晉陜蒙礦區排土場不同改良模式下土壤養分效應研究*

王麗麗 甄 慶 王 穎 孫層層 嚴 翔 鄭紀勇，3?

（1 中國科學院水利部水土保持研究所，黃土高原土壤侵蝕和旱地農業國家重點實驗室，陜西楊凌 712100）

（2 中國科學院大學，北京 100049）

（3 西北農林科技大學資源環境學院，陜西楊凌 712100）

晉陜蒙地區是我國特大型能源基地，蘊含豐富的煤炭資源，該區大規模地露天開采，在帶動經濟發展的同時，造成了地表破壞、植被受損等環境污染和生態問題，嚴重限制了該區的可持續發展。排土場是在露天煤礦開采過程中形成的巨型特殊地貌，由大量剝離物人工堆墊形成［1］。礦區擾動地表生態系統重建和新建排土場新構土體的復墾成為當前礦區生態環境建設中最為緊迫的任務［2］。現階段礦區排土場主要存在土層薄（小于等于50 cm，農用地標準）、質地粗（0.02～2 mm砂礫大于等于70%）、質量差（有效養分含量較低）、漏水漏肥嚴重等問題。

晉陜蒙礦區土壤類型以沙黃土和砒砂巖為主，沙黃土結構疏松，質地粗，保水保肥能力差；砒砂巖結構性差，無水時堅硬如石，遇水則松軟如泥，極易發生水土流失［3］，但由于巖中礦物含量高，砒砂巖含有高達30%的蒙脫石［4］礦物，具有很強的吸附能力和離子交換能力，保水保肥能力較好。當地還大量存在一種煤層的風化物——風化煤，其腐殖酸含量豐富，含有多種活性基團，具有吸附、絡合和交換等性能，是一種良好的天然吸附劑［5］。土壤養分是評估土壤質量的重要指標，已有眾多學者將砒砂巖用于改良沙黃土、與沙復配，或將風化煤作為改良劑施于土壤中：如攝曉燕等［6-7］研究砒砂巖改良風沙土對氮、磷的吸附效果，結果顯示，添加砒砂巖可減少土壤對磷的吸附量，增加土壤對銨態氮的吸附。有研究［8-12］將砒砂巖與沙復配，并種植玉米、小麥、馬鈴薯等，研究復配土的理化特性及對土壤肥力的影響。有研究［5］顯示風化煤的使用對黃土區的煤礦土地復墾有明顯作用，風化煤中含有較多腐殖酸，施入土壤后，減少了水、肥的流失，使土壤有機碳含量升高，土壤得到改良［13］。武瑞平等［14］以風化煤為修復介質，認為合理施用風化煤對露天煤礦復墾土壤理化性質有明顯的改良效果，土壤養分隨風化煤施用量的增加而顯著增加。李華等［5］通過野外分區試驗,研究刺槐種植后露天煤礦區復墾土壤理化性質的變化，結果表明，不同量風化煤施用后，0～20 cm土層土壤有機質、腐殖質含量顯著提高，且風化煤施加量為27 t·hm-2時改良效果最佳。但將風化煤、砒砂巖分別與沙黃土摻混，比較不同新構土體改良土壤養分效果的研究卻鮮見報道。本研究利用砒砂巖沙黃土摻混土體、風化煤沙黃土摻混土體、沙黃土這三種結構與養分性能各異的土壤類型，對永利煤礦排土場進行土體重構，輔以施肥加速熟化和種植植物的措施，對礦區土壤進行改良，分析比較了3年后改良土壤與原地貌及新建排土場土壤中養分差異，旨在探究礦區排土場不同改良模式的土壤養分效應，為礦區排土場土地復墾與生態恢復的理論和措施積累認識和經驗。

1 材料與方法

1.1 研究區概況

研究區位于內蒙古自治區準格爾旗永利煤礦排土場（39°69′N，110°27′E），地處鄂爾多斯市中東部，為黃土高原向鄂爾多斯高原過渡的交錯地帶，海拔1 409.9 m，屬典型砒砂巖、沙黃土分布區，年平均氣溫6.2～8.7℃，年均降水量400 mm，年潛在蒸發約2 200～3 000 mm，降水年際、季節分配不均，主要集中于7—9月。常年多風沙天氣，平均風速3.4 m·s-1，為大陸性干旱半干旱氣候，植被均以抗旱、抗貧瘠、生長緩慢、種類單純為特點。

1.2 試驗設計

在永利煤礦排土場修筑新構土體小區，小區中采取工程措施與植物措施相結合的復墾方式：第一種處理是將沙黃土與砒砂巖按7∶3比例混摻（沙黃土：砒砂巖，w/w,該處理簡稱為FS），第二種處理是將風化煤與沙黃土混摻，風化煤添加量為27 t·hm-2（簡稱為WC）；第三種處理是排土場施加當地的沙黃土，不混摻其他類型的土體（簡稱為SL），每個小區的沙黃土施加量為13 t，鋪設厚度為50 cm，每個處理重復三次 。修筑砒砂巖與沙黃土混摻的新構土體小區時，將供試的砒砂巖和沙黃土用攪拌機攪拌均勻，人工鋪設成深度為50 cm的土層；修筑風化煤與沙黃土混摻的新構土體小區時，將供試的風化煤和沙黃土用攪拌機攪拌均勻，人工鋪設在0～20 cm的土層，其底部為沙黃土。重構小區于2013年修建，小區規格為5 m×4 m，深50 cm。修建時對所有重構土體表層一次性施加農家肥（羊糞，25 t·hm-2）、菌肥（金寶貝微生物菌肥，60 kg·hm-2）和化肥（磷酸二銨，600 kg·hm-2），表施后翻耕。在重構小區中，于2013年種植小白菜、2014年種植黃豆、2015年和2016年種植蕎麥，以加速熟化。

排土場周邊為植被類型以長茅草為主的黃土丘陵溝壑地貌。本試驗設計中將原地貌土壤（簡稱為OL）以及新建排土場的土壤（簡稱為CK）作為對照，通過測定表層0～20 cm土壤養分含量，研究不同改良模式下土壤養分的差異。

試驗所用沙黃土、風化煤均采自當地，砒砂巖采自鄂爾多斯暖水鎮砒砂巖示范區。風化煤pH為6.02，有機質含量5.85 g·kg-1，腐殖酸4.617 g·kg-1，全氮2.98 g·kg-1。沙黃土和砒砂巖的基本性質如表1所示。

1.3 樣品采集與分析

土樣采集時間為2016年10月底，采樣方法為多點混合取樣，在每個重構土體小區隨機選取3個重復，用土鉆法分別取0～10 cm和10～20 cm深度的新鮮土樣。新鮮土樣采回后,去除鮮土中的植物根系和石塊，過2 mm篩，分成兩份, 一份于4℃保存，一份風干備用。用烘箱法測定過篩鮮土的含水量；用鮮土測土壤中硝態氮、銨態氮含量；將風干土過0.15 mm篩用于測定土壤有機碳；風干土過0.25 mm篩用于測定土壤全氮、有效磷的含量。土壤有機碳用重鉻酸鉀容量法—外加熱法測定，土壤全氮用半微量凱氏定氮（2300，FOSS公司，瑞典）法測定，土壤硝態氮、銨態氮用1 mol·L-1氯化鉀溶液浸提—流動分析儀（AutAnalyel，AAA公司，美國）法測定，土壤有效磷用NaHCO3浸提—鉬銻抗比色（UV2300，上海天美科技公司）法測定。

表1 供試土壤的基本理化性質Table 1 Physical and chemical properties of tested soil

1.4 數據處理

采用加權綜合法［15］建立土壤質量綜合評價模型：

式中,SQI為土壤質量指數（Soil quality index）；Ci為各個評價指標的隸屬度值；Ki為第i個評價指標的權重；Π是連乘符號, n是評價指標的個數。

利用Microsoft Excel 2013、SPSS 18.0和Origin8.0軟件對數據進行統計處理和繪圖。采用SPSS軟件單因素方差分析（One-way ANOVA）和鄧肯（Duncan）新復極差法進行多重比較，以檢驗差異是否顯著。

2 結 果

2.1 不同改良模式下土壤有機碳含量變化

永利煤礦排土場不同改良模式下，0～20 cm表層土壤中不同土體類型有機碳含量變化如圖1所示。從圖中可以看出，不同土體中有機碳含量在兩個土層中呈現一致的變化趨勢，均表現為FS＞WC＞SL＞OL＞CK。

在0～10 cm土層中，5種不同土體類型間的有機碳含量具有顯著性差異（P＜0.05）。FS、WC、SL、OL四種土體類型相對于新建排土場（對照土壤），土壤有機碳分別為其15.4倍、14.4倍、8.3倍、7.5倍。在10～20 cm土壤中，沙黃土與原地貌間無顯著性差異，其余土體類型間有機碳含量有顯著性差異（P＜0.05）。FS、WC、SL、OL這四種土體類型相對于新建排土場，土壤有機碳分別為其的12.2倍、10.0倍、5.1倍、4.9倍。因此，摻混砒砂巖和風化煤對于提高土壤有機碳有顯著效果；沙黃土和原地貌土壤中有機碳含量無顯著差異，改良后的土壤以及原地貌土壤相比新建排土場的土壤，均有顯著提高。

2.2 不同改良模式下土壤全氮含量變化

不同改良模式下表層0～20 cm土壤全氮變化如圖2所示。全氮在土壤中分布具有表層聚集現象，但0～10 cm土層與10～20 cm土層差異不顯著。在0～10 cm和10～20 cm兩個土層中，不同處理的土壤全氮變化一致，均表現為OL＞FS＞SL＞WC＞CK。在0～10 cm的土層中，FS、WC、SL、OL這四種土體類型的土壤全氮含量分別為新建排土場的5.2倍、4.9倍、5倍、8.6倍；在10～20 cm的土層中，FS、WC、SL、OL這四種土體類型土壤全氮分別為對照土壤的3.4倍、3.2倍、3.3倍和7.5倍。原地貌土壤中全氮含量顯著高于其他土體類型（P＜0.05），重構小區中的三組土體全氮含量相近，新建排土場土壤中全氮含量顯著低于其他土體類型（P＜0.05）。

圖1 不同改良模式下的土壤有機碳Fig. 1 Soil organic carbon in the soil relative to soil amelioration mode

圖2 不同改良模式下的土壤全氮Fig. 2 Soil total nitrogen in the soil relative to soil amelioration mode

2.3 不同改良模式下土壤硝態氮和銨態氮含量變化

不同改良模式下土壤硝態氮和銨態氮的含量變化如圖3所示，由圖3A可以看出，在0～10 cm土層中，沙黃土土壤中的硝態氮含量顯著高于其他四種土體類型（P＜0.05）；而在10～20 cm土層中，沙黃土硝態氮含量居中，土壤硝態氮含量從高至低依次為WC＞FS＞SL＞OL＞CK。混摻砒砂巖和混摻風化煤的兩種新構土體類型對于改良土壤中硝態氮含量的效果相近，兩個土層中原地貌土壤硝態氮含量均顯著低于人工熟化的三種土體類型（P＜0.05），且不同熟化方式對于礦區排土場的土壤硝態氮均有明顯的改善，具體表現為：在0～10 cm土層中，FS、WC、SL、OL四種處理的土壤硝態氮分別為CK的6倍、7倍、11.4倍和3.6倍；在10～20 cm土層中，FS、WC、SL、OL四種處理的土壤硝態氮分別為CK的3.6倍、4.2倍、2.8倍和1.6倍。

不同改良模式下土壤銨態氮的含量變化如圖3B所示，在0～10 cm和10～20 cm兩個土層中，不同處理間銨態氮含量變化無統一規律，且無表聚現象。在0～10 cm土層中，摻混風化煤的新構土體和沙黃土中土壤銨態氮含量顯著高于其他土體類型（P＜0.05），不同處理下土壤銨態氮含量從高至低依次為WC＞SL＞FS＞OL＞CK；相對于新建排土場，其他四種土體類型分別提高了1.29、2.0、1.98、0.66 mg·kg-1。在10～20 cm土層中，土壤銨態氮含量排序為OL＞FS＞WC＞SL＞CK,原地貌土壤銨態氮含量為5.32 mg·kg-1，顯著高于其他四種土體類型（P＜0.05），沙黃土中銨態氮含量較低（3.43 mg·kg-1）。試驗結果可以看出，3種改良模式對土壤銨態氮均有不同程度的改善作用。

2.4 不同改良模式下土壤有效磷含量變化

如圖4所示，礦區排土場土壤有效磷的分布均有表層聚集現象。在0～10 cm和10～20 cm土壤中，不同處理下的有效磷含量表現一致，按照從高至低的排序為WC＞FS＞SL＞CK＞OL。從這5種土體類型表層土壤有效磷含量變化可以看出，摻混風化煤的新構土體類型顯著高于其他土體（P＜0.05），其次為摻混砒砂巖的人工熟化的新構土體，沙黃土中有效磷含量居中。與其他處理土壤養分不同的是，原地貌土壤中有效磷含量在0～20 cm表層土壤中顯著低于新建排土場對照（P＜0.05）。

圖3 不同改良模式下的土壤硝態氮（A）和銨態氮（B）Fig. 3 Soil nitrate nitrogen（A）and ammonium nitrogen（B）in the soil relative to soil amelioration mode

圖4 不同改良模式下的土壤有效磷Fig. 4 Soil available phosphorus in the soil relative to soil amelioration mode

2.5 不同改良模式土壤養分質量綜合評價

土壤質量是土壤各個屬性綜合作用的結果。分別計算0～10 cm和10～20 cm土層中不同處理的土壤質量指數，結果如表2所示。可以看出不同處理的土壤通過加權綜合法，由5個土壤養分指標計算出的土壤質量指數在0～10 cm土層中的變化范圍是0.16～0.79，在10～20 cm土層中的變化范圍是0.16～0.55，幾種土壤類型中土壤質量指數排序為WC＞FS＞SL＞OL＞CK。

表2 0～20 cm土層中土壤質量指數Table 2 Soil quality indices in the 0～20 cm soil layer

3 討 論

本研究結果可以看出，除銨態氮外，改良后的土體中養分分布表現出明顯的表層聚集現象。土壤有機碳含量0～10 cm土層高于10～20 cm土層（圖1），因為土壤中植被根系以及植被的枯枝落葉更多集中在0～10 cm土層，導致植物積累的土壤有機碳更多集中在表層0～10 cm土壤中。不同改良模式的土壤相比新建排土場的土壤，有機碳含量均有不同程度的提高，因為新建的排土場，土壤質地疏松，土壤養分易流失，開采煤礦時，土壤在剝離、堆砌等過程中受到侵蝕，同時雨水沖刷及內蒙地區的風蝕均能導致有機碳的大量損失［16］。摻混砒砂巖的新構土體有機碳含量最高是因為砒砂巖有很強的吸附能力和離子交換能力，保水保肥能力較好。摻混風化煤的新構土體有機碳含量高是因為風化煤中含有豐富的腐殖酸，施入土壤后，土壤微生物活性增強，調節土壤的孔隙度，減少水、肥流失，使土壤有機碳含量升高，土壤得到改良［13］。

全氮含量是衡量土壤氮素水平的基礎肥力指標。有研究表明，植被恢復可增加排土場表層土壤有機質和全氮含量，且恢復年限越長，含量增加越顯著［17-19］。原地貌的長芒草由于復墾年限長，覆蓋度高于人工熟化的重構小區，根系數量多且多為須根，在微生物的作用下產生大量分泌物，提高土壤氮素含量。摻混砒砂巖的新構土體由于砒砂巖具有保肥作用，土壤母質也具有一定的養分，外加人工培肥，因此，土壤中全氮含量較高（圖2）。硝態氮和銨態氮屬于速效氮，硝態氮是最易被旱作作物吸收利用的氮素形態，也是氮素流動、損失和被利用的中心環節；銨態氮由硝化作用轉化為硝態氮，土壤中銨態氮含量就會迅速下降［20］。風化煤的銨態氮含量高，因為風化煤具有有機質和腐殖質含量高、吸附能力強等優良的理化和生物學特性［21］，其氮含量也有一定的來源，土壤養分含量有所提高［22］，且其吸附作用可吸收一定量的銨態氮。經過硝化作用，可以產生大量的硝態氮，因此，摻混風化煤的新構土體中銨態氮含量也很高（圖3）；且風化煤中含有多種活性基團，增強了土壤中氮的自然循環還原能力，腐殖酸含碳、氮等多種元素，在分解過程中便釋放出來供給作物吸收利用，增加土壤的速效養分［23］。砒砂巖中銨態氮含量也較高（圖3），因此，摻混砒砂巖的新構土體可在短時間內增加改良土壤對銨態氮的吸附量，一定程度上減少了銨態氮的揮發損失［6］。

摻混風化煤的新構土體中有效磷含量最高，是因為風化煤中含有多種活性基團，能大大減少磷的固定損失［22］。風化煤中的含碳化合物基本上可轉化為腐殖酸類物質［21］，大大增加土壤有效養分。本研究中摻混砒砂巖的新構土體有效磷含量高于沙黃土（圖4），可能是由于砒砂巖具有較強的保水保肥能力，大大降低了有效磷在土壤的流動性和被淋溶的程度［24］。原地貌土壤中有效磷含量最低，顯著低于新建排土場，因為磷在土壤熟化過程遷移能力最小，原地貌年限較新建排土場和重構小區年代更久遠，土壤中有效磷逐漸形成溶解度低的磷酸鈣鹽。此外，新建排土場以及重構小區的土體是在礦區開采和復墾后上下層混合后的土體，表層土壤中有效磷被植被大量利用，深層土壤中含量較高，因而，原地貌0～20 cm土壤中有效磷含量顯著低于其他幾種處理（圖4）。

通過加權綜合法利用這5個土壤養分指標計算不同處理的土壤質量指數，研究發現不同改良模式下土壤養分質量風化煤摻混土體最高，其次是砒砂巖摻混土體，沙黃土高于原地貌土壤，對照質量最差。風化煤中由于含有較多的腐殖質及活性基團，使土壤中養分含量有所提高，促進養分發生氧化還原作用及減少固定損失，故土壤質量最高。砒砂巖由于具有較強的吸附能力與離子交換能力，保水保肥能力較高，所以土壤質量也較高。沙黃土前期經過人工熟化，土壤養分狀況有顯著改善效果，原地貌由于草本植物生長年限較長，土壤養分消耗量較大且存在固定損失，因此沙黃土養分質量較原地貌土壤和對照更高。

4 結 論

經過3年的人工熟化，不同改良模式下土壤有機碳、硝態氮、有效磷均已超過原地貌土壤養分含量，土壤銨態氮基本達到原地貌水平，土壤全氮尚未恢復到原地貌水平，且所測養分均顯著高于新建排土場。不同改良模式下摻混砒砂巖的新構土體對土壤有機碳提升效果最好；摻混風化煤的新構土體對有效磷的提升效果最好。相對于當地典型土壤類型沙黃土，兩種新構土體對其他養分改良效果也較好，通過加權綜合法計算5種處理的土壤質量指數，結果表明土壤養分質量以風化煤摻混土體最高，其次是砒砂巖摻混土體，沙黃土高于原地貌土壤，對照質量最差。因此，可以充分發揮當地的資源優勢、變廢為寶，將風化煤廣泛用于排土場土壤的質地改良，即改善了生態環境又能實現一定的經濟效益。