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土壤質地的改良方法范文第1篇

[關鍵詞]植物景觀營造；土壤改良方法

中圖分類號：S156.44 文獻標識碼：A 文章編號：1009-914X（2016）21-0210-01

根據“鹽隨水來，鹽隨水去，澇鹽相隨，干旱積鹽”的鹽分運動規律，要解除鹽害，加快土壤脫鹽，必須水先行，建立完整的排水系統，以利排水淋鹽，降低地下水位和抑制土壤返鹽。鹽堿地排水有明溝排水、暗溝排水、豎井排水和生物排水等多種方法，其中最經濟、最普遍的是明溝排水。暗溝排水工程投資較大，一般在重鹽堿區采用，此法可局部降低地下水位，防止土壤返鹽，歐美、日本等國多采用暗管、缸瓦管、混凝土管和塑料管等排水。豎井排水對降低地下水位效果明顯，可加強土壤水分垂直下降運動，促進地面與地下水的循環達到早澇、鹽堿綜合治理的作用。

在灌區采用防滲、截滲措施不僅可以節約用水，擴大灌溉面積，也是防止地下水位升高和次生鹽堿化不可缺少的措施。建立完善的灌排系統，根據其氣候條件、作物類型、水源情況和地下水狀況，科學澆水，注意控制土壤水分平衡，能不澆水一定不要澆水，避免大水漫灌，有條件的采用噴灌，把握水鹽運動規律，控制返鹽，以防止土壤次生鹽堿化發生。土地面積的大小，視土壤質地和鹽堿輕重以及改良的難易而定。一般應控制在200-300畝之間，排渠間距為100-200米。若質地輕、鹽堿不重，排渠間距可增大。渠深2-2.5米，要達到地下水位。灌水洗鹽，是重鹽漬土地改良的有效措施。為了提高灌水洗鹽的效果，應根據土壤鹽堿含量和成分、氣候、地下水條件等因素。

一般選擇在水源豐富、地下水位低、溫度較高的季節。地下水位低，表層土壤鹽分可隨水向下滲的深；溫度高，則鹽分易于溶解，如硫酸鹽的溶解度，在水溫30℃時比20℃時大一倍，比10℃時大兩倍。灌水洗鹽用水量大，脫鹽效果好，但用水量過大，不僅浪費水，還會帶來副作用，如升高地下水位，土壤有效養分流失，降低地力。適宜的洗鹽用水量，應根據土壤鹽分種類、含量及土壤質地而定。如以硫酸鹽為主的土壤用水可大些，以氯化物為主的土壤可小些：土壤含鹽量高或透水性差用水可大些；反之可小些。洗鹽總用水量一般每畝為300-400立方米，分3-4次進行。洗鹽前深翻與平整好土地，做好畦埂，畦不宜過大，便于平整，使灌水均勻，增強土壤吸水滲水能力。分次灌水可達到省水、脫鹽效果好的目的。第一次灌水，由于土地干旱，吃水量大，可適當多灌些，每畝約120-150立方米，以地表水深10-15厘米為宜。此后視土壤質地和滲水情況，每隔3-5天灌水一次，使土壤中過多的鹽分沖洗到不致危害選定的造林樹種能忍耐的程度，并能保證其正常生長為止。

在水利工程措施上，加強農業生物措施，以鞏固和提高土壤脫鹽的效果，是防治土壤鹽堿化的一個重要方面。這些措施包括合理耕作、增施有機肥料，選育耐鹽植物、合理密植、合理輪作套種、種稻脫鹽等。采取各種耕作和培肥熟化土壤的措施，增加地面覆蓋度，改善耕層土壤結構，減弱土壤毛細管水的上升運動，降低土壤地下水的蒸發強度，以抑制土壤返鹽。

實行以增施土壤有機質為中心的綜合改良措施，收效顯著。有機肥料在微生物的作用下，轉化為腐殖質，可加速土壤脫鹽，并有抑制土壤返鹽的作用。腐殖酸類肥料（如腐殖酸氮磷鉀復合肥）特別使用于鹽堿和缺磷的土壤。腐殖酸有較強的離子交換作用，可以同有害的離子進行交換吸附，減低土壤鹽分濃度，減少鈉離子對植物的危害。另外，腐殖質本身具有強大的吸附力，有吸鹽的效果，還能產生有機酸，增大陽離子的溶解度，活化鈣鎂鹽類，有利于土壤脫鹽；增施麥糠、鋸末、馬糞，有明顯的保墑、抑鹽，提高地溫和促進土壤脫鹽作用；施過磷酸鈣、硫按、硫酸鉀、磷酸二按等化肥，可以降低土壤堿性，配以適量的復合肥或硫酸亞鐵效果更好；宜施豆餅、棉籽餅，也有良好的改土治堿的作用。重鹽漬土地采取深耕曬堂，脫鹽效果更為顯著。深耕曬墊，在新疆有兩個適應時期。一是春末夏初，此時氣候干燥，氣溫升高；深耕后，土塊容易干燥，又值雜草萌生，深耕還可以起到滅草的目的，二是初秋，地下水位處于回落時期，氣候干燥，也是土壤返鹽盛期，此時進行深耕，可同時發揮防止土壤返鹽的作用。

平整土地此項作業是加速土壤脫鹽、消滅鹽斑地、改良鹽漬土的一項基本功。要依各地的不同自然地形條件，因地制宜采取適當的方法，達到土地整平的目的。中耕松土在土壤含鹽量未達到造林樹種所能忍受的限度以前，中耕松土十分重要。灌水后及時中耕，疏松表土，切斷土壤毛細管，減少水分蒸發，有利于阻止返鹽和加速脫鹽。

土壤質地的改良方法范文第2篇

摘要：文登海濱鹽土由海相沉積而成。土壤層全鹽含量1.19～4.67%，土壤含鹽量大，是典型的土壤重鹽堿化地區，多數園林樹木難以生長。筆者從事園林綠化行業十余年，完成多次濱海灘涂綠化工程項目，采取工程，化學，等綜合方案解決鹽堿地綠化案例。文登海濱為例淡濱海鹽堿地改良文案。

關建詞：堿鹽土 工程 化學等綜合解決文案

一、土壤酸堿度對植物生長的影響

1）堿度pH值是植物營養最重要的參數。植物營養吸收依賴于對土壤或基質的pH值精確調節：pH值過低阻礙大量元素吸收；pH過高，阻礙微量元素吸收，如缺鐵失綠等。大多數植物在pH>9.0或

（一）生物方面：土壤中轉化有機養分是在微生物參與下進行的（微生物分泌使有機物分解的酶），土壤酸性或堿性對微生物生長有影響。酸或堿環境還會使植物根細胞原生質層的蛋白質帶正或負電荷，與所吸收的礦物離子發生吸引或排斥。各種礦質元素都是以離子狀態被吸收的。土壤中各種礦質元素的離子，有些存在于土壤溶液中，有些被土壤顆粒吸附著。存在于土壤溶液中的離子和被土壤顆粒吸附著的離子，都能夠被根選擇吸收。

（二）化學方面：土壤酸堿度對土壤結構性有影響。酸性土壤中，氫離子濃度大，容易把膠體中鈣離子代換出來淋失，故酸性土易板結。而堿性土壤含有大量代換性鈉離子、氫氧離子，使土粒分散，干后板結，造成堿土的結構性不良。陽離子礦物溶解度降低從而影響吸收。在酸性環境下植物會更多的吸收陰離子，同時抑制陽離子吸收，放出OH- ，使環境向中介點移動。在堿性環境中更多吸收陽離子，抑制陰離子交換，向外放出較多H+，同樣使外部環境向中性移動。這也明確解釋出植物的逆境抗性，突出適應性，說明了植物吸收物質是溶液PH變化的原因

二、鹽堿良措施

鹽堿良措施有多種，合理適度添加土體有機質；適度添加相關微量改良劑，充分利用生物的改性作用等都能進到土壤改良的效果。針對不同地理特征，采用相應的改良措施顯得非常重要。鹽堿地改良措施大原則：鹽隨水來，鹽隨水去。水散鹽留。

（一）鹽堿地改良的物理方法

1.工程措施

1.1地下空間處理，隔鹽層處理：礫石、排水板等等物理處理形式，主要起到土體內縱向空間隔離的作用。隔鹽層的處理過程中，水平標高非常重要，隔鹽層應處于常規水平面以上，主要功能為隔斷水分的縱向的疏導。淋洗過程中，具有加速水體疏導，富集鹽堿水外排的功能。具體形式可以有多種多樣，結構可以因地制宜。蒸騰過程中，阻斷水分向上傳導。在多種隔鹽層處理形式中形式中，煤塊的應用有特殊的作用，吸附、中和堿性、造成氣態隔離層為主要特性，可單獨使用或結合其他設施使用。含硫類巖石作為礫石隔離層或基層石效果更好，我公司在錦州項目中因此受益非常大。礫石層上部過濾層除采用無紡布外，可視情況適量采用秸稈、樹枝等植性天然材料，即可起到過濾作用，后期又可增加土體內腐殖質含量，一段時間內又可有效增加地溫。

土體的種植區域內，根據具體情況，地下采用網格狀布置排鹽通道。布設方法：

（1）排鹽管網布設：微地形區域環形布設主管（DN100PVC滲管），兩地形高點間設次級管（DN60PVC滲管）與主管連接，另根據現場情況如有低洼處增設魚骨狀管與次級管連接。主管與集水井連接。集水井通市政雨水管網，或就近排向水域，也可富集后抽取外排。

（2）排鹽施工工藝：

1）施工工序：土方造型盲溝開挖（包括開挖、整平找坡、鋪溝底石子、鋪管）鋪碎石層鋪無紡布覆種植土。

2）施工方法：①土方造型：根據排鹽防堿相關規范要求，在排鹽工程以下進行土方造型。造型參照地形設計圖紙。②鋪設排鹽管：順坡降方向間隔6-15m并行挖掘盲管溝：槽底寬300mm，盲管溝保持0.2%坡降，從高處挖起，溝要直，溝底要平整。盲管溝內平鋪300mm厚的碎石（爐渣、石子等），排水溝內也要用碎石或石子鋪平，并保持相應的坡降。盲溝內中心鋪設（次盲溝用Φ6cm，主盲溝用Φ10cm）雙波紋PVC滲管，接口處應膠粘牢固，上下兩端用無紡布封口，應扎嚴緊。盲管過路時應外套鋼管或水泥管子予以保護，保持相應的坡降；排水溝內鋪設Φ10-12cm排水管（塑料、水泥、磚管等），側面用石塊或插木棍固定。排水管連接市政排水管網、明溝、集水井，且高于其水位15cm上。接口部分位置應準確，并用細石混凝土封閉孔洞周邊縫隙。將并行的滲管與排水管連接，封閉接口處，保持通暢、完整的排鹽管網。將滲管和排水管四周用碎石（滬渣、石子等）填蓋，其厚度應不小于15cm。盲溝上再鋪透水無紡布。③鋪設隔淋層：在地下最高水位上、栽植層以下鋪設厚度為300mm的碎石，其上鋪透水性無紡布，形成隔淋層。隔淋層應平整均勻，不得間斷。④修建集水井：集水井應沿排水溝方向，間隔50-100m設置。從隔淋層下開挖，至栽植層以上、高于地表10cm，加蓋護理。集水井用磚和水泥修建，上口直徑60-80cm，下底直徑120cm，底部應與地下水位持平。

2.土體改良

2.1增加土體內有機質含量：增加土體內有機質含量，改善土壤團粒結構，有利于植物生根，增加植株的抗性、適度應性。

2.2用化學土壤改良劑：是指施用化學改良劑改善酸性土壤和堿性土壤（堿土）理化性質的過程。常用的化學改良劑有石灰、石膏、磷石膏、氯化鈣、硫酸亞鐵，硫磺、硫酸、腐殖酸、腐殖酸鈣等。施用化學改良劑可以改變土壤的酸堿度、土壤溶液和土壤吸收性復合體中鹽基的組成等。例如，施石灰于酸性土壤，可減弱土壤的酸度，亦利于土壤結構的形成；堿化土壤施用石膏，可降低土壤pH值和堿化度，對土壤結構改善也具有重要作用。

3.利用不同的植物營造景觀

生活在鹽漬土壤中的植物在進化過程中形成了不同的抗拒鹽害的機制，根據這些機制將鹽生植物分為三種類型，即：抗鹽植物（如蘆葦）、聚鹽植物（如鹽角草）和泌鹽植物（如檉柳）。構筑景觀可從不同的生理特性入手，遵循適地適樹安排景觀材料的原則，充分利用不同植物的不同習性，來營造合理的生態景觀。對于重度鹽堿地，可采用漸進式種植模式。

4.結合相應的灌溉形式，滿足植物的習性，造成鹽堿地的淋洗作用

土壤質地的改良方法范文第3篇

關鍵詞：鹽堿地；土壤節肢動物群落；垂直分布；改良措施

中圖分類號：S154.5 文獻標識碼：A 文章編號：0439-8114（2016）11-2785-07

DOI：10.14088/ki.issn0439-8114.2016.11.018

鹽堿土是氣候干旱、蒸發量強等情況下形成的一類特殊土壤，其形成的實質主要是各種易溶性鹽類在地面的重新分配，致使鹽分在集鹽地區的土壤表層逐漸積聚起來[1]。用脫硫廢棄物改良鹽堿地是將工業廢物的再利用和農業土壤改良相結合的一種改良方式，具有深遠的現實意義[2]。鹽堿化恢復過程是由物理、化學、生物等多個不同屬性過程組成。其中，生物過程尤為重要，土壤節肢動物是土壤生態系統中不可缺少的重要組成部分，在土壤物質循環和能量轉化過程中起著重要的作用，同時，土壤生態因子也決定了土壤節肢動物的生存與活動[3-5]。土壤節肢動物群落組成與結構對環境變化或干擾的反應極為敏感，可作為土壤環境監測的敏感因子[6]。土壤線蟲[7]、原生動物[8]、蚯蚓[9]、甲螨[10，11]等類群已被應用于作為反映土壤質量的主要指標。土壤鹽漬化對土壤節肢動物群落演變過程的生態驅動機制逐步受到關注，土壤節肢動物的種群分布、密度及生物量與土壤理化性狀、土壤酶活性、有機物含量及肥力結構密切相關。中國北方干旱區鹽堿化生境如黑河流域[12，13]、吉林羊草草原鹽堿生境[14]、寧夏銀川北部鹽堿改良地試驗區[15，16]、新疆尼勒克農田[17]，濕地鹽堿化生境如崇明瀛東[18]、扎龍濕地[19]、豫東黃河[20]等不同鹽堿化生境中陸續開展的一系列土壤節肢動物生態學研究表明，土壤pH、可溶性鹽、堿化度、有機質等是影響土壤節肢動物的主要因子，而且受氣候因子（溫度和降水）的季節變化影響，不同鹽堿化生境的優勢類群差異很大。土地利用、覆被變化和生態系統管理措施對黑河流域土壤鹽漬化及土壤節肢動物群落演變特征的耦合可顯著改變土壤節肢動物群落結構[12，21]。

土壤鹽堿化是目前制約寧夏農業增產的土壤因素之一，用脫硫廢棄物改良鹽堿地正逐步深入，并成為鹽堿化生態恢復的有效途徑。研究鹽堿化恢復過程中土壤節肢動物群落和土壤環境的演變特征，為進一步解析鹽堿化生態系統的生物過程演變機制奠定基礎。為此，本研究通過調查不同改良措施下鹽堿苜蓿地土壤節肢動物群落的結構，分析土壤節肢動物群落與環境因子間的關系，旨在揭示土壤節肢動物對鹽堿化恢復的響應，為深入揭示鹽堿化恢復的生物過程機理和制定有效的恢復措施提供科學依據。

1 研究區概況與研究方法

1.1 研究區自然概況

研究地位于寧夏平羅西大灘試驗基地（E106°22′50″，N38°48′18″，海拔1 095 m），地處河套平原西南部，地勢平緩低洼，境內分布有中國乃至世界特有的龜裂堿土。該地屬典型的北溫帶大陸性氣候，年平均氣溫8.50 ℃，年平均降水量180 mm，主要集中在7～9月，平均海拔1 100 m。地下水埋深約1.50 m，鹽分類型主要有NaCl、Na2SO4、Na2CO3，土壤質地黏重，透水性差。土壤堿化度為15%～60%，pH 8.00～10.40，全鹽含量0.25%～0.65%。

1.2 樣地設置與土壤節肢動物采集鑒定

樣地設在6×6拉丁方設計（36個小區）的苜蓿（Medicago sativa）試驗田（已種植2年，每年夏季和秋季各刈割1次），小區面積5 m×10 m，總面積1 800 m2，苜蓿株（叢）距10 cm，行距30 cm。共設6個處理，處理1（MXA）不用任何改良技術；處理2（MXB）施脫硫石膏1.5 t/667 m2；處理3（MXC）施改良劑0.5 t/667 m2+有機肥2.0 t/667 m2；處理4（MXD）洗鹽灌水定額270 m3/667 m2；處理5（MXE）施脫硫石膏1.5 t/667 m2+灌排措施（同處理4）；處理6（MXF）施脫硫石膏1.5 t/667 m2+有機肥2.0 t/667 m2+改良劑0.5 t/667 m2+灌排措施（同處理4）。采樣于2014年6～10月進行，每20 d采集1次，共采集7次，同一處理選擇3個小區，并在3個小區上各設3個重復。每一樣方以200 cm3環刀法分0～5、5～10、10～15 cm三層取土樣，帶回實驗室分別用Tullgren法（干漏斗法）進行分離提取土壤節肢動物[22]。

對采集的土壤節肢動物標本進行鑒定[22-24]，因土壤節肢動物成蟲和幼蟲的生活習性差異較大，所以將成蟲和幼蟲分開統計數量。

1.3 土壤理化因子分析

在每個樣方內，用環刀法按照0～5、5～10、10～15 cm分層取土樣，裝入袋中，帶回實驗室，測定土壤全氮、速效磷、速效鉀、有機質、pH、全鹽和堿化度值[25]。土壤溫度和水分含量分別用TP-ST-1和TP-SR-1在樣地野外測定。

1.4 數據分析

各類群數量等級劃分：個體數量占全部捕獲量10%以上為優勢類群，介于1%～10%之間為常見類群，介于0.1%～1%之間為稀有類群，0.1%以下的為極稀有類群。以土壤節肢動物密度（D）反映不同樣地土壤節肢動物的數量，其含義為100 cm3捕獲的土壤節肢動物個體數。土壤節肢動物類群多樣性（H）分析采用Shannon-Wiener多樣性指數，計算公式為H′=-∑PilnPi，其中Pi=Ni/N，Pi是第i種個體數占總個體數的比率，Ni是第i種的個體數，N是總個體數[26]。

土壤因子對土壤節肢動物群落結構的影響，采用灰色關聯的方法分析[27]。關聯系數：rij（k）=（Δmin+PΔmax）/Δij（k）+PΔmax，式中，Δmin、Δmax分別為所比較數列的絕對差中的最小值和最大值，P為分辨系數，一般取值在0.1～0.5，本研究取值0.5。

通過SPSS16.0統計軟件，采用單因素方差分析（One-way ANOVA）法分析不同樣地土壤理化性質、土壤節肢動物群落之間的差異。采用Correlate相關分析中的Pearson指數分析土壤節肢動物密度、類群豐富度與土壤因子的相關性。采用多元線性逐步回歸（Stepwise）分析檢驗土壤節肢動物群落與土壤因子之間的關系。

2 結果與分析

2.1 不同改良措施下土壤節肢動物群落組成

在研究樣地共獲得土壤節肢動物10 194頭，31個土壤節肢動物類群，隸屬于3綱11目27科（表1）。依據個體數量劃分，土壤節肢動物群落的優勢類群為前氣門亞目和棘跳科，其個體數分別占群落個體總數的75.52%和10.77%；甲螨亞目和等節跳科為常見類群，其個體數占群落個體總數的7.66%和4.29%；稀有類群為6個類群，其個體數占群落個體總數的1.04%；極稀有類群為21個類群，其個體數占群落個體總數的0.72%。不同樣地主要類群略有差異，其中MXA樣地優勢類群為前氣門亞目（77.21%）和棘跳科（10.26%），常見類群為甲螨亞目（9.36%）和等節跳科（1.16%），特有類群為疣跳科、嚙科；MXB樣地優勢類群為前氣門亞目（83.80%），常見類群為甲螨亞目（3.42%）、棘跳科（8.48%）和等節跳科（3.61%），特有類群為叩甲科；MXC樣地優勢類群為前氣門亞目（74.90%）和棘跳科（10.61%），常見類群為甲螨亞目（5.83%）、等節跳科（5.51%）和地蛛科（1.13%），特有類群為康（蟲八）科；MXD樣地優勢類群為前氣門亞目（76.88%）和棘跳科（11.99%），常見類群為甲螨亞目（6.18%）和等節跳科（3.93%），特有類群為苔甲科；MXE樣地優勢類群為前氣門亞目（60.81%）、甲螨亞目（14.52%）和棘跳科（10.86%），常見類群為等節跳科（8.66%）；其中MXF樣地優勢類群為前氣門亞目（73.13%）和棘跳科（14.22%），常見類群為甲螨亞目（7.90%）和等節跳科（2.02%）。

優勢類群前氣門亞目種群密度在不同樣地間差異顯著（F=24.472，P0.05）。不同改良措施對稀有和極稀有類群數目沒有明顯影響，但MXA樣地最多，MXE樣地次之，MXC樣地和MXF較少，說明在人工干擾條件下，稀有類群數目有減少的趨勢。稀有和極稀有類群數目受土壤水分量的影響顯著（r=0.932，P

由圖1可知，不同改良措施對鹽堿苜蓿地土壤節肢動物群落類群豐富度（F=1.083，P>0.05）沒有顯著影響，MXA樣地類群豐富度最高，說明農藝措施干擾會降低土壤節肢動物類群豐富度。不同改良措施明顯影響鹽堿苜蓿地土壤節肢動物聚集程度，MXB樣地土壤節肢動物密度顯著高于其他樣地（F=0.389，P

2.2 土壤節肢動物的垂直分布

本次調查研究中，0～5、5～10、10～15 cm土層總類群數分別為24、22、18個，個體數量分別占調查總體數量的40.26%、41.32%和18.42%。不同土壤層次的土壤節肢動物類群豐富度存在差異，0～5 cm層與10～15 cm層之間存在顯著差異（F=6.566，P

不同改良措施對鹽堿苜蓿地土壤節肢動物群落類群豐富度和密度隨土層而變化的規律的影響略有不同（圖3）。0～5 cm層MXA樣地的類群豐富度顯著高于MXB樣地，不同樣地間類群豐富度差異不顯著（F=1.386，P>0.05）。5～10 cm層MXB樣地的類群豐富度顯著高于MXE樣地，而其他不同樣地間類群豐富度差異不顯著（F=1.432，P>0.05）。不同改良措施對不同土層的土壤節肢動物密度分布沒有顯著影響，MXB樣地土壤節肢動物密度在3層中均為最高，在0～5 cm層MXF樣地最低，5～10 cm層MXC樣地和MXD樣地最低，10～15 cm層MXC樣地最低。

2.3 土壤節肢動物群落與土壤理化因子間的關系

不同樣地0～15 cm土層土壤理化因子的測定結果見表2。從表2可知，不同改良措施下，樣地間的土壤全氮、有機質、pH、全鹽和堿化度有所不同。MXA樣地pH、全鹽和堿化度顯著高于其他樣地，5種改良措施下的土壤全鹽差異不顯著，MXB樣地的pH分別與MXD和MXE樣地差異顯著（P

微地域內土壤節肢動物與土壤環境因子關系十分復雜，利用灰色關聯分析方法，選擇土壤節肢動物優勢類群前氣門亞目和棘跳科密度、常見類群甲螨亞目和等節跳密度、稀有類群密度、類群豐富度、總密度、群落多樣性指數作為母數列（y），并依次定義為前氣門亞目（y1）、甲螨亞目（y2）、棘跳科（y3）、等節跳科（y4）、稀有類群密度（y5）、類群豐富度（y6）、群落密度（y7）、群落多樣性（y8）為母數列，對土壤的理化因子（表3）作單因素方差分析，選擇差異明顯（P

在所有的系數（表3）中，r65最大，r65=r（y6，x5）=0.829 0，表明土壤堿化度對土壤節肢動物群落類群豐富度影響最大。從土壤節肢動物的5個類群來看，在r1j中，即r1j=（y1，xj），r13和r11較大，r14偏小，表明前氣門亞目受pH（0.782 6）和全氮（0.761 1）影響較大，受全鹽（0.666 6）影響最小；在r2j中，即r2j=（y2，xj），r24和r25較大，r12偏小，表明甲螨亞目受土壤全鹽（0.828 5）和堿化度（0.818 7）影響較大，受有機質（0.596 5）影響最小；以此類推，棘跳科受土壤pH（0.743 1）影響最大，受有機質（0.679 2）影響最小；等節跳科有機質（0.682 1）影響最大，受全鹽（0.662 5）影響最小；稀有類群受全鹽（0.776 5）和堿化度（0.769 0）影響較大，受有機質（0.549 1）的影響最小；類群豐富度受土壤堿化度（0.829 0）影響最大，受全鹽（0.810 3）較大，受有機質（0.526 8）影響最小；群落密度受全氮（0.812 1）影響最大，pH（0.796 9）次之，受全鹽（0.627 8）影響最小；群落多樣性受pH（0.819 4）影響最大，全鹽（0.786 5）和堿化度（0.775 8）次之，受有機質（0.549 5）影響最小。

土壤理化因子關聯度均值由大到小依次為pH（0.736 7）、堿化度（0.734 5）、全鹽（0.734 3）、全氮（0.713 7）、有機質（0.619 4）。土壤節肢動物群落關聯度均值由大到小依次為類群豐富度（0.730 6）、群落多樣性（0.730 4）、甲螨亞目（0.729 9）、群落密度（0.713 7）、棘跳科（0.713 4）、前氣門亞目（0.712 6）、等節跳科（0.671 5）、稀有類群密度（0.659 6）。灰色關聯度越大，說明子序列對母序列的影響越大[27]。可以看出，土壤pH、堿化度和全鹽與土壤節肢動物的關系密切。群落豐富度和群落多樣性與選取的環境因子最為密切，優勢類群、常見類群和稀有類群密切程度略低。回歸分析表明，土壤節肢動物類群豐富度分別與土壤pH（y=-24.117+3.667x，r2=0.629，F=6.788，P=0.048）、堿化度（y=0.860-0.174x，r2=0.825，F=18.793，P=0.012）和全鹽（y=3.702+0.640x，r2=0.618，F=6.472，P=0.044）呈顯著的線性關系，說明不同改良措施導致的土壤pH、堿化度和全鹽的變化會明顯影響土壤節肢動物類群的分布。

對0～5、5～10、10～15 cm土層土壤節肢動物類群豐富度、群落密度和多樣性指數（H）與表2的土壤理化因子進行多元回歸檢驗，結果見表4。從表4可見，在0～5 cm土層，土壤全鹽和全氮是影響土壤節肢動物類群豐富度（r2=0.951，F=29.253，P=0.011）的決定因素；土壤全氮和速效鉀影響土壤節肢動物群落的Shannon-Wiener指數（H）（r2=0.884，F=11.472，P=0.039）。在5～10 cm土層，土壤全鹽決定土壤節肢動物類群豐富度（r2=0.813，F=17.386，P=0.014），土壤堿化度決定土壤節肢動物群落的Shannon-Wiener指數（H）（r2=0.690，F=8.910，P=0.041）。在10～15 cm土層，土壤節肢動物類群豐富度、群落密度和多樣性指數（H）與土壤因子沒有明顯的回歸關系。

3 小結與討論

土壤質地的改良方法范文第4篇

垃圾是城市的必然產物。在眾多的垃圾處理方法中，衛生填埋法較為簡便、經濟。隨著城市規模的擴大，填埋場進入城區的范圍，直接影響城市的美觀，尤其是垃圾填埋后腐爛分解產生的填埋氣（如甲中國的土地中只有14%是適耕地，而人均耕地只有0.106hm2，遠低于世界平均水平的0.236hm2(Lin＆Ho，2003)。近十年，隨著經濟的發展，礦山大規模開采、固體廢棄物填埋等占用了大量土地，使得中國的適耕地越來越少，特別是礦山開采活動不但占用和破壞大量土地，而且在礦山開采和開采之后的長時間內還會通過粉塵、潛在的酸性廢水排放、地表徑流、滑坡、塌陷等過程再次污染及破壞土地，并使周邊環境不斷惡化(Wong，2003;白中科等，2006)。礦區水土一旦遭受污染破壞，其治理難度大、費用高、環境恢復時間長，甚至還會帶來一系列社會問題。因此，礦區生態環境的修復是采礦業可持續發展中必不可少的一項任務。

礦山廢棄地是一類特殊的退化生態系統，由于人為的巨大干擾，超出了原有生態系統的修復容限。根據其形成原因及組成，礦山廢棄地可以分為四大類，其中修復難度較大的包括精礦篩選后剩余巖石碎塊和低品味礦石堆積而成的廢石堆、剝離物壓占的陡坡排巖場/排土場、尾礦砂形成的尾礦庫以及矸石堆積的矸石山(胡振琪等，2003;Li，2006)。從20世紀70年代開始礦山復墾工作以來，國內外開展了大量的修復研究與實踐工作，針對不同種類廢棄地的不同退化機制和性質，采取的修復及重建措施也不相同(Marrs＆Bradshaw，1982;Lietal．，2000;胡振琪等，2003;白中科等，2006)。本文在總結這些研究的基礎上，著重對礦山廢棄地生態修復中的基質改良和植被重建技術進行了分析，以期為今后礦山廢棄地的生態修復提供參考。

1生態恢復與生態重建內涵

當生態系統在外界因素的干擾下，其結構和功能發生位移，原有的平衡被打破，系統的結構和功能發生變化而形成破壞性波動或惡性循環后，該生態系統則成為一類退化生態系統或受損生態系統。對于那些破壞強度大，系統自然功能基本喪失的退化生態系統來說，需要在人為干預或輔助下使其結構和功能逐漸恢復完善而達到一種新的平衡。對于退化生態系統的這種人工干預就稱之為生態修復(ec-ologicalremediation)、生態恢復(ecologicalrestora-tion)或生態重建(ecologicalreconstruction)。最早的生態恢復工作始于1935年，在Leppold指導下，在美國Madison一塊廢棄地及威斯康星河沙灘海岸附近的另一塊廢棄地上開展了恢復工作，經過多年努力后成功創造了今天的威斯康星大學種植園景觀和生態中心，這使得人們認識到，把過度放牧、侵蝕等致損因素造成的廢棄地恢復到草原、森林在理論上和技術上都是可能的(米文寶和謝應忠，2006)。進入20世紀70年代后，對于退化生態系統的生態恢復研究逐漸發展起來，1973年3月，在美國弗吉尼亞理工大學召開了題為“受害生態系統的恢復”國際會議，第一次專門討論了受害生態系統的恢復和重建等重要的生態學問題(Jordanetal．，1987)。1980年在Cairns主編的《受損生態系統的恢復過程》一書中將生態恢復定義為:恢復被損害生態系統到接近于它受干擾前的自然狀態的管理與操作過程，即重建與該系統干擾前的結構與功能有關的物理、化學和生物特征。然而這一概念過分強調了恢復(restoration)，而對重建(reconstruction)一個新的生態系統未給予足夠重視(米文寶和謝應忠，2006)。

實際上，要想將一個受損的生態系統恢復到原來未受干擾前的狀態是不可能的。Bradshaw(2000)在回顧美國“生態恢復”(ecologicalreclamation)的歷史時指出，生態系統的重要性是要強調生物多樣性、永久性、自我持續性和植被演替性。對于退化生態系統的恢復應該是在人為干預或輔助下通過修復、改建、重建、復墾和再植等各種措施促使退化生態系統結構和功能不斷完善，最終達到另一個生態平衡狀態。1995年，美國生態恢復學會提出，恢復是一個概括性的術語，包含了改建(rehabilitation)、重建(reconstruction)、改造(reclamation)、再植(reve-getation)等含義。生態重建(reconstruction)并不意味著在所有場合下恢復原有的生態系統，生態恢復的關鍵是恢復生態系統必要的結構和功能，并使系統能夠自我維持和平衡(李永庚和蔣高明，2004)。因此，生態系統的恢復不僅僅是簡單地恢復幾種植物或將裸地覆蓋，它還至少應包括以下三方面:1)土壤養分積累與生物地球化學循環，包括對養分的滯留與損失、土壤的化學過程、有機物質的合成與降解等(Schaaf，2001);2)生物多樣性的恢復，包括生物種類與功能是否達到開礦前或鄰近自然景觀的水平;3)植被演替方向與生態系統的自我維持能力(Bell，2001)。因此，生態恢復與重建不再是一個靜態的概念，它是隨著人們對退化生態系統研究的深入而不斷完善和發展的。現代生態恢復與重建不僅包括退化生態系統結構、功能和生態學潛力的恢復與提高，而且包括人們依據生態學原理，使退化生態系統的物質、能量和信息流發生改變，形成更為優化的自然-經濟-社會復合生態系統(米文寶和謝應忠，2006)。隨著研究及認識的不斷深入，生態恢復、生態重建的內涵將不斷得到擴展和完善，其所包含的內容也將更深廣。

2礦山廢棄地生態環境退化特征

礦山廢棄地是一類特殊的退化生態系統，在礦山開采時，礦山廢棄地原有的生態系統遭到破壞，主要的生態問題表現為:表土層破壞，土壤基質物理結構不良、水分缺乏，持水保肥能力差，導致缺乏植物能夠自然生根和伸展的介質;極端貧瘠，氮、磷、鉀及有機質等營養物質不足或是養分不平衡;存在限制植物生長的物質，如重金屬等有毒有害物質含量過高，影響植物各種代謝途徑;極端pH值或鹽堿化等生境條件，影響植物的定居;生物數量和生物種類的減少或喪失，給礦區廢棄地恢復帶來了更加不利的影響(Leisman，1957;Cornwell＆Jackson，1968;Li，2006)。針對礦山廢棄地以上退化特征及其極端的立地條件，開展生態修復與重建的首要問題是進行礦區廢棄地的基質改良。

3礦山廢棄地基質改良技術

3.1表土覆蓋技術

地表物質是植物生長的介質，植物生長立地條件的好壞，在很大程度上取決于地表性質。一般認為，回填表土是一種常用且最為有效的措施。表土是當地物種的重要種子庫，它為植被恢復提供了重要種源。同時也保證了根區土壤的高質量，包括良好的土壤結構，較高的養分與水分含量等，還包含有較多的微生物與微小動物群落(Bell，2001)。卞正富和張國良(1999)以開灤礦區為實驗點，進行了研究，結果表明，通過條帶式覆土或全面覆土對矸石酸性的控制好于穴植覆土。Barth(1998)認為，覆土越厚越好，這樣可以避免根系穿透薄薄的表土層而扎進有毒的礦土中。但是，覆土越厚，工作量越大，費用越高，而且在超過覆土厚度一定范圍后，修復效果增長反而不顯著。Holmes和Richardson(1999)研究表明，覆蓋10cm厚的表土能使植物的蓋度從20%上升到75%，覆蓋30cm土層，植物蓋度上升到90%，但這兩種深度的表土對提高植物密度方面沒有明顯差異，甚至在播種18個月后，淺表土(10cm)上的植物密度要高于深表土(30cm)。Redente等(1997)在一個煤礦地比較了4個厚度(15、30、45、60cm)的表土后，發現覆蓋15cm即可以取得較好的恢復效果。因此，表土的覆蓋可以選擇10～15cm厚度，而且應該依據種植的植物類型進行調整。回填表土所產生的改土和修復效果比較顯著，但回填表土也存在較大的局限性，主要因為此項工程涉及到表土的采集、存放、二次倒土等大量工程，所需費用很高、管理不便，而且我國大部分礦區在山區，土源較少，多年采礦后取土也越來越困難，不少礦區已無土可取，一些礦山企業甚至花費巨資進行異地熟土覆蓋(彭建等，2005)。這種做法既解決不了礦山長期使用土源問題，又破壞我國寶貴的耕地資源。因此，回填表土和異地熟土覆蓋的基質改良方法只能在條件允許的礦區適用，在土源短缺的礦區，應該選擇其他行之有效的基質改良措施。#p#分頁標題#e#

3.2物理、化學基質改良技術

在廢棄地恢復中通過克服一些物理因子的不足，如挖松緊實的土壤、進行礦地深耕、整理土壤表面等措施來改善礦區土壤環境也常在復墾實踐中應用(Smith＆Bradshaw，1979)。研究表明，礦地恢復后的作物產量與翻耕深度呈良好的線性關系(夏漢平和蔡錫安，2002)。如果廢棄地pH值過高或過低時，可以向其中添加化學物質進行中和。在堿性較大的礦區，可以投加FeSO4、硫磺、石膏和硫酸等;在酸度較大的礦區，施用石灰可以有效地提高pH值。胡宏偉等(1999)在Pb/Zn尾礦廢棄地上鋪蓋厚約20cm垃圾與20kg•m－2石灰石，不但提高了尾礦pH值、降低了電導率，而且較有效地防止了下層尾礦的酸化，植物生長也較好。Ye等(1999)觀測到，施用160kg•hm－2石灰能使基質的pH值從2.4上升至7左右。但是，這一改良措施只能在一段時間內有效。因為所添加的石灰量是根據土壤的有效酸度計算的，并未考慮潛在酸度和未風化的硫鐵礦的進一步氧化(Schaaf，2001;夏漢平和蔡錫安，2002)。由于大部分礦山廢棄地土壤物質中缺乏有機質、氮、磷等植物所需的營養物質，這就需要在礦山廢棄地修復中不斷添加肥料(Marrs＆Bradshaw，1982)。研究表明，礦地恢復初期，施肥能顯著提高植被的覆蓋度，特別是在無表土覆蓋的礦地。Ye等(2001)觀測到，每公頃施用80t以上的石灰配合施用100t有機肥，不僅顯著降低土壤酸度、電導率和Pb、Zn的有效性，而且有效促進植物萌發，并使生物產量達最大值。然而，化肥的效果只是短期的，停止施肥后，植被覆蓋度、物種數和生物量都會顯著下降。可見，采用物理或化學措施進行礦地基質改良需要長期的人力、物力投入，較難管理，效果持續時間短。

3.3生物改良技術

在礦地的基質修復中也常用到一些生物改良措施，如向礦地引入一些生物和微生物(蚯蚓、藻類等)(Buttetal．，1993)。有研究發現，蚯蚓對土壤的機械翻動起到疏松、拌和土壤的效應，改善了土壤結構、通氣性和透水性，使土壤迅速熟化;同時其排出的糞便，不但含有豐富的有機質和微生物群落，而且具有很好的團粒結構，保水保肥能力強，能有效促進植物生長發育(Curry，1998)。復墾時種植一些生命力強、根系發達的綠肥植物如紫花苜蓿、草木樨、三葉草等也可以起到熟化、改良土壤的作用(鄒曉錦等，2008)。綠肥植物根系發達，主根深長2～3m，根部具有根瘤菌，根系腐爛后對土壤有膠結和團聚作用，改善了礦地基質的結構和肥力。如今，接種菌劑技術也應用在礦山廢棄地的基質改良中，由于菌根真菌的活動增加了活性微生物菌群，改善了根際周圍的微生態環境，可以明顯提高復墾造林的成活率。有研究表明，應用菌根技術的試驗區內植被品種的發芽、成活和生長效果都明顯好于對照處理(邊仕民，2004)。Noyd等(1996)把菌根真菌根內球囊酶(Glomusintradices)和近明球囊霉(G.claroi-deum)接種到牧草上，成功地恢復了礦渣地的植被，達到了修復和復墾的目的。雖然生物措施對改善礦山廢棄地土壤環境有效，但這種效果較緩慢，特別是在極端貧瘠、惡劣的礦區。

3.4城市固體廢棄物人工基質改良技術

風干污泥中氮(以N元素計)、磷(以P2O5計)、鉀(以K2O計)的平均含量為4.71%、4.1%、1.5%，遠遠高于牛羊糞，單純從養分含量來看污泥相當于一種養分含量頗高的有機肥料(陳萍麗和趙秀蘭，2006)。研究表明，在草地上施用污泥后土壤中的許多營養元素的含量均有顯著提高，牧草產量大大增加，覆蓋在草地上的污泥還可有效防止土壤侵蝕和水土流失。粉煤灰是熱電廠采用燃煤生產電力過程中排放的一種粘土類火山灰質材料，主要由SiO2、Al2O3、Fe2O3、CaO和未燃盡炭組成，一般pH高達12，與石灰一樣可以起到鈍化污泥中重金屬及殺死病原菌的作用，而且粉煤灰中含有大量Ca、Si、B等微量營養元素(楊劍虹等，1997;Mitsunoetal．，2001)。將粉煤灰用作土壤改良劑可有效改變土壤質地、增加土壤持水能力、提高土壤pH值和增加土壤肥力(Carl-son＆Adriano，1993;彭建等，2005)。研究發現，將污泥等固體廢棄物基質用于礦山廢棄地修復時，隨著污泥施用量的增加，廢棄地中有機質含量會累積和提高，理化性質也發生明顯的變化，通常為正相關變化，水土流失量也減少(Lietal．，2000)。廣西省蘋果鋁土礦以選礦泥漿尾礦濾餅為主，添加適量粉煤灰，通過大豆培肥后用做采空區復墾工程中的修復基質，經過1年的培肥熟化期即可種植農作物，其產量可達到或超過當地農作物的水平，有效地解決了該礦區復墾土源不足的難題(羅秀光和馬少健，2000)。因此，從環境建設的可持續發展出發，利用不同廢棄物相互間互補的理化性質，將其合理配比，綜合利用，使之成為適宜于植物生長的新型種植基質———“新土源”。將這種“新土源”用于礦山廢棄地復墾，能迅速有效地提高礦山廢棄地有機質、養分含量，提高植物的成活率和覆蓋度，有利于迅速有效地恢復礦區植被，提高礦山廢棄地土壤中微生物的活性，從而有效防止水土流失。同時它還避開了食物鏈，不會影響到人體的健康，具有良好的環境、生態、社會和經濟多方面的綜合效益。

4礦山廢棄地修復中植被的再建

4.1植被自然演替模式

采礦活動過程中，礦區原有的植物群落被嚴重或完全破壞，據統計，我國因采礦直接破壞的森林面積累計達106萬hm2，破壞草地面積為263萬hm2(彭建等，2005)。雖然在廢棄礦地自然演替過程中，某些耐性物種會逐漸侵入而實現植物定居，但這個過程是緩慢的(Dobsonetal．，1997;Bradshaw，2000)。如圖1所示，排土場從裸地恢復到原來的植被至少需要20～30年，特別是進入羊草雜類草階段非常困難(孫鐵珩和姜鳳岐，1996)。而對于一些立地條件極為惡劣的采礦廢棄地，如鐵礦排巖場、鐵礦尾礦庫等，如果不進行人工種植，其自然恢復過程會更長，甚至需要上百年時間(Anthony，1997;Brad-shaw，2000)。因此，礦山廢棄地生態環境恢復與重建的關鍵是在正確評價廢棄地類型和特征的基礎上進行植被的恢復與重建，進而使生態系統實現自行恢復并達到良性循環。

4.2植物種類的選擇

由于礦山廢棄地立地條件極為惡劣，用于礦地恢復的植物通常應該選擇抗逆性強(對干旱、潮濕、瘠薄、鹽堿、酸害、毒害、病蟲害等立地因子具有較強的忍耐能力)、莖冠和根系發育好、生長迅速、成活率高、改土效果好和生態功能明顯的種類。禾草與豆科植物往往是首選物種，因為這兩類植物大多有頑強的生命力和耐貧瘠能力，生長迅速，而且后者能固氮(Berdusco＆O’Brien，1999;陳志彪等，2002)。在禾本科植物中，狗牙根(Cynodondactylon)是被用得最早、最頻和最廣泛的物種之一。不過，Holmes和Richardson(1999)發現，狗牙根在人工模擬的采礦地應用效果不佳。黑麥草通常是一種多年生的適應性強的草類，生長迅速，對重金屬Cu、Zn、Pb、Cd、和Ni有較強的吸收能力，其根系發達，有利于克服廢棄地的干旱脅迫，因此在早期礦山廢棄地植物修復中被廣泛應用(Dijkshoormetal．，1979)。束文圣等(2000)研究發現，雙穗雀稗(Paspalumdis-tichum)等重金屬耐性植物在輕度改良的Pb/Zn尾礦上能夠成功定居。近幾年發現，香根草(Vetiveriazizanioides)和百喜草(Paspalumnotatum)對酸、貧瘠和重金屬都有很強的抗性，適合用于礦山廢棄地植被再建(夏漢平和蔡錫安，2002)。其中，香根草根系發達，還可以有效控制和防止土壤侵蝕和滑坡，對土壤鹽度、Na、Al、Mn和重金屬(As、Cd、Cr、Ni、Pb、Zn、Hg、Se和Cu)都具有極強的耐受能力(Yangetal．，2003)。代宏文和周連碧(2002)在銅陵Cu礦粗砂尾礦庫邊坡種植香根草等植物，植株長勢好，覆蓋度高，種植4個月后的植被總覆蓋度達到95%以上。由于香根草適應性強，生長快，能有效改善種植地的微域生態環境，從而促進其他植物的生長，加速了采石場和其他礦山植被的恢復(方長久和張國發，2003)。但由于香根草屬暖季型草，不適合北方較寒冷地區生長(可抗最低溫度為－15.9℃)，目前在北方地區礦山廢棄地修復中還沒有應用實例。在豆科植物方面，Holmes和Richardson(1999)認為，首先應撒播非侵入性的、生長迅速的1年生鄉土豆科植物。目前，一些草本豆科植物如三葉草(Trifolium)、胡枝子(Lespedeza)、沙打旺(Astragalusadsurgens)和草木樨(Melilotussuaveolens)等在全球很多礦地被廣泛采用，大多取得良好的恢復效果。一些木本豆科植物如金合歡(Acacia)、胡枝子(Lespedezathunbergi)等也被廣泛應用。另外，沙棘(Hippophaerhamnoides)雖不是豆科植物，但由于其有固氮能力，而且根系龐大，能固土護坡，涵養水源，已被中國政府列入改善生態環境的首選植物和先鋒樹種。一般礦地恢復過程中采用將豆科與非豆科植物進行間種，這樣非豆科植物被促進生長的效果十分明顯。因為植物通過共生固氮所獲得的氮素是有機氮，與無機氮相比具有有效期長、易積累、又可通過微生物礦化轉化成無機氮緩慢釋放、易被植物吸收等優點。因此對于養分缺乏，特別是缺氮的礦地，豆科植物的種植尤為重要(Dobsonetal．，1997;楊修和高林，2001)。禾草與豆科的草本植物往往只是礦山退化生態系統恢復過程中的先鋒種。根據植物群落學原理，物種多樣性是生態系統穩定的基礎。因此，在礦區生態重建中，使用混合種，特別是將喬、灌、草、藤多層配置結合起來進行恢復的效果要比單一種或少數幾個種的效果好(張翠玲等，1999;夏漢平和蔡錫安，2002)。#p#分頁標題#e#

4.3植物的修復作用

一般認為，植物修復主要是指對礦區土壤基質中重金屬和某些有機化合物的凈化作用，包括植物吸收(phytoextraction)、植物揮發(phytovolatiliza-tion)、植物降解(phytodegradation)和植物固定(phytostabilization)四方面(Chu＆Bradshaw，1996;Hutchinsonetal．，2001)。對于不同的礦山廢棄地，根據其土壤基質污染程度、重金屬種類，所選擇的修復植物種類和修復機理是不同的(黃銘洪等，2001)。研究發現，在Pb/Zn尾礦上定居的雀稗(Paspalumthunbergii)、雙穗雀稗(P.distichum)、黃花稔(Siderhombifolia)和銀合歡(Leucaenaglauca)對Pb的吸收表現出不同模式:雀稗所吸收的Pb大部分被滯留在根部，使之較少影響地上部莖葉的光合作用及生長，從而使植物對重金屬Pb更具耐性;雙穗雀稗和黃花稔所吸收的Pb較多地被轉移到便于收獲移走的地上部分，因而具有較大的修復潛力;木本植物銀合歡所吸收的Pb80%以上是積累在根、莖的皮和木質部分及枝條部分，只有15%左右分布在葉片中(張志權和黃銘洪，2001)。束文勝和張志權(2001)研究發現，鴨跖草(Commelinacommunis)是Cu的超富集植物，可用于Cu污染礦區土壤的植物修復與重建。楊肖娥等(2002)在浙江Pb/Zn礦區發現一種新的具有耐Zn特性的Pb富集植物———東南景天(SedumalfrediiHance)。薛生國等(2003)對湘潭Mn礦污染區的植物和土壤進行了野外調查，發現商陸科植物商陸(Phytolaccaacinosa)對Mn具有明顯的超富集特性，葉片內Mn含量高達19299mg•kg－1。香根草不但生物量大，根系發達，對Cd的吸收能力也很強，在Cd濃度僅為0.33mg•kg－1的土壤上，能吸收218gCd•hm－2，因此，可用于修復Cd污染嚴重的礦區(Truong，1999;Chenetal．，2000)。另外，研究還發現，有一類植物雖然對重金屬沒有富集作用，但具有較強的耐受性，可以在重金屬含量很高的土壤和水體中生長，其地上部分能保持較低并相對恒定的重金屬濃度。節節草、狗牙根、營草、白茅等能在As、Sb、Zn、Cd等復合污染的土層中生長良好，可作為長江流域礦山廢棄地植被恢復的先鋒植物(宋書巧和周永章，2001)。研究發現，有近200種植物能夠在不同類型的尾礦庫上自然定居，對不同重金屬表現出一定的耐受能力。

總之，在礦山廢棄地修復中植被的作用是多方面的，植被的生長可加快廢棄地碎巖及尾礦砂的風化進程，修復礦區受污染土壤，有效遏制水土流失，使礦區植被的立地條件逐步得到改善，利于其他植被的自然定居，同時還能有效阻滯礦區飛揚的礦塵，改善局域生態小環境，使生態功能遭到破壞的礦山廢棄地能夠最終實現自我修復，并逐漸達到一種新的生態平衡。

5結語

礦山開采帶來的環境問題是生態修復研究中的一項難題，也是制約社會、經濟可持續發展的一個障礙因素。對于礦山廢棄地的修復多數是在礦山開采結束，廢棄地閑置多年且生態環境問題極為嚴重后才開始。這樣不但加大了修復難度，而且所需費用也成倍增長，恢復時間加長，修復效果也較邊開采邊修復的效果差，而且在礦山廢棄地開采及廢置的較長時間段內，尾礦塵、采礦廢水、廢渣對周邊環境已經產生了很大的影響，污染范圍和破壞程度均發生了擴展。因此，對于礦山廢棄地的生態修復應該從源頭開始，在制定礦產開采計劃的同時就應該對礦山環境可能遭受到的破壞程度進行評估，并制定相應的修復方案。目前，雖然沒有明確的法律規定，但這是礦產資源可持續發展的必然趨勢。在今后礦山廢棄地生態修復工作中，還應該特別加強以下研究:

(1)礦山廢棄地生態修復或重建是一項長期持久的工程，不但需要在礦山開采之前就考慮好礦山開采后的修復方向，即修復目的的明確性，并在開采時對表土、植物種子庫進行收集和保存，以便在開采后合理利用。同時還應該在礦山開采時對一些破壞強度不大的地區進行保護，制定邊開采邊恢復的計劃，這樣就會減小礦山開采后修復的難度，同時降低礦山開采后對周邊地區造成的污染、破壞程度和影響范圍。而且，在礦山廢棄地生態重建過程中除了對植物的研究外，還應該開展礦區動物的研究。到目前為止，對于無脊椎動物在礦區生態恢復中的作用以及恢復后期對于大型動物的潛在影響目前還未見報道。