1.3　国内外研究现状

1.3.1　退化草地恢复重建研究

草地退化是指由于人为活动或不利自然因素所引起的草地(包括植物及土壤)质量衰退,生产力、经济潜力及服务功能降低,环境变劣以及生物多样性或复杂程度降低,恢复功能减弱或失去恢复功能(李博,1997)。退化草地恢复是一个庞大复杂的系统工程,不仅涉及草地学、农作物牧草栽培学、土壤学、生态学、水土保持与荒漠化防治等实用技术,而且要求以科学理论作为指导,如恢复生态学、草地资源学和草业生产系统理论等(孟林等,2002)。

对于退化草地的治理与恢复,国际上已有相应的科学理论支撑体系。对退化机理及其恢复途径有过多方面的探索和研究,并取得了良好的效果。对退化的生态系统,主流的理论强调自然恢复,即生态系统在适宜的外界条件下,通过自身调节能力逐步恢复生态平衡,使生态系统由恶性循环步入良性循环的发展过程。美国是世界上最早进行生态恢复研究与实践的国家之一,早在20世纪30年代就成功恢复了一片温带高草草原。1935年美国威斯康星大学的教师Leopold和他的学生们在学校植物园草场上,开展了较为正规和严密的科学实验,这是已有资料记载的最早的、也是最经典的草地恢复研究。苏联也在20世纪60年代初开展了草地的改良研究。新西兰等国在20世纪初就已开始大面积建植人工草地。美国的退化草原恢复与重建是以有效利用天然降水为核心,结合地区土壤、气候、植被组成等特点,加强保护,适度开发利用,以保持草原畜牧业的可持续发展。畜牧业经济较为发达的澳大利亚、新西兰等国家十分重视天然草场的草畜平衡,在放牧草场既放牧又种草,加强人工草场的建设,使载畜量和草产量同步发展,避免过度放牧而使草原退化(朱显灵,1994)。目前,世界上畜牧业较发达的国家人工草地已占天然草地的50%以上或更高,并通过对草地生物量和土壤的动态监测,以草定畜,减少草地退化,实行草地科学化管理和利用。

20世纪80年代以来,我国各级政府相继出台的有关牧区、牧民以及草场政策,极大地调动了农牧民的生产积极性,推动了草原畜牧业经济的迅速发展。但随着牲畜数量的持续增加,我国北方大部分地区的草原出现退化和沙化现象,由此开始,对草原恢复与利用的研究也逐渐开展起来。中国科学院植物研究所于1979年在内蒙古锡林郭勒盟设立草原生态定位研究站,并在青海省海北藏族自治州设立了高寒草甸生态系统研究定位站。同时,北京农业大学在承德市后沟牧场,东北师范大学在松嫩草原,甘肃农业大学在河西走廊以及庆阳市,内蒙古农牧科学研究院在达茂旗均设立了草地研究站点,全面开展草地的改良治理研究。王炜、梁存柱、刘钟龄、郝敦元(1996,1998,1999,2002)依据对内蒙古自治区锡林郭勒盟典型草原区过度放牧利用的退化草原群落恢复演替过程的监测资料和数据,对退化草原的基本特征与恢复演替动力、恢复演替时间的进程、草原退化与恢复演替机理和退化群落的性质进行了探讨,同时也对内蒙古草原植被在持续放牧压力下退化演替的模式进行研究分析并提出了诊断方法,并在此基础上对内蒙古草原退化与恢复演替的机理进行了探讨研究。任继周等(1995)对河西走廊草地退化、次生盐渍化机理及改良进行了大量研究。李建东、郑慧莹(1995)在分析了松嫩平原盐碱植物群落形成的成因、形成过程及演化趋势的基础上,提出了盐碱化草地改良治理措施及其优化模式。周华坤等(2003)认为,围栏封育是当前退化草地恢复与重建的重要手段。闫玉春等(2009)在总结草地群落围封后的演替模式、物种多样性变化以及围封对土壤种子库的影响等方面的研究成果的基础上,认为围封是通过排除家畜践踏、采食、排便等干扰,使植物群落向着一定方向演替,围封只是一种使草地生产与利用之间达到平衡的手段,因此要把握好围封的时间尺度,以充分发挥其在退化草地恢复中的作用,避免由于利用不当而对草地产生负面影响。牛书丽等(2004)在分析了草地生态系统退化的现状、原因及其恢复途径的基础上,提出人工草地的建立是恢复退化天然草地的有效途径,并总结了我国人工草地的研究进展,提出高效型人工草地的建立是缓解草原压力、促进牧区可持续发展的良策;并从高效角度出发,认为种植饲用玉米可以作为建立人工草地的一个有益尝试。何京丽(2003)在分析了我国北方典型草原区基本情况和生态现状的基础上,提出草地水土保持生态修复思路,并提出了北方典型草原水土保持生态修复的主要技术及综合配套措施。

对于退化草地的恢复与重建,诸多学者针对不同地区的自然气候特点、草地利用状况等自然、人为因素,分别从放牧制度、饲草补偿、人工草地建设、政策措施等方面进行了详细的研究,并积累了大量研究成果。退化草地的恢复重建在具体实施过程中,还需要进一步研究如何基于草地退化的演替规律、退化过程中土壤、植被、家畜之间的相互制约机制等理论研究成果,研发一种或多种水土保持技术,并通过技术之间的科学配置,合理应用,使受损的草地生态系统得以恢复,水土流失得到有效控制。

1.3.2　水土流失遥感技术

遥感是20世纪初发展起来的对地观测综合技术,20世纪20年代国外就开始利用遥感技术研究土地覆盖,并于第二次世界大战后更广泛更系统地利用航空照片进行区域范围土地调查与制图研究。20世纪70年代美国发射了第一颗人造陆地卫星后,遥感技术的应用进入了大范围土地覆盖和土地利用调查阶段。1973年Rorse等探讨了“植被指数”的概念;1979年Tucker证明了在所有植被指数中,植被覆盖指数(Normalized Difference Vegetation Index,NDVI)应用最普遍。20世纪80年代后,人们已在洲际范围内利用气象卫星数据进行土地覆盖的研究,并取得了有效成果。1981年开始应用AVHRR数据进行全球和洲际尺度的植被变化和土地利用的研究,Tucker和Townshend最早应用多时相AVHRR植被指数NDVI对非洲和南美洲进行了洲际尺度的土地覆盖研究。Cihar等研究了NOAA/AVHRR数据的多波段组合方案,并对加拿大北方地区土地覆盖进行了分类。20世纪90年代卫星遥感在全球和区域尺度土地覆盖研究与应用方面取得了突破性进展。进入21世纪,全球和区域土地覆盖/土地利用的遥感研究进一步深化(柳海鹰等,2001)。

1927年美国就利用航片进行了全国土壤侵蚀普查(胡广录,1997),欧洲黄土带,由于径流集中而使肥沃土壤被侵蚀,Brgm和Inra采用SPOT数据和GIS技术对土壤侵蚀区进行了制图,并肯定了遥感在土壤侵蚀中的作用,探索开发了区域性土壤侵蚀模型(Mathieu R等,1997)。Pickup和Marks(2001)利用伽马射线航空遥感数据提取了地表土壤和岩石辐射元素含量信息,包括钾、钍和铀,并利用这些元素的空间分布对流域尺度侵蚀产沙进行了示踪。降雨和径流导致的土壤侵蚀是澳大利亚主要的环境问题,Hualu等利用遥感和GIS技术开发了洲级坡面面蚀和沟蚀侵蚀预报模型。此外,加拿大、新西兰以及许多发展中国家也将遥感应用到了土壤侵蚀调查中。目前,国外已将遥感、GIS技术广泛应用于水土流失动态监测与评价预报,在遥感、GIS的支持下,利用较大的比例尺,以坡面评价预报模型为基础,完成较大区域土壤侵蚀的预报和水土保持规划,是国际上比较流行的区域性水土流失评价预报方法之一(杨勤科等,2000)。

我国1980年开始利用卫星遥感信息开展全国土地利用现状调查(寇有观等,1999),完成了全国县级土地详查,利用了TM、SPOT等多种数据,进行目视解译、分析和计算机自动分类制图等多项试验研究工作,在1996—1997年运用TM等资料编制了19个城市和100个城市的城市扩展与耕地变化等内容的图面资料(黄福奎等,1998)。20世纪70年代以来,进行了国家和区域土壤侵蚀遥感调查,以航天、航空等多层次RS资料为信息源,以大、中、小不同尺度对全国大河、重点水土流失区进行调查与监测并编制了大量的遥感图件,特别是20世纪80年代以来,国家将遥感技术列为重大应用工程进行科技攻关,在黄土高原综合治理等重大项目中取得了一系列有价值的成果。20世纪80年代,水利部组织完成了第一次土壤侵蚀遥感调查,初步查明了我国的水土流失基本状况,绘制了全国分省1：50万和全国1：200万比例尺的水土流失现状图,并在90年代末进行了第二次土壤侵蚀遥感调查。此外,还进行了基于GIS的土壤侵蚀评价与遥感制图研究,编制了我国1：1500万土壤侵蚀与水土保持制图(李锐等,1998、2000),并针对完成全国水土流失普查的需要进行了区域水土流失快速调查与管理信息系统的研究(李锐等,2000)。黄土高原区域水土流失遥感评价采用降雨(R)、植被盖度(G)、沟壑密度(Y)、相对高差(L)等作为评价因子,利用模糊数学模型进行半定性评判,遥感与GIS等先进技术方法应用仍不多(杨勤科,1998)。

2000年以后遥感数据源逐渐增加,遥感数据在水土保持方面的研究也逐渐增多。开展了遥感在水土流失监测方面研究(李智广,2001)、遥感的区域水土保持评价研究(韦红波,2001)以及流域水土保持管理研究(周月敏,2005)。在遥感应用的同时结合GIS技术展开区域土壤侵蚀调查(周为峰,2005),同时遥感技术也应用在水土保持生态研究方面,如生态服务功能估算(盛莉,2010)、生态系统水土保持价值测量(于德永,2006)、生态环境质量综合评价(张波,2007)。随着遥感数据分辨率的提高,开展了高分辨率影响的提取(王庆,2008)和定量研究(赵东波,2007;王文娟,2008)。

基于前人研究的基础之上,本书对退化草地恢复重建水土保持关键技术在锡林河流域开展水土流失的现状调查研究,研究以地面取样及调查为基础,建立植被、土壤、气象数据数据库,利用高分辨率ZY-3卫星数据与地面取样点数据建立函数关系,构建锡林河流域植被、土壤数据库,利用GIS建立锡林河流域的风蚀、水蚀模型计算土壤侵蚀模数,结合地面典型地区的风蚀、风水定点观测场数据,对模型的风蚀、水蚀量进行地面校正,保证模型数据的准确性。利用高精ZY-3卫星数据(地面分辨率2.1m),结合地面取样调查,定量研究植被盖度与植被指数的关系。同时利用地面土壤样品进行土壤粒径、有机质、氮、磷、钾、碳酸钙空间插值,获取锡林河流域土壤可蚀性的空间分布,数据可真实反映近些年土壤理化性质,较其他利用20世纪80年代土壤数据库数据分析土壤可蚀性,更能真实反映当地土壤的理化性质。

以遥感数据为基础,建立数据库,结合GIS技术构建数据模型,研究土壤侵蚀及其驱动力是现在遥感技术的主流之一。退化草地恢复重建水土保持关键技术就是以遥感和地面调查为数据源,利用GIS建立数据库并进行地图运算、构建侵蚀模型,对锡林河流域开展土壤侵蚀现状的分析。

1.3.3　退化草地水土流失阻控技术

土壤为植被提供生长发育的空间,给予植被固着的基础;同时,植被的覆盖也为土壤提供了保护,植物的枝叶可以阻隔雨滴与土壤,避免雨滴对土壤的直接击打,减缓雨水与土壤接触时的速度,减轻击溅侵蚀的强度。植物的根茎可以延迟地表径流产生的时间并减少径流量,降低径流的速度,减少径流对地面的冲刷作用。植被的覆盖还有效增加了地表粗糙度,降低近地表风速,根系的固土作用使表土更加稳定,减少风蚀。植物根系和枯落物可补充土壤有机碳、增加土壤粉粒、黏粒的含量,有效地改善土壤结构。因此植物为土壤创造了稳定的发育环境,而植被的退化,将会引起土壤侵蚀的加剧,使土壤环境恶化。

针对植被对土壤风蚀的影响,Vande Ven(1989)和Wolfe、Nickling(1993)等学者研究认为,在风蚀过程中,地表植被覆盖可以通过覆盖部分地表面、分解风力以及阻挡输沙等多种途径形成对风蚀地表土壤的影响。植被的特征如密度、盖度、高度、宽度、形状以及排列方式之间的差异会产生不同的影响作用,加强植被覆盖是防御风蚀输沙的有效措施,人们已对此形成比较一致的认识,大量研究表明,土壤风蚀率与植被盖度呈负指数关系(董光荣,1987;胡孟春,1991;刘玉璋,1992)。部分研究人员利用风洞实验研究了植被干扰气流表面来影响土壤风蚀的作用,研究结果认为,风速位移高度与植被盖度之间存在幂函数关系,位移高度与植被排列区间面积之间存在线性关系;相同盖度下,均匀分布的植被对土壤风蚀的减弱作用较大。但是近些年内蒙古自治区林业科学院的研究发现,在相同盖度下行带分布的植被对土壤风蚀的减弱作用优于均匀分布的植被。

植被建设是水土保持的主要措施之一。长期以来,特别是新中国成立以来,开展了大规模卓有成效的植被建设工作,使得一些地区的水土流失得到了有效控制,生态环境得到了进一步改善。全国各地区各种坡面不同植被类型大量径流小区的观测资料表明,林草植被发挥了较好的水土保持作用,一般可以减少地表径流量50%以上,减少土壤冲刷量90%以上。国外学者从恢复生态学的观点和原理出发,针对植被恢复过程中植被的水沙效应和水文效应等方面的问题进行了大量研究,并证实灌草植被的存在,可以增加入渗,减少地表水土流失。A.cerda通过对退化土地生态系统恢复的研究发现,土壤的侵蚀特征和水动力学特征不仅可以作为生态系统退化程度的指标,而且可以作为土地生产力的重要参数。通过对不同演替阶段不同植被类型覆盖下坡地水土流失特征的研究发现,随着植被恢复阶段的发展,其对地表的防护功能、土壤的持水性能和渗透性能得到不断加强。C.carrol等通过对矿区土壤与弃土上的植被恢复过程的研究发现,在不同类型的土地上,植被对侵蚀的影响占主导地位,植被覆盖可以保护土壤团聚体免遭降雨的破坏,减弱雨滴击溅侵蚀,避免土壤大空隙的堵塞,防止地表结皮的形成,减少地表径流造成的水土流失。通过对自然恢复植被与人为干扰恢复植被水土保持功效的比较发现,加强人为因素在土地管理中的作用,对于防止植被恢复初期坡地的水土流失有积极作用;通过耕作等措施可以打破地表结皮,恢复土壤水分入渗能力,减少地表径流和土壤流失。综上,这些研究揭示了植被恢复过程中植被对地表径流和侵蚀产沙特征的动态作用过程,为评价林草植被的水土保持效应提供了科学依据。

保水剂即土壤改良制剂,是利用强吸水性树脂制成的一种具有超强吸水保水能力的高分子聚合物,它能迅速吸收比自身重数百倍甚至上千倍的去离子水、数十倍甚至近百倍的含盐水分,并形成凝胶,即使加压,吸持的水也不易失去,所吸收的水不易析出,具有良好的吸水和保水性能。

保水剂主要通过对土壤理化性质的改变而影响土壤的风蚀及水蚀程度。蔡典雄(1999)研究发现,保水剂对土壤保水能力有较大的影响,保水剂在土壤中的保水性能的实验结果表明,保水剂处理后的土壤含水率提高幅度达9.10%～80.95%,土壤总孔隙度提高了7.5%～15.5%,较好地改善了土壤的通透性,毛管孔隙度比对照提高了7.3%～11.9%,显著提高了土壤的持水能力,且这种效果在雨季更加明显。介晓磊等(2000)通过研究发现,不同剂量的保水剂施入轻质潮土后,在土壤低吸力段(0～80k Pa),随着保水剂剂量的增加,土壤持水能力增强,从而增加了作物可利用的有效水,在相同含水量时,土壤水能态随保水剂用量增加而降低,但在相同水分能态条件下,土壤含水量随保水剂用量的增加而明显增大。

大量的试验研究表明,在土壤中加入保水剂有利于土壤团粒结构的形成,特别是大于1mm的团聚体比例增长迅速。而且随着保水剂用量的增加,土壤团聚体的含量提高,但并非呈线性关系(张国帧等,2003)。当土壤中保水剂含量小于某一值时,随着加入量的增加,团聚体含量明显提高。超过这个临界值,加入再多量保水剂,土壤团聚体占干土重的百分数增加缓慢(龙明杰,2002)。

保水剂对土壤入渗影响显著,对轻壤土、中壤土和重壤土三种土壤加入1%BP保水剂后,三种土壤饱和导水率降低1个数量级左右,其原因是在溶胀过程中体积膨大使土壤中大孔隙不断减小导致Ks逐渐降低(员学锋,2005)。施用聚丙烯酰胺的土壤渗透系数比对照土壤有所增加,土壤结构的改善使土壤的孔隙增多,从而也使其渗透性增强,因而可减少降雨或灌溉时的地表径流,并使水土流失降低(龙明杰,2002)。

1.3.4　边坡灌水稳定技术

近年来,随着我国生产开发建设项目的进一步发展,形成了大量的人工再塑地貌,损坏了原有生态景观格局,因此,必须进行植被恢复。灌溉是保证人工再塑地貌尤其是坡面植被生长发育所需水分的主要手段之一。草原露天煤矿排土场大面积汇集的暴雨径流很容易汇集冲刷坡面和道路,导致剧烈的水土流失,并可造成大量径流灌缝,影响排土场稳定,诱发滑坡。系统的径流分散措施可有效地控制排土场水蚀,并有利于植被的快速建立。以安太堡露天煤矿排土场16年水土保持实践为基础,魏忠义等(2001)通过调查观测,对半干旱黄土区露天矿大型排土场水蚀控制进行了研究,提出了排土场水蚀控制的径流分散概念及其分散措施,将排土场以适当方式分割成若干径流分散单元,使暴雨径流在各单元间均匀分散,入渗转化为土壤贮水,并在分散单元内实施径流调节,从而避免了暴雨径流大量汇集造成的冲蚀和灌缝。宋春武等(2009)通过对古尔班通古特沙漠南缘两年生人工梭梭[Haloxylon ammodendron(C.A.Mey.)Bunge]和沙拐枣(Calligonum arborescens Litv.)混交林内3条典型坡面土壤水分的系统监测,发现人工林土壤水分状况受季节性降水、人工林种植密度、地形因子的影响而出现明显的时空分异。在空间上将土壤水分变化划分为三层,0～30cm为活跃层,30～60cm为次活跃层,60～120cm为相对稳定层。通过主成分分析,得出地形因子、种植密度对0～30cm土层土壤水分的影响次序为坡度>坡向>种植密度>高程,30～60cm土层为坡向>种植密度>坡度>高程,60～120cm土层为种植密度>高程>坡度>坡向。

由于受水资源短缺、投资成本及人工再塑地貌自身特点的影响,不可能也不容许采用常规的灌溉方式进行灌溉控制(防止形成新的水土流失),因此需要根据区域水资源条件、人工再塑地貌自身特点对其适宜的灌溉方式、灌溉水量、灌水时间等灌水调控技术进行系统的研究,但目前相关的文献报道相对较少。

此外,由于坡度陡、土层薄、保水差等原因,坡地上植物容易受旱,传统地面灌溉方法难以实施。需要研制与开发合适的节水灌溉设备,而喷灌对地形适应能力强,并可调节田间小气候,是实现节水灌溉、水土保持有效的方法之一。由于坡地降雨入渗的情况十分复杂,因此早期对坡地容许喷灌强度值的确定主要是利用平地容许喷灌强度值乘以一个折减系数的方法,提出了减少喷洒定额,增加喷洒次数,采用间歇工作以及改变喷灌强度以提高喷洒效果的建议和方法(陈学敏,1985)。根据二维土壤水分运动方程,建立均匀坡地上不同土壤及其边界条件的均匀灌水入渗模型,研究模型的有限元数值解方法,得到了土壤非饱和情况下,坡地喷灌强度不需要折减的结论(罗金耀,2002)。Seginer(1965)提出阻力系数是雨滴大小的函数,用试验结果进行了验证,根据该阻力公式,Vories(1987)等推导了二维及三维水滴运动方程。

坡面灌溉中,灌溉作业及日常管护难度大,大坡度坡面采用喷灌灌溉,其主要缺点是受风影响大,且喷洒出的水沿坡面流出,而滴灌是一种精密的灌溉方法,可真正做到只灌植物而不是灌土地,且省水节能。

1.3.5　人工再塑地貌植被恢复与重建研究

美国、德国、英国、澳大利亚等发达国家都具有悠久的矿产资源开采历史,因此,煤矿的土地复垦和生态重建等相关研究也开展得较早。德国在20世纪20年代就开始在煤矿复垦土地上种植树木,美国在1920年《矿山租赁法》中就明确提出了保护土地和自然环境的要求(席嘉宾等,2001)。美国、英国、德国等国家在采煤塌陷区及复垦区的植物修复过程中,按照复垦规划及土地利用方向来开展植物品种的选择工作,根据当地气候特点、立地条件、植物中生物学特性、养分平衡等因素,一般以过渡性的先锋植物、性状优良的乡土物种、豆科植物为首选植物,条件适宜时引进外来速生品种,选择时不仅应考虑其经济价值,更应注重的是培肥土壤、稳定土壤、控制侵蚀、减少污染等作用(李永康等,2004;王莉等,2013)。在物种选择和种植方法上,很多学者对植被恢复的物种选择进行了研究,Barbara McEwan等(1982)的研究认为宾夕法尼亚州煤矿区复垦较合适的树种是白杨;M.T.Mentla(1995)选用了虎尾草(Chloris virgata Swartz)、香草(Buchloe dactyloides)、库克草(Kweek grass)、画眉草(Eragrostis pilosa)、紫花苜蓿(Medicago sativa L.)等用于南非露天煤矿的植被恢复。美国弗吉尼亚煤矿塌陷区将城市污水处理厂活性污泥及有机物质覆盖在煤矸石上,土地复垦效果良好。Petra M.Bleeker等(2002)认为草地剪股颖(Agrostis matsumurae Hack.ex Honda)和绒毛草(Holcus lanatus)可以作为酸性矿区复垦土地上栽种的耐金属草种。Grant等(2002)在新南威尔士的矿业废弃地种植13种不同植物,并对矿业废弃地的恢复适宜性进行了研究。自20世纪80年代,美国科学家Chaney等(1997)首次提出运用植物去除土壤中重金属污染物的设想以来,人们逐渐将低含量重金属污染治理的研究重点转向了植物修复技术。

我国对于人工再塑地貌植被恢复与重建的研究时间较晚,李晋川等(1999)研究认为沙棘(Hippophae rhamnoides Linn.)、柠条(Caragana Korshinskii Kom)等豆科牧草以及刺槐(Robinia pseudoacacia Linn.)、新疆杨(Populus alba L.var.pyramidalis Bunge)等优良树种适合做安太堡露天煤矿复垦的先锋植物。王改玲等(2002)研究发现安太堡露天煤矿区植被恢复受水分、温度、土壤状况等限制性因子的影响。王文英等(2002)研究表明,安太堡矿区复垦区的林草混交有利于营养空间的利用,有利于立地条件的改善,利于提高抵抗灾害的能力等。胡振琪等(2003)通过对煤矸石土地上植物种群的生长状况及其对土壤理化性质的影响研究,得出植被能够显著减少煤矸石山的渗透率并提高水土保持能力,而刺槐林还能有效控制矸石山的酸化程度和促进氮元素的吸收,因而大大提高了矸石山的含氮量。郑敏(2004)在抚顺煤矿治理中,试种了20余种植物,除个别树种成活率比较低外,香花槐(Robinia pseudoacacia cv.idaho)、火炬树(Rhus Typhina Nutt)等树种成活率均在95%以上。张桂莲等(2005)认为有机质是决定植被群落稳定性的重要因子。马建军(2007)以地处黄土高原丘陵沟壑区的黑岱沟露天煤矿复垦地为研究对象,揭示了修复地“植物群落—土壤—土壤微生物群落”生态系统的特征,并探讨了复垦区生态环境质量变化和生态修复效应。姚敏娟(2007)分析了不同植被配置类型对土壤养分、土壤含水量、土壤水分有效性和土壤贮水量的影响。徐双民(2007)对毛乌素沙地煤矿沉陷区治理中栽植的沙棘进行了分析,沙棘生长迅速,萌蘖力强,能迅速覆盖沙地,生态修复效果较好。王金满等(2013)研究了黄土区露天煤矿排土场复垦土壤因子和乔木林地植被生物量的动态变化规律,建立了黄土区露天煤矿排土场复垦土壤环境因子和乔木林地植被生物量演替模型。

目前,人工再塑地貌植被恢复与重建面临的主要问题有:人工再塑地貌表层土壤缺乏,没有植物能够自然生根和伸展的介质;土壤保水能力差,植物自然生长发育困难;土壤肥力极端贫瘠,缺少植被生长的必要营养元素。人工再塑地貌在植被恢复的早期阶段,很大程度上受土壤环境因素的制约,不仅影响着植物群落的发生、发育和演替的速度,而且决定着植物群落演替的方向。草原区露天煤矿排土场的生态恢复与重建不仅难度更大、所需时间更长,而且与生态系统的退化程度、自我恢复能力以及恢复方向密切相关。

恢复一个受干扰的草原煤矿开采区的生态系统,只有土壤、植被的恢复是不够的,还需要恢复微生物群落。微生物几乎能够降解全部现有的化合物,只要满足特定的环境和营养条件,微生物就能彻底清除污染,修复并稳定被破坏了的生态系统(崔树军,2010)。由于煤矿废弃地土壤有机物含量低、重金属离子浓度高、营养贫乏、不利于植被定植,且进行生态恢复与植被重建的过程中又经过人为扰动,极严重地破坏了微生物生存和繁衍的条件,微生物数量和种类受到很大影响(马彦卿,2001),因此利用现代微生物工艺技术对煤矿进行生态恢复是国内外复垦新技术研究的热点,且已初见成效。微生物复垦技术是利用微生物的接种优势,对复垦区土壤进行综合治理与改良的一项生物技术措施。它是通过向新建植的植物接种丛枝菌根真菌等微生物菌剂,利用微生物和植物根际微生物本身的生命活动,挖掘复垦基质的潜在肥力,重新恢复和建立其菌根共生体系,促进植物生长,加速复垦地土壤的基质改良和生态系统的持续发展,提高矿区生态治理质量,从而有效缩短复垦周期。国外的微生物修复技术有较快的发展,除较成功地应用自生固氮菌、磷细菌、钾细菌肥料及复合菌肥技术外,菌根技术已开始在矿区土壤的应用中取得较好的效果,美国、澳大利亚等国家都已取得较多的实践性应用成果,为矿区土地复垦提供了一项有效的技术手段(张文敏,1991)。Heggo(1990)等研究发现,丛枝菌根(abuscular mycorrhiza,AM)真菌能减少植物对过量痕量元素的吸收;Zhu等(2001)和Li等(2001)的盆栽试验证实,内生菌根接种后可明显降低白三叶草(Trifolium repens L.)和红三叶草(Trifolium pratense L.)锌污染土壤中过量锌的吸收,从而在一定程度上提高了三叶草对锌污染的抗性。近些年,我国在矿山生态修复中也积极应用微生物修复技术,在煤矿区废弃地的微生物修复技术理论研究方面取得了较好的进展,研究重点包括微生物对重金属污染的修复机制、微生物对有机物污染的修复机制、微生物对煤矸石脱硫的机制、微生物对煤矿废弃地土壤的修复机制等,分析了影响微生物对煤矿废弃地修复功能的地质环境、废弃地基质、生物体自身等因素,并在矿区生态系统及更大尺度的系统上,构建了适合不同地区的生态修复监测评价体系(崔树军,2010)。

微生物菌肥在国际上的应用已有一百多年的历史,20世纪60年代左右,世界各国加强了对微生物肥料领域的研究,目前世界上有70多个国家在推广应用微生物肥料,其主要的品种是各种根瘤菌肥。除根瘤菌以外,许多国家在一些有益微生物的研究和应用方面也做了大量的工作。微生物菌肥在土壤肥力的提高与保持、营养元素的转化、提高化肥利用率、促进作物生长、减轻农作物病虫害,环境净化与生态系统的平衡等方面起着重要的作用(孟瑶等,2008)。中国微生物菌肥料的研究始于20世纪30年代,50年代初,中国科学院林业土壤研究所科研人员在张宪武教授的带领下,在东北地区大面积推广大豆[Glycine max(Linn.)Merr.]根瘤菌接种剂技术,平均增产大豆10%以上。进入21世纪后,国内外出现了基因工程菌肥、作基肥和追肥用的有机无机复合菌肥、生物有机肥、非草炭载体高密度的菌粉型微生物接种剂肥料以及多种功能类型和名称的微生物菌肥料。微生物菌肥施入土壤后能使植物根际形成一个良好的生态区系,有益菌大量繁殖,有害菌被抑制,有益菌与土壤中有机物结合形成团粒,克服土壤板结,建立起微生物—土壤—植物根际生态区系的良性循环,能有效地保护土地,节约资源,实现人与自然和谐共存。

1.3.6　人工草地群落稳定性研究

目前关于群落稳定性概念在生态学领域存在广泛争议,在实际研究中不同学者根据所研究的具体群落或生态系统的不同而使用不同的稳定性概念。综合关于研究群落稳定性的各种文献资料,研究学者们使用的稳定性概念大致可以归纳为以下3类:

(1)群落或生态系统在达到演替顶级后出现的能够进行自我更新和维持,并使群落的结构、功能长期保持在一个较高的水平、波动较小的现象称为群落稳定。其中结构指标是指群落的物种组成,特别是优势种或建群种的种群稳定对群落稳定性有决定作用。功能则指物质与养分循环、生物量和生产力等代表性指标。

(2)群落或生态系统在受到干扰后维持其原来结构和功能状态、抵抗干扰的能力,称为抵抗力稳定性。

(3)群落或生态系统受到干扰后恢复到原来状态的能力,称为恢复力稳定性。

其中(1)的稳定性概念主要与群落演替有关,早在Clements研究群落演替时就已提出和使用,顶级群落是生物与环境在长期相互作用演变过程中相互适应和协调统一的产物,具有维持其结构和功能相对不变的稳定性,称为演替稳定性。(2)和(3)的稳定性概念则主要关注群落受到干扰后的反应,是目前的研究中使用较多的稳定性概念,由于在定义中与干扰相联系,因此称其为干扰稳定性。

国内外对影响草地长期利用即影响草地群落时间稳定性的因子进行了多方面的研究,但主要集中于建植2～5年的混播草地。一般认为,影响草地群落稳定性和草地长期生产力的主要因素包括种间相容性(种间竞争)、环境压力和干扰活动。种间相容性是在各个混播组分之间的相互作用下共存的能力;环境压力则指由于环境条件如温度、水分、肥力等发生变化时各牧草组分间的相互作用;干扰活动是指在人为因素(如放牧和刈割)的干扰下各混播组分之间相互作用产生的变化(蒋文兰,1991;董世魁,2000)。混播组合对人工草地群落稳定性有着决定性作用,是调节人工草地种间竞争的主要途径(王刚等,1998)。种间的相互作用是多方面的,种间竞争只是其中之一(李博,1999)。

近些年来对于人工草地群落稳定性研究得到了较大进展,1976年Toressell和Nicholls对混合群落动态的分析中,用组分群落生物量百分比的变化,描述了在时间序列上的种间动态平衡及群落稳定性,并用计算机进行了梯牧草的模拟。1980年Vanden Bergh和de Wit用生长在室内和室外的黄花茅(Anthoxanthum odoratum.)建立了一个替代试验,并对其野外结果进行替换图解和比例图解,通过比例图解对种间平衡和稳定性进行了分析,清楚地描述了品种组合对种间平衡与否、群落稳定与否的影响。

从以上的研究方法和成果中可以看出,群落稳定性作为一个新的研究内容,对其研究尚存在许多异议,从已有的文献资料来看,还没有一个比较完善的研究理论和方法,以及易于操作的完整评价指标体系,因此还停留在探索和争论阶段。对于稳定性的研究,其测度方法及其指标判定都要根据具体的研究对象来确定。国家草原保护及生态重建等项目对天然草地的改良和人工草地的建植及其利用管理等方面进行了大量的研究与实践,探索出了一系列比较成熟的单项技术和配套技术。在这些研究的基础上,进一步开展灌溉条件下人工混播草地稳定性研究,对于退化草地生态修复及草地水土保持具有重要的理论与实践指导意义。

1.3.7　水土保持生态补偿

在补偿计算依据方面,采用USLE模型对美国土壤流失和玉米(Zea mays L.)、大豆、小麦(Triticum aestivum L.)产量趋势进行回归,认为在1950—1980年的30年间,因土壤流失使玉米和大豆产量分别损失了1.5%和2.0%(Crosson,1983),用生产力指数模型预估未来100年玉米因土壤面蚀引起的产量下降约为4%(Pierce,1984)。假定1982年的土壤流失可以代表未来100年的流失速率,并且作物产量改良技术也不影响土壤流失或土壤生产力,同时未来产量损失只发生在土壤流失速率大于土壤容许速率的土地上(Colacicco等,1989),据此,如果农民按土壤侵蚀和土壤生产力管理(Erosion-Productivity Impact Calculator,EPIC)模型施肥,未来100年,美国玉米、大豆、棉花(Gossypium spp)这些易于使土壤流失的作物,其平均产量损失分别为4.6%、4.15%和3.5%,小麦损失1.6%,豆科饲料作物平均损失近乎1%,估计美国每年因土壤流失造成的直接农业经济损失为5.25亿～5.88亿美元,其中作物产量损失为1.05亿～1.68亿美元,而控制流失费用达12亿美元(Crosson,1983),估计美国因土壤面蚀造成的经济损失每年为9亿美元,这是根据1982年土壤流失总量18亿t乘以平均每吨经济损失0.5美元得来的(Benbrook,1984)。如果按现代土壤流失速率计算,美国每年经济损失略低于10亿美元(Myers,1985),估计美国每年因水土流失所造成的非农业损失为农业损失的2倍,约为20亿美元(Clark,1985)。非洲国家马里1988年采用生产函数法和重置成本法分别估算了水土流失的经济损失,其损失之大引起了该国对水土流失防治的高度重视,促使该国加大了水土保持投资。

Magrath和W.P.Arens(1989)进行了印尼爪哇岛水土流失经济损失计量的研究工作,该项研究采用生产力变化(或变更)法,对爪哇岛水土流失导致的当地农作物减产的直接经济损失和域外灌溉系统淤泥沉积、海湾疏浚、水库沉积的间接经济损失进行了评估;另外,还对水土流失总经济损失占当年GDP的比例进行了计算。Magrath(1992)采用预防费用法、减缓费用法和机会成本法,对世界银行黄土高原水土保持贷款项目减少黄河下游泥沙的经济效益进行了评估。该水土保持项目减少黄河下游泥沙的经济效益与相应算法包括如下三个方面:①因推迟河堤的加高而得到的节约——采用预防费用法;②减少灌溉系统的清淤费用——采用减缓费用法;③节约了冲沙用水——采用机会成本法。该项目实施后,预计每年可减少下游泥沙4000万t,在整个项目30年的项目周期内,可减少下游泥沙12亿t,因下游泥沙的减少而产生的总经济效益的现值可达9590万元。H.MGunatilake与G.R.Vieth(2000)采用置换成本法和生产力变更法,分别对斯里兰卡的马哈威里流域水土流失区内的水土流失经济损失进行了估算。估算结果表明,置换成本法相比生产力变更法花费较低,简便易行,且要求的数据在缺乏资料的发展中国家易于获得,但这两种方法估算的结果差别较大,前者估算的损失值较后者平均高20%,其可靠性尚需进一步验证。生产力变更法有较强的理论依据,应用也较多,值得我国评估借鉴。

在20世纪80年代之前,国内对水土流失经济损失评估的研究较为鲜见,其计量的方法也十分简单,基本上都采用损失总量乘以单位损失价来估算。自80年代中期以后,随着生态经济学、环境经济学、资源经济学的发展与应用,出现了一些估算生态服务价值、环境污染损失等新的理论和方法,尽管这些理论和方法有待进一步完善,但却极大地促进了水土流失经济损失的研究,使其上升到有理论支撑的阶段。陈玉泉(1999)利用SLEMSA模型估算了江苏省宜兴市川埠乡部分丘陵山区因作物轮作引起的土壤侵蚀,并对若干年后作物产量的减少进行了预测,这是国内该方面少有的成功案例研究。

杨子生等(1994)采用市场价值法和影子工程法,对云南省水土流失的直接经济损失进行了研究,水土流失的经济损失分为直接经济损失和间接经济损失两部分,前者包括养分流失损失、水分流失损失和泥沙流失损失三个方面,后者细分为水土流失引起土壤肥力和作物产量降低的损失、泥沙淤积水库引起水库蓄水和灌溉能力下降的损失、泥沙冲淹农田引起弃耕的损失等。在直接损失中,养分流失损失采用市场价值法进行估算,水分损失和泥沙流失损失均采用影子工程法进行估算。估算结果显示,云南省年均水土流失直接经济损失达4.37亿元,折合相对损失为1139元/(km2·a)。根据上述思路与方法,杨子生(1999)继续对云南省东北山区坡耕地水土流失的直接经济损失进行了评估。李云辉等(2002)对金沙江流域水土流失的直接经济损失进行了测算与分析。邓培雁(2003)运用环境经济学的基本原理和方法对贵州省水土流失中的土壤侵蚀经济损失进行了估算,得出1999年贵州省土壤侵蚀总经济损失为22.02亿元。杨志新等(2004)对北京地区土壤侵蚀所产生的危害进行了经济学分析,对土壤侵蚀所带来的经济损失及治理收益进行了价值估算,得出北京市2001年水土流失的经济损失总价值为2.22亿元,占当年农业总产值的10.35%,其中养分损失为1.44亿元,占土壤侵蚀总损失的64.84%。

美国V.Smil在关于“中国1990年环境经济损失的研究”中,把水土流失的经济损失单独列为一大项,并又细分为粮食损失、营养流失、水库库容丧失、水库排灌功能下降对粮食生产的影响、库容丧失对发电能力的影响、清除渠道和湖塘淤积的费用、生活用水净化成本、洪水造成的粮食损失和物质损失等9小项内容,计算评价结果是我国1990年水土流失的经济损失为264亿元。从水土流失蚕食农田而导致土地废弃方面,估算全国每年的经济损失为20亿元,因水土流失导致水库、山塘淤积的经济损失每年达100亿元(王礼先,1995)。任勇等(1997)将水土流失造成的经济损失划分为破坏土壤、淤积水库、淤积河湖、加重洪灾、污染水源、恶化生态系统6类,估算中国水土流失经济损失达495亿元。

1.3.8　退化草地水土保持防治模式

国外围绕着退化草地开展了很多水土保持生态恢复方面的工作。如美国用松土方法改良草场及俄罗斯用浅翻方法改良根茎禾草+无芒雀麦(Bromus inermis Leyss.)为主的草场均取得良好的改良效果。新西兰、澳大利亚和日本的一些大学的研究机构也在探索补翻改良草场的技术。发达国家对草地改良技术的研究主要是结合各地土壤、气候、植被组成特点,选择和培育适合的补播和建立人工草地的草种,加强保护,适度开发利用,以保持草地畜牧业的可持续发展。

在以小流域为治理单元时,欧美各国的小流域治理工作主要与荒溪治理紧密结合,一般多应用于山区。欧洲各国根据多年来林水结合防治山洪、泥石流及滑坡的经验,已经具有一套比较完整的小流域生物——工程措施体系,该体系中包括生物措施、工程措施、土地利用调整措施(禁止坡地农业、过度放牧、退牧还林等)、法律性措施(荒溪分类、危险区划分、防止滥伐森林及控制林区修路、开矿等)。美国的小流域治理模式包括坡面治理与沟壑治理两类技术体系,坡面治理技术体系包含水土保持农业耕作措施、田间工程措施、造林种草措施等,沟壑治理技术体系主要有草皮排水道、封沟育林草、沟头防护、削坡填沟、坝库工程等。

近年来,我国在退化草地生态修复工作方面取得了较大进展。“退化羊草(Leymus chinensis)草原改良研究”分析了不同技术恢复退化草场的优缺点及适用范围,提出了退化羊草草原的三种治理模式(张文军等,2012);“沙化天然草地围封和改良试验初探”对科尔沁沙地东南边缘沙化较为严重的天然草地实施围封后进行了生态效益研究(康兴等,2004);“人工草地在退化草地恢复中的作用及其研究现状”提出人工草地的建立是恢复退化天然草地的有效途径(牛书丽等,2004);“封育措施对荒漠草原退化植被恢复的影响”对封育措施在退化草地植被恢复中的效果进行了定性研究(阿穆拉等,2014);“半干旱草原区退化草地改良的试验研究”对典型退化草地实施了围栏封育、轻耙松土、浅耕翻松土、播种羊草等改良措施,并对其进行了增产效果分析(陈敏等,1997)。

我国小流域水土保持模式按不同功能的水土保持措施面积所占比例的大小,大体上可以分为生态型、经济型、综合型三类。“水蚀风蚀交错带小流域生态环境综合治理模式研究”分析了黄土高原水蚀风蚀交错带典型小流域水蚀风蚀的时空分布规律及脆弱生态环境特征,提出以防治水蚀和风蚀为中心,以提高生态经济效益和持续发展为目标,以基本农田优化结构和高效利用及植被建设为重点,建立具有防蚀固沙兼高效生态经济功能的大农业复合生态系统综合治理模式(查轩等,2000);“华北土石山区典型小流域治理模式研究”以华北土石山区典型小流域多年水土保持综合治理监测数据为基础,分析了小流域水土保持综合治理措施的作用及其水土保持效益,提出以水土保持工程措施为主,改变微地形减轻水土流失,林草措施为辅,增加地面覆盖,提高作物产量的北方土石山区经济型治理模式(杨新兵等,2009);“牧区小流域综合治理模式及效益”针对北方牧区小流域自然条件,提出以封禁措施为主、林草措施为辅,植被自然恢复为主、人工促进恢复为辅的牧区小流域综合治理模式(张瑞霞等,2012)。

根据以上文献资料可知,由于草地水土保持生态修复学科的综合性、交叉性和边缘性,目前发展尚不成熟,在科研和实践中仍有许多薄弱环节,一些治理、修复草地生态的技术模式问题尚未解决,退化草地水土保持生态修复技术体系与模式没有形成完整的研究体系,特别是具有地带性规律的草地小流域水土保持技术配置模式、生态建设与经济发展有机结合的退化草地生态修复模式研究尚处于起步阶段,且退化草地水土保持生态修复工作以传统性的单项技术措施占主导地位,针对上述问题,需在充分调查、深入分析研究区流域特征的前提下,运用生态学与生态经济学理论观点和系统科学理论方法,通过模式的实体模型试验,探索出一系列适宜的退化草地水土保持生态修复模式,可使退化草地水土保持工作成效倍增。