關(guān)炳昌，劉家豪，朱宇恩，李華

(山西大學(xué) 環(huán)境與資源學(xué)院，山西 太原 030006)

礦區(qū)廢棄地進行人工植被恢復(fù)可促進提升生態(tài)系統(tǒng)質(zhì)量與穩(wěn)定性。礦區(qū)廢棄地在植被恢復(fù)過程中，改變原地貌，促進土壤團聚體形成，并將不同物質(zhì)重新組合。人工植被直接關(guān)系到土壤中養(yǎng)分釋放與供應(yīng)及溫室氣體形成等[1]，導(dǎo)致土壤碳庫發(fā)生變化[2, 3]。土壤有機碳的波動主要發(fā)生在易氧化、分解部分，選擇微生物量碳作為土壤活性有機碳的指示因子。這些活性指標對土壤有機質(zhì)的敏感性比其它農(nóng)業(yè)變量更高，微生物量碳的變化可以指示土壤有機質(zhì)的早期變化[4]。土壤微生物量碳在土壤碳庫中占比較小，但其含量可影響土壤微生物及動物活性，進而影響土壤固碳能力以及CO2排放，還可影響土壤中相關(guān)元素遷移轉(zhuǎn)化，土壤微生物量碳的敏感性和動態(tài)性使其可作為土壤生態(tài)系統(tǒng)變化指標。

土壤酶主要來源于土壤中微生物、植被根系以及相關(guān)土壤動物的分泌物，與植被類型有密切聯(lián)系[5]。土壤中酶活性可反映土壤中相關(guān)碳轉(zhuǎn)化反映的指標[6]，是礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)的重要指標。土壤中過氧化氫酶可將土壤中對植被有害的過氧化氫分解，促進植被生長以及相關(guān)土壤中腐殖質(zhì)的合成[7]。蔗糖酶可促進土壤中有機碳分解利用，加快土壤中碳循環(huán)[7]。通過適當(dāng)?shù)闹脖慌渲媚Ｊ剑捎行Ц纳仆寥捞紟靃8]，選擇適宜植物物種進行植被恢復(fù)，是礦區(qū)廢棄地恢復(fù)關(guān)鍵之處。目前對不同植被配置模式下礦區(qū)土壤中有機碳動態(tài)變化以及相關(guān)轉(zhuǎn)化過程研究較少。本研究選取土壤蔗糖酶、過氧化氫酶等與土壤有機碳轉(zhuǎn)化相關(guān)的酶，將礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)與土壤碳固定相結(jié)合，并為礦區(qū)惡劣條件下土壤有機碳轉(zhuǎn)化過程提供理論依據(jù)，為礦區(qū)廢棄地復(fù)墾提供指導(dǎo)。

1 材料和方法

1.1 樣地概況

樣地位于山西省太原市古交市屯蘭礦區(qū)(112°05′20.25″E，37°53′21.62″N)，地處山西高原中部，屬溫帶大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫12～17 ℃，年最高氣溫39.4 ℃，年最低氣溫-25 ℃，每年11月份開始結(jié)冰，次年4月解凍，年均降雨量為367.7～487.3 mm，雨季多集中于7、8月間，年蒸發(fā)量2 080 mm，年最小蒸發(fā)量1 770.6 mm.海拔為1 050～1 268 m，土壤類型為褐土。

1.2 研究方法

1.2.1 樣地設(shè)置與調(diào)查

山西焦煤集團西山煤電屯蘭煤礦是現(xiàn)代化特大型礦井。每年井下開采產(chǎn)生大量煤矸石在場外堆積。矸石山進行客土覆蓋，覆蓋厚度平均為100 cm，樣地所處地勢平緩，每個樣方水量分布均勻。樣地將矸石山植被恢復(fù)區(qū)0.62 hm2樣地劃分為62個10 m×10 m樣方，每個10 m×10 m樣方，用GPS測量其經(jīng)緯度。對矸石山的人工植被恢復(fù)始于2014年。

由于礦區(qū)廢棄地原生態(tài)破壞嚴重，考慮到植被成活率、物種固碳作用以及經(jīng)濟效益[9～11]，在當(dāng)?shù)剡m生植物中選取適當(dāng)物種：圓柏(Sabinachinensis)、文冠果(Xanthocerassorbifolium)、竹柳(Salicaceae)、紫穗槐(Amorphafruticosa)、歐李(Cerasushumilis)等；采用完全組合模式，5個物種共31個不同組合，每個組合在樣地內(nèi)重復(fù)2次，共栽植62個樣方。喬木、灌木栽植行間距為1 m，株距為1 m，草本層人工撒種種植有紫花苜蓿(Medicagosativa)、沙打旺(Astragalusadsurgens)、黃花蒿(Artemisiaannua)、菌陳蒿(Artemisiacapillaris)等，草本植物混播于各樣地中，確?；謴?fù)初期每個樣方具有同種草本。對照組為同年封場、未經(jīng)人工植被恢復(fù)的矸石山區(qū)域。

由于植被配置模式較多，本文中樣地中植被分組分為2個層次進行分析，第一類為喬木+草本、灌木+草本、喬木+灌木+草本3種植被；第二類是分為具體樹種的31種植被配置模式(表1)。從2個層次來分析不同植被配置模式下土壤有機碳及微生物量碳的變化。

土壤樣品采集：于2014年4月對樣地進行土壤樣品采樣，測定土壤基本理化性質(zhì)，測定3次取平均值。于2015年10月、2016年10月、2017年10月進行物種及多樣性調(diào)查，采集土樣。土壤采樣依據(jù)樣方對角線混合法采樣原則，每個樣方隨機選取3個采樣點進行采樣，每個樣方采取約1 kg土樣，采樣時去除地表凋落物層，使用內(nèi)徑2.5 cm土鉆釆集0～20 cm和20～40 cm土樣并保存于自封袋中。去除石塊、可見根系與其它雜物，充分混合后，土樣風(fēng)干過篩并充分混合后保存，用于測定土壤理化性質(zhì)。

表1 樣地基本情況Table 1 General information of test site

1.2.2 樣品分析方法及土壤基本理化性質(zhì)

采用烘干法測定土壤含水量，并根據(jù)土壤含水量和環(huán)刀體積計算土壤容重；土壤pH采用電位法；土壤全氮采用凱氏定氮法[12]；土壤有效磷采用NaHCO3-鉬銻抗比色法[13]；土壤速效鉀采用NH4OAc浸提-火焰光度法[12]；土壤有機碳含量采用重鉻酸鉀氧化-外加熱法[12]。微生物量碳采用氯仿熏蒸培養(yǎng)法[14]，土壤蔗糖酶活性采用3，5-二硝基水楊酸比色法測定[15]，過氧化氫酶活性采用高錳酸鉀滴定法測定[16]。

樣地土壤基本理比性質(zhì)：全氮：33.43 g·L-1，有效磷：12.86 mg·kg-1，速效鉀：100.27 mg·kg-1，pH：8.56，容重：1.27 g·cm-3，含水率：13%，有機碳：3.08 g·kg-1。

1.2.3 數(shù)據(jù)處理與分析

采用SPSS19.0與EXCEL2010軟件對實驗數(shù)據(jù)進行統(tǒng)計分析。采用獨Duncan檢驗法檢驗數(shù)據(jù)之間的顯著性水平(P<0.05)。各數(shù)據(jù)之間相關(guān)性采用Pearson相關(guān)分析(基于1000 bootstrap樣本)。采用origin9.0軟件進行作圖。

2 不同植被配置模式下土壤有機碳與微生物量碳動態(tài)

2.1 不同植被配置模式下土壤有機碳動態(tài)

以人工植被恢復(fù)區(qū)為研究對象，與空白對照組進行對比，并對各指標進行差異性檢驗。從圖1中可以看出，植被恢復(fù)對礦區(qū)廢棄地土壤有機碳含量影響顯著(P<0.05)。植被恢復(fù)方式對土壤有機碳含量在不同土壤層中影響一致，除植被恢復(fù)第1年，采取人工植被恢復(fù)的樣地土壤有機碳含量顯著高于對照樣地(P<0.05)。不同植被配置模式下土壤有機碳隨著土層深度的增加逐漸降低。0～20 cm土壤層中，土壤有機碳隨時間變化表現(xiàn)一定的差異，其中植被恢復(fù)第2年土壤有機碳含量顯著高于其余兩年(P<0.05)。相對于恢復(fù)初期，第一年與第二年提升幅度最高的都為灌木+草本配置模式，第三年提升幅度最高的為第二年提升最高的喬木+草本植被配置模式。20～40 cm土壤層中，植被恢復(fù)第2年有機碳含量顯著高于其余兩年(P<0.05)，植被恢復(fù)第一年土壤有機碳最大值為灌木+草本，第二年與第三年最大值為喬木+灌木+草本。

研究不同植被配置模式下土壤有機碳變化，其結(jié)果如圖2所示。隨時間推移，土壤有機碳最大值出現(xiàn)在第2年。在喬木+草本植被配置模式下，三年中有機碳含量最高的樣方分別為C1圓柏+文冠果+竹柳、B2圓柏+竹柳、B2圓柏+竹柳。灌木+草本植被配置模式下，三年植被恢復(fù)過程中有機碳含量最高的樣方為A5歐李、A4紫穗、A5歐李。喬木+灌木+草本模式下，有機碳含量最高的樣方分別為D3圓柏+文冠果-紫穗槐+歐李、C2圓柏+文冠果-歐李、C2圓柏+文冠果-歐李。其中3年內(nèi)土壤有機碳最高的樣方分別為D3圓柏+文冠果-紫穗槐+歐李：4.45 g·kg-1、；B2圓柏+竹柳：10.42 g·kg-1、C2圓柏+文冠果-歐李：7.59 g·kg-1。

圖1 不同植被下土壤有機碳Fig.1 Soil organic carbon under different vegetation types圖柱上方不同大寫字母表示同一年份同一土層不同植被土壤樣本差異顯著(P<0.05)，不同小寫字母表示同一植被不同年份不同土層土壤樣本差異顯著(P<0.05)。下同。Different capital letters above the column indicate significant differences in soil samples of different vegetations in the same year(P<0.05), and different capital letters indicate significant differences in soil samples of different soil layers in different years of the same vegetation(P<0.05). The same below.

2.2 植被配置模式下土壤微生物量碳動態(tài)

不同植被配置模式對土壤微生物量碳影響結(jié)果見圖3。采取人工植被恢復(fù)樣地土壤微生物量碳含量顯著高于空白樣地(P<0.05)。不同植被配置模式下土壤微生物量碳隨土層深度的加深呈現(xiàn)逐漸遞減趨勢。0～20 cm土壤層中，除喬木+草本植被配置模式，第2年土壤微生物量碳含量顯著高于其余2年；土壤微生物量碳的最大值出現(xiàn)在喬木+草本植被配置模式中，最小值出現(xiàn)在灌木+草本植被配置模式中。20～40 cm土壤層中，植被恢復(fù)第二年微生物量碳含量顯著高于其余兩年(P<0.05)，土壤微生物量碳含量相對初期分別提高了72.5%、139.9%和86.6%。

不同植被配置模式下土壤微生物量碳動態(tài)如圖4所示。隨時間推移，土壤微生物量碳最大值大部分出現(xiàn)在第二年。在喬木+草本植被配置模式下，三年中微生物量碳含量最高的樣方分別為B1圓柏+文冠果、A1圓柏、C1圓柏+文冠果+竹柳。灌木+草本植被配置模式下，植被恢復(fù)第一年微生物量碳含量最高的樣方為B10紫穗槐+歐李、植被恢復(fù)第二年與第三年最高的為A5歐李。喬木+灌木+草本植被配置模式下，植被恢復(fù)第一年微生物量碳含量最高的樣方為C8文冠果+竹柳-歐李、第二年為C2圓柏+文冠果-紫穗槐、第三年最高的為B3圓柏-紫穗槐。植被恢復(fù)第一年土壤微生物量碳最高的樣方為B1圓柏+文冠果，第二年最高的是C2圓柏+文冠果-紫穗槐，第三年為C1圓柏+文冠果+竹柳。相對土壤有機碳，土壤微生物量碳含量增加幅度較高。

圖2 不同植被配置模式下土壤有機碳Fig.2 Soil organic carbon in different vegetation restorations圖柱上方不同大寫字母表示同一樣方不同年份土壤樣本差異顯著(P<0.05)，不同小寫字母表示同一年份不同樣方土壤樣本差異顯著(P<0.05)。下同。Different capital letters above the column indicate significant differences in soil samples in different years of the same sample(P<0.05), and different capital letters indicate significant differences in soil samples of different samples in the same year(P<0.05). The same below.

圖3 不同植被下土壤微生物量碳Fig.3 Soil microbial biomass carbon under different vegetation types

圖4 不同植被配置模式下土壤微生物量碳Fig.4 Soil microbial biomass carbon in different vegetation restorations

3 不同植被配置模式下土壤過氧化氫酶和蔗糖酶動態(tài)

3.1 不同植被配置模式下土壤過氧化氫酶動態(tài)

如圖5和圖6所示，植被恢復(fù)對于礦區(qū)廢棄地土壤過氧化氫酶有顯著提升作用(P<0.05)。不同土層土壤過氧化氫酶活性差異顯著(P<0.05)，土壤過氧化氫酶活性隨土壤深度增加逐漸降低。三年中土壤過氧化氫酶活性逐年提升，其中第二年提升幅度最高。不同植被配置模式對于土壤過氧化氫酶活性提高程度也有不同。在0～20cm土壤層中，植被恢復(fù)第一年土壤過氧化氫酶活性最高樣方為A5歐李，植被恢復(fù)第二年土壤過氧化氫酶活性最高樣方為C6圓柏-紫穗槐+歐李，第三年酶活性最高的為B4圓柏-歐李。在20～40cm土壤層中，植被恢復(fù)第一年土壤過氧化氫酶活性最高樣方為A1圓柏，植被恢復(fù)第二年過氧化氫酶活性最高樣方為D4圓柏+竹柳-紫穗槐+歐李，第三年酶活性最高樣方為A3竹柳。

3.2 不同植被配置模式下土壤蔗糖酶動態(tài)

土壤蔗糖酶不僅可提高生物活性，而且可反映土壤肥力狀況以及熟化程度，微生物對其活性影響程度有限[17, 18]。如圖7和圖8所示，植被恢復(fù)對于礦區(qū)廢棄地土壤蔗糖酶有顯著提升作用(P<0.05)。植被恢復(fù)第二年土壤蔗糖酶活性顯著高于其余兩年。不同土層土壤蔗糖酶活性差異顯著(P<0.05)，土壤蔗糖酶活性隨土壤深度加深逐漸遞減。不同植被配置模式對于土壤蔗糖酶活性提高程度也有不同。在0～20cm土壤層中，3年內(nèi)土壤蔗糖酶活性較恢復(fù)初期都有一定提升，其中植被恢復(fù)第二年提升幅度較高。植被恢復(fù)第一年蔗糖酶活性最高樣方為C3圓柏+文冠果-歐李，植被恢復(fù)第二年蔗糖酶活性最高樣方為D4圓柏+竹柳-紫穗槐+歐李，第三年為C9文冠果-紫穗槐+歐李。在20～40cm土壤層中，植被恢復(fù)第一年蔗糖酶活性最高樣方為D3圓柏+文冠果-紫穗槐+歐李，植被恢復(fù)第二年蔗糖酶活性最高樣方為C4圓柏+竹柳-紫穗槐，第三年為C3圓柏+文冠果-歐李。

4 酶活性與土壤有機碳相關(guān)性分析

礦區(qū)廢棄地植被恢復(fù)是利用植被來提升土壤與當(dāng)?shù)厣鷳B(tài)條件。土壤酶活性可以反應(yīng)土壤恢復(fù)水平，還可促進土壤微生物改變土壤碳含量[19]，如表3所示，過氧化氫酶與土壤有機碳表現(xiàn)為極顯著相關(guān)(P<0.01)；蔗糖酶與土壤有機碳、微生物量碳呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)(P<0.01)；其中過氧化氫酶與蔗糖酶中與土壤有機碳含量相關(guān)性最大，相關(guān)系數(shù)分別為0.627**和0.686**。微生物量碳與土壤過氧化氫酶活性無顯著相關(guān)。

圖5 不同植被配置模式下土壤過氧化氫酶活性(0～20 cm)Fig.5 Activity of soil catalase in different vegetation restorations(0～20 cm)

圖6 不同植被配置模式下土壤過氧化氫酶活性(20～40 cm)Fig.6 Activity of soil catalase in different vegetation restorations(20～40 cm)

圖7 不同植被配置模式下土壤蔗糖酶活性(0～20 cm)Fig.7 Activity of soil sucrose in different vegetation restorations(0～20 cm)

圖8 不同植被配置模式下土壤蔗糖酶活性(20～40 cm)Fig.8 Activity of soil sucrose in different vegetation restorations(20～40 cm)

表3 土壤有機碳、微生物量和土壤酶活性間Pearson相關(guān)性分析Table 3 Pearson correlation of soil organic carbon, microbial biomass and soil enzyme activity

注：**表示在0.01水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)，*表示在0.05水平(雙側(cè))上顯著相關(guān)。

Note：**Means significant correlation at 0.01 level (bilateral)，*means significant correlation at 0.01 level (bilateral).

5 結(jié)果與討論

植被恢復(fù)第1年，采取植被恢復(fù)樣地與未進行植被恢復(fù)樣地?zé)o顯著差異，可能是由于采取客土覆蓋措施時，土壤團聚體發(fā)生變化，土壤碳庫損失。隨時間推移，人工植被恢復(fù)措施增加了土壤有機碳含量，且土壤有機碳隨著土層深度的增加逐漸降低。植被恢復(fù)過程中林下郁閉度增加，改變土壤中微環(huán)境，促使表土層中微生物活性增加，大量植物凋落物進入土壤表層，不同植被配置模式中喬木、灌木、草本等凋落物來源豐富，有機質(zhì)含量高[20]，這些凋落物可為土壤微生物生命活動提供必要的碳源，加速微生物分泌代謝產(chǎn)物，使土壤中凋落物加速轉(zhuǎn)化為土壤有機碳與微生物量碳；另一方面，植被恢復(fù)措施使土壤表層水土流失顯著降低，土壤抗侵蝕能力得到加強，土壤有機碳不易流失[21, 22]；隨植被恢復(fù)，植被生長、微生物通過菌絲生長、代謝作用促進土壤團聚體形成，土壤團聚體促進了對于有機碳的保護作用。來源于地表的凋落物，根系分泌物等碳源輸入表土層，隨著土壤深度的增加，有機質(zhì)來源減少，微生物活動減弱[23]，土壤有機碳與微生物量碳含量減少。植被恢復(fù)第3年的土壤有機碳低于第2年，可能原因有：植被恢復(fù)第3年夏季降水集中，植被存活率降低，土壤有機碳來源減少；暴雨沖刷造成土壤表層團聚體結(jié)構(gòu)被破壞，土壤有機碳減少；第3年平均溫度較上年升高0.6 ℃，土壤中根系微生物活性升高，分解作用增強[24]。土壤有機碳受相關(guān)植被影響，其中圓柏、歐李對土壤有機碳固定效果最好。原因是歐李、文冠果灌叢可顯著提高土壤團聚體中有機碳含量[25]；圓柏存活數(shù)量多，凋落物豐富，進入土壤的有機質(zhì)來源較廣，根系微生物活性高，分泌物較多，土壤有機碳較其余樣方顯著提高。

土壤過氧化氫酶活性逐年提高。這表明，隨著地表植被逐漸生長，土壤中植物根系向下伸長，土壤中過氧化氫酶活性逐漸增強[26]，這可能由于土壤中凋落物增加以及植物根系分泌物增加相關(guān)[27]。植被根系分泌物為土壤生物提供糖類及維生素等營養(yǎng)物質(zhì)，改善了土壤生態(tài)環(huán)境，間接提高了土壤酶活性；植物還能分泌胞外酶，刺激土壤微生物分泌一些酶；植被也可通過對土壤動物和微生物區(qū)系的作用而間接影響到土壤酶活性。土壤蔗糖酶活性植被恢復(fù)第2年最高，第3年次之，第1年最低。這可能是植被恢復(fù)通過土壤中凋落物、根系分泌物等方式提升了土壤蔗糖酶活性[28]，土壤侵蝕也導(dǎo)致土壤蔗糖酶活性下降[29]。不同植被配置模式下土壤酶活性不同，可能是由于地表植被及其根系微生物可影響土壤理化性質(zhì)，植被恢復(fù)可改善礦區(qū)廢棄地的土壤環(huán)境，促進礦區(qū)廢棄地生態(tài)系統(tǒng)恢復(fù)。不同植被配置類型由于其凋落物以及根系微生物種類，微生物和根系分泌物不同而導(dǎo)致土壤酶活性有差異[30, 31]，枯落物的積累量大、微生物對枯落物的腐解作用速率強均利于酶活性的增強[32, 33]。并且土壤酶活性在不同植被配置模式下，在植被演替的不同階段存在一定不同。

土壤有機碳與土壤過氧化氫酶與蔗糖酶相關(guān)性較大，主要是土壤酶活性與土壤中可供植物吸收利用的營養(yǎng)元素有關(guān)[34, 35]。酶活性促進了土壤中碳元素循環(huán)，并且土壤中有機碳增加也可為土壤中微生物生命活動提供原料，兩者相互協(xié)作，加速土壤相關(guān)碳循環(huán)過程[36]。

綜上，礦區(qū)廢棄地在不同植被配置模式下可促進土壤有機碳與微生物量碳增加。不同土壤層土壤有機碳與微生物量碳提升效果不同。其中喬木+灌木+草本搭配模式有利于土壤有機碳的固定，圓柏促進土壤有機碳與微生物量碳增加效果明顯。植被恢復(fù)可顯著提升土壤蔗糖酶、過氧化氫酶活性。但因試驗?zāi)晗抻邢?，對于長期不同植被恢復(fù)對礦區(qū)廢棄地土壤有機碳和微生物量碳的影響還需進一步定位研究。