高寒礦區(qū)人工建植草地和自然草皮移植生態(tài)修復效應

南維鴿，焦 磊，王 浩，胡光印，肖鋒軍，董治寶，張 欣

（陜西師范大學地理科學與旅游學院, 陜西 西安 710062）

礦產(chǎn)資源開發(fā)利用在促進經(jīng)濟發(fā)展的同時，也造成了一系列生態(tài)環(huán)境問題[1]。礦山在工程建設和開采過程原“生態(tài)地質層”破壞，剝離的廢土、廢石和尾礦造成土地挖損、壓占、地表水和地下水污染、水土流失、地表植被覆蓋的損壞[2]以及地形地貌景觀破壞等問題[3]；與此同時采礦、冶煉及其廢棄物使礦區(qū)土壤表土缺失、下層土壤被壓實，造成土壤養(yǎng)分貧乏、重金屬污染、生物多樣性減少及生態(tài)功能衰退等現(xiàn)象。隨著社會經(jīng)濟發(fā)展，政府高度關注礦區(qū)資源開采區(qū)生態(tài)環(huán)境問題及礦區(qū)生態(tài)修復。礦山生態(tài)修復是指將礦區(qū)因礦產(chǎn)開采毀壞的自然環(huán)境因地制宜修復到所期望狀態(tài)的行為和過程，是一種植被復原與生物多樣性保護為目標的生態(tài)修復[4]。礦山的生態(tài)修復主要從地貌重塑、土壤重構、植被重建、景觀重現(xiàn)、生物多樣性重組與保護等方面開展工作[4-5]。礦山生態(tài)修復的基本類型主要包括對煤礦、金屬礦、石礦以及鉀鹽礦的修復，金屬礦山生態(tài)修復，除了礦山生態(tài)修復共性之外，清除污染土壤中重金屬或者降低土壤中重金屬的活性和有效態(tài)組分尤為重要[6]。

青藏高原礦區(qū)生態(tài)環(huán)境原始、脆弱、敏感，土層薄、質地粗，高寒、低氣壓下土壤條件差，植被生長緩慢、生長周期短，地處于高海拔金屬礦山，土壤稀少、保水能力差、水土流失率高，異地客土困難、成本高[7-8]，因環(huán)境條件惡劣，適應生存植物種類少，自然恢復緩慢[9]，培育“高原土壤”及提高植被的存活率成為了高原高寒地區(qū)礦山生態(tài)修復過程中的世界性科學難題，因此，通過人工干預促進植被恢復結合植被自然恢復成為青藏高原重大建設工程實現(xiàn)控制水土流失、生態(tài)恢復和改善區(qū)域生態(tài)環(huán)境質量的目標[10]。當前青藏高原不同工程類型所采取的植被重建措施主要有混合噴播、覆土種植、無覆土種植、覆土培肥種植、草皮移植等人工建植[11-14]，生態(tài)防護主要有植草或噴播植草、鋪草皮、植生帶、三維植被網(wǎng)、噴混植生護坡以及骨架植草防護等形式，多以人工植草和草皮移植等作為主要手段[15-18]。青藏高原高海拔區(qū)植被恢復困難，原生草皮生長較好，草皮移植植被易成活，生態(tài)恢復較快，因此，在青藏高原高寒草甸區(qū)植被恢復多采取人工植草和草皮移植的方式[11]代替自然恢復，如，青藏鐵路與公路、水利水電工程建設、礦區(qū)等大型工程施工后采用相應的措施進行生態(tài)恢復[19-21]。本研究以西藏某銅礦資源開發(fā)工程為例，分析人工建植和草皮移植生態(tài)修復措施后，植物群落、土壤養(yǎng)分及土壤重金屬元素等變化特征，探討青藏高原礦產(chǎn)資源開發(fā)工程生態(tài)修復效應，為改善高寒高海拔礦區(qū)生態(tài)環(huán)境重建提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

西藏某銅礦位于西藏昌都市江達縣，地處97°43′00″～97°47′10″ E，31°23′25″～31°25′15″ N，礦區(qū)海拔4 560～5 124 m，全礦區(qū)共有Ⅰ、Ⅱ、Ⅴ號3 個礦體，礦體礦石類型不同(圖1)。銅礦礦區(qū)地貌類型主要是高山構造剝蝕地貌；屬于大陸性溫帶半干旱高寒山地氣候，高原山地氣候特征明顯[22]。該銅礦土壤區(qū)屬于亞高山草甸土帶，土壤類型為高寒地區(qū)的草氈土與棕黑氈土；植被類型主要是高山草甸和灌木。該銅礦于2019 年擬列入全國綠色礦山名錄，該礦對于采區(qū)和基建區(qū)剝離草皮及腐殖土進行集中堆放養(yǎng)護，并及時回用于礦區(qū)生態(tài)修復，截止2019 年，通過植被恢復措施恢復的生態(tài)面積為72.36 萬m2，種植樹苗共1 520 棵。

圖1 某銅礦遙感影像圖及采樣位置圖Figure 1 Remote sensing image map and sampling location map of a copper mine

1.2 試驗設計

試驗設置3 種處理，分別為天然草地(natural grassland， NG)、人工建植草地(artificial grassland，AG)和自然草皮移植草地(natural turf transplantation，NTT)，具體設置方法：天然草地設置在礦區(qū)內遠離施工區(qū)2 km 未被干擾的原生草地，人工建植草地和自然草皮移植草地設置在采礦排土場生態(tài)修復區(qū)域。生態(tài)修復措施執(zhí)行之前，覆土8 cm，利用大型耙機深翻樣地周邊煤矸石山深層底土，于2018 年6 開展播種，無施肥處理，人工種植的草種主要有垂穗披堿草(Elymus nutans)、中華羊茅(Festuca.sinensis)、冷地早熟禾(Poa crymophila), 播種比例2 ∶ 1 ∶ 1，播量300 kg·hm-2，人工草皮移植為厚度 10 cm。

1.3 試驗方案

2020 年7 月29 日在該礦區(qū)收集土壤樣品并調查草本層群落。礦區(qū)內部分別設置天然草地(31°22′22.43″ N，97°47′5.15″ E；4 285 m)、人工建植草地(31°23′33.28″ N，97°46′52.19″ E；4 429 m)和自然草皮移植(31°23′33.2″ N，97°46′54.19″ E；4 427 m) 3 個樣地。每個樣地設置1 m × 1 m 草本樣方3 個，每個樣方設3 個重復，野外調查測定植被蓋度，記錄樣方內植物種類和每種植物的平均高度，獲取植被蓋度、高度和密度等指標。植被蓋度(vegetation coverage, VC)測定用直接目測法，樣方內垂直投影面積占樣方面積的比值；植被高度(vegetation height，VH)用直尺測定樣方內植物平均高度；植被密度(vegetation density，VD)采用計數(shù)法，統(tǒng)計樣方內的所有植物個體數(shù)及分物種個體數(shù)[23]。在每個樣方內設置兩個取樣點，清除表層植被，用選取5 個0—10 cm 土層土壤，混勻作為該土層土壤樣品，每個處理及對照分別含有3 個土壤樣品，3 個重復，共計27 個土壤樣品。土壤樣品去除雜質(石塊和植物殘根等)，裝入塑封袋帶回。

1.4 指標測定及方法

采集土壤樣品過0.2 mm 篩，風干后測定土壤有機質、全氮、有效磷和速效鉀含量及pH。土壤有機質含量采用重鉻酸鉀氧化—外加熱法測定；全氮含量采用凱氏定氮法測定；有效磷采用0.5 mol·L-1碳酸氫鈉浸提—鉬銻抗比色法測定；速效鉀采用醋酸銨浸提—火焰光度法測定；pH 采用pH 酸度計法測定。土壤樣品中重金屬元素采用王水—高氯酸(HClO4)體系，消解后的樣品用原子吸收分光光度法測定砷(Arsenic，As)、鎘(Cadmium，Cd)、鋅(Zinc，Zn)、汞(Hydrargyrum，Hg)、鎳(Nickel，Ni)、鉛(lead，Pb)的含量。

1.5 數(shù)據(jù)分析

研究區(qū)草本植物群落特征采用Margalef 豐富度指數(shù)、Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)和Pielou 均勻度指數(shù)進行分析[24]，計算公式如下。

Margalef 指數(shù)：

式中：S為某樣方中物種總數(shù)；Pi為某樣方第i種植物在草本植物中的重要值。

重要值 = (相對蓋度 + 相對密度 + 相對頻度)/3；

相對蓋度 = 某一植物種的蓋度/樣方中所有物種分蓋度之和 × 100%；

相對密度 = 某一植物種的個體數(shù)/樣方中全部物種的個體數(shù)之和 × 100%；

相對頻度 = 某一植物種的頻度/全部物種的頻度之和 × 100%。

以相對多度 ＞ 15%為優(yōu)勢種判斷標準，1%～15%為常見種， ＜ 1%為稀有偶見種。

采用Excel 2010 對原始數(shù)據(jù)進行數(shù)據(jù)整理，Past 軟件進行生物多樣性指數(shù)計算。運用SPSS 26.0進行數(shù)據(jù)分析，單因素ANOVA 分析方法檢驗不同處理間的差異(P＜ 0.05)，LSD 法進行多重比較。Excel 2010 繪圖。

2 結果

2.1 植被群落物種組成

礦區(qū)天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地植物群落野外調查發(fā)現(xiàn)(表1)，天然草地涉及10 科14 種草本植物，包括垂穗披堿草(Elymus nutans)、青藏苔草(Carex moorcroftii)、藏蒿草(Kobresia tibetica)、艾蒿(Artemisia argyi)、火絨草(Leontopodium leontopodioides)、狗舌草(Tephroseris kirilowii)、鴉蔥(Scorzonera austriaca)、獨一味(Lamiophlomis rotata)、高 原 委 陵 菜(Potentilla pamiroalaica)、 馬 先蒿(Pedicularis kansuensis)、胭脂草(Hypericum attenuatum)、水蓼(Polygonumhydropipe)、藍鐘花(Cyananthus hookeri)和馬蹄花(Tabernaemontana divaricata)，其中建群種為禾本科垂穗披堿草，伴生種為莎草科青藏苔草，偶見種為水蓼和藍鐘花；人工建植草地5 科7 種草本植物，包括垂穗披堿草、冷地早熟禾(Poa crymophila)、中華羊茅(Festuca tenuiflora)、艾蒿、馬先蒿、胭脂草和葫蘆蘚(Funariahygrometrica)，建群種為禾本科垂穗披堿草，伴生種為禾本科中華羊茅，偶見種為胭脂草；自然草皮移植9 科11 種草本植 物， 包 括 垂 穗 披 堿 草、 星 星 草(Puccinellia tenuiflora)、青藏苔草、藏蒿草、火絨草、獨一味、高原委陵菜、黃耆(Astragalus membranaceus)、馬先蒿、胭脂草、水蓼，建群種為莎草科青藏苔草，伴生種為薔薇科高原委陵菜，偶見種為藏蒿草和馬先蒿。

表1 不同類型草地植物群落物種組成及其重要值Table 1 Species composition and important value of plant communities in different types of grassland

植物群落研究中重要值常被用于群落中物種數(shù)量分類及優(yōu)勢種集中趨勢的分析，本研究中天然草地披堿草重要值23.15%，人工建植草地披堿草顯著增加，為天然草地的205.44%，自然草皮移植重要值顯著下降僅為天然草地的21.47%，天然草地馬先蒿重要值13.77%，人工建植草地馬先蒿重要值下降，僅為天然草地的74.00%，自然草皮移植重要值僅為天然草地的14.67%。

2.2 植被群落結構

植被覆蓋度具有隨氣候、年際而變化的特征，能夠反映礦產(chǎn)資源開采對礦區(qū)生態(tài)環(huán)境的影響。銅礦所在區(qū)域植被蓋度在天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地分別為96.50%、69.70%和91.50% (圖2)，礦區(qū)經(jīng)兩年植被修復后，植被群落總蓋度在人工建植草地和自然草皮移植草地分別下降了27.77%和5.18%，人工建植草地降低幅度顯著大于自然草皮移植(P＜ 0.05)。

圖2 不同類型草地草本層群落總蓋度和高度Figure 2 Vegetation coverage and mean height of different types of grassland

研究區(qū)不同處理草本層平均高度在天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地分別為7.70、18.60 和6.50 cm (圖2)，通過人工的植被修復措施，人工建植草地草本層平均高度值增加了141.56%，自然草皮移植草本層平均高度降低了15.58%。

植物群落的穩(wěn)定性和群落中物種的豐富程度是受損生態(tài)系統(tǒng)修復的重要指標[25]。礦區(qū)生態(tài)恢復后，相對于天然草地而言，人工建植草地和自然草皮移植物種數(shù)及草本植物個體數(shù)均呈下降趨勢。如圖3 所示，Margalef 物種豐富度指數(shù)在天然草地和自然草皮移植草地雖沒有顯著差異，但都顯著高于人工建植草地，植物群落Shannon-Wiener 多樣性指數(shù)表現(xiàn)為天然草地 ＞ 自然草皮移植草地 ＞ 人工建植草地，不同處理Pielou 均勻度指數(shù)沒有顯著差異，表明礦區(qū)生態(tài)修復后，人工建植草地物種豐富度指數(shù)和多樣性指數(shù)顯著降低。

圖3 不同類型草地草本層植物多樣性指數(shù)Figure 3 Biodiversity index of copper herb bed for different types of grassland

2.3 土壤基本性質特征

研究區(qū)土壤理化性質 (圖4)表明，天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地中土壤有機質含量分別為98.90、59.67 和27.40 g·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤有機質含量分別下降了39.67%和72.30%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中全氮含量分別為5.45、3.73 和1.51 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植土壤中全氮含量分別下降了31.56%和72.29%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植土壤中有效磷含量分別為28.35、9.12 和10.88 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中有效磷含量分別下降了67.83%和61.62%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植土壤中速效鉀含量分別為229.00、196.03和213.5.50 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植土壤中速效鉀含量分別下降了14.40%和6.77%。

圖4 不同類型草地土壤肥力指標Figure 4 Soil fertility indicators of different types of grassland

天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤pH 分別為7.0、8.1 和7.8，天然草地土壤為中性，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤呈現(xiàn)堿性，人工建植草地和自然草皮移植土壤中pH 比天然草地分別增加了15.71% 和11.43%。土壤中C/N 為土壤有機質與全氮的比值，天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤C/N 分別為18.14、15.85 和18.45，與天然草地相比，人工建植草地C/N 顯著下降，自然草皮移植草地C/N 沒有變化。

2.4 土壤重金屬元素

土壤重金屬元素含量(表2)表明，天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤Cd 含量分別為0.34、0.30 和0.35 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地土壤Cd 含量降低了11.76%，而自然草皮移植土壤Cd 含量增加了2.94%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Hg 含量分別為0.05、0.06 和0.09 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Hg 含量分別增加了20.00% 和80.00% (P ＜0.05)；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中As 含量分別為21.15、21.50 和37.75 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中As 含量分別增加了1.65%和78.49%；天然草地、人工建植草地、自然草皮移植土壤中Pb 的含量分別為35.85、46.57 和57.25 mg·kg-1，與天然草地比較，人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Pb 含量分別增加了29.90%和59.69%；天然草地、人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Zn 含量分別為91.15、92.13和118.00 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草地移植草地土壤中Zn 含量分別增加了1.08%和29.46%；天然草地人工建植草地和自然草皮移植草地土壤中Ni 含量分別為28.95、34.07 和39.10 mg·kg-1，與天然草地相比，人工建植草地和自然草皮移植土壤中Ni 含量分別增加了17.69%和35.06%。整體土壤中各金屬元素除Pb 外均表現(xiàn)為自然草皮移植顯著高于人工建植草地(P ＜0.05)；除Cd 外均顯著高于天然草地(P ＜0.05)，表明了礦區(qū)排土場土壤的確受到重金屬元素污染。

表2 不同類型草地土壤重金屬元素含量Table 2 Content of heavy metals in soil for different types of grassland

3 討論

3.1 植被群落結構特征

礦山開采過程中原始植物群落在很大程度上遭到破壞，通過采取有利于植被群落構成和演替的人工恢復措施，能夠加快受損礦區(qū)生態(tài)系統(tǒng)恢復。該銅礦植被恢復區(qū)域位于平均海拔4 300 m 以上的高山山地，屬于高寒山地氣候，年均氣度5.5 ℃，年均降水量為640 mm，土壤類型為亞高山草甸區(qū)土壤，植被以草本植物群落中的禾本科和莎草科較為豐富[26]，本研究人工建植草地選擇了鄉(xiāng)土草種的優(yōu)良可食性牧草垂穗披堿草、冷地早熟禾和中華羊茅，而在兩年后礦區(qū)人工建植植被演替形成以垂穗披堿草、早熟禾為優(yōu)勢種的草本植物群落，這與蘇軍德和李國霞[27]在祁連山中部金川山礦山研究結果一致。本研究區(qū)域天然草地優(yōu)勢種為披堿草、青藏苔草和馬先蒿，人工建植草地優(yōu)勢種為披堿草和中華羊茅，自然草皮移植優(yōu)勢種為青藏苔草和高原委陵菜。與天然草地相比，研究區(qū)域人工建植草地，人工建植草地群落植被蓋度降低了27.77%，草本層平均高度增加了10.90 cm，群落植被的物種數(shù)量降低了50.00%，植物的豐富度指數(shù)和多樣性指數(shù)明顯下降，植物群落形成以起初播種的禾本科為主，占總數(shù)量的81.23%，禾草層以其強壯的根莖和更為廣泛的生境適應性迅速繁衍成為獨立的優(yōu)勢群落，并保持了天然草地的主要伴生種馬先蒿，且出現(xiàn)新的物種葫蘆蘚，這些表明植被群落適應的環(huán)境趨于自我更新及恢復進程；自然草皮移植后，與當?shù)靥烊徊莸叵啾?，植被蓋度僅降低了5.18%，植被群落平均高度下降了1.2 cm，植被群落物種數(shù)量減少21.43%，從重要值來看，禾本科植被大幅度降低，莎草科植被大幅度增加，此外群落下層適應干旱沙質環(huán)境的委陵菜數(shù)量增加，且藏蒿草和馬先蒿，在天然草地是伴生種，在草皮移植后，成為偶見種，參考張愛寧等[28]采用群落結構和主要植物中的優(yōu)勢地位分析高寒草原退化演替序列結果，進一步表明該礦區(qū)排土場短期自然草皮移植后群落有明顯的退化現(xiàn)象。

3.2 土壤理化性質

本研究以天然草地為參照對象，人工建植草地土壤中有機質、全氮、速效鉀、有效磷含量分別下降39.67%、31.56%、14.40%、67.83%，自然草皮移植土壤中有機質、全氮、速效鉀、有效磷含量分別下降72.30%、72.29%、6.77%、61.62%，表明了礦區(qū)排土場采取生態(tài)修復措施土壤養(yǎng)分含量均明顯下降。研究區(qū)自然草皮移植草地土壤有機質和全氮含量顯著下降，這與生態(tài)修復后，植物生長消耗有關，高寒礦區(qū)溫度低，有機質分解速度緩慢，植物快速生長消耗大于積累，導致土壤的有機質含量下降。人工建植草地C/N 顯著下降，主要表現(xiàn)在人工建植草地有機質含量顯著下降，草皮移植C/N 與自然草地沒有差異，這與草皮移植土壤中有機質和全氮含量同步下降有關。

土壤pH 控制著土壤氧化還原電位影響植被根域內外養(yǎng)分的轉化和移動，影響植被的生長發(fā)育和生理代謝，采取生態(tài)修復措施礦區(qū)土壤呈堿性，人工建植草地和自然草皮移植土壤中pH 分別增加15.71%和11.43%，促使土壤中一些元素活化，一些元素有效性降低。本研究與學者在青海木里礦區(qū)研究的結果一致[29-30]，礦區(qū)經(jīng)過覆土植被恢復措施，土壤中有機質含量、全氮含量及速效鉀變化不明顯，有效磷顯著下降，土壤pH 顯著增加，也表明金屬礦山受損生態(tài)系統(tǒng)恢復，土壤恢復過程趨于相同的演化過程。Han 等[31]研究表明氮磷是青藏高原高寒草甸非常重要的限制因子，而且有效磷是物種豐富度和物種數(shù)量的指示者，本研究中不同處理土壤有效磷含量同物種豐富度指數(shù)和多樣性指數(shù)保持同頻的變化規(guī)律，其中人工建植草地土壤較高pH 能引起磷供應的有效性降低，導致植物退化，生物豐富度和多樣性指數(shù)顯著下降。這也支持了Han 等[31]及王向濤等[32]關于有效磷是物種豐富度和多樣性的指示者的結論。

土壤影響植物的生長及群落結構和組成。有研究表明，人工恢復措施優(yōu)于自然恢復，土壤營養(yǎng)元素含量供給量提高，可以改變生物群落、增加生產(chǎn)力和地上部分生物量，加速重建植被的正常生長及群落的建立和發(fā)展[33-34]，尤其是土壤中有機質含量的增加能夠豐富草地群落物種組成，調整群落結構，甚至有新植物群落的出現(xiàn)，如采取覆土疊加有機質或化肥等措施，加速土壤改善和生態(tài)系統(tǒng)功能恢復[35-37]。選擇當?shù)夭荼局参锓N植實行生態(tài)修復，促進生態(tài)系統(tǒng)恢復的良性化和穩(wěn)定性[38-39]。本研究中鄉(xiāng)土草種人工建植草地土壤有效磷、速效鉀、C/N均最低，土壤為堿性，人工建植草地生態(tài)物種單一、年齡結構大體相同、空間排列整齊有序，植被趨于自我更新，“植物—土壤”相互反饋的過程，植物和土壤組成一個耦合系統(tǒng)，植物系統(tǒng)在塑造土壤系統(tǒng)，土壤系統(tǒng)反饋影響植物系統(tǒng)[40]，人工建植草地土壤是在原礦渣堆積的排土場，植物的生長及植被群落演替，生態(tài)系統(tǒng)在較短的時間內還比較脆弱、不穩(wěn)定。自然草皮移植，植被生長環(huán)境更接近于原自然狀況，有效磷、速效鉀及C/N 與天然草地沒有差異，植被蓋度、高度，物種豐富度接近天然草地。

3.3 土壤重金屬元素

金屬礦山開采土壤重金屬污染主要是由尾礦庫和矸石山中所挾帶的大量重金屬通過淋溶等途徑造成的[41-42]，土壤重金屬污染具有隱蔽性、滯后性、累計疊加效應及不可恢復性[43]，會造成土壤植被的破壞，影響生態(tài)環(huán)境健康發(fā)展[44]。植物措施可形成綠化覆蓋及相對穩(wěn)定的生態(tài)系統(tǒng)。西藏地區(qū)土壤中Cd、Hg、As、Pb、Ni 和Zn 背景值[45]分別為0.080、0.024、18.70、28.90、32.10 和73.70 mg·kg-1，顯然研究區(qū)天然草地除了Ni 沒有超過西藏地區(qū)背景值，Cd、Hg、As、Pb 和Zn 元素均高于西藏背景值平均值，其中人工建植草地分別為西藏背景值的3.8 倍、2.5 倍、1.1 倍、1.6 倍和2.9 倍，自然草皮移植草地土壤中Cd、Hg、As、Pb 和Zn 元素含量為西藏背景值的4.4 倍、3.8 倍、2.0 倍、2.0 倍和3.7 倍，由此看來，礦山開采區(qū)域土壤重金屬元素含量可能原本就高于別的區(qū)域，而在礦山開采采取生態(tài)修復措施后，土壤的重金屬元素含量明顯增加，尤其是Cd、Hg 和Zn 含量，這可能與植物對重金屬元素的富集作用、活化有關[46]。在人工建植草地土壤中Cd、Hg、As、Pb、Ni 和Zn 含量與天然草地沒有顯著差異，而顯著低于自然草皮移植草地，表明了采取草皮移植生態(tài)修復，加大了土壤重金屬元素污染的風險，關于重金屬元素的遷移有待于深入研究。

4 結論

青藏高原礦山生態(tài)修復采取鄉(xiāng)土草種進行人工建植草地，土壤養(yǎng)分含量及C/N 下降，pH 增加，土壤重金屬含量略有增加，建植兩年植被自我更新，但植物物種單一、植被重建生態(tài)系統(tǒng)脆弱、不穩(wěn)定。自然草皮移植草地，土壤理化性質和植被生長狀況優(yōu)于人工建植草地，而草皮移植后土壤養(yǎng)分下降，C/N 未變，pH 增加，土壤重金屬含量顯著增加，植物物種豐富、多樣，植被群落結構復雜，整體生態(tài)系統(tǒng)功能更優(yōu)于人工建植草地，但是針對礦區(qū)生態(tài)修復過程中，需要持續(xù)關注土壤中重金屬元素的污染。