黄土沟壑区采煤塌陷地人工与自然植被恢复下土壤性质演变特征

杜华栋,曹祎晨,聂文杰,宋世杰

(1.西安科技大学 地质与环境学院，陕西 西安 710054; 2.西安科技大学 西部矿山生态环境修复研究院，陕西 西安 710054)

植被恢复是扰动地生态修复的基础[1]，目前植被恢复方式大体分为自然和人工2种，其中自然植被恢复是指在干扰停止后依靠天然土壤种子库、原生植物自然更新对被破坏的植被重新建植，而人工恢复技术即通过人工土地整治与引入新物种结合，以加速损害地生态恢复[2]。土壤质量的改善是植被恢复效益的重要评价指标之一，揭示干扰地自然和人工植被恢复方式对土壤性状的影响差异，对于指导干扰后植被建设具有重要意义[3]。

作为干扰生态系统恢复效应评价的重要内容，矿区植被恢复后的土壤环境效应已有较多的研究，多数研究表明，植被的恢复有利于土壤结构的改善，容重降低、孔隙度增加，土壤微生物种群及结构发生变化[6-7]，进而提高土壤养分的转化利用，促进各种元素在生态系统中的循环[8]。但目前自然和人工植被恢复模式下土壤理化性质的演化规律仍存在一定争议，有学者研究表明人工植被恢复模式下由于人工加速了植被恢复过程，使得土壤营养元素的积累、性状改善都较快[11-12]，因此人工植被恢复对土壤性状的改善效果优于自然植被;但也有研究表明人工植被恢复模式较高的生产力和养分存储能力，也会过度消耗土壤水分[13]，土壤入渗速率的改善和有机质含量均较低，使人工植被恢复的可持续性比自然恢复差[14]。目前矿区植被恢复后的土壤改善效益研究主要为静态监测，自然与人工植被恢复模式下土壤性质的动态演变过程及机理阐述研究仍然较少，且现有相关研究主要集中于东部煤矿沉陷区[15]和西部露天开采排土场[16]。针对西部矿区尤其扰动强烈的黄土沟壑区采煤地表塌陷地，自然与人工植被恢复后土壤理化生性质各自动态演变特征是什么？哪种植被恢复方式能更有效恢复塌陷地土壤生态系统？有必要开展进一步研究。

因此，笔者以榆神府矿区为对象，在阐明该区黄土沟壑地貌采煤塌陷地人工和自然2种植被恢复模式土壤理化生性质动态变化规律的基础上，探讨塌陷地植被恢复与土壤质量的演变关系，以期为评价矿区植被恢复生态效益和指导植被建设合理布局提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

研究区是位于毛乌素沙漠与黄土高原过渡地带的榆神府矿区，选择该区地表塌陷明显的黄土沟壑地貌为研究对象(图1)。该区属温带半干旱大陆性季风气候，多年平均气温为8.4 ℃，最高温度38.9 ℃，最低气温-27.9 ℃;年平均降水量为436 mm，其中6—9月份占总降水量的70%～80%;蒸发量是降水量的4～10倍;矿区以风沙土和黄绵土为主，土壤结构较疏松、有机质含量低。

图1 研究区位置Fig.1 Location of the study area

区内煤炭储量丰富，煤层厚、埋深浅，煤层埋藏深度一般为100～300 m，煤炭开采方式主要采用综合机械化长臂式开采工艺，综采工作面长200～400 m，工作面间留有20～30 m 宽的护巷煤柱。开采后地表塌陷程度较为严重，地表出现大量裂缝，裂缝宽度在10～50 cm，垂直位移在0～80 cm。地表损害后土壤侵蚀强度增大、地表水体断流萎缩、地表植被受损。目前榆神府矿区黄土地貌土地复垦主要是工程复垦，包括人工和机械平整和充填土地，辅以适当生物复垦技术。

1.2 样地设置

首先通过卫星遥感解译和野外调查，选取榆神府矿区黄土沟壑地貌采煤塌陷区的人工与自然恢复样地，主要涉及榆家梁、柠条塔、张家峁、红柳林、石窑店、麻黄梁6个煤矿(图1)，并在每个井田周边设置未塌陷地作为对照。依据具体矿井收集的工作面推进资料确定地表塌陷年限，以此年限作为地表损害后植被自然恢复年限，且选定没有进行过人为修复的区域作为自然恢复样地;依据矿区人工植被建设年限资料确定人工植被恢复年限，同时为消除人工恢复物种选择对试验结果的影响，笔者主要选取榆神府矿区人工恢复过程中应用较多的沙棘(Hippophaerhamnoides)和油松(Pinustabuliformis)混合植被群落作为研究对象。运用“时空替代法”选取立地条件一致或相近的植被恢复样地，以不同地点上选取的不同植被恢复年限植被群落来代替同一生长地点上生长的不同恢复年限的植被群落。后依据本研究团队前期在榆神府矿区研究的土壤和植被恢复演替阶段[17]，将植被恢复年限划分为0～5，6～10和11～15 a，以此研究自然和人工植被恢复模型下土壤演化规律。

1.3 土壤样品采集及实验分析

为消除黄土沟壑区地貌差异对研究结果的影响，本研究主要在沟壑区地貌比例较大、具有代表性的坡沟地选取样地，不同演替阶段不同植被恢复模式下各选择至少7块下垫面状况类似的样地，样地在不同井田布设数见表1。每个样地内随机选取5点进行土壤取样，其中土壤水分用土壤水分钻采集地表下0～60 cm土层;用标准环刀(100 cm3)用于土壤容重的测定;土壤养分和生物学性状用土壤养分取样钻采集，土壤容重、养分和生物学性质均采集0～20 cm土层土壤。土壤物理、养分性质在实验室自然风干后备测;土壤生物学性质取样后实验室-80 ℃冰箱保存备测。同时，为探讨塌陷地植被恢复过程中植被群落与土壤因子之间的关系，在进行土壤采样同时进行植被调查(调查方法见文献[17])，由于本文主要讨论植被恢复后的土壤改善效益，因此调查得到的人工与自然植被恢复过程中植被群落数据在本文中仅作为背景资料(表1)。

表1 研究样地基本情况Table 1 Basic conditions of the study plots

土壤物理指标测量[18]:土壤含水量用烘干法直接测定，土壤pH值用电位法测定，土壤容重采用标准环刀法测定。土壤养分指标[18]:有机质质量分数用燃烧氧化-非分散红外法测定，铵态氮质量分数用水杨酸钠法测定，速效磷质量分数用双酸(H2SO4-HCl)浸提-钼锑抗比色法测定，速效钾质量分数用乙酸铵浸提-火焰光度计法测定。土壤酶活性测定:蔗糖酶采用3,5—二硝基水杨酸比色法，过氧化氢酶采用高锰酸钾滴定法，脲酶采用靛酚蓝比色法，磷酸酶采用磷酸苯二钠法测定[19]。采用绝对定量PCR分析土壤DNA样品细菌、真菌和放线菌的基因拷贝数，获取土壤样品中细菌、真菌和放线菌数量[20]。

1.4 数据统计与分析

1.4.1数据统计

采用SPSS 21.0软件对数据进行统计检验，剔除异常值，结果用平均值±标准偏差(SD)表示，用单因素方差分析(one-way ANOVA)和最小显著差异法(LSD)比较土壤指标在不同植被恢复模式、不同恢复年限下的差异显著性，差异显著性水平设定为p=0.05。

1.4.2土壤演变特征分析

依据不同植被恢复模式不同年限样地所测土壤指标，采用CANOCO 4.5 软件应用冗余分析法(Redundancy analysis，RDA)对所研究样地进行排序，得到RDA二维排序图，其结果不仅能反映不同恢复方式不同恢复年限样地土壤的演化过程，同时也可以直观的分析土壤指标之间的关系[21]。

2 结果与分析

2.1 不同植被恢复模式下土壤物理性质变化特征

人工和自然植被恢复0～5 a土壤平均含水量较未塌陷样地分别低了54%,59%(图2)，后都随着恢复年限的增加表现出增加趋势，恢复至10～15 a人工和自然恢复样地含水量较0～5 a分别增加了93%和102%，但2种植被恢复模式仍未达到塌陷前水平，人工和自然恢复样地分别较未塌陷地低11%和17%;从恢复速度上看，人工植被恢复样地表层土壤含水量增加速率慢于自然恢复样地。

图2 不同植被恢复土壤含水量变化特征Fig.2 Variation characteristics of soil moisture content of different vegetation restoration models

与未塌陷区相比，采煤塌陷区植被恢复过程中土壤pH值始终高于未塌陷区(p<0.05)，不同植被恢复方式下土壤pH值在相同时段内无显著差异，且随恢复时间变化不显著(p>0.05)(表2)。从土壤容重分析，人工和自然植被恢复0～10 a土壤容重都显著低于未塌陷区(p<0.05)，且人工恢复区土壤容重小于自然恢复区(表2);但在植被恢复样地10 a后土壤容重显著增加(p>0.05)，人工和自然方式分别较0～10 a显著增加15%和10%(p<0.05)，使得自然恢复10 a后土壤容重与未塌陷区无显著差异，人工恢复10 a土壤容重仍显著低于未塌陷区7%。

表2 不同植被恢复模式土壤理化性质变化特征Table 2 Variation characteristics of soil physical and chemical properties of different vegetation restoration models

2.2 不同植被恢复模式下土壤养分变化特征

采煤塌陷区植被恢复初期0～5 a，土壤有机质、铵态氮、速效磷和速效钾质量分数均低于未塌陷区(p<0.05)(表2);后随着恢复年限的增加，恢复区的土壤养分指标均随恢复时间逐渐增大，且0～10 a人工恢复区的有机质和速效钾质量分数均高于自然恢复区(p<0.05);恢复10 a后，人工恢复样地有机质、铵态氮、速效磷和速效钾质量分数较0～5 a分别增加了47%,127%,50%和31%(p<0.05)，与未塌陷区无显著差异(p>0.05);而自然恢复10 a后，土壤有机质和铵态氮质量分数较恢复0～5 a分别增加了64%和41%(p<0.05)，与未塌陷区无显著差异(p>0.05)，但其速效磷和速效钾质量分数随恢复时间未显著增加(p>0.05)。

2.3 不同植被恢复模式下土壤生物学性质变化特征

人工植被恢复0～5 a，土壤蔗糖酶、过氧化氢酶和磷酸酶活性都小于未塌陷区(p>0.05)，而脲酶活性高于未塌陷区(图3(a)～(d));蔗糖酶和磷酸酶活性随恢复时间先增大后减小，恢复10 a后，蔗糖酶、过氧化氢酶和磷酸酶活性仍低于未塌陷区(p>0.05)，脲酶活性与未塌陷区无显著差异(p>0.05)。自然植被恢复0～5 a，土壤蔗糖酶和磷酸酶活性均小于未塌陷区(p>0.05)，但脲酶和过氧化氢酶活性均高于未塌陷地且随恢复时间无显著变化(p>0.05)，在恢复10 a后，自然植被恢复样地蔗糖酶和磷酸酶含量仍低于未塌陷区(p>0.05)(图3(a)～(d))。

人工和自然植被恢复0～5 a土壤微生物数量均低于未塌陷区(p<0.05)(图3(e)～(g))，其中真菌和细菌数量均随恢复时间增加，至恢复10 a，人工和自然样地真菌数量分别增加了3.75，2.47倍，仍低于未塌陷区22%,28%(p<0.05);细菌数量分别增加了2.25，0.11倍，与未塌陷区无显著差异(p>0.05)。人工恢复样地土壤放线菌数量随恢复年限增加呈现减小趋势，恢复10 a后减小了50%，较未塌陷区低67%;自然恢复样地放线菌数量随恢复时间未显著增加，至10 a后仍低于未塌陷区58%(p<0.05)。对比两种植被恢复方式，在恢复10 a后，除放线菌外，人工恢复区真菌和细菌数量均高于自然恢复区(p>0.05)(图3(e)～(g))。

图3 不同植被恢复模式土壤生物学性质变化特征Fig.3 Variation characteristics of soil biological properties of different vegetation restoration models

2.4 不同植被恢复模式土壤演化过程及其与植物群落特征关系分析

冗余分析的RDA1和RDA2两轴能够解释67.1%的土壤因子-植被特征关系信息，说明排序结果能够反映不同植被恢复模式土壤演变规律及土壤指标之间的关系(图4)。自然恢复样地主要集中在第1和第2象限，且由于自然植被恢复条件下土壤自修复速率缓慢，使得不同恢复年限样地分布较为集中;随着恢复年限的增加自然植被恢复10 a后，土壤菌类和水分基本可恢复至塌陷干扰前水平，但土壤有机质和有效磷在自然植被恢复过程中改善效果有限。人工植被恢复样地主要集中在第3和4象限，较未塌陷地和自然植被恢复样地，人工植被恢复1～5 a土壤质量下降明显;但人工恢复样地土壤恢复速度较快，因此不同恢复年限人工样地较自然恢复样地分布较为分散;人工植被恢复样地在恢复6～10 a阶段土壤与植被特征即可恢复至塌陷前水平，恢复10 a后的人工恢复样地土壤质量显著优于同时期自然恢复样地和未塌陷地(图4)。

由图4还可以得出，恢复样地土壤因子除土壤放线菌和过氧化氢酶以外，其他测定土壤因子之间都呈正相关关系，且主要以土壤水分、有机质为中心聚集在一起，其中土壤菌类、有效氮、脲酶、有效钾、容重和水分之间相关性较大，且这些指标与植物群落多样性和植被覆盖度具有较高相关性，而土壤有机质、过氧化氢酶、蔗糖酶和有效磷间相关性较大，且这4种土壤指标与植物地上生物量关系密切;土壤pH和碱性磷酸酶与植物群落特征相关性较小(图4)。

图4 自然与人工植被恢复方式下样地、土壤因子和植被群落特征的冗余分析三序图Fig.4 Triplot of redundancy analysis to soil physical,chemical and biological properties under natural and artificial vegetation restoration models

3 讨 论

3.1 自然与人工植被恢复模式土壤性状演变规律

植被建设在矿区地表塌陷后生态环境恢复方面发挥着重要作用，被认为是恢复地表生态系统和治理水土流失的有效手段[22]。榆神府矿区塌陷地植被恢复初期由于地表塌陷导致土壤结构受损，地表裂缝和断错增加了土壤水分蒸发面积，使得土壤蒸发量增加[23]，因此自然和人工植被恢复初期样地土壤水分含量都较未塌陷地降低;同时植被恢复初期自然和人工植被群落受到损害仍未完全恢复[24]，植被生长对土壤的改良功能变弱[25]，本研究也表明该阶段土壤酶类活性和菌类数量水平都较未塌陷地低。上述土壤水分和生物活性降低直接或间接影响土壤养分动态循环，使得植被恢复初期2种植被恢复模式下土壤有机质、有效氮磷等养分质量分数亦下降，这与其他植被恢复初期土壤养分含量下降的结果相吻合[26-27]。本研究表明榆神府矿区人工植被恢复初期样地土壤质量下降较自然恢复地幅度大，推测主要是因为除塌陷扰动外，人工植被恢复初期种植过程使较深层次养分和生物活性较低的土壤翻动至地表[28]，使得地表土壤养分含量和生物活性都降低。

随着植被恢复年限的增加，人工与自然植被恢复样地人为扰动都停止，土壤含水量提高、酶类和菌类活性增强，这与其他研究植被恢复后土壤性质的演化过程一致。但半干旱矿区塌陷地人工和自然植被恢复后土壤的改善程度和演化过程均存在一定差异，其中自然植被恢复过程对土壤的改善效益较为缓慢，尤其是土壤容重、有机质和生物活性，依据目前植被恢复后土壤效应研究进展推测，主要是因为干旱半干旱地区植被自然恢复过程较为缓慢[31]，植物通过根系生长对土壤结构改良效应和枯落物积累对土壤养分提高的作用效果不明显;而在人工植被恢复样地，植被恢复过程中的抚育措施(如浇灌、施肥)为植被生长提供了优良的环境[32]，因此人工植被恢复区植被盖度和生物量迅速增加，发达的植物根系生长和枯落物分解使人工恢复区土壤容重显著低于自然恢复区，使得土壤孔隙度增加改善了土壤结构，人工植被恢复后对土壤结构的改善与其他类似研究结果相似[33];同时人工植被土壤有机质、有效氮磷累积速度快，对土壤的改善较为明显，这与陕北黄土高原自然植被对土壤养分的改善作用强于人工林地结果相反[34]，主要是因为目前黄土高原关于植被恢复后土壤效益主要集中于森林带和森林草原带，这个区域自然植被恢复相对迅速、生物量累计较大，因此土壤改善作用明显，而本研究主要位于黄土高原与毛乌素沙地交错的草原带，适当的人工抚育措施可促进植被群落恢复进程。人工植被恢复地植被对土壤结构的改善和养分含量增加，有利于提高土壤酶的活性和微生物数量[35]。土壤生物活性的提高反过来有助于土壤有机碳积累增加，进而形成了还原条件的土壤环境抑制了过氧化氢酶活性的增强[36]。

3.2 土壤因子恢复过程及其与植被恢复关系

冗余分析表明土壤含水量和有机质是影响榆神府矿区土壤质量的关键因子，研究区自然植被恢复初期地表土壤扰动相对较小，土壤质量下降幅度较小，但随着时间推移研究区自然植被恢复过程缓慢[37]，自然植被恢复对土壤水分和养分因子的改善效果不明显，水分养分敏感的土壤酶类活性和菌类数量在自然恢复样地亦没能快速恢复[38]，进而影响了整个土壤生态系统循环进程，使得自然恢复10 a后土壤有机质和有效磷等仍未恢复至塌陷前水平。而人工植被恢复条件下，虽然植被恢复初期植被群落和土壤的扰动都较大，植被和土壤质量下降明显，但人工恢复条件下植被群落结构迅速建构[39]，该区植被恢复6 a后群落多样性和生物量基本已经超过未塌陷区。人工植被恢复样地的植被覆盖度、群落多样性和枯落物积累量增加，一方面植被的恢复使得土壤养分和质地得到改善[40-41]，另一方面植被覆盖度增加减小了研究区因地表裸露造成的土壤侵蚀[42]，两者共同作用使得人工植被对土壤的改善效果和速度均高于自然恢复样地。因此，从榆神府矿区自然与人工植被恢复过程中土壤的演化趋势分析，在生态环境脆弱、容易水土流失的采煤塌陷地进行植被建设时，植被恢复前期要尽量减小人为恢复措施对原有植被和土壤系统的干扰，同时辅以适当的人工抚育措施，塌陷地植被建设会取得更好的生态效益。

4 结 论

(1)人工和自然植被恢复后土壤的改善程度和演化过程均存在一定差异，自然植被恢复过程中由于植被恢复进程较为缓慢，因而土壤质量改善速度较慢;人工抚育促进了人工植被恢复地植被群落生物量和多样性增加，因此人工植被恢复对土壤养分、土壤酶活性和菌类数量的改善速度大于自然恢复区。

(2)自然植被恢复10 a后，土壤有机质和有效养分质量分数仍然低于未塌陷前水平;而人工植被恢复6 a后，土壤各理化生监测指标均可以达到甚至高于未塌陷前水平;研究区土壤含水量和有机质是影响其他土壤因子的主要指标。

(3)人工植被恢复前期土壤质量下降大于自然植被恢复区，但后期人工植被群落对矿区塌陷地土壤性状改善作用优于自然植被恢复。因此，在未来半干旱采煤塌陷区生态环境治理过程中人工植被恢复初期尽量减小人为恢复措施对原有植被和土壤系统的干扰，同时辅以适当的人工抚育措施，塌陷地植被建设会取得更好的生态效益。