劉青青, 赫苗花, 李 飛, 王曉麗, 邢云飛, 李思瑤, 張海蓉, 施建軍*

(1. 青海大學(xué)/青海省畜牧獸醫(yī)科學(xué)院, 青海 西寧 810016; 2. 廣東中煤地質(zhì)生態(tài)環(huán)境有限公司, 廣東 廣州 510440)

我國(guó)礦產(chǎn)資源豐富,為國(guó)家安全和經(jīng)濟(jì)發(fā)展提供了保障。自改革開放以來,我國(guó)礦業(yè)迅速發(fā)展,大規(guī)模開發(fā)的同時(shí)帶來了嚴(yán)重的生態(tài)環(huán)境問題[1]。據(jù)遙感調(diào)查監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)顯示,截至2018年底,全國(guó)礦山開采占用損毀土地約3.60×104km2,其中正在開采的礦山占用損毀土地約1.33×104km2,歷史遺留礦山占用損毀約2.27×104km2[2]。廢棄礦山土壤中有毒物質(zhì)含量急劇增加,水土流失嚴(yán)重,植被覆蓋度嚴(yán)重下降,造成了嚴(yán)重的生態(tài)破壞和環(huán)境污染,因此對(duì)礦區(qū)生態(tài)環(huán)境的修復(fù)尤為重要[3]。目前,已有大量的學(xué)者基于不同方法對(duì)礦山生態(tài)修復(fù)進(jìn)行研究。黃艷利等[4]利用SBAS-InSAR技術(shù)對(duì)西部典型礦區(qū)的植被覆蓋度時(shí)序演化進(jìn)行了研究,得出了植被退化的重要影響因素,為該礦區(qū)植被修復(fù)的時(shí)間提供了理論與數(shù)據(jù)支撐;郭軍康等[5]通過分析礦區(qū)不同土壤重金屬污染修復(fù)技術(shù),提出了礦區(qū)地形地貌修復(fù)的理念和礦區(qū)土壤污染修復(fù)的發(fā)展方向,為礦區(qū)土壤修復(fù)技術(shù)奠定了基礎(chǔ);張振佳等[6]利用土壤微生物及酶活性評(píng)估了礦區(qū)生態(tài)修復(fù)后的土壤質(zhì)量以及生態(tài)系統(tǒng)的恢復(fù)狀況,以期提供更加合理的方法來提高礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)效果。大量相關(guān)研究已經(jīng)證實(shí)礦山生態(tài)修復(fù)的必要性和重要性。

草地健康一直是學(xué)者們研究的熱點(diǎn)與前沿問題之一[7-8]。草地健康可以反映草地結(jié)構(gòu)和功能等特征,是草地合理利用的基礎(chǔ)。由于草地類型多樣性和復(fù)雜性,不同生態(tài)學(xué)家使用不同的草地健康評(píng)價(jià)方法,常用的評(píng)價(jià)方法有活力-組織力-恢復(fù)力(Vitality-Organization-Resilience;VOR)指數(shù)法[9]、基況-活力-組織力-恢復(fù)力(Condition-Vitality-Organization-Resilience;CVOR)指數(shù)法[10-11]、功能評(píng)價(jià)法[12]、層次分析法[13]和聚類分析法[14]等。其中,任繼周院士于2000年提出了CVOR指數(shù)評(píng)價(jià)模型,由于其綜合、簡(jiǎn)單、準(zhǔn)確和適用的特點(diǎn)得到了廣泛的應(yīng)用[15-18]。目前,草地生態(tài)系統(tǒng)研究多集中于服務(wù)價(jià)值評(píng)估[19]、土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)[20]和穩(wěn)定性評(píng)價(jià)[21],利用CVOR指數(shù)對(duì)高寒礦區(qū)退化草地恢復(fù)效果的研究鮮有報(bào)道。

青海省木里聚乎更礦區(qū)位于青海省海北州與海西州交界處的大通河上游[22],地處黃河重要支流的發(fā)源地,生態(tài)價(jià)值極高[23]。同時(shí),聚乎更煤礦礦區(qū)現(xiàn)有資源儲(chǔ)量35.4億t,是青海省最大的煤礦區(qū),具有很高的經(jīng)濟(jì)效益[24-25]。由于過度開采,木里煤礦環(huán)境受到了嚴(yán)重的破壞,采煤留下的礦坑、礦渣和煤場(chǎng)嚴(yán)重影響了當(dāng)?shù)氐纳鷳B(tài)環(huán)境安全[26]。因此,礦區(qū)生態(tài)環(huán)境修復(fù)刻不容緩,習(xí)近平總書記針對(duì)青海木里煤田的生態(tài)保護(hù)曾多次作出重要指示。但是,針對(duì)木里礦區(qū)不同坡向下植被恢復(fù)的研究較少,付江濤等[27]通過對(duì)木里礦區(qū)不同坡向下的植物根系的研究,發(fā)現(xiàn)在半陰半陽坡和陰坡,植物根系未表現(xiàn)出顯著性差異,但是在陽坡陰坡的植物根系部分指標(biāo)出現(xiàn)了顯著差異。蔣宏宇等[28]通過對(duì)木里礦區(qū)不同坡向的高寒礦區(qū)渣山恢復(fù)的植物生物量和養(yǎng)分繁殖分配的研究,發(fā)現(xiàn)不同坡向的恢復(fù)植物生物量繁殖分配和氮、磷繁殖分配均不同。金立群等[29]通過對(duì)不同坡向下的高寒礦區(qū)排土場(chǎng)植被和土壤特征的研究,發(fā)現(xiàn)不同坡向下的植被高度、蓋度、地上生物量等均具有顯著差異。本研究以青海省木里礦區(qū)的人工草地為研究對(duì)象,通過分析不同坡向下混播草地的植被、土壤特征,利用CVOR指數(shù)評(píng)估不同坡向下的混播措施對(duì)高寒礦區(qū)退化草地的恢復(fù)效果,以期為高寒礦區(qū)的生態(tài)恢復(fù)提供技術(shù)指導(dǎo)和理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)于2022年8—9月在青海省海西州木里聚乎更礦區(qū)進(jìn)行。試驗(yàn)區(qū)地處青海省木里聚乎更礦區(qū)(東經(jīng)99°～100°,北緯38°～39°),海拔約4 000 m;屬內(nèi)陸高寒大陸性氣候,低氧、氣候寒冷,晝夜溫差大;年平均溫度約—4℃,年平均降雨量約500 mm,年平均蒸發(fā)量約1 200 mm;草地類型為高寒草甸,屬于多年凍土區(qū)。

1.2 試驗(yàn)材料及方法

于2022年7—9月在青海省天峻縣的木里煤田聚乎更礦區(qū)人工草地,依據(jù)坡向不同,選取坡度基本相同的山體為研究對(duì)象,將山體分為陰坡、陽坡和平地,共選擇18塊面積約為50 hm2的混播草地為實(shí)驗(yàn)樣地,再根據(jù)混播組合的不同分為A1,A2,A3,A4,A5和A6(表1)。同時(shí)將每個(gè)坡向下的天然草地作為該坡向的對(duì)照草地。人工草地均為高寒礦區(qū)退化草地經(jīng)過深翻、耙平、施肥(羊板糞+有機(jī)肥)、撒種(播量200～240 kg·hm-2)、覆土、鎮(zhèn)壓等農(nóng)藝措施建植。建植期3年,各處理設(shè)5個(gè)樣方為重復(fù),每個(gè)樣方面積為0.5 m×0.5 m。

表1 不同混交組合的牧草種類

1.3 樣品采集及指標(biāo)測(cè)定

植物生長(zhǎng)特征監(jiān)測(cè)和樣品采集:用針刺法測(cè)定植被蓋度,用卷尺測(cè)量植物高度。記錄完植被特征后,將樣方內(nèi)所有植物按物種種類齊地刈割,于75℃烘箱烘干至恒重以計(jì)算各物種生物量。

土壤樣品采集與測(cè)定:在清除完地表植物和凋零物的樣方內(nèi)進(jìn)行土壤取樣,在每個(gè)樣方內(nèi)用土鉆(直徑為5 cm)隨機(jī)采集0～10 cm土樣,每個(gè)樣方取5個(gè)樣點(diǎn),將土樣混合為1個(gè)樣。去除石塊等雜質(zhì)后,自然風(fēng)干,過1 mm的篩子用于測(cè)定土壤有機(jī)碳含量。采用重鉻酸鉀氧化外加熱法測(cè)定土壤有機(jī)碳含量。

1.4 CVOR指標(biāo)選取及計(jì)算

1.4.1基況指數(shù)(C)

C=Ci/Cck

Ci代表處理樣地的土壤有機(jī)碳含量,Cck代表對(duì)照樣地中的土壤有機(jī)碳含量。若是C>1,統(tǒng)一取C=1。

1.4.2活力指數(shù)(V)

V=Bi/Bck

Bi為處理樣地的地上生物量,Bck為對(duì)照樣地的地上生物量。若V>1,統(tǒng)一取V=1。

1.4.3組織力指數(shù)(O) 將植物種類百分?jǐn)?shù)(X軸)與累計(jì)生物量(Y軸)對(duì)應(yīng),畫出散點(diǎn)圖,用平滑曲線方程擬合,求出擬合方程與直線方程Y=1-X的交點(diǎn),交點(diǎn)處物種的百分?jǐn)?shù)與累積生物量的比值即為群落穩(wěn)定性的值。用各樣地的交點(diǎn)穩(wěn)定點(diǎn)的距離(d)定量群落穩(wěn)定性的大小。

X<0.2,O=1—d/0.283
X>0.2,O=1—d/0.424
X=0.2,d=0,則O=1

1.4.4恢復(fù)力指數(shù)(R)

R=H/Hck(1-ΔF)I

H代表處理樣地的多樣性指數(shù),Hck代表對(duì)照樣地的多樣性指數(shù)。本研究中Shannon-Wiener指數(shù)為多樣性指數(shù),ΔF代表處理樣地與對(duì)照樣地蓋度的差值,I=1+優(yōu)勢(shì)種重要值?；謴?fù)力指數(shù)是指在出現(xiàn)外界壓力的情況下,生態(tài)系統(tǒng)能保持其結(jié)構(gòu)和功能的抵抗能力,因此,本研究選擇優(yōu)勢(shì)種的重要值來計(jì)算恢復(fù)力。

1.4.5CVOR指數(shù)評(píng)價(jià)

VOR=WV×V+WO×O+WR×R;WV+WO+WR=1,WV,WO,WR≥0

CVOR=C×VOR

WV,WO,WR是反映各單項(xiàng)因素重要性的權(quán)重系數(shù),為避免時(shí)間序列的波動(dòng)性、數(shù)據(jù)背景的不確定性和自然空間的不均勻性導(dǎo)致的誤差,本研究取值為WV=WO=WR=1/3。根據(jù)CVOR指數(shù)將草地健康分為4個(gè)等級(jí)(表2)。

表2 草地健康評(píng)價(jià)指數(shù)及等級(jí)

1.5 Shannon-Wiener指數(shù)

S代表物種數(shù)目;Pi表示第i個(gè)物種的相對(duì)多度。

1.6 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)及分析

采用SPSS 26.0進(jìn)行數(shù)據(jù)整理及分析,采用Origin 9.1繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同坡向下混播草地的生產(chǎn)力及多樣性

通過對(duì)草地不同坡向及混播組合的生產(chǎn)力及多樣性分析發(fā)現(xiàn),不同區(qū)域的草地蓋度、地上生物量和Shannon-Wiener指數(shù)均差異顯著(P<0.05)。如圖1a所示,6種混播組合,3個(gè)坡向的草地蓋度變化趨勢(shì)一致,隨著混播草種的增加均呈先上升后下降的趨勢(shì),陽坡、陰坡和平地的蓋度變化范圍分別為:40.50%～75.38%,37.82%～59.20%,47.97%～71.83%,最大值分別出現(xiàn)在A4,A3及A5,并且均在混播物種數(shù)為2種時(shí)蓋度最低。

圖1 不同區(qū)域草地蓋度、地上生物量及香農(nóng)維納指數(shù)

如圖1b所示,在6個(gè)混播組合中,陽坡與陰坡地上生物量變化趨勢(shì)一致,隨著混播草種的增加呈先上升后下降的趨勢(shì),陽坡、陰坡和平地的地上生物量變化范圍分別為:106.81～148.4 g·m-2,91.21～122.56 g·m-2,112.68～157.4 g·m-2,陽坡、陰坡和平地分別于A3,A4和A5處達(dá)到最大值。整體來看,A3處理下,不同處理地上生物量均較高,表現(xiàn)為平地>陽坡>陰坡。

如圖1c所示,3個(gè)處理中,Shannon-Wiener指數(shù)變化趨勢(shì)與草地蓋度相反,不同坡向處理均在A5處理下各處理均出現(xiàn)最低點(diǎn),表現(xiàn)為陰坡<陽坡<平地,同時(shí)隨著混播物種的增加,植物的多樣性呈現(xiàn)降低的趨勢(shì)。

2.2 不同坡向下混播草地植物功能群比例

隨著混播組合和坡向的改變,各區(qū)域植物功能群組成發(fā)生了顯著的變化(圖2)。

圖2 不同樣地的植物功能群組成

所有混播組合中,平地的豆科類植物所占比例最低(3%～13%),陽坡的豆科類植物所占比例范圍為9%～14%,陰坡的豆科類植物所占比例范圍為7%～14%。除A1混播組合外,其他混播組合的禾本科功能群均顯示為平地>陽坡>陰坡,平地的禾本科功能群植物所占比例范圍為61%～92%,陽坡的禾本科植物所占比例范圍為51%～67%,陰坡的禾本科類植物所占比例范圍為52%～85%;所有坡向中,A5的禾本科功能群比例最高。除混播組合A1外,陽坡的雜類草占比最大。除混播組合A3外,其他組合均表現(xiàn)為平地的雜類草所占比例最低。其中,平地的雜草植物所占比例范圍為5%～26%,陽坡的雜類草植物所占比例范圍為25%～36%,陰坡的豆科類植物所占比例范圍為8%～34%。

2.3 不同坡向下混播草地土壤有機(jī)碳含量變化

不同的混播組合土壤有機(jī)碳含量存在顯著差異(圖3)。不同坡向草地的土壤有機(jī)碳含量在混播種類為3種的時(shí)候最高。陽坡土壤有機(jī)碳含量隨著混播草種種類的增加,呈現(xiàn)先上升再下降的趨勢(shì)。在A3處理時(shí),陽坡土壤有機(jī)碳含量達(dá)到最高值,為95.32 g·kg-1,較A2提高了31.27%,顯著高于其他混播組合。陰坡土壤有機(jī)碳含量隨著混播草種種類的增加,呈現(xiàn)先上升再下降的趨勢(shì)。在A4時(shí),陰坡土壤有機(jī)碳含量達(dá)到最高值,為91.13 g·kg-1,顯著高于其他混播組合。在A5時(shí),平地土壤有機(jī)碳含量達(dá)到最高值,為93.37 g·kg-1,顯著高于其他混播組合。

圖3 不同樣地的土壤有機(jī)碳含量

2.4 評(píng)價(jià)模型的各單項(xiàng)測(cè)算指數(shù)

由表3可知,不同混播和坡向?qū)拥氐幕鶝r指數(shù)、活力指數(shù)和恢復(fù)力指數(shù)均不存在顯著影響;不同坡向下的混播組合對(duì)組織力指數(shù)存在顯著影響。陽坡條件下,混播組合A3,A4的組織力指數(shù)顯著高于混播組合A2樣地(P<0.05)。陰坡條件下,混播組合A4的組織力指數(shù)顯著高于混播組合A1,A2和A6樣地(P<0.05)。平地條件下,混播組合A3,A4的組織力指數(shù)顯著高于混播組合A2樣地(P<0.05)。

表3 不同樣地評(píng)價(jià)模型的各單項(xiàng)測(cè)算指數(shù)

2.5 草地生態(tài)系統(tǒng)CVOR健康指數(shù)的模型評(píng)價(jià)

利用CVOR指數(shù)對(duì)不同樣地進(jìn)行草地健康評(píng)價(jià)(圖4),研究發(fā)現(xiàn)陽坡草地的CVOR值范圍為0.82～0.88均處于“健康”區(qū)間;混播組合A3的CVOR值最高,達(dá)0.88,顯著高于混播組合A1(P<0.05)。陰坡草地的CVOR數(shù)值范圍為0.71～0.87,其中混播組合A1樣地的CVOR值最低,為0.71,處于“警戒”狀態(tài),其余樣地均處于“健康”狀態(tài);平地的草地CVOR值范圍為0.79～0.89,均處于“健康”狀態(tài);混播組合A3的CVOR值最高,達(dá)0.89,顯著高于混播組合A2。綜上所述,人工建植后的草地大多處于健康狀態(tài),混播組合A3,A4在不同坡向下的健康狀態(tài)均優(yōu)于其他樣地。

圖4 不同樣地的健康評(píng)價(jià)結(jié)果

3 討論

3.1 草地生產(chǎn)力與多樣性

草地生產(chǎn)力是表征草地生產(chǎn)能力的重要指標(biāo)[30],不僅決定了草地的載畜量,同時(shí)也能反映草地的生態(tài)效益。生產(chǎn)力高的草地,具有更高的經(jīng)濟(jì)價(jià)值與生態(tài)價(jià)值。植被蓋度、地上生物量是反映草地生產(chǎn)力的基本的指標(biāo)。本研究中不同混播措施均顯著提高了退化草地的生產(chǎn)力,這與董怡玲等[31]得出的混播措施對(duì)于退化草地的修復(fù)具有明顯效果的結(jié)論一致。蔣宏宇等[32]通過對(duì)青海省高寒礦區(qū)渣山恢復(fù)的植物生物量的研究,發(fā)現(xiàn)植被的生物量從陽坡到陰坡呈顯著下降趨勢(shì)。本研究中不同坡向的草地生產(chǎn)力不同,且陽坡植物地上生物量大多高于陰坡,與上述研究一致。關(guān)于混播組合對(duì)草地生產(chǎn)力的影響,劉婉婷等[33]發(fā)現(xiàn)混播草種為垂穗披堿草、多葉老芒麥、冷地早熟禾和扁穗冰草的4個(gè)草種組合草地生產(chǎn)力較好,混播組合為垂穗披堿草、多葉老芒麥和扁穗冰草的3個(gè)組合,生產(chǎn)力次之,說明不同混播組合對(duì)草地生產(chǎn)力有顯著影響,本研究中不同混播組合的草地生產(chǎn)力也有不同的變化。因此,在建植人工草地時(shí)應(yīng)考慮播種組合的選擇,從而提高人工草地生產(chǎn)力。

物種多樣性是生態(tài)學(xué)研究的熱點(diǎn)問題之一,對(duì)于保護(hù)生物多樣性和維持生態(tài)系統(tǒng)功能具有重要意義。劉旻霞等[34]通過對(duì)高寒草甸不同坡向植物群落物種多樣性的研究,發(fā)現(xiàn)北坡(陰坡)的植被多樣性指數(shù)高于南坡(陽坡);張小芳等[35]研究發(fā)現(xiàn),不同混播草地的植物群落物種多樣性存在差異。本研究中,不同混播組合及坡向的草地植物群落的Shannon-Wiener指數(shù)有明顯的差異,表現(xiàn)為陰坡<陽坡<平地,同時(shí)隨著混播物種的增加,植物的多樣性呈現(xiàn)降低的趨勢(shì)?？赡苁怯捎诓シN種類的增加,草地群落各物種的生態(tài)位逐漸趨于穩(wěn)定,導(dǎo)致侵入的雜草沒有足夠的光、水、熱等資源可利用,無法生存,從而降低了植被多樣性。

3.2 草地植物功能群比例

植物功能群將具有相似特征或表現(xiàn)出相似行為特征的物種歸為一類,能夠反映植物群落結(jié)構(gòu)在環(huán)境影響下的動(dòng)態(tài)變化[36]。劉育紅等[37]研究發(fā)現(xiàn)不同坡向?qū)λ疅岙愘|(zhì)性的分派不同,導(dǎo)致草地植被功能群隨著坡向也發(fā)生著變化。喬歡歡等[38]研究發(fā)現(xiàn),陽坡的雜類草功能群比例高于陰坡,與本研究一致?？赡苁且?yàn)殡s類草生長(zhǎng)的主要影響因素是光照,雜類草會(huì)隨著日照的增加而增加[39],而陽坡受光照時(shí)間多。本研究中不同的混播組合也影響著植物功能群的比例,但均以禾本科功能群為主,是因?yàn)椴シN物種均為禾本科。由此可見,人工混播草地是人為控制的特殊群落,其競(jìng)爭(zhēng)、環(huán)境壓力、物種入侵以及功能群比例在很大程度上受到人為調(diào)控。

3.3 土壤有機(jī)碳含量

土壤有機(jī)碳是土壤中各種正價(jià)態(tài)的含碳有機(jī)化合物,是土壤極其重要的組成部分,與土壤肥力密切相關(guān),從而影響植物的生長(zhǎng)發(fā)育[40]。梁德飛等[41]通過對(duì)高寒礦區(qū)渣山不同坡向的土壤有機(jī)碳含量進(jìn)行了研究,發(fā)現(xiàn)陽坡的土壤有機(jī)碳含量高于平臺(tái),平臺(tái)的土壤有機(jī)碳含量高于陰坡。本研究中,土壤有機(jī)碳的含量表現(xiàn)為:平地>陽坡>陰坡。均表現(xiàn)為陽坡土壤有機(jī)碳含量高于陰坡,是因?yàn)樘柟廨椪諏?duì)兩坡向土壤有機(jī)碳礦化影響較大[42]。但是平地的有機(jī)碳含量與梁德飛[41]的研究不同,是因?yàn)椴煌愋腿斯げ莸刂参锶郝涮卣鞑煌?植被對(duì)土壤養(yǎng)分的汲取方式也略有差異,導(dǎo)致不同人工草地土壤具有較大的異質(zhì)性。

3.4 草地生態(tài)系統(tǒng)CVOR健康指數(shù)

草地健康受植物、動(dòng)物、微生物和環(huán)境因子等各種因素的影響[43],因此,人們對(duì)草地生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能的認(rèn)識(shí)與利用受到了極大的限制。CVOR綜合指數(shù)可以全面的反映草地健康信息,為草地的可持續(xù)性利用奠定了基礎(chǔ)[44]。本研究利用CVOR綜合指數(shù)對(duì)不同坡向混播草地進(jìn)行健康評(píng)價(jià),研究發(fā)現(xiàn)不同坡向下混播組合的CVOR指數(shù)不同,這與李強(qiáng)等[45]得出的坡向影響著高寒草甸草地生產(chǎn)力和生物多樣性的結(jié)論一致。主要原因是不同坡向獲取的太陽輻射差異較大,導(dǎo)致植物的生長(zhǎng)和原有的生態(tài)位發(fā)生變化,這是生態(tài)系統(tǒng)適應(yīng)環(huán)境變化的一種方式[46]。同時(shí),本研究中只有陰坡垂穗披堿草和中華羊茅的混播組合草地處于警戒狀態(tài),可能是由于該樣地的基況指數(shù)最低。這與俞鴻千等[13]得出的草地基況與CVOR指數(shù)有極顯著正相關(guān)關(guān)系結(jié)論一致。綜上,混播措施對(duì)不同樣地的植被和土壤都起到了一定的效果,但混播草種與坡向均會(huì)影響植被和土壤。

4 結(jié)論

高寒礦區(qū)不同坡向下的人工混播草地植被特征和土壤有機(jī)碳含量均存在差異,同一坡向下不同混播組合的草地生產(chǎn)力、植被生物多樣性和土壤有機(jī)碳含量也都存在顯著差異,說明坡向和混播草種共同影響著草地生產(chǎn)力和植被生物多樣性。不同坡向下,平地的土壤有機(jī)碳含量最高,草地生產(chǎn)力最高。所有混播樣地,除陰坡以垂穗披堿草和中華羊茅的混播組合草地處于“警戒”狀態(tài)外,其余草地都處于“健康”狀態(tài),說明混播能有效恢復(fù)高寒礦區(qū)退化草地。