高志香, 李希来,2*, 张 静,2*, 金立群, 周 伟

(1.青海大学农牧学院, 青海 西宁 810016； 2.青海-广东自然资源监测与评价联合实验室, 青海 西宁 810016；3.中国地质大学土地科学技术学院， 北京 100083)

“青海木里矿区生态修复工程”是高原、高寒、高海拔地区开展的一项矿山治理探索性项目，煤矿区渣山表层基质改良在国内尚属首例。煤矿区环境条件恶劣，治理面积范围大，自然恢复缓慢，且土壤条件差，酸碱度偏高，加上异地客土困难、成本高，因此，高寒矿区生态修复的土壤重构，主要采取从渣山中筛选渣土，并通过增施有机肥等措施改良渣土。土壤酶作为土壤中的关键因子，推动着土壤系统中的生物化学过程[1-2]。土壤酶可以通过各种酶促作用直接影响土壤养分的矿化作用[3]，因此，可用土壤酶活性的强弱来衡量煤矿区渣山土壤的肥力，酶活性增加会影响土壤氮、磷、有机质等的含量，这些养分的增加也会反作用于酶，提高酶的活性[4-5]。

木里矿区紧邻祁连山自然保护区，由于大面积露天采煤，地表植被破坏，地表涵养水源功能减弱，当地生态环境破坏严重，修复困难。在众多煤矿区生态修复的方法中，最常用也是最有效的方法就是人工建植植被[6]。杨鑫光等[7]研究发现，人工建植+施肥的组合方式是恢复高寒矿区渣山生态系统的有效途径，植被恢复可促进土壤改良，施肥可以提高土壤速效钾、全钾、速效氮、速效磷、全磷、有机质等的含量[8]。金立群等[9]在高寒矿区植被恢复过程研究中发现施足有机肥，调节土壤pH对植被恢复有显著效应。Jeiner等[10]对哥伦比亚热带露天煤矿利用木碎屑中的有机质对土壤进行了改良。温美凤等[11]通过试验证明了硫酸亚铁对土壤pH的调节作用，采用硫酸亚铁作为土壤pH改良剂，可改善土壤理化性状，增加土壤酶活性，尤其有机肥的添加使土壤中的氮、磷、钾等养分的含量增加，继而会增加相关酶的活性[12-13]。本研究通过探讨不同施肥处理下高寒矿区渣山表层基质理化性质和土壤酶活性的变化，寻找改善渣土养分的最佳施肥组合，旨在以最小投入实现最大生态效益，为木里矿区生态恢复提供技术支撑。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

木里矿区位于海北藏族自治州与海西蒙古族藏族自治州交界处的大通河上游盆地中，横跨海西、海北两州，江仓河以西位于天峻县木里乡，由江仓区、聚乎更区、弧山区、哆嗦贡玛区组成，距省会西宁市约350 km，是青海省唯一的焦煤资源区域。

试验区地处江仓矿区圣雄煤矿(现称为5号井治理区)渣山山顶平台区(海拔3 883 m,38°20′48.6″ N,99°28′53.8″ E)。江仓煤矿是青海最大煤矿区，位于刚察县西北116 km处。在进行人工种植前，渣山表层基质土壤的理化性质为：全氮含量为1.09 g·kg-1，全磷含量为1.06 g·kg-1，碱解氮含量为33.33 g·kg-1，速效磷含量为1.43 g·kg-1，有机质含量为104.43 g·kg-1，pH为8.59，水分含量为11.9 g·kg-1。

1.2 试验设计

本试验采用双因素随机区组试验设计，使用的有机肥和硫酸亚铁由青海昊晨生物科技有限公司提供，有机质含量≥45%，水分≤30%，总养分(N,P2O5,K2O)≥5%。有机肥(M)处理设置4个水平：0 kg·m-2(M0)，1 kg·m-2(M1)，2 kg·m-2(M2)，3 kg·m-2(M3)，硫酸亚铁(F)处理设置3个水平：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个处理组合，每个处理3个重复，共计36个小区，面积5 m×6 m，小区间缓冲带为2 m。

1.2.1试验方法 2019年6月7日，清除地面石块，耙地平整地面，2019年6月7日，清除地面石块，耙地平整地面，每小区利用撒播方式种植‘同德’短芒披碱草 (ElymusBreviaristatusKeng f.‘Tongde’)、‘青海’冷地早熟禾(PoacrymophilaKeng ex C. Ling‘Qinghai’)、‘青海’中华羊茅(FestucasinensisKeng ex S. L.‘Qinghai’)、‘同德’小花碱茅(Puccinelliatenuiflora(Griseb.)Scribn. et Merr‘Tongde’)，按3∶1∶1∶1的比例，播种量150 kg·hm-2。施氮肥(尿素)37 g·m-2、磷肥(过磷酸钙)40 g·m-2、钾肥(硫酸钾)37 g·m-2作为种肥，播后耙地并镇压。，按3∶1∶1∶1的比例播种，播种量为150 kg·hm-2。施氮肥(尿素)37 g·m-2、磷肥(过磷酸钙)40 g·m-2、钾肥(硫酸钾)37 g·m-2作为种肥，播后耙地并镇压。

2019年8月13日，在每小区采取五点取样法取土壤样品，装入自封袋内带回实验室；测定土壤酶活性的土壤样品装入5 mL的冻存管，保存在液氮罐里带回实验室，未及时送测的样品保存在4℃的冷藏箱里。

1.2.2室内分析试验 土壤酶活性委托北京奥维森基因科技有限公司测定。利用硝基苯磷酸二钠(Nitrophenyl phosphate，NPP)比色法对土壤碱性磷酸酶活性进行测定[14]，以1 g土中对硝基苯酚的微克数表示。土壤脱氢酶活性利用氯化三苯基四氮唑(Triphenyltetrazolium chloride，TTC)分光光度法进行测定[15]，以1 g干土生成的三苯基甲月替(Triphenyl formazam，TPF)的克数表示。土壤蛋白酶活性利用加勒斯江法进行测定[16]，以24 h后1 g土壤中甘氨酸的微克数表示。土壤过氧化氢酶活性利用高锰酸钾滴定法测定，以20 min内1 g土壤分解的过氧化氢的毫克数表示。土壤脲酶活性利用比色法进行测定[17]，以24 h后100 g土壤中氨氮(NH3-N)的微克数表示。土壤纤维素酶活性利用3，5-二硝基水杨酸比色法进行测定[18]，以72 h后1 g干土生成葡萄糖毫克数表示。

待测土壤理化性质样品，鲜样用来测定土壤容重和土壤含水量，其余样品经自然风干后过筛，在室内进行各小区表层0～10 cm土壤pH、全氮、速效氮、全磷和速效磷含量的测定。土壤含水量采用烘干法测定，土壤容重采用水体积法[19]测定，土壤全氮含量采用凯氏定氮法测定，土壤有效氮含量采用碱解扩散法测定，土壤全磷含量采用高氯酸-硫酸酸溶钼锑抗比色法测定，土壤速效磷含量采用碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法测定，土壤养分利用连续流动分析仪AA3测定。土壤pH采用电位法[20]测定，pH计的型号为pHS-25。

1.3 数据处理与分析

利用SPSS.20软件进行统计分析，采用双因素方差分析和LSD法进行显著性比较(P<0.05)，利用WPS 2019作图，使用R 4.0.2软件作冗余分析。鲜样用来测定土壤容重和含水量，其余样品。

2 结果与分析

2.1 不同施肥处理对土壤酶活性的影响

由表1可知，不同施肥处理对蛋白酶活性、脱氢酶活性、碱性磷酸酶活性、过氧化氢酶活性、脲酶活性、纤维素酶活性均有显著影响(P<0.05)。

表1 有机肥和硫酸亚铁对土壤酶活性影响的双因素方差分析Table 1 Effects of organic fertilizer and ferrous sulfate on soil enzyme activity by two-way ANOVA

如表2所示，蛋白酶活性在有机肥M2水平为1 082.607 μg·g-1，显著高于其他水平(P<0.05)；脱氢酶活性在有机肥M2水平显著高于M1和M0水平(P<0.05)，脲酶活性在有机肥M3水平时为142.434 μg·g-1，显著高于M1水平和M0水平(P<0.05)。蛋白酶和脲酶活性随着有机肥含量的变化，变化幅度较大，脲酶和纤维素酶活性在有机肥M3水平显著高于M1和M0(P<0.05)，在硫酸亚铁F0水平时显著高于其他水平(P<0.05)。碱性磷酸酶活性和过氧化氢酶活性在硫酸亚铁F2水平时显著高于其他水平(P<0.05)。

表2 不同有机肥和硫酸亚铁对酶活性的影响Table 2 The influence of different organic fertilizers and ferrous sulfate on enzyme activity

由图1可知，蛋白酶活性在F0M2处理最大，为1 403.923 μg·g-1，其次是在F1M2处理；脱氢酶活性在F1M1处理最大，为22.063 g·g-1，在F2M0处理最小。碱性磷酸酶活性和过氧化氢酶活性分别在F2M1和F2M2处理最大，硫酸亚铁的施用量都是100 g·m-2；而脲酶活性和纤维素酶活性在F0M2处理最大。

图1 不同施肥处理下的土壤酶活性Fig.1 Soil enzyme activities under different fertilization treatments注：图中F0，F1，F2表示不同水平的硫酸亚铁，M0，M1，M2，M3表示不同水平的有机肥，F0M0，F0M1，F0M2，F0M3，F1M0，F1M1，F1M2，F1M3，F2M0，F2M1，F2M2，F2M3表示不同水平的硫酸亚铁和有机肥配施处理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 不同施肥处理对土壤理化性质的影响

2.2.1不同施肥处理对土壤化学性质的影响 由表3可知，土壤中碱解氮、全磷含量以及pH在有机肥、硫酸亚铁以及有机肥-硫酸亚铁交互作用下都差异显著(P<0.05)，全氮、速效磷含量在有机肥-硫酸亚铁交互下差异显著(P<0.05)。

表3 有机肥和硫酸亚铁对土壤化学性质影响的双因素方差分析Table 3 Effects of organic fertilizer and ferrous sulfate on soil chemical properties by two-way ANOVA

由表4可知，碱解氮含量在有机肥M3水平下显著高于M1水平的(P<0.05)，在硫酸亚铁F2水平的小区中显著高于F0水平的小区(P<0.05)。全磷含量在有机肥M3水平的小区中显著低于其他水平的小区(P<0.05)，在硫酸亚铁F2水平时显著高于F1水平的小区(P<0.05)；pH在有机肥M1水平的小区中显著低于其他水平的小区(P<0.05)，在硫酸亚铁F0的小区中显著高于其他水平的小区(P<0.05)。

表4 不同有机肥和硫酸亚铁对碱解氮、全磷、pH的影响Table 4 The influence of different organic fertilizers and ferrous sulfate on alkaline hydrolysis nitrogen,total phosphorus and pH

由图2可知，全氮含量在F0M1处理最大，为1.684 g·kg-1，在F2M2处理最小，碱解氮、速效磷含量在F2M3处理最大；速效磷在F0M3处理最小；pH在F2M1处理最小，随着硫酸亚铁施用量的增加，pH呈现先降低后升高的趋势，说明改良土壤pH时，硫酸亚铁的量不能过高，也不能过低；有机质含量在F2M3处理最大。

图2 不同施肥处理下的土壤化学性质的变化Fig.2 Changes in soil chemical properties under different fertilization treatments

2.2.2不同施肥处理对土壤物理性质的影响 如表5所示，土壤最大含水量在施有机肥的小区间差异显著(P<0.05)，其他指标在各个处理下差异不显著。

表5 有机肥和硫酸亚铁对土壤容重及含水量影响的双因素方差分析Table 5 Effects of organic fertilizer and ferrous sulfate on soil bulk density and water content by two-way ANOVA

由表6结果可知，通过多重比较有机肥组内，土壤最大含水量在有机肥M0水平下显著高于M2，M3水平的小区(P<0.05)。

表6 不同有机肥和硫酸亚铁对土壤最大含水量的影响Table 6 The influence of different organic fertilizers and ferrous sulfate on maximum soil water content

由图3可知，土壤容重在有机肥和硫酸亚铁的作用下变化不明显，土壤最大含水量在F1M0处理达到了最大值4.027%，土壤含水量在不同施肥处理间差异不显著。

图3 不同施肥处理下的土壤物理性质的变化Fig.3 Changes in soil chemical properties under different fertilization treatments

2.3 土壤酶活性与土壤理化性质的冗余分析

RDA结果显示(图4)，土壤理化性质与土壤酶活性在第Ⅰ和Ⅱ轴的解释量分别为62.1% 和 37.9%，即前2个排序轴累计解释了100%的土壤酶活性变化，说明前两轴能够真实的反映土壤理化性质对土壤酶活性的影响情况，并主要由第Ⅰ轴决定。空心箭头代表土壤理化性质指标，实心箭头代表土壤酶活性指标，箭头连线长度和相应夹角余弦值代表土壤理化性质与酶活性的相关性大小，箭头连线越长、余弦值绝对值越大，则说明某一土壤理化性质与酶活性的相关性越大。由图4可知，有机质、土壤含水量、全氮含量、容重、速效磷含量箭头连线最长，表明其是对土壤酶活性影响最大的环境因子，其余影响较大的因子还包括碱解氮含量和pH，土壤pH与土壤自然含水量呈现极显著的正相关关系。

图4 土壤酶活性与理化性质的冗余度分析Fig.4 Redundancy analysis of soil enzyme activities and physicochemical properties

3 讨论

3.1 矿区渣山改良土酶活性特征

土壤酶活性作为养分转化和循环的催化剂，具有关键的地位[21]。蛋白酶降解土壤中的蛋白质，纤维素酶将纤维素水解为单糖，为植物及土壤微生物的生长提供更多的能源物质[22-23]。脱氢酶将质子和电子从底物转移到受体从而氧化土壤有机物，主要存在于土壤细菌中；脲酶水解尿素转化为铵，为植物提供氮源，是土壤有机肥和氮肥施用的重要指标[24]。碱性磷酸酶可加速有机磷的脱磷速度，影响土壤碳氮含量，过氧化氢酶分解土壤中的过氧化氢，从而抑制过氧化氢的毒害作用。本试验利用机肥改良高寒矿区渣山表土有机质，利用硫酸亚铁降低土壤pH，本试验结果中，有机肥对于碱性磷酸酶活性、过氧化氢酶活性的影响与李猛、贺文员等[25-26]的研究结果相似，有机肥对蛋白酶活性的影响与刘小林等[27]的研究结果相似，有机肥对土壤脱氢酶活性的积极影响与陶磊等[28]的研究结果相似，施用有机肥和硫酸亚铁对纤维素酶活性的积极作用与李炎等[29]的研究结果相似。本试验结果表明，不同施肥处理在不同程度上影响着土壤酶活性。蛋白酶、脱氢酶、脲酶和纤维素酶活性在有机肥水平为2 kg·m-2的处理小区中最大，说明矿区渣山表层基质的pH没有影响这4种酶发生酶促反应。碱性磷酸酶活性和过氧化氢酶活性虽然在硫酸亚铁水平为100 g·m-2的处理小区中最大，但是在硫酸亚铁水平为0 g·m-2的小区里位居第二，因此在后期的矿区植被恢复治理中，为保持土壤酶较高活性，建议施用有机肥2 kg·m-2。

3.2 矿区渣山改良土理化性质变化特征

矿区渣山改良过程中，施用有机肥和硫酸亚铁可以有效改善渣山改良土理化性质。张晓宏等[32]发现氮肥减量配施复合纳米硅可以显著促进植被对氮、磷的吸收；马征等[33研究指出，吸食纳米粘合剂可以通过促进土壤中的消化作用，从而影响氮素的转化，间接影响植被生长。由本试验结果可知，施用有机肥可以显著提高土壤碱解氮、速效磷含量；施用有机肥对土壤容重和土壤含水量的效果不明显，土壤pH随硫酸亚铁施用量的增加而降低，说明硫酸亚铁的施用对土壤pH有显著调节作用。这表明本试验采用的有机肥-硫酸亚铁配施处理对矿区渣山植被恢复具有明显的效益。

3.3 矿区渣山改良土酶活性与土壤理化性质的相关性

土壤酶活性和土壤理化性质之间存在着一定的相关性，耿玉清等[34]在土壤磷酸酶活性与有机磷组分的相关性研究中发现，碱性磷酸酶活性和土壤有机碳和有机氮含量有显著的相关性;刘松涛等[35]也在不同土壤质地棉花根际微生物及酶活性与土壤理化性质相关性研究中提到，磷酸酶活性和碱解氮、速效磷含量有显著的相关性，这和本研究的结果一致。由图4知，碱解氮含量和蛋白酶活性正相关，是因为蛋白酶活性能够分解蛋白质、肽类为氨基酸，促进土壤氮素的循环[36]，全氮含量和碱性磷酸酶活性、纤维素酶活性、脲酶活性、脱氢酶活性也呈正相关关系，说明土壤酶活性和土壤养分之间存在相互促进的关系。陈艳鑫等[37]研究发现，土壤水分的增加会提高土壤碱性磷酸酶活性和脱氢酶活性，由图4结果可知，pH和土壤土壤含水量和最大含水量呈显著的正相关关系，硫酸亚铁通过改良土壤pH增加了土壤中H+的浓度，而有机肥的施用改善了土壤的养分和土壤的物理结构，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进了H+在土壤中的转移，改善了土壤酸碱度[38]。有机肥的施用不仅增加了土壤有机质的含量，通过植物生长调节也明显降低了土壤容重，因此有机质含量和容重与土壤脲酶活性、土壤脱氢酶活性呈正相关。由此发现，有机肥和硫酸亚铁不仅对土壤理化性质有明显的改良效果，也直接或间接的影响土壤酶活性。

4 结论

在高寒煤矿区渣山表层基质土壤改良中，施用有机肥2 kg·m-2能显著提高土壤酶活性，尤其是蛋白酶活性、脲酶活性、纤维素酶活性，施用硫酸亚铁100 g·m-2能提高碱性磷酸酶活性和过氧化氢酶活性；施用有机肥3 kg·m-2和硫酸亚铁100 g·m-2能显著增加土壤中的碱解氮、速效磷、有机质含量，施用硫酸亚铁可以显著调节土壤pH。RDA结果显示，渣山改良土壤全氮含量、有机质含量、容重是对土壤酶活性影响最大的生态环境因子，有机肥和硫酸亚铁的施用可以明显改善土壤理化性质，间接影响土壤酶活性。

综上所述，在高寒矿区渣山植被恢复过程中，施用有机肥和硫酸亚铁处理均对土壤养分和酶活性有显著调节作用，但施用有机肥的作用效果明显大于硫酸亚铁，且有机肥施用量为2 kg·m-2就能达到改良效果。