张耿杰等

摘要：通过对平朔矿区原地貌、未复垦及不同复垦模式下典型样地表层土壤在0～10 cm和10～20 cm处的容重、田间持水量、有机质、全氮和碳氮比的特征进行横向、纵向与综合分析，揭示复垦土地表层土壤理化性质的变化规律。结果表明，未复垦样地除了容重以外的其他理化指标均值都低于原地貌样地和复垦样地；复垦样地中土石混排的林地表层土壤中有机质含量最高。各样地容重在0～10 cm均值都低于10～20 cm土层；仅未复垦样地的田间持水量均值在0～10 cm低于10～20 cm土层；有机质、全氮和碳氮比在0～10 cm的均值一般高于10～20 cm土层。原地貌样地中容重与田间持水量和有机质呈显著负相关；未复垦样地中容重与土壤化学指标呈极显著正相关，而田间持水量与其他指标呈极显著负相关；复垦样地中指标的相关性类似原地貌样地，只是容重与全氮之间呈显著负相关。建议土石混排方式下的复垦方向为林地，以纯土壤为复垦物质条件下的最初复垦方式为草地，在复垦10年后可考虑改变土地利用方式为耕地。

关键词：复垦；表层土壤；理化性质；平朔矿区

中图分类号：S153 文献标识码：A 文章编号：0439-8114（2015）17-4168-05

DOI：10.14088/j.cnki.issn0439-8114.2015.17.015

矿区复垦是指通过采取整治措施，使得因采矿造成的塌陷、挖损、压占和污染等损毁土地恢复到可供利用状态的活动[1，2]。复垦模式是指复垦过程中针对不同的损毁情况所选择的工程技术和生物化学等措施，以及适宜的复垦利用方向，使之最佳匹配并达到预期的复垦效果[3，4]。不合理的复垦模式会使得已损毁土地的质量更加恶化，给当地的生产生活条件带来极大不便。

表层土壤作为植物生长的介质，其物理状况及养分含量决定了土壤肥力。在露天矿区的复垦地中，经过土壤重构形成新的土壤剖面，其表层土壤的理化性质与原地貌未损毁土地存在明显差异[5，6]。土壤容重能够反映土壤固体颗粒和孔隙状况，田间持水量反映了土壤中水分对作物的有效供给能力[7-10]。有机质能促进土壤团粒结构的形成，改善土壤物理性状，使其他营养元素和水分易于被植被吸收；同时有机质具有强烈的吸附能力，对金属离子的螯合等作用使其相对固定，从而形成金属元素和其他污染物质的良好缓冲剂[11-13]。氮素是植物需要最多的必须营养元素，其中全氮包括可供植物直接吸收利用的矿质氮、易矿化的有机氮和粘土矿物固定的铵，是植物从土壤中获得氮的源泉[14]。碳氮比主要与土壤有机质的腐殖化程度有关，一般被认为是土壤氮素矿化能力的标志，碳氮比越小，有机质在矿化作用中释放的有效氮量越多，当超过微生物的同化量时，使得植被能从有机质矿化过程中获得有效氮的供给；碳氮比越大，表明土壤中氮的含量可能不能满足微生物的需要，则在有机质矿化最初阶段不能对植被进行有效供氮，造成植物缺氮，且还会加速土壤有机质的分解[15，16]。

本研究通过平朔露天矿区典型样地表层土壤的采样分析，对表土容重、田间持水量、有机质、全氮和碳氮比进行对比研究，探寻复垦模式与表土质量的关系，为减少采矿活动影响、促进土地资源可持续利用提供实践依据。

1 材料与方法

1.1 研究区概况

平朔矿区地处黄土高原东部、山西省北部，朔州市平鲁区境内。矿区位于黄土高原与北方土石山区接壤地带，为黄土丘陵地貌，区内中部黄土广布，侵蚀切割作用强烈，加之植被覆盖低，区内形成有巨大冲沟，整体属黄土高原东部生态脆弱区。矿区海拔位于1 200～1 600 m之间，起伏小于500 m。海拔高程最低在矿区东南的平原区，最低海拔为1 038 m，海拔最高在矿区的西南部的山区，海拔为2 165 m。矿区为温带半干旱大陆性气候，地带性土壤为黄绵土和栗钙土，呈微碱性和碱性，地带性植被类型属于干草原植被。区内年平均气温4.8～7.5 ℃，极端最低气温-32.4 ℃，极端最高气温37.9 ℃。年平均降水量428.2～449 mm， 其中七、八和九3个月降水量占到全年的75%，年均蒸发量为1 786.7～2 598 mm[17]。

1.2 样地土地利用现状

本次研究采用了野外实地取样法、室内理化分析相结合的方式进行选点与采样，采样时间是在2012年8月。在矿区内及周边区域，借鉴农用地分等中对野外标准样地选择的原则和方法在矿区内选择典型样地[18]，其中包括了3个阶段的土地：①原地貌未损毁的耕地；②未复垦的排土场；③复垦后的耕地、林地和草地。具体样地情况见表1。

1.3 土壤采样及试验

在每一个样地中根据地形和面积，参考《土壤环境监测技术规范》中土壤采样的方法在样地里布点采样。用环刀和取土钻在样地0～10 cm和10～20 cm的两层分别采集土壤，并对混合土样用四分法将所取土样再取1 kg放入布袋中保存并编号。将布袋带回室内，经风干研磨过筛后以供测定。

土壤容重采用环刀法；田间持水量采用威尔科克斯法；对表土有机质和全氮含量的测定，均需要土壤样品通过0.25 mm孔径筛。其中对土壤有机质采用油浴加热重络酸钾氧化-容量法测定；全氮采用凯氏蒸馏法。根据测定的有机质和全氮含量，进行碳氮比计算。

2 结果与分析

以复垦阶段的样地为研究重点，与原地貌样地和损毁后未复垦样地表层土壤的理化性质差异分别进行横向、纵向和综合分析。从表2可看出，通过T检验的各阶段样地中的表层土壤理化性质差异明显（p<0.05）。

2.1 表层土壤理化性质横向分析

横向分析是针对相同深度、不同利用阶段和利用类型的样地表层土壤理化性质分析。

从土壤的物理指标来看，在0～10 cm范围内，原地貌和复垦样地的土壤容重均值明显低于未复垦样地，而标准偏差值相反；从田间持水量的情况来看，原地貌和除土石混排林地的复垦样地的均值和标准偏差值都略高于未复垦样地。在10～20 cm范围内，土壤容重均值和标准偏差值与在0～10 cm处的变化情况一致；未复垦样地中田间持水量的均值仅低于复垦时间较长的耕地和排土规范的林地，但其标准偏差值均低于其他样地。

从土壤的化学指标来看，在0～10 cm范围内，未复垦样地中有机质与碳氮比的均值和标准偏差值低于原地貌和复垦样地，其中原地貌样地和复垦林地的有机质含量明显高于其他样地；对于全氮，未复垦样地中均值和标准偏差值略高于复垦时间最短的耕地。在10～20 cm范围内，有机质和碳氮比的均值与标准偏差值与0～10 cm处的变化情况一致，但原地貌样地和复垦林地与其他样地的差别没有0～10 cm处明显；就全氮而言，未复垦样地中该指标的均值和标准偏差值略高于复垦耕地，但差异不大。

2.2 表层土壤理化性质纵向分析

纵向分析是针对不同深度、相同利用阶段和利用类型的样地表层土壤理化性质分析。

从土壤的物理指标来看，除了复垦草地外的其余样地土壤容重指标在10～20 cm处的均值高于0～10 cm处值，其比例分别为12.10%、1.15%、8.80%、6.67%、0.84%、20.93%、-5.38%，但标准偏差值的差异不明显；从田间持水量来看，除了未复垦样地外，其余样地该指标的均值在0～10 cm处均高于10～20 cm处，其比例分别为13.31%、-15.73%、2.28%、6.54%、7.68%、1.95%、11.23%，而复垦林地的标准偏差值在10～20 cm深度范围内略高。

从土壤的化学指标来看，仅复垦耕地和复垦草地的有机质均值在0～10 cm处低于10～20 cm处，其中土石混排的复垦林地有机质在0～10 cm的表层均值明显高于10～20 cm处，其比例分别为32.91%、29.57%、-1.92%、-34.19%、28.19%、280%、-32.65%，而标准偏差值的差异不大；对于全氮，除了复垦草地在0～10 cm处的均值略低于10～20 cm处，而其他样地在0～10 cm和10～20 cm范围内该指标的均值差异不大，从标准偏差值来看各样地中表层0～10 cm和10～20 cm无明显规律；就碳氮比而言，仅复垦时间较长的耕地的均值和标准偏差值在表层0～10 cm处略低于10～20 cm处，其中均值的比例分别为35.86%、29.69%、-35.97%、6.95%、2.08%、127%、7.72%。

2.3 表层土壤理化性质综合分析

土壤理化指标能在一定程度上反映土地质量，指标之间的相关程度及其协调效应综合能够反映矿区土地质量恢复的效果。因此，综合分析是对不同利用阶段和类型的样地表层土壤的理化指标进行相关性分析。

从表3中可看出，在原地貌样地中表层土壤容重和有机质对土壤性质的影响较大。其中容重与田间持水量极显著负相关性（p<0.01），而与有机质呈显著负相关性（p<0.05）；有机质对全氮和碳氮比具有极显著正相关性（p<0.01）。其余指标之间相关性不显著。

在表4中得出未复垦样地表层土壤各理化指标之间具有极显著相关性，对土壤的性质均影响较大。其中，容重与田间持水量呈极显著负相关性，而与有机质、全氮和碳氮比呈极显著正相关；田间持水量与有机质、全氮和碳氮比均为极显著负相关性；有机质对全氮和碳氮比与原地貌样地一样具有极显著正相关性；相比之下，全氮与碳氮比之间的相关性不显著。

据表5可知，复垦样地中表层土壤容重与田间持水量呈现极显著负相关性（p<0.01），与全氮呈显著负相关（p<0.05），而与有机质和碳氮相关性不显著；田间持水量与其他指标之间的相关性不显著；有机质与全氮和碳氮比存在极显著正相关（P<0.01）。

3 讨论

1）通过对样地表层土壤理化性质的横向对比，未复垦样地的各项指标均不如其他样地，其中容重尤为突出，这主要是因为排土过程中重型机械的反复碾压，造成土壤压实，也使得土壤中的田间持水量偏低，所以在这种情况下即使土壤中的养分含量能基本保障作物的需求，但也不能有效供给。复垦样地中，除了复垦时间最短的耕地外，其他复垦样地的容重均值与原地貌样地已无明显差别，说明随着复垦时间的增加，在利用过程中犁地、施肥等农业措施使得土壤的容重得到改善。土石混排的复垦林地中表层土壤田间持水量偏低，这与其排土方式有密切关系，因石块的增加使得表层土壤中的空隙增加，造成该类型样地中土壤的保水能力明显低于其他复垦样地；同样，该样地的有机质和全氮含量最高，特别是有机质含量在0～10 cm处达到29.98 g/kg，远高于包括原地貌的其余样地，说明土石混排的方式对该区域复垦林地表层土壤中的有机质蓄积有明显优势。复垦草地中表层土壤中的有机质和全氮虽稍低于原地貌样地，但已具备了改换土地利用方式为耕地的基础。除了土石混排复垦林地在0～10 cm特殊外，其余样地的碳氮比均在5～15之间，与我国耕地土壤的碳氮比一般在7～13之间基本吻合[19-21]，说明矿区样地中有机质腐殖化程度和矿化能力适当，适宜作物生长；但该区域土壤中的有机质和全氮的绝对含量普遍偏低，说明在复垦过程中仍需加大有机肥和氮素的施用。

2）从样地土壤的两个土层的纵向比较来看，各样地的容重在0～10 cm均低于10～20 cm的，这与土壤容重分布的一般规律相符合[22]。未复垦样地中10～20 cm范围内的田间持水量高于0～10 cm处，恰与其他样地相反，这与重构土壤的紧实度与复垦措施相关。除了复垦时间较短的耕地和复垦草地外，其他样地中表层土壤0～10 cm范围内的有机质和全氮的含量均高于10～20 cm处的相应指标含量，该现象跟复垦时间以及复垦方向有一定的关系。土石混排林地的有机质含量在不同层的差别最大，0～10 cm范围内的含量是10～20 cm处的3.8倍，这与该排土方式下林地中已明显出现腐殖质有关联。但总体来说，田间持水量、有机质、全氮和碳氮比在0～10 cm的均值要略高于10～20 cm各对应指标的均值，这与前人的研究成果相吻合[23]。

3）通过对研究区样地表层土壤理化指标之间的相关性分析，原地貌样地中的容重与田间持水量和有机质呈显著负相关性，这说明该区域土地利用过程中，容重的大小对土壤养分的负效应非常明显；有机质与全氮和碳氮比呈极显著正相关，体现了有机质是土壤肥力的基础，也说明有机质在土壤养分供给、转换等方面均显示出中心地位。未复垦样地中各指标的相关性较高，其中容重与土壤养分呈现出极显著正相关，说明在土壤重构过程中经过碾压后使得表层的土壤中的有机质和全氮含量相对集中；而田间持水量与容重和土壤养分呈现出极显著负相关，说明对于未复垦土地，土壤水分的有效供给是保障初期复垦成功的重要因素。复垦样地表层土壤理化指标的相关性与原地貌样地的更为接近，只是容重与全氮之间呈现显著负相关性，表明采取复垦措施之后，土地的质量情况已有改善，向着原地貌土地发展，这与张乃明等[24]、Shrestha等[25]人对矿区复垦土地质量研究的成果基本一致。

综上所述，在平朔矿区不同土地利用方式、复垦时间、排土方式会使得土地表层土壤的容重、田间持水量、有机质、全氮和碳氮比有所不同。原地貌与复垦样地中除了容重以外，其他指标都高于未复垦样地；所有样地中的有机质和全氮含量均偏低，表明该区域背景值本身处于一个较低的水平，预示这种条件下对矿区损毁土地实施复垦面临的困难更大。根据已复垦的耕地和草地的情况，这两种复垦方式下的表层土壤理化性质差异不大，但从经济与生态效益以及方便管护的角度来说，复垦方向选为草地更适合[26]。排土方式也是造成表层土壤中有机质和全氮含量差异的重要原因，通过实地调查和土壤采样分析，可发现土石混排模式下的林地土壤表层中有机质和全氮的含量最高，但碳氮比偏高，在一定时期内并不利于有机质的腐化和氮素的分解。因此建议在选择复垦方向时，将排土的方式作为参考的依据之一，即在土石混排情况下的复垦地优先考虑复垦为林地；而在以纯土壤作为复垦物质的条件下，优先考虑复垦为草地，待到复垦10年左右时，再根据土壤表层的理化特征改变利用方式为耕地。

为了更快更好的提高土地质量，恢复土地生态功能，建议对复垦土地中的容重、田间持水量、有机质、全氮和碳氮比实施动态监测，以便及时根据土壤中的养分的含量情况调整措施，提高土壤肥力，使矿区土地资源得到合理保护。

参考文献：

[1] 白中科，赵景逵，段永红，等.工矿区土地复垦与生态重建[M].北京：中国农业科技出版社，2000.

[2] 白中科，付梅臣，赵中秋.论矿区土壤环境问题[J].生态环境，2006，15（5）：1122-1125.

[3] 李晋川，白中科.露天煤矿土地复垦与生态重建[M].北京：科学出版社，2000.

[4] 王 莉，张和生.国内外矿区土地复垦研究进展[J].水土保持研究，2013，20（1）：294-300.

[5] 胡振琪.煤矿山复垦土壤剖面重构的基本原理和方法[J].煤炭学报，1997，22（6）：617-621.

[6] 胡振琪.矿山复垦土壤重构的概念与方法[J].土壤，2005，37（1）：8-12.

[7] 沈善敏.中国土壤肥力[M].北京：中国农业出版社，1998.

[8] 徐建明，张甘霖，谢正苗，等.土壤质量指标与评价[M].北京：科学出版社，2010.

[9] 刘 洁，刘小林，张兴昌，等.水蚀风蚀交错区不同类型植被对土壤碳氮影响的研究[J].水土保持研究，2008，15（6）：53-56.

[10] 刘美英，高 永，汪 季，等.矿区复垦地土壤碳氮含量变化特征[J].水土保持研究，2013，20（1）：94-101.

[11] 徐明岗，于 荣，王伯仁.土壤活性有机质的研究进展[J].土壤肥料，2000（6）：3-7.

[12] 李 靖.土壤有机质的作用[J].太原大学学报，1999，16（4）：54-55.

[13] 许中坚，刘广深，刘维屏.土壤中溶解性有机质的环境特性与行为[J].环境学，2003，22（5）：427-432.

[14] 陈刚才，甘 露.土壤氮素及其环境效应[J].地质地球化学，2001，29（1）：63-67.

[15] 李菊梅，王朝辉.有机质、全氮和可矿化氮在反应土壤供氮能力方面的意义[J].土壤学报，2003，40（2）：233-457.

[16] 马建军.黄土高原丘陵沟壑区露天煤矿生态修复及其生态效应研究[D].呼和浩特：内蒙古农业大学，2007.

[17] 白中科，郧文聚.矿区土地复垦与复垦土地的再利用—以平朔矿区为例[J].资源与产业，2008，10（5）：32-37.

[18] 张凤荣，安萍莉，胡存智.制定农用地分等定级野外诊断指标体系的原则、方法和依据[J].中国土地科学，2001，15（2）：31-35.

[19] 王金满，杨睿璇，白中科.草原区露天煤矿排土场复垦土壤质量演替规律与模型[J].农业工程学报，2012，28（14）：229-235.

[20] 樊文华，白中科，李慧峰，等.复垦土壤重金属污染潜在生态风险评价[J].农业工程学报，2011，27（1）：348-354.

[21] 孙海运，李新举，胡振琪，等.马家塔露天矿区复垦土壤质量变化[J].农业工程学报，2008，24（12）：205-208.

[22] 李新举，胡振琪，李 晶，等.采煤塌陷地复垦土壤质量研究进展[J].农业工程学报，2007，23（6）：276-280.

[23] 陕永杰，张美萍，白中科，等.平朔安太堡大型露天矿区土壤质量演变过程分析[J].干旱区研究，2005，22（4）：565-568.

[24] 张乃明，武雪萍，谷晓滨，等.矿区复垦土壤养分变化趋势研究[J].土壤通报，2003，34（1）：58-60.

[25] SHRESTHA R K， LAL R. Changes in physical and chemical properties of soil after surface mining and reclamation[J]. Geoderma， 2011， 161（3）：168-176.

[26] 孙 凤，袁中群，王晓峰.废弃土地的林业复垦技术[M].郑州：黄河水利出版社，2001.