林火是一种自然现象，也是生态系统主要干扰因子之一，对森林生态系统的形成和发展具有重要作用（朱教君等, 2004）。林火对土壤的影响包括对土壤理化性质和土壤微生物等（郑焕能, 1992）的影响。火干扰改变了土壤理化性质，进而间接地对生态系统生产力产生影响（吕爱锋等, 2005）。基于林火的复杂性、多变性及难以量化等特点，目前，国内外关于林火对土壤理化性质影响的研究较少，相关研究主要集中于火后短期土壤理化性质的变化，且大部分研究尚未考虑火烧强度对土壤理化性质的影响（戴伟, 1994; 唐季林等, 1995; 田昆, 1997; 沙丽清等, 1998; 张敏等, 2002; 姜勇等, 2003; 耿玉清等, 2007; 胡海清等, 2008; 孙明学等, 2009），研究结果对火烧迹地的恢复尚难提供科学有效的数据支持。大兴安岭林区是我国火灾高发区，几乎所有的森林都受到不同程度火干扰的影响(王绪高等, 2006；2008)。针对该区域火后土壤理化性质在不同恢复时间上的动态变化研究尚未见报道。本文选取大兴安岭林区火后不同年限的火烧迹地作为研究对象，并将与之毗邻的具有相同林分类型且未受火干扰的林地作为对照样地，通过对火烧迹地和对照样地土壤理化性质的采样与分析，探讨林火干扰对土壤理化性质的影响及火后植被恢复过程中土壤理化性质的变化规律，为火烧迹地的改造和生态恢复提供科学依据。

1 研究区概况

大兴安岭是我国北部面积最大的林区，位于46°26′—53°34′N，119°30′—127°00′E。地带性土壤为棕色针叶林土，另外还分布有沼泽土、河滩森林土和草甸土。该区土层较薄，一般在30~40 cm；土体内砾石含量高达30%~50%，土壤表面普遍覆盖有4~8 cm未分解和半分解的枯枝落叶层；表层有机质含量为10%~30%；土壤呈酸性，pH值为4~6.5。

全区森林覆被率达75%，其次为草本植被，约占20%。兴安落叶松(Larix gmelinii)林为该区的优势森林群落，约占该区森林面积的80%；其次为白桦(Betula platyphylla)林，约占10%；经济价值较高的樟子松林(Pinus sylvestris var. mongolica)仅占5%左右。

2 研究方法 2.1 样地选择与土壤采样方法

森林防火实践中，按照火后烧死木或树干熏黑高度判断火烧的程度，中度火烧是指烧死木株数占林木总数的30%~60%。通过对大兴安岭地区历史火烧迹地进行踏查，结果显示，该区中度火烧着火点多、面积广大，中度火烧迹地的植被恢复具有代表性；中度火烧迹地枯枝落叶层和半腐层被烧毁，半腐层以下颜色不变，易于寻找，易于按照土壤实际发生层进行采样。故本文选择中度火烧迹地作为研究对象，选择与之毗邻的具有相同林分类型且未受火干扰的林分作为对照。依次选择1982，1987，1990，1994，1995，2000，2002，2003，2006和2007年等10个年份的火烧迹地作为研究区域，其中对1987，1995，2000，2002，2003，2006年的火烧迹地进行了对照处理。在每个火烧迹地及对照区域设置1个30 m×30 m的临时样地（表 1），样地均是以白桦落叶松为主的天然林。在每个临时样地内随机设置3个采样点，挖土壤剖面，按照A、B两层进行土壤样品采集（1987年火烧迹地AB层难以分清，仅取一层样品作为A层土壤）。其中，土壤密度及含水量等参数采用环刀法取样；其他样品则在实验室内进行去除碎屑、根系、碳屑和石砾，经风干、研磨和过筛，以备分析。

2.2 土壤物理化学性质及测定方法

环刀样品测定内容包括土壤密度，土壤含水率采用烘干法，土壤总孔隙度依据土壤密度和土粒密度计算得出。pH值采用电极法测定。混合采样内容包括土壤有机质，采用K₂Cr₂O₇容量法；全氮为硫酸钾-硫酸铜-硒粉消煮、定氮仪自动分析法；全磷和有效磷为钼锑抗比色法；速效性钾为火焰吸收光谱法；水解氮为碱解扩散法（南京农业大学, 1990; 中国土壤学会, 2000）。各项指标采用3份样品进行统计分析，其中的化学分析进行标样标定。

2.3 数据处理

采用以空间代替时间的方法，以未火烧林地作为火烧迹地的对照样地，分析各火烧迹地的土壤理化性质随火烧后时间变化。并运用SPSS16.0统计软件对所测数据进行了分析。

3 结果与分析 3.1 火干扰对土壤物理性质的影响

由图 1可以看出，除火烧后的第5年（火烧发生后距调查当年的时间5年），土壤含水率提高了22.23%外，火烧之后土壤含水率基本上低于未火烧前的水平，火烧迹地的土壤含水率在火烧第12年起已接近火烧前的水平，变化趋势并不明显。

中度火烧对土壤孔隙度的影响较为明显，火干扰后土壤孔隙度随时间均不同程度减少，火烧后12年，土壤孔隙度比火烧前降低了21.61%，直至火烧后的20年土壤孔隙度才接近火烧前的水平。

中度火烧对土壤密度的影响表现为使土壤密度增加，火后20年仍未接近火烧前的状态。火烧后的1，5，12年以及20年的土壤密度分别比火烧前增加了98.22%，94.74%，80.44%和18.69%。土壤表层的有机质被烧掉以后对土壤的孔隙度造成不利影响，总孔隙度降低，使土壤板结现象严重，进而导致土壤密度的增加。

3.2 火干扰对土壤化学性质的影响 3.2.1 火烧后土壤化学元素变化的方差分析

表 2为火烧后不同年限土壤化学元素含量的变化及土壤化学元素在火烧后不同时间、不同土层以及两者交互作用下的变化情况的显著性检验。可以看出，除了pH值(P=0.64) 和有效磷(P=0.33) 外，火烧之后土壤A层和B层的养分元素变化差异是显著的；除了pH值(P=0.23)、有效磷(P=0.13) 和全磷(P=0.75)，火烧之后不同年限与不同土层交互作用下的土壤养分元素变化差异也是显著的。

3.2.2 火干扰对土壤pH值、有机质、全磷和全氮的影响

大兴安岭林区土壤为酸性土壤，火烧后土壤pH增加幅度不大，火烧迹地与对照样地的pH值变化幅度小于0.25个单位。图 2表现出中度火烧迹地与对照样地A层土壤有机质、全磷和全氮含量的变化，可以看出，A层土壤有机质含量的变化总体表现出先下降后增加的趋势。但火烧第1年A层土壤有机质含量（n=3，f=16.08，P＜0.000 1）比火烧前提高了7.65%，这主要是由于火后大量未被烧毁的可燃物进入土壤，加之土壤温度高，促进了枯枝落叶的分解，对土壤有机质进行了有效补充；随后，土壤A层的有机质开始降低，过火后第4年降低5.92%到第7年的降低43.21%，自过火后的第7年开始至过火后的20年时间里上层土壤有机质逐渐增加，直至超过火烧前的水平。过火后的短期时间里，火烧后土壤有机质含量会大幅度下降，主要原因来自于火烧损毁大量地表植被，并且导致土壤表层有机碳大量分解，有机质在火后几年会因降雨大量流失；过火后的长期影响，生物体燃烧后的残体形成土壤黑碳，将有助于形成稳定的土壤有机碳库（姜勇等, 2003）。随着时间的推移，地上植被的逐渐恢复，凋落物的增加，将加速了A层土壤有机质的恢复，逐渐达到火烧前水平，并且逐渐超过火烧前水平(周瑞莲等, 1997; Almendros et al., 1984a; 1984b)。火烧之后A层土壤的全磷含量（n=3，f=7.94，P=0.001 6）与火烧前相比，增幅从火烧第1年到火烧第12年间均未超过50%；过火后20年的土壤全磷含量比火烧前增加了196%。火烧后A层土壤全氮含量（n=3，f=2.91，P=0.060 3）在火烧第1年增加，随着火烧时间的推移又逐渐递减，甚至降低到火烧前水平，在火烧第20年又超过了火烧前的水平。

由图 3可知，在火烧的第1年，B层土壤有机质含量（n=3，f=16.26，P=0.000 9）与火烧前相比降低了49%，而在火烧第4年又比火烧前增加了108%，之后的第7年和第12年始终处于降低趋势，原因可能是火烧使土壤上层温度增加，而土壤上面的枯枝落叶层的一些不溶于水的物质向土壤下层渗透，最终在土壤下层形成抗水层(胡海清, 2005)；至火烧第4年，土壤B层有机质含量开始上升甚至高出火烧前水平近108%，原因可能是地上植物的逐渐恢复以及土壤孔隙度和密度的恢复，位于土壤B层的抗水层逐渐消失，一些多年生灌草的死去，地下根系的增加，使土壤B层的有机质得到补充，使得增幅变大；随着时间的推移地上的乔木层逐渐占据优势，林下的灌草数量降低，使得火烧第12年又比火烧前降低了41.76%。B层土壤的全磷（n=3，f=2.20，P=0.166 3）和全氮（n=3，f=12.10，P=0.002 4）的含量随着时间的推移呈现先增加后减少的现象，林地过火后的4年到第7年之间，基本上处于上升趋势，而第7年以后又逐渐下降，原因可能是地上的速生树种开始大量繁殖，速生树种需要更多的土壤养分元素，并开始吸收土壤B层的有机磷和无机氮使得火烧后的土壤B层的全磷和全氮含量逐渐接近火烧前的水平，火烧后第12年全氮含量甚至比火烧前降低了52.64%。

3.2.3 火干扰对土壤速效钾、有效磷和水解氮的影响

由图 4可以看出，火烧后第1年A层土壤速效钾含量（n=3，f=5.61，P=0.006 8）比火烧前增加了56.74%，火烧第4年和火烧第5年速效钾含量比火烧前的水平分别增加了17.88%和降低了70.87%，呈现出降低的趋势，但是火烧第7年之后又开始呈现先下降后上升的情况，但是始终围绕在火烧前水平上下波动。A层土壤有效磷含量（n=3，f=8.62，P=0.001 1）的变化则比较明显，火烧后第1年降低32.76%，随着时间的推移逐渐超过火烧前的水平，并且持续上升，火烧第20年比火烧前增加了215.72%，总的趋势是随时间的推移逐渐增加。A层土壤水解性氮含量（n=3，f=4.95，P=0.010 9）在火烧后第1年比火烧前增加了33.57%，而火烧后第5年却比火烧前降低了32.46%。

从图 5可以看出，B层土壤速效钾含量（n=3，f=42.38，P=0.000 1）在火烧后第1年比火烧前降低了9.98%，火烧后第2年比火烧前增加了50.79%，火烧后第12年比火烧前增加了20.88%，随着时间的推移，除了火烧后第1年外，均比火烧前含量增加，但是增加幅度逐渐下降，原因可能是地上植被的大量繁殖，需要吸收大量的速效钾，而土壤中原生矿物和次生矿物所提供的钾素又是植物不能利用的，所以总体上速效钾的增幅逐渐降低。B层土壤有效磷含量（n=3，f=7.58，P=0.010 0）在火烧后第1年比火烧前降低15.64%，第4年降低53.53%，但是从第4年以后，火烧后的含量比火烧前大幅增加，在火烧后第7年达到峰值，比火烧前增加了172.23%，火烧后第12年为141.93%，增加幅度开始减小。随着时间的推移火烧迹地的物种组成开始恢复，并且逐渐达到火烧前的物种组成，促进了磷的生物循环，而凋落物的半分解产物对土壤A层的磷有活化作用，因此B层土壤的有效磷的增幅降低，而A层土壤的有效磷的含量却在不断增加。在火烧后第1年B层土壤水解氮含量（n=3，f=5.04，P=0.030 0）比未火烧前降低了25.17%，但是火烧后第4年和第7年却分别比火烧前增加94.53%和125.71%，火后第7年至第12年期间又开始下降，火后第12年下降了30.77%，可能是由于土壤B层的熏土作用消失以及矿化损失使土壤水解氮逐渐降低至火烧前水平。

中等强度火干扰后土壤的物理性质变化，在火烧后第1年至第12年间，呈现波动变化，火烧后第12年至第20年间，将逐渐恢复到火烧前水平；而对于土壤化学性质，中等强度火烧干扰，导致上层土壤的各营养元素在火烧后第1年至第12年间也呈现小幅度的波动变化，随后将呈现增长趋势，且有利于地表植被恢复；下层土壤的各营养元素在火烧后第1年至第12年间基本呈现增长趋势，在火烧后第4年至第7年间达到增长最大值，之后随时间的推移呈现负增长或与火烧前持平，这种变化趋势将不利于乔木层植被恢复。

4 讨论

火干扰打破了大气、植被、地表凋落物和土壤之间的水热平衡，进而改变了土壤的水热状况（Ogee et al., 2002）。土壤密度、土壤孔隙度是表征土壤有机结构、通气、通水状况的有效指标，不同强度的火烧迹地上，土壤密度和土壤孔隙度是不一样的，而火烧后不同年限土壤密度和土壤孔隙度的恢复情况也是不一样的（王光玉, 2003; 张敏等, 2002）。本研究表明，中度火烧之后土壤密度增加，土壤孔隙度和土壤含水率降低，但是变化幅度将随着时间的推移逐渐缩小。北京西山区油松林火后土壤性质变化研究表明，中度火烧后土壤总孔隙度有所降低（耿玉清等, 2007），与本文研究结果一致。但也有相反的研究结果，唐季林等（1995）对云南松林火烧试验研究表明，中、弱度火烧迹地，土壤总孔隙度升高密度降低。另外，一些研究表明只有在重度火烧或反复发生林火的迹地，由于林地裸露雨水冲击土粒堵塞孔隙，导致土壤表面板结，降低总孔隙度和渗水率，才造成密度增加（Henry et al., 1982），这些区域的土壤要自然恢复到火烧前水平，则需要更长的时间。

国内外研究表明，不同强度火后森林土壤pH值一般呈上升趋势（Almendros et al., 1988; Andriesse et al., 1984; 沙丽清等, 1998; 戴伟, 1994; 耿玉清等, 2007; 唐季林等, 1995; 姚余君等, 2008），原因主要来自于凋落物及土壤中有机酸的氧化、淋洗以及消耗有关（耿玉清等, 2007）。而在大兴安岭北部林区，各火烧强度下（轻度、中度和重度）土壤pH值除重度地表火火烧样地酸性较大外，其他差异并不显著（孙明学等, 2009），与本文研究结果中度火烧使土壤pH值微弱增加，但影响不大相一致，主要原因来自于该区域土壤属酸性土壤。

火烧后土壤有机质的变化不仅影响土壤的理化性质，而且对土壤肥力的发展起着极为重要的作用（游秀花等, 2005）。测定火烧后土壤有机质的含量是研究土壤、判断土壤肥力状况及恢复情况的一项重要工作（孙明学等, 2009）。本研究表明，火后第一年土壤A层有机质增加，随后下降，并逐渐恢复到火烧前的状态，B层有机质火后第一年显著下降，随后逐渐恢复，但很缓慢。与沙丽清等（1998）对火后西双版纳热带次生林土壤养分影响及闫平（2006）对大兴安岭兴安落叶松林研究结果相一致。主要原因来自于中度火烧短期内植物燃烧产生的灰分及燃烧不完全的植物残体输入导致土壤有机质增加，增加程度与火烧前地被可燃物载量、地上生物量及它们的元素含量有关，还与燃烧所达到的温度和燃烧程度有关（Grove et al., 1986）。随着火后时间的增加，地表土壤冲刷、淋洗等都会导致土壤有机质逐渐降低（沙丽清等, 1998）。

火烧后土壤营养元素中以N素最易挥发。但对火干扰后土壤全氮含量变化报道不一，唐季林等（1995）对云南松(Pinus yunnanensis)林计划火烧后土壤表层全氮含量有所减少，10 cm以下全氮含量略有增加。而戴伟（1994）和沙丽清等（1998）研究表明，火烧后土壤表层全氮含量显著提高，下层土壤全氮变化不显著。耿玉清等（2007）提出中度火烧会使土壤全氮含量显著降低，而轻度火烧影响不明显。本文研究结果表明，在火烧后第1年和火烧后第4年，A层土壤全氮呈增加趋势，但是随着时间的推移开始下降（第5年），随后又开始增加，火烧后20年间A层土壤的全氮含量的变化是不显著的（P=0.060 3）。B层土壤全氮火后第1年至12年呈现先减少后增加交互出现的波动变化，规律不明显。上述研究结果的差异主要与火烧强度、地被可燃物载量以及火烧时土壤湿度情况密切相关。

酸性土壤中的磷元素是限制林木生长的重要因素（Raison et al., 1991），火烧迹地磷素营养的变化，对苗木的生长发育和林木更新有着重要作用（田昆, 1997）。本文研究结果表明，土壤A层和B层全磷变化在火后第1年至第20年均呈现增加趋势，只是增加幅度不同；有效磷火后短期内（火后第1和第4年）A、B层均表现为降低，火后第5、7和12年一直表现为增加趋势。周瑞莲等（1997）和田昆（1997）研究表明，火烧后森林土壤，无论是全磷、无机磷还是有效磷含量均迅速增加，且增加幅度与火烧强度有关，与本文研究结果基本一致。因此，火烧迹地如采取造林方式进行生态恢复应尽早开展，以保证对火后磷元素的有效利用。

火烧加速营养物质的循环速率，增加土壤速效养分（唐季林, 1995）, 相关研究已经证明火烧后土壤中速效钾含量会显著上升（周瑞莲, 1997；唐季林等, 1995），与本文研究结果相一致，火干扰对速效钾的影响程度主要取决于火烧强度、间隔时间以及土壤淋洗程度。

土壤水解氮能较好地反映出近期内土壤氮的供应状况和氮的释放速率。本研究表明，中度火干扰后A层土壤水解氮含量除火后第5年均表现增加趋势，其原因可能是火烧第5年熏土效应消失，加之火烧迹地上的植被尚未恢复完全，光照使土壤温度升高，氮的矿化作用加速，同时地表凋落物不多，无法充足的补给水解性氮，从而使之呈现下降趋势。一些研究表明，火烧后，尽管系统的氮储量总体减少，但是可利用氮却会在短时间内增长(Driscoll et al., 1999; Brais et al., 2000)。且火烧强度对土壤水解氮影响无显著差异，中度火干扰后土壤水解氮含量较高（孙明学等, 2009）。

研究表明，火后森林生态系统生产力会迅速升高(Hicke et al., 2003; Amiro et al., 1999; Bond-Lamberty et al., 2004)，但当恢复到一定年份后则会出现降低的现象(Ogden, 2006; Song et al., 2003)，火烧恢复后期生态系统生产力降低，植物再生过程减缓(Pardini et al., 2004)，这些与本文结果，B层土壤有机质含量和土壤全氮含量的变化均为先增加后降低的趋势相印证，正是由于土壤营养元素动态变化的先增加后减少，进而导致生产力先升高后降低的现象。同时也有研究表明，土壤A层营养元素的变化与土壤侵蚀有关(Thompson et al., 2001)，而本文研究结果显示，火烧第1年至12年呈波动变化，而第12年之后随时间推移接近火烧前水平，随着土壤物理性质逐渐接近火烧前水平，土壤侵蚀也逐渐结束，A层营养元素得到积累并开始增加。所以从土壤养分角度来看，大兴安岭森林生态系统自然恢复的时间是很长的，如要加以人为干预，使其更早得到恢复，就要在火后较短时间采取措施，充分利用火后短时间内土壤养分增加的有利条件，以使火后森林生态系统得到快速有效的恢复。