不同治理年限的離子型稀土礦區土壤生態化學計量特征

陳海濱,陳志彪,陳志強,馬秀麗

1 福建師范大學地理科學學院,福州 350007 2 福建師范大學濕潤亞熱帶山地生態地理-過程教育部重點實驗室,福州 350007 3 閩南師范大學,漳州 363000

不同治理年限的離子型稀土礦區土壤生態化學計量特征

陳海濱1,2,3,陳志彪1,2,*,陳志強1,2,馬秀麗1,2

1 福建師范大學地理科學學院,福州 350007 2 福建師范大學濕潤亞熱帶山地生態地理-過程教育部重點實驗室,福州 350007 3 閩南師范大學,漳州 363000

以福建省長汀縣3個不同水土流失治理年限的離子型稀土礦區為研究對象,并以未開采的稀土礦治理地為對照,對其表層0—10cm和10—20cm土壤碳氮磷含量及生態化學計量特征進行分析,探討稀土礦治理區的土壤養分恢復狀況。結果表明：土壤有機碳、全氮、全磷含量的變化范圍分別為0.69—15.7g/kg、0.26—1.21g/kg、0.05-0.11g/kg,0—10cm土壤養分含量高于10—20cm土壤。土壤C∶N、C∶P、N∶P比變化范圍分別為0.89—15.42、9.50—136.46、4.17—20.87,隨治理年限的增加呈先遞減后遞增的趨勢。土壤生態化學計量特征在治理初期由于礦區氮素的殘留,主要受有機碳缺乏的影響;治理后期隨著氮素的流失,則主要受氮素限制的影響。研究認為,離子型稀土礦治理初期,要及時種植生存能力強的植物,以充分利用礦區殘留的氮素;治理后期則要施加氮肥以克服氮素缺乏對植物生長的限制。

離子型稀土礦;治理年限;生態化學計量;長汀縣

我國南方離子型稀土礦主要分布于江西、福建、廣東等省區,是我國和世界重稀土的主要來源[1],其中福建省稀土礦的儲量位居全國前列[2]。長汀縣地處福建省西南部閩贛交界,其他礦產資源匱乏,唯有稀土資源豐富(占福建省稀土探明儲量的60%以上),是福建省稀土資源儲量最多、稀土產業發展最早的縣份。另一方面長汀縣又是福建省水土流失最嚴重的地區之一,同時也是我國南方紅壤侵蝕地區生態系統退化的一個典型代表[3]。豐富的資源對當地經濟的發展原本是有利的因素,但是人們為了眼前的利益,在稀土礦區盜挖盜采的現象極為嚴重,為了節約成本采用的都是俗稱“搬山運動”的池浸和堆浸開采工藝[4],進一步導致區內水土流失的加重,形成大面積嚴重退化生態系統。

自2000年以來,長汀縣針對稀土礦展開大規模的治理,所采取的基本是以種植生態林草的修復方法,但由于稀土礦區惡劣的生長環境,造成植物種成活周期較短。因此,稀土礦區的治理成為該區生態恢復的一個難點[3]。離子型稀土礦的關注點側重于其對環境的污染[5- 8],而礦區土壤由于經過人為的堆放壓實,浸礦液的不斷溶浸所造成的土壤結構與理化性質的破壞及養分的大量流失,也是導致植物難以生長的原因,因此對礦區土壤養分特征的研究也尤為必要。生態化學計量學結合了物理、生物與化學等學科的基本原理,利用生態過程中化學元素的平衡關系進行生態系統的研究[9],近十幾年來生態化學計量學已經成為研究生態系統的新興工具[10- 12],在各類生態系統中都得到廣泛地應用[13- 16],而對礦區等受損生態系統的研究還相對較少,在離子型稀土礦區治理的應用更為薄弱。不同土壤結構形成不同的生態化學計量特征,進而影響植物的生長發育[13],研究稀土礦區土壤生態化學計量特征,對于揭示稀土礦區土壤生態系統養分循環和平衡機制具有重要意義,進而找出植物生長的限制因子。因此,在離子型稀土礦治理地利用生態化學計量學的方法研究其土壤養分特征,可為礦區水土流失的治理及生態恢復提供一定的借鑒依據。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

長汀縣地處福建省西南部,位于北緯25°38′15″—25°42′55″,東經116°23′30″—116°30′30″,屬于中亞熱帶季風性濕潤氣候,多年平均氣溫為18.4℃,1月平均氣溫8.0℃,7月平均氣溫27.2℃,11月平均氣溫14.6℃,無霜期265d;年降水量1 700—2 000 mm,降水年內變化大,多集中于3—8月份,占全年降水量的76%[3]。土壤主要為花崗巖在濕熱氣候條件下風化淋溶形成的紅壤和侵蝕紅壤,抗蝕性極差,保水保肥能力低[3]。試驗地包括三個離子型稀土礦治理地與一個稀土礦非開采區對照地,具體采樣點信息見表1,采樣點位置見圖1。

1.2 樣品采集及分析方法

采樣時間為2013年11月,采樣地景觀圖見圖2。各個稀土礦治理區采樣地點均為面積較大的平地,種植植物皆為喬灌草,可保證植被、土壤環境的一致性。樣區的調查情況如下：牛屎塘礦區水土流失已得到有效控制,調查顯示芒萁(Dicranopterisdichotoma)已明顯擴散,長勢比較好,并逐步代替其他的草本植物,蓋度約為72%。喬木以楓香(Liquidambarformosana)為主,平均樹高為170cm,平均地徑為2.7cm;另外零星分布少數木荷(Schimasuperba)、馬尾松(Pinusmassoniana)。灌木以胡枝子(Lespedezabicolor)為主。下坑礦區水土流失現象還較為嚴重,大部分植被為人工種植的草本寬葉雀稗(Paspalumwetsfeteini),其蓋度約為68%,芒萁(Dicranopterisdichotoma)比較矮小,長勢不如牛屎塘礦區,蓋度約為6%。喬木以楓香(Liquidambarformosana)、木荷(Schimasuperba)為主,其中楓香(Liquidambarformosana)的平均樹高為190cm,地徑約為5.4cm。三洲桐壩礦區還存在地表裸露情況,草本植被以寬葉雀稗(Paspalumwetsfeteini)為主,蓋度約為73%,草叢高約為85cm。芒萁(Dicranopterisdichotoma)的長勢較下坑礦區更為矮小,平均叢高為5.3cm。龍頸礦區為稀土礦非開采區,治理前A層土壤流失殆盡,B層出露,本底條件與3個稀土礦開采區相似。喬木層馬尾松(Pinusmassoniana)的樹高約為9.5m,平均胸徑為12cm;地表幾乎被芒萁(Dicranopterisdichotoma)全部覆蓋,蓋度在92%以上。

表1 稀土礦治理區采樣點的地理位置及植被

圖1 采樣點位置圖Fig.1 Location of sampling points in study area

圖2 采樣地景觀圖Fig.2 Landscape of sample plot

在每個采樣地設置3個樣方作為土壤采樣點,采用對角線法在每個樣方分別采集0—10cm、10—20cm深度的土壤,4個樣地總共采集土壤樣品24個。土壤樣品帶回實驗室置于陰涼通風處自然風干,風干過程中用鑷子挑揀石塊、根系等雜質。取部分風干后的土壤樣品用研缽進行研磨,過100目(0.149mm)篩用于土壤理化性質和稀土元素的測定。

測定方法如下：pH采用土∶水=1∶2.5水浸-電位測定;機械組成采用馬爾文粒度分析儀(Masterrizer 2000, 英國)測定;土壤有機碳及全氮使用碳氮元素分析儀(Elementar Vario MAX, 德國)測定;全磷采用高氯酸消煮法、鉬銻抗比色法測定;土壤稀土元素采用高溫消解ICP-MS(XSERIES 2, Thermo Scientific, 美國)測定[17]。土壤基本理化性質及稀土元素含量見表2。

表2 土壤基本理化性質及稀土元素含量

∑REE指土壤稀土元素含量

1.3 數據分析

全部實驗數據均在Microsoft Excel 2003和SPSS 19.0軟件下處理完成。采用單因素方差分析(One-Way ANOVA)的最小顯著差異(LSD)法對土壤碳氮磷養分和生態化學計量特征進行差異性檢驗,并采用Pearson相關分析法進行相關分析。

2 結果與分析

2.1 不同治理年限的土壤碳氮磷含量特征

由表3可以看出,土壤有機碳含量變化范圍為0.69—15.7 g/kg,在不同采樣深度,龍頸(對照地)都顯著高于其他3個采樣地(P<0.05),3個樣地不同土層之間土壤均沒有顯著差異;0—10cm土壤有機碳含量大小排序為龍頸(對照地)>牛屎塘>三洲桐壩>下坑,10—20cm土壤有機碳含量大小排序為龍頸(對照地)>三洲桐壩>牛屎塘>下坑。土壤全氮含量變化范圍為0.26—1.21 g/kg,除了治理年限最長的牛屎塘10—20cm土壤顯著低于其他兩個樣地和對照地(P<0.05),各個樣地之間的差異都不顯著;0—10cm土壤大小排序為龍頸(對照地)>三洲桐壩>牛屎塘>下坑,10—20cm土壤大小排序為三洲桐壩>龍頸(對照地) >下坑>牛屎塘,不同土層之間除了治理年限較短的三洲桐壩外,其余均呈0—10cm土層高于10—20cm土層。土壤全磷含量變化范圍為0.05—0.11 g/kg,龍頸(對照地)不同采樣深度含量都高于其他3個采樣地,除了10—20cm土層與下坑治理地沒有呈顯著差異外,其他均呈顯著差異(P<0.05);0—10cm和10—20cm土壤全磷含量大小排序均為龍頸(對照地) >下坑>三洲桐壩>牛屎塘。

表3 土壤碳氮磷含量特征

小寫字母不同表示同一樣地不同采樣深度土壤之間差異性顯著,大寫字母不同表示不同樣地同一采樣深度土壤之間差異性顯著(P<0.05)

2.2 不同治理年限的土壤生態化學計量特征

不同治理年限的稀土礦區土壤生態化學計量特征統計見表4。由表4可以看出,土壤C∶N比變化范圍為0.89—15.42,其比值3個樣地和龍頸(對照地)均呈0—10cm土壤高于10—20cm土壤,除了下坑,其他兩個樣地和對照地不同土層均呈顯著差異(P<0.05),龍頸(對照地)不同土層土壤C∶N比均顯著高于其他3個樣地(P<0.05);0—10cm土壤C∶N比大小排序為龍頸(對照地)>牛屎塘>三洲桐壩>下坑,10—20cm土壤C∶N比大小排序為龍頸(對照地)>牛屎塘>下坑>三洲桐壩。土壤C∶P比變化范圍較大,為9.50—136.46,龍頸(對照地)不同土層均顯著高于其他3個樣地(P<0.05),不同土層之間只有牛屎塘和龍頸(對照地)呈顯著差異(P<0.05);0—10cm土壤C∶P比大小排序為龍頸(對照地)>牛屎塘>三洲桐壩>下坑,10—20cm土壤C∶N比大小排序為龍頸(對照地)>三洲桐壩>牛屎塘>下坑。土壤N∶P比變化范圍為4.17—20.87,最大值出現在治理年限最短的三洲桐壩的10—20cm土壤,與其他兩個樣地和對照地之間呈顯著差異(P<0.05),0—10cm土壤最大值也為三洲桐壩;0—10cm土壤C∶P比大小排序為三洲桐壩>龍頸(對照地)>牛屎塘>下坑,10—20cm土壤C∶N比大小排序為三洲桐壩>牛屎塘>龍頸(對照地)>下坑。

表4 土壤生態化學計量特征

小寫字母不同表示同一樣地不同采樣深度土壤之間差異性顯著,大寫字母不同表示不同樣地同一采樣深度土壤之間差異性顯著(P<0.05)

2.3 土壤養分與生態化學計量比的相關性

土壤養分與生態化學計量比的Pearson相關性分析結果如表5。從表5可以看出土壤有機碳與全氮(α=0.05)、全磷(α=0.01)呈顯著相關,而土壤全氮與全磷之間相關性不顯著。土壤有機碳與C∶N、C∶P比均呈顯著相關(α=0.01),與N∶P比相關性不顯著;土壤全氮與C∶P比呈顯著相關(α=0.05),與N∶P比呈顯著相關(α=0.01),與C∶N比相關性不顯著;土壤全磷與C∶N、C∶P比均呈顯著相關(α=0.01),與N∶P比相關性不顯著。

表5 土壤C、N、P及生態化學計量比的相關性

**表示在0.01水平顯著相關, *表示在0.05水平顯著相關

3 討論

3.1 土壤碳氮磷含量變化特征比較

土壤碳氮磷作為土壤養分的主要指標,可以反映土壤肥力的基本狀況[18]。本研究結果表明,稀土礦區未開采的治理地土壤有機碳都顯著高于開采區的治理地,未開采地經過8年的治理時間,0—10cm土壤有機碳含量已達15.7 g/kg,與福建省紅壤平均值22.1 g/kg較為接近[19],說明稀土礦區未開采的流失地隨著植被的恢復,有效減少了水土流失,土壤有機碳含量逐步提高[20];而10—20cm土壤有機碳含量僅為4.19 g/kg,說明土壤恢復是一個緩慢的過程,恢復前期植被枯落物的歸還和對土壤養分的提高更多還集中在土壤0—10cm土層。張秋芳在該地區的研究也表明,10—20cm土壤經過30a的治理土壤有機碳含量也基本在5 g/kg左右[21]。3個開采區土壤有機碳含量就更低,最高值為經過8a治理時間的牛屎塘樣地的0—10cm土壤,僅為3.76 g/kg,并呈現出隨治理時間的推進先降低后增加的趨勢。稀土礦區治理初期,為使種植的植物能夠更好地生長,都施用一定的肥料,但是由于初期種植的植物很難適應礦區惡劣的生長環境,成活率并不高。李永銹[22]在贛南稀土礦區的研究也表明,在治理的前兩三年相當一部分植物都枯死。隨著植物的枯死,雨水對土壤的沖刷,土壤有機碳含量在3a后開始呈下降的趨勢,之后在芒萁(Dicranopterisdichotoma)等一些本地草種逐漸入侵后,才使得土壤有機碳有所提高。

土壤全氮含量在治理初期都比較高,由于離子型稀土開采采用的是硫酸銨浸提的工藝,礦區廢棄后還會殘留大量的硫酸銨,經過3a治理時間的三洲桐壩10—20cm土壤全氮含量達1.21 g/kg,而該地區未侵蝕紅壤也僅為0.6 g/kg左右[21],可見礦區治理前期硫酸銨的殘留使土壤氮素含量增加。由于植物在治理前期很難生長,不能有效利用土壤中殘留的氮素,而土壤中殘留的硫酸銨很容易受雨水沖刷流失[22],氮素的流失使得礦區的肥力進一步下降,治理時間為6a的下坑樣地氮素含量就僅為0.3 g/kg左右。氮素由于雨水的沖刷淋溶作用而呈現10—20cm土層的含量高于0—10cm 土層的含量,所以在治理過程當中還要注意加大對上下層土壤的翻動,以提高植物對氮素的有效利用。

土壤磷素主要來源于母巖,南亞熱帶土壤普遍都缺乏磷素,未侵蝕紅壤山地0—20cm全磷含量也僅為0.15 g/kg[23],對照地經過8年的治理,0—10cm土壤全磷含量已和未侵蝕紅壤山地接近,但10—20cm土壤全磷含量還是相對較低。采礦區的全磷含量則更低,磷的缺乏限制土壤微生物的生長,導致礦區土壤環境的改善更為困難,一定程度上也限制植物更好地生長[23]。3個采礦區治理地的全磷含量的變化趨勢基本隨治理時間的延長先遞增后遞減,治理初期由于種植植物吸收一定的磷,治理3a的三洲桐壩樣地土壤中全磷含量相對較低;隨著植物的死亡,磷素又歸還到土壤當中,治理6a的下坑樣地全磷含量就相對提高;之后隨著新的植物入侵吸收利用磷,土壤全磷含量又呈下降趨勢。

3.2 土壤化學計量特征及限制因子分析

土壤碳氮磷比值是反映土壤養分循環的主要指標,綜合反映了整個生態系統功能的變異性,有助于確定土壤生態系統過程對環境變化的響應[9-10,24]。稀土礦區的生態修復方法主要采用植物修復方法,由于稀土礦采礦所形成新的土壤環境條件[25],利用生態化學計量比探討其所形成生態系統功能有助于揭示利于植物生長的環境條件。由于成土過程受多種因素的影響,土壤碳氮磷比值差異較大,本研究中土壤C∶N比變化范圍在0.89—15.42之間,福建省山地土壤C∶N比變化范圍為11.7—18.2[19],全國土壤平均值為11.9[11],除了未開采的對照地,開采區都低于中國和福建省的平均水平。未開采地經過8a時間的治理,基本恢復到福建省的平均范圍內,趨向平衡的狀態。而稀土礦開采地C∶N比治理時間最長的牛屎塘0—10cm土壤僅為7.02,還達不到全國土壤的平均值,治理時間為3a的三洲桐壩10—20cm土壤C∶N比甚至僅為0.89,可見開采地的C∶N比處于嚴重失衡的狀態。從C、N元素的相關性分析中也可看出,多數的研究表明C、N元素在0.01水平呈顯著相關性[13,21,26-27],對環境的響應也幾乎同步,而本研究表明C、N元素只在0.05水平呈顯著相關,相關系數也僅為0.446,可見礦區土壤由于經過人工搬運壓實及硫酸銨等藥水的浸泡淋溶使得土壤結構遭到嚴重破壞,土壤C、N元素相關性減弱。從治理年限來看在初期由于大量氮素的存在使得土壤C∶N比較低,而土壤C∶N比較低時微生物超量的氮素又會釋放到土壤中[28],使得土壤氮素進一步積累。可見在稀土礦治理初期要加大有機碳的投入,從而創造更有利植物生長的環境條件,使土壤C∶N比能處于較平衡的狀態。

土壤C∶P比變化范圍較大為9.50—136.46,Tian[11]等的研究結果表明,中國熱帶亞熱帶地區土壤C∶P比的均值為78,研究區只有對照地的0—10cm土壤高于平均值。當土壤C∶P比較大時,會發生生物固定,反之則發生物礦化[28],說明研究區大部分土壤都進行磷的礦化,土壤磷有效性較高。亞熱帶地區土壤普遍都缺磷[20],未開采地治理8a后的土壤C∶P比達136.46,呈現缺磷狀況。治理初期土壤C∶P比較低,可能由于稀土礦治理初期植物生物較為緩慢,對磷素的需求量相對較低,所以磷素基本上還能滿足植物生長的需要。從不同治理年限上的變化也可以看出,土壤C∶P比隨治理時間的推進呈先遞減后遞增的趨勢,治理年限8a的牛屎塘土壤C∶P比才升高到61.62,而后磷素才逐漸成為限制植物生長的因子。土壤C∶P比與C、P元素的相關性也可以看出,土壤C∶P比受C元素變化的影響更為明顯。

土壤N∶P比的變化范圍在4.17—20.87之間,中國亞熱帶土壤的平均值為6.4[11],研究區除下坑及牛屎塘治理地和對照地的10—20cm土壤外,其余樣地土壤都高于平均值。按照Tessier[29]等的研究N∶P可作為診斷N飽和的指標,N∶P<14為氮限制,N∶P>16為磷限制。研究區除三洲桐壩10—20cm土壤外,其余樣地土壤主要還是受到氮限制,而三洲桐壩主要是由于治理年限較短還有硫酸銨殘留而不受氮限制,所以可以認為稀土礦區植被的恢復主要還是受到氮限制作用。張秋芳[18]等的研究也認為,該地區植物在生長過程中逐漸適應了低磷土壤環境狀況,在生態恢復過程對氮素的響應更為敏感。土壤N∶P比與土壤養分的相關性也可以看出,與氮素在0.01水平達顯著相關,進一步說明土壤N∶P比主要受土壤氮素的影響。

稀土礦開采所造成的土壤養分的大量流失是造成植物難以生長甚至死亡的重要因素,而其所造成的土壤結構的破壞及所形成的生理毒性也是造成礦區恢復困難問題所在,也是繼續開展研究的一個方向,可以從更全面的角度揭示稀土礦區治理所面臨的難題,為礦區生態恢復提供實踐依據。

4 結論

稀土礦區土壤養分含量經過多年的治理有明顯變化,有機碳全氮含量呈先遞減后遞增的趨勢,全磷含量則呈先遞增后遞減的趨勢,經過8a時間的治理,土壤養分含量還是遠低于對照地,表明礦區土壤養分的恢復是一個長期的過程。土壤C∶N、C∶P、N∶P比隨治理時間的推進呈先遞減而后遞增的趨勢,進一步揭示稀土礦區在治理過程中所受到的限制因素,在治理前期土壤養分主要是由于有機碳的匱乏而限制植物的生長,而到后期逐漸變為受氮素限制的影響。因此離子型稀土礦在治理過程中,在礦區氨氮還沒完全流失前,要及時種植生存能力強的植物,并施以有機肥料以促其生長,既可以充分利用礦區殘留的氨氮,也可減少氨氮流失對下游的污染。隨著治理時間的推進,植物在礦區能夠較好生長后,則要施用一定氮肥以克服氮素缺乏對植物生長所造成的限制作用。

[1] 劉國平, 胡朋, 邵勝軍, 張璨. 中國稀土資源在全球地位的評估. 世界有色金屬, 2011, (12): 26- 29.

[2] 王兵. 福建龍巖著力打造“中國海西稀土中心”. 功能材料信息, 2010, 7(5/6): 72.

[3] 陳志彪, 陳志強, 岳輝. 花崗巖紅壤侵蝕區水土保持綜合研究——以福建省長汀朱溪小流域為例. 北京: 科學出版社, 2013.

[4] 劉文深, 劉暢, 王志威, 滕文凱, 湯葉濤, 仇榮亮. 離子型稀土礦尾砂地植被恢復障礙因子研究. 土壤學報, 2015, 52(4): 879- 887.

[5] 高志強, 周啟新. 稀土礦露天開采過程的污染及對資源和生態環境的影響. 生態學雜志, 2011, 30(12): 2915- 2922.

[6] 溫小軍. 贛南稀土礦區土壤環境特征及稀土金屬地球化學行為研究[D]. 昆明: 云南大學, 2012.

[7] 李小飛, 陳志彪, 張永賀, 陳志強. 稀土礦區土壤和蔬菜稀土元素含量及其健康風險評價. 環境科學學報, 2013, 33(3): 835- 843.

[8] Li X F, Chen Z B, Chen Z Q, Zhang Y H. A human health risk assessment of rare earth elements in soil and vegetables from a mining area in Fujian Province, Southeast China. Chemosphere, 2013, 93(6): 1240- 1246.

[9] Elser J J, Sterner R W, Gorokhova E, Fagan W F, Markow T A, Cotner J B, Harrison J F, Hobbie S E, Odell G M, Weider L W. Biological stoichiometry from genes to ecosystems. Ecology Letters, 2000, 3(6): 540- 550.

[10] Cleveland C C, Liptzin D. C∶ N∶ P stoichiometry in soil: Is there a “Redfield ratio” for the microbial biomass? Biogeochemistry, 2007, 85(3): 235- 252.

[11] Tian H Q, Chen G S, Zhang C, Melillo J M, Hall C A S. Pattern and variation of C∶ N∶ P ratios in China′s soils: A synthesis of observational data. Biogeochemistry, 2010, 98(1- 3): 139- 151.

[12] Hessen D O, Elser J J, Sterner R W, Urabe J. Ecological stoichiometry: An elementary approach using basic principles. Limnology and Oceanography,2013, 58(6): 2219- 2236.

[13] González-Alcaraz M N, Egea C, Jiménez-Cárceles F J, Párraga I, María-Cervantes A, Delgado M J，lvarez-Rogel J. Storage of organic carbon, nitrogen and phosphorus in the soil-plant system ofPhragmitesaustralisstands from a eutrophicated Mediterranean salt marsh. Geoderma, 2012, 185- 186: 61- 72.

[14] 李家兵, 張秋婷, 張麗煙, 仝川. 閩江河口春季互花米草入侵過程對短葉茳芏沼澤土壤碳氮分布特征的影響. 生態學報, 2016, 36(12): 3628- 3638.

[15] Di Palo F, Fornara D. Soil fertility and the carbon: nutrient stoichiometry of herbaceous plant species. Ecosphere, 2015, 6(12): 1- 15.

[16] Jiao F, Wen Z M, An S S, Yuan Z. Successional changes in soil stoichiometry after land abandonment in Loess Plateau, China. Ecological Engineering, 2013, 58: 249- 254.

[17] 魯如坤. 土壤農業化學分析方法. 北京: 中國農業科技出版社, 2000.

[18] Six J, Conant R T, Paul E A, Paustian K. Stabilization mechanisms of soil organic matter: Implications for C-saturation of soils. Plant and Soil, 2002, 241(2): 155- 176.

[19] 福建省土壤普查辦公室. 福建土壤. 福州: 福建科學技術出版社, 1991.

[20] 陳志彪. 花崗巖侵蝕山地生態重建及其生態環境效應[D]. 福州: 福建師范大學, 2005.

[21] 張秋芳, 陳奶壽, 陳坦, 呂茂奎, 楊玉盛, 謝錦升. 不同恢復年限侵蝕紅壤生態化學計量特征. 中國水土保持科學, 2016, 14(2): 59- 66.

[22] 李永銹. 離子吸附型稀土資源與綠色提取. 北京: 化學工業出版社, 2014.

[23] Hou E Q, Chen C R, Wen D Z, Liu X. Phosphatase activity in relation to key litter and soil properties in mature subtropical forests in China. Science of the Total Environment, 2015, 515- 516: 83- 91.

[24] 王紹強, 于貴瑞. 生態系統碳氮磷元素的生態化學計量學特征. 生態學報, 2008, 28(8): 3937- 3947.

[25] 雷海清, 柏明娥. 礦山廢棄地植被恢復的實踐與發展. 北京: 中國林業出版社, 2010.

[26] 朱秋蓮, 邢肖毅, 張宏, 安韶山. 黃土丘陵溝壑區不同植被區土壤生態化學計量特征. 生態學報, 2013, 33(15): 4674- 4682.

[27] Chen Z Q, Chen Z B, Yan X Y, Bai L Y. Stoichiometric mechanisms ofDicranopterisdichotomagrowth and resistance to nutrient limitation in the Zhuxi watershed in the red soil hilly region of China. Plant Soil, 2016, 398(1- 2): 367- 379.

[28] 陳懷滿. 環境土壤學. 北京: 科學出版社, 2010.

[29] Tessier J T, Raynal D J. Use of nitrogen to phosphorus ratios in plant tissue as an indicator of nutrient limitation and nitrogen saturation. Journal of Applied Ecology, 2003, 40(3): 523- 534.

Ecological stoichiometry characteristics of ionic rare earth mining area soil in different management years

CHEN Haibin1, 2, 3, CHEN Zhibiao1,2,*, CHEN Zhiqiang1, 2, MA Xiuli1, 2

1CollegeofGeographicalSciences,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China2KeyLaboratoryofHumidSub-tropicalEco-geographicalProcessoftheMinistryofEducation,FujianNormalUniversity,Fuzhou350007,China3MinnanNormalUniversity,Zhangzhou363000,China

The mining of ionic rare earth elements causes serious ecological problems, and it has become an important issue for ecological restoration management in South China. Ecological stoichiometry, combined with the basic principles of physics, biology, and chemistry, can be used to investigate the ecological processes affecting chemical elements. It can be used to investigate soil ecosystem nutrient cycling and to identify the limiting factors on plant growth when it is used in ionic rare earth mining ecology restoration projects. The present study used ecological stoichiometry to analyze the topsoil nutrient contents at soil sampling depths of 0—10 cm and 10—20 cm over three different management years in an ionic rare earth mining area and one unexploited rare earth mine in Changting County, Fujian Province. The results showed that the soil organic carbon, total nitrogen, and total phosphorus contents were in the range of 0.69—15.7 g/kg, 0.26—1.21 g/kg, and 0.05—0.11 g/kg, respectively. The soil nutrient contents were higher in the 0—10 cm layer than in the 10—20 cm layer. The soil C∶N, C∶P, and N∶P ratios were in the range of 0.89—15.42, 9.50—136.46, and 4.17—20.87, respectively. The ratios first decreased, and then increased as management time progressed. The soil ecological stoichiometry characteristics were affected mainly by the organic matter content because of the residual nitrogen levels and the loss of organic matter in the early management years. In the later management years, soil ecological stoichiometry characteristics were mainly affected by nitrogen limitation due to its increased loss during the late management period. Our research suggested that stress resistant plant species should be planted to take full advantage of the residual nitrogen in the early years of management. Plant growth and soil nitrogen uptake as time progresses means that nitrogen should be applied during the late management years to overcome nitrogen limitations.

ionic rare earth mining area; management years; ecological stoichiometry; Changting County

國家自然科學基金資助項目(41171232,41371512);福建省社會發展引導性(重點)資助項目(2016Y0024)

2016- 08- 06;

2016- 10- 23

10.5846/stxb201608061615

*通訊作者Corresponding author.E-mail: chenzhib408@vip.163.com

陳海濱,陳志彪,陳志強,馬秀麗.不同治理年限的離子型稀土礦區土壤生態化學計量特征.生態學報,2017,37(1):258- 266.

Chen H B, Chen Z B, Chen Z Q, Ma X L.Ecological stoichiometry characteristics of ionic rare earth mining area soil in different management years.Acta Ecologica Sinica,2017,37(1):258- 266.