榆神府矿区不同导水裂隙发育对地表土壤性质的影响

聂文杰 赵晓光 杜华栋 曹祎晨 宋世杰 田德

摘 要：井工开采形成的冒落带和裂隙带触及或破坏煤系上覆重要含水层时形成导水裂隙，目前少有研究将导水裂隙发育程度与地表生态环境响应进行耦合。为阐明导水裂隙发育对地表土壤环境的影响，首先通过分析不同导水裂隙发育程度下地表土壤物理、养分和生物因子变化特征，再应用主成分分析法对不同裂隙发育程度下土壤因子进行分类排序与评价。结果表明：榆神府矿区地表裂隙发育后土壤质量均有下降趋势，其中导水裂隙发育区地表损害后，土壤pH、粉粒、过氧化氢酶和真菌含量增加，土壤容重、有效养分、其他酶类活性和菌类数量均下降，该区土壤质量显著降低;而导水裂隙不发育区（有导水裂隙发育但程度轻微）土壤各因子质量虽有一定程度下降但不显著，土壤质量变化幅度较小;土壤颗粒组成、酶活性和微生物数量是影响研究区土壤质量的主要因子。结果表明不同导水裂隙发育程度区土壤质量损害程度不同，在矿区土壤修复过程中可依据不同导水裂隙发育程度制定相应经济、有效的恢复治理规划。

关键词：榆神府矿区;井工开采;导水裂隙;土壤因子

中图分类号：S 153

文献标志码：A

文章编号：1672-9315（2021）03-0464-10

DOI：10.13800/j.cnki.xakjdxxb.2021.0311

Abstract：The caving and fracture zone formed by underground mining results in water-conducting fissures when it touches or destroys important aquifers.However，few studies couple the development of water-conducting fissures with the surface ecological environment.In this paper，the characteristics of topsoil physical，chemical，and biological factors under different development of water-conducting fissures in Yushenfu mining area were studied，and the soil index under different development of water-conducting fissures was ordered by principal component analysis.The results showed that：the soil quality decreased after the surface damage in the Yushenfu mining area;soil pH，silt，catalase，and fungi content increased，while soil bulk density，available nutrients，other enzyme activities，and fungi quantity decreased in the developed water-conducting fissure area compared with the undamaged area;these soil factors decreased to a certain extent，but not significantly compared with the undamaged area in the less-developed water-conducting fissure area;soil particle composition，enzyme activity，and microbial quantity were the main factors controlling soil quality in the study area.These results indicated that the topsoil damage was different in different developing degrees of water-conducting fissure areas，thus different restoration approaches may be formulated according to the different developing degrees of the water-conducting fissure.Key words：Yushenfu mining area;underground mining;water flowing fissure;soil factors

0 引 言

井工開采形成地下大规模采空区，显著改变煤系覆岩原始应力分布与平衡。根据“上三带”理论，冒落带和裂隙带若触及或破坏煤系上覆重要含水层时，其裂隙即称为导水裂隙。导水裂隙的发育及其对区域关键含水层的破坏，已成为西部煤矿区最典型、最严重的采动损害形式[1]。

采动对含水层的损害使得地下水位下降，反映在地表使得地形、植被、土壤、微气候等生态要素受到干扰，其中土壤作为大气圈、生物圈、水圈等地表圈层物质能力交换的界面，煤炭开采亦使得土壤生态系统循环发生改变[2]。目前国内外学者对煤炭开采对土壤生态系统的影响开展了一系列研究[3-4]，如采煤塌陷使得地表倾斜、拉伸和压缩变形，地表土壤结构受到损害[5]，影响了土壤持水能力和通气状况，土壤水分运移过程发生改变[6];土壤胶体的吸附交换、土壤酸碱中和及土壤氧化还原等过程受阻[7];地表裂缝促进了土壤淋溶过程，加剧土壤C，N，P库的损失[8];土壤结构、水分状况的变化亦使得土壤酶活性和微生物数量降低[9]，进而影响了土壤有机物和矿物质等养分循环[10]。这些研究都尝试将沉陷类型、沉陷阶段和复垦方式等因素与土壤性质变化相联系，探究地表沉陷后土壤性质演化过程。但由于地下采煤过程中的沉陷区与导水裂隙发育区在空间上的高度一致性，少有研究将导水裂隙发育程度与地表生态环境响应进行耦合，尤其是对于处在干旱、半干旱气候区的陕北煤矿区而言，导水裂隙对区域重要含水层的破坏效应是影响和控制地表环境演化规律的关键，因此有必要从地下导水裂隙发育程度角度，探究煤炭开采对土壤生态系统的影响。

文中基于榆神府矿区导水裂隙发育规律及其对区域关键含水层的破坏程度研究，在划分出导水裂隙发育程度的基础上，将榆神府矿区划分为导水裂隙发育区和导水裂隙不发育区（有导水裂隙发育但程度轻微）2大类型区，分析2种类型下土壤物理、养分和生物特征变化规律;并结合未塌陷区土壤性质分析，对导水裂隙发育后土壤质量进行评价，探讨导水裂隙发育程度对土壤性质的影响程度及其机理，旨在为矿区土地生态修复提供理论基础。

1 材料与方法

榆神府矿区（37°02′～38°30′N，108°37′～111°05′E），地处陕北毛乌素沙漠前缘，西部为风积沙地貌，东部及北部为黄土梁峁丘陵地貌;气候属大陆性半干旱性气候;多年平均降水量381.2 mm，年内降水量分配不均，主要集中在7～9月;多年平均蒸发量1 712 mm;主要植被类型为干旱灌丛草原，其他植被类型零星分布。

榆神府矿区面积8 369 km2，区内煤层埋藏浅，厚度大（2～12 m），开采深度为20～150 m。区内现有采空区、塌陷区面积分别为366 km2和94.47 km2。区内高强度的煤炭开采活动引发的地质灾害主要表现形式为地表裂缝、崩塌、滑坡和地面塌陷。地质条件损伤使得地下水位下降、包气带厚度增加、地表蒸发量增多，进而加剧了地区生态环境的脆弱性[11]。

1.1 土壤样品采集与分析方法

1.1.1 样地设置

通过调查分析研究区内各井田导水裂隙发育状况及其对地下水影响程度的大小，划分出导水裂隙发育（包括柠条塔、锦界、凉水井等）、导水裂隙不发育（指有导水裂隙发育但程度轻微，包括小保当、杭来湾和榆树湾）2大类型。以导水裂隙发育2～3年损害地作为研究对象，不同导水裂隙发育类型下各选择7块下垫面状况类似样地（海拔1 100～1 400，坡度10°～25°、坡向阳坡），而且依据赵国平（2007）[12]每100 m塌陷裂缝条数计算的塌陷等级选择中强度塌陷等级坡面，同时每种裂隙发育类型区选择下垫面相近且没有受到导水裂隙发育影响的未损害地作为对照，开展土壤理化生因子监测。

1.1.2 土壤样品采集与特性分析方法

每个样地内随机选取3块5 m ×5 m样方，不同样方内各随机选取7点进行土壤取样，分别用于测定土壤水分、机械组成、养分、生物学性质等，其中土壤水分用土壤水分钻采集地表下0～100 cm土层;用20 cm×10 cm铝制饭盒取原状土用于测定土壤颗粒组成;用标准环刀（100 cm3）取土用于土壤体积质量的测定;土壤养分和生物学性状用土壤养分取样钻采集，土壤机械组成、容重、养分和生物学性质采集0～30 cm土层土壤，其中用于土壤微生物活性测定的土壤采样后立即于液氮罐中保存后转移至实验室超低温冰箱保存，其它常量指标测试土壤于避光处阴干后备用。土壤水分含量用烘干法直接测定;土壤pH值用电位法测定;土壤机械组成用筛分法测定。土壤有机质含量用燃烧氧化-非分散红外法测定;全氮用开氏消解法测定;有效氮用碱解扩散法测定;全磷用NaOH熔融法测定;速效磷用NaHCO3浸提-钼锑抗比色法测定;速效钾（AK）含量用乙酸铵浸提-火焰光度计法测[13]。土壤蔗糖酶活性采用3，5—二硝基水杨酸比色法;过氧化氢酶活性采用高锰酸钾滴定法;脲酶活性采用靛酚蓝比色法;磷酸酶活性测定采用磷酸苯二钠法测定[14]。采用绝对定量PCR分析土壤DNA样品细菌、真菌、放线菌和古菌的基因拷贝数，获取土壤样品中细菌、真菌、放线菌和古菌的数量[15]。

1.2 数据处理

采用SPSS 21.0软件对数据进行统计检验，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导水裂隙发育特征下的显著性差异，显著性差异水平设定为P=0.05。综合土壤理化生性质分析，采用主成分分析（principal component analysis PCA）探讨不同土壤因子间的相关性，分析地表损害后土壤质量变化特征，并且用CANOCO 5.0 软件得出不同导水裂隙发育程度样地分类排序图。

2 结果与分析

2.1 土壤物理特性的变化特征

导水裂隙发育区和导水裂隙不发育区的未损害地土壤容重差异不显著，且2个区域表层土壤容重的垂直变化亦不明显（P>0.05）（表1）。在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤容重显著减小（P<0.05），其中0～10，10～20和20～30 cm土层与相对应未损害地土层相比分别降低了14%，8%和4%;导水裂隙不发育区地表损害后土壤容重虽然有所下降，但与该区未损害地相较差异不显著（P>0.05）。

图2表明在导水裂隙发育区未损害地土壤硬度显著大于导水裂隙不发育区的未损害地（P<0.05）。在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区和不发育区表层土壤硬度较其对应未损害地分别降低了16%和20%（P< 0.05），导水裂隙不发育区土壤硬度下降程度大于导水裂隙發育区。

表2显示研究区土壤在未裂隙发育损害前主要以粉粒和砂粒为主，粘粒和粗砂粒所占比例较小。导水裂隙发育后，导水裂隙发育区土壤表层细粉粒、中粉粒、粗砂粒含量较未损害地显著降低了76%、66%和84%（P<0.05）;而粘粒、粗粉粒和细砂粒分别显著增加了228%，148%和356%（P<0.05）。在导水裂隙不发育区，损害地与未损害地不同土壤粒径并未表现出显著性差异（P>0.05）。

从图3可以看出，导水裂隙发育区未损害地土壤水分小于导水裂隙不发育区未损害地的。在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区表层土壤平均含水量较未损害样地下降了33%，其中0～40 cm土层下降幅度较小为22%，而40～60 cm土层土壤水分下降了37%;与之对应导水裂隙不发育区，土壤水分并未表现出显著性差异，土壤水分平均约为13%左右。

图4为导水裂隙发育区和导水裂隙不发育区的未损害地土壤pH差异不显著（P>0.05），土壤pH平均值为8.3，为碱性土壤。在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤pH较未损害地pH上升了8%并达到显著性差异（P<0.05）;而导水裂隙不发育区地表损害后对土壤pH值影响不大，损害地与未损害地土壤pH并未表现出显著性差异（P>0.05）。

2.2 土壤化学养分特性的变化特征

图5（a）显示在导水裂隙发育后，导水裂隙发育损害地土壤有机质较未损害地下降了27%并达到显著性差异（P<0.05）;导水裂隙不发育区地表损害后土壤有机质虽然有所下降，但与该区未损害地相较差异不显著（P>0.05）。图5（b）显示导水裂隙发育区未损害地土壤全氮大于导水裂隙不发育区且表现出显著性差异（P<0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育和导水裂隙不发育区土壤全氮与未损害地相较差异都不显著（P>0.05）。

图5（c）显示导水裂隙发育区未损害地土壤有效氮大于导水裂隙不发育区且表现出显著性差异（P<0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤有效氮较未损害地下降46%且表现出显著性差异（P<0.05），而在导水裂隙不发育区损害地与未损害地土壤有效氮差异不显著（P>0.05）。图5（d）显示导水裂隙发育和导水裂隙不发育区土壤全磷在损害地与未损害地相较差异均不显著（P>0.05）。图5（e）显示导水裂隙发育区未损害地土壤有效磷小于导水裂隙不发育区且表现出显著性差异（P<0.05）。

在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地和导水裂隙不发育区损害地土壤有效磷较其相应未损害地差异不显著（P>0.05）。图5（f）显示导水裂隙发育区未损害地土壤有效钾大于导水裂隙不发育区且表现出显著性差异（P<0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地较未损害地下降了35%且表现出显著性差异（P<0.05），而在导水裂隙不发育区损害地较未损害地下降了25%且表现出显著性差异（P<0.05）。

2.3 土壤生物特性的变化特征

图6（a）显示导水裂隙发育区未损害地土壤蔗糖酶活性与导水裂隙不发育区差异不显著（P>0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤蔗糖酶较未损害地上升了60%且表现出显著性差异（P<0.05），而在导水裂隙不发育区损害地与未损害地土壤蔗糖酶差异不显著（P>0.05）。图6（b）显示土壤脲酶活性的变化趋势相同，表现为导水裂隙发育区未损害地脲酶活性与导水裂隙不发育区差异不显著（P>0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤脲酶较未损害地上升了111%且表现出显著性差异（P<0.05），而在导水裂隙不发育区损害地与未损害地土壤脲酶差异不显著（P>0.05）。图6（c）显示过氧化氢酶在不同导水裂隙发育程度区未损害地和导水裂隙不发育后损害地都未表现出显著性差异（P>0.05），其平均活性为2.07（mg·g-1·d-1）。图6（d）显示导水裂隙发育区未损害地磷酸酶活性大于导水裂隙不发育区且表现出显著性差异（P<0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤磷酸酶较未损害地上升了18%且表现出显著性差异（P<0.05），而在导水裂隙不发育区损害地与未损害地土壤磷酸酶差异不显著（P>0.05）。

图7（a）显示导水裂隙发育区未损害地土壤古菌数量与导水裂隙不发育区差异不显著（P>0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤古菌数量较未损害地下降了48%且表现出显著性差异（P<0.05），而在导水裂隙不发育区损害地与未损害地土壤古菌数量差异不显著（P>0.05），约为1.4×106 cfu·g-1。图7（b）显示导水裂隙发育区未损害地土壤真菌数量与导水裂隙不发育区差异不显著（P>0.05）;在导水裂隙发育后，導水裂隙发育区损害地土壤真菌数量较未损害地上升了88%且表现出显著性差异（P<0.05），而在导水裂隙不发育区损害地真菌数量急剧上升，较未损害地上升了213%，达到1.9×106 cfu·g-1。图7（c）显示导水裂隙发育区未损害地土壤细菌数量大约导水裂隙不发育区且差异显著（P<0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤细菌数量较未损害地显著下降了87%（P<0.05），与之相反在导水裂隙不发育区损害地细菌数量显著增加了72%。图7（d）显示导水裂隙发育区未损害地土壤放线菌数量大约导水裂隙不发育区且差异显著（P<0.05）;在导水裂隙发育后，导水裂隙发育区损害地土壤放线菌数量较未损害地显著下降了81%（P<0.05），与之相反在导水裂隙不发育区损害地细菌数量显著增加了34%。

2.4 不同导水裂隙发育特征下土壤质量变化排序

由不同导水裂隙发育下样地与土壤因子PCA排序图知（图8），土壤粉粒、硬度、速效钾、有机质和磷酸酶之间两两呈正相关，且与粘粒、砂粒呈负相关;土壤pH值、磷酸酶、脲酶之间正相关，其中均与真菌、放线菌、古菌、速效磷、容重和含水量呈负相关，与蔗糖酶正相关。除细菌和过氧化氢酶外，其他土壤酶类、菌类指标间各自呈正相关。从图7研究样地排序分类来看，图中沿第1轴方向左侧主要为导水裂隙发育未损害地和导水裂隙不发育区，其表层土壤特征为菌类数量、水分和土壤养分较高;第1轴右侧为导水裂隙发育损害地样地，主要土壤特征表现为养分、水分较小，土壤pH值和酶活性较大。在主要以粒径和硬度为特征的第2轴，导水裂隙发育未损害地样地分布与粉粒含量和土壤硬度指向相同，而其他样地分布沿第2轴向下分布，粉粒和硬度较低。由图8排序可知导水裂隙发育区未损害地与损害样地排序形成较明显的类群差异，该区导水裂隙发育对地表土壤因子影响较明显，而导水裂隙不发育区未损害地和损害地在排序上有重复交叉，该区导水裂隙发育对土壤因子影响较小。

3 土壤特性对导水裂隙发育程度的响应规律

3.1 土壤物理特性对导水裂隙发育程度的响应规律

由于导水裂隙发育区主要是黄土沟壑区，该区地表表现为台阶状断错和密集的裂缝[19]，由于剪力作用土层结构受到破坏，土壤结构松散、容重降低、空隙度增加，研究结果与何金军研究结论相似[20];但在导水裂隙发育区，地表裂缝、断错发育过程中的震动，使得质量大的粉粒沿地表裂缝跌落至土壤深层，使得粘粒比例增加，这与前人研究地表塌陷使得土壤粗化的结论有所不同[21]。而导水裂隙不发育区主要是风积沙地区，与黄土区相反，该区域导水裂隙发育后沙土在各种外力和土体自身重力作用向下夯实，土壤硬度和容重相应增加[22]，部分地裂缝自然弥合[23]，地表损害表象不明显，地表土壤颗粒组成变化亦较小。

黄土区地表损害后由于蒸发量的增加使得土壤含水量降低，表层土壤盐分含量升高，土壤微生物活性下降，微生物分解有机凋落物形成的有机酸、酚类物质量变小，导致土壤pH增加[24]。而在导水裂隙不发育区，轻微的导水裂隙发育并未对土壤水分、植被的生长造成较大的影响，因此该区土壤pH变化较小。

3.2 土壤水分养分特性对导水裂隙发育程度的响应规律

采煤引起地表沉陷后表层土壤水分变化目前仍存在争议[25-26]，本研究表明在导水裂隙发育的黄土区，地表损害后表层土壤水分含量下降，主要原因是由于表层土壤结构破坏后土壤的蒸发量增加但持水能力下降[27]，同时由于导水裂隙发育地下潜水位下降，潜水和包气带水水力联系被切断，相对应地表层土壤的储水能力降低。而在主要处于风沙滩地的导水裂隙发育区则不同，该区地表损害后裂隙弥合较快[19]，表层土壤蒸发量并未显著增加，反而沉陷引起的土壤结构损害有利于增加降水的入渗速率，加之风沙区潜水位較高，因此导水裂隙不发育区损害地对40～100 cm土壤水分影响不明显。

从土壤养分角度看，导水裂隙发育区土壤有机质、有效氮磷钾等减少，分析有两方面原因：一是地表损害使得地表植物生物量和土体微生物数量减小，土壤养分循环受阻[28];二是地表裂缝、塌陷使得坡面径流携带的养分向土层深处转移，加剧了土壤有效养分的流失，这与以往研究结果相似[24]。导水裂隙不发育的覆沙区地表损伤强度较小而使土壤养分循环未受影响[22]。

3.3 土壤生物特性对导水裂隙发育程度的响应规律

前人研究表明地表塌陷后表层土壤水分含量降低，使得塌陷地土壤酶活性下降[29]，但本研究表明除过氧化氢酶外，测试的蔗糖酶、脲酶和磷酸酶都有所增加，主要原因是导水裂隙发育损害地土壤水分有所减小，但并未使得土壤酶活性大幅度下降，相反导水裂隙在地表产生的裂缝可以使得地表温度增加、氧气含量大[30]，两者综合使得导水裂隙发育区土壤酶含量增加。但导水裂隙发育区土壤细菌数量均减小，主要是由于地表扰动后造成土壤盐渍化可能使得土壤菌类数量的降低[31];另一方面导水裂隙发育导致地表植被发育受阻，降低了植被根际细菌、真菌和放线菌的数量[32]。而在导水裂隙不发育区地表损害强度小，同时导水裂隙不发育区小的扰动使得地表土壤容重减小、孔隙度和土壤含水量小幅增加，土层空气交换能力增强，因此该区土壤酶活性和土壤菌类数量呈现增加的趋势，由此可以推断导水裂隙不发育区后续生态恢复过程中土壤自我恢复能力亦较强。

3.4 不同导水裂隙发育特征下土壤质量总体变化

研究结果表明土壤颗粒组成特征、酶活性和微生物数量是影响研究区土壤质量的主要因子。导水裂隙发育区，地表损害后土壤结构发生损害且恢复较慢，使得土壤持水能力下降，且对土壤水分变化较为敏感的土壤菌群数量下降[31]，养分循环受阻，在导水裂隙发育区地表损害使土壤含水量显著下降，因此从PCA样地排序图看出导水裂隙地表损害后的导水裂隙发育区损害地与对照未损害地分布在不同象限，表明导水裂隙发育区地表损害后应采取一定的工程措施重构土壤结构，使得土壤生态功能得以恢复;而在导水裂隙不发育区土壤结构损害不明显，加之该区主要位于风积沙地区，地表损害在风蚀、水蚀和重力的作用下自然弥合速度较快，导致土壤自我恢复能力较强，使土壤指标并未显著下降，PCA排序图上导水裂隙不发育区损害地和未损害地有交叉重叠，表明导水裂隙不发育区地表损害后可主要依靠自然恢复辅以轻微的人工措施即可恢复该区土壤生态功能。

4 结 论

1）在未损害地，导水裂隙发育区土壤养分含量、酶类活性、菌类数量高于导水裂隙不发育区，但土壤容重、土壤水分表现出相反的趋势。

2）在导水裂隙发育区，地表损害后表层土壤粉粒和砂粒含量减小，粘粒含量增加幅度较小，土壤容重、硬度、水分有机质、有效氮磷和菌类数量均减小，土壤pH和酶类活性增加，土壤全效养分损害前后变化不大。

3）在导水裂隙不发育损害地，除土壤水分、硬度和菌类数量增加以外，其他土壤理化生指标与未损害地相比较变化不显著。

4）土壤颗粒组成、酶活性和微生物数量是影响研究区土壤质量的主要因子，导水裂隙发育区地表损害后土壤质量下降显著，而在导水裂隙不发育区土壤质量下降不明显。

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