高寒矿区人工建植草地和自然草皮移植生态修复效应

南维鸽，焦 磊，王 浩，胡光印，肖锋军，董治宝，张 欣

（陕西师范大学地理科学与旅游学院, 陕西 西安 710062）

矿产资源开发利用在促进经济发展的同时，也造成了一系列生态环境问题[1]。矿山在工程建设和开采过程原“生态地质层”破坏，剥离的废土、废石和尾矿造成土地挖损、压占、地表水和地下水污染、水土流失、地表植被覆盖的损坏[2]以及地形地貌景观破坏等问题[3]；与此同时采矿、冶炼及其废弃物使矿区土壤表土缺失、下层土壤被压实，造成土壤养分贫乏、重金属污染、生物多样性减少及生态功能衰退等现象。随着社会经济发展，政府高度关注矿区资源开采区生态环境问题及矿区生态修复。矿山生态修复是指将矿区因矿产开采毁坏的自然环境因地制宜修复到所期望状态的行为和过程，是一种植被复原与生物多样性保护为目标的生态修复[4]。矿山的生态修复主要从地貌重塑、土壤重构、植被重建、景观重现、生物多样性重组与保护等方面开展工作[4-5]。矿山生态修复的基本类型主要包括对煤矿、金属矿、石矿以及钾盐矿的修复，金属矿山生态修复，除了矿山生态修复共性之外，清除污染土壤中重金属或者降低土壤中重金属的活性和有效态组分尤为重要[6]。

青藏高原矿区生态环境原始、脆弱、敏感，土层薄、质地粗，高寒、低气压下土壤条件差，植被生长缓慢、生长周期短，地处于高海拔金属矿山，土壤稀少、保水能力差、水土流失率高，异地客土困难、成本高[7-8]，因环境条件恶劣，适应生存植物种类少，自然恢复缓慢[9]，培育“高原土壤”及提高植被的存活率成为了高原高寒地区矿山生态修复过程中的世界性科学难题，因此，通过人工干预促进植被恢复结合植被自然恢复成为青藏高原重大建设工程实现控制水土流失、生态恢复和改善区域生态环境质量的目标[10]。当前青藏高原不同工程类型所采取的植被重建措施主要有混合喷播、覆土种植、无覆土种植、覆土培肥种植、草皮移植等人工建植[11-14]，生态防护主要有植草或喷播植草、铺草皮、植生带、三维植被网、喷混植生护坡以及骨架植草防护等形式，多以人工植草和草皮移植等作为主要手段[15-18]。青藏高原高海拔区植被恢复困难，原生草皮生长较好，草皮移植植被易成活，生态恢复较快，因此，在青藏高原高寒草甸区植被恢复多采取人工植草和草皮移植的方式[11]代替自然恢复，如，青藏铁路与公路、水利水电工程建设、矿区等大型工程施工后采用相应的措施进行生态恢复[19-21]。本研究以西藏某铜矿资源开发工程为例，分析人工建植和草皮移植生态修复措施后，植物群落、土壤养分及土壤重金属元素等变化特征，探讨青藏高原矿产资源开发工程生态修复效应，为改善高寒高海拔矿区生态环境重建提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

西藏某铜矿位于西藏昌都市江达县，地处97°43′00″～97°47′10″ E，31°23′25″～31°25′15″ N，矿区海拔4 560～5 124 m，全矿区共有Ⅰ、Ⅱ、Ⅴ号3 个矿体，矿体矿石类型不同(图1)。铜矿矿区地貌类型主要是高山构造剥蚀地貌；属于大陆性温带半干旱高寒山地气候，高原山地气候特征明显[22]。该铜矿土壤区属于亚高山草甸土带，土壤类型为高寒地区的草毡土与棕黑毡土；植被类型主要是高山草甸和灌木。该铜矿于2019 年拟列入全国绿色矿山名录，该矿对于采区和基建区剥离草皮及腐殖土进行集中堆放养护，并及时回用于矿区生态修复，截止2019 年，通过植被恢复措施恢复的生态面积为72.36 万m2，种植树苗共1 520 棵。

图1 某铜矿遥感影像图及采样位置图Figure 1 Remote sensing image map and sampling location map of a copper mine

1.2 试验设计

试验设置3 种处理，分别为天然草地(natural grassland， NG)、人工建植草地(artificial grassland，AG)和自然草皮移植草地(natural turf transplantation，NTT)，具体设置方法：天然草地设置在矿区内远离施工区2 km 未被干扰的原生草地，人工建植草地和自然草皮移植草地设置在采矿排土场生态修复区域。生态修复措施执行之前，覆土8 cm，利用大型耙机深翻样地周边煤矸石山深层底土，于2018 年6 开展播种，无施肥处理，人工种植的草种主要有垂穗披碱草(Elymus nutans)、中华羊茅(Festuca.sinensis)、冷地早熟禾(Poa crymophila), 播种比例2 ∶ 1 ∶ 1，播量300 kg·hm-2，人工草皮移植为厚度 10 cm。

1.3 试验方案

2020 年7 月29 日在该矿区收集土壤样品并调查草本层群落。矿区内部分别设置天然草地(31°22′22.43″ N，97°47′5.15″ E；4 285 m)、人工建植草地(31°23′33.28″ N，97°46′52.19″ E；4 429 m)和自然草皮移植(31°23′33.2″ N，97°46′54.19″ E；4 427 m) 3 个样地。每个样地设置1 m × 1 m 草本样方3 个，每个样方设3 个重复，野外调查测定植被盖度，记录样方内植物种类和每种植物的平均高度，获取植被盖度、高度和密度等指标。植被盖度(vegetation coverage, VC)测定用直接目测法，样方内垂直投影面积占样方面积的比值；植被高度(vegetation height，VH)用直尺测定样方内植物平均高度；植被密度(vegetation density，VD)采用计数法，统计样方内的所有植物个体数及分物种个体数[23]。在每个样方内设置两个取样点，清除表层植被，用选取5 个0—10 cm 土层土壤，混匀作为该土层土壤样品，每个处理及对照分别含有3 个土壤样品，3 个重复，共计27 个土壤样品。土壤样品去除杂质(石块和植物残根等)，装入塑封袋带回。

1.4 指标测定及方法

采集土壤样品过0.2 mm 筛，风干后测定土壤有机质、全氮、有效磷和速效钾含量及pH。土壤有机质含量采用重铬酸钾氧化—外加热法测定；全氮含量采用凯氏定氮法测定；有效磷采用0.5 mol·L-1碳酸氢钠浸提—钼锑抗比色法测定；速效钾采用醋酸铵浸提—火焰光度法测定；pH 采用pH 酸度计法测定。土壤样品中重金属元素采用王水—高氯酸(HClO4)体系，消解后的样品用原子吸收分光光度法测定砷(Arsenic，As)、镉(Cadmium，Cd)、锌(Zinc，Zn)、汞(Hydrargyrum，Hg)、镍(Nickel，Ni)、铅(lead，Pb)的含量。

1.5 数据分析

研究区草本植物群落特征采用Margalef 丰富度指数、Shannon-Wiener 多样性指数和Pielou 均匀度指数进行分析[24]，计算公式如下。

Margalef 指数：

式中：S为某样方中物种总数；Pi为某样方第i种植物在草本植物中的重要值。

重要值 = (相对盖度 + 相对密度 + 相对频度)/3；

相对盖度 = 某一植物种的盖度/样方中所有物种分盖度之和 × 100%；

相对密度 = 某一植物种的个体数/样方中全部物种的个体数之和 × 100%；

相对频度 = 某一植物种的频度/全部物种的频度之和 × 100%。

以相对多度 ＞ 15%为优势种判断标准，1%～15%为常见种， ＜ 1%为稀有偶见种。

采用Excel 2010 对原始数据进行数据整理，Past 软件进行生物多样性指数计算。运用SPSS 26.0进行数据分析，单因素ANOVA 分析方法检验不同处理间的差异(P＜ 0.05)，LSD 法进行多重比较。Excel 2010 绘图。

2 结果

2.1 植被群落物种组成

矿区天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地植物群落野外调查发现(表1)，天然草地涉及10 科14 种草本植物，包括垂穗披碱草(Elymus nutans)、青藏苔草(Carex moorcroftii)、藏蒿草(Kobresia tibetica)、艾蒿(Artemisia argyi)、火绒草(Leontopodium leontopodioides)、狗舌草(Tephroseris kirilowii)、鸦葱(Scorzonera austriaca)、独一味(Lamiophlomis rotata)、高 原 委 陵 菜(Potentilla pamiroalaica)、 马 先蒿(Pedicularis kansuensis)、胭脂草(Hypericum attenuatum)、水蓼(Polygonumhydropipe)、蓝钟花(Cyananthus hookeri)和马蹄花(Tabernaemontana divaricata)，其中建群种为禾本科垂穗披碱草，伴生种为莎草科青藏苔草，偶见种为水蓼和蓝钟花；人工建植草地5 科7 种草本植物，包括垂穗披碱草、冷地早熟禾(Poa crymophila)、中华羊茅(Festuca tenuiflora)、艾蒿、马先蒿、胭脂草和葫芦藓(Funariahygrometrica)，建群种为禾本科垂穗披碱草，伴生种为禾本科中华羊茅，偶见种为胭脂草；自然草皮移植9 科11 种草本植 物， 包 括 垂 穗 披 碱 草、 星 星 草(Puccinellia tenuiflora)、青藏苔草、藏蒿草、火绒草、独一味、高原委陵菜、黄耆(Astragalus membranaceus)、马先蒿、胭脂草、水蓼，建群种为莎草科青藏苔草，伴生种为蔷薇科高原委陵菜，偶见种为藏蒿草和马先蒿。

表1 不同类型草地植物群落物种组成及其重要值Table 1 Species composition and important value of plant communities in different types of grassland

植物群落研究中重要值常被用于群落中物种数量分类及优势种集中趋势的分析，本研究中天然草地披碱草重要值23.15%，人工建植草地披碱草显著增加，为天然草地的205.44%，自然草皮移植重要值显著下降仅为天然草地的21.47%，天然草地马先蒿重要值13.77%，人工建植草地马先蒿重要值下降，仅为天然草地的74.00%，自然草皮移植重要值仅为天然草地的14.67%。

2.2 植被群落结构

植被覆盖度具有随气候、年际而变化的特征，能够反映矿产资源开采对矿区生态环境的影响。铜矿所在区域植被盖度在天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地分别为96.50%、69.70%和91.50% (图2)，矿区经两年植被修复后，植被群落总盖度在人工建植草地和自然草皮移植草地分别下降了27.77%和5.18%，人工建植草地降低幅度显著大于自然草皮移植(P＜ 0.05)。

图2 不同类型草地草本层群落总盖度和高度Figure 2 Vegetation coverage and mean height of different types of grassland

研究区不同处理草本层平均高度在天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地分别为7.70、18.60 和6.50 cm (图2)，通过人工的植被修复措施，人工建植草地草本层平均高度值增加了141.56%，自然草皮移植草本层平均高度降低了15.58%。

植物群落的稳定性和群落中物种的丰富程度是受损生态系统修复的重要指标[25]。矿区生态恢复后，相对于天然草地而言，人工建植草地和自然草皮移植物种数及草本植物个体数均呈下降趋势。如图3 所示，Margalef 物种丰富度指数在天然草地和自然草皮移植草地虽没有显著差异，但都显著高于人工建植草地，植物群落Shannon-Wiener 多样性指数表现为天然草地 ＞ 自然草皮移植草地 ＞ 人工建植草地，不同处理Pielou 均匀度指数没有显著差异，表明矿区生态修复后，人工建植草地物种丰富度指数和多样性指数显著降低。

图3 不同类型草地草本层植物多样性指数Figure 3 Biodiversity index of copper herb bed for different types of grassland

2.3 土壤基本性质特征

研究区土壤理化性质 (图4)表明，天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地中土壤有机质含量分别为98.90、59.67 和27.40 g·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤有机质含量分别下降了39.67%和72.30%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中全氮含量分别为5.45、3.73 和1.51 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植土壤中全氮含量分别下降了31.56%和72.29%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植土壤中有效磷含量分别为28.35、9.12 和10.88 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中有效磷含量分别下降了67.83%和61.62%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植土壤中速效钾含量分别为229.00、196.03和213.5.50 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植土壤中速效钾含量分别下降了14.40%和6.77%。

图4 不同类型草地土壤肥力指标Figure 4 Soil fertility indicators of different types of grassland

天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤pH 分别为7.0、8.1 和7.8，天然草地土壤为中性，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤呈现碱性，人工建植草地和自然草皮移植土壤中pH 比天然草地分别增加了15.71% 和11.43%。土壤中C/N 为土壤有机质与全氮的比值，天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤C/N 分别为18.14、15.85 和18.45，与天然草地相比，人工建植草地C/N 显著下降，自然草皮移植草地C/N 没有变化。

2.4 土壤重金属元素

土壤重金属元素含量(表2)表明，天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤Cd 含量分别为0.34、0.30 和0.35 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地土壤Cd 含量降低了11.76%，而自然草皮移植土壤Cd 含量增加了2.94%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Hg 含量分别为0.05、0.06 和0.09 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Hg 含量分别增加了20.00% 和80.00% (P ＜0.05)；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中As 含量分别为21.15、21.50 和37.75 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中As 含量分别增加了1.65%和78.49%；天然草地、人工建植草地、自然草皮移植土壤中Pb 的含量分别为35.85、46.57 和57.25 mg·kg-1，与天然草地比较，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Pb 含量分别增加了29.90%和59.69%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Zn 含量分别为91.15、92.13和118.00 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草地移植草地土壤中Zn 含量分别增加了1.08%和29.46%；天然草地人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Ni 含量分别为28.95、34.07 和39.10 mg·kg-1，与天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植土壤中Ni 含量分别增加了17.69%和35.06%。整体土壤中各金属元素除Pb 外均表现为自然草皮移植显著高于人工建植草地(P ＜0.05)；除Cd 外均显著高于天然草地(P ＜0.05)，表明了矿区排土场土壤的确受到重金属元素污染。

表2 不同类型草地土壤重金属元素含量Table 2 Content of heavy metals in soil for different types of grassland

3 讨论

3.1 植被群落结构特征

矿山开采过程中原始植物群落在很大程度上遭到破坏，通过采取有利于植被群落构成和演替的人工恢复措施，能够加快受损矿区生态系统恢复。该铜矿植被恢复区域位于平均海拔4 300 m 以上的高山山地，属于高寒山地气候，年均气度5.5 ℃，年均降水量为640 mm，土壤类型为亚高山草甸区土壤，植被以草本植物群落中的禾本科和莎草科较为丰富[26]，本研究人工建植草地选择了乡土草种的优良可食性牧草垂穗披碱草、冷地早熟禾和中华羊茅，而在两年后矿区人工建植植被演替形成以垂穗披碱草、早熟禾为优势种的草本植物群落，这与苏军德和李国霞[27]在祁连山中部金川山矿山研究结果一致。本研究区域天然草地优势种为披碱草、青藏苔草和马先蒿，人工建植草地优势种为披碱草和中华羊茅，自然草皮移植优势种为青藏苔草和高原委陵菜。与天然草地相比，研究区域人工建植草地，人工建植草地群落植被盖度降低了27.77%，草本层平均高度增加了10.90 cm，群落植被的物种数量降低了50.00%，植物的丰富度指数和多样性指数明显下降，植物群落形成以起初播种的禾本科为主，占总数量的81.23%，禾草层以其强壮的根茎和更为广泛的生境适应性迅速繁衍成为独立的优势群落，并保持了天然草地的主要伴生种马先蒿，且出现新的物种葫芦藓，这些表明植被群落适应的环境趋于自我更新及恢复进程；自然草皮移植后，与当地天然草地相比，植被盖度仅降低了5.18%，植被群落平均高度下降了1.2 cm，植被群落物种数量减少21.43%，从重要值来看，禾本科植被大幅度降低，莎草科植被大幅度增加，此外群落下层适应干旱沙质环境的委陵菜数量增加，且藏蒿草和马先蒿，在天然草地是伴生种，在草皮移植后，成为偶见种，参考张爱宁等[28]采用群落结构和主要植物中的优势地位分析高寒草原退化演替序列结果，进一步表明该矿区排土场短期自然草皮移植后群落有明显的退化现象。

3.2 土壤理化性质

本研究以天然草地为参照对象，人工建植草地土壤中有机质、全氮、速效钾、有效磷含量分别下降39.67%、31.56%、14.40%、67.83%，自然草皮移植土壤中有机质、全氮、速效钾、有效磷含量分别下降72.30%、72.29%、6.77%、61.62%，表明了矿区排土场采取生态修复措施土壤养分含量均明显下降。研究区自然草皮移植草地土壤有机质和全氮含量显著下降，这与生态修复后，植物生长消耗有关，高寒矿区温度低，有机质分解速度缓慢，植物快速生长消耗大于积累，导致土壤的有机质含量下降。人工建植草地C/N 显著下降，主要表现在人工建植草地有机质含量显著下降，草皮移植C/N 与自然草地没有差异，这与草皮移植土壤中有机质和全氮含量同步下降有关。

土壤pH 控制着土壤氧化还原电位影响植被根域内外养分的转化和移动，影响植被的生长发育和生理代谢，采取生态修复措施矿区土壤呈碱性，人工建植草地和自然草皮移植土壤中pH 分别增加15.71%和11.43%，促使土壤中一些元素活化，一些元素有效性降低。本研究与学者在青海木里矿区研究的结果一致[29-30]，矿区经过覆土植被恢复措施，土壤中有机质含量、全氮含量及速效钾变化不明显，有效磷显著下降，土壤pH 显著增加，也表明金属矿山受损生态系统恢复，土壤恢复过程趋于相同的演化过程。Han 等[31]研究表明氮磷是青藏高原高寒草甸非常重要的限制因子，而且有效磷是物种丰富度和物种数量的指示者，本研究中不同处理土壤有效磷含量同物种丰富度指数和多样性指数保持同频的变化规律，其中人工建植草地土壤较高pH 能引起磷供应的有效性降低，导致植物退化，生物丰富度和多样性指数显著下降。这也支持了Han 等[31]及王向涛等[32]关于有效磷是物种丰富度和多样性的指示者的结论。

土壤影响植物的生长及群落结构和组成。有研究表明，人工恢复措施优于自然恢复，土壤营养元素含量供给量提高，可以改变生物群落、增加生产力和地上部分生物量，加速重建植被的正常生长及群落的建立和发展[33-34]，尤其是土壤中有机质含量的增加能够丰富草地群落物种组成，调整群落结构，甚至有新植物群落的出现，如采取覆土叠加有机质或化肥等措施，加速土壤改善和生态系统功能恢复[35-37]。选择当地草本植物种植实行生态修复，促进生态系统恢复的良性化和稳定性[38-39]。本研究中乡土草种人工建植草地土壤有效磷、速效钾、C/N均最低，土壤为碱性，人工建植草地生态物种单一、年龄结构大体相同、空间排列整齐有序，植被趋于自我更新，“植物—土壤”相互反馈的过程，植物和土壤组成一个耦合系统，植物系统在塑造土壤系统，土壤系统反馈影响植物系统[40]，人工建植草地土壤是在原矿渣堆积的排土场，植物的生长及植被群落演替，生态系统在较短的时间内还比较脆弱、不稳定。自然草皮移植，植被生长环境更接近于原自然状况，有效磷、速效钾及C/N 与天然草地没有差异，植被盖度、高度，物种丰富度接近天然草地。

3.3 土壤重金属元素

金属矿山开采土壤重金属污染主要是由尾矿库和矸石山中所挟带的大量重金属通过淋溶等途径造成的[41-42]，土壤重金属污染具有隐蔽性、滞后性、累计叠加效应及不可恢复性[43]，会造成土壤植被的破坏，影响生态环境健康发展[44]。植物措施可形成绿化覆盖及相对稳定的生态系统。西藏地区土壤中Cd、Hg、As、Pb、Ni 和Zn 背景值[45]分别为0.080、0.024、18.70、28.90、32.10 和73.70 mg·kg-1，显然研究区天然草地除了Ni 没有超过西藏地区背景值，Cd、Hg、As、Pb 和Zn 元素均高于西藏背景值平均值，其中人工建植草地分别为西藏背景值的3.8 倍、2.5 倍、1.1 倍、1.6 倍和2.9 倍，自然草皮移植草地土壤中Cd、Hg、As、Pb 和Zn 元素含量为西藏背景值的4.4 倍、3.8 倍、2.0 倍、2.0 倍和3.7 倍，由此看来，矿山开采区域土壤重金属元素含量可能原本就高于别的区域，而在矿山开采采取生态修复措施后，土壤的重金属元素含量明显增加，尤其是Cd、Hg 和Zn 含量，这可能与植物对重金属元素的富集作用、活化有关[46]。在人工建植草地土壤中Cd、Hg、As、Pb、Ni 和Zn 含量与天然草地没有显著差异，而显著低于自然草皮移植草地，表明了采取草皮移植生态修复，加大了土壤重金属元素污染的风险，关于重金属元素的迁移有待于深入研究。

4 结论

青藏高原矿山生态修复采取乡土草种进行人工建植草地，土壤养分含量及C/N 下降，pH 增加，土壤重金属含量略有增加，建植两年植被自我更新，但植物物种单一、植被重建生态系统脆弱、不稳定。自然草皮移植草地，土壤理化性质和植被生长状况优于人工建植草地，而草皮移植后土壤养分下降，C/N 未变，pH 增加，土壤重金属含量显著增加，植物物种丰富、多样，植被群落结构复杂，整体生态系统功能更优于人工建植草地，但是针对矿区生态修复过程中，需要持续关注土壤中重金属元素的污染。