馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐對(duì)林下灌木多樣性的影響

摘 要：【目的】擇伐是促進(jìn)林下灌木生長與更新的有效手段，分析馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐對(duì)林下灌木多樣性影響效果與范圍，構(gòu)建影響范圍預(yù)估模型，對(duì)制定科學(xué)合理的馬占相思林擇伐技術(shù)具有重要指導(dǎo)意義?！痉椒ā恳院Ｄ鲜∧涎铝謭?chǎng)76株馬占相思優(yōu)勢(shì)木為研究對(duì)象，開展優(yōu)勢(shì)木擇伐試驗(yàn)（監(jiān)測(cè)年限為2014—2021年）。通過設(shè)置不同樣圓大?。?.6倍冠幅、0.8倍冠幅、1.0倍冠幅、1.2倍冠幅、1.4倍冠幅）的優(yōu)勢(shì)木影響半徑，比較與確定馬占相思優(yōu)勢(shì)木的最大影響范圍，分析不同恢復(fù)年限對(duì)林下灌木多樣性的影響，構(gòu)建馬占相思優(yōu)勢(shì)木的影響范圍預(yù)估模型。【結(jié)果】馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響灌木Shannon指數(shù)和Pielou指數(shù)的最大影響范圍分別為1.0倍實(shí)測(cè)冠幅和1.2倍實(shí)測(cè)冠幅；馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐能顯著提高林下灌木多樣性（P<0.05），通常灌木Shannon指數(shù)和Pielou指數(shù)在擇伐后的5年內(nèi)顯著增加（P<0.05），5年以后的增幅不明顯（P>0.05）；影響灌木Shannon指數(shù)和Pielou指數(shù)的范圍預(yù)估模型均以理查德式為最優(yōu)，其決定系數(shù)均為0.702，相對(duì)均方根誤差均為14.341%。【結(jié)論】從單木影響范圍的角度分析馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐對(duì)林下灌木多樣性的影響，優(yōu)勢(shì)木擇伐在一定范圍和一定年限內(nèi)可以顯著改善林下灌木多樣性，且最大影響范圍與馬占相思優(yōu)勢(shì)木的胸徑大小密切相關(guān)。研究結(jié)論可以為后續(xù)馬占相思林的密度控制以及林分改造提供有效指導(dǎo)。

關(guān)鍵詞：冠幅；物種多樣性；擇伐；預(yù)估模型；馬占相思

中圖分類號(hào)：S718.54 文獻(xiàn)標(biāo)志碼：A 文章編號(hào)：1673-923X（2024）04-0018-10

基金項(xiàng)目：海南省省屬科研院所技術(shù)開發(fā)專項(xiàng)技術(shù)創(chuàng)新類項(xiàng)目（SQKY2022-0028）；國家自然科學(xué)基金地區(qū)科學(xué)基金項(xiàng)目（32260106）。

Impact of selective logging of dominant Acacia mangium trees on understory shrub diversity

YANG Jia， PENG Wencheng， LIAO Liguo， WANG Ru， DUAN Zuojun

（Hainan Academy of Forestry， Haikou 571100， Hainan， China）

Abstract：【Objective】Selective cutting is a powerful tool to promote the growth and regeneration of understory shrubs. Analyzing the effect and extent of selective cutting of dominant Acacia mangium trees on shrub diversity， and constructing a predictive model for the influence range， can provide significant guidance for establishing scientifically sound selective cutting techniques for A. mangium forests.【Method】76 dominant A. mangium trees in Nanya Forestry Farm， Hainan province， were studied through a selective cutting experiment （monitored from 2014 to 2021）. By setting up different plot sizes （0.6 times crown radius， 0.8 times crown radius， 1.0 times crown radius， 1.2 times crown radius， 1.4 times crown radius）， the maximum influence range of A. mangium trees was determined， and the influence on understory shrub diversity across different recovery periods was analyzed， so as to construct a predictive model for the influence range of dominant A. mangium trees.【Result】The maximum influence range of dominant A. mangium trees on shrub Shannon index and Pielou index were 1.0 times measured crown width and 1.2 times measured crown width， respectively. Selective cutting of A. mangium trees significantly increased understory shrub diversity （P<0.05）， with usual shrub Shannon index and Pielou index significantly increasing within 5 years after cutting （P<0.05）， and the increase rate being not obvious after 5 years （P>0.05）. The predictive models for the influence range of the shrub Shannon index and Pielou index are best represented by Richards’ curves， with their respective determination coefficients amounting to 0.702， and root-mean-square percent errors being 14.341%.【Conclusion】The selective cutting of a single A. mangium tree significantly improves understory shrub diversity within a certain range and over a certain period， and its maximum influence range is closely related to the breast height diameter of the A. mangium trees. These findings can provide effective guidance for subsequent density control and reformation of A. mangium forests.

Keywords： crown width； biodiversity； selective cutting； predictive model； Acacia mangium

馬占相思Acacia mangium為豆科相思樹屬速生常綠闊葉喬木樹種，原產(chǎn)澳大利亞東北部，巴布亞新幾內(nèi)亞等濕潤熱帶地區(qū)，我國于1979年從澳大利亞引種，其中海南是馬占相思的主要引種栽培區(qū)域之一[1]。馬占相思適應(yīng)性強(qiáng)，病蟲害少，出材率高，為海南林業(yè)經(jīng)濟(jì)發(fā)展做出了較大貢獻(xiàn)[2]。然而，馬占相思達(dá)到成熟期后，其木材容易腐爛、空心，應(yīng)及時(shí)加以采伐利用[2]；其次，馬占相思的冠幅擴(kuò)展性較大，林下喬灌木常因馬占相思的冠幅遮擋而更新困難，導(dǎo)致林下物種多樣性與土壤保水保肥能力降低。因此，及時(shí)開展馬占相思林的撫育擇伐，是提高森林生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性和經(jīng)濟(jì)效益的必要途徑。

較多實(shí)踐和研究表明，森林擇伐可以顯著改善林分的物種多樣性[3-4]。如Yu等[5]研究發(fā)現(xiàn)森林擇伐可以顯著提高東北針闊混交林的灌木層多樣性。但是，擇伐對(duì)林下物種多樣性的影響可能受擇伐強(qiáng)度、恢復(fù)年限、立地條件等多種因素的影響[6-7]。如李瑞霞等[8]發(fā)現(xiàn)不同擇伐強(qiáng)度下的馬尾松Pinus massoniana人工林林下植物多樣性存在顯著差異；馬履一等[9]研究發(fā)現(xiàn)油松Pinus tabuliformis林擇伐后的林下植物多樣性在前2年顯著提高，6年后則明顯降低。由此可知，不同森林類型的擇伐對(duì)林下植被多樣性的影響可能因林分樹種特異性、恢復(fù)年限等表現(xiàn)出較大差異性，針對(duì)特定樹種開展不同形式擇伐對(duì)生物多樣性的影響研究尤為必要。

現(xiàn)有研究大多從林分或樣地尺度出發(fā)，研究擇伐對(duì)林下生物多樣性的影響[10-11]，而從單木角度分析擇伐對(duì)生物多樣性的影響研究較少。林下生物多樣性的變化區(qū)域通常位于擇伐后的樹冠空隙內(nèi)，即林下生物多樣性的變化與擇伐木的樹冠大小及光照強(qiáng)度密切相關(guān)[12-13]。從擇伐木或單木的角度出發(fā)，分析單木擇伐對(duì)林下生物多樣性的影響，確定不同胸徑大小擇伐木的影響范圍，可以更準(zhǔn)確地了解擇伐與林下生物多樣性的影響機(jī)制。

目前，馬占相思林擇伐后的林下灌木多樣性變化情況尚不清晰，不利于馬占相思林的經(jīng)營管理。本研究以海南熱帶雨林國家公園境內(nèi)的部分馬占相思林為試驗(yàn)對(duì)象，開展馬占相思優(yōu)勢(shì)木的擇伐與未擇伐試驗(yàn)設(shè)計(jì)，通過長達(dá)7年的連續(xù)監(jiān)測(cè)，著力分析馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響林下灌木多樣性的具體尺度，以及不同恢復(fù)年限對(duì)林下灌木多樣性的影響，以明確馬占相思林擇伐對(duì)林下灌木多樣性的影響機(jī)制，為馬占相思林的經(jīng)營改造提供技術(shù)指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于海南熱帶雨林國家公園尖峰嶺分局（18°20′～18°57′N，108°41′～109°12′E）的南崖林場(chǎng)，海拔范圍在500～700 m，屬低緯度熱帶島嶼季風(fēng)氣候。根據(jù)南中觀測(cè)站數(shù)據(jù)，林場(chǎng)年平均氣溫21.5 ℃，絕對(duì)最低氣溫3.3 ℃，絕對(duì)最高氣溫34.9 ℃；干濕兩季明顯，年降水量2 226.9 mm，80%～90%降水集中在5—10月；坡度約6°～15°，坡向?yàn)闁|坡或東南坡，土壤為磚黃壤[2]。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與數(shù)據(jù)整理

在南崖林場(chǎng)內(nèi)設(shè)置6個(gè)30 m×30 m的正方形樣地，樣地設(shè)置時(shí)間為2014年。樣地立地條件基本一致（坡向?yàn)殛柶?、坡位為中坡、坡度為緩坡、海拔?00 m左右），樣地林分類型均為馬占相思混交林，優(yōu)勢(shì)樹種為馬占相思，混交有白肉榕Ficus vasculosa、細(xì)子龍Amesiodendron chinense、黃丹木姜子Litsea elongata、全葉猴歡喜Sloanea integrifolia、盾柱木Peltophorum pterocarpum等喬木樹種，棒柄花Cleidion brevipetiolatum、九節(jié)Psychotria asiatica、烏材Diospyros eriantha、短柄紫珠Callicarpa brevipes、細(xì)齒葉柃Eurya nitida等灌木樹種。樣地調(diào)查過程中，每個(gè)樣地內(nèi)劃分為9個(gè)10 m×10 m的小樣方，采用相鄰格子法進(jìn)行每木調(diào)查，主要調(diào)查樣地內(nèi)喬木樹種（指胸徑5 cm以上的木本植物）的種名、胸徑、樹高、冠幅、枝下高、相對(duì)坐標(biāo)等，以及灌木樹種（指胸徑5 cm以下的木本植物）的種名、樹高、冠幅、地徑、相對(duì)坐標(biāo)等。

在樣地內(nèi)按以下標(biāo)準(zhǔn)選取馬占相思優(yōu)勢(shì)木為試驗(yàn)對(duì)象，1）馬占相思位于主林層或一定范圍內(nèi)占據(jù)相對(duì)優(yōu)勢(shì)；2）樹冠發(fā)育完整，樹體通直，生長狀況良好；3）兼顧不同徑階大?。?）馬占相思優(yōu)勢(shì)木兩兩之間的距離不低于4 m，以盡量確保試驗(yàn)對(duì)象之間不存在樹冠重疊。依此標(biāo)準(zhǔn)，篩選出的馬占相思優(yōu)勢(shì)木共計(jì)為76株。將76株馬占相思優(yōu)勢(shì)木隨機(jī)分為2組，一組為對(duì)照樣本，另一組為試驗(yàn)樣本。對(duì)照樣本與試驗(yàn)樣本的馬占相思優(yōu)勢(shì)木基本情況見表1，兩類樣本的馬占相思優(yōu)勢(shì)木在胸徑、樹高、冠幅之間無顯著差異（P<0.05）。

對(duì)照樣本不采取任何措施，試驗(yàn)樣本進(jìn)行擇伐。試驗(yàn)設(shè)計(jì)的開始時(shí)間為2014年，當(dāng)年對(duì)樣地內(nèi)的所有因子進(jìn)行調(diào)查，后續(xù)于2016年、2019年、2021年共開展4次復(fù)測(cè)。

1.3 擇伐木影響范圍的確定

馬占相思優(yōu)勢(shì)木對(duì)林下灌木多樣性的影響范圍主要采用以下步驟計(jì)算：1）以馬占相思優(yōu)勢(shì)木為原點(diǎn)，設(shè)置不同半徑大小的樣圓；2）計(jì)算不同半徑樣圓內(nèi)的灌木Shannon指數(shù)和Pielou指數(shù)；3）采用方差分析方法比較試驗(yàn)樣本和對(duì)照樣本在不同半徑樣圓內(nèi)的多樣性指數(shù)變化情況；4）根據(jù)差異性分析結(jié)果確定馬占相思優(yōu)勢(shì)木對(duì)林下灌木多樣性指標(biāo)的影響范圍。

樹木影響范圍的相關(guān)研究中，常以固定半徑或樹木冠幅大小為樹木影響范圍，但馬占相思優(yōu)勢(shì)木的影響范圍尚不確定。因此，本研究考慮以馬占相思優(yōu)勢(shì)木的實(shí)測(cè)冠幅為基礎(chǔ)，設(shè)置0.6倍實(shí)測(cè)冠幅、0.8倍實(shí)測(cè)冠幅、1.0倍實(shí)測(cè)冠幅、1.2倍實(shí)測(cè)冠幅、1.4倍實(shí)測(cè)冠幅共5種梯度的影響范圍，分析不同影響范圍的多樣性指數(shù)變化情況，以確定合理的馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響范圍。

1.4 灌木多樣性評(píng)價(jià)指標(biāo)

林下灌木多樣性指標(biāo)采用Shannon-Wiener指數(shù)和Pielou指數(shù)[14-15]。Shannon指數(shù)（H′）是描述群落種群多樣性的指標(biāo)，通常指標(biāo)值H′越大，說明群落生物多樣性越高[16]。Pielou指數(shù)（J′）是描述物種分布均勻度的指標(biāo)，通常指標(biāo)值J′越大，說明群落內(nèi)物種的分布越均勻[17]。Shannon指數(shù)和Pielou指數(shù)的計(jì)算過程中，常以樣地或樣方為計(jì)算單元，本研究考慮以樣圓（即不同梯度的冠幅大?。閱卧?，計(jì)算單元范圍內(nèi)的指數(shù)值。Shannon指數(shù)和Pielou指數(shù)的表達(dá)式如下：

物種重要值是表示某個(gè)種在群落中的地位和作用的綜合數(shù)量指標(biāo)，常用于確定喬木的優(yōu)勢(shì)度或顯著度。計(jì)算公式為（相對(duì)多度+相對(duì)高度+相對(duì)蓋度）/3。

1.5 模型備選與評(píng)價(jià)

為估計(jì)現(xiàn)實(shí)林分當(dāng)中的馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響范圍，以上述確定的某一馬占相思優(yōu)勢(shì)木冠幅梯度為因變量，馬占相思胸徑為自變量，表2中的模型為備選模型[18]，構(gòu)建馬占相思優(yōu)勢(shì)木的影響范圍預(yù)估模型。備選模型主要包括經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ停ň€性式、一元二次式、指數(shù)式）和機(jī)理模型（分子式、理查德式）兩類。

2 結(jié)果與分析

2.1 灌木層主要物種組成及重要性變化

以馬占相思優(yōu)勢(shì)木的實(shí)測(cè)冠幅為影響范圍，計(jì)算2014—2021年期間試驗(yàn)組和對(duì)照組的林下灌木主要物種重要值，結(jié)果如表3。擇伐前（2014年），試驗(yàn)組和對(duì)照組的林下灌木物種重要值存在一定差異，但物種種類差異較少，兩者林下灌木物種重要值較高的有水錦樹Wendlandia uvariifolia、楔葉柃Eurya cuneata、橄欖Canarium album、棒柄花、白楸Mallotus paniculatus等；計(jì)算重要值較高的5個(gè)樹種在2014—2021年的重要值變化率，對(duì)比試驗(yàn)組和對(duì)照組的變化率絕對(duì)平均值發(fā)現(xiàn)，試驗(yàn)組的變化率絕對(duì)平均值為16.86%，明顯高于對(duì)照組的變化率（10.46%）；對(duì)比2014—2021年的灌木層更新樹種發(fā)現(xiàn)，試驗(yàn)組和對(duì)照組7年期間分別有4個(gè)、2個(gè)樹種更新進(jìn)入灌木層。由上述分析結(jié)果可知，試驗(yàn)組開展擇伐后的幾年時(shí)間內(nèi)，林下灌木的物種重要值變化明顯，物種更新情況優(yōu)于對(duì)照組。

2.2 優(yōu)勢(shì)木影響林下灌木多樣性的范圍

分別以0.6倍冠幅、0.8倍冠幅、1.0倍冠幅、1.2倍冠幅、1.4倍冠幅為馬占相思優(yōu)勢(shì)木的預(yù)設(shè)影響范圍，計(jì)算對(duì)應(yīng)范圍內(nèi)試驗(yàn)組和對(duì)照組在2014年和2021年的Shannon指數(shù)并進(jìn)行方差分析，結(jié)果見圖1。試驗(yàn)組和對(duì)照組在2014年的Shannon指數(shù)值均不具有顯著性差異（P>0.05）；隨著預(yù)設(shè)影響范圍的擴(kuò)大，試驗(yàn)組的灌木Shannon指數(shù)增幅呈現(xiàn)先增后減的趨勢(shì)，對(duì)照組的Shannon指數(shù)增幅呈現(xiàn)無規(guī)律性變化；在0.6～1.0倍冠幅的預(yù)設(shè)影響范圍內(nèi)，試驗(yàn)組在2021年的Shannon指數(shù)值均顯著高于對(duì)照組（P<0.05），當(dāng)預(yù)設(shè)影響范圍達(dá)到1.2倍冠幅及以上時(shí)，試驗(yàn)組和對(duì)照組的 Shannon指數(shù)不具有顯著性差異（P>0.05）。上述分析結(jié)果表明，馬占相思優(yōu)勢(shì)木在1.0倍冠幅范圍內(nèi)對(duì)林下灌木Shannon指數(shù)存在顯著影響，對(duì)1.0倍冠幅范圍外的灌木Shannon指數(shù)無顯著影響。

按上述標(biāo)準(zhǔn)，計(jì)算對(duì)應(yīng)范圍內(nèi)試驗(yàn)組和對(duì)照組在2014年和2021年的Pielou指數(shù)并進(jìn)行方差分析，結(jié)果如圖2。試驗(yàn)組和對(duì)照組在2014年的Pielou指數(shù)值均不具有顯著性差異（P>0.05）；隨著預(yù)設(shè)影響范圍的擴(kuò)大，試驗(yàn)組和對(duì)照組在2014年的Pielou指數(shù)呈現(xiàn)先減后增的趨勢(shì)，2014—2021年間的試驗(yàn)組灌木Pielou指數(shù)增幅呈現(xiàn)先增后減的趨勢(shì)，對(duì)照組的Pielou指數(shù)增幅呈現(xiàn)無規(guī)律性變化；在0.6～1.2倍冠幅的預(yù)設(shè)影響范圍內(nèi)，試驗(yàn)組在2021年的Pielou指數(shù)值均顯著高于對(duì)照組（P<0.05），且2014—2021年的增幅具有顯著性（P<0.05）；當(dāng)預(yù)設(shè)影響范圍達(dá)到1.4倍冠幅以上時(shí)，試驗(yàn)組和對(duì)照組的Pielou指數(shù)不具有顯著性差異（P>0.05）。上述分析結(jié)果表明，馬占相思優(yōu)勢(shì)木在1.2倍冠幅范圍內(nèi)對(duì)林下灌木Pielou指數(shù)存在顯著影響，對(duì)1.2倍冠幅范圍外的灌木Pielou指數(shù)無顯著影響。

2.3 不同恢復(fù)年限對(duì)林下灌木多樣性的影響

以分析確定的1.0倍冠幅為馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響范圍，分別計(jì)算林下灌木在2014年、2016年、2019年、2021年的Shannon指數(shù)，并對(duì)試驗(yàn)組和對(duì)照組的Shannon指數(shù)進(jìn)行方差分析，結(jié)果如圖3。由圖3a可知，試驗(yàn)組和對(duì)照組在2014年的Shannon指數(shù)無顯著差異（P>0.05），在2016年、2019年、2021年的差異具有顯著性（P<0.05）。由圖3b可知，試驗(yàn)組2014—2016年、2016—2019年的Shannon指數(shù)增幅具有顯著性意義（P<0.05），2019—2021年的Shannon指數(shù)增幅不具有顯著性（P>0.05）；對(duì)照組2014— 2021年間的Shannon指數(shù)變化不明顯。由上述結(jié)果可知，馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐后的2 a左右，林下灌木的Shannon指數(shù)顯著增加，擇伐5 a以后的灌木Shannon指數(shù)增幅明顯降低。

以分析確定的1.2倍冠幅為馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響范圍，分別計(jì)算林下灌木在2014年、2016年、2019年、2021年的Pielou指數(shù)，并對(duì)試驗(yàn)組和對(duì)照組的Pielou指數(shù)進(jìn)行方差分析，結(jié)果如4。由圖4（A）可知，試驗(yàn)組和對(duì)照組在2014年和2016年的Pielou指數(shù)無顯著差異（P>0.05），在2019年、2021年的差異具有顯著性（P<0.05）。由圖4（B）可知，試驗(yàn)組2016—2019年的Pielou指數(shù)增幅具有顯著性意義（P<0.05）；試驗(yàn)組2014—2016年，2019—2021年的Pielou指數(shù)增幅不具有顯著性（P>0.05）；對(duì)照組2014—2021年間的Pielou指數(shù)變化不明顯。由上述結(jié)果可知，馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐后的2 a左右，林下灌木的Pielou指數(shù)變化不大，擇伐5 a左右的Pielou指數(shù)增幅顯著，擇伐7年左右的Pielou指數(shù)增幅明顯降低。

2.4 馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響范圍預(yù)估模型

隨機(jī)選取53株（70%）馬占相思優(yōu)勢(shì)木為建模數(shù)據(jù)，23株（30%）馬占相思優(yōu)勢(shì)木為檢驗(yàn)數(shù)據(jù)。分別以1.0倍冠幅、1.2倍冠幅為模型因變量，優(yōu)勢(shì)木胸徑D為自變量，構(gòu)建影響灌木Shannon指數(shù)、Pielou指數(shù)的范圍預(yù)估模型。以1.0倍冠幅為因變量構(gòu)建的影響范圍預(yù)估模型結(jié)果見表4。所有統(tǒng)計(jì)模型的系數(shù)均具有統(tǒng)計(jì)學(xué)意義（P<0.01）；模型的決定系數(shù)R2均達(dá)到0.670以上；模型5（理查德模型）的R2最大，RMSE和RRMSE最小。分析可知，模型5（理查德模型）的擬合效果最好，適用于預(yù)估影響灌木Shannon指數(shù)的范圍。

影響灌木Shannon指數(shù)、Pielou指數(shù)的范圍為1.0倍冠幅和1.2倍冠幅，兩者僅存在數(shù)量上的倍數(shù)關(guān)系，因此影響Pielou指數(shù)的范圍預(yù)估模型擬合精度與Shannon指數(shù)一致，模型5（理查德模型）同樣適用于預(yù)估影響灌木Pielou指數(shù)的范圍。

運(yùn)用建模數(shù)據(jù)構(gòu)建的理查德模型分別預(yù)估檢驗(yàn)數(shù)據(jù)的冠幅，對(duì)檢驗(yàn)數(shù)據(jù)的預(yù)估冠幅和實(shí)測(cè)冠幅進(jìn)行相關(guān)分析，結(jié)果如圖5。影響Shannon指數(shù)的范圍預(yù)估模型預(yù)估的檢驗(yàn)數(shù)據(jù)冠幅與實(shí)測(cè)冠幅的相關(guān)系數(shù)為0.894（圖5a），影響Pielou指數(shù)的范圍預(yù)估模型預(yù)估的檢驗(yàn)數(shù)據(jù)冠幅與實(shí)測(cè)冠幅的相關(guān)系數(shù)為0.890（圖5b）。檢驗(yàn)結(jié)果表明，依據(jù)建模數(shù)據(jù)所構(gòu)建影響范圍預(yù)估模型均具有較高的擬合精度和適應(yīng)性。

3 討 論

較多研究表明，擇伐對(duì)森林生物多樣性的促進(jìn)作用受恢復(fù)年限的顯著影響[20-21]。董凱麗等[22]發(fā)現(xiàn)濕地松林擇伐后2 a可以顯著促進(jìn)林下植被Simpson指數(shù)和Pielou指數(shù)的提高，且促進(jìn)作用隨著時(shí)間延遲會(huì)逐漸減弱。馬履一等[9]的研究也同樣證實(shí)了林下植被多樣性在第6年后明顯降低。本研究中林下灌木多樣性與恢復(fù)年限的關(guān)系與上述研究相似，林下植被多樣性受恢復(fù)年限影響的主要原因是，林木擇伐后可以形成明顯的林窗，林窗內(nèi)光照強(qiáng)度的增強(qiáng)和生長空間的釋放改善了林下植被的生長環(huán)境，短期內(nèi)顯著促進(jìn)林下植被的更新與生長；隨著恢復(fù)年限的延長，林窗內(nèi)的生長空間達(dá)到飽和，林下植被的更新情況受阻，物種多樣性增長速率變緩。

樣地尺度內(nèi)，研究擇伐對(duì)林下植被多樣性的影響，有利于把握區(qū)域范圍的擇伐效果。單木尺度內(nèi)，分析單株木擇伐對(duì)限定范圍內(nèi)的林下植被多樣性影響，有利于樣地密度的調(diào)控與林下植被的改造。目前，單木尺度影響范圍的相關(guān)研究主要集中在喬木影響圈與相鄰喬木的競爭生長關(guān)系方面，且大部分以固定半徑、樹冠重疊程度、自由樹冠幅等指標(biāo)為單木的影響范圍[23-24]。本研究以多梯度的冠幅為備選影響范圍，分析了優(yōu)勢(shì)木擇伐對(duì)林下灌木多樣性的最大影響范圍，并發(fā)現(xiàn)影響Pielou指數(shù)的最大范圍大于Shannon指數(shù)的最大范圍，其可能原因是：1）Pielou指數(shù)為反映物種分布均勻度的指標(biāo)，Shannon指數(shù)為反映物種多樣性的指標(biāo)，兩者所表達(dá)的多樣性含義存在差異；2）灌木物種多樣性在林窗下光照較強(qiáng)的較小區(qū)域內(nèi)聚集增加，而灌木物種分布均勻度受光照強(qiáng)度影響較弱，與分布范圍則密切相關(guān)。

樹木冠幅與林木胸徑、樹高等存在密切關(guān)系，部分學(xué)者常以胸徑或樹高為指標(biāo)構(gòu)建冠幅預(yù)估模型。如佟藝玟等[25]以胸徑為自變量構(gòu)建了紅松的冠幅模型；張曉芳等[26]以胸徑為變量構(gòu)建了落葉松和白樺的單木冠幅模型；陳瑞波等[27]采用樹高指標(biāo)構(gòu)建了桉樹和馬尾松的單木冠幅模型。本研究對(duì)馬占相思冠幅，胸徑，樹高開展了相關(guān)分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)樹高對(duì)馬占相思冠幅的影響不顯著，胸徑與冠幅顯著相關(guān)。因此，冠幅模型的選擇過程中直接以胸徑-冠幅模型為主，結(jié)果表明模型擬合的絕對(duì)系數(shù)達(dá)到0.70以上，符合模型精度要求，可以應(yīng)用于馬占相思優(yōu)勢(shì)木影響范圍的預(yù)估。

林分生長狀況與林下灌木生物多樣性受立地的影響較大，本研究主要是在同一區(qū)域相同立地條件下開展了馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐試驗(yàn)，其研究成果應(yīng)用于其他立地區(qū)域時(shí)可能具有一定的局限性。后續(xù)研究，可以進(jìn)一步分析不同立地條件下的擇伐試驗(yàn)對(duì)林下灌木多樣性的影響。同時(shí)，也可以依據(jù)最大范圍與林分密度的關(guān)系，分析馬占相思林不同造林密度對(duì)林下灌木多樣性的影響。

4 結(jié) 論

本研究基于長達(dá)7 a的監(jiān)測(cè)試驗(yàn)數(shù)據(jù)，從擇伐后的恢復(fù)年限與影響范圍兩個(gè)方面分析了馬占相思優(yōu)勢(shì)木擇伐對(duì)林下灌木多樣性的影響。馬占相思優(yōu)勢(shì)木的擇伐能顯著提高林下灌木的Shannon指數(shù)和Pielou指數(shù)，且灌木多樣性的變化幅度受恢復(fù)年限的顯著影響，具體表現(xiàn)為5 a內(nèi)的多樣性增幅顯著，5 a后的生物多樣性趨于穩(wěn)定。馬占相思優(yōu)勢(shì)木對(duì)林下灌木多樣性的影響程度通常具有一定的局限范圍，即影響林下灌木Shannon指數(shù)的最大范圍為1.0倍實(shí)測(cè)冠幅，影響林下灌木Pielou指數(shù)的最大范圍為1.2倍實(shí)測(cè)冠幅。相比于一元二次和指數(shù)式等經(jīng)驗(yàn)?zāi)Ｐ?，機(jī)理模型（如理查德式、分子式）能更準(zhǔn)確地預(yù)測(cè)馬占相思優(yōu)勢(shì)木的影響范圍。

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[本文編校：羅 列]