草原工程侵蝕區(qū)植被恢復(fù)模式的水土保持效應(yīng)

榮 浩, 珊 丹, 劉艷萍, 梁占岐

(水利部 牧區(qū)水利科學(xué)研究所, 呼和浩特 010020)

草原工程侵蝕區(qū)植被恢復(fù)模式的水土保持效應(yīng)

榮 浩, 珊 丹, 劉艷萍, 梁占岐

(水利部 牧區(qū)水利科學(xué)研究所, 呼和浩特 010020)

以內(nèi)蒙古草原大型露天煤礦開采形成的人工再塑地貌為研究對象，針對水土流失特點，結(jié)合自然氣候、立地條件等因素，以快速恢復(fù)工程侵蝕區(qū)受損植被、減少水土流失為目的，通過水土保持措施組合配置試驗，研究草原工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌不同植被恢復(fù)模式的水土保持效應(yīng)。結(jié)果表明：人工再塑地貌平臺植被恢復(fù)采用“栽植灌木+種草”的措施配置灌木保存率為85.4%，草本植物蓋度76%，土壤風(fēng)蝕量比其他樣區(qū)減少30%～85%；邊坡植被恢復(fù)采用“栽植灌木+種草”模式和“生物笆+灌木”模式植物蓋度達(dá)60%以上，抗蝕保土能力較強；通過秩和比法進(jìn)行綜合效益評價，“生態(tài)袋+種草”和“栽植灌木+種草”兩種模式在治理投資成本與水土保持效益方面結(jié)合較好，水土流失防控效果明顯，可在草原工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌邊坡水土流失治理中優(yōu)先應(yīng)用。

草原; 水土保持; 措施配置; 工程侵蝕區(qū)

廣袤的內(nèi)蒙古草原不僅是我國最大的天然牧場和畜牧業(yè)生產(chǎn)基地，也是我國重要的天然生態(tài)屏障。近些年，隨著草原區(qū)煤炭、電力為主體的能源產(chǎn)業(yè)迅猛發(fā)展，基礎(chǔ)設(shè)施建設(shè)不斷加大，草原生態(tài)環(huán)境和農(nóng)牧民的生產(chǎn)生活受到巨大影響。大規(guī)模礦山開采、城鎮(zhèn)建設(shè)以及交通等生產(chǎn)建設(shè)項目占用和破壞大面積草原，改變了草原原有面貌，損壞土壤結(jié)構(gòu)，大面積地表裸露的人工再塑地貌使草原景觀不再完整[1]，形成草原工程侵蝕區(qū)。草原工程侵蝕區(qū)(即發(fā)生嚴(yán)重水土流失的草原工程項目建設(shè)區(qū))生產(chǎn)建設(shè)項目造成的水土流失是以人類生產(chǎn)建設(shè)活動為主要外營力形成的水土流失類型[2]，是人類生產(chǎn)建設(shè)活動過程中擾動地表和地下巖土層、堆置廢棄物、構(gòu)筑人工邊坡而造成水土資源和土地生產(chǎn)力的破壞和損失，是一種典型的人為加速侵蝕[3-5]，草原大型露天煤礦是草原工程侵蝕區(qū)典型代表之一[6]。

目前國內(nèi)外學(xué)者在礦區(qū)水土保持生態(tài)修復(fù)技術(shù)方面開展了一些研究，國外的研究成果主要包括礦山開采對立地條件的影響機制、廢棄地的生態(tài)和綜合治理研究、以及物理性修復(fù)、生物復(fù)墾、植物修復(fù)技術(shù)、抗侵蝕復(fù)墾工藝等[7]，美國、加拿大、澳大利亞、法國等發(fā)達(dá)國家基本實現(xiàn)了土地、環(huán)境和生態(tài)的綜合修復(fù)[8]，其中，美國主要注重水體和林地修復(fù)，澳大利亞注重于草原管理與修復(fù)，法國等歐洲國家則側(cè)重于廢棄地修復(fù)[9-11]。目前，我國針對半干旱草原大型煤礦開發(fā)區(qū)，尤其是草原區(qū)露天煤礦水土流失綜合治理方面還缺乏科學(xué)、有效的技術(shù)手段與治理模式，科技基礎(chǔ)十分薄弱[12-13]。本研究以草原區(qū)露天煤礦人工再塑地貌水土保持植被修復(fù)模式試驗研究為基礎(chǔ)，以生態(tài)優(yōu)先、科學(xué)性、可操作性、近自然修復(fù)為主的原則，針對不同立地類型，研究不同植被恢復(fù)模式的水土保持效應(yīng)，為草原工程侵蝕區(qū)水土流失防治及生態(tài)修復(fù)提供技術(shù)支撐和科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗設(shè)計

內(nèi)蒙古大唐國際錫林浩特礦業(yè)有限公司勝利東二號露天煤礦位于內(nèi)蒙古錫林郭勒盟錫林浩特市境內(nèi)，露天礦呈北東—南西走向不規(guī)則的四邊形，面積49.88 km2，開采規(guī)模6 000～7 000萬t/a。本試驗區(qū)位于勝利東二號露天煤礦礦區(qū)東南部排土場，排土場占地面積13.66 km2，為平臺、邊坡相間分布的階梯式地貌，相對高度100 m，每級臺階坡面高度約25 m，排土場為煤矸石與土混排后覆土，覆土深度50～80 cm，排土場覆土沉降時間為3 a[14]。排土場平臺措施配置樣區(qū)分別為：樣區(qū)1為寬株行距灌木林(2.5×2.5 m)，樣區(qū)2為窄株行距灌木林(0.8 m×0.6 m)，樣區(qū)3為灌木+種草，樣區(qū)4為人工種草。每個試驗小區(qū)面積為10 m×10 m。排土場邊坡措施配置樣區(qū)：樣區(qū)1為灌木林，樣區(qū)2為灌木+種草，樣區(qū)3為灌+草+滴灌，樣區(qū)4為生物笆+沙障+草，每個試驗小區(qū)面積為20 m×5 m。

平臺水土保持措施組合配置試驗中，樣區(qū)1和樣區(qū)2的灌木林造林方式為人工栽植檸條(Caraganaintermedia)，每穴2～3株；樣區(qū)3的灌木+種草方式中，灌木株行距為1.5 m×1.5 m，人工栽植檸條，每穴2～3株，空地牧草混合撒播，草種為紫花苜蓿(Medicagosativa)、披堿草(Elymusdahuricus)；樣區(qū)3的人工種草采用牧草混合撒播，草種為紫花苜蓿、披堿草。邊坡水土保持措施組合配置試驗中，樣區(qū)1的灌木林造林方式為人工栽植檸條，株行距為1.5 m×1.5 m，每穴2～3株；樣區(qū)2的灌木+種草方式同平臺試驗區(qū)；樣區(qū)3的灌+草+滴灌方式中，灌木和草的配置同樣區(qū)2，同時配套滴灌灌溉系統(tǒng)，滴灌帶沿邊坡等高線每1.5 m布置1條；樣區(qū)4的生物笆+沙障+草方式中，坡面鋪設(shè)生物笆，用黃柳條人工插成1 m×1 m規(guī)格的網(wǎng)格沙障，生物笆網(wǎng)格內(nèi)撒播披堿草、紫花苜蓿。

1.2 試驗方法

從植物生長狀況、土壤理化性質(zhì)變化、抗風(fēng)蝕能力及蓄水保土能力方面，分析各試驗樣區(qū)不同措施配置作用下的水土保持效應(yīng)，為草原工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌水土保持治理模式的選擇提供科學(xué)依據(jù)，試驗測試時間為2013年5月—2015年8月。

1.2.1 植被調(diào)查 于水土保持措施布設(shè)第3年植物生長旺盛期(8月初)，采用樣方法對植被進(jìn)行調(diào)查，在各個樣區(qū)隨機選取3個樣方，測定每個樣方內(nèi)的各種植物個體高度、蓋度，灌木冠幅直徑(垂直交叉)；地上生物量采用刈割法，隨機選取3個1 m×1 m樣方，齊地刈割，除去枯枝葉，自然風(fēng)干后稱重。

1.2.2 土壤風(fēng)蝕量測定 采用測釬法，每個樣區(qū)布設(shè)9根測釬，垂直主風(fēng)向布設(shè)3行，每行3支，行間距為1 m×1 m。同時用環(huán)刀測定土壤干容重(W,W=烘干土重/環(huán)刀容積)，計算土壤風(fēng)蝕模數(shù)。

1.2.3 坡面徑流量、土壤侵蝕量測定 試驗樣區(qū)內(nèi)布設(shè)徑流小區(qū)，面積20 m×5 m，由PVC防水材料圍砌，以保證各小區(qū)土壤中水分不會側(cè)滲，在小區(qū)最低處設(shè)置一個出水口，出口端接有體積為0.13 m3的集流桶，用于收集1次降雨產(chǎn)生的徑流和泥沙。每次降雨產(chǎn)流后，測定桶內(nèi)集水深度(h)，計算坡面徑流總體積，再用全深剖面采樣器取小樣，作為代表本次徑流的總代表水樣，稱其重量和體積，過濾后105℃烘干至質(zhì)量恒重，電子天平稱其質(zhì)量(M)，用以計算此次降雨的徑流量和侵蝕量。

2 結(jié)果與分析

2.1 平臺不同措施配置模式水土保持效應(yīng)

2.1.1 不同模式植物生長情況 分析草原礦區(qū)排土場平臺不同措施配置方式植物生長變化，由表1可知，排土場平臺不同措施配置樣區(qū)中，采取灌木寬行栽植模式的樣區(qū)1，灌木成活率和保存率均較低，林間雖出現(xiàn)一些草原植物，但植被覆蓋度僅為32%，樣地出現(xiàn)大面積地表裸露；樣區(qū)2灌木采用了密植方式，灌木成活率和保存率均較樣區(qū)1有一定提高，林間植被覆蓋度達(dá)到49%；3號樣區(qū)采取了灌木+人工種草模式，植物生長狀況良好，灌木保存率達(dá)85.4%，草本植物蓋度為76%，地表裸露面積不足10%；4號樣區(qū)人工種草后，植物蓋度(60%)與地上生物量均低于3號樣區(qū)。

表1 平臺不同措施配置模式植物生長情況

注:用平均值表示測定結(jié)果。

2.1.2 不同模式土壤理化性質(zhì)變化 對不同水土保持措施實施后各樣區(qū)土壤主要理化性質(zhì)進(jìn)行分析，結(jié)果表明(圖1)，不同措施組合實施后，各樣區(qū)土壤容重雖有一定差異，但變化未達(dá)到顯著水平(p>0.05)；不同水土保持措施實施后，3號樣區(qū)土壤自然含水量最高，比土壤含水量最低的1號樣區(qū)增加14.9%，兩個樣區(qū)之間土壤自然含水量變化差異顯著(p<0.05)；各措施組合對土壤pH值影響比較明顯，并且各樣區(qū)的pH值均在8.0以上，土壤pH值高于8.0時，土壤中即使有豐富的營養(yǎng)物質(zhì)，植物根系也難以吸收利用；樣區(qū)4土壤有機質(zhì)含量最高，為6.1 g/kg，其次為樣區(qū)3，樣區(qū)1最低(4.2 g/kg)，從土壤pH值和有機質(zhì)含量上看出，草原工程侵蝕區(qū)土壤條件較差，極不利于植物生長，植被恢復(fù)與重建難度較大。

圖1 平臺不同措施配置模式土壤理化性質(zhì)變化

2.1.3 不同模式的抗風(fēng)蝕效果 土壤風(fēng)蝕監(jiān)測結(jié)果(圖2)表明，水土保持措施實施后各試驗區(qū)的土壤風(fēng)蝕厚度有較大差別；各樣區(qū)按抗風(fēng)蝕能力實測結(jié)果排序為：樣區(qū)3>樣區(qū)4>樣區(qū)2>樣區(qū)1，測定樣區(qū)3土壤風(fēng)蝕厚度與土壤風(fēng)蝕量較其他樣區(qū)減少幅度達(dá)30%～85%，樣區(qū)3土壤風(fēng)蝕量與樣區(qū)1，樣區(qū)2之間的變化差異顯著(p<0.05)，說明樣區(qū)3的措施配置模式防風(fēng)固土能力強于其他樣區(qū)，同時，樣區(qū)3植物生長狀況及土壤環(huán)境均較好，因此，根據(jù)植被以及土壤主要性狀的變化情況，“灌+草”結(jié)合可作為草原生產(chǎn)建設(shè)項目廢棄地平臺水土保持植被恢復(fù)重建的主要模式。

圖2 排土場平臺措施配置方式試驗區(qū)土壤風(fēng)蝕量變化

2.2 邊坡不同措施配置模式水土保持效應(yīng)

2.2.1 不同措施配置方式植物生長情況 分析不同水土保持措施配置排土場邊坡植被變化情況(圖3)，1，2號樣區(qū)灌木保存率均較低，樣區(qū)1林間雖出現(xiàn)一些草本植物，但植被覆蓋度為31%；樣區(qū)2由于采取了人工種草措施，林間植被覆蓋度比樣區(qū)1有所提高，植被覆蓋度為40%，但仍處于較低水平，兩個樣區(qū)均出現(xiàn)較大面積的地表裸露；樣區(qū)3的“灌木+人工種草”模式和樣區(qū)4的“生物笆+灌木”模式，植物生長情況均較好，灌木保存率都達(dá)到80%以上，植物蓋度達(dá)60%，地表裸露面積少于20%。

2.2.2 不同模式下邊坡徑流及土壤侵蝕分析 圖4可知，在排土場邊坡水土保持措施配置方式中，措施實施第一年，樣區(qū)4的年徑流量最小，是樣區(qū)1的74%，其次為樣區(qū)2，年徑流量是樣區(qū)1的80%，樣區(qū)4的年徑流量明顯小于其他樣區(qū)，具有顯著的攔水蓄水、減小地表徑流的作用，主要原因是生物笆直接覆蓋于坡面，避免降雨與坡面表層土直接接觸，從而減小了地表徑流[15]；在治理的第二年，各樣區(qū)年徑流量較上一年均有不同程度減少，且不同樣區(qū)的年徑流量之間的差異逐漸增大，樣區(qū)3和樣區(qū)4較上一年徑流量減少達(dá)30%以上，且比樣區(qū)1和樣區(qū)2的年徑流量減少達(dá)50%。對各試驗樣區(qū)的產(chǎn)沙量進(jìn)行對比分析發(fā)現(xiàn)(圖4)，治理當(dāng)年，樣區(qū)4的年土壤侵蝕量最小，為8 878 t/(km2·a)，治理次年，年土壤侵蝕量由大到小的順序為：樣區(qū)1>樣區(qū)2>樣區(qū)4>樣區(qū)3，各治理模式的產(chǎn)沙量差距也明顯增大，樣區(qū)3和樣區(qū)4的抗蝕保土能力明顯優(yōu)于樣區(qū)1與樣區(qū)2。上述試驗數(shù)據(jù)的對比分析說明，樣區(qū)3和樣區(qū)4的措施配置方式對排土場邊坡水土流失控制效果較好，可作為草原工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌邊坡主要的水土保持防治模式，特別是生物笆+草護(hù)坡方式對于覆土初期極易發(fā)生強度風(fēng)、水蝕的廢棄地邊坡尤其適用。

圖3 排土場邊坡不同措施配置方式試驗區(qū)植被生長情況

圖4 排土場邊坡不同措施配置方式試驗區(qū)徑流量及土壤侵蝕量比較

2.3 邊坡不同水土保持措施配置的綜合效益分析

適用于草原工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌的較成熟護(hù)坡工程技術(shù)如生物笆覆蓋、框格骨架護(hù)坡等，水土流失防治效果接近[16]，但不同水土保持措施的經(jīng)濟成本存在較大差異。通過草原工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌邊坡各技術(shù)模式綜合效益評價，可反映技術(shù)模式是否適宜邊坡水土流失的治理。本文采用秩和比法對各模式的綜合效益評價分析。

2.3.1 主要水土保持措施及配置方式 目前，草原工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌護(hù)坡工程技術(shù)措施配置方式有“生態(tài)袋+草”、“漿砌石框格+草”等6種。“生態(tài)袋+草”是利用鐵釬將生態(tài)袋固定在人工再塑地貌邊坡，生態(tài)袋垂直間距1 m，生態(tài)袋間撒播種草，生態(tài)袋由聚丙烯為原材料制成，袋長80 cm，寬30 cm，袋子內(nèi)可添加植物生長土、植物種子、肥料、保水劑等；“漿砌石框格+草”是砌石、混凝土等形成框格骨架穩(wěn)定邊坡，骨架內(nèi)撒播(或條播)種草；植生帶是以可自然降解的無紡布等為材料，草種、肥料、保水劑等按一定的比例定植在材料上，施工時植生帶順坡面自然平鋪在坡面上，并用柳枝將植生帶固定于邊坡上；“生物沙障+草”是以沙柳、楊柴、黃柳等為材料設(shè)置網(wǎng)格沙障，尺寸一般為0.8 m×0.8 m，1.0 m×1.0 m的菱形方塊，沙障內(nèi)撒播種草；“生物笆+灌木”是以灌木枝條等為材料，人工編織成不同規(guī)格籬笆，整體直接覆蓋固定于坡面的栽植穴上，穴內(nèi)栽植沙柳、檸條等；“灌木+草”是沿等高線栽植小型灌木，植物種選擇過渡性先鋒植物、性狀優(yōu)良的鄉(xiāng)土植物，空地種草，豆科、禾本科等科牧草混播，構(gòu)成灌草結(jié)構(gòu)。

2.3.2 邊坡不同治理模式水土保持效益及成本 通過試驗和調(diào)查，砌石框格骨架這類工程措施經(jīng)濟投入相對較高，一般工程成本為100～130元/m2。生態(tài)袋措施的成本為15～20元/m2，經(jīng)濟投入屬中等水平。生物笆和植生帶鋪設(shè)對坡面平整度要求嚴(yán)格，措施實施中的人工費用投入較高，造價為20～30元/m2。生物沙障原料一般可就近購買，且成本較低，中間的運輸費用差別不大，經(jīng)濟投入為1.5～3元/m2。

2.3.3 邊坡不同治理模式水土保持綜合效益評價 評價指標(biāo)選擇反映邊坡生態(tài)效益的指標(biāo)——植被蓋度，反映蓄水保土能力的指標(biāo)——土壤侵蝕量，反映經(jīng)濟效益的指標(biāo)——投資成本(表2)。

RSR計算公式如下：

(1)

式中：m為考核指標(biāo)數(shù)；n為分組數(shù)。最后按RSR由小到大做出排序(表2)。

根據(jù)秩和比法的評價原理，RSR值越大，說明被評價模式的綜合效益越高；RSR值越小，說明被評價模式的綜合效益越低[17]。RSR值計算結(jié)果顯示：邊坡植被恢復(fù)模式中，綜合效益排序為：生態(tài)袋+種草>灌木+種草>生物沙障+草>生物笆+灌木>漿砌石框格+草>植生帶?！吧鷳B(tài)袋+種草”和“灌木+種草”這兩種模式在治理投資成本與水土保持效益方面結(jié)合較好，水土流失防控效果明顯，因此，在退化草地工程侵蝕區(qū)人工再塑地貌邊坡水土流失治理中應(yīng)優(yōu)先選擇使用。

表2 邊坡不同治理模式植被蓋度、土壤侵蝕量、投資成本指標(biāo)秩次

注：成本為調(diào)查值，成本=材料成本+人工成本。植被蓋度、土壤侵蝕量為技術(shù)模式實施次年的實測值。

3 結(jié) 論

退化草地工程侵蝕區(qū)的植被恢復(fù)與重建需針對草原各類型生產(chǎn)建設(shè)項目工程建設(shè)特點，結(jié)合自然氣候條件，科學(xué)合理設(shè)置水土保持措施。人工再塑地貌平臺治理采用“灌木+種草”的植被重建措施配置方式，邊坡治理采用“灌木+種草”和“生態(tài)袋+種草”兩種植被重建措施配置方式，均能達(dá)到較好的水土流失防控效果，治理投資成本相對較低；結(jié)合廢棄地徑流調(diào)控和抗蝕固土造林等措施，可有效控制草原工程侵蝕區(qū)水土流失，達(dá)到綜合效益最大。文中所提出的水土保持措施配置方式是對研究區(qū)現(xiàn)有治理技術(shù)和研究成果的有機結(jié)合，但由于不同研究區(qū)地質(zhì)、地貌、水文等地理因素在空間分布上較為復(fù)雜，治理過程不可避免地呈現(xiàn)出一定的差異性，因而水土保持措施配置仍需要根據(jù)客觀實際予以修正，做到因地制宜、達(dá)到最大綜合效益。

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EffectsofVegetationRestorationModelsonSoilandWaterConservationinEngineeringErosionAreaofGrassland

RONG Hao, SHAN Dan, LIU Yanping, LIANG Zhanqi

(InstituteofWaterResourcesforPastoralArea,MinistryofWaterResources,Hohhot010020,China)

Effects of the artificial reshaping landscape for vegetation restoration on soil and water conservation was investigated in engineer erosion areas of open coal mine dump in Inner Mongolia typical steppe. The aims of this study was to restore the damaged vegetation, and to reduce water loss and soil erosion by the combined configuration of soil and water conservation measures based on characteristics of the soil and water loss, natural climate, site conditions, and other factors. The results showed that the vegetation coverage reached to 76% and the bush survival rate was 85.4% by the vegetative restoration model of planting shrubs and grass on the dumping platform, this pattern made soil wind erosion decrease by 30%～85% compared with the others. The coverage of slope vegetation increased by 60% by restoration models of planting shrubs and grass, and of setting ecological bag and planting grass, which were better for preventing and controlling soil and water losses, and low investment, evaluated comprehensive benefits by the Rank-sum ratio. Two models could be preferred for controlling soil and water losses in the artificial reshaping landscape.

steppe; soil and water conservation; measure configuration; engineer erosion area

2016-05-18

：2016-06-07

水利部公益性行業(yè)科研專項經(jīng)費項目“退化草地恢復(fù)重建水土保持關(guān)鍵技術(shù)研究”(201301049);內(nèi)蒙古自治區(qū)科技計劃項目“草原礦區(qū)生態(tài)修復(fù)重建關(guān)鍵技術(shù)研究與示范”(20140713)

榮浩(1969—),男,內(nèi)蒙古呼和浩特人,碩士,高級工程師,主要從事草地水土保持與生態(tài)用水研究。E-mail:mksrh@126.com

S157.2

：A

：1005-3409(2017)03-0024-05