青海圣雄煤礦煤矸石堆積對周邊高寒濕地植被和土壤的影響①

王 銳，李希來*，馬 鈺 ，仁欠端智，王彩云，趙 潔，張 靜

(1 青海大學(xué)農(nóng)牧學(xué)院，西寧 810016；2 青海圣雄煤業(yè)有限公司, 西寧 810007)

煤矸石是煤炭開采和洗選加工過程中產(chǎn)生的固體廢棄物，我國的國有煤礦現(xiàn)有矸石山1 500 余座，累計堆積量高達30 億t，占地5 000 hm2[1]，不僅直接占壓土地，而且也會引發(fā)嚴重的土壤污染，威脅植被生長[2-4]。煤矸石風(fēng)化自燃淋濾后會釋放有害煙塵和有毒液體，造成礦區(qū)大氣、水體及景觀破壞，影響人們生產(chǎn)生活和身心健康[5]。孫賢斌等[6]在淮南大通煤礦廢棄地研究中發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)域土壤中重金屬Hg、Cd、Cr、Pb 和Cu 超出土壤背景值1.99 ～ 27.2 倍，Hg 的單因子風(fēng)險等級均在強以上，Cd 的風(fēng)險等級為極強和很強。Szcepanska 和Twardowska[7]調(diào)查研究了波蘭數(shù)百座煤矸石山，發(fā)現(xiàn)煤矸石中所含的無機鹽、硫化物等對其周圍環(huán)境影響最為嚴重，對環(huán)境的污染程度也會隨著煤矸石堆放時間不斷地增強。

青海木里煤田總面積400 km2，共有11 家企業(yè)開采，2003 年以來，地方政府通過招商引資，相繼引進了一批國有和民營礦山企業(yè)，木里礦區(qū)步入了大規(guī)模開發(fā)建設(shè)時期。受經(jīng)濟利益的驅(qū)動，礦區(qū)大部分企業(yè)重生產(chǎn)、輕環(huán)保，不斷加大生產(chǎn)力度，目前已經(jīng)形成了19 座煤矸石山，總面積達1.702×107m2，導(dǎo)致出現(xiàn)嚴重的生態(tài)環(huán)境破壞現(xiàn)象。高寒礦區(qū)渣山對不同距離的濕地植被和土壤的影響主要原因來自于3個方面：①大風(fēng)天氣造成空氣污染，風(fēng)塵的沉積對高寒濕地土壤的影響；②排土場水土流失帶來的影響；③周邊正常放牧活動構(gòu)成的影響。

木里煤田存在大面積的多年凍土高寒濕地，生態(tài)環(huán)境十分脆弱，目前對高寒地區(qū)煤礦開發(fā)對周邊生態(tài)環(huán)境影響的研究文獻未見報道。本試驗以青海省木里煤田江倉礦區(qū)圣雄煤礦周邊高寒沼澤濕地為研究對象，通過研究分析多年凍土區(qū)煤矸石山周圍植被和土壤特征的變化規(guī)律，探討煤礦開采對多年凍土區(qū)周圍高寒濕地生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生的影響，為礦區(qū)生態(tài)環(huán)境治理提供科學(xué)依據(jù)。

圖1 試驗區(qū)地理位置Fig.1 Geographical position of experiment plot

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

江倉煤礦位于黃河一級支流——大通河上游南岸，橫跨剛察縣和天峻縣轄區(qū)，海拔3 800 m 左右，為中低山，氣候嚴寒，礦區(qū)面積90 km2(圖1)。試驗研究地點圣雄煤礦位于大通河流域、江倉河北岸，地理坐標(biāo)38°03′34″N，99°27′37″E；礦區(qū)東西長2.6 km，南北平均寬度1.8 km，面積約4.64 km2。礦區(qū)周邊主要草地類型為高寒沼澤濕地，屬于多年凍土區(qū)，優(yōu)勢種為藏嵩草(Koeleria tibetic)、苔草(CarexL.)、粗喙苔草(Carex scabrirostris)等。圣雄煤礦自2003 年取得探礦權(quán)，2010 年開始以露天形式探礦開挖，2013 年在礦區(qū)形成了兩座面積約130 萬m3 的渣山，2014年開始全面停產(chǎn)，先對場地和邊坡進行整地、壓實，形成不超過25° 的基礎(chǔ)坡面，然后開展復(fù)綠工作。煤矸石山表層基質(zhì)理化性質(zhì)見表1。

表1 煤矸石山表層基質(zhì)理化性質(zhì)Table 1 Basic physiochemical properties of surface coal gangue

1.2 取樣方法

2015 年8 月以圣雄煤礦煤矸石山為中心，以江倉河為界，環(huán)繞煤矸石山，在東、西、南、北4 個方向1 000 m 以內(nèi)，共選取近距離(300 m)、中距離(650 m)和遠距離(1 000 m)12 個樣區(qū)(表2)，樣區(qū)規(guī)格5 m × 10 m，每個樣區(qū)用對角線法選取3 個1 m × 1 m 樣方。取樣中要避開大坑、圍欄、小溪、湖泊、廢棄地、道路、庫房、生活區(qū)。記錄樣區(qū)海拔高度、經(jīng)度、緯度。

植被調(diào)查時按樣方分類記錄莎草科、禾本科、雜草類三大類群，登記高度、蓋度。在樣區(qū)內(nèi)用網(wǎng)格法隨機選取30 個取樣點分0 ～ 10 cm 和10 ～ 20 cm 用土鉆分層取土，分別用塑料盆將土樣混合均勻，去除草根和石塊，裝入密封袋保存。

表2 采樣點基本情況Table 2 Basic information of sampling sites

1.3 土壤測定

1.3.1 土壤含水率 新鮮土樣置于已預(yù)熱至(105±2) ℃ 的烘箱中烘干至恒重測其干重，計算土壤含水率，每處理重復(fù)3 次，最終測其平均值。計算公式如下[8]。

式中：W為土壤含水率(%)；W1 為土壤濕重(g)；W2 為土壤干重(g)。

1.3.2 土壤容重 將從田間采集帶回的充滿土樣的環(huán)刀，放入烘箱中在(105±2)℃下烘至恒重、稱重。計算公式如下[9]。

式中：rs：土壤容重(g/cm3)；g：環(huán)刀內(nèi)濕樣重(g)；v：環(huán)刀容積(cm3)；W：樣品含水率(%)。

1.3.3 化學(xué)性質(zhì)分析 pH 使用PHB 型精密pH 計測定，有機質(zhì)測定采用重鉻酸鉀–外加熱法[10]，全氮采用重鉻酸鉀–硫酸消化法測定，全磷采用高氯酸–硫酸酸溶–鉬銻抗比色法測定，全鉀采用火焰光度法測定，速效氮采用堿解擴散法測定，有效磷采用碳酸氫鈉浸提–鉬銻抗比色法測定，速效鉀采用醋酸銨–火焰光度計法測定[9]，重金屬元素測定采用微波消解–電感耦合等離子體質(zhì)譜儀法[11]。

1.3.4 微生物數(shù)量 用酒精消毒過的勺子現(xiàn)場采集新鮮土壤，裝入無菌袋，放入冰袋立即放入冰箱保存，第一時間從冰箱取出，平攤晾好過 200 目篩裝入自封袋放入冰箱后待測。細菌測定采用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)–稀釋平板法，真菌采用馬鈴薯蔗糖瓊脂–稀釋平板法，放線菌采用高氏一號培養(yǎng)基–稀釋平板法[12-13]。

1.4 數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用SPSS 20.0 軟件，采用單因素方差(One-way ANOVA)分析矸石山堆積對周邊不同距離(n= 4)植被和土壤的影響。影響因子重要性排位采用隨機森林算法，該算法由Breiman[14]提出，具有運算速度快、變量獨立性無要求、對變量間的非線性關(guān)系解釋度高等優(yōu)點[15-17]，通過R 語言實現(xiàn)運算[18]。

2 結(jié)果與分析

2.1 煤矸石堆積對周圍高寒濕地植被的影響

蓋度和高度是反映植被群落結(jié)構(gòu)以及植被長勢情況的重要數(shù)量指標(biāo)，其數(shù)值大小與土壤、氣候等諸多環(huán)境因子密切相關(guān)，同時容易受到人為活動干擾影響。煤礦的露天開采和煤矸石的堆積影響了礦區(qū)周圍濕地的水循環(huán)，對土壤環(huán)境造成了破壞，通過對煤矸石山周圍濕地的原生牧草種類進行調(diào)查統(tǒng)計分析得到(圖2 和圖3)，莎草蓋度和高度在礦區(qū)周圍濕地占有明顯優(yōu)勢，是當(dāng)?shù)氐膬?yōu)勢草種。

圖2 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地植被類群蓋度比較Fig. 2 Vegetation group coverages in different distances around gangue mountain in alpine wetland

圖3 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地植被類群高度比較Fig. 3 Vegetation group heights in different distances around gangue mountain in alpine wetland

近距離莎草蓋度為59.5%，分別與中距離(75.8 %)和遠距離莎草蓋度(71.8%)存在顯著差異。近距離雜草高度(3.9 cm)分別與中距離(6.6 cm)、遠距離(5.8 cm)雜草高度存在顯著差異。以上結(jié)果表明，煤礦開采活動造成的煤矸石堆積對優(yōu)勢種莎草科植物生長產(chǎn)生了影響，原生莎草類蓋度和高度均有下降趨勢，其中莎草類蓋度下降顯著(P＜0.05)。

2.2 煤矸石堆積對周圍不同距離高寒濕地土壤特性的影響

2.2.1 pH 煤矸石堆積主要通過濾液滲出以及粉塵沉降來影響周邊土壤的酸堿性。從表3 可以看出，無論土壤表層、10 cm 以及20 cm 處土層，距離煤矸石山遠近不同，土壤pH 差異均不顯著，表明煤矸石堆積對土壤的pH 未造成顯著影響。

表3 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地土壤pH 比較Table 3 Soil pH values in different distances around gangue mountain in alpine wetland

2.2.2 土壤容重 土壤容重的變化與土壤孔隙度密切相關(guān)，可較好地反映土壤透氣性、入滲性能、持水能力和溶質(zhì)遷移潛力等[19-20]，土壤有機質(zhì)含量對土壤結(jié)構(gòu)具有重要影響，不同土壤類型容重與有機質(zhì)之間存在著顯著的負相關(guān)關(guān)系[21]。從圖4 可以看出，濕地土壤由于含水量多，容重明顯小于一般土壤。在0 ～ 10 cm 土層近距離與遠距離土壤容重差異顯著(P＜0.05)，隨著煤矸石山距離逐漸增大，土壤容重從近距離的0.36 g/cm3下降為中距離0.30 g/cm3，至遠距離0.28 g/cm3。10 ～ 20 cm 土層容重明顯高于0 ～ 10 cm土層。煤矸石堆積對不同距離樣區(qū)土壤容重產(chǎn)生了影響，可能是煤矸石堆積造成周圍濕地的土壤有機質(zhì)含量減少，增加了土壤容重。

圖4 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地土壤容重比較Fig. 4 Soil bulk densities in different distances around gangue mountain in alpine wetland

2.2.3 養(yǎng)分含量 從表4 可以看出，在0～10 cm土層，隨著距離增加，土壤全氮含量從12.65 g/kg 上升到14.07 g/kg 至14.69 g/kg，土壤有機質(zhì)從300.63 g/kg上升到345.52 g/kg 至361.96 g/kg，0 ～ 10 cm 土層遠距離土壤全氮和有機質(zhì)平均含量是近距離的1.16 倍和1.20 倍。在10 ～ 20 cm 土層也呈現(xiàn)同樣的變化趨勢，遠距離全氮和有機質(zhì)平均含量是近距離的1.24倍和1.25 倍，近距離土壤全鉀與中、遠距離差異顯著(P＜ 0.05)，且近距離最高。無論是0 ～ 10 cm 還是10 ～ 20 cm 土層，近距離土壤全氮含量都與遠距離差異顯著，近距離土壤有機質(zhì)含量也與遠距離差異顯著。說明煤矸石堆積對土壤養(yǎng)分含量的影響最直接地體現(xiàn)在全氮含量和有機質(zhì)含量上。土壤全氮、有機質(zhì)含量分別與土壤大孔隙平均等效直徑有顯著相關(guān)性[22]，矸石堆積是否影響土壤大空隙還需進一步研究。

2.2.4 重金屬含量 從表5 中可以看出，除Zn含量個別超過一級背景值之外，其余7 種重金屬含量均低于一級背景值，重金屬含量符合要求[23]，表明濕地不存在重金屬污染。從表中還可看出，近距離土壤Zn 含量與中、遠距離差異顯著，分別是中、遠距離的1.14 倍和 1.13 倍，其他7 種重金屬元素不同距離差異不顯著。這說明煤矸石堆積造成了周圍濕地土壤重金屬含量的增加，尤其Zn 和Cd 含量顯著增加。通過對高寒礦區(qū)附近的高寒草甸牧草進行重金屬含量分析(表6)，發(fā)現(xiàn)所有牧草中重金屬含量遠低于土壤，說明礦區(qū)濕地植被未受到重金屬污染。

表4 煤矸石山不同距離高寒濕地土壤養(yǎng)分含量比較Table 4 Soil nutrient contents in different distances around gangue mountain in alpine wetland

表5 煤矸石山不同距離高寒濕地土壤重金屬含量比較(mg/kg)Table 5 Heavy metal contents in different distances around gangue mountain in alpine wetland

2.2.5 微生物數(shù)量 土壤的微生物群落結(jié)構(gòu)與土壤理化性質(zhì)結(jié)合，可定位對農(nóng)田影響最為顯著的環(huán)境因素[24]。從表7 可以看出，在0 ～ 10 cm 土層，無論是細菌、真菌還是放線菌，中距離樣區(qū)數(shù)量最多，其次是遠距離，近距離微生物最少，近距離真菌數(shù)量(33.18×103cfu/g)與中距離 (64.08×103cfu/g )差異顯著(P＜0.05)。中距離放線菌數(shù)量(49.00×105cfu/g)與近距離(11.35×105cfu/g)、遠距離(14.40×105cfu/g)差異顯著，分別是近距離和遠距離的4.32 倍和3.4 倍。10 ～20 cm 土層真菌與放線菌數(shù)量遠高于0 ～ 10 cm 土層，細菌數(shù)量略小于0 ～ 10 cm 土層。由此可見，煤矸石堆積影響了土壤微生物環(huán)境，造成土壤微生物減少，尤其是影響表層土壤真菌和放線菌的數(shù)量。

2.3 應(yīng)用隨機森林算法評價煤矸石堆積對周邊濕地植被和土壤特征的影響

圖 5 是基于隨機森林算法的煤矸石山 26 個因子重要性排序分析結(jié)果，可以看出，雜草類高度、Zn 含量、土壤容重、莎草蓋度、有機質(zhì)含量為煤矸石堆積影響周圍高寒濕地的主要因子。

3 討論

從研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)，在青海木里煤田江倉礦區(qū)圣雄煤礦矸石山周邊高寒濕地莎草、禾草和雜草類3 種植物類群中，無論是高度還是蓋度，莎草類均占絕對優(yōu)勢，這與試驗地區(qū)的實際情況是一致的。但有研究認為，通常情況下土壤容重范圍保持在1.0 ～ 1.7 g/cm3，平均值為1.32 g/cm3，土壤容重隨土層深度增加而增加[27]，本研究采樣地區(qū)屬于多年凍土區(qū)高寒沼澤濕地，所測樣點土壤容重遠低于一般土壤，在0.25 ～0.40 g/cm3。馬維偉等[28]研究甘南尕海濕地生態(tài)系統(tǒng)發(fā)現(xiàn)，不同類型濕地土壤容重平均值為0.22 ～ 1.29 g/cm3，本試驗濕地土壤容重數(shù)據(jù)結(jié)果位于該范圍之內(nèi)。高寒濕地土壤容重低可能與土壤表層長期積水有關(guān)，也可能與多年凍土區(qū)土壤結(jié)構(gòu)特征有關(guān)，需要進一步研究探討。Tranter 等[29]認為隨著土層深度的增加，土壤有機質(zhì)含量逐漸降低，是造成土壤容重隨土壤深度增加逐漸增大的主要原因，本試驗研究結(jié)果與此一致。

表6 幾個牧草樣本重金屬含量情況Table 6 Heavy metal contents in several herbage samples

表7 煤矸石山不同距離高寒濕地土壤微生物數(shù)量比較Table 7 Soil microorganism quantities in different distances around gangue mountain in alpine wetland

圖 5 基于平均基尼指數(shù)遞減度(MDG)和平均準(zhǔn)確率降低度(MDA)的重要變量排序Fig. 5 Orders of important variables based on mean decrease gini(MDG) and mean decrease accuracy (MDA)

研究結(jié)果表明，煤矸石山周邊高寒濕地土壤整體偏酸性，這與劉德玉[30]提出的江倉地區(qū)草甸沼澤土長期積水土壤呈微酸性至酸性反應(yīng)的研究結(jié)果一致。由于煤矸石本身基質(zhì)是堿性的，通過雨水沖刷和冰雪融化進入土壤，地勢低洼的區(qū)域pH 理應(yīng)較高，而本試驗研究結(jié)果中未發(fā)現(xiàn)有類似特征，pH 高低沒有表現(xiàn)出與海拔地勢有關(guān)。這可能是由于高寒地區(qū)煤矸石長期冰雪覆蓋，夏季雨季雖然降雨頻繁，但雨量小、強度低，對煤矸石的沖刷作用不明顯，一定程度上制約了對周邊土壤的影響，需要進一步同其他影響因素結(jié)合起來探討。

土壤有機質(zhì)含量是有機碳投入水平與土壤有機碳礦化水平平衡的結(jié)果[31]。土壤微生物以有機物質(zhì)作為碳素和能量來源，以有機物質(zhì)作為氮和其他礦質(zhì)養(yǎng)料的儲藏庫，其微生物的類群和數(shù)量反映了土壤有機質(zhì)與氮素營養(yǎng)的釋放與吸收[32-34]。在本研究中，距離煤矸石山越近，有機質(zhì)含量越低，表明煤矸石堆積造成土壤有機質(zhì)含量減少。田昆[35]研究認為，原生沼澤、沼澤化草甸、草甸下層0 ～ 20 cm 土層有機質(zhì)含量高于上層20 ～ 40 cm 土層，由于地表積水或土壤水分飽和，原生沼澤土壤處于還原環(huán)境，有機質(zhì)分解作用極為緩慢，與本研究0 ～ 10 cm 土層有機質(zhì)含量高于10 ～ 20 cm 土層是一致的。本試驗中，高寒地區(qū)煤矸石山周邊濕地土壤中所有重金屬元素都沒有超標(biāo)，但從試驗結(jié)果來看，煤矸石堆積造成了周圍濕地土壤重金屬含量的增加，尤其Zn和Cd 含量顯著增加，在今后的生態(tài)恢復(fù)治理中要引起重視和注意。

有研究表明，濕地土壤微生物中以細菌為主，占微生物總數(shù)的98.10%，是土壤中最活躍的因素[36]，本研究中細菌數(shù)量在3 種微生物類型中也占絕大多數(shù)，占微生物總數(shù)75% 以上。但真菌對環(huán)境反應(yīng)最為敏感，一般來說，大多數(shù)真菌只能在pH 酸性范圍內(nèi)生長發(fā)育[34]。真菌參與土壤有機質(zhì)的分解，直接影響土壤有機質(zhì)的含量，反之，土壤有機質(zhì)的增減也能改變土壤真菌的數(shù)量和組成[37]，本研究結(jié)果與前人研究結(jié)果相吻合。陸梅等[36]研究認為，濕地土壤通氣性差，氧氣含量少，因此真菌的生長受到限制，數(shù)量大大減少，充分反映出土壤真菌對土壤水分和氧氣含量較敏感的特性。通過隨機森林算法分析驗證了煤矸石堆積對植被土壤因子影響程度，統(tǒng)計分析結(jié)果與討論情況是一致的。

4 結(jié)論

短期時間煤矸石的堆積一定程度影響了周圍高寒濕地植被和土壤特征變化。本研究中，礦區(qū)煤矸石的堆積影響了周圍高寒濕地土壤的物理、化學(xué)和微生物特征，增加了土壤容重，使土壤全氮和有機質(zhì)減少，抑制土壤表層真菌和放線菌生長，進而影響莎草高度和禾本科蓋度。

除Zn 以外，煤矸石堆積沒有顯著影響土壤As、Cr、Ni、Cu、Hg、Pb、Cd 其他7 種重金屬元素含量。通過隨機森林算法分析表明，雜草類高度、Zn 含量、土壤容重、莎草蓋度、有機質(zhì)含量是煤矸石堆積影響高寒濕地的主要因子。