喀纳斯泰加林林火烈度分析

2020-10-14刘小菊潘存德

新疆农业科学 2020年9期

刘小菊，潘存德

(1.新疆农业大学林学与园艺学院，乌鲁木齐 830052；2.新疆农业职业技术学院园林科技学院，新疆昌吉 831100)

0 引言

【研究意义】火频发严重干扰自然生态系统，改变森林年龄结构、树种组成，减少森林生物量[1]。林火烈度、林火强度、林火的周期性和季节性是火干扰的主要组成因素，都会影响森林的组成、结构和下层木的生长[2-3]。林火烈度(林火烈度)和是火生态研究的重点领域。林火强度(fire intensity)是指火在燃烧过程中燃烧有机物质释放的能量[4]。林火烈度一词源于描述火干扰后的生态效应。火生态管理中涉及到林火烈度多个方面，包括林火烈度的解释、目标、度量和生态变化[5]。不同的研究对林火烈度的看法不同[6]。林火烈度(fire severity)指林火对森林生态系统(植被、土壤养分和土壤理化特性)的影响/破坏程度[4]；或指地上和地下有机物质的损失情况[7]。林火烈度的大小直接影响森林生态系统的所有生态过程[7-8]。研究火干扰的生态效应和林火烈度比林火强度更有价值，并能很好地表征火后有机体的变化情况。喀纳斯自然保护区作为中国北方保存完整泰加林之一，火干扰频繁发生，寻求评价林火烈度的方法具有重要的理论价值。研究火后的生态效应，火后森林的更新、植被的恢复和物种多样性的研究的前提是确定林火烈度和火干扰时间，保证林火烈度的客观性并具备量化的指标，能够快速判定林火烈度，才能够客观地描述火干扰后生态环境发生的变化，为森林经营管理和森林景观的维持提供科学依据。林火烈度对研究火干扰对森林群落的物种组成、分布、生物多样性格局和森林景观的形成十分重要，对火生态和森林景观异质性研究具有十分重要的指导意义。【前人研究进展】林火烈度的评价对于研究火后生态响应至关重要。但是仍没有能被广泛认可的林火烈度统一的度量标准[9-10]。常用植物死亡率尤其是林冠层林木死亡率[12-13]、生物量的消耗[5]、灌木高度的变化[14]、地表有机物的消耗[15-16]、土壤性质的变化[17-18]、火疤木的熏黑高度[19]等来表示。但是这些评价标准都具有一定局限性，林木死亡率对于具有萌芽能力的优势树种的森林是不适用的[22]，且林木死亡率会随着演替的推进发生变化；生物量的消耗、土壤性质的变化等方法都是用设置对照样地的方法进行度量，实际上对照样地并不能真正代表火烧前的林分；火疤木的熏黑高度属于火疤的外在属性因子，仅采用一个因子缺乏全面性；有研究应用遥感技术来评估林火烈度[20-22]，CBI和NBR指数等是利用植被盖度、土壤颜色的变化辅以火前和火后的图像和数据来评价林火烈度。这些指标都是视觉观测数据，不同观测者的观测水平不同，不能保证观测的客观性，并不能保证林火烈度评价的客观性。对于火烧时间长的林分，这些方法显然是不适用的。国内在火生态研究中往往将林火烈度和林火强度混淆，用来代替林火烈度[23-25]。林火烈度基本上都是利用林木死亡率来评价，也有利用林木火疤的外在属性因子和西伯利亚松残留比例量化喀纳斯自然保护区的林火烈度[28]，实践证明残留比例会随着森林的演替而增大，也具有一定的局限性。【本研究切入点】我国新疆喀纳斯国家自然保护区位于林火多发的阿勒泰山林区，是我国惟有的南西伯利亚山地南泰加林生态系统的代表，火干扰对森林群落的物种组成结构、生物多样性格局和森林景观的形成与维持起着重要的作用，但对森林火干扰历史及其植被发展等方面的研究却非常少。西伯利亚落叶松是喀纳斯自然保护区的优势树种，树皮厚，抗火性强，过火后，会在树干上留下较为清晰的火疤。【拟解决的关键问题】在喀纳斯自然保护区泰加林，选取发生过火干扰的林地设置样地实地调查，以耐火树种西伯利亚落叶松的火疤作为研究对象，采用熏黑高度、火疤深度、火疤宽度和火疤高度4个火疤属性因子建立喀纳斯自然保护区林火烈度评价指标体系，为喀纳斯自然保护区林火干扰对森林及林下植被种群的稳定性、生物多样性、森林及草本生物量、土壤理化性质、土壤微生物及植被恢复的影响的研究提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 材料

研究地点位于新疆喀纳斯国家自然保护区(N48°26′18″～48°38′56″，E87°01′45"～87°33′50″)内，该保护区为大陆性气候明显，年平均温度-0.2℃，≥10℃的年均活动积温1 595.4℃，无霜期为80～100 d，年均日照时数为2 157.4 h，年均降水量1 065.4 mm，年均蒸发量为1 097 mm，常年盛行西南风。受第四纪冰川和北冰洋气候的影响，形成特殊的自然景观和植被类型。气候、土壤和生物分布具有明显的垂直带谱，森林、草原、草甸相间交错分布。其中，在海拔1 300～2 300 m范围内的亚高山寒温带针叶林—山地棕色针叶林带属于典型的泰加林区。森林群落主要位于阴坡、半阴坡山地。保护区内已知的维管束植物有83科298属798种，并保存以泰加林为代表的泰加林分，也是我国唯一的欧洲西伯利亚植物区系。乔木优势树种为西伯利亚落叶松(LarixsibiricaLedeb.)、西伯利亚云杉(PiceaobovataLedeb.)和西伯利亚红松(Pinussibirica(Loud.)Mayr.)，伴生有西伯利亚冷杉(AbiessibiricaLedeb.)、疣枝桦(BetulapendulaRoth.)、山杨(PopulustremulaLinn.)等。灌木优势种有大叶绣线菊(SpiraeachamaedryfoliaLinn.)、多刺蔷薇(RosaspinosissimaLinn.)、蓝果忍冬(LoniceracearuleaLinn.)等。草本优势种有黑穗薹草(CarexpolyphyllaKar.et Kir.)、白花砧草(GaliumborealeLinn.)、白喉乌头(AconitumleucostomumWorosch.)、老芒麦(ElymussibiricusLinn.)等。

1.2 方法

2016年6～8月，采用典型样地法在喀纳自然保护区未受人为干扰的，但有火干扰痕迹的泰加林中设置样地进行调查。该保护区发生的火干扰事件主要集中分布在海拔1 900 m以下[28-29]，设置的样地海拔高不超过1 900 m。为了避免因林木火斑造成的火干扰误判，严格选取出现5株及5株以上火疤木，且火疤木距今最近1次成疤年龄相同、面积不小于1.0 hm2且树木分布相对均匀的样地内设置林冠层样地。样地大小为30 m×30 m，样地边界距离林缘至少50 m，共调查179个样地。

在样地内用GPS定位后对所有高度>1.3 m树木进行每木调查，记录树种、树高、胸径和数量，并测定西伯利亚落叶松年龄，对树高≤1.3 m的树木记录其树种和数量；对样地内及周围出现的西伯利亚落叶松火疤木进行逐一调查，现场记录其熏黑高度、火疤深度、火疤宽度、火疤高度(熏黑高度)。其中，火疤深度、火疤宽度、火疤高度分别以最深、最宽和最高处记录。

采用林木火疤年龄分析法确定样地火干扰的发生时间(年份)，即正对火疤砍出一斜面，根据内部完整年轮数与整株树木全部年轮数之差确定火疤木成疤时间(年份)[26]。选择5株生长健康、火疤外在属性相似、火疤清晰的火疤木进行年龄分析，保证5株火疤木的成疤年份误差在1a以内。以林木火疤的4个外在属性因子作为林火烈度的表征因子，对林火烈度量化分级。

对所有的火疤外在属性因子进行两两之间的Pearson相关分析，筛选出不存在极显著相关关系(P<0.05)的林火烈度的指标体系。对179个样地内的林木火疤的外在属性因子进行相关分析，以火疤的外在属性因子作为林火烈度的表征因子，以火烧样地为基本单位进行聚类分析。对179个样地的林火烈度的表征因子进行聚类分析，划分林火烈度等级。对熏黑高度、火疤宽度、火疤高度和火疤深度分别进行聚类分析，获得各个表征因子聚类后的范围值和均值。利用表征因子的量化指标进行林火烈度的划分，烈度以多数指标所在的等级为标准进行。当这4个表征出现两两分别归属于名次等级时，以火疤深度所在的等级为准。将179个受火干扰的样地按照林火烈度进行归类。

1.3 数据处理

采用相关分析和聚类分析进行林火烈度的标定，并将林火烈度划分不同等级；数据的录入、整理和作图均采用Microsoft Excel 2007软件进行，采用统计软件SPSS19.0进行统计分析,作图则利用Origin 2018完成。

2 结果与分析

2.1 林火烈度的量化

2.1.1 林火烈度表征因子的相关性

研究表明，各表征因子间均存在一定程度的正负相关性，其中熏黑高度和火疤深度，火疤深度和火疤宽度之间存在显著相关性，但不存在极显著相关性，可以用这4个变量作为林火烈度的表征因子。表1

表1 林火烈度表征因子相关矩阵

2.1.2 林火烈度的量化

参照各个表征因子的范围值和均值及综合聚类分析的各个表征因子的临界值，以熏黑高度和火疤深度为优先考虑因子结合成疤部位和火疤宽度将喀纳斯林草生态系统的林火烈度划分为高、中、低3个等级，各等级对应的量化指标范围值。表2

表2 喀纳斯泰加林林火烈度量化指标

喀纳斯自然保护区内，高烈度火烧的样地共67个，占总数的37.4%；中度火干扰的样地共55个，占总数30.7%，低烈度火烧迹地共57个，占总数31.8%。喀纳斯自然保护区泰加林发生的火干扰集中在高烈度和中等烈度等级。图1

图1 林火烈度和火干扰时间在样方数量上的分配

2.2 火干扰时间序列上的林火烈度

研究表明，此次调查区域内的火干扰时间可归属于1880～2000年的63个历史年份。最早的火干扰时间为1880a，但发生火干扰的样地数量不多；1987a前后火烧迹地的数量较多。在这100a间的其它火干扰年份里，发生火烧的样地数量不等。图2

图2 聚类分析

3 讨论

3.1 喀纳斯自然保护区泰加林的林火烈度指标

通过喀纳斯自然保护区林火烈度表征因子的相关分析，研究将火疤宽度、火疤高度及火疤深度确定为标志林火烈度的外在指示因子，且通过大量统计分析，对保护区高、中、低3个等级的林火烈度给出了详尽的量化参数，对该区域的火干扰研究提供了方便快捷的定性定量分析指标。

林火烈度与林火强度并不是相关的[11]，高强度火烧的烈度有可能是低的，特别是对于草地和灌丛这些更新能力高的生态系统，火烧后植物更新迅速，高强度火烧造成的植物死亡率却是低的[22]，林火烈度也是低的。准确区分两个概念是十分必要的，将两者混为一谈是不科学的。用植物死亡率、土壤性质的变化、有机质的损失等数据去量化林火烈度，需要火前和火后的数据，且火烧时间不久后开展调查，并需保证数据的客观性。大多数研究林火烈度都采用设置对照样地的方法，即在火干扰样地的临近地段找到未被火烧的样地作为火前样地[31]。实际上未被火烧的样地并不能真正代表火前样地，尤其在高烈度火烧的森林找到成对的火烧和未火烧样地几乎是不可能的。土壤性质的变化、有机质的损失等来度量林火烈度，必须提供火烧前的数据，获得这些数据几乎是不可能的。目前都是用对照样地的方法，应用对照样地来量化林火烈度似乎是简单易行的，但忽视了不同林火烈度和火烧时间对这些因子的影响。对于火烧时间较长的林分火后有机质的损失、植物死亡率、土壤性质的变化并不能客观真实地量化林火的后果[16]。

火干扰发生后，森林生态系统地上和地下遭受损失是其第一效应，随着时间的推移，由于林火会产生使火效应加剧或减轻的第二效应。植物死亡率(特别是林木死亡率)被广泛用于评价林火烈度，有些树木具有地下隐芽，地上部分被烧死后，地下的隐芽仍然存活，火后不久就得到恢复，林木的死亡率随着时间可能会降低。林木的死亡率也有可能会随着演替而变大，病虫害侵入由于火烧抗性变低的林木，导致林木死亡率提高。另一方面，由于火烧导致土壤侵蚀加剧，造成部分树木倒伏或死亡。一个发生火烧的林分1a后根据植物死亡率判断是低烈度，5a后则由于死亡率提高会判定为高烈度[27]。另外由于植物死亡造成的林窗，使得外来物种得以入侵，也会对植物的死亡率造成误判。采用林木死亡率来评价林火烈度实际上具有一定的局限性。林木的残留比例会随着演替而提高，当采用火疤的表征因子和残留比例来判定林火烈度时，残留比例则成为主导性因子，火烧时间越早，残留比例越大，林火烈度就越高，用此方法来评价林火烈度则缺乏客观基础。

研究将喀纳斯自然保护区的林火烈度划分为高、中、低3个等级，每个等级都对应有其相应的表征因子量化指标。在前人用熏黑高度评价林火烈度的基础上，加入了熏黑高度、火疤宽度和火疤深度3个属性因子，更具全面性。通过林火烈度的量化，表明火疤越深、火疤宽度越大，火疤高度越低，喀纳斯自然保护区的火干扰表现为烈度越高。对熏黑高度而言，中度等级的火干扰的熏黑高度最高。发生火烧时，火将在树体的水平、垂直和纵深方向蔓延，当火力集中在其中两个方向时，在其它一个方向上的能量会在一定程度上减少。这在一定程度上解释了随着火疤高度和熏黑高度的增大，林火烈度并没有随之增高。在火干扰发挥作用时，受林木胸径大小及火势集中状况和风、地形因子等其他外界因子协同作用的影响，火疤宽度及高度、深度的表现特征很可能具有一定的局限性，研究结果只能反映该区域的火干扰状况，其他森林生态系统是否具有相似的表现特征还有待进一步证实。

3.2 林火烈度与地形因子

通过林火烈度与地形因子[28-31]的相关分析中，海拔越高林火烈度越高，与Roman[32]研究结果一致，坡度和坡向与林火烈度呈负相关。在此次调查的海拔范围内，1 417～1 715 m海拔范围内林火烈度分级显著且多发生高烈度火干扰。1 416 m以下的低海拔地区发生火烧后人工扑救较为方便，以中度和低度火干扰为主，且发生火干扰的频率低；高海拔地区人工扑救难度大，林下分布的灌木增多，林下湿度小，火势蔓延速度快，更易发生高烈度火烧。斜坡和陡坡坡度相对较陡，火势蔓延快，易形成高烈度火干扰，与前人结论一致[31]。低坡位火干扰频率最高，且林火烈度的分级显著；阴坡上，火干扰频率较高，林火烈度的分级也较明显。这与喀纳斯自然保护区的森林主要分布在阴坡和半阴坡上有关。西南坡发生的火干扰最高，这可能与保护区常年盛行西南风有密切关联，在迎风坡火势会受风力影响而产生加高效应，从而高化对局部林分的影响，在迎风坡由于火势的集中高劲而产生明显的干扰效应，使得火烈度增高。

3.3 林火烈度的火后生态效应

一般来说，导致林火烈度产生差异的影响因素很多，火干扰会因环境条件的不同而表现出由于火烧产生不同程度的环境变化[32-33]。火干扰发生后通过热量的辐射对土壤产生烘烤作用，不仅改变了土壤的理化性质，同时可以清除一些森林有害物质[33]，而且干扰程度越高产生的影响越大。随着干扰烈度的增高，受干扰林分在物理基质及能量配置方面的重组程度加大，林分重新发育的可能性增大，从而给一些适生树种和草本及灌木提供了生存机会。高烈度火烧使得林分中出现较大的林窗，除了耐火烧的中、大径级西伯利亚落叶松以外其它树都被烧死，林分郁闭度减小、透光率加大，喜光的疣枝桦、谷柳、五蕊柳等阔叶树种得以定居，林分中阔叶树种的比例增加，阔叶化程度增加，林分表现为阔叶针叶混交林。

中度火干扰后，林冠层稀疏，透光率加大，疣枝桦靠萌芽得以更新，喜阳的西伯利亚落叶松的种子开始萌发，林分表现为阔叶针叶混交林。随着时间推移，当林分郁闭度增加，阴性树种西伯利亚云杉、西伯利亚红松得以更新，阔叶树种逐渐消退，林分为针叶阔叶混交林。

低烈度火干扰后，林分环境变化不是很大，仅少数树木被烧死，大部分树木及幼树得以留存，林分为针叶阔叶混交林或针叶混交林，随着时间的推移，针叶化程度增加。

火干扰特征影响森林的演替更新，火烧距今时间越近，烈度越高，林分表现为阔叶针叶混交林；火干扰时间距今越近，烈度越低，林分表现为针叶混交林或针叶阔叶混交林；火发生时间距今越远，烈度越高，林分的针叶化程度增加；火发生时间距今越远，烈度越低，林分表现为针叶混交林。

调查的火干扰样地中，高烈度和中度火干扰后林分大都表现为阔叶针叶混交林，且干扰时间距今较近。针叶混交林大多发生低度、中度火烧，且火发生时间距今较近，个别样地发生了高烈度火烧，因火烧距今时间远，在更新的过程中针叶化程度增加，阔叶树被排挤；针叶阔叶混交林的林分的火烧情况相对复杂一些，有2种情况：一是火发生时间近，林火烈度高、中、低均存在；二是火发生时间较远，林火烈度为高烈度和中等烈度，火烧迹地上阔叶树数量多，经过多年演替未全部被针叶树代替。喀纳斯自然保护区泰加林的火后生态效应与森林演替规律相符。

3.4 火干扰时间与林火管理

喀纳斯自然保护区泰加林的火干扰可归属到1880～2000年的63个历史年份，火干扰集中在20世纪60年代、70年代和80年代，其中，1977a、1978a、1979a、1980a、1982a、1984a、1987a、1988a和1991a发生的火干扰较为频繁，发生火烧次数6次以上，与阿尔泰山林区历年林火发生情况调查结论一致[28]。1990a后的火干扰次数减少，发生高烈度等级的火烧样地占总量的比例减少，这与保护区林火管理的力度加高有着直接关系，1990a后林火监测的水平提高，林火扑救的措施得力，火干扰次数显著减少。

此次林火烈度的量化是科学可行的，为喀纳斯林火生态的分析和研究提供了参考信息。喀纳斯自然保护区泰加林发生的火干扰以高度和中度干扰为主，与之前的研究结论基本一致[29]。该保护区泰加林林火烈度受林分特征、地形因子和林火管理的影响。火干扰启动了演替，在火烧迹地上引起森林更新，影响火烧迹地更新有三大因子：立体条件、火前植被因子和火干扰特征[40]。喀纳斯自然保护区的泰加林森林生态系统经过火成演替形成不同的森林类型。林火烈度与林分结构、林下植被、土壤等之间的关系及作用机制还有待于进一步研究。