海南省文昌市廢棄鈦礦區物種多樣性特征與環境因子的關系

宿少鋒,薛 楊,林之盼,王小燕

(1.海南省林業科學研究院,海南 海口 571100;2.海南文昌森林生態系統國家定位觀測研究站,海南 文昌 571300)

礦產資源開采所引發的環境污染和生態破壞問題，是當前人們十分關注的環境保護重要內容之一[1]。隨著人口的增加、工業化的發展及城市化進程的加快，人類對自然資源的過度利用，致使許多類型的生態系統出現嚴重退化，產生了大量的工業廢棄地，進而引發了一系列諸如森林減少，水土流失，土地荒漠化，石漠化，水體和空氣污染，生物多樣性銳減，淡水資源短缺，生態平衡失調等生態環境和社會經濟問題[2]，對區域生態環境安全和生物多樣性保護帶來巨大損失[3]。海南省是中國鈦礦資源儲量最為豐富的省份之一，尤其文昌市。據調查海南省鈦礦區開發廢棄地已達到5 000 hm2以上，僅文昌地區已達到3 586 hm2[2]。鈦礦主要以地表開采為主，將表面植被去除，用高壓水槍沖射含鈦土壤,形成泥漿。泥漿經擋水設備收集后,采用溜槽重力自流至選礦生產車間的長溝型槽中，并加入清水，利用鈦礦比重大，泥沙比重較輕的特點，使其在重力作用下分層，含鈦較多的部份沉淀在槽底，由泥漿泵抽吸至粗毛鈦礦槽中，其它泥漿水則排至外圍[4]。鈦礦的開采不僅影響了區域景觀，同時也造成森林植被大面積的破壞、區域環境安全、水土流失劇增、物種多樣性銳減等一系列問題，廢棄鈦礦區植被恢復及生態重建成為海南區域發展迫在眉睫的問題。

植物生長和分布除了受擴散能力、種群密度、個體大小等影響因素外，還會受到氣候、地形、土壤因子的影響[5-8]，礦產開采正是通過改變局部環境因子從而對物種的分布產生影響。礦產的開發破壞了生態系統的穩定性，對原有生態系統造成破碎化，對周邊生態系統完整性造成分割，從而形成不同獨立的小型生態系統，礦區的開發利用成為生物資源破壞重要干擾源[9]。目前，國內外研究的重點是廢棄礦區植被的恢復，國外早在20世紀初期就已經開展礦區植被生態恢復，通過土地復墾、礦區土壤改良和適地適樹等方面的研究，現已形成系統的研究方法[10]。中國對礦山廢棄地生態恢復研究開始較晚，于20世紀80年代才開始，近年來才得到迅速發展，很多生態學專家針對不同礦種的廢棄礦區從礦區植被調查、礦區植被恢復、植物群落特征及生物多樣性保護方面開展了一些研究[11-13]，形成了初步的研究理論。礦區周邊植被調查對于礦區植被恢復起到至關重要的作用，通過調查可以充分了解礦區周邊現有植被類型、分布狀況、環境因子及生物多樣性等情況，可為該區域植被恢復提供基礎性資料，對于礦區生態恢復具有重要的研究意義。目前，廢棄鈦礦區周邊植被調查和生態恢復研究還屬空白，系統性研究資料和案例還欠缺。本研究以海南省文昌市典型廢棄鈦礦區為中心向四周作輻射，通過對輻射區域2 km范圍內植被調查，研究廢棄鈦礦不同距離輻射區植物多樣性及其與環境因子的關系，以期為廢棄鈦礦區植被恢復樹種選擇提供基礎性資料，對廢棄鈦礦區生態系統的植被恢復和重建具有重要的指導意義，為廢棄鈦礦地及類似礦山生態修復與植被恢復提供理論依據。

1 研究區概況

研究區位于海南省文昌市，屬于低丘臺地平原地帶，平均海拔高度42.55 m，地處熱帶北緣，屬熱帶海洋性季風氣候，年平均氣溫22～27 ℃，大于或等于10 ℃的積溫為8 200 ℃，最冷的月份溫度仍達10～14 ℃，年光照為1 750～2 650 h，光照率為50%～60%，光溫充足，雨量充沛，光合輻射高。年平均日照時數均在1 800 h以上；年平均降雨量1 886.2 mm，但分布不均勻，雨季多在5月至10月，降雨量占全年的80%左右，旱季多在11月至翌年的4月，降雨量占全年的20%左右；年平均濕度相對在80%之間，最小濕度為34%；年平均蒸發量為1 892.4 mm，以5—8月蒸發量最大，約占全年蒸發量的45%；太陽輻射能力以7月最多(54.42～58.60 kJ/m2)，2月最少(20.93～25.11 kJ/m2)，鈦礦區周邊主要土壤類型為濱海風沙土。植被類型為以木麻黃為主的沿海防護林和向內陸延伸的雜樹短灌疏草群落，主要樹種包括：木麻黃(Casuarinaequisetifolia)、椰子(CocosnuciferaL.)、紅厚殼(CalophylluminophyllumL.)、苦楝(MeliaazedarachL.)、大葉相思(Acaciaauriculiformis)等，主要灌木有桃金娘(Rhodomyrtustomentosa)、大青(Clerodendrumcyrtophyllum)、草海桐(Scaevolataccada)、野牡丹(Melastomamalabathricum)、露兜樹(Pandanustectorius)等。

2 研究方法

2.1 樣點設置與調查

于2018年3月采用典型樣地調查法，從文昌市17個鄉鎮中選擇出鈦礦開采面積最大的4個鄉鎮，包括昌灑鎮(CS)、錦山鎮(JS)、翁田鎮(WT)和鋪前鎮(PQ)，每個鄉鎮分別選擇3個廢棄鈦礦點采樣(見表1)。把廢棄鈦礦區為中心作輻射，以輻射2 km范圍內森林植被作為調查對象，按照中心與輻射區距離A1(100 m)，A2(200 m)，A3(500 m)，A4(1 000 m)，A5(2 000 m)范圍內隨機布設樣點，每個樣點設立1個30×30 m喬木樣方，4個調查區共計20個樣方，在每個喬木樣方中沿對角線設置5 m×5 m灌木樣方3個，在每個灌木樣方沿對角線設置1 m×1 m草本樣方3個，4個調查區共計灌木樣方60個，草本樣方180個。喬木調查測定郁閉度、樹種、樹高、胸徑、蓋度等指標，灌木草本調查測定種類、高度、蓋度及數量，分別記錄，草本調查包括物種、株數、高度、蓋度。同時，在每個喬木樣方內挖掘一個20 cm 深的土壤剖面，然后用鋁盒采取土樣，測定含水量，在調查樣方內按S形曲線選任意5點取0—20 cm的表層土壤，混合約1 kg土樣帶回實驗室自然風干，測試土壤化學特性。

表1 研究區域基本概況

2.2 物種多樣性指數測定方法[14]

(1) 豐富度指數R：樣方中物種數量；

(2) Shannon-Wiener多樣性指數(H′)：

H′=-∑(Pi·lnPi)

(1)

(3) Simpson多樣性指數(D)：

D=1-∑Ni(Ni-1)/〔N(N-1)〕

(2)

(4) Pielou均勻度指數(JSW)：

JSW=-∑(PilnPi)/lns

(3)

式中：Pi=Ni/N；N為樣方中各物種多度指標總和；Ni為第i個種的多度。

(5) 重要值計算公式為：

喬木層及灌木層重要值=(相對多度+

相對頻度+相對優勢度)/3

(4)

草本層重要值=(相對多度+相對頻度+

相對蓋度)/3

(5)

(6) Sorenson 群落相似性指數(Cj)[15]：

Cj=2j/(a+b)

(6)

式中：j為兩個群落共有的物種數；a，b分別為研究區A和B 的物種數。

2.3 土壤含水率及化學特性測定

測定土壤因子包括土壤含水率(SWC)、土壤pH值、有機質(SOM)、土壤含水量(SWC)、全氮(TN)、全磷(TP)、全鉀(TK)、有效磷(AP)、速效鉀(AK)、銨態氮(NN)、硝態氮(AN)等10個指標。土壤含水率(SWC)采用烘干法，在野外先裝入鋁盒稱濕重后帶回實驗室105 ℃烘至恒重；土壤pH采用電位法測定；有機質采用鉻酸氧還滴定法測定；全氮采用半微量開氏法測定；全磷采用酸溶—鉬銻抗比色法測定；全鉀采用堿溶—火焰光度法進行測定；有效磷采用BrayⅠ提取—鉬銻抗吸光光度法測定；速效鉀采用乙酸銨浸提—火焰光度法測定；硝態氮采用1 mol/L KCl浸提—流動分析儀測定；銨態氮采用1 mol/L KCl浸提—流動分析儀測定。

2.4 數據處理

采用Excel 2007計算物種多樣性指數，利用SPSS 18.0軟件進行方差分析和多重檢驗比較，數據可視化在Origin 9.0完成，運用Canoco 5.0軟件進對物種多樣性和土壤理化特征進行冗余分析(RDA)。

3 結果與分析

3.1 廢棄鈦礦輻射區植被組成

通過對文昌市典型廢棄鈦礦輻射區2 km范圍內植被調查發現，廢棄鈦礦輻射區主要物種共計33科44屬45種(表2)，其中喬木9科13屬13種，占總物種數28.89%，按科種類分最多的是楝科3種，其次桑科、棕櫚科各2種，樟科、木麻黃科、藤黃科、錦葵科、豆科、山欖科各1種。輻射區共計灌木10科11屬11種，占總物種數24.44%，按科種類計大戟科2種、桃金娘科、茜草科、蕓香科、馬鞭草科、露兜樹科、野牡丹科、苦木科、草海桐科、棕櫚科各1種。研究區共計草本14科20屬21種，占總物種數46.67%，其中菊科4種，禾本科3種，莧科、大戟科各2種，莎草科、百合科、錦葵科、海金沙科夾、竹桃科、豬籠草科、景天科、馬鞭草科、西番蓮科各1種。

表2 文昌市鈦礦輻射區植被組成及重要值

從各研究區域內物種重要值(見表2)可以看出，該區喬木類以木麻黃、苦楝、大葉相思、潺槁木姜子(Litseaglutinosa)為優勢種；灌木類植物以露兜樹(Pandanustectorius)、東風桔(Atalantiabuxifolia)、大青、野牡丹、蔓馬櫻丹(CommonLantana)、草海桐為優勢種；草本以藿香薊(Ageratumconyzoides)、鬼針草(Bidenspilosa)、牛膝(Achyranthesbidentata)、長春花(Catharanthusroseus)、蔓菁(Vitextrifolia)、飛機草(Chromolaeneodorata)為優勢種。

3.2 廢棄鈦礦輻射區物種多樣性特征

3.2.1 各樣點α多樣性特征 物種豐富度指數R的大小能真實且客觀地反映生境中物種數目的多少。由圖1可以看出，各生活型物種豐富度指數R大小排序為：草本>喬木>灌木，草本豐富度最高(12.75)，喬木(7)、灌木(5.25)物種豐富度水平相對較低。各采樣點間物種豐富度指數R大小排序為:A5>A4>A3>A2>A1。除灌木豐富度R在A4，A5間和A2，A3間，草本豐富度R在A4，A5間和A1，A2間差異性不顯著外，各采樣點間物種豐富度指數R總體均表現為顯著性差異，且隨著礦區距離的增加，物種豐富度呈增大趨勢，草本物種豐富度指數最為明顯，表明鈦礦的開采對各生活型物種豐富度指數均有較大的影響，尤其對一年生或多年生的草本植物。Shannon-Wiener指數是衡量一個生態系統結構和功能穩定性的重要指標。廢棄鈦礦地各樣點Shannon-Wiener指數與豐富度指數趨勢相同，也表現出草本最大(2.185)，但灌木(1.305)的多樣性指數略大于喬木(1.268)。各采樣點間喬木和灌木Shannon-Wiener指數大小排序為：A5>A4>A3>A2>A1，而草本Shannon-Wiener指數大小排序為：A1>A2>A3>A3>A4，同一生活型在各采樣點間物種Shannon-Wiener總體呈顯著性差異。與物種豐富度指數R不同的是，隨著緩沖區距離的增加，喬木與灌木Shannon-wiener指數顯著性增加，而草本Shannon-Wiener指數呈遞減趨勢。這主要是由于鈦礦的開采，造成地表植被的大面積破壞，尤其是喬木、灌木，造成A1樣點區域喬木數量較少，灌木、草本由于更新快，數量相對較多。廢棄鈦礦區周邊植被Simpson指數均表現為：草本層>灌木層>喬木層。其中喬木Simpson指數介于0.228～0.477之間，在A1樣點最小，A5樣點最大，灌木Simpson指數介于0.352～0.613之間，在A3區最小，A5區最大，草本Simpson指數介于0.623～0.787之間，在A4區最小，A2區最大。同一生活型物種Simpson指數在部分樣點間存在顯著性差異。

注：①A1，A2，A3，A4，A5分別代表距離鈦礦區100，200，500，1 000，2 000 m的樣點；②相同生活型不同字母代表差異性顯著(p<0.05)。

隨著礦區距離的增加，各生活型Simpson指數表現不一，喬木Simpson指數呈逐漸遞增趨勢，而灌木呈現先遞減再增高的趨勢，草本呈先增加后遞減趨勢。廢棄鈦礦區周邊植被Pielou指數在A1，A2區域表現為：喬木>灌木>草本，其余區域均表現為：灌木>喬木>草本。喬木Pielou指數近礦區均勻度較大，說明礦區周邊喬木物種相對單一，離散度較高。同一生活型物種Pielou指數在部分樣點間存在顯著性差異。隨著礦區距離的增加，喬木Pielou指數呈逐漸遞減，灌木Pielou指數趨勢平穩，而草本Pielou指數隨著礦區距離的增加呈“單峰”型趨勢，在A3樣點達到最大。

3.2.2 各樣點β多樣性特征 廢棄鈦礦輻射區不同距離喬木物種相似性分析結果詳見表3。其中A1與A2區喬木物種相似性指數最大，相似度達到68%，A2與A4區樣方喬木物種相似性指數最小(0.28)，隨著礦區距離的增加，喬木物種相似性指數Cj呈逐漸變小。這種格局主要是由于鈦礦區開采對地表植被造成覆滅性破壞，在礦區恢復過程中，目前主要采用木麻黃純林進行植被恢復，局部采用木麻黃與椰子、大葉相思等少樹種混交模式進行恢復。

表3 不同樣點喬木層物種相似性指數(Cj)

表4為不同距離樣點灌木層物種相似性分析。由表4可見，灌木層物種相似性指數Cj與喬木層相同，均隨著礦區距離的增加，相似性逐漸減小，其中A1與A2區樣點灌木相似性指數最大(0.71)，A2與A5區樣點相似度最低(0.20)。礦區周邊灌木相似性指數相對較高，主要是由于各樣點灌木種類較少，灌木群落物種分布較集中，差異性小，側面反映出礦區周邊物種結構單一，多樣性較差。

表4 不同樣點灌木層物種相似性指數(Cj)

表5為不同距離樣點草本層物種相似性分析。由表5可見，草本層物種相似性指數Cj與喬木層、灌木層相同，隨著礦區距離的增加，相似性逐漸減小，不同的是草本層相似性指數Cj比喬木層、灌木層小。其中A1與A2區樣點草本相似性指數最大(0.48)，A1與A5區樣點相似度最低(0.15)。礦區周邊草本相似性指數相對較低，主要是由于各樣點草本種類較多，草本群落物種分布較集中，差異性大，側面反映出礦區周邊草本群落物種結構復雜，草本多樣性較高。

表5 不同樣點草本層物種相似性指數(Cj)

3.3 不同樣方物種多樣性系數RDA排序

環境特征與植被物種多樣性的分布具有重要的關系。將物種多樣性指數作為響應變量，把礦區土壤環境因子作為解釋變量，從輻射區物種多樣性系數與環境因子的RDA排序(表6和圖2)可知，第1，2個排序軸解釋度達61.02%和24.53%，能夠很好地解釋排序信息。土壤pH值、土壤有效磷、土壤含水率(SMC)與排序軸1呈正相關，輻射區距離(Distance)、土壤有機質、銨態氮與排序軸1呈負相關。

表6 冗余分析(RDA)環境因子與物種多樣性指數解釋率

由圖2可以看出，喬木Pielou指數、草本Pielou指數、草本Simpson指數、草本Shannon-Wiener指數與土壤pH值、有效磷呈極顯著正相關關系，而與廢棄鈦礦區土壤含水率、輻射區距離、有機質、銨態氮呈顯著負相關關系。喬木Shannon-Wiener指數、灌木Shannon-Wiener指數、喬木Simpson指數和灌木Simpson指數恰好相反，表現為與土壤pH、有效磷呈極顯著負相關關系，而與廢棄鈦礦區土壤含水率、有機質、銨態氮呈顯著正相關關系。RDA排序第一軸、第二軸從土壤環境角度和地理區位角度反映了鈦礦區土壤因子對喬木、灌草物種分布和物種多樣性特征影響。

注：①虛線箭頭代表環境因子(僅顯示具有顯著性差異的環境因子)，實線箭頭代表物種多樣性特征；②T-R，S-R，H-R分別代表喬木豐富度指數、灌木豐富度指數、草本豐富度指數；③T-H′，S-H′，H-H′分別代表喬木Shannon-Wiener指數，灌木Shannon-Wiener指數，草本Shannon-Wiener指數；④T-D，S-D，H-D分別代表喬木Simpson指數、灌木Simpson指數、草本Simpson指數；⑤T-J，S-J，H-J分別代表喬木Pielou指數、灌木Pielou指數、草本Pielou指數；⑥Distance代表離礦區距離，SMC(%)代表樣方土壤含水率。

4 討論與結論

礦產開采不僅對開采區植被造成毀滅性破壞，亦對礦區周邊植被產生干擾[16]。通過對文昌廢棄鈦礦輻射區2 km范圍植被調查發現，鈦礦開采不僅造成鈦礦區內植被無法正常生長，而且對輻射區域200 m范圍內的植被群落結構也有明顯影響，廢棄礦區輻射區200 m范圍內僅有喬木3種、灌木2種，顯著低于其它輻射區域，現有喬灌樹種均為木麻黃、苦楝等耐干旱耐鹽堿高抗性樹種，這是因為鈦礦開采造成輻射區域水肥的流失，造成200 m輻射區域土壤水分下降，土壤pH偏堿性，不宜其他樹種正常生長。因此，在礦區植被恢復過程中，需要覆土掩埋礦坑，降低輻射區水肥的流失，并對土壤進行改良，以便植被恢復。

物種豐富度指數、多樣性指數、均勻度指數是衡量群落結構的常用指標，能準確反映群落結構功能和群落穩定性，對于評價森林的群落特征和演替具有重要意義[17]。廢棄鈦礦輻射區物種α多樣性指數除Pielou均勻度指數外均以草本最高，顯著高于喬木和灌木。隨著鈦礦輻射區距離的增加，物種喬灌豐富度指數R，Shannon-Wiener多樣性指數、Simpson優勢度指數均呈顯著增加趨勢，說明鈦礦開采亦對輻射區物種多樣性產生影響，這主要是由于礦山開采改變了礦區土壤的結構以及土壤肥力以及土壤水分的變化，導致地表植被難以恢復。廢棄鈦礦區物種β多樣性指數也呈現相同的趨勢。隨著鈦礦輻射區距離的增加，物種喬木、灌木、草本相似性指數均呈遞減趨勢，表明礦區物種的生長與生境有較大關系。由于礦區的開采破壞植被生境，使生態系統功能結構產生差異，表現出破碎化，影響植被生長。另外，礦區的開采造成林地光照、溫度、土壤肥力、土壤水分等植物賴以生存的環境因子，形成局部環境差異，也一定程度制約植被生長[18-19]。

物種多樣性差異與氣候環境、土壤環境、地形條件等多因素交互影響的結果[20-22]，不同研究尺度差異表現出不同的研究結論。本研究立地條件均為低海拔的濱海臺地，氣候、地形基本一致，通過對廢棄鈦礦2 km輻射區物種多樣性指數與土壤環境因子的冗余分析(RDA)，結果表明土壤pH值、土壤含水率、有效磷、有機質和銨態氮是影響廢棄鈦礦區物種多樣性的最主要的因素。土壤全氮、全磷、全鉀等土壤因子對植被多樣性特征影響較小。由于鈦礦開采造成輻射區100—200 m范圍內土壤含水率急劇下降，同時造成土壤中碳酸鹽大量遷移，致使土壤偏堿性，抑制了部分植物，特別是喬木、灌木樹種的生長。反之，植物的正向演替，也提高土壤含水率，增加土壤肥力，改善土壤堿性，更有利于植物的生存和發展。本試驗過程中未考慮土壤重金屬情況，在后續的研究中有待繼續補充。