西北干旱荒漠區(qū)排矸平臺(tái)不同配置與保育模式重建植被生態(tài)能值分析

姚麗霞,王進(jìn)鑫,黨倩楠,呂國(guó)利,張玉玉,張瑞琦

1 西北農(nóng)林科技大學(xué)水土保持研究所, 楊陵 712100

2 西北農(nóng)林科技大學(xué)資源環(huán)境學(xué)院, 楊陵 712100

煤炭開采在提供國(guó)民經(jīng)濟(jì)發(fā)展所需基礎(chǔ)能源的同時(shí),也會(huì)導(dǎo)致生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)變異、生態(tài)過程阻斷、生態(tài)功能退化和穩(wěn)定性減弱,對(duì)區(qū)域協(xié)調(diào)發(fā)展與生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生不利的影響[1],阻礙了礦區(qū)經(jīng)濟(jì)、社會(huì)、環(huán)境的可持續(xù)發(fā)展,使得經(jīng)濟(jì)發(fā)展與環(huán)境資源之間的矛盾日趨突出[2]。國(guó)家規(guī)劃的14個(gè)大型煤炭基地中的神東和寧東基地位于我國(guó)最典型的脆弱生態(tài)區(qū)—西北干旱荒漠區(qū),該區(qū)煤炭資源開發(fā)影響大,地表挖損與塌陷加劇了植被退化和土地荒漠化,系統(tǒng)自維持力和自調(diào)控功能弱,恢復(fù)能力低[3-4]。煤礦區(qū)生態(tài)修復(fù)以邊采邊復(fù)為基本原則,包括自然修復(fù)、生物修復(fù)、土壤改良、礦井水污染控制與資源化技術(shù)、邊坡穩(wěn)定性研究[5- 7]等。植被作為表征生態(tài)環(huán)境變化的綜合指示器,可以較好的反映生態(tài)脆弱區(qū)生態(tài)環(huán)境變化狀況,對(duì)恢復(fù)初期人工植被的群落特征進(jìn)行分析,有助于掌握植被的生長(zhǎng)狀況和演替進(jìn)展,也是評(píng)價(jià)生態(tài)恢復(fù)成效的重要途經(jīng)和依據(jù)[8]。合理的植被配置模式可改善煤礦區(qū)生態(tài)環(huán)境現(xiàn)狀及當(dāng)?shù)夭黄胶獾漠a(chǎn)業(yè)結(jié)構(gòu),有學(xué)者在煤礦區(qū)土地復(fù)墾模式、植被恢復(fù)植物種的篩選[9]、典型植物水肥耦合調(diào)控技術(shù)篩選[10-11]、沙塵防控[12]、跡地新土體構(gòu)建(異地取土復(fù)墾、煤矸石新型種植基質(zhì)等)[1,13]、營(yíng)養(yǎng)物覆蓋方法[14]、等方面進(jìn)行了研究。人工修復(fù)是煤礦區(qū)修復(fù)研究的主體,但人工措施始終面臨成本與收益的權(quán)衡[15-16],推行各種人工措施進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)的同時(shí),若忽略了生態(tài)資源成本的投入,煤礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)的可持續(xù)發(fā)展力也必將受到影響。目前,關(guān)于煤礦區(qū)生態(tài)修復(fù)生態(tài)經(jīng)濟(jì)效益的研究較少[17],往往也忽略了生態(tài)成本的投入,使得自然環(huán)境系統(tǒng)與人類經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)未得到有機(jī)的統(tǒng)一和聯(lián)系。因此,綜合評(píng)價(jià)生態(tài)系統(tǒng)重建與恢復(fù)過程中的資源、生態(tài)成本投入與生態(tài)經(jīng)濟(jì)效益的產(chǎn)出,對(duì)生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)及可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。能值法作為生態(tài)經(jīng)濟(jì)系統(tǒng)評(píng)價(jià)的一種重要方法,與其他評(píng)價(jià)方法相比(生態(tài)足跡法、體現(xiàn)能核算法等),它從稟賦價(jià)值視角評(píng)估每個(gè)資源,更注重資源、環(huán)境等自然屬性及保育、經(jīng)營(yíng)管理、市場(chǎng)因素等經(jīng)濟(jì)屬性[18-19]。目前,將普通生態(tài)學(xué)與能值分析法相結(jié)合多維度分析煤礦區(qū)植被群落穩(wěn)定性及可持續(xù)發(fā)展力的研究鮮見報(bào)道,應(yīng)用能值分析法評(píng)估西北干旱荒漠區(qū)典型煤礦區(qū)不同植被配置與保育模式下的投入、產(chǎn)出及可持續(xù)性研究也鮮見報(bào)道。因此,本研究將普通生態(tài)學(xué)與能值分析法相結(jié)合,以西北干旱荒漠區(qū)排矸平臺(tái)典型植被配置與保育模式(喬灌草、灌草、觀賞型灌草、灌木林模式)為研究對(duì)象,對(duì)不同重建植被配置與保育模式群落基本結(jié)構(gòu)特征、投入及產(chǎn)出進(jìn)行分析,多維度評(píng)估不同植被配置與保育模式下的群落穩(wěn)定性、系統(tǒng)自組織能力、環(huán)境承載力和可持續(xù)發(fā)展力,以期為優(yōu)化西北干旱荒漠區(qū)排矸平臺(tái)植被配置與保育模式及構(gòu)建費(fèi)省效宏的植被配置與保育模式提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于寧夏回族自治區(qū)靈武市寧東鎮(zhèn)羊場(chǎng)灣排矸平臺(tái)區(qū)(37°99′ N,106°59′ E),是西北干旱荒漠區(qū)寧東煤炭基地典型代表區(qū)(圖1)。該區(qū)海拔1365 m,屬于中溫帶大陸性氣候,全年日照時(shí)數(shù)3035.17 h,年降雨量223.97 mm,年均溫9.9℃,平均風(fēng)速2.3 m/s,無霜期216 d以上。屬荒漠、半荒漠地帶,土壤類型為風(fēng)沙土、灰鈣土和少量新積土,有機(jī)質(zhì)含量低,土質(zhì)貧瘠[20]。原地表植被分布稀少且不均勻,主要以草本植物、旱生或超旱生灌木、半灌木為主[21]。該區(qū)為煤矸石與土混排后覆土,形成覆土平臺(tái)區(qū),覆土深度約50 cm。于2018年栽植木本植物(白榆(Ulmuspumila)、沙棗(Elaeagnusangustifolia)、(紫穗槐(Amorphafruticosa)、檸條(Caraganakorshinskii)、檉柳(Tamarixchinensis)、黃刺玫(Rosaxanthina)、蒙古扁桃(Amygdalusmongolica)；羊柴(Corethrodendronlignosum)；沙地柏(Juniperussabina))；撒播草種(冰草(Agropyroncristatum)、草木樨(Melilotusofficinalis)、蜀葵(Alcearosea)、苜蓿(Medicagosativa))進(jìn)行植被建植,布設(shè)微噴灌設(shè)施灌溉,人工植被恢復(fù)一年后,植被生長(zhǎng)狀況良好,蓋度達(dá)45%—60%(圖2)。

圖1 研究區(qū)概況圖Fig.1 Survey map of the study area

圖2 研究區(qū)植被示意圖Fig.2 Vegetation map of the study area

2 研究方法

2.1 植物群落學(xué)特征調(diào)查

于2019年8月在排矸場(chǎng)覆土平臺(tái)區(qū)設(shè)置調(diào)查樣地(圖1),選取4種植被配置與保育類型,即,喬灌草模式(M1)、灌草模式(M2)、觀賞型灌草模式(M3)、灌木林模式(M4),以通過撒播灌、草種,未采取人工保育措施(無灌溉)的近自然恢復(fù)模式(CK)為對(duì)照區(qū),每個(gè)樣地的面積大于0.2 hm2(圖2),樣地基本情況見表1。采用樣方法,于植物生長(zhǎng)旺期進(jìn)行植物群落學(xué)特征調(diào)查,各模式根據(jù)物種組成、生境及群落結(jié)構(gòu)等的代表性隨機(jī)設(shè)置9個(gè)樣方,根據(jù)樣方最小面積經(jīng)驗(yàn)值[22]選擇喬木樣方為10 m×10 m,灌木樣方為2 m×2 m,草本樣方為1 m×1 m,記錄各樣方內(nèi)植物種類、數(shù)量、蓋度、生物量等。

表1 樣地基本情況表Table 1 Basic information of sample plot

2.2 能值分析理論

系統(tǒng)界定

模式邊界：研究區(qū)4種群落類型面積為2 hm2,對(duì)照區(qū)(CK)面積為0.35 hm2,各植被配置與保育方式見表1。

資源分類：系統(tǒng)投入部分：可更新環(huán)境資源(R)：太陽能、風(fēng)能、雨水化學(xué)能和雨水勢(shì)能；不可更新環(huán)境資源(N)：表層土損耗能；可更新有機(jī)能(T)：灌溉水、勞力和種苗；工業(yè)輔助能(F)：灌溉設(shè)施。系統(tǒng)產(chǎn)出部分(Y)：以生態(tài)服務(wù)功能為主,包括防風(fēng)固沙、固土保肥及固碳釋氧(圖3)。

圖3 不同植被配置與保育模式系統(tǒng)能值流動(dòng)圖Fig.3 Emergy flow diagram of different vegetation configuration and conservation model system

2.3 資料收集與數(shù)據(jù)計(jì)算方法

環(huán)境資源：查閱文獻(xiàn)及《寧夏回族自治區(qū)統(tǒng)計(jì)年鑒》(2017—2019)收集。其中,寧夏回族自治區(qū)靈武市年均太陽輻射量：6767.9 MJ/m2[23]；年均降雨量：223.96 mm；年均風(fēng)速：2.3 m/s；土壤侵蝕速率：2.246×104kg/hm2[24]；土壤有機(jī)質(zhì)平均含量為2.4 g/kg[25]。

工業(yè)輔助能：訪問該區(qū)域負(fù)責(zé)人并計(jì)算獲取,灌溉設(shè)施成本：0.899 元/m2。

可更新有機(jī)能：訪問該區(qū)域負(fù)責(zé)及管護(hù)人員并計(jì)算獲取。其中,種苗單價(jià)為M1：0.092 元/m2、M2：0.097 元/m2、M3：0.822 元/m2、M4：0.192 元/m2。灌水量為：M1：4.085×103t/hm2、M2：2.985×103t/hm2、M3：1.735×103t/hm2、M4：1.250×103t/hm2、建植及管護(hù)人工成本為0.450 元/m2。

生態(tài)服務(wù)功能：通過查閱文獻(xiàn)及調(diào)查測(cè)定獲取。其中,無林地風(fēng)蝕模數(shù)為3902 t/km2、有林地風(fēng)蝕模數(shù)為1953 t/km2[24]；植物表土層能量折算比率為6.78×102J[26],土壤潛在侵蝕總量為79.95 t a-1hm-2[27]、土壤現(xiàn)實(shí)侵蝕總量為5.62 t a-1hm-2[24]。土壤養(yǎng)分含量：氮：0.679 kg/hm2、磷：0.366 kg/hm2、鉀：4.378 kg/hm2、有機(jī)質(zhì)：178.404 kg/hm2。生物量為：M1：3.906 t/hm2；M2：3.252 t/hm2；M3：7.623 t/hm2；M4：8.170 t/hm2；CK：0.415 t/hm2。

本研究采用國(guó)際最新能值基準(zhǔn)12.0×1024sej/a[28- 30],太陽能值轉(zhuǎn)換率參考Odum[31]、藍(lán)盛芳[26]、孫潔斐[32]的研究結(jié)果,并按照新的能值基準(zhǔn)轉(zhuǎn)換；隨著中國(guó)經(jīng)濟(jì)發(fā)展,國(guó)外的各項(xiàng)成本基礎(chǔ)數(shù)據(jù)得到的投入能值核算結(jié)果難以反映中國(guó)實(shí)際。Yang[33]等對(duì)中國(guó)經(jīng)濟(jì)能值分析結(jié)果進(jìn)行估算,應(yīng)用該研究結(jié)果可提高評(píng)價(jià)的科學(xué)性。能值貨幣比參考Yang[33]等的研究結(jié)果并按照最新能值基準(zhǔn)轉(zhuǎn)換,為7.46×1012sej/元；2020年人民幣/美元匯率7.094 元/US$；能值投入部分計(jì)算公式均參考藍(lán)勝芳[26]等的研究結(jié)果；能值產(chǎn)出部分計(jì)算公式參考《荒漠生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)評(píng)估規(guī)范》(LY/T 2006—2012)[34]及歐陽志云[27]等人的研究結(jié)果。將收集的原始數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)化為能量或物質(zhì)數(shù)據(jù)(單位為：J、g、元/hm2),通過能值轉(zhuǎn)換率轉(zhuǎn)換為統(tǒng)一的單位面積的能值數(shù)據(jù)(sej/hm2),編制能值分析表,建立能值指標(biāo)體系[25]。

能值理論相關(guān)計(jì)算公式如下[25]：

太陽能值=原始數(shù)據(jù)×能值轉(zhuǎn)換率

(1)

能值-貨幣價(jià)值=太陽能值/能值貨幣比率

(2)

能值自給率(ESR)=環(huán)境資源能值(R+N)/能值總投入(U)

(3)

凈能值產(chǎn)出率(EYR)=總產(chǎn)出能值(Y)/購(gòu)買資源能值(F+T)

(4)

環(huán)境負(fù)載率(ELR)=不可更新資源能值(F+N)/可更新資源能值(R+T)

(5)

能值投資率(EIR)=購(gòu)買資源能值(F+T)/環(huán)境資源能值(R+N)

(6)

能值交換率(EER)=購(gòu)買資源能值(F+T)/總產(chǎn)出能值(Y)

(7)

系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展指標(biāo)(EISD)=凈能值產(chǎn)出率(EYR)×能值投資率(EIR)/環(huán)境負(fù)載率(ELR)

(8)

物種多樣性分析：本研究物種多樣性分析采用Shannon多樣性指數(shù)(H)、Pielou均勻度指數(shù)(E)和Margalef豐富度指數(shù)(Ma)[35-36]。

Ma=(S-1)/lnN

(9)

H=-∑Pilnpi

(10)

E=H/lnS

(11)

喬木層重要值=(相對(duì)密度+相對(duì)頻度+相對(duì)優(yōu)勢(shì)度)/3

(12)

灌木層(草本層)重要值=(相對(duì)密度+相對(duì)頻度+相對(duì)蓋度)/3

(13)

式中,S為群落物種總個(gè)數(shù)(個(gè)),N為調(diào)查樣方內(nèi)所有物種個(gè)體總數(shù)(個(gè))；Pi為第i種植物的重要值。

采用Excel 2010和Origin 2018軟件對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行預(yù)處理和圖表構(gòu)建,采用SPSS 24.0軟件統(tǒng)計(jì)分析數(shù)據(jù),采用單因素方差分析LSD法檢驗(yàn)植被不同配置與保育模式間的差異,顯著性水平P=0.05。

3 結(jié)果與分析

3.1 不同配置與保育模式重建植被群落結(jié)構(gòu)特征分析

3.1.1重建植被群落組成

從表2可知,4種模式群落中共現(xiàn)26個(gè)植物種,隸屬11科,其中,單種科為7種,占63.64%,CK中共現(xiàn)8個(gè)植物種,種類單一且植株低矮,為單層結(jié)構(gòu),主要為灌木、半灌木、半灌木狀草本、一年生和多年生草本植物。根據(jù)植物群落生活型組成可分為6類,分別為喬木2種、灌木8種、半灌木1種、半灌木狀草本植物1種、一年生草本植物8種、兩年生草本植物2種、多年生草本植物4種。M3和M1野生植物種類最多,均為7種,其次為M4、CK和M2,分別為5種、4種和1種。分析植物的重要值發(fā)現(xiàn),M1中人工種植植物的重要值均較高,說明該模式下植被生長(zhǎng)狀況優(yōu)于其他模式。M2中羊柴、M3中蒙古扁桃、沙地柏重要值相對(duì)較低,M2中草木樨和冰草的重要值均較高,分別占群落重要值的22.94%、16.91%,M4中天人菊、拂子茅重要值占群落重要值的19.66%、15.56%。由于恢復(fù)年限較短暫(1年多),植物群落主要以人工植物為主,伴生種多為半灌木、一年生或多年生草本植物,包括禾本科的狗尾草、虎尾草和拂子茅、藜科的藜、菊科的沙蒿等。與近自然恢復(fù)區(qū)相比,4種模式外來植物的種類組成與數(shù)量均有明顯的增加,表明在礦區(qū)排矸場(chǎng)植被恢復(fù)中,合理的植被配置與保育模式是加速群落演替的有效方式。

表2 植物群落物種組成與重要值Table 2 Species composition and important value of plant community

3.1.2物種多樣性

不同植被配置與保育模式的物種多樣性存在明顯差異(表3),4種模式植物群落Margalef豐富度指數(shù)(Ma)均顯著高于CK(P<0.05),表現(xiàn)為M3>M1>M4>M2>CK；各模式的Shannon多樣性指數(shù)(H)和Pielou均勻度指數(shù)(E)也均高于CK(P<0.05),不同植被配置與保育模式Shannon多樣性指數(shù)(H)為：M3>M1>M4>M2>CK；不同植被配置與保育模式Pielou均勻度指數(shù)(E)表現(xiàn)為M3、M1、M4、M2大于CK,分別為CK的1.87、1.72、1.57、1.56倍?？傮w來看,物種多樣性表現(xiàn)為M3>M1>M4>M2>CK,說明合理的人工植被配置與保育模式提高了植物群落的物種多樣性。

表3 不同植被配置與保育模式的物種多樣性指數(shù)Table 3 Species diversity index of different vegetation allocation and conservation patterns

3.2 不同配置與保育模式重建植被能值分析3.2.1 能值投入產(chǎn)出結(jié)構(gòu)分析

在能值投入中,不同植被配置與保育模式的能值投入密度不同(表4),與CK相比,各模式能值投入密度分別增加了1.877×1017(M1)、1.904×1017(M2)、2.422×1017(M3)、1.950×1017(M4),主要為工業(yè)輔助能和可更新有機(jī)能投入均與CK相比同步增加。各模式的可更新有機(jī)能投入較CK相比分別增加了3.05(M1)、3.12(M2)、4.43(M3)、3.24(M4)倍,主要為灌溉水、勞力(種植、日常管理)和種苗的投入,勞力(種植、日常管理)投入能值最高(圖4)。從能值投入結(jié)構(gòu)來看,M1、M2、M3、M4和CK的能值投入結(jié)構(gòu)相似,購(gòu)買能值投入在總投入能值中占主導(dǎo)地位,4種模式的可更新資源利用程度均低于CK(99.86%)。M1的不可更新資源利用率最高,為29.52%。因此,能值總投入為：M3>M4>M2>M1>CK,工業(yè)輔助能投入為：M1、M2、M3、M4>CK,可更新有機(jī)能投入為：M3>M4>M2>M1>CK。

表4 不同植被配置與保育模式能值投入產(chǎn)出表Table 4 Emergy input-output table of different vegetation configurations and conservation models

圖4 不同植被配置與保育模式可更新有機(jī)能值投入Fig.4 Renewable organic emergy input in different vegetation allocation and conservation modes圖A為灌溉水的能值投入

由表4可知,不同植被配置與保育模式的能值產(chǎn)出密度均高于CK,分別為CK的1.19(M1)、1.18(M2)、1.30(M3)、1.32(M4)倍。4種模式在防風(fēng)固沙和固土保肥方面無明顯差異。固定CO2和釋放O2的能力分別為：M4>M3>M1>M2>CK。能值產(chǎn)出結(jié)構(gòu)中,固土保肥功能價(jià)值在各模式能值產(chǎn)出密度中所占比例最高,分別為71.97%(M1)、73.10%(M2)、66.16%(M3)、65.38%(M4)。其次為固碳釋氧,分別為18.79%(M1)、19.08%(M2)、17.27%(M3)、18.81%(M4),防風(fēng)固沙最低,分別為9.24%(M1)、7.81%(M2)、16.57%(M3)和17.55%(M4)。

通過能值-貨幣價(jià)值對(duì)各模式的生態(tài)經(jīng)濟(jì)效益進(jìn)行比較分析(表4),結(jié)果表明：M3成本投入最高,其次為M4、M2、M1,較CK相比增加了6.07、4.88、4.77、4.07倍。M4、M2、M1模式的成本投入變化幅度不大。在產(chǎn)出方面,各模式所產(chǎn)生的宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值較低,但均高于CK,其中,M4產(chǎn)出價(jià)值量最高,其次為M3、M1和M2。

3.2.2能值指標(biāo)分析

能值自給率(ESR)是指本地環(huán)境資源能值投入占總投入能值的比率,表征系統(tǒng)自我維持力高低的指標(biāo)[37]。分析表明(表5),4種模式的能值自給率均低于CK(1.15×10-2),其自我維持力分別為CK>M1>M2>M4>M3,表明灌水量、勞力及種苗等外援輸入是能值自給率較低的主要原因。不同植被配置與保育模式能值投資率(EIR)與CK相比,增幅分別為4.76、4.83、6.14、4.94倍,表明M1、M2、M3及M4均具較強(qiáng)經(jīng)濟(jì)活力。各模式凈能值產(chǎn)出率(EYR)均低于CK,但差異較小,系統(tǒng)的能值利用效率為M4>M3>M1>M2。環(huán)境負(fù)載率(ELR)表征不可再生資源投入對(duì)環(huán)境造成的負(fù)荷程度[25,37]。各模式環(huán)境負(fù)載率(ELR)為：M1>M2>M4>M3>CK,因此,對(duì)環(huán)境造成的負(fù)荷程度M1最高,M3最低。系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展指標(biāo)(EISD)為兼顧系統(tǒng)社會(huì)經(jīng)濟(jì)效益與生態(tài)環(huán)境壓力的系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展力的復(fù)合指標(biāo)[26]。4種模式的能值交換率分別為M1：5.13×101、M2：5.19×101、M3：6.36×101、M4：5.29×101、CK：1.20×101,所以系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展指標(biāo)(EISD)為M1

表5 不同植被配置與保育模式的能值指標(biāo)Table 5 Emergy indices of different vegetation allocation and conservation patterns

4 討論

退化生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)與重建過程中,適宜植物種選擇,合理的配置模式與保育技術(shù)可縮短植物群落演替周期,是生態(tài)恢復(fù)與重建成功的關(guān)鍵[38-39]。穩(wěn)定性的研究將為合理的植被配置與保育方式提供依據(jù)。群落物種多樣性作為反映生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性和可持續(xù)性的重要指標(biāo),是決定植物群落主要生態(tài)功能和過程的關(guān)鍵因素[40]。本研究表明,重建植被恢復(fù)1年多后,4種模式樣地共現(xiàn)植物種26種,隸屬11科,種類豐富且單種科所占比例較高。M1和M3中野生植物種類最多,物種多樣性指數(shù)也最高。羊柴、蒙古扁桃和沙地柏重要值相對(duì)較低,其他人工種植植物種及外來植物種(堿蓬、虎尾草、狗尾草、無芒稗、沙蒿、鐵桿蒿等植物)重要值也相對(duì)較高,說明在植被恢復(fù)初期,除人工植物種外,主要先鋒植物為抗逆性較強(qiáng)的半灌木、一年生或多年生草本植物,也表明適度的灌溉能加速土壤種子庫(kù)中種子的萌發(fā)。張麗娜[41]指出排土場(chǎng)土壤種子庫(kù)中物種生活型以多年生和一年生草本植物為主,與本研究結(jié)果相符。羊柴、蒙古扁桃、沙地柏等植物在各自的配置模式中重要值相對(duì)較低的原因可能為排矸場(chǎng)煤灰的沉降降低了植物葉片的水分利用效率,影響了植物的生長(zhǎng)及成活[42]。赫容[43]等在安太堡礦區(qū)多年植被動(dòng)態(tài)研究中發(fā)現(xiàn),人工種植單一物種逐漸會(huì)發(fā)展為復(fù)雜物種并趨于動(dòng)態(tài)平衡,使得生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能進(jìn)一步協(xié)調(diào)。因此,本研究區(qū)人工植被是否會(huì)呈現(xiàn)相同的趨勢(shì)有待進(jìn)一步研究,但本研究表明科學(xué)恰當(dāng)?shù)闹脖慌渲门c保育模式,對(duì)西北干旱荒漠區(qū)排矸平臺(tái)區(qū)植被重建區(qū)新物種的增加和植物群落穩(wěn)定性具有促進(jìn)作用,朝著以本地野生植物為優(yōu)勢(shì)種的穩(wěn)定植物群落趨勢(shì)發(fā)展,對(duì)植被恢復(fù)與重建起到了積極作用。

生態(tài)恢復(fù)與重建是利用系統(tǒng)的自恢復(fù)能力,輔以人工措施,使遭到破壞的生態(tài)系統(tǒng)逐漸恢復(fù)或使生態(tài)系統(tǒng)向良性循環(huán)方向發(fā)展。但人工措施始終面臨成本與收益的權(quán)衡[15-16],若忽略了經(jīng)濟(jì)可行性,礦區(qū)生態(tài)恢復(fù)的可持續(xù)發(fā)展能力必將受到影響[44]。研究區(qū)各模式所處地理位置相同,地表植被覆蓋度均較低且相似,因此,各模式單位面積自然資源相同。各模式能值投入密度不同的最主要差異體現(xiàn)在可更新有機(jī)能中,種苗及勞力(苗木栽植、日常管理)、灌溉水的成本投入均為能值成本增加的最主要原因,M3在建植期種苗投入成本最高,其次為M2。從保育期分析,各模式灌水量的投入差異最大,分別為M1>M2>M3>M4,羅旭輝[45]等在典型桃園管理模式的能值分析中表明勞動(dòng)力和化肥是能值成本增加的主要原因,與本研究不符,主要原因是西北干旱荒漠區(qū)降雨少、蒸發(fā)強(qiáng)烈,植被恢復(fù)過程中需要大量的水分資源,土壤水及降雨未能滿足植被生長(zhǎng)所需水分,水分成為限制植物生長(zhǎng)的最主要因素。

宏觀經(jīng)濟(jì)價(jià)值投入中可更新有機(jī)能投入占總投入經(jīng)濟(jì)價(jià)值的70.30%(M1)、70.65%(M2)、76.04%(M3)、71.23%(M4)、98.85%(CK),但隨著恢復(fù)年限的增加,管護(hù)成本的降低,其可更新有機(jī)能投入將逐漸較少。能值產(chǎn)出密度越高,表明經(jīng)濟(jì)效益更優(yōu)[46]。植被重建初期部分生態(tài)服務(wù)功能未完全得到發(fā)揮,各模式能值產(chǎn)出均較低,M4在能值產(chǎn)出方面整體最優(yōu),其次為M3、M1和M2。王亞慧[47]等以寧夏沙坡頭保護(hù)區(qū)為研究對(duì)象,研究中小尺度荒漠生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)服務(wù)功能中表明在固碳釋氧及固持土壤等方面的能力為：林地>灌叢>草地,這與本研究結(jié)果一致。不同植被配置與保育模式的產(chǎn)投比小于1,凈收益小于0,主要原因?yàn)橹脖辉灾材晗薅?1年),主要的經(jīng)濟(jì)價(jià)值及社會(huì)價(jià)值均未得到有效發(fā)揮,但按照資本運(yùn)作的一般原理,生態(tài)資本在生產(chǎn)過程中能夠?qū)崿F(xiàn)增值[48],因此,隨著恢復(fù)年限的增加,其產(chǎn)投比與凈收益有待進(jìn)一步研究。

4種模式的能值自給率(ESR)均較低,環(huán)境負(fù)載率(ELR)均較高,表明各模式對(duì)當(dāng)?shù)丨h(huán)境資源利用率均較低,產(chǎn)生的負(fù)荷較高。主要原因是購(gòu)買能值(種苗、灌溉設(shè)施)的投入較高,使得能值總投入相對(duì)較大,但根據(jù)環(huán)境壓力分級(jí),當(dāng)ELR<3時(shí),表明環(huán)境壓力很小[49]。因此,各模式對(duì)當(dāng)?shù)丨h(huán)境所造成的壓力均較低,遠(yuǎn)未達(dá)到當(dāng)?shù)氐沫h(huán)境承載力。這與齊拓野[50]對(duì)寧夏彭陽縣退耕還林還草工程中農(nóng)林草復(fù)合生態(tài)系統(tǒng)能值分析關(guān)于環(huán)境負(fù)載率的研究結(jié)果相似。4種模式能值投資率(EIR)均較高,均具有更高的經(jīng)濟(jì)活力,能值利用率較高,環(huán)境尚具有很大的開發(fā)潛力。系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展指標(biāo)(EISD)相差較小,近自然恢復(fù)模式的EISD較高的原因主要是工業(yè)輔助能及可更新有機(jī)能等購(gòu)買能值投入較少,使得能值交換率較高,但隨著恢復(fù)年限的增加,M1、M2、M3及M4的可更新環(huán)境資源投入(外援輸入)將逐步減少,能值產(chǎn)出率將逐步增大,其對(duì)環(huán)境造成的負(fù)荷將會(huì)逐漸減少,系統(tǒng)可持續(xù)發(fā)展能力將會(huì)提高。

5 結(jié)論

a)采煤跡地植被恢復(fù)與重建初期,4種模式樣地的植物種類組成均有增加,表現(xiàn)出較高的物種多樣性,M3在物種多樣性及外來植物種引進(jìn)方面效果最優(yōu),在加快植被恢復(fù)方面效果顯著。

b)各植被配置與保育模式能值投入結(jié)構(gòu)相似,購(gòu)買能值在總投入能值中占主導(dǎo)地位,M1、M2、M3、M4的可更新資源利用程度均低于CK(99.86%)；M1的不可更新資源利用率最高,為29.52%。

c)4種不同植被配置與保育模式中,M1的EYR和ESR高于其他模式,表明M1在生產(chǎn)效率方面具有最大優(yōu)勢(shì),獨(dú)自發(fā)展能力較強(qiáng)。M3的EIR和EISD高于其他模式,ELR低于其他模式,表明M3對(duì)環(huán)境的依賴程度最低,對(duì)環(huán)境產(chǎn)生的壓力較小,經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平較高,具有一定的可持續(xù)發(fā)展?jié)摿Α?/p>

d)從群落特征結(jié)構(gòu)、系統(tǒng)經(jīng)濟(jì)發(fā)展水平、對(duì)環(huán)境產(chǎn)生的依賴程度和可持續(xù)發(fā)展能力方面考慮,M3為最優(yōu)模式；從對(duì)生產(chǎn)效率、獨(dú)自發(fā)展能力方面考慮,M1為最優(yōu)模式。