毛竹林皆伐和剩余物保留對土壤質(zhì)量的影響

劉宗悅，呂時新，徐鈞杰，陳 旭，樓一愷,3，祁祥斌，余樹全

（1. 浙江農(nóng)林大學 林業(yè)與生物技術(shù)學院，浙江 杭州 311300；2. 永康市自然資源和規(guī)劃局，浙江 金華321300；3. 國家林業(yè)和草原局 華東調(diào)查規(guī)劃設(shè)計院，浙江 杭州 311201；4. 浙江天目山國家級自然保護區(qū)管理局，浙江 杭州 311311）

森林土壤的物理、化學及生物學性質(zhì)綜合表現(xiàn)為土壤肥力。土壤肥力的高低影響著森林植物的分布、生長以及群落的組成、結(jié)構(gòu)和生產(chǎn)力，植物又通過凋落物、根系分泌物等反作用于土壤，改變著土壤的物理、化學及生物學性質(zhì)，由此形成一個動態(tài)的相互作用機制，提升森林生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與功能[1?3]

毛竹Phyllostachys edulis屬于禾本科Gramineae剛竹屬Phyllostachys植物，原產(chǎn)于中國亞熱帶地區(qū)，以地下竹鞭進行無性繁殖，具有擴展蔓延速度快和競爭力強的特點。從20世紀90年代開始，毛竹因其具有良好的竹材、竹芛等多種用途而作為筍材兩用的經(jīng)濟樹種在中國亞熱帶地區(qū)大面積種植，為山區(qū)農(nóng)民脫貧致富做出貢獻[4]。隨著中國經(jīng)濟的發(fā)展，毛竹林經(jīng)營成本不斷提高，而竹材價格反而降低，因此，很多竹農(nóng)已經(jīng)放棄了對毛竹林的經(jīng)營管理，導致失去管理的毛竹林無序擴張蔓延。近年來，這種趨勢不斷加劇。在許多地方由于毛竹地下竹鞭擴張滲透到闊葉林等相鄰森林中，迅速成林并侵占其他物種的生境，形成毛竹單優(yōu)勢群落，導致植物種類減少，群落層次結(jié)構(gòu)簡化，生物多樣性顯著降低，土壤物理性質(zhì)、化學性質(zhì)和土壤微生物發(fā)生顯著變化，整個區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)退化[5?9]，威脅到生物多樣性保護和區(qū)域生態(tài)安全。因此，控制毛竹林無序蔓延擴張，開展毛竹林皆伐后生態(tài)恢復效果研究，已受到全社會廣泛關(guān)注。2015年，為控制和減少毛竹入侵對天目山國家級自然保護區(qū)生態(tài)破壞，經(jīng)審批，對該區(qū)域部分入侵毛竹林進行皆伐。本研究在毛竹林皆伐區(qū)和未伐區(qū)設(shè)置樣地進行比較研究，探討毛竹林皆伐后土壤自然恢復效果，為天目山毛竹林入侵區(qū)域生態(tài)修復提供技術(shù)支持，為亞熱帶毛竹林入侵區(qū)生態(tài)修復提供借鑒。

1 研究方法與數(shù)據(jù)來源

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于浙江省杭州市臨安區(qū)天目山國家級自然保護區(qū)，地處中亞熱帶北緣，浙皖兩省交界處，是南北植物匯流之區(qū)，也是中國最主要的野生植物類型自然保護區(qū)之一，面積為4 300 hm2，海拔300 ～1 556 m。研究區(qū)土壤類型隨著海拔變化具有較大差異，600 m以下為紅壤，600 ～850 m主要為黃紅壤，850 ～1 200 m為黃壤，1 200 m以上為黃棕壤。植被分布也有著明顯的垂直帶譜特征：在海拔230 ～850 m分布常綠闊葉林，850 ～1 100 m分布常綠落葉闊葉混交林，1 100 ～1 350 m分布落葉闊葉林，1 400 m以上為落葉矮林。

在天目山國家級自然保護區(qū)，毛竹林作為一種特殊的森林類型，主要分布在海拔350 ～900 m。由于保護區(qū)不允許開展森林經(jīng)營活動，毛竹林完全處于自然狀態(tài)，立竹度高，并不斷向周邊蔓延擴張，面積從55 hm2蔓延擴張到105 hm2，對保護區(qū)原有植被蠶食的現(xiàn)象日益嚴重。為控制和減少毛竹入侵對天目山國家級自然保護區(qū)的生態(tài)破壞，促進生物多樣性保護。2015年經(jīng)上級批準，對部分入侵毛竹林進行皆伐作業(yè)，并于皆伐后連續(xù)3 a進行人工除筍，防止毛竹復占。毛竹林皆伐后經(jīng)過5 a自然恢復，物種組成有了明顯的變化，且物種種類明顯增加，與未皆伐毛竹林相比植物多樣性有顯著增加[10?11]。

1.2 試驗設(shè)計

于2017年在毛竹林皆伐區(qū)域設(shè)置了清除(CR)和保留(UR)采伐剩余物樣地各3個，在未伐區(qū)毛竹林內(nèi)設(shè)置對照樣地(ck) 3個。樣地面積20 m×20 m，在每個樣地四角和中間分別設(shè)置1個5 m×5 m樣方。

在2020年11月樣地復查的同時采集土壤樣品，每個樣地內(nèi)采用5點取樣法，均勻采取0 ～10、10 ～20 cm土層中3個點位土壤的混合樣品，并過2 mm篩，去除樣品中的植物碎屑及石塊，經(jīng)過研磨過篩處理后測定土壤化學性質(zhì)；使用200 cm3環(huán)刀于樣方中心采集0 ～10、10 ～20 cm土層土壤用于測定土壤物理性質(zhì)；新鮮土壤樣品保存在4 ℃環(huán)境中用于測定土壤胞外酶活性。

1.3 測定方法

土壤理化性質(zhì)參考《土壤農(nóng)業(yè)化學分析方法》進行測定[12]。土壤容重、孔隙度、最大持水量、最小持水量、毛管持水量及含水量采用環(huán)刀法測定。土壤pH采用pH計測定(水土質(zhì)量比為2.5∶1.0)；土壤有機質(zhì)采用高溫外熱重鉻酸鉀氧化-容量法測定；全氮用凱氏定氮法測定；全磷采用氫氧化鈉熔融法-鉬銻抗比色測定；全鉀采用氫氧化鈉熔融法測定；堿解氮采用堿解擴散法測定；有效磷采用鹽酸-氟化銨浸提，鉬銻抗比色法測定；速效鉀采用火焰光度計測定。土壤胞外酶活性參考GERMAN等[13]使用鮮土進行測定，脲酶采用比色法測定，水解酶活性使用甲基傘形酮(4-MUB)作為底物標示，氧化酶活性使用L-二羥苯丙氨酸(L-DOPA)作為底物標示。利用微孔板熒光法、使用多功能酶標儀測定單位時間內(nèi)特定底物被各種酶催化釋放出的熒光產(chǎn)物的量來計算酶活性。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用 Excel 2019 進行數(shù)據(jù)整理；用 SPSS 26.0 進行統(tǒng)計分析。對毛竹林樣地和砍伐后自然恢復跡地土壤物理、化學性質(zhì)及胞外酶活性差異做單因素方差分析(one-way ANOVA)，顯著性水平設(shè)置為0.05，并采用Tukey 方法進行顯著性檢驗。統(tǒng)計結(jié)果用Origin 2018制圖。

1.5 綜合恢復效果評價

1.5.1 構(gòu)建評價指標 綜合考慮土壤物理性質(zhì)、化學性質(zhì)及胞外酶活性，本研究選取了34 個候選指標，分別是：0 ～10、10 ～20 cm土層土壤容重、孔隙度、毛管持水量、田間持水量、飽和持水量、pH、有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)、全氮質(zhì)量分數(shù)、全磷質(zhì)量分數(shù)、全鉀質(zhì)量分數(shù)、堿解氮質(zhì)量分數(shù)、有效磷質(zhì)量分數(shù)、速效鉀質(zhì)量分數(shù)、過氧化物酶活性、脲酶活性、酸性磷酸酶和β-葡萄糖苷酶活性。在運用主成分分析時，首先，根據(jù)特征值不小于 1 和累積方差貢獻率不小于 80%，提取主成分。然后，在每個主成分中，選出不小于最大載荷值 90%的指標，對其進行 Pearson 相關(guān)分析，將相關(guān)系數(shù)之和最大的指標作為評價指標；若相關(guān)系數(shù)之和最大的指標不止1個，則選取載荷值較大的指標；若不小于最大載荷值 90%的指標只有1個，則該指標直接作為評價指標。

1.5.2 指標權(quán)重 根據(jù)主成分分析得到所選取指標的公因子方差，計算各指標的權(quán)重(Wi)：其中：n是綜合評價的指標個數(shù)，Ci是第i個指標的公因子方差。

1.5.3 綜合評價模型 基于模糊數(shù)學模型，計算土壤性質(zhì)的綜合得分(S) ：其中：Fi是指標i的離差標準化后的值。S越大，表示毛竹林皆伐后自然恢復的土壤綜合恢復效果越好，反之則越差。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤物理性質(zhì)

由表1可見：在0 ～10 cm表層土壤中，ck處理的土壤容重分別比CR、UR處理高31%和 14%；UR處理土壤容重略高于CR處理, 但無顯著差異；UR、CR處理的土壤總孔隙度、毛管持水量、田間持水量和飽和持水量均高于ck處理，但無顯著差異。在10 ～20 cm土壤中，ck處理土壤容重分別比CR、UR處理高39%和37%；ck、CR和UR處理的總孔隙度無顯著差異；UR處理的毛管持水量、田間持水量和飽和持水量均高于CR和ck處理(P＜0.05)。

表1 不同處理的土壤物理性質(zhì)Table 1 Soil physical properties of different treatments

2.2 土壤化學性質(zhì)

由表2可見：在0 ～10 cm土壤中，UR處理的pH顯著低于 CR和ck處理(P＜0.05)，UR處理的有機碳、全氮、全磷和堿解氮質(zhì)量分數(shù)均顯著高于CR和ck處理，UR處理的有機碳質(zhì)量分數(shù)比CR和ck處理高99%和117%，全氮高93%和123%，全磷高57%和87%，堿解氮高95%和107%。ck處理的速效鉀質(zhì)量分數(shù)顯著低于UR和CR(P＜0.05)。在10 ～20 cm土壤中，UR處理的pH略低于CR和ck處理，UR處理的有機碳、全氮、全磷和堿解氮質(zhì)量分數(shù)均顯著高于CR和ck處理(P＜0.05)；UR處理的全鉀質(zhì)量分數(shù)顯著低于CR和ck處理，ck處理的速效鉀質(zhì)量分數(shù)顯著低于UR和CR處理 (P＜0.05)。

表2 不同處理的土壤化學性質(zhì)Table 2 Soil chemical properties of different treatments

2.3 土壤胞外酶活性

由表3可知：整體來看，除土壤酸性磷酸酶外，毛竹林皆伐后UR、CR處理的土壤脲酶、β-葡萄糖苷酶和過氧化物酶活性高于ck處理；UR處理土壤的4種胞外酶活性均高于CR處理，幅度為46% ～98%。在0 ～10 cm土壤中，UR處理的脲酶、酸性磷酸酶和β-葡萄糖苷酶活性均顯著高于CR和ck處理(P＜0.05)，3種處理的過氧化物酶活性無顯著差異；ck處理土壤的酸性磷酸酶活性比CR處理高47%。在10 ～20 cm土壤中，UR處理的脲酶、酸性磷酸酶和β-葡萄糖苷酶活性均顯著高于CR和ck處理(P＜0.05)，3種處理的過氧化物酶活性無顯著差異。

表3 不同處理的土壤胞外酶活性Table 3 Soil extracellar enzyme activity of different treatments

2.4 綜合恢復效應評價

通過表層土壤34個指標的主成分分析，提取7個主成分，累積貢獻率為83.82%；第1主成分特征值為14.100，貢獻率41.5%，主要影響因子為0 ～10 cm 全氮(xTNⅠ)、10 ～20 cm全氮(xTNⅡ)、0 ～10 cm 有機質(zhì)(xSOCⅠ)、10 ～20 cm有機質(zhì)(xSOCⅡ)、0 ～10 cm堿解氮(xANⅠ)、10 ～20 cm堿解氮(xANⅡ)等6個指標；第2主成分特征值為4.646，貢獻率為13.7%，主要影響因子為0 ～10 cm孔隙度(xPⅠ)、10 ～20 cm孔隙度(xPⅡ)和10 ～20 cm飽和持水量(xShcⅡ)等3個指標；第3主成分特征值為3.100，貢獻率為9.1%，主要影響因子為0 ～10 cm速效鉀(xAKⅠ)和10 ～20 cm速效鉀(xAKⅡ)；第4主成分特征值為2.500，貢獻率為7.3%，主要影響因子為0 ～10 cm有效磷(xAPⅠ)、10 ～20 cm有效磷(xAPⅡ)和10 ～20 cm β-葡萄糖苷酶活性(xBDⅡ)；第5主成分特征值為1.610，貢獻率為4.735%，主要影響因子為0 ～10 cm孔隙度(xPⅠ)和10 ～20 cm過氧化物酶活性(xPERⅡ)；第6主成分特征值為1.300，貢獻率為3.8%，主要影響因子為10 ～20 cm β-葡萄糖苷酶活性(xBDⅡ)；第7主成分特征值為1.300，貢獻率為3.7%，主要影響因子為10 ～20 cm酸性磷酸酶活性(xACPⅡ)。各主成分影響因子經(jīng)相關(guān)分析后最終選取7個評價指標，分別為xTNⅠ、xPⅡ、xAKⅠ、xAPⅠ、xPERⅡ、xBGⅡ、xACPⅡ。

根據(jù)選定指標的離差標準化值和指標權(quán)重(表4)構(gòu)建土壤性質(zhì)綜合評價模型：

表4 綜合評價指標及其權(quán)重Table 4 Comprehensive evaluation indices and weights

從0 ～10、10 ～20 cm等2層土壤綜合評分結(jié)果來看(圖1)，毛竹林皆伐后恢復跡地得分均高于毛竹林得分，且UR處理得分高于CR處理。CR、UR、ck處理綜合得分分別為0.41、0.61、0.37，UR處理綜合得分分別比CR和ck處理高49%和 65%。UR處理的0 ～10 cm全氮得分為0.11，高于CR處理(0.05)和ck處理(0.04)；CR處理和UR處理的0 ～10 cm速效鉀得分均為0.10，高于ck處理(0.04)；UR處理的10 ～20 cm β-葡萄糖苷酶得分為0.08，高于CR和ck處理(0.04)；UR處理的10 ～20 cm酸性磷酸酶得分為0.10，高于CR (0.05)和ck處理(0.06)。

圖1 各樣區(qū)的土壤性質(zhì)綜合得分Figure 1 Synthesis scores of soil properties in the sample areas

3 結(jié)論與討論

3.1 毛竹林皆伐后植物多樣性恢復對土壤的影響

自然條件下植物和土壤有著最直接的關(guān)聯(lián)，具有密切的相互反饋作用，植物群落的變化會影響其生長環(huán)境中的土壤，最終改變土壤結(jié)構(gòu)和土壤養(yǎng)分的有效性[14]。毛竹的入侵性極強，可通過其獨特的競爭策略影響入侵林分其他物種的生長，改變?nèi)肭值氐娜郝浣Y(jié)構(gòu)[11]，導致植物物種多樣性明顯下降直至形成毛竹純林，相應的土壤也會發(fā)生變化[15]。本研究結(jié)果表明：毛竹林皆伐后經(jīng)5 a自然恢復，林地土壤與ck相比，土壤容重極顯著降低，孔隙度和持水能力增加，土壤有機碳、全氮、全磷、堿解氮和速效鉀質(zhì)量分數(shù)提高，土壤胞外酶活性增強。主要原因是毛竹林皆伐后大量物種進入，植物多樣性明顯提高。這一結(jié)果與毛竹入侵相鄰森林引起的植物多樣性下降[16]、土壤退化是相反的，因此，通過毛竹林皆伐控制其快速擴張，可作為目前毛竹擴張蔓延區(qū)域的生態(tài)修復措施。

3.2 毛竹林皆伐后采伐剩余物管理方式對土壤的影響

毛竹林采伐后會產(chǎn)生大量的采伐剩余物，處理方式不同會對跡地更新方式和生態(tài)修復產(chǎn)生影響。保留采伐剩余物覆蓋在地表，腐爛分解后可增加土壤有機質(zhì)和養(yǎng)分，減少土壤侵蝕，但會對植物種子萌發(fā)、幼苗生長和植被恢復產(chǎn)生一定的影響[17?18]。本研究表明：在0 ～10和10 ～20 cm土層土壤中，采伐剩余物保留樣區(qū)的土壤有機碳、全氮、全磷、堿解氮及速效鉀質(zhì)量分數(shù)均顯著高于采伐剩余物清理樣區(qū)。這與池鑫晨等[15]、黃啟堂等[19]、ZHAO等[20]、吳家森等[21]的研究結(jié)果一致，且采伐剩余物保留樣區(qū)的脲酶、酸性磷酸酶、β-葡萄糖苷酶活性顯著高于采伐剩余物清理樣區(qū)。有研究表明：土壤酶活性與土壤有機質(zhì)含量密切相關(guān)[22]，土壤有機質(zhì)含量高可以維持較高的土壤胞外酶活性[23]，保留采伐剩余物后提高了土壤中的有機質(zhì)。因此，建議在利用毛竹林皆伐手段進行區(qū)域生態(tài)修復時，應盡量保留采伐剩余物，但應讓其分散均勻，不宜局部過厚堆積，減少對植被恢復影響。

3.3 結(jié)論

毛竹林皆伐后自然恢復跡地土壤恢復良好，保留采伐剩余物的管理方式相較于清除采伐剩余物的管理方式可以更有效地提高土壤有機碳、全氮、全磷、堿解氮和速效鉀質(zhì)量分數(shù)，以及土壤胞外酶活性。在未來人工毛竹林棄管后實施生態(tài)修復時，保留采伐剩余物可以節(jié)省更多人力及資金成本，同時也可以達成更好的土壤恢復效果。