韓 煜, 趙 偉, 張淇翔, 王 琦, 史娜娜, 肖能文, 全占軍

(1.中國環(huán)境科學(xué)研究院, 北京 100012; 2.北京控股磁懸浮技術(shù)發(fā)展有限公司,北京 100124; 3.中國礦業(yè)大學(xué) 環(huán)境與測繪學(xué)院, 江蘇 徐州 221116)

礦產(chǎn)資源是支撐社會發(fā)展的重要物質(zhì)基礎(chǔ)，也是促進國家經(jīng)濟增長的動力，但礦產(chǎn)資源開發(fā)活動也是迄今為止最大規(guī)模地破壞陸地生態(tài)系統(tǒng)的人類活動[1-2]。由于長期對礦產(chǎn)資源高強度、掠奪式的開采，引發(fā)了一系列嚴(yán)重的生態(tài)環(huán)境問題，如土地破壞、植被損毀、環(huán)境污染、水土流失、地質(zhì)災(zāi)害、生物多樣性降低等[3-4]，造成生態(tài)系統(tǒng)退化甚至崩潰，嚴(yán)重威脅礦區(qū)的可持續(xù)發(fā)展以及區(qū)域生態(tài)安全。因此，恢復(fù)和重建退化生態(tài)系統(tǒng)迫在眉睫。

植被恢復(fù)是礦山生態(tài)恢復(fù)的重要環(huán)節(jié)，因為退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)和重建都是以植被恢復(fù)為前提[5]。植被恢復(fù)不僅對廢棄地起著構(gòu)建初始植被的作用，還能改善土壤的結(jié)構(gòu)、養(yǎng)分狀況和微生物環(huán)境，從而促進整個生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的恢復(fù)。近年來，國內(nèi)外眾多學(xué)者開展了大量有關(guān)礦山廢棄地植被恢復(fù)的研究，Harris等認(rèn)為[6]，選擇豆科植物作為恢復(fù)先鋒種可以增加土壤中的有機物質(zhì)并且促進氮素的積累，進而改善廢棄地貧瘠的土壤環(huán)境，為后續(xù)植物的生長創(chuàng)造有利條件。Reid等研究表明[7]，在金伯利巖尾礦進行植被恢復(fù)后，土壤的理化性質(zhì)與未采取植物措施的尾礦相比均得到不同程度的改良。彭東海等[8]通過對福建金尾礦廢棄地采取不同植被恢復(fù)措施，探索植被重建過程中最優(yōu)植物配置模式，結(jié)果表明馬尾松+楓香+本地河灘草的模式植被恢復(fù)效果最好，物種多樣性和群落的穩(wěn)定性較高。

江西省城門山銅礦是我國主要的大型銅礦之一，長期大規(guī)模的露天開采，不可避免地對當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)環(huán)境造成了嚴(yán)重破壞，對礦山廢棄地的生態(tài)恢復(fù)已經(jīng)成為亟待解決的任務(wù)。鑒于此，本文以城門山銅礦排土場人工植被恢復(fù)群落為研究對象，通過調(diào)查分析不同恢復(fù)模式下植物群落特征和土壤理化性質(zhì)，試圖從中篩選出適合銅礦廢棄地的植被恢復(fù)模式，為礦山廢棄地的生態(tài)恢復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

城門山銅礦位于江西省九江縣，地理坐標(biāo)為115°47′19″—115°50′15″E，29°40′8″—29°41′50″N。屬于低山丘陵地貌，地處亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū)，多年平均氣溫17℃，多年平均降雨量1 460 mm，土壤類型以紅壤為主。排土場主要由開采剝離的覆巖、廢石堆積而成，坡度為40°～55°，高度為10～15 m，由于廢石中含有硫化礦物，在空氣和水分作用下氧化后使土壤呈酸性，而且土壤十分貧瘠，缺乏植物生長所需的營養(yǎng)元素。因此，排土場長期處于無植被狀態(tài)。為了選擇適宜的廢棄地植被恢復(fù)模式，2015年3月設(shè)計了大量不同植物治理措施的試驗，在無客土條件下采用石灰對土壤進行改良，不同植物措施的土壤改良方式相同，然后人工種植喬木、撒播草種進行綠化，在陡坡處采用噴播方式，之后在自然狀態(tài)下恢復(fù)植被，目前已形成7種植物配置模式下的群落類型，見表1。

表1 樣地基本情況

1.2 研究方法

1.2.1 樣地植被和土壤調(diào)查 2017年6月，在排土場立地條件(坡位、坡向、海拔等)基本一致的7種不同植被恢復(fù)模式的植物群落內(nèi)設(shè)置樣地，分別在樣地的上、中、下部位設(shè)3個5 m×5 m的樣方，在每個樣方內(nèi)隨機設(shè)5個2 m×2 m的小樣方，由于喬木高度均低于0.5 m，所以和草本植物一起調(diào)查，調(diào)查指標(biāo)包括植物的種類、數(shù)量、高度、蓋度，共調(diào)查樣方105個。以礦區(qū)內(nèi)未開采區(qū)作為對照樣地(CK)，同時將恢復(fù)前的排土場作為背景值(BK)，在對照區(qū)、恢復(fù)前排土場和不同模式樣地內(nèi)的兩條中心線上采用五點法采集0—20 cm土壤裝入自封袋，共采集土壤樣品45個。

1.2.2 土壤理化性質(zhì)測定 將土樣在室內(nèi)風(fēng)干后挑出根系和雜物，過1 mm土篩備用。速效N用堿解擴散法測定，速效K用乙酸銨浸提—火焰光度法測定，有機質(zhì)采用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測定；重金屬Cu，Pb，Zn，As，Cr和Cd全量采用原子吸收光譜儀測定[9]。

1.2.3 物種多樣性計算方法

(1) 物種重要值計算方法[10]。選用重要值判別物種在群落中的地位，區(qū)分該物種是優(yōu)勢種還是伴生種，計算公式如下：

(1)

(2) 物種多樣性計算方法[11]。選用Margalef豐富度指數(shù)、Shannon-wiener多樣性指數(shù)和Pielou均勻度指數(shù)作為物種多樣性的度量指標(biāo)，計算公式如下：

(2)

式中：S為群落中的總種數(shù)；N為群落中個體總數(shù)。

(3)

式中：Pi為第i種個體數(shù)占群落中所有種個體數(shù)的比例；S為群落中的總種數(shù)。

(4)

式中：H為實際觀察的群落多樣性指數(shù)；S為群落中的總種數(shù)。

1.2.4 數(shù)據(jù)分析方法 利用SPSS 17軟件進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計分析，采用單因素方差分析LSD法比較不同植被模式下的差異(p=0.05)，采用主成分分析法對不同植被恢復(fù)模式的效果進行綜合評價。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植被恢復(fù)模式下植物群落的變化

2.1.1 物種重要值 從表2可以看出，不同植被恢復(fù)模式刺槐的重要值從大到小依次為：模式D>模式A>模式F>模式C>模式B>模式G，表明刺槐在模式D的重要性占比大，在群落競爭中處于優(yōu)勢地位，而模式B和G中刺槐的重要值分別為2.64%和2.02%，相對較低，說明刺槐在這兩種模式的群落競爭中優(yōu)勢性較差，這可能是因為田菁和刺槐均為豆科植物，對水肥條件的競爭作用明顯，而草本植物在初期生長較快，從而抑制了刺槐的生長。不同植被恢復(fù)模式下草本植物重要值排在前三位的物種有田菁、狗牙根、馬棘和苘麻，其中田菁在模式B，G中的重要值占比最大，分別為44.89%和61.73%，狗牙根在模式E的重要值達到43.82%，苘麻在模式C的重要值為32.63%，使其成為草本群落中的優(yōu)勢種。同時，所有模式群落中均有田菁、狗牙根和苘麻，除模式E，G外，芭茅在其余5種群落均有出現(xiàn)，馬棘在4種模式中均有出現(xiàn)，表明以上5種植物對礦山廢棄地的生境條件適應(yīng)能力較強，可以作為植被恢復(fù)初期的先鋒植物選用。

表2 不同植被恢復(fù)模式物種重要值

2.1.2 物種多樣性 物種多樣性是群落結(jié)構(gòu)和功能復(fù)雜性的一種度量，研究植物群落的物種多樣性特征，有利于更好地了解群落的組成、結(jié)構(gòu)、功能、穩(wěn)定性和演替動態(tài)[12]。從豐富度指數(shù)來看(圖1)，不同模式差異顯著，模式E，G的物種豐富度明顯低于其余5種模式，這兩種模式的物種數(shù)量均較少，而且模式E中沒有喬木。模式D的物種豐富度最高，豐富度指數(shù)為1.59，和模式A，B，C，F(xiàn)差異不明顯，這也證明了在人工植被恢復(fù)和重建過程中，適當(dāng)選用喬木和增加植物種類有助于提高植物群落的豐富度[13]。除模式E的多樣性指數(shù)(0.5)較低外，其余模式多樣性指數(shù)為0.69～0.82，其中模式D最大，不同模式的多樣性指數(shù)存在明顯差異，這一結(jié)果和豐富度指數(shù)相一致。模式F的均勻度指數(shù)最高(1.43)，其次是模式B(1.34)和D(1.33)，這三種模式群落中物種分布較均勻，而模式E，G的均勻度指數(shù)較低，群落中狗牙根、田菁單一種優(yōu)勢明顯，物種分布的均勻程度較差，不同模式物種均勻度相差不大，主要是由于人工種植使植物分布比較均勻所致。綜上，在7種植被模式中，模式E，G的豐富度指數(shù)、多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)均處于較低水平，其余5種人工植物群落物種多樣性和均勻度均較高，群落結(jié)構(gòu)和穩(wěn)定性較好。

2.2 不同植被恢復(fù)模式下土壤養(yǎng)分的變化

土壤養(yǎng)分是衡量土壤肥力的重要指標(biāo)，它主要來源于地上植物的凋落物及地下根系，在維持土壤結(jié)構(gòu)、保障物質(zhì)循環(huán)等方面起著重要作用[14]。對照區(qū)的土壤速效K含量為196.54 mg/kg，顯著高于人工植被恢復(fù)群落，不同模式速效K含量比恢復(fù)前增加了2.5～7.7倍，其含量從大到小排列為模式B>模式C>模式A>模式D>模式E>模式F>模式G(圖2)。植被恢復(fù)后速效N含量提高了3.4～7.9倍，其中模式B，C，D，E的速效N含量高于對照區(qū)，其余模式低于對照區(qū)，這是因為人工恢復(fù)植被選用了刺槐、田菁豆科植物，這類植物具有較強的固氮作用，能夠促進土壤氮素的積累。未恢復(fù)排土場的土壤有機質(zhì)含量為0.37%，而對照區(qū)為1.96%，不同模式土壤有機質(zhì)含量由大到小依次為模式B>模式E>模式C>模式D>模式A>模式F>模式G，和恢復(fù)之前的排土場相比，植被恢復(fù)后土壤有機質(zhì)含量雖有所增加但仍達不到自然水平(對照區(qū))。植物光合作用固定的碳可以通過凋落物和根系的轉(zhuǎn)化進入土壤，加快腐殖質(zhì)的分解和轉(zhuǎn)化，使得土壤有機質(zhì)含量增加。不同植被模式的土壤速效K、速效N和有機質(zhì)含量相比恢復(fù)之前均明顯增加，可見人工恢復(fù)植被能有效改善土壤的養(yǎng)分狀況。

注：圖中字母表示不同模式下結(jié)果差異顯著(p=0.05)。

圖1不同植被模式下物種豐富度指數(shù)、多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)

圖2 不同植被恢復(fù)恢復(fù)模式下土壤養(yǎng)分含量

2.3 不同植被恢復(fù)模式下土壤重金屬的變化

許多研究表明，金屬礦山廢棄地土壤重金屬污染嚴(yán)重[15-16]，所以，土壤重金屬污染修復(fù)一直也是礦山生態(tài)恢復(fù)關(guān)注的重點。目前，礦山廢棄地的重金屬污染治理主要通過植物吸收、固定和轉(zhuǎn)化作用來減少土壤中重金屬含量或降低重金屬的生物有效性，從而達到減輕土壤重金屬污染的目的。由圖3可以看出，植被恢復(fù)對排土場土壤重金屬的含量有明顯影響，不同模式對重金屬的治理效果存在差異。相對于未恢復(fù)的排土場，7種模式的重金屬Cu，Pb，Zn，As，Cr含量均有不同程度的降低，其中Cu，Pb和Zn去除效果最明顯，這3種重金屬含量均比未恢復(fù)前減少了50%以上。Cu含量按大小順序排列為模式G>模式B>模式E>模式A>模式F>模式C>模式D，其中模式C，D，F(xiàn)的Cu含量比恢復(fù)前下降了86.1%～87.3%，說明刺槐和苘麻對減輕Cu污染的效果較好。不同模式Pb含量依次為模式E>模式C>模式D>模式B>模式F>模式G>模式A，表明刺槐和田菁在治理土壤Pb污染可以起到很好的作用。在所有模式中，苘麻—狗牙根對修復(fù)土壤Zn污染的效果最好，Zn含量比恢復(fù)前降低了90%以上?；謴?fù)后土壤中Cd含量均比恢復(fù)前有所增加，這可能是由于重金屬的轉(zhuǎn)化機制不同導(dǎo)致的，排土場在恢復(fù)過程中受到了擾動從而造成了重金屬Cd的釋放。除模式C，E，F(xiàn)，G的Zn含量略低于對照區(qū)外，其余模式的重金屬含量仍高于對照區(qū)，雖然植被恢復(fù)對降低排土場重金屬含量可以發(fā)揮一定作用，但是要達到自然狀態(tài)水平，仍需要很長一段時間。通過對不同植被模式的土壤重金屬含量分析可以看出，刺槐、苘麻、田菁和狗牙根對降低土壤重金屬含量具有很好的作用，可以作為修復(fù)土壤重金屬污染的先鋒植物，其對重金屬污染的修復(fù)效果因植物組合的不同而有所差別，如刺槐—苘麻—田菁和刺槐—苘麻—狗牙根治理Cu污染的效果較好，刺槐—田菁—狗牙根對降低土壤中Pb含量的作用明顯，苘麻—狗牙根可以有效修復(fù)土壤Zn污染。

圖3 不同植被恢復(fù)模式下土壤重金屬含量

2.4 不同植被恢復(fù)模式排土場恢復(fù)效果綜合評價

各種評價指標(biāo)從不同方面反映植被恢復(fù)模式的差別，但是不同評價指標(biāo)得出的結(jié)論并不相同。因此，綜合上述不同植被恢復(fù)模式的物種多樣性指數(shù)、土壤養(yǎng)分含量、土壤重金屬含量共12項指標(biāo)，采用主成分分析法對不同模式礦山廢棄地生態(tài)恢復(fù)效果進行綜合研究。通過分析，提取出4個主成分變量，其累計貢獻率已達到93.9%，表明提取出的前4個綜合指標(biāo)能代表所有指標(biāo)的絕大部分信息，可以用這4個主成分對不同植被恢復(fù)模式的物種多樣性和土壤理化性質(zhì)進行概括分析。通過綜合評價公式，計算出綜合評價值，得出不同植被恢復(fù)模式下綜合評價結(jié)果。

由表3得出，不同植被恢復(fù)模式對排土場生態(tài)恢復(fù)效果綜合評價為模式B(0.73)>模式D(0.59)>模式C(0.37)>模式A(-0.24)>模式F(-0.34)>模式G(-0.53)>模式E(-0.59)。模式B，C，D的綜合評價值大于0，表明刺槐—田菁—苘麻—狗牙根、刺槐—苘麻—田菁和刺槐—狗牙根—苘麻3種植被恢復(fù)模式對排土場生態(tài)恢復(fù)的效果較好，說明人工進行植被恢復(fù)和重建時，應(yīng)選用喬灌草多種植物組合配置，可以充分發(fā)揮不同物種的生態(tài)位優(yōu)勢，提高植被對生態(tài)環(huán)境的改善效果，有利于退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)和維持。

表3 不同植被恢復(fù)模式綜合評價值及排序

3 結(jié)論和討論

生物多樣性是維持生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定的基礎(chǔ)，物種多樣性的喪失將損害生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)、功能和過程，提高物種多樣性有利于生態(tài)系統(tǒng)的平衡和發(fā)展[17]。植被恢復(fù)后，模式D群落的物種豐富度和多樣性較高，表明其對恢復(fù)生態(tài)系統(tǒng)可以發(fā)揮較好的作用，模式E和G的物種豐富度和多樣性明顯低于其他5種模式，這可能是因為植物配置不合理而形成單一優(yōu)勢群落，造成物種豐富度和多樣性較低。通過對物種重要值的調(diào)查發(fā)現(xiàn)，草本植物田菁、狗牙根、馬棘、芭茅和苘麻在不同群落中出現(xiàn)的次數(shù)較多且重要值相對較大，表明這5種植物對礦山廢棄地的生境條件適應(yīng)能力較強，可以作為植被恢復(fù)初期的先鋒植物選用。侯曉龍等[18]研究表明，金礦尾礦庫不同人工植被恢復(fù)模式的物種豐富度指數(shù)、多樣性指數(shù)和均勻度指數(shù)呈現(xiàn)相似的變化趨勢，與本研究的結(jié)果一致，表明不同礦山廢棄地植物群落的次生演替存在相似的演替方向。

對排土場進行人工植被恢復(fù)后，土壤速效K、速效N和有機質(zhì)含量與恢復(fù)之前相比均有明顯提高，其中速效K和有機質(zhì)含量仍低于對照區(qū)，而速效N含量接近對照區(qū)。趙洋等[19]研究結(jié)果顯示，煤礦排土場人工恢復(fù)植被10 a后，土壤全N、全P和有機質(zhì)含量仍低于撂荒地。說明人工恢復(fù)植被能有效改善土壤的養(yǎng)分狀況，但是要達到自然狀態(tài)水平仍需要很長的時間，而且在植物配置中搭配豆科植物對于提高土壤中N含量的效果顯著。

植被恢復(fù)對治理礦山廢棄地重金屬污染可以發(fā)揮較好作用，本次選用的刺槐、苘麻、田菁和狗牙根4種植物能有效降低土壤中的重金屬含量，因此可作為修復(fù)重金屬污染土壤的先鋒植物。有研究顯示，刺槐對Cu，Pb，Zn等多種金屬都表現(xiàn)出較強的富集作用，其主要利用根系吸收土壤中的重金屬，刺槐根系對重金屬的積累量可以達到地上部分的2～6倍[20]。而苘麻、田菁和狗牙根是對重金屬具有較高耐受性和富集能力的草本植物，如苘麻植株對Cu，Zn的積累量高達681.15 mg/kg，270.32 mg/kg[21]。不同植被恢復(fù)模式對土壤重金屬污染的治理效果存在一定差異，與其他模式相比，刺槐—苘麻—田菁(狗牙根)對Cu污染的治理效果較好，刺槐—田菁—狗牙根對降低Pb含量的作用明顯，而苘麻—狗牙根可以有效修復(fù)土壤Zn污染。同時本研究還發(fā)現(xiàn)，不同模式下土壤重金屬除Cd外，其他重金屬含量均低于未恢復(fù)的排土場，植被恢復(fù)造成了排土場Cd的釋放，這與彭東海等[22]研究結(jié)論一致。

選擇不同的植被恢復(fù)模式，植被恢復(fù)與重建的效果也存在較大差異。通過對植物群落結(jié)構(gòu)、土壤養(yǎng)分及重金屬含量進行綜合比較得出，刺槐—田菁—苘麻—狗牙根、刺槐—苘麻—田菁和刺槐—狗牙根—苘麻3種植被恢復(fù)模式對排土場生態(tài)恢復(fù)的綜合效果較好。退化生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)應(yīng)注重植物群落結(jié)構(gòu)，適宜的物種搭配可以加快土壤質(zhì)量的改善進程[23]。因此，合理的植物配置和適宜的植物選擇是礦山廢棄地生態(tài)恢復(fù)成功與否的關(guān)鍵所在。

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