水电站工程弃渣场植被恢复的土壤养分条件研究

2012-07-26贺莉莎陈奇伯姜文达姚红胜

中国水土保持 2012年11期

贺莉莎，陈奇伯，姜文达，姚红胜

(西南林业大学环境科学与工程学院，云南昆明650224)

随着我国经济持续快速发展，大型水利水电工程项目建设活动日趋频繁，然而水电资源开发在带来巨大经济效益的同时，出现了环境污染、遗留废渣堆积等问题，严重影响了当地生态环境、经济和社会的健康发展［1］。特别是在水电站工程建设过程中，由于施工区场地限制，弃渣处理相当困难，因此形成大量的岩土渣场。这些渣场主要由废弃块石、碎石和覆盖层风化物堆积而成，具有无土壤、无水分及养分流失快等异质性［2］，且渣场边坡坡度常处于临界稳定状态，易受外力扰动而滑移，甚至垮塌，在降雨或冲蚀条件下弃渣流失严重。由于不具备植物生长所需的基本条件，不仅造成水土流失，而且影响沿线群众生产、生活安全和河流水系安全［3－4］。如何有效地治理这类被破坏的生态系统，充分利用项目建设区的土地资源，是国际生态环境研究领域的热点问题，也是我国当前生态环境保护所面临的紧迫任务。植被恢复与重建，是一项十分有效的治理工程建设废弃地，恢复生态环境、控制水土流失、支撑经济可持续发展的基础性和战略性工程措施，是恢复被破坏生态系统的首要工作和关键环节［5］。

土壤是植物群落环境的主要因子，不仅影响植被的发生、发育和演替速度，而且对生态系统构成、生产力和结构具有重要影响，同时植物演替过程也丰富了土壤资源，增加了其空间异质性，维持了物种间关系、种的分布格局以及干扰下的群落物种多样性［6］。土壤养分水平反映了土壤对植物根系供应养分的潜在能力，因此了解植被自然恢复过程中土壤养分变化规律，是认识和评判植被生态系统结构及功能恢复的重要依据［7］，对人工调控与促进植被演替以加快生态恢复具有重要作用。

1 研究区及弃渣场概况

1.1 研究区概况

金安桥水电站位于云南省丽江市永胜县境内，是金沙江中段“一库八级”水电开发方案中的第五级电站，总投资约150亿元，于2004年8月进场筹建，计划2012年年底完建。工程占地634.8 hm2，坝高160 m。正常蓄水库容8.47亿 m3，电站装机容量为2400 MW。施工期共设计弃渣场4个，存弃渣场2个，总弃渣量460万m3。项目区属亚热带季风气候区，光照充足，热量充沛，干湿季分明，雨季是5—10月，旱季是11月至次年4月。河谷区“焚风效应”明显，多年平均降水量938 mm，多年平均蒸发量约2200 mm，多年平均气温13℃左右，全年无霜。土壤类型主要有红壤、棕壤和紫色土，间有少量水稻土。地带性植被为少量暖温性针叶林和大量分布的稀疏灌草丛。

1.2 弃渣场概况

本研究选取金安桥水电站工程的2#和3#弃渣场为研究对象，以渣场对应的原生植被区为参照。2#弃渣场地理位置100°25'1.9″E、26°48'13.1″N，坡面的坡向为 NE30°，坡度为 40°，于2004年开始恢复植被，以灌草为主，覆盖度为30%～40%。2#弃渣场的原生植被区坡向为NW30°，坡度为33°，植被覆盖度达95%左右。2#弃渣场位于坝址下游右岸3.5 km的岸坡台地上，有效容积为310万m3，主要堆置导流洞洞身开挖、出口明渠等工程的土石方开挖弃渣及下游土石围堰拆除弃渣。

3#弃渣场地理位置 100°24'34″E、26°47'48.7″N，于 2007 年开始恢复植被，植被覆盖率较高。对应原生植被区坡面的坡向为NW25°，坡度为30°，覆盖植被中有乔木，郁闭度达到95%以上。3#弃渣场位于坝址下游左岸约4.9 km的岸坡台地上，有效容积410万m3，主要堆置砂石料场剥离土石方、砂石加工系统开挖及进场交通洞身开挖的弃渣。

这两个渣场的堆积方式均为分层碾压堆积，每层堆积高度均为15 m，马道宽度为4 m，渣场类型为缓坡型。

2 研究方法

2.1 土壤样品的采集、处理

土样采集时间为2010年10月。根据弃渣堆积年限，在每个渣场的平台、上、中、下边坡分别选取具有代表性的地段作为样地，样地尺寸为10 m×10 m，在每个样地中设3个取样点作为重复。依据土层厚度分为0～10 cm(表层)和10～20 cm(中层)2层采集。原生植被区采用相同的方法进行取样。将取好的土样带回实验室，摊开、风干，拣去根系及残枝落叶，避免暴晒。将风干后的样品用木棍碾碎，过1～2 mm筛，取2/3装于密封袋中保存，以进行室内试验分析。样地的基本情况见表1。

表1 原生植被区与弃渣场采样样地基本情况

2.2 土壤化学性质的测定

土壤有机质含量的测定采用重铬酸钾容量法——外加热法;pH值采用电位计法测定;全氮含量采用半微量凯氏定氮法测定;全磷含量的测定采用氢氧化钠熔融—钼锑抗比色法;全钾含量采用氢氧化钠碱熔—火焰光度计法测定;水解氮含量采用碱解扩散法测定;速效钾含量采用1 mol/L乙酸铵浸提—火焰光度计法测定;速效磷含量采用0.5 mol/LNaHCO3浸提—钼锑抗比色法测定［8］。

3 结果分析

3.1 土壤酸碱度

土壤酸碱度(pH值)是土壤形成过程中受生物、气候、地质、水文等因素综合作用所产生的重要属性，它通过影响土壤微生物活动、土壤有机质的分解、矿质营养的有效状态等影响土壤的肥力状态。土壤pH值既可间接也可直接地影响植被生长，还可以左右一些土壤性质的变化［9］，植被状况对土壤pH值也有一定的作用。

大多数植物在pH＞9.0或＜2.5的情况下是难以生长的，土壤过酸或过碱，均易使土壤团聚性不好，结构性变差，黏重，土壤水、气、热不协调，不利于植物生长。由表2可见，2#渣场原生植被区土壤的pH值为8.09，渣场渣土的pH为8.19;3#渣场原生植被区土壤的pH值为7.39，渣场渣土的pH值为8.26，渣土的pH值均大于其对应的原生植被区，且pH值多为中至碱性，这可能与当地岩石风化产生大量矿质元素有关。pH值呈碱性不利于渣场的植被恢复，只有耐碱性的物种才能在渣体上生存繁衍。

表2 原生植被区土壤与弃渣场渣土化学性质

3.2 有机质

有机质是土壤的重要组成部分，它既是植物所需各种营养物质的来源，又具有改善土壤物理和化学性质的功能［10］，所以有机质既是反映土壤养分贮量的标志，也是决定土壤综合肥力水平的基础。由表2可知，2#、3#渣场渣土的有机质含量明显低于对应的原生植被区，原生植被区的有机质含量分别为40.39%、70.60%，而渣土的有机质含量仅分别为4.85%、10.56%。这主要是由于土壤有机质多来自林地凋落物及植物根系，而渣场表层缺乏植被覆盖，无凋落物及作物秸秆来补充土壤有机质。另外，渣体是分层碾压堆积而成，土壤板结，土壤微生物活性差，即使有动植物残体也很难被分解，使得土壤有机质含量不足，从而不利于渣场的植被恢复。

3.3 全氮和水解氮

全氮含量是土壤中各种形态氮素含量之和，在一定程度上代表着土壤的供氮水平。土壤中的氮素主要以有机形态存在，所以土壤全氮含量与土壤有机质含量之间存在高度正相关关系。在自然生态系统中主要是通过生物固氮和高能固氮将分子的氮转化为氨态氮、硝态氮，这样才能被植物吸收利用，因此植被发育对土壤氮素的影响非常大。土壤中的氮素，能被植物直接吸收利用的无机态氮仅占全氮量的5%左右，而绝大部分是以有机形态存在。全氮量通常用于衡量土壤氮素的基础肥力［11］。

水解性氮是铵态氮、硝态氮、氨基酸、酰胺和易水解的蛋白质氮的总和，是土壤氮素的重要组成部分，其含量与土壤有机质含量呈正相关，能较好地反映出近期内土壤氮素的供应状况［12］，在衡量土壤氮素供应水平上占有重要的地位。

从表2可知，2#、3#渣场渣土的全氮含量远远低于对应原生植被区土壤的全氮含量。由于全氮量不直接影响植被的生长发育，只有通过水解氮才能对植被造成一定的影响，所以全氮含量高的土壤能够充分满足植被对水解氮的需求，而不能保证植被能够充分利用全氮。但是，植被的自然恢复状态，能够进一步影响土壤的全氮含量。另外，土壤有机质含量较低，也直接影响土壤全氮的含量。

渣土水解氮含量处于偏低水平，2#渣场渣土水解氮含量低于3#渣场，但是全氮含量却高于3#渣场，说明2#渣场渣土中的全氮含量能够满足植被对水解氮的需求。3#渣场的植被自然恢复时间比2#渣场短，仅经过了4年的植被自然恢复，但植被丰富度较高，而3#渣场的土壤水解氮含量较高，说明植被和土壤的可利用态氮相互转化的能力很强;2#渣场经过了7年的植被自然恢复，其植被丰富度并不高，水解氮含量很低，跟原生植被区水解氮含量相差甚远，说明植被对可利用态氮的利用率较低，这可能是影响2#渣场植被恢复的原因之一。

3.4 磷素和钾素

由表2可知，2#、3#渣场对应原生植被区土壤的全磷含量处于较低水平，分别为0.13、0.19 g/kg，土壤中速效磷的含量也较低，全磷和速效磷之间无明显相关，全磷含量高的，速效磷并不一定丰富，但全磷含量低一般都存在磷素供应不足的现象。3#弃渣场渣土的全磷含量高于2#弃渣场，3#渣场土壤的全磷含量接近原地貌，主要是由于3#渣场的植被恢复情况要好于2#渣场，植被丰富度高的渣场土壤保水、保肥能力相对要强一些。在植被自然恢复的进程中，全磷量先减少后增加，这跟渣体风化、淋溶、植物影响等有着直接或间接联系。土壤磷素在土壤中的移动性小，其含量与土壤母质、气候条件和人类生产活动有关［11］。磷含量对植被正常生长影响不大。

钾是植物生长所需的主要营养元素，一般土壤供钾水平决定于黏粒的含量及其矿物组成，黏粒愈多，含钾量愈高。土壤速效钾含量是衡量土壤对农作物供应钾素能力的重要指标［13］。由表2可知，2#渣场对应原生植被区土壤的全钾含量大于弃渣场的，3#渣场对应原生植被区土壤的全钾含量低于3#渣场。经分析，2#、3#弃渣场的表层渣体粒径都较粗，＞5 mm的颗粒组成百分比高达64.53%和65.11%，＜5 mm的仅有35.47%和34.89%，两个弃渣场的粒径组成均不合理。弃渣场土壤粒径组成不合理，大粒径颗粒含量较多，土壤结构性差，这种粗骨质土壤蓄水保肥能力差，不能提供植物生长过程中所需的水分和养分，从而影响了渣场土壤中速效钾的含量，限制了植物的正常生长［14］。另外，植被自然恢复年限也有可能影响土壤中钾的含量。钾是植物的主要营养元素，在土壤中一般易转化，随着植被覆盖度的增加，植物总量大幅度增加，植物生长吸取土壤中钾素就愈多，故而2#渣场(2004年弃渣)的土壤速效钾含量低于3#渣场(2007年弃渣)。总体来看，土壤中速效钾含量对于物种丰富度和物种个体数影响并不明显，也可说渣场速效钾能够满足植被自然恢复初期所需。

4 结语

(1)研究区土壤类型主要是红壤、棕壤和紫色土，土壤偏酸性，而弃渣场渣体却显碱性，这主要是由于渣体中的钙质砂页岩较多，经风化后，产生石灰性紫色土，以至于pH值高于7.5。所选样方的pH均值为8.22，为碱性土壤，对植被的生长有较强的限制性和胁迫性，从而会进一步影响渣场的植被恢复。

(2)在植物的生长繁衍过程中，土壤养分对植被的影响是相当大的。2#、3#渣场渣土的有机质含量均低于对应原生植被区土壤的有机质含量，仅为原生植被区土壤有机质的8.33%和6.69%。土壤有机质是反映土壤养分贮量的标志，2#、3#渣场渣土的有机质不足以提供植被正常生长所需的养分，这是限制渣场植被自然恢复的重要原因。

(3)从全效氮、水解氮来看，2#渣场渣土的全氮、水解氮含量均较低，3#渣场渣土的全氮含量也低，但其水解氮含量高，说明3#渣场的植被和土壤的可利用态氮相互转化的能力很强，但总体水平依然很低，这可能与渣场的岩土性质有关。植被主要从土壤中吸收养分，而渣场缺少土壤，渣场的土壤主要由渣体风化、淋溶等而来，这也是影响渣场土壤养分含量的重要原因。氮对植被的生长发育有重要的影响，氮素不足，则会限制植被的恢复，因此氮素不足也是影响渣场植被恢复的重要原因。

(4)渣场土壤中的磷素和钾素的含量虽然也较低，但全磷和速效磷、全钾和速效钾之间无明显相关。从渣场的恢复年限和植被恢复情况来看，渣场土壤中的磷素和钾素含量对于物种丰富度和物种个体数影响并不明显，渣场土壤中的磷素和钾素含量能够满足植被自然恢复初期所需。

致谢

本文是在国家自然科学基金和西南林业大学生态学重点学科项目的资助及导师陈奇伯教授的悉心指导下完成的，同时还有金安桥水电站有限公司工程师雷俊杰等人士的帮助，在此一并表达由衷的感谢!

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