不同施肥處理對高寒礦區渣山改良土酶活性和理化性質的影響

高志香, 李希來,2*, 張 靜,2*, 金立群, 周 偉

(1.青海大學農牧學院, 青海 西寧 810016； 2.青海-廣東自然資源監測與評價聯合實驗室, 青海 西寧 810016；3.中國地質大學土地科學技術學院， 北京 100083)

“青海木里礦區生態修復工程”是高原、高寒、高海拔地區開展的一項礦山治理探索性項目，煤礦區渣山表層基質改良在國內尚屬首例。煤礦區環境條件惡劣，治理面積范圍大，自然恢復緩慢，且土壤條件差，酸堿度偏高，加上異地客土困難、成本高，因此，高寒礦區生態修復的土壤重構，主要采取從渣山中篩選渣土，并通過增施有機肥等措施改良渣土。土壤酶作為土壤中的關鍵因子，推動著土壤系統中的生物化學過程[1-2]。土壤酶可以通過各種酶促作用直接影響土壤養分的礦化作用[3]，因此，可用土壤酶活性的強弱來衡量煤礦區渣山土壤的肥力，酶活性增加會影響土壤氮、磷、有機質等的含量，這些養分的增加也會反作用于酶，提高酶的活性[4-5]。

木里礦區緊鄰祁連山自然保護區，由于大面積露天采煤，地表植被破壞，地表涵養水源功能減弱，當地生態環境破壞嚴重，修復困難。在眾多煤礦區生態修復的方法中，最常用也是最有效的方法就是人工建植植被[6]。楊鑫光等[7]研究發現，人工建植+施肥的組合方式是恢復高寒礦區渣山生態系統的有效途徑，植被恢復可促進土壤改良，施肥可以提高土壤速效鉀、全鉀、速效氮、速效磷、全磷、有機質等的含量[8]。金立群等[9]在高寒礦區植被恢復過程研究中發現施足有機肥，調節土壤pH對植被恢復有顯著效應。Jeiner等[10]對哥倫比亞熱帶露天煤礦利用木碎屑中的有機質對土壤進行了改良。溫美鳳等[11]通過試驗證明了硫酸亞鐵對土壤pH的調節作用，采用硫酸亞鐵作為土壤pH改良劑，可改善土壤理化性狀，增加土壤酶活性，尤其有機肥的添加使土壤中的氮、磷、鉀等養分的含量增加，繼而會增加相關酶的活性[12-13]。本研究通過探討不同施肥處理下高寒礦區渣山表層基質理化性質和土壤酶活性的變化，尋找改善渣土養分的最佳施肥組合，旨在以最小投入實現最大生態效益，為木里礦區生態恢復提供技術支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗區概況

木里礦區位于海北藏族自治州與海西蒙古族藏族自治州交界處的大通河上游盆地中，橫跨海西、海北兩州，江倉河以西位于天峻縣木里鄉，由江倉區、聚乎更區、弧山區、哆嗦貢瑪區組成，距省會西寧市約350 km，是青海省唯一的焦煤資源區域。

試驗區地處江倉礦區圣雄煤礦(現稱為5號井治理區)渣山山頂平臺區(海拔3 883 m,38°20′48.6″ N,99°28′53.8″ E)。江倉煤礦是青海最大煤礦區，位于剛察縣西北116 km處。在進行人工種植前，渣山表層基質土壤的理化性質為：全氮含量為1.09 g·kg-1，全磷含量為1.06 g·kg-1，堿解氮含量為33.33 g·kg-1，速效磷含量為1.43 g·kg-1，有機質含量為104.43 g·kg-1，pH為8.59，水分含量為11.9 g·kg-1。

1.2 試驗設計

本試驗采用雙因素隨機區組試驗設計，使用的有機肥和硫酸亞鐵由青海昊晨生物科技有限公司提供，有機質含量≥45%，水分≤30%，總養分(N,P2O5,K2O)≥5%。有機肥(M)處理設置4個水平：0 kg·m-2(M0)，1 kg·m-2(M1)，2 kg·m-2(M2)，3 kg·m-2(M3)，硫酸亞鐵(F)處理設置3個水平：0 g·m-2(F0)，50 g·m-2(F1)，100 g·m-2(F2)，共F0M0，F0M1，F0M2，F0M3，F1M0，F1M1，F1M2，F1M3，F2M0，F2M1，F2M2，F2M3 12個處理組合，每個處理3個重復，共計36個小區，面積5 m×6 m，小區間緩沖帶為2 m。

1.2.1試驗方法 2019年6月7日，清除地面石塊，耙地平整地面，2019年6月7日，清除地面石塊，耙地平整地面，每小區利用撒播方式種植‘同德’短芒披堿草 (ElymusBreviaristatusKeng f.‘Tongde’)、‘青海’冷地早熟禾(PoacrymophilaKeng ex C. Ling‘Qinghai’)、‘青海’中華羊茅(FestucasinensisKeng ex S. L.‘Qinghai’)、‘同德’小花堿茅(Puccinelliatenuiflora(Griseb.)Scribn. et Merr‘Tongde’)，按3∶1∶1∶1的比例，播種量150 kg·hm-2。施氮肥(尿素)37 g·m-2、磷肥(過磷酸鈣)40 g·m-2、鉀肥(硫酸鉀)37 g·m-2作為種肥，播后耙地并鎮壓。，按3∶1∶1∶1的比例播種，播種量為150 kg·hm-2。施氮肥(尿素)37 g·m-2、磷肥(過磷酸鈣)40 g·m-2、鉀肥(硫酸鉀)37 g·m-2作為種肥，播后耙地并鎮壓。

2019年8月13日，在每小區采取五點取樣法取土壤樣品，裝入自封袋內帶回實驗室；測定土壤酶活性的土壤樣品裝入5 mL的凍存管，保存在液氮罐里帶回實驗室，未及時送測的樣品保存在4℃的冷藏箱里。

1.2.2室內分析試驗 土壤酶活性委托北京奧維森基因科技有限公司測定。利用硝基苯磷酸二鈉(Nitrophenyl phosphate，NPP)比色法對土壤堿性磷酸酶活性進行測定[14]，以1 g土中對硝基苯酚的微克數表示。土壤脫氫酶活性利用氯化三苯基四氮唑(Triphenyltetrazolium chloride，TTC)分光光度法進行測定[15]，以1 g干土生成的三苯基甲月替(Triphenyl formazam，TPF)的克數表示。土壤蛋白酶活性利用加勒斯江法進行測定[16]，以24 h后1 g土壤中甘氨酸的微克數表示。土壤過氧化氫酶活性利用高錳酸鉀滴定法測定，以20 min內1 g土壤分解的過氧化氫的毫克數表示。土壤脲酶活性利用比色法進行測定[17]，以24 h后100 g土壤中氨氮(NH3-N)的微克數表示。土壤纖維素酶活性利用3，5-二硝基水楊酸比色法進行測定[18]，以72 h后1 g干土生成葡萄糖毫克數表示。

待測土壤理化性質樣品，鮮樣用來測定土壤容重和土壤含水量，其余樣品經自然風干后過篩，在室內進行各小區表層0～10 cm土壤pH、全氮、速效氮、全磷和速效磷含量的測定。土壤含水量采用烘干法測定，土壤容重采用水體積法[19]測定，土壤全氮含量采用凱氏定氮法測定，土壤有效氮含量采用堿解擴散法測定，土壤全磷含量采用高氯酸-硫酸酸溶鉬銻抗比色法測定，土壤速效磷含量采用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法測定，土壤養分利用連續流動分析儀AA3測定。土壤pH采用電位法[20]測定，pH計的型號為pHS-25。

1.3 數據處理與分析

利用SPSS.20軟件進行統計分析，采用雙因素方差分析和LSD法進行顯著性比較(P<0.05)，利用WPS 2019作圖，使用R 4.0.2軟件作冗余分析。鮮樣用來測定土壤容重和含水量，其余樣品。

2 結果與分析

2.1 不同施肥處理對土壤酶活性的影響

由表1可知，不同施肥處理對蛋白酶活性、脫氫酶活性、堿性磷酸酶活性、過氧化氫酶活性、脲酶活性、纖維素酶活性均有顯著影響(P<0.05)。

表1 有機肥和硫酸亞鐵對土壤酶活性影響的雙因素方差分析Table 1 Effects of organic fertilizer and ferrous sulfate on soil enzyme activity by two-way ANOVA

如表2所示，蛋白酶活性在有機肥M2水平為1 082.607 μg·g-1，顯著高于其他水平(P<0.05)；脫氫酶活性在有機肥M2水平顯著高于M1和M0水平(P<0.05)，脲酶活性在有機肥M3水平時為142.434 μg·g-1，顯著高于M1水平和M0水平(P<0.05)。蛋白酶和脲酶活性隨著有機肥含量的變化，變化幅度較大，脲酶和纖維素酶活性在有機肥M3水平顯著高于M1和M0(P<0.05)，在硫酸亞鐵F0水平時顯著高于其他水平(P<0.05)。堿性磷酸酶活性和過氧化氫酶活性在硫酸亞鐵F2水平時顯著高于其他水平(P<0.05)。

表2 不同有機肥和硫酸亞鐵對酶活性的影響Table 2 The influence of different organic fertilizers and ferrous sulfate on enzyme activity

由圖1可知，蛋白酶活性在F0M2處理最大，為1 403.923 μg·g-1，其次是在F1M2處理；脫氫酶活性在F1M1處理最大，為22.063 g·g-1，在F2M0處理最小。堿性磷酸酶活性和過氧化氫酶活性分別在F2M1和F2M2處理最大，硫酸亞鐵的施用量都是100 g·m-2；而脲酶活性和纖維素酶活性在F0M2處理最大。

圖1 不同施肥處理下的土壤酶活性Fig.1 Soil enzyme activities under different fertilization treatments注：圖中F0，F1，F2表示不同水平的硫酸亞鐵，M0，M1，M2，M3表示不同水平的有機肥，F0M0，F0M1，F0M2，F0M3，F1M0，F1M1，F1M2，F1M3，F2M0，F2M1，F2M2，F2M3表示不同水平的硫酸亞鐵和有機肥配施處理Note:F0,F1,F2 in the figure represent different levels of ferrous sulfate,M0,M1,M2,and M3 represent different levels of organic fertilizer,F0M0,F0M1,F0M2,F0M3,F1M0,F1M1,F1M2,F1M3,F2M0,F2M1，F2M2,F2M3 indicate different levels of ferrous sulfate and organic fertilizer combined treatment

2.2 不同施肥處理對土壤理化性質的影響

2.2.1不同施肥處理對土壤化學性質的影響 由表3可知，土壤中堿解氮、全磷含量以及pH在有機肥、硫酸亞鐵以及有機肥-硫酸亞鐵交互作用下都差異顯著(P<0.05)，全氮、速效磷含量在有機肥-硫酸亞鐵交互下差異顯著(P<0.05)。

表3 有機肥和硫酸亞鐵對土壤化學性質影響的雙因素方差分析Table 3 Effects of organic fertilizer and ferrous sulfate on soil chemical properties by two-way ANOVA

由表4可知，堿解氮含量在有機肥M3水平下顯著高于M1水平的(P<0.05)，在硫酸亞鐵F2水平的小區中顯著高于F0水平的小區(P<0.05)。全磷含量在有機肥M3水平的小區中顯著低于其他水平的小區(P<0.05)，在硫酸亞鐵F2水平時顯著高于F1水平的小區(P<0.05)；pH在有機肥M1水平的小區中顯著低于其他水平的小區(P<0.05)，在硫酸亞鐵F0的小區中顯著高于其他水平的小區(P<0.05)。

表4 不同有機肥和硫酸亞鐵對堿解氮、全磷、pH的影響Table 4 The influence of different organic fertilizers and ferrous sulfate on alkaline hydrolysis nitrogen,total phosphorus and pH

由圖2可知，全氮含量在F0M1處理最大，為1.684 g·kg-1，在F2M2處理最小，堿解氮、速效磷含量在F2M3處理最大；速效磷在F0M3處理最小；pH在F2M1處理最小，隨著硫酸亞鐵施用量的增加，pH呈現先降低后升高的趨勢，說明改良土壤pH時，硫酸亞鐵的量不能過高，也不能過低；有機質含量在F2M3處理最大。

圖2 不同施肥處理下的土壤化學性質的變化Fig.2 Changes in soil chemical properties under different fertilization treatments

2.2.2不同施肥處理對土壤物理性質的影響 如表5所示，土壤最大含水量在施有機肥的小區間差異顯著(P<0.05)，其他指標在各個處理下差異不顯著。

表5 有機肥和硫酸亞鐵對土壤容重及含水量影響的雙因素方差分析Table 5 Effects of organic fertilizer and ferrous sulfate on soil bulk density and water content by two-way ANOVA

由表6結果可知，通過多重比較有機肥組內，土壤最大含水量在有機肥M0水平下顯著高于M2，M3水平的小區(P<0.05)。

表6 不同有機肥和硫酸亞鐵對土壤最大含水量的影響Table 6 The influence of different organic fertilizers and ferrous sulfate on maximum soil water content

由圖3可知，土壤容重在有機肥和硫酸亞鐵的作用下變化不明顯，土壤最大含水量在F1M0處理達到了最大值4.027%，土壤含水量在不同施肥處理間差異不顯著。

圖3 不同施肥處理下的土壤物理性質的變化Fig.3 Changes in soil chemical properties under different fertilization treatments

2.3 土壤酶活性與土壤理化性質的冗余分析

RDA結果顯示(圖4)，土壤理化性質與土壤酶活性在第Ⅰ和Ⅱ軸的解釋量分別為62.1% 和 37.9%，即前2個排序軸累計解釋了100%的土壤酶活性變化，說明前兩軸能夠真實的反映土壤理化性質對土壤酶活性的影響情況，并主要由第Ⅰ軸決定。空心箭頭代表土壤理化性質指標，實心箭頭代表土壤酶活性指標，箭頭連線長度和相應夾角余弦值代表土壤理化性質與酶活性的相關性大小，箭頭連線越長、余弦值絕對值越大，則說明某一土壤理化性質與酶活性的相關性越大。由圖4可知，有機質、土壤含水量、全氮含量、容重、速效磷含量箭頭連線最長，表明其是對土壤酶活性影響最大的環境因子，其余影響較大的因子還包括堿解氮含量和pH，土壤pH與土壤自然含水量呈現極顯著的正相關關系。

圖4 土壤酶活性與理化性質的冗余度分析Fig.4 Redundancy analysis of soil enzyme activities and physicochemical properties

3 討論

3.1 礦區渣山改良土酶活性特征

土壤酶活性作為養分轉化和循環的催化劑，具有關鍵的地位[21]。蛋白酶降解土壤中的蛋白質，纖維素酶將纖維素水解為單糖，為植物及土壤微生物的生長提供更多的能源物質[22-23]。脫氫酶將質子和電子從底物轉移到受體從而氧化土壤有機物，主要存在于土壤細菌中；脲酶水解尿素轉化為銨，為植物提供氮源，是土壤有機肥和氮肥施用的重要指標[24]。堿性磷酸酶可加速有機磷的脫磷速度，影響土壤碳氮含量，過氧化氫酶分解土壤中的過氧化氫，從而抑制過氧化氫的毒害作用。本試驗利用機肥改良高寒礦區渣山表土有機質，利用硫酸亞鐵降低土壤pH，本試驗結果中，有機肥對于堿性磷酸酶活性、過氧化氫酶活性的影響與李猛、賀文員等[25-26]的研究結果相似，有機肥對蛋白酶活性的影響與劉小林等[27]的研究結果相似，有機肥對土壤脫氫酶活性的積極影響與陶磊等[28]的研究結果相似，施用有機肥和硫酸亞鐵對纖維素酶活性的積極作用與李炎等[29]的研究結果相似。本試驗結果表明，不同施肥處理在不同程度上影響著土壤酶活性。蛋白酶、脫氫酶、脲酶和纖維素酶活性在有機肥水平為2 kg·m-2的處理小區中最大，說明礦區渣山表層基質的pH沒有影響這4種酶發生酶促反應。堿性磷酸酶活性和過氧化氫酶活性雖然在硫酸亞鐵水平為100 g·m-2的處理小區中最大，但是在硫酸亞鐵水平為0 g·m-2的小區里位居第二，因此在后期的礦區植被恢復治理中，為保持土壤酶較高活性，建議施用有機肥2 kg·m-2。

3.2 礦區渣山改良土理化性質變化特征

礦區渣山改良過程中，施用有機肥和硫酸亞鐵可以有效改善渣山改良土理化性質。張曉宏等[32]發現氮肥減量配施復合納米硅可以顯著促進植被對氮、磷的吸收；馬征等[33研究指出，吸食納米粘合劑可以通過促進土壤中的消化作用，從而影響氮素的轉化，間接影響植被生長。由本試驗結果可知，施用有機肥可以顯著提高土壤堿解氮、速效磷含量；施用有機肥對土壤容重和土壤含水量的效果不明顯，土壤pH隨硫酸亞鐵施用量的增加而降低，說明硫酸亞鐵的施用對土壤pH有顯著調節作用。這表明本試驗采用的有機肥-硫酸亞鐵配施處理對礦區渣山植被恢復具有明顯的效益。

3.3 礦區渣山改良土酶活性與土壤理化性質的相關性

土壤酶活性和土壤理化性質之間存在著一定的相關性，耿玉清等[34]在土壤磷酸酶活性與有機磷組分的相關性研究中發現，堿性磷酸酶活性和土壤有機碳和有機氮含量有顯著的相關性;劉松濤等[35]也在不同土壤質地棉花根際微生物及酶活性與土壤理化性質相關性研究中提到，磷酸酶活性和堿解氮、速效磷含量有顯著的相關性，這和本研究的結果一致。由圖4知，堿解氮含量和蛋白酶活性正相關，是因為蛋白酶活性能夠分解蛋白質、肽類為氨基酸，促進土壤氮素的循環[36]，全氮含量和堿性磷酸酶活性、纖維素酶活性、脲酶活性、脫氫酶活性也呈正相關關系，說明土壤酶活性和土壤養分之間存在相互促進的關系。陳艷鑫等[37]研究發現，土壤水分的增加會提高土壤堿性磷酸酶活性和脫氫酶活性，由圖4結果可知，pH和土壤土壤含水量和最大含水量呈顯著的正相關關系，硫酸亞鐵通過改良土壤pH增加了土壤中H+的濃度，而有機肥的施用改善了土壤的養分和土壤的物理結構，增加了土壤的保水性，提高了土壤含水量、最大含水量，而土壤水分的增加促進了H+在土壤中的轉移，改善了土壤酸堿度[38]。有機肥的施用不僅增加了土壤有機質的含量，通過植物生長調節也明顯降低了土壤容重，因此有機質含量和容重與土壤脲酶活性、土壤脫氫酶活性呈正相關。由此發現，有機肥和硫酸亞鐵不僅對土壤理化性質有明顯的改良效果，也直接或間接的影響土壤酶活性。

4 結論

在高寒煤礦區渣山表層基質土壤改良中，施用有機肥2 kg·m-2能顯著提高土壤酶活性，尤其是蛋白酶活性、脲酶活性、纖維素酶活性，施用硫酸亞鐵100 g·m-2能提高堿性磷酸酶活性和過氧化氫酶活性；施用有機肥3 kg·m-2和硫酸亞鐵100 g·m-2能顯著增加土壤中的堿解氮、速效磷、有機質含量，施用硫酸亞鐵可以顯著調節土壤pH。RDA結果顯示，渣山改良土壤全氮含量、有機質含量、容重是對土壤酶活性影響最大的生態環境因子，有機肥和硫酸亞鐵的施用可以明顯改善土壤理化性質，間接影響土壤酶活性。

綜上所述，在高寒礦區渣山植被恢復過程中，施用有機肥和硫酸亞鐵處理均對土壤養分和酶活性有顯著調節作用，但施用有機肥的作用效果明顯大于硫酸亞鐵，且有機肥施用量為2 kg·m-2就能達到改良效果。