邱明紅，童思遠(yuǎn)，陳國(guó)德，符生波，符溶

（海南省林業(yè)科學(xué)研究所，海南海口 571100）

森林資源是一種可再生資源，具有很強(qiáng)的自我修復(fù)能力，但是林木的成長(zhǎng)并不能一蹴而就，一旦遭受破壞，自然恢復(fù)需要較長(zhǎng)時(shí)間[1]。近年來(lái)，部分森林生態(tài)系統(tǒng)受人為破壞及氣候條件等的影響，呈現(xiàn)逐漸退化趨勢(shì)。森林生態(tài)系統(tǒng)退化會(huì)影響生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)并打亂能量流動(dòng)過(guò)程，嚴(yán)重影響正常森林生態(tài)系統(tǒng)的演替，甚至造成生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的喪失[2]。

五指山市是海南省森林生態(tài)系統(tǒng)的核心區(qū)，森林覆蓋率較高，其中次生林占據(jù)著極高的比例，但因嚴(yán)重的人為破壞以及藤本植物的過(guò)度干擾，這些次生林普遍處于次生林演替的生態(tài)脆弱期[3]。為改善海南中部山區(qū)次生林群落演替較為緩慢甚至停滯不前的現(xiàn)狀，該文以阿陀嶺森林公園受金鐘藤危害嚴(yán)重的次生林為研究對(duì)象，通過(guò)對(duì)比不同恢復(fù)模式對(duì)次生林土壤及植被的恢復(fù)效果，篩選出能夠有效縮短次生林群落演替過(guò)程的恢復(fù)模式，為該區(qū)域次生林的可持續(xù)發(fā)展提供參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于五指山市阿陀嶺森林公園，地處五指山腹部地帶，屬熱帶雨林季風(fēng)氣候，土壤以砂質(zhì)紅壤為主，較為肥沃，生長(zhǎng)著大量熱帶天然林和人工林，森林資源極為豐富，主要喬木植物為假萍婆(Sterculia lanceolata)、厚皮樹(shù)(Lanneacoromandelica)、布渣葉 (Strophanthus divaricatus)、銀柴(Aporosa dioica)等。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地布設(shè)與植被調(diào)查

在試驗(yàn)地選擇三種恢復(fù)模式，分別為：植被自然恢復(fù)（M1）、適當(dāng)人為干預(yù)（M2）與人工恢復(fù)（M3）。具體方法如下：

M1處理：通過(guò)實(shí)地踏查等方式，在受藤本植物危害嚴(yán)重的次生林內(nèi)布設(shè)3個(gè)20m×20m的固定監(jiān)測(cè)樣方，定期對(duì)樣方內(nèi)的植物種類(lèi)、數(shù)量、蓋度等進(jìn)行調(diào)查并記錄。

M2處理：定期砍除研究區(qū)次生林樣地內(nèi)的藤本植物，其他同M1。

M3處理：清除次生林樣地內(nèi)的藤本植物后，在林窗或林分稀疏的地方，補(bǔ)植青皮、楓香等鄉(xiāng)土樹(shù)種，并定期（每隔3個(gè)月觀測(cè)一次）進(jìn)行觀測(cè)與撫育管理，其他同M1。

1.2.2 土樣采集與室內(nèi)分析

在研究區(qū)固定樣地內(nèi)隨機(jī)選取3處，做深度為60cm的土壤剖面。將土壤剖面自上而下劃分為3層（0～≤20cm、20＜～≤40cm、40＜～≤60cm） 進(jìn)行采取土樣，每層3個(gè)重復(fù)。用環(huán)刀取土1kg后，利用冰袋冷藏并迅速帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行土壤容重等指標(biāo)的測(cè)定；將土壤樣常溫風(fēng)干后，過(guò)2mm篩，用于測(cè)定土壤理化性質(zhì)。

土壤理化性質(zhì)測(cè)定：土壤容重、有機(jī)質(zhì)、全氮、全磷、全鉀等的測(cè)定方法參見(jiàn)《土壤分析技術(shù)規(guī)范》[4]；

1.3 多樣性統(tǒng)計(jì)方法

采用Shannon-Wiener指數(shù)[5]、Pielou均勻度指數(shù)[6]、生態(tài)優(yōu)勢(shì)度[7]來(lái)研究樣方內(nèi)植物多樣性特征，計(jì)算公式如下：

式中：S為樣方內(nèi)物種總數(shù)，N為樣方內(nèi)個(gè)體數(shù)之和，Pi為種i個(gè)體數(shù)占所有種個(gè)體數(shù)的比例，ni為第i種個(gè)體數(shù)。

1.4 數(shù)據(jù)分析

利用SAS軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)（P＜0.05），圖表制作采用Excel 2017軟件。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同恢復(fù)模式下次生林群落土壤理化性質(zhì)變化情況

2.1.1 不同恢復(fù)模式下各土層土壤容重變化分析

土壤容重是由土壤孔隙和土壤固體的數(shù)量來(lái)決定的。由圖1可知，0～≤20cm土層，土壤容重樣地M1與樣地M3土壤容重差異顯著（P＜0.05，下同）。20＜～≤40cm、40＜～≤60cm土層，不同恢復(fù)模式下的次生林樣地土壤容重大小差異均不顯著。

圖1 不同恢復(fù)模式處理下土壤容重差異性比較Fig.1 Comparison of soil bulk density under different restoration modes

2.1.2 不同恢復(fù)模式下各土層土壤養(yǎng)分變化分析

由表1可知，自然恢復(fù)和人工恢復(fù)模式下次生林樣地各土層土壤中的養(yǎng)分含量普遍低于適當(dāng)人為干預(yù)恢復(fù)模式下的次生林樣地，其中不同恢復(fù)模式下次生林樣地同一土層深度土壤中有機(jī)質(zhì)的含量差異均不顯著，自然恢復(fù)模式下的次生林樣地其0～40cm土層土壤中全鉀的含量顯著低于適當(dāng)人為干預(yù)恢復(fù)模式下的次生林樣地，人工恢復(fù)模式下的次生林樣地其0～≤20cm土層土壤中全磷的含量以及20＜～≤40cm、40＜～≤60cm土層土壤中總氮的含量均顯著低于適當(dāng)人為干預(yù)恢復(fù)模式下的次生林樣地。綜上可知，適當(dāng)人為干預(yù)恢復(fù)模式可有效提高次生林群落各土層土壤中的養(yǎng)分含量。

表1 不同恢復(fù)模式下各土層土壤養(yǎng)分變化情況Tab.1 Changes of soil nutrients in different soil layers under different restoration modes

2.2 不同恢復(fù)模式下次生林群落林下植被恢復(fù)情況

2.2.1 不同恢復(fù)模式下灌木層植被恢復(fù)情況

由表2可知，次生林樣地自然恢復(fù)一年后，灌木層物種豐富度、生態(tài)優(yōu)勢(shì)度以及Shannon～wiener指數(shù)均無(wú)明顯變化，但其Pielou均勻度指數(shù)卻稍有下降；次生林樣地適當(dāng)人為干預(yù)恢復(fù)一年后，其灌木層物種豐富度明顯增加，Pielou均勻度指數(shù)及Shannon～wiener指數(shù)也均有提高；次生林樣地人工恢復(fù)一年后，灌木層物種豐富度、生態(tài)優(yōu)勢(shì)度均無(wú)明顯變化，但其Shannon～wiener指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù)卻略有下降。以上結(jié)果表明，適當(dāng)人為干預(yù)恢復(fù)模式有助于提高研究區(qū)次生林群落灌木層的物種豐富及多樣性，而自然恢復(fù)與人工恢復(fù)模式則無(wú)明顯的恢復(fù)作用。

表2 次生林樣地灌木層物種多樣性與生態(tài)優(yōu)勢(shì)度的變化Tab.2 Changes in species diversity and ecological dominance of shrub layer in secondary forest plots

2.2.2 不同恢復(fù)模式下草本層植被恢復(fù)情況

由表3可知，次生林樣地自然恢復(fù)一年后，草本層物種豐富度、Pielou均勻度指數(shù)以及Shannon～wiener指數(shù)均無(wú)明顯變化，僅生態(tài)優(yōu)勢(shì)度稍有下降；次生林樣地適當(dāng)人為干預(yù)恢復(fù)一年后，其草本層物種豐富度明顯增加，生態(tài)優(yōu)勢(shì)度及Shannon～wiener指數(shù)也略有提高；次生林樣地人工恢復(fù)一年后，草本層物種豐富度及Shannon～wiener指數(shù)均有明顯提高，但其生態(tài)優(yōu)勢(shì)度卻稍有下降。以上結(jié)果表明，適當(dāng)人為干預(yù)與人工恢復(fù)模式均有助于提高研究區(qū)次生林群落草本層的物種豐富及多樣性。

表3 次生林樣地草本層物種多樣性與生態(tài)優(yōu)勢(shì)度的變化Tab.3 Changes in species diversity and ecological dominance of herb layers in secondary forest plots

2.3 人工恢復(fù)模式下次生林群落補(bǔ)植樹(shù)種生長(zhǎng)情況

2.3.1 補(bǔ)植鄉(xiāng)土樹(shù)種季平均生長(zhǎng)量

由表4可知，在研究區(qū)次生林群落人工補(bǔ)植的5種鄉(xiāng)土樹(shù)種，楓香株高季平均生長(zhǎng)量最大，顯著高于嶺南山竹子、青皮以及枝花木奶果（P＜0.05），然而，它們的地徑季平均生長(zhǎng)量均無(wú)顯著差異，其中嶺南山竹子、楓香地徑的季平均生長(zhǎng)量相對(duì)較多；將人工補(bǔ)植的鄉(xiāng)土樹(shù)種按冠幅季平均生長(zhǎng)量的大小進(jìn)行排序，依次為：枝花木奶果＞楓香＞晃傘楓＞嶺南山竹子＞青皮。綜上可知，與人工補(bǔ)植的其他鄉(xiāng)土樹(shù)種相比，楓香的生長(zhǎng)速度相對(duì)較快，長(zhǎng)勢(shì)較好。

表4 補(bǔ)植鄉(xiāng)土樹(shù)種季平均生長(zhǎng)量Tab.4 Average seasonal growth of local tree species replaced

2.3.2 補(bǔ)植鄉(xiāng)土樹(shù)種受病蟲(chóng)害危害情況

由圖2可知，青皮、嶺南山竹子、枝花木奶果隨栽植時(shí)間的增長(zhǎng)，植株個(gè)體受病蟲(chóng)害危害的比例逐漸增大，且普遍受病蟲(chóng)害危害嚴(yán)重，單株病蟲(chóng)害比例高達(dá)50%～70%?；蟼銞鳌飨汶S栽植時(shí)間的增長(zhǎng)，植株個(gè)體受病蟲(chóng)害危害的比例并無(wú)明顯變化。由此可知，幌傘楓、楓香的抗病蟲(chóng)害能力較強(qiáng)。

圖2 補(bǔ)植鄉(xiāng)土樹(shù)種受病蟲(chóng)害危害情況Fig.2 Disease and insect pest damage of replanting native tree species

3 結(jié)論與討論

五指山市低海拔次生林群落受金鐘藤危害嚴(yán)重，該物種通過(guò)攀援蓋幕作用殺死其它植物[8]，該試驗(yàn)結(jié)果表明，適當(dāng)人為干預(yù)可有效控制金鐘藤蔓延，并提高次生林群落物種豐富度及多樣性，此研究結(jié)果與喬保勇等[9]的研究結(jié)果基本相同，但在該研究中由于植被覆蓋率較高，伐除金鐘藤不會(huì)造成地表長(zhǎng)期裸露，更不會(huì)引起嚴(yán)重的水土流失，此結(jié)果與前人研究[9]有所差異，究其原因可能是由于阿陀嶺森林公園特殊的地形地貌及物種組成等因素所致。

譚學(xué)進(jìn)等[10]認(rèn)為植被恢復(fù)能顯著降低土壤容重，該研究試驗(yàn)結(jié)果亦表明在次生林進(jìn)行適當(dāng)人為干預(yù)和人工恢復(fù)均可使次生林群落地表層（0～20cm）土壤容重降低，最終達(dá)到改善次生林群落地表層土壤結(jié)構(gòu)，增強(qiáng)涵養(yǎng)水源和水土保持功能的目的。在土壤成分含量方面，與自然恢復(fù)相比，適當(dāng)人為干預(yù)（伐除金鐘藤等藤本植物）恢復(fù)可顯著提高次生林樣地0～≤40cm土層土壤中全鉀的含量，同時(shí)，也可提高次生林樣地各土層土壤中總氮、全磷以及有機(jī)質(zhì)的含量，這與縱熠等[11]的研究結(jié)果并不一致，究其原因可能是由于地上植被類(lèi)型以及立地環(huán)境條件等存在差異所致，同時(shí)由于人工補(bǔ)植鄉(xiāng)土樹(shù)種等人為干擾措施，使原有的地表植被及土壤結(jié)構(gòu)遭到破壞，從而使人工恢復(fù)的次生林樣地土壤養(yǎng)分淋溶或流失，無(wú)法在短期內(nèi)呈現(xiàn)出良好的土壤恢復(fù)效果。

恢復(fù)樹(shù)種的選擇，對(duì)次生林群落植被恢復(fù)的影響較大，人工補(bǔ)植適宜的鄉(xiāng)土樹(shù)種能夠縮短次生林群落恢復(fù)演替進(jìn)程。該試驗(yàn)結(jié)果表明，楓香生長(zhǎng)速度較快且病蟲(chóng)害較少，為研究區(qū)次生林群落較為適宜補(bǔ)植的鄉(xiāng)土樹(shù)種。人工補(bǔ)植鄉(xiāng)土樹(shù)種會(huì)使次生林群落郁閉度迅速提高，種間競(jìng)爭(zhēng)加劇，但該種恢復(fù)模式對(duì)金鐘藤生長(zhǎng)擴(kuò)散以及原有樹(shù)種有何影響還有待進(jìn)一步觀測(cè)。