20 a)的推移，土壤堿解N在2種不同火燒強(qiáng)度的火燒跡地內(nèi)都呈相對(duì)下降趨勢(shì)，樣地2003L與樣地1996L相比,土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)降低了9.9%；而樣地2003S與樣地1996S相比,土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)也相對(duì)降低了64.2%。由此可知,火干擾后，林地土壤堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)在很長(zhǎng)一段時(shí)間內(nèi)都高于未干擾前的水平，但隨著恢復(fù)時(shí)間的推移而逐漸下降。

在1996年的火燒跡地內(nèi)，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)均比對(duì)照有所增加，但輕度火燒跡地大于重度火燒。對(duì)照區(qū)土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為11.6 mg·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤速效P與對(duì)照相比分別增加了32.2%(輕度火燒跡地土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為15.9 mg·kg-1)、240.2%(重度火燒跡地土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為39.4 mg·kg-1)，差異顯著(p<0.05)。在2003年的火燒跡地內(nèi)，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為均比對(duì)照有所增加，并呈現(xiàn)但重度火燒跡地大于輕度火燒跡地。對(duì)照區(qū)土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為13.9 mg·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比分別增加了102.0%(輕度火燒跡地土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為28.3 mg·kg-1)、172.2%(重度火燒跡地土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)為38.1 mg·kg-1)，差異顯著(p<0.05)?？傮w來看，隨著自然恢復(fù)時(shí)間(13、20 a)的推移，土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)在輕度火燒跡地內(nèi)呈相對(duì)下降趨勢(shì)，樣地2003L與樣地1996L相比，土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)降低了69.8%；而隨著自然恢復(fù)時(shí)間的推移，樣地2003S與樣地1996S相比土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)則相對(duì)增加了68%。由此可知，火干擾對(duì)林地土壤速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)的擾動(dòng)是長(zhǎng)期的。

1996年的火燒跡地，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)均比對(duì)照有所降低，而重度火燒跡地小于輕度火燒跡地。對(duì)照區(qū)土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為172.3 mg·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比分別減少了22.7%(輕度火燒跡地土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為133.1 mg·kg-1)、7.1%(重度火燒跡地土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為160.1 mg·kg-1)，差異顯著(p<0.05)。在2003年的火燒跡地內(nèi)，2種火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)均比對(duì)照有所降低。對(duì)照區(qū)土壤速效K136.7 mg·kg-1，經(jīng)輕度、重度火燒后，土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比分別減少了4.1%(輕度火燒跡地土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為131.1 mg·kg-1)、46.2%(重度火燒跡地土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)為73.4 mg·kg-1)，差異顯著(p<0.05)?？傮w來看，隨著自然恢復(fù)時(shí)間(13、20 a)的推移，土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)在輕度火燒跡地內(nèi)呈相對(duì)下降趨勢(shì)，樣地2003L與樣地1996L相比，土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)相對(duì)降低了18.6%；而隨著自然恢復(fù)時(shí)間的推移，樣地2003S與樣地1996S相比，土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)則相對(duì)增加了39.1%。由此可知，火干擾對(duì)林地土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)的擾動(dòng)是長(zhǎng)期的。

4 結(jié)論與討論

土壤有機(jī)質(zhì)的主要來源為林下凋落物，而有機(jī)質(zhì)又是土壤中最主要的氮源。林地過火后，地表枯落物會(huì)有不同程度的減少，進(jìn)而導(dǎo)致林下土壤總氮量的減少[9]。氮元素是土壤中重要的營(yíng)養(yǎng)指標(biāo)之一，由于氮元素的揮發(fā)溫度(約200 ℃)相對(duì)較低，在火燒的過程中氮元素較易呈氣態(tài)流失，因此，林地過火后，土壤中全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈顯著下降趨勢(shì)，火燒后氮素流失的主要形式是氧化[10-11]。有研究表明，林地過火1 a后，土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈極顯著下降趨勢(shì)，且損失量表現(xiàn)為：重度林火干擾>中度林火干擾>輕度林火干擾>未火燒[12]。本研究也發(fā)現(xiàn)，林地過火后，2個(gè)年份的火燒跡地土壤全N質(zhì)量分?jǐn)?shù)均呈重度火燒<輕度火燒<未火燒的趨勢(shì)。已有研究發(fā)現(xiàn)，林地過火后土壤全N會(huì)大幅度下降，而堿解N占全N的比例會(huì)有不同程度的增加[12-13]。這可能是由于在寒溫帶林區(qū)，由于低溫抑制了土壤有機(jī)質(zhì)的分解，而林地過火后加速了有機(jī)質(zhì)的分解，使土壤速效養(yǎng)分大幅度提高，火干擾強(qiáng)度對(duì)堿解N影響差異極顯著，火干擾強(qiáng)度對(duì)林地堿解N質(zhì)量分?jǐn)?shù)影響較為明顯[12,14]。本文也得出了類似的研究結(jié)果，即2個(gè)年份不同火燒強(qiáng)度的火燒跡地土壤堿解N均比對(duì)照有所增加，差異顯著(p<0.05)。

土壤中的磷元素對(duì)林木發(fā)育及森林生態(tài)系統(tǒng)的健全發(fā)展有重要意義[15]。由于土壤磷元素較為穩(wěn)定，林地受到火干擾后，磷元素通過揮發(fā)和淋溶途徑損失的量極少，很多研究表明，火干擾對(duì)土壤全P質(zhì)量分?jǐn)?shù)變化無(wú)顯著影響[16-19]。一般情況下，林火對(duì)森林腐殖質(zhì)層和礦質(zhì)層土壤全P質(zhì)量分?jǐn)?shù)無(wú)顯著影響，只有火燒極其劇烈時(shí)才會(huì)對(duì)土壤全P質(zhì)量分?jǐn)?shù)有一定影響。已有研究發(fā)現(xiàn)，高強(qiáng)度火干擾的森林土壤其速效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)在(0～5 cm)土層是對(duì)照(未火燒林地)的34倍，(5～10 cm)是對(duì)照(未火燒林地)的65.5倍，(10～15 cm)是對(duì)照(未火燒林地)的13.5倍[18]。田昆等[15]的研究也發(fā)現(xiàn)，土壤速效磷質(zhì)量分?jǐn)?shù)的升高，可能是由于火燒時(shí)其它形態(tài)的磷轉(zhuǎn)化為有效磷所貢獻(xiàn)的。劉發(fā)林等[12]在馬尾松林火燒跡地的研究也發(fā)現(xiàn)，火干擾強(qiáng)度對(duì)速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)的影響呈極顯著性差異，隨火干擾強(qiáng)度增大速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)升高。本文與其相一致的結(jié)果，即一定強(qiáng)度的林火干擾對(duì)森林土壤全P質(zhì)量分?jǐn)?shù)擾動(dòng)極小，但對(duì)速效P的質(zhì)量分?jǐn)?shù)擾動(dòng)相對(duì)較大，并呈現(xiàn)出一定規(guī)律，即隨著林火干擾強(qiáng)度的增加呈顯著地的上升趨勢(shì)(p<0.05)。

本研究發(fā)現(xiàn)，火燒13～20 a后，森林土壤全K的質(zhì)量分?jǐn)?shù)仍低于未火燒對(duì)照林地。分析這種下降變化的原因，是由于火燒對(duì)森林破壞較嚴(yán)重，降低了森林的郁閉度且地表枯落物被去除，導(dǎo)致地表大面積裸露，火后地表會(huì)遭受高強(qiáng)度侵蝕和風(fēng)蝕的可能性也較高，在多個(gè)雨季地表雨水沖刷后，鉀元素淋融流失，也就出現(xiàn)了土壤鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低的趨勢(shì)[20]。本研究還發(fā)現(xiàn)火燒后，土壤速效K與對(duì)照相比有下降趨勢(shì)，但隨火燒強(qiáng)度變化規(guī)律不明顯。原因是林下土壤遭受了地表雨水沖刷，速效K淋融流失造成的。此外，火燒后林下恢復(fù)的灌草植被增多，對(duì)速效K吸收利用增多，也可導(dǎo)致土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低。

綜上所述，林火干擾對(duì)興安落葉松林火燒跡地土壤主要養(yǎng)分指標(biāo)的擾動(dòng)是長(zhǎng)期的?？傮w來看，火燒13 a和20 a后，隨著森林火燒強(qiáng)度的增加，土壤的全N、全K質(zhì)量分?jǐn)?shù)呈下降的趨勢(shì)，而土壤全P受林火干擾較??；土壤速效N和速效P質(zhì)量分?jǐn)?shù)與對(duì)照相比均顯著增加，且不同火燒強(qiáng)度間變化明顯。土壤速效K質(zhì)量分?jǐn)?shù)較對(duì)照相比都有所下降，但與森林火燒強(qiáng)度的高低變化無(wú)明顯規(guī)律。

參 考 文 獻(xiàn)

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