山西平朔露天礦區不同年限復墾地植被重建特征對比分析

耿冰瑾,王舒菲,曹銀貴,2,*,郭春艷,郭東罡,趙冰清,白中科,2

1 中國地質大學(北京)土地科學技術學院,北京 100083 2 自然資源部土地整治重點實驗室,北京 100035 3 山西省生物研究院有限公司,太原 030006 4 山西大學環境與資源學院,太原 030006 5 晉中學院化學化工系,晉中 030619

中國的大型露天煤礦大多處于干旱、半干旱的生態脆弱區,平朔礦區創建于1982年,是中國首個露井聯采的億t級礦區,其煤炭產量連續多年過億t,是國家重點建設的大型煤炭基地。平朔露天礦區屬于生態脆弱區和敏感區,同時也是農牧交錯區,超大規模的露天煤炭開采造成該礦區地形地貌破碎、土壤結構松散、自然植被嚴重退化和植物多樣性銳減等一系列生態問題；同時其在“剝離、開采、搬運、排棄”等劇烈擾動下,礦區生態系統遭到嚴重損毀,并且其嚴重影響著礦區居民生產生活和經濟收入等方面。平朔礦區的自然條件和土地利用狀況是我國中西部礦區典型縮影[1],基于礦區長期的土地復墾與生態修復實踐,白中科[2]提出的“地貌重塑、土壤重構、植被重建、景觀重現、生物多樣性重組與保護”礦區生態系統恢復重建的“五元共軛”理論在中西部礦區具有典型的代表性、先進性和示范性。平朔礦區屬于典型的溫帶半干旱大陸性季風氣候,其早已成為生態脆弱區的典型代表,該礦區的土地復墾與植被恢復一直備受學術界和政府的廣泛關注[3]；自1991年以來,國家在平朔露天礦區投入大量的人力和物力來進行喬、灌、草不同配置模式的植被恢復。植被重建是露天礦排土場生態恢復的重要工作,是修復礦區受損生態系統的有效途徑和保障[4—5]。植被對生境變化較為敏感,植被在類型、數量和質量方面必然會對陸地生態系統的變化有所響應。肖強等[6]對黃土高原近10 a來植被覆蓋的動態變化研究發現,森林生態系統平均覆蓋度最高,灌木、草本生態系統次之；該研究結論與平朔礦區原地貌和復墾地內重建植被的生長特征相似。選擇適宜的植物種類進來行植被恢復,是重建煤礦廢棄地穩定生物群落的一個重要環節,植物種類選擇的合理與否,直接關系到煤礦廢棄地整個生態恢復工作的成敗[7—10]。物種多樣性是生物多樣性在物種水平上的表現形式,可反映生物群落結構復雜性和生態系統穩定性,對生態系統功能具有促進作用[10—13]。植被群落動態特征對解釋復墾排土場的植物物種共存和生物多樣性維持機制至關重要,也一直是生態學研究的熱點[14—15]。同時,具有多重生態系統功能和高水平生態系統服務的群落往往擁有更多的物種,而多樣化的生物群落對生態系統穩定性、生產力以及養分供應具有促進作用[16—17]。隨著物種多樣性研究這一熱點問題在全球的深入,人們對保護植物群落及其多樣性的認識水平和意識也不斷提升[18]。因此,平朔露天礦區復墾排土場植被重建特征研究對提升礦區植物物種多樣性、改善生態環境和提升人類福祉具有重要意義。

目前,煤礦廢棄地這一嚴重退化生態系統的生態恢復已成為國內外生態學研究的重要課題之一,其中植被恢復是煤礦廢棄地生態恢復的關鍵性保障工作之一[19]。美國和德國為全球范圍最早開展土地復墾工作的國家,二戰后歐美發達國家對土地復墾的研究重點主要集中在露天礦的挖損地,土地復墾也開始偏重于生態恢復,其主要用于植樹種草和生態景觀建設[20]。國外學者在生態恢復研究方面,特別關注植被恢復過程的物種組成、多樣性變化和差異比較等問題[21—25]。中國的土地復墾工作開始于20世紀50年代,開展較歐美發達國家晚,但經過多年的發展,中國針對露天煤礦損毀地和廢棄地的土地復墾工作已有眾多研究。曹銀貴等[26]和許建偉等[27]的研究都表明復墾時間是土地復墾及生態恢復的重要保證；復墾時間越長,生態系統越成熟,成熟生態系統的多樣性和復雜性要明顯強于年輕的生態系統[28—29]。王金滿等[30]對安太堡復墾排土場不同復墾年限下土壤環境因子和喬木林植被生物量的動態演變規律進行研究得出,隨著復墾年限增加土壤因子和植被生物量都呈S型變化。張青等[31]以安太堡露天煤礦植被恢復區1 hm2“刺槐×榆樹×臭椿混交模式”長期固定監測樣地為研究平臺,對2010—2015年間植被恢復過程中主要更新物種的數量特征進行了分析。趙冰清等[32]對安太堡露天煤礦排土場刺槐×油松復墾模式下17—22年間群落生長動態進行研究發現,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。王翔等[33]對安太堡露天礦不同植被類型恢復下復墾地的土壤養分和酶活性進行分析發現,油松×刺槐×檸條混交林的組合模式對土壤重建效果最好。國內的大量相關研究已經表明礦區復墾排土場植被的生長狀況及多樣性變化能夠表征復墾土地的質量,是影響土地復墾質量評價與生態系統穩定性評估的重要因素之一[34]。

綜上,目前國內外關于礦區土地復墾與植被重建的研究主要集中在短期復墾下重建喬木植株的生長狀況[28—29]及其對土壤質量的影響方面[30,33],涉及長時間復墾序列下不同年限復墾地重建植被(喬灌草)演替特征與規律的研究需要進一步深入。同時經研究發現,短期復墾年限下重建植被的生態穩定性較差,其可能會由于種間競爭和水分條件等原因進而發生退化。因此,本文以平朔露天礦區不同復墾年限的排土場為研究對象,采用時空替代法對比分析不同復墾年限下復墾地的植物物種組成及其重要值、物種多樣性指數和地上生物量特征,詳細揭示隨復墾年限增加復墾排土場的植被演替特征與規律,以期為該礦區擬復墾區和類似礦區在未來進行土地復墾與植被重建時應如何選擇適宜的植物物種和制定更加優化的植被配置模式提供一定參考。

1 研究區概況

平朔礦區地處黃土高原晉陜蒙接壤的黑三角地帶,位于山西省朔州市平魯區境內,該基地面積380 km2,地理位置為東經112°10′—113°30′,北緯39°23′—39°37′[1,35]。平朔礦區下轄安太堡、安家嶺和東露天三大露天煤礦[3]。該礦區屬于典型的溫帶半干旱大陸性季風氣候,年均溫4.8—7.8℃,年降水量為428.20—449.00 mm,全年降水量的65%集中于6—9月,年蒸發量為1786.60—2598.00 mm,年蒸發量大約為降水量的4—5倍,無霜期為115—130 d,全年70%為有風時間,年平均風速為2.50—4.20 m/s[36]。該礦區高強度的采煤活動導致大量土地損毀和植被退化,其于1985年開始進行初級的土地復墾工作,迄今為止已經持續30余年。露天開采后,所有的土多由人工鋪墊至排土場,鋪墊的土層主要為黃土類物質及少量紅土,有時還混有少量煤矸石和碎石等物質,質地一般為沙壤至壤土[37]。安太堡露天煤礦是平朔礦區開發投產最早的煤礦,礦區面積36.24 km2,此煤礦目前共有6個排土場,本文選擇安太堡露天煤礦中地勢平坦、植被分布均勻且覆蓋率高、空間上連續且面積較大的安太堡內排土場、南寺溝排土場、安太堡西排土場和安太堡南排土場4個典型復墾排土場作為研究區[3,38],其已分別于1993、1995、2013年和2014年進行了土地復墾與植被重建工作。結合平朔礦區溫帶半干旱大陸性季風氣候的特點,復墾排土場已形成了以刺槐、榆樹、油松和沙棘為主的喬-灌-草多層次植物群落結構[38],草本植物主要包括硬質早熟禾、披堿草和紫苜蓿等。

2 材料與方法

2.1 樣地設置與野外調查

本文于2019年7月對平朔礦區的6個復墾排土場、4個礦區未采區和4個非礦區樣地進行了樣地布設和植被調查。學者王國芳[39]對山西省“典型礦區植被覆蓋度時空分布特征及影響因素”的研究發現,平朔礦區內植被覆蓋度顯著增加的區域主要位于安太堡露天采礦生態恢復區。因此,為研究復墾排土場在長時間序列復墾年限下所呈現的植被重建效果,本文根據復墾年限長短并結合現場踏勘,選擇了位于安太堡露天煤礦內復墾年限分別為6 a、7 a、25 a、27 a的安太堡內排土場、南寺溝排土場、安太堡西排土場、安太堡南排土場進行對比研究,同時,以該礦區內地勢較為平坦、植被分布均勻的未損毀的礦區未采區樣地(原地貌)作為對照,分別對應圖1的S1、S2、S3、S4樣地和S5樣地。各樣地基本情況見表1,對應編號分別為R-6a、R-7a、R-25a、R-27a和OL。

圖1 研究區概況與樣地點分布圖Fig.1 Overview of the study area and distribution of sample pointsS：調查樣地點,Survey sample points

表1 調查樣地基本信息Table 1 Basic information of survey plots

考慮到實際取樣時,同一區域的降雨量和溫度數據差別不大,但由于本文采用“空間代替時間”的研究方法,需保證研究樣地基礎情況相同或相似。本文所選取的4個復墾排土場均屬于安太堡露天采礦生態恢復區,其從開采到構筑復墾地,均采用“開采-排棄-復墾”一條龍的作業模式[3]。本文所布設的調查樣方均位于平臺,海拔在1400—1460 m之間；平臺覆土均約為100 cm,根據實地調查所獲得的土壤質地數據(土壤中<0.01 mm粒級含量的百分比),結合卡欽斯基土壤質地基本分類(簡制)得出,不同年限復墾地的土壤質地均為壤土。本文所選擇的4個復墾排土場和原地貌樣地內植物分布均勻且長勢較好,生態系統穩定性較強、無大面積退化現象存在,其植被恢復類型代表了平朔礦區典型植被恢復模式[3]。

據學者郝占慶[40]對群落植物調查所需最小面積的研究發現,木本植物的調查樣地面積應為1 hm2。鑒于每個復墾排土場面積較大,本文根據熱帶森林學中心(CTFS)的標準在4個復墾排土場和原地貌內建立了5個面積為1 hm2的大樣地,5個大樣地內的植被類型均代表了平朔礦區典型植被恢復模式[38]。在每個樣地內用全站儀將樣地劃分100個10 m×10 m的樣方,準確測定每個樣方的4個角在大樣地中的位置,并用水泥樁作標記[38]。復墾排土場內人工種植的植被大部分為喬木植株,灌木植株較少,草本植株大都為自然侵入；為保證調查結果能夠表征復墾排土場重建植被的整體特征,本文根據每個大樣地內喬木植株密度的高中低程度選擇3個10 m×10 m的喬木樣方來進行植被調查,共計15個喬木樣方；用插值法將每個10 m×10 m的喬木樣方劃分為4個5 m×5 m的灌木樣方；在每個灌木樣方左下角設置1個1 m×1 m的草本樣方,共計60個草本樣方[36,38]。調查記錄內容包括喬木的物種名、胸徑和高度；灌木的物種名、基徑、高度和冠幅；草本的物種名、多度、平均高度和蓋度。草本植株的平均高度采用卷尺測量(精確到cm)；喬(灌)木植株的胸徑(基徑)采用胸徑尺測量(精確到mm),高度采用塔尺測量(精確到dm)。同時記錄樣地的綜合特征和生境特征,如物候期、生活力、枯落物層厚度、海拔和經緯度等。

2.2.1草本重要值及物種多樣性計算

重要值(IV)是表征群落中物種生態適應能力和所處地位的綜合指標,其大小是確定草本優勢種和建群種的重要依據,重要值越大的物種,在群落結構中的重要性越大,對群落生態環境、發展方向及演變趨勢的影響程度越大[41-42]。物種多樣性研究采用目前國內外常用的Shannon-Wiener指數和Simpson指數[43],物種多樣性指數反映了群落物種多樣性的空間分布和變化特征。Shannon-Wiener指數基于物種數量來反映群落的多樣性,描述種的個體出現紊亂和不確定性,該指數主要受群落內物種數目和不同物種個體分配的均勻程度兩個因素所影響[42]；Shannon-Wiener指數越大,說明該樣地物種多樣性越高,同時物種之間個體分布的均勻性增加,也會使該樣地的Shannon-Wiener指數增大[44]。Simpson指數亦稱優勢度指數,是對一個群落或生境中物種集中性的度量,表明群落的優勢種集中在少數物種上；Simpson指數越大,表明該樣地內植物物種的集中性越高,物種多樣性程度越低[42]。

本研究過程中草本重要值的計算依照岳建英[45]的計算方法,如式(1)所示；依照馬克平[46]對生物群落多樣性測度的方法,以重要值為數據分析指標,Shannon-Wiener指數和Simpson指數計算方法如式(2)和式(3)所示：

IV草=(相對高度+相對蓋度)/2×100%

(1)

(2)

(3)

式中,IV草代表草本植物的重要值,H′代表Shannon-Wiener指數,λ代表Simpson指數,S為每一樣方中的物種總數,N為S個物種的全部重要值之和,Ni為第i個物種的重要值。

2.2.2植被地上生物量計算

灌木和草本地上生物量的測定采用直接稱量法,即沿地面直接收割樣方內的灌木和草本植株,鮮樣晾曬烘干至恒重,稱取干重(精確到0.1 g)。

本文利用樣地調查所獲得的礦區各個喬木樹種生物量的實測數據,建立生物量與樹高、胸徑的統計回歸關系模型,并且分樹干、樹皮、樹枝和樹葉部分建立相容性生物量模型,進行分量估計,最后進行加和。依照馮宗煒生物量估算模型[47],針對不同樹種分別進行喬木生物量的估算。不同的樹種采用不同的估算指數,估算方法如式(4)和式(5)所示：

WX=A (D2H)B

(4)

WT=WS+WP+WB+WL

(5)

式中,WX可代表WS、WP、WB、WL和WT,WS樹干生物量,WP樹皮生物量,WB樹枝生物量,WL樹葉生物量,WT地上生物量(單位：kg)。D2H為胸徑的平方乘以高度。針對不同的樹種,式1中A,B的取值則不同,WT的計算方式也會根據樹種的變化產生變化。

2.3 數據分析方法

實地調查獲得的數據均使用EXCEL 2020軟件進行統計整理。運用PC-ORD v5.0軟件計算Shannon-Wiener指數和Simpson指數,運用SPSS 22.0軟件中的描述性統計分析法分析不同復墾年限復墾地Shannon-Wiener指數、Simpson指數和地上生物量的變化特征。

3 結果與分析

3.1 復墾地植物科屬種組成分析

3.1.1不同復墾年限下復墾地喬灌組成

調查樣地喬灌物種組成如表2所示,排土場復墾地共有12種喬木和灌木,隸屬于8科10屬,分別為刺槐(Robiniapseudoacaia)、沙棘(Hippopherhamnoides)、衛矛(Euonymusalatus)、山杏(Armeniacasibirica)、小葉楊(Populussimonii)、榆樹(Ulmuspumlia)、旱柳(Salixmnatsudana)、油松(Pinustabuliformis)、青扦(Piecawilsonii)、新疆楊(Populusalbavar)、白扦(Piecameyeri)和臭椿(Alianthusaltissima)。礦區未采區原地貌共發現小葉楊1種喬木,其種植時間為1963年。R-6a、R-7a、R-25a和R-27a樣地的植被組成均以喬木為主、草本為輔,但不同復墾年限下復墾地的物種組成差異較大。從科屬組成來看,R-6a樣地的植被隸屬科類最多,為5科；對樣地實地調查所得的數據進行統計發現,該樣地內沙棘、刺槐和衛矛植株較多,分別為500株、69株和24株,占比該樣地植株總數的83.06%、11.46%和3.99%。從物種豐富度(植被種類數)來看,R-25a樣地的喬木種類數最多,為8種,隸屬于6科8屬；同時該樣地內刺槐和榆樹植株較多,分別為11株和8株,占比該樣地植株總數的26.19%和19.05%。從不同復墾年限復墾地的所有喬、灌木植被類型來看,重建植被中豆科(Leguminosae)、楊柳科(Salicaceae)和胡頹子科(Elaeagnaceae)植株多度較大,衛矛科(Celastraceae)、榆科(Ulmaceae)、松科(Pinaceae)、薔薇科(Rosaceae)和苦木科(Simaroubaceae)植株多度較小。

表2 不同復墾年限調查樣地物種組成Table 2 Species composition of different reclamation years in the survey plots

3.1.2不同復墾年限下復墾地草本組成

調查樣地的草本物種組成如表2所示,排土場復墾地內共發現草本植物27種,隸屬于7科20屬,其中以菊科(Compositae)物種最多,有6屬10種；其次是禾本科(Gramineae),有6屬6種；豆科(Leguminosae)有4屬5種；車前科(Plantaginaceae)、蘿藦科(Asclepiadaceae)、堇菜科(Violaceae)和十字花科(Cruciferae)各含1種草本植物。植物生活型以多年生為主,占比77.78%；一年生和一、二年生植物類型較少,占比22.22%。礦區未采區原地貌(OL)共發現草本植物19種,隸屬于8科16屬,其中以菊科物種最多,有4屬5種；其次是豆科,有4屬4種；禾本科有3屬4種；龍膽科(Gentianaceae)含有兩種草本植物,瑞香科(Thymelaeaceae)、唇形科(Labiatae)、十字花科(Cruciferae)和紫草科(Boraginaceae)各含1種草本植物。植物生活型以多年生為主,占比78.95%；一年生和一、二年生植物類型也較少,占比21.05%。不同復墾年限復墾地的草本植物隸屬科類差異較小,R-6a和R-27a樣地的植物類型以菊科和禾本科為主,R-7a和R-25a樣地的植物類型以菊科、禾本科和豆科為主。從草本植物科屬種組成來看,R-25a樣地的科屬種均為復墾樣地的最高值,為5科11屬14種；其次為R-7a樣地,為4科9屬10種；R-6a樣地的植物屬種為復墾樣地的最小值,為5屬6種。

3.2 復墾地草本植物重要值分析

由式(1)計算可得調查樣地內各草本植物的重要值,其結果如表3和圖2所示。本文將草本植物的重要值(IV)分為四個等級：IV<1%為偶見種,1%10%為優勢種,當IV>30%時,該物種在復墾樣地內的生態位優勢明顯,將其認定為明顯優勢種；當復墾地內明顯優勢種較多時,種間競爭程度會相對較低；反之,競爭程度較高[48]。從整體來看,復墾樣地內的草本物種基本上以優勢種、亞優勢種和伴生種共存,無偶見種,同時樣地內各優勢種的重要值差異較大。

圖2 不同復墾年限調查樣地草本重要值/%Fig.2 Herb importance value of different reclamation years in the survey plots

表3 不同復墾年限調查樣地草本重要值/%Table 3 Herb importance value of different reclamation years in the survey plots

從草本植物種的重要值來看,在R-6a樣地內,除白蓮蒿為亞優勢種外,其余草本植物種均為優勢種；并且紫苜蓿和硬質早熟禾的重要值均大于40%,其為明顯優勢種。整體上,該樣地內共有草本植株6種,明顯優勢種2種,占比33.33%；優勢種5種,占比83.33%。在R-7a樣地內,草本植物種以優勢種、亞優勢種和伴生種共存；拂子茅和硬質早熟禾為明顯優勢種,其重要值均大于35%,優勢種還包括披堿草和草木樨,亞優勢種為蒔蘿蒿、花苜蓿、白蓮蒿和車前,伴生種為砂珍棘豆和禾葉小苦苣。整體上,該樣地內共有草本植株10種,明顯優勢種2種,占比20.00%；優勢種4種,占比40.00%。在R-25a樣地內,草本植物種以優勢種、亞優勢種和伴生種共存；明顯優勢種重要值較大,優勢度突出,硬質早熟禾和披堿草的重要值均大于50%,為明顯優勢種；該樣地亞優勢種較多,除糙隱子草、風毛菊和南山堇菜三個伴生種外,其余均為亞優勢種。整體上,該樣地內共有草本植株14種,明顯優勢種(同為優勢種)2種,占比14.29%。在R-27a樣地內,草本植物種包括優勢種和亞優勢種；優勢種包括披堿草、鵝觀草、白蓮蒿、垂果大蒜芥、硬質早熟禾和針茅,其中披堿草和鵝觀草為明顯優勢種；亞優勢種包括灰藜、草地風毛菊和大籽蒿。整體上,該樣地內共有草本植株9種,明顯優勢種2種,占比22.22%；優勢種6種,占比66.67%。在原地貌(OL)樣地內,草本植物種以優勢種、亞優勢種和伴生種共存；大針茅、針茅和硬質早熟禾為明顯優勢種,重要值均大于35%,優勢種還包括披堿草、蒔蘿蒿、抱莖小苦苣和達烏里胡枝子；亞優勢種包括風毛菊、狼毒和花苜蓿；其余均為伴生種。整體上,原地貌內共有草本植株19種,明顯優勢種3種,占比15.79%；優勢種7種,占比36.84%；該樣地內植物種類較高,但亞優勢種和伴生種的重要值較為接近,生態位重疊度較高,因此該樣地內的種間競爭排斥作用較大,從而降低了物種穩定共存的可能。綜上所述并結合實地調查發現,復墾樣地內的明顯優勢種包括硬質早熟禾、拂子茅、披堿草、紫苜蓿和鵝觀草,不同年限復墾地的草本優勢種以禾本科、菊科和豆科為主,原地貌(OL)樣地的明顯優勢種包括大針茅、針茅和硬質早熟禾。

3.3 不同復墾年限復墾地物種多樣性特征及變化趨勢

3.3.1不同復墾年限復墾地Shannon-Wiener指數特征及變化趨勢

Shannon-Wiener指數側重于來描述復墾樣地內的物種多樣性,也在一定程度上表征樣地內草本植株分布的均勻程度,該指數越大,樣地內物種多樣性越大,物種均勻度越高。由式(2)計算可得調查樣地的Shannon-Wiener指數,不同年限復墾地和原地貌樣地的Shannon-Wiener指數特征及變化趨勢如圖3所示。由圖3可以看出,Shannon-Wiener指數的最大值、最小值與均值變化一致,最大值與最小值可以具體反映所測數值的變化范圍。不同年限復墾地Shannon-Wiener指數的均值在R-25a樣地達到最高值,為0.62,該樣地物種多樣性最大、物種均勻度較高；R-6a樣地的Shannon-Wiener指數最小,為0.50,該樣地物種多樣性最低、物種均勻度較差。原地貌(OL)樣地的Shannon-Wiener指數為調查樣地內的最高值,其顯著高于復墾地排土場,其值為0.79。

圖3 不同復墾年限調查樣地的Shannon-維納指數特征Fig.3 Characteristics of Shannon-Wiener index of different reclamation years in the survey plots

變異系數是衡量各觀測值變異程度的一個統計[49],該值可以表征每個復墾樣地內植被重建特征的變異程度,同時也可以揭示復墾地植被重建特征隨復墾年限增加的變異程度變化。依據經典統計學對變異系數等

*表示一年生或一、二年生草本,無標注則為多年生草本級劃分,當CV≤10%,屬于弱變異程度；當10%

3.3.2不同復墾年限復墾地Simpson指數特征及變化趨勢

Simpson指數亦稱優勢度指數,Simpson指數越大,表明該樣地內植物物種的集中性越高,物種多樣性越小,同時草本優勢種集中在少數物種上。由式(3)計算可得調查樣地的Simpson指數,不同年限復墾地和原地貌樣地的Simpson指數特征及變化趨勢如圖4所示。由圖4可以看出,不同年限復墾地Simpson指數的均值在R-7a樣地達到最大值,為0.39,表明該樣地內優勢種集中在少數物種上,物種多樣性較小；R-25a樣地的Simpson指數最小,為0.37；原地貌(OL)樣地的Simpson指數為調查樣地內的最小值,其顯著小于復墾地排土場,其值為0.25。

圖4 不同復墾年限調查樣地的辛普森指數特征Fig.4 Characteristics of Simpson index of different reclamation years in the survey plots

從調查樣地內Simpson指數的變異系數來看,該值在R-27a樣地的變異系數最大,為52.51%；R-25a樣地的變異系數最小,為21.41%；五個調查樣地Simpson指數的變異系數均在10%—100%之間,均屬于中等變異程度。復墾地重建植被的Simpson指數隨復墾年限增加呈現先增后減再增的變化趨勢,其在復墾7 a時達到最大值,在復墾25 a減小到最小值；整體上該值呈平緩減小的趨勢,并逐漸接近于原地貌(OL)樣地,這與復墾地內的草本物種多樣性和優勢種的集中程度有關。R-7a樣地草本種類較少,且優勢種為4種、占比40.00%,優勢種集中在少數物種上,所以該樣地Simpson指數較大；R-25a樣地草本種類數為復墾地樣地內的最大值,其明顯優勢種的重要值分別為64.74%、59.34%和50.18%,其余均為亞優勢種和伴生種,重要值均小于10%,由式(3)Simpson指數的計算公式可得該樣地的Simpson指數為復墾樣地中的最小值。同時,原地貌(OL)樣地物種多樣性為調查樣地中的最大值,優勢種種類數6,占比36.84%,且該樣地內伴生種較多、重要值均小于5%,因此導致該樣地Simpson指數為調查樣地內的最小值。

3.4 不同復墾年限復墾地地上生物量特征及變化趨勢

3.4.1不同復墾年限復墾地地上生物量特征

生物量是植物群落結構和功能的重要體現,是判斷植被生長狀況以及生產潛力的重要依據,地上生物量與植株高度、冠幅等個體形態以及蓋度、密度等群落特征密切相關[50-52],因此地上生物量可以間接反映不同年限復墾地的土地復墾與植被恢復狀況。由式(4)和式(5)計算可得調查樣地的喬木地上生物量,灌木和草本的地上生物量測定采用直接稱量法,不同復墾年限復墾樣地和原地貌樣地的地上生物量特征如表4所示,其在不同年限的復墾樣地間存在一定差異。

表4 不同復墾年限調查樣地的地上生物量特征/(kg/m2)Table 4 Characteristics of aboveground biomass of different reclamation years in the survey plots

從復墾地喬灌地上生物量的均值來看,該值在R-27a樣地達到最高值,為5.9153 kg/m2；R-7a樣地次之,為4.3570 kg/m2；R-6a樣地該值最小,為2.1356 kg/m2；原地貌(OL)樣地的喬灌地上生物量為調查樣地的最高值,其值為8.5794 kg/m2。從復墾地草本地上生物量的均值來看,該值在R-6a樣地達到復墾樣地內的最高值,為0.2538 kg/m2；R-27a樣地該值為最小值,其為0.0557 kg/m2。從復墾地總地上生物量的均值來看,其分布特征與喬灌地上生物量特征相一致,其是由于不同復墾年限復墾地內的喬灌木植株較高大,地上生物量較高。從復墾地喬灌地上生物量的變異系數來看,其從大到小依次為82.37%、56.54%、52.05%和12.89%,該值在各復墾地內均屬于中等變異程度；原地貌(OL)樣地的變異系數為45.26%,也為中等變異程度。從復墾地草本地上生物量的變異系數來看,其從大到小依次為49.57%、41.88%、25.91%、17.34%,其在復墾樣地均屬于中等變異程度；原地貌(OL)樣地該值的變異系數為23.54%,也屬于中等變異程度。從調查樣地總地上生物量的變異系數來看,R-6a樣地的變異系數最大,為61.74%,R-7a樣地的變異系數最小,為11.92%,各個調查樣地的重要值均大于10%,均屬于中等變異程度。

3.4.2地上生物量隨復墾時間的變化特征

復墾地喬灌、草本和喬灌草總地上生物量(簡稱總地上生物量)隨復墾年限增加的變化趨勢如圖5所示,總地上生物量隨復墾年限增加呈現先增加后減少再逐漸增加的趨勢,和張振佳[53]研究的平朔礦區復墾地表層土壤微生物數量與酶活性隨復墾年限呈先增后減再增的變化趨勢一致。該現象與樣地的選擇、樣地內植物物種組成及其自身生長習性、降水等自然條件和人為干擾等息息相關；同時植被分布與土壤養分含量及分布密切相關,土壤狀況將直接影響植被的生長狀況[54-55]。由圖5可以看出,喬灌地上生物量在復墾7 a時達到一個峰值,其隨著復墾時間增加,在復墾25 a時有所下降,而后又逐漸增加；R-6a、R-7a、R-25a和R-27a樣地的地上生物量分別為原地貌(OL)樣地的27.55%、52.44%、36.55%和68.84%；復墾7 a時喬灌植物的地上生物量就已達到原地貌的50%,復墾27 a的R-27a樣地其值為原地貌(OL)樣地的68.75%,隨復墾時間增加,復墾地的喬灌地上生物量在逐漸接近原地貌未擾動區。由于調查樣地內的植被地上生物量89%以上取決于喬灌地上生物量,因此調查樣地內總地上生物量的變化趨勢和喬灌地上生物量變化一致,不再進行詳細分析。復墾地內的草本地上生物量隨復墾年限增加整體上呈現逐漸減少的趨勢,該值在復墾6 a時為最大值,其值為原地貌(OL)樣地的269.18%；草本地上生物量在復墾27 a時達到復墾地的最小值,其值為原地貌(OL)樣地的59.07%；該現象與喬灌生物量隨復墾年限增加大體上呈現增加有關,復墾初期喬灌木的生長增加了樣地物種多樣性,生境質量在一定程度上得到改善,隨復墾年限增加,草本物種多樣性增大,但增加的草本物種重要值較小,生態位重疊程度較高,在種間競爭中處于劣勢,進而部分草本植物物種出現退化。

圖5 地上生物量隨復墾年限的變化趨勢Fig.5 Variation trends of aboveground biomass with the years of reclamation

4 討論與結論

4.1 討論

4.1.1復墾地重建植被物種組成及演替特征

物種豐富度指數可表征樣地內的物種豐富度[56],本文中喬灌草種類數即為各樣地內的物種豐富度,植物種類數越多,物種多樣性越高。該研究發現復墾地內共記錄喬灌植物12種,隸屬于8科10屬,草本植物27種,隸屬于7科20屬；遠高于原地貌樣地的植物種類數(喬木植物1種；草本植物19種,隸屬于8科16屬),這與王卓[57]和哈文秀[58]的研究結果相一致。王卓等[57]對安太堡露天礦復墾地草本群落多樣性的研究發現,經過長期的礦區生態修復,排土場植物群落多樣性總體上呈上升趨勢。哈文秀等[58]對喀斯特斷陷盆地區不同恢復階段群落物種組成與多樣性特征的研究發現,在草叢→灌叢→喬木林的恢復過程中,群落物種組成中的科、屬、種數逐漸增加。由此可見,復墾地的植被重建工作在一定程度上提高了該礦區的物種多樣性,恢復效果較好。

重要值大小是確定草本優勢種和建群種的重要依據,從草本植物重要值來看,草本優勢種包括禾本科和菊科,這與許麗[59]、劉建利[60]和趙冰清[36]的研究結果相一致；復墾地內的多年生草本植物占比75%以上,其中優勢種包括硬質早熟禾、披堿草、拂子茅、鵝觀草、白蓮蒿和蒔蘿蒿,這與李晉川[61]和徐志果[42]的研究結果一致,因為禾本科和菊科植物具有耐干旱、耐貧瘠和適應性強的特點,其種子繁殖能力強且靠風傳播,更加適合在干燥多風的平朔礦區快速生長；同時,多年生草本植物種子繁殖能力相對較弱、但其具有較強的靠根、莖繁殖的能力,容易在定居后形成較穩定的種群[45]。復墾地內的草本種類數隨復墾年限增加呈現先增后減的變化趨勢,在R-25a樣地達到最大值,隨后又逐漸減少。究其原因,復墾前3 a會對人工種植的幼苗進行人工澆水,前5 a進行病蟲害控制；同時,復墾初期植物群落的自發演替較為明顯,通過生物作用加速營養物質的積累[62],再加上隨著喬灌木植株不斷生長,復墾地土壤表層凋落物覆蓋和地上生物量增加[63],生態環境得到一定改善,并導致一些適生的野生草本植物入侵。由重要值研究發現,在R-25a樣地入侵的草本植株重要值均較小且接近,屬于亞優勢種和伴生種,生態位重疊程度較高,促進了該樣地的競爭排斥作用、導致該樣地部分植物退化。R-27a樣地為最早進行土地復墾的排土場,經實地調查發現,起初在該樣地人工種植的無芒雀麥(Bromusinermis)、扁穗冰草(Agropyroncristatum)、草木樨狀黃耆(Astragalusmelilotoides)和草木樨(Melilotussuaveolens)均已不復存在,R-6a樣地和R-25a樣地內也無這些植株存在,草木樨只存在于R-7a樣地,該研究結論與王麗媛[64]和趙冰清[42]的研究結果一致。由于區域內的地理環境較為相似,因此草本植物生長受樣地內喬木樹種組成差異和自然生境條件的影響較大[65],在R-25a樣地和R-27a樣地喬木植株林齡較大,林冠的遮陰作用較強[66],同時喬木冠層對降水的截留和對土壤水分的蒸散也較強[67],因此樣地內的草本植物因受到了光照和水分的限制等而出現退化,但這些草本植物均對復墾前期土壤肥力的提升具有十分重要的作用,例如草木樨和草木樨狀黃耆等作為豆科植物,具有固氮作用,對初期培肥熟化和穩定土壤十分有益。

4.1.2復墾地植被地上生物量變化特征

植被地上生物量與植被類型及其組成密切相關[68-69],本文采用“空間代替時間”的方法,由于所選樣地的區域不同,各樣地內植物群落組成及與植被生長相關的各因子和人為干擾等因素都會導致該差異性的存在。隨復墾年限增加,復墾地的總地上生物量隨復墾年限呈現先增加后減少再增加的趨勢,其逐漸接近于原地貌,總地上生物量89%以上取決于喬灌木的地上生物量(見圖5)；該研究結論與馬潔[70]的研究成果相似并存在一定差異,馬潔等[70]研究發現3種人工林林下的地上部生物量不同程度的優于原地貌,并且人工林灌木層地上部生物量均高于草本層；同時,該研究結果與張振佳[53]的研究結論相一致,土壤微生物數量與酶活性均可在一定程度上反映重建植被特征和復墾地生態環境質量等,張振佳等[53]研究發現平朔礦區復墾地表層土壤微生物數量與酶活性隨復墾年限增加呈現先增后減再增的變化趨勢,但安太堡南排土場(R-27樣地)的土壤微生物數量與酶活性均低于原地貌。

該研究發現各復墾排土場的喬木物種組成存在較大差異,各種喬木植株的多度差異也較大,同時各復墾地的喬木多樣性均高于原地貌(見表5)。由表5可以看出,在復墾時間相近的R-6a樣地和R-7a樣地,R-7a樣地內只有小葉楊和榆樹兩種喬木植株,但其總地上生物量是有5種喬木存在的R-6a樣地的2.04倍；在復墾時間相近的R-25a樣地和R-27a樣地,有4種喬木植株存在的R-27a樣地的總地上生物量是有8種喬木植株存在的R-25a樣地的1.93倍。R-25a樣地的地上生物量相比R-7a樣地大幅下降,一方面與R-25a樣地自身的植物配置模式有關,另一方面也可能與該樣地經歷了2014年和2015年的降水低峰期有關[36]；隨著植被配置的改變,總地上生物量在復墾27 a的安太堡南排土場達到了最高值,該樣地內的喬木樹種為“刺槐×榆樹×油松×臭椿”,其為原地貌(OL)樣地的68.84%,且R-27a樣地內喬木植物多樣性高于原地貌樣地。經實地調研發現,同樣經歷過降水低峰期的R-27a樣地內大量“大徑級”(胸徑>10 cm)刺槐植株死亡,并且其余種類的喬木植株多度較少或平均胸徑和平均高度較小,因而該樣地地上生物量較少,還未達到原地貌水平。高一飛等[71]研究發現群落的植物生物量既可能隨植物多樣性的增加而增加,也可能與植物多樣性呈單峰型關系,當植物群落中種類數量較少時,環境異質性低,生物量隨種數的增加而變大；而隨種數的進一步增加,環境異質性逐漸增強,種間競爭加劇,生存資源利用逐漸飽和,此時生物量最大；種數再進一步增加,會因種間競爭進一步加劇而導致生存資源不足,生物量則減小。通過對實地調查數據的進一步分析發現,復墾初期,隨復墾年限增加植物生長速率逐漸增大；但某些植物在隨復墾年限進一步增加的過程中其生長速率會變緩慢甚至死亡。作為先鋒樹種的刺槐屬于高耗水樹種,在典型半干旱的平朔礦區其會過渡消耗土壤中的貯水,最終使其生長受到抑制[72-73]。胡振琪等[72]通過對煤矸石山刺槐林生長規律的研究發現,刺槐胸徑的速生期出現在2—4 a,4 a以后便開始明顯下降。張建軍等[73]研究發現黃土高原刺槐胸徑生長的快速期在8 a以前,10—12 a時基本達到頂峰,此后胸徑生長趨于緩慢。榆樹作為鄉土樹種,其種子一次性結實量大,質量小,且果實具翅,適應于復墾地多風環境中傳播擴散繁殖,但榆樹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[74],趙冰清等[67]研究發現,營造刺槐與榆樹的混交林,可以為榆樹定居提供生境,使其落地后可以繁殖更新。陽生性的油松在復墾前25 a油松生長緩慢,在復墾25 a至27a 間其生長迅速；焦醒等[75]研究發現陜西黃土高原油松胸徑在15—40 a時生長較快,45 a后生長速率減慢進入穩定生長。正是由于礦區植被重建的重要性及特殊性,再加上復墾地喬木植株生長較緩慢；因此,不同的土壤類型、地形和氣候條件、植物配置模式等都將直接影響重建植被的生長狀況,進而影響復墾地的生態恢復效果和生態系統穩定性,因此本文對不同復墾年限下復墾地的植被重建特征及演替規律的探索研究十分必要。

表5 不同復墾年限調查樣地各樹種生長狀況變化特征Table 5 Variation characteristics of growth status of various tree species in survey plots with different reclamation years

4.1.3對該礦區和類似礦區未來進行植被重建的建議

平朔露天礦區地處“溫帶半干旱”的生態脆弱區與敏感區,該礦區具有典型的“溫帶半干旱大陸性季風氣候”,年降水為450 mm左右,且降水集中在6—9月。劇烈的采煤活動導致該礦區原脆弱生態系統變為極度退化生態系統,生態系統結構和功能完全喪失,如果不及時整治,在現有的技術經濟條件下,將變為不可逆轉生態系統[76],因此,對該礦區進行土地復墾與植被重建變得十分緊迫與重要。經本文研究發現,復墾地重建植被的物種組成及配置模式對該礦區的土地復墾與生態恢復效果具有顯著影響,因為植物本身具有各自的生長習性,其所產生的復墾效果不同；并且不同恢復階段的植物物種組成有較大差異,隨著植被的恢復物種有所替代；因此,在不同植被恢復階段應按照植被的地帶性分布規律,選擇不同的植物物種及恢復措施,宜喬則喬、宜灌則灌、宜草則草。白中科等[2]基于礦業生產活動的周期性與長期礦區生態系統恢復重建的實踐,提出了礦區“地貌重塑、土壤重構、植被重建、景觀重現、生物多樣性重組與保護”恢復重建的“五元共軛”理論,所以未來在該礦區進行植被重建時應首先考慮擬復墾區的地形地貌和土壤條件,并綜合該區域的氣候和降水等條件,針對不同的損毀土地類型和程度,來進行重建植被的物種選擇(先鋒植物和適生植物)和植被配置模式、栽種方式與管理措施的制定。在植被恢復初期復墾地土壤質量較差,缺乏供植物生長的氮、磷和有機質等營養物質,再加上該礦區降水稀少、蒸發嚴重和風期長等特點,因此在該礦區復墾初期應選擇耐貧瘠和抗旱性強的先鋒物種,并重視植被的合理配置；喬木植株如刺槐和油松,草本植株如作為復墾地明顯優勢種的硬質早熟禾、拂子茅、披堿草、紫苜蓿和鵝觀草。許多研究表明,“刺槐×油松”混交模式在安太堡長勢最好,復墾初期,油松長勢較慢,起到了水土保持作用,促進了刺槐的快速生長,隨著刺槐樹齡的增大,為油松提供了很好的遮陰條件,兩者表現出互利共生的現象[62]；同時,刺槐作為先鋒物種,為豆科植物,具有根瘤、能夠固氮,可以有效增加土壤氮素和提高土壤肥力,其還可防止風蝕、水蝕,為后續植被恢復以及復墾地生態環境的改善起著十分重要的作用[33]。同時,由于受損生態系統的功能恢復比形態恢復難度大、時間長,植被恢復可能會沿著受損與退化時的軌跡復歸,因此在復墾初期進行人工支持引導生態系統自然修復也非常關鍵[2,76]。

生態保護修復如同人體的健康管理,應由“開刀治病”轉向“健康管理”或全程“適應性管理”[76]。在復墾初期對該礦區已復墾地的植被恢復進行了人工管護,但在后期自然恢復過程中也不能放任不管,否則隨著部分植物退化,缺失的生態系統結構難以在短時間內補缺；因此,也應在后期自然恢復的基礎上加強積極的培育措施,包括保護、撫育、促進、補植(播)、更新等手段,使礦區的重建植被按一定的生態目標進行恢復[77-78]。對該礦區擬復墾區進行實地調查和對生態問題進行科學地識別與診斷,根據生態系統退化程度的高低和生態保護修復目標來確定“保護保育、自然恢復、輔助再生、生態重建”等為主的生態保護修復單元類型,以及可選取的生態保護修復技術模式；并且從復墾初期開始,就對生態恢復過程中的重建植被進行長期定位監測,及時根據其生長特征調整恢復措施,其監測結果可為后期的土地復墾與植被重建工作提供寶貴參考。當今,我國生態修復的核心理念是“保障生態安全,促進人與自然和諧發展”,礦區人類活動會顯著影響礦區復墾地重建植被的恢復狀態；因此,當地居民或礦區決策者應根據不同恢復階段的重建植被特征采取適應性管理措施,促進復墾地生態系統恢復向正向演替,爭取實現植被重建工作的效益最大化,提高該礦區的生態系統服務,進而提升人類福祉。

4.2 結論

(1)植被重建工作顯著提高了復墾地的物種豐富度,各復墾地喬灌植株的物種豐富度明顯高于原地貌。但在重建植被演替過程中,并非隨復墾年限增加,物種豐富度越來越高,復墾地Shannon-Wiener指數隨復墾年限增加呈先增后減的變化趨勢,該值在R-25a樣地達到峰值(0.62),其與復墾地的植物物種組成及其自身生長習性、土壤條件、降水等自然條件和人為干擾等息息相關。

(2)從喬木植株的生長狀況來看,刺槐作為先鋒樹種,是植被重建時可優先選擇的喬木樹種。從復墾地草本植株組成來看,草本植物以多年生為主,占比77.78%；從草本重要值的來看,草本優勢種以禾本科、菊科和豆科為主,明顯優勢種包括：硬質早熟禾、拂子茅、披堿草、紫苜蓿和鵝觀草,其為復墾時優先考慮的草本物種。

(3)復墾地的總地上生物量89%以上取決于喬灌地上生物量,其隨復墾年限增加呈現先增后減再增的變化趨勢,并逐漸接近于原地貌,R-6a、R-7a、R-25a和R-27a樣地的地上生物量分別為原地貌(OL)樣地的27.55%、52.44%、36.55%和68.84%,在R-27a樣地達到最大值(5.9710 kg/m2),其在一定程度上表明隨復墾年限增加植被生長狀況和復墾效果逐漸變好。