礦山廢棄地生態修復效益評價研究
——以南京幕府山為例

潘　葉,張　燕

(1.南京大學 金陵學院/城市與資源學院，江蘇 南京210089；2.南京大學 地理與海洋科學學院，江蘇 南京210023)

礦山廢棄地生態修復效益評價研究

——以南京幕府山為例

潘葉1,張燕2

(1.南京大學 金陵學院/城市與資源學院，江蘇 南京210089；2.南京大學 地理與海洋科學學院，江蘇 南京210023)

[關鍵詞]生態修復效益；綜合評價；TOPSIS法；礦山廢棄地；南京幕府山

[摘要]在對南京幕府山礦山廢棄地不同生態修復區調查采樣與測定的基礎上，建立生態修復效益評價指標體系，再逐層用TOPSIS法綜合、定量評價各生態修復區的生態修復效益。結果表明：TOPSIS法可定量評價每一期生態修復區各層的生態效益，且有助于找出生態效益存在差異的原因；生態修復顯著改善了礦山廢棄地的生態環境質量；10期生態修復工程的生態修復效益綜合評價值存在差異的主要原因是地形地貌、修復時間、土壤類型、植物種類與植物組合、后期對修復植被的撫育管護等有差異。

目前，我國針對生態修復效益評價的研究主要集中在植被恢復及退耕還林、水域與濕地、喀斯特石漠化、水土保持等方面[1-5]，且評價主要針對影響生態環境的某一方面，全面系統地對礦山廢棄地生態修復效益進行評價的研究少見報道。已有研究采用的評價方法有綜合指數法、模糊評判法、層次分析法、專家分析法、灰色系統與系統工程分析法等[1-7]，但由于在構建生態修復效益評價指標體系時較為主觀，多使用定性指標，評價偏重于某一要素，評價數據來源不統一，所以難以客觀、全面、準確地反映生態修復實際狀況，缺少對生態修復后續工作的指導作用。

幕府山位于南京市主城區北部長江之濱，沿長江南岸呈帶狀分布，蘊藏著豐富、優質的石灰巖層和白云巖層，50多年大規模無序開采，導致生態環境破壞嚴重。1998—2001年南京市政府關停了全部9個采石場與4個垃圾場[8]，實施了10期和2個專項生態修復工程，將滿目瘡痍的礦場修復成了景色秀美的風景名勝區。然而，生態修復仍停留在技術修復階段，既缺乏對修復廢棄地的生態監測與修復效益的評估，又缺乏對修復后的廢棄地的后續管理研究。為提高礦山廢棄地生態修復效益評價的精確性和科學性，本研究選用影響幕府山生態修復不同方面的指標，構建生態修復評價指標體系，用加權TOPSIS法，逐層綜合評判各生態修復區的生態修復效益，為優化與提升生態功能與植被撫育管理提供基礎數據，為類似的廢棄地生態修復提供參考。

1材料與方法

1.1評價指標體系的構建

依據全面性、可測性與動態性原則，構建了礦山廢棄地生態修復效益評價指標體系(表1)。

表1　南京幕府山生態修復效益評價指標體系

注：帶“*”的為逆指標，帶“#”的為適度指標，其余均為正指標。

1.2評價數據的獲取

幕府山礦山廢棄地于1999—2008年實施了10期及2個專項生態修復工程，各期的地理位置與覆蓋的土壤類型與修復措施不相同。根據自然狀況及修復工程時序，以現場踏勘為基礎，在每期生態修復區中選1個典型區域布設采樣點，作為評價樣本；現場測定林地內外溫度差與濕度差；調查、測量與統計植被生長情況、土層厚度；采集土壤與枯落物樣本，測定枯落物蓄積量與有效蓄水量、土壤有機質含量、容重、孔隙度、pH值及土壤重金屬含量；根據生物量及文獻[9]測定的參數，估算林木生物量、貯碳量、固碳量、釋氧量、吸收SO2量、滯塵量，根據土壤測定數據(容重、總孔隙度、pH值、有機質)，計算非毛管孔隙度與毛管孔隙度比、土壤重金屬污染綜合指數、土壤有效持水量、土壤有機質蓄積量等，這些數據構成了評價生態修復效益的原始數據。

1.3評價方法簡介

TOPSIS法是多目標分析方法，采用與最優樣本和最劣樣本比較的相對距離來評價樣本的優劣。本研究以試驗獲取的數據，用加權TOPSIS法，評價幕府山礦山廢棄地生態修復綜合效益。具體評價步驟參見文獻[10]，其中權重由變異系數法確定。

2結果與討論

2.1礦山廢棄地生態修復區及修復工程情況

南京幕府山礦山廢棄地生態修復時序及修復工程的基本情況見表2。生態修復前，生態修復區地表裸露，土壤層缺失，地形陡峭，邊坡不穩定，幾乎沒有植被。

表2　南京幕府山生態修復區基本情況

2.2生態修復效益評價

生態修復效益評價是一個多指標的綜合評價，通過由下而上的逐層綜合，實現對目標層的綜合評價，即對多個指標的綜合得到相應子準則層綜合評價，對子準則層的評價結果進行綜合得到準則層的綜合評價結果，再對準則層的評價結果進行綜合便得到生態修復綜合效益。

2.2.1植被生長狀況

生態修復使礦山廢棄地形成大片植被，生物量總計約56.53萬t。就植被生長狀況來看，評價結果呈遞減的趨勢，即1期最高、10期最低(圖1)，表明植被恢復需要時間，修復越早的區域，林木郁閉度越高，林木密度越合理，植被生長狀況越好。2個專項修復區是采礦遺留的陡崖與裸崖，修復區陡峭與風化物松散，修復覆蓋的土壤易流失，不穩定的風化物滑落導致修復植被的長勢較差甚至死亡。

2.2.2生物積蓄與貯碳能力

由圖1可知，不同修復區的生物積蓄和貯碳能力上下波動，說明生物積蓄與貯碳能力的恢復需要的時間比較長，影響因素之間相互聯系和制約，很難在短期內看出效果。2期低，是因為生態修復初期經驗不足，種植的林木密度過高，植被大量無序繁殖，植株的生長空間變小，土壤養分供給不足，植被生長受到抑制；2個專項修復區生物積蓄和貯碳能力低，是由于修復區的地貌不利于生態修復。

圖1　南京幕府山生態修復區林木層功能評價結果

2.2.3調節小氣候能力

由圖2可知，生態修復工程具有降低林中溫度、增加林中濕度的功能，但因樹種不同，林地內外溫度差與濕度差存在差異。3期和9期調節小氣候能力低的原因是種植的植物缺少茂密低矮的地被層，而2個專項修復區調節小氣候能力低是因為受地形限制，生態修復種植的主要是灌木。

圖2　南京幕府山生態修復區調節氣體功能的評價結果

2.2.4固碳釋氧能力

據測算，幕府山10期生態修復工程林木總計貯存了6.93萬t碳，固定了11.08萬t的CO2，并釋放了8.31萬t O2。由圖2可知，各修復區的固碳釋氧能力的評價結果與生物蓄積與貯碳能力相似。

2.2.5優化空氣質量

衡量生態修復優化空氣質量的指標是滯塵量和吸收SO2量。由圖2可知，各修復區植被優化空氣質量的能力存在差異，原因主要是不同類型植物(常綠喬木、落葉喬木、灌木、草)滯塵與吸收SO2的能力不同，如粗糙的葉面有利于滯留與附著塵土；植物密度不同，枝繁葉茂的林相結構可增加阻滯與吸收有害物質的面積；群落構成不同，喬、灌、草構成的多層結構可形成多層次阻滯塵土的網絡[11]，如1期與7期植被優化空氣質量的能力低是因為其種植的主要是喬木與少量的灌木，尤其是1期植物密度相對低，5期與10期相對高是因為具有多層群落結構，2個專項修復區相對較高是因為種植的灌木枝葉較茂密。

2.2.6枯落物蓄積狀況及蓄水能力

幕府山修復區枯落物蓄積量見表3。枯落物的蓄積量與種植的植物種類、枯枝落葉的性質和林分密度等有關[12]。若植被是常綠植物，則蓄積量相對低，若是落葉闊葉林、針葉林，則蓄積量相對高；同時枯落物分解的速度和程度也影響著枯落物的蓄積量[13]；因修復物種中常綠樹種占劣勢，早期(1～4期)修復區與2個專項修復區枯落物蓄積量低；因種植了大量落葉樹種，中期(5～7期)修復區枯落物蓄積量相對高；因種植過密，植物生長受限，晚期(8～10期)修復區枯落物蓄積量低。枯落物蓄水性能取決于枯落物的種類、干燥程度[14]。枯落物的孔隙度大、干燥程度高，則其蓄水量就高。由表3可知，修復區的枯落物蓄水能力與枯落物蓄積量基本一致。

表3　南京幕府山生態修復區枯落物蓄積狀況的評價結果

2.2.7土壤質量

土壤質量包括土層厚度、容重、總孔隙度、非毛管孔隙度與毛管孔隙度比、pH值、土壤有機質含量和土壤重金屬污染綜合指數。其中，土壤容重、總孔隙度、非毛管孔隙度與毛管孔隙度比和pH值這4個指標為適度指標，結構良好、水氣協調的土壤容重在1.25～1.35 g/cm3之間[15]，總孔隙度在40%～50%之間，非毛管孔隙度大于10%，且非毛管孔隙度與毛管孔隙度比例在1∶2～1∶4之間[16]。

幕府山生態修復采用客土覆蓋法治理礦山廢棄地(采礦區與堆渣區)，覆蓋土壤主要是建筑棄土與建筑垃圾、玄武湖隧道建設施工棄土與湖底清淤產生的淤泥，修復區平均增厚土層約1.3 m，最厚的覆土達7 m[17]。生態修復前，采礦廢棄地幾乎沒有土壤層，土壤有機質含量低，最低僅2.46 g/kg，最高不過4.13 g/kg[18]。生態修復有效提高了土壤有機質含量，從而改善了土壤結構，為植物生長提供了良好的基礎。

生態修復區土壤質量評價結果見圖3。由圖3可知，生態修復區土壤質量變異不大。產生差異的主要原因在于覆土的質量，4～6期修復區采用的是玄武湖隧道建設棄土與湖底清淤產生的淤泥及少量建筑棄土(黃土)，有機質含量相對高些，且植被生長較好，枯落物蓄積量相對高，這些修復區土壤質量相對高；而其他修復區采用建筑棄土與建筑垃圾，土壤有機質含量低，土壤質量相對差。

圖3　南京幕府山生態修復區土壤層功能的評價結果

2.2.8土壤水肥蓄積能力

生態修復區土壤水肥蓄積能力與土壤的厚度和孔隙度有關，主要取決于覆土層厚度，其次是非毛管孔隙度大小，還與種植的植物種類有關。幕府山生態修復區土壤有效持水量從大到小的排列順序為：落葉林>常綠林>草地>灌木林，且混交林有效持水量最大。生態修復區土壤水肥蓄積能力見圖3。因修復模式不同，早期修復區的土壤有機質含量相對高；隨時間增加，枯落物的蓄積與分解及地下根系的生長發育，早期修復區土壤的容重相對低，加上自然淋溶作用，以及動植物的遷移運動，使土壤的水肥蓄積能力有所下降；8期高的原因主要是林相結構相對合理，而2個專項修復區最低是因為土層薄。

2.3生態修復功能的差異及原因

2.3.1林木層功能

林木層功能的好壞由植被生長狀況和生物積蓄與貯碳能力決定，由圖1可知，生態修復區的生物積蓄與貯碳能力的差異導致林木層功能存在差異，總體來看，早期修復區林木層功能相對高些，2期因種植密度過高導致植物的生長環境變差，而2個專項修復區的修復條件較惡劣，林木層功能低。

2.3.2調節氣體功能

由圖2可知，隨時間推移，生態修復區調節氣體功能有所提高，表明在幕府山礦山廢棄地大量種植植物，在調節小氣候、固碳釋氧和凈化空氣等方面都有促進作用，生態修復可讓廢棄地快速恢復生態功能。7期生態修復區調節氣候功能低的原因在于種植的樹種在優化空氣質量方面沒優勢。

2.3.3枯落物層功能

枯落物層功能與枯落物蓄積量和有效蓄水量有緊密的關系，由表3可知，三者的走勢大體一致。生態修復使得修復區枯落物蓄積量增多，枯落物的蓄積量和蓄水能力在經過生態修復后會有明顯的上升，但若植物密度過高，隨植物長大，過高的密度使植物生境變差，枯落物層的生態功能反而會下降。

2.3.4土壤層功能

土壤層功能由土壤質量與土壤水肥蓄積能力決定，10個生態修復區土壤質量差異不大，土壤層功能主要取決于土壤水肥蓄積能力的高低(圖3)，土壤水肥蓄積能力低的修復區，土壤層功能相對也低。

2.4生態修復效益的差異及原因

2～4期生態修復效益相對低，5～8期生態修復效益相對高， 9期的生態修復效益有所回落，10期生態修復效益與1期的生態修復效益基本持平，而2個專項修復區因地勢陡峭，生態修復效益最差(圖4)。這說明，生態修復初期，由于經驗不足，覆土厚度相對較薄，植物種類相對單一，生態修復效益較低，而穩定的生態修復效益要經過相當長的時間才能顯現，理想情況下，隨著時間的推移，生態修復效益應不斷上升，越來越好。幕府山生態修復成效因修復區的地貌、修復時覆蓋的土壤類型、選用的植物種類及修復措施等的不同而產生差異。

圖4　南京幕府山生態修復區生態修復效益評價結果

3結語

用加權TOPSIS法，可定量評價生態修復區各層的生態修復效益，并找出其存在差異的原因。該方法具有簡便、易操作、綜合性與可比性強的特點，適用于同一修復區域不同生態修復階段的縱向評價與同一修復時期不同修復區域之間的橫向比較。

南京幕府山礦山廢棄地實施生態修復的時間還比較短，生態修復效益還有待時間的積累才能充分顯現，然而評價結果已表明，生態修復可顯著改善礦山廢棄地的生態環境質量；10期生態修復工程的綜合效益存在差異，主要原因是采礦后形成的地形地貌、修復時間的長短、覆蓋的土壤類型、種植的植物種類與植物組合、后期對修復植被的撫育管護措施等有差異。

[參考文獻]

[1] 雷敏，曹明明，郗靜.米脂縣退耕還林的綜合效益評價與政策取向[J].水土保持通報，2007，27 (3) :151-156.

[2] 吳后建，王學雷.中國濕地生態恢復效果評價研究進展[J].濕地科學，2006，4(4):304-310.

[3] 向悟生，李先琨，何成新，等.石漠化山地復合生態系統評價——以廣西平果縣龍何屯生態重建示范區為例[J].長江流域資源與環境，2007，16(6) : 826-830.

[4] 楊子峰，于興修，馬騫.水土保持生態修復效益評價探討[J].水土保持研究，2006，13(6):l75-l77，181.

[5] 林積泉，王伯鐸，馬俊杰，等.小流域治理環境質量綜合評價指標體系研究[J].水土保持研究，2005，12(1):69-71.

[6] 張禾裕，彭鵬，肖武，等.基于AHP和GIS的礦區生態環境現狀評價[J].煤炭科學技術，2008，36(9):102-105.

[7] 吳丹丹，蔡運龍.中國生態恢復效果評價研究綜述[J].地理科學進展，2009，28(4):622-628.

[8] 張以剛，李卉.南京市幕府山地區礦區環境地質整治恢復建議[J].江蘇地質，2000，24(4): 221-224.

[9] 王月菡.基于生態功能的城市森林綠地規劃控制性指標研究——以南京市為例[D].南京:南京林業大學，2004:17-65.

[10] 張燕，高翔，張洪.農業綜合產出對投入資源的敏感性研究[J].中國農業大學學報，2011，16(6):169-173.

[11] 張新獻，古潤澤，陳自新，等.北京城市居住區綠地的滯塵效益[J].北京林業大學學報，1997，19(4):12-17.

[12] 李紅云，楊吉華，鮑玉海，等.山東省石灰巖山區灌木林枯落物持水性能的研究[J].水土保持學報，2005，19 (1):44-48.

[13] 張林海，曾從盛，張文娟，等.閩江河口濕地枯落物分解及主要影響因子[J].應用生態學報，2012(9):2404-2410.

[14] 魯紹偉，陳波，潘青華，等.北京山地不同海拔人工油松林枯落物及其土壤水文效應[J].水土保持研究，2013，20(6):54-58，70.

[15] 張學權，胡庭興.林(竹)草不同植被恢復模式下的土壤物理特性[J].長江流域資源與環境，2008，17(4):623-627.

[16] 姜培坤，周國模，錢新標.侵蝕型紅壤植被恢復后土壤養分含量與物理性質的變化[J].水土保持學報，2004，18(1):12-14.

[17] 林小峰.一座青山的前世今生——以南京幕府山風景區為例思考礦山遺址公園[J].園林，2012(4):38-41.

[18] 劉國華，舒洪嵐，張金池.南京幕府山礦區廢棄地植被恢復對土壤侵蝕與肥力的影響研究[J].水土保持研究，2006，13(6):234-235，238.

(責任編輯孫占鋒)

[中圖分類號]X8

[文獻標識碼]A

[文章編號]1000-0941(2016)05-0061-05

[作者簡介]潘葉(1994—)，女，江蘇南京市人，本科生，主要從事資源環境與房地產開發的研究；通信作者張燕(1962—)，女，江蘇南京市人，副教授，博士，主要從事資源與環境的教學與研究。

[收稿日期]2015-09-25