高寒地區路塹邊坡植被恢復效果

張 霄,張紅玉,陸兆華,3,*,陳凱昱,吳佳興,鄧雪琴

1 中國礦業大學(北京)恢復生態學研究所,北京 100083 2 濱州學院 山東省黃河三角洲生態環境重點實驗室,濱州 256603 3 國家環境保護創面生態修復工程技術中心,北京 100082

高寒地區路塹邊坡植被恢復效果

張 霄1,2,張紅玉1,2,陸兆華1,2,3,*,陳凱昱1,吳佳興1,鄧雪琴1

1 中國礦業大學(北京)恢復生態學研究所,北京 100083 2 濱州學院 山東省黃河三角洲生態環境重點實驗室,濱州 256603 3 國家環境保護創面生態修復工程技術中心,北京 100082

以大興安嶺地區阿榮旗至博客圖段高速公路邊坡作為研究對象,研究厚質基層噴附技術和植生混凝土噴附技術的植被恢復效果。結果表明：1)從植物群落組成情況和群落相似性系數來看,兩種技術的總體恢復效果差別不明顯,但植生混凝土噴附坡面植物群落更為接近自然水平。2)同樣基于植物群落組成和群落相似性系數,兩種技術在陰坡和陽坡上的恢復效果存在明顯不同。3)土壤全氮和有機質含量的適當增長可以促進植物群落發展,而土壤速效磷含量的增長會抑制其發展。4)推薦較為合理的物種搭配為艾蒿、柳蒿、羊草、貝加爾針茅、興安胡枝子、紫穗槐和興安柳。研究可改善這兩種生態恢復復方式在該地區的應用,優化物種配置,防止二次退化問題的出現,為后期養護、管理提供理論依據。

巖質路塹邊坡；植被恢復；群落多樣性；群落相似性；相關性

隨著我國經濟和科技的高速發展,我國高速公路網日益完善。截止至2015年,我國高速公路里程已超過1.08×105km[1]。然而,高速公路建設是一項以破壞生態環境為代價的現代化工程,其建設涉及到大量的土石方工程,這會嚴重破壞當地的植物群落以及生物棲息地,同時形成大量的高陡邊坡[2]。據統計,每建設1 km高速公路就會形成(5—7)×104m2的裸露坡面。我國從2000年起高速公路邊坡面積以每年(2—3)×108m2的速度迅速增長[3- 4]。美國等發達國家很早就開展了邊坡生態恢復工作,20世紀40年代,Harrison.C.M采用不同播種時間、不同物種組合的小區實驗研究草皮的建立方法[5]。而目前日本在生態恢復技術研發方面處于世界領先地位,其成熟的生態恢復技術主要有客土噴播法、厚層基材噴播法、種子噴播法、植生網法、肥料袋法、植生帶法、植生袋法等[6]。我國邊坡生態恢復工作起步較晚,對生態恢復技術的研究還處于探索狀態,尤其是對巖質邊坡這類特殊地理環境的生態恢復技術的研究還比較少。巖質邊坡多呈高陡形態,與土質邊坡相比,其土壤條件極差,并且具有極強的不穩定性,這使得巖質邊坡極難被恢復[7]。我國巖質邊坡生態恢復技術目前主要有：厚質基層噴附技術、植生混凝土噴附技術、液壓噴播法、OH液植草護坡技術、土工網植草護坡以及蜂巢式網格植草護坡技術等[8- 9]。其中,厚質基層噴附技術和植生混凝土噴附技術以其良好的恢復效果,簡便的施工以及經濟合理等優點被廣泛應用[10]。但目前我國還處在機械式的模仿階段,對這兩種生態恢復技術在不同區域應用的研究還不是特別深入、系統以及全面[11- 12]。這就導致了我國不同區域巖質邊坡生態恢復實踐工作仍存在諸多問題。比如,高寒地區不同于其他地區,其氣溫低,病害多,環境惡劣,植被生長困難。該地區許多人工噴播邊坡植被抗寒性差、抗逆性差,植生層不穩定,養分比例失調,這就導致了人工植被經過一段時間的生長、繁衍后出現二次退化現象,植被數量減少,覆蓋度下降,本地物種未能成功入侵,致使坡面出現二次裸露,最終恢復失敗。

本文選取大興安嶺地區阿榮旗至博客圖段高速公路(以下簡稱阿-博高速公路)邊坡作為研究對象,分析厚質基層噴附坡面、植生混凝土噴附坡面以及自然坡面的植物群落數據和土壤數據,評價兩種生態恢復方式的恢復效果,確定該地區人工生態恢復坡面所處的具體演替進程、植物群落多樣性與土壤養分之間的關系。從而進一步改善這兩種生態恢復方式在該地區的應用,優化物種配置,防止二次退化問題的出現,為后期養護、管理提供理論依據。

1 研究區域概況

研究區位于我國內蒙古大興安嶺地區,公路基本為西北東南走向,地勢為西北高東南低,沿阿倫河谷穿越大興安嶺林區。本區域為我國最寒冷地區,氣候呈寒溫帶大陸性季風氣候,年平均氣溫在0 ℃以下(約為-1.2 ℃至-5.6 ℃)。年降水量平均為360—500 mm,80% 以上集中在7、8月。無霜期一般從5月下旬到九月上旬,為時僅90—110 d,植物生長周期較短。本區域土壤呈酸性,pH值在5—6.5之間,土壤類型包括暗棕壤性的棕色針葉林土、棕色針葉林土和灰化棕色針葉林土,此外,還有隱域性土壤,主要為草甸土和沼澤土。由于氣候條件惡劣,本區域內植物種類貧乏,主要建群種或優勢種為興安落葉松(Larixgmelinii)、樟子松(PinussylvestrisL.var.mongholica)、白樺(Betulaplatyphylla)、巖高蘭(Empetrumnigrumvar.japonicum)、篤斯越桔(Vacciniumuliginosum)等。同時,蒙古植物區系成分分布較廣,如貝加爾針葉茅(StipaBaicalensis)、線葉菊(Filifoliumsibiricum)、裂葉蒿(Artemisiatanacetifolia)、羊草(Leymuschinensis)等。此外,由于受到長白植物區系影響,紫椴(Tiliaamurensis)、水曲柳(Fraxinusmandschurica)等長白植物區系成分在此區域也有分布[13]。

2 研究方法

2.1 樣地設置

阿-博高速公路坡面采用厚質基層噴附技術和植生混凝土技術進行生態恢復(表1)。坡面均為巖質邊坡,高度2—20 m,坡度為1∶1.75。施工時所噴播物種以及陰、陽坡配比如下：蒙古冰草(Agropyronmongolicum)(陰25%；陽25%)、無芒雀麥(Bromusinermis)(陰10%；陽12.5%)、羊草(Leymuschinensis)(陰5%；陽12.5%)、紫花苜蓿(Medicagosativa)(陰12.5%；陽25%)、小葉錦雞(Caraganamicrophylla)(陰25%；陽10%)、紫穗槐(Amorphafruticosa)(陰10%；陽5%)以及興安胡枝子(Lespedezadaurica)(陰12.5%；陽10%)。由于施工限制,本研究選取其中5個標段和周邊自然邊坡于2014年8月初進行植被調查和土壤調查。

表1 樣地設置

Ⅰ：厚質基層噴附技術；Ⅱ：植生混凝土噴附技術；Ⅲ：自然坡面；A：陽坡,B：陰坡,Z：自然邊坡

2.2 樣方設置及樣品采集

由于人工生態恢復邊坡無喬木生長,自然邊坡喬木極少,所以調查未設置喬木樣方。在所選定的人工恢復邊坡和自然邊坡的四個角和中心位置上分別設置5個4 m×4 m(共計75個)大樣方調查灌木情況,在每個大樣方內的4個角和中心位置設置5個1 m×1 m(共計375個)小樣方調查草本情況,記錄物種組成、物種高度、蓋度以及頻度等[14]。

由于坡面較高,土壤養分分布不均勻,所以土壤樣品按“S”形從低到高進行斜方向多點取樣,以確保實驗結果的準確性。人工恢復邊坡和自然邊坡每個坡面取7個樣點,每個點進行重復取樣3次,取樣深度為0—10 cm,將所取土樣充分混合,混合樣品以取土1 kg左右為宜,多余樣品可用四分法舍棄[15]。土壤樣品(共計15個)帶回實驗室用于土壤理化性質的測定。土壤全氮、有機質、緩效鉀、速效鉀、速效磷分別采用半微量開氏法、重鉻酸鉀容量法、1 mol/L熱HNO3浸提法、NH4OAc浸提-火焰光度法以及碳酸氫鈉-鉬鉬銻抗比色法測定[16]。

2.3 數據分析

利用Excel 2010對實測數據進行計算,得出各坡面物種的重要值,利用重要值計算群落多樣性指標。表征植物群落多樣性的指標眾多。本研究選取Margalef指數、Shannon-Weiner指數以及Pielou指數[17-19]。另外,本文采用Jaccard系數計算植物群落相似性[20]。再運用Canoco 5.0首先對植物群落數據進行DCA分析(除趨對應分析),當DCA分析結果中排序軸梯度最大值大于4時選擇CA或CCA等方法分析,小于3時選擇PCA和 RDA分析較為合理(本文為2.987),所以本文群落與土壤間群落分析采用PCA以及RDA分析[21]。最后利用SPSS 17.0算出二者相關性,從而定量的描述各坡面差異以及植物群落與土壤之間的關系。

Pi(%)=(相對蓋度+相對頻度+相對高度)/3

Margalef指數(豐富度指數)：

R=(S-1)/lnN

Shannon-Weiner指數：

Pielou指數(均勻度指數)：

E=H/ln(S)

Jaccard指數：

q=m/(a+b-m)

式中,S為群落中的總物種數；N為群落中全部種的總個體數；Pi為種i重要值；m為兩種植物群落中共同擁有的物種數；a、b分別表示兩群落的物種總數。根據Jaccard相似性原理,當q為0—0.25時為極不相似,當q為0.25—0.50時為中等不相似,當q為0.50—0.75時為中等相似,當q為0.75—1.00時為極相似[22]。

3 結果分析

3.1 坡面群落組成

圖1 人工恢復及自然坡面物種重要值PCA排序圖Fig.1 PCA ordination of species important value on artificial restoration slopes and natural slopes

人工恢復坡面與自然坡面物種分屬4科,19屬,總數為23種(表2)。通過對所有物種重要值的PCA排序(圖1)可以更直觀的得到植物群落格局。厚質基層噴附陰、陽坡植物群落組成存在差別,植生混凝土噴附坡面陰、陽坡面植物群落也存在同樣現象。兩種恢復技術的陽坡植物群落組成大體相同,優勢物種為：紫花苜蓿、蒲公英(Taraxacummongolicum)、艾蒿(Artemisiaargyi)、興安胡枝子、紫穗槐。群落結構方面已出現灌木層。兩種恢復技術的陰坡植物群落組成同樣大體相同,但陰坡群落結構無灌木層,優勢物種為：披堿草(Elymusdahuricus)、蒙古冰草、黃花蒿(Artemisiaannua)。另外,自然坡面與人工恢復坡面植物群落組成差別較大。自然坡面陰坡、陽坡群落物種組成較為一致,羊草、貝加爾針葉茅、野火球(Trifoliumlupinaster)、裂葉蒿、線葉菊、檸條(Caraganakorshinskii)、興安柳(Salixhsinganica)等為主要物種。

為了量化各個坡面植物群落的差異度,本文對植物群落進行相似性分析。從群落相似性系數(表3)可知,厚質基層陽坡與植生混凝土陽坡極為相似(0.9231),兩種技術的陰坡極為相似(0.8333)。厚質基層陽坡與陰坡植物群落中等不相似(0.4375),植生混凝土陽坡與陰坡植物群落同樣屬中等不相似(0.4112)。另外,厚質基層陽坡、植生混凝土陽坡與自然陽坡植物群落中等不相似(0.3810,0.4000),厚質基層陰坡、植生混凝土陰坡與自然陰坡植物群落極為不相似(0.2000,0.2381)。

表2 人工恢復及自然坡面植物群落物種重要值

S1：無芒雀麥Bromusinermis；S2：狗尾草Setariaviridis；S3：艾蒿Artemisiaargyi；S4：偃麥草Elytrigiarepen；S5：紫花苜蓿Medicagosativa；S6：蒲公英Taraxacummongolicum;S7：早熟禾Poaannua；S8：柳蒿Artemisiaintegrifolia；S9：披堿草Elymusdahuricus；S10黃花蒿Artemisiaannua;S11一年蓬Erigeronannuus；S12：黃芪Astragalusmembranaceus；S13：蒙古冰草Agropyronmongolicum；S14：羊草Leymuschinensis；S15：貝加爾針葉茅StipaBaicalensis；S16：野火球Trifoliumlupinaster；S17：裂葉蒿Artemisiatanacetifolia；S18：線葉菊Filifoliumsibiricum；S19：檸條CaraganaKorshinskii；S20：興安柳Salixhsinganica；S21：興安胡枝子Lespedezadaurica；S22：紫穗槐Amorphafruticosa；S23：小葉錦雞兒Caraganamicrophylla

表3 人工坡面與自然坡面植物群落相似性系數

3.2 群落多樣性指數與土壤RDA分析

人工坡面豐富度方面,各標地陰坡豐富度全部低于陽坡,8A、3A、7A、3B、2A、6A較為接近,2B、7B、8B、6B較為接近。其中3A與3B豐富度差異不大,其余標地陰坡、陽坡差異明顯。S-W多樣性指數方面,除3B大于3A外,其余標地陽坡均大于陰坡,并且差異較大。7A、3B、8A、3A、6A、2A較為接近,7B、2B、8B、6B差異不大。均勻度方面,除6B均勻度較大外,其余標地差異不明顯。通過與自然坡面3種指數的比較可知,人工坡面豐富度指數、S-W多樣性指數均低于自然坡面,但均勻度指數高于自然坡面。

人工恢復坡面土壤全氮含量8A>3A>7A>3B>2A>6A>2B>7B>8B>6B,土壤緩效鉀含量7A>2A>8A>8B>3B>7B>2B>6A>3A>6B,土壤有機質含量3A>3B>7A>6A>8A>2A>2B>2B>7B>6B,土壤速效鉀2A>2B>6A>8A>3A>8B>7B>7A>6B>3B,各標地陰坡四者含量全部低于陽坡。土壤速效磷6B>2B>8B>7B>6A>3B>3A>2A>8A>7A,各標地陰坡速效磷含量均高于陽坡。而土壤pH值方面,陰坡、陽坡差異不明顯。土壤水分含量方面,各個標地的陰坡土壤水分含量均高于陽坡。自然坡面全氮含量2Z>4Z>1Z>5Z>3Z,緩效鉀含量3Z>2Z>1Z>5Z>4Z,有機質含量2Z>4Z>1Z>3Z>4Z,速效鉀含量2Z>5Z>3Z>4Z>1Z,速效磷含量3Z>5Z>1Z>4Z>2Z,土壤水分5Z>2Z>1Z>3Z>4Z,土壤pH值4Z>3Z>2Z>5Z>1Z。除土壤緩效鉀含量陽坡>陰坡外,其余陰坡、陽坡土壤特性無明顯規律。自然坡面土壤全氮、有機質、緩效鉀含量均高于人工生態恢復坡面,土壤速效磷含量低于人工生態恢復坡面。

圖2 土壤與植物群落RDA分析Fig.2 RDA ordination of soil and plants TN:全氮；SOM：土壤有機質：SK：緩效鉀；pH：土壤酸堿度；AP：速效磷；AK：速效鉀：SWC：土壤含水量；R：豐富度指數；H：S-W多樣性指數；E：均勻度指數

為了量化環境因子對植物群落發展的影響,本文對群落多樣性指數和環境因子進行相關性分析。結合圖2與表4可看出,植物群落豐富度與土壤全氮、有機質、緩效鉀呈極顯著正相關,相關系數分別為0.981、0.933和0.827；與土壤含水量呈正相關(0.210)；與土壤速效磷含量呈極顯著負相關,相關系數為-0.942;與土壤pH值、速效鉀呈負相關,相關系數分別為-0.312和-0.279。同樣,S-W多樣性指數與全氮、緩效鉀、有機質呈極顯著正相關,相關系數分別為0.800、0.713和0.787；與含水量呈正相關(0.084)；與速效磷呈極顯著負相關,相關系數為-0.903；與pH值、速效鉀呈負相關,相關系數為-0.113和-0.448。均勻度指數方面,全氮、緩效鉀、有機質均與其呈負相關,相關系數為-0.704、-0.583、-0.770；與土壤含水量呈負相關(-0.312)；與pH值、速效鉀速效磷呈正相關,相關系數為0.269、0.231和0.418。

表4 土壤特性與植物多樣性之間的相關性系數

*在 0.05 水平(雙側)上顯著相關； ** 在0.01 水平(雙側)上顯著相關

4 討論與結論

1)研究表明,雖然總體上兩種技術的恢復效果較為接近,但植生混凝土噴附坡面更接近自然水平。另外,這兩種技術恢復效果的主要差異存在于各自的陰坡和陽坡。根據坡面植物群落組成(圖1)和群落相似性系數(表3)可知,兩種技術的陽坡植物群落組成極為相似,陰坡同樣極為相似。植生混凝土噴附坡面植物群落與自然坡面植物群落相似度較厚質基層噴附坡面更高。此外,根據施工時所噴播的物種組成和表2可知,經過4—5 a的恢復,自然坡面16種植物中的5種已經成功入侵陽坡,4種成功入侵陰坡。但野火球、貝加爾針葉茅、裂葉蒿等自然坡面優勢物種還未成功入侵人工恢復坡面。人工恢復邊坡植物群落水平分布均勻,垂直結構方面陽坡已出現灌木層,陰坡還未出現。根據植物群落相似性系數(表3)可知,兩種技術的陽坡植物群落與自然植物群落相似程度較各自的陰坡高。這說明陽坡植物群落更接近自然水平。

2)根據植物群落與土壤RDA分析結果中可知,土壤全氮和有機質含量的適當增長可以促進植物群落發展,而土壤速效磷含量的增長會抑制其發展。土壤氮含量對植物生長發育有重要作用,它可促進植物葉片面積的增長,從而增加光合作用。土壤有機質在礦質化過程中釋放大量營養元素為植物生長提供養分,而有機質的腐殖化過程合成腐殖質,保存了養分,腐殖質又經礦質化過程再度釋放養分,從而保證植物生長全過程的養分要求。同時,研究表明人工坡面土壤速效磷含量過高對植物群落的發展起到了抑制作用。磷參與植物體內光合作用、呼吸作用等過程,可促進植物早期根系的形成和生長,提高植物適應外界惡劣環境條件的能力,有助于提高植物的抗寒性。所以,在該地區人們為使先鋒植被迅速占據坡面、根系快速生長并且順利過冬,磷元素被過量加入到客土中,導致人工恢復坡面磷含量遠超自然水平,這在一定程度上抑制了植物群落的發展。另外,結合圖1和圖2可知,羊草為自然坡面優勢種,其存在于土壤全氮和有機質含量較高的地方,所以它在人工恢復坡面上數量的急劇減少可能是由于人工坡面土壤全氮和有機質含量不足而土壤速效磷含量過高的原因。此外,人工恢復陰坡灌木的退化也是由于同樣的原因。所以,在后期養護過程中可適當增加氮和有機質的含量,減少土壤磷元素的施加,從而確保植物群落的順利發展。

3)生態恢復工作早期如果采用先鋒物種、演替中期物種與頂級物種搭配種植的方法可以縮短演替時間,提高植物群落穩定性,使人工植物群落盡快達到自然水平。根據圖1、表1和植物群落的相似性,對比陽坡、陰坡以及自然坡面的群落物種組成和各個物種的重要程度,本文認為較為合理的物種搭配為艾蒿、柳蒿、羊草、貝加爾針茅、興安胡枝子、紫穗槐以及興安柳。

致謝：感謝路域生態公司以及阿榮旗在數據采集方面給予的支持。

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Vegetation restoration effects of rock cutting slopes in the cold region of China

ZHANG Xiao1,2, ZHANG Hongyu1,2, LU Zhaohua1,2,3,*, CHEN Kaiyu1, WU Jiaxing1, DENG Xueqin1

1EcologicalRestorationLab,ChinaUniversityofMining&Technology,Beijing100083,China2ShandongProvincialKeyLaboratoryofEco-EnvironmentalScienceforYellowRiverDelta,BinzhouUniversity,Binzhou256603,China3StateEnvironmentalProtectionEngineeringCenterforEcologicalRestorationofSurfacesDestroyed,Beijing100082,China

With the rapid economic, scientific, and technological development, China′s expressway network is increasingly improving. However, expressway networks can damage ecosystems, and generate a large number of high and steep slopes. Because these slopes can be dangerous, it is of great importance to restore them. The United States and other developed countries have a long history in ecological slope restoration, and currently, Japan is the world leader in the field of restoration techniques. In China, the efforts for ecological restoration are still behind other countries, although its ecological restoration techniques are developing, especially those for special geographical environments such as rock slopes. Compared with soil slopes, rock slopes are high, steep, and with relatively poor soil conditions. Furthermore, rock slopes are extremely unstable, which makes them difficult to recover. In China, numerous methodologies have been implemented to restore rock slopes. Currently, thick layer planting and eco-concrete technologies are widely used for restoration activities in China. However, these two methodologies are still imitated mechanically from other countries, and no particularly thorough, systematic, or comprehensive research is available. Thus, China′s ecological restoration work is facing serious issues, especially in the cold region. Unlike other regions in China, the extremely low temperatures in the cold region hinder plant growth, because of diseases and the harsh environment. Many artificial slope plants used in this region have poor cold hardiness or stress resistance. This causes degradation of many artificial slopes, leading to a decrease in the vegetation cover, and death of native species even after a period of growth and reproduction.In the present study, the Arun Banner to Boketu expressway was chosen as the study area, in order to evaluate the restoration effects of thick layer planting and eco-concrete techniques. We also aimed to understand the successional stages, and determine the soil-plant relationships by analyzing the plant communities′, Margalef index, Shannon-Weiner index, Pielou index, Jaccard index, and soil data. The results indicate that: 1) the two techniques did not result in significantly different plant communities and similarity indices, although eco-concrete slope plant communities were closer to natural ones; 2) obvious differences were observed between the plant communities and similarity indices of shady and sunny slopes; 3) a specific increment in soil total nitrogen and organic matter content can promote the development of plant communities. In addition, an increase in soil available phosphorus content will inhibit this development; 4)Artemisiaargyi,Artemisiaintegrifolia,Leymuschinensis,StipaBaicalensis,Lespedezadaurica,Amorphafruticosa, andSalixhsinganicaare the most appropriate and effective species for use in this restoration work.Overall, this study can provide a basis for improving the application of both technologies in this region, to optimize species configuration, prevent secondary degradation problems, and provide a theoretical basis for future conservation and management measures.

rock cutting slope; vegetation restoration; community diversity; community similarity; correlation

國家自然科學基金項目(71673260)

2015- 10- 15;

日期:2016- 07- 13

10.5846/stxb201510152079

*通訊作者Corresponding author.E-mail: lu-zhh@263.net

張霄,張紅玉,陸兆華,陳凱昱,吳佳興,鄧雪琴.高寒地區路塹邊坡植被恢復效果.生態學報,2017,37(5):1450- 1457.

Zhang X, Zhang H Y, Lu Z H, Chen K Y, Wu J X, Deng X Q.Vegetation restoration effects of rock cutting slopes in the cold region of China.Acta Ecologica Sinica,2017,37(5):1450- 1457.