森林可燃物是林火发生发展的物质基础，构成林火行为的主体。可燃物的空间分布特征，包括可燃物的水平和垂直分布，以及不同空间分布格局的载量，对林火行为的强度和燃烧类型均有不同程度的影响(王明玉等，2008)。森林火灾主要为地表火，而地表可燃物载量受林分因子影响显著。因此，研究地表可燃物载量与林分因子的关系并建立可燃物载量模型，是林火管理的重要基础，对研究林火行为、掌握林火发生规律并进行森林火险预测预报具有重要意义(魏云敏等，2006；胡海清，2005)。森林地表可燃物载量一直是国内外林火研究的重点。Wendel(1960)建立了地表可燃物载量与胸径、树冠(叶)质量等的关系模型；Rothermel等(1973)研究了森林可燃物载量的时间变化规律，提出了可燃物载量动态模型；美国学者对桉树(Eucalyptus spp.)林的6种可燃物类型进行了研究，建立了细小可燃物载量的动态模型(Raison et al., 1985)。目前，国内关于可燃物载量与林分因子间关系的研究主要集中在东北林区的兴安落叶松(Larix gmelinii)林、红松(Pinus koraiensis)林、白桦(Betula platyphylla)林和南方林区的杉木(Cunninghamia lanceolata)林、马尾松(Pinus massoniana)林等。胡海清等(2005)采用模型方法研究了大兴安岭林区兴安落叶松林、樟子松(Pinus sylvestris var.mongolica)林和白桦林的可燃物载量与郁闭度、胸径、树高、林龄等林分因子的关系并建模；陈宏伟等(2008)、单延龙等(2004)研究了兴安落叶松林的可燃物载量与胸径、树高、草本盖度、凋落物厚度、土壤腐殖质厚度等林分因子的关系；袁春明等(2000)利用林分因子和火环境因子，采用多元回归方法对马尾松人工林可燃物载量进行了动态预测，建立了各可燃物类型的载量模型；张国防等(2000)建立了杉木人工林地表可燃物载量与郁闭度、树龄、树高等主要林分因子的关系模型；金森(2006)综合论述了利用遥感技术估测森林可燃物载量的研究进展。虽然国内在森林地表可燃物方面已经开展了较多研究，但目前对天山山地的天山云杉(Picea schrenkiana)林可燃物载量的研究尚属空白。

天山云杉林是构成天山山地森林生态系统的主体，其中天山云杉是占绝对优势的地带性森林树种。林火作为一个十分活跃的自然生态因子，在天山云杉林中普遍存在，从天山云杉林更新演替机制来看，大尺度的火干扰在一定程度上促进了天山云杉的天然更新(刘翠林等，2006)。但另一方面，森林火灾使大面积天山云杉林被毁，破坏了生态平衡，使森林生产力衰退，引起生态系统结构和功能失调，给林业生产和人民生活带来极大危害。近年来，随着森林防火工作力度的加强，森林火灾发生的次数和过火面积都得到了有效遏制。同时也应该看到，越是长期没有受到林火干扰的林分，随着可燃物载量逐年增加，越可能发生高强度的森林火灾。因此，对天山云杉林森林可燃物进行研究，对于深入认识森林火灾发生规律和预防高强度森林火灾的发生十分必要。

本文依托国家林业局新疆天山森林生态系统定位观测研究站，通过野外调查和室内测定，调查和分级比较了天山云杉林地表可燃物载量，分析了地形和林分因子的影响，建立了估测模型，以期为科学制定天山云杉林可燃物管理和林火管控措施提供科学依据。

1 材料与方法 1.1 研究区概况

研究区位于新疆天山森林生态系统国家定位观测研究站(以下简称天山生态站)，地理位置为43°09′—43°28′ N，87°12′—87°50′E，地处新疆维吾尔自治区乌鲁木齐县水西沟镇，海拔1 884~2 710 m，属温带大陆性气候，年均降水量400~600 mm，其中雨季(6—9月)降水量占全年的79.1%；年均气温5 ℃，极端最低和最高气温分别为-38 ℃和30 ℃，无霜期150~160天，年均相对湿度57%。植被类型是以天山云杉纯林为主的温带针叶林，平均林龄60~80年，最大树龄150年。林下土壤为灰褐土，腐殖质层较厚。

1.2 样地设置

2014年7月，在天山生态站所处的天山中部山地海拔1 884~2 680 m范围内，采用机械布点方法，沿海拔梯度根据坡度、坡向、郁闭度和林龄等的差异，自下而上每100 m海拔范围内设置5~8个大小为20 m×20 m的样地，共48个，记录每个样地的海拔、坡度等信息。对样地内的天山云杉进行每木检尺，测定树高、胸径、枝下高等。样地郁闭度采用简洁方法测定，其数值等于各单株树冠投影到样地的2条对角线上的长度之和与2条对角线总长度的比值(胡海清，2005)。样地平均树龄为采用生长锥测定的3株标准木年龄的平均值。

样地调查显示，在天山中部地区，郁闭度在0.7以上的天山云杉林主要为中龄林；郁闭度在0.3~0.7之间的以成熟林为主；而郁闭度在0.3以下的疏林地的平均林龄在47年左右。为便于分析，参考牛树奎等(2000)的方法，将天山云杉林划分为高郁闭度(≥0.7)、中郁闭度(0.3~0.7)和低郁闭度(＜0.3)3个等级。不同郁闭度等级的样地基本信息见表 1。

1.3 地表可燃物载量测定

在每个样地内，在东西向对角线两端和中间分别设置1个1 m×1 m的小样方，收集每个小样方内地表可燃物，并按照Burrows等(1990)提出的可燃物3级分类方法进行分类，即1 h时滞地表可燃物(直径＜0.64 cm的小枝、树叶及杂草)、10 h时滞地表可燃物(直径0.64~2.54 cm的细小枝条、树皮、球果等)，100 h时滞地表可燃物(直径2.54~7.62 cm的枯枝、树皮等)。用千分之一电子天平称量每个小样方内不同类型可燃物湿质量(g)后，对每类可燃物称取一定质量的样品带回实验室。

将带回实验室的样品放入烘箱内，在105 ℃下连续烘干24~48 h至恒质量，用电子天平称其干质量(g)，采用公式(1)计算出每个小样方内1、10和100 h时滞地表可燃物的含水率(%)。根据小样方内不同时滞可燃物的含水率和湿质量，计算每个样地内各类地表可燃物的干质量(g)。

$ \begin{array}{l} \;\;{\rm{可燃物含水率 = }}\\ \frac{{{\rm{可燃物湿质量}} - {\rm{可燃物干质量}}}}{{{\rm{可燃物干质量}}}} \times 100\% 。\end{array} $

(1)

1.4 数据分析

从所调查的48个样地中，随机抽取38个样地的数据，对天山云杉林内地表可燃物载量与地形和林分因子进行Pearson相关性分析；对不同郁闭度地表可燃物载量间的差异进行单因素方差分析，采用最小极差法进行多重比较；采用六元二次多项式进行多元线性回归分析，建立可燃物估测模型；利用预留的10个样地的数据作为独立样本，采用置信椭圆F检验法检验模型估测值与实测值是否存在差异。置信椭圆F检验的基本思想是，如果预测值x与实测值y之间吻合度较好，则可以认为在x与y之间能找到一条截距a=0、斜率b=1的回归直线，如果截距a与0或斜率b与1之间无显著差异，或两者同时都没有显著差异，则认为预测值和实测值吻合较好。置信椭圆F检验法的计算公式(钟义山，1987)为：

$ F = \frac{{\frac{1}{2}\left[ {n{a^2} + 2a\left({b - 1} \right)\sum\limits_{i = 1}^n {{x_i} + {{\left({b - 1} \right)}^2}\sum\limits_{i = 1}^n {x_i^2} } } \right]}}{{\frac{1}{{n - 2}}\sum\limits_{i = 1}^n {{{\left[ {{y_i} - \left({a + b{x_i}} \right)} \right]}^2}} }}。$

(2)

式中：n为用于模型检验的样地数，x_i为第i个样地的可燃物载量估算值，y_i为第i个样地的可燃物载量实测值，a为估算值与实测值拟合的回归直线截距，b为估算值与实测值拟合的回归直线斜率。

为了评判估算模型的可靠性和适应性，采用均方根误差(RMSE)和相对误差(RE)(吴仲贤，1993)度量模型的估算精度。计算公式如下：

$ {\rm{RMSE = }}\sqrt {\frac{{\sum\limits_{i = 1}^n {{{\left({{y_i} - {x_i}} \right)}^2}} }}{n}}, $

(3)

$ {\rm{RE = }}\frac{{\sum\limits_{i = 1}^n {\left[ {\left({{y_i} - {x_i}} \right) \times 100\% } \right]} }}{n}。$

(4)

式中：n为用于建立模型的样地数，x_i为第i个样地的可燃物载量估算值，y_i为第i个样地的可燃物载量实测值。所有统计分析采用SPSS17.0进行计算。

2 结果与分析 2.1 天山云杉林地表可燃物载量分布频次

所有样地的可燃物载量分布频次分级统计结果如图 1所示。天山云杉林内38个监测样地中，1 h时滞可燃物载量为0~1.0和1.0~2.0 t·hm^-2的样地出现频次较高，分别出现了17次和13次，其次为2.0~3.0 t·hm^-2的样地，出现了5次，没有超过5.0 t·hm^-2的样地。10 h时滞可燃物载量为0~1.0 t·hm^-2和1.0~2.0 t·hm^-2的样地出现频次较高，分别出现了10次和14次，其次为2.0~3.0 t·hm^-2的样地，出现了5次，没有超过9.0 t·hm^-2的样地。100 h时滞可燃物载量出现频次最高的为0~1.0 t·hm^-2和1.0~2.0 t·hm^-2的样地，分别出现了16次和11次，3.0~4.0 t·hm^-2的样地出现了4次，2.0~3.0、4.0~5.0、6.0~7.0、7.0~8.0 t·hm^-2的样地均出现了1次，没有超过9.0 t·hm^-2的样地。100 h时滞可燃物载量出现频次最高的为3.0~4.0 t·hm^-2的样地，出现了14次，其次为1.0~2.0 t·hm^-2的样地，出现了8次，没有超过16 t·hm^-2的样地。

2.2 地表可燃物载量与林分和地形因子的相关性分析

由表 2可看出，1 h时滞地表可燃物载量与海拔呈显著负相关，与坡度和郁闭度呈显著正相关；10 h时滞地表可燃物载量与海拔呈显著负相关，与树高和郁闭度呈极显著正相关；100 h时滞地表可燃物载量与郁闭度呈极显著正相关，与树高呈显著正相关；总地表可燃物载量与郁闭度呈极显著正相关，与树高和坡度呈显著正相关。

2.3 不同郁闭度天山云杉林地表可燃物载量

林分郁闭度对森林地表可燃物载量有重要影响(牛树奎等，2000；吴志伟等，2011)。本文的研究结果表明，天山云杉林的林分郁闭度是对地表可燃物载量影响最显著的林分因子。林分郁闭度较小时，林木稀疏，杂草生长茂盛，但枯枝落叶少，所以地表可燃物载量构成以1 h时滞地表可燃物载量为主；随着郁闭度增加，枯枝落叶增加，地表可燃物载量构成中10和100 h时滞地表可燃物载量不断增加。

天山云杉林1、10、100 h时滞地表可燃物载量和总可燃物载量平均分别为1.49±1.00、2.69±1.05、2.06±0.29和6.24±1.21 t·hm^-2。方差分析(表 3)表明，在高、中和低郁闭度林分之间，总可燃物载量存在极显著差异(P＜0.01)，100 h时滞地表可燃物载量存在显著差异(P＜0.05)；在高与中郁闭度林分之间，10 h时滞地表可燃物载量存在极显著差异(P＜0.01)，1 h时滞地表可燃物载量存在显著差异(P＜0.05)；1 h和10 h时滞地表可燃物载量在中和低郁闭度林分之间，差异不显著(P＞0.05)。可以看出，林分郁闭度对天山云杉林地表可燃物载量有较大影响。

2.4 地表可燃物载量估测模型及其精度检验

对地表可燃物载量的6个影响因子进行二次多项式逐步回归，建立回归模型(表 4)，进一步分析对地表可燃物载量影响最显著的因子。其中：Y₁、Y₂、Y₃、Y₄分别为1、10、100 h时滞和总地表可燃物载量(t·hm^-2)；X₁为海拔(m)、X₂为坡度(°)、X₃为郁闭度(%)、X₄为树高(m)、X₅为胸径(cm)、X₆为枝下高(cm)。可以看出，林分郁闭度是对1、10、100 h时滞和总地表可燃物载量影响最显著的因子。

在所调查的48个样地中，除去用于回归分析的38个样地，以剩余的10个样地的数据作为独立样本，对地表可燃物载量估测模型进行置信椭圆F检验(图 2)。

地表可燃物载量估测模型置信椭圆检验(n=10)F值分别为：F=0.96(总地表可燃物载量)，F=4.12(1 h时滞地表可燃物载量)，F=4.45(10 h时滞地表可燃物载量)，F=0.45(100 h时滞地表可燃物载量)，均小于F_0.05(2, 8)=4.46，表明模型估测值与实测值之间的差异不显著。总地表可燃物载量和1、10、100 h时滞地表可燃物载量估测模型的均方根误差(RMSE)分别为3.27、0.52、2.14和0.54 t·hm^-2，相对误差(RE)依次为20.95%、-33.32%、-69.79%和-5.50%，表明模型均具有较好的估测精度。

3 讨论

总地表可燃物载量代表地表可燃物燃烧释放能量的大小，而1 h时滞可燃物载量一定程度上代表地表可燃物燃烧的难易程度(单延龙等，2006)。林分中最易引起森林火灾的可燃物是地表可燃物和草本植物，当存在有利的林火环境时极易引发林火(李华等，2002)，因此可根据草本植物和未分解地表枯落物量确定林分的易燃性(田晓瑞等，2004)。有研究表明，当总地表可燃物载量小于2.5 t·hm^-2时，难以维持正常燃烧；而当总地表可燃物载量大于10 t·hm^-2时，有发展成大的森林火灾的可能性(胡志东，2003)。在天山中部天山云杉林内，高、中和低郁闭度林分的1 h时滞地表可燃物载量分别为2.19±1.38、1.19±0.74和1.09±0.68 t·hm^-2，较高的1 h时滞地表可燃物载量使得林分发生林火的可能性增加。同时，不同郁闭度林分总地表可燃物载量差异较大，低郁闭度林分总地表可燃物载量低于2.5 t·hm^-2，发生较大森林火灾的可能性较小，而高郁闭度林分总地表可燃物载量达12.09±3.13 t·hm^-2，发生较大森林火灾的可能性较大。

影响森林地表可燃物载量的因子很多，如森林群落的多样性和复杂性、地理环境的差异性、人为或自然干扰的严重性等，这些因子作用程度不一，且它们之间的相互作用关系也很复杂(吴志伟等，2011)。有研究表明，在阿巴拉契亚山脉，林分内地表可燃物载量与海拔呈负相关关系，主要是因为随着海拔升高，气温降低，林内杂草和灌木减少(Christopher，2005)。本研究结果表明，天山中部天山云杉林1和10 h时滞地表可燃物载量与海拔呈显著负相关。由于天山中部高海拔地区温度低，立地条件相对较差，因此天山云杉林的生物多样性随着海拔增加不断降低，高海拔地区林下草本层基本消失(刘广路，2008)，使得作为林内1 h时滞地表可燃物主要组分的林下草本层的生物量随海拔增加不断减少。另外，高海拔山地风速较大，不利于凋落物积累，也使得1和10 h时滞地表可燃物载量随海拔升高而减少。随海拔升高，成熟和过熟天山云杉林面积增多，树干下部活枝很少，林内干树枝丫逐渐增多并成为地表可燃物的主要组分，使得100 h时滞地表可燃物载量明显增加。

天山云杉林10、100 h时滞地表可燃物载量和总地表可燃物载量与林分郁闭度呈显著正相关，不同于王叁等(2013)研究发现的云南松(Pinus yunnanensis)林地表可燃物载量与林分郁闭度呈负相关的结果。郁闭度较高的天山云杉林主要分布在海拔较高地区，林内几乎没有草本和小灌木生长，10和100 h时滞地表可燃物的主要组分为干树枝丫。林分郁闭度越高，树枝越多，同时受树木个体间竞争和风雪灾害影响，林内还有不少受压木、枯死幼树和倒木，因而高郁闭度林分地表可燃物载量明显增加。

天山云杉林10和100 h时滞地表可燃物载量与平均树高分别呈极显著和显著正相关，该结果与吴志伟等(2011)、王叁等(2013)和陈宏伟等(2008)的研究结果一致。随着生长加快，天山云杉的高生长竞争使树木自然稀疏和自然整枝明显，树木冠幅增大也使林内枯枝落叶逐渐增多，进而导致10和100 h时滞地表可燃物载量不断增加。枯枝落叶的增加使得大量的10和100 h时滞地表可燃物产生，使地表可燃物载量增加；但当林分达到较高郁闭度时，由于密度效应，树冠生长开始受抑制，叶生物量降低，活枝层变薄，此时100 h时滞地表可燃物载量逐渐趋于稳定。

总地表可燃物载量和1 h时滞地表可燃物载量均与坡度呈显著正相关，这与其他区域研究结果不一致。一般而言，陡坡立地的可燃物载量较低(吴志伟等，2011)。而在天山中部林区，森林与草原镶嵌分布，林区即是牧区，缓坡地带更易受到放牧、打柴等人为干扰影响，尤其是林下草本层被牛羊啃食严重，使得缓坡地带可燃物载量显著降低。

对大兴安岭北部林区森林易燃可燃物载量的研究表明，杜鹃(Rhododendron dauricum)落叶松(Larix gmelinii)林火烧后13年、草类落叶松林火烧后7年、草类白桦林火烧后13年，其易燃可燃物载量分别为10.958、12.297和10.473 t·hm^-2，易燃可燃物载量成为发生特大森林火灾的物质基础(何忠秋，1993)。目前天山中部高郁闭度天山云杉林地表总可燃物载量亦达到12.09±3.13 t·hm^-2，与大兴安岭北部林区相近。在天山中部林区还有一种现象，即在一些人迹罕至的偏远林区，由于极少人为干扰，风倒木遍布，凋落枯枝大量堆积。因此，天保工程实施以来，人为干扰明显减少，随时间推移，天山中部林区天山云杉林的地表可燃物载量不断增加，其潜在的发生森林火灾的危险性也在不断增大。

森林地表可燃物载量受诸多环境因子的共同影响，本文只考虑了地形(海拔和坡度)及林分结构(郁闭度、树高、胸径和枝下高)对地表可燃物载量的影响，还有很多因子未考虑，如坡向、坡位、草本盖度、凋落物厚度、腐殖质厚度、土壤营养状况、气象因子等，今后研究中需考虑。

4 结论

天山中部天山云杉林的地表可燃物载量累积有其特殊规律。由于林内较干燥，凋落物不易分解，导致地表可燃物大量堆积，林内较高的1 h时滞地表可燃物载量使得林分发生林火的可能性增加；海拔、坡度、树高和郁闭度对天山云杉林可燃物载量均有一定影响，其中郁闭度影响最显著；林分郁闭度与地表可燃物载量呈正相关；地表可燃物载量在高郁闭度林分中最高，中郁闭度林分次之。从地表可燃物载量的数量和构成来看，天山中部天山云杉林已具备发生较大森林火灾的物质基础。