曹 夢，郭孝理，趙云澤，李 勇，孫忠祥，黃元仿

(中國農(nóng)業(yè)大學土地科學與技術(shù)學院，北京 100193)

露天煤礦的大規(guī)模開采活動，不僅破壞和侵占了大量的土地資源，而且也會損毀地表植被，造成區(qū)域生態(tài)環(huán)境的退化[1]。土壤是一個復雜的動態(tài)系統(tǒng)，有助于維持陸地生態(tài)系統(tǒng)中的植物生產(chǎn)和生物地球化學循環(huán)[2]。因此，露天煤礦區(qū)域的生態(tài)環(huán)境恢復至關(guān)重要，而土壤質(zhì)量的恢復更是土地復墾的關(guān)鍵[3]。采取適當?shù)闹脖粡蛪ù胧┛梢愿咝?、快速地恢復礦區(qū)土壤狀況[4]，但不同的復墾年限和植被覆蓋模式對土壤質(zhì)量的改善程度有所差異?；诖耍瑢ΦV區(qū)復墾土壤質(zhì)量進行分析，并對其進行定量化表征，可以更好地實施恢復措施，有助于開展露天煤礦的生態(tài)系統(tǒng)恢復工作。

已有諸多學者借助模型等方法評價復墾土壤質(zhì)量，但主要聚焦于復墾土壤的生產(chǎn)力評價。胡振琪等[5]構(gòu)建了模糊PI模型，定量化評價復墾土壤耕作效果；卞正富[6]分析了復墾土地生產(chǎn)力的影響要素，提出了熵流模型；陳龍乾等[7]從土壤生產(chǎn)力和環(huán)境質(zhì)量兩類指標出發(fā)，用土壤質(zhì)量評價指數(shù)表征了徐州礦區(qū)復墾后質(zhì)量；王金滿等[8]分析了草原區(qū)露天礦土壤理化指標的演替規(guī)律，擬合出了復墾土壤質(zhì)量變化的指數(shù)模型。雖然復墾土壤質(zhì)量的評價指標應綜合考慮土壤過程中的物理、化學和生物因素[9]，但以往的研究仍多集中在土壤的養(yǎng)分狀況及其與植物群落特征的相互關(guān)系分析，對物理、生物指標等的考慮尚顯不足。ZHAO等[10]對露天煤礦復墾土壤的物理、化學和生物性質(zhì)進行了探索性分析，但針對礦區(qū)不同復墾年限和模式下土壤質(zhì)量的綜合評價仍尚顯缺乏。本文以安太堡露天煤礦為例，借助模糊數(shù)學等方法，從土壤的物理、化學和生物等指標綜合分析其質(zhì)量狀況，旨在揭示不同復墾年限和植被模式對土壤質(zhì)量的影響，以期為露天礦區(qū)復墾和生態(tài)恢復等提供理論參考。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

安太堡露天煤礦位于山西省朔州市，是平朔露天礦的一部分。礦區(qū)范圍為E112°18′～113°26′、N39°27′～39°34′，處于黃土丘陵生態(tài)脆弱區(qū)，對外界環(huán)境改變反應敏感。礦區(qū)自然環(huán)境較惡劣，水土流失嚴重，土壤易受水、風侵蝕，土壤質(zhì)地偏砂，生產(chǎn)力偏低。近30年的土地復墾與生態(tài)修復使礦區(qū)已形成由“林、灌、草”等要素構(gòu)成的多層次結(jié)構(gòu)。本文的具體研究區(qū)域包括安太堡露天礦的排土場(南排土場、西排土場和內(nèi)排土場)及其周圍原始地貌區(qū)域，即安太堡礦區(qū)的西南部。

1.2 樣品采集

采用“空間代時間”的方法，在安太堡煤礦的南排土場和西排土場選擇不同植物配置模式的16塊樣地為研究樣地，以分析復墾年限和植被模式對土壤質(zhì)量的影響；同時，在樣地附近選擇3塊原始地貌樣地和2塊損毀-無復墾樣地作為對照，詳細信息見表1。

表1 樣地的基本情況Table 1 The characteristics of the samples

注：①NF22樣地的刺槐和榆樹已退化；②NO13為南排土場坡下的原始地貌小葉楊樣地。資料來源：文獻[11]

在每個樣地中隨機設置3個樣方(10 m×10 m)，然后在每個樣方中選取5個1 m×1 m的樣點，除去枯枝落葉層后取0～20 cm的土樣。將各樣方的土樣進行混合，用四分法留存足夠樣品，裝入無菌袋中，置于冰盒帶回實驗室4 ℃冰箱中保存待用。用GPS對每個地塊準確定位，并記錄樣地情況。

1.3 測試指標與方法

選取的13項土壤指標及檢測方法見表2。

表2 土壤質(zhì)量分析指標及其測定方法Table 2 Index of soil quality and its measuring method

2 土壤質(zhì)量評價模型

2.1 土壤質(zhì)量單因子指標的選擇

對礦山土而言，土壤容重和pH值可以很好地反映復墾土壤狀況[12]，土壤養(yǎng)分的遷移主要受土壤水分影響；土壤有機質(zhì)又是研究土壤質(zhì)量變化最理想的指標。另外，安太堡露天煤礦所處的黃土區(qū)并不缺少全鉀，且全磷對于排土場這種新造土壤的養(yǎng)分質(zhì)量影響較小[9]，因此選用全氮、速效氮、速效磷和速效鉀作為評價指標。同時，土壤微生物狀況，包括微生物量和微生物多樣性，也廣泛的被用來評估土壤質(zhì)量，因此再選取微生物量碳、氮以及Shannon-Wiener等生物指標。

2.2 單因子指標權(quán)重和隸屬度的確定

1) 確定單因子指標權(quán)重。根據(jù)單因子指標之間的相關(guān)系數(shù)可知，土壤有機碳和全氮、速效鉀呈極顯著相關(guān)(P<0.01)，且全氮和速效鉀之間也呈現(xiàn)顯著相關(guān)(P<0.05)。為使評價更為客觀，并考慮有機質(zhì)在土壤質(zhì)量評價中的關(guān)鍵作用，刪除土壤全氮和速效鉀指標。同時，Shannon-Wiener index、McIntosh index均與微生物量碳和Pielou evenness index顯著相關(guān)，故刪除前兩個指標。通過相關(guān)系數(shù)法檢驗，最終取9個指標構(gòu)建土壤質(zhì)量評價模型，并按式(1)和式(2)求取單因子指標權(quán)重[8]來表示單因子指標的重要性(表3)。

(1)

(2)

表3 單因子指標的權(quán)重Table 3 Weight of each various indices

2) 單因子指標隸屬度計算。為使單因子指標之間可進行統(tǒng)一的運算，需對原始數(shù)據(jù)進行標準化處理[13]常采取隸屬度函數(shù)來輔助計算。

采用拋物線型函數(shù)(式(3))來確定土壤容重的隸屬度；pH值較特殊，根據(jù)實際情況(pH>8.0)和經(jīng)驗來確定(式(4))；以戒上型隸屬度函數(shù)來確定其他指標狀況(式(5))。

(3)

式中，a1、a2、b1、b2分別為指標的臨界值。根據(jù)實測值，確定其具體數(shù)值分別為0.8、1.6、1.1和1.2。

(4)

(5)

式中，x1、x2分別為單因子指標的最小值和最大值。

2.3 土壤質(zhì)量綜合指標的構(gòu)建

綜合分析土壤質(zhì)量時，不同指標間的相關(guān)性會導致信息冗余，因此根據(jù)各單因子指標的權(quán)重和隸屬度，用指數(shù)和法計算土壤質(zhì)量的綜合指標，見式(6)。

(6)

式中：SQI(soil quality index)為土壤質(zhì)量綜合指標；Wi為第i個指標的權(quán)重，Ni為第i個指標的隸屬度。

3 結(jié)果分析與討論

土壤質(zhì)量評價模型計算結(jié)果顯示，煤礦區(qū)土壤綜合質(zhì)量為0.232～0.542，其中，2塊損毀-無復墾樣地(ND11、NO21)以及復墾16 a的沙棘樣地土壤質(zhì)量較低，分別為0.232、0.237和0.271；原始地貌油松林的土壤質(zhì)量最高，次之為復墾23 a的刺槐×榆樹×椿樣地。結(jié)果表明，露天礦的開采對表土的破壞十分嚴重，人為復墾措施的實施可使土壤質(zhì)量逐漸恢復。

3.1 不同復墾年限的土壤質(zhì)量

采用相同植被配置模式、不同復墾年限的土壤質(zhì)量結(jié)果(圖1(a))顯示：土壤質(zhì)量隨復墾年限的增長而波動上升，趨于接近原地貌；原始地貌油松樣地的土壤質(zhì)量最高，次之為油松復墾23 a的樣地。以上結(jié)果表明，隨著復墾時間的發(fā)展，土壤質(zhì)量逐漸恢復。

部分復墾樣地的土壤質(zhì)量高于小葉楊原始地貌(OF13)，可以認為適當?shù)膹蛪ù胧┛墒贡粨p壞的土壤質(zhì)量達到未破壞的水平。但是，地處南排土場坡下的原始地貌小葉楊樣地(NO13)的土壤質(zhì)量卻遠高于同區(qū)域的復墾樣地(NO12)，甚至優(yōu)于OF13的土壤質(zhì)量很多；礦區(qū)的土壤原始質(zhì)量水平相似[11]，而NO13樣地的速效氮和微生物量氮的含量比OF13樣地高很多，可能是由于對南排土場進行復墾養(yǎng)護時，原始地貌小葉楊樣地(NO13)也受到了一定程度的水、肥、害蟲防治等管理，才致使NO13樣地的土壤質(zhì)量高于OF13。因此可以推測，復墾措施的實施有助于土壤質(zhì)量的恢復。

由單因子指標結(jié)果可知，不同復墾年限樣地之間土壤質(zhì)量的差異主要是由土壤容重、有機質(zhì)、微生物量(碳、氮)以及土壤微生物多樣性造成的。隨著復墾措施的實施，土壤容重從最初壓實狀態(tài)時的高值逐漸減??；而研究區(qū)復墾樣地中的土壤有機質(zhì)含量；卻并不隨復墾年限的增長而線性增加，且除復墾16 a的樣地(WH11)外，含量均高于原始地貌小葉楊(OF13)樣地，王金滿等[8]發(fā)現(xiàn)它是隨復墾年限的增加先增加后緩慢較小，可能是由于覆土使用的是表土，加之初期的復墾措施更有利于土壤中有機物質(zhì)的積累，即使后期養(yǎng)分被消耗，也表現(xiàn)出高于原地貌的程度。生態(tài)系統(tǒng)會隨著復墾的進行而逐漸穩(wěn)定，結(jié)構(gòu)與功能更加完善，且其結(jié)構(gòu)的多樣性和復雜性會優(yōu)于年輕的生態(tài)系統(tǒng)[14]。本研究區(qū)仍處于一個趨于穩(wěn)定的階段，在發(fā)展的過程中生物也會經(jīng)過不斷的競爭，最終呈現(xiàn)一個穩(wěn)定的狀態(tài)，因此出現(xiàn)了復墾時間短的樣地中土壤生物性狀反而較高的情況。

圖1 不同復墾樣地的土壤綜合質(zhì)量Fig.1 Comprehensive value of soil quality in different regeneration land

3.2 不同復墾植被模式的土壤質(zhì)量

由圖1(b)可知，相同復墾年限、不同植被配置模式復墾的樣地土壤質(zhì)量之間差別較大；復墾23 a的樣地土壤質(zhì)量顯著高于復墾22 a和19 a的樣地土壤質(zhì)量，也說明了復墾時長對土壤質(zhì)量恢復的重要性。

復墾23 a、純林復墾的樣地中，油松樣地的土壤質(zhì)量最優(yōu)，小葉楊樣地最低?？赡苁怯捎诘V區(qū)土壤偏堿性(8.04～8.82)且干旱貧瘠，加之區(qū)域較大，缺少完善的人工管理，致使小葉楊長成了“小老樹”，植被與土壤的相互作用也反向致使土壤質(zhì)量較低；而油松樹冠較小，生長過程中需要從土壤中汲取的水分較少，另外油松凋零物質(zhì)的單寧、木質(zhì)素等分解后會產(chǎn)生酸性物質(zhì)，有利于改善pH值。小葉楊樣地的土壤質(zhì)量狀況與王楊揚等[15]在此礦區(qū)的研究結(jié)果一致，但兩種樣地的土壤質(zhì)量相對狀況卻和孫海運等[13]在草原區(qū)的結(jié)果并不相同，主要是由于研究區(qū)域的環(huán)境差異較大。復墾22 a的樣地土壤質(zhì)量結(jié)果也表明，油松樣地的質(zhì)量較其他樣地高。因此，油松純林可能是該研究區(qū)較優(yōu)的單一植被復墾模式。

復墾23 a、混交林復墾的樣地質(zhì)量結(jié)果顯示，刺槐×榆樹×椿樣地的土壤質(zhì)量較高，且刺槐與檸條混交(NF11、NF22)的質(zhì)量遠低于與其他植物混交，甚至低于刺槐、檸條純林的土壤質(zhì)量；并且在采樣時發(fā)現(xiàn)，刺槐×榆樹×檸條樣地(NF22)的刺槐和榆樹呈現(xiàn)不同程度的死亡?；谶@些現(xiàn)象，推測刺槐、榆樹和檸條之間的物種競爭較為嚴重，不適宜以混交林進行復墾。而刺槐與榆樹混交林(NF12、NF13和NT12)土壤質(zhì)量表明，刺槐混交林對土壤質(zhì)量的恢復作用較為明顯，但刺槐和油松之間可能也存在一定程度的物種競爭?；旖涣值膹蛪Ｊ絻?yōu)于純林的原因可能是，在混交林中物種間的互補作用可以使生態(tài)環(huán)境因子更好的發(fā)揮作用，例如光照、溫度、水分、空間等，同時，物種的豐富也在一定程度上提高了枯枝落葉的培肥作用[15]；并且，刺槐×榆樹×椿樣地中的pH值較其他樣地低，可能給土壤中的碳、氮循環(huán)提供了更優(yōu)的條件，也更有利于刺槐根部的固氮根瘤菌發(fā)揮作用，使其土壤質(zhì)量恢復效果更好。綜合考慮可知，刺槐×榆樹兩個樹種混交模式復墾對土壤質(zhì)量的恢復作用較為穩(wěn)妥且優(yōu)于單一植被復墾模式，因此，這種復墾模式可以推廣使用。

4 結(jié) 論

1) 露天礦的開采對表土的破壞十分嚴重；隨著人為復墾措施的實施，土壤質(zhì)量逐漸恢復，復墾區(qū)的土壤綜合質(zhì)量甚至可以超過原地貌；但土壤質(zhì)量恢復需要較長時間，復墾措施的實施有助于恢復土壤質(zhì)量，且復墾時長是其恢復的重要保障。

2) 油松純林是該研究區(qū)較優(yōu)的單一植被復墾模式，刺槐×榆樹混交模式復墾對土壤質(zhì)量的恢復作用較為穩(wěn)妥，可以在研究區(qū)內(nèi)推廣使用；但在本研究區(qū)內(nèi)，刺槐×檸條混交模式對土壤質(zhì)量恢復的促進作用有限。