黃土區(qū)露天煤礦排土場刺槐×油松復墾模式17～22年間群落生長動態(tài)

趙冰清 ，郭東罡 ，白中科 ，3*

（1.中國地質(zhì)大學（北京）土地科學技術(shù)學院，北京 100083；2.山西大學環(huán)境與資源學院，太原030006；3.國土資源部土地整治重點實驗室，北京 100035）

大型露天煤礦開采造成了嚴重的生態(tài)破壞和環(huán)境污染，加之我國的露天煤礦大多地處干旱、半干旱的草原區(qū)、荒漠區(qū)和丘陵區(qū)等生態(tài)脆弱地區(qū)，采礦劇烈擾動更加劇了這些區(qū)域的生物多樣性喪失、水土流失和土地荒漠化等問題。實踐證明，植被恢復是礦區(qū)損毀土地進行生態(tài)修復的有效途徑[1]。然而，在礦區(qū)氣候干旱、土壤極度貧瘠的極端生境下進行植被恢復是一個復雜而漫長的過程[2-3]。依據(jù)人為設(shè)計和自我設(shè)計等理論建植的人工植物群落，在自然演替過程中，其群落特征如何變化，是否達到自然植被的穩(wěn)定狀態(tài)，或者是否達到預期的生態(tài)修復效果，這些信息對科學評估和優(yōu)化復墾措施或復墾模式具有重要價值。

群落動態(tài)對解釋物種共存和生物多樣性維持機制至關(guān)重要[4]，一直是生態(tài)學研究的熱點[5]。許多研究表明，森林處于動態(tài)變化過程，其物種組成和結(jié)構(gòu)會發(fā)生定向改變[6-7]。由于森林動態(tài)周期較長，眾多學者開始關(guān)注森林群落的長期重復研究[4，8]。近20多年來，一系列森林動態(tài)監(jiān)測樣地的建立和發(fā)展，為森林生態(tài)系統(tǒng)動態(tài)過程的研究提供了諸多有價值的信息[9]，已成為研究森林動態(tài)的核心手段。我國許多學者對溫帶針闊混交林[10]、暖溫帶落葉闊葉林[11]、亞熱帶常綠闊葉林[12]、熱帶季雨林[13]等群落動態(tài)進行了研究。

礦區(qū)排土場是生態(tài)環(huán)境受到嚴重破壞的區(qū)域，在這種極度退化的生態(tài)系統(tǒng)建植的人工植被是人工干預和長時間自然演替共同作用的結(jié)果，植被組成與群落構(gòu)建具有特殊性。人工植被的生長變化及恢復狀況能夠表征土地復墾的程度與質(zhì)量，是土地復墾質(zhì)量評價的重要因素之一[14]。因此，人工植被動態(tài)監(jiān)測對礦區(qū)土地復墾具有重要意義。近年來，針對礦區(qū)復墾土地人工植被動態(tài)的研究陸續(xù)也有報道，內(nèi)容涉及植被覆蓋度時空演變[15]、物種組成與物種多樣性變化[16]、種群結(jié)構(gòu)與空間格局變化[17-18]、生物量演變[19]、更新動態(tài)[20]、群落演替[2]等，采用的生態(tài)調(diào)查監(jiān)測方法和手段主要包括樣方調(diào)查法、永久性動態(tài)樣地監(jiān)測法、遙感以及“3S”耦合的多因子分析等[21]。總體來看，目前的研究受時空尺度的限制，存在監(jiān)測時間不連續(xù)、空間尺度單一等問題，基于長時間序列野外定位跟蹤監(jiān)測的研究還很缺乏。

本文以安太堡露天煤礦排土場復墾土地0.8 hm2“刺槐（Robinia pseudoacacia）×油松（Pinus tabuliformis）”復墾模式動態(tài)監(jiān)測樣地為研究平臺，通過對比分析樣地2010年和2015年兩次調(diào)查的植物個體生長數(shù)據(jù)，試圖回答以下問題：（1）在過去5年間，該群落的物種組成及數(shù)量特征是如何變化的？（2）各樹種的種群大小變化趨勢是怎樣的？以期為該區(qū)生態(tài)修復過程中的復墾模式優(yōu)化及生物多樣性保護和管理提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于山西省朔州市平魯區(qū)境內(nèi)的安太堡露天煤礦。該區(qū)屬于典型的溫帶半干旱大陸性季風氣候。平均氣溫4.8～7.8℃，年降水量在450 mm左右，全年降水量的65%集中于6—8月，年蒸發(fā)量約為2160 mm。地帶性土壤為栗鈣土與栗褐土的過渡帶。根據(jù)中國植被區(qū)劃，本區(qū)屬于溫帶草原區(qū)域晉北山地森林草原區(qū)。

安太堡露天煤礦于1985年建礦，至今已形成南排土場、西排土場、西排土場擴大區(qū)和內(nèi)排土場4個排土場，其中南排土場、西排土場和西排土場擴大區(qū)屬于外排土場。南排土場面積180.50 hm2，最終標高1465 m，容量1.16億m3，排土高度150 m，排棄時間為1985—1989年，1993年開始植被重建。南排土場是該礦復墾較早的區(qū)域之一，期間除了前3年進行澆水，前5年進行病蟲害控制外，至今未采取人工澆水與施肥等管理措施[18]。經(jīng)過20余年的復墾，南排土場已形成喬-灌-草多層次、多類型的植物結(jié)構(gòu)布局，基本覆蓋了排土場所有的裸露地表，復墾效應顯著。喬木主要有刺槐、油松、榆樹（Ulmus pumila）等；灌木主要有沙棘（Hippophae rhamnoides）、檸條（Caragana korshinskii）和沙棗（Elaeagnus angustifolia）等；草本植物主要有鵝觀草（Roegneriakamoji）、大籽蒿（Artemisia sieversiana）、剪股穎（Agrostis matsumurae）等[22]。西排土場排棄時間為1985—1992年，1994年開始復墾。西排土場擴大區(qū)排棄時間為1993—1996年，2001年開始復墾。目前，研究區(qū)已全部實現(xiàn)內(nèi)排。內(nèi)排土場1989年開始排棄，1997年開始復墾。

2010年 7月，參照 CTFS（The Center for Tropical Forest Science）技術(shù)規(guī)范，在安太堡露天煤礦南排土場，選取復墾時間為1993年、復墾模式為刺槐×油松的植被恢復區(qū)，建立了一個0.8 hm2（80 m×100 m）的動態(tài)監(jiān)測樣地。樣地最高海拔1449 m，最低海拔1425 m，平均海拔 1437 m。坡度介于 14.8°～26.2°，平均坡度18.9°。復墾初期各樹種的栽植方式為三行刺槐（均為高0.3 m的1年生幼苗）間種一行油松（均為高1 m的5年生幼苗），行間距1 m，刺槐株距1.5 m，油松株距5 m。1993年，樣地內(nèi)立木總的種植密度為6381株·hm-2，刺槐和油松的種植密度分別為5976株·hm-2和405株·hm-2。2010年，除了復墾初期種植的刺槐和油松以外，還出現(xiàn)了入侵種榆樹。樣地內(nèi)立木總密度為1913株·hm-2，其中刺槐和油松的密度分別為 1278株·hm-2和 210株·hm-2，榆樹胸徑（Diameter at Breast Height，DBH）1 cm以上的密度為425株·hm-2。

1.2 樣地調(diào)查方法

用全站儀將樣地劃分為80個10 m×10 m的樣方，每個樣方又細分為4個5 m×5 m的小樣方，作為具體的調(diào)查單元[23]。2010年，對樣地內(nèi)DBH≥1 cm的所有木本植物進行每木檢尺，并掛牌標記，同時鑒定物種名稱，記錄胸徑、高度、坐標、生長狀況等。在每個5 m×5 m小樣方的左下角設(shè)置1個1 m×1 m的草本樣方，樣地內(nèi)共設(shè)置草本樣方320個，記錄草本層植物的種類（樣方中高度＜30 cm的喬木和灌木幼苗歸入草本）、多度（采用Drude的七級制多度標準[24]）、種蓋度、平均高度等。2015年的復查方法同2010年，對于新增的DBH≥1 cm的個體補充掛牌，記為5年間的增補個體。

1.3 數(shù)據(jù)分析

本文以2010年和2015年兩次調(diào)查中DBH≥1 cm的個體為研究對象，分析了群落物種組成、數(shù)量特征、平均胸徑、徑級結(jié)構(gòu)變化以及種群大小變化趨勢。本文的增補個體是指在第二次調(diào)查時，樣地中新出現(xiàn)的DBH≥1 cm的更新個體；死亡個體是指在第二次調(diào)查時找到發(fā)現(xiàn)已死亡的個體或未找到的個體。

物種死亡率（M）、增補率（R）和種群大小變化率（λ）計算方法如下[25]：

式中：N0為某一種群在第一次調(diào)查時的個體數(shù)；Nt為該種群在第二次調(diào)查時的個體數(shù)；St為該種群在第二次調(diào)查時存活個體數(shù)；t為兩次調(diào)查的間隔時間。

2 結(jié)果與分析

2.1 物種組成變化

2010年，樣地內(nèi)記錄到DBH≥1 cm的樹種共3種（表1）；2015年，樣地中DBH≥1 cm的樹種仍為3種。5年間，群落的樹種組成較為穩(wěn)定，沒有因死亡而消失的樹種，也沒有新增的樹種。根據(jù)兩次調(diào)查數(shù)據(jù)得到樣地內(nèi)不同樹種的重要值（表2），各樹種的重要值排序沒有發(fā)生變化，群落的優(yōu)勢種仍為刺槐。5年間，刺槐和油松的重要值均在下降，其中以刺槐的重要值降低幅度最大，由74.36%降低到50.11%。榆樹的重要值增長較快，由15.73%增加到41.97%。2010年，記錄到草本層植物16科30屬44種，以菊科和禾本科植物為主；2015年，記錄到草本層植物17科27屬35種，主要為菊科和禾本科植物。5年間，草本層植物在優(yōu)勢成分上由黃花蒿（Artemisia annua）、披堿草（Elymus dahuricus）和大籽蒿變?yōu)轾Z觀草、榆樹和針茅（Stipa capillata）（表 3）。

表1 樣地2010年和2015年兩次調(diào)查情況Table 1 Summary data of two census of the plot in 2010 and 2015

表2 2010—2015年樣地各樹種重要值變化Table 2 Importance value dynamics of tree species during 2010—2015

2.2 數(shù)量特征動態(tài)

樣地樹木密度由2010年的1913株·hm-2增加到2015年的3568株·hm-2。2010—2015年間，群落內(nèi)死亡個體共194株，每年死亡率為2.71%（表1）。3個樹種均發(fā)生了死亡現(xiàn)象，其中死亡量最大的是刺槐，死亡個體數(shù)為160株，占群落死亡總數(shù)的82.47%。榆樹的死亡量較少，共32株。油松的死亡量最少，僅有2株。不同樹種每年死亡率為刺槐（3.41%）＞榆樹（1.98%）＞油松（0.24%）。

表3 2010年和2015年樣地中草本層植物重要值前10位的物種Table 3 Top 10 of the herbaceous plants by important value in 2010 and 2015

2010年記錄的3個物種中，2個樹種發(fā)生了增補現(xiàn)象，增補個體數(shù)共1518株，每年增補率為15.18%。榆樹的增補個體數(shù)最多，高達1495株，占群落增補個體總數(shù)的98.48%。其次為刺槐，增補了23株。油松沒有調(diào)查到增補個體。不同樹種每年增補率為榆樹（35.34%）＞刺槐（0.53%）。

胸高斷面積由2010年的10.99 m2·hm-2增加到2015 年的 14.19 m2·hm-2，凈增加 3.20 m2·hm-2。兩次調(diào)查中，因死亡而減少的胸高斷面積為0.65 m2·hm-2，新增的胸高斷面積為3.85 m2·hm-2。兩次調(diào)查期間，因樹木死亡減少的胸高斷面積中，優(yōu)勢樹種刺槐減少最多，達0.48 m2·hm-2，占總損失量的74.01%。油松和榆樹因死亡減少的胸高斷面積分別占總損失量的0.13%和25.86%。5年間，因樹木生長而增加的胸高斷面積達到3.48 m2·hm-2，其中刺槐由于生長而帶來的胸高斷面積增加量（2.62 m2·hm-2）占總量的75.29%；油松和榆樹由于生長分別增加0.54 m2·hm-2和0.32 m2·hm-2。增補個體進級而增加的胸高斷面積僅為 0.37 m2·hm-2，其中榆樹的增量最大，達 0.36 m2·hm-2，占總量的97.30%；油松的增量最小，不足總量的1%。總體來看，5年間，刺槐、油松和榆樹的胸高斷面積均為凈增加，并且增加量表現(xiàn)為刺槐＞油松＞榆樹。

2.3 平均胸徑變化

5年間，因樹木個體死亡、增補以及樹木本身胸徑的增長，各樹種的平均胸徑發(fā)生了較大變化（表2）。刺槐和油松的平均胸徑增加，榆樹的平均胸徑減少，增加或減少值均在1～2 cm。盡管刺槐有大量大徑級個體死亡，但由于新進級的個體較少，其平均胸徑增長量仍然較大。油松死亡個體很少，沒有新增個體出現(xiàn)，且個體生長量較大，平均胸徑有所增加。榆樹因有大量的新進級小個體，導致平均胸徑減少。根據(jù)復墾初期種植的個體在兩次調(diào)查時均仍存活的個體可知，22年間刺槐和油松的胸徑生長速率分別為0.31 cm·a-1和 0.39 cm·a-1。

2.4 徑級結(jié)構(gòu)變化

兩次調(diào)查中，群落總體的徑級結(jié)構(gòu)發(fā)生了顯著變化（χ2=533.565，P＜0.01）（圖 1）。2010 年，DBH＜5 cm 的個體數(shù)占29.80%，5 cm≤DBH＜15 cm的占68.10%，在9～10 cm 處出現(xiàn)第二個峰值；2015年，DBH＜5 cm 的個體數(shù)占64.26%，5 cm≤DBH＜15 cm的占31.74%，隨著樹木胸徑的生長，第二峰值出現(xiàn)在11～12 cm處。刺槐和油松的徑級結(jié)構(gòu)在兩次調(diào)查中有明顯變化（刺槐：χ2=71.851，P＜0.01；油松：χ2=8.814，P＜0.01）。對比兩次調(diào)查數(shù)據(jù)可以發(fā)現(xiàn)，刺槐DBH≤10 cm的個體數(shù)量有所減少，但DBH＞10 cm的較大徑級個體數(shù)在增加，可見DBH≤10 cm的個體死亡量大于增補量，而DBH＞10 cm的個體死亡量較低，由于胸徑生長而進級，個體數(shù)有所增加。油松的徑級分布與刺槐類似，DBH≥10 cm的個體數(shù)明顯增多。榆樹的徑級分布呈“L”型，DBH＜3 cm的個體數(shù)量大幅增加。

所有死亡個體的徑級分布類似于2010年所有存活個體的徑級分布（圖2）。DBH＜3 cm的死亡個體占總死亡數(shù)的45.36%，且在徑級6 cm處出現(xiàn)第二個死亡高峰。進一步分析各樹種死亡個體的徑級分布可以看出，不同樹種死亡個體的徑級分布有所差異。刺槐死亡個體的徑級分布與樣地所有死亡個體的徑級分布類似。油松只有2株個體死亡，占樣地總死亡個體數(shù)的1.03%。總體來看，小徑級個體死亡較多，大徑級個體死亡相對較少。

2.5 種群大小變化

增補個體數(shù)與死亡個體數(shù)的差值，反映了種群大小的變化；增補率與死亡率的差值，反映了種群大小的變化率。兩次調(diào)查期間，刺槐和油松的死亡個體數(shù)均超過其增補個體數(shù)，死亡率均超過增補率，表明這兩個種群大小都在下降，但降幅并不大，種群大小變化率分別為-2.88%和-0.24%。榆樹的增補個體數(shù)遠大于死亡個體數(shù)，增補率（35.34%）也相應高于死亡率（1.98%），種群大小變化率高達33.37%，超過5%，說明榆樹種群在快速擴增。

3 討論

3.1 物種組成變化

圖1 2010年與2015年徑級結(jié)構(gòu)比較Figure 1 Comparison of size classes between 2010 and 2015

圖2 2010—2015年死亡個體徑級結(jié)構(gòu)Figure 2 Size classes of dead individuals during 2010—2015

5年來，該群落沒有因死亡而消失的樹種，也沒有新增的樹種。群落物種組成變化與群落所處的演替狀態(tài)、周圍的物種庫、受干擾情況以及研究的時間間隔等有關(guān)[26]。經(jīng)過22年的群落演替，樣地近年來沒有發(fā)生較大的人為干擾以及極端的自然氣候影響，且研究的時間間隔較短，因而群落的樹種組成較為穩(wěn)定。與2010年調(diào)查數(shù)據(jù)相比，2015年群落的優(yōu)勢種沒有發(fā)生變化。刺槐因個體大量死亡導致重要值下降，榆樹由于生長較快出現(xiàn)大量進級個體，且死亡個體數(shù)較少（32株），重要值增幅較大。5年間，草本層植物由44種減少到35種，可能與該地區(qū)的降水量有關(guān)（圖3）。降水條件較差的年份將導致草本層植物物種豐富度極大減少，而且在以后的年份中即使降水量增加，其豐富度恢復也較慢[27]。在降水條件相對較好的2010年（487.5 mm），草本層植物為 44種；經(jīng)過2014年（365.7 mm）和2015年（422.3 mm）兩年降水低峰期，草本層植物僅為35種，與上述研究結(jié)果一致。從群落演替的角度來看，在優(yōu)勢成分上，研究區(qū)草本層植物呈現(xiàn)出由1年生或1～2年生向多年生、旱中生向中生演替的趨勢。

圖3 平魯區(qū)2010—2015年降水量變化Figure 3 Precipitation data of Pinglu over the study period（2010—2015）

3.2 數(shù)量特征動態(tài)

2010—2015 年間，樣地內(nèi)DBH≥1 cm的個體平均死亡242.5株·hm-2·a-1，遠高于古田山常綠闊葉林樣地 2002—2007年間平均死亡 55.4株·hm-2·a-1[12]、長白山闊葉紅松林樣地2004—2009年間平均死亡32.2 株·hm-2·a-1[10]、長白山次生楊樺林樣地 2005—2010年間平均死亡84株·hm-2·a-1[28]、寶天曼落葉闊葉林樣地2009—2014年間平均死亡149.4株·hm-2·a-1[11]。原因可能是與上述自然森林群落相比，復墾地重建的人工植物群落結(jié)構(gòu)相對簡單，且群落演替的時間相對較短（22年），樣地內(nèi)樹種的徑級還較小（最大DBH為24.05 cm），樹種之間競爭較為激烈，群落尚不穩(wěn)定。此外，樣地內(nèi)大量個體死亡可能與本地區(qū)所處的氣候帶有關(guān)。該區(qū)屬典型的溫帶半干旱大陸性季風氣候，降水量稀少。2010—2015年間，平魯區(qū)最高年降水量為612.6 mm，最低僅為365.7 mm，年均降水量466.9 mm，年蒸發(fā)量超過降水量的4倍，水分成為該區(qū)植被恢復的限制因子[29]。5年間，3個樹種均發(fā)生了死亡現(xiàn)象，其中刺槐的死亡個體數(shù)最多，可能與其復墾初期較高的種植密度有關(guān)。刺槐幼苗長大后，其2010年多度也較大。調(diào)查中發(fā)現(xiàn)樣地內(nèi)20.53%的刺槐出現(xiàn)了枯梢，主要原因是刺槐對水分的利用能力很強，其適應干旱的方式是降低其生長速率和高度，當發(fā)生嚴重干旱時，甚至犧牲部分構(gòu)件（枯梢）[30]。總體來看，樣地內(nèi)2010年多度較大的樹種，5年間其個體死亡量相應也較多，這與張池等[31]的研究結(jié)果一致。

物種更新涉及種子擴散、種子萌發(fā)、幼苗生長等過程，這些過程都可能對物種增補產(chǎn)生影響。前人的研究顯示，同種個體密度較高或距離母樹較近的地方，幼苗因密度制約其存活率會降低[32-33]。增補個體出現(xiàn)的地方，說明該處沒有母樹附近的種源限制和不利于生長的環(huán)境因子[12]。榆樹的增補數(shù)最多，占增補個體總數(shù)的98.48%，其種源可能來自樣地附近復墾模式為刺槐×榆樹×臭椿（Ailanthus altissima）的平臺[18]。由于榆樹種子一次性結(jié)實量大，質(zhì)量小，且果實具翅，適應于復墾地多風環(huán)境中傳播擴散繁殖。2010年樣地內(nèi)出現(xiàn)大量的榆樹幼苗，且榆樹幼苗的存活率（71.15%）遠高于刺槐幼苗（30.22%）[20]，這些幼苗在5年間生長進級為DBH≥1 cm的增補個體。通過個體數(shù)目的大幅度增加，榆樹迅速擴大其種群規(guī)模。樣地內(nèi)大量榆樹的入侵和定居，一定程度上也說明復墾地的生境條件得到了改善。刺槐的增補數(shù)僅有23株，一方面可能是由于水分條件較差、林下光照不足；另一方面可能是由于刺槐的枯落物和根際土中存在自毒作用，抑制了其種子萌發(fā)和幼苗生長，導致林分自然更新出現(xiàn)障礙[34]。油松沒有增補個體，表明油松的更新能力較差。張希彪等[35]的研究顯示，油松的種子雨產(chǎn)量隨樹齡的增加而增加，樹齡40年左右的油松種子雨產(chǎn)量和質(zhì)量達到高峰。本研究中，油松的樹齡相對較小，可能還沒有到大量結(jié)實期，種子較低的自然發(fā)芽率（2.38%）也可能是導致其更新限制的一個重要原因[35]。此外，在群落演替的早期階段，刺槐因生長速度較快，迅速占領(lǐng)林冠層。油松為陽生性樹種，其生長速度相對較慢，更新幼苗在光資源競爭中處于劣勢。林下大量的榆樹等闊葉樹種幼齡個體，還侵占了油松幼苗的潛在生態(tài)位，從而對油松的更新產(chǎn)生影響。

2010—2015 年間，樣地內(nèi)DBH≥1 cm的個體年均死亡率和年均增補率分別為2.71%和15.18%，增補率大于死亡率，與已有的其他森林類型的固定樣地調(diào)查結(jié)果類似。如BCI樣地在1982—1995年間年均死亡率和增補率分別為2.64%和2.87%，馬來西亞Pasoh樣地在1986—1996年間分別為1.46%和1.65%[25]，古田山樣地2002—2007年間分別為2.02%和6.65%[12]。復墾地樹種的年均死亡率與其他樣地接近，但增補率卻明顯高出很多。不同樹種的年均死亡率和年均增補率差異較大，如刺槐較高的年均死亡率（3.41%）和較低的年均增補率（0.53%）可能是由于樣地內(nèi)的資源不能滿足其生態(tài)需求，大量個體的死亡是造成其年均死亡率較高的直接原因。

兩次調(diào)查期間，群落總的胸高斷面積凈增加3.20 m2·hm-2，相對于5年間樹木生長的胸高斷面積（3.48 m2·hm-2），由死亡而減少的胸高斷面積相對較少（0.65 m2·hm-2）。因此，總的胸高斷面積增加。因樹木死亡減少的胸高斷面積中，刺槐減少最多，主要原因是其個體死亡量較大。5年間，刺槐的胸高斷面積損失最多，其新增的胸高斷面積也最多。油松的死亡量很小，且無增補個體，其胸高斷面積的增長主要是由胸徑生長引起的。榆樹雖然數(shù)量多，但小徑級個體占了很大比重，胸高斷面積增長量并不大。

3.3 平均胸徑變化

5年間，刺槐和油松的平均胸徑均增加是因為樹木本身生長較多，且新進級的個體少。榆樹的平均胸徑減少主要是因生長較少，且出現(xiàn)大量新進級的小個體所致。不同樹種胸徑生長速率的差異主要與其自身的生長特性有關(guān)。陜西黃土高原油松胸徑在15～40年時生長較快，45年后生長速率減慢進入穩(wěn)定生長期[36]。本研究中，油松正處于胸徑快速生長期，年均生長速率與上述研究結(jié)果基本一致，接近0.4 cm。黃土高原刺槐胸徑生長的快速期在8年以前，10～12年時基本達到頂峰，此后胸徑生長趨于緩慢。樹齡小于12年時，刺槐的胸徑生長速率為0.53 cm·a-1；樹齡為12～18年時，胸徑生長速率只有0.32 cm·a-1[37]。胡振琪等[38]通過對煤矸石山刺槐林生長規(guī)律的研究發(fā)現(xiàn)，刺槐胸徑的速生期出現(xiàn)在2～4年（年生長量0.6～1.0 cm），4年以后便明顯下降。作為復墾地的先鋒樹種，刺槐經(jīng)過前期的快速生長，復墾22年后已進入胸徑緩慢生長階段。

3.4 徑級結(jié)構(gòu)變化

樹木的死亡常與樹木的大小有關(guān)。不同徑級的樹木，其個體死亡情況不同，DBH＜3 cm的小徑級個體死亡量較大。從死亡個體和2010年個體徑級結(jié)構(gòu)來看，個體數(shù)量較多的徑級，其個體死亡數(shù)量也較多。小徑級個體處于林下層，密度較大，個體間競爭較為激烈，對外界環(huán)境的壓力也較為敏感。此外，大徑級個體倒伏時也會對小徑級個體造成傷害甚至致死。因此，小徑級個體死亡數(shù)量較多。大徑級個體生長穩(wěn)定，并且個體數(shù)量相對較少，抵抗環(huán)境壓力的能力較強，個體死亡數(shù)量較少。中徑級個體對資源限制的敏感程度小于小徑級個體，但在資源競爭方面又不如大徑級個體，其死亡數(shù)量處于中間水平。以往的研究也支持了這一結(jié)論[39-40]。

刺槐死亡個體的徑級結(jié)構(gòu)與2010年的徑級結(jié)構(gòu)相類似。小徑級個體死亡較多，因其個體數(shù)量本身就大。此外，刺槐屬喜光樹種，小徑級個體為了爭奪光資源，可能采取先高生長后徑生長的策略，但在競爭過程中，很難競爭過大徑級個體，對環(huán)境壓力更加敏感。刺槐大徑級個體死亡量也較多，且增補個體很少，說明刺槐已進入衰退狀態(tài)。5年間，油松只有2株死亡個體，僅占樣地總死亡量的1.03%，可見作為鄉(xiāng)土樹種，油松更加適應復墾地的環(huán)境。

3.5 種群大小變化

Condit等[25]的研究發(fā)現(xiàn)，未受干擾的Pasoh樣地中，2%的種群變化率超過5%；遭受嚴重干旱的BCI樣地則高達10%。汪殷華等[12]通過對古田山樣地2002—2007年間的更新動態(tài)研究顯示，23.26%的種群變化率在5%以上。葛結(jié)林等[41]通過對比神農(nóng)架樣地9年間的群落動態(tài)特征發(fā)現(xiàn)，2001—2006年間3.6%的種群變化率超過5%，而遭受冰凍雪災后，這一比率高達19%。增補率與死亡率的差值大于5%的種群屬于快速變動的種群，將導致該物種在15年內(nèi)個體數(shù)量加倍或減半[25]。本研究中，優(yōu)勢種刺槐的種群大小變化率為-2.88%，種群在緩慢減小。重要值排名第三位的油松，種群大小變化率為-0.24%，基本維持原有規(guī)模。重要值排名第二位的榆樹，其種群大小變化率高達33.37%，顯示種群更新速率較快，屬于快速變動的種群。若繼續(xù)保持5%以上的種群變化速率，樣地中榆樹的個體數(shù)量在未來15年內(nèi)將發(fā)生大規(guī)模的變化，這將可能導致群落的物種組成和結(jié)構(gòu)發(fā)生根本性變化。

總體來看，由于大量大徑級個體死亡，且增補個體很少，刺槐正逐漸退出優(yōu)勢種的行列。在早期演替階段，刺槐由于生長速度快，能夠快速增加復墾地的植被覆蓋度。同時，刺槐具有根瘤，能夠固氮，可以有效增加土壤氮素，提高土壤肥力。作為先鋒樹種，刺槐對于后續(xù)植被恢復以及復墾地生態(tài)條件的改善具有重要作用。但刺槐屬于高耗水樹種，在半干旱地區(qū)會過渡消耗土壤中的貯水，最終使其生長受到抑制。而鄉(xiāng)土樹種（如低耗水、耐旱的油松）是在當?shù)刈匀粭l件下生長的植被，能夠較好地適應當?shù)氐臍夂驐l件。因此，通過種植先鋒植物，待復墾地的生態(tài)環(huán)境得到改善后，可適當引入鄉(xiāng)土植被。榆樹雖然為鄉(xiāng)土樹種，耐旱、生長較快，但其結(jié)實有明顯的大小年之分，且在生長過程中具有強烈的自疏習性，導致其在各個階段特別是幼樹階段具有較高的死亡率[42]。此外，榆樹的分布與降水量有著密切的正相關(guān)關(guān)系[42]。目前，榆樹雖然有大量的增補個體，但其在自然降水稀少的半干旱地區(qū)能否成林，還有待持續(xù)跟蹤研究。

礦區(qū)損毀土地的生態(tài)修復是一個漫長的過程，不僅包括短期的形態(tài)修復，還包括中、長期的功能修復。本文只是基于樣地兩次調(diào)查數(shù)據(jù)，初步分析了復墾地人工植被5年間的群落生長動態(tài)，要想科學評估不同演替階段的植被恢復效應，還需要開展進一步的長期定位監(jiān)測。

4 結(jié)論

（1）2010—2015年間，群落的樹種組成較為穩(wěn)定，優(yōu)勢種仍為刺槐，但其重要值大幅下降，榆樹的重要值增長較快。草本層植物由44種減少到35種，在優(yōu)勢成分上呈現(xiàn)出由1年生或1～2年生向多年生、旱中生向中生演替的趨勢。

（2）樣地內(nèi)DBH≥1 cm的獨立個體數(shù)由1530株增至2854株，死亡194株，年死亡率為2.71%；新增1518株，年增補率為15.18%。死亡量最多的樹種是刺槐（160株），榆樹的增補個體數(shù)最多（1495株）。群落總的胸高斷面積有所增加。

（3）刺槐和油松的平均胸徑增加，榆樹的平均胸徑減少，增加或減少值均在1～2 cm。

（4）小徑級個體的死亡量較大，DBH＜3 cm的死亡個體占總死亡量的45.36%。不同樹種的死亡個體徑級分布基本類似于2010年該樹種的徑級分布。

（5）刺槐和油松兩個種群呈小幅度負增長，榆樹種群大小變化率超過5%，屬于快速增長的種群。

[1]Haigh M J,Gentcheva-Kostadinova S.Ecological erosion control on coal-spoil banks：An evaluation[J].Ecological Engineering,2002,18（3）：371-377.

[2]郝 蓉,白中科,趙景逵,等.黃土區(qū)大型露天煤礦廢棄地植被恢復過程中的植被動態(tài)[J].生態(tài)學報,2003,23（8）：1470-1476.HAO Rong,BAI Zhong-ke,ZHAO Jing-kui,et al.Vegetation dynamics during plant rehabilition in degraded mined land of large opencast coal mine within loess area[J].Acta Ecologica Sinica,2003,23（8）：1470-1476.

[3]Huang L,Zhang P,Hu Y G,et al.Vegetation and soil restoration in refuse dumps from open pit coal mines[J].Ecological Engineering,2016,94（9）：638-646.

[4]Legendre P,Mi X,Ren H,et al.Partitioning beta diversity in a subtropi-cal broad-leaved forest of China[J].Ecology,2009,90（3）：663-674.

[5]Rees M,Condit R,Crawley M,et al.Long-term studies of vegetation dynamics[J].Science,2001,293（5530）：650-655.

[6]Laurance W F,Oliveira A A,Laurance S G,et al.Pervasive alteration of tree communities in undisturbed Amazonian forests[J].Nature,2004,428（6979）：171-175.

[7]Feeley K J,Davies S J,Perez R,et al.Directional changes in the species composition of a tropical forest[J].Ecology,2011,92（4）：871-882.

[8]Umeki K,Kikuzawa K.Long-term growth dynamics of natural forests in Hokkaido,Northern Japan[J].Journal of Vegetation Science,1999,10（6）：815-824.

[9]Hubbell S P,Foster R B.Short-term dynamics of a neotropical forest：Why ecological research matters to tropical conservation and management[J].Oikos,1992,63（1）：48-61.

[10]王利偉,李步杭,葉 吉,等.長白山闊葉紅松林樹木短期死亡動態(tài)[J].生物多樣性,2011,19（2）：260-270.WANG Li-wei,LI Bu-hang,YE Ji,et al.Dynamics of short-term tree mortalityinbroad-leavedKoreanpine（Pinus koraiensis）mixed forest in theChangbaiMountains[J].BiodiversityScience,2011,19（2）：260-270.

[11]劉曉靜,任思遠,李鹿鑫,等.寶天曼國家級自然保護區(qū)落葉闊葉林密度制約效應對樹木存活的影響[J].生物多樣性,2016,24（6）：639-648.LIU Xiao-jing,REN Si-yuan,LI Lu-xin,et al.Detecting density dependence on tree survival in a deciduous broadleaved forest in Baotianman National Nature Reserve[J].Biodiversity Science,2016,24（6）：639-648.

[12]汪殷華,米湘成,陳聲文,等.古田山常綠闊葉林主要樹種2002—2007 年間更新動態(tài)[J].生物多樣性,2011,19（2）：178-189.WANG Yin-hua,MI Xiang-cheng,CHEN Sheng-wen,et al.Regeneration dynamics of major tree species during 2002—2007 in a subtropical evergreen broad-leaved forest in Gutianshan National Nature Reserve in East China[J].Biodiversity Science,2011,19（2）：178-189.

[13]胡躍華,曹 敏,林露湘.西雙版納熱帶季節(jié)雨林的樹種組成和群落結(jié)構(gòu)動態(tài)[J].生態(tài)學報,2010,30（4）：949-957.HU Yue-hua,CAO Min,LIN Lu-xiang.Dynamics of tree species composition and community structure of a tropical seasonal rain forest in Xishuangbanna,Southwest China[J].Acta Ecologica Sinica,2010,30（4）：949-957.

[14]寇曉蓉,白中科,杜振州,等.黃土區(qū)大型露天煤礦企業(yè)土地復墾質(zhì)量控制研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學學報,2017,36（5）：957-965.KOU Xiao-rong,BAI Zhong-ke,DU Zhen-zhou,et al.Land reclamation quality completion standards for large opencast coal mine enterprises in Loess areas[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（5）：957-965.

[15]Liu X Y,Zhou W,Bai Z K.Vegetation coverage change and stability in large open-pit coal mine dumps in China during 1990—2015[J].Ecological Engineering,2016,95（10）：447-451.

[16]Zhang Y,Yang J Y,Wu H L,et al.Dynamic changes in soil and vegetation during varying ecological-recovery conditions of abandoned mines in Beijing[J].Ecological Engineering,2014,73（12）：676-683.

[17]Zhao Z Q,Bai Z K,Zhang Z,et al.Population structure and spatial distributions patterns of 17 years old plantation in a reclaimed spoil of Pingshuo opencast mine,China[J].Ecological Engineering,2012,44（3）：147-151.

[18]Zhao Z Q,Wang L H,Bai Z K,et al.Development of population structure and spatial distribution patterns of a restored forest during 17-year succession（1993—2010）in Pingshuo opencast mine spoil,China[J].Environmental Monitoringand Assessment,2015,187（7）：1-13.

[19]王金滿,郭凌俐,白中科,等.黃土區(qū)露天煤礦排土場復墾后土壤與植被的演變規(guī)律[J].農(nóng)業(yè)工程學報,2013,29（21）：223-232.WANG Jin-man,GUO Ling-li,BAI Zhong-ke,et al.Succession law of reclaimed soil and vegetation on opencast coal mine dump of loess area[J].Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering,2013,29（21）：223-232.

[20]張 青,畢潤成,吳兆飛,等.安太堡露天煤礦植被恢復區(qū)物種天然更新時空動態(tài)[J].生態(tài)學雜志,2016,35（12）：3223-3232.ZHANG Qing,BI Run-cheng,WU Zhao-fei,et al.Temporal-spatial dynamics of natural regeneration of species in ecological reclamation of Antaibao opencast coal mine[J].Chinese Journal of Ecology,2016,35（12）：3223-3232.

[21]黃元仿,張世文,張立平,等.露天煤礦土地復墾生物多樣性保護與恢復研究進展[J].農(nóng)業(yè)機械學報,2015,46（8）：72-82.HUANG Yuan-fang,ZHANG Shi-wen,ZHANG Li-ping,et al.Research progress on conservation and restoration of biodiversity in land reclamation of opencast coal mine[J].Transactions of the Chinese Society for Agricultural Machinery,2015,46（8）：72-82.

[22]岳建英,郭春燕,李晉川,等.安太堡露天煤礦復墾區(qū)野生植物定居分析[J].干旱區(qū)研究,2016,33（2）：399-409.YUE Jian-ying,GUO Chun-yan,LI Jin-chuan,et al.Colonized wild plants in the reclamation area of the Antaibao opencast coal mine[J].Arid Zone Research,2016,33（2）：399-409.

[23]Condit R.Research in large,long-term tropical forest plots[J].Trends in Ecology and Evolution,1995,10（1）：18-22.

[24]黃建輝.植物群落調(diào)查方法概要[J].生物學通報,1992（5）：45-46.HUANG Jian-hui.Summary of plant community survey methods[J].Bulletin of Biology,1992（5）：45-46.

[25]Condit R,Ashton P S,Manokaran N,et al.Dynamics of the forest communities at Pasoh and Barro Colorado：Comparing two 50-ha plots[J].Philosophical Transactions of the Royal Society of London,1999,354（1391）：1739-1748.

[26]Condit R,Hubbell S P,Foster R B.Short-term dynamics of a neotropical forest：Change within limits[J].Bioscience,1992,42（11）：822-828.

[27]常學禮,趙愛芬,李勝功.科爾沁沙地固定沙丘植被物種多樣性對降水變化的響應[J].植物生態(tài)學報,2000,24（2）：147-151.CHANG Xue-li,ZHAO Ai-fen,LI Sheng-gong.Responses of species diversity to precipitation change on fixed-dunes of the Naiman Banner region[J].ActaPhytoecologicaSinica,2000,24（2）：147-151.

[28]張昭臣,郝占慶,葉 吉,等.長白山次生楊樺林樹木短期死亡動態(tài)[J].應用生態(tài)學報,2013,24（2）：303-310.ZHANG Zhao-chen,HAO Zhan-qing,YE Ji,et al.Short-term death dynamics of trees in natural secondary poplar-birch forest in Changbai Mountains of Northeast China[J].Chinese Journal of Applied Ecology,2013,24（2）：303-310.

[29]王改玲,白中科.安太堡露天煤礦排土場植被恢復的主要限制因子及對策[J].水土保持研究,2002,9（1）：38-40.WANG Gai-ling,BAI Zhong-ke.Main limiting factors for revegetation and measures of dumping site in Antaibao opencast mine[J].Research of Soil and Water Conservation,2002,9（1）：38-40.

[30]劉江華.黃土高原刺槐人工林生長特征及其天然化程度評價[D].楊凌：中國科學院研究生院,2008.LIU Jiang-hua.Study on growth traits of Robinia pseudoacacia plantation and its naturalization process on Loess Plateau[D].Yangling：Graduate School of Chinese Academy of Sciences,2008.

[31]張 池,黃忠良,史軍輝,等.鼎湖山季風常綠闊葉林木本植物個體死亡動態(tài)[J].生態(tài)學報,2006,26（8）：2457-2462.ZHANG Chi,HUANG Zhong-liang,SHI Jun-hui,et al.Dynamics and causes of woody plant death in the monsoon evergreen broad-leaved forest in Dinghushan Nature Reserve[J].Acta Ecologica Sinica,2006,26（8）：2457-2462.

[32]Janzen D H.Herbivores and the number of tree species in tropical forests[J].American Naturalist,1970,104（940）：501-528.

[33]Connell J H.On the role of natural enemies in preventing competitive exclusion in some marine animals and in rain forest trees[M]//den Bore P J,Gradwell G R.Dynamics of Population.Chicago：The University of Chicago Press,1971：298-310.

[34]王 輝.刺槐自毒作用及與主要伴生樹種化感作用研究[D].保定：河北農(nóng)業(yè)大學,2009.WANG Hui.Study of Robinia pseudoacacia autointoxication and interspecific allelopathy between Robinia pseudoacacia and its associated tree species[D].Baoding：Hebei Agricultural University,2009.

[35]張希彪,王瑞娟,上官周平.黃土高原子午嶺油松林的種子雨和土壤種子庫動態(tài)[J].生態(tài)學報,2009,29（4）：1877-1884.ZHANG Xi-biao,WANG Rui-juan,SHANGGUAN Zhou-ping.Dynamics of seed rain and soil seed bank in Pinus tabulaeformis Carr.forests in eroded hilly loess regions of the Loess Plateau in China[J].ActaEcologicaSinica,2009,29（4）：1877-1884.

[36]焦 醒,劉廣全.陜西黃土高原油松生長狀況及其影響因子分析[J].西北植物學報,2009,29（5）：1026-1032.JIAO Xing,LIU Guang-quan.Growth and its influencing factors of Pinus tabulaeformis in the Loess Plateau of Shaanxi Province[J].Acta BotanicaBoreali-OccidentaliaSinica,2009,29（5）：1026-1032.

[37]張建軍,徐佳佳,李慧敏.水土保持林生長過程及碳密度的動態(tài)變化[J].中國水土保持科學,2012,10（1）：70-76.ZHANG Jian-jun,XU Jia-jia,LI Hui-min.Growth process of soil and water conservation forest and dynamic change of its carbon intensity[J].Science of Soil and Water Conservation,2012,10（1）：70-76.

[38]胡振琪,張光燦,畢銀麗,等.煤矸石山刺槐林分生產(chǎn)力及生態(tài)效應的研究[J].生態(tài)學報,2002,22（5）：621-628.HU Zhen-qi,ZHANG Guang-can,BI Yin-li,et al.Stand productivity and ecological effects of black locust in a coal waste pile[J].Acta EcologicaSinica,2002,22（5）：621-628.

[39]Smith K T,Shortle W C.Radial growth of hardwoods following the 1998 ice storm in New Hampshire and Maine[J].Canadian Journal of Forest Research,2003,33（2）：325-329.

[40]Hopkin A,Williams T,Sajan R,et al.Ice storm damage to eastern Ontario forests：1998—2001[J].Forestry Chronicle,2003,79（1）：47-53.

[41]葛結(jié)林,熊高明,鄧龍強,等.湖北神農(nóng)架山地米心水青岡-多脈青岡混交林的群落動態(tài)[J].生物多樣性,2012,20（6）：643-653.GE Jie-lin,XIONG Gao-ming,DENG Long-qiang,et al.Community dynamics of a montane Fagusengleriana-Cyclobalanopsis multiervis mixed forest in Shennongjia,Hubei,China[J].Biodiversity Science,2012,20（6）：643-653.

[42]牛海亮.渾善達克沙地榆樹疏林榆樹種群特征分析[D].呼和浩特：內(nèi)蒙古大學,2008.NIU Hai-liang.Analysis of population characteristics of Ulmus pumila sparse forest in Hunshandake sandy land[D].Huhehaote：Inner Mongolia University,2008.