石漠化區(qū)和采石場共性生態(tài)問題研究進展

陳 虹，王普昶，王志偉，丁磊磊

(1.貴州省普定縣水務(wù)局，貴州 普定 562100；2.貴州省草業(yè)研究所，貴州 貴陽 550006)

石漠化區(qū)和采石場共性生態(tài)問題研究進展

陳 虹1，王普昶2，王志偉2，丁磊磊2

(1.貴州省普定縣水務(wù)局，貴州 普定 562100；2.貴州省草業(yè)研究所，貴州 貴陽 550006)

采石場；石漠化區(qū)；生態(tài)恢復；共性生態(tài)問題；研究進展

石漠化區(qū)和采石場都是涉及人類活動的經(jīng)濟環(huán)境問題的區(qū)域，其特征是基巖廣泛裸露、水土流失嚴重、土地貧瘠和植被稀缺，其本質(zhì)是土地生物潛能的衰減或喪失，其生境保水性和蓄水性差，滲漏性極強，導致機械性缺水頻繁，生物多樣性下降和缺失，遷入植物群落難以定居，自然恢復需要幾十至上百年的時間且很困難。當前其生態(tài)恢復主要存在以下問題：普遍追求植被的快速恢復，側(cè)重于植被栽植技術(shù)的研究；大量使用外來物種導致的退化現(xiàn)象和潛在威脅鄉(xiāng)土生物多樣性；缺乏解除貧瘠和干旱等主要限制性因子的土壤微生物及動物添加類的土壤改良產(chǎn)品；極少見石漠化基巖裸露區(qū)恢復的研究；生態(tài)恢復成本過高、工藝復雜、效果欠佳。

1 石漠化區(qū)和采石場狀況

我國的喀斯特面積344萬km2(土層覆蓋巖石區(qū)、植被覆蓋巖石區(qū)和裸露巖石區(qū))，約占國土面積的36%，占全世界喀斯特面積(2 200萬km2)的15.6%；我國西南八省(區(qū))約有51萬km2的裸露巖石區(qū)，占西南八省(區(qū))土地面積的25.98%，其中貴州有12.66萬km2的裸露巖石區(qū)，占貴州土地面積的71.89%[1]。石漠化的結(jié)果是基巖的廣泛裸露，能在各種尺度水平上極大地影響著水文、土壤、生態(tài)和經(jīng)濟，引發(fā)更多的地質(zhì)災(zāi)害如干旱、洪水、滑坡和地陷，甚至在更大尺度上影響碳平衡和區(qū)域氣候，嚴重阻礙了當?shù)剞r(nóng)業(yè)經(jīng)濟等的可持續(xù)發(fā)展[1-5]。我國在2008年開展了100個縣的飛播造林項目，并在2011年擴展到200個縣[5]，各種研究與治理項目的實施使得石漠化面積整體減少7.4%，其中極重度和重度石漠化面積分別減少了41.3%和25.8%，然而還有12萬km2沒有恢復，這些地方的人口密度高達217人/km2，5 000萬人生活處于貧困線以下。因此，石漠化恢復治理仍任重道遠。

還有一些地貌景觀特征與石漠化十分相似，如采石場。我國城鎮(zhèn)化進程的加快和對建筑石料需求的增大，導致了可利用采石場和廢棄采石場數(shù)量的增加。國土資源公報顯示，我國有效的采礦許可證有10.06萬個，因石料的大量開采、無序的挖掘、尾礦廢渣廢石等所造成的水土流失和土地資源的破壞已超過400萬hm2[6]，且仍以每年4萬hm2的速度增加[7]。2012年以來，“礦山復綠”行動累計治理礦山3 310個，治理面積10.3萬hm2。雖然經(jīng)過治理，但當今采石場總體仍具有規(guī)模大、數(shù)量多等特征[8]，全國土地復墾率不足12%，其中采石場的生態(tài)復墾率更低[9]。國土資源部數(shù)據(jù)顯示，截至2015年全國累計損毀土地303萬hm2，已完成治理恢復土地僅81萬hm2，治理率為26.7%，全國仍有約220萬hm2損毀土地沒有得到有效治理。貴州是我國石材資源大省，大理石資源尤為豐富，品種有50多種，特別是海貝花、黑木紋、白木紋、黃木紋、金絲白玉、紅龍玉等品種，國內(nèi)獨有，石材資源儲量超過100億m3，覆蓋63個縣(市、區(qū))。充足的資源、豐富的品種和優(yōu)越的品質(zhì)，使石材產(chǎn)業(yè)得到了快速發(fā)展，采石場數(shù)量迅速增加，規(guī)模不斷擴大。目前處于脆弱的喀斯特生態(tài)中心的貴州省有許多采石場跡地等沒有得到有效治理恢復，特別是石灰石礦山的開采活動對地表植被、土壤、地形地貌等造成了極大的破壞與影響，使得碳酸鈣基巖裸露，原本的青山傷痕累累，由此產(chǎn)生的次生地質(zhì)災(zāi)害和對空氣、水體、土壤的污染及景觀破碎已經(jīng)成為貴州省生態(tài)文明建設(shè)的嚴重障礙。

2 強度石漠化區(qū)和采石場的共性特征

2.1 水土流失嚴重，基巖裸露，土壤貧瘠、生產(chǎn)力下降

石漠化區(qū)域采石場的表觀特征是基巖裸露、水土流失嚴重、植被稀缺、生態(tài)環(huán)境遭到嚴重破壞[10]，其本質(zhì)是土地生產(chǎn)力的下降和喪失[11]。而石漠化的結(jié)果是基巖的廣泛裸露[2]，實質(zhì)是土地生產(chǎn)力的下降和喪失[12]，本質(zhì)上是土地生物潛能的衰減或破壞[13]，涉及水土流失甚至廣泛的基巖暴露[5,14]，是土壤生產(chǎn)力的巨大降低[5]和一種典型的土地退化[14]。

2.2 導致水分短缺，生物多樣性下降和缺失

喀斯特石漠化地區(qū)因土壤淺薄、植被覆蓋率低、地表支離破碎和獨特的二元結(jié)構(gòu)導致保水性和蓄水性差，滲漏性極強[15]，造成臨時性干旱頻繁，而且由于降水的季節(jié)性不均，地表水利用困難，造成機械性缺水[16]。研究表明：隨著石漠化程度的加深，土壤呈現(xiàn)明顯的沙化現(xiàn)象，土壤容重逐漸增大，孔隙度、毛管持水量減小[17]，物種均勻度指數(shù)、豐富度呈遞減趨勢[18]，生物多樣性減少[19]。因此，喀斯特石漠化的負面環(huán)境影響之一就是水分短缺和生物多樣性降低[20]。采石場由于土壤和植被剝離導致生物多樣性銳減，且石漠化區(qū)廢棄采石場地質(zhì)結(jié)構(gòu)為石灰?guī)r，土壤貧瘠、土層薄，土壤不保水[21]，植物生長環(huán)境十分惡劣，加之開山采石對采石場山體植被和土壤結(jié)構(gòu)的毀滅性破壞，將采石場的生境變?yōu)樵愕?，導致先鋒植物群落難以進入，其他植物更是無法在此種惡劣生境條件下生長繁殖[21]。

2.3 導致與經(jīng)濟有關(guān)的生境破壞問題

人口和貧困水平強烈影響喀斯特石漠化[14]。雖然有研究認為地下水土流失可能是石漠化的主導，但人類活動常常加速石漠化[4]，且人類活動在石漠化過程中扮演著重要角色。而采石場是為了滿足人類對石料的需求而進行的開采活動。兩者均導致了與經(jīng)濟有關(guān)的生境破壞問題。

2.4 自然恢復漫長且很困難

廢棄采石場邊坡的群落演替開始于裸露巖石，其模式屬于原生演替，演替過程可以延續(xù)幾十年[22]。一般采礦廢棄地，單一依靠生物群落演替進行生態(tài)恢復一般需要50～100年，而石漠化區(qū)域采石場自然環(huán)境惡劣，依靠自然恢復需要的時間遠超過100年[10]。采石場自然恢復難度之大、時間之長顯然遠遠超出了人們的想象[21]。石漠化區(qū)石灰?guī)r形成土壤的速度是極緩慢的，風化1 cm石灰?guī)r形成0.2 mm的土層需要超過100年的時間[23]，且土壤極易被重力、風[24]和水移走。因此，我們需要適當借助人力[21]，加快石漠化區(qū)和采石場的生態(tài)恢復。

3 國內(nèi)外理論與實踐研究

美國生態(tài)重建學會定義的生態(tài)恢復的概念為：將人類所破壞的生態(tài)系統(tǒng)恢復成具有生物多樣性和動態(tài)平衡的本地生態(tài)系統(tǒng)，其實質(zhì)是將人為破壞的區(qū)域環(huán)境恢復或重建成一個與當?shù)刈匀画h(huán)境和諧的生態(tài)系統(tǒng)[25]。目前國內(nèi)外對生態(tài)恢復的理論進行了廣泛的研究，并開展了相應(yīng)的實踐應(yīng)用。

3.1 限制性因子理論

自利比希最小因子定律提出以來，限制性因子被廣泛研究。楊波發(fā)現(xiàn)土壤種子庫是滇中廢棄采石場生態(tài)恢復的限制因子，對采石場進行生態(tài)恢復的關(guān)鍵是在雨季來臨前人為引入土壤種子庫[21]。王瓊等采用層次分析法綜合評價對廢棄采石場生態(tài)治理影響最大的因子，首先是土壤有效深度，其次為土壤有機質(zhì)，然后依次為坡度、年降雨量、土壤質(zhì)地、土壤水分含量、地表破壞程度、土壤硬度、灌溉條件、改造難易程度和土壤pH值[26]。有研究者探索了最適合礦區(qū)植被生長的土層厚度，發(fā)現(xiàn)15 cm較為理想，并提出需要針對不同的植物類型進行植被土層厚度的選擇，但也有人認為復墾地的土層厚度和植物的生長沒有必然的聯(lián)系，他們發(fā)現(xiàn)在生長初期，土層較厚區(qū)域的植物生長速度和狀態(tài)并沒有超過土層較薄區(qū)域，在部分試驗地，甚至出現(xiàn)了土層薄的區(qū)域的植物生長速度超過了土層厚的區(qū)域[27]。演替資源比率假說認為，在演替初期，養(yǎng)分短缺，植物間競爭的主要是養(yǎng)分，而不是光照，這樣有利于那些個體較小的物種生存，并且生物量向根部的投入增加，以競爭到較多的養(yǎng)分[28]。因此，在恢復初期增加植被的養(yǎng)分供應(yīng)極有必要。石漠化地區(qū)和采石場的土壤瘠薄和臨時性干旱成為影響當?shù)匦竽翗I(yè)發(fā)展和生態(tài)恢復的主要限制性因子[16]，因此一方面需要提高土壤保水性能、增加土壤養(yǎng)分，另一方面需要選擇水分和養(yǎng)分利用效率高的物種。

3.2 生態(tài)適應(yīng)性理論

鄉(xiāng)土物種和適應(yīng)性強的商業(yè)化物種能更好地適應(yīng)石漠化或采石場生境，而成為先鋒物種。也有報道認為出于商業(yè)和應(yīng)用方便的考慮，一般多采用外來的草本植物，這樣形成的人工植被雖然早期效果不錯，但由于外來物種對惡劣環(huán)境的抗性較弱，生物群落穩(wěn)定性差，因此往往在短期內(nèi)出現(xiàn)植被退化現(xiàn)象[29]。目前，廢棄地植被選擇多數(shù)是在人為選定若干植物種的基礎(chǔ)上，通過植苗試驗，選擇適生植物種。有人研究4種植入菌根的豆科植物在石灰石采石場的適宜性發(fā)現(xiàn)，植被恢復中涉及豆科植物時應(yīng)添加它們的微共生體[30]。有人在干旱地區(qū)石灰石采石場不同樹種植入AM菌根后發(fā)現(xiàn)，AM菌根能夠促進植物對水和養(yǎng)分的吸收，并能增強植物抵抗高溫的能力，認為AM菌根能夠促進石灰石采石場廢棄地的恢復[31]。有人在石灰石采石場選擇了3種常綠硬葉灌木并輔以保水劑、肥料和接種菌根進行恢復研究，發(fā)現(xiàn)保水劑和肥料適宜在植被恢復中使用[32]。楊旭等發(fā)現(xiàn)混交林的土壤水分、有機質(zhì)、速效磷和速效鉀含量均高于豆科純林，豆科純林土壤的全氮及速效氮含量均高于混交林，混交林的微生物總數(shù)、真菌、細菌、放線菌數(shù)量高于純林，而純林的固氮菌數(shù)量高于混交林[33]。曾慶飛等發(fā)現(xiàn)石漠化程度的強弱與真菌群落的復雜度和豐富度均呈負相關(guān)關(guān)系[34]。王金華等發(fā)現(xiàn)根瘤菌能降低石漠化土壤的pH值，明顯提高土壤的有機質(zhì)、N、P、K等營養(yǎng)元素的含量，增加紅三葉相對葉綠素含量和生物量，促進根系的生長，增加結(jié)瘤數(shù)量及根瘤的質(zhì)量[35]。李軍峰等的研究表明，苔蘚植物種數(shù)隨石漠化程度增強而降低，苔鮮植物具有較強的保水作用，可作為巖石表面的先鋒植物[36]。劉代軍等認為叢枝菌根具有對礦質(zhì)營養(yǎng)和水分吸收能力強的特殊生理生態(tài)功能，接種叢枝菌根真菌后能進一步擴大桑樹對礦質(zhì)營養(yǎng)和水分的吸收與運輸，減輕貧瘠干旱脅迫，加快土壤微生物群落構(gòu)建[37]。熊康寧等發(fā)現(xiàn)蜱螨目和彈尾目的抗干擾性、抗旱性較強，在石漠化凋落物的分解中充當重要的角色，可作為改良土壤的動物[38]。

3.3 演潛理論

在“空間代替時間”的前提下，研究采石場的生態(tài)演替理論發(fā)現(xiàn)，廢棄采石場邊坡的群落演替開始于裸露巖石，其模式屬于原生演替，其演替過程通常為：由禾本科和菊科的草本作為先鋒植物構(gòu)成早期階段的草本群落，繼而出現(xiàn)陽性或者旱生型的灌木群落、喬木群落，隨著林下郁閉度的增加，部分陽性植物逐漸被耐陰植物取代而退出演替，最后耐陰的喬木群落重新侵入，演替序列為裸巖→先鋒草本群落→草灌群落→簡單的復合群落→高級復合群落[22]。

3.4 熱力學定律

梁建華發(fā)現(xiàn)，常綠和落葉樹種的比例將近3∶1時，季節(jié)性落葉可保證有機質(zhì)的來源充分，根瘤固氮作用也可改善巖質(zhì)邊坡的巖土性質(zhì)，為其他喬灌草提供良好的生境條件[39]?？萋湮锏漠a(chǎn)生和翻覆增強營養(yǎng)和有機質(zhì)匯入土壤[40]?？萋湮锾岣咄寥辣Ｋ裕⑸锕痰?、分解枯枝落葉和提高養(yǎng)分的有效性，土壤中的環(huán)節(jié)動物提高肥力，進一步促進植物生長，就形成了小尺度的能量循環(huán)。

3.5 種群密度制約及分布格局理論

密度制約原理在植物中主要表現(xiàn)為自疏和他疏[41]。有學者研究了鄉(xiāng)土植物種組合的播種密度，發(fā)現(xiàn)種子密度太高不能產(chǎn)生更高的植被蓋度[42]。

3.6 生態(tài)位理論

在植物生活史中，從種子萌發(fā)到幼苗成活是其成功定居極為關(guān)鍵的時期，常受到光照、溫度、水分和其他生物等因素的影響和制約，而利用護理植物能夠提高目標物種定居機率[43]。喬木與灌草更有利于盡早形成林地環(huán)境[44]。在華南地區(qū)采石場植被恢復的實踐中，往往在石壁的下部選擇草灌相結(jié)合，在石壁部分，若土壤條件不夠好，則多種藤、草。梁啟英等提出品種的配搭要注意“三結(jié)合”，即固氮植物與非固氮植物結(jié)合，淺根植物與深根植物結(jié)合，上繁植物與下繁植物(貼地生)結(jié)合等，在巖石坡上，藤本著生攀援；在巖土坡切溝，草與樹混種；在巖土坡底部，多樹種混交，取得了采石取土場植被恢復的成功[45]。

3.7 生物多樣性理論

生物多樣性可促進恢復的生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定，故引進物種時強調(diào)生物多樣性。

3.8 綴塊-廊道-基底理論

利用現(xiàn)成的石漠化和采石場創(chuàng)造景觀。早在中國古代采石廢棄地的改造就出現(xiàn)了，浙江紹興的東湖漢代開采，隋代擴大，清代筑堤逐漸改造成風景名勝，在世界廢棄地恢復史上占顯著地位[46]。近年，貴州出現(xiàn)的喀斯特公園和地質(zhì)公園也是此理論的應(yīng)用。

3.9 自我設(shè)計與人為設(shè)計理論

自我設(shè)計理論認為，只要有足夠的時間，隨著時間的推移，退化生態(tài)系統(tǒng)將根據(jù)環(huán)境條件合理地組織自己并會最終改變組分。該理論把恢復放在生態(tài)系統(tǒng)層次考慮而未考慮缺乏種子庫的情況，其恢復的只能是環(huán)境決定的群落。隨著生態(tài)恢復的進行，一年生植物的重要值逐漸減小，多年生植物和灌木的重要值逐漸增大。喬木在生態(tài)恢復的后期雖有零星出現(xiàn)，但所占的比重始終很小，這說明在當?shù)氐V區(qū)進行生態(tài)恢復時僅憑自然力幾年內(nèi)難以恢復成森林生態(tài)系統(tǒng)，要想恢復成生態(tài)功能更強的森林生態(tài)系統(tǒng)，采取一定的人工措施是必要的[47]。而人為設(shè)計理論把恢復放在個體或種群層次上考慮，通過工程方法和植物重建可直接恢復退化生態(tài)系統(tǒng)，但恢復的類型可能是多樣的。這一理論把物種的生活史作為植被恢復的重要因子，并認為通過調(diào)整物種生活史的方法就可加快植被的恢復。在一些發(fā)達國家，諸如美國、英國、德國和日本等，較早開始石質(zhì)陡坡綠化，并研究出一系列綠化工程技術(shù)，如客土噴播、種子噴播、水泥框格、植生袋綠化、厚層基材護坡噴射綠化、生態(tài)多孔混凝土綠化和客土袋液壓噴播植草等[48]，均是人為設(shè)計理論的應(yīng)用。

4 當前生態(tài)恢復存在的主要問題

目前為止，國內(nèi)的生態(tài)恢復技術(shù)還不完善，一些發(fā)達國家通過長期的理論研究和工程實踐，已經(jīng)形成了較為完整、系統(tǒng)的理論和技術(shù)體系，而國內(nèi)的技術(shù)發(fā)展則相對滯后[39]。

4.1 植物種植模式單一

生態(tài)恢復技術(shù)在我國發(fā)展時間還不長，治理中普遍追求植被的快速恢復，側(cè)重于植被栽植技術(shù)的研究[6]，植物種植模式單一。

4.2 大量使用外來物種

出于商業(yè)和應(yīng)用方便考慮，多采用外來的草本植物，這樣形成的人工植被雖然早期效果不錯，但一些外來物種對惡劣環(huán)境的抗性較弱，生物群落穩(wěn)定性差，往往在短期內(nèi)會出現(xiàn)植被退化現(xiàn)象[29]；一些外來物種適應(yīng)性過強，對本地生物多樣性存在潛在威脅，如雙穗雀稗等。

4.3 缺乏土壤改良產(chǎn)品

有報道認為，土壤有機質(zhì)含量、氮含量、毛管持水量、容重和孔隙度與植物多樣性具有明顯的相關(guān)性，在改善土壤理化性質(zhì)和促進植物多樣性恢復方面起著關(guān)鍵作用，土壤養(yǎng)分狀況與植物生長密切相關(guān)，根據(jù)不同石漠化程度土壤養(yǎng)分狀況，應(yīng)該采用針對性施肥的方法來治理石漠化[18，49]。貧瘠和干旱是生態(tài)恢復的主要限制性因子，因此一方面需要提高保水性能、增加養(yǎng)分供應(yīng)，另一方面需要選擇水分和養(yǎng)分利用效率高的物種。而土壤改良產(chǎn)品方面的研發(fā)僅見施用石灰、石灰石粉和商用土壤調(diào)理劑能提高水稻產(chǎn)量10%左右的報道[50]。

4.4 缺乏石漠化基巖裸露區(qū)恢復的研究

從大量的文獻或圖片可發(fā)現(xiàn)，基巖裸露區(qū)生態(tài)恢復研究多出現(xiàn)在采石場，而石漠化恢復研究則多見于有土層的石漠化地區(qū)，缺乏石漠化基巖裸露區(qū)恢復的研究。

4.5 恢復成本高

采石場與強度石漠化區(qū)不僅生態(tài)恢復成本過高、工藝復雜、效果欠佳，而且治理過程及后期的運營與維護都需要大量投入[51]。有些干脆自然恢復，如禁牧、封山育林等，但通常而言自然恢復所需時間更長，這與現(xiàn)實需要的生態(tài)恢復效果和速度不相稱。

(致謝：王普昶研究員對文章結(jié)構(gòu)提出了建設(shè)性的意見，在此感謝！)

[1] Jiang Z,Lian Y,Qin X.Rocky desertification in Southwest China:impacts,causes,and restoration[J].Earth-Science Reviews,2014,132(3):2-3,10.

[2] Huang Q H,Cai Y L.Assessment of karst rocky desertification using the radial basis function network model and GIS technique: a case study of Guizhou Province, China[J]. Environmental Geology,2006,49(8):1173-1175.

[3] Xiong Y J,Qiu G Y,Mo D K,et al.Rocky desertication and its causes in karst areas:a case study in Yongshun County,Hunan Province,China[J].Environ mental Geology,2009,57(7):1481-1484.

[4] Zhang X B,Bai X Y,He X B.Soil creeping in the weathering crust of carbonate rocks and underground soil losses in the karst mountain areas of southwest china[J].Carbonates and Evaporites,2011,26(2):149-152.

[5] Xu E Q,Zhang H Q.Characterization and interaction of driving factors in karst rocky desertification: a case study from Changshun, China[J]. Solid Earth,2014,6(2):1329-1333.

[6] 王月.廢棄采石場恢復治理技術(shù)的研究——以張家口北蔚采石場為例[D].邯鄲：河北工程大學,2013:1-2,16.

[7] 吳和政,鄭薇.我國礦山生態(tài)環(huán)境及生態(tài)恢復技術(shù)的現(xiàn)狀[J].探礦工程(巖土鉆掘工程),2008,35(7):46-48.

[8] 宋云,黃青松,張煥新,等.淺析廢棄露天石材礦的出路——以浙江某露天石材礦為例[J].長春工程學院學報:自然科學版，2016，17(1):98-100.

[9] 任曉旭.雞西礦區(qū)采石場廢棄地植被恢復研究[D].哈爾濱：東北林業(yè)大學，2009:1.

[10] 耿海濤，馮孝杰，方振東，等.都市圈石漠化區(qū)域采石場的生態(tài)恢復方法與措施探討[J].后勤工程學院學報,2008，24(2):103-105.

[11] 王德爐，朱守謙，黃寶龍.石漠化的概念及其內(nèi)涵[J].南京林業(yè)大學學報：自然科學版，2004，28(6):90-92.

[12] Wang S J,Liu Q M,Zhang D F.Karst rocky desertification in southwestern China:geomorphology, landuse, impact and rehabilitation[J].Land Degradation & Development，2004，15(2):115-117.

[13] 張文源,王百田.貴州喀斯特石漠化分類分級探討[J].南京林業(yè)大學學報：自然科學版,2015(2):149-151.

[14] Wu X,Liu H,Huang X,et al. Human driving forces: analysis of rocky desertification in karst region in Guanling County, Guizhou Province[J].Chinese Geographical Science,2011,21(5):600-603.

[15] 張顯強,曾建軍,諶金吾,等.石漠化干旱環(huán)境中石生蘚類水分吸收特征及其結(jié)構(gòu)適應(yīng)性[J].生態(tài)學報,2012，32(12):3903-3905.

[16] 劉成名.石漠化治理區(qū)抗旱性牧草篩選種植技術(shù)與示范[D].貴陽：貴州師范大學，2015:4-5,18.

[17] 景宜然,鄧湘雯,鄧東華,等.湘西南不同石漠化程度土壤理化性質(zhì)及相關(guān)性分析[J].水土保持學報，2016，30(1):189-192.

[18] 盛茂銀，熊康寧，崔高仰,等.貴州喀斯特石漠化地區(qū)植物多樣性與土壤理化性質(zhì)[J].生態(tài)學報，2015，35(2):437-439.

[19] 張承琴，王普昶，龍翠玲，等.貴州喀斯特峰叢洼地不同石漠化等級植物群落物種組成和多樣性特征[J].西南大學學報：自然科學版，2015，37(6):48-50.

[20] Xu E Q,Zhang H Q, Li M X. Object-based mapping of karst rocky desertification using a support vector machine[J]. Land Degradation & Development,2015,26(2):158-161.

[21] 楊波.滇中廢棄采石場生態(tài)恢復植物戟葉酸模和坡柳的生態(tài)生物學研究[D].昆明：云南大學，2015:1，45.

[22] 全威，唐岱，許曉崗.(長江下游)廢棄采石場石壁植被自然恢復序列及景觀重建探索[J].中國園林， 2013(6):106，110.

[23] 劉燕華，李秀彬.脆弱生態(tài)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展[M].北京:商務(wù)印書館，2007:209.

[24] Luo K,Shao K.The value of the miao people’s traditional ecological knowledge for a solution to rocky desertification in Mashan[J].Journal of Resources & Ecology,2011,2(1):35-39.

[25] 方華，林建平，莫江明.采石場生態(tài)重建的有關(guān)問題[J].生態(tài)環(huán)境學報，2006,15(3):654-666.

[26] 王瓊，辜再元，韓烈保.廢棄采石場人工生態(tài)恢復限制性因子評價研究[J].中國礦業(yè)，2009，18(7):48-50.

[27] 張生.北川礦山生態(tài)修復研究——以香泉鄉(xiāng)青崗樹采石場為例[D].綿陽：綿陽師范學院，2016:5.

[28] Tilman D. The resource ratio hypothesis of succession[J].American Naturlist,1985,125(6):827-830.

[29] 袁劍剛，周先葉，陳彥，等.采石場懸崖生態(tài)系統(tǒng)自然演替初期土壤和植被特征[J].生態(tài)學報，2005，25(6):1522-1526.

[30] Jha P K,Nair S,Gopinathan M C,et al. Suitability of rhizobia-inoculated wild legumes Argyrolobium flaccidum, Astragalus graveolens, Indigofera gangetica and Lespedeza stenocarpa in providing a vegetational cover in an unreclaimed limestone quarry[J].Plant and Soil,1995,177(2):139-149.

[31] Rao A V,Tak R.Growth of different tree species and their nutrient uptake in limestone mine spoil as influenced by arbuscular mycorrhizal (AM)-fungi in Indian arid zone[J]. Journal of Arid Environments, 2002, 51(1):113-115.

[32] Clemente A S,Werner C,Máguas C,et al.Restoration of a limestone quarry: effect of soil amendments on the establishment of native mediterranean sclerophyllous shrubs[J]. Restoration Ecology,2004,12(1):20-23.

[33] 楊旭，曾慶春，白濤，等.采石場廢棄地不同植被恢復模式對土壤微生物數(shù)量的影響[J].貴州農(nóng)業(yè)科學，2016，44(6):167-169.

[34] 曾慶飛，陳瑩，楊春燕，等.貴州高原石漠化灌叢草地土壤真菌群落結(jié)構(gòu)及多樣性研究[J].中國草地學報，2015，37(5):96-100.

[35] 王金華，王明月，張武先，等.石漠化地區(qū)4株豆科植物根瘤菌與紅三葉的共生效應(yīng)研究[J].西部林業(yè)科學，2014(5):53-54.

[36] 李軍峰，王智慧，張朝暉.喀斯特石漠化山區(qū)苔蘚多樣性及水土保持研究[J].環(huán)境科學研究，2013，26(7):759-761.

[37] 劉代軍，涂波，施松梅，等.石漠化地區(qū)的生態(tài)危機及菌根桑生物修復潛力研究進展[J].中國巖溶，2012，31(2):185-189.

[38] 熊康寧，陳滸，王仙攀，等.喀斯特石漠化治理區(qū)土壤動物的時空格局與生態(tài)功能研究[J].中國農(nóng)學通報，2012，28(23):259-264.

[39] 梁建華.順德大良巖質(zhì)邊坡植被復綠效果調(diào)查及廢棄采石場植被復綠設(shè)計應(yīng)用[D].廣州：仲愷農(nóng)業(yè)工程學院，2015:18.

[40] Ruizjaen M C,Aide T M.Vegetation structure, species diversity, and ecosystem processes as measures of restoration success.[J].Forest Ecology & Management，2005，28(1):159-161.

[41] 俞筱押.種群密度制約原理在生態(tài)恢復中應(yīng)用的思考[J].黔南民族師范學院學報，2007，27(3):32-35.

[42] Burton C M,Burton P J,Hebda R,et al.Determining the optimal sowing density for a mixture of native plants used to revegetate degraded ecosystems[J].Restoration Ecology,2006,14(3):387-390.

[43] 呂仕洪，黃甫昭，陸樹華，等.桂西南石漠化山區(qū)灌草叢對青岡和蒜頭果直播造林的影響[J].植物科學學報，2016，34(1):39-42.

[44] 朱惠惠.太原市西山采石場植被恢復技術(shù)初探[D].晉中：山西農(nóng)業(yè)大學，2013:1.

[45] 梁啟英，林建平，梁杰明.采石、取土場植被恢復技術(shù)[J].林業(yè)實用技術(shù)，2004(10):13.

[46] 彭娟.采石廢棄地的景觀恢復規(guī)劃研究[D].泰安：山東農(nóng)業(yè)大學，2010:8.

[47] 宋百敏.北京西山廢棄采石場生態(tài)恢復研究:自然恢復的過程、特征與機制[D].濟南：山東大學，2008:2.

[48] 孫艷榮，高秀蓮.采石場陡坡和平臺特征及復墾技術(shù)的探討[J].防護林科技，2013(5):90-92.

[49] 李艷瓊，鄧湘雯，易昌晏，等.湘西南喀斯特地區(qū)灌叢生態(tài)系統(tǒng)植物和土壤養(yǎng)分特征[J].應(yīng)用生態(tài)學報，2016，27(4):1015-1017.

[50] 陳建軍，王威，蔣毅敏，等.不同土壤改良劑產(chǎn)品對酸性土壤改良效果試驗初報[J].廣西農(nóng)學報，2013，28(1):8-11.

[51] 吳文梁.廢棄采石場的生態(tài)修復與改造利用[J].建材與裝飾，2016(18):104-105.

(責任編輯 孫占鋒)

國家自然科學基金項目(31602005)

S157.2

A

1000-0941(2017)09-0012-05

陳虹(1989—)，女，貴州晴隆縣人，助理工程師，學士，主要從事水保與水利工程管理工作；通信作者丁磊磊(1987—)，男，新疆瑪納斯縣人，助理研究員，碩士，主要從事喀斯特資源利用與生態(tài)管理研究。

2017-03-10