劉小菊

(1.新疆農(nóng)業(yè)職業(yè)技術(shù)學(xué)院 園林科技學(xué)院， 新疆 昌吉 831100； 2.新疆農(nóng)業(yè)大學(xué) 林學(xué)與園藝學(xué)院， 新疆 烏魯木齊 830052)

喀納斯自然保護區(qū)是我國唯有的南西伯利亞山地南泰加林生態(tài)系統(tǒng)的代表，具有很高的保存和科研價值。喀納斯山地森林和其他北方森林一樣，火干擾是構(gòu)成其森林演替和生生不息的主要源動力[1]，也是泰加林碳循環(huán)的主要驅(qū)動力[2-3]?；鸶蓴_對喀納斯泰加林森林群落的物種組成結(jié)構(gòu)、生物多樣性格局和森林景觀的形成與維持起著舉足輕重的作用。大量研究表明，在全球氣候變暖背景下，北方針葉林未來林火干擾的頻率和強度都會增加[4-6]。研究火干擾對森林生態(tài)系統(tǒng)的影響，對制定林火管理措施具有非常重要的指導(dǎo)意義?；馃ㄟ^加熱直接或間接影響土壤微生物群落[7]，一般情況下，火燒能快速改變森林土壤理化性質(zhì)，土壤中養(yǎng)分的循環(huán)和分配亦會受到影響[8]。同時，林火還在維持植物區(qū)系組成和促進林木更新等方面具有重要意義[9]。森林生態(tài)系統(tǒng)火燒后對土壤養(yǎng)分具有短期和長期作用，而相關(guān)研究大多集中在火燒后短期內(nèi)土壤養(yǎng)分的變化過程[10-11]。林火對森林土壤影響方面的研究較多，有研究認(rèn)為，火干擾可迅速改變森林土壤的物理、化學(xué)和生物學(xué)性質(zhì)及養(yǎng)分的存儲狀態(tài)[12]，并且火對森林生態(tài)系統(tǒng)的影響還與研究區(qū)的火前林型和林火強度等因子密切相關(guān)[13]。森林土壤中養(yǎng)分的有效性不僅受火干擾的直接影響，而且火后林下土壤環(huán)境的改變也會影響N、P和K的存儲狀態(tài)和數(shù)量[14]。一般來說，低至中等烈度的森林火災(zāi)(如計劃火燒)會提高土壤的pH，促進林下植被更新，增加土壤營養(yǎng)的有效性[15]。國內(nèi)火干擾對土壤影響研究主要集中在林火如何影響北方針葉林(大興安嶺)林下土壤理化性質(zhì)方面[16-20]，對于養(yǎng)分(N、P和K)有效性變化的研究較少。目前，林火干擾對喀納斯泰加林土壤影響的報道較少，因此加強土壤對林火烈度的火后恢復(fù)時間響應(yīng)研究對喀納斯泰加林的可持續(xù)經(jīng)營具有重要現(xiàn)實意義。為此，以火燒后的喀納斯泰加林為研究對象，研究林火烈度和火后恢復(fù)時間對森林土壤化學(xué)性質(zhì)的長期影響，旨在為森林經(jīng)營管理者提供科學(xué)有效的林火管理策略，提高森林的可持續(xù)經(jīng)營管理水平。

1 材料與方法

1.1 材料

1.1.1 研究區(qū)概況 研究區(qū)域為喀納斯國家自然保護區(qū)?？{斯國家級自然保護區(qū)位于新疆阿勒泰地區(qū)布爾津縣西北部，東西長約74 km，南北寬約66 km。保護區(qū)地處歐亞大陸腹地，屬溫帶高寒山區(qū)氣候。年均氣溫-0.2℃，年均降水量1 065 mm，年均蒸發(fā)量1 097 mm，無霜期80～108 d。喀納斯的山地森林是南西伯利亞山地南泰加林在我國北方森林的典型代表。喬木優(yōu)勢樹種為西伯利亞落葉松(LarixsibiricaLedeb.)、西伯利亞云杉(PiceaobovataLedeb.)和西伯利亞紅松(Pinussibirica(Loud.) Mayr.)，伴生有西伯利亞冷杉(AbiessibiricaLedeb.)、疣枝樺(BetulapendulaRoth.)和山楊 (PopulustremulaLinn.)等。灌木優(yōu)勢種有大葉繡線菊(SpiraeachamaedryfoliaLinn.)、多刺薔薇(RosaspinosissimaLinn.)和藍果忍 (LoniceracearuleaLinn.)等。草本優(yōu)勢種有多葉苔草(CarexpolyphyllaKar. et Kir.)、白花砧 (GaliumborealeLinn.)、白喉烏 (AconitumleucostomumWorosch.)和老芒 (ElymussibiricusLinn.)等。

1.1.2 研究對象 研究時間為2017年6—8月，以喀納斯國家自然保護區(qū)尚未受到人為干擾的原始林火燒地為研究對象，具體為1967年(距研究時間49 a)與1978年(距研究時間39 a)的火燒樣地。

1.2 方法

1.2.1 樣地設(shè)置 于2017年6月中旬至8月中旬在喀納斯國家自然保護區(qū)尚未受到人為干擾的原始林中進行火干擾調(diào)查。調(diào)查發(fā)現(xiàn)，20世紀(jì)60—80年代火燒樣地的數(shù)量最多，為對比林火烈度和恢復(fù)時間對土壤化學(xué)性質(zhì)的影響，尋找到1967年火燒樣地和1978年火燒樣地，并將樣地林火程度劃分為高烈度(High-severity, HS)、中烈度(Moderate-severity, MS)和低烈度(Low-severity, S)。采用空間代替時間法，盡量保證樣地的地形條件基本相同，樣地基本情況見表1。所有樣地的大小均為900 m2(30 m×30 m)，樣地邊界離林緣至少50 m。

記錄樣地的經(jīng)緯度、海拔、坡度和坡向。采用林木火疤年齡分析法確定林分火干擾的發(fā)生歷史時間(年份)，即：正對火疤砍出一個斜面，根據(jù)內(nèi)部完整年輪數(shù)與整株樹木全部年輪數(shù)之差確定火疤木成疤時間，獲取火疤木形成層與木炭層之間的年輪數(shù)，最后依據(jù)調(diào)查時間(年份)推算火干擾的歷史發(fā)生時間(年份)[21]，將火干擾發(fā)生年份距離調(diào)查年份時間的長度簡稱為火后時間(恢復(fù)時間)；利用火疤木的外在屬性因子(成疤部位、火疤深度、火疤寬度、火疤高度即熏黑高度)將林火烈度劃分為高、中、低3個等級。

表1 樣地主要特征描述

1.2.2 土壤采樣 每個樣地沿坡體方向分別在上中下3個坡位各挖1個土壤剖面，記錄土壤剖面特征，在0～10 cm、10～25 cm土層用木鏟取樣1 kg左右風(fēng)干后去除雜物，過篩后進行分析。

1.2.3 測定指標(biāo) 土壤pH采用電位法，有機質(zhì)(SOC)采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法，全氮含量(TN)采用半微量凱氏法，全鉀含量(TK)采用火焰光度法，全磷含量(TP)采用鉬提抗比色法，堿解氮(AN)采用堿解擴散法，速效磷(AP)采用鉬銻抗比色法，速效鉀(AK)采用火焰光度計法。

1.2.4 數(shù)據(jù)處理 運用方差分析(ANOVA)研究林火烈度對土壤化學(xué)性質(zhì)的影響，多重比較采用LSD檢驗。運用SPSS 19.0和Excel 2010分析數(shù)據(jù)，OriginPro 2018作圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 火干擾因子對喀納斯泰加林0～10 cm土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

2.1.1 林火烈度 從圖1看出，林火烈度對喀納斯泰加林火后49 a的火燒跡地0～10 cm土壤的化學(xué)性質(zhì)有顯著影響，對火后39 a的火燒跡地除全氮、堿解氮和速效鉀以外的土壤化學(xué)性質(zhì)均有顯著影響。火燒后49 a的土壤有機碳、全氮、全磷、全鉀、堿解氮、速效鉀和速效磷含量隨林火烈度增加呈遞減趨勢，即在3種程度林火條件下，各指標(biāo)含量均為高烈度<中烈度<低烈度?；馃?9 a的土壤有機碳、全氮、堿解氮、速效鉀和速效磷含量均表現(xiàn)出與49 a相似的變化趨勢，全磷和全鉀含量為中烈度>低烈度>高烈度的趨勢。土壤pH隨林火烈度變化無明顯變化規(guī)律，土壤基本呈酸性?？傮w看，火燒后土壤養(yǎng)分含量隨林火烈度增強而下降，烈度越高，下降越明顯。

2.1.2 恢復(fù)時間 相同林火烈度條件下，不同恢復(fù)時間對火燒跡地0～10 cm養(yǎng)分含量影響明顯，土壤有機碳、全氮、全鉀、堿解氮、速效鉀和速效磷含量隨恢復(fù)時間的增加呈遞增趨勢。pH隨恢復(fù)時間的增加無明顯規(guī)律(圖1)。表明，火燒后隨恢復(fù)時間增加土壤養(yǎng)分呈上升趨勢，而由于火燒時間較長，無法推測火燒是否引起土壤pH的升高。

注：不同小寫字母表示同一恢復(fù)時間不同林火烈度間存在顯著差異(P<0.05)，下同。

Note: Different lowercase letters indicate significance of difference between different fire severity under same recovery years atP<0.05 level. The same below.

圖1不同恢復(fù)時間火燒跡地0～10 cm土壤的化學(xué)性質(zhì)

Fig.1 Chemical properties of soil with 0-10 cm depth in burned area after different recovery years

2.2 火干擾因子對喀納斯泰加林10～25 cm土壤化學(xué)性質(zhì)的影響

2.2.1 林火烈度 從圖2看出，林火烈度對火后49 a火燒跡地的10～25 cm土壤養(yǎng)分含量均有顯著影響，變化趨勢與0～10 cm的土壤變化趨勢相同，土壤養(yǎng)分含量隨林火烈度的增強而減少?；鸷?9 a的火燒跡地10～25 cm土壤除有機碳、全鉀和pH外，林火烈度對其他土壤化學(xué)性質(zhì)均無顯著影響。

2.2.2 恢復(fù)時間 林火相同烈度條件下，不同恢復(fù)時間火燒跡地10～25 cm土壤養(yǎng)分含量除速效磷和全鉀外，其他指標(biāo)含量均表現(xiàn)隨恢復(fù)時間的延長呈遞增趨勢(圖2)。土壤pH無明顯變化規(guī)律，但低烈度火燒跡地的土壤pH呈中性。

圖2 不同恢復(fù)時間火燒跡地10～25 cm土壤的化學(xué)性質(zhì)

3 結(jié)論與討論

林火對森林結(jié)構(gòu)和土壤的影響是長期的，而且因林火烈度和恢復(fù)時間而異。高烈度比中低烈度火燒跡地土壤有機碳、土壤氮含量恢復(fù)到火前水平需要更長的時間。土壤有機碳、全氮和堿解氮的含量隨恢復(fù)時間的延長呈上升趨勢。土壤pH、土壤磷和鉀含量對林火烈度和恢復(fù)時間的響應(yīng)不及土壤有機碳和氮強烈。0～10 cm的土壤對林火烈度和恢復(fù)時間的響應(yīng)比10～25 cm土壤敏感。

有關(guān)火燒引起土壤有機質(zhì)損失的報道很多[23-26]。MICHELOTTI等[23]研究表明，火燒后的土壤有機碳可減少1 071 g/m2，研究發(fā)現(xiàn)，從火后39 a到火后49 a，0～10 cm和10～25 cm土壤有機碳在高中低3個林火烈度下都呈遞增趨勢，因此，推測火燒引起土壤有機碳下降。林火高溫引起地表有機質(zhì)燃燒，其烈度越強，造成植物有機體死亡越多，土壤有機質(zhì)損失越高。研究結(jié)果表明，49 a火燒跡地0～10 cm土壤中高烈度火燒跡地有機碳含量比中低烈度的林地分別高45.54 g/kg和27.97 g/kg，10～25 cm土壤高烈度火燒跡地有機碳含量比中低烈度分別高26.73 g/kg和12.02 g/kg。表明高烈度火燒對有機碳的影響比中低烈度顯著，高烈度火燒比中低烈度火燒需要更長的時間才能恢復(fù)到火前水平，火后恢復(fù)時間越長有機碳濃度越高[27]。0～10 cm土層有3個指標(biāo)在不同林火烈度和恢復(fù)時間之間無顯著差異，而10～25 cm土層則有4個，表明表層土壤比深層土壤對林火烈度的響應(yīng)更強烈。

地表枯落物是土壤有機質(zhì)的來源，而有機質(zhì)又是土壤氮的來源。林火過后，地表枯落物大量減少，導(dǎo)致土壤氮的損失[28]。研究結(jié)果表明，0～10 cm和10～25 cm土壤全氮和堿解氮的濃度均為高烈度<中烈度<低烈度；火后49 a的火燒跡地土壤全氮和堿解氮含量均高于39 a的火燒跡地?；鸷?9 a的火燒跡地0～10 cm土壤全磷、全鉀、速效磷和速效鉀與氮的含量變化趨勢一致，鉀的變化與張玉紅的研究結(jié)論一致[29]。林火只有達到一定強度時，才會對森林地表覆蓋物和表層礦質(zhì)土壤全磷產(chǎn)生較大影響[30]。林地土壤鉀濃度中低烈度火燒跡地高于高烈度火燒跡地，原因主要是火燒對森林破壞較嚴(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，火后地表遭受高強度侵蝕和風(fēng)蝕的可能性也較高，經(jīng)地表雨水沖刷后，鉀元素淋融流失，出現(xiàn)土壤鉀質(zhì)量分?jǐn)?shù)降低的趨勢[30]?；鸷?9 a的火燒跡地全磷、全鉀、速效磷濃度的變化未表現(xiàn)出高烈度<中烈度<低烈度的規(guī)律性，表明林火引起土壤磷鉀變化趨勢較土壤有機質(zhì)和土壤氮的變化更為復(fù)雜。有研究報道，火燒造成土壤有效磷的增加[31]，但也有火燒后土壤有效磷降低的報道[10]。CERTINI[9]研究發(fā)現(xiàn)，火燒后土壤的有效鉀含量會出現(xiàn)短暫提高，谷會巖等[17]研究表明，火燒后一定時間內(nèi)土壤速效鉀含量會顯著降低。

不同林火烈度和恢復(fù)時間的火燒跡地土壤pH差異顯著，但變化無明顯規(guī)律?；鸶蓴_后釋放出部分金屬陽離子會中和土壤酸性，在經(jīng)過幾個月、幾年甚至幾十年的后會逐漸下降。而不同火燒跡地由于凋落物成分和土壤微生物活性的不同，導(dǎo)致土壤pH的恢復(fù)速度不同。