高陡石質邊坡生態修復初期植物組合優化研究

賀握權 李志丹 高桂娟

摘 要 以廣東石質邊坡14種常用植被為研究對象，設置15種組合，利用液壓噴播優化基質，觀測植被群落初期動態變化特征及基質硬度與基礎呼吸特性，以期為高陡石質立面中后期植被群落生長提供合理的預測。結果顯示，各指標主要受草本植物組合比例影響。初期呈現茂盛生長的草本植物群落組合，顯著影響喬、灌木的成活率、生長高度和生物量（p<0.05）。隨時間延長，基質基礎呼吸值隨草本植物比例增加及組合覆蓋速率增長呈先上升后下降趨勢，即過快的草本覆蓋速度反而抑制了土壤呼吸。基質硬度隨組合物種多樣性及地下生物量的增加而降低，即在施工早期，根部初期生長較慢的植物種占據優勢可有效提高基質硬度，增強坡體土壤穩固性。組合總生物量與物種多樣性之間相關性不顯著（p>0.05）。表明合理的草本植物噴播比例是影響高陡石質邊坡生態修復草、灌、喬各目標植物在時空上逐步向穩定和合理的分布格局發展的關鍵因素。

關鍵詞 高陡石質邊坡；生態修復；植物組合優化

中圖分類號 Q146 文獻標識碼 A

受損高速路高陡石質邊坡的生態恢復與重建成為當前恢復生態學研究熱點之一。據統計，在我國每建設1 km高速公路，形成的裸露坡面面積約5～7萬m2[1]，我國高速路建設每年形成的邊坡面積約2～3億m2[2]，從而造成的高陡裸露石質邊坡面積也越來越多。目前，國內外進行此類受損邊坡人工生態修復技術（如液壓噴播、植被混凝土護坡綠化、三維植被網噴播植草、厚層基材噴射植被護坡、邊坡TBS植被護坡綠化等[3-5]）應用的關鍵之一就是人工噴播基質及修復植被群落的合理性。但近年存在的主要問題在于工程峻工后景觀效果自然維持時間太短，而且工程實施后普遍存在立面生境改善不明顯、群落結構簡單、植物死亡快及成本高等問題[6-8]。一般都會在生態修復初期，呈現植物生長旺盛，水土保持也不錯的效果，然而隨著時間的推移，植物群落就會出現衰退現象，復綠植被趨向單一化，最終難以形成穩定的植物群落[9]。其主要原因之一是對草、灌、喬合理的組合搭配考慮較少，要么側重短期的恢復效果，要么強調施工成本，甚至出現直接播種單一灌木（如廣河高速收費站36 km處邊坡植被全為灰毛豆）或單一草本的現象（如韶贛高速公路某段邊坡植被全為百喜草），植物群落缺乏多樣性[10]。任何一個穩定的植物群落都是由多種的植物種類所組成，因每一種植物對環境各有一定的要求和反應，在群落中各處于不同的地位，起著不同的作用[11-12]。如何利用植被恢復重建被破壞的高陡石質邊坡，重建的人工植被群落在自然演替過程中群落特征如何變化及人工植被群落是否能達到自然植被的穩定狀態等方面的研究成為近年來此類邊坡生態重建研究的重要課題。本研究以經課題組優化的用于液壓噴播技術的人工基質[13]，對廣東常用生態修復高陡石質邊坡的植物群落初期合理組合方式進行優化研究，從構建合理的早期噴播植物組合角度出發，延長植物群落的長期有效性，為最終形成生態修復高陡石質邊坡的穩定群落提供一定的理論基礎與實踐參考價值。

1 材料與方法

1.1 材料與設計

考慮到用于生態修復高陡石質邊坡的噴播基質厚度一般只有8～10 cm，營養、水分等條件十分有限[14]，本研究兼顧植物根系分布、種間競爭、水土保持效果、耐干旱、耐貧瘠等特性，選取14種廣東高陡邊坡生態修復常用草、灌、喬植被類型（見表1）[10，15-17]，設置15種組合方式，每種組合涉及草、灌、喬等不同植被類型，各植物種在不同組合中的配比方式及播種密度見表2。本研究利用特別定制的塑料盤（模擬陡峭邊坡的噴播厚度，并將盆傾斜60°處理）進行為期3個月的試驗（規格：長100 cm×寬50 cm×高8 cm），每組合設置7個重復。

1.2 供試基質

本研究利用基質是經課題組優化的人工基質（其主要成分為：土壤、粘結劑、保水劑、成孔材料），其中，基質使用的土壤占主體，采自廣州市花都區農業科學研究所試驗田，其全N、全P和全K的含量分別為1.32、5.19、9.56 g/kg；有效N、P、K的含量分別為：153.6、135.9、161.2 mg/kg。有機質含量和pH值分別為21.8 g/kg、5.64。所有土壤經風干，壓碎后過5 mm篩后使用[18]。

1.3 指標分析方法

本研究測定植株的成活率（%），株高（cm），蓋度（%），地上、地下生物量（鮮重和干重；g/pot），以3 d為一測定周期進行3個月的動態觀測。并采用ACE自動土壤呼吸監測系統（ACE，英國）測定各處理組合的基質呼吸，采用土壤硬度計（TE-3，南京）測定各基質硬度。

其中，總成活率的計算公式：

草本總成活率/%=（草本總成活數/草本總發芽數）×100，灌木和喬木的計算類同。

1.4 數據分析

本項研究所采用的數學統計方法主要包括單因素方差分析，主要用來進行各處理組合之間的土壤呼吸及土壤硬度顯著差異性（LSD檢驗），以便確定最佳植物組合；簡單相關分析，用來評價各個變量之間兩兩相關關系。上述數據分析使用Excel 2007和SPSS（19.0版）軟件。文中所用植物名以中國數字植物標本館（簡稱CVH，網站：www.cvh.org.cn）中記錄名稱為準。

2 結果與分析

本研究采用目前我國南方的人工石質邊坡常用14種綠化植物，設計15種不同組合，通過觀測不同組合中各植物類型的成活數、高度、蓋度、生物量變化及土壤中微生物呼吸和硬度變化，來考察植物在特殊的噴播基質中的初期生長、競爭狀況。

2.1 不同組合中各植株在特定土壤基質中的存活情況

成活率是評價種子在本研究特殊基質中利用效果的直觀指標（見表3）。總體上，喬灌木的成活率明顯劣于草本。就草本而言，在這種特殊的基質中，播種密度越大，成活率反呈下降趨勢，而最終的總成活數基本趨于一致；喬灌木成活率變化直接受草本播種密度影響。如：狗牙根在C14和C12中的播種密度分別為40和20粒，但平均成活率分別為25.0%和50.0%，最終成活數均是10株（表2，表3）。糖蜜草在C15、C9、C12中的播種密度分別為100、50、25粒，平均成活率分別為13.71%、29.4%、57.2%，其成活數均在13～14株之間，其他草本植物均表現出類似趨勢。灌木和喬木在各組合均設置同樣播種密度的條件下，其成活數因草本植物的播種密度不同而異。結合直觀數據和方差分析結果（表3），草本總成活數顯著占優勢的組合為C3、C4、C12；灌木成活數最高的組合為C6、C10、C14，喬木總成活數最高的組合為C1、C2、C11、C13、C15。整體上，草本表現較高成活率的組合，其喬灌木成活率相對較低。

2.2 不同組合中植株高度的動態變化

對于高陡石質邊坡綠化來說，植物高度生長不是絕對的越高越好，要因種類而異，原則上為了更好的控制初期裸露基質的流失，植物生長越快越好，但因植物過快生長會導致養分的迅速貧瘠，因此，較好的生長模式：初期草本生長越快越好，中后期草本長勢減弱，給喬灌木提供足夠的生長空間。本研究針對各植物在不同組合中的高度生長進行了3個月的動態觀測（圖1）：在播種后的前50 d左右，同種植物的高度生長在不同組合之間的差異極小，但隨著生長時間的延長，不同播種密度下的同一植被類型的高度生長表現出較大差異。所有組合中的狗牙根在第50天以后開始呈現出不同程度的快速生長趨勢，其中，播種密度較低的C2（平均存活株數為5）表現最突出。糖蜜草的表現與之類似：組合C2和C6（平均存活株數為5）在50 d后的長勢優于C9和C12（平均存活株數大于14）。而狼尾草表現剛好與之相反，50 d后存活株率越大的C8、C10、C13（均2株）的生長長勢優于C11（平均存活株數為1.6），即植株密度越大，生長越占優勢。由此推論，為了促進早期優勢生長，而抑制后期優勢生長：對于匍匐型草本植物，可相對提高播種密度，對于直立型草本植物，可相對降低播種密度。對于灌木，播種密度不影響高度生長，但其與草本植物的種植密度有密切關聯，如山毛豆和刺槐，在C14、C15中的表現最佳，其相應組合中的草本植物只有一種，且存活密度較低。特殊的是，喬木幾乎在所有的組合中都表現出隨時間延長高度生長增加明顯的趨勢。

2.3 不同組合中的群落數量特征

2.3.1 不同組合中各植株蓋度的動態變化 研究播種密度和植物配比方式對群落的蓋度影響具有重要作用，可直接反映群落數量特征和多樣性變化趨勢[18-19]。在本研究設定的3個月生長周期內，整體上呈現出草本植物的蓋度增長速度遠大于灌木和喬木，草本植物成為混播后的前期優勢種。各組合中草本植物蓋度隨時間延長呈現出的增長趨勢與播種密度關系不大。如：狗牙根在C1、C3、C7中的播種密度是C2、C4、C8的2倍，但6個組合中的蓋度增長趨勢基本一致（圖2），且這6種組合中的草灌比值與草喬比值之間的差異性很大，因此初步得出結論：邊坡噴植初期，草本生長受灌木和喬木的影響較小。

不同于草本植物，草灌密度比值對部分灌木蓋度影響較大。C12中豬屎豆的草灌比（14.12，圖2）遠遠高于其他含豬屎豆組合（表3），但其蓋度增長速度明顯低于其他組合。草灌比值較低的C2、C6、C11、C14（分別為：8.86、4.20、4.12、7.37）中，山毛豆的蓋度增長速度明顯高于C1、C8、C9、C12（草灌比值分別為：17.71、21.05、13.66、14.12）。喬木生長也同樣受到草喬比值的影響，即比值越大，蓋度增長越慢。如C7中的車桑子生長較差，其草喬比值為7.01，而C12中的刺槐基本呈現出勉強維持生長狀態，其草喬比值高達21.31。這一結果顯示，在今后的噴播基質中，草本植物的播種比例不能過大于灌木和喬木，否則會嚴重影響灌喬的初期生長，尤其是針對匍匐性強的草本植物。

同時，灌木和喬木表現均較差的是組合C12，山毛豆在C12中甚至出現了在第69天死亡的現象，其草本平均存活數高達24.29（表3）。其次是C3，其草灌比為8.91，并不是很高，但其草本平均存活數高達16.57。因此推斷，除了草灌比和草喬比是影響喬灌木初期生長的主要因素，草本植物的播種密度也是關鍵因素之一。總之，選擇合適的草種配比和合理的播種密度，不僅可以節約成本，還是保證灌木和喬木初期正常生長的關鍵。雖然草本植物在群落生長初期通常占據群落的優勢地位，但考慮到其長期競爭力低于灌木和喬木，甚至有可能在群落演替中逐漸被淘汰，因此，在各組合篩選過程中，在保證灌喬能夠正常生長的情況下，可以選擇較高的草本播種密度。當然，植被初期生長的覆蓋速度是與噴播基質的流失速度呈正比的。表4結果顯示，C7組合蓋度在第40天最先達到100%，C3和C4的覆蓋速度次之，為45 d。C6在第80天才到達100%。考慮到多種因素，C5、C6和C11是生長速度較慢的組合，建議C3和C12組合效果較差。

2.3.2 不同組合植物生物量及土壤特性 根據表5的土壤基礎呼吸可以看出，雖然C4蓋度很快達到100%，但其初期的生長量并不高，其地上生物量為260.38 g，顯著低于C11，其相對應的土壤基礎呼吸只有7.13 mol CO2/（m2·s），顯著低于覆蓋速度相對較慢的C5、C6、C11[土壤基礎呼吸分別達到10.12、15.7、17.07 mol CO2/（m2·s）；p<0.05]。即過快的草本覆蓋速度反而降低了土壤呼吸能力。基質硬度隨組合物種多樣性及地下生物量的增加而降低，初步推斷，在工程施工早期，根部初期生長較慢的植物種占據優勢可有效提高基質硬度，增加基質的抗雨水沖刷及風蝕能力。組合總生物量與物種多樣性之間相關性不顯著（p>0.05）。

2.4 相關性分析

對總地上、地下生物量、總蓋度達到100%所需天數、物種多樣性、土壤呼吸及土壤硬度之間進行相關性分析結果顯示（表6），土壤呼吸與地上總生物量呈顯著負相關（p<0.05），與總蓋度達到100%所需天數呈顯著正相關（p<0.05）。邊坡基質要想維持長期有效的有機營養，其具備相對較慢的呼吸速率是非常必要的。土壤硬度與物種多樣性及地下總生物量呈顯著負相關（p<0.05），這從另一角度反映了噴播植物在施工后初期，要呈現出慢生長的重要性。組合總生物量與物種多樣性之間相關性不顯著。

3 討論與結論

3.1 討論

鑒于目前國內用于高陡石質邊坡生態修復的技術主要是液壓噴播[19-21]，其技術實施的關鍵環節之一就是將植物種子與基質充分混合后，同時噴在高陡石質邊坡上。但由于噴播基質的特殊性（如本研究利用基質具高粘結性及堿性等[13，22]），會導致植物種子的發芽及成活情況與普通土壤條件下的差異較大[23]。在本研究中，高播種密度并未產生高的植被成活率，所以從成本角度講，應該采用試驗設置的中等播種密度。雖然草灌混播護坡效果是從最初以草本為主到后來以合理地草灌木結合的轉化過程[24]，但在種植前期，草本植物的生長優勢若得不到合理控制，會嚴重影響喬灌木的初期正常生長，而目前，植物灌木化建植是高速公路邊坡防護的重要途徑[25]。在本研究中，過快的草本蓋度增長嚴重限制了喬灌木的發芽、成活與生長，這與利用實生苗灌木與草本混播時的受影響情況一致[26]。因此，適當降低草本類先鋒植物的播種密度是非常重要的。

土壤基礎呼吸強度代表了土壤碳素的周轉速率和微生物的總體活性，與土壤環境質量密切相關[27]，其主要包括植物根系呼吸、土壤微生物呼吸及土壤動物呼吸3個生物學過程，其中根系呼吸和微生物呼吸起主導作用，其可以作為高速公路邊坡生態恢復效果的評價指標[28]。本研究中組合群落植被的初期生長不僅影響了地上生長特征，同樣影響了基質基礎呼吸強度。有研究顯示，不同的防護工藝對土壤微生物數量的增加和土壤性質的改善有不同的效果[29-30]。而本研究利用的是噴播基質，在此工藝基礎上的草本植物初期覆蓋速度過快，反而抑制了基礎呼吸，但覆蓋速度過慢，會導致基礎呼吸強度過高。石壁邊坡保水保肥十分困難，要合理利用噴播基質，須保證噴播植物對基質養分不能利用過快。因此，適中的植被組合可提高基質自身的養分可持續性。這與楊自全等[31]的研究結果一致，即植物早期生長過快，導致對土壤中養分消耗過快，反而不利于生物活性的增加，從而影響呼吸。本研究中，草本植被蓋度增加過快的物種表現出植株細高、生物量低、扎根淺等現象，不利于基礎呼吸。但草本植被覆蓋度過慢，致使預留的競爭空間被狗牙根、糖蜜草等利用，實現快速繁殖，也會嚴重影響喬、灌木的初期生長。因此，建議根據裸露山體地區的氣候特點，選擇處于同一氣候帶的草、灌、喬植物種，其主要物種要具有自我繁殖能力，易與當地植被融合，保持物種多樣性，這樣有利于保持長久并產生近自然修復效果。考慮到喬木自身重量較大，針對噴播基質這類比較薄的生長土層，栽植喬木反而會導致邊坡的不穩，且影響司乘人員視野，提高交通事故發生的幾率等因素，建議高陡石質邊坡建立灌草型或結合小型喬木植物群落為宜，盡量少栽植大喬木。同時，考慮到裸露山體植被生態修復既要迅速達到綠色效果，又要持久不衰，保持生物多樣性，構成穩定的多物種的立體植被結構，具有較好的改良土壤能力和互利共生原則是非常必要的。高陡石質邊坡在早期的復綠過程中，基質具備較高的硬度有助于土壤的保存及提高抗沖刷能力。本研究土壤硬度與地下總生物量呈顯著負相關（p<0.05），這從另一角度反映了噴播植物在施工后，要呈現出較慢根系生長的重要性，即選擇蓋度增加較慢的草本植物種類是有效方式之一。組合總生物量與物種多樣性之間相關性不顯著，即用于此類特殊受損高陡邊坡的生態修復植被群落的初期生產力受物種多樣性的影響不大，張相鋒等[32]的研究結果也證明了這點。

3.2 結論

組合中要控制草本群落的噴播比例，選擇草本植物根部初期生長較慢的優勢植物，利于草、灌、喬各目標植物類型在時空上逐步向穩定和合理分布的格局發展，并有效提高坡體抗沖刷力。根據各組合植被群落在高度、成活率、生物量、蓋度、基質基礎呼吸及基質硬度等指標中的綜合表現，結合基質特性，通過排序，最終篩選出C11、C4和C2為最佳組合。

參考文獻

[1] 劉春霞， 韓烈保. 高速公路邊坡植被恢復研究進展[J]. 生態學報， 2007， 27（5）： 2 090-2 098.

[2] 卓慕寧，李定強，鄭煜基. 高速公路生態護坡技術的水土保持效應研究[J]. 水土保持學報， 2006， 20（1）： 167-167.

[3] 張瑩瑩. 高速公路邊坡植被恢復過程中群落動態變化研究[D]. 鄭州： 河南農業大學， 2010.

[4] Adolfo C， Rau′l N， Ibone A， et al. Local topoclimate effect on short-term cutslope reclamation success[J]. Ecological Engineering， 2002， 18： 489-498.

[5] Duan W J， Ren H， Fu S L， et al. Natural recovery of different areas of a deserted quarry in South China[J]. Journal of Environmental Sciences-China， 2008， 20（4）： 476-481.

[6] Li S C， Sun H L， Yang Z R. Root anchorage of Vitex negundo L. on rocky slopes under different weathering degrees[J]. Ecological Engineering， 2007， 30（1）： 27-33.

[7] Xu X L， Zhang K L， Kong Y P， et al. Effectiveness of erosion control measures along the Qinghai-Tibet highway， Tibetan plateau， China[J]. Transportation Research Part D， Transport and Environment， 2006， 11： 302-309.

[8] 黃程前， 盧月娥， 肖玉輝， 等. 軟質巖邊坡掛網植草綠化防護技術研究[J]. 湖南環境生物職業技術學院學報， 2003， 9（4）：289-294.

[9] 李少麗， 許文年， 豐 瞻， 等. 邊坡生態修復中植物群落類型設計方法研究[J]. 中國水土保持， 2007（12）： 53-55.

[10] 袁 銀， 廖浩斌， 劉永金， 等. 深圳市生態修復裸露邊坡的植物群落特征研究[J]. 廣東林業科技， 2013， 29（3）： 60-65.

[11] 蔡永立， 陳中原， 陳 宇. 太湖流域歷史時期氣候干濕變化及洪澇災害成因分析[A]. 新世紀 新機遇 新挑戰-知識創新和高新技術產業發展（下冊）. 北京： 中國科學技術出版社， 2001： 148.

[12] 陳海波. 高速公路石質邊坡生態防護植物篩選及灌木建植技術研究[J]. 公路工程與運輸， 2009（196）： 173-176.

[13] Gao G J， Yuan J G， Han R H， et al. Characteristics of the optimum combination of synthetic soils by plant and soil properties used for rock slope restoration[J]. Ecological Engineering， 2007， 30（4）： 303-311.

[14] Agostinho M， M-Lurdes L， Margarida P L. Construction and post-construction behaviour of a geogrid-reinforced steep slope[J]. Geotechnical and Geological Engineering， 2003， 21： 129-147.

[15] 鄧輔唐， 喻正富， 楊自全， 等. 山毛豆、 木豆、 豬屎豆在高速公路邊坡生態恢復工程中的應用[J]. 中國水土保持， 2006（4）： 21-24.

[17] 柳春紅. 重慶繞城高速公路邊坡灌叢建植的植物研究[D]. 重慶： 西南大學， 2009.

[18] 高桂娟. 用于受損人工石質高陡邊坡生態系統修復的客土-植物系統研究[D]. 廣州： 中山大學， 2006.

[19] Lee D H， Tien K G， Juang C H. Full-scale field experimentation of a new technique for protecting mudstone slopes[J]. Taiwan Engeering Geology， 1996， 42： 51-63.

[20] Li X P， Zhang L Q， Zhang Z. Soil bioengineering and the ecological restoration of riverbanks at the Airport Town， Shanghai， China[J]. Ecological Engineering， 2006，26： 304-314.

[21] 李 剛， 黃慎羽. 公路巖石邊坡生態復綠技術探討[J]. 廣東科技， 2012， 2（3）： 197-198.

[22] Duan W J， Ren H， Fu S L， et al. Natural recovery of different areas of a deserted quarry in South China[J]. Journal of Environmental Sciences-China， 2008， 20（4）： 476-481.

[23] Shiomi M， Ito K， Nishimura D. Slope stability using the admixture method， grouting and deep mixing[J]. Proc International Conference， Tokyo， 1996， 1： 563-568.

[24] 馬海霞. 高速公路護坡植被群落特征及水保效應研究[D]. 西寧： 青海大學， 2007.

[25] 方 文， 潘聲旺， 何 平， 等. 先鋒種豐富度對邊坡植被的群落特征及其護坡效益的影響[J]. 生態學報， 2014， 35（11）： 1-12.

[26]陶 巖， 江 源， 顧 衛， 等. 公路邊坡植被恢復中草-灌配置模式實驗研究[J]. 武漢理工大學學報， 2008， 30（6）： 70-73.

[27] Frostegard A， Tunlid A， Baath E. Phospholipid fatty acid composition， biomass， and activity of microbial communities from two soil types experimentally exposed to different heavy metals[J]. Applied and Environmental Microbiology， 1993， 59： 3 605-3 617.

[28] 張冬秋， 石培禮， 張憲洲. 土壤呼吸主要影響因素的研究進展[J]. 地球科學進展， 2005， 20（7）： 778-785.

[29] 袁劍剛， 周先葉， 陳 彥， 等. 采石場懸崖生態系統自然演替初期土壤和植被特征[J]. 生態學報， 2005（6）： 53-58.

[30] 尹桂彬， 李月華， 竇德泉. 不同生態恢復措施對百花山邊坡土壤特性的影響[J]. 北京農學院學報， 2013（1）： 12-15.

[31] 楊自全， 鄧輔唐， 蘇蕓蕓， 等. 高速公路邊坡生態恢復對土壤微生物的影響[J]. 中國水土保持， 2007（7）： 31-34.

[32] 張相鋒， 馬 闖， 董世魁， 等. 不同草灌配比對泌桐高速公路護坡植物群落特征的影響[J]. 草業學報， 2009， 18（4）： 27-34.