张建锋 谢金亮 何新春 刘永兵 姜久宁 陈宇菲 钟秀琴

(1.中国恩菲工程技术有限公司， 北京 100038； 2.北京林业大学水土保持学院， 北京 100083；3.中国地质科学院国家地质实验测试中心， 北京 100037； 4.广东省大宝山矿业有限公司， 广东 韶关 512127)

0 前言

土壤退化已经成为限制金属矿区生态恢复的重要障碍因素之一，极端酸化和养分失衡则是土壤退化的重要表现之一[1]。金属矿区排土场的大量黄铁矿(FeS2)和其他硫化物矿物很容易产生富含重金属的酸性矿山废水，这些废水进入土壤会导致土壤逐渐酸化问题[2]。由于矿区土壤环境特殊，植被生长的基质较少，同时由于酸化作用会抑制有机质分解和养分释放，土壤理化性质发生改变[3]。不同坡面位置的养分运移是一个漫长行为，容易受土壤内部环境、降雨、地形自然因素及人类活动影响，具有时空变异性[4-5]。

目前，金属矿山生态恢复是建设绿色矿山的重要内容，但针对酸化矿区排土场不同坡位的土壤酸化和养分分布变化的研究较少。本文选择广东大宝山矿新山片区的典型酸化排土场为研究区，分析了不同坡面位置的土壤酸化变化与养分分布特征，为我国南方金属矿山排土场开展原位土壤改良和植被恢复治理工程提供一定参考。

1 研究区概况

研究区位于广东韶关市曲江区沙溪镇大宝山矿新山片区(113°41′53″～113°46′40″E，24°30′01″～24°35′26″N)。大宝山矿是广东省境内露天开采的大型多金属矿山，以铁、铜硫、铅锌等矿石为主。新山片区地处岭南山地丘陵地貌，山体相对高差大，地形地貌复杂，排土场坡陡台高。当地气候是潮湿多雨的亚热带气候，自然季节为夏长，春、秋、冬短暂，多年平均气温为17.1～18.0 ℃，多年平均年降水量为2 083.5 mm。大宝山矿区土壤类型主要为红壤和山地黄壤，地带性植被类型为典型常绿阔叶林。由于长期遭受采矿破坏，植被毁坏殆尽，造成了比较严重的水土流失和生态环境问题。

2 研究方法

2.1 样地选取与样品采集

2020年5月6日，根据现场勘察实际情况，选择3个具有代表性、典型性的极酸化排土场，边坡编号依次为K1、K2和K3(图1)。

2.1.1 0～20 cm表层土壤采样

依据样品采集原则，采样点均匀分布在K1、K2、K3排土场中；同时考虑成本以及分析检测时效等因素，基本按对角线法，分别在K1、K2、K3排土场阳坡的坡顶、坡中和坡脚处采样，且每3个采样点的样品混合成1个混合样，每组混合土样尽量涵盖坡顶、坡中和坡脚区域。采集深度为0～20 cm，3个坡面共计27个采样点，采样点编号分别为K1-1-a、K1-1-b、K1-1-c；K1-2-a、K1-2-b、K1-2-c、…、K3-9-a、K3-9-b、K3-9-c，9个混合样品分别编号为K1-1、K1-2、…、K3-9。另外，设置了1个未酸化对照采样点CK，共计10个采样点(图1)。采样点基本情况见表1。

图1 样地全景图及采样点分布图

表1 新山片区典型排土场各样点基本情况

2.1.2 0～100 cm土壤剖面分层采样

分别在排土场K1、K2、K3的坡脚，人工植被恢复区的坡中、坡脚，以及未酸化对照区CK共6个采样区，按0～10 cm、10～20 cm、20～30 cm、30～40 cm、40～50 cm、50～100 cm分层取样，土壤剖面分别编号为：K1-3-A1、K1-3-A2、…、K1-3-A6，K2-6-B1、K2-6-B2…K2-6-B6，K3-9-C1、K3-9-C2、…、K3-9-C6，K4-10-D1、K4-10-D2、…、K4-10-D6，K4-11-E1、K4-11-E2、…、K4-11-E6，未酸化CK1、…、未酸化CK6，共计36个样品(图1)。

所有样品采集后装入洁净的自封袋中做好标记，每袋土样1.5 kg，运回实验室，经自然风干后，过2 mm筛后备用。

2.2 指标测定方法

为了解金属排土场土壤酸化情况，本研究选取土壤pH、电导率EC、净产酸量NAG(Net Acid Generation Test)共3项指标；为研究不同坡面养分分布变化，选取了土壤有机质(SOM)、全氮(TN)、全磷(TN)、全钾(TK)、速效氮(AN)、速效磷(AP)和速效钾(AK)含量共7项指标。

土壤pH值采用校正过的pH计测定土水质量比为1∶2.5的悬液的pH值[6]；电导率EC采用DDSJ- 308电导率仪测定土水质量比为1∶5的悬液的值[7]；土壤有机质含量采用重铬酸钾- 硫酸氧化还原滴定法测定[8]；全氮含量采用凯式定氮仪测定，全钾含量采用火焰光度法测定，全磷含量采用硫酸- 高氯酸消煮- 钼锑抗比色法测定[9]；速效氮含量采用碱解扩散法测定，速效磷含量采用Olsen法测定，速效钾含量采用中性乙酸铵溶液浸提- 火焰光度法测定[10]。

净产酸量NAG的测定方法[11]如下：2.5 g土壤样品过20目筛网后，放入500 mL锥形瓶中，加入250 mL浓度为15%的H2O2，静置过夜24 h；采用电热板加热煮沸1 h至冒泡结束，以除去多余H2O2；冷却至室温后测pH值，即为NAG-pH。用0.1 mol/L的NaOH滴定反应溶液至pH=7，利用式(1)计算NAG值(H2SO4，kg/t)。

NAG=(49VM)/W

(1)

V为消耗的NaOH体积，mL；M为NaOH浓度，取0.1 mol/L；W为样品质量，取2.5。

2.3 数据分析方法

2.3.1 土壤养分分级标准

本研究区内不同坡面位置的土壤养分的判别标准参考表2的全国第二次土壤普查土壤养分分级标准[12-13]。

表2 土壤养分含量分级标准

2.3.2 土壤肥力评价

不同坡面土壤肥力评价采用土壤肥力指数法，步骤[13]如下：

1)评价指标确定。将土壤肥力指标进行主成分分析，选择每项主成分中贡献率较大的指标。若同一主成分有若干个贡献率较大指标，则需进行相关性分析。显著相关时，该评价指标选择为贡献率最大的指标，若不相关则都选。

2)按照公式(2)对选取指标进行标准化处理。

(2)

式中，Y为标准化后的指标值；x为选取指标值；x0是选取指标的平均值；主成分中x的系数为正时，b为-2.5，主成分中x的系数为负时，b为2.5。

3)按照公式(3)计算土壤肥力指数SFI。

(3)

式中，SFI表示土壤肥力指数；Yi是标准化后的指标值；Wi为权重，文中可用方差贡献率作为权重。

2.3.3 养分指标分析

将不同坡面位置0～20 cm表层土壤的SOM、TN、TP、TK、AN、AP和AK等养分指标进行单因素方差分析，差异性检验采用最小显著性差异法LSD(P<0.05)，并运用主成分分析法和回归分析法对不同坡位的土壤肥力进行综合评价，采用Excel2.0软件进行数据录入，利用SPSS20.0软件进行统计分析。

3 结果与分析

3.1 不同坡面位置土壤酸化分布变化特征

3.1.1 土壤剖面各层pH值变化

排土场坡脚区土壤剖面各层样点pH值变化如图2所示。由图2可以看出，与未酸化对照区CK采样点相比，除K3-9-C采样点20～30 cm土壤层pH值为中性外，3个排土场坡脚区域的土壤剖面各层pH值均处于1.96～3.76。K1、K2、K3坡脚的0～100 cm土壤层pH平均值分别为2.31、3.16、3.65，说明研究区排土场矿土产酸明显，为强酸性区域。3个排土场坡脚的强酸化土壤剖面的pH值没有表现出一定规律(pH值随土壤深度增加而升高或降低)。此外，在人工植被恢复区，生态恢复后，坡中和坡脚2处土壤剖面的pH平均值分别为5.02、6.96，明显高于未治理区K1、K2、K3排土场，但同时发现，采取人工生态恢复措施后，坡中部分位置的土壤仍有进一步酸化的倾向。

图2 排土场坡脚区土壤剖面各层样点pH值变化

图3 不同坡位处0～20 cm土壤pH值变化

3.1.2 土壤表层酸化分布特征

3.1.2.1 pH值变化和电导率EC值变化

极端酸化是金属矿区原位土壤改良与植被恢复的关键制约因素之一[14]，因此，酸化排土场生态恢复工程中，0～20 cm表层土壤改良受到较高重视[15]。不同坡位的0～20 cm表层土壤pH值变化和电导率EC值变化分别如图3、图4所示。

从图3可以看出，未治理区3个排土场坡顶、坡中、坡脚区域的0～20 cm表层土壤pH值总体上差异不明显，pH平均值分别为3.94、3.67、3.50。从图4可以看出，与坡中、坡脚位置相比，3个排土场坡顶位置的0～20 cm表层土壤电导率EC明显较高，其平均值为0.68 ms/cm。此外，未治理区K1、K2、K3排土场表层土壤电导率整体高于未酸化对照区CK和人工植被恢复区K4-10、K4-11，说明酸化的过程促进了盐分的溶出，产生了严重的盐害。

3.1.2.2 净产酸量

净产酸量(NAG)在一定程度上可以代表酸化排土场土壤的实际产酸量[16]。图5和图6为排土场不同坡面0～20 cm表层矿土的产酸能力。根据NAG-pH阈值划分[17]，K1、K2、K3排土场坡面多数采样点0～20 cm层土壤的NAG-pH不高于2.5，表明土壤中度或高度产酸。不同坡位土壤产酸能力排序为坡中<坡顶<坡脚，其土壤NAG-pH平均值分别为2.79、2.64、2.38，其中坡脚表层土壤产酸最明显，其平均净产酸潜力为12.25 kg/t(H2SO4)。

图4 不同坡位处0～20 cm土壤电导率EC值变化

图5 不同坡位处0～20 cm土壤净产酸NAG-pH变化

图6 不同坡位处0～20 cm土壤净产酸量NAG变化

3.2 不同坡面土壤养分分布变化

酸化排土场不同坡位的0～20 cm土壤养分含量分布如图7所示。

由图7可知，不同坡位处0～20 cm土壤层SOM含量总体趋势为坡脚>坡中>坡顶，平均含量分别是1.38 g/kg、1.24 g/kg、1.06 g/kg， SOM变化范围分别为0.24～2.32 g/kg、0.53～1.83 g/kg、1.28～1.55 g/kg。参考全国第二次土壤普查土壤养分分级标准(表2)，3个排土场的土壤养分为6级极低水平，坡顶和坡中区域样点间的SOM含量差异显著。

图7 酸化排土场不同坡位0～20 cm土壤养分含量分布注：a，b，c，d等字母表示不同坡位处0～20 cm土层样点间显著性水平(P<0.05)

从图7可知，3个排土场0～20 cm土层土壤TN、TP、TK含量在不同坡位处的分布有一定差异。TN平均含量总体趋势为坡脚>坡顶>坡中，其中坡中处样点间的差异显著，坡脚处土壤TN平均含量较高为0.25 g/kg，为6级极低水平；坡顶、坡中、坡脚处土壤的TP平均含量较高，分别为1.00 g/kg、1.02 g/kg、0.94 g/kg，属于2级以上高水平，不同坡位总体差异不明显；坡顶、坡中、坡脚处土壤的TK平均含量整体也较高，分别为44.74 g/kg、48.59 g/kg、47.81 g/kg，属于1级很高水平，其中坡脚处各样点间差异显著。

此外，从图7还可以看出，不同坡位0～20 cm土壤层的速效养分含量分布也有一定差异。其中AN平均含量总体趋势为坡脚>坡顶>坡中，坡顶、坡中、坡脚处AN平均含量分别为34.53 mg/kg、26.60 mg/kg、54.37 mg/kg，属于5级以下低水平，样点间差异显著，变化范围为18.55～91.70 mg/kg；坡顶、坡中、坡脚处AP平均含量分别为3.52 mg/kg、2.52 mg/kg、2.15 mg/kg，属于5级以下低水平，坡顶处样点间的AP含量差异显著，坡中和坡脚变化不明显，AP含量变化范围为1.55～5.26 mg/kg；坡顶、坡中、坡脚处AK平均含量分别为36.67 mg/kg、36.67 mg/kg、38.33 mg/kg，属于5级以下低水平，坡脚处样点间的AK含量差异显著(P<0.05)，变化范围为10.00～90.00 mg/kg。

3.3 不同坡面位置土壤肥力特征及评价

运用主成分分析和回归分析法对排土场不同坡位处0～20 cm土层土壤肥力进行综合评价，结果见表3、表4和表5。根据累计方差百分比达到80%以上原则，选择第1、2、3主成分的土壤肥力指标，其累计方差贡献率为83.42%。第1主成分中，土壤pH、AP、AK均有较高系数，且pH与AP、AK呈显著、极显著相关(表3)，因此土壤pH系数最大，可作为第1主成分评价指标。在第2主成分中，SOM和TN有较大系数，SOM与TN显著相关，且TN系数最大，故TN可作为第2主成分评价指标。第3主成分中只有TK系数较高，可作为其评价指标。

表3 土壤肥力各项指标相关性矩阵

表4 解释的总方差

利用公式(2)、(3)可计算得到不同坡位处0～20 cm土层的土壤肥力指数SFI，结果见表6。从表6可以看出，SFI变化范围为0.28～0.52，总体上不同坡位处土壤肥力大小为：坡脚>坡顶>坡中。

根据表1和表6中不同坡位处海拔高度和土壤肥力指数，进行回归分析，得到0～20 cm表层土壤肥力指数随海拔高度的变化趋势，结果如图8所示。从图8可以看出，极酸性金属排土场土壤肥力随平均海拔高度的降低呈增大趋势，决定系数R2=0.034。

表5 土壤肥力指标主成分分析结果

表6 极酸化排土场不同坡位处0～20 cm土壤层土壤肥力指数(SFI)

图8 不同坡位处0～20 cm土壤层土壤肥力指数随排土场平均海拔高度的变化

4 讨论

1)本研究结果显示，未治理区3个排土场坡脚0～100 cm各土壤层的pH值均较小，土壤产酸明显，这是因为金属矿区排土场中的硫矿物(主要为黄铁矿FeS2)暴露于空气中，加上天然淋滤作用，与空气(主要是O2)和水蒸气充分接触，在铁离子和铁/硫氧化细菌的催化作用下会迅速发生氧化反应而产酸[3]。有学者发现尾矿土壤表层作为强氧化层在氧化后产酸比较明显，pH值会随土壤剖面深度增加而增加[15]，但本研究结果中3个强酸化排土场土壤pH值没有随深度表现出一定规律，这可能是因为pH值受排土场堆积年限、堆积方式、矿石成分、雨水淋溶时间等多种因素影响。

2)较低的土壤pH值易使可溶性盐含量增加，进而导致土壤电导率提高，造成土壤板结。本研究结果显示，未治理区K1、K2、K3排土场整体表层土壤电导率EC高于未酸化对照组CK和人工植被恢复区，这也说明人工植被恢复后，酸化得到改善，植物对于促进土壤熟化和形成具有重要作用[18]。本研究发现已酸化排土场坡脚位置土壤表层净产酸量NAG最明显，这可能是因为长期降雨量大，坡脚往往汇流汇集较多雨水。

3)有机质具有疏松土壤结构、提高微生物活性、提高土壤保肥性和缓冲性等作用[19]。本研究显示，酸化排土场0～20 cm表层土壤有机质含量和全氮含量均较低，这是因为95%以上的土壤氮素以有机态存在，土壤全氮量主要决定于有机质含量，土壤全氮含量与有机质含量间存在很好的线性正相关性[20-21]。此外，本研究还显示矿区全磷含量和全钾含量较高，主要原因可能与排土场土壤成土母质富含钾和磷有关。

4)本研究表明，矿区土壤速效养分含量均较低，且坡顶、坡中、坡脚不同坡位处各样点间的速效氮含量均存在显著差异。一方面，速效氮含量可能受坡面径流冲刷与雨水淋溶等因素影响；另一方面与缺乏土壤养分转化微生物有关。由于速效氮含量和全氮含量正相关, 随有机质含量增加而增加[21]，因此可以通过提高土壤有机质含量来增强土壤全氮和速效氮的水平。土壤速效态养分以离子、分子状态存在于土壤溶液中，能够直接被作物吸收利，而全量养分一般存在于土壤矿物质和有机质中，需要通过化学作用和微生物作用变为速效养分才能被植物吸收。本研究的速效磷和速效钾含量很低，可能是因为土壤缺乏土壤氮转化、磷转化、钾转化的硝化细菌、磷细菌、钾细菌等相关益生微生物。

5 结论

1)排土场坡脚区0～100 cm土壤层的pH值范围为1.96～3.76，产酸明显。坡顶、坡中、坡脚0～20 cm土壤pH值总体上差异不明显，土壤pH均值分别为3.94、3.67、3.50。0～20 cm土层NAG-pH≤2.5，表明土壤中度或高度产酸，产酸能力大小为坡中<坡顶<坡脚。坡脚处产酸最明显，净产酸潜力NAG平均为12.25 kg/t(H2SO4)。

2)不同坡位处0～20 cm土层有机质含量总体趋势为坡脚>坡中>坡顶，变化范围分别为0.24～2.32 g/kg、0.53～1.83 g/kg、1.28～1.55 g/kg，为6级极低水平。

3) 0～20 cm土层全氮平均含量总体趋势为坡脚>坡顶>坡中，坡脚处较高，为0.25 g/kg，属于6级极低水平；未治理区排土场全磷平均含量和全钾平均含量均较高，坡顶、坡中、坡脚处分别为1.00 g/kg、1.02 g/kg、0.94 g/kg和44.74 g/kg、48.59 g/kg、47.81 g/kg，分别为2级以上高水平和1级很高水平。

4) 0～20 cm土层速效氮平均含量总体呈坡脚>坡顶>坡中的趋势，平均含量分别为54.37 mg/kg、34.53 mg/kg、26.60 mg/kg，为5级以下低水平，不同坡位处速效氮含量差异显著。坡顶、坡中、坡脚0～20 cm土层的速效磷和速效钾平均含量分别为3.52 mg/kg、2.52 mg/kg、2.15 mg/kg，和36.67 mg/kg、36.67 mg/kg、38.33 mg/kg，均为5级以下低水平。

5)不同坡位处0～20 cm土层土壤肥力指数(SFI)为0.28～0.52，总体上呈坡脚>坡顶>坡中的趋势。