中国的大型露天煤矿大多处于干旱、半干旱的生态脆弱区, 平朔矿区创建于1982年, 是中国首个露井联采的亿t级矿区, 其煤炭产量连续多年过亿t, 是国家重点建设的大型煤炭基地。平朔露天矿区属于生态脆弱区和敏感区, 同时也是农牧交错区, 超大规模的露天煤炭开采造成该矿区地形地貌破碎、土壤结构松散、自然植被严重退化和植物多样性锐减等一系列生态问题；同时其在“剥离、开采、搬运、排弃”等剧烈扰动下, 矿区生态系统遭到严重损毁, 并且其严重影响着矿区居民生产生活和经济收入等方面。平朔矿区的自然条件和土地利用状况是我国中西部矿区典型缩影^[1], 基于矿区长期的土地复垦与生态修复实践, 白中科^[2]提出的“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”矿区生态系统恢复重建的“五元共轭”理论在中西部矿区具有典型的代表性、先进性和示范性。平朔矿区属于典型的温带半干旱大陆性季风气候, 其早已成为生态脆弱区的典型代表, 该矿区的土地复垦与植被恢复一直备受学术界和政府的广泛关注^[3]；自1991年以来, 国家在平朔露天矿区投入大量的人力和物力来进行乔、灌、草不同配置模式的植被恢复。植被重建是露天矿排土场生态恢复的重要工作, 是修复矿区受损生态系统的有效途径和保障^[4—5]。植被对生境变化较为敏感, 植被在类型、数量和质量方面必然会对陆地生态系统的变化有所响应。肖强等^[6]对黄土高原近10 a来植被覆盖的动态变化研究发现, 森林生态系统平均覆盖度最高, 灌木、草本生态系统次之；该研究结论与平朔矿区原地貌和复垦地内重建植被的生长特征相似。选择适宜的植物种类进来行植被恢复, 是重建煤矿废弃地稳定生物群落的一个重要环节, 植物种类选择的合理与否, 直接关系到煤矿废弃地整个生态恢复工作的成败^[7—10]。物种多样性是生物多样性在物种水平上的表现形式, 可反映生物群落结构复杂性和生态系统稳定性, 对生态系统功能具有促进作用^[10—13]。植被群落动态特征对解释复垦排土场的植物物种共存和生物多样性维持机制至关重要, 也一直是生态学研究的热点^[14—15]。同时, 具有多重生态系统功能和高水平生态系统服务的群落往往拥有更多的物种, 而多样化的生物群落对生态系统稳定性、生产力以及养分供应具有促进作用^[16—17]。随着物种多样性研究这一热点问题在全球的深入, 人们对保护植物群落及其多样性的认识水平和意识也不断提升^[18]。因此, 平朔露天矿区复垦排土场植被重建特征研究对提升矿区植物物种多样性、改善生态环境和提升人类福祉具有重要意义。

目前, 煤矿废弃地这一严重退化生态系统的生态恢复已成为国内外生态学研究的重要课题之一, 其中植被恢复是煤矿废弃地生态恢复的关键性保障工作之一^[19]。美国和德国为全球范围最早开展土地复垦工作的国家, 二战后欧美发达国家对土地复垦的研究重点主要集中在露天矿的挖损地, 土地复垦也开始偏重于生态恢复, 其主要用于植树种草和生态景观建设^[20]。国外学者在生态恢复研究方面, 特别关注植被恢复过程的物种组成、多样性变化和差异比较等问题^[21—25]。中国的土地复垦工作开始于20世纪50年代, 开展较欧美发达国家晚, 但经过多年的发展, 中国针对露天煤矿损毁地和废弃地的土地复垦工作已有众多研究。曹银贵等^[26]和许建伟等^[27]的研究都表明复垦时间是土地复垦及生态恢复的重要保证；复垦时间越长, 生态系统越成熟, 成熟生态系统的多样性和复杂性要明显强于年轻的生态系统^[28—29]。王金满等^[30]对安太堡复垦排土场不同复垦年限下土壤环境因子和乔木林植被生物量的动态演变规律进行研究得出, 随着复垦年限增加土壤因子和植被生物量都呈S型变化。张青等^[31]以安太堡露天煤矿植被恢复区1 hm²“刺槐×榆树×臭椿混交模式”长期固定监测样地为研究平台, 对2010—2015年间植被恢复过程中主要更新物种的数量特征进行了分析。赵冰清等^[32]对安太堡露天煤矿排土场刺槐×油松复垦模式下17—22年间群落生长动态进行研究发现, 不同树种胸径生长速率的差异主要与其自身的生长特性有关。王翔等^[33]对安太堡露天矿不同植被类型恢复下复垦地的土壤养分和酶活性进行分析发现, 油松×刺槐×柠条混交林的组合模式对土壤重建效果最好。国内的大量相关研究已经表明矿区复垦排土场植被的生长状况及多样性变化能够表征复垦土地的质量, 是影响土地复垦质量评价与生态系统稳定性评估的重要因素之一^[34]。

综上, 目前国内外关于矿区土地复垦与植被重建的研究主要集中在短期复垦下重建乔木植株的生长状况^[28—29]及其对土壤质量的影响方面^{[30, 33]}, 涉及长时间复垦序列下不同年限复垦地重建植被(乔灌草)演替特征与规律的研究需要进一步深入。同时经研究发现, 短期复垦年限下重建植被的生态稳定性较差, 其可能会由于种间竞争和水分条件等原因进而发生退化。因此, 本文以平朔露天矿区不同复垦年限的排土场为研究对象, 采用时空替代法对比分析不同复垦年限下复垦地的植物物种组成及其重要值、物种多样性指数和地上生物量特征, 详细揭示随复垦年限增加复垦排土场的植被演替特征与规律, 以期为该矿区拟复垦区和类似矿区在未来进行土地复垦与植被重建时应如何选择适宜的植物物种和制定更加优化的植被配置模式提供一定参考。

1 研究区概况

平朔矿区地处黄土高原晋陕蒙接壤的黑三角地带, 位于山西省朔州市平鲁区境内, 该基地面积380 km², 地理位置为东经112°10′—113°30′, 北纬39°23′—39°37′^{[1, 35]}。平朔矿区下辖安太堡、安家岭和东露天三大露天煤矿^[3]。该矿区属于典型的温带半干旱大陆性季风气候, 年均温4.8—7.8℃, 年降水量为428.20—449.00 mm, 全年降水量的65%集中于6—9月, 年蒸发量为1786.60—2598.00 mm, 年蒸发量大约为降水量的4—5倍, 无霜期为115—130 d, 全年70%为有风时间, 年平均风速为2.50—4.20 m/s^[36]。该矿区高强度的采煤活动导致大量土地损毁和植被退化, 其于1985年开始进行初级的土地复垦工作, 迄今为止已经持续30余年。露天开采后, 所有的土多由人工铺垫至排土场, 铺垫的土层主要为黄土类物质及少量红土, 有时还混有少量煤矸石和碎石等物质, 质地一般为沙壤至壤土^[37]。安太堡露天煤矿是平朔矿区开发投产最早的煤矿, 矿区面积36.24 km², 此煤矿目前共有6个排土场, 本文选择安太堡露天煤矿中地势平坦、植被分布均匀且覆盖率高、空间上连续且面积较大的安太堡内排土场、南寺沟排土场、安太堡西排土场和安太堡南排土场4个典型复垦排土场作为研究区^{[3, 38]}, 其已分别于1993、1995、2013年和2014年进行了土地复垦与植被重建工作。结合平朔矿区温带半干旱大陆性季风气候的特点, 复垦排土场已形成了以刺槐、榆树、油松和沙棘为主的乔-灌-草多层次植物群落结构^[38], 草本植物主要包括硬质早熟禾、披碱草和紫苜蓿等。

2 材料与方法 2.1 样地设置与野外调查

本文于2019年7月对平朔矿区的6个复垦排土场、4个矿区未采区和4个非矿区样地进行了样地布设和植被调查。学者王国芳^[39]对山西省“典型矿区植被覆盖度时空分布特征及影响因素”的研究发现, 平朔矿区内植被覆盖度显著增加的区域主要位于安太堡露天采矿生态恢复区。因此, 为研究复垦排土场在长时间序列复垦年限下所呈现的植被重建效果, 本文根据复垦年限长短并结合现场踏勘, 选择了位于安太堡露天煤矿内复垦年限分别为6 a、7 a、25 a、27 a的安太堡内排土场、南寺沟排土场、安太堡西排土场、安太堡南排土场进行对比研究, 同时, 以该矿区内地势较为平坦、植被分布均匀的未损毁的矿区未采区样地(原地貌)作为对照, 分别对应图 1的S1、S2、S3、S4样地和S5样地。各样地基本情况见表 1, 对应编号分别为R-6a、R-7a、R-25a、R-27a和OL。

考虑到实际取样时, 同一区域的降雨量和温度数据差别不大, 但由于本文采用“空间代替时间”的研究方法, 需保证研究样地基础情况相同或相似。本文所选取的4个复垦排土场均属于安太堡露天采矿生态恢复区, 其从开采到构筑复垦地, 均采用“开采-排弃-复垦”一条龙的作业模式^[3]。本文所布设的调查样方均位于平台, 海拔在1400—1460 m之间；平台覆土均约为100 cm, 根据实地调查所获得的土壤质地数据(土壤中 < 0.01 mm粒级含量的百分比), 结合卡钦斯基土壤质地基本分类(简制)得出, 不同年限复垦地的土壤质地均为壤土。本文所选择的4个复垦排土场和原地貌样地内植物分布均匀且长势较好, 生态系统稳定性较强、无大面积退化现象存在, 其植被恢复类型代表了平朔矿区典型植被恢复模式^[3]。

据学者郝占庆^[40]对群落植物调查所需最小面积的研究发现, 木本植物的调查样地面积应为1 hm²。鉴于每个复垦排土场面积较大, 本文根据热带森林学中心(CTFS)的标准在4个复垦排土场和原地貌内建立了5个面积为1 hm²的大样地, 5个大样地内的植被类型均代表了平朔矿区典型植被恢复模式^[38]。在每个样地内用全站仪将样地划分100个10 m×10 m的样方, 准确测定每个样方的4个角在大样地中的位置, 并用水泥桩作标记^[38]。复垦排土场内人工种植的植被大部分为乔木植株, 灌木植株较少, 草本植株大都为自然侵入；为保证调查结果能够表征复垦排土场重建植被的整体特征, 本文根据每个大样地内乔木植株密度的高中低程度选择3个10 m×10 m的乔木样方来进行植被调查, 共计15个乔木样方；用插值法将每个10 m×10 m的乔木样方划分为4个5 m×5 m的灌木样方；在每个灌木样方左下角设置1个1 m×1 m的草本样方, 共计60个草本样方^{[36, 38]}。调查记录内容包括乔木的物种名、胸径和高度；灌木的物种名、基径、高度和冠幅；草本的物种名、多度、平均高度和盖度。草本植株的平均高度采用卷尺测量(精确到cm)；乔(灌)木植株的胸径(基径)采用胸径尺测量(精确到mm), 高度采用塔尺测量(精确到dm)。同时记录样地的综合特征和生境特征, 如物候期、生活力、枯落物层厚度、海拔和经纬度等。

2.2.1 草本重要值及物种多样性计算

重要值(Ⅳ)是表征群落中物种生态适应能力和所处地位的综合指标, 其大小是确定草本优势种和建群种的重要依据, 重要值越大的物种, 在群落结构中的重要性越大, 对群落生态环境、发展方向及演变趋势的影响程度越大^[41-42]。物种多样性研究采用目前国内外常用的Shannon-Wiener指数和Simpson指数^[43], 物种多样性指数反映了群落物种多样性的空间分布和变化特征。Shannon-Wiener指数基于物种数量来反映群落的多样性, 描述种的个体出现紊乱和不确定性, 该指数主要受群落内物种数目和不同物种个体分配的均匀程度两个因素所影响^[42]；Shannon-Wiener指数越大, 说明该样地物种多样性越高, 同时物种之间个体分布的均匀性增加, 也会使该样地的Shannon-Wiener指数增大^[44]。Simpson指数亦称优势度指数, 是对一个群落或生境中物种集中性的度量, 表明群落的优势种集中在少数物种上；Simpson指数越大, 表明该样地内植物物种的集中性越高, 物种多样性程度越低^[42]。

本研究过程中草本重要值的计算依照岳建英^[45]的计算方法, 如式(1)所示；依照马克平^[46]对生物群落多样性测度的方法, 以重要值为数据分析指标, Shannon-Wiener指数和Simpson指数计算方法如式(2)和式(3)所示：

(1)

(2)

(3)

式中, IV_草代表草本植物的重要值, H^'代表Shannon-Wiener指数, λ代表Simpson指数, S为每一样方中的物种总数, N为S个物种的全部重要值之和, N_i为第i个物种的重要值。

2.2.2 植被地上生物量计算

灌木和草本地上生物量的测定采用直接称量法, 即沿地面直接收割样方内的灌木和草本植株, 鲜样晾晒烘干至恒重, 称取干重(精确到0.1 g)。

本文利用样地调查所获得的矿区各个乔木树种生物量的实测数据, 建立生物量与树高、胸径的统计回归关系模型, 并且分树干、树皮、树枝和树叶部分建立相容性生物量模型, 进行分量估计, 最后进行加和。依照冯宗炜生物量估算模型^[47], 针对不同树种分别进行乔木生物量的估算。不同的树种采用不同的估算指数, 估算方法如式(4)和式(5)所示：

(4)

(5)

式中, W_X可代表W_S、W_P、W_B、W_L和W_T, W_S树干生物量, W_P树皮生物量, W_B树枝生物量, W_L树叶生物量, W_T地上生物量(单位：kg)。D²H为胸径的平方乘以高度。针对不同的树种, 式1中A, B的取值则不同, W_T的计算方式也会根据树种的变化产生变化。

2.3 数据分析方法

实地调查获得的数据均使用EXCEL 2020软件进行统计整理。运用PC-ORD v5.0软件计算Shannon-Wiener指数和Simpson指数, 运用SPSS 22.0软件中的描述性统计分析法分析不同复垦年限复垦地Shannon-Wiener指数、Simpson指数和地上生物量的变化特征。

3 结果与分析 3.1 复垦地植物科属种组成分析 3.1.1 不同复垦年限下复垦地乔灌组成

调查样地乔灌物种组成如表 2所示, 排土场复垦地共有12种乔木和灌木, 隶属于8科10属, 分别为刺槐(Robinia pseudoacaia)、沙棘(Hippophe rhamnoides)、卫矛(Euonymus alatus)、山杏(Armeniaca sibirica)、小叶杨(Populus simonii)、榆树(Ulmus pumlia)、旱柳(Salix mnatsudana)、油松(Pinus tabuliformis)、青扦(Pieca wilsonii)、新疆杨(Populus albavar)、白扦(Pieca meyeri)和臭椿(Alianthus altissima)。矿区未采区原地貌共发现小叶杨1种乔木, 其种植时间为1963年。R-6a、R-7a、R-25a和R-27a样地的植被组成均以乔木为主、草本为辅, 但不同复垦年限下复垦地的物种组成差异较大。从科属组成来看, R-6a样地的植被隶属科类最多, 为5科；对样地实地调查所得的数据进行统计发现, 该样地内沙棘、刺槐和卫矛植株较多, 分别为500株、69株和24株, 占比该样地植株总数的83.06%、11.46%和3.99%。从物种丰富度(植被种类数)来看, R-25a样地的乔木种类数最多, 为8种, 隶属于6科8属；同时该样地内刺槐和榆树植株较多, 分别为11株和8株, 占比该样地植株总数的26.19%和19.05%。从不同复垦年限复垦地的所有乔、灌木植被类型来看, 重建植被中豆科(Leguminosae)、杨柳科(Salicaceae)和胡颓子科(Elaeagnaceae)植株多度较大, 卫矛科(Celastraceae)、榆科(Ulmaceae)、松科(Pinaceae)、蔷薇科(Rosaceae)和苦木科(Simaroubaceae)植株多度较小。

3.1.2 不同复垦年限下复垦地草本组成

调查样地的草本物种组成如表 2所示, 排土场复垦地内共发现草本植物27种, 隶属于7科20属, 其中以菊科(Compositae)物种最多, 有6属10种；其次是禾本科(Gramineae), 有6属6种；豆科(Leguminosae)有4属5种；车前科(Plantaginaceae)、萝藦科(Asclepiadaceae)、堇菜科(Violaceae)和十字花科(Cruciferae)各含1种草本植物。植物生活型以多年生为主, 占比77.78%；一年生和一、二年生植物类型较少, 占比22.22%。矿区未采区原地貌(OL)共发现草本植物19种, 隶属于8科16属, 其中以菊科物种最多, 有4属5种；其次是豆科, 有4属4种；禾本科有3属4种；龙胆科(Gentianaceae)含有两种草本植物, 瑞香科(Thymelaeaceae)、唇形科(Labiatae)、十字花科(Cruciferae)和紫草科(Boraginaceae)各含1种草本植物。植物生活型以多年生为主, 占比78.95%；一年生和一、二年生植物类型也较少, 占比21.05%。不同复垦年限复垦地的草本植物隶属科类差异较小, R-6a和R-27a样地的植物类型以菊科和禾本科为主, R-7a和R-25a样地的植物类型以菊科、禾本科和豆科为主。从草本植物科属种组成来看, R-25a样地的科属种均为复垦样地的最高值, 为5科11属14种；其次为R-7a样地, 为4科9属10种；R-6a样地的植物属种为复垦样地的最小值, 为5属6种。

3.2 复垦地草本植物重要值分析

由式(1)计算可得调查样地内各草本植物的重要值, 其结果如表 3和图 2所示。本文将草本植物的重要值(Ⅳ)分为四个等级：Ⅳ < 1%为偶见种, 1% < Ⅳ < 5%为伴生种, 5% < Ⅳ < 10%为亚优势种, Ⅳ > 10%为优势种, 当Ⅳ > 30%时, 该物种在复垦样地内的生态位优势明显, 将其认定为明显优势种；当复垦地内明显优势种较多时, 种间竞争程度会相对较低；反之, 竞争程度较高^[48]。从整体来看, 复垦样地内的草本物种基本上以优势种、亚优势种和伴生种共存, 无偶见种, 同时样地内各优势种的重要值差异较大。

从草本植物种的重要值来看, 在R-6a样地内, 除白莲蒿为亚优势种外, 其余草本植物种均为优势种；并且紫苜蓿和硬质早熟禾的重要值均大于40%, 其为明显优势种。整体上, 该样地内共有草本植株6种, 明显优势种2种, 占比33.33%；优势种5种, 占比83.33%。在R-7a样地内, 草本植物种以优势种、亚优势种和伴生种共存；拂子茅和硬质早熟禾为明显优势种, 其重要值均大于35%, 优势种还包括披碱草和草木樨, 亚优势种为莳萝蒿、花苜蓿、白莲蒿和车前, 伴生种为砂珍棘豆和禾叶小苦苣。整体上, 该样地内共有草本植株10种, 明显优势种2种, 占比20.00%；优势种4种, 占比40.00%。在R-25a样地内, 草本植物种以优势种、亚优势种和伴生种共存；明显优势种重要值较大, 优势度突出, 硬质早熟禾和披碱草的重要值均大于50%, 为明显优势种；该样地亚优势种较多, 除糙隐子草、风毛菊和南山堇菜三个伴生种外, 其余均为亚优势种。整体上, 该样地内共有草本植株14种, 明显优势种(同为优势种)2种, 占比14.29%。在R-27a样地内, 草本植物种包括优势种和亚优势种；优势种包括披碱草、鹅观草、白莲蒿、垂果大蒜芥、硬质早熟禾和针茅, 其中披碱草和鹅观草为明显优势种；亚优势种包括灰藜、草地风毛菊和大籽蒿。整体上, 该样地内共有草本植株9种, 明显优势种2种, 占比22.22%；优势种6种, 占比66.67%。在原地貌(OL)样地内, 草本植物种以优势种、亚优势种和伴生种共存；大针茅、针茅和硬质早熟禾为明显优势种, 重要值均大于35%, 优势种还包括披碱草、莳萝蒿、抱茎小苦苣和达乌里胡枝子；亚优势种包括风毛菊、狼毒和花苜蓿；其余均为伴生种。整体上, 原地貌内共有草本植株19种, 明显优势种3种, 占比15.79%；优势种7种, 占比36.84%；该样地内植物种类较高, 但亚优势种和伴生种的重要值较为接近, 生态位重叠度较高, 因此该样地内的种间竞争排斥作用较大, 从而降低了物种稳定共存的可能。综上所述并结合实地调查发现, 复垦样地内的明显优势种包括硬质早熟禾、拂子茅、披碱草、紫苜蓿和鹅观草, 不同年限复垦地的草本优势种以禾本科、菊科和豆科为主, 原地貌(OL)样地的明显优势种包括大针茅、针茅和硬质早熟禾。

3.3 不同复垦年限复垦地物种多样性特征及变化趋势 3.3.1 不同复垦年限复垦地Shannon-Wiener指数特征及变化趋势

Shannon-Wiener指数侧重于来描述复垦样地内的物种多样性, 也在一定程度上表征样地内草本植株分布的均匀程度, 该指数越大, 样地内物种多样性越大, 物种均匀度越高。由式(2)计算可得调查样地的Shannon-Wiener指数, 不同年限复垦地和原地貌样地的Shannon-Wiener指数特征及变化趋势如图 3所示。由图 3可以看出, Shannon-Wiener指数的最大值、最小值与均值变化一致, 最大值与最小值可以具体反映所测数值的变化范围。不同年限复垦地Shannon-Wiener指数的均值在R-25a样地达到最高值, 为0.62, 该样地物种多样性最大、物种均匀度较高；R-6a样地的Shannon-Wiener指数最小, 为0.50, 该样地物种多样性最低、物种均匀度较差。原地貌(OL)样地的Shannon-Wiener指数为调查样地内的最高值, 其显著高于复垦地排土场, 其值为0.79。

变异系数是衡量各观测值变异程度的一个统计^[49], 该值可以表征每个复垦样地内植被重建特征的变异程度, 同时也可以揭示复垦地植被重建特征随复垦年限增加的变异程度变化。依据经典统计学对变异系数等级划分, 当CV≤10%, 属于弱变异程度；当10%＜CV＜100%, 属于中等变异程度；当CV≥100%, 属于强变异程度。从调查样地内Shannon-Wiener指数的变异系数来看, R-27a样地的变异系数最大, 为43.61%；R-25a样地的变异系数最小, 为15.25%, 五个调查样地Shannon-Wiener指数的变异系数均在10%—100%之间, 均属于中等变异程度。复垦地重建植被的Shannon-Wiener指数并没有随复垦年限增加呈现一直增大的趋势, 其随复垦年限增加呈现先增后减的变化趋势, 其逐渐接近于原地貌(OL)样地。从Shannon-Wiener指数的均值来看, 该值在复垦25 a时达到一个峰值, 在复垦27 a时又逐渐减小, 这与矿区复垦排土场复杂的土壤生态系统、降水等自然条件及植被配置等因素有关。在复垦前期会对复垦排土场投入一定的人工管护(复垦前3 a对人工种植的幼苗进行人工浇水, 前5 a病虫害控制), 并且R-6a和R-7a样地均为混交林, 乔灌草植株混交可增强复垦地生态系统稳定性, 进一步促进复垦样地草本物种多样性的增加, 使其在复垦25 a时达到最大值；R-25a样地内的亚优势种和伴生种重要值较为接近, 生态位重叠程度较高, 导致草本植物种间竞争排斥加剧, 再加上草本植物生活型、水分条件等原因都导致部分草本植株退化, 进而导致R-27a样地的草本物种多样性较小, Shannon-Wiener指数变小。

3.3.2 不同复垦年限复垦地Simpson指数特征及变化趋势

Simpson指数亦称优势度指数, Simpson指数越大, 表明该样地内植物物种的集中性越高, 物种多样性越小, 同时草本优势种集中在少数物种上。由式(3)计算可得调查样地的Simpson指数, 不同年限复垦地和原地貌样地的Simpson指数特征及变化趋势如图 4所示。由图 4可以看出, 不同年限复垦地Simpson指数的均值在R-7a样地达到最大值, 为0.39, 表明该样地内优势种集中在少数物种上, 物种多样性较小；R-25a样地的Simpson指数最小, 为0.37；原地貌(OL)样地的Simpson指数为调查样地内的最小值, 其显著小于复垦地排土场, 其值为0.25。

从调查样地内Simpson指数的变异系数来看, 该值在R-27a样地的变异系数最大, 为52.51%；R-25a样地的变异系数最小, 为21.41%；五个调查样地Simpson指数的变异系数均在10%—100%之间, 均属于中等变异程度。复垦地重建植被的Simpson指数随复垦年限增加呈现先增后减再增的变化趋势, 其在复垦7 a时达到最大值, 在复垦25 a减小到最小值；整体上该值呈平缓减小的趋势, 并逐渐接近于原地貌(OL)样地, 这与复垦地内的草本物种多样性和优势种的集中程度有关。R-7a样地草本种类较少, 且优势种为4种、占比40.00%, 优势种集中在少数物种上, 所以该样地Simpson指数较大；R-25a样地草本种类数为复垦地样地内的最大值, 其明显优势种的重要值分别为64.74%、59.34%和50.18%, 其余均为亚优势种和伴生种, 重要值均小于10%, 由式(3)Simpson指数的计算公式可得该样地的Simpson指数为复垦样地中的最小值。同时, 原地貌(OL)样地物种多样性为调查样地中的最大值, 优势种种类数6, 占比36.84%, 且该样地内伴生种较多、重要值均小于5%, 因此导致该样地Simpson指数为调查样地内的最小值。

3.4 不同复垦年限复垦地地上生物量特征及变化趋势 3.4.1 不同复垦年限复垦地地上生物量特征

生物量是植物群落结构和功能的重要体现, 是判断植被生长状况以及生产潜力的重要依据, 地上生物量与植株高度、冠幅等个体形态以及盖度、密度等群落特征密切相关^[50-52], 因此地上生物量可以间接反映不同年限复垦地的土地复垦与植被恢复状况。由式(4)和式(5)计算可得调查样地的乔木地上生物量, 灌木和草本的地上生物量测定采用直接称量法, 不同复垦年限复垦样地和原地貌样地的地上生物量特征如表 4所示, 其在不同年限的复垦样地间存在一定差异。

从复垦地乔灌地上生物量的均值来看, 该值在R-27a样地达到最高值, 为5.9153 kg/m²；R-7a样地次之, 为4.3570 kg/m²；R-6a样地该值最小, 为2.1356 kg/m²；原地貌(OL)样地的乔灌地上生物量为调查样地的最高值, 其值为8.5794 kg/m²。从复垦地草本地上生物量的均值来看, 该值在R-6a样地达到复垦样地内的最高值, 为0.2538 kg/m²；R-27a样地该值为最小值, 其为0.0557 kg/m²。从复垦地总地上生物量的均值来看, 其分布特征与乔灌地上生物量特征相一致, 其是由于不同复垦年限复垦地内的乔灌木植株较高大, 地上生物量较高。从复垦地乔灌地上生物量的变异系数来看, 其从大到小依次为82.37%、56.54%、52.05%和12.89%, 该值在各复垦地内均属于中等变异程度；原地貌(OL)样地的变异系数为45.26%, 也为中等变异程度。从复垦地草本地上生物量的变异系数来看, 其从大到小依次为49.57%、41.88%、25.91%、17.34%, 其在复垦样地均属于中等变异程度；原地貌(OL)样地该值的变异系数为23.54%, 也属于中等变异程度。从调查样地总地上生物量的变异系数来看, R-6a样地的变异系数最大, 为61.74%, R-7a样地的变异系数最小, 为11.92%, 各个调查样地的重要值均大于10%, 均属于中等变异程度。

3.4.2 地上生物量随复垦时间的变化特征

复垦地乔灌、草本和乔灌草总地上生物量(简称总地上生物量)随复垦年限增加的变化趋势如图 5所示, 总地上生物量随复垦年限增加呈现先增加后减少再逐渐增加的趋势, 和张振佳^[53]研究的平朔矿区复垦地表层土壤微生物数量与酶活性随复垦年限呈先增后减再增的变化趋势一致。该现象与样地的选择、样地内植物物种组成及其自身生长习性、降水等自然条件和人为干扰等息息相关；同时植被分布与土壤养分含量及分布密切相关, 土壤状况将直接影响植被的生长状况^[54-55]。由图 5可以看出, 乔灌地上生物量在复垦7 a时达到一个峰值, 其随着复垦时间增加, 在复垦25 a时有所下降, 而后又逐渐增加；R-6a、R-7a、R-25a和R-27a样地的地上生物量分别为原地貌(OL)样地的27.55%、52.44%、36.55%和68.84%；复垦7 a时乔灌植物的地上生物量就已达到原地貌的50%, 复垦27 a的R-27a样地其值为原地貌(OL)样地的68.75%, 随复垦时间增加, 复垦地的乔灌地上生物量在逐渐接近原地貌未扰动区。由于调查样地内的植被地上生物量89%以上取决于乔灌地上生物量, 因此调查样地内总地上生物量的变化趋势和乔灌地上生物量变化一致, 不再进行详细分析。复垦地内的草本地上生物量随复垦年限增加整体上呈现逐渐减少的趋势, 该值在复垦6 a时为最大值, 其值为原地貌(OL)样地的269.18%；草本地上生物量在复垦27 a时达到复垦地的最小值, 其值为原地貌(OL)样地的59.07%；该现象与乔灌生物量随复垦年限增加大体上呈现增加有关, 复垦初期乔灌木的生长增加了样地物种多样性, 生境质量在一定程度上得到改善, 随复垦年限增加, 草本物种多样性增大, 但增加的草本物种重要值较小, 生态位重叠程度较高, 在种间竞争中处于劣势, 进而部分草本植物物种出现退化。

4 讨论与结论 4.1 讨论 4.1.1 复垦地重建植被物种组成及演替特征

物种丰富度指数可表征样地内的物种丰富度^[56], 本文中乔灌草种类数即为各样地内的物种丰富度, 植物种类数越多, 物种多样性越高。该研究发现复垦地内共记录乔灌植物12种, 隶属于8科10属, 草本植物27种, 隶属于7科20属；远高于原地貌样地的植物种类数(乔木植物1种；草本植物19种, 隶属于8科16属), 这与王卓^[57]和哈文秀^[58]的研究结果相一致。王卓等^[57]对安太堡露天矿复垦地草本群落多样性的研究发现, 经过长期的矿区生态修复, 排土场植物群落多样性总体上呈上升趋势。哈文秀等^[58]对喀斯特断陷盆地区不同恢复阶段群落物种组成与多样性特征的研究发现, 在草丛→灌丛→乔木林的恢复过程中, 群落物种组成中的科、属、种数逐渐增加。由此可见, 复垦地的植被重建工作在一定程度上提高了该矿区的物种多样性, 恢复效果较好。

重要值大小是确定草本优势种和建群种的重要依据, 从草本植物重要值来看, 草本优势种包括禾本科和菊科, 这与许丽^[59]、刘建利^[60]和赵冰清^[36]的研究结果相一致；复垦地内的多年生草本植物占比75%以上, 其中优势种包括硬质早熟禾、披碱草、拂子茅、鹅观草、白莲蒿和莳萝蒿, 这与李晋川^[61]和徐志果^[42]的研究结果一致, 因为禾本科和菊科植物具有耐干旱、耐贫瘠和适应性强的特点, 其种子繁殖能力强且靠风传播, 更加适合在干燥多风的平朔矿区快速生长；同时, 多年生草本植物种子繁殖能力相对较弱、但其具有较强的靠根、茎繁殖的能力, 容易在定居后形成较稳定的种群^[45]。复垦地内的草本种类数随复垦年限增加呈现先增后减的变化趋势, 在R-25a样地达到最大值, 随后又逐渐减少。究其原因, 复垦前3 a会对人工种植的幼苗进行人工浇水, 前5 a进行病虫害控制；同时, 复垦初期植物群落的自发演替较为明显, 通过生物作用加速营养物质的积累^[62], 再加上随着乔灌木植株不断生长, 复垦地土壤表层凋落物覆盖和地上生物量增加^[63], 生态环境得到一定改善, 并导致一些适生的野生草本植物入侵。由重要值研究发现, 在R-25a样地入侵的草本植株重要值均较小且接近, 属于亚优势种和伴生种, 生态位重叠程度较高, 促进了该样地的竞争排斥作用、导致该样地部分植物退化。R-27a样地为最早进行土地复垦的排土场, 经实地调查发现, 起初在该样地人工种植的无芒雀麦(Bromus inermis)、扁穗冰草(Agropyron cristatum)、草木樨状黄耆(Astragalus melilotoides)和草木樨(Melilotus suaveolens)均已不复存在, R-6a样地和R-25a样地内也无这些植株存在, 草木樨只存在于R-7a样地, 该研究结论与王丽媛^[64]和赵冰清^[42]的研究结果一致。由于区域内的地理环境较为相似, 因此草本植物生长受样地内乔木树种组成差异和自然生境条件的影响较大^[65], 在R-25a样地和R-27a样地乔木植株林龄较大, 林冠的遮阴作用较强^[66], 同时乔木冠层对降水的截留和对土壤水分的蒸散也较强^[67], 因此样地内的草本植物因受到了光照和水分的限制等而出现退化, 但这些草本植物均对复垦前期土壤肥力的提升具有十分重要的作用, 例如草木樨和草木樨状黄耆等作为豆科植物, 具有固氮作用, 对初期培肥熟化和稳定土壤十分有益。

4.1.2 复垦地植被地上生物量变化特征

植被地上生物量与植被类型及其组成密切相关^[68-69], 本文采用“空间代替时间”的方法, 由于所选样地的区域不同, 各样地内植物群落组成及与植被生长相关的各因子和人为干扰等因素都会导致该差异性的存在。随复垦年限增加, 复垦地的总地上生物量随复垦年限呈现先增加后减少再增加的趋势, 其逐渐接近于原地貌, 总地上生物量89%以上取决于乔灌木的地上生物量(见图 5)；该研究结论与马洁^[70]的研究成果相似并存在一定差异, 马洁等^[70]研究发现3种人工林林下的地上部生物量不同程度的优于原地貌, 并且人工林灌木层地上部生物量均高于草本层；同时, 该研究结果与张振佳^[53]的研究结论相一致, 土壤微生物数量与酶活性均可在一定程度上反映重建植被特征和复垦地生态环境质量等, 张振佳等^[53]研究发现平朔矿区复垦地表层土壤微生物数量与酶活性随复垦年限增加呈现先增后减再增的变化趋势, 但安太堡南排土场(R-27样地)的土壤微生物数量与酶活性均低于原地貌。

该研究发现各复垦排土场的乔木物种组成存在较大差异, 各种乔木植株的多度差异也较大, 同时各复垦地的乔木多样性均高于原地貌(见表 5)。由表 5可以看出, 在复垦时间相近的R-6a样地和R-7a样地, R-7a样地内只有小叶杨和榆树两种乔木植株, 但其总地上生物量是有5种乔木存在的R-6a样地的2.04倍；在复垦时间相近的R-25a样地和R-27a样地, 有4种乔木植株存在的R-27a样地的总地上生物量是有8种乔木植株存在的R-25a样地的1.93倍。R-25a样地的地上生物量相比R-7a样地大幅下降, 一方面与R-25a样地自身的植物配置模式有关, 另一方面也可能与该样地经历了2014年和2015年的降水低峰期有关^[36]；随着植被配置的改变, 总地上生物量在复垦27 a的安太堡南排土场达到了最高值, 该样地内的乔木树种为“刺槐×榆树×油松×臭椿”, 其为原地貌(OL)样地的68.84%, 且R-27a样地内乔木植物多样性高于原地貌样地。经实地调研发现, 同样经历过降水低峰期的R-27a样地内大量“大径级”(胸径 > 10 cm)刺槐植株死亡, 并且其余种类的乔木植株多度较少或平均胸径和平均高度较小, 因而该样地地上生物量较少, 还未达到原地貌水平。高一飞等^[71]研究发现群落的植物生物量既可能随植物多样性的增加而增加, 也可能与植物多样性呈单峰型关系, 当植物群落中种类数量较少时, 环境异质性低, 生物量随种数的增加而变大；而随种数的进一步增加, 环境异质性逐渐增强, 种间竞争加剧, 生存资源利用逐渐饱和, 此时生物量最大；种数再进一步增加, 会因种间竞争进一步加剧而导致生存资源不足, 生物量则减小。通过对实地调查数据的进一步分析发现, 复垦初期, 随复垦年限增加植物生长速率逐渐增大；但某些植物在随复垦年限进一步增加的过程中其生长速率会变缓慢甚至死亡。作为先锋树种的刺槐属于高耗水树种, 在典型半干旱的平朔矿区其会过渡消耗土壤中的贮水, 最终使其生长受到抑制^[72-73]。胡振琪等^[72]通过对煤矸石山刺槐林生长规律的研究发现, 刺槐胸径的速生期出现在2—4 a, 4 a以后便开始明显下降。张建军等^[73]研究发现黄土高原刺槐胸径生长的快速期在8 a以前, 10—12 a时基本达到顶峰, 此后胸径生长趋于缓慢。榆树作为乡土树种, 其种子一次性结实量大, 质量小, 且果实具翅, 适应于复垦地多风环境中传播扩散繁殖, 但榆树在生长过程中具有强烈的自疏习性, 导致其在各个阶段特别是幼树阶段具有较高的死亡率^[74], 赵冰清等^[67]研究发现, 营造刺槐与榆树的混交林, 可以为榆树定居提供生境, 使其落地后可以繁殖更新。阳生性的油松在复垦前25 a油松生长缓慢, 在复垦25 a至27a间其生长迅速；焦醒等^[75]研究发现陕西黄土高原油松胸径在15—40 a时生长较快, 45 a后生长速率减慢进入稳定生长。正是由于矿区植被重建的重要性及特殊性, 再加上复垦地乔木植株生长较缓慢；因此, 不同的土壤类型、地形和气候条件、植物配置模式等都将直接影响重建植被的生长状况, 进而影响复垦地的生态恢复效果和生态系统稳定性, 因此本文对不同复垦年限下复垦地的植被重建特征及演替规律的探索研究十分必要。

4.1.3 对该矿区和类似矿区未来进行植被重建的建议

平朔露天矿区地处“温带半干旱”的生态脆弱区与敏感区, 该矿区具有典型的“温带半干旱大陆性季风气候”, 年降水为450 mm左右, 且降水集中在6—9月。剧烈的采煤活动导致该矿区原脆弱生态系统变为极度退化生态系统, 生态系统结构和功能完全丧失, 如果不及时整治, 在现有的技术经济条件下, 将变为不可逆转生态系统^[76], 因此, 对该矿区进行土地复垦与植被重建变得十分紧迫与重要。经本文研究发现, 复垦地重建植被的物种组成及配置模式对该矿区的土地复垦与生态恢复效果具有显著影响, 因为植物本身具有各自的生长习性, 其所产生的复垦效果不同；并且不同恢复阶段的植物物种组成有较大差异, 随着植被的恢复物种有所替代；因此, 在不同植被恢复阶段应按照植被的地带性分布规律, 选择不同的植物物种及恢复措施, 宜乔则乔、宜灌则灌、宜草则草。白中科等^[2]基于矿业生产活动的周期性与长期矿区生态系统恢复重建的实践, 提出了矿区“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”恢复重建的“五元共轭”理论, 所以未来在该矿区进行植被重建时应首先考虑拟复垦区的地形地貌和土壤条件, 并综合该区域的气候和降水等条件, 针对不同的损毁土地类型和程度, 来进行重建植被的物种选择(先锋植物和适生植物)和植被配置模式、栽种方式与管理措施的制定。在植被恢复初期复垦地土壤质量较差, 缺乏供植物生长的氮、磷和有机质等营养物质, 再加上该矿区降水稀少、蒸发严重和风期长等特点, 因此在该矿区复垦初期应选择耐贫瘠和抗旱性强的先锋物种, 并重视植被的合理配置；乔木植株如刺槐和油松, 草本植株如作为复垦地明显优势种的硬质早熟禾、拂子茅、披碱草、紫苜蓿和鹅观草。许多研究表明, “刺槐×油松”混交模式在安太堡长势最好, 复垦初期, 油松长势较慢, 起到了水土保持作用, 促进了刺槐的快速生长, 随着刺槐树龄的增大, 为油松提供了很好的遮阴条件, 两者表现出互利共生的现象^[62]；同时, 刺槐作为先锋物种, 为豆科植物, 具有根瘤、能够固氮, 可以有效增加土壤氮素和提高土壤肥力, 其还可防止风蚀、水蚀, 为后续植被恢复以及复垦地生态环境的改善起着十分重要的作用^[33]。同时, 由于受损生态系统的功能恢复比形态恢复难度大、时间长, 植被恢复可能会沿着受损与退化时的轨迹复归, 因此在复垦初期进行人工支持引导生态系统自然修复也非常关键^{[2, 76]}。

生态保护修复如同人体的健康管理, 应由“开刀治病”转向“健康管理”或全程“适应性管理”^[76]。在复垦初期对该矿区已复垦地的植被恢复进行了人工管护, 但在后期自然恢复过程中也不能放任不管, 否则随着部分植物退化, 缺失的生态系统结构难以在短时间内补缺；因此, 也应在后期自然恢复的基础上加强积极的培育措施, 包括保护、抚育、促进、补植(播)、更新等手段, 使矿区的重建植被按一定的生态目标进行恢复^[77-78]。对该矿区拟复垦区进行实地调查和对生态问题进行科学地识别与诊断, 根据生态系统退化程度的高低和生态保护修复目标来确定“保护保育、自然恢复、辅助再生、生态重建”等为主的生态保护修复单元类型, 以及可选取的生态保护修复技术模式；并且从复垦初期开始, 就对生态恢复过程中的重建植被进行长期定位监测, 及时根据其生长特征调整恢复措施, 其监测结果可为后期的土地复垦与植被重建工作提供宝贵参考。当今, 我国生态修复的核心理念是“保障生态安全, 促进人与自然和谐发展”, 矿区人类活动会显著影响矿区复垦地重建植被的恢复状态；因此, 当地居民或矿区决策者应根据不同恢复阶段的重建植被特征采取适应性管理措施, 促进复垦地生态系统恢复向正向演替, 争取实现植被重建工作的效益最大化, 提高该矿区的生态系统服务, 进而提升人类福祉。

4.2 结论

(1) 植被重建工作显著提高了复垦地的物种丰富度, 各复垦地乔灌植株的物种丰富度明显高于原地貌。但在重建植被演替过程中, 并非随复垦年限增加, 物种丰富度越来越高, 复垦地Shannon-Wiener指数随复垦年限增加呈先增后减的变化趋势, 该值在R-25a样地达到峰值(0.62), 其与复垦地的植物物种组成及其自身生长习性、土壤条件、降水等自然条件和人为干扰等息息相关。

(2) 从乔木植株的生长状况来看, 刺槐作为先锋树种, 是植被重建时可优先选择的乔木树种。从复垦地草本植株组成来看, 草本植物以多年生为主, 占比77.78%；从草本重要值的来看, 草本优势种以禾本科、菊科和豆科为主, 明显优势种包括：硬质早熟禾、拂子茅、披碱草、紫苜蓿和鹅观草, 其为复垦时优先考虑的草本物种。

(3) 复垦地的总地上生物量89%以上取决于乔灌地上生物量, 其随复垦年限增加呈现先增后减再增的变化趋势, 并逐渐接近于原地貌, R-6a、R-7a、R-25a和R-27a样地的地上生物量分别为原地貌(OL)样地的27.55%、52.44%、36.55%和68.84%, 在R-27a样地达到最大值(5.9710 kg/m²), 其在一定程度上表明随复垦年限增加植被生长状况和复垦效果逐渐变好。