王彬存，張景潤，鄭小蘭，李學云*

（1.青島農(nóng)業(yè)大學園林與林學院，山東 青島266100；2.河北茅荊壩國家自然保護區(qū)管理處，河北 承德068150）

邊緣效應是指兩個甚至多個生態(tài)系統(tǒng)（性質(zhì)不同）的相互作用，其中包含如能量、物質(zhì)、地域等因子的不同以及系統(tǒng)之間相互作用所引起生態(tài)系統(tǒng)比較大的變化，稱為邊緣效應[1]。邊緣效應是生物因素和非生物因素綜合作用的結果，是一個動態(tài)的過程[2]。在森林生態(tài)系統(tǒng)中，邊緣效應對森林內(nèi)外的生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生一定的變化，從而影響動植物的分布、群落功能和結構、物質(zhì)流動和能量流動等[3]。道路在景觀生態(tài)學中是作為廊道而存在的，道路能夠改變微環(huán)境，使部分物種受到脅迫，也為某些物種的擴散提供途徑，由于道路引發(fā)的邊緣效應，使得道路兩旁的植物種類組成、豐富度等不同于其它各處[4]。道路的引進增加了邊緣效應的影響面積，加劇了景觀的破碎化程度。

道路對生態(tài)系統(tǒng)的影響受到越來越多的關注[5]，道路網(wǎng)絡在對人們生活提供便利的同時，也對生態(tài)系統(tǒng)和景觀格局的變化產(chǎn)生的較大的副作用，道路作為一種廊道，道路增加會使橫向分割程度增加，邊緣效果影響的領域增加，使橫向穩(wěn)定性受損，進而破壞了景觀格局的穩(wěn)定性[6]。目前研究的重點是道路生態(tài)效益，如道路對景觀格局的影響[7,8]、對生物群落及棲息地的影響[9,10]、區(qū)域物種擴散作用[11]、群落小氣候的影響[12]等方面，而對于森林道路造成的植物群落邊緣效應研究較少[13]。修建道路所引發(fā)的邊緣效應從尺度水平來看是屬于小尺度斑塊間的邊緣效應[13]，是一種非生物性質(zhì)的、非移動型的效應。研究道路引發(fā)的邊緣效應有助于理解道路網(wǎng)絡對生態(tài)系統(tǒng)的影響，基于此目的，本研究對梧桐山森林道路引發(fā)的邊緣效應進行研究，研究森林道路對物種多樣性、土壤理化性質(zhì)的影響，預計將為本地區(qū)的保護和管理參考。

1 研究地區(qū)概況與方法

1.1 研究地區(qū)概況

研究地區(qū)位于深圳東部梧桐山風景區(qū)名勝區(qū)（114°8′E-114°7′E,22°33′N-22°37′N）屬于亞熱帶季風氣候。梧桐山地貌類型屬中低山丘陵，植被類型以常綠闊葉林為主，樣帶設于一條9 m 寬的道路兩側，道路的修建使得梧桐山森林景觀分為坡下和坡上兩個大群落，群落類型為針闊混交林，坡度在25～35°之間，坡向為北坡。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設置和調(diào)查方法

野外試驗于2015年7月進行，樣地設置于梧桐山道路側方，位于道路上方的一側為上坡群落，沿上坡方向分別設置4 個5 m×40 m 樣帶，樣帶之間間隔5 m，相應的也在道路下坡設置4 個5 m×40 m樣帶，共計8 個樣地，在8 個樣地中進行植物物種多樣性調(diào)查（圖1）。用A、B、C 和D 分別代表上下坡的樣帶，其中A代表0-5 m的樣帶，B代表10-15 m的樣帶，C代 表20-25 m的樣帶，D 代表30-35 m 的樣帶。對樣地內(nèi)的喬灌木進行每木檢尺。

1.2.2 土壤取樣及測定方法

在上下坡的8 個樣地中進行土壤取樣用于理化性質(zhì)測定。在每個樣地的四角和中心5 點各挖60 cm 深的土壤剖面，分層取樣（0-20 cm、20-40 cm和40-60 cm），每個樣地中土壤混合均勻后帶回實驗室。具體測定方法參考[13]看邊緣效應影響深度。采用烘干法對土壤含水量進行測量，先將土壤稱重，得到土壤的鮮重質(zhì)量，記錄，然后將得到鮮重質(zhì)量的土壤進行100 ℃烘干，時間為12 h，再得到其干重質(zhì)量，記錄。采用5：1 水土比酸度計法[14]的方法對土壤pH 值進行測定。土壤全氮含量的測定用Kjeltec 2300 全自動凱氏定氮儀[15]進行凱氏定氮法測量。土壤全磷含量測定用ICP-OES 酶標儀法[16]，土壤全鉀含量用氫氧化鈉熔融法[17]。

1.3 數(shù)據(jù)分析

1.3.1 物種多樣性

多樣性指數(shù)計算公式如下：

物種豐富度：S=出現(xiàn)在樣地內(nèi)的物種數(shù)；

其中：Pi 為種i 的重要值。

利用生物量估算回歸方程[18]計算出需要的根、葉等數(shù)據(jù)，最后得到喬木總的生物量，并進行統(tǒng)計。收集不同樣帶的土壤，進行土壤理化性質(zhì)分析，其中可以應用SPSS 軟件、SNK 法得到不同樣帶土壤理化性質(zhì)的方差數(shù)據(jù)，并統(tǒng)計分析結果。

1.3.2 土壤理化性質(zhì)分析

利用Excel 和SAS9.0 軟件對樣地中土壤理化性質(zhì)采用進行單因素方差分析和多重比較，顯著度水平為0.5。

2 結果與分析

2.1 道路邊緣對物種多樣性的影響

本次研究調(diào)查的8 個樣地中，共出現(xiàn)喬灌木樹種38種，對樣地喬灌木樹種進行多樣性分析得到各樣帶的物種多樣性指數(shù)。由圖2-圖4 可知，由道路邊緣到林地中心群落結構呈一定變化，對于坡上的4 個群落結構來看，邊緣樣地的物種樹和辛普森指數(shù)均高于樣地內(nèi)?？傮w來說，在調(diào)查的8 個樣地中，物種多樣性所體現(xiàn)的邊緣效應并不明顯。研究表明，道路的寬度至少為15 m 時可以提高植被物種多樣性水平[19]，森林道路物種多樣性的影響限于道路兩邊林內(nèi)5 m 的群落[20]，本研究的道路僅為9 m，因此物種多樣性的邊緣效應不明顯，此外，邊緣效應影響的深度隨著邊緣形成的年限增加而增加[21]，因此盤山道路的修建年限也是影響邊緣效應的一個因素。

2.2 道路邊緣對土壤物理性質(zhì)影響

2.2.1 土壤自然含水量

在降水量一定的情況下，上下坡的土壤含水量卻不相同，這直接的反應出道路的修建影響了植物的生長，植物的生長又反映著土壤的理化性質(zhì)，從而道路的修建可以間接對土壤的理化性質(zhì)產(chǎn)生邊緣效應。對樣帶中土壤自然含水量進行方差分析（圖5）。研究發(fā)現(xiàn)，在坡上土壤的含水量中，A 樣帶土壤自然含水量最高為20.25%，A 樣帶與其他樣帶存在顯著差異（P＜0.05），而其它樣帶中土壤含水量并無顯著差異；這與祖元剛和周婷的研究結果存在一定差異，這可能由于研究地區(qū)的環(huán)境存在差別所造成的，此外，坡上樣帶的土壤含水量（17.16%）高于坡下樣帶（14.21%），這可能是由于水泥道路對水的截留造成的，水泥道路阻礙水從坡上到坡下的自然流向，使得坡上土壤的自然水含量高于坡下土壤的自然水含量。

2.2.2 土壤容重

土壤容重反映了土壤的緊實度和土壤結構，影響著土壤團聚體內(nèi)元素的固定和釋放。對各個樣帶土壤容重進行方差分析（圖6），結果表明，坡上和坡下土壤容重并為表現(xiàn)出明顯的效應，靠近道路的A樣帶中土壤容重（1.33）低于其它樣帶中的土壤容重（1.38）。方差分析表明各帶土壤容重不存在顯著差異（P＞0.05）。土壤容重受土壤質(zhì)地、結構土壤松緊狀況以及人工管理措施的影響，道路對各樣帶土壤容重影響不大，樣帶受人為干擾因素較少，各樣帶土壤容重并為表現(xiàn)出明顯的變異。

2.3 道路邊緣對土壤化學性質(zhì)影響

2.3.1 土壤pH 值

土壤pH 值對植物生長發(fā)育其重要作用，它可以通過對土壤元素的轉換進而影響到植物的生長發(fā)育。對各樣帶之間土壤pH 值進行方差分析（圖7），各樣帶土壤的pH 值平均值為5.29，為弱酸性土壤，坡上各樣帶的pH 值之間不存在顯著差異，但坡下A 樣地和其它樣地存在顯著差異（P＜0.05），坡下A 樣帶土壤pH 值最大，遠高于其它樣帶。這是因為有時大量的雨水沖走了土壤中酸離子，使得土壤堿性化，導致土壤裸露在外。坡下位置較低受到的影響比坡上明顯，此外，道路維修對土壤的破壞也可能是其中的原因。土壤的pH 值容易受到降雨、土壤微生物活性、凋落物、溫度等環(huán)境因子的影響[13]，其中各樣帶的條件基本一致，造成差異的原因可能是修建道路引起的，這說明道路的修建對土壤的pH值存在影響的，研究結果與周婷[13]等一致。

2.3.2 土壤的氮磷鉀含量

對各樣帶中土壤全氮全磷和全鉀的含量進行方差分析可得（圖8-圖10），土壤中全氮的含量在坡上的四個樣帶中不存在顯著差異，但表現(xiàn)出由林緣到林內(nèi)逐漸降低的趨勢，坡下的四個樣帶中，A 樣帶與其它三個樣帶存在顯著差異，A 樣帶中全氮的含量顯著低于其它樣帶的含量，坡上樣帶的全氮的含量高于坡下樣帶的含量。土壤全磷和全鉀的含量坡上和坡下各樣帶中沒有顯著性差異，并沒有表現(xiàn)出明顯的邊緣效應，但是均表現(xiàn)出坡上樣帶的含量高于坡下樣帶的含量。

調(diào)查樣地的坡上群落是一個完整的群落，土壤中氮磷鉀含量受人為影響較少，因此坡上土壤養(yǎng)分不存在顯著差異，但土壤中全氮和全鉀的含量表現(xiàn)出一定的邊緣效應，由林地邊緣向林地內(nèi)表現(xiàn)出遞減趨勢。坡下土壤中氮磷鉀含量則表現(xiàn)出不同的效應，由于盤山道路的修建形成的障礙，阻擋了坡上和坡下土壤養(yǎng)分的流動，坡下樣帶中得不到坡上樣帶中養(yǎng)分補充，導致坡下樣地中土壤養(yǎng)分含量偏低，另外由于降雨形成的流水使得下坡的凋落物被沖走，土壤養(yǎng)分的積累也會有所損失，這也是造成坡下樣帶中土壤養(yǎng)分含量偏低和坡上A 樣帶中養(yǎng)分偏高的原因之一。

氮磷鉀元素是植物生長發(fā)育必須的大量元素，氮磷鉀是限制植物生長發(fā)育的重要元素[22]，多數(shù)研究表明土壤的氮磷鉀都具有一地的表聚性[23]，即土壤表層的含量較高，隨著深度的增加而不斷減少。

3 討論與結論

本研究結果顯示緊鄰道路兩邊樣帶的喬灌木總生物量、辛普森指數(shù)、土壤含水量都略高于群落內(nèi)部，表現(xiàn)出由修建道路引發(fā)的森林邊緣正效應，主要原因是外緣植物緊鄰道路，生長空間較為開闊，種間競爭較少，道路上方伸展枝葉的空間也較大，從而植被的生產(chǎn)量較高。森林內(nèi)部土壤的pH 值較高，土地堿性化，但氮、磷、鉀的含量很低，表現(xiàn)出邊緣效應為負效應。其原因是道路的修建造成了隔離帶的形成，這種隔離帶透水能力較弱，將坡上、坡下連續(xù)群落分割，導致坡上、坡下失去聯(lián)系，以至于在物質(zhì)交換、信息流通等方面產(chǎn)生了負效應，使得森林邊緣的性質(zhì)發(fā)生了變化。而道路兩側植被沿邊緣的多樣性水平和土壤容重沒有較大的改變,說明邊緣效應并不明顯。

總體來說，在調(diào)查的8 個樣地中，物種多樣性所體現(xiàn)的邊緣效應并不明顯。研究表明，道路的寬度至少為15 m 時可以提高植被物種多樣性水平[19]，森林道路物種多樣性的影響限于道路兩邊林內(nèi)5 m的群落[20]，本研究的道路僅為9 m，因此物種多樣性的邊緣效應不明顯，此外，邊緣效應影響的深度隨著邊緣形成的年限增加而增加[21]，因此盤山道路的修建年限也是影響邊緣效應的一個因素。

邊緣效應有個雙峰模式[24]，即在邊緣內(nèi)部一段距離和邊緣內(nèi)部都會出現(xiàn)邊緣效應的高峰，邊緣效應并不是隨著邊緣距離的變化而出現(xiàn)單調(diào)的遞減現(xiàn)象，Didham[25]認為由于林內(nèi)的某些位置形成邊緣內(nèi)部的交錯帶，會產(chǎn)生物種的重疊，有利于提高物種的多樣性。研究發(fā)現(xiàn)，在坡上土壤的含水量中，A樣帶土壤自然含水量最高為20.25%，A 樣帶與其他樣帶存在顯著差異（P＜0.05），而其它樣帶中土壤含水量并無顯著差異；這與祖元剛和周婷的研究結果存在一定差異，這可能由于研究地區(qū)的環(huán)境存在差別所造成的，此外，坡上樣帶的土壤含水量（17.16%）高于坡下樣帶（14.21%），這可能是由于道路對水的截留所造成的，水泥道路阻礙了坡上的流水自然流到坡下，使得坡上的土壤自然含水量高于坡下。

坡上各樣帶的pH 值之間不存在顯著差異，但坡下A 樣地和其它樣地存在顯著差異（P＜0.05），坡下A 樣帶土壤pH 值最大，遠高于其它樣帶，這是因為有時大量的雨水沖走了土壤中酸離子，使得土壤堿性化，導致土壤裸露在外。坡下位置較低受到的影響比坡上明顯，此外，道路維修對土壤的破壞也可能是其中的原因。土壤的pH 值容易受到降雨、土壤微生物活性、凋落物、溫度等環(huán)境因子的影響[13]，其中各樣帶的條件基本一致，造成差異的原因可能是修建道路引起的，這說明道路的修建對土壤的pH值存在影響的，研究結果與周婷[13]等一致。

總體來說，道路兩旁森林的邊緣效應通過多方面不同的表現(xiàn)形式來體現(xiàn)。在道路建設中需要綜合考慮土壤破壞、植被適應能力、水土保濕情況等因素進行合理規(guī)劃，盡量減小修建道路對森林群落造成的負效應。