黄土区大型露天煤矿复垦24a土壤碳氮组分特征

原 野，高国卿，高 嫄，赵艺芳，赵中秋

（1. 山西财经大学公共管理学院，太原 030006；2. 山西财经大学矿区生态修复研究中心，太原 030006.；3. 中国地质大学（北京）土地科学技术学院，北京 100083）

0 引 言

煤矿露天开采造成矿区生态环境的剧烈扰动，土地复垦则被证明是恢复矿区生态环境的有效手段[1]。然而，由于土地复垦中大型机械压实、粉尘污染等原因，复垦土壤呈现高压实、低养分、低渗透性、水土流失严重、土壤污染等特征。研究表明，山西平朔露天煤矿复垦土壤的容重比原生境土壤高0.2～0.5 g/cm3，有机质含量较原生境土壤低20.42～22.82 g/kg，稳渗率较原地貌土壤低0.12～0.84 mm/min，径流系数则达到原地貌土壤的2.9～6.1 倍[2]。观测极度扰动的复垦土壤质量的恢复过程为研究土壤成土过程提供了条件。王金满等[3]发现平朔矿复垦23a后土壤孔隙度由35.09%上升到42.26%。Ahirwal等[4]认为印度Singareni Collieries煤矿复垦8a后土壤持水量由25.9%增加到44.1%，pH值由7.6降低到6.4，电导率由0.09 dS/m上升到0.24 dS/m，有效磷则由0.3 kg/hm2上升到2.2 kg/hm2。Yuan等[5]则发现复垦土壤容重由复垦2a时的1.62 g/cm3降低到复垦30a的1.36 g/cm3。总之，植被重建后矿区土壤质量得到显著改善：土壤结构优化、持水量上升、紧实度降低、pH值降低、电导率上升、养分含量增加。

先锋植物在矿区土壤质量演替中扮演了“启动器”的角色，先锋植物的凋落物附着在地表开启了复垦土壤的成土过程[6]。伴随着复垦土壤物理结构改善的土壤有机碳、氮的恢复则是复垦土壤成土过程中的重要环节。研究表明，土地复垦可以显著提高复垦土壤碳、氮储量。印度奥里萨邦一露天煤矿复垦8a后，土壤氮库由25.6 kg/hm2上升到192 kg/hm2[4]；中国内蒙古黑岱沟露天煤矿植被恢复15a后，复垦土壤有机碳密度较未复垦土壤高15.47 Mg/hm2[7]；山西平朔露天煤矿植被重建23 a后，复垦土壤有机碳密度甚至可以达到未复垦土壤的70倍[8]。

土壤有机碳中不稳定、周转速率较快且易被微生物分解矿化的碳称为土壤活性碳。土壤活性氮则是指能被植物、动物和微生物等直接吸收利用的一类氮素[9]。土壤活性碳、氮组分对外界环境变化敏感，是土壤碳、氮库中的活跃部分且直接参与土壤养分循环。由于土壤活性碳、氮组分能全面反映外界环境对土壤有机质组分数量和质量的影响，近年来常被用作土壤质量变化的重要监测指标[10-11]。森林生态系统中，植物的叶片和根系凋落物作为土壤碳的主要来源，经过土壤酶和微生物等生物有机体的破碎、分解转化后，其残茬和微生物代谢产物以可溶性的化合物等形式淋溶进入土壤，最终以不同的物理化学形态赋存于土壤中[12]。然而，进入土壤中的有机质由于其碳、氮源、立地条件、管理措施等不同，导致不同植被类型下土壤活性碳、氮组分有很大差异[13]。比如，来自根系的碳、氮较来自叶片的碳、氮更稳定[14]，而来自微生物的碳、氮则较来自植物的碳、氮更稳定；此外，季节、温度、海拔等也显著影响土壤中的碳、氮组分含量[9]。

露天矿土壤复垦中往往采用多种植被恢复模式来提高矿区景观的异质性，进而保证复垦生态系统的抗逆性/稳定性。研究表明，不同植被恢复模式下林分结构、立地环境等存在差异显著，比如，赵冰清[15]研究发现，平朔矿区复垦5a后，油松纯林、刺槐-油松和油松-沙棘混交林模式下乔木的存活率显著高于其他植被恢复模式。郭春燕等[16]研究表明，复垦19a后，刺槐纯林6月的土壤温度可以达到26℃，远高于刺槐油松混交林的17℃。不同植被恢复模式间因林分结构、立地环境等差异必然会对复垦土壤成土过程尤其是对环境敏感的土壤活性碳、氮组分恢复产生影响。然而不同植被恢复模式下土壤活性碳、氮组分含量有何差异，这些差异有何土壤学的指示意义，对矿区土壤重构工作又有何指导价值等问题目前尚没有明确答案。江山等[17]研究了复垦耕作土壤的氮组分特征，揭示了复垦耕作土壤氮组分的时间变化特征，但由于复垦耕作土壤恢复过程中受到较多人为因素（如耕作、施肥）的干扰，很难揭示高压实复垦土壤碳、氮库的自然演替规律。鉴于此，本研究以中国黄土丘陵区大型露天煤矿—平朔露天煤矿为例，研究该矿区刺槐（Robinia pseudoacaciaLinn.）-油松（Pinus tabuliformisCarr.）混交林、刺槐纯林、白杆（Picea meyeri Rehd.etWils.）-青杆（Picea wilsaniiMast.）-沙棘（Hippophae rhamnoidesLinn.）混交林、沙棘纯林等4种典型植被恢复模式下复垦24a的土壤碳、氮组分特征，以期为黄土丘陵区矿区土壤重构和植被重建等生态修复工作提供参考。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

平朔露天煤矿位于山西省北部的朔州市平鲁区境内，矿区总面积为376 km2。该区属典型的温带半干旱大陆性季风气候，春、冬季气候寒冷干燥、风沙严重，夏季凉爽，年平均气温为6.2 ℃，年降水量为428.2 mm，年蒸发量为1 786.6～2 598.0 mm。该区地带性土壤为栗钙土与栗褐土的过渡带，植被覆盖率低且植物多为耐旱性植物。平朔矿目前煤炭年产量为7 000～8 000万t，随着煤炭资源的大量开采，采煤区原生生态系统被完全破坏。平朔矿从1988年开始土地复垦，经过30多年的复垦，矿区生态系统得到有效的恢复。目前为止，平朔矿共复垦土地超过4 000 hm2，形成南排土场、西排土场和内排土场三大排土场，形成以刺槐（R.pseudoacacia）、油松（P.tabuliformis）、沙棘（H.rhamnoides）、榆树（U.pumila）为主的乔-灌-草多层次植物群落结构，排土场植被覆盖率达到95%以上。

1.2 样地设计

选择平朔矿西排土场和南排土场4个永久性固定监测样地以及1个未复垦样地和矿区外1处原地貌样地（各样地基本情况见表1）。4个永久性固定监测样地的植被恢复类型代表了平朔矿区典型植被恢复模式。4个永久性固定监测样地是复垦于1992年的按热带森林学中心（Centre for Tropical Forest Science，CTFS）的标准建立的面积为1 hm2的样地。在每个永久性固定监测样地内用全站仪将样地划分100个10 m×10 m的样方，准确测定每个样方的4个角在大样地中的位置，并用水泥桩作标记。

表1 样地概况Table 1 Plots information

1.3 土壤样品采集与分析

课题组于2016年7月进行了土壤样品采集。在4个永久性固定监测样地内随机选择5个10 m×10 m的小样地采集土壤样品，在每个小样地选择3个样点，用土钻采集0～20 cm表层土壤样品并混合均匀后采用四分法取1 kg土样装于自封袋中冷藏运回实验室。在未复垦样地和原地貌样地则采用“S”型采样法选择5个样点采样，在每个样点用土钻采集0～20 cm混合土壤样品1个，并用四分法取1 kg土样装于自封袋中冷藏运回实验室。将采集的土样分拣去植物根系、碎屑等杂物后分为2部分：一部分新鲜土样过2 mm筛后供测定土壤微生物量碳、氮及水溶性碳、氮，并置4℃冰箱低温保存；一部分自然风干后过0.25 mm筛，用于测定其他土壤指标。

全氮（Total Nitrogen，TN）采用凯氏定氮法测定；全钾（Total Potassium，TK）采用氢氟酸消解法测定；速效钾（Available Potassium，AK）采用乙酸铵浸提—火焰光度法测定；全磷（Total Phosphorus，TP）采用氢氧化钠熔融—钼锑抗比色法测定；有效磷（Available Phosphorus，AP）采用碳酸氢钠浸提—火焰光度法测定；土壤有机碳（Soil Organic Carbon，SOC）采用重铬酸钾高温氧化法测定；水溶性碳（Dissolved Organic Carbon，DOC）和水溶性氮（Water-soluble Nitrogen，WSN）采用去离子水浸提法测定；易氧化碳（Easily Organic Carbon，EOC）采用高锰酸钾氧化法测定；微生物生物量碳（Microbial Biomass Carbon，MBC）和微生物生物量氮（Microbial Biomass Nitrogen，MBN）采用氯仿熏蒸—硫酸钾浸提法。

1.4 数据处理

运用SPSS 13.5对数据进行统计分析，采用单因素方差分析（One-way ANOVA）和最小显著差异法（LSD）分析不同植被恢复模式下土壤理化性质和碳、氮组分的差异显著性。运用R 3.3.2（https://www.r-project.org）计算土壤碳、氮组分与土壤理化性质相关关系。

2 结果与分析

2.1 平朔矿不同植被恢复模式下土壤理化特征

经过24a演替，平朔矿各样地复垦土壤理化性质呈现显著差异（表2）。各样地pH值范围为7.77～8.22，其中，PPH复垦样地的pH值显著低于UR和UD样地（P＜0.05）。6个样地土壤容重为1.37～1.68 g/cm3，其中，RM、PPH、HM样地与UR样地的差异达到显著水平（P＜0.05），这表明土地复垦后矿区土壤容重呈现降低趋势。各样地全磷含量为0.43～0.60 g/kg，与UR样地相比，4个复垦样地（RP、RM、PPH、HM）分别提高39.53%、23.26%、18.60%、30.23%；与UD样地相比，RP和HM样地分别提高20.00%和12.00%；4个复垦样地间，RP和HM样地土壤全磷含量显著高于PPH（P＜0.05）。各样地有效磷含量为3.53～11.90 mg/kg，与UR样地相比，PPH样地提高104.11%；与UD相比，PPH和RM样地分别提高237.11%和135.13%；4个复垦样地间，PPH样地含量最高，而HM样地含量最低（P＜0.05）。各样地全钾含量为1.33～1.78 g/kg，与UR样地相比，RP、RM和PPH样地分别降低25.28%、8.99%和15.17%；与UD样地相比，RP样地降低11.92%，而RM和HM样地则分别提高7.28%和17.22%；4个复垦样地间，HM＞RM＞PPH＞RP。6个样地速效钾含量为60.33～233.00 mg/kg，同UR样地相比，RP、RM样地土壤速效钾含量99.66%、136.14%；同UD样地相比，4个复垦样地（RP、RM、PPH、HM）土壤速效钾含量分别提高226.53%、286.21%、97.25%和65.21%（P＜0.05）；4个复垦样地间，RM和RP速效钾含量显著高于PPH和HM。

表2 平朔矿不同样地土壤理化性质Table 2 Soil physicochemical properties of different plots in Pingshuo mine

2.2 平朔矿不同植被恢复模式下土壤碳组分特征

各样地土壤有机碳含量为6.70～46.50 g/kg（图1），同UR样地相比，RP、RM和PPH样地分别提高594.03%、158.66%、99.25%；同UD样地相比，RP、RM样地分别提高411.55%、90.65%；4个复垦样地间，RP样地最高而HM样地最低。6个样地微生物生物量碳变化范围为28.16～108.61 mg/kg，同UR样地相比，RP和PPH样地分别提高174.68%、209.34%；4个复垦样地间，HM样地最低。各样地水溶性碳含量变化范围为97.15～204.14 mg/kg，同UR样地相比，RP和HM样地分别提高110.13%和82.99%；4个复垦样地间，PPH样地最低。6个样地易氧化碳含量为0.63～21.42 g/kg，RP、RM样地分别为UR样地的35.55倍和7倍；RP样地为UD样地的3.69倍；4个复垦样地间，RP样地最高。

2.3 平朔矿土壤碳组分占总有机碳的比例

各样地微生物生物量碳占土壤总有机碳比例（MBC/SOC）为0.21%～1.17%（表3），4个复垦样地的MBC/SOC与UR样地差异不显著，但显著低于UD样地。这表明复垦24a后，复垦土壤MBC/SOC仍没有达到原地貌水平。6个样地水溶性碳占土壤总有机碳比例（DOC/SOC）为0.44%～2.09%，其中，4个复垦样地间HM显著高于PPH、RM与RP样地；RP与PPH样地DOC/SOC显著低于UR样地和UD样地。各样地易氧化碳占土壤总有机碳比例（EOC/SOC）为8.69%～62.51%，其中，4个复垦样地间RP最高而PPH最低；RP样地显著高于UR样地，而UD样地显著高于RM、PPH和HM样地。

各样地3种活性碳组分占总有机碳的比例（MBC+DOC+EOC）/SOC的变化范围为10.67%～65.27%（表3），其中，UR样地活性有机碳组分比例低于其他5样地，而UD样地活性有机碳组分比例最高。4个复垦样地中，RP最高而PPH最低。

2.4 平朔矿不同植被恢复模式下土壤氮组分特征

6个样地全氮含量为0.34～1.75 g/kg（图2），与UR样地相比，4个复垦样地（RP、RM、PPH、HM）分别提高413.24%、250.00%、100%和82.35%；与UD样地相比，RP、RM样地分别提高148.57%和70.00%；4个复垦样地间，RP最高而HM最低。各样地土壤水溶性氮变化范围为14.07～43.10 mg/kg，与UR样地相比，RP、PPH、HM样地分别提高206.33%、153.02%、99.95%；与UD样地相比，RM样地降低51.73%；4复垦样地间RM样地最低。6个样地土壤微生物生物量氮变化范围为3.79～17.74 mg/kg，与UR样地相比，PPH样地提高368.07%；与UD样地相比，HM样地降低77.57%；4复垦样地间HM样地最低。

表3 平朔不同样地复垦土壤碳组分占有机碳比例Table 3 Proportions of soil organic carbon fractions accounting for the SOC in different plots in Pingshuo mine %

各样地土壤C/N变化范围为12.95～26.57（图2），RP样地C/N显著高于其他3个复垦样地，但与UR样地差异不显著（P＞0.05），UD样地C/N显著低于RP、PPH及UR样地（P＜0.05）。

2.5 平朔矿土壤碳、氮组分与土壤理化性质的相关性

土壤碳、氮组分与土壤理化性质的相关性见表4。复垦土壤有机碳和全氮、易氧化碳呈现极显著正相关（P＜0.01），与水溶性氮、全磷呈现正相关（P＜0.05），而与全钾呈现极显著负相关（P＜0.01）。微生物生物量碳与微生物生物量氮呈极显著正相关（P＜0.01），而与全钾呈现极显著负相关（P＜0.01）。水溶性碳与全磷呈现极显著正相关（P＜0.01），与易氧化碳、全氮呈现显著正相关（P＜0.05）；易氧化碳与全氮呈现极显著正相关，与全磷、速效钾呈现显著正相关（P＜0.05），而与全钾呈现极显著负相关（P＜0.01）；全氮与全磷、速效钾呈现极显著正相关（P＜0.01），与水溶性氮呈现显著正相关（P＜0.05），而与全钾呈现极显著负相关（P＜0.01）；水溶性氮与全磷呈现显著正相关（P＜0.05），而与全钾呈现极显著负相关（P＜0.01）；微生物生物量氮与与全钾呈现显著负相关（P＜0.05）。总之，复垦土壤碳、氮组分之间呈现正相关关系，但与全钾呈现负相关关系。

表4 复垦土壤碳、氮组分与土壤理化性质的相关关系Table 4 Correlation among soil carbon, nitrogen fractions and soil physicochemical properties

3 讨 论

3.1 植被恢复模式对土壤碳、氮恢复的影响

经过24a演替，平朔矿不同植被恢复模式下土壤物理结构、化学属性和生物肥力等较未复垦样地都得到显著提高，刺槐-油松样地（RP样地）的全磷、有效磷等指标甚至超过原地貌（UD）水平，但不同植被恢复模式下复垦土壤理化性质差异显著。该结果与中国内蒙古[18]，印度奥里萨邦[4]，美国俄亥俄州[19]等地露天煤矿相关研究结果相一致。这表明，植被恢复模式可以在较长时间内对复垦土壤的质量产生影响[20]。

本研究中，复垦24a后，土壤碳、氮含量不断增加，但是不同复垦模型下土壤碳、氮含量差异显著，尤其是RP样地的土壤碳、氮含量显著高于其他复垦样地和未复垦样地。不同植被恢复模式对土壤碳、氮的恢复的影响主要通过对碳、氮输入与输出体现：

1）不同植被恢复模式下凋落物C/N的差异导致凋落物分解速率不同，进而导致输入土壤的碳、氮含量不同。研究表明，阔叶林植被恢复模式下凋落物呈现低C/N特征，该类植被恢复模式下土壤有机质O层很薄甚至没有，但是有机矿物层A层则非常明显，与此相反，针叶林恢复模式下凋落物呈现高C/N特征，该类恢复模式下土壤有机质O层较厚，而有机矿物层A层很薄[21]。卢宁等[22]的研究结果表明：平朔矿区阔叶树种刺槐的凋落物（C/N：27.07）的年分解速率为51.27%，远高于针叶树种油松凋落物（C/N：57.12）29.05%的年分解速率。因此，本研究中样地间碳氮含量的差异与各样地因凋落物C/N的差异而导致的进入土壤的凋落物含量的差异有关。

2）不同植被恢复模式下土壤C/N差异导致由土壤动物和土壤微生物介导的土壤有机质分解速率差异显著。据观测，在高C/N复垦土壤中，土壤微生物活动受到抑制，降低了土壤有机质的分解速率[21]；而在低C/N复垦土壤中，土壤微生物活性更高，土壤动物的丰度更高，一定程度上加速了土壤有机质矿化速率[21]。本研究中，4个复垦样地的土壤C/N均高于原地貌样地（图2），因此土壤微生物活动可能受到抑制，这可能是复垦地土壤有机质积累的原因。值得注意的是，近年来，有学者提出：传统的重铬酸钾高温氧化法测试土壤有机碳不能很好将煤炭从有机碳中区分出来[23]，因此，本研究中复垦地土壤C/N显著高于原地貌水平，除了受复垦土壤性质影响，还可能和复垦土壤中煤炭的干扰有一定关系，未来有必要进一步测算复垦土壤中煤炭含量对总有机碳含量估计的影响。

3.2 植被模式对土壤碳、氮组分恢复的影响

土壤中MBC、MBN来自土壤微生物。MBC和MBN分别是有机碳和有机氮中最活跃、最易变化的部分，虽然其所占比例很小，但却是整个生态系统养分和能源循环的动力，该组分既反映土壤微生物数量，也体现土壤养分库的状况，可作为土壤扰动及健康质量的重要评价指标[24]。Culman等[25]通过对53个不同土壤类型样地的1 379个样品进行分析并提出土壤MBC占SOC的比例为2%。本研究中，复垦样地MBC/SOC值为0.21%～0.81%，低于Culman提出的2%[25]，也低于原地貌的1.17%。这表明复垦24a后，尽管复垦土地微生物量在增加，但与原地貌相比，土壤微生物量仍相对较少，且不同植被恢复模式下微生物量差异仍很明显。该结果与目前关于矿区土壤微生物研究的相关结果相吻合[26-27]。樊文华等[26]的研究表明，平朔矿复垦7a后紫穗槐林、沙枣林和沙棘林土壤微生物数量最多的是紫穗槐林，其次是沙枣林，沙棘林微生物量最少。Guo等[27]研究表明，平朔矿区土地复垦使土壤微生物丰度不断增加，但复垦20a后，土壤微生物丰度仍低于原地貌水平。本研究中复垦土壤C/N显著高于原地貌（图2），过高的C/N会抑制了土壤微生物的活性，这可能也是导致复垦土壤微生物量低于原地貌的潜在因素。事实上，从复垦土壤N含量来看，刺槐-油松混交林（RP）和刺槐纯林（RM）TN含量高于UD样地，而白杆-青杆-沙棘混交林（PPH）、沙棘纯林（HM）全氮仍低于原地貌样地。Frouz等[28]研究表明复垦土壤中存在N缺乏的问题，认为N缺乏将导致复垦土壤动物和微生物活动所需养分不足，对复垦土壤成土过程构成不利影响。因此，未来可能需要通过增施氮肥、有机肥等方式提高复垦土壤中N含量，以促进复垦土壤质量演替。

EOC主要由土壤中的易分解组分如多糖组成，同其他组分相比，EOC和土壤中微小粒径、重组粒径的结合比较密切，对有机碳中较稳定组分的敏感性比较高[25]。EOC来源及其活性特征决定EOC含量在不同土壤中变异较大，比如，Bhattacharyya等[29]认为印度一豆—麦轮作土壤中EOC占SOC比例为62%，而Culman[25]认为土壤中EOC比例为4%。本研究中EOC/SOC为8.69%～62.51%，且复垦土壤EOC所占比例处于UR样地和UD样地之间，这表明土地复垦增加了EOC含量，但仍没有达到原地貌水平。DOC主要来源于新鲜碳素，主要包括植物残体、根系和有机酸、酚类、糖和氨基酸等分泌物[30]。DOC在土壤中的含量由土壤的吸附/解吸过程决定，受粘土负电荷和铁氧化物正电荷平衡的影响[30]。本研究刺槐-油松混交林（RP）复垦土壤中DOC/SOC含量显著低于其他样地，这可能和RP样地立地特征有关系。研究表明，雨水冲刷容易降低DOC与黏土的粘结力，进而导致DOC随降雨流失[31]，RP样地为排土场边坡，坡度达22°，大坡度造成的DOC流失可能是该样地低DOC的原因。

从3种有机碳组分占总有机碳的比例看，复垦样地活性碳比例显著高于未复垦样地，这表明复垦20a后土壤有机碳库的活性组分在不断增加。与原地貌相比，复垦土壤活性碳组分则较低，这表明复垦土壤有机碳活性仍没有达到原地貌水平。张菁[32]发现随着复垦年限增加，平朔矿复垦土壤有机质由结构简单的低分子碳水化合物形态向分子结构复杂、多聚合较高芳香环结构和大分子物质演变，因此，复垦时间越长的土壤的分子量越大，芳香化和腐殖化程度越高。此外，由于复垦土壤缺乏分解木质素的担子菌等腐生真菌，随着复垦年限增加，复垦土壤中木质素等较难分解的稳定性有机质含量要高于原地貌土壤[33]。上述原因可能是复垦土壤活性碳组分低于原地貌土壤的原因之一。总之，植被重建后，随着土壤总碳、氮库总量的增加，土壤活性碳组分随复垦时间而增加，但仍低于原地貌水平。值得注意的是，土壤碳、氮组分与土壤全钾呈现负相关关系，这表明碳氮组分含量高的复垦土壤中全钾含量低。其他矿区的相关结果表明，复垦土壤的钾含量并没有随复垦时间增加而增加，反而在降低[34]，这可能是由于土壤质量恢复过程中，植物生长消耗了土壤中的钾，而钾素没有得到补充所致。钾缺乏是否对土壤碳、氮组分恢复构成抑制则尚需要进一步探究。

4 结 论

1）复垦24 a后，平朔矿土壤碳、氮组分含量得到显著提高，但各样地碳、氮组分含量差异显著。刺槐-油松混交林的土壤有机碳、水溶性碳、易氧化碳、全氮、水溶性氮等含量高于其他复垦样地和未复垦样地。

2）复垦24 a后，平朔矿土壤碳、氮组分仍没有达到原地貌水平。4个复垦样地微生物生物量碳含量占土壤有机碳含量的比例显著低于原地貌样地，刺槐-油松混交林的水溶性碳含量占土壤有机碳含量的比例显著低于原地貌样地，而原地貌易氧化碳含量占土壤有机碳含量的比例显著高于刺槐纯林、白杆-青杆-沙棘混交林和沙棘纯林。从3种有机碳组分含量之和占总有机碳含量之比看，原地貌样地高于4个复垦样地。

3）土地复垦显著提高了土壤碳、氮组分含量，尤以刺槐-油松混交林效果最优，但复垦24 a后，土壤活性碳组分仍没有达到原地貌水平。复垦土壤可能存在氮、钾限制的特征，未来可通过施用氮肥、钾肥等方式促进复垦土壤质量恢复。