黃土溝壑區(qū)采煤塌陷地人工與自然植被恢復下土壤性質(zhì)演變特征

杜華棟,曹祎晨,聶文杰,宋世杰

(1.西安科技大學 地質(zhì)與環(huán)境學院，陜西 西安 710054; 2.西安科技大學 西部礦山生態(tài)環(huán)境修復研究院，陜西 西安 710054)

植被恢復是擾動地生態(tài)修復的基礎(chǔ)[1]，目前植被恢復方式大體分為自然和人工2種，其中自然植被恢復是指在干擾停止后依靠天然土壤種子庫、原生植物自然更新對被破壞的植被重新建植，而人工恢復技術(shù)即通過人工土地整治與引入新物種結(jié)合，以加速損害地生態(tài)恢復[2]。土壤質(zhì)量的改善是植被恢復效益的重要評價指標之一，揭示干擾地自然和人工植被恢復方式對土壤性狀的影響差異，對于指導干擾后植被建設具有重要意義[3]。

作為干擾生態(tài)系統(tǒng)恢復效應評價的重要內(nèi)容，礦區(qū)植被恢復后的土壤環(huán)境效應已有較多的研究，多數(shù)研究表明，植被的恢復有利于土壤結(jié)構(gòu)的改善，容重降低、孔隙度增加，土壤微生物種群及結(jié)構(gòu)發(fā)生變化[6-7]，進而提高土壤養(yǎng)分的轉(zhuǎn)化利用，促進各種元素在生態(tài)系統(tǒng)中的循環(huán)[8]。但目前自然和人工植被恢復模式下土壤理化性質(zhì)的演化規(guī)律仍存在一定爭議，有學者研究表明人工植被恢復模式下由于人工加速了植被恢復過程，使得土壤營養(yǎng)元素的積累、性狀改善都較快[11-12]，因此人工植被恢復對土壤性狀的改善效果優(yōu)于自然植被;但也有研究表明人工植被恢復模式較高的生產(chǎn)力和養(yǎng)分存儲能力，也會過度消耗土壤水分[13]，土壤入滲速率的改善和有機質(zhì)含量均較低，使人工植被恢復的可持續(xù)性比自然恢復差[14]。目前礦區(qū)植被恢復后的土壤改善效益研究主要為靜態(tài)監(jiān)測，自然與人工植被恢復模式下土壤性質(zhì)的動態(tài)演變過程及機理闡述研究仍然較少，且現(xiàn)有相關(guān)研究主要集中于東部煤礦沉陷區(qū)[15]和西部露天開采排土場[16]。針對西部礦區(qū)尤其擾動強烈的黃土溝壑區(qū)采煤地表塌陷地，自然與人工植被恢復后土壤理化生性質(zhì)各自動態(tài)演變特征是什么？哪種植被恢復方式能更有效恢復塌陷地土壤生態(tài)系統(tǒng)？有必要開展進一步研究。

因此，筆者以榆神府礦區(qū)為對象，在闡明該區(qū)黃土溝壑地貌采煤塌陷地人工和自然2種植被恢復模式土壤理化生性質(zhì)動態(tài)變化規(guī)律的基礎(chǔ)上，探討塌陷地植被恢復與土壤質(zhì)量的演變關(guān)系，以期為評價礦區(qū)植被恢復生態(tài)效益和指導植被建設合理布局提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)是位于毛烏素沙漠與黃土高原過渡地帶的榆神府礦區(qū)，選擇該區(qū)地表塌陷明顯的黃土溝壑地貌為研究對象(圖1)。該區(qū)屬溫帶半干旱大陸性季風氣候，多年平均氣溫為8.4 ℃，最高溫度38.9 ℃，最低氣溫-27.9 ℃;年平均降水量為436 mm，其中6—9月份占總降水量的70%～80%;蒸發(fā)量是降水量的4～10倍;礦區(qū)以風沙土和黃綿土為主，土壤結(jié)構(gòu)較疏松、有機質(zhì)含量低。

圖1 研究區(qū)位置Fig.1 Location of the study area

區(qū)內(nèi)煤炭儲量豐富，煤層厚、埋深淺，煤層埋藏深度一般為100～300 m，煤炭開采方式主要采用綜合機械化長臂式開采工藝，綜采工作面長200～400 m，工作面間留有20～30 m 寬的護巷煤柱。開采后地表塌陷程度較為嚴重，地表出現(xiàn)大量裂縫，裂縫寬度在10～50 cm，垂直位移在0～80 cm。地表損害后土壤侵蝕強度增大、地表水體斷流萎縮、地表植被受損。目前榆神府礦區(qū)黃土地貌土地復墾主要是工程復墾，包括人工和機械平整和充填土地，輔以適當生物復墾技術(shù)。

1.2 樣地設置

首先通過衛(wèi)星遙感解譯和野外調(diào)查，選取榆神府礦區(qū)黃土溝壑地貌采煤塌陷區(qū)的人工與自然恢復樣地，主要涉及榆家梁、檸條塔、張家峁、紅柳林、石窯店、麻黃梁6個煤礦(圖1)，并在每個井田周邊設置未塌陷地作為對照。依據(jù)具體礦井收集的工作面推進資料確定地表塌陷年限，以此年限作為地表損害后植被自然恢復年限，且選定沒有進行過人為修復的區(qū)域作為自然恢復樣地;依據(jù)礦區(qū)人工植被建設年限資料確定人工植被恢復年限，同時為消除人工恢復物種選擇對試驗結(jié)果的影響，筆者主要選取榆神府礦區(qū)人工恢復過程中應用較多的沙棘(Hippophaerhamnoides)和油松(Pinustabuliformis)混合植被群落作為研究對象。運用“時空替代法”選取立地條件一致或相近的植被恢復樣地，以不同地點上選取的不同植被恢復年限植被群落來代替同一生長地點上生長的不同恢復年限的植被群落。后依據(jù)本研究團隊前期在榆神府礦區(qū)研究的土壤和植被恢復演替階段[17]，將植被恢復年限劃分為0～5，6～10和11～15 a，以此研究自然和人工植被恢復模型下土壤演化規(guī)律。

1.3 土壤樣品采集及實驗分析

為消除黃土溝壑區(qū)地貌差異對研究結(jié)果的影響，本研究主要在溝壑區(qū)地貌比例較大、具有代表性的坡溝地選取樣地，不同演替階段不同植被恢復模式下各選擇至少7塊下墊面狀況類似的樣地，樣地在不同井田布設數(shù)見表1。每個樣地內(nèi)隨機選取5點進行土壤取樣，其中土壤水分用土壤水分鉆采集地表下0～60 cm土層;用標準環(huán)刀(100 cm3)用于土壤容重的測定;土壤養(yǎng)分和生物學性狀用土壤養(yǎng)分取樣鉆采集，土壤容重、養(yǎng)分和生物學性質(zhì)均采集0～20 cm土層土壤。土壤物理、養(yǎng)分性質(zhì)在實驗室自然風干后備測;土壤生物學性質(zhì)取樣后實驗室-80 ℃冰箱保存?zhèn)錅y。同時，為探討塌陷地植被恢復過程中植被群落與土壤因子之間的關(guān)系，在進行土壤采樣同時進行植被調(diào)查(調(diào)查方法見文獻[17])，由于本文主要討論植被恢復后的土壤改善效益，因此調(diào)查得到的人工與自然植被恢復過程中植被群落數(shù)據(jù)在本文中僅作為背景資料(表1)。

表1 研究樣地基本情況Table 1 Basic conditions of the study plots

土壤物理指標測量[18]:土壤含水量用烘干法直接測定，土壤pH值用電位法測定，土壤容重采用標準環(huán)刀法測定。土壤養(yǎng)分指標[18]:有機質(zhì)質(zhì)量分數(shù)用燃燒氧化-非分散紅外法測定，銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)用水楊酸鈉法測定，速效磷質(zhì)量分數(shù)用雙酸(H2SO4-HCl)浸提-鉬銻抗比色法測定，速效鉀質(zhì)量分數(shù)用乙酸銨浸提-火焰光度計法測定。土壤酶活性測定:蔗糖酶采用3,5—二硝基水楊酸比色法，過氧化氫酶采用高錳酸鉀滴定法，脲酶采用靛酚藍比色法，磷酸酶采用磷酸苯二鈉法測定[19]。采用絕對定量PCR分析土壤DNA樣品細菌、真菌和放線菌的基因拷貝數(shù)，獲取土壤樣品中細菌、真菌和放線菌數(shù)量[20]。

1.4 數(shù)據(jù)統(tǒng)計與分析

1.4.1數(shù)據(jù)統(tǒng)計

采用SPSS 21.0軟件對數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計檢驗，剔除異常值，結(jié)果用平均值±標準偏差(SD)表示，用單因素方差分析(one-way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)比較土壤指標在不同植被恢復模式、不同恢復年限下的差異顯著性，差異顯著性水平設定為p=0.05。

1.4.2土壤演變特征分析

依據(jù)不同植被恢復模式不同年限樣地所測土壤指標，采用CANOCO 4.5 軟件應用冗余分析法(Redundancy analysis，RDA)對所研究樣地進行排序，得到RDA二維排序圖，其結(jié)果不僅能反映不同恢復方式不同恢復年限樣地土壤的演化過程，同時也可以直觀的分析土壤指標之間的關(guān)系[21]。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同植被恢復模式下土壤物理性質(zhì)變化特征

人工和自然植被恢復0～5 a土壤平均含水量較未塌陷樣地分別低了54%,59%(圖2)，后都隨著恢復年限的增加表現(xiàn)出增加趨勢，恢復至10～15 a人工和自然恢復樣地含水量較0～5 a分別增加了93%和102%，但2種植被恢復模式仍未達到塌陷前水平，人工和自然恢復樣地分別較未塌陷地低11%和17%;從恢復速度上看，人工植被恢復樣地表層土壤含水量增加速率慢于自然恢復樣地。

圖2 不同植被恢復土壤含水量變化特征Fig.2 Variation characteristics of soil moisture content of different vegetation restoration models

與未塌陷區(qū)相比，采煤塌陷區(qū)植被恢復過程中土壤pH值始終高于未塌陷區(qū)(p<0.05)，不同植被恢復方式下土壤pH值在相同時段內(nèi)無顯著差異，且隨恢復時間變化不顯著(p>0.05)(表2)。從土壤容重分析，人工和自然植被恢復0～10 a土壤容重都顯著低于未塌陷區(qū)(p<0.05)，且人工恢復區(qū)土壤容重小于自然恢復區(qū)(表2);但在植被恢復樣地10 a后土壤容重顯著增加(p>0.05)，人工和自然方式分別較0～10 a顯著增加15%和10%(p<0.05)，使得自然恢復10 a后土壤容重與未塌陷區(qū)無顯著差異，人工恢復10 a土壤容重仍顯著低于未塌陷區(qū)7%。

表2 不同植被恢復模式土壤理化性質(zhì)變化特征Table 2 Variation characteristics of soil physical and chemical properties of different vegetation restoration models

2.2 不同植被恢復模式下土壤養(yǎng)分變化特征

采煤塌陷區(qū)植被恢復初期0～5 a，土壤有機質(zhì)、銨態(tài)氮、速效磷和速效鉀質(zhì)量分數(shù)均低于未塌陷區(qū)(p<0.05)(表2);后隨著恢復年限的增加，恢復區(qū)的土壤養(yǎng)分指標均隨恢復時間逐漸增大，且0～10 a人工恢復區(qū)的有機質(zhì)和速效鉀質(zhì)量分數(shù)均高于自然恢復區(qū)(p<0.05);恢復10 a后，人工恢復樣地有機質(zhì)、銨態(tài)氮、速效磷和速效鉀質(zhì)量分數(shù)較0～5 a分別增加了47%,127%,50%和31%(p<0.05)，與未塌陷區(qū)無顯著差異(p>0.05);而自然恢復10 a后，土壤有機質(zhì)和銨態(tài)氮質(zhì)量分數(shù)較恢復0～5 a分別增加了64%和41%(p<0.05)，與未塌陷區(qū)無顯著差異(p>0.05)，但其速效磷和速效鉀質(zhì)量分數(shù)隨恢復時間未顯著增加(p>0.05)。

2.3 不同植被恢復模式下土壤生物學性質(zhì)變化特征

人工植被恢復0～5 a，土壤蔗糖酶、過氧化氫酶和磷酸酶活性都小于未塌陷區(qū)(p>0.05)，而脲酶活性高于未塌陷區(qū)(圖3(a)～(d));蔗糖酶和磷酸酶活性隨恢復時間先增大后減小，恢復10 a后，蔗糖酶、過氧化氫酶和磷酸酶活性仍低于未塌陷區(qū)(p>0.05)，脲酶活性與未塌陷區(qū)無顯著差異(p>0.05)。自然植被恢復0～5 a，土壤蔗糖酶和磷酸酶活性均小于未塌陷區(qū)(p>0.05)，但脲酶和過氧化氫酶活性均高于未塌陷地且隨恢復時間無顯著變化(p>0.05)，在恢復10 a后，自然植被恢復樣地蔗糖酶和磷酸酶含量仍低于未塌陷區(qū)(p>0.05)(圖3(a)～(d))。

人工和自然植被恢復0～5 a土壤微生物數(shù)量均低于未塌陷區(qū)(p<0.05)(圖3(e)～(g))，其中真菌和細菌數(shù)量均隨恢復時間增加，至恢復10 a，人工和自然樣地真菌數(shù)量分別增加了3.75，2.47倍，仍低于未塌陷區(qū)22%,28%(p<0.05);細菌數(shù)量分別增加了2.25，0.11倍，與未塌陷區(qū)無顯著差異(p>0.05)。人工恢復樣地土壤放線菌數(shù)量隨恢復年限增加呈現(xiàn)減小趨勢，恢復10 a后減小了50%，較未塌陷區(qū)低67%;自然恢復樣地放線菌數(shù)量隨恢復時間未顯著增加，至10 a后仍低于未塌陷區(qū)58%(p<0.05)。對比兩種植被恢復方式，在恢復10 a后，除放線菌外，人工恢復區(qū)真菌和細菌數(shù)量均高于自然恢復區(qū)(p>0.05)(圖3(e)～(g))。

圖3 不同植被恢復模式土壤生物學性質(zhì)變化特征Fig.3 Variation characteristics of soil biological properties of different vegetation restoration models

2.4 不同植被恢復模式土壤演化過程及其與植物群落特征關(guān)系分析

冗余分析的RDA1和RDA2兩軸能夠解釋67.1%的土壤因子-植被特征關(guān)系信息，說明排序結(jié)果能夠反映不同植被恢復模式土壤演變規(guī)律及土壤指標之間的關(guān)系(圖4)。自然恢復樣地主要集中在第1和第2象限，且由于自然植被恢復條件下土壤自修復速率緩慢，使得不同恢復年限樣地分布較為集中;隨著恢復年限的增加自然植被恢復10 a后，土壤菌類和水分基本可恢復至塌陷干擾前水平，但土壤有機質(zhì)和有效磷在自然植被恢復過程中改善效果有限。人工植被恢復樣地主要集中在第3和4象限，較未塌陷地和自然植被恢復樣地，人工植被恢復1～5 a土壤質(zhì)量下降明顯;但人工恢復樣地土壤恢復速度較快，因此不同恢復年限人工樣地較自然恢復樣地分布較為分散;人工植被恢復樣地在恢復6～10 a階段土壤與植被特征即可恢復至塌陷前水平，恢復10 a后的人工恢復樣地土壤質(zhì)量顯著優(yōu)于同時期自然恢復樣地和未塌陷地(圖4)。

由圖4還可以得出，恢復樣地土壤因子除土壤放線菌和過氧化氫酶以外，其他測定土壤因子之間都呈正相關(guān)關(guān)系，且主要以土壤水分、有機質(zhì)為中心聚集在一起，其中土壤菌類、有效氮、脲酶、有效鉀、容重和水分之間相關(guān)性較大，且這些指標與植物群落多樣性和植被覆蓋度具有較高相關(guān)性，而土壤有機質(zhì)、過氧化氫酶、蔗糖酶和有效磷間相關(guān)性較大，且這4種土壤指標與植物地上生物量關(guān)系密切;土壤pH和堿性磷酸酶與植物群落特征相關(guān)性較小(圖4)。

圖4 自然與人工植被恢復方式下樣地、土壤因子和植被群落特征的冗余分析三序圖Fig.4 Triplot of redundancy analysis to soil physical,chemical and biological properties under natural and artificial vegetation restoration models

3 討 論

3.1 自然與人工植被恢復模式土壤性狀演變規(guī)律

植被建設在礦區(qū)地表塌陷后生態(tài)環(huán)境恢復方面發(fā)揮著重要作用，被認為是恢復地表生態(tài)系統(tǒng)和治理水土流失的有效手段[22]。榆神府礦區(qū)塌陷地植被恢復初期由于地表塌陷導致土壤結(jié)構(gòu)受損，地表裂縫和斷錯增加了土壤水分蒸發(fā)面積，使得土壤蒸發(fā)量增加[23]，因此自然和人工植被恢復初期樣地土壤水分含量都較未塌陷地降低;同時植被恢復初期自然和人工植被群落受到損害仍未完全恢復[24]，植被生長對土壤的改良功能變?nèi)鮗25]，本研究也表明該階段土壤酶類活性和菌類數(shù)量水平都較未塌陷地低。上述土壤水分和生物活性降低直接或間接影響土壤養(yǎng)分動態(tài)循環(huán)，使得植被恢復初期2種植被恢復模式下土壤有機質(zhì)、有效氮磷等養(yǎng)分質(zhì)量分數(shù)亦下降，這與其他植被恢復初期土壤養(yǎng)分含量下降的結(jié)果相吻合[26-27]。本研究表明榆神府礦區(qū)人工植被恢復初期樣地土壤質(zhì)量下降較自然恢復地幅度大，推測主要是因為除塌陷擾動外，人工植被恢復初期種植過程使較深層次養(yǎng)分和生物活性較低的土壤翻動至地表[28]，使得地表土壤養(yǎng)分含量和生物活性都降低。

隨著植被恢復年限的增加，人工與自然植被恢復樣地人為擾動都停止，土壤含水量提高、酶類和菌類活性增強，這與其他研究植被恢復后土壤性質(zhì)的演化過程一致。但半干旱礦區(qū)塌陷地人工和自然植被恢復后土壤的改善程度和演化過程均存在一定差異，其中自然植被恢復過程對土壤的改善效益較為緩慢，尤其是土壤容重、有機質(zhì)和生物活性，依據(jù)目前植被恢復后土壤效應研究進展推測，主要是因為干旱半干旱地區(qū)植被自然恢復過程較為緩慢[31]，植物通過根系生長對土壤結(jié)構(gòu)改良效應和枯落物積累對土壤養(yǎng)分提高的作用效果不明顯;而在人工植被恢復樣地，植被恢復過程中的撫育措施(如澆灌、施肥)為植被生長提供了優(yōu)良的環(huán)境[32]，因此人工植被恢復區(qū)植被蓋度和生物量迅速增加，發(fā)達的植物根系生長和枯落物分解使人工恢復區(qū)土壤容重顯著低于自然恢復區(qū)，使得土壤孔隙度增加改善了土壤結(jié)構(gòu)，人工植被恢復后對土壤結(jié)構(gòu)的改善與其他類似研究結(jié)果相似[33];同時人工植被土壤有機質(zhì)、有效氮磷累積速度快，對土壤的改善較為明顯，這與陜北黃土高原自然植被對土壤養(yǎng)分的改善作用強于人工林地結(jié)果相反[34]，主要是因為目前黃土高原關(guān)于植被恢復后土壤效益主要集中于森林帶和森林草原帶，這個區(qū)域自然植被恢復相對迅速、生物量累計較大，因此土壤改善作用明顯，而本研究主要位于黃土高原與毛烏素沙地交錯的草原帶，適當?shù)娜斯嵊胧┛纱龠M植被群落恢復進程。人工植被恢復地植被對土壤結(jié)構(gòu)的改善和養(yǎng)分含量增加，有利于提高土壤酶的活性和微生物數(shù)量[35]。土壤生物活性的提高反過來有助于土壤有機碳積累增加，進而形成了還原條件的土壤環(huán)境抑制了過氧化氫酶活性的增強[36]。

3.2 土壤因子恢復過程及其與植被恢復關(guān)系

冗余分析表明土壤含水量和有機質(zhì)是影響榆神府礦區(qū)土壤質(zhì)量的關(guān)鍵因子，研究區(qū)自然植被恢復初期地表土壤擾動相對較小，土壤質(zhì)量下降幅度較小，但隨著時間推移研究區(qū)自然植被恢復過程緩慢[37]，自然植被恢復對土壤水分和養(yǎng)分因子的改善效果不明顯，水分養(yǎng)分敏感的土壤酶類活性和菌類數(shù)量在自然恢復樣地亦沒能快速恢復[38]，進而影響了整個土壤生態(tài)系統(tǒng)循環(huán)進程，使得自然恢復10 a后土壤有機質(zhì)和有效磷等仍未恢復至塌陷前水平。而人工植被恢復條件下，雖然植被恢復初期植被群落和土壤的擾動都較大，植被和土壤質(zhì)量下降明顯，但人工恢復條件下植被群落結(jié)構(gòu)迅速建構(gòu)[39]，該區(qū)植被恢復6 a后群落多樣性和生物量基本已經(jīng)超過未塌陷區(qū)。人工植被恢復樣地的植被覆蓋度、群落多樣性和枯落物積累量增加，一方面植被的恢復使得土壤養(yǎng)分和質(zhì)地得到改善[40-41]，另一方面植被覆蓋度增加減小了研究區(qū)因地表裸露造成的土壤侵蝕[42]，兩者共同作用使得人工植被對土壤的改善效果和速度均高于自然恢復樣地。因此，從榆神府礦區(qū)自然與人工植被恢復過程中土壤的演化趨勢分析，在生態(tài)環(huán)境脆弱、容易水土流失的采煤塌陷地進行植被建設時，植被恢復前期要盡量減小人為恢復措施對原有植被和土壤系統(tǒng)的干擾，同時輔以適當?shù)娜斯嵊胧莸刂脖唤ㄔO會取得更好的生態(tài)效益。

4 結(jié) 論

(1)人工和自然植被恢復后土壤的改善程度和演化過程均存在一定差異，自然植被恢復過程中由于植被恢復進程較為緩慢，因而土壤質(zhì)量改善速度較慢;人工撫育促進了人工植被恢復地植被群落生物量和多樣性增加，因此人工植被恢復對土壤養(yǎng)分、土壤酶活性和菌類數(shù)量的改善速度大于自然恢復區(qū)。

(2)自然植被恢復10 a后，土壤有機質(zhì)和有效養(yǎng)分質(zhì)量分數(shù)仍然低于未塌陷前水平;而人工植被恢復6 a后，土壤各理化生監(jiān)測指標均可以達到甚至高于未塌陷前水平;研究區(qū)土壤含水量和有機質(zhì)是影響其他土壤因子的主要指標。

(3)人工植被恢復前期土壤質(zhì)量下降大于自然植被恢復區(qū)，但后期人工植被群落對礦區(qū)塌陷地土壤性狀改善作用優(yōu)于自然植被恢復。因此，在未來半干旱采煤塌陷區(qū)生態(tài)環(huán)境治理過程中人工植被恢復初期盡量減小人為恢復措施對原有植被和土壤系統(tǒng)的干擾，同時輔以適當?shù)娜斯嵊胧?，塌陷地植被建設會取得更好的生態(tài)效益。