榆神府礦區不同導水裂隙發育對地表土壤性質的影響

聶文杰，趙曉光，杜華棟，曹祎晨，宋世杰，田 德

(1.西安科技大學 地質與環境學院，陜西 西安 710054；2.西安科技大學 西部礦山生態環境修復研究院，陜西 西安 710054；3.河北省地質環境監測院，河北 石家莊 050021)

0 引 言

井工開采形成地下大規模采空區，顯著改變煤系覆巖原始應力分布與平衡。根據“上三帶”理論，冒落帶和裂隙帶若觸及或破壞煤系上覆重要含水層時，其裂隙即稱為導水裂隙。導水裂隙的發育及其對區域關鍵含水層的破壞，已成為西部煤礦區最典型、最嚴重的采動損害形式[1]。

采動對含水層的損害使得地下水位下降，反映在地表使得地形、植被、土壤、微氣候等生態要素受到干擾，其中土壤作為大氣圈、生物圈、水圈等地表圈層物質能力交換的界面，煤炭開采亦使得土壤生態系統循環發生改變[2]。目前國內外學者對煤炭開采對土壤生態系統的影響開展了一系列研究[3-4]，如采煤塌陷使得地表傾斜、拉伸和壓縮變形，地表土壤結構受到損害[5]，影響了土壤持水能力和通氣狀況，土壤水分運移過程發生改變[6]；土壤膠體的吸附交換、土壤酸堿中和及土壤氧化還原等過程受阻[7]；地表裂縫促進了土壤淋溶過程，加劇土壤C，N，P庫的損失[8]；土壤結構、水分狀況的變化亦使得土壤酶活性和微生物數量降低[9]，進而影響了土壤有機物和礦物質等養分循環[10]。這些研究都嘗試將沉陷類型、沉陷階段和復墾方式等因素與土壤性質變化相聯系，探究地表沉陷后土壤性質演化過程。但由于地下采煤過程中的沉陷區與導水裂隙發育區在空間上的高度一致性，少有研究將導水裂隙發育程度與地表生態環境響應進行耦合，尤其是對于處在干旱、半干旱氣候區的陜北煤礦區而言，導水裂隙對區域重要含水層的破壞效應是影響和控制地表環境演化規律的關鍵，因此有必要從地下導水裂隙發育程度角度，探究煤炭開采對土壤生態系統的影響。

文中基于榆神府礦區導水裂隙發育規律及其對區域關鍵含水層的破壞程度研究，在劃分出導水裂隙發育程度的基礎上，將榆神府礦區劃分為導水裂隙發育區和導水裂隙不發育區(有導水裂隙發育但程度輕微)2大類型區，分析2種類型下土壤物理、養分和生物特征變化規律；并結合未塌陷區土壤性質分析，對導水裂隙發育后土壤質量進行評價，探討導水裂隙發育程度對土壤性質的影響程度及其機理，旨在為礦區土地生態修復提供理論基礎。

1 材料與方法

榆神府礦區(37°02′～38°30′N，108°37′～111°05′E)，地處陜北毛烏素沙漠前緣，西部為風積沙地貌，東部及北部為黃土梁峁丘陵地貌；氣候屬大陸性半干旱性氣候；多年平均降水量381.2 mm，年內降水量分配不均，主要集中在7～9月；多年平均蒸發量1 712 mm；主要植被類型為干旱灌叢草原，其他植被類型零星分布。

榆神府礦區面積8 369 km2，區內煤層埋藏淺，厚度大(2～12 m)，開采深度為20～150 m。區內現有采空區、塌陷區面積分別為366 km2和94.47 km2。區內高強度的煤炭開采活動引發的地質災害主要表現形式為地表裂縫、崩塌、滑坡和地面塌陷。地質條件損傷使得地下水位下降、包氣帶厚度增加、地表蒸發量增多，進而加劇了地區生態環境的脆弱性[11]。

圖1 榆神府礦區邊界及采樣位點示意

1.1 土壤樣品采集與分析方法

1.1.1 樣地設置

通過調查分析研究區內各井田導水裂隙發育狀況及其對地下水影響程度的大小，劃分出導水裂隙發育(包括檸條塔、錦界、涼水井等)、導水裂隙不發育(指有導水裂隙發育但程度輕微，包括小保當、杭來灣和榆樹灣)2大類型。以導水裂隙發育2～3年損害地作為研究對象，不同導水裂隙發育類型下各選擇7塊下墊面狀況類似樣地(海拔1 100～1 400，坡度10°～25°、坡向陽坡)，而且依據趙國平(2007)[12]每100 m塌陷裂縫條數計算的塌陷等級選擇中強度塌陷等級坡面，同時每種裂隙發育類型區選擇下墊面相近且沒有受到導水裂隙發育影響的未損害地作為對照，開展土壤理化生因子監測。

1.1.2 土壤樣品采集與特性分析方法

每個樣地內隨機選取3塊5 m ×5 m樣方，不同樣方內各隨機選取7點進行土壤取樣，分別用于測定土壤水分、機械組成、養分、生物學性質等，其中土壤水分用土壤水分鉆采集地表下0～100 cm土層；用20 cm×10 cm鋁制飯盒取原狀土用于測定土壤顆粒組成；用標準環刀(100 cm3)取土用于土壤體積質量的測定；土壤養分和生物學性狀用土壤養分取樣鉆采集，土壤機械組成、容重、養分和生物學性質采集0～30 cm土層土壤，其中用于土壤微生物活性測定的土壤采樣后立即于液氮罐中保存后轉移至實驗室超低溫冰箱保存，其它常量指標測試土壤于避光處陰干后備用。土壤水分含量用烘干法直接測定；土壤pH值用電位法測定；土壤機械組成用篩分法測定。土壤有機質含量用燃燒氧化-非分散紅外法測定；全氮用開氏消解法測定；有效氮用堿解擴散法測定；全磷用NaOH熔融法測定；速效磷用NaHCO3浸提-鉬銻抗比色法測定；速效鉀(AK)含量用乙酸銨浸提-火焰光度計法測[13]。土壤蔗糖酶活性采用3，5—二硝基水楊酸比色法；過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法；脲酶活性采用靛酚藍比色法；磷酸酶活性測定采用磷酸苯二鈉法測定[14]。采用絕對定量PCR分析土壤DNA樣品細菌、真菌、放線菌和古菌的基因拷貝數，獲取土壤樣品中細菌、真菌、放線菌和古菌的數量[15]。

1.2 數據處理

采用SPSS 21.0軟件對數據進行統計檢驗，結果用平均值±標準偏差(SD)表示；用單因素方差分析(one-way ANOVA)和最小顯著差異法(LSD)比較土壤指標在不同導水裂隙發育特征下的顯著性差異，顯著性差異水平設定為P=0.05。綜合土壤理化生性質分析，采用主成分分析(principal component analysis PCA)探討不同土壤因子間的相關性，分析地表損害后土壤質量變化特征，并且用CANOCO 5.0 軟件得出不同導水裂隙發育程度樣地分類排序圖。

2 結果與分析

2.1 土壤物理特性的變化特征

導水裂隙發育區和導水裂隙不發育區的未損害地土壤容重差異不顯著，且2個區域表層土壤容重的垂直變化亦不明顯(P>0.05)(表1)。在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤容重顯著減小(P<0.05)，其中0～10，10～20和20～30 cm土層與相對應未損害地土層相比分別降低了14%，8%和4%；導水裂隙不發育區地表損害后土壤容重雖然有所下降，但與該區未損害地相較差異不顯著(P>0.05)。

表1 不同裂隙發育程度土壤容重變化特征

圖2表明在導水裂隙發育區未損害地土壤硬度顯著大于導水裂隙不發育區的未損害地(P<0.05)。在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區和不發育區表層土壤硬度較其對應未損害地分別降低了16%和20%(P< 0.05)，導水裂隙不發育區土壤硬度下降程度大于導水裂隙發育區。

圖2 不同裂隙發育程度表層硬度變化特征

表2顯示研究區土壤在未裂隙發育損害前主要以粉粒和砂粒為主，粘粒和粗砂粒所占比例較小。導水裂隙發育后，導水裂隙發育區土壤表層細粉粒、中粉粒、粗砂粒含量較未損害地顯著降低了76%、66%和84%(P<0.05)；而粘粒、粗粉粒和細砂粒分別顯著增加了228%，148%和356%(P<0.05)。在導水裂隙不發育區，損害地與未損害地不同土壤粒徑并未表現出顯著性差異(P>0.05)。

表2 不同裂隙發育程度各土壤粒徑比例變化特征

從圖3可以看出，導水裂隙發育區未損害地土壤水分小于導水裂隙不發育區未損害地的。在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區表層土壤平均含水量較未損害樣地下降了33%，其中0～40 cm土層下降幅度較小為22%，而40～60 cm土層土壤水分下降了37%；與之對應導水裂隙不發育區，土壤水分并未表現出顯著性差異，土壤水分平均約為13%左右。

圖3 不同裂隙發育程度表層土壤水分變化特征

圖4為導水裂隙發育區和導水裂隙不發育區的未損害地土壤pH差異不顯著(P>0.05)，土壤pH平均值為8.3，為堿性土壤。在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤pH較未損害地pH上升了8%并達到顯著性差異(P<0.05)；而導水裂隙不發育區地表損害后對土壤pH值影響不大，損害地與未損害地土壤pH并未表現出顯著性差異(P>0.05)。

圖4 不同裂隙發育程度表層土壤pH變化特征

2.2 土壤化學養分特性的變化特征

圖5(a)顯示在導水裂隙發育后，導水裂隙發育損害地土壤有機質較未損害地下降了27%并達到顯著性差異(P<0.05)；導水裂隙不發育區地表損害后土壤有機質雖然有所下降，但與該區未損害地相較差異不顯著(P>0.05)。圖5(b)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤全氮大于導水裂隙不發育區且表現出顯著性差異(P<0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育和導水裂隙不發育區土壤全氮與未損害地相較差異都不顯著(P>0.05)。圖5(c)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤有效氮大于導水裂隙不發育區且表現出顯著性差異(P<0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤有效氮較未損害地下降46%且表現出顯著性差異(P<0.05)，而在導水裂隙不發育區損害地與未損害地土壤有效氮差異不顯著(P>0.05)。圖5(d)顯示導水裂隙發育和導水裂隙不發育區土壤全磷在損害地與未損害地相較差異均不顯著(P>0.05)。圖5(e)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤有效磷小于導水裂隙不發育區且表現出顯著性差異(P<0.05)。

圖5 不同裂隙發育程度表層土壤養分演變特征

在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地和導水裂隙不發育區損害地土壤有效磷較其相應未損害地差異不顯著(P>0.05)。圖5(f)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤有效鉀大于導水裂隙不發育區且表現出顯著性差異(P<0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地較未損害地下降了35%且表現出顯著性差異(P<0.05)，而在導水裂隙不發育區損害地較未損害地下降了25%且表現出顯著性差異(P<0.05)。

2.3 土壤生物特性的變化特征

圖6(a)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤蔗糖酶活性與導水裂隙不發育區差異不顯著(P>0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤蔗糖酶較未損害地上升了60%且表現出顯著性差異(P<0.05)，而在導水裂隙不發育區損害地與未損害地土壤蔗糖酶差異不顯著(P>0.05)。圖6(b)顯示土壤脲酶活性的變化趨勢相同，表現為導水裂隙發育區未損害地脲酶活性與導水裂隙不發育區差異不顯著(P>0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤脲酶較未損害地上升了111%且表現出顯著性差異(P<0.05)，而在導水裂隙不發育區損害地與未損害地土壤脲酶差異不顯著(P>0.05)。圖6(c)顯示過氧化氫酶在不同導水裂隙發育程度區未損害地和導水裂隙不發育后損害地都未表現出顯著性差異(P>0.05)，其平均活性為2.07(mg·g-1·d-1)。圖6(d)顯示導水裂隙發育區未損害地磷酸酶活性大于導水裂隙不發育區且表現出顯著性差異(P<0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤磷酸酶較未損害地上升了18%且表現出顯著性差異(P<0.05)，而在導水裂隙不發育區損害地與未損害地土壤磷酸酶差異不顯著(P>0.05)。

圖6 不同導水裂隙發育特征下表層土壤酶活性變化特征

圖7(a)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤古菌數量與導水裂隙不發育區差異不顯著(P>0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤古菌數量較未損害地下降了48%且表現出顯著性差異(P<0.05)，而在導水裂隙不發育區損害地與未損害地土壤古菌數量差異不顯著(P>0.05)，約為1.4×106 cfu·g-1。圖7(b)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤真菌數量與導水裂隙不發育區差異不顯著(P>0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤真菌數量較未損害地上升了88%且表現出顯著性差異(P<0.05)，而在導水裂隙不發育區損害地真菌數量急劇上升，較未損害地上升了213%，達到1.9×106cfu·g-1。圖7(c)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤細菌數量大約導水裂隙不發育區且差異顯著(P<0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤細菌數量較未損害地顯著下降了87%(P<0.05)，與之相反在導水裂隙不發育區損害地細菌數量顯著增加了72%。圖7(d)顯示導水裂隙發育區未損害地土壤放線菌數量大約導水裂隙不發育區且差異顯著(P<0.05)；在導水裂隙發育后，導水裂隙發育區損害地土壤放線菌數量較未損害地顯著下降了81%(P<0.05)，與之相反在導水裂隙不發育區損害地細菌數量顯著增加了34%。

圖7 不同導水裂隙發育特征下表層土壤菌群數量變化特征

2.4 不同導水裂隙發育特征下土壤質量變化排序

由不同導水裂隙發育下樣地與土壤因子PCA排序圖知(圖8)，土壤粉粒、硬度、速效鉀、有機質和磷酸酶之間兩兩呈正相關，且與粘粒、砂粒呈負相關；土壤pH值、磷酸酶、脲酶之間正相關，其中均與真菌、放線菌、古菌、速效磷、容重和含水量呈負相關，與蔗糖酶正相關。除細菌和過氧化氫酶外，其他土壤酶類、菌類指標間各自呈正相關。從圖7研究樣地排序分類來看，圖中沿第1軸方向左側主要為導水裂隙發育未損害地和導水裂隙不發育區，其表層土壤特征為菌類數量、水分和土壤養分較高；第1軸右側為導水裂隙發育損害地樣地，主要土壤特征表現為養分、水分較小，土壤pH值和酶活性較大。在主要以粒徑和硬度為特征的第2軸，導水裂隙發育未損害地樣地分布與粉粒含量和土壤硬度指向相同，而其他樣地分布沿第2軸向下分布，粉粒和硬度較低。由圖8排序可知導水裂隙發育區未損害地與損害樣地排序形成較明顯的類群差異，該區導水裂隙發育對地表土壤因子影響較明顯，而導水裂隙不發育區未損害地和損害地在排序上有重復交叉，該區導水裂隙發育對土壤因子影響較小。

圖8 不同導水裂隙發育特征下樣地與土壤理化生性質之間的PCA分析

3 土壤特性對導水裂隙發育程度的響應規律

3.1 土壤物理特性對導水裂隙發育程度的響應規律

由于導水裂隙發育區主要是黃土溝壑區，該區地表表現為臺階狀斷錯和密集的裂縫[19]，由于剪力作用土層結構受到破壞，土壤結構松散、容重降低、空隙度增加，研究結果與何金軍研究結論相似[20]；但在導水裂隙發育區，地表裂縫、斷錯發育過程中的震動，使得質量大的粉粒沿地表裂縫跌落至土壤深層，使得粘粒比例增加，這與前人研究地表塌陷使得土壤粗化的結論有所不同[21]。而導水裂隙不發育區主要是風積沙地區，與黃土區相反，該區域導水裂隙發育后沙土在各種外力和土體自身重力作用向下夯實，土壤硬度和容重相應增加[22]，部分地裂縫自然彌合[23]，地表損害表象不明顯，地表土壤顆粒組成變化亦較小。

黃土區地表損害后由于蒸發量的增加使得土壤含水量降低，表層土壤鹽分含量升高，土壤微生物活性下降，微生物分解有機凋落物形成的有機酸、酚類物質量變小，導致土壤pH增加[24]。而在導水裂隙不發育區，輕微的導水裂隙發育并未對土壤水分、植被的生長造成較大的影響，因此該區土壤pH變化較小。

3.2 土壤水分養分特性對導水裂隙發育程度的響應規律

采煤引起地表沉陷后表層土壤水分變化目前仍存在爭議[25-26]，本研究表明在導水裂隙發育的黃土區，地表損害后表層土壤水分含量下降，主要原因是由于表層土壤結構破壞后土壤的蒸發量增加但持水能力下降[27]，同時由于導水裂隙發育地下潛水位下降，潛水和包氣帶水水力聯系被切斷，相對應地表層土壤的儲水能力降低。而在主要處于風沙灘地的導水裂隙發育區則不同，該區地表損害后裂隙彌合較快[19]，表層土壤蒸發量并未顯著增加，反而沉陷引起的土壤結構損害有利于增加降水的入滲速率，加之風沙區潛水位較高，因此導水裂隙不發育區損害地對40～100 cm土壤水分影響不明顯。

從土壤養分角度看，導水裂隙發育區土壤有機質、有效氮磷鉀等減少，分析有兩方面原因：一是地表損害使得地表植物生物量和土體微生物數量減小，土壤養分循環受阻[28]；二是地表裂縫、塌陷使得坡面徑流攜帶的養分向土層深處轉移，加劇了土壤有效養分的流失，這與以往研究結果相似[24]。導水裂隙不發育的覆沙區地表損傷強度較小而使土壤養分循環未受影響[22]。

3.3 土壤生物特性對導水裂隙發育程度的響應規律

前人研究表明地表塌陷后表層土壤水分含量降低，使得塌陷地土壤酶活性下降[29]，但本研究表明除過氧化氫酶外，測試的蔗糖酶、脲酶和磷酸酶都有所增加，主要原因是導水裂隙發育損害地土壤水分有所減小，但并未使得土壤酶活性大幅度下降，相反導水裂隙在地表產生的裂縫可以使得地表溫度增加、氧氣含量大[30]，兩者綜合使得導水裂隙發育區土壤酶含量增加。但導水裂隙發育區土壤細菌數量均減小，主要是由于地表擾動后造成土壤鹽漬化可能使得土壤菌類數量的降低[31]；另一方面導水裂隙發育導致地表植被發育受阻，降低了植被根際細菌、真菌和放線菌的數量[32]。而在導水裂隙不發育區地表損害強度小，同時導水裂隙不發育區小的擾動使得地表土壤容重減小、孔隙度和土壤含水量小幅增加，土層空氣交換能力增強，因此該區土壤酶活性和土壤菌類數量呈現增加的趨勢，由此可以推斷導水裂隙不發育區后續生態恢復過程中土壤自我恢復能力亦較強。

3.4 不同導水裂隙發育特征下土壤質量總體變化

研究結果表明土壤顆粒組成特征、酶活性和微生物數量是影響研究區土壤質量的主要因子。導水裂隙發育區，地表損害后土壤結構發生損害且恢復較慢，使得土壤持水能力下降，且對土壤水分變化較為敏感的土壤菌群數量下降[31]，養分循環受阻，在導水裂隙發育區地表損害使土壤含水量顯著下降，因此從PCA樣地排序圖看出導水裂隙地表損害后的導水裂隙發育區損害地與對照未損害地分布在不同象限，表明導水裂隙發育區地表損害后應采取一定的工程措施重構土壤結構，使得土壤生態功能得以恢復；而在導水裂隙不發育區土壤結構損害不明顯，加之該區主要位于風積沙地區，地表損害在風蝕、水蝕和重力的作用下自然彌合速度較快，導致土壤自我恢復能力較強，使土壤指標并未顯著下降，PCA排序圖上導水裂隙不發育區損害地和未損害地有交叉重疊，表明導水裂隙不發育區地表損害后可主要依靠自然恢復輔以輕微的人工措施即可恢復該區土壤生態功能。

4 結 論

1)在未損害地，導水裂隙發育區土壤養分含量、酶類活性、菌類數量高于導水裂隙不發育區，但土壤容重、土壤水分表現出相反的趨勢。

2)在導水裂隙發育區，地表損害后表層土壤粉粒和砂粒含量減小，粘粒含量增加幅度較小，土壤容重、硬度、水分有機質、有效氮磷和菌類數量均減小，土壤pH和酶類活性增加，土壤全效養分損害前后變化不大。

3)在導水裂隙不發育損害地，除土壤水分、硬度和菌類數量增加以外，其他土壤理化生指標與未損害地相比較變化不顯著。

4)土壤顆粒組成、酶活性和微生物數量是影響研究區土壤質量的主要因子，導水裂隙發育區地表損害后土壤質量下降顯著，而在導水裂隙不發育區土壤質量下降不明顯。