中度火干扰对兴安落叶松林土壤磷和钾元素的影响

王伟，张兴龙，窦旭，李飞，孙龙，胡同欣*

(1.东北林业大学 林学院，哈尔滨 150040; 2.内蒙古牙克石乌尔旗汉林业局，内蒙古 牙克石 022159;3.江西赣州市林业产业发展管理局，江西 赣州 341000)

0 引言

森林火灾是陆地森林生态系统中重要的干扰因素之一，全球每年约有300×106～460×106hm2陆地面积遭受森林火灾的影响[1]，这些森林火灾严重地改变了森林生态系统的结构与功能[2-4]。目前研究发现,火干扰对森林生态系统的影响主要体现在直接作用和间接作用，森林火灾直接可以造成大量的森林死亡，并向生态系统释放大量的CO2，导致温室效应加剧[5-6]，同时还可以间接加速森林生态系统的物质循环和能量流动，以及改变火后的土壤环境来促进森林生态系统的恢复[7-9]。因此在全球气温升高的背景下需要进一步量化火干扰对森林生态系统的影响，这对于加强火后森林生态系统管理，维持森林生态系统的生态服务功能具有重要的生态学意义[10-11]。

北方针叶林生态系统约占陆地总面积的14.5%和森林总面积的30%，其分布面积约为1.89×109hm2。高纬度北方针叶林生态系统在维持全球生态平衡方面具有重要意义，对全球气候变化也最为敏感[12-13]。森林火灾是北方针叶林生态系统的重要干扰因子之一，目前火干扰对北方针叶林生态系统养分元素和土壤环境因子的影响还缺乏系统深入的研究，大部分研究多集中于火干扰对北方森林生态系统碳氮循环影响的研究，对火后土壤磷元素与钾元素的影响还缺乏系统、深入的研究[14-16]，这直接导致火干扰对北方针叶林生态系统养分元素循环的影响带来许多不确定性。

土壤磷元素与钾元素均是植物生长的重要营养元素，在植物生长发育过程中，其参与60种以上酶系统的活化、光合作用同化产物的运输、碳水化合物的代谢和蛋白质的合成等过程[17-18]。北方针叶林林下环境湿冷，不利于有机质的矿化，从而使得大量养分积累在林床层中[19]，森林火灾通过燃烧有机质，可以直接释放无机态的磷，也能通过改变土壤环境促进有机质的矿化，进而影响磷元素和钾元素的循环[20-22]。

中国大兴安岭地区是我国最大的北方针叶林生态系统分布区域，其主要树种是兴安落叶松(Larixgmelinii)，约占大兴安岭森林总面积的80%以上[23]。该区域是欧亚北方针叶林生态系统的最南缘和寒温带森林的过度带，受到最显著气候变化的影响，同时该区域也是我国森林火灾的高发区域[24]。为深入理解林火对兴安落叶松林生态系统结构与功能的影响，研究林火对于林下土壤环境的影响，将对火后土壤肥力管理、植被恢复与多样性的保护均具有重要意义。本研究以大兴安岭漠河地区2012年火烧区域为研究对象，选择火后3 a火烧区域作为研究区域，综合分析火干扰对土壤全磷、全钾、速效磷和速效钾的影响，量化分析速效磷、速效钾与土壤性质的关系。该研究结果将为进一步深入了解火干扰对我国北方针叶生态系统土壤磷元素和钾元素的循环提供数据基础。

1 研究区概况与研究方法

1.1 研究区概况

研究样地位于黑龙江省漠河县内的古莲林场，该地区位于大兴安岭北麓，地理位置坐标为北纬52°10′～53°33′，东经124°07′～124°20′，是中国纬度最高的地域。该地是我国寒温带针叶林的主要分布区域，属于温带大陆性季风气候，冬季寒冷干燥。全年降雨集中在夏季的7—8月份，年平均降水量为460.8 mm。该地区全年平均气温在-5.5 ℃，气温年较差为49.3 ℃，全年平均无霜期为86.2 d。该实验区域土壤以棕色针叶林土为主，土壤土层较薄，一般约为10～30 cm[25]。由于常年气温较低，分解与转化有机物的微生物活动受到限制，加之冻融期土壤过湿，使养分的转化与氧化过程减弱，养分循环速率较慢。

实验样地中主要乔木树种为兴安落叶松(LarixgmeliniiRupr.)和白桦(BetulaplatyphyllaSuk.),主要灌草为柴桦(BetulafruticosaPall.)、笃斯越桔(Sementrigonellae)、杜香(LedumpalustreL. var.palustre)和小叶章(CalamagrostisangustifoliaKom.)和山刺玫(RosadavuricaPall.)等。

1.2 实验设计

研究选择在2012年5月8日过火区域设置实验样地，于2015年5月在兴安落叶松林过火区域设置过火样地，在邻近未过火区域设置与之相对应的对照样地。分别设置3块20 m×20 m的样地，共计6块样地。本研究以Keeley[26]提出的火强度划分方法为依据，通过调查确定火烧区域为中度火烧，兴安落叶松林过火区域样地内林木死亡率为40%，枯枝落叶层和半腐层被烧毁，半腐层以下没有受到火烧影响，颜色保持不变，树干熏黑高度平均为2.1～2.7 m。过火样地与对照样地土壤性状基本信息和实验样地内基本信息见表1和表2。

表1 样地土壤性状基本信息

表2 实验样地内基本信息

注：DBH.胸径; OML.有机质层厚度; *.优势种; 1.兴安落叶松.; 2.白桦。

Note: DBH. Diameter at breast height; OML. The depth of organic material layer; *. Dominant species;1.LarixgmeliniiRupr.; 2.BetulaplatyphyllaSuk.

1.3 实验分析

本研究采用5点取样法进行取样，将取得土样分为0～10 cm和10～20 cm两层土，以下简称上层和下层土壤。将同一样地的5个取样点相同层次的土壤均匀混合后过2 mm筛，装入封口袋中，放入保温箱，带回实验室做室内分析。试验从2016年5月开始至2017年10月结束，包括两个生长季和一个冬季，共采样8次。

1.4 土壤理化性质的测定

本研究中土壤含水率采用土壤绝对含水率(SWC，%)，使用电子称称量10 g自然湿土土壤，放入烘箱内在105 ℃的条件下进行反复烘干直至铝盒重量不再变化为止，按照公式(1)计算出土壤含水率[27]：

SWC=(M0-M1)/M1×100% 。

(1)

式中：M0为土壤湿质量，g；M1为土壤干质量，g。

土壤pH使用电位法测定，使用PHS-3C型pH计测量pH[27]。土壤速效钾使用火焰比色法测定，土壤速效磷使用磷钼蓝比色法测定[27]。土壤全磷使用德国seal连续流动分析仪(BRAN+LUEBBE-AA 3)测定，土壤全钾使用氢氧化钠碱熔-火焰光度计法进行测定[27]。

1.5 数据统计分析

在本章数据分析过程中使用SPSS 19.0(SPSS Institute, Inc., Chicago, IL, USA)统计软件进行数理统计分析。对上层和下层土壤理化性质以及过火样地和对照样地土壤理化性质是否存在显著性差异均采用配对t检验法(Paired samples T test)进行检验。对火后样地中土壤性质月份间的差异采用单因素方差分析(One-way ANOVA test)，并利用LSD (Least-significant differences)检验方法进行多重比较。利用皮尔逊相关系数(r)分析土壤AP、AK和土壤含水率(SWC)和pH之间的关系。本研究中显著性水平为P<0.05。

2 结果与分析

2.1 火后土壤环境因子的动态变化

对照样地中上层和下层土壤含水率(SWC)在均存在显著的季节动态变化(P<0.05)，而在过火样地上层和下层土壤的含水率均不存在显著的季节动态变化(P>0.05)，如图1(a)、(b)所示。过火样地上层土壤SWC、对照样地上层土壤SWC、过火样地下层土壤SWC、对照样地下层土壤SWC平均值分别为(98.59±36.00)%、(37.08±6.76)%、(48.91±21.53)%、(22.55±5.23)%。与对照样地相比，过火样地上层和下层土壤SWC均要显著升高(P<0.05)。同时，过火样地和对照样地上层土壤SWC均要显著高于对应过火样地和对照样地下层土壤SWC(P<0.05)。

过火样地上层土壤pH存在显著季节动态变化(P<0.05)，而下层土壤pH则不存在显著的季节动态变化(P>0.05)，如图1(c)(d)所示。对照样地中上层土壤pH在各月份之间不存在显著的季节动态变化(P>0.05),下层土壤pH存在显著的季节动态变化(P<0.05)。过火样地上层土壤pH、对照样地上层土壤pH、过火样地下层土壤pH、对照样地下层土壤pH平均值分别为3.78±0.10、4.05±0.14、3.63±0.07、3.98±0.11。过火样地上层和下层土壤pH均要显著小于对应对照样地上层和下层土壤pH(P<0.05)。过火样地土壤上层pH要显著高于下层土壤(P<0.05)，而对照样地土壤上层和下层pH则不存在显著差异(P>0.05)。

图1 火后土壤含水率(SWC)和土壤pH的动态变化

2.2 火干扰对土壤全磷和全钾的影响

过火样地上层土壤全磷(TP)、对照样地上层土壤TP、过火样地下层土壤TP、对照样地下层土壤TP平均值分别为(0.75±0.10)、(0.57±0.05)、(0.48±0.07)、(0.36±0.10) g/kg,如图2(a)和(b)所示。与对照样地相比，过火样地上层和下层土壤TP含量分别增加了约56%和31%，其中过火样地上层土壤TP显著高于对照样地上层土壤TP(P<0.05)，而过火样地下层土壤TP也高于对照样地下层土壤TP，并且两者存在边缘显著相关关系(P=0.056)。同时，研究结果表明，过火样地和对照样地上层土壤TP均显著高于对应下层土壤TP(P<0.05)。

过火样地上层土壤全钾(TK)、对照样地上层土壤TK、过火样地下层土壤TK、对照样地下层土壤TK平均值分别为(14.41±0.86)、(10.93±0.05)、(15.94±2.76)、(12.75±1.07) g/kg，如图2(c)和(d)所示。与对照样地相比，过火样地上层和下层土壤TK含量分别增加了约33%和25%，其中过火样地上层土壤TK显著高于对照样地上层土壤TK(P<0.05)，而过火样地下层土壤TK与对照样地下层土壤TP则不存在显著相关性(P>0.05)。同时，火烧样地和对照样地上层土壤TK与对应下层土壤TK均不存在显著差异(P>0.05)。

图2 火后土壤全磷(TP)和全钾(TK)的变化

2.3 火后土壤有效磷和速效钾的动态变化

过火样地和对照样地中上层和下层土壤有效磷(AP)在各月份之间均存在显著的动态变化(P<0.05)，如图3(a)和(b)所示。过火样地上层土壤AP、对照样地上层土壤AP、过火样地下层土壤AP、对照样地下层土壤AP平均值分别为(34.46±10.53)、(47.35±8.57)、(26.10±6.52)、(41.94±7.83) mg/kg。过火样地上层和下层土壤AP均要显著低于对应对照样地上层和下层土壤AP(P<0.05)。过火样地和对照样地上层土壤AP与其对应的下层土壤AP不存在显著差异(P>0.05)。

过火样地上层土壤速效钾(AK)在各月份之间存在显著的动态变化(P<0.05)，而在对照样地上层土壤AK在各月份之间不存在显著的动态变化(P>0.05)，如图3(c)所示。过火样地和对照样地下层土壤AK在各月份之间均不存在显著的动态变(P>0.05)，如图3(d)所示。过火样地上层土壤AK、对照样地上层土壤AK、过火样地下层土壤AK、对照样地下层土壤AK平均值分别为(483.40±146.22)、(379.99±106.78)、(283.87±126.43)、(278.98±138.68) mg/kg。过火样地上层和下层土壤AK平均值高于对应对照样地土壤上层和下层土壤AK，但是差异并不显著(P>0.05)。过火样地上层土壤AK显著高于下层土壤AK(P<0.05)，而对照样地上层土壤AK和下层土壤AK则不存在显著差异(P>0.05)。

图3 火后土壤有效磷(AP)和速效钾(AK)的动态变化

2.4 火后土壤有效磷与速效钾与环境因子的关系

通过相关性分析研究表明，对照样地上层土壤AP与土壤SWC、pH均不存在显著相关性;对照样地上层土壤AK与土壤SWC具有显著正相关关系，与土壤pH不存在显著相关关系。对照样地下层土壤AP、AK与土壤SWC、pH，均不具有显著相关性(表3)。过火样地上层土壤AP、AK与土壤SWC、pH均具有显著正相关关系，过火样地下层土壤AP与土壤SWC、pH不具有显著相关性，而过火样地下层土壤AK与土壤SWC具有显著相关性，但和土壤pH不具有显著相关关系(表3)。

表3 土壤有效磷(AP)与速效钾(AK)与土壤环境因子的相关性

注：**.在0.01水平上显著相关；*.在0.05水平上显著相关。

Note: **. Significantly correlated at the 0.01 level; *. Significantly correlated at the 0.05 level.

3 讨论

以往研究认为火干扰后矿质土壤中总磷和总钾的增加与森林燃烧过程产生灰分物质的量、火后土壤地表土壤侵蚀程度、地表径流量等因素密切相关[28]。Romanya等[29]研究发现森林火烧强度和持续时间直接影响土壤中无机元素含量。本研究发现，火烧3 a后上层土壤总磷和总钾均显著高于对照样地，表明火烧增加土壤总磷和总钾的含量。Certini[30]研究发现森林火灾可以将固定在地表土壤有机质和凋落物中有机态的磷和钾元素以无机态的形式释放出来，这些被释放出来的无机态磷和钾元素随着灰分物质的沉降返回到森林地表，从而增加了土壤磷和钾元素的含量，而也有部分研究表明火烧2 a后土壤总磷含量呈现下降趋势[31]。这些研究结果的差异，可能是由于不同森林生态系统间存在的差异所导致的。本研究所在的大兴安岭地区属于高纬度北方针叶林生态系统，该区域气候寒冷，生长期短，森林凋落物分解速率较低，有大量的养分储存在森林有机质层当中，一旦发生森林火灾将释放出大量灰分物质，而灰分物质当中的无机元素在火后的迁移中与地表的侵蚀和淋失具有密切联系[19]。火烧后地表腐殖质层被烧毁增加了地表径流，林冠层被破坏降低了降雨的截留作用，导致过火样地上层和下层土壤具有更高的土壤含水率，同时大兴安岭地区在生长季夏季多雨，过火样地地表径流增加，灰分物质中大量的养分元素通过淋失作用被重新分配到森林生态系统中，一部分进入到周围的水域生态系统，另一部分则进入到土壤中，重新被植物、土壤微生物和植物所利用[32]。同时火后环境促进植被的更新速度，大量的磷和钾元素被植物所吸收利用，导致大量的磷和钾元素被固定到植物体内，随森林凋落的分解返还到土壤当中，这可能是导致火后土壤总磷和总钾含量增加的主要原因[33]。

以往研究发现火后1～2 a内土壤速效磷与速效钾元素显著增加，这是因为高强度的森林火灾产生的灰分物质会导致火后短期内土壤表面速效元素增加，然而这种增加作用很难持久，Outeiro等[34]研究发现在火后1 a后速效钾元素含量低于火烧前水平，而Alcaniz等[35]研究发现土壤的速效磷与速效钾含量在火后1 a基本恢复到火烧前的水平，到火后9 a则低于火烧前的水平。本研究结果与这些研究结果比较一致，在火后3 a上层和下层土壤速效磷含量显著低于火烧前水平，而火后上层和下层土壤速效钾含量则与火烧前不存在显著的差异。产生这种原因一方面可能是火后森林郁闭度降低，受到雨水冲刷作用所导致的[33];相关研究发现植物生长每年要平均要消耗约112～224 kg/hm2的K+,火后植被恢复过程中对养分元素的吸收可能是导致土壤中速效养分元素含量在火后更长的时间尺度上降低的另一个原因[35]。

土壤水分是维持森林植物和微生物生长发育的必需环境要素，在制约土壤元素生物地球化学循环方面也起到至关重要的作用[36-37]。兴安落叶松林林床蓄积了大量土壤水，过多的水分降低了有机质的降解速率，使得大多养分积累在有机层和凋落物中，有些区域甚至发生泥炭化过程，深度达10 cm以上的林床也阻碍了落叶松种子接触土壤，进而影响种子的萌发与植被更新。林火去除了地表部分或是全部有机层，增加了土壤水分的存储，改善了土壤环境，为火后养分循环和种子萌发提供了有利环境[19,38]。本研究结果发现，土壤上层和下层中速效磷和速效钾含量与土壤水含量呈显著正相关关系，这一结果与火后土壤环境的改变有关。火后有机层较薄，难以储存水分，而矿物层土壤结构较为紧实有助于水分的存储。土壤中适宜的水分一般会促进林下凋落物层的分解，加速土壤微生物的活动，有利于土壤中速效元素的转化[39-41]。这些研究结果表明，火后土壤环境的改善为土壤中磷和钾元素的循环创造了有利环境，进而也说明林火对磷和钾元素的直接影响是短暂的，但是通过改变土壤环境对磷循环的间接影响是长期的，因此火干扰对高纬度北方针叶林生态系统的影响不能够被忽视。

土壤酸碱度也是影响森林土壤生物地球化学循环的重要因子，不仅可通过影响土壤微生物活动来影响元素转化，也可通过影响元素离子的存在形式影响土壤中的养分含量[28,42]。本研究发现，与对照样地相比火后上层和下层土壤pH均降低，这可能是由于森林火灾对林冠层产生了破坏，地表径流增加，火烧后产生灰分物质中的矿质离子与土壤胶体表面吸附的氢离子发生交换后进入土壤溶液中，导致氢离子随雨水流失到附近的水域中，从而使土壤pH降低[7,43-44]。以往研究表明我国寒温带针叶林森林生态系统土壤呈酸性，pH在4～5.5之间，土壤中含有大量的Al3+、Fe}、Mn2+，易于与土壤中PO43+结合，导致土壤pH和土壤速效养分元素之间不存在显著的相关性[22,45]，而本研究结果表明火干扰改变森林生态系统中土壤的水热分配，火后0～10 cm土层有效磷、速效钾与土壤pH呈现出显著的正相关关系，这说明在火后森林生态系统演替初期土壤表层速效养分元素不仅受到土壤水分的影响，同时火后土壤pH的变化也是限制火后土壤速效养分元素的重要土壤环境因子之一。

4 结论

林火显著改变了大兴安岭兴安落叶松林土壤磷和钾元素循环，在森林火灾发生3 a后，0～10 cm土壤总磷和总钾含量显著高于火烧前水平；而在0～10 cm和>10～20 cm土壤中速效磷含量低于火烧前的水平；0～10 cm和>10～20 cm土壤中速效钾含量基本恢复到火烧前的水平；火后演替初期土壤含水率和土壤pH是调控0～10 cm土壤速效磷和速效钾变化的主要土壤环境因子。未来需要进一步探究火后森林生态系统养分元素变化与植被恢复之间的关系，这对于揭示火后森林生态系统的恢复具有生态学意义。