海南岛滨海木麻黄林凋落物分解及土壤养分动态

摘要：通过对海口市桂林洋海岸木麻黄（Casuarina equisetifolia）防护林地表的凋落物进行持续清除处理，与保留凋落物层的对照样地进行比较试验，研究防护林凋落物层的存在与否对土壤养分、木麻黄凋落物的分解速率、凋落物中不同养分元素在分解过程中的释放量的影响，为提高木麻黄林的土壤肥力与持续经营提供科学依据。结果表明：（1）在两种样地中，凋落物的分解速率处理样地[0.402 g/（g·a）]低于对照样地[0.548 g/（g·a）]。经过18个月的分解，N、P、K 3种元素的释放率均为处理样地小于对照样地，说明样地中凋落物层的清除对凋落物的分解与元素的释放有一定的减缓作用。（2）处理样地土壤N、P含量的变化较对照样地更平缓，说明在无新鲜凋落物输入的情况下，土壤腐殖层仍然进行着矿质化过程，进行着养分的分解和积累，但不如有凋落物输入时明显。

关键词：木麻黄（Casuarina equisetifolia）；凋落物；分解；土壤养分

中图分类号：S718.5 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2013）01-0060-05

木麻黄（Casuarina equisetifolia）属木麻黄科木麻黄属常绿乔木，为我国东南沿海营造防护林的主要树种，在防御沿海自然灾害、改善生态环境等方面发挥了巨大的作用[1]。木麻黄主要生长在土壤养分贫瘠的海岸沙地上，林地养分状况是决定其生长状况的主要因素之一[2]，而养分的主要来源是凋落物、大气干湿沉降及土壤母质的风化。凋落物分解是森林生态系统营养循环过程的重要环节[3]，它联结生物有机体的合成（光合作用）和分解（有机物分解和营养元素的释放）[4]。据王敏英等[5]在海南岛东南海岸进行木麻黄凋落物分解的研究，青皮林林下环境与木麻黄林林下环境相比更有助于木麻黄凋落物的分解，故考虑到木麻黄林林下环境的不同对木麻黄凋落物的分解也会有不同影响。该研究将在清除和保留凋落物两种样地上采用较常用的网袋法对木麻黄凋落物的分解进行试验并进行土壤取样，以探讨两种样地上木麻黄林凋落物分解速率、养分释放动态和土壤养分状况，旨在为进一步提高海岸木麻黄防护林的土壤肥力与持续经营提供科学依据。

1 材料与方法

采用对比样方设计，在海口市桂林洋开发区的海岸木麻黄林中设置2个样地（清除凋落物样地和保留凋落物样地，对照）进行凋落物分解与土壤养分试验。

1.1 研究地区概况

海口市桂林洋开发区的海岸木麻黄林（N20°01.032′，E110°31.317′）属人工林，从当地村民中调查得知林龄约为30年。其位于海南岛北部，距离海口市约15 km，海岸线长约7 km，属于热带海洋季风气候。年均气温23.8 ℃，夏季长冬季短，季节特征不明显，日照时间长，热量丰富，终年无霜雪，雨量充沛。年均降雨量1 500～2 000 mm，有明显的多雨季和少雨季。多雨季为5月至10月，降雨量占年总量的75%～91%，9月为降雨高峰期，平均降雨量为300.7 mm，少雨季为11月至次年4月，降雨量占全年降雨量的10%～20%。每年4月至10月是热带风暴、台风活跃季节，以8、9月为最多。一年之中7、8月气温最高，月平均气温29 ℃左右；1月最低，月平均气温17 ℃左右。研究地土壤为滨海沙土。

在每个样地内各自设3个样方，每个样方的面积为10 m×10 m，同一对的两个样方在土壤、海拔、坡度、坡向等环境条件方面基本一致，并按常规方法调查林分各因子，调查情况见表1。

自试验之日起，在处理样地每月及时对木麻黄林地的地表凋落物进行清除，使其不会在地表分解而对以后的试验造成影响；在对照样地则不做任何处理，使其维持原来的状态。

1.2 研究方法

采集木麻黄小枝（叶），风干后称取10 g装入25 cm×25 cm网眼为1 mm的尼龙分解袋，于2008年10月分别置于对照样地和处理样地的土壤表面，进行凋落物分解试验。设3次重复，每次重复放5份试样，共90份试样。分别于2009年1月、4月、7月、10月各回收1次（均间隔3个月）、2010年4月回收1次（间隔6个月），分解18个月，共取样5次。每次回收18袋（2种样地×3个样方×3次重复），烘干称重测定凋落物的重量损失，根据Olson[6]提出的指数衰减模型估算凋落物的分解速率，模型如下：ln（Mt/M0）=X-kt或y=ae-kt，式中，M0为凋落物初始质量，Mt为分解后t时间的凋落物剩余质量，X为截距，k为凋落物分解常数，y为Mt/M0，a为X的负对数。9袋重复凋落叶称重后合并为3个样用于化学分析。

2008年9月至2009年12月每3个月在各样地的3个样方中随机选取3个样点进行土壤取样，采集0～20 cm处的土壤，供实验室内分析N、P含量。6次取样，共108个样（2种样地×3个样方×3次重复×6次取样）。处理样地中，在清除掉凋落物之前先测定土壤养分含量的初始值。

在凋落物和土壤养分含量的测定中，全氮含量均采用凯氏定氮法，全磷含量均采用钼锑抗比色法，全钾含量采用火焰光度法。

1.3 统计分析方法

使用SPSS 11.0统计软件进行差异显著性分析和回归分析；用Excel 2003作图。

2 结果与分析

2.1 凋落物分解残留率

凋落物分解残留率变化曲线如图1，木麻黄凋落物在两种样地里的分解残留率均为处理大于对照。经检验，在分解的第6个月、第9个月、第18个月两种样地的凋落物分解残留率均具有极显著差异，在第12个月具有显著性差异（表2）。

在分解的前3个月，凋落物在两种样地的分解失重率都较高，属分解前期的快速失重阶段，凋落物中的可溶性物质通过降水而被淋溶。第三个月后，凋落物在两种样地里的失重率逐渐减慢。凋落物在两种样地的分解常数见表3，在处理样地分解慢于对照样地。

2.2 凋落物养分释放量

2.2.1 氮元素释放量 分解过程中凋落物N浓度随时间变化的情况见图2（a），袋中凋落物的N元素含量（用剩余百分率表示）见图3（a）。

经检验，凋落物N浓度在对照样地显著高于处理样地。凋落物N浓度在对照样地内前6个月持续上升，但N的绝对量，即N剩余百分率却一直处于下降的过程。N剩余百分率在前3个月急剧下降，可能与凋落物在前3个月的快速失重有关。分解18个月，凋落物N的释放率最大也没有过半，为47.79%。处理样地中凋落物N浓度也是在前6个月持续上升，N的剩余百分率却有一个先降、后升、再降的过程。分解18个月，凋落物N的释放率最大为44.03%。经检验，两种样地的凋落物N释放率无显著性差异（P=0.088）。

2.2.2 磷元素释放量 分解过程中凋落物P浓度随时间变化的情况见图2（b），袋中凋落物的P元素含量（用剩余百分率表示）见图3（b）。

经检验，凋落物P浓度在对照样地显著高于处理样地。凋落物P浓度在对照样地内前3个月均呈下降趋势，下降至3个月后开始上升，而后又下降。处理样地中凋落物P浓度呈波动式下降。分解18个月，对照样地凋落物P释放率达72.40%，处理样地为67.58%。经检验，两种样地的凋落物P释放率无显著性差异（P=0.871）。

2.2.3 钾元素释放量 分解过程中凋落物K浓度随时间变化的情况见图2（c），袋中凋落物的K元素含量（用剩余百分率表示）见图3（c）。

经检验，凋落物K浓度在两种样地之间差异性不显著（P=0.825）。凋落物K浓度在两种样地内前3个月的下降比较剧烈且很一致，下降至3个月后速度开始变慢。分解18个月，对照样地凋落物K释放率达92.25%，处理样地为90.34%。经检验，两种样地的凋落物K释放率无显著性差异（P=0.113）。

2.3 对照样地和处理样地的土壤养分含量

2.3.1 土壤全氮含量 两种样地的土壤全N含量动态见图4（a）。经过清除地表凋落物，试验开始时，处理样地土壤全N含量的变化较对照样地更平缓。两种样地的土壤全N含量经检验无显著性差异（P=0.279）。土壤全N含量除2008年12月处理样地高于对照样地且具有显著性差异外，其余各月均无显著性差异。各样地内6次取样的土壤全N含量差异性分析分别见表4和表5。

2.3.2 土壤全磷含量 两种样地的土壤全P含量动态见图4（b）。当地表凋落物清除一段时间后，处理样地土壤全P含量的变化较对照样地更平缓。两种样地的土壤全P含量经检验无显著性差异（P=0.717），每次取样的土壤全P含量经检验也均无显著性差异。各样地内6次取样的土壤全P含量差异性分析分别见表6和表7。

3 讨论

凋落物的生态意义之一在于将养分归还土壤，为森林生长提供养分，这也是森林自肥作用的重要机制[7]。不同植物通过对遮荫状况、生物固氮以及凋落物产量和质量等方式来影响土壤的养分循环过程[8-10]。凋落物量是群落内氮素停留水平的真实反映，是群落养分循环的关键，其分解过程极大地影响着森林群落的养分循环过程，是群落内氮素形态转化的载体和纽带，极大地影响着群落的动态、稳定性等[8，9]。研究结果表明，不同森林群落的凋落物量、贮量、养分归还量及凋落物分解速率对林下土壤肥力状况的影响不尽相同[11]。

在本研究的两种样地中，凋落物的分解速率处理样地[0.402 g/（g·a）]小于对照样地[0.548 g/（g·a）]，且经过18个月的分解，N、P、K三种元素的释放率在数量上均为处理样地小于对照样地，说明样地中凋落物层的清除对凋落物的分解与元素的释放有一定的减缓作用。处理样地土壤N、P含量的变化较对照样地更平缓，说明在无新鲜凋落物输入的情况下，土壤腐殖层仍然进行着矿质化过程，进行着养分的分解和积累，但不如对照样地有凋落物输入时明显。

本研究中木麻黄凋落物在两种样地里的分解残留率存在差异，推测这主要归因于两种样地小气候环境、土壤性质、土壤动物和土壤微生物的差异。由于各种森林凋落物的分解受多种因素影响，试验设计如果没有尽量缩小除地表凋落物以外的因素差异，相互间难以直接比较。如本试验中采集的是木麻黄叶，而自然凋落物还包括皮、枝、杂物等，可能因为凋落物成分的不同而影响其分解。此外，自然分解时凋落物堆积较多，形成了良好的微生物分解环境，但本试验只采用了10 g木麻黄叶，环境和物质均与自然状态差异很大，从而影响了试验结果，因此还需要对这两方面进行进一步的试验。

养分元素的剩余百分率大于100%为净固持，小于100%为净释放。凋落物在分解过程中并不总是释放出养分，各种营养元素从凋落物释放到土壤中的速度和量是不同的， 这种释放过程受多方面的因素制约， 如与凋落物的类型、分解阶段、化学组成、土壤环境、土壤生物活性等因素均有密切的关系[12]。本研究中凋落物的N浓度在试验的前6个月都在增加，这与凋落物在分解过程中N浓度和绝对量的增加被多次报道[3，6，13]的结论相符，可能原因是外源N被结合到微生物生物量和副产品中[14]。凋落物分解过程中，异养生物活动对N有明显的需要，而凋落物中通常N短缺，多数N被微生物所固持。当剩余凋落物中C/N值>25，就发生N固持，因此增加了凋落物中的N浓度[15]。

P浓度在凋落物分解过程中也有上升的阶段，这可能与低品质的凋落物在分解初期经常从环境中固定养分有关。在凋落物分解过程中，氮磷养分含量一般会逐渐升高，因而氮（及磷）养分浓度与残留叶量一般存在负相关关系，它主要是由于落叶质量损失速度快于营养释放速度，如果凋落物品质很差，在分解过程还从环境中固定氮磷养分。

K浓度在凋落物分解过程中主要呈下降趋势，这与金属元素在枯枝落叶内多以离子态存在，且极易迁移，而在降雨的作用下，它们经常被淋洗掉或因离子交换作用而流失。到后期，由于淋溶等其他K来源的补给，浓度又出现上升。

本研究中，在2008年12月处理样地的土壤全N、全P含量与当月的对照样地相比均达较高水平，推测这可能与前3个月对处理样地的凋落物进行清除时，剧烈的环境变化对其土壤动物造成了极大的干扰，而导致了全N和全P含量的剧增。因为土壤动物是凋落物分解及养分矿化作用生态过程的主要调节者，通过其新陈代谢促进各种营养元素的转化[16]。土壤动物体内养分含量与食物来源有一定联系，而且土壤动物排泄出无机物，并改善土壤中营养元素量的形态[17]。

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