不同混交模式毛竹林下土壤抗侵蝕性研究

劉廣路, 范少輝, 蔡春菊, 張昌順,2, 官鳳英

(1.國際竹藤中心 竹藤科學與技術重點實驗室， 北京100102; 2.中國科學院 地理科學與資源研究所, 北京100101)

不同混交模式毛竹林下土壤抗侵蝕性研究

劉廣路1, 范少輝1, 蔡春菊1, 張昌順1,2, 官鳳英1

(1.國際竹藤中心 竹藤科學與技術重點實驗室， 北京100102; 2.中國科學院 地理科學與資源研究所, 北京100101)

摘要：[目的] 揭示毛竹林下土壤抗蝕性的主要影響要因子，為進一步研究土壤抗蝕性影響機制提供參考。 [方法] 采用野外調查與室內分析相結合的方法，以常綠闊葉林和杉木林為對照，開展了8竹2闊林、6竹4闊林、毛竹純林、8杉2竹林等不同混交模式毛竹林土壤抗蝕性及其影響因素研究。 [結果] 常綠闊葉林的土壤抗蝕性最強，杉木純林最差，毛竹混交林抗蝕性優(yōu)于毛竹純林，混交林中6竹4闊林的抗蝕性較好，8竹2闊和8杉2竹林次之。崩解速率的變化趨勢與抗蝕性變化趨勢不同，常綠闊葉林土壤崩解速率最慢，6竹4闊林最快，8竹2闊林、杉木林、8杉2竹林低于毛竹純林。綜合考慮不同林分類型的土壤抗蝕性和崩解速率，8竹2闊林是一個較好的混交模式。 [結論] 土壤和植被結構對土壤抗蝕性有重要影響，毛竹林土壤抗蝕性與有機質含量、非毛管孔隙度、總孔隙度、土壤容重、竹鞭的生物量、枝葉生物量存在著顯著的相關關系(p<0.05)，其中土壤有機質含量和枝生物量對土壤抗蝕性影響最大。

關鍵詞：毛竹林; 混交模式; 土壤抗蝕性; 影響因子

土壤抗蝕性是反映土壤侵蝕作用強弱的主要參數之一，其大小除與土壤物理性質關系密切外，還與外在生物因素相關[1]。毛竹是中國南方重要的森林樹種之一，具有重要的經濟和生態(tài)功能[2]。因其具有發(fā)達的鞭根系統(tǒng)、茂密的林冠、完整的林下植被和枯枝落葉層，使其成為防止土壤侵蝕、保持水土的優(yōu)良樹種，具有很強的水源涵養(yǎng)功能[3]和抗蝕性[4-5]。但是近年隨著毛竹林經營強度的不斷增加，毛竹林純林化日趨明顯，喬木層樹種減少、林下植被多樣性降低、凋落物層人為干擾嚴重，對毛竹林的水文生態(tài)功能產生了不良的影響[6]。研究表明，毛竹林混交經營可以提高毛竹林的生產力[7]，改善土壤理化性質，增強土壤滲透性[8]，但前期的研究主要集中在竹闊、竹針混交林生產力、群落結構、土壤理化性質與毛竹純林的對比研究上，缺少不同混交模式毛竹林抗蝕性方面的研究。開展不同比例的闊葉、針葉樹種混交對毛竹林抗蝕性的影響分析，一方面可以揭示混交經營對毛竹林抗蝕性的影響，另一方面可以為高抗蝕性毛竹林混交模式的選擇提供依據。目前，衡量土壤抗蝕性常用的指標包括土壤結構體的水穩(wěn)性、團聚狀況和團聚度、平均重量直徑、分散系數，結構系數及作物產量等[1]，由于林業(yè)研究地域性強，不同指標有不同的適用范圍，對此，國內外研究者進行了大量的比較應用和改進[9-13]。土壤微團聚體類、水穩(wěn)性團聚體類、有機質含量、凋落物持水能力、林下植被多樣性、根系分布都對森林水文生態(tài)過程具有重要影響[14-17]。本研究在研究不同混交模式毛竹林侵蝕性、侵蝕過程的基礎上，分析土壤團聚體、凋落物、林下植被和根系分布狀況對毛竹林地抗侵蝕性的影響，揭示毛竹林抗侵蝕性的主要影響因子，為進一步明確土壤抗蝕性影響機制提供參考。

1材料與方法

1.1　研究區(qū)概況與樣地設置

試驗設置在福建省洋口國有林場，地處福建省西北部，地理坐標為117°30′—118°14′E，26°39′—27°12′N，屬亞熱帶海洋性季風氣候，年平均氣溫18.7 ℃，最高溫40.3 ℃，最低溫-6.8 ℃，≥10 ℃的年有效積溫5 388～5 659 ℃，無霜期305 d，雨日164 d，年平均降雨量1 568 mm，日照1 740.7 h。研究地海拔240～400 m，土壤類型為紅壤或山地紅壤，土層深厚，土壤肥沃。常見的植被群落有禿杉(Taiwaniaflousiana)人工林、毛竹(P.edulis)人工林、杉木(Cunazinghanzialanceolate)人工林、木荷(Schimasuperba)人工林、馬褂木(Liriodendronchinense)人工林、馬尾松(Pinusmassoniana)人工林、杉木—毛竹混交林、竹闊混交林等[18]。根據資源分布情況，以常綠闊葉林(Ⅰ)和杉木林(Ⅵ)為對照，開展8竹2闊林(Ⅱ)、6竹4闊林(Ⅲ)、毛竹純林(Ⅳ)、8杉2竹林(Ⅴ)土壤抗蝕性及主要影響因子研究。其中，毛竹與混生的闊葉和針葉樹種為隨機混生，混交比例通過胸高斷面積的比例確定，樣地基本情況詳見表1。

表1　試驗地林分概況

注：Ⅰ為常綠闊葉林模式； Ⅱ為8竹2闊林模式； Ⅲ為6竹4闊林模式； Ⅳ為毛竹純林模式； Ⅵ為杉木林模式； Ⅴ為8杉2竹林模式。

1.2　指標測定

1.2.1土壤抗蝕性測定采取靜水土壤崩解法測定土壤抗蝕性[19]。選取直徑7～10 mm的風干土粒50顆，均勻放在孔徑為5 mm的金屬網格上，置于靜水中進行觀測。以1 min為間隔，分別記錄分散土粒的數量，連續(xù)觀測10 min。1—10 min的校正系數分別為5%，15%，25%，35%，45%，55%；，65%，75%，85%和95%；在第10 min沒有散開的土粒其水穩(wěn)性系數為100%。

抗蝕性指數采用水穩(wěn)性指數表示:

K=(∑PiKi+Pj)/A

(1)

式中：K——水穩(wěn)性指數；i——1，2，3，4，…，10；Pj——10 min內沒有分散的土粒數(粒)；Pi——第i分鐘的分散土粒數(粒)；Ki——第i分鐘的校正系數；A——試驗的土粒總數粒(50粒)[19]。

1.2.2抗蝕性影響因子測定采環(huán)刀法測定土壤容重、毛管孔隙度、非毛管孔隙度；濕篩法測定土壤大顆粒含量；吸管法測定土壤機械組成和微團聚體含量；有機質含量采用K2Cr2O7氧化法測定。

根密度調查采用挖掘剖面壁法；灌木層和草本層生物量采用收割法；凋落物量采用樣方收集法[20]。

2結果與分析

2.1　不同類型毛竹林土壤抗蝕性分析

不同類型林分土壤抗蝕性不同，0—60 cm土層范圍內抗蝕性指數大小排列順序為:Ⅰ(0.82)>Ⅲ(0.72)>Ⅴ(0.67)>Ⅱ(0.66)>Ⅳ(0.61)>Ⅵ(0.56)。幾種林分類型中，闊葉林的抗蝕性最好，隨著闊葉樹比例的增加抗蝕性有降低的趨勢，竹闊混交林的抗蝕性優(yōu)于竹杉混交林，毛竹純林低于毛竹混交林，杉木純林最低(圖1)。不同類型林分土壤抗蝕性在不同土層中的變化趨勢不盡相同。其中，0—20 cm土層土壤抗蝕性的排列順序為：Ⅰ>Ⅴ>Ⅲ>Ⅱ>Ⅳ>Ⅵ，闊葉林抗蝕性最高，杉木林最低，毛竹林位于2者之間，振幅為0.02，其差異未達到顯著水平。20—40 cm 土層土壤抗蝕性的排列順序為：Ⅰ>Ⅲ>Ⅴ>Ⅱ>Ⅳ>Ⅵ，其中闊葉林顯著高于林分Ⅱ，Ⅳ和Ⅵ，與林分Ⅲ和Ⅴ的差異未達到顯著水平。40—60 cm土層土壤抗蝕性的排列順序為：Ⅰ>Ⅲ>Ⅱ>Ⅴ>Ⅵ>Ⅳ，林分Ⅰ和Ⅲ的抗侵蝕能力顯著高于其他類型林分，其中林分Ⅳ最低。

幾種林分類型土壤抗蝕性均隨著土層深度的增加呈下降的趨勢，但是林分類型不同下降的幅度不同。其中，林分Ⅰ在40—60 cm土層土壤抗蝕性比0—20 cm下降了24.22%；林分Ⅱ下降了48.83%；林分Ⅲ下降了34.77%；林分Ⅳ下降了61.41%；林分Ⅴ下降了50.70%；林分Ⅵ下降了49.46%。闊葉林土壤抗蝕性隨著土壤深度的增加，下降幅度最小，隨著闊葉樹比例的降低，林分土壤抗蝕性的下降幅度增大，毛竹純林最低，竹闊混交林土壤抗蝕性的下降幅度低于杉木林和杉竹混交林。

注：相同小寫字母，表示不同類型林分土壤之間抗蝕性的差異未達到顯著水平(p>0.05)； 不同小寫字母，表示不同類型林分土壤之間抗蝕性的差異達到顯著水平(p<0.05)。

圖1不同類型毛竹林土壤抗蝕性變化特征

2.2　土壤崩解過程分析

不同類型林分土壤崩解速率隨著時間的延長呈降低的趨勢，10 min平均崩解速率的排列順序為:Ⅲ>Ⅳ>Ⅱ>Ⅵ>Ⅴ>Ⅰ，闊葉林土壤的崩解速率最小，6竹4闊林和毛竹純林土壤崩解速率較快，杉木林、杉竹混交林、8竹2闊林的崩解速率較低。不同土層土壤崩解速率隨著時間延長的變化規(guī)律不盡相同。其中，在0—20 cm土層，林分Ⅰ，Ⅲ和Ⅳ除1～2 min內的崩解速率的變化趨勢與Ⅱ，Ⅴ，Ⅵ不同外(林分Ⅰ，Ⅲ和Ⅳ在第1分鐘的崩解速率較小，在第2 min隨后迅速上升，其后隨著時間的延長呈降低的趨勢)，其他時間的崩解速率與與林分Ⅱ，Ⅴ，Ⅵ相同，隨著時間的延長崩解速率降低；20—40 cm，40—60 cm土層土壤顆粒崩解速率隨著時間的延長呈降低的趨勢(表2)。崩解之初，土壤含水量急劇增加，從而導致土粒迅速膨脹而發(fā)生崩解。在0—20 cm土層，土壤平均崩解率的排列順序為:Ⅲ>Ⅳ>Ⅱ>Ⅵ>Ⅴ>Ⅰ，闊葉林崩解速率最小，Ⅲ和Ⅳ的崩解速率最大；20—40 cm土層，初始崩解速率的排列順序為:Ⅳ>Ⅲ>Ⅵ>Ⅱ>Ⅴ>Ⅰ，第10 min崩解速率的排列順序為:Ⅲ>Ⅵ>Ⅳ>Ⅱ>Ⅴ>Ⅰ，闊葉林的崩解速率最低，林分Ⅳ的崩解速率下降速度最快，林分Ⅳ的崩解速率到第5分鐘，降低了67%；40—60 cm土層崩解速率的排列順序為:Ⅲ>Ⅳ>Ⅱ>Ⅴ>Ⅵ>Ⅰ，闊葉林和杉木林崩解率較低。

幾種林分類型土壤崩解速率隨著土壤深度的增加呈增加的趨勢，林分Ⅰ的0—20，20—40和40—60 cm土層的崩解速率分別為1.31，2.04和4.79顆/min；林分Ⅱ分別為2.75，5.66和11.66顆/min；林分Ⅲ分別為4.35，7.47和14.31顆/min；林分Ⅳ分別為2.29，6.02和13.82顆/min；林分Ⅴ分別為1.77，3.93和7.65顆/min；林分Ⅵ分別為2.80，6.72和7.44顆/min，闊葉林不同土層的崩解速率都最低，6竹4闊林不同土層的崩解速率都是最高的，且均隨著土壤深度的增加呈增加的趨勢。植被結構的差異可以影響土壤的崩解速率，且隨著土壤深度的增加呈增加的趨勢。

2.3　不同類型毛竹林土壤抗蝕性影響因子

2.3.1土壤因子與抗蝕性指數相關性分析土壤抗蝕性與土壤的理化性質有關，相關分析表明(圖2)，土壤抗蝕性與有機質含量、非毛管孔隙度、總孔隙度正相關，達到極顯著水平(p<0.01)；與土壤容重負相關，相關性達到極顯著水平；與土壤顆粒組成相關性未達到顯著水平(p>0.05)。土壤有機質的含量有利于土壤團聚體的形成，改變土粒之間的黏結力，改善土壤結構，間接地影響著土壤的抗蝕性。為了進一步分析土壤抗蝕性與土壤理化性質的關系，以水穩(wěn)性指數為因變量(Y)，以與水穩(wěn)性指數相關性達到顯著水平的有機質含量(X1)、土壤容重(X2)、總孔隙度(X3)、非毛管孔隙度(X4)為自變量進行逐步回歸分析。結果表明，土壤容重(X2)、總孔隙度(X3)、非毛管孔隙度(X4)的偏相關系數分別為0.16，0.31和0.02，p值分別為0.52，0.22和0.94，未達到p<0.05的顯著水平，被排除，得到線性回歸模型：Y=0.021X1+0.216，土壤有機質含量對土壤水穩(wěn)性指數的影響最大。

表2　不同類型林分土壤崩解速率

注：*表示土壤侵蝕系數與土壤理化指標的相關性達到了顯著水平(p<0.05)，**表示達到極顯著水平(p<0.01)。下同。1 表示有機質含量，2 表示土壤容重，3 表示總孔隙度，4 表示毛管孔隙度， 5 表示非毛管孔隙度，6 表示大于0.25 mm土粒，7 表示0.25~0.05 mm土粒，8 表示0.05~0.01 mm土粒，9 表示0.01~0.005 mm土粒，10 表示0.005~0.001 mm土粒，11 表示小于0.001mm土粒。

圖2土壤抗蝕性與土壤指標相關系性分析

2.3.2植被因子對土壤抗蝕性的影響土壤抗蝕性與植被不同組分生物量的相關性分析表明(圖3)，與土壤抗蝕性相關性的排列順序為：竹鞭>樹枝>樹葉>灌木>草本>凋落物量>樹干>根系，其中與竹鞭生物量的相關性達到極顯著水平(p<0.01)，與樹枝、樹葉生物量的相關性達到顯著水平(p<0.05)。竹枝和竹葉的分布直接影響林地光照、凋落物組成和養(yǎng)分歸還過程，間接影響土壤結構組成；竹鞭在林地形成縱橫交錯的網狀結構，直接影響土壤的形態(tài)結構，進而影響土壤的抗蝕性。為了進一步分析土壤抗蝕性與植被因子的關系，以水穩(wěn)性指數為因變量(Y)，以與水穩(wěn)性指數相關性達到顯著水平的樹枝(X1)、樹葉(X2)、根莖/竹鞭(X3)生物量為自變量進行逐步回歸分析。結果表明，樹葉(X2)、根莖/竹鞭(X3)生物量的偏相關系數分別為0.28和0.17，p值分別為0.64和0.78，未達到p<0.05的顯著水平，被排除，得到回歸模型為：Y=0.005X1+0.367，竹枝生物量對土壤水穩(wěn)性指數的影響最大。

圖3　土壤抗蝕性與土壤指標相關性分析

3討論與結論

(1) 不同林分類型土壤的抗蝕性存在顯著差異。其中，抗蝕性指數的排列順序為：常綠闊葉林Ⅰ(0.82)>6竹4闊林Ⅲ(0.72)>8杉2竹林Ⅴ(0.67)>8竹2闊林Ⅱ(0.66)>毛竹純林Ⅳ(0.61)>杉木林Ⅵ(0.56)，常綠闊葉林的土壤抗蝕性最強，杉木純林最差，毛竹混交林抗蝕性優(yōu)于毛竹純林，6竹4闊林的抗蝕性較好，8竹2闊和8杉2竹林次之。造成這種情況的原因可能是樹種特性和干擾強度雙重作用的結果，毛竹林每年進行挖筍伐竹干擾強度較大，且毛竹鞭根系統(tǒng)主要分布在0—30 cm土層，與闊葉樹種存在較大差異。已有研究[21]結果也表明侵蝕環(huán)境下的坡耕地由于受到人為活動的干擾，土壤抗蝕性能低下，種植灌木林后，土壤抗蝕性顯著提高 。不同類型林分土壤抗蝕性均隨著土層深度的增加而降低，但是降低的幅度不同。其中，40—60 cm土層與0—20 cm土層相比降低幅度的排列順序為：毛竹純林>8杉2竹林>杉木林>8竹2闊林>6竹4闊林>常綠闊葉林，降幅分別為61.41%，50.70%，49.46%，48.83%，34.77%和24.22%。土壤抗蝕性隨著土層深度的增加而降低反映了土壤的一般規(guī)律，與已有的研究結果類似[19,22]。

(2) 不同類型竹林的崩解速率的排列順序為:6竹4闊林>毛竹純林>8竹2闊林>杉木林>8杉2竹林>常綠闊葉林，10 min分別平均為8.71,7.38,6.69,5.65,4.45和2.71粒/min，常綠闊葉林土壤崩解速率最慢，6竹4闊林最快，8竹2闊林和杉木林、8杉2竹林低于毛竹純林，綜合考慮不同林分類型的土壤抗蝕性，8竹2闊林是一個較好的混交模式。不同類型土壤崩解速率均隨崩解時間的增加而迅速降低，隨著土粒浸水時間的增加，土壤吸收水分增多，體積膨大，發(fā)生崩解。與坡面水土流失發(fā)生的實際過程類似，隨著降水的進行，土壤由未飽和狀態(tài)到飽和狀態(tài)，土壤結構遭到破壞，侵蝕作用發(fā)生[22]。土壤崩解速度隨著土層深度的增加呈增加趨勢，與已有研究結果相似[23]。

(3) 土壤理化性質和植被結構對土壤抗蝕性具有重要影響。土壤抗蝕性與有機質含量、非毛管孔隙度、總孔隙度、土壤容重的相關性達到極顯著水平，其中土壤有機質含量是最重要的影響因子。土壤有機質有助于提高土粒之間的黏結力，有利于土壤團聚體的形成，進而改善土壤團粒結構，從而間接地影響著土壤的抗蝕性。土壤顆粒組成是土壤結構的重要指標，不同顆粒組成的土壤容重、非毛管孔隙度、總孔隙度存在差異，進而影響土壤抗侵蝕性[24]。本文闊葉林較高的土壤有機質含量使其具有較高的抗侵蝕性，與川滇高山櫟林地侵蝕性的研究結果相似[22]。竹鞭的生物量、枝葉生物量與土壤抗蝕性存在著顯著的正相關關系，其中竹枝生物量對土壤水穩(wěn)性指數的影響最大，植被因子可能通過改變林分水文過程和土壤有機質等途徑間接影響土壤抗侵蝕性。竹枝生物量的大小在一定程度上反映樹冠的形態(tài)，樹冠形態(tài)影響植被水文生態(tài)過程，進而影響土壤的抗侵蝕性。研究表明，土壤侵蝕是影響植被發(fā)育并受植被反作用的一種生態(tài)應力，它的長期作用會改變地貌和土壤特性并在一定程度上決定植被的發(fā)育，與土壤相適應的枝、葉、根生物量是長期進化和適應的結果[25]，植物根系對土壤的抗侵蝕性具有很強的增強作用[26-28]。此外，枝、葉、死亡鞭根是林分凋落物的重要來源，其分解轉化對土壤的有機質含量有重要的影響。土壤有機質是最好的膠結劑之一，有機膠結的結構體疏松多孔，有機質含量高的土壤其水穩(wěn)性強[29]。

[參考文獻]

[1]高維森,王佑民.土壤抗蝕抗沖性研究綜述[J].水土保持通報,1992,12(5):59-63.

[2]杜滿義,范少輝,劉廣路,等.土地利用方式轉變對贛中地區(qū)土壤活性有機碳的影響[J].應用生態(tài)學報2013,24(10):2897-2904.

[3]劉蔚漪,范少輝,漆良華,等.閩北不同類型毛竹林水源涵養(yǎng)功能研究[J].水土保持學報,2011,25(2):92-96.

[4]楊玉盛,何宗明,李振向,等.不同植物類型下紫色土抗蝕性研究[J].福建水土保持,1992,4(3):34-40.

[5]徐秋芳,姜培坤,俞益武,等.不同林用地土壤抗蝕性能研究[J].浙江林學院學報,2001,18(4):362-365.

[6]范少輝,劉蔚漪,郭寶華,等.閩北不同類型毛竹林生態(tài)系統(tǒng)植被狀況對地表徑流的影響[J].熱帶作物學報,2012,33(7):1-7.

[7]劉廣路,范少輝,漆良華,等.閩西北不同類型毛竹林養(yǎng)分分布及生物循環(huán)特征[J].生態(tài)學雜志,2010,29(11):2155-2161.

[8]張昌順,范少輝,官鳳英,等.閩北毛竹林的土壤滲透性及其影響因子[J].林業(yè)科學,2009,45(1):36-42.

[9]郭培才,王佑民.黃土高原沙棘林地土壤抗蝕抗沖性及其指標的研究[J].中國水土保持,1992(4):27-30.

[10]阮伏水,吳雄海.關于土壤可蝕性指標的討論[J].水土保持通報,1996,16(6):68-72.

[11]沈慧,姜鳳岐,杜曉軍.水土保持林土壤抗蝕性能評價研究[J].應用生態(tài)學報,2000,11(3):345-348.

[12]張金池,劉道平,顧長豐,等.浙江安吉主要植被類型土壤抗蝕性指標篩選及評價模型構建[J].亞熱帶水土保持,2006(2):1-5.

[13]張建輝,倪師軍,朱波,等.紫色土不同土地利用條件下的土壤抗沖性研究[J]. 中國科學(E輯):技術科學,2003(S1):63-70.

[14]付允,賈亞男,藍家程.巖溶區(qū)不同土地利用方式土壤抗蝕性分析[J].水土保持研究,2012,18(5):5-9.

[15]周維,張建輝.金沙江支流沖溝侵蝕區(qū)四種土地利用方式下土壤入滲特性研究[J].土壤,2006,38(3):333-337.

[16]劉霞,張光燦,劉信儒,等.魯中石質山地不同林分類型土壤結構特征[J].水土保持學報,2005,5(6):49-52.

[17]漆良華,張旭東,周金星,等.湘西北小流域典型植被恢復群落土壤貯水量與入滲特性[J].林業(yè)科學,2007,43(3):1-7.

[18]劉蔚漪,范少輝,劉廣路,等.閩北不同類型毛竹林冠層降水再分配特征[J].南京林業(yè)大學學報：自然科學版,2011,35(4):1-6.

[19]劉旦旦,張鵬輝,王健,等.黃土坡面不同土地利用類型土壤抗蝕性對比[J].林業(yè)科學,2013,49(9):102-106.

[20]張昌順.閩北不同類型毛竹林生態(tài)功能研究[D].北京:中國林業(yè)科學研究院,2008.

[21]薛萐,劉國彬,張超,等.黃土丘陵區(qū)人工灌木林土壤抗蝕性演變特征[J].中國農業(yè)科學,2010,43(15):3143-3150.

[22]喻武,杜珊,萬丹,等.色季拉山川滇高山櫟林下土壤抗蝕性分析[J].林業(yè)科技開發(fā),2013,27(4):37-41.

[23]馬西軍,程金花,張洪江,等.山西中陽5種人工林地土壤的抗蝕性研究[J].西北農林科技大學學報:自然科學版,2012,40(7):113-119.

[24]張旭賢,高華端,孫利軍,等.貴州不同碳酸鹽巖坡耕地土壤侵蝕特征研究[J].中國水土保持,2013(9):42-45.

[25]焦菊英,王寧,杜華棟,等.土壤侵蝕對植被發(fā)育演替的干擾與植物的抗侵蝕特性研究進展[J].草業(yè)學報,2012,21(5):311-318.

[26]宋坤,陳玉霞,潘曉星,等.5種護坡植物根系土壤抗侵蝕性比較[J].東北林業(yè)大學學報,2013,41(9):63-67.

[27]馬笑,朱首軍.黃土丘陵溝壑區(qū)梯田地埂土壤崩解特性試驗研究[J].西北林學院學報,2013,28(4):21-25.

[28]張穎,牛健植,謝寶元,等.森林植被對坡面土壤水蝕作用的動力學機理[J].生態(tài)學報,2008,28(10):5084-5094.

[29]和利釗,張楊珠,劉杰,等.不同施肥和調理劑對侵蝕紅壤肥力和抗侵蝕性的修復效應[J].水土保持學報,2012,26(4):54-58.

Soil Anti-erodibility Under Moso Bamboo with Different Mixture Patterns

LIU Guanglu1, FAN Shaohui1, CAI Chunju1, ZHANG Changshun1,2, GUAN Fengying1

(1.InternationalCentreforBambooandRattan,KeyLaboratoryoftheScienceandTechnologyofBambooandRattan,Beijing100102,China; 2.InstiuteofGeographicalSciencesandNaturalResourcesResearch,ChineseAcademyofSciences,Beijing100101,China)

Abstract：[Objective] To reveal the key factor of soil anti-erodibility in filed of moso bamboo in order to provide references for further studing influence mechanism of soil anti-erodibility. [Methods] Using the method of field investigation and laboratory analysis， changes and influences of soil anti-erodibility under moso bamaboo with different mixture patterns were examined. The forest types included the forest Ⅰ(evergreen broad-leaved forest), Ⅱ(ratio of moso bamboo to broadleaf trees was 8∶2), Ⅲ(ratio of moso bamboo to broadleaf trees was 6∶4), Ⅳ(pure-moso bamboo forest), Ⅴ(ratio of Chinese fir to moso bamboo was 8∶2), and Ⅵ(Chinese fir). [Results] The soil anti-erodibility was the strongest for evergreen broad-leaved forest and the poorest for Chinese fir. The soil anti-erodibility of mixed-moso bamboo forests was better than pure-moso bamboo’s. Among those mixed-moso bamboo forests, the forest Ⅲ was the best one, followed by the forest Ⅱ and forest Ⅳ. The changes of soil disintegration rate of those forests were different from the trend of the soil anti-erodibility. The soil disintegration rate was slowest for evergreen broad-leaved forest and fastest for forest Ⅲ. The forest Ⅱ, Ⅴ, and Ⅵ were better than the pure-moso bamboo forest. With regard to the different forest types of soil anti-erodibility and disintegration rate, the forest Ⅱ was regarded as the better forest type. [Conclusion] There was a significant correlation(p<0.05) between the soil anti-erodibility and organic matter content, non-capillary porosity, total porosity, soil bulk density, rhizome biomass, and foliage biomass based on correlation analysis. The soil anti-erodibility was affected by change of soil and vegetation structure. The changes of soil anti-erodibility credited biomass distribution and change of soil structure.

Keywords:moso bamboo; mixture patterns; soil anti-erodibility; impact factor

文獻標識碼：A

文章編號：1000-288X(2015)04-0012-06

中圖分類號：S714.2

通信作者：范少輝(1962—),男(漢族),福建省永泰縣人,博士,研究員,博士生導師,主要從事森林培育學研究。 E-mail:fansh@icbr.ac.cn。

收稿日期：2014-06-09修回日期：2014-06-30

資助項目：國家“十二五”科技支撐項目“竹藤資源高效培育技術研究與示范”(2012BAD23B04)

第一作者：劉廣路(1975—),男(漢族),河北省寬城縣人,博士,副研究員,主要從事森林培育學研究。E-mail:liuguanglu@icbr.ac.cn。