珊丹, 何京麗, 劉艷萍, 梁占岐, 榮浩

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草原礦區(qū)排土場恢復重建人工植被變化

珊丹*, 何京麗, 劉艷萍, 梁占岐, 榮浩

水利部牧區(qū)水利科學研究所, 呼和浩特 010020

以典型草原大型露天煤礦排土場為研究對象, 研究不同水土保持工程措施與植物措施配置形式下排土場人工、半人工植物群落的植物種類組成、結構及物種多樣性變化, 結果表明, 自然恢復的人工裸露邊坡草層低矮、植物種類單一, 水土保持工程措施與植物措施相結合進行植被恢復的試驗小區(qū)植物種類明顯增加, 項目實施第三年試驗區(qū)內(nèi)共出現(xiàn)23種植物, 分屬10科22屬, 單種科和單種屬占優(yōu)勢; “生態(tài)袋一字型布設+撒播種草”試驗小區(qū)出現(xiàn)的植物種類最多, 植物成活率高、Shannon-wiener多樣性指數(shù)、Margalef豐富度指數(shù)較大, 這一措施配置形式在草原礦區(qū)排土場邊坡植物群落快速建植和水土流失防治等方面效果均顯著; 抗逆性強、具有固氮功能、性狀優(yōu)良的豆科牧草可作為草原礦區(qū)人工擾動后植被恢復重建的先鋒物種。

排土場邊坡; 水土保持措施; 植物群落; 多樣性

1 前言

草原不僅是我國最大的天然牧場和畜牧業(yè)生產(chǎn)基地, 因其富集的煤炭資源, 目前已成為國家重要的能源基地。近些年, 煤炭資源大量開發(fā)對脆弱的草原生態(tài)系統(tǒng)帶來的負面影響備受關注, 其中以露天開采最為明顯[1]。露天采煤產(chǎn)生的損毀土地主要為排土場[2], 排土場大量棄土棄渣的堆放, 改變了土壤原有機械組成和結構, 在強降雨、大風和重力的作用下, 很容易發(fā)生面蝕、溝蝕, 還會出現(xiàn)沙礫化面蝕、沉陷、崩塌、滑坡等新的水土流失, 對生態(tài)環(huán)境影響極大[3–4]。由于排土場水分條件差、土壤貧瘠、生物活性低, 排土場生態(tài)恢復和植被重建一直是礦區(qū)復墾的重點和難點, 其中土壤和植被的恢復是排土場生態(tài)恢復和重建的基礎工作[5]。植物作為生態(tài)系統(tǒng)的一個重要組成部分, 有直接、間接及潛在的多方面使用價值, 而物種多樣性是衡量一定地區(qū)生物資源豐富程度的一個客觀指標, 物種多樣性與生產(chǎn)力、生態(tài)系統(tǒng)之間都有密切聯(lián)系, 對維護基本環(huán)境平衡和生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定具有重要意義[6–7], 因此, 在人工擾動后的草原礦區(qū)植被恢復重建過程中, 研究水土保持工程措施與植物措施不同配置形成的人工、半人工植物群落組成、結構及其物種多樣性變化, 對草原露天煤礦生態(tài)恢復計劃制定、項目實施和水土保持效益評估都具有重要作用。

2 材料與方法

2.1 研究區(qū)概況

內(nèi)蒙古大唐國際錫林浩特礦業(yè)有限公司勝利東二號露天煤礦位于內(nèi)蒙古錫林郭勒盟錫林浩特市境內(nèi), 露天礦呈北東至南西走向不規(guī)則的四邊形, 面積49.88 km2。試驗區(qū)位于勝利東二號露天煤礦南排土場, 南排土場位于礦區(qū)東南部, 占地面積13.66 km2, 為平臺、邊坡相間分布的階梯式地貌, 相對高度100 m, 每級臺階坡面高度約20 m, 臺階坡面為煤矸石與土混排后覆土, 形成覆土坡, 坡面角32°—34°, 覆土邊坡陡而松散[8]。試驗區(qū)為排土場陽坡, 根據(jù)土壤理化性質(zhì)試驗, 試驗區(qū)土壤容重為1.36 g·cm–3, 土壤粒徑以>0.05 mm的細沙為主, 土壤質(zhì)量較差, 養(yǎng)分含量較低, 0—20 cm土層的土壤全氮含量為0.18 g·kg–1、全磷0.29 g·kg–1、全鉀40.43 g·kg–1、有機質(zhì)6.30 g·kg–1、pH值8.96。

試驗區(qū)地處內(nèi)蒙古高原中部, 屬中溫帶干旱半干旱氣候, 多年平均降水量289 mm, 集中分布在6—8月份, 占全年降水量的70%以上, 多年平均蒸發(fā)量1830.8 mm, 為降水量的6倍多; 春季多風, 多年平均風速為3.5 m·s–1, 多年平均大風日數(shù)年均61.1 d, 瞬時最大風速36.6 m·s–1; 勝利東二號露天煤礦所處草原區(qū)域土壤為典型栗鈣土, 隱域性土壤發(fā)育, 由于栗鈣土的成土母質(zhì)主要是黃土狀沉積物、各種巖石風化物、河流沖積物、風沙沉積物等, 風蝕嚴重[9–10]。草原礦區(qū)原地表植被屬典型草原植被, 以克氏針茅()、羊草()為主要建群種, 植被蓋度35%—50%。

2.2 研究方法

2.2.1 水土保持措施配置

選擇2009年10月排土到界并進行了覆土的排土場作為試驗區(qū), 排土場邊坡坡度為33°。將排土場邊坡進行平整后, 采取工程措施與植物措施相結合的水土流失防治措施恢復排土場邊坡植被; 其中工程措施主要包括植生帶、一字型生態(tài)袋、品字型生態(tài)袋、生物沙障; 植物措施主要為草灌結合、牧草混播; 共設置試驗小區(qū)7個, 采用完全隨機區(qū)組設計, 每小區(qū)面積200 m2(20 m×5 m), 小區(qū)間距0.5 m。各試驗小區(qū)水土保持措施配置見表1。

表1 排土場邊坡水土保持措施配置表

注: 各試驗小區(qū)(除1#、7#以外)內(nèi)牧草混播植物種為紫花苜蓿()、披堿草()、沙打旺()、黑麥草()、紫穗槐(), 混合比例為1:1:1:1:1, 栽植的灌木為檸條()、沙地柏。生態(tài)袋: 由聚丙烯為原材料制成的雙面熨燙針刺無紡布加工而成的袋子, 具有抗紫外線、耐腐蝕性強等特點; 袋長80 cm, 寬30 cm; 將植物生長土、植物種子(紫花苜蓿、披堿草、沙打旺、黑麥草、紫穗槐)裝入生態(tài)袋內(nèi)后封口, 在排土場邊坡按工程措施不同要求(見表1)進行布設, 并采用鐵釬固定在排土場邊坡;植生帶: 采用自動化的機械設備將種子準確均勻的分布并定植在營養(yǎng)膜上, 植生帶分四層, 最外為尼龍纖維網(wǎng), 次外層為一定克數(shù)的無紡布, 中層為植物種子(添加種子類型同生態(tài)袋), 次內(nèi)層為能在短期內(nèi)自動分解的無紡棉纖維布, 植生帶寬度1 m, 成卷; 在修整好的排土場邊坡由上而下順坡滾動鋪平、固定, 兩塊植生帶結合處有5-10 cm重疊。沙障: 設置沙柳沙障, 沙障所用插條為1—2年生的健壯枝條, 沙障設置垂直于主風向, 沙障內(nèi)撒播牧草。

2.2.2 植物群落學特征調(diào)查

采用樣方法, 于水土保持措施布設第三年植物生長旺盛期(8月初), 在各個水土保持措施配置試驗小區(qū)的坡上、坡中、坡下隨機選取3個樣方(1 m×1 m), 統(tǒng)計樣方內(nèi)出現(xiàn)植物種類, 測定每個樣方內(nèi)的各種植物個體高度、密度和蓋度。

2.2.3 物種多樣性統(tǒng)計分析

α物種多樣性指數(shù)選用3類指數(shù), 即綜合多樣性指數(shù)—Shannon-Wiener多樣性指數(shù)、Margalef豐富度指數(shù)、Pielou均勻度指數(shù), 計算公式如下[11–12]:

Shannon-Wiener多樣性指數(shù)()

式中,為調(diào)查樣方內(nèi)物種數(shù)目,為調(diào)查樣方內(nèi)所有物種個體總數(shù),可代表相對蓋度、相對密度等, 為了使計算的各種指數(shù)更具代表性, 同時便于不同群落間的比較, 本研究中用綜合特征量植物的重要值與樣地總的重要值的比值代替, 計算α多樣性指數(shù)。

重要值是評價某一種植物在植物群落中作用的綜合性數(shù)量指標, 是植物種的相對蓋度、相對頻度、相對密度(或相對高度)的總和。由于群落中任何植物單項相對數(shù)量值都不會超過100%, 所以, 群落中任何一個種的重要值都不會超過300%[13]。

重要值()的計算公式為:＝＋＋

式中:為相對蓋度, 是樣方內(nèi)某一種植物的蓋度占群落中總蓋度的百分比、為相對頻度, 是樣方內(nèi)某一種植物的頻度占所有植物種總頻度的百分比、為相對密度, 是樣方內(nèi)某一種植物的密度占群落總密度的百分比。

采用Excel 2010 進行數(shù)據(jù)統(tǒng)計和圖表構建, SAS 9.0 統(tǒng)計軟件進行數(shù)據(jù)的統(tǒng)計分析。

3 結果與分析

3.1 不同水土保持措施配置植物群落組成

對試驗區(qū)出現(xiàn)植物種類及植物重要值()(表2)進行統(tǒng)計分析, 未進行任何治理措施(對照樣地 1#)的排土場邊坡植物種類組成單一, 主要為一年生雜類草, 草層低矮, 層次分化不明顯, 僅為單層結構。在工程措施與植物措施不同配置作用下, 各試驗小區(qū)植物種類都有明顯增加, 項目實施第三年試驗區(qū)內(nèi)共出現(xiàn)23種植物, 分屬10科22屬, 10個科中, 單種科7個, 22個屬中, 單種屬為21個, 單種科和單種屬占優(yōu)勢。

表2 各試驗小區(qū)出現(xiàn)植物的重要值(IV)

*注: 說明試驗小區(qū)的調(diào)查樣方內(nèi)未出現(xiàn)該植物。

根據(jù)群落的植物生活型組成, 將植物生活型功能群劃分為4類, 即: (1)灌木、半灌木、小半灌木; (2)多年生禾草; (3)多年生雜類草; (4)一、二年生植物。試驗區(qū)內(nèi)出現(xiàn)23種植物中, 多年生禾草3種, 多年生雜類草7種、一、二年生植物8種, 半灌木、小半灌木5種。各個試驗小區(qū)中, 2#(生態(tài)袋一字型布設+撒播種草)試驗小區(qū)出現(xiàn)的植物種類最多, 為14種, 其次為3#(生態(tài)袋品字型布設+草灌結合)、7#(沙地柏()+繡線菊())。1#(對照樣地)試驗小區(qū)出現(xiàn)的植物種最少, 僅為5種, 并且有4種為一、二年植物, 除對照樣地以外, 其他試驗小區(qū)內(nèi)植物種類組成基本相似。對主要植物的重要值()分析發(fā)現(xiàn)(表2), 人工種植的紫花苜蓿()、沙打旺()、披堿草()重要值()相對較高, 平均值分別達到162.46、124.75、123.59, 蒙古蟲實()雖然在各個試驗區(qū)內(nèi)均有分布, 但并未表現(xiàn)出較高的重要值()(94.57), 一、二年生植物雖然種類較多, 但重要值()均較低。根據(jù)植物群落重要值()變化, 排土場邊坡人工植被恢復初期, 人工植物群落的優(yōu)勢種主要為人工種植的豆科植物紫花苜蓿、沙打旺、禾本科的披堿草, 主要伴生種有多年生雜類草蒙古蟲實、一、二年生植物狗尾草()、畫眉草()、刺藜()等。

3.2 不同水土保持措施配置植物群落物種多樣性

作為群落水平的生態(tài)學特征之一, 物種多樣性是生境中物種豐富度及分布均勻性的一個綜合數(shù)量指標, 表征生物群落和生態(tài)系統(tǒng)結構的復雜性, 可較好地反映群落的結構[14–15]。根據(jù)物種多樣性指數(shù)計算結果(表3), Shannon-wiener多樣性指數(shù)最高的是2#, 其次為3#、7#, 對照樣地(1#)的多樣性指數(shù)最低, Shannon-wiener多樣性指數(shù)的變化規(guī)律與群落植物組成的種類數(shù)目成正相關關系; Margalef豐富度指數(shù)最大的為7#, 其次為2#、3#, 而3#的Pielou均勻度指數(shù)最大, 2#、4#的Pielou均勻度指數(shù)相對較低。Pielou均勻度指數(shù)反映的是群落中全部物種個體數(shù)目的分配狀況, 不足是以群落中樣本的生物數(shù)量代替群落中所有的實際物種數(shù)目, 物種豐富度通過表明一個生物群落中物種數(shù)目的多少來衡量該群落物種豐富程度, Margalef物種豐富度指數(shù)的不足是沒有考慮物種在群落中分布的均勻性, 并且常常是少數(shù)種占優(yōu)勢[16], Shannon-wiener多樣性指數(shù)是植物群落結構的重要參數(shù), 它能客觀的反映植物群落內(nèi)物種組成的變化情況, 綜合考慮物種豐富度和均勻度, 更能反映不同群落間的多樣性特點[16], 因此, 在表3中, 2#、3#、7# Shannon-wiener多樣性指數(shù)較高, 這幾種水土保持措施配置下的人工植物群落表現(xiàn)出較高的物種多樣性; 而2#、4#的Pielou均勻度指數(shù)較低, 除了樣本數(shù)量沒有反映出群落中實際物種數(shù)目外, 可能原因是這兩個試驗區(qū)雖然出現(xiàn)的一、二年生植物種類較多, 但由于一、二年生植物數(shù)量少、頻度低, 故Pielou均勻度指數(shù)較低。

植物生活型構成是表征群落結構和功能的重要指標, 從功能群的來看(表4), 除對照樣地(1#)以外, 各水土保持措施配置試驗區(qū)內(nèi)多年生雜類草的Shannon-wiener多樣性指數(shù)幾乎都高于灌木、半灌木、小半灌木、多年生禾草和一、二年生植物的Shannon- wiener多樣性指數(shù), 試驗區(qū)主要的雜類草為人工種植的豆科植物紫花苜蓿、沙打旺。比較不同水土保持工程措施與植物措施配置形式, 試驗小區(qū)各功能群組物種多樣性的變化, 3#灌木、半灌木、小半灌木的Shannon-wiener多樣性指數(shù)最高, 多年生雜類草在5#(鋪設植生帶)具有較高的物種多樣性, 2#多年生雜類草的Shannon-wiener多樣性指數(shù)較高, 由于對照樣地(1#)未出現(xiàn)灌木、半灌木、小半灌木和多年生禾草, 因此一、二年生植物在對照樣地具有較高的Shannon-wiener多樣性指數(shù)。

表3 各試驗小區(qū)植物群落多樣性、豐富度及均勻度指數(shù)比較

表4 試驗小區(qū)各功能群Shannon-Wiener多樣性指數(shù)比較

4 討論

草原露天煤礦排土場基質(zhì)主要為采礦剝離物、采礦廢棄物和灰渣等, 巖土混排后覆土, 形成覆土坡, 由于表土不足、土壤肥效低、水資源短缺等限制因素造成排土場地表原生植被極度匱乏。露天煤礦排土場生態(tài)恢復重建的主要方式是通過直接種植植被, 演替后期的植物種來加速原始植被演替進程[17], 由于建植的主要植物種類受到人為因素控制, 植物群落的多樣性與自然生態(tài)系統(tǒng)中的植物群落的多樣性存在一定差異, 在人為干預、控制和管理下, 通過生態(tài)系統(tǒng)本身的自我調(diào)節(jié)能力、加以人工調(diào)控, 可以建立一個穩(wěn)定的、正向演替的人工、半人工植物群落, 達到保護與可持續(xù)利用的目的。根據(jù)牛星[18]的研究, 呼倫貝爾草原伊敏露天煤礦廢棄地人工恢復5年后, 多年生草本植物9種、一、二年生植物11種, 自然恢復5年后, 多年生草本植物3種、一、二年生植物15種, 與之相比, 本研究區(qū)植被恢復重建初期(項目實施第三年)試驗區(qū)內(nèi)共出現(xiàn)23種植物, 分屬10科22屬, 在人工措施和自然恢復的雙重作用下, 排土場邊坡植物種類還是較為豐富的。在不同水土保持措施配置的試驗區(qū), 植物群落組成中一、二年生植物種類較多, 分屬3科8屬, 出現(xiàn)的一、二年生植物種類占出現(xiàn)總植物種的34.7%, 說明在草原露天礦排土場邊坡植被恢復的最初階段, 除人工種植的草本植物和灌木以外, 狗尾草、畫眉草、刺藜等等傳播能力強且耐旱的一、二年生物種是主要的先鋒植物。牛星[17]研究也表明, 豬毛菜()、蒺藜()、灰綠藜()、地膚()、堿蓬()、西伯利亞蟲實()、狗尾草等作為先鋒植物占據(jù)了露天煤礦廢棄地植物群落的主要地位。

選擇適宜的水土保持植物, 是草原礦區(qū)人工再塑地貌生態(tài)恢復的關鍵, 所選植物種應具有耐旱、耐寒、耐貧瘠、耐鹽、抗污染、速生、根系發(fā)達及改土作用強等特點。草原礦區(qū)植被恢復重建一般是以過渡性的先鋒植物、性狀優(yōu)良的鄉(xiāng)土物種為首選植物, 條件適宜時引進外來速生品種, 綜合考慮培肥土壤、穩(wěn)定土壤、控制侵蝕、減少污染等因素。李晉川等[19]在山西省安太堡露天煤礦植被恢復研究中從90余種植物中選出20余種適合在黃土高原脆弱生態(tài)區(qū)復墾使用的適宜植物, 發(fā)現(xiàn)豆科牧草適合做復墾的先鋒植物, 沙棘()、檸條()等少數(shù)灌木生長優(yōu)勢明顯; 李楠[20]在山西省沁水煤田煤矸石山植被恢復物種多樣性研究中也發(fā)現(xiàn), 種植固氮植物是經(jīng)濟效益與生態(tài)效益俱佳的土壤基質(zhì)改良方法。本研究中排土場邊坡種植的紫花苜蓿、沙打旺均為豆科植物, 在條件相對惡劣的環(huán)境下生長狀況良好, 適應能力較強。因此, 在草原露天開采等生產(chǎn)建設活動形成的排土場、廢棄地等土壤環(huán)境相對較差的區(qū)域, 植被恢復重建初期可以將性狀優(yōu)良的豆科牧草作為植物群落建群的先鋒物種, 通過豆科植物固氮作用改良土壤結構、增加土壤肥力, 為其他植物的生長繁殖創(chuàng)造優(yōu)良的土壤環(huán)境, 逐步實現(xiàn)植物群落的自然演替, 最終達到群落的穩(wěn)定狀態(tài)。

生態(tài)袋是一種由聚丙烯為原材料制成的袋子, 近些年主要運用于邊坡防護綠化, 是荒山、礦山修復、高速公路邊坡綠化、河岸護坡中重要的施工方法之一, 草原礦區(qū)排土場植被恢復重建中還是首次應用。本研究中“生態(tài)袋一字型布設+撒播種草”措施配置試驗小區(qū), 植物成活率相對較高, 并表現(xiàn)出較高物種多樣性。根據(jù)郭建英等[21]研究發(fā)現(xiàn), 典型草原露天煤礦排土場邊坡治理采用的不同水土流失治理措施中, 生態(tài)袋一字型措施試驗小區(qū)的年土壤侵蝕量最小, 說明草原礦區(qū)排土場邊坡植被恢復重建初期, 相比他水土保持措施, “生態(tài)袋一字型布設+撒播種草”措施配置形式在植物群落的快速建植和水土流失防治方面效果都比較明顯。在我國北方干旱半干旱地區(qū), 將生態(tài)袋這種工程措施與適宜的人工種草措施相結合進行礦區(qū)排土場、廢棄地等人工擾動區(qū)的生態(tài)修復具有廣闊的應用前景。

5 結論

通過對典型草原區(qū)露天礦排土場邊坡的人工、半人工植物群落的研究, 與自然恢復的裸露邊坡相比, 植被恢復重建中水土保持工程措施與植物措施相結合的形式使植物群落物種數(shù)量明顯增加, 項目實施第三年試驗區(qū)內(nèi)共出現(xiàn)23種植物, 分屬10科22屬, 并且單種科和單種屬占優(yōu)勢。豆科牧草因其抗逆性強、具有固氮功能等優(yōu)良性狀可作為草原礦區(qū)植被恢復重建的先鋒物種。在不同水土保持工程措施與植物措施配合恢復重建草原礦區(qū)排土場邊坡植被中, “生態(tài)袋一字型布設+撒播種草”的配置形式在提高植物成活率、增加植物群落多樣性、防治水土流失方面效果明顯, 這一配置模式在生態(tài)環(huán)境較差、植被恢復難度較大的人工擾動區(qū)域的生態(tài)修復重建中具有較高的推廣應用價值。

[1] 白中科, 左尋, 郭青霞, 等. 大型露天煤礦土地復墾規(guī)劃案例研究[J]. 水土保持學報, 2001, 15(4): 118–121.

[2] 黃丹勇. 礦區(qū)土地復墾與生態(tài)環(huán)境恢復綜述[J]. 湖南有色金屬, 2011, 27(6): 45–48.

[3] 馬銳, 韓武波, 白中科. 黃土區(qū)大型露天礦排土場水土 流失致災因子的確定—以安太堡露天煤礦南排士場為例[J]. 能源環(huán)境保護, 2006: 50–53.

[4] 水利部, 中國科學院, 中國工程院. 中國水土流失防治與生態(tài)安全∥開發(fā)建設活動卷[M]. 北京:科學出版社, 2010, 78–80.

[5] 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, 21(19): 223–232.

[6] 任海, 彭少麟. 恢復生態(tài)學導論[M]. 北京:科學出版社, 2001, 36–42.

[7] 李慧蓉. 生物多樣性和生態(tài)系統(tǒng)功能研究綜述[J]. 生態(tài)學雜志, 2004, 23(3): 109–114.

[8] 劉偉民, 邢萬昱. 勝利東二露天礦排土工藝研究[J]. 露天采礦技術, 2009, 4: 14–16.

[9] 朱麗, 秦富倉. 露天煤礦開采項目水土流失量預測—以內(nèi)蒙古錫林郭勒盟勝利礦區(qū)一號露天煤礦為例[J]. 水土保持通報, 2008, 28(4): 111–115.

[10] 劉春雷, 王金滿, 白中科, 等. 干旱區(qū)草原露天煤礦土地復墾技術分析[J]. 金屬礦山, 2011, 5: 154–157.

[11] 戈峰. 現(xiàn)代生態(tài)學[M]. 北京:科學出版社, 2002, 73–88.

[12] 劉燦然, 馬克平. 生物群落多樣性的測度方法[J]. 生態(tài)學報, 1997(6): 601–610.

[13] 章家恩. 生態(tài)學常用實驗研究方法與技術[M]. 化學工業(yè)出版社, 2007, 91.

[14] GRIME J P. Biodiversity and ecosystem function the debate deepens[J]. Science, 1997, 277: 1260–1261.

[15] 常學向, 趙文智, 趙愛芬. 祁連山區(qū)不同海拔草地群落的物種多樣性[J]. 應用生態(tài)學報, 2004, 15(9): 1599–1603.

[16] 李博. 生態(tài)學[M]. 北京:高等教育出版社, 2000, 343–346.

[17] 郭逍宇, 張金屯, 宮輝力, 等. 安太堡礦區(qū)復墾地植被恢復過程多樣性變化[J]. 生態(tài)學報, 2005, 25(4): 763–770.

[18] 牛星. 伊敏露天煤礦廢棄地植被恢復及其效果研究[D]. 博士學位論文, 內(nèi)蒙古農(nóng)業(yè)大學, 2013, 27–31.

[19] 李晉川, 王文英, 盧崇恩. 安太堡露天煤礦新墾土地植被恢復的探討[J]. 河南科學, 1999, 17: 92–95.

[20] 李楠, 郭晉平, 米文精, 等. 潞安集團煤矸石山植被恢復植物多樣性研究[J]. 山西農(nóng)業(yè)大學學報(自然科學版), 2013, 33(5): 408–412.

[21] 郭建英, 何京麗, 李錦榮, 等. 礦區(qū)人工再塑地貌對錫林郭勒草原土壤侵蝕的影響及其控制效果[J]. 水土保持學報, 2015, 29(1): 56–61.

Artificial vegetation changes on vegetation restoration in coal mine dump slope of typical steppe

SHAN Dan*, HE Jingli, LIU yanping, LIANG Zhanqi, RONG Hao

Institute of Water Resources for Pastoral Area of the Ministry of Water Resources of China, Hohhot 010020, China

The influences of the different remaining measures of soil and water and plant measures on vegetation composition and plant diversity of artificial and semi-artificial plant community were investigated in coal mine dump slope of typical steppe. The results indicated that plant species in exposed slopes under natural restoration were relatively poor due to fragile ecological environment. Plant species increased significantly under remaining measures of soil and water with combination of engineering measures and plant measures. There were 23 species belonging to 22 genera and 10 families observed in the investigated areas after three years. Monotypic genus and single family were in dominant position. There were abundant species, higher survival rate, Shannon-wiener diversity and Margalef richness indices designed with the measure of bag a font and broadcast sowing, which showed the high vegetation construction efficiency for controlled soil and water loss in coal mine dump slope. Leguminous plants with strong resistance, wide adaptability and nitrogen fixation might be taken as a pioneer plant for restoration and reconstruction of vegetation in coal mine dump slope of typical steppe.

dump slope; remaining measures of soil and water; plant community; diversity

10.14108/j.cnki.1008-8873.2017.02.008

S157.2

A

1008-8873(2017)02-057-06

2015-10-12;

2015-12-02

內(nèi)蒙古自治區(qū)科技計劃項目(20140713); 水利部公益性行業(yè)科研專項經(jīng)費項目(201301049); 國家自然科學基金—青年科學基金項目(31400482)

珊丹(1978—), 女, 內(nèi)蒙古赤峰市人, 博士, 主要從事草地生態(tài)與水土保持方面的研究, E-mail: mksshd@126.com

珊丹, 何京麗, 劉艷萍, 等. 草原礦區(qū)排土場恢復重建人工植被變化[J]. 生態(tài)科學, 2017, 36(2): 57-62.

SHAN Dan, HE Jingli, GUO Jianying, et al. Artificial vegetation changes on vegetation restoration in coal mine dump slope of typical steppe[J]. Ecological Science, 2017, 36(2): 57-62.