林分密度对杉木人工林土壤理化性质和酶活性的影响

汪星星, 廖文海, 孟芳芳, 蒋 政, 曹光球, 曹世江

(1.福建农林大学林学院;2.国家林业局杉木工程技术研究中心,福建 福州 350002)

林分密度是森林经营中人为控制的主要因子,适宜的林分密度不仅会促进林下植被生长、维护林地植被多样性,还可以起到保水保肥的作用,从而提高林木生产力,达到提高大径材培育的目标[1].Lomina et al[2]研究表明,中等林分密度的格木(Erythrophleumfordii)幼林能够显著改善土壤的水分利用和营养成分状况,对林下植被多样性也具有显著的促进作用;杜满义等[3]针对不同林分密度的油松(Pinustabuliformis)林的土壤水分特性研究得出,林分密度对土壤表层水分的影响大于深层土壤;丁波等[4]针对不同林分密度的杉木(Cunninghamialanceolata)人工林土壤酶活性进行研究,结果证明林分密度增大可以显著提升土壤酶活性.

目前,人工林主要有两种营林措施,分别是全林经营和目标树经营.目标树经营作为一种效果良好的单株择伐经营方式,可以显著促进目标树生长,但是未关注非目标树的生长情况;全林经营未伐除非目标树和不良木,不能有效提高森林的经济效益.本研究采取一种新的营林措施——以目标树为架构的全林经营模式,对杉木人工林进行研究,此模式是在充分满足目标树生长条件的同时,关注目标树以外的树木的生长情况,提高全林生长量、价值量和中间收益的育林方法.魏军红[5]认为,以目标树为架构的全林经营模式,综合了全林经营和目标树抚育两种育林方式的优点,既提高了投资收益,又充分利用了林地的生产力,挖掘了目标树的生长潜力,实现了多赢的结果.

杉木是我国南方最主要的造林树种之一.据第九次全国森林资源清查数据,杉木人工林面积已占据我国人工林总面积的29%[6].但是,经营方式不当导致杉木人工林出现生产量下降、林分环境恶化、地力下降等问题,严重制约了杉木林地的可持续发展和林分效益的提升.本研究以杉木人工林为研究对象,采取以目标树为架构的全林经营模式,探索林分密度对土壤理化性质和酶活性的影响,以期为杉木人工林物种多样性保育和生态系统服务功能提升提供理论支撑.

1 材料与方法

1.1 研究地概况

试验林位于福建省洋口国有林场,地处武夷山脉北段东南侧,属于中亚热带气候,林场地形以低山丘陵为主;海拔约600 m,处于黄壤、红壤交接带,土壤肥沃,坡度25°;年平均降水量2 000 mm,主要集中在3—8月;无霜期可达310 d;夏季平均温度28～29 ℃,冬季平均温度19 ℃;年平均蒸发量约1 400 mm[7].优势树种为杉木,林下灌木主要为盐肤木(Rhuschinensis)、苦竹(Pleioblastusamarus),草本植物主要有乌毛蕨(Blechnumorientale)、乌蕨(Stenolomachusana)、五节芒(Miscanthusfloridulus)等.

1.2 样地设置和样品采集

试验林地为2008年种植的纯杉木人工林,采用完全随机区组设计,2019年3月依据生长量并综合目标树在林地的空间布局,确定目标树并作标记,伐除干扰树,对目标树进行树体控制,所有林分均采用以目标树为架构的全林经营模式.设置5个处理,每个处理共3个重复:(1)目标树密度为135株·hm-2,林分密度为900株·hm-2,记为A1样地;(2)目标树密度为135株·hm-2,林分密度为1 200株·hm-2,记为A2样地;(3)目标树密度为135株·hm-2,林分密度为1 500株·hm-2,记为A3样地;(4)目标树密度为135株·hm-2,林分密度为2 100株·hm-2,记为A4样地;(5)目标树密度为9株·hm-2,林分密度为2 505株·hm-2,记为CK样地.

本试验于2021年10月开始,在每块样地内,按照“品”字形布设样点,分别采集各样点0～20、20～40、40～60 cm土层的土壤样品.用容积100 cm3的环刀取原状土样,用于土壤质量含水量、最大持水量、毛管持水量、最小持水量、土壤容重及土壤孔隙度等物理性质的测定.在每一层均匀取土,然后将同一层土壤等量充分混合后,随机取1 kg左右土样,贮存在自封袋中,带回实验室内.土样分两批保存:一批在实验室过2 mm筛后放入4 ℃冰箱内保存,用于土壤铵态氮、硝态氮质量分数的测定;另一批在实验室内自然风干后过2 mm筛及0.149 mm筛保存,用于土壤其他化学性质的测定.

1.3 土壤理化性质和酶活性测定

1.3.1 土壤理化性质 (1)土壤物理性质与养分质量分数测定:采用环刀法测定土壤物理性质[8];采用电位法测定土壤pH[9];用电感耦合离子发射光谱仪(PE optima 8000)测定全钾、全铝、全铁质量分数[10].

(2)土壤铵态氮、硝态氮质量分数的测定:将过2 mm筛后的新鲜土壤用2 mol·L-1的KCl溶液浸提,水土质量比为10∶1,并于室温下振荡30 min(170 r·min-1),用离心机于9 000 r·min-1下离心12 min,将滤液置于连续流动分析仪(Skala San++)上进行测定[11].

(3)土壤微生物生物量碳(microbial biomass carbon, MBC)和微生物生物量氮(microbial biomass nitrogen, MBN)质量分数的测定:采用氯仿熏蒸浸提法[11]进行测定.称取5 g过0.149 mm筛后的新鲜土壤,置于50 mL烧杯中,并与装有50 mL 0.5 mol·L-1的NaOH溶液和无乙醇的氯仿的烧杯共同置于真空干燥箱中, 5 min后,抽空真空干燥箱里的空气,并确保氯仿沸腾,于黑暗真空中熏蒸16 h.然后将装有NaOH溶液和氯仿的烧杯从真空干燥箱中移出,并用油泵反复抽气,使土壤中的氯仿气味消失,直接用总有机碳分析仪(岛津TOC-VCPH)测定土壤MBC和MBN质量分数.

ω(MBC)=ωC/KC

ω(MBN)=ωN/KC

其中,ωC和ωN分别为熏蒸和未熏蒸土样浸提液中有机碳和全氮质量分数的差值,KC为转换系数0.45.

1.3.2 土壤酶活性 使用土壤酶活性试剂盒(Sino Best Bio.,中国)测定脲酶、多酚氧化酶、酸性磷酸酶和蔗糖酶活性[12].

1.4 数据分析

利用SPSS 26.0软件对数据进行整理和分析,并采用单因素方差分析不同林分密度杉木人工林土壤理化性质和酶活性的差异显著性.利用Origin 2019软件作图.

2 结果与分析

2.1 林分密度对林下土壤物理性质的影响

如表1所示,土壤质量含水量基本随着土层的加深而呈现下降的趋势.除A4样地外,其他样地的土壤质量含水量均表现为0～20 cm>20～40 cm>40～60 cm.A1和A2样地中0～20 cm与40～60 cm土层的质量含水量具有显著差异(P<0.05);A4样地中0～20 cm土层的质量含水量与其他土层均具有显著差异(P<0.05).20～40 cm土层下,A4和CK样地的质量含水量与其他样地呈显著差异(P<0.05),其余样地间无显著差异(P>0.05).

表1 以目标树为架构的全林经营模式下林分密度对土壤水分状况的影响1)

除A4样地外,土壤最大持水量基本随着土层的加深呈现下降趋势.20～40 cm土层下,A3样地的最大持水量与A2、CK样地有显著差异(P<0.05);40～60 cm土层下,A2、A4样地的最大持水量与其他样地均有显著差异(P<0.05).A3样地中0～20 cm与40～60 cm土层的最大持水量无显著差异(P>0.05);而A2样地中表层土壤的最大持水量与其他土层之间均有显著差异(P<0.05)(表1).

除A4样地外,其余样地的毛管持水量均随着土层的加深而呈现递减的趋势.0～20 cm土层下,不同样地的毛管持水量之间无显著差异(P>0.05);20～40 cm土层下,A4样地的毛管持水量与A1、A3、CK样地呈显著差异(P<0.05);40～60 cm土层下,A2样地的毛管持水量与其他样地呈显著差异(P<0.05).A1和A2样地中0～20 cm与40～60 cm土层的毛管持水量呈显著差异(P<0.05);A4和CK样地中0～20 cm土层的毛管持水量与其他土层呈显著差异(P<0.05)(表1).

除A4样地外,其余样地的最小持水量均随着土层的加深而呈现递减的趋势.20～40 cm土层下,A4样地的最小持水量与A1、A3、CK样地呈显著差异(P<0.05);而0～20 cm和40～60 cm土层下,不同样地的最小持水量之间无显著差异(P>0.05).A1和A2样地中0～20 cm与40～60 cm土层的最小持水量呈显著差异(P<0.05);A4和CK样地中0～20 cm土层的最小持水量与其他土层均呈显著差异(P<0.05)(表1).

如表2所示,土壤容重随着土层的加深而增大.20～40 cm土层下,A4样地的土壤容重与其他样地呈显著差异(P<0.05);0～20 cm和40～60 cm土层下,不同样地的土壤容重之间无显著差异(P>0.05).A1、A2、A4样地中0～20 cm土层的土壤容重与其他土层呈显著差异(P<0.05).

表2 以目标树为架构的全林经营模式下林分密度对土壤容重和孔隙状况的影响1)

除A4样地外,其他样地的非毛管孔隙度均随着土层的加深而降低.20～40 cm土层下,A4样地的非毛管孔隙度与其他样地呈显著差异(P<0.05);0～20 cm和40～60 cm土层下,不同样地的非毛管孔隙度之间无显著差异(P>0.05).A2和CK样地中40～60 cm土层的非毛管孔隙度与其他土层呈显著差异(P<0.05);A3样地中20～40 cm土层的非毛管孔隙度与其他土层呈显著差异(P<0.05)(表2).

毛管孔隙度和总孔隙度随着土层的加深变化不大.20～40 cm土层下,A1样地的毛管孔隙度与A2、CK样地呈显著差异(P<0.05);而0～20 cm土层下,不同样地的毛管孔隙度和总孔隙度均无显著差异(P>0.05).A1、A4、CK样地中0～20 cm与40～60 cm土层的毛管孔隙度呈显著差异(P<0.05),而总孔隙度之间无显著差异(P>0.05)(表2).

从表3可以看出:林分密度对土壤容重、非毛管孔隙度和毛管孔隙度有极显著影响(P<0.01);土层对土壤水分指标及土壤容重、毛管孔隙度均有极显著影响(P<0.01);林分密度与土层的交互作用对各指标均无显著影响(P>0.05),这说明在本试验条件下,土壤容重和孔隙状况不存在林分密度与土层耦合效应.

表3 林分密度和土层及其交互作用对土壤水分状况、土壤容重及孔隙状况的影响

2.2 林分密度对林下土壤化学性质的影响

2.2.1 对土壤全钾、全铝、全铁质量分数及pH的影响 如图1所示,除A2和A4样地外,其余样地的全铝质量分数均随着土层的加深呈上升趋势.0～20 cm土层下,A2和A4样地的全铝质量分数与其他样地呈显著差异(P<0.05);20～40 cm土层下,A2与A3样地的全铝质量分数呈显著差异(P<0.05);40～60 cm土层下,不同样地的全铝质量分数之间无显著差异(P>0.05).A1和CK样地中表层土壤的全铝质量分数与其他土层之间呈显著差异(P<0.05);其他样地中不同土层的全铝质量分数之间无显著差异(P>0.05).

柱上不同大写字母表示相同土层下不同密度处理间差异显著(P<0.05),不同小写字母表示相同密度处理下不同土层间差异显著(P<0.05).

土壤全钾质量分数随着土层的加深未呈现规律性变化.40～60 cm土层下,A4样地的全钾质量分数与其他样地呈显著差异(P<0.05);其余土层下,不同样地的全钾质量分数均无显著差异(P>0.05).各样地中不同土层的全钾质量分数之间无显著差异(P>0.05)(图1).

除A2和A4样地外,其余样地的全铁质量分数均随着土层的加深而增大.相同样地中不同土层之间和同一土层不同样地之间的全铁质量分数均无显著差异(P>0.05)(图1).

随着土层的加深土壤pH变化不明显.同一土层下,不同样地的pH无显著差异(P>0.05).A1和A4样地中20～40 cm土层的pH与其他土层之间有显著差异(P<0.05);A3样地中40～60 cm土层的pH与其他土层之间有显著差异(P<0.05)(图1).

2.2.2 对土壤碳库和氮库的影响 由图2可以看出,随着土层的加深,铵态氮质量分数基本呈下降趋势.相同土层下,不同样地的铵态氮质量分数无显著差异(P>0.05).A1和CK样地中,3个土层的铵态氮质量分数均呈显著差异(P<0.05);而其他样地中不同土层的铵态氮质量分数之间无显著差异(P>0.05).

随着土层的加深,土壤硝态氮质量分数的变化未呈明显规律性.相同土层下,不同样地的硝态氮质量分数之间无明显差异(P>0.05).除CK样地外,其他样地中不同土层的硝态氮质量分数之间无显著差异(P>0.05);而CK样地中0～20 cm土层的硝态氮质量分数与其他土层均呈显著差异(P<0.05)(图2).

总体上,土壤MBC和MBN质量分数均随着土层的加深呈下降趋势.相同土层下,不同样地的MBC和MBN质量分数之间均无显著差异(P>0.05).A2样地中0～20 cm土层的MBC质量分数与其他土层呈显著差异(P<0.05);A2和A4样地中40～60 cm土层的MBN质量分数与其他土层呈显著差异(P<0.05);其余样地中不同土层的MBC和MBN质量分数之间均无显著差异(P>0.05)(图2).

柱上不同大写字母表示相同土层下不同密度处理间差异显著(P<0.05),不同小写字母表示相同密度处理下不同土层间差异显著(P<0.05).

2.3 林分密度对林下土壤酶活性的影响

如图3所示,土壤的脲酶活性随着土层的加深基本呈下降趋势.0～20 cm和20～40 cm土层下,CK样地的脲酶活性与其他样地呈显著差异(P<0.05);40～60 cm土层下,A1和A2样地的脲酶活性与其他样地呈显著差异(P<0.05).A2、A4和CK样地中0～20 cm与40～60 cm土层的脲酶活性之间呈显著差异(P<0.05);A3样地中0～20 cm与20～40 cm土层的脲酶活性之间呈显著差异(P<0.05);但A1样地中不同土层的脲酶活性之间无显著差异(P>0.05).

酸性磷酸酶活性随着土层的加深呈下降趋势.0～20 cm土层下,CK样地的酸性磷酸酶活性与A1、A4样地呈显著差异(P<0.05);20～40 cm土层下,CK样地的酸性磷酸酶活性与其他样地呈显著差异(P<0.05);40～60 cm土层下,A3样地的酸性磷酸酶活性与其他样地呈显著差异(P<0.05).A2和A4样地中0～20 cm与40～60 cm土层的酸性磷酸酶活性之间呈显著差异(P<0.05);A1样地中不同土层的酸性磷酸酶活性之间均呈显著差异(P<0.05)(图3).

除A3样地外,其余样地的多酚氧化酶活性随着土层的加深整体呈下降趋势.0～20 cm土层下,不同样地的多酚氧化酶活性之间无显著差异(P>0.05);20～40 cm和40～60 cm土层下,A3样地的多酚氧化酶活性与其他样地呈显著差异(P<0.05).A2和A3样地中不同土层的多酚氧化酶活性之间无显著差异(P>0.05);A1、A4和CK样地中0～20 cm土层的多酚氧化酶活性与其他土层之间差异显著(P<0.05)(图3).

土壤蔗糖酶活性随着土层的加深大体呈升高趋势.0～20 cm土层下,A2和A4样地的蔗糖酶活性与其他样地具有显著差异(P<0.05);20～40 cm土层下,A1和A4样地的蔗糖酶活性与其他样地具有显著差异(P<0.05);40～60 cm土层下,不同样地的蔗糖酶活性之间均无显著差异(P>0.05).A2和CK样地中表层土壤的蔗糖酶活性与其他土层有显著差异(P<0.05);A1样地中20～40 cm土层的蔗糖酶活性与其他土层有显著差异(P<0.05)(图3).

柱上不同大写字母表示相同土层下不同密度处理间差异显著(P<0.05),不同小写字母表示相同密度处理下不同土层间差异显著(P<0.05).

3 讨论

3.1 林分密度对土壤理化性质的影响

本研究表明,土壤最大持水量、最小持水量、毛管持水量和质量含水量均随土层深度的加大而降低.这与王立超等[14]的研究结果相同.一方面是因为上层土壤对下层土壤存在挤压,重力作用导致土层越深被挤压越紧,含水量越少;另一方面是因为植物凋落物和植物根系大量存在于表层土壤中,腐殖质加速分解,使得含水量较高.林分密度改变会导致林内环境发生变化,从而影响土壤理化性质.本研究中,林分密度和土层对土壤容重均有极显著影响,此结论与柳晓娜等[13]的观点一致.土壤孔隙度直接影响土壤的透气性,且非毛管孔隙度是影响土壤储水量的重要因素.本研究中,林分密度对土壤非毛管孔隙度影响显著,可能是因为杉木的根系生物量较大,利于土壤非毛管孔隙度的增加.

土壤养分是维持森林生产力的基础,林分密度的改变会影响林下环境,进而影响土壤物质循环和养分周转,引起土壤养分的变化[15].但是在本研究中,全钾和全铁质量分数在不同密度处理之间无显著差异,这与张辉等[16]的研究结果有所差异,原因可能是后者采取了目标树经营模式,对目标树进行施肥对杉木人工林的养分质量分数存在较大的影响.

不同林分密度处理下,土壤铵态氮、硝态氮、MBC和MBN质量分数均无显著差异,说明该地区杉木人工林土壤碳、氮质量分数相对比较稳定.这主要是因为碳、氮是植物的主要成分,植物会以固定的比例吸收土壤中的碳、氮元素,并在其凋亡时全部返还给土壤[17].土壤pH趋于稳定,在不同林分密度处理下无显著差异,这可能与试验样地是成熟林有关.

3.2 林分密度对土壤酶活性的影响

由于受到太阳辐射、降雨截留和林冠大小的影响,不同林分密度构成了不同的微环境,并显著影响优势树种生长、林下植被物种多样性和枯落物输入量的变化以及土壤有机质的分解,诱发土壤微生物多样性和活性的变化,进而影响土壤酶活性的变化[18].土壤酶是土壤的生物催化剂,对维持土壤生态系统的稳定起着重要作用[19].随着土层的加深,脲酶、酸性磷酸酶和多酚氧化酶活性大体呈降低趋势,这与张辉等[16]的研究结果相似.表层土壤酶活性较高可能是因为以目标树为架构的全林经营模式改善了林下植被的生长环境,提高了林下植被的多样性和数量,促进了微生物代谢,进而释放了大量的酶类[20].CK样地中0～20 cm土层的脲酶和酸性磷酸酶活性与其他样地有所差异,但是多酚氧化酶活性无显著差异.此结果与张景谱等[21]以落叶松(Larixspp.)为研究对象的研究结果不符,其认为中度间伐和强度间伐能够增强土壤的多种酶活性.不同样地中蔗糖酶活性随着土层的加深没有一致的变化规律;而裴丙等[22]对太行山南麓侧柏(Platycladusorientali)人工林的研究发现,随着土层深度的加大,蔗糖酶活性呈降低的趋势.造成这些差异的原因可能是研究树种和研究区所在地理位置不同.

综上所述,林分密度对杉木人工林土壤理化性质和酶活性均有不同程度的影响.在实际栽培管理中应综合考虑经济效益和生态效益,选择适合的林分密度.