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    水電站工程棄渣場植被恢復的土壤養(yǎng)分條件研究

    2012-07-26 10:58:50賀莉莎陳奇伯姜文達姚紅勝
    中國水土保持 2012年11期

    賀莉莎,陳奇伯,姜文達,姚紅勝

    (西南林業(yè)大學環(huán)境科學與工程學院,云南昆明650224)

    隨著我國經(jīng)濟持續(xù)快速發(fā)展,大型水利水電工程項目建設活動日趨頻繁,然而水電資源開發(fā)在帶來巨大經(jīng)濟效益的同時,出現(xiàn)了環(huán)境污染、遺留廢渣堆積等問題,嚴重影響了當?shù)厣鷳B(tài)環(huán)境、經(jīng)濟和社會的健康發(fā)展[1]。特別是在水電站工程建設過程中,由于施工區(qū)場地限制,棄渣處理相當困難,因此形成大量的巖土渣場。這些渣場主要由廢棄塊石、碎石和覆蓋層風化物堆積而成,具有無土壤、無水分及養(yǎng)分流失快等異質性[2],且渣場邊坡坡度常處于臨界穩(wěn)定狀態(tài),易受外力擾動而滑移,甚至垮塌,在降雨或沖蝕條件下棄渣流失嚴重。由于不具備植物生長所需的基本條件,不僅造成水土流失,而且影響沿線群眾生產(chǎn)、生活安全和河流水系安全[3-4]。如何有效地治理這類被破壞的生態(tài)系統(tǒng),充分利用項目建設區(qū)的土地資源,是國際生態(tài)環(huán)境研究領域的熱點問題,也是我國當前生態(tài)環(huán)境保護所面臨的緊迫任務。植被恢復與重建,是一項十分有效的治理工程建設廢棄地,恢復生態(tài)環(huán)境、控制水土流失、支撐經(jīng)濟可持續(xù)發(fā)展的基礎性和戰(zhàn)略性工程措施,是恢復被破壞生態(tài)系統(tǒng)的首要工作和關鍵環(huán)節(jié)[5]。

    土壤是植物群落環(huán)境的主要因子,不僅影響植被的發(fā)生、發(fā)育和演替速度,而且對生態(tài)系統(tǒng)構成、生產(chǎn)力和結構具有重要影響,同時植物演替過程也豐富了土壤資源,增加了其空間異質性,維持了物種間關系、種的分布格局以及干擾下的群落物種多樣性[6]。土壤養(yǎng)分水平反映了土壤對植物根系供應養(yǎng)分的潛在能力,因此了解植被自然恢復過程中土壤養(yǎng)分變化規(guī)律,是認識和評判植被生態(tài)系統(tǒng)結構及功能恢復的重要依據(jù)[7],對人工調控與促進植被演替以加快生態(tài)恢復具有重要作用。

    1 研究區(qū)及棄渣場概況

    1.1 研究區(qū)概況

    金安橋水電站位于云南省麗江市永勝縣境內,是金沙江中段“一庫八級”水電開發(fā)方案中的第五級電站,總投資約150億元,于2004年8月進場籌建,計劃2012年年底完建。工程占地634.8 hm2,壩高160 m。正常蓄水庫容8.47億 m3,電站裝機容量為2400 MW。施工期共設計棄渣場4個,存棄渣場2個,總棄渣量460萬m3。項目區(qū)屬亞熱帶季風氣候區(qū),光照充足,熱量充沛,干濕季分明,雨季是5—10月,旱季是11月至次年4月。河谷區(qū)“焚風效應”明顯,多年平均降水量938 mm,多年平均蒸發(fā)量約2200 mm,多年平均氣溫13℃左右,全年無霜。土壤類型主要有紅壤、棕壤和紫色土,間有少量水稻土。地帶性植被為少量暖溫性針葉林和大量分布的稀疏灌草叢。

    1.2 棄渣場概況

    本研究選取金安橋水電站工程的2#和3#棄渣場為研究對象,以渣場對應的原生植被區(qū)為參照。2#棄渣場地理位置100°25'1.9″E、26°48'13.1″N,坡面的坡向為 NE30°,坡度為 40°,于2004年開始恢復植被,以灌草為主,覆蓋度為30%~40%。2#棄渣場的原生植被區(qū)坡向為NW30°,坡度為33°,植被覆蓋度達95%左右。2#棄渣場位于壩址下游右岸3.5 km的岸坡臺地上,有效容積為310萬m3,主要堆置導流洞洞身開挖、出口明渠等工程的土石方開挖棄渣及下游土石圍堰拆除棄渣。

    3#棄渣場地理位置 100°24'34″E、26°47'48.7″N,于 2007 年開始恢復植被,植被覆蓋率較高。對應原生植被區(qū)坡面的坡向為NW25°,坡度為30°,覆蓋植被中有喬木,郁閉度達到95%以上。3#棄渣場位于壩址下游左岸約4.9 km的岸坡臺地上,有效容積410萬m3,主要堆置砂石料場剝離土石方、砂石加工系統(tǒng)開挖及進場交通洞身開挖的棄渣。

    這兩個渣場的堆積方式均為分層碾壓堆積,每層堆積高度均為15 m,馬道寬度為4 m,渣場類型為緩坡型。

    2 研究方法

    2.1 土壤樣品的采集、處理

    土樣采集時間為2010年10月。根據(jù)棄渣堆積年限,在每個渣場的平臺、上、中、下邊坡分別選取具有代表性的地段作為樣地,樣地尺寸為10 m×10 m,在每個樣地中設3個取樣點作為重復。依據(jù)土層厚度分為0~10 cm(表層)和10~20 cm(中層)2層采集。原生植被區(qū)采用相同的方法進行取樣。將取好的土樣帶回實驗室,攤開、風干,揀去根系及殘枝落葉,避免暴曬。將風干后的樣品用木棍碾碎,過1~2 mm篩,取2/3裝于密封袋中保存,以進行室內試驗分析。樣地的基本情況見表1。

    表1 原生植被區(qū)與棄渣場采樣樣地基本情況

    2.2 土壤化學性質的測定

    土壤有機質含量的測定采用重鉻酸鉀容量法——外加熱法;pH值采用電位計法測定;全氮含量采用半微量凱氏定氮法測定;全磷含量的測定采用氫氧化鈉熔融—鉬銻抗比色法;全鉀含量采用氫氧化鈉堿熔—火焰光度計法測定;水解氮含量采用堿解擴散法測定;速效鉀含量采用1 mol/L乙酸銨浸提—火焰光度計法測定;速效磷含量采用0.5 mol/LNaHCO3浸提—鉬銻抗比色法測定[8]。

    3 結果分析

    3.1 土壤酸堿度

    土壤酸堿度(pH值)是土壤形成過程中受生物、氣候、地質、水文等因素綜合作用所產(chǎn)生的重要屬性,它通過影響土壤微生物活動、土壤有機質的分解、礦質營養(yǎng)的有效狀態(tài)等影響土壤的肥力狀態(tài)。土壤pH值既可間接也可直接地影響植被生長,還可以左右一些土壤性質的變化[9],植被狀況對土壤pH值也有一定的作用。

    大多數(shù)植物在pH>9.0或<2.5的情況下是難以生長的,土壤過酸或過堿,均易使土壤團聚性不好,結構性變差,黏重,土壤水、氣、熱不協(xié)調,不利于植物生長。由表2可見,2#渣場原生植被區(qū)土壤的pH值為8.09,渣場渣土的pH為8.19;3#渣場原生植被區(qū)土壤的pH值為7.39,渣場渣土的pH值為8.26,渣土的pH值均大于其對應的原生植被區(qū),且pH值多為中至堿性,這可能與當?shù)貛r石風化產(chǎn)生大量礦質元素有關。pH值呈堿性不利于渣場的植被恢復,只有耐堿性的物種才能在渣體上生存繁衍。

    表2 原生植被區(qū)土壤與棄渣場渣土化學性質

    3.2 有機質

    有機質是土壤的重要組成部分,它既是植物所需各種營養(yǎng)物質的來源,又具有改善土壤物理和化學性質的功能[10],所以有機質既是反映土壤養(yǎng)分貯量的標志,也是決定土壤綜合肥力水平的基礎。由表2可知,2#、3#渣場渣土的有機質含量明顯低于對應的原生植被區(qū),原生植被區(qū)的有機質含量分別為40.39%、70.60%,而渣土的有機質含量僅分別為4.85%、10.56%。這主要是由于土壤有機質多來自林地凋落物及植物根系,而渣場表層缺乏植被覆蓋,無凋落物及作物秸稈來補充土壤有機質。另外,渣體是分層碾壓堆積而成,土壤板結,土壤微生物活性差,即使有動植物殘體也很難被分解,使得土壤有機質含量不足,從而不利于渣場的植被恢復。

    3.3 全氮和水解氮

    全氮含量是土壤中各種形態(tài)氮素含量之和,在一定程度上代表著土壤的供氮水平。土壤中的氮素主要以有機形態(tài)存在,所以土壤全氮含量與土壤有機質含量之間存在高度正相關關系。在自然生態(tài)系統(tǒng)中主要是通過生物固氮和高能固氮將分子的氮轉化為氨態(tài)氮、硝態(tài)氮,這樣才能被植物吸收利用,因此植被發(fā)育對土壤氮素的影響非常大。土壤中的氮素,能被植物直接吸收利用的無機態(tài)氮僅占全氮量的5%左右,而絕大部分是以有機形態(tài)存在。全氮量通常用于衡量土壤氮素的基礎肥力[11]。

    水解性氮是銨態(tài)氮、硝態(tài)氮、氨基酸、酰胺和易水解的蛋白質氮的總和,是土壤氮素的重要組成部分,其含量與土壤有機質含量呈正相關,能較好地反映出近期內土壤氮素的供應狀況[12],在衡量土壤氮素供應水平上占有重要的地位。

    從表2可知,2#、3#渣場渣土的全氮含量遠遠低于對應原生植被區(qū)土壤的全氮含量。由于全氮量不直接影響植被的生長發(fā)育,只有通過水解氮才能對植被造成一定的影響,所以全氮含量高的土壤能夠充分滿足植被對水解氮的需求,而不能保證植被能夠充分利用全氮。但是,植被的自然恢復狀態(tài),能夠進一步影響土壤的全氮含量。另外,土壤有機質含量較低,也直接影響土壤全氮的含量。

    渣土水解氮含量處于偏低水平,2#渣場渣土水解氮含量低于3#渣場,但是全氮含量卻高于3#渣場,說明2#渣場渣土中的全氮含量能夠滿足植被對水解氮的需求。3#渣場的植被自然恢復時間比2#渣場短,僅經(jīng)過了4年的植被自然恢復,但植被豐富度較高,而3#渣場的土壤水解氮含量較高,說明植被和土壤的可利用態(tài)氮相互轉化的能力很強;2#渣場經(jīng)過了7年的植被自然恢復,其植被豐富度并不高,水解氮含量很低,跟原生植被區(qū)水解氮含量相差甚遠,說明植被對可利用態(tài)氮的利用率較低,這可能是影響2#渣場植被恢復的原因之一。

    3.4 磷素和鉀素

    由表2可知,2#、3#渣場對應原生植被區(qū)土壤的全磷含量處于較低水平,分別為0.13、0.19 g/kg,土壤中速效磷的含量也較低,全磷和速效磷之間無明顯相關,全磷含量高的,速效磷并不一定豐富,但全磷含量低一般都存在磷素供應不足的現(xiàn)象。3#棄渣場渣土的全磷含量高于2#棄渣場,3#渣場土壤的全磷含量接近原地貌,主要是由于3#渣場的植被恢復情況要好于2#渣場,植被豐富度高的渣場土壤保水、保肥能力相對要強一些。在植被自然恢復的進程中,全磷量先減少后增加,這跟渣體風化、淋溶、植物影響等有著直接或間接聯(lián)系。土壤磷素在土壤中的移動性小,其含量與土壤母質、氣候條件和人類生產(chǎn)活動有關[11]。磷含量對植被正常生長影響不大。

    鉀是植物生長所需的主要營養(yǎng)元素,一般土壤供鉀水平?jīng)Q定于黏粒的含量及其礦物組成,黏粒愈多,含鉀量愈高。土壤速效鉀含量是衡量土壤對農(nóng)作物供應鉀素能力的重要指標[13]。由表2可知,2#渣場對應原生植被區(qū)土壤的全鉀含量大于棄渣場的,3#渣場對應原生植被區(qū)土壤的全鉀含量低于3#渣場。經(jīng)分析,2#、3#棄渣場的表層渣體粒徑都較粗,>5 mm的顆粒組成百分比高達64.53%和65.11%,<5 mm的僅有35.47%和34.89%,兩個棄渣場的粒徑組成均不合理。棄渣場土壤粒徑組成不合理,大粒徑顆粒含量較多,土壤結構性差,這種粗骨質土壤蓄水保肥能力差,不能提供植物生長過程中所需的水分和養(yǎng)分,從而影響了渣場土壤中速效鉀的含量,限制了植物的正常生長[14]。另外,植被自然恢復年限也有可能影響土壤中鉀的含量。鉀是植物的主要營養(yǎng)元素,在土壤中一般易轉化,隨著植被覆蓋度的增加,植物總量大幅度增加,植物生長吸取土壤中鉀素就愈多,故而2#渣場(2004年棄渣)的土壤速效鉀含量低于3#渣場(2007年棄渣)??傮w來看,土壤中速效鉀含量對于物種豐富度和物種個體數(shù)影響并不明顯,也可說渣場速效鉀能夠滿足植被自然恢復初期所需。

    4 結語

    (1)研究區(qū)土壤類型主要是紅壤、棕壤和紫色土,土壤偏酸性,而棄渣場渣體卻顯堿性,這主要是由于渣體中的鈣質砂頁巖較多,經(jīng)風化后,產(chǎn)生石灰性紫色土,以至于pH值高于7.5。所選樣方的pH均值為8.22,為堿性土壤,對植被的生長有較強的限制性和脅迫性,從而會進一步影響渣場的植被恢復。

    (2)在植物的生長繁衍過程中,土壤養(yǎng)分對植被的影響是相當大的。2#、3#渣場渣土的有機質含量均低于對應原生植被區(qū)土壤的有機質含量,僅為原生植被區(qū)土壤有機質的8.33%和6.69%。土壤有機質是反映土壤養(yǎng)分貯量的標志,2#、3#渣場渣土的有機質不足以提供植被正常生長所需的養(yǎng)分,這是限制渣場植被自然恢復的重要原因。

    (3)從全效氮、水解氮來看,2#渣場渣土的全氮、水解氮含量均較低,3#渣場渣土的全氮含量也低,但其水解氮含量高,說明3#渣場的植被和土壤的可利用態(tài)氮相互轉化的能力很強,但總體水平依然很低,這可能與渣場的巖土性質有關。植被主要從土壤中吸收養(yǎng)分,而渣場缺少土壤,渣場的土壤主要由渣體風化、淋溶等而來,這也是影響渣場土壤養(yǎng)分含量的重要原因。氮對植被的生長發(fā)育有重要的影響,氮素不足,則會限制植被的恢復,因此氮素不足也是影響渣場植被恢復的重要原因。

    (4)渣場土壤中的磷素和鉀素的含量雖然也較低,但全磷和速效磷、全鉀和速效鉀之間無明顯相關。從渣場的恢復年限和植被恢復情況來看,渣場土壤中的磷素和鉀素含量對于物種豐富度和物種個體數(shù)影響并不明顯,渣場土壤中的磷素和鉀素含量能夠滿足植被自然恢復初期所需。

    致 謝

    本文是在國家自然科學基金和西南林業(yè)大學生態(tài)學重點學科項目的資助及導師陳奇伯教授的悉心指導下完成的,同時還有金安橋水電站有限公司工程師雷俊杰等人士的幫助,在此一并表達由衷的感謝!

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