铁矿废弃地不同恢复模式土壤团聚体及碳、氮分布

黄石德，高 伟，黄雍容，尤龙辉，李建民，曾建新，苏亨荣

(1.福建省林业科学研究院，福建 福州 350012；2.大田县林业局，福建 大田 366100)

矿产资源的开采和利用形成大量的矿山废弃地，造成生态系统退化和恶化，如表层土壤被严重破坏，土壤结构紧实，养分贫瘠和重金属污染等，影响了矿区周边居民的生产生活，严重制约了区域经济的可持续发展[1-2]。而矿山废弃地的恢复能有效改良土壤结构，增加土壤团聚体的稳定性以及促进土壤养分的恢复[3-4]。本文以铁矿废弃地不同恢复模式为研究对象，以未恢复土壤样地作为铁矿废弃地恢复的初始状态，以周边未开矿样地作为对照，研究铁矿废弃地不同恢复模式对土壤水稳性团聚体结构及其有机碳和全氮养分的影响，有助于揭示废弃矿区不同恢复模式改善土壤结构的机制和效应，为铁矿废弃地恢复模式的选择提供数据支持。

1 研究区概况

大田县位于福建省中部，戴云山脉西侧，东经117°29′—118°03′、北纬25°29′—26°10′，属中亚热带季风气候区，年均日照时间1723.8 h，年均气温19.1 ℃，年无霜期290 d，年均降水量1557.8 mm，气候温和，雨量充沛，适宜植被的生长。大田县是福建省重要铁矿产区之一，长期大量露天开采，产生了大量的铁矿废弃地。铁矿废弃地主要表现为露天采矿的挖损与弃渣、弃土、废石及各类重金属矿堆的无序压占。因此，铁矿废弃地的恢复成为大田县亟待解决的问题。本研究试验地位于大田县均溪镇银顶格矿区，该矿区自1958年以来，开采出大量的铁矿石，同时也产生了大面积的铁矿废弃地。矿山废弃地主要由铁矿的矿渣堆积而成，土层结构松散，砂石含量高，土壤极端贫瘠，保水保肥能力差，稳定性弱等特征。

2 试验设计与方法

2.1 试验设计

本研究选择同一面坡、立地基本一致的铁矿废弃地，设置3种恢复模式处理。其中R1模式：于2010年3月仅采取撒播马尾松(Pinusmassoniana)种子；同一面坡其余废弃地于2015年9月进行机械化整理，边坡采取一系列的工程稳定措施，开设排水沟和排洪沟，并在表层形成30 cm左右客土改良土壤结构，分别设置2种恢复模式。其中R2模式：2015年10月采用撒播马尾松及宽叶雀稗(Paspalumwettsteinii)等混合草种，部分未覆盖迅速进行补播；R3模式：撒播黑麦草(Loliumperenne)草籽作为先锋草种实现快速矿区表面的快速覆盖，2016年3月撒播宽叶雀稗、狗牙根(Cynodondactylon)及多花木兰(Indigoferaamblyantha)等灌草种，同时种植香樟(Cinnamomumcamphora)、枫香(Liquidambarformosana)及无患子(Sapindusmukorossi)等乔木树种，乔灌草保存率95%，部分零星死亡迅速撒播草籽或补植。另选择同一面坡，立地基本一致尚未恢复的样地(R0)作为铁矿废弃地恢复的初始状态；并选择周边未开矿杉木(Cunninghamialanceolata)林样地(CK)作为对照。铁矿废弃地不同恢复模式样地概况见表1。

表1 铁矿废弃地不同恢复模式样地概况

2.2 样品的采集与处理

于2017年10月在不同恢复模式分别设置5个20 m×20 m的样方，在每个样方内按“S”形选择5个有代表性土壤取样点，采样深度为0～10 cm，将同一样方内5个土壤样点的原状土混合装入硬质塑料盒中，每份土样取样1 kg。每种恢复类型采集5份原状土样，5种模式共采集25份原状土样。在采集土样过程中，尽量避免挤压，保持原状土壤结构。

2.3 分析方法

土样运回实验室后，沿自然结构掰成10 mm左右的团粒，除去植物残体、砾石等杂物后，在阴凉处风干[3]。将风干后的土样通过孔径依次为5，2，1，0.5，0.25 mm的套筛，分别称重计算出各径级干筛团聚体占土壤的质量分数，并按干筛的比例配成50 g风干土样。将配好的风干土样放在套筛上，在水中浸泡5 min，后用振荡式机械筛分仪(振荡频率为30次·min-1)筛5 min，分离出>5 mm，2～5 mm，1～2 mm，0.5～1 mm，0.25～0.5 mm，<0.25 mm的水稳性团聚体，置于烘箱内烘至恒重[5]。将全土和不同径级土壤团聚体研磨，过100目筛。土壤有机碳和全氮含量采用碳氮元素分析仪(EA3000，意大利)测定。

2.4 数据分析

所有数据图表均为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(One-Way ANOVA)确定不同恢复模式对土壤水稳性团聚体分布、土壤团聚体分布等的影响，并确定不同径级对土壤有机碳和全氮含量的影响；显著性检验采用LSD多重比较法(显著性水平设为α=0.05)。>0.25 mm的水稳性团聚体(WSA)、>0.25 mm的结构破坏率(PAD)和水稳性团聚体的平均质量直径(MWD)进行线性回归分析。图表数据均以平均值±标准差来表示。

3 结果与分析

3.1 铁矿废弃地不同恢复模式水稳性团聚体分布特征

由表2可知，未恢复的R0模式<0.25 mm水稳性团聚体含量最高(47.42%)，不同恢复模式<0.25 mm水稳性团聚体均显著下降(P<0.05)。R1、R2、R3模式<0.25 mm水稳性团聚体含量分别为36.20%、35.06%、27.98%。CK模式<0.25 mm水稳性团聚体含量最小(18.08%)，R1、R2、R3模式中<0.25 mm水稳性团聚体含量分别是CK模式的2.0、1.9、1.4倍。

表2 不同恢复模式水稳性团聚体分布特征

*：不同小写字母为同一恢复模式不同径级间差异显著，不同大写字母为不同恢复模式同一径级间差异显著。

3.2 铁矿废弃地不同恢复模式的土壤团聚体稳定性

>0.25 mm水稳性团聚体(WSA)含量、>0.25 mm团聚体的破坏率(PAD)及平均质量粒径(MWD)是表征土壤团聚体稳定性和抗侵蚀能力的主要指标[8]。>0.25 mm的WSA含量常被用来衡量土壤大团聚体的稳定性[9]。由表3可知，未恢复的R0模式>0.25 mm的WSA含量最低(52.58%)，采用不同恢复模式后，>0.25 mm的WSA含量均显著增加(P<0.05)，表明植物的参与可以起到团聚土粒的作用，从而提高了>0.25 mm的WSA含量。CK模式>0.25 mm的WSA含量最大(81.92%)，均显著高于不同恢复模式(P>0.05)。

表3 不同恢复模式土壤>0.2 mm WSA、>0.2 mm PAD和MWD

*：不同小写字母为不同恢复模式差异显著。

>0.25 mm 团聚体的PAD与土壤团聚体的稳定性负相关，而>0.25 mm的WSA含量与平均质量粒径、土壤团聚体的稳定性正相关。由表3可知，未恢复的R0模式>0.25 mm团聚体的PAD最大(40.6%)，采用不同恢复模式，>0.25 mm团聚体的PAD均显著下降，表明生态恢复使恢复区的土壤团聚体趋于稳定。未扰动的CK模式>0.25 mm团聚体的PAD最小(12.5%)，不同恢复模式>0.25 mm团聚体的PAD与CK模式差异显著(P<0.05)。未恢复的R0模式MWD最小(1.51 mm)，采用不同恢复模式土壤团聚体的MWD均显著增加，有利于废弃矿区恢复区土壤团聚体的稳定。未扰动的CK模式土壤团聚体的MWD最大(3.27 mm)，不同恢复模式土壤团聚体的MWD与CK模式差异显著(P<0.05)。

由图1可知，>0.25 mm团聚体的PAD与>0.25 mm的WSA含量呈极显著负相关(决定系数R2=0.968，P=0.002)，>0.25 mm的WSA含量与土壤团聚体的MWD正相关(决定系数R2=0.901，P=0.009)。表明>0.25 mm的WSA含量越高、土壤团聚体的MWD越大，>0.25 mm团聚体的PAD越低，土壤团聚体的水稳性越强，相应土壤结构就越稳定。不同恢复模式土壤团聚体稳定性的变化趋势为：CK>R3>R2>R1>R0。

3.3 铁矿废弃地不同恢复模式水稳性团聚体有机碳和全氮分布

由图2可知，废弃矿区不同恢复模式土壤团聚体内各粒径有机碳、全氮含量和碳氮比分别介于1.91～24.36 g·kg-1、0.27～2.01 g·kg-1和7.0～12.1。铁矿废弃地不同恢复模式土壤团聚体有机碳和全氮含量均表现为随粒径的减小而显著升高的趋势，其中<0.25 mm粒径有机碳和全氮含量分别是>5 mm粒径的1.3～1.6倍和1.2～1.7倍。采用不同恢复模式后，R1、R2、R3模式不同粒径有机碳含量分别为R0模式的1.2～1.4倍、2.2～2.4倍、2.8～3.3倍；而仅相当于CK的13.3%～14.6%、23.5%～25.5%、29.8%～35.1%。采用不同恢复模式后，R1、R2、R3模式不同粒径全碳含量分别为R0模式的1.0～1.3倍、1.7～1.9倍、2.1～2.8倍；而仅相当于CK的17.3%～22.8%、28.9%～32.2%、36.2%～46.2%。

3.4 土壤有机碳和全氮含量与水稳性团聚体相关性

由表4可知，铁矿废弃地不同恢复模式土壤有机碳和全氮含量与>5 mm的水稳性团聚体含量呈显著正相关，而与<0.25 mm、0.5～1 mm的水稳性团聚体含量呈显著负相关。

表4 土壤有机碳和全氮含量与水稳性团聚体的相关性

*：*为P<0.05；**为P<0.01；-为负相关。

4 结论与讨论

R0模式水稳性团聚体主要集中在<0.25 mm径级，采用不同恢复模式后，<0.25 mm水稳性团聚体含量显著减少，>5 mm和2～5 mm径级的水稳性团聚体含量显著增加，表明铁矿废弃地的恢复促使<0.25 mm微团聚体逐渐向>5 mm和2～5 mm的大团聚体转变，这主要是由于恢复后根系的穿插及植物凋落物归还，形成的胶结剂促使土壤颗粒粘结成大团聚体[3]。未扰动的CK模式<0.25 mm水稳性团聚体最小，>5 mm的水稳性团聚体最大。

>0.25 mm团聚体的PAD与>0.25 mm的WSA含量呈极显著负相关(P<0.001)，>0.25 mm的WSA含量与土壤团聚体的MWD正相关(P<0.01)。由此可见，利用>0.25 mm的WSA含量、土壤团聚体的MWD，>0.25 mm团聚体的PAD衡量土壤团聚体的结论一致[9]。铁矿废弃地恢复后，不同恢复模式土壤团聚体的稳定性均显著提高，具体表现为CK>R3>R2>R1>R0。

目前有关土壤团聚体有机碳和全氮含量不同粒径间的分配存在差异[10]。王景燕等[11]研究川西退耕5 a的坡地发现，团聚体有机碳和全氮含量随粒径的减少呈“V”形变化。而刘晓利等[12]报道不同利用方式旱地土壤有机碳和全氮主要集中在较大粒径的水稳性团聚体中，与本研究的结论相反。本研究中铁矿废弃地不同恢复模式土壤团聚体有机碳和全氮含量均表现为随粒径的减小呈显著升高的趋势，这与区晓琳等[10]在长汀开展植被恢复对侵蚀红壤团聚体有机碳和全氮分布的结论一致。本研究中铁矿废弃地施用不同恢复模式后，土壤团聚体有机碳和全氮含量均显著增加(P<0.05)，但仍显著低于CK(P<0.05)。

铁矿废弃地不同恢复模式土壤有机碳和全氮含量与>5 mm的水稳性团聚体含量呈显著正相关，而与<0.25 mm和0.5～1 mm的水稳性团聚体含量呈显著负相关。这表明随着土壤有机碳和全氮含量的增加，土壤中>5 mm的水稳性团聚体含量呈增加的趋势，而较小径级的水稳性团聚体含量呈减少的趋势[3]。