天目山国家级自然保护区位于浙皖两省交界处浙江省杭州市临安区境内(30°18′30″~30°24′55″N，119°24′1l″~119°28′21″E)，面积为4300 hm²，海拔为300~1556 m。天目山属于中亚热带向北亚热带过渡地带，受海洋暖湿气流影响，四季分明，年平均气温为8.8~14.8 ℃，年平均降雨日为159.2~183.1 d，年降水量为1390~1870 mm，分布着典型的中亚热带森林生态系统^[10]。保护区内植被的分布有着明显的垂直带谱特征：在海拔230~850 m分布常绿阔叶林，850~1100 m分布常绿落叶阔叶混交林，1100~1350 m分布落叶阔叶林，1400 m以上为落叶矮林^[11]。毛竹林作为一种特殊的森林类型，主要分布在海拔350~900 m。由于不允许开展森林经营活动，保护区内毛竹林完全处于自然状态下，立竹度高，林下植被生物多样性较低，零星分布有豹皮樟Litsea coreana var. sinensis、毛花连蕊茶Camelia fraterna、微毛柃Eurya hebeclados、细叶青冈Cyclobalanopsis gracilis和牛鼻栓Fortunearia sinensis等。

2015年对保护区内54 hm²毛竹纯林进行皆伐作业，皆伐时伐除全部毛竹，对毛竹纯林中零星分布杉木Cunninghamia lanceolata、金钱松Pseudolarix amabilis、枫香Liquidambar formosana等高大乔木树种全部保留，林下植物尽量保留。在皆伐后2 a内持续清除萌发的新竹，直至不再有新竹萌发。毛竹皆伐2 a后植物群落进行自然更新恢复。

在皆伐后自然更新群落区块设置11个样地(20 m×20 m)，其中3号样地有枫香2株、金钱松2株，5号样地有枫香2株、杉木5株，8号样地有4株杉木，其余样地无乔木分布。受采伐工作影响，林下植物仅有零星少量分布。在选择样地时避免人为干扰较多、动物活动频繁的地段，同时覆盖各个海拔梯度，使得选取的样方能够代表毛竹林皆伐作业的整体情况，并用全球定位系统(GPS)和罗盘仪测量每个样地的经度、纬度、海拔、坡度、坡向等环境因子(表1)。坡向采用4方向法表示，样地4个角设置长期固定标志。

在样地4个角与中间设置5个(5 m×5 m)小样方，共获得55个小样方，并于2018—2020年10—11月对每个小样方的乔木、灌木和草本进行调查。调查内容包括乔木层：对胸径(DBH)≥1 cm的木本植物挂牌并记录其种名、胸径、树高、冠幅等；灌木层：调查种名、基径、树高、盖度等；草本层：调查种名、株数、高度、盖度等。

重要值(V_I)是森林群落研究中被常用来衡量某个树种优势程度大小的重要指标。①乔木层的重要值(V_I乔)=[(相对多度+相对显著度+相对高度)/3]×100%。②灌草层的重要值(V_I灌草)=[(相对多度+相对盖度)/2]×100%。其中：相对多度是某物种株数占所有物种总株数的比值；相对显著度是某物种的胸高断面积占所有物种的胸高断面积的比值；相对高度指的是某物种的高度占所有物种总高度的比值；相对盖度是指某物种的盖度占所有物种总盖度的比值^[12]。

首先计算各个样地中每个小样方中树种的重要值，然后根据公式计算其多样性指数并算出平均值，最后将得到的3 a期间11个样地的多样性指数进行单因素方差分析，分析不同恢复时间多样性指数的差异，差异程度用Duncan的多重比较(P＜0.05)分析。①Shannon-Wiener指数$H=-\displaystyle \sum_{i=1}^{n}P_i\mathrm{㏑}P_i$。②Simpson多样性指数：$D=1-\displaystyle \sum _{i=1}^{n}{P_i^{2}}$。③Pielou 均匀度指数$ E=H/\mathrm{l}\mathrm{n}S $。④Margalef物种丰富度指数$ R=S-1/\mathrm{l}\mathrm{n}N $。其中P_i指第i种植物的重要值占总个体重要值的比例，n表示群落含有的总物种数，S指的是物种丰富度，N为所有物种的总个体数^[13-14]。

①死亡率$M=(\mathrm{l}\mathrm{n}{N}_{0}-\mathrm{l}\mathrm{n}{S}_{t})/t $。②补员率$ R=(\mathrm{l}\mathrm{n}{N}_{t}-\mathrm{l}\mathrm{n}{S}_{t})/t $。其中：N₀和N_t分别为第1次和第2次调查时的株数，S_t是第2次调查时的存活株数，t为2次调查时间的间隔，本研究为1 a。种群大小变化率采用补员率和死亡率的差值来表示，即种群大小变化率=补员率−死亡率^[15]。

本研究依据《天目山植物志》和《浙江省植物志》对群落的树种功能特征进行划分^[16-17]。根据叶生活型将树种划分为常绿和落叶2种类型，常绿与落叶树种占比可以反映群落外貌特征变化；根据生长特性将树种分为乔木、小乔木、灌木3种生长型；根据树种对光的耐受性及生长环境，将树种划分为阳性、中性、阴性3种类型。

采用Excel 2019、SPSS 24.0、Origin等软件进行数据处理、分析与作图。

由表2可知：2018—2020年，群落恢复过程中乔木层植物共有130种，隶属于45科86属。每年科、属的数量变化不大，但物种数增加了4种，其中2018—2019年新增8种，退出7种，2019—2020年新增6种，退出3种，主要是一些偶见种，如云山八角枫Alangium kurzii、海州常山Clerodendrum trichotomum从群落中退出，化香Platycarya strobilacea、杭州榆Ulmus changii等在群落中新增。乔木层主要科有大戟科Euphorbiaceae、芸香科Rutaceae等，以白背叶Mallotus apelta、朵花椒Zanthoxylum molle等为主要优势种。

从表2可以看出：2018—2020灌木层植物共有224种，隶属于65科137属。随着时间推移，灌木层科、属、种数量均显著下降，其年降幅分别为17.2%、27.3%、27.0%。这是因为随着密度增大、林分郁闭，群落光照条件变弱和养分竞争加剧，导致植株大量死亡减少，其中2018—2019年新增4种，退出75种，2019—2020年新增6种，退出41种。灌木层主要科有蔷薇科Rosaceae、山茶科Theaceae等，并以油茶Camellia oleifera、毛花连蕊茶等为主要优势种。

从表2可以看出：2018—2020草本层植物有135种，隶属于45科99属，随着时间推移，草木层科、属、种的数量也均显著下降，其年下降幅度分别为29.3%、33.2%、32.7%，其中2018—2019年新增19种，退出66种，2019—2020年新增8种，退出33种。草本层主要科有莎草科Cyperaceae、禾本科Gramineae等，并以栗褐薹草Carex brunnea、三穗薹草Carex tristachya、显子草Phaenosperma globosa等为主要优势种。

由表3可知：乔木层排名前20位的优势种重要值之和高达80，能代表乔木层主要树种的变化。优势度最明显的种是朵花椒，其重要值大于20，白背叶、臭椿Ailanthus altissima、臭辣树Euodia fargesii等树种的优势度次之，它们的重要值均高于5。不同优势种重要值的变化在演替过程中有很大差异，如掌叶覆盆子Rubus chingii、朵花椒的重要值3 a内分别下降了4.00、5.90，而白背叶、小构树Broussonetia kazinoki的重要值却分别增加了3.16、1.43。排名前20位的优势种仅有油茶、小叶青冈Cyclobalanopsis myrsinifolia、苦槠Castanopsis sclerophylla等为常绿树种，并且重要值均偏低。

灌木层排名前20位的优势种的重要值之和为60.93~70.74。由表4可以看出：大部分优势种重要值约为2，表明优势种的优势程度不明显，但优势种种类变化明显，比如朵花椒、掌叶覆盆子、臭椿等树种被微毛柃、紫麻Oreocnide frutescens、油茶等树种取代。灌木层优势度较高的种有茶Carex crebra、油茶、微毛柃等常绿树种。这些优势种在2019—2020年的优势度明显增加，尤其茶的重要值增加了9.25，增加了3倍左右。另外，豹皮樟、细叶青冈等常绿树种也出现在灌木层，并且重要值呈现逐年小幅增加趋势。

由表5可知：草本层排名前20的优势种重要值之和为78.06~96.55，并且呈现逐年大幅上升的趋势。草本层主要优势种的种类没有改变，但重要值的增长却很明显，如栗褐薹草、显子草、三穗薹草的重要值3 a内分别增加了17.92、7.80、2.81，在2020年这3种植物的重要值之和高达59.73，这与莎草科、禾本科耐荫、耐潮湿的生长特性有关。

乔木层中的优势树种是森林群落的重要建造者，是森林群落的骨架^[18]。由表6可知：乔木层死亡率一直大于补员率的优势种有朵花椒、糙叶树，其年均种群大小变化率分别为−10.9%、−11.2%，种群数量下降；补员率一直大于死亡率的优势种有白背叶、檫木、小构树和山鸡椒，其年均种群大小变化率分别为26.7%、11.3%、32.6%、25.7%，种群数量上升；另外，有些优势种的种群数量如臭椿、臭辣树、掌叶覆盆子、棘茎楤木表现为先增后减，其中掌叶覆盆子在2019—2020年的死亡率高达359.0%。

由表7可知：2018—2020年常绿和落叶树种的种数均增加2种，并且比例变化不大；从株数变化来看，常绿树种的株数增加58株，所占比例逐年小幅上升，落叶树种的株数增加278株，所占比例逐年小幅降低。这是因为落叶树种的叶片氮、磷较高，光合作用能力较强。这些特征有助于其在光照、空间等资源充足的环境中生长发育，但随着群落的恢复，耐受低资源环境特征的常绿树种逐渐增多。

由表8可知：2018—2020年乔木树种的种数增加6种，小乔木、灌木均减少1种，但各生长型树种的种数占比变化不明显。从株数变化来看，乔木、灌木的株数均先增后减，其株数占比分别下降了4.4%、1.9%，小乔木的株数一直增加，其株数占比上升6.3%。

由表9可知：不同光耐受性树种种数年均变幅为1~2株，并且占比变化不明显。从树种的株数变化来看，阳性树种在群落占据主导地位，其株数占比为87.7%~91.1%，并且呈现逐年小幅降低的趋势；中性与阴性树种株数均增加缓慢，3 a间其株数占比分别增加了1.5%、1.9%。

由表10可知：乔木层各多样性指数均无显著差异，并且呈现逐年小幅上升的趋势，具体表现为Shannon-Wiener指数、Simpson指数、Pielou均匀度指数、Margalef丰富度指数在2018—2020年的年均增幅分别为3.8%、1.3%、0.4%、7.9%。这表明在群落早期恢复过程中乔木层的物种组成与分布较为稳定。

灌木层Shannon-Wiener指数和Margalef丰富度指数在2018—2019年显著降低(P＜0.05)，降低值分别为0.35、2.97。Pielou均匀度逐年显著增高(P＜0.05)，每年的增值分别为0.05、0.06。这说明某些先锋种类独占优势的程度趋于逐渐减弱，物种的分布更趋于均匀。Simpson指数无显著差异。

草本层的Shannon-Wiener指数和Margalef丰富度指数每年均显著降低(P＜0.05)，其年均降幅分别为16.2%、26.9%。这表明群落中的先锋阳性草本植物逐渐受到灌木和乔木的遮荫而逐渐退出群落。Simpson指数在2018—2019年无显著差异，在2019—2020年显著降低(P＜0.05)，降幅为7.5%。Pielou均匀度指数无显著差异。

群落科、属、种和物种多样性指数的动态变化表明：毛竹林皆伐后群落自然恢复过程中物种组成丰富。本研究乔木层植物共有45科86属，与同区域的科属数量相比偏高^[19]。物种多样性指数体现了群落的结构类型、生境差异以及植被的恢复程度。由于恢复演替过程中生物与环境、生物与生物间复杂的相互作用，不同物种会出现死亡或新增，物种多样性随之发生变化。本研究乔木层物种多样性指数均呈现小幅增加的趋势，与白尚斌等^[5]去除针阔混交林中的毛竹时多样性指数的变化一致，同时与亚热带常绿阔叶林在演替过程中物种多样性的变化趋势一致^[8]。灌木层的Shannon-Wiener指数和Margalef丰富度指数逐年下降，这与岷江冷杉林Abies fabri皆伐后群落次生演替前期的变化趋势一致，但草本层的Simpson指数变化与其相反^[20]。毛竹林皆伐后群落的灌木、草本的多样性指数较毛竹纯林来说明显增加^[21]，因此为恢复天目山国家级自然保护区的物种多样性，首先要控制毛竹林的蔓延，然后进一步对毛竹林进行皆伐处理，同时注意清理竹笋、竹鞭，防止毛竹再生。

群落乔木层、灌木层、草本层均有只含1个种的单种属，同时含有4种以上的属，说明本研究区生境具有过渡性，不同属的物种都能生长^[22]；另一方面，皆伐可以增加生境异质性^[23]。通常认为不同树种能在同一区域共存，是由于这些树种的一些生态位有差异，且能协同进化形成更新特征的集聚性共存机制。这种共存机制由生物和非生物环境资源的空间异质性决定，空间异质性使树种各自占据适生的空间而协同存在于同一区域^[24]。

森林群落的演替过程以各优势种群的动态为其表现特征。群落乔木层优势种重要值排名前10位的树种均为落叶阳性树种。这是因为在次生林早期演替阶段，幼苗的新增主要依靠种子传播。毛竹皆伐前种子通过风媒、水媒、动物传播等方式进入研究区形成地下种子库，所以皆伐后群落阳性落叶树种以及耐荫性较强的中性、阴性树种均萌发。由于皆伐后研究区的地面光照强度增加、温度升高、湿度降低，为群落中阳生性树种的生长发展提供了机会，以至发展成为群落的优势种^[18]。

乔木层大部分优势种的死亡率与补员率均偏高，说明群落物种更新速率较快，演替强度大。这可能是因为毛竹各器官通过化感作用释放的物质使林木种子萌发困难，根系难以伸长，在毛竹皆伐后，大量种子得以萌发^[25]。同时，林木个体为了争夺更多养分，林木间自然稀疏现象明显加剧^[26]。除了乔木层优势种更替速率较快外，灌草层的物种更替强度也很大，主要表现在株数的大幅下降和某些优势种重要值的显著增加。从常绿树种的重要值变化来看，2018年常绿树种的重要值总计为6.89，2020年重要值为7.12。这与沈琪等^[27]关于浙江省生态公益林植被恢复过程中树种重要值变化趋势的研究结果一致，并且常绿树种重要值增值较低，说明自然恢复为常绿阔叶林的速率慢。

群落外貌是是植物群落对各种生境因素综合反应的体现。常绿和落叶树种在耐旱性、耐荫性、受干扰后的恢复能力等方面存在差异，其株数动态变化反映了群落的外貌特征^[28]。调查结果表明：群落常绿树种与落叶树种株数占比变化不大，说明群落外貌在短期内无变化。常绿树种的种数占总物种数的19.1%~20.4%，相对天童山^[29]、古田山^[30]常绿树种物种数占比偏低。群落恢复过程中常绿树种的种数和株数均缓慢增加，与天目山常绿落叶阔叶混交林乔木层群落动态研究结果一致^[31]。这是因为随着群落恢复，林分逐渐郁闭，为常绿树种的萌发、生长提供有利条件^[32]。

不同生长型及光耐受性树种的动态变化反映了群落的结构特征，不同生长型树种所占比例可以反映群落的垂直结构。群落恢复过程中，不同生长型树种的种数与株数占比从大到小均为乔木、小乔木、灌木，说明乔木层物种丰富度与多度随着高度的增加而增加。光耐受性是植物更新需求和生态位分化的重要指标之一^[33]，在演替初期主要体现在林冠下层的物种更新。本研究中阳性树种株数占比下降3.3%，中性树种上升1.4%，阴性树种上升1.9%，表现为阳性树种逐步由耐荫树种取代。这与汪殷华等^[34]关于古田山常绿阔叶林主要树种更新动态的变化规律基本一致。同样，灌木层的优势种表现出耐荫种替代阳性树种，草本层的优势种如莎草科的栗褐薹草以及禾本科的显子草等耐潮湿、耐荫种的优势度显著增加。这是因为乔木作为群落的主要物种，在改变群落水分、养分、光照等环境条件中发挥着极其重要的作用。随着林分郁闭度上升，耐荫植物开始在林下萌发并扩张^[35]。

天目山毛竹林皆伐后的群落自然恢复过程中，物种组成丰富，物种多样性恢复效果明显，因此，毛竹林旨伐是恢复和保护天目山国家级自然保护区生物多样性的可行方法，可为亚热带毛竹林蔓延扩张区域生态退化修复和生物多样性保护提供参考。