高寒矿区人工种草对露天排土场渣山表层基质的影响

王 锐， 李希来,*， 张 静， 周华坤

(1. 青海大学农牧学院， 青海 西宁 810016； 2. 中国科学院西北高原生物研究所， 青海省寒区恢复生态学重点实验室， 青海 西宁 810008)

近年来矿区排土场渣山的植被恢复引起了广泛关注[1]，了解排土场渣山的特性，对植被恢复有重要的意义。随着经济发展，青藏高原地区的资源开发力度也逐渐加大[2]。青海木里煤田聚乎更矿区以及江仓矿区，是青海省重要的煤矿区。但采矿过程中带来的地表塌陷、湿地资源破坏和煤矿废料堆积等问题日趋突出，截止2016年因采矿导致的草地及部分湿地受损面积达4 571.03 hm2，危及周边祁连山自然保护区、青海湖上游地区脆弱自然生态系统的健康可持续发展。2014年开始青海省对祁连山自然保护区和木里煤田矿区进行生态环境整治，但青海高寒地区气候寒冷，一般人工草种难以正常越冬，加上排土场渣山坡度大，不紧实，易于滑坡、垮坡，立地条件差，缺乏植被生长必须的土壤结构条件和必要养分支持。杨鑫光[3]认为,在高寒矿区进行植被恢复单纯的人工建植方式不利于生态修复，采取人工建植+覆土或人工建植+施肥的组合方式是恢复高寒矿区煤矸石山生态系统的有效途径。也有研究认为[4]，在高寒矿区渣山进行人工建植可促进土壤微生物群落的恢复，微生物多样性及优势属丰度逐渐增大，安福元研究认为，渣山植被恢复工作需要因地制宜，通过提高覆土厚度、肥力等方法来缩短土壤形成的时间[5]。

矿区植被恢复是一个复杂的过程,它与生态、土壤、林业、环境保护、地理等多学科有关,但理论基础是恢复生态学。广义的生态恢复包括修复、改良、修补、更新、再植等，是指将生态系统的结构和功能恢复到最初和原来的状态[6]。目前关于高寒矿区植被恢复的技术报道较少，植被恢复没有现成的经验模式可循。本试验对木里煤田7个矿区人工种草对煤排土场渣山的影响进行分析研究，为青海木里矿区乃至青藏高原高寒矿区开展规模化的植被复绿工作提供理论基础和实践参考。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

木里煤田位于青海省海北藏族自治州与海西蒙古族藏族自治州交界处的大通河上游盆地中，横跨海西、海北两州(地理坐标：97°16′～99°42′ E，37°12′～38°20′ N)。木里煤田共有四个矿区组成：江仓区、聚乎更区、孤山区和哆嗦贡马区，见图1。本试验选取煤矿集中的聚乎更矿区和江仓矿区开展研究，包括木里煤田聚乎更矿区兴青、义海、庆华三个煤矿，以及江仓矿区奥凯、焦煤、圣雄、西钢四个煤矿，矿区属丘陵平原地形，地势总体呈东南低，西北高的趋势。江仓矿区平均海拔3 900 m，聚乎更矿区平均海拔4 200 m。监测区地势平缓、起伏不大、坡度≤5°。

试验区域属典型的高原大陆性气候特征，冷季漫长而寒冷，暖季短暂而湿润。据有关气象资料记载，该区域年平均气温-4.2℃，最高气温19.8℃，极端最低气温-35.6℃。年降水量477.1 mm，且主要集中于5-9月，占全年降水量的90%左右，年蒸发量1 049.9 mm，年日照时数2 551～3 332 h之间，无明显四季之分，冬春寒冷而漫长，夏秋凉爽而短促，冷季长达7-8个月。植物盖度70%～90%，优势种高度约8～15 cm，地表具有较厚的草皮层。

图1 木里煤田矿区分布图Fig. 1 Distribution map of Muli coalfield

从布置的小型气象站上获取的数据可以看出，木里地区5-9月份风速较小，10月到次年4月风速大，11月份平均风速最高，每小时测定的平均数值接近2.1 m·s-1。阵风速度最大的是1月和3月，平均为4.88 m·s-1。11月到次年2月光合有效辐射数值比较低，5月份光合数值最高为2 553.7 w·m-2。年度降雨分布极不均衡，5-9月份普遍有降雨，7-8月份为雨季，平均降雨量为115.2 mm，8月份最高每小时降雨0.19 mm。

试验地点冬春季节土壤湿度处于低值，7-9月份土壤湿度高。9月土壤湿度可接近30%。土壤温度年度走势呈山峰状，1月份平均表层基质温度最低(-13.3℃)，8月表层基质温度最高，平均可达16℃，1-8月平均土温直线上升，8-12月直线下降。土壤电导率是反映土壤可溶盐的重要指标，盐分、水分、温度、有机质含量和质地结构都不同程度影响着土壤电导率，1月份土壤电导率最低(10.98 us·m-1),7-9月份处于高值，9月份土壤电导率可达278.82 us·m-1。

1.2 取样方法

2016年8月上旬分别在7个矿区种草区域以及覆土种草区域周边30 m不同方位非种草区域各随机选取3个样区，每个样区规格为1 m×1 m，每个样区沿对角线选取3个样点，每个样点深度不超过20 cm，去除表层的草及大块砾石，将排土场渣山表层基质样品3个样点样品混合装入密封袋中带回实验室风干，过200目筛后，待测。所有试验分析指标于2016年8月到9月期间完成室内分析。

聚乎更矿区覆土的土壤来源为矿区周边可用的土壤，江仓矿区覆土的土壤来源为煤矿开采时的地下冻土，土壤主要理化性质见表2。

表2 煤矸石渣山表层覆盖土的基本理化性质Table 2 Basic physical and chemical properties of surface covering soil of coal gangue slag mountain

1.3 试验方法

含水量：铝盒内新鲜土样，称重后，置于已预热至105±2℃的烘箱中烘烤12小时，冷却称重；

土壤含水量(重量%)=(原土重-烘干土重)/烘干土重×100%=水重/烘干土重×100%；

容重：将充满土样的环刀，放入烘箱中在105(士2℃)下烘至恒重、称重；

rs=g·100/v(100+W)，式中：rs表示土壤容重(g·cm-3)；g表示环刀内湿样重(g)；V表示环刀容积(cm3)；W表示样品含水量(%)。

化学性质分析：土壤酸碱度采用电位法，使用PHB型精密pH计测定，有机质测定采用重铬酸钾-外加热法[7]，全氮采用重铬酸钾-盐酸消化法，全磷采用高氯酸-硫酸酸溶-钼锑抗比色法，全钾用火焰光度法[8]，速效氮用碱解扩散法，速效磷用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法，速效钾采用醋酸铵-火焰光度计法，重金属元素测定使用微波消解-电感耦合等离子体质谱仪法[9]。

微生物数量：除去地面植被和地表覆盖物,用酒精消毒过的勺子现场多点采集(3～5)试验小区新鲜土壤，取样深度0～10 cm，装入无菌袋，放冰袋并立即放入冰箱保存，第一时间从冰箱取出，平摊晾好过200目筛装入自封袋放入冰箱后待测。细菌测定采用牛肉蛋白胨培养-稀释平板法，真菌采用马铃薯蔗糖琼脂-稀释平板法，放线菌采用高氏一号培养基-稀释平板法[10]。

在木里矿区圣雄煤矿和奥凯煤矿分别安装了小型气象设备(RX3000自动气象站)和WET-2土壤水分温度电导率监测系统，主要用于监测该区域的气候特点和矸石基质温度、湿度和电导率的变化。

1.4 数据分析

应用spss20.0软件，采用单因素方差分析(One-way ANOVA)法分析比较植被恢复人工种草试验小区与未进行人工种草试验小区煤矸石表层基质物理、化学以及微生物数量等方面的差异。检验水准α为0.05，采用独立样本T检验。数据做图采用SIGPLOT12.5软件制图。

2 结果与分析

2.1 人工种草对排土场渣山表层基质含水率及容重的影响

从图2可以看出，木里煤田7个矿区种草样区含水率均高于不种草样区，其中焦煤、圣雄2个矿区种草与不种草样区土壤含水量差异极显著(P<0.01)，奥凯、庆华、义海3个矿区种草与不种草区域土壤含水量差异显著(P<0.05)，兴青矿区种草样区含水率(47.65±15.42%)远高于不种草样区(7.97±0.65%)。

排土场渣山表层不具备典型土壤结构，除矸石、大块岩石外，还有矸石的风化壳及部分冻融土。从图中分析得到，7个矿区表层基质容重没有呈现一定规律性，仅有兴青矿区种草样区土壤容重(0.56±0.17 g·cm-3)与不种草(0.99±0.12 g·cm-3)样区土壤容重差异极显著(P<0.01)。

2.2 人工种草对排土场渣山表层基质养分含量的影响

从图3可以看出，除西钢矿区外，其余6个矿区种草样区全氮含量高于不种草样区，焦煤、庆华、圣雄、兴青、义海5个矿区差异极显著(P<0.01)。种草对全磷含量的影响不一致，圣雄种草区域与不种草区域差异性极显著(P<0.01)，义海矿区种草(1.62±0.09 g·kg-1)与不种草区域(1.09±0.19 g·kg-1)全磷含量差异显著(P<0.05)，其余4个矿区差异不显著。除西钢矿区外，其余6个矿区种草区域全钾含量均低于不种草区域，种草反而降低了全钾含量，且奥凯、焦煤、兴青、义海4个矿区差异极显著(P<0.01)。除庆华外，其余6个矿区种草样区速效氮含量明显高于不种草区域，均差异显著(P<0.05)，其中圣雄矿区差异极显著(P<0.01)。种草对露天排土场渣山表层基质速效磷和速效钾含量的影响也没有呈现一定规律。人工种草对7个矿区的有机质含量影响表现出显著性差异和极显著差异，但奥凯、焦煤、庆华、圣雄种草区域有机质含量高于不种草区域，且差异极显著(P<0.01)，西钢、兴青、义海则种草区域有机质含量低于不种草区域。

图2 不同矿区种草处理土壤含水量及容量的变化Fig.2 The change of soil water content and soil bulk density by grass planting in different mining areas注:(a)：不同矿区种草处理土壤含水量的变化，(b)：不同矿区种草处理土壤容重的变化；图中同一矿区不同处理中不同大写字母表示差异达极显著水平(P<0.01)，不同小写字母表示差异达显著水平(P<0.05)Note:(a):change of soil moisture content by grass planting in different mining areas,(b)：change of soil bulk density by grass planting in different mining areas；Values within the different treatments in the same mining area followed by different capital letter indicate significantly difference at the 0.01 level,different lowercase letter indicate significant difference at the 0.05 level

图3 不同矿区种草处理土壤营养元素的变化Fig.3 The change of soil nutrient elaments by grass planting in different mining areas

2.3 人工种草对表层排土场渣山基质重金属含量的影响

从图4可以看出，除汞元素外，种草对7种重金属含量产生不同程度的影响，对砷、铬、铜、锌、铅5种重金属影响较大。7个矿区种草区域的砷元素普遍高于不种草区域，除义海煤矿外，6个矿区差异显著或极显著，其中奥凯、圣雄2个矿区差异显著(P<0.05)，焦煤、庆华、西钢、兴青4个矿区差异极显著(P<0.01)。种草对排土场渣山表层基质铬含量、铜含量、锌含量、铅含量影响未呈现出一定的规律性。

图4 不同矿区种草处理土壤重金属含里的差异Fig.4 The difference of heavy metal content in soil treated with grass in different mining areas

2.4 人工种草对表层排土场渣山基质微生物数量的影响

从图5可以看出，种草对7个矿区微生物数量均产生影响，除圣雄种草区域真菌数量减少外，7个矿区种草区域三大类群的微生物数量均明显高于不种草区域，差异显著或极显著，细菌、真菌数目增加幅度大，种草区域细菌(12.82×106cfu g-1)、真菌平均数量(16.03×103cfu·g-1)分别是不种草区域细菌(3.05×106cfu·g-1)和真菌数目(3.95×103cfu·g-1)的4.20倍4.05倍，种草区域放线菌平均数量(6.31×105cfu·g-1)则是不种草区域(2.76×105cfu·g-1)的2.29倍。

图5 不同矿区种草处理微生物数量的差异Fig.5 The number of microorganisms treated with grass planting in different mining areas

总体来说，就各矿区来看，人工种草对木里煤田各矿区的指标类型和影响程度各不相同。兴青矿区全氮、全钾和速效钾差异极显著，砷、铜、锌、铅差异极显著，种草区域重金属含量高。义海矿区种草和非种草区域除全磷和速效氮两个指标差异显著外，全氮、全钾，速效磷、速效钾、有机质等5项养分指标差异均为极显著，尤其是结合喷灌措施，促进速效养分的增加。种草区域铬铅镍铜锌含量减少，说明义海矿区种植方式对减少某些重金属含量效果十分显著。庆华矿区种草区域全氮有机质差异极显著，远高于非种草区域。奥凯矿区渣山表层基质含水率、全钾、有机质差异极显著，全氮速效氮差异显著，铜，锌含量差异极显著。焦煤矿区全氮全钾有机质差异极显著，速效氮、速效磷差异显著，砷、铬、锌、铅4类重金属含量差异极显著。西钢矿区表层基质含水率和容重差异均不显著，砷铜锌含量差异极显著。圣雄矿区除全钾差异显著外，其它6种养分差异极显著，人工种草对养分提升效果十分明显。

3 讨论

3.1 人工种草对排土场渣山基质物理性质的影响

国内外对风化煤排土场渣山土壤水分特性方面已有一些研究[11-16]。本试验中，木里地区煤矿开采时间普遍不长，且种草区域与非种草区域排土场渣山风化年限接近，因此就排土场渣山本身而言含水率差异较小。煤排土场渣山最突出的水文特点是:结构性差，大孔隙多，易造成养分的淋溶损失和水分的渗漏损失[11]。蔡毅认为新鲜的煤矸石矿物成分及结构则不存在较大差异，煤矸石的风化年限及其埋深的差异是影响其风化程度的主导因素[17]。

风化作用使排土场渣山黏粒及黏土矿物细小颗粒含量逐渐增加，提高了表层结合水的含量，风化裂隙的发育增加了渣山颗粒内部水含量，进而使渣山持水率得到提高。从本试验结果来看，种草能够明显增加排土场渣山基质含水率，土壤含水量是因为兴青矿区采取了精细的穴植盆栽技术，且种植在排土场渣山阴坡，水分不易散失有利于提高基质含水率。义海矿区采用了喷灌技术，能及时补充植被恢复所需的水分。种植密度达到每平方米3 000株以上。其它矿区虽然没有使用喷淋装置，但由于牧草根系在排土场渣山基质中延伸生长，改变了排土场渣山表层原有的水分循环模式，根系吸收水分，水分直接蒸腾减少，引起了含水率增加。王健等采用矩阵法对排土场渣山基质进行综合评价，得出在试验中以矸土比为3∶7为土壤基质时最优，混合土壤基质总孔隙度较大、通气性较好、水气比合理，入渗性能最优，显著提高基质土壤的保水供水性能[16]，因此在植被恢复中适当调整基质与原土的比例对提高含水率也尤为重要。

土壤容重反映土壤的孔隙状态和贮水能力大小，也能客观地反映出种植植物对于土壤结构等物理性状的改善程度。一般耕作层土壤容重1～1.3 g·cm-3，土层越深则容重越大，可达1.4～ 1.6 g·cm-3，土壤容重越小说明土壤结构、透气透水性能越好[19]。排土场渣山表层基质是土壤、矸石、岩石、煤渣等多种成分混合物，容重受各成分混合比例影响很大，且对于排土场渣山容重目前仍参照土壤使用环刀法采样计算，没有专门研究方法，一定程度上影响试验结果的准确性。从试验结果可判断木里煤田各矿区在种草前的机械平整、翻耕措施有利于改善排土场渣山表面基质层的结构，且人工种草对表层基质容重有影响，但对于排土场渣山基质本身的物理结构影响不显著。渣山风化物颗粒虽然组成较差，但一定程度上能为作物提供有效水以满足植物对水、气、养分的需求，因此排土场渣山风化物可以作为植物生长介质但需要进行基质改良。

3.2 人工种草对排土场渣山基质化学性质的影响

排土场渣山土壤的养分状况是度量退化生态系统生态功能恢复与维持的关键指标之一[20-21],也是除水分以外植被恢复的重要限制因素[22]，影响植被分布和生长[23-24]。排土场渣山颗粒粗糙、养分贫乏、水分保蓄性差[25]，其重构土壤颗粒间孔隙较大，各营养元素受淋溶作用易流失[26]。通过采取不同植被恢复措施，均能不同程度地改善土壤理化性质[27]。不同植被对土壤的改良效果不尽相同，与裸地相比，土壤各项养分含量均有不同程度的提高[28]。全氮含量是衡量土壤氮素水平的基础肥力指标。有研究表明，植被恢复可增加排土场表层土壤有机质和全氮含量，且恢复年限越长，含量增加越显著[29-31]。当土壤氮含量发生变化时，不同植物对氮的利用形态存在明显的生态位分离，进而影响生产力和物种组成[32]。本试验中除西钢外，不同矿区排土场渣山表层基质全氮含量差别大，种草区域全氮(3.01 g·kg-1)平均含量远高于非不种草区域(1.67 g·kg-1)。速效氮含量极不均衡，种草区域明显高于非种草区域，前期施肥和覆土不一致可能是氮素差异大的重要原因。从本试验结果来看，种草对绝大部分矿区全氮和有机质含量产生极显著影响，这与国内外学者的研究结果一致。王丽丽研究表明[33]，不同模式复垦土壤相比矸石山的土壤，有机质含量均有不同程度的提高，李俊超研究认为[34]排土场植被重建具有巨大的固碳能力并能显著提高土壤碳储量。而本研究中西钢、兴青、义海3个矿区种草区域矸石表层基质有机质含量不但没有提高，反而低于不种草区域，植被恢复造成了矸石山表层基质有机质含量的减少，这与大多数学者的研究结果都不一致，有机质含量减少的原因需要进一步深入研究。

诸多学者研究发现，排土场速效养分极其贫乏[35]。加速土壤熟化过程，改良土壤结构，增加有机质和营养物质含量，是排土场渣山植被恢复与生态重建的关键之一[36-38]。土壤有机质可以反映土壤养分潜力和对植物的有效养分供应程度[39]。土壤有机碳密度与土壤含水量的关系最密切[40]。与黄土相比，矸石来源于煤，风化物中含有比较丰富的有机质和全氮，其含量分别是普通黄土的20倍和5.7倍，因此排土场渣山植被恢复时一般采取措施促进养分活化，与此同时还要适量增施肥料[41]。本试验中各矿区采用的种植措施各不相同，种草对不同矿区渣山表层基质化学性质影响程度也有差异，但从试验结果来看，所有矿区种草样区全钾含量都低于不种草样区，原因还有待深入研究。大部分矿区种草区域速效钾含量要高于非种草区域，义海速效钾含量高是因为植被恢复时采取了覆盖农作物秸秆的措施。

排土场与对照土壤中的重金属含量均在国家土壤环境质量标准(GB15618-2008)二级标准限值范围内，说明排土场土壤基本满足农业生产的需要，从植物生长发育来看，土壤有机质和氮素是植被的生长发育的关键影响因子[42]，这与本文研究结果是一致的。土壤中有机质通过与重金属元素形成络合物从而影响土壤中重金属的移动性及其形态间的转化[43]。根据试验结果，人工种草对绝大多数矿区的砷和铜、锌含量产生显著或极显著影响。尤其是种草增加了排土场渣山基质的砷含量，无论是哪个矿区，种草区域的砷含量均高于非种草区域，焦煤矿区种草区域是非种草区域的1.59倍，7个矿区砷含量平均值从4.61 mg·kg-1增加到6.06 mg·kg-1。郑景华[44]认为成土母质的不同导致土壤砷含量的不同，是自然因素的主因。人为因素主要包括人类活动释放的大量砷，直接或间接进入环境。矿产活动的开采、煤矸石的堆放淋溶、矿区燃煤产生的底灰和飞灰的排放等都会对矿区周边土壤造成不同程度的砷污染。人工种草增加排土场渣山基质砷含量的原因，需要进一步研究探讨。

孙晨[42]研究认为，植被恢复对降低土壤重金属含量具有一定的作用，植被恢复区土壤中Cr,Cu,Pb和Zn含量均低于未进行植被恢复排土场土壤中重金属含量对照值，说明植被恢复对降低土壤重金属含量具有一定的作用。而本研究中的Cr,Cu,Pb和Zn含量数值并未出现7个矿区种草均低于不种草区域的情况，重金属含量与人工种草的关系还需要深入研究。

3.3 人工种草对排土场渣山基质微生物数量的影响

土壤微生物在抵御外界干扰、促进土壤养分转化、维护系统稳定等方面占据着主导地位[45]，在改进土壤结构、增加植物营养吸收、降低重金属毒性等方面也具有极其重要的作用[46-47]。煤矿开采后，人类的各种开发活动不可避免地会改变土壤微生物的生态环境条件，从而对土壤微生物产生不同方向、不同程度的影响[48]。土壤微生物的主要营养来源是植物残体，其数量很大程度上与土壤有机质含量呈正相关[49]。植被建植后，使得作为微生物生命活动所需能源的主要来源一植物的凋落物、根系的分泌物和衰亡的根、根际沉积物显著增加，为微生物的生长繁育提供了充足的能源，使微生物能在短时间内快速恢复。本试验中，所有矿区种草区域微生物数量均多于非种草区域。种草区域中细菌数目最高的是奥凯矿区(17.9×106cfu·g-1)，真菌数目最高的奥凯矿区(31.7×103cfu·g-1)，放线菌数目最高的是兴青矿区(10.7×105cfu·g-1)，细菌、真菌、放线菌数量最少的都是焦煤矿区，分别是9.7×106cfu·g-1，8.2×103cfu·g-1，4.3×105cfu·g-1，这可能与焦煤矿区所施有机肥关系较大。

樊文华研究认为，未种植物的渣山基质微生物数量只有45.004 ×105cfu·g-1，恢复植被后复垦土壤微生物数量有显著提高[50]，本文种草区域微生物总数远高于不种草区域，与樊文华的研究结果一致。

土壤养分尤其是氮素的内循环在很大程度上受微生物活动所调节，微生物在土壤中分解有机物质形成腐殖质和释放养分，同时又转化土壤碳素和固定无机营养元素形成微生物生物量。微生物生物量碳越大，土壤养分保蓄作用越强[51]，从排土场渣山的植被恢复投资与难度考虑，植被恢复时应配合化肥施用有机肥[52]。本试验矿区注重使用有机肥作为底肥，促进微生物的生长活动，有利于表层基质养分持久释放，更好地促进牧草生长。

4 结论

植被恢复对排土场渣山基质的物理、化学性质及微生物数量均产生影响，影响了排土场渣山表层基质性质，改善了植被立地条件，主要体现在化学性质及微生物数量方面，种草区域细菌、真菌、放线菌平均数量分别是不种草区域的4.20，4.05和2.29倍，对物理性质影响相对较小；人工种草可以增加排土场渣山表层基质的含水率，有效改善表层基质水分条件，增加排土场渣山基质的全氮含量，增加速效养分含量；人工种草引起排土场渣山表层基质砷含量增加以及铜含量的减少，显著增加土壤微生物的数量，是高寒矿区排土场渣山生态治理的有效途径。