林火干擾后大興安嶺森林土壤磷的變化特征

孔健健, 張亨宇, 于 龍, 張洪波, 辛世剛

(1. 沈陽師范大學(xué) 生命科學(xué)學(xué)院, 沈陽 110034; 2. 沈陽師范大學(xué) 實驗與教學(xué)中心, 沈陽 110034)

全球每年約有300～460×106hm2陸地面積遭受野火與人為管理火的影響[1-2],這些火劇烈改變了生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能[3-5]?；鹗巧稚鷳B(tài)系統(tǒng)的關(guān)鍵組成部分,具有雙重作用,一方面能將生物量和土壤中的碳以CO2的形式釋放進大氣環(huán)境中,從而減少森林碳存儲量[4];另一方面能從森林生物量中釋放養(yǎng)分進入土壤,進而促進植物的生長[6]。在氣候變暖的背景下,林火發(fā)生的強度與頻率可能會增加[7-8],因而迫切需要研究火對森林生態(tài)系統(tǒng)的影響,從而更好地管理火后森林生態(tài)環(huán)境,及維持森林生態(tài)服務(wù)功能。

國內(nèi)外關(guān)于林火對森林生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能方面影響的研究,以往多關(guān)注火后植被更新與生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力方面[3,9],而先前忽略的林下土壤環(huán)境對林火的響應(yīng)已成為現(xiàn)下的研究熱點。盡管已有一些學(xué)者在研究林火對土壤環(huán)境影響方面已取得一些研究成果[10-13],但這些研究主要集中在碳(C)氮(N)循環(huán)方面,較少火后考慮元素磷(P)的變化。相較于N而言,P亦是植物生長發(fā)育的必需營養(yǎng)元素,它是組成植物體內(nèi)許多化合物的重要成分,在植物體生長和代謝過程中具有不可替代的作用[14]。相較于N的開放式循環(huán)系統(tǒng),P的循環(huán)過程較為封閉,土壤中P的主要來源為巖石風(fēng)化,也有少部分來自于有機質(zhì)的礦化[15]。由于磷酸根易于結(jié)合一些鈣鎂離子,從而將其固定在化合物內(nèi),降低了其有效性。北方針葉林林下環(huán)境濕冷,不利于有機質(zhì)的礦化,從而使得大量養(yǎng)分積累在林床層中[16]。而林火通過燃燒有機質(zhì),可以直接釋放無機P,也能通過改變火后土壤環(huán)境促進有機質(zhì)的礦化,進而影響元素P的循環(huán)。

大興安嶺是我國唯一的寒溫帶針葉林生態(tài)系統(tǒng),是我國主要的生態(tài)安全屏障,該區(qū)域70%的面積覆蓋著興安落葉松,為全國提供30%的木材。大興安嶺是我國森林火災(zāi)頻繁發(fā)生區(qū),呼中林區(qū)從1990—2010年,20年間共發(fā)生林火167次,平均火燒面積約200 hm2,最大火燒面積8 700 hm2,不僅造成了巨大的經(jīng)濟損失,還嚴(yán)重破壞了該生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)服務(wù)功能[17-18]。為深入理解林火對興安落葉松林生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能的影響,研究林火對于林下土壤環(huán)境的影響對火后土壤肥力管理、植被恢復(fù)與多樣性的保護均具有重要意義。本研究以大興安嶺呼中國家自然保護區(qū)2000年和2010年火燒區(qū)為研究對象,并選擇附近未過火區(qū)作為對照,綜合分析了火后5年、16年凋落物P、有機層與礦物層土壤P含量的動態(tài)變化,及其與林火烈度、火后土壤性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

大興安嶺位于高緯度寒溫帶地區(qū),屬大陸性季風(fēng)氣候,為寒冷濕潤氣候區(qū),是我國唯一的寒溫性針葉林區(qū)。呼中國家自然保護區(qū)地處大興安嶺主脈和伊勒呼里山所夾成的東北坡,地理坐標(biāo)為E122°39′30″～124°21′00″,N51°14′40″～52°25′00″。本區(qū)地貌類型為石質(zhì)中低山地,平原面積較小,山體的總體走向為東北-西南,海拔高度在420～1 404 m。本區(qū)屬寒溫帶大陸性季風(fēng)氣候,冬季寒冷漫長多雪,夏短暫多雨,年均溫-4.7 ℃,年均降水量為458 mm。土壤類型為棕色針葉林土,主要發(fā)育于花崗巖與石英巖。保護區(qū)總面積為167 213 hm2,有林地面積14.0萬hm2,森林覆蓋率為92.2%。本區(qū)植被以興安落葉松林(Larix.gmelinii)為單優(yōu)勢種,并混有白樺(Betulaplatyphylla)、樟子松(Pinussylvestrisvar.mongolicaLitv)、云杉(Piceakoraiensis)和山楊(PopulusdavidianaandP.suaveolens)。

1.2 實驗設(shè)計

2015年6—8月對2010年火燒跡地進行野外調(diào)查取樣,2016年7—8月對2000年火燒跡地進行野外調(diào)查取樣,選擇附近未過火區(qū)作為對照,研究區(qū)樣地概況見表1。選擇附近未過火區(qū)作為對照。Fang等[19]和Cai等[20]研究中已經(jīng)確定基于遙感影像獲取的差分歸一化火燒比率(differenced Normalized Burn Ratio, dNBR=NBR火前-NBR火后)適用于本研究區(qū),因此,本研究中林火烈度(fire severity)的確定依據(jù)遙感影像。選擇2010、2000年火燒跡地進行火后5年、16年的調(diào)查,共設(shè)44個樣方40 m×40 m,其中對照12個,火后5與16年各16個。

樣地標(biāo)準(zhǔn):選擇斑塊面積大于18 000 m2(20 像元),每個斑塊中心選擇1個樣地,大板塊可選擇2～3個樣地,距離邊界5個像元以上,去除邊界效應(yīng),采樣區(qū)距離道路路程盡量保證在1 h以內(nèi)。為保證火燒區(qū)與對照樣地間數(shù)據(jù)的可比性,盡量確保二者在火前植被類型、林型、地形、土壤性質(zhì)等條件基本一致。

表1 研究區(qū)樣地基本概況Table 1 Basic characteristics of sampling sites of study area

注: 表中關(guān)于土壤濕度和pH的數(shù)值為均值(SD)

在每個樣方,按照回字形取樣法(樣方的4個角和中心部位)采集0～10 cm礦物層土壤、有機層土壤,然后將所采集的礦物層和有機層土樣分層次進行混勻,各獲得1個礦物土和有機土混合樣,土樣放于自封袋,存于冰盒中4 ℃冷藏保存。帶回實驗室后,分成2份,1份放于冰箱冷藏保存,用于土壤理化性質(zhì)的測定;1份在陰涼處風(fēng)干,用于分析總磷。

凋落物的采集,在每個樣方內(nèi)再劃分5個1 m×1 m的小樣方,收集地表凋落物,存放于布袋中,帶回實驗室。凋落物樣品在烘箱中烘干后存放起來以備分析。

1.3 實驗分析

土壤pH值與濕度的測定按照土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法進行[21]。土壤樣品自然風(fēng)干后研磨過100目篩,用于分析土壤P含量;將烘干的凋落物樣品研磨過100目篩后,用于分析凋落物P含量。土壤P采用硫酸+高氯酸消煮-鉬銻抗比色法測定,凋落物P采用硫酸+過氧化氫-鉬銻抗比色法測定[21]。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析

采用Games-Howell post hoc test檢驗試驗處理對土壤和凋落物P含量的影響,顯著性水平為0.05。采用Spearman相關(guān)性分析檢測土壤P和凋落物P含量之間及其與林火烈度(dNBR)、土壤理化性質(zhì)間的相關(guān)關(guān)系。所有數(shù)據(jù)分析在R3.4.5統(tǒng)計軟件中完成。

2 結(jié)果與分析

2.1 火后土壤P、凋落物P含量的變化

林火影響了各層土壤中的P含量。對照分析,火后5年,凋落物P含量從(2 699±842) mg·kg-1減少至(1 777±402) mg·kg-1,顯著減少了34%;而有機層土壤P含量則從(1 260±304) mg·kg-1增至(1 618±590) mg·kg-1,顯著增加了28%,礦物層土壤P含量從(597±68) mg·kg-1增至(833±160) mg·kg-1,增加了39%(圖1)?；鸷?6年,凋落物P含量仍顯著低于對照,而礦物層土壤P含量則顯著高于對照,有機層土壤P含量則基本恢復(fù)至火前水平。火后5年,各層土壤中的P含量變化與林火烈度(dNBR)不顯著相關(guān);而火后16年,凋落物P含量與dNBR邊際性正相關(guān)(r=0.35,p=0.077),礦物層土壤P含量則與dNBR邊際性負(fù)相關(guān)(r=0.38,p=0.055)(表2)。

圖1 火后凋落物P含量、土壤P含量的變化Fig.1 Post-fire changes in total phosphorus of litter and soil

表2 凋落物P含量、土壤P含量與林火烈度(dNBR)的相關(guān)關(guān)系Table 2 Correlations (r) between fire severity (dNBR) and total phosphorus of litter and soil

注: LP:凋落物P含量(litter P); OSP:有機層土壤P含量(organic soil P); MSP:礦物層土壤P含量(mineralsoil P); **在0.01水平上顯著相關(guān); *在0.05水平上顯著相關(guān)

2.2 土壤P與凋落物P含量的相關(guān)性關(guān)系分析

對照區(qū),凋落物、礦物層和有機層土壤的P含量三者間不相關(guān),凋落物與有機層土壤P含量間相關(guān)系數(shù)較高,但差異不顯著(表3)。火后5年,凋落物、礦物層和有機層土壤P間的相關(guān)系數(shù)比對照的高,但差異不顯著(表3),這表明林火改變了各層土壤P之間的相關(guān)關(guān)系?；鸷?6年,礦物層土壤P含量與有機層土壤和凋落物P含量間的相關(guān)關(guān)系增強,且礦物層與有機層土壤P含量間邊際性相關(guān)(r=0.36,p=0.066)。

表3 凋落物P含量、土壤P含量的相關(guān)關(guān)系Table 3 Correlations among the total phosphorus of litter and soil

注: LP:凋落物P含量(litter P); OSP:有機層土壤P含量(organic soil P); MSP:礦物層土壤P含量(mineral soil P); **在0.01水平上顯著相關(guān); *在0.05水平上顯著相關(guān)

2.3 土壤P、凋落物P含量與土壤環(huán)境因子的相關(guān)性關(guān)系分析

對照區(qū),凋落物P含量與礦物層土壤濕度顯著正相關(guān),而礦物層土壤pH顯著負(fù)相關(guān);礦物層和有機層土壤P含量與各層土壤濕度、pH不顯著相關(guān)(表4)。火后5年,僅凋落物P含量與有機層土壤pH呈顯著負(fù)相關(guān),其他各層土壤P與土壤性質(zhì)不顯著相關(guān)?；鸷?6年,有機層土壤P含量與礦物層土壤濕度顯著正相關(guān),而凋落物P含量則與其呈顯著負(fù)相關(guān)(表4)。

表4 凋落物、土壤P含量與土壤環(huán)境因子間的相關(guān)性關(guān)系Table 4 Correlations between soil environments and the totalphosphorus of litter and soil

注: 凋落物P含量(litter P); OSP:有機層土壤P含量(organic layer soil P); MSP:礦物層土壤P含量(mineral soil P); **在0.01水平上顯著相關(guān); *在0.05水平上顯著相關(guān)

3 討 論

本研究發(fā)現(xiàn),火后5與16年礦物層土壤P含量顯著高于對照區(qū),表明林火增加了礦物層土壤P含量,這一結(jié)果與先前的研究一致[10,22],本研究團隊以前的研究也指出火后11年礦物層土壤P含量仍顯著高于對照區(qū)[23]。這些研究認(rèn)為火后礦物層土壤P含量的增加與森林可燃物消耗量、火后地表土壤受侵蝕程度、地表徑流量等因素密切相關(guān)[24]。Certini[10]指出森林可燃物燃燒可將固定在生物量和凋落物中的有機P以無機的形式釋放出來,這些被釋放的P在燃燒過程伴隨灰分沉降至地表,從而可能增加土壤P含量。Romanya等[25]指出燃燒釋放的P首先影響土壤表層的P含量。本研究也發(fā)現(xiàn)火后5年,有機層土壤P含量顯著增加,這與灰分的沉降密切相關(guān)。而被沉降在地表的P,其火后的遷移變化則主要與地表侵蝕與淋失有關(guān)[24]。本研究的2場火發(fā)生在2000和2010年的6月,這個時間是大興安嶺的干燥季節(jié),也是林火的主要發(fā)生季。這2場火是由干燥引起的雷擊火,而在林火發(fā)生后直接進入大興安嶺的夏季降雨期。根據(jù)當(dāng)?shù)貧庀筚Y料記錄2次林火發(fā)生后,都經(jīng)歷了暴雨的襲擊。因此,灰分中的大量養(yǎng)分通過淋失進入土壤的更深層次,或是通過地表徑流進入周圍的水域生態(tài)系統(tǒng)?；鸷笸寥繮含量的大幅增加,可能會促進火后植被的更新速度,對于火后生產(chǎn)力的恢復(fù)起到至關(guān)重要的作用[26-27]。

盡管火后有機層和礦物層土壤P含量顯著增加,但凋落物P含量則顯著減少。本研究發(fā)現(xiàn),火后5年甚至是16年,凋落物P含量顯著低于對照區(qū),這表明林火加快了P在落葉松生態(tài)系統(tǒng)中的循環(huán)速率。對照區(qū),林下土壤苔蘚層厚,蓄有過多水分,土壤深層處存在永凍層,這種濕冷的環(huán)境抑制了凋落物的降解,使得大量P存儲在凋落物中。而林火的發(fā)生,不僅直接通過燃燒釋放了凋落物P,還可能通過改變林下環(huán)境影響?zhàn)B分的循環(huán)速率。Lagerstr?m 等[28]研究了火序列對瑞典北部一些生態(tài)系統(tǒng)P循環(huán)的影響,發(fā)現(xiàn)火干擾影響了土壤P的循環(huán),缺少火干擾或降低火頻率會減少土壤P的有效性;同時還指出P有效性是土壤微生物活動的指示因子。這些結(jié)果表明,林火對P循環(huán)的影響可能會通過影響土壤微生物活動進而影響其他元素的循環(huán)過程。

本研究發(fā)現(xiàn),對照區(qū)凋落物、有機層與礦物層土壤P含量間相關(guān)性不顯著,但凋落物與有機層土壤P含量存在較強的相關(guān)關(guān)系,說明落葉松林生態(tài)系統(tǒng)的P在凋落物和土壤有機層積累;而凋落物、有機層與礦物層土壤P含量間不相關(guān)。這一結(jié)果可能與對照區(qū)緩慢的P循環(huán)速率有關(guān),也可能是因為本研究的樣本數(shù)量較小(n=12),相關(guān)關(guān)系在統(tǒng)計上沒有顯示出來。研究結(jié)果表明,火后5年凋落物與有機層土壤P含量呈負(fù)相關(guān)(r=-0.26),但關(guān)系不顯著,表明有機層土壤高的P含量促進了凋落物的降解。而這與對照區(qū)的結(jié)果是相反的,表明野火改變了凋落物與有機層土壤間的關(guān)聯(lián)?；鸷?6年,有機層與礦物層土壤P含量間顯著正相關(guān),表明火后土壤各層的P循環(huán)速率加快,有機層土壤磷的礦化為礦物層植被根系對P的消耗提供了補充。這些研究結(jié)果表明,林火加強了大興安嶺森林凋落物-土壤間的關(guān)聯(lián),促進了P循環(huán),對火后演替初期植被恢復(fù)具有重要意義。

林火烈度通常用燃燒過程中森林可燃物的消耗量、所釋放的能量、達到的燃燒溫度來衡量[29],是影響土壤養(yǎng)分庫數(shù)量變化的關(guān)鍵因素[30-31]。一些研究發(fā)現(xiàn),高烈度火能夠消耗更多的地表生物量和枯落物,故而釋放出更多的養(yǎng)分[24,30],而土壤中各養(yǎng)分含量的變化則與元素對火的敏感響應(yīng)密切相關(guān)。如氮,因具有較低的燃燒揮發(fā)溫度閾值,因而易于從森林可燃物中釋放出來,增加其有效量;但其增加量卻受到燃燒溫度的影響,在燃燒溫度超過500 ℃時,幾乎可將燃燒釋放的氮全部損失掉[24]。相較于氮而言,元素P具有較高的燃燒揮發(fā)溫度(774 ℃), 一般情況下,土壤P通過燃燒揮發(fā)的損失較小,林火釋放的P量與林火烈度呈顯著正相關(guān)[12]?？捉〗〉萚23]在本研究區(qū)的前期研究中也發(fā)現(xiàn)火后1年,礦物層土壤P含量、有效P量與林火烈度呈顯著正相關(guān),但隨火后時間增加,這種關(guān)系消失?；鸷?年與16年,林火烈度與各層土壤P間不存在顯著相關(guān)關(guān)系。這可能因為火后長期的地表徑流侵蝕作用去除了高低烈度火遺留的灰分效應(yīng)。

本研究表明,林火顯著改變了大興安嶺森林中凋落物、有機層與礦物層土壤P的儲存量;火后土壤中P含量的大幅增加,對火后初期植被更新及生產(chǎn)力的恢復(fù)具有重要意義。本研究也為揭示林火對興安落葉松林生態(tài)系統(tǒng)的長期影響提供了重要科學(xué)依據(jù),對于火后土壤肥力的管理與植被恢復(fù)具有重要指導(dǎo)意義。