2017, Vol. 37文章信息
- 陈海滨, 陈志彪, 陈志强, 马秀丽
- CHEN Haibin, CHEN Zhibiao, CHEN Zhiqiang, MA Xiuli.
- 不同治理年限的离子型稀土矿区土壤生态化学计量特征
- Ecological stoichiometry characteristics of ionic rare earth mining area soil in different management years
- 生态学报[J]. 2017, 37(1): 258-266
- Acta Ecologica Sinica[J]. 2017, 37(1): 258-266
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201608061615
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文章历史
- 收稿日期: 2016-08-06
- 修订日期: 2016-10-23
2. 福建师范大学湿润亚热带山地生态地理-过程教育部重点实验室, 福州 350007;
3. 闽南师范大学, 漳州 363000
2. Key Laboratory of Humid Sub-tropical Eco-geographical Process of the Ministry of Education, Fujian Normal University, Fuzhou 350007, China;
3. Minnan Normal University, Zhangzhou 363000, China
我国南方离子型稀土矿主要分布于江西、福建、广东等省区, 是我国和世界重稀土的主要来源[1], 其中福建省稀土矿的储量位居全国前列[2]。长汀县地处福建省西南部闽赣交界, 其他矿产资源匮乏, 唯有稀土资源丰富(占福建省稀土探明储量的60%以上), 是福建省稀土资源储量最多、稀土产业发展最早的县份。另一方面长汀县又是福建省水土流失最严重的地区之一, 同时也是我国南方红壤侵蚀地区生态系统退化的一个典型代表[3]。丰富的资源对当地经济的发展原本是有利的因素, 但是人们为了眼前的利益, 在稀土矿区盗挖盗采的现象极为严重, 为了节约成本采用的都是俗称“搬山运动”的池浸和堆浸开采工艺[4], 进一步导致区内水土流失的加重, 形成大面积严重退化生态系统。
自2000年以来, 长汀县针对稀土矿展开大规模的治理, 所采取的基本是以种植生态林草的修复方法, 但由于稀土矿区恶劣的生长环境, 造成植物种成活周期较短。因此, 稀土矿区的治理成为该区生态恢复的一个难点[3]。离子型稀土矿的关注点侧重于其对环境的污染[5-8], 而矿区土壤由于经过人为的堆放压实, 浸矿液的不断溶浸所造成的土壤结构与理化性质的破坏及养分的大量流失, 也是导致植物难以生长的原因, 因此对矿区土壤养分特征的研究也尤为必要。生态化学计量学结合了物理、生物与化学等学科的基本原理, 利用生态过程中化学元素的平衡关系进行生态系统的研究[9], 近十几年来生态化学计量学已经成为研究生态系统的新兴工具[10-12], 在各类生态系统中都得到广泛地应用[13-16], 而对矿区等受损生态系统的研究还相对较少, 在离子型稀土矿区治理的应用更为薄弱。不同土壤结构形成不同的生态化学计量特征, 进而影响植物的生长发育[13], 研究稀土矿区土壤生态化学计量特征, 对于揭示稀土矿区土壤生态系统养分循环和平衡机制具有重要意义, 进而找出植物生长的限制因子。因此, 在离子型稀土矿治理地利用生态化学计量学的方法研究其土壤养分特征, 可为矿区水土流失的治理及生态恢复提供一定的借鉴依据。
1 材料与方法 1.1 试验地概况长汀县地处福建省西南部, 位于北纬25°38′15″-25°42′55″, 东经116°23′30″-116°30′30″, 属于中亚热带季风性湿润气候, 多年平均气温为18.4℃, 1月平均气温8.0℃, 7月平均气温27.2℃, 11月平均气温14.6℃, 无霜期265d;年降水量1 700-2 000 mm, 降水年内变化大, 多集中于3-8月份, 占全年降水量的76%[3]。土壤主要为花岗岩在湿热气候条件下风化淋溶形成的红壤和侵蚀红壤, 抗蚀性极差, 保水保肥能力低[3]。试验地包括三个离子型稀土矿治理地与一个稀土矿非开采区对照地, 具体采样点信息见表 1, 采样点位置见图 1。
| 样地 Sampling plot |
牛屎塘 Niushitang |
下坑 Xiakeng |
三洲桐坝 Sanzhoutongba |
龙颈(对照地) Longjing (reference) |
| 治理时间Management time | 2006 | 2008 | 2011 | 2006 |
| 经度Longitude | 116°23′41.1″ | 116°24′57.1″ | 116°24′39.6″ | 116°27′37.6″ |
| 纬度Latitude | 25°36′11.2″ | 25°36′33.0″ | 25°36′13.3″ | 25°39′31.9″ |
| 植被vegetation | 芒萁、木荷、胡枝子、金茅、枫香 | 芒萁、胡枝子、枫香、宽叶雀稗、油茶、木荷 | 芒萁、宽叶雀稗、胡枝子、枫香、油茶 | 芒萁、马尾松、木荷、五节芒 |
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| 图 1 采样点位置图 Fig. 1 Location of sampling points in study area |
采样时间为2013年11月, 采样地景观图见图 2。各个稀土矿治理区采样地点均为面积较大的平地, 种植植物皆为乔灌草, 可保证植被、土壤环境的一致性。样区的调查情况如下:牛屎塘矿区水土流失已得到有效控制, 调查显示芒萁(Dicranopteris dichotoma)已明显扩散, 长势比较好, 并逐步代替其他的草本植物, 盖度约为72%。乔木以枫香(Liquidambar formosana)为主, 平均树高为170cm, 平均地径为2.7cm; 另外零星分布少数木荷(Schima superba)、马尾松(Pinus massoniana)。灌木以胡枝子(Lespedeza bicolor)为主。下坑矿区水土流失现象还较为严重, 大部分植被为人工种植的草本宽叶雀稗(Paspalum wetsfeteini), 其盖度约为68%, 芒萁(Dicranopteris dichotoma)比较矮小, 长势不如牛屎塘矿区, 盖度约为6%。乔木以枫香(Liquidambar formosana)、木荷(Schima superba)为主, 其中枫香(Liquidambar formosana)的平均树高为190cm, 地径约为5.4cm。三洲桐坝矿区还存在地表裸露情况, 草本植被以宽叶雀稗(Paspalum wetsfeteini)为主, 盖度约为73%, 草丛高约为85cm。芒萁(Dicranopteris dichotoma)的长势较下坑矿区更为矮小, 平均丛高为5.3cm。龙颈矿区为稀土矿非开采区, 治理前A层土壤流失殆尽, B层出露, 本底条件与3个稀土矿开采区相似。乔木层马尾松(Pinus massoniana)的树高约为9.5m, 平均胸径为12cm; 地表几乎被芒萁(Dicranopteris dichotoma)全部覆盖, 盖度在92%以上。
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| 图 2 采样地景观图 Fig. 2 Landscape of sample plot |
在每个采样地设置3个样方作为土壤采样点, 采用对角线法在每个样方分别采集0-10cm、10-20cm深度的土壤, 4个样地总共采集土壤样品24个。土壤样品带回实验室置于阴凉通风处自然风干, 风干过程中用镊子挑拣石块、根系等杂质。取部分风干后的土壤样品用研钵进行研磨, 过100目(0.149mm)筛用于土壤理化性质和稀土元素的测定。
测定方法如下:pH采用土:水=1:2.5水浸-电位测定; 机械组成采用马尔文粒度分析仪(Masterrizer 2000, 英国)测定; 土壤有机碳及全氮使用碳氮元素分析仪(Elementar Vario MAX, 德国)测定; 全磷采用高氯酸消煮法、钼锑抗比色法测定; 土壤稀土元素采用高温消解ICP-MS (XSERIES 2, Thermo Scientific, 美国)测定[17]。土壤基本理化性质及稀土元素含量见表 2。
| 样地 Sample plot |
采样深度 Sampling depth/cm |
pH | 机械组成Mechanical Composition | ∑REE/ (mg/kg) |
||
| 砂粒 Sand particle/% |
粉粒 Silt particle/% |
粘粒 Clay particle/% |
||||
| 牛屎塘 | 0-10 | 4.64±0.15 | 51.44±5.19 | 39.13±3.43 | 9.43±1.99 | 212.92 |
| 10-20 | 5.22±0.17 | 51.10±12.02 | 39.15±8.31 | 9.75±3.73 | 234.39 | |
| 下坑 | 0-10 | 4.35±0.12 | 44.97±10.59 | 44.89±8.72 | 10.13±2.03 | 595.90 |
| 10-20 | 4.44±0.32 | 52.83±3.83 | 38.64±3.59 | 8.53±0.26 | 432.63 | |
| 三洲桐坝 | 0-10 | 4.72±0.03 | 53.61±4.40 | 38.42±5.52 | 8.05±1.24 | 105.81 |
| 10-20 | 4.58±0.15 | 54.42±5.52 | 37.36±4.92 | 8.23±0.74 | 89.82 | |
| 龙颈(对照地) | 0-10 | 4.31±0.14 | 23.93±7.25 | 61.07±7.45 | 15.01±2.04 | 38.48 |
| 10-20 | 4.60±0.15 | 20.56±6.42 | 60.11±3.86 | 19.63±2.68 | 27.67 | |
| ∑REE指土壤稀土元素含量 | ||||||
全部实验数据均在Microsoft Excel 2003和SPSS 19.0软件下处理完成。采用单因素方差分析(One-Way ANOVA)的最小显著差异(LSD)法对土壤碳氮磷养分和生态化学计量特征进行差异性检验, 并采用Pearson相关分析法进行相关分析。
2 结果与分析 2.1 不同治理年限的土壤碳氮磷含量特征由表 3可以看出, 土壤有机碳含量变化范围为0.69-15.7 g/kg, 在不同采样深度, 龙颈(对照地)都显著高于其他3个采样地(P < 0.05), 3个样地不同土层之间土壤均没有显著差异; 0-10cm土壤有机碳含量大小排序为龙颈(对照地)＞牛屎塘＞三洲桐坝＞下坑, 10-20cm土壤有机碳含量大小排序为龙颈(对照地)＞三洲桐坝＞牛屎塘＞下坑。土壤全氮含量变化范围为0.26-1.21 g/kg, 除了治理年限最长的牛屎塘10-20cm土壤显著低于其他两个样地和对照地(P < 0.05), 各个样地之间的差异都不显著; 0-10cm土壤大小排序为龙颈(对照地)＞三洲桐坝＞牛屎塘＞下坑, 10-20cm土壤大小排序为三洲桐坝＞龙颈(对照地)＞下坑＞牛屎塘, 不同土层之间除了治理年限较短的三洲桐坝外, 其余均呈0-10cm土层高于10-20cm土层。土壤全磷含量变化范围为0.05-0.11 g/kg, 龙颈(对照地)不同采样深度含量都高于其他3个采样地, 除了10-20cm土层与下坑治理地没有呈显著差异外, 其他均呈显著差异(P < 0.05);0-10cm和10-20cm土壤全磷含量大小排序均为龙颈(对照地)＞下坑＞三洲桐坝＞牛屎塘。
| 样地 Sample plot |
治理年限 Management year/a |
采样深度 Sampling depth/cm |
有机碳 Organic carbon/ (g/kg) |
全氮 Total nitrogen/ (g/kg) |
全磷 Total phosphorus/ (g/kg) |
| 牛屎塘 | 8 | 0-10 | 3.76±2.17aB | 0.53±0.29aA | 0.06±0.02aB |
| 10-20 | 0.70±0.49aB | 0.26±0.12aB | 0.05±0.01aB | ||
| 下坑 | 6 | 0-10 | 0.88±0.19aB | 0.33±0.11aA | 0.08±0.02aB |
| 10-20 | 0.69±0.24aB | 0.32±0.03aA | 0.07±0.02aA | ||
| 三洲桐坝 | 3 | 0-10 | 3.17±1.93aB | 0.93±0.64aA | 0.07±0.01aB |
| 10-20 | 1.02±0.74aB | 1.21±0.95aA | 0.06±0.01aB | ||
| 龙颈(对照地) | 8 | 0-10 | 15.70±6.92aA | 1.01±0.40aA | 0.11±0.02aA |
| 10-20 | 4.19±0.14aA | 0.37±0.18aA | 0.08±0.02aA | ||
| 小写字母不同表示同一样地不同采样深度土壤之间差异性显著, 大写字母不同表示不同样地同一采样深度土壤之间差异性显著(P < 0.05) | |||||
不同治理年限的稀土矿区土壤生态化学计量特征统计见表 4。由表 4可以看出, 土壤C:N比变化范围为0.89-15.42, 其比值3个样地和龙颈(对照地)均呈0-10cm土壤高于10-20cm土壤, 除了下坑, 其他两个样地和对照地不同土层均呈显著差异(P < 0.05), 龙颈(对照地)不同土层土壤C:N比均显著高于其他3个样地(P < 0.05);0-10cm土壤C:N比大小排序为龙颈(对照地)＞牛屎塘＞三洲桐坝＞下坑, 10-20cm土壤C:N比大小排序为龙颈(对照地)＞牛屎塘＞下坑＞三洲桐坝。土壤C:P比变化范围较大, 为9.50-136.46, 龙颈(对照地)不同土层均显著高于其他3个样地(P < 0.05), 不同土层之间只有牛屎塘和龙颈(对照地)呈显著差异(P < 0.05);0-10cm土壤C:P比大小排序为龙颈(对照地)＞牛屎塘＞三洲桐坝＞下坑, 10-20cm土壤C:N比大小排序为龙颈(对照地)＞三洲桐坝＞牛屎塘＞下坑。土壤N:P比变化范围为4.17-20.87, 最大值出现在治理年限最短的三洲桐坝的10-20cm土壤, 与其他两个样地和对照地之间呈显著差异(P < 0.05), 0-10cm土壤最大值也为三洲桐坝; 0-10cm土壤C:P比大小排序为三洲桐坝＞龙颈(对照地)＞牛屎塘＞下坑, 10-20cm土壤C:N比大小排序为三洲桐坝＞牛屎塘＞龙颈(对照地)＞下坑。
| 样地 Sample plot |
治理年限 Management year/a |
采样深度 Sampling depth/cm |
C:N | C:P | N:P |
| 牛屎塘 | 8 | 0-10 | 7.02±0.30aB | 61.62±17.38aB | 8.76±2.3aA |
| 10-20 | 3.02±2.25bB | 14.03±7.30bB | 5.79±3.46aB | ||
| 下坑 | 6 | 0-10 | 2.74±0.56aC | 11.41±2.50aC | 4.17±0.59aB |
| 10-20 | 2.17±0.80aB | 9.50±3.59aB | 4.40±0.57aB | ||
| 三洲桐坝 | 3 | 0-10 | 3.51±0.26aC | 46.42±22.01aB | 13.58±7.55aA |
| 10-20 | 0.89±0.16bB | 17.53±11.99aB | 20.87±15.47aA | ||
| 龙颈(对照地) | 8 | 0-10 | 15.42±0.58aA | 136.46±33.74aA | 8.81±1.86aA |
| 10-20 | 11.04±1.84bA | 51.85±20.78bA | 4.60±1.27bB | ||
| 小写字母不同表示同一样地不同采样深度土壤之间差异性显著, 大写字母不同表示不同样地同一采样深度土壤之间差异性显著(P < 0.05) | |||||
土壤养分与生态化学计量比的Pearson相关性分析结果如表 5。从表 5可以看出土壤有机碳与全氮(α=0.05)、全磷(α=0.01)呈显著相关, 而土壤全氮与全磷之间相关性不显著。土壤有机碳与C:N、C:P比均呈显著相关(α=0.01), 与N:P比相关性不显著; 土壤全氮与C:P比呈显著相关(α=0.05), 与N:P比呈显著相关(α=0.01), 与C:N比相关性不显著; 土壤全磷与C:N、C:P比均呈显著相关(α=0.01), 与N:P比相关性不显著。
| C | N | P | C:N | C:P | N:P | |
| C | 1 | 0.446* | 0.783** | 0.815** | 0.958** | 0.089 |
| N | 1 | 0.302 | 0.086 | 0.458* | 0.912** | |
| P | 1 | 0.623** | 0.670** | -0.085 | ||
| **表示在0.01水平显著相关, *表示在0.05水平显著相关 | ||||||
土壤碳氮磷作为土壤养分的主要指标, 可以反映土壤肥力的基本状况[18]。本研究结果表明, 稀土矿区未开采的治理地土壤有机碳都显著高于开采区的治理地, 未开采地经过8年的治理时间, 0-10cm土壤有机碳含量已达15.7 g/kg, 与福建省红壤平均值22.1 g/kg较为接近[19], 说明稀土矿区未开采的流失地随着植被的恢复, 有效减少了水土流失, 土壤有机碳含量逐步提高[20]; 而10-20cm土壤有机碳含量仅为4.19 g/kg, 说明土壤恢复是一个缓慢的过程, 恢复前期植被枯落物的归还和对土壤养分的提高更多还集中在土壤0-10cm土层。张秋芳在该地区的研究也表明, 10-20cm土壤经过30a的治理土壤有机碳含量也基本在5 g/kg左右[21]。3个开采区土壤有机碳含量就更低, 最高值为经过8a治理时间的牛屎塘样地的0-10cm土壤, 仅为3.76 g/kg, 并呈现出随治理时间的推进先降低后增加的趋势。稀土矿区治理初期, 为使种植的植物能够更好地生长, 都施用一定的肥料, 但是由于初期种植的植物很难适应矿区恶劣的生长环境, 成活率并不高。李永锈[22]在赣南稀土矿区的研究也表明, 在治理的前两三年相当一部分植物都枯死。随着植物的枯死, 雨水对土壤的冲刷, 土壤有机碳含量在3a后开始呈下降的趋势, 之后在芒萁(Dicranopteris dichotoma)等一些本地草种逐渐入侵后, 才使得土壤有机碳有所提高。
土壤全氮含量在治理初期都比较高, 由于离子型稀土开采采用的是硫酸铵浸提的工艺, 矿区废弃后还会残留大量的硫酸铵, 经过3a治理时间的三洲桐坝10-20cm土壤全氮含量达1.21 g/kg, 而该地区未侵蚀红壤也仅为0.6 g/kg左右[21], 可见矿区治理前期硫酸铵的残留使土壤氮素含量增加。由于植物在治理前期很难生长, 不能有效利用土壤中残留的氮素, 而土壤中残留的硫酸铵很容易受雨水冲刷流失[22], 氮素的流失使得矿区的肥力进一步下降, 治理时间为6a的下坑样地氮素含量就仅为0.3 g/kg左右。氮素由于雨水的冲刷淋溶作用而呈现10-20cm土层的含量高于0-10cm土层的含量, 所以在治理过程当中还要注意加大对上下层土壤的翻动, 以提高植物对氮素的有效利用。
土壤磷素主要来源于母岩, 南亚热带土壤普遍都缺乏磷素, 未侵蚀红壤山地0-20cm全磷含量也仅为0.15 g/kg[23], 对照地经过8年的治理, 0-10cm土壤全磷含量已和未侵蚀红壤山地接近, 但10-20cm土壤全磷含量还是相对较低。采矿区的全磷含量则更低, 磷的缺乏限制土壤微生物的生长, 导致矿区土壤环境的改善更为困难, 一定程度上也限制植物更好地生长[23]。3个采矿区治理地的全磷含量的变化趋势基本随治理时间的延长先递增后递减, 治理初期由于种植植物吸收一定的磷, 治理3a的三洲桐坝样地土壤中全磷含量相对较低; 随着植物的死亡, 磷素又归还到土壤当中, 治理6a的下坑样地全磷含量就相对提高; 之后随着新的植物入侵吸收利用磷, 土壤全磷含量又呈下降趋势。
3.2 土壤化学计量特征及限制因子分析土壤碳氮磷比值是反映土壤养分循环的主要指标, 综合反映了整个生态系统功能的变异性, 有助于确定土壤生态系统过程对环境变化的响应[9-10, 24]。稀土矿区的生态修复方法主要采用植物修复方法, 由于稀土矿采矿所形成新的土壤环境条件[25], 利用生态化学计量比探讨其所形成生态系统功能有助于揭示利于植物生长的环境条件。由于成土过程受多种因素的影响, 土壤碳氮磷比值差异较大, 本研究中土壤C:N比变化范围在0.89-15.42之间, 福建省山地土壤C:N比变化范围为11.7-18.2[19], 全国土壤平均值为11.9[11], 除了未开采的对照地, 开采区都低于中国和福建省的平均水平。未开采地经过8a时间的治理, 基本恢复到福建省的平均范围内, 趋向平衡的状态。而稀土矿开采地C:N比治理时间最长的牛屎塘0-10cm土壤仅为7.02, 还达不到全国土壤的平均值, 治理时间为3a的三洲桐坝10-20cm土壤C:N比甚至仅为0.89, 可见开采地的C:N比处于严重失衡的状态。从C、N元素的相关性分析中也可看出, 多数的研究表明C、N元素在0.01水平呈显著相关性[13, 21, 26-27], 对环境的响应也几乎同步, 而本研究表明C、N元素只在0.05水平呈显著相关, 相关系数也仅为0.446, 可见矿区土壤由于经过人工搬运压实及硫酸铵等药水的浸泡淋溶使得土壤结构遭到严重破坏, 土壤C、N元素相关性减弱。从治理年限来看在初期由于大量氮素的存在使得土壤C:N比较低, 而土壤C:N比较低时微生物超量的氮素又会释放到土壤中[28], 使得土壤氮素进一步积累。可见在稀土矿治理初期要加大有机碳的投入, 从而创造更有利植物生长的环境条件, 使土壤C:N比能处于较平衡的状态。
土壤C:P比变化范围较大为9.50-136.46, Tian[11]等的研究结果表明, 中国热带亚热带地区土壤C:P比的均值为78, 研究区只有对照地的0-10cm土壤高于平均值。当土壤C:P比较大时, 会发生生物固定, 反之则发生物矿化[28], 说明研究区大部分土壤都进行磷的矿化, 土壤磷有效性较高。亚热带地区土壤普遍都缺磷[20], 未开采地治理8a后的土壤C:P比达136.46, 呈现缺磷状况。治理初期土壤C:P比较低, 可能由于稀土矿治理初期植物生物较为缓慢, 对磷素的需求量相对较低, 所以磷素基本上还能满足植物生长的需要。从不同治理年限上的变化也可以看出, 土壤C:P比随治理时间的推进呈先递减后递增的趋势, 治理年限8a的牛屎塘土壤C:P比才升高到61.62, 而后磷素才逐渐成为限制植物生长的因子。土壤C:P比与C、P元素的相关性也可以看出, 土壤C:P比受C元素变化的影响更为明显。
土壤N:P比的变化范围在4.17-20.87之间, 中国亚热带土壤的平均值为6.4[11], 研究区除下坑及牛屎塘治理地和对照地的10-20cm土壤外, 其余样地土壤都高于平均值。按照Tessier[29]等的研究N:P可作为诊断N饱和的指标, N:P＜14为氮限制, N:P＞16为磷限制。研究区除三洲桐坝10-20cm土壤外, 其余样地土壤主要还是受到氮限制, 而三洲桐坝主要是由于治理年限较短还有硫酸铵残留而不受氮限制, 所以可以认为稀土矿区植被的恢复主要还是受到氮限制作用。张秋芳[18]等的研究也认为, 该地区植物在生长过程中逐渐适应了低磷土壤环境状况, 在生态恢复过程对氮素的响应更为敏感。土壤N:P比与土壤养分的相关性也可以看出, 与氮素在0.01水平达显著相关, 进一步说明土壤N:P比主要受土壤氮素的影响。
稀土矿开采所造成的土壤养分的大量流失是造成植物难以生长甚至死亡的重要因素, 而其所造成的土壤结构的破坏及所形成的生理毒性也是造成矿区恢复困难问题所在, 也是继续开展研究的一个方向, 可以从更全面的角度揭示稀土矿区治理所面临的难题, 为矿区生态恢复提供实践依据。
4 结论稀土矿区土壤养分含量经过多年的治理有明显变化, 有机碳全氮含量呈先递减后递增的趋势, 全磷含量则呈先递增后递减的趋势, 经过8a时间的治理, 土壤养分含量还是远低于对照地, 表明矿区土壤养分的恢复是一个长期的过程。土壤C:N、C:P、N:P比随治理时间的推进呈先递减而后递增的趋势, 进一步揭示稀土矿区在治理过程中所受到的限制因素, 在治理前期土壤养分主要是由于有机碳的匮乏而限制植物的生长, 而到后期逐渐变为受氮素限制的影响。因此离子型稀土矿在治理过程中, 在矿区氨氮还没完全流失前, 要及时种植生存能力强的植物, 并施以有机肥料以促其生长, 既可以充分利用矿区残留的氨氮, 也可减少氨氮流失对下游的污染。随着治理时间的推进, 植物在矿区能够较好生长后, 则要施用一定氮肥以克服氮素缺乏对植物生长所造成的限制作用。
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