王彬存，张景润，郑小兰，李学云*

（1.青岛农业大学园林与林学院，山东 青岛266100；2.河北茅荆坝国家自然保护区管理处，河北 承德068150）

边缘效应是指两个甚至多个生态系统（性质不同）的相互作用，其中包含如能量、物质、地域等因子的不同以及系统之间相互作用所引起生态系统比较大的变化，称为边缘效应[1]。边缘效应是生物因素和非生物因素综合作用的结果，是一个动态的过程[2]。在森林生态系统中，边缘效应对森林内外的生态环境产生一定的变化，从而影响动植物的分布、群落功能和结构、物质流动和能量流动等[3]。道路在景观生态学中是作为廊道而存在的，道路能够改变微环境，使部分物种受到胁迫，也为某些物种的扩散提供途径，由于道路引发的边缘效应，使得道路两旁的植物种类组成、丰富度等不同于其它各处[4]。道路的引进增加了边缘效应的影响面积，加剧了景观的破碎化程度。

道路对生态系统的影响受到越来越多的关注[5]，道路网络在对人们生活提供便利的同时，也对生态系统和景观格局的变化产生的较大的副作用，道路作为一种廊道，道路增加会使横向分割程度增加，边缘效果影响的领域增加，使横向稳定性受损，进而破坏了景观格局的稳定性[6]。目前研究的重点是道路生态效益，如道路对景观格局的影响[7,8]、对生物群落及栖息地的影响[9,10]、区域物种扩散作用[11]、群落小气候的影响[12]等方面，而对于森林道路造成的植物群落边缘效应研究较少[13]。修建道路所引发的边缘效应从尺度水平来看是属于小尺度斑块间的边缘效应[13]，是一种非生物性质的、非移动型的效应。研究道路引发的边缘效应有助于理解道路网络对生态系统的影响，基于此目的，本研究对梧桐山森林道路引发的边缘效应进行研究，研究森林道路对物种多样性、土壤理化性质的影响，预计将为本地区的保护和管理参考。

1 研究地区概况与方法

1.1 研究地区概况

研究地区位于深圳东部梧桐山风景区名胜区（114°8′E-114°7′E,22°33′N-22°37′N）属于亚热带季风气候。梧桐山地貌类型属中低山丘陵，植被类型以常绿阔叶林为主，样带设于一条9 m 宽的道路两侧，道路的修建使得梧桐山森林景观分为坡下和坡上两个大群落，群落类型为针阔混交林，坡度在25～35°之间，坡向为北坡。

1.2 研究方法

1.2.1 样地设置和调查方法

野外试验于2015年7月进行，样地设置于梧桐山道路侧方，位于道路上方的一侧为上坡群落，沿上坡方向分别设置4 个5 m×40 m 样带，样带之间间隔5 m，相应的也在道路下坡设置4 个5 m×40 m样带，共计8 个样地，在8 个样地中进行植物物种多样性调查（图1）。用A、B、C 和D 分别代表上下坡的样带，其中A代表0-5 m的样带，B代表10-15 m的样带，C代 表20-25 m的样带，D 代表30-35 m 的样带。对样地内的乔灌木进行每木检尺。

1.2.2 土壤取样及测定方法

在上下坡的8 个样地中进行土壤取样用于理化性质测定。在每个样地的四角和中心5 点各挖60 cm 深的土壤剖面，分层取样（0-20 cm、20-40 cm和40-60 cm），每个样地中土壤混合均匀后带回实验室。具体测定方法参考[13]看边缘效应影响深度。采用烘干法对土壤含水量进行测量，先将土壤称重，得到土壤的鲜重质量，记录，然后将得到鲜重质量的土壤进行100 ℃烘干，时间为12 h，再得到其干重质量，记录。采用5：1 水土比酸度计法[14]的方法对土壤pH 值进行测定。土壤全氮含量的测定用Kjeltec 2300 全自动凯氏定氮仪[15]进行凯氏定氮法测量。土壤全磷含量测定用ICP-OES 酶标仪法[16]，土壤全钾含量用氢氧化钠熔融法[17]。

1.3 数据分析

1.3.1 物种多样性

多样性指数计算公式如下：

物种丰富度：S=出现在样地内的物种数；

其中：Pi 为种i 的重要值。

利用生物量估算回归方程[18]计算出需要的根、叶等数据，最后得到乔木总的生物量，并进行统计。收集不同样带的土壤，进行土壤理化性质分析，其中可以应用SPSS 软件、SNK 法得到不同样带土壤理化性质的方差数据，并统计分析结果。

1.3.2 土壤理化性质分析

利用Excel 和SAS9.0 软件对样地中土壤理化性质采用进行单因素方差分析和多重比较，显著度水平为0.5。

2 结果与分析

2.1 道路边缘对物种多样性的影响

本次研究调查的8 个样地中，共出现乔灌木树种38种，对样地乔灌木树种进行多样性分析得到各样带的物种多样性指数。由图2-图4 可知，由道路边缘到林地中心群落结构呈一定变化，对于坡上的4 个群落结构来看，边缘样地的物种树和辛普森指数均高于样地内。总体来说，在调查的8 个样地中，物种多样性所体现的边缘效应并不明显。研究表明，道路的宽度至少为15 m 时可以提高植被物种多样性水平[19]，森林道路物种多样性的影响限于道路两边林内5 m 的群落[20]，本研究的道路仅为9 m，因此物种多样性的边缘效应不明显，此外，边缘效应影响的深度随着边缘形成的年限增加而增加[21]，因此盘山道路的修建年限也是影响边缘效应的一个因素。

2.2 道路边缘对土壤物理性质影响

2.2.1 土壤自然含水量

在降水量一定的情况下，上下坡的土壤含水量却不相同，这直接的反应出道路的修建影响了植物的生长，植物的生长又反映着土壤的理化性质，从而道路的修建可以间接对土壤的理化性质产生边缘效应。对样带中土壤自然含水量进行方差分析（图5）。研究发现，在坡上土壤的含水量中，A 样带土壤自然含水量最高为20.25%，A 样带与其他样带存在显著差异（P＜0.05），而其它样带中土壤含水量并无显著差异；这与祖元刚和周婷的研究结果存在一定差异，这可能由于研究地区的环境存在差别所造成的，此外，坡上样带的土壤含水量（17.16%）高于坡下样带（14.21%），这可能是由于水泥道路对水的截留造成的，水泥道路阻碍水从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紧实度和土壤结构，影响着土壤团聚体内元素的固定和释放。对各个样带土壤容重进行方差分析（图6），结果表明，坡上和坡下土壤容重并为表现出明显的效应，靠近道路的A样带中土壤容重（1.33）低于其它样带中的土壤容重（1.38）。方差分析表明各带土壤容重不存在显著差异（P＞0.05）。土壤容重受土壤质地、结构土壤松紧状况以及人工管理措施的影响，道路对各样带土壤容重影响不大，样带受人为干扰因素较少，各样带土壤容重并为表现出明显的变异。

2.3 道路边缘对土壤化学性质影响

2.3.1 土壤pH 值

土壤pH 值对植物生长发育其重要作用，它可以通过对土壤元素的转换进而影响到植物的生长发育。对各样带之间土壤pH 值进行方差分析（图7），各样带土壤的pH 值平均值为5.29，为弱酸性土壤，坡上各样带的pH 值之间不存在显著差异，但坡下A 样地和其它样地存在显著差异（P＜0.05），坡下A 样带土壤pH 值最大，远高于其它样带。这是因为有时大量的雨水冲走了土壤中酸离子，使得土壤碱性化，导致土壤裸露在外。坡下位置较低受到的影响比坡上明显，此外，道路维修对土壤的破坏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、温度等环境因子的影响[13]，其中各样带的条件基本一致，造成差异的原因可能是修建道路引起的，这说明道路的修建对土壤的pH值存在影响的，研究结果与周婷[13]等一致。

2.3.2 土壤的氮磷钾含量

对各样带中土壤全氮全磷和全钾的含量进行方差分析可得（图8-图10），土壤中全氮的含量在坡上的四个样带中不存在显著差异，但表现出由林缘到林内逐渐降低的趋势，坡下的四个样带中，A 样带与其它三个样带存在显著差异，A 样带中全氮的含量显著低于其它样带的含量，坡上样带的全氮的含量高于坡下样带的含量。土壤全磷和全钾的含量坡上和坡下各样带中没有显著性差异，并没有表现出明显的边缘效应，但是均表现出坡上样带的含量高于坡下样带的含量。

调查样地的坡上群落是一个完整的群落，土壤中氮磷钾含量受人为影响较少，因此坡上土壤养分不存在显著差异，但土壤中全氮和全钾的含量表现出一定的边缘效应，由林地边缘向林地内表现出递减趋势。坡下土壤中氮磷钾含量则表现出不同的效应，由于盘山道路的修建形成的障碍，阻挡了坡上和坡下土壤养分的流动，坡下样带中得不到坡上样带中养分补充，导致坡下样地中土壤养分含量偏低，另外由于降雨形成的流水使得下坡的凋落物被冲走，土壤养分的积累也会有所损失，这也是造成坡下样带中土壤养分含量偏低和坡上A 样带中养分偏高的原因之一。

氮磷钾元素是植物生长发育必须的大量元素，氮磷钾是限制植物生长发育的重要元素[22]，多数研究表明土壤的氮磷钾都具有一地的表聚性[23]，即土壤表层的含量较高，随着深度的增加而不断减少。

3 讨论与结论

本研究结果显示紧邻道路两边样带的乔灌木总生物量、辛普森指数、土壤含水量都略高于群落内部，表现出由修建道路引发的森林边缘正效应，主要原因是外缘植物紧邻道路，生长空间较为开阔，种间竞争较少，道路上方伸展枝叶的空间也较大，从而植被的生产量较高。森林内部土壤的pH 值较高，土地碱性化，但氮、磷、钾的含量很低，表现出边缘效应为负效应。其原因是道路的修建造成了隔离带的形成，这种隔离带透水能力较弱，将坡上、坡下连续群落分割，导致坡上、坡下失去联系，以至于在物质交换、信息流通等方面产生了负效应，使得森林边缘的性质发生了变化。而道路两侧植被沿边缘的多样性水平和土壤容重没有较大的改变,说明边缘效应并不明显。

总体来说，在调查的8 个样地中，物种多样性所体现的边缘效应并不明显。研究表明，道路的宽度至少为15 m 时可以提高植被物种多样性水平[19]，森林道路物种多样性的影响限于道路两边林内5 m的群落[20]，本研究的道路仅为9 m，因此物种多样性的边缘效应不明显，此外，边缘效应影响的深度随着边缘形成的年限增加而增加[21]，因此盘山道路的修建年限也是影响边缘效应的一个因素。

边缘效应有个双峰模式[24]，即在边缘内部一段距离和边缘内部都会出现边缘效应的高峰，边缘效应并不是随着边缘距离的变化而出现单调的递减现象，Didham[25]认为由于林内的某些位置形成边缘内部的交错带，会产生物种的重叠，有利于提高物种的多样性。研究发现，在坡上土壤的含水量中，A样带土壤自然含水量最高为20.25%，A 样带与其他样带存在显著差异（P＜0.05），而其它样带中土壤含水量并无显著差异；这与祖元刚和周婷的研究结果存在一定差异，这可能由于研究地区的环境存在差别所造成的，此外，坡上样带的土壤含水量（17.16%）高于坡下样带（14.21%），这可能是由于道路对水的截留所造成的，水泥道路阻碍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。

坡上各样带的pH 值之间不存在显著差异，但坡下A 样地和其它样地存在显著差异（P＜0.05），坡下A 样带土壤pH 值最大，远高于其它样带，这是因为有时大量的雨水冲走了土壤中酸离子，使得土壤碱性化，导致土壤裸露在外。坡下位置较低受到的影响比坡上明显，此外，道路维修对土壤的破坏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、温度等环境因子的影响[13]，其中各样带的条件基本一致，造成差异的原因可能是修建道路引起的，这说明道路的修建对土壤的pH值存在影响的，研究结果与周婷[13]等一致。

总体来说，道路两旁森林的边缘效应通过多方面不同的表现形式来体现。在道路建设中需要综合考虑土壤破坏、植被适应能力、水土保湿情况等因素进行合理规划，尽量减小修建道路对森林群落造成的负效应。