黃石德，高 偉，黃雍容，尤龍輝，李建民，曾建新，蘇亨榮

(1.福建省林業(yè)科學(xué)研究院，福建 福州 350012；2.大田縣林業(yè)局，福建 大田 366100)

礦產(chǎn)資源的開采和利用形成大量的礦山廢棄地，造成生態(tài)系統(tǒng)退化和惡化，如表層土壤被嚴(yán)重破壞，土壤結(jié)構(gòu)緊實(shí)，養(yǎng)分貧瘠和重金屬污染等，影響了礦區(qū)周邊居民的生產(chǎn)生活，嚴(yán)重制約了區(qū)域經(jīng)濟(jì)的可持續(xù)發(fā)展[1-2]。而礦山廢棄地的恢復(fù)能有效改良土壤結(jié)構(gòu)，增加土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性以及促進(jìn)土壤養(yǎng)分的恢復(fù)[3-4]。本文以鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式為研究對(duì)象，以未恢復(fù)土壤樣地作為鐵礦廢棄地恢復(fù)的初始狀態(tài)，以周邊未開礦樣地作為對(duì)照，研究鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式對(duì)土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體結(jié)構(gòu)及其有機(jī)碳和全氮養(yǎng)分的影響，有助于揭示廢棄礦區(qū)不同恢復(fù)模式改善土壤結(jié)構(gòu)的機(jī)制和效應(yīng)，為鐵礦廢棄地恢復(fù)模式的選擇提供數(shù)據(jù)支持。

1 研究區(qū)概況

大田縣位于福建省中部，戴云山脈西側(cè)，東經(jīng)117°29′—118°03′、北緯25°29′—26°10′，屬中亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，年均日照時(shí)間1723.8 h，年均氣溫19.1 ℃，年無霜期290 d，年均降水量1557.8 mm，氣候溫和，雨量充沛，適宜植被的生長。大田縣是福建省重要鐵礦產(chǎn)區(qū)之一，長期大量露天開采，產(chǎn)生了大量的鐵礦廢棄地。鐵礦廢棄地主要表現(xiàn)為露天采礦的挖損與棄渣、棄土、廢石及各類重金屬礦堆的無序壓占。因此，鐵礦廢棄地的恢復(fù)成為大田縣亟待解決的問題。本研究試驗(yàn)地位于大田縣均溪鎮(zhèn)銀頂格礦區(qū)，該礦區(qū)自1958年以來，開采出大量的鐵礦石，同時(shí)也產(chǎn)生了大面積的鐵礦廢棄地。礦山廢棄地主要由鐵礦的礦渣堆積而成，土層結(jié)構(gòu)松散，砂石含量高，土壤極端貧瘠，保水保肥能力差，穩(wěn)定性弱等特征。

2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)與方法

2.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究選擇同一面坡、立地基本一致的鐵礦廢棄地，設(shè)置3種恢復(fù)模式處理。其中R1模式：于2010年3月僅采取撒播馬尾松(Pinusmassoniana)種子；同一面坡其余廢棄地于2015年9月進(jìn)行機(jī)械化整理，邊坡采取一系列的工程穩(wěn)定措施，開設(shè)排水溝和排洪溝，并在表層形成30 cm左右客土改良土壤結(jié)構(gòu)，分別設(shè)置2種恢復(fù)模式。其中R2模式：2015年10月采用撒播馬尾松及寬葉雀稗(Paspalumwettsteinii)等混合草種，部分未覆蓋迅速進(jìn)行補(bǔ)播；R3模式：撒播黑麥草(Loliumperenne)草籽作為先鋒草種實(shí)現(xiàn)快速礦區(qū)表面的快速覆蓋，2016年3月撒播寬葉雀稗、狗牙根(Cynodondactylon)及多花木蘭(Indigoferaamblyantha)等灌草種，同時(shí)種植香樟(Cinnamomumcamphora)、楓香(Liquidambarformosana)及無患子(Sapindusmukorossi)等喬木樹種，喬灌草保存率95%，部分零星死亡迅速撒播草籽或補(bǔ)植。另選擇同一面坡，立地基本一致尚未恢復(fù)的樣地(R0)作為鐵礦廢棄地恢復(fù)的初始狀態(tài)；并選擇周邊未開礦杉木(Cunninghamialanceolata)林樣地(CK)作為對(duì)照。鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式樣地概況見表1。

表1 鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式樣地概況

2.2 樣品的采集與處理

于2017年10月在不同恢復(fù)模式分別設(shè)置5個(gè)20 m×20 m的樣方，在每個(gè)樣方內(nèi)按“S”形選擇5個(gè)有代表性土壤取樣點(diǎn)，采樣深度為0～10 cm，將同一樣方內(nèi)5個(gè)土壤樣點(diǎn)的原狀土混合裝入硬質(zhì)塑料盒中，每份土樣取樣1 kg。每種恢復(fù)類型采集5份原狀土樣，5種模式共采集25份原狀土樣。在采集土樣過程中，盡量避免擠壓，保持原狀土壤結(jié)構(gòu)。

2.3 分析方法

土樣運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后，沿自然結(jié)構(gòu)掰成10 mm左右的團(tuán)粒，除去植物殘?bào)w、礫石等雜物后，在陰涼處風(fēng)干[3]。將風(fēng)干后的土樣通過孔徑依次為5，2，1，0.5，0.25 mm的套篩，分別稱重計(jì)算出各徑級(jí)干篩團(tuán)聚體占土壤的質(zhì)量分?jǐn)?shù)，并按干篩的比例配成50 g風(fēng)干土樣。將配好的風(fēng)干土樣放在套篩上，在水中浸泡5 min，后用振蕩式機(jī)械篩分儀(振蕩頻率為30次·min-1)篩5 min，分離出>5 mm，2～5 mm，1～2 mm，0.5～1 mm，0.25～0.5 mm，<0.25 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體，置于烘箱內(nèi)烘至恒重[5]。將全土和不同徑級(jí)土壤團(tuán)聚體研磨，過100目篩。土壤有機(jī)碳和全氮含量采用碳氮元素分析儀(EA3000，意大利)測(cè)定。

2.4 數(shù)據(jù)分析

所有數(shù)據(jù)圖表均為Origin 8.5處理完成，運(yùn)用SPSS 19.0進(jìn)行方差分析和回歸分析。采用單因素方差分析(One-Way ANOVA)確定不同恢復(fù)模式對(duì)土壤水穩(wěn)性團(tuán)聚體分布、土壤團(tuán)聚體分布等的影響，并確定不同徑級(jí)對(duì)土壤有機(jī)碳和全氮含量的影響；顯著性檢驗(yàn)采用LSD多重比較法(顯著性水平設(shè)為α=0.05)。>0.25 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體(WSA)、>0.25 mm的結(jié)構(gòu)破壞率(PAD)和水穩(wěn)性團(tuán)聚體的平均質(zhì)量直徑(MWD)進(jìn)行線性回歸分析。圖表數(shù)據(jù)均以平均值±標(biāo)準(zhǔn)差來表示。

3 結(jié)果與分析

3.1 鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式水穩(wěn)性團(tuán)聚體分布特征

由表2可知，未恢復(fù)的R0模式<0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量最高(47.42%)，不同恢復(fù)模式<0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體均顯著下降(P<0.05)。R1、R2、R3模式<0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量分別為36.20%、35.06%、27.98%。CK模式<0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量最小(18.08%)，R1、R2、R3模式中<0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量分別是CK模式的2.0、1.9、1.4倍。

表2 不同恢復(fù)模式水穩(wěn)性團(tuán)聚體分布特征

*：不同小寫字母為同一恢復(fù)模式不同徑級(jí)間差異顯著，不同大寫字母為不同恢復(fù)模式同一徑級(jí)間差異顯著。

3.2 鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式的土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性

>0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體(WSA)含量、>0.25 mm團(tuán)聚體的破壞率(PAD)及平均質(zhì)量粒徑(MWD)是表征土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性和抗侵蝕能力的主要指標(biāo)[8]。>0.25 mm的WSA含量常被用來衡量土壤大團(tuán)聚體的穩(wěn)定性[9]。由表3可知，未恢復(fù)的R0模式>0.25 mm的WSA含量最低(52.58%)，采用不同恢復(fù)模式后，>0.25 mm的WSA含量均顯著增加(P<0.05)，表明植物的參與可以起到團(tuán)聚土粒的作用，從而提高了>0.25 mm的WSA含量。CK模式>0.25 mm的WSA含量最大(81.92%)，均顯著高于不同恢復(fù)模式(P>0.05)。

表3 不同恢復(fù)模式土壤>0.2 mm WSA、>0.2 mm PAD和MWD

*：不同小寫字母為不同恢復(fù)模式差異顯著。

>0.25 mm 團(tuán)聚體的PAD與土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性負(fù)相關(guān)，而>0.25 mm的WSA含量與平均質(zhì)量粒徑、土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性正相關(guān)。由表3可知，未恢復(fù)的R0模式>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD最大(40.6%)，采用不同恢復(fù)模式，>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD均顯著下降，表明生態(tài)恢復(fù)使恢復(fù)區(qū)的土壤團(tuán)聚體趨于穩(wěn)定。未擾動(dòng)的CK模式>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD最小(12.5%)，不同恢復(fù)模式>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD與CK模式差異顯著(P<0.05)。未恢復(fù)的R0模式MWD最小(1.51 mm)，采用不同恢復(fù)模式土壤團(tuán)聚體的MWD均顯著增加，有利于廢棄礦區(qū)恢復(fù)區(qū)土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定。未擾動(dòng)的CK模式土壤團(tuán)聚體的MWD最大(3.27 mm)，不同恢復(fù)模式土壤團(tuán)聚體的MWD與CK模式差異顯著(P<0.05)。

由圖1可知，>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD與>0.25 mm的WSA含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(決定系數(shù)R2=0.968，P=0.002)，>0.25 mm的WSA含量與土壤團(tuán)聚體的MWD正相關(guān)(決定系數(shù)R2=0.901，P=0.009)。表明>0.25 mm的WSA含量越高、土壤團(tuán)聚體的MWD越大，>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD越低，土壤團(tuán)聚體的水穩(wěn)性越強(qiáng)，相應(yīng)土壤結(jié)構(gòu)就越穩(wěn)定。不同恢復(fù)模式土壤團(tuán)聚體穩(wěn)定性的變化趨勢(shì)為：CK>R3>R2>R1>R0。

3.3 鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式水穩(wěn)性團(tuán)聚體有機(jī)碳和全氮分布

由圖2可知，廢棄礦區(qū)不同恢復(fù)模式土壤團(tuán)聚體內(nèi)各粒徑有機(jī)碳、全氮含量和碳氮比分別介于1.91～24.36 g·kg-1、0.27～2.01 g·kg-1和7.0～12.1。鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳和全氮含量均表現(xiàn)為隨粒徑的減小而顯著升高的趨勢(shì)，其中<0.25 mm粒徑有機(jī)碳和全氮含量分別是>5 mm粒徑的1.3～1.6倍和1.2～1.7倍。采用不同恢復(fù)模式后，R1、R2、R3模式不同粒徑有機(jī)碳含量分別為R0模式的1.2～1.4倍、2.2～2.4倍、2.8～3.3倍；而僅相當(dāng)于CK的13.3%～14.6%、23.5%～25.5%、29.8%～35.1%。采用不同恢復(fù)模式后，R1、R2、R3模式不同粒徑全碳含量分別為R0模式的1.0～1.3倍、1.7～1.9倍、2.1～2.8倍；而僅相當(dāng)于CK的17.3%～22.8%、28.9%～32.2%、36.2%～46.2%。

3.4 土壤有機(jī)碳和全氮含量與水穩(wěn)性團(tuán)聚體相關(guān)性

由表4可知，鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式土壤有機(jī)碳和全氮含量與>5 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量呈顯著正相關(guān)，而與<0.25 mm、0.5～1 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量呈顯著負(fù)相關(guān)。

表4 土壤有機(jī)碳和全氮含量與水穩(wěn)性團(tuán)聚體的相關(guān)性

*：*為P<0.05；**為P<0.01；-為負(fù)相關(guān)。

4 結(jié)論與討論

R0模式水穩(wěn)性團(tuán)聚體主要集中在<0.25 mm徑級(jí)，采用不同恢復(fù)模式后，<0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量顯著減少，>5 mm和2～5 mm徑級(jí)的水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量顯著增加，表明鐵礦廢棄地的恢復(fù)促使<0.25 mm微團(tuán)聚體逐漸向>5 mm和2～5 mm的大團(tuán)聚體轉(zhuǎn)變，這主要是由于恢復(fù)后根系的穿插及植物凋落物歸還，形成的膠結(jié)劑促使土壤顆粒粘結(jié)成大團(tuán)聚體[3]。未擾動(dòng)的CK模式<0.25 mm水穩(wěn)性團(tuán)聚體最小，>5 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體最大。

>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD與>0.25 mm的WSA含量呈極顯著負(fù)相關(guān)(P<0.001)，>0.25 mm的WSA含量與土壤團(tuán)聚體的MWD正相關(guān)(P<0.01)。由此可見，利用>0.25 mm的WSA含量、土壤團(tuán)聚體的MWD，>0.25 mm團(tuán)聚體的PAD衡量土壤團(tuán)聚體的結(jié)論一致[9]。鐵礦廢棄地恢復(fù)后，不同恢復(fù)模式土壤團(tuán)聚體的穩(wěn)定性均顯著提高，具體表現(xiàn)為CK>R3>R2>R1>R0。

目前有關(guān)土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳和全氮含量不同粒徑間的分配存在差異[10]。王景燕等[11]研究川西退耕5 a的坡地發(fā)現(xiàn)，團(tuán)聚體有機(jī)碳和全氮含量隨粒徑的減少呈“V”形變化。而劉曉利等[12]報(bào)道不同利用方式旱地土壤有機(jī)碳和全氮主要集中在較大粒徑的水穩(wěn)性團(tuán)聚體中，與本研究的結(jié)論相反。本研究中鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳和全氮含量均表現(xiàn)為隨粒徑的減小呈顯著升高的趨勢(shì)，這與區(qū)曉琳等[10]在長汀開展植被恢復(fù)對(duì)侵蝕紅壤團(tuán)聚體有機(jī)碳和全氮分布的結(jié)論一致。本研究中鐵礦廢棄地施用不同恢復(fù)模式后，土壤團(tuán)聚體有機(jī)碳和全氮含量均顯著增加(P<0.05)，但仍顯著低于CK(P<0.05)。

鐵礦廢棄地不同恢復(fù)模式土壤有機(jī)碳和全氮含量與>5 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量呈顯著正相關(guān)，而與<0.25 mm和0.5～1 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量呈顯著負(fù)相關(guān)。這表明隨著土壤有機(jī)碳和全氮含量的增加，土壤中>5 mm的水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量呈增加的趨勢(shì)，而較小徑級(jí)的水穩(wěn)性團(tuán)聚體含量呈減少的趨勢(shì)[3]。