張 莉, 劉 涵, 趙海超, 孫清軒, 曹志國

1.北京工業(yè)大學(xué)， 城鎮(zhèn)污水深度處理與資源化利用技術(shù)國家工程實驗室， 北京 100124 2.煤炭開采水資源保護與利用國家重點實驗室， 北京 102211 3.河北北方學(xué)院， 河北省農(nóng)產(chǎn)品食品質(zhì)量安全分析檢測重點實驗室， 河北 張家口 075000

溶解性有機物(dissolved organic matter, DOM)作為陸地生態(tài)系統(tǒng)中極為活躍的有機組分，是影響土壤形成、礦物風(fēng)化和物質(zhì)遷移的重要因素之一，在土壤營養(yǎng)元素的地球生物化學(xué)過程、成土過程、土壤有機質(zhì)分解過程中具有重要作用[1]. 土壤DOM相對分子質(zhì)量介于幾百到幾萬道爾頓之間[2]，主要來源于動植物殘體、植物根系分泌物及微生物生命活動，同時地表徑流、地下淋溶等也對其具有一定貢獻[3]. DOM雖體積較小，但其流動性及反應(yīng)活性較高[4]，比總有機質(zhì)能夠更加敏感地反映植被變化、人類擾動對土壤有機質(zhì)的影響. 近年來學(xué)者利用三維熒光光譜(three-dimensional excitation-emission matrix fluorescence spectroscopy, 3D-EEM)、紫外-可見光譜(ultraviolet-visible spectroscopy, UV-vis)、紅外光譜等[5-7]多種光譜技術(shù)對土壤DOM組成和來源進行分析. 但由于DOM在3D-EEM掃描中易發(fā)生熒光重疊和干擾[8]，導(dǎo)致弱小熒光峰很難被識別. 目前，平行因子分析(parallel factor analysis，PARAFAC)可對多組分體系中DOM熒光重疊對象進一步識別，從而半定量表征DOM結(jié)構(gòu)及異質(zhì)性[9-10]. 因此利用PARAFAC識別DOM熒光特征能夠更好地揭示其組分結(jié)構(gòu)特征及遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律，有助于進一步理解土壤DOM對植被變化和人類擾動的影響機制. UV-vis亦可反映DOM芳香性、分子量水平等結(jié)構(gòu)特征[11]. 3D-EEM 與UV-vis聯(lián)合分析因其靈敏高效的特性，已被廣泛用于表征DOM組分結(jié)構(gòu)及來源特征[12]，對深度剖析土壤剖面各土層DOM組分結(jié)構(gòu)特征具有重要意義.

煤炭是我國目前最主要能源之一，在推動國民經(jīng)濟發(fā)展中發(fā)揮著重要作用，但煤炭開采在帶來能源的同時造成巨大生態(tài)環(huán)境破壞，對土壤影響尤為突出. 露天煤礦開采需剝離地表植被和上層巖土，土壤剝離后形成排土場并演變?yōu)榇紊愕兀瑖乐仄茐耐寥郎鷳B(tài)平衡，造成巨大生態(tài)威脅[13]. 伴隨人工整理、改良以及自然風(fēng)化、熟化等過程[14]，排土場地表植被也逐步進行相應(yīng)演替. DOM作為土壤活性有機組分，可較好地指示土壤熟化過程，對地表植被演替做出響應(yīng). 3D-EEM與UV-vis大量用于土壤有機碳組分分析[15-16]，揭示土壤DOM來源、價鍵結(jié)構(gòu)、生物降解過程等演變規(guī)律[17]. 西部地區(qū)(晉陜蒙甘寧)是我國的煤炭主產(chǎn)區(qū)，且該地區(qū)降雨量少，土壤沙化嚴重. 隨著我國煤炭開發(fā)的戰(zhàn)略西移，煤炭資源開發(fā)與生態(tài)環(huán)境的矛盾更為突出，亟需開展煤礦開采擾動對區(qū)域土壤環(huán)境的影響機制.

因此，該研究聯(lián)合應(yīng)用3D-EEM與UV-vis對錫林浩特露天煤礦1～7年排土場土壤剖面(0～100 cm)DOM熒光和吸光特征深入分析，旨在解析排土場土壤剖面DOM組分及來源時空變化，揭示煤炭開采及排土場生態(tài)演替過程對土壤剖面DOM組分含量垂向分布影響及其生態(tài)效應(yīng)，為排土場環(huán)境治理與生態(tài)恢復(fù)工程提供相應(yīng)理論指導(dǎo).

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)域與采樣

該研究于2019年7月在內(nèi)蒙古自治區(qū)錫林郭勒盟錫林浩特市西北4 km處一露天煤礦利用土壤分層采樣器對1、3、5、7年露天煤礦排土場及原草地0～100 cm土壤進行采集(7年排土場由于下層堅硬只采集0～60 cm土壤)，并按20 cm為單位進行分層. 各采樣點(見表1)均采集3根土壤柱狀樣，經(jīng)現(xiàn)場去除根茬等植物殘體及大型礫石后裝入塑封袋帶回實驗室風(fēng)干，預(yù)處理后進行指標測定，不同年限排土場土壤理化性狀如表2所示.

表1 露天煤礦排土場采樣點及其對應(yīng)植被類型

表2 露天煤礦排土場土壤剖面各土層基本理化指標

1.2 樣品分析

取一定量土壤，按照土水1∶10的質(zhì)量與體積比用1 mol/L的KCl溶液振蕩提取(20 ℃、200 r/min、24 h)，離心(5 000 r/min、15 min)并過0.45 μm玻璃纖維濾膜后，得到DOM溶液，并將DOM溶液稀釋到10倍，以降低內(nèi)部濾波器效應(yīng)[18]. 土壤溶解性有機碳(dissolved organic carbon, DOC)含量采用TOC-5000A(日本島津)測定，其余基本理化性質(zhì)采用常規(guī)分析法測定. 土壤DOM的3D-EEM分析采用Hitachi F-7000型熒光光譜分析儀測定，激發(fā)波長(λEx)為200～440 nm，發(fā)射波長(λEm)為250～600 nm，以Milli-Q超純水做CK[19]. 熒光分光光度計光源為150 W氙燈，PMT電壓為700 V，帶通(Bandpass)λEx為5 nm、λEm為5 nm，掃描速率為 2 400 nm/min. 熒光分光光度計根據(jù)拉曼信號自動校準，并以奎寧硫酸鹽單位進行標準化，通過扣除空白水樣、手動置零等方法消除拉曼散射和瑞利散射[20-21]. 所得熒光光譜圖結(jié)合PARAFAC分析DOM樣品. UV-vis分析采用UV-2450紫外-可見分光光度計(日本島津)進行吸收光譜掃描，掃描波長范圍為190～1 002 nm，掃描波長間隔為2 nm. 土壤理化性狀采用土壤農(nóng)化分析方法[22]測定.

1.3 數(shù)據(jù)處理

該研究采用Excel 2007軟件進行光譜參數(shù)分析; 采用SPSS 17.0軟件進行相關(guān)性分析; 3D-EEM數(shù)據(jù)采用MATLAB 2017b軟件處理以分析DOM組分[23-24]，其中PARAFAC特征峰鑒定方法參考文獻[25]，熒光區(qū)域體積積分(fluorescence regional integration, FRI)組分P1～P5的識別參考文獻[23].

2 結(jié)果與分析

2.1 露天煤礦排土場土壤剖面DOM含量時空變化

DOC含量可以表征DOM的含量，不同年限排土場土壤DOC含量時空變化如圖1所示. 由圖1可見，不同年限排土場土壤剖面各土層DOC含量在102.70～475.80 mg/kg之間，隨著深度的增加總體呈先降后升的趨勢，20～40 cm土層出現(xiàn)最低值，但0～20 cm到20～40 cm土層DOC含量降幅隨著排土場年限的增加呈增加趨勢. 0～40 cm土層是植物根系及土壤生物的主要活動層，土壤DOC含量大小表現(xiàn)為原草地>1年排土場>3年排土場>7年排土場>5年排土場. 隨著深度增加，原草地土壤DOC含量總體呈波動式下降趨勢，最低值出現(xiàn)在80～100 cm土層. 可見，露天煤礦開采新剝離的土壤中含有較高的DOC，隨著排土場年限的增加，DOC含量降低，對深層土壤的影響加劇.

圖1 不同年限露天煤礦排土場土壤剖面的DOC含量Fig.1 The DOC content of soil profile of open-pit coal mine dump in different years

2.2 露天煤礦排土場土壤剖面DOM三維熒光光譜特征

采用PARAFAC可識別出土壤剖面DOM中4種主要熒光組分(見圖2)，組分C1為蛋白質(zhì)類物質(zhì)，組分C2、C3為類腐殖酸物質(zhì)，組分C4為類富里酸物質(zhì)(見表3)，并經(jīng)裂半及殘差分析證明有效. 不同組分占比的時空變化如圖3所示. 由圖3可見，DOM熒光組分中蛋白質(zhì)類組分占比最高，在29.97%～60.39%之間，其次為類腐殖酸組分，在16.09%～44.27%之間. 1年排土場土壤DOM熒光組分占比隨深度增加，蛋白質(zhì)類組分占比呈先升后降趨勢，在40～60 cm呈現(xiàn)峰值，類腐殖酸組分占比波動式下降，在20～40 cm出現(xiàn)最低值，類富里酸組分占比呈先升后降趨勢，20～40 cm出現(xiàn)峰值. 3年排土場土壤DOM熒光組分占比隨深度增加，蛋白類組分占比呈上升趨勢，類腐殖酸組分占比呈先升后降趨勢，40～60 cm出現(xiàn)峰值，類富里酸組分占比呈先降后升趨勢，40～60 cm出現(xiàn)波谷. 5年排土場土壤DOM熒光組分占比隨深度增加，蛋白質(zhì)類組分占比呈先升后降趨勢，在20～40 cm呈現(xiàn)峰值，類腐殖酸組分占比波動式上升，類富里酸組分占比呈先降后升趨勢，20～40 cm出現(xiàn)波谷. 7年排土場DOM熒光組分占比隨深度增加，蛋白類組分占比呈先降后升趨勢，類腐殖酸組分占比呈先升后降趨勢，類富里酸組分占比呈先降后升趨勢，均在20～40 cm出現(xiàn)拐點. 原草地土壤DOM熒光組分占比隨深度增加，蛋白類組分占比呈先升后降趨勢，類腐殖酸組分呈波動式下降趨勢，類富里酸組分占比呈先降后升趨勢，在20～40 cm出現(xiàn)拐點. 總體來看，排土場土壤DOM以小分子DOM為主，隨排土場年限增加，土壤DOM熒光組分中類蛋白組分占比增加，類腐殖酸和類富里酸組分占比降低，隨土壤深度增加其變幅降低，波動主要發(fā)生在20～40 cm土層，且隨排土場年限增加，土壤DOM組分垂向變化波動性變小，趨于穩(wěn)定.

圖2 露天煤礦排土場土壤剖面DOM的4種主要熒光組分Fig.2 Four main fluorescence components of DOM in soil profile of open-pit coal mine dump

DOM熒光指數(shù)(fluorescence index, FI)可用來區(qū)別有機質(zhì)的來源[26]，根據(jù)Mcknight等[27]的分類，將FI分為1.4和1.9，F(xiàn)I<1.4表明來源于外來輸入，F(xiàn)I>1.9表明來源于土壤中微生物代謝產(chǎn)物. 一般FI值越高，溶解性有機質(zhì)的芳香性越低. 隨著深度的增加，不同年限排土場土壤DOM的FI變化趨勢如圖4(a)所示. 由圖4(a)可見：1年排土場FI呈波動式變化，40～60 cm土層最高；3年排土場FI呈波動式下降趨勢，40～60 cm土層最低；5年排土場FI呈波動式上升，表層最低；7年排土場FI呈上升趨勢；原草地FI呈波動式下降，40～60 cm土層最低. 可見,排土場土壤DOM主要來源于微生物代謝產(chǎn)物，隨著排土場年限的增加，表層土壤受外源影響加劇，且逐步影響深層土壤，特別是40～60 cm土層. DOM腐殖化指數(shù)(humification index, HIX)表征土壤DOM的腐殖化程度，當HIX小于4時，DOM腐殖化程度較弱，DOM主要來源于自生源[28]. 不同年限排土場土壤DOM的HIX隨著深度增加的變化趨勢如圖4(b)所示. 由圖4(b)可見，排土場土壤DOM腐殖化程度較弱，主要是自生源，且隨著年限的增加，腐殖化程度先減弱后增強. 1年排土場HIX呈先升后降趨勢，20～40 cm土層最高；3年排土場HIX呈先升后降趨勢，40～60 cm土層最高；5年排土場HIX呈波動式上升；7年排土場HIX呈下降趨勢；原草地HIX呈波動式下降，20～40 cm土層最高. 可見,排土場深層土壤DOM腐殖化程度逐年增加. Huguet等[29]研究表明，DOM自生源指數(shù)(biological index，BIX)大于1時，表明微生物活性強，自生源特征強. 不同年限排土場土壤DOM的BIX隨著深度的增加變化趨勢如圖4(c)所示. 由圖4(c)可見：1年排土場BIX呈下降趨勢；3年排土場BIX呈先升后降趨勢，60～80 cm土層最高；5年排土場BIX呈波動式下降，0～20 cm土層最高；7年排土場BIX呈上升趨勢；原草地BIX呈先升后降，0～20 cm土層最低. 可見,隨著年限的增加，排土場深層土壤DOM自生源特征及微生物活性逐漸減弱.

組分λEx∕nmλEm∕nm類型C1200～350280～380由微生物和細菌降解代謝產(chǎn)生的與大分子蛋白質(zhì)結(jié)合小分子類色氨酸組分[25]C2220～300400～450相對分子質(zhì)量較大,結(jié)構(gòu)復(fù)雜,相對穩(wěn)定的類腐殖酸組分[25]C3260～360350～460相對分子質(zhì)量較大,結(jié)構(gòu)復(fù)雜,相對穩(wěn)定的類腐殖酸組分[25]C4220～250350～450含羰基、羥基等活性官能團的相對分子質(zhì)量小,且腐殖化、芳香性、分子縮合度較低的類富里酸組分[25]

注： 小寫字母表示不同處理之間差異顯著(P<0.05).圖3 不同年限露天煤礦排土場土壤剖面DOM各熒光組分占比Fig.3 Proportion of DOM fluorescence components in soil profile of open-pit coal mine dump in different years

圖4 不同年限露天煤礦排土場土壤剖面DOM三維熒光光譜參數(shù)的變化Fig.4 3D-EEM parameters′ variations of DOM in soil profile of open-pit coal mine dump in different years

2.3 露天煤礦排土場土壤剖面DOM紫外-可見光譜特征

圖5 不同年限露天煤礦排土場土壤剖面DOM紫外-可見光譜參數(shù)的變化Fig.5 UV-vis parameters′ variations of DOM in soil profile of open-pit coal mine dump in different years

3 討論

3.1 露天煤礦排土場土壤剖面DOM光譜特征時空變化

3D-EEM與UV-vis結(jié)果均較好地反映了露天煤礦排土場土壤剖面DOM熒光和吸光組分變化特征. 該研究表明，排土場土壤剖面DOC含量均低于原草地，1～7年排土場土壤剖面DOM熒光組分中蛋白質(zhì)類組分占比更高，且自生源顯著，表明采礦剝離土壤DOM熒光組分以蛋白質(zhì)類等小分子物質(zhì)為主，且生物源為主導(dǎo). 這與于妍等[36]對煤礦地下水庫水DOM研究結(jié)果相同. 這主要是煤層上層土壤受煤炭演化[37]和沉積環(huán)境[38]的影響. 由于煤炭中脂肪族芳香化合物可通過脫氧作用形成鏈狀烴類物質(zhì)，降低脂肪鏈在芳香取代基中的占比[37]，因此，隨排土場年限增加，各土層DOM吸光組分芳香環(huán)中羰基、羧基、羥基、酯類含量增加. 隨著排土場年限的增加，土壤主要活躍層(0～40 cm)蛋白質(zhì)類組分占比增加，類腐殖酸組分占比降低，排土場土壤由厭氧向好氧轉(zhuǎn)化，微生物活性增強，DOM被氧化分解，但隨著地表植被生物量的增加，7年排土場類腐殖酸組分占比增加，排土場土壤中DOM由小分子向大分子轉(zhuǎn)變，腐熟程度增強，由生物源向陸源轉(zhuǎn)變. 從排土場土壤DOM垂向變化可見，隨著排土場年限的增加，深層土壤DOM熒光組分中蛋白質(zhì)類呈上升趨勢，類富里酸組分垂向變化規(guī)律一致，類腐殖酸組分呈下降趨勢，且隨著年限的增加，DOM組分波動性變小，外源對土壤深層影響逐步增強，但20～40 cm土層成為拐點，下層受壓實作用的影響(7年排土場60 cm以下土壤堅硬，普通采土器無法采集)，受外源及植物生長影響較小，DOM特征變化較小.

3.2 露天煤礦排土場土壤剖面DOM特征生態(tài)指示意義

露天煤礦排土場土壤剖面各土層基本理化指標與DOM光譜學(xué)指標相關(guān)性分析(見圖6)顯示，pH與蛋白質(zhì)類組分占比呈顯著負相關(guān)(R2=-0.708，P<0.01)，與類富里酸和類腐殖酸組分占比均呈顯著正相關(guān)(R2分別為0.587、0.615，P均小于0.01)，表明排土場土壤剖面高pH土層DOM熒光組分中腐殖質(zhì)類物質(zhì)占比更高. 腐殖質(zhì)類物質(zhì)含更多官能團，且?guī)ж撾姾奢^多，對重金屬陽離子吸附量更高[39]，促進OH-產(chǎn)生以提高土壤堿度，因此土壤剖面DOM熒光組分中腐殖質(zhì)類組分占比會間接影響pH. 由此可見，排土場土壤剖面pH可作為評估DOM腐殖化程度的良好指標. 排土場土壤剖面各土層DOM的SR與TN含量呈顯著負相關(guān)(R2=-0.547，P<0.01)，表明排土場土壤TN含量越高，DOM分子量越大. 這是由于氮作為重要生命組成元素促進植被繁殖代謝，而植物殘體向土壤輸送大量大分子腐殖質(zhì)物質(zhì). 不同分子量水平DOM在土壤中遷移轉(zhuǎn)化過程差異明顯[40]，排土場土壤剖面中TN含量可作為指示土壤DOM分子量重要指標，反映土壤DOM結(jié)構(gòu)組分特征. 此外，該研究發(fā)現(xiàn)，1～7年排土場土壤次表層(20～40 cm土層)DOM含量均呈現(xiàn)最低值，且分子量水平較高，芳香性、腐殖化程度隨年限變化明顯，并均表現(xiàn)為極值，可見不同年限排土場土壤次表層DOM組分含量特征時空差異極為顯著. 因此，排土場土壤次表層DOM組分含量特征對區(qū)域生態(tài)效應(yīng)評估具有一定指示意義，表現(xiàn)出良好的生態(tài)環(huán)境價值，值得進一步關(guān)注.

注：*表示在P<0.05水平上顯著相關(guān)； ** 表示在P<0.01水平上顯著相關(guān)； *** 表示在P<0.001水平上顯著相關(guān).圖6 不同年限露天煤礦排土場土壤剖面參數(shù)間相關(guān)性分析Fig.6 Correlation Analysis of DOM in soil profile of open-pit coal mine dump in different years

3.3 露天煤礦排土場生態(tài)演替過程對DOM光譜特征影響機制

采礦活動是人類經(jīng)濟活動的重要方式之一，不僅露天煤礦開采直接損害地表環(huán)境，剝離礦渣堆放也對當?shù)赝寥兰吧鷳B(tài)環(huán)境具有重要影響. 排土場土壤容易受降雨等影響造成土壤侵蝕[41]，而DOM作為土壤中重要活性組分，對土壤營養(yǎng)鹽遷移轉(zhuǎn)化具有重要的影響[1,42]，但露天煤礦排土場土壤DOM組分時空分布規(guī)律受內(nèi)因和外因共同影響. 露天煤礦剝離的深層礦渣暴露于空氣中逐步發(fā)生生態(tài)演替，土壤經(jīng)過熟化過程，地表植被群落逐步發(fā)生演替，這一過程中作為土壤活性有機質(zhì)的DOM在組分和來源上將有相應(yīng)的響應(yīng)機制. 試驗采集的1～7年排土場地表植被由無到有，由偶見的類短命植物到以多年生草本植物為優(yōu)勢種的叢生植物群落. 從土壤DOM含量來看，隨著植物演替，DOM含量呈先降后升的趨勢，即土壤中DOM逐步降解釋放養(yǎng)分供生物生長所需，當植物生物量逐步增加進而向土壤輸入DOM，從土壤DOM組分和來源可見，在演替前期土壤中小分子DOM迅速降解釋放養(yǎng)分，DOM自生源特征較強，腐殖化程度較低，在演替后期植物殘體及人類活動等向土壤中輸入有機物，DOM含量增加，類腐殖酸等大分子有機物在微生物作用下形成類富里酸及類蛋白質(zhì)組分，進而達到養(yǎng)分的平衡，DOM自生源特征變?nèi)?，腐殖化程度增? 從土壤深度變化來看，土壤熟化和生態(tài)演替主要影響的是0～40 cm土層，20～40 cm土層DOM含量出現(xiàn)明顯的波谷，且該層土壤DOM組分和來源與下層(40～60 cm土層)和表層(0～20 cm土層)出現(xiàn)明顯的波動，因為表層土壤受植物殘體降雨等影響較大，隨著演替變化DOM陸源性、腐殖化程度較高，下層(40～60 cm土層)微生物活動變?nèi)酰S著演替變化DOM自生源特征較強，腐殖化程度較低. 可見，0～40 cm土層DOM類腐殖酸組分增加利于地表植被恢復(fù)，土壤DOM演變規(guī)律對土壤及地表植被演替具有指示意義.

4 結(jié)論

a) 采礦剝離土壤DOM熒光組分以蛋白質(zhì)類物質(zhì)等小分子物質(zhì)為主，以生物源為主導(dǎo)，且隨排土場年限增加，各土層DOM吸光組分芳香環(huán)中羰基、羧基、羥基、酯類含量增加.

b) 隨排土場土壤深度增加，DOM含量上升，自生源特征及土壤微生物活性減弱，次表層(20～40 cm土層)出現(xiàn)明顯波峰. 隨排土場年限增加，深層(80～100 cm土層)土壤DOM熒光組分中蛋白質(zhì)類組分占比呈下降趨勢，類富里酸組分占比垂向變化較小，類腐殖酸組分占比呈增加趨勢.

c) 開采排土場后初期，土壤剖面DOM自生源特征較強，腐殖化程度較低. 隨地表植被由無到有，排土場土壤剖面DOM含量增加，類富里酸和類蛋白質(zhì)組分占比增加，自生源特征變?nèi)?，腐殖化程度增?

d) 排土場土壤pH可作為評估DOM腐殖化程度的良好指標，TN含量可作為指示DOM分子量重要指標，對排土場生態(tài)監(jiān)測及維護具有重要意義.