铁矿废弃地不同生态恢复模式对土壤理化性质的影响*

张中世

(大田县林业局广平林业站，福建 三明 366100)

铁矿废弃地属于强烈破坏的土壤类型，其表土扰动剧烈，生土裸露，土壤退化、养分贫瘠、土壤结构差、保肥保水能力低下是铁矿废弃地生态重建的主要障碍因素[1-2]。土壤是生态系统的基础与生物多样性的载体，是废弃矿区土地恢复与生态重建的基础[3]。恢复铁矿废弃地植被首先是要恢复其土壤肥力。土壤是气候、母质、植被、地形和时间五大成土因素共同作用的产物。单纯依靠土壤的自然恢复，历时相当漫长，往往需要上百年甚至更久，因此，废弃矿区植被如果让其自然恢复将是一个漫长的过程。通过工程恢复、客土和营建植被措施，改善土壤理化性质，能较快实现废弃矿区的恢复[4]。因此，本文以大田县银顶格和万湖废弃铁矿区不同恢复模式为研究对象，开展土壤水分物理性质、养分等指标的测定，为评价恢复模式的效果和筛选提供依据。

1 试验地概况

大田县位于福建省中部，地理坐标117°29′～118°03′E，25°29′～26°10′N，属中亚热带季风气候区，年均气温19.1 °C，年均降水量1 557.8 mm，水热条件良好，适宜植被的生长。大田县是福建省重要铁矿产区，采矿历史悠久，形生了大量的铁矿废弃地。如何对这些铁矿废弃地进行生态恢复重建是当地政府亟待解决的问题。试验地布设在大田县银顶格和万湖铁矿废弃地不同恢复模式样地内，另选择尚未恢复的样地作为铁矿废弃地恢复的初始状态(R0)，并选择周边未开矿的林分作为对照(CK)。不同恢复措施有：R1模式采取仅撒播马尾松种子的措施；R2、R3和R4模式均采用客土加设置截排水沟措施，其中R2模式采用乔草模式，而R3和R4模式则采用乔灌草模式[5-6]。

2 研究方法

2.1 土壤样品的采集与处理

2018年5月在铁矿废弃地不同生态恢复模式分别设置的5个20 m×20 m的样地，在每个样地内按“S”形采集0～10 cm土壤表层样品，每个样地5个重复。同一样地的土样混合成一个样品。每种模式采集5个土样，共计30个。

2.2 样品处理与分析

挑除土样中的石砾、植物残体等杂物，风干后过100目筛备用。采用酸度计法测定土壤pH值，采用环刀法测定土壤自然含水量、田间持水量、土壤容重及土壤孔隙等指标。土壤有机碳和全氮含量采用碳氮元素分析仪测定，全磷含量和全钾含量分别采用硫酸—高氯酸法和氢氟酸—高氯酸法测定。

2.3 数据处理

所有数据图表均采用Origin 8.5处理完成，运用SPSS 19.0进行方差分析和回归分析。采用单因素方差分析评价土壤pH值、容重、土壤含水量和田间持水量、土壤孔隙状况、土壤养分等指标对不同恢复模式响应的显著性。

3 结果与分析

3.1 铁矿废弃地不同生态恢复模式对土壤pH值的影响

未恢复的R0模式有最小的土壤pH值(4.52)。除R1模式土壤pH值与R0模式差异不显著外，R2、R3和R4模式土壤pH值分别比R0模式显著增加了0.26、0.49和0.58。CK模式有最大的土壤pH值(5.67)，不同恢复模式土壤pH值均显著低于CK模式(图1)。

图1 不同生态恢复模式pH值和土壤容重注：相同的字母表示不同恢复模式差异不显著(P>0.05)，下同

3.2 铁矿废弃地不同生态恢复模式对土壤容重的影响

土壤容重是反映土壤物理性质的重要性状参数，直接影响土壤蓄水和通气性能，是评价土壤的重要性状。未恢复的R0模式有最高的土壤容重(1.79 g·cm-3)。采取不同恢复模式后，除R1模式土壤容重未显著降低(P>0.05)，R2、R3和R4模式土壤容重均显著降低(图1)。R1、R2、R3和R4模式土壤容重分别为R0模式的93.9%、75.4%、71.5%和68.7%。未扰动的CK模式有最小的土壤容重(1.06 g·cm-3)，R1、R2、R3和R4模式的土壤容重分别是CK模式的1.58、1.27、1.21和1.16倍，均显著高于CK模式，表明土壤质地的改善是一个长期的过程。

3.3 铁矿废弃地不同生态恢复模式对土壤孔隙状况的影响

土壤孔隙状况表征着土壤的结构，土壤孔隙度越大表明土壤结构越疏松，通透性好，有利于雨水的快速下渗，进而减少地表径流的冲刷[6]。R0模式土壤总孔隙度最小，为30.33%。除R1模式土壤总孔隙度与R0模式差异不显著外(P>0.05)，采用其它恢复模式的土壤总孔隙度均显著增加(P<0.05)。与未扰动的CK模式相比，R2、R3和R4模式土壤总孔隙度与CK模式无显著差异(P>0.05)(图2)。

图2 不同生态恢复模式土壤的孔隙状况

土壤毛管孔隙度的大小反映了植被吸持水分用于维持自身生长发育的能力。毛管孔隙越大，土壤中贮存有效水的容量越大，有利于植物根系对土壤中水分的吸收，促进植物的生长[7]。R0模式有最小的毛管孔隙度，为15.42%。从毛管孔隙度绝对值变化来看，R1、R2、R3和R4模式分别显著增加了6.41%、20.47%、23.48%和24.93%，其中R2、R3和R4模式毛管孔隙度与CK无显著差异(P>0.05)。

土壤非毛管孔隙度的大小反映了植被滞留水分及发挥涵养水源和消减洪水的能力[8]。R0模式有最大的非毛管孔隙，为14.91%。除R1模式土壤非毛管孔隙与R0模式无显著差异(P>0.05)外，其他恢复模式均显著减少(P<0.05)。R3和R4模式土壤非毛管孔隙度与CK模式无显著差异(P>0.05)。

R0模式有最高的非毛管孔隙占比，为49.16%，这主要是该模式土壤结构不良，石砾含量高导致土壤中物理大孔隙较多所致。采取不同恢复措施后，非毛管孔隙占比均显著下降(P<0.05)，表明恢复措施明显改善了土壤结构。CK模式则有最低的非毛管孔隙占比10.36%，不同恢复模式非毛管孔隙度占比仍显著高于CK模式。

3.4 铁矿废弃地不同生态恢复模式对土壤养分含量的影响

R0模式有最小的土壤有机碳含量，为2.52 g·kg-1。采用不同恢复模式，土壤有机碳含量均显著增加。R1、R2、R3和R4模式土壤有机碳含量分别是R0模式的1.2、2.1、2.3和2.8倍(图3)。CK模式有最大的土壤有机碳含量，为20.36 g·kg-1，R1、R2、R3和R4模式土壤有机碳分别仅为CK模式的14.8%、26.1%、29.0%和34.4%，不同恢复模式土壤有机碳与未扰动样地仍存在较大差距。

图3 不同生态恢复模式土壤养分含量

R0模式土壤全氮含量最低，为0.34 g·kg-1。除R1模式土壤全氮含量与R0模式无显著差异(P>0.05)外，其他恢复模式均显著增加了土壤的全氮含量(P<0.05)。CK模式有最高的土壤全氮含量，为1.84 g·kg-1，R1、R2、R3和R4模式土壤全氮含量分别为CK模式的21.9%、31.5%、32.6%和38.1%，表明不同恢复模式全氮与未扰动模式仍存在明显差距。

R0模式土壤全磷含量最低，仅为0.06 g·kg-1，采用不同恢复模式，土壤全磷含量均显著提高(P<0.05)，但仍显著低于未扰动的CK模式的0.27 g·kg-1。R1、R2、R3和R4模式土壤全磷含量分别为CK模式的27.5%、49.1%、52.0%和50.2%。R0模式土壤全钾含量最低，仅为2.05 g·kg-1。除R1模式全钾含量与R0模式无显著差异(P>0.05)外，其他模式均显著增加了土壤全钾含量(P<0.05)。CK模式有最大的土壤全钾含量，为4.84 g·kg-1，R1、R2、R3和R4模式土壤全钾含量分别为CK模式的46.3%、55.2%、60.7%和62.4%。

4 小结

4.1 铁矿废弃地不同生态恢复模式对土壤物理特征的影响

R0模式有最低的土壤pH值。除R1模式外，其它3种恢复模式土壤pH值均显著高于R0模式，表明植被的恢复增加了地上和地下凋落物回归到土壤，增加了土壤中碱性物质含量，促进了土壤pH值的提高，从而改善了土壤的酸碱性。此外，不同恢复模式土壤pH值均显著低于CK模式。

R0模式有最大的容重。采取不同恢复模式后，除R1模式土壤容重无显著变化外，其他恢复模式均表现为显著降低。R2、R3和R4模式土壤容重显著降低的原因，一方面是这些模式均采用了客土措施，改变了土壤的结构；另一方面是这些恢复措施中植被根系的穿插和凋落物的归还作用，各种成土因素的综合作用降低了土壤容重[9]。R1模式土壤容重没有显著降低，是由于其没有采取客土和工程恢复措施，单纯依靠植被恢复，其对土壤容重的改善作用较差。

R0模式有最小的总孔隙度、毛管孔隙度。除R1模式无显著变化外，其他恢复模式总孔隙度、毛管孔隙度均显著增加。此外，R0模式有最大的非毛管孔隙度。除R1模式无显著变化外，其他恢复模式非毛管孔隙度均显著增加。表明植物及工程措施的介入能有效改善铁矿废弃地的土壤孔隙结构。与CK模式相比，除R1模式外，其他恢复模式土壤孔隙指标均无显著差异。

4.2 铁矿废弃地不同生态恢复模式对土壤养分含量的影响

本研究中，R0模式的有机碳、全氮和全磷含量均最低。采用不同恢复模式后其有机碳、全氮和全磷含量分别为R0模式的1.2～2.8倍、1.2～2.1倍和1.2～2.3倍，表明不同恢复模式显著改善了土壤养分含量。采用不同恢复模式其有机碳、全氮和全磷含量分别仅为CK模式的14.8%～34.4%、21.9%～38.1%和27.5%～52.0%，不同恢复模式土壤养分含量与未扰动样地仍存在较大差距。这主要是由于恢复年限较短，来源于植物的地上枯落物和细根及其分泌物的累积较少，土壤中的养分含量短时间无法恢复到未扰动样地水平。土壤有机碳含量的高低对植物的生长有着较大影响，可针对性地对恢复后的区域进行有机肥的施用，提高土壤肥力，促进植物生长，加快生态恢复进程。