王嗣奇 陳洪連 孫海龍 馮晨辛 孫昶

(東北林業(yè)大學，哈爾濱，150040)

To explore the long-term effect of harvest intensities on soil nitrogen mineralization of the secondary forests in the northeast of China (including forestation after clear cutting; 50% of the stand volume removed; 25% of the stand volume removed; control) by using ion exchange resin core method, the seasonal change of soil net N mineralization rate and net nitrification rate in the depth of 0-10 cm were investigated in the typical secondary hardwood forest, which have been harvested with different intensities for 8 a. The results showed there was no significant difference in the average net N mineralization rate and net nitrification rate among the treatments (P>0.05). The net N mineralization rate was positively correlated with soil temperature and water content in all the treatments (P<0.01). There was no significant difference in soil temperature, water content and organic carbon content among different treatments (P>0.05). These findings suggest that soil temperature, water content and organic carbon content caused small differences in net N mineralization and nitrification rates among all treatments.There was no significant difference in soil average contents between harvesting treatments and control (P>0.05). However, the average content of forestation after clear cutting was significantly lower than the others, which was probably resulted from the preference of absorbing by Larix gmelini. Soil was the dominant form in mineral N with the proportion of 49.25%-81.52%. There was no significant difference in the ratio of to mineral N among all treatments (P>0.05). These results showed that after being harvested for 8 a, the risk of soil nitrogen loss was decreased significantly in the typical secondary hardwood forests.

樹木生長所需要的無機氮主要來自于土壤有機氮的礦化，通常沒有干擾的森林土壤具有較低的凈氮礦化速率[1-2]。森林采伐常常引起土壤溫度、濕度和有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)增加，導(dǎo)致土壤凈氮礦化速率升高，增加土壤無機氮的生產(chǎn)，并引起氮流失[3-4]。如Wilhelm et al[5]以櫟類為優(yōu)勢的林分研究發(fā)現(xiàn)，皆伐后1 a土壤凈氮礦化速率顯著增高。由于采伐后林地土壤有機質(zhì)的數(shù)量、質(zhì)量和微生物活性均隨時間而變化，故土壤無機氮的礦化也將隨著采伐后時間的推移而發(fā)生改變。一些研究認為，采伐后隨著時間的推移，林地上新的植物取代了原有的林窗或空地，林地環(huán)境逐漸恢復(fù)到采伐干擾之前，土壤凈氮礦化速率和無機氮質(zhì)量分數(shù)也逐漸恢復(fù)到采伐之前[6-7]。Fernández et al[8]對二代藍桉(Eucalyptusglobulus)皆伐的長期影響研究結(jié)果顯示，伐后18個月凈氮礦化速率和無機氮質(zhì)量分數(shù)顯著增加；而伐后11 a土壤凈氮礦化速率和無機氮質(zhì)量分數(shù)與未采伐林分相比已無顯著差異。然而還有一些研究認為，采伐干擾會長期影響土壤無機氮的礦化過程。如Simard et al[4]對皆伐后14 a和21 a的北方森林研究表明，土壤無機氮質(zhì)量分數(shù)均顯著高于未采伐的林分。這表明采伐對土壤無機氮生產(chǎn)的影響長達21 a之久。森林采伐后土壤無機氮生產(chǎn)的長期增加，將加大森林生態(tài)系統(tǒng)無機氮的流失，并進一步導(dǎo)致河流污染。

在我國東北溫帶地區(qū)，采伐是主要的森林經(jīng)營措施之一。森林采伐在獲得木材的同時，也嚴重地干擾了森林氮循環(huán)。到目前為止，國內(nèi)許多研究主要關(guān)注皆伐或間伐后短期內(nèi)氮礦化的變化[8-11]，較少研究采伐后土壤氮礦化長期的變化規(guī)律，而關(guān)于不同強度采伐對土壤氮礦化長期的影響研究則更少[12]。本文以東北溫帶帽兒山地區(qū)的典型次生林為對象，通過不同強度采伐處理，探討采伐干擾對東北溫帶次生林土壤氮礦化的長期影響，并為確定可持續(xù)的森林經(jīng)營措施提供科學依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

研究地點位于黑龍江省尚志市的東北林業(yè)大學帽兒山實驗林場，地理坐標為東經(jīng)127°30′～127°34′，北緯45°23′～45°26′。該地位于長白山系張廣才嶺西坡，地貌類型為低山丘陵，平均海拔約300 m，坡度一般6°～15°。該地區(qū)屬溫帶大陸性季風氣候，年平均氣溫2.8 ℃，≥10 ℃積溫為2 638 ℃，年降水量約723 mm，且主要集中于7、8月份，年平均蒸發(fā)量1 094 mm，無霜期為120～140 d。該地區(qū)地帶性土壤為暗棕壤，非地帶性土壤主要有白漿土、草甸土和沼澤土。原地帶性頂級群落為紅松(Pinuskoraiensis)闊葉林，后經(jīng)反復(fù)破壞退化為以闊葉樹為主的天然次生林，主要有山楊(Populusdavidiana)、白樺(Betulaplatyphylla)等組成的軟闊葉林，水曲柳(Fraxinusmandshurica)、胡桃楸(Juglansmandshurica)等組成的硬闊葉林，紫椴(Tiliaamurensis)、五角槭(Acermono)和春榆(Ulmuspropinqua)等組成的雜木林、以及蒙古櫟(Quercusmongolica)林。

2 研究方法

2.1 實驗設(shè)計

在東北林業(yè)大學帽兒山實驗林場的新墾7林班和北林12林班，選擇典型的次生雜木林進行采伐實驗。采伐處理包括：皆伐后造林(ZL)、50%強度采伐(CF1)、25%強度采伐(CF2)、對照(CK)。采伐于2006年冬季進行，每個處理重復(fù)3次，伐后將采伐剩余物均勻鋪于地表，每個重復(fù)小區(qū)面積為0.36 hm2(60 m×60 m)。皆伐跡地于2007年春栽植落葉松(Larixolgensis)2年生幼苗，造林密度為1.5 m×2.0 m。至2014年調(diào)查時，皆伐后栽植的落葉松人工林郁閉度為0.85，平均胸徑為8.42 cm，平均樹高為6.4 m。

2.2 土壤氮礦化測定

于2014年5月在每個采伐處理小區(qū)的中心部位設(shè)置20 m×20 m的樣地，在樣地內(nèi)按對角線法布設(shè)5個樣點，采用交換樹脂芯法測定土壤凈氮礦化速率[13]。試驗布設(shè)時先移除地表凋落物，然后將PVC管(內(nèi)徑7 cm，高20 cm)垂直打入土壤12 cm深，取出后將PVC管底部2 cm土壤去除，在管子底部和頂部各放入1個混合交換樹脂袋(732#樹脂和717#樹脂各10 g)，再將PVC管放回原位置。同時，在PVC培養(yǎng)管附近用同樣大小的鋼管取1～10 cm的土壤，低溫保存帶回實驗室測定硝態(tài)氮和銨態(tài)氮，作為培養(yǎng)初始值。土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮采用2 mol·L-1KCl浸提法。過篩(2 mm)后的鮮土按m(鮮土質(zhì)量)∶V(水)=1 g∶6 mL加入KCl溶液，常溫振蕩1 h(200 r·min-1)后過濾，浸提液用連續(xù)流動分析儀測定。野外試驗從5月初至11月初，共6個培養(yǎng)階段，每月初取出PVC管內(nèi)的土壤和混合樹脂袋，并開始下個月的原位培養(yǎng)。每次PVC培養(yǎng)管內(nèi)土壤和管底端交換樹脂的無機氮之和與培養(yǎng)初始值的差值為該階段的礦化量，土壤凈氮礦化速率、凈硝化速率按如下公式計算：

Nmin=(Ct-Ct0)/(t-t0)，

2.3 土壤溫度、含水量及理化性質(zhì)的測定

將溫度記錄儀埋于土壤5 cm處，每隔1 h，記錄儀自動記錄溫度值。每月月中用土鉆取0～10 cm的土壤用鋁盒烘干法測定含水量。將試驗開始時采集的樣品帶到實驗室風干后，用元素分析儀測定土壤全碳、全氮的質(zhì)量分數(shù)，采用電位法測定土壤pH值。并于實驗初期采用環(huán)刀法測定土壤密度。土壤基本理化性質(zhì)測定結(jié)果見表1。

表1 不同采伐處理后8 a的土壤理化性質(zhì)

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標準差，同列不同小寫字表示各處理差異顯著(P<0.05)。

2.4 數(shù)據(jù)處理

采用SPSS18.0軟件對數(shù)據(jù)進行單因素方差分析和相關(guān)分析，利用LSD法進行多重比較，采用Sigmaplot10.0軟件輔助作圖。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同采伐處理對土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)的影響

在生長季各采伐處理土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)隨季節(jié)發(fā)生較大的變化(表2)。各處理土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)最低值均出現(xiàn)在5月初，6月初達到第1次高峰，7月初降低，8—9月出現(xiàn)第2次高峰也是生長季的最高值，隨后10—11月又逐漸降低。整個生長季各處理土壤銨態(tài)氮平均質(zhì)量分數(shù)由大到小為：50%強度采伐(6.25 mg·kg-1)、CK(6.22 mg·kg-1)、25%強度采伐(6.00 mg·kg-1)、皆伐后造林(5.13 mg·kg-1)。經(jīng)檢驗，皆伐后造林處理土壤銨態(tài)氮平均質(zhì)量分數(shù)顯著低于50%強度采伐、25%強度采伐和CK處理(P<0.01)，而50%強度采伐和25%強度采伐處理與CK差異不顯著(P>0.05)。

在生長季各采伐處理土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)隨季節(jié)亦發(fā)生較大的波動(表3)，較大值分別出現(xiàn)在6月初和8月初，較小值分別出現(xiàn)在5月初、7月初和10月初。整個生長季各處理土壤硝態(tài)氮平均質(zhì)量分數(shù)由大到小為：25%強度采伐(11.07 mg·kg-1)、皆伐后造林(10.99 mg·kg-1)、50%強度采伐(10.42 mg·kg-1)、CK(9.51 mg·kg-1)。經(jīng)檢驗，各采伐處理土壤硝態(tài)氮平均質(zhì)量分數(shù)與CK無顯著差異(P>0.05)。

表2 不同采伐處理0～10 cm土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)月際變化

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標準差。

表3 不同采伐處理0～10 cm土壤硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)月際變化

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標準差。

生長季各處理土壤總無機氮(硝態(tài)氮+銨態(tài)氮)平均質(zhì)量分數(shù)由大到小為：25%強度采伐(17.07 mg·kg-1)、50%強度采伐(16.68 mg·kg-1)、皆伐后造林(16.12 mg·kg-1)、CK(15.73 mg·kg-1)，經(jīng)檢驗，各采伐處理土壤無機氮平均質(zhì)量分數(shù)與CK無顯著差異(P>0.05)。

在生長季的大多數(shù)月份，不同采伐處理土壤無機氮均以硝態(tài)氮為主，但硝態(tài)氮占無機氮的比例在不同月份波動較大(表4)。所有處理均在5月初最高(75.6%～81.5%)，之后逐月下降，10月初降至最低(49.3%～51.0%)，11月初又略有上升。整個生長季土壤硝態(tài)氮占無機氮的比例平均值由大到小為：皆伐后造林(67.30%)、25%強度采伐(64.99%)、50%強度采伐(62.95%)、CK(62.74%)，各采伐處理土壤硝態(tài)氮占無機氮的比例平均值與CK無顯著差異(P>0.05)。

表4 不同采伐處理土壤硝態(tài)氮占無機氮的平均比例

3.2 不同采伐處理對土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率的影響

生長季各處理土壤凈氮礦化速率隨季節(jié)波動較大，呈春(5—6月)、秋(9—10月)較低，夏季(7—8月)較高的變化趨勢(表5)，最大值出現(xiàn)在7月份。生長季各處理土壤凈氮礦化速率平均值由大到小為：25%強度采伐(0.215 mg·kg-1·d-1)、50%強度采伐(0.209 mg·kg-1·d-1)、皆伐后造林(0.204 mg·kg-1·d-1)、CK(0.200 mg·kg-1·d-1)，經(jīng)檢驗各處理間差異不顯著(P>0.05)。

表5 不同采伐處理土壤0～10 cm凈氮礦化速率月際變化

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標準差。

生長季各處理土壤凈硝化速率總體表現(xiàn)5—6月較低，7月最高，8—10月略有降低的變化趨勢(表6)。生長季各處理土壤凈硝化速率平均值由大到小依次為：皆伐后造林(0.199 mg·kg-1·d-1)、25%強度采伐(0.170 mg·kg-1·d-1)、50%強度采伐(0.169 mg·kg-1·d-1)、CK(0.160 mg·kg-1·d-1)。經(jīng)檢驗，各采伐處理土壤凈硝化速率差異不顯著(P>0.05)。

表6 不同采伐處理土壤0～10 cm凈硝化速率月際變化

注：表中數(shù)據(jù)為平均值±標準差。

3.3 土壤凈氮礦化速率與溫度和含水量的相關(guān)性

生長季各處理5 cm深處土壤溫度變化一致(表7)，表現(xiàn)為春、秋兩季較低，夏季較高，最高值均出現(xiàn)在7月，最低值均出現(xiàn)在10月。生長季各處理土壤溫度均無顯著差異(P>0.05)。相關(guān)分析表明，土壤溫度與土壤凈氮礦化速率呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，與土壤凈硝化速率相關(guān)不顯著(P>0.05)。

表7 不同采伐處理5 cm土壤溫度的月際變化

生長季各處理0～10 cm土壤含水量變化相似，各月份波動較大(表8)，5月含水量出現(xiàn)第1次峰值，6月降至最低值，7月出現(xiàn)第2個峰值，隨后8—10月逐漸降低。經(jīng)檢驗，各處理土壤含水量差異不顯著(P>0.05)。相關(guān)分析表明，土壤含水量與土壤凈氮礦化速率呈顯著正相關(guān)(P<0.01)，與土壤凈硝化速率相關(guān)性不顯著(P>0.05)(表9)。

表8 不同采伐處理0～10 cm土壤含水量的月際動態(tài)

表9土壤溫度和含水量與凈氮礦化速率和凈硝化速率相關(guān)分析

土壤特性凈氮礦化速率R2P凈硝化速率R2P土壤溫度0.44060.00040.09030.1538土壤含水量0.35540.00210.09300.1474

4 結(jié)論與討論

本研究不同采伐處理次生林的土壤凈氮礦化速率范圍為(-0.02～0.79 mg·kg-1·d-1)，大于Westbrook[14]對安大略針葉林的測定范圍(-0.05～0.03 mg·kg-1·d-1)，可能由于Westbrook測定生長季某一時間段有關(guān)，但與蘇波等[15]對東靈山暖溫帶油松遼東櫟混交林的研究結(jié)果相似(-0.19～0.68 mg·kg-1·d-1)。

在本研究的溫帶次生林中，不同強度采伐處理后8 a，土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率與未采伐的對照差異不顯著(P>0.05)，這與陳洪連等[11]在同一林分于采伐后2 a測定的土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率顯著高于對照的研究結(jié)果不同。森林采伐后導(dǎo)致土壤凈氮礦化速率或凈硝化速率增加，主要是由于采伐引起了土壤溫、濕度增高，以及增加了來自采伐剩余物和死亡根系中易分解有機物的利用[16]。根據(jù)陳洪連等[11]的測定，本林分在采伐后2 a各采伐處理的土壤含水量增加，同時采伐剩余物和死亡根系短期內(nèi)的大量輸入，也引起土壤有機質(zhì)增加，從而導(dǎo)致土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率升高。但在采伐后8 a，隨著時間的推移，采伐后造林、50%強度采伐和25%強度采伐處理土壤含水量和土壤有機質(zhì)含量與對照已均無顯著差異。在采伐后2 a，采伐處理的土壤含水量高于對照是因為采伐減少了樹冠蒸騰。但采伐后經(jīng)過8 a的生長，50%和25%強度采伐處理樹冠已逐漸得到恢復(fù)，而且采伐后造林處理新形成的落葉松林分也已經(jīng)郁閉，此時各采伐處理的樹冠蒸騰與對照可能已基本相近，從而導(dǎo)致土壤含水量無顯著差異。同時盡管各采伐處理在采伐后2 a因大量剩余物歸還，使得土壤有機質(zhì)含量短期增加[11]，但因采伐后一方面地表凋落物分解速率加快，另一方面凋落物的歸還數(shù)量減少，這將導(dǎo)致地表有機質(zhì)層的數(shù)量逐漸下降，隨著時間的推移使得各采伐處理在伐后8 a時，土壤有機質(zhì)含量逐漸接近未采伐的林分。本研究的各采伐處理均未引起土壤溫度明顯增加，主要是由于采伐后的剩余物平鋪于地表形成遮光層，使太陽光照不能直接照射到土壤，導(dǎo)致土壤升溫不明顯。Dannenmann et al.[6]對歐洲山毛櫸(Fagussylvatica)、以及Fernández et al.[8]對藍桉(Eucalyptusglobulus)的研究表明，這兩個樹種的林分均在采伐后2 a土壤凈氮礦化速率出現(xiàn)增加，并且歐洲山毛櫸在采伐后6 a，藍桉在采伐后11 a土壤凈氮礦化速率與未采伐林分已無顯著差異，這與本研究測定的不同強度采伐對土壤凈氮礦化速率的影響結(jié)果相似。但Simard et al[4]對皆伐后21 a的北方森林研究表明，土壤無機氮質(zhì)量分數(shù)均顯著高于未采伐的林分，這表明本研究的次生林在受到采伐干擾后土壤凈氮礦速率能夠在相對較短的時間內(nèi)得到恢復(fù)。

在不同強度采伐處理后8 a，生長季各處理的土壤平均硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)無顯著差異，但生長季土壤平均銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)在皆伐后造林處理卻明顯低于50%強度采伐、25%強度采伐及對照。各處理土壤中的銨態(tài)氮和硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)差異主要是由凈氮礦化速率、凈硝化速率及植物吸收的不同引起[17-19]。根據(jù)我們的測定，本研究的各處理間土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率均無顯著差異。皆伐后造林處理與其他處理不同的是皆伐后營造了落葉松，這導(dǎo)致該處理的林分樹種組成與其他處理完全不同。有研究表明落葉松為喜銨樹種，其在生長過程中以吸收銨態(tài)氮為主[20-21]。傅民杰[22]對同一地區(qū)4種森林類型土壤氮動態(tài)的研究也發(fā)現(xiàn)，落葉松林的銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)為4種林型中最低，可能是在皆伐后造林處理因落葉松對銨態(tài)氮的大量吸收，導(dǎo)致了該處理土壤銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)明顯下降。然而落葉松對銨態(tài)氮的大量吸收將減少硝化作用的底物，進而降低硝態(tài)氮的生產(chǎn)。但實際測得的皆伐后造林處理硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)并未出現(xiàn)明顯降低，這可能是落葉松在吸收大量銨態(tài)氮的同時，也減少了硝態(tài)氮的吸收，并以此作為對硝態(tài)氮生產(chǎn)減少的“補償”。不同強度采伐處理對土壤硝態(tài)氮占無機氮的比例影響不顯著，這與陳洪連等在采伐后2 a測定的各采伐處理土壤硝態(tài)氮占無機氮比例均明顯高于對照的結(jié)果不同[15]。這說明采伐后經(jīng)過8 a的恢復(fù)，土壤氮素流失的風險已明顯降低。

東北溫帶的次生雜木林經(jīng)過不同強度采伐處理后8 a，各采伐處理與未采伐林分的土壤含水量、土壤溫度以及土壤有機碳含量均無顯著差異，采伐后隨著林地環(huán)境的恢復(fù)各采伐處理的土壤凈氮礦化速率和凈硝化速率與未采伐林分已無顯著差異。

在東北溫帶的次生雜木林，經(jīng)過50%強度采伐和25%強度采伐處理后8 a，土壤平均硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)與平均銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)與未采伐的林分無顯著差異；當皆伐后營造落葉松，導(dǎo)致林地土壤平均銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)顯著下降，但對土壤平均硝態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)無明顯影響。經(jīng)過不同強度采伐干擾后8 a，東北溫帶次生雜木林的土壤氮素流失風險已明顯降低。