王 銳， 李希來,*， 張 靜， 周華坤

(1. 青海大學(xué)農(nóng)牧學(xué)院， 青海 西寧 810016； 2. 中國科學(xué)院西北高原生物研究所， 青海省寒區(qū)恢復(fù)生態(tài)學(xué)重點實驗室， 青海 西寧 810008)

近年來礦區(qū)排土場渣山的植被恢復(fù)引起了廣泛關(guān)注[1]，了解排土場渣山的特性，對植被恢復(fù)有重要的意義。隨著經(jīng)濟發(fā)展，青藏高原地區(qū)的資源開發(fā)力度也逐漸加大[2]。青海木里煤田聚乎更礦區(qū)以及江倉礦區(qū)，是青海省重要的煤礦區(qū)。但采礦過程中帶來的地表塌陷、濕地資源破壞和煤礦廢料堆積等問題日趨突出，截止2016年因采礦導(dǎo)致的草地及部分濕地受損面積達4 571.03 hm2，危及周邊祁連山自然保護區(qū)、青海湖上游地區(qū)脆弱自然生態(tài)系統(tǒng)的健康可持續(xù)發(fā)展。2014年開始青海省對祁連山自然保護區(qū)和木里煤田礦區(qū)進行生態(tài)環(huán)境整治，但青海高寒地區(qū)氣候寒冷，一般人工草種難以正常越冬，加上排土場渣山坡度大，不緊實，易于滑坡、垮坡，立地條件差，缺乏植被生長必須的土壤結(jié)構(gòu)條件和必要養(yǎng)分支持。楊鑫光[3]認為,在高寒礦區(qū)進行植被恢復(fù)單純的人工建植方式不利于生態(tài)修復(fù)，采取人工建植+覆土或人工建植+施肥的組合方式是恢復(fù)高寒礦區(qū)煤矸石山生態(tài)系統(tǒng)的有效途徑。也有研究認為[4]，在高寒礦區(qū)渣山進行人工建植可促進土壤微生物群落的恢復(fù)，微生物多樣性及優(yōu)勢屬豐度逐漸增大，安福元研究認為，渣山植被恢復(fù)工作需要因地制宜，通過提高覆土厚度、肥力等方法來縮短土壤形成的時間[5]。

礦區(qū)植被恢復(fù)是一個復(fù)雜的過程,它與生態(tài)、土壤、林業(yè)、環(huán)境保護、地理等多學(xué)科有關(guān),但理論基礎(chǔ)是恢復(fù)生態(tài)學(xué)。廣義的生態(tài)恢復(fù)包括修復(fù)、改良、修補、更新、再植等，是指將生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能恢復(fù)到最初和原來的狀態(tài)[6]。目前關(guān)于高寒礦區(qū)植被恢復(fù)的技術(shù)報道較少，植被恢復(fù)沒有現(xiàn)成的經(jīng)驗?zāi)Ｊ娇裳?。本試驗對木里煤?個礦區(qū)人工種草對煤排土場渣山的影響進行分析研究，為青海木里礦區(qū)乃至青藏高原高寒礦區(qū)開展規(guī)?；闹脖粡?fù)綠工作提供理論基礎(chǔ)和實踐參考。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

木里煤田位于青海省海北藏族自治州與海西蒙古族藏族自治州交界處的大通河上游盆地中，橫跨海西、海北兩州(地理坐標(biāo)：97°16′～99°42′ E，37°12′～38°20′ N)。木里煤田共有四個礦區(qū)組成：江倉區(qū)、聚乎更區(qū)、孤山區(qū)和哆嗦貢馬區(qū)，見圖1。本試驗選取煤礦集中的聚乎更礦區(qū)和江倉礦區(qū)開展研究，包括木里煤田聚乎更礦區(qū)興青、義海、慶華三個煤礦，以及江倉礦區(qū)奧凱、焦煤、圣雄、西鋼四個煤礦，礦區(qū)屬丘陵平原地形，地勢總體呈東南低，西北高的趨勢。江倉礦區(qū)平均海拔3 900 m，聚乎更礦區(qū)平均海拔4 200 m。監(jiān)測區(qū)地勢平緩、起伏不大、坡度≤5°。

試驗區(qū)域?qū)俚湫偷母咴箨懶詺夂蛱卣?，冷季漫長而寒冷，暖季短暫而濕潤。據(jù)有關(guān)氣象資料記載，該區(qū)域年平均氣溫-4.2℃，最高氣溫19.8℃，極端最低氣溫-35.6℃。年降水量477.1 mm，且主要集中于5-9月，占全年降水量的90%左右，年蒸發(fā)量1 049.9 mm，年日照時數(shù)2 551～3 332 h之間，無明顯四季之分，冬春寒冷而漫長，夏秋涼爽而短促，冷季長達7-8個月。植物蓋度70%～90%，優(yōu)勢種高度約8～15 cm，地表具有較厚的草皮層。

圖1 木里煤田礦區(qū)分布圖Fig. 1 Distribution map of Muli coalfield

從布置的小型氣象站上獲取的數(shù)據(jù)可以看出，木里地區(qū)5-9月份風(fēng)速較小，10月到次年4月風(fēng)速大，11月份平均風(fēng)速最高，每小時測定的平均數(shù)值接近2.1 m·s-1。陣風(fēng)速度最大的是1月和3月，平均為4.88 m·s-1。11月到次年2月光合有效輻射數(shù)值比較低，5月份光合數(shù)值最高為2 553.7 w·m-2。年度降雨分布極不均衡，5-9月份普遍有降雨，7-8月份為雨季，平均降雨量為115.2 mm，8月份最高每小時降雨0.19 mm。

試驗地點冬春季節(jié)土壤濕度處于低值，7-9月份土壤濕度高。9月土壤濕度可接近30%。土壤溫度年度走勢呈山峰狀，1月份平均表層基質(zhì)溫度最低(-13.3℃)，8月表層基質(zhì)溫度最高，平均可達16℃，1-8月平均土溫直線上升，8-12月直線下降。土壤電導(dǎo)率是反映土壤可溶鹽的重要指標(biāo)，鹽分、水分、溫度、有機質(zhì)含量和質(zhì)地結(jié)構(gòu)都不同程度影響著土壤電導(dǎo)率，1月份土壤電導(dǎo)率最低(10.98 us·m-1),7-9月份處于高值，9月份土壤電導(dǎo)率可達278.82 us·m-1。

1.2 取樣方法

2016年8月上旬分別在7個礦區(qū)種草區(qū)域以及覆土種草區(qū)域周邊30 m不同方位非種草區(qū)域各隨機選取3個樣區(qū)，每個樣區(qū)規(guī)格為1 m×1 m，每個樣區(qū)沿對角線選取3個樣點，每個樣點深度不超過20 cm，去除表層的草及大塊礫石，將排土場渣山表層基質(zhì)樣品3個樣點樣品混合裝入密封袋中帶回實驗室風(fēng)干，過200目篩后，待測。所有試驗分析指標(biāo)于2016年8月到9月期間完成室內(nèi)分析。

聚乎更礦區(qū)覆土的土壤來源為礦區(qū)周邊可用的土壤，江倉礦區(qū)覆土的土壤來源為煤礦開采時的地下凍土，土壤主要理化性質(zhì)見表2。

表2 煤矸石渣山表層覆蓋土的基本理化性質(zhì)Table 2 Basic physical and chemical properties of surface covering soil of coal gangue slag mountain

1.3 試驗方法

含水量：鋁盒內(nèi)新鮮土樣，稱重后，置于已預(yù)熱至105±2℃的烘箱中烘烤12小時，冷卻稱重；

土壤含水量(重量%)=(原土重-烘干土重)/烘干土重×100%=水重/烘干土重×100%；

容重：將充滿土樣的環(huán)刀，放入烘箱中在105(士2℃)下烘至恒重、稱重；

rs=g·100/v(100+W)，式中：rs表示土壤容重(g·cm-3)；g表示環(huán)刀內(nèi)濕樣重(g)；V表示環(huán)刀容積(cm3)；W表示樣品含水量(%)。

化學(xué)性質(zhì)分析：土壤酸堿度采用電位法，使用PHB型精密pH計測定，有機質(zhì)測定采用重鉻酸鉀-外加熱法[7]，全氮采用重鉻酸鉀-鹽酸消化法，全磷采用高氯酸-硫酸酸溶-鉬銻抗比色法，全鉀用火焰光度法[8]，速效氮用堿解擴散法，速效磷用碳酸氫鈉浸提-鉬銻抗比色法，速效鉀采用醋酸銨-火焰光度計法，重金屬元素測定使用微波消解-電感耦合等離子體質(zhì)譜儀法[9]。

微生物數(shù)量：除去地面植被和地表覆蓋物,用酒精消毒過的勺子現(xiàn)場多點采集(3～5)試驗小區(qū)新鮮土壤，取樣深度0～10 cm，裝入無菌袋，放冰袋并立即放入冰箱保存，第一時間從冰箱取出，平攤晾好過200目篩裝入自封袋放入冰箱后待測。細菌測定采用牛肉蛋白胨培養(yǎng)-稀釋平板法，真菌采用馬鈴薯蔗糖瓊脂-稀釋平板法，放線菌采用高氏一號培養(yǎng)基-稀釋平板法[10]。

在木里礦區(qū)圣雄煤礦和奧凱煤礦分別安裝了小型氣象設(shè)備(RX3000自動氣象站)和WET-2土壤水分溫度電導(dǎo)率監(jiān)測系統(tǒng)，主要用于監(jiān)測該區(qū)域的氣候特點和矸石基質(zhì)溫度、濕度和電導(dǎo)率的變化。

1.4 數(shù)據(jù)分析

應(yīng)用spss20.0軟件，采用單因素方差分析(One-way ANOVA)法分析比較植被恢復(fù)人工種草試驗小區(qū)與未進行人工種草試驗小區(qū)煤矸石表層基質(zhì)物理、化學(xué)以及微生物數(shù)量等方面的差異。檢驗水準(zhǔn)α為0.05，采用獨立樣本T檢驗。數(shù)據(jù)做圖采用SIGPLOT12.5軟件制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 人工種草對排土場渣山表層基質(zhì)含水率及容重的影響

從圖2可以看出，木里煤田7個礦區(qū)種草樣區(qū)含水率均高于不種草樣區(qū)，其中焦煤、圣雄2個礦區(qū)種草與不種草樣區(qū)土壤含水量差異極顯著(P<0.01)，奧凱、慶華、義海3個礦區(qū)種草與不種草區(qū)域土壤含水量差異顯著(P<0.05)，興青礦區(qū)種草樣區(qū)含水率(47.65±15.42%)遠高于不種草樣區(qū)(7.97±0.65%)。

排土場渣山表層不具備典型土壤結(jié)構(gòu)，除矸石、大塊巖石外，還有矸石的風(fēng)化殼及部分凍融土。從圖中分析得到，7個礦區(qū)表層基質(zhì)容重沒有呈現(xiàn)一定規(guī)律性，僅有興青礦區(qū)種草樣區(qū)土壤容重(0.56±0.17 g·cm-3)與不種草(0.99±0.12 g·cm-3)樣區(qū)土壤容重差異極顯著(P<0.01)。

2.2 人工種草對排土場渣山表層基質(zhì)養(yǎng)分含量的影響

從圖3可以看出，除西鋼礦區(qū)外，其余6個礦區(qū)種草樣區(qū)全氮含量高于不種草樣區(qū)，焦煤、慶華、圣雄、興青、義海5個礦區(qū)差異極顯著(P<0.01)。種草對全磷含量的影響不一致，圣雄種草區(qū)域與不種草區(qū)域差異性極顯著(P<0.01)，義海礦區(qū)種草(1.62±0.09 g·kg-1)與不種草區(qū)域(1.09±0.19 g·kg-1)全磷含量差異顯著(P<0.05)，其余4個礦區(qū)差異不顯著。除西鋼礦區(qū)外，其余6個礦區(qū)種草區(qū)域全鉀含量均低于不種草區(qū)域，種草反而降低了全鉀含量，且奧凱、焦煤、興青、義海4個礦區(qū)差異極顯著(P<0.01)。除慶華外，其余6個礦區(qū)種草樣區(qū)速效氮含量明顯高于不種草區(qū)域，均差異顯著(P<0.05)，其中圣雄礦區(qū)差異極顯著(P<0.01)。種草對露天排土場渣山表層基質(zhì)速效磷和速效鉀含量的影響也沒有呈現(xiàn)一定規(guī)律。人工種草對7個礦區(qū)的有機質(zhì)含量影響表現(xiàn)出顯著性差異和極顯著差異，但奧凱、焦煤、慶華、圣雄種草區(qū)域有機質(zhì)含量高于不種草區(qū)域，且差異極顯著(P<0.01)，西鋼、興青、義海則種草區(qū)域有機質(zhì)含量低于不種草區(qū)域。

圖2 不同礦區(qū)種草處理土壤含水量及容量的變化Fig.2 The change of soil water content and soil bulk density by grass planting in different mining areas注:(a)：不同礦區(qū)種草處理土壤含水量的變化，(b)：不同礦區(qū)種草處理土壤容重的變化；圖中同一礦區(qū)不同處理中不同大寫字母表示差異達極顯著水平(P<0.01)，不同小寫字母表示差異達顯著水平(P<0.05)Note:(a):change of soil moisture content by grass planting in different mining areas,(b)：change of soil bulk density by grass planting in different mining areas；Values within the different treatments in the same mining area followed by different capital letter indicate significantly difference at the 0.01 level,different lowercase letter indicate significant difference at the 0.05 level

圖3 不同礦區(qū)種草處理土壤營養(yǎng)元素的變化Fig.3 The change of soil nutrient elaments by grass planting in different mining areas

2.3 人工種草對表層排土場渣山基質(zhì)重金屬含量的影響

從圖4可以看出，除汞元素外，種草對7種重金屬含量產(chǎn)生不同程度的影響，對砷、鉻、銅、鋅、鉛5種重金屬影響較大。7個礦區(qū)種草區(qū)域的砷元素普遍高于不種草區(qū)域，除義海煤礦外，6個礦區(qū)差異顯著或極顯著，其中奧凱、圣雄2個礦區(qū)差異顯著(P<0.05)，焦煤、慶華、西鋼、興青4個礦區(qū)差異極顯著(P<0.01)。種草對排土場渣山表層基質(zhì)鉻含量、銅含量、鋅含量、鉛含量影響未呈現(xiàn)出一定的規(guī)律性。

圖4 不同礦區(qū)種草處理土壤重金屬含里的差異Fig.4 The difference of heavy metal content in soil treated with grass in different mining areas

2.4 人工種草對表層排土場渣山基質(zhì)微生物數(shù)量的影響

從圖5可以看出，種草對7個礦區(qū)微生物數(shù)量均產(chǎn)生影響，除圣雄種草區(qū)域真菌數(shù)量減少外，7個礦區(qū)種草區(qū)域三大類群的微生物數(shù)量均明顯高于不種草區(qū)域，差異顯著或極顯著，細菌、真菌數(shù)目增加幅度大，種草區(qū)域細菌(12.82×106cfu g-1)、真菌平均數(shù)量(16.03×103cfu·g-1)分別是不種草區(qū)域細菌(3.05×106cfu·g-1)和真菌數(shù)目(3.95×103cfu·g-1)的4.20倍4.05倍，種草區(qū)域放線菌平均數(shù)量(6.31×105cfu·g-1)則是不種草區(qū)域(2.76×105cfu·g-1)的2.29倍。

圖5 不同礦區(qū)種草處理微生物數(shù)量的差異Fig.5 The number of microorganisms treated with grass planting in different mining areas

總體來說，就各礦區(qū)來看，人工種草對木里煤田各礦區(qū)的指標(biāo)類型和影響程度各不相同。興青礦區(qū)全氮、全鉀和速效鉀差異極顯著，砷、銅、鋅、鉛差異極顯著，種草區(qū)域重金屬含量高。義海礦區(qū)種草和非種草區(qū)域除全磷和速效氮兩個指標(biāo)差異顯著外，全氮、全鉀，速效磷、速效鉀、有機質(zhì)等5項養(yǎng)分指標(biāo)差異均為極顯著，尤其是結(jié)合噴灌措施，促進速效養(yǎng)分的增加。種草區(qū)域鉻鉛鎳銅鋅含量減少，說明義海礦區(qū)種植方式對減少某些重金屬含量效果十分顯著。慶華礦區(qū)種草區(qū)域全氮有機質(zhì)差異極顯著，遠高于非種草區(qū)域。奧凱礦區(qū)渣山表層基質(zhì)含水率、全鉀、有機質(zhì)差異極顯著，全氮速效氮差異顯著，銅，鋅含量差異極顯著。焦煤礦區(qū)全氮全鉀有機質(zhì)差異極顯著，速效氮、速效磷差異顯著，砷、鉻、鋅、鉛4類重金屬含量差異極顯著。西鋼礦區(qū)表層基質(zhì)含水率和容重差異均不顯著，砷銅鋅含量差異極顯著。圣雄礦區(qū)除全鉀差異顯著外，其它6種養(yǎng)分差異極顯著，人工種草對養(yǎng)分提升效果十分明顯。

3 討論

3.1 人工種草對排土場渣山基質(zhì)物理性質(zhì)的影響

國內(nèi)外對風(fēng)化煤排土場渣山土壤水分特性方面已有一些研究[11-16]。本試驗中，木里地區(qū)煤礦開采時間普遍不長，且種草區(qū)域與非種草區(qū)域排土場渣山風(fēng)化年限接近，因此就排土場渣山本身而言含水率差異較小。煤排土場渣山最突出的水文特點是:結(jié)構(gòu)性差，大孔隙多，易造成養(yǎng)分的淋溶損失和水分的滲漏損失[11]。蔡毅認為新鮮的煤矸石礦物成分及結(jié)構(gòu)則不存在較大差異，煤矸石的風(fēng)化年限及其埋深的差異是影響其風(fēng)化程度的主導(dǎo)因素[17]。

風(fēng)化作用使排土場渣山黏粒及黏土礦物細小顆粒含量逐漸增加，提高了表層結(jié)合水的含量，風(fēng)化裂隙的發(fā)育增加了渣山顆粒內(nèi)部水含量，進而使渣山持水率得到提高。從本試驗結(jié)果來看，種草能夠明顯增加排土場渣山基質(zhì)含水率，土壤含水量是因為興青礦區(qū)采取了精細的穴植盆栽技術(shù)，且種植在排土場渣山陰坡，水分不易散失有利于提高基質(zhì)含水率。義海礦區(qū)采用了噴灌技術(shù)，能及時補充植被恢復(fù)所需的水分。種植密度達到每平方米3 000株以上。其它礦區(qū)雖然沒有使用噴淋裝置，但由于牧草根系在排土場渣山基質(zhì)中延伸生長，改變了排土場渣山表層原有的水分循環(huán)模式，根系吸收水分，水分直接蒸騰減少，引起了含水率增加。王健等采用矩陣法對排土場渣山基質(zhì)進行綜合評價，得出在試驗中以矸土比為3∶7為土壤基質(zhì)時最優(yōu)，混合土壤基質(zhì)總孔隙度較大、通氣性較好、水氣比合理，入滲性能最優(yōu)，顯著提高基質(zhì)土壤的保水供水性能[16]，因此在植被恢復(fù)中適當(dāng)調(diào)整基質(zhì)與原土的比例對提高含水率也尤為重要。

土壤容重反映土壤的孔隙狀態(tài)和貯水能力大小，也能客觀地反映出種植植物對于土壤結(jié)構(gòu)等物理性狀的改善程度。一般耕作層土壤容重1～1.3 g·cm-3，土層越深則容重越大，可達1.4～ 1.6 g·cm-3，土壤容重越小說明土壤結(jié)構(gòu)、透氣透水性能越好[19]。排土場渣山表層基質(zhì)是土壤、矸石、巖石、煤渣等多種成分混合物，容重受各成分混合比例影響很大，且對于排土場渣山容重目前仍參照土壤使用環(huán)刀法采樣計算，沒有專門研究方法，一定程度上影響試驗結(jié)果的準(zhǔn)確性。從試驗結(jié)果可判斷木里煤田各礦區(qū)在種草前的機械平整、翻耕措施有利于改善排土場渣山表面基質(zhì)層的結(jié)構(gòu)，且人工種草對表層基質(zhì)容重有影響，但對于排土場渣山基質(zhì)本身的物理結(jié)構(gòu)影響不顯著。渣山風(fēng)化物顆粒雖然組成較差，但一定程度上能為作物提供有效水以滿足植物對水、氣、養(yǎng)分的需求，因此排土場渣山風(fēng)化物可以作為植物生長介質(zhì)但需要進行基質(zhì)改良。

3.2 人工種草對排土場渣山基質(zhì)化學(xué)性質(zhì)的影響

排土場渣山土壤的養(yǎng)分狀況是度量退化生態(tài)系統(tǒng)生態(tài)功能恢復(fù)與維持的關(guān)鍵指標(biāo)之一[20-21],也是除水分以外植被恢復(fù)的重要限制因素[22]，影響植被分布和生長[23-24]。排土場渣山顆粒粗糙、養(yǎng)分貧乏、水分保蓄性差[25]，其重構(gòu)土壤顆粒間孔隙較大，各營養(yǎng)元素受淋溶作用易流失[26]。通過采取不同植被恢復(fù)措施，均能不同程度地改善土壤理化性質(zhì)[27]。不同植被對土壤的改良效果不盡相同，與裸地相比，土壤各項養(yǎng)分含量均有不同程度的提高[28]。全氮含量是衡量土壤氮素水平的基礎(chǔ)肥力指標(biāo)。有研究表明，植被恢復(fù)可增加排土場表層土壤有機質(zhì)和全氮含量，且恢復(fù)年限越長，含量增加越顯著[29-31]。當(dāng)土壤氮含量發(fā)生變化時，不同植物對氮的利用形態(tài)存在明顯的生態(tài)位分離，進而影響生產(chǎn)力和物種組成[32]。本試驗中除西鋼外，不同礦區(qū)排土場渣山表層基質(zhì)全氮含量差別大，種草區(qū)域全氮(3.01 g·kg-1)平均含量遠高于非不種草區(qū)域(1.67 g·kg-1)。速效氮含量極不均衡，種草區(qū)域明顯高于非種草區(qū)域，前期施肥和覆土不一致可能是氮素差異大的重要原因。從本試驗結(jié)果來看，種草對絕大部分礦區(qū)全氮和有機質(zhì)含量產(chǎn)生極顯著影響，這與國內(nèi)外學(xué)者的研究結(jié)果一致。王麗麗研究表明[33]，不同模式復(fù)墾土壤相比矸石山的土壤，有機質(zhì)含量均有不同程度的提高，李俊超研究認為[34]排土場植被重建具有巨大的固碳能力并能顯著提高土壤碳儲量。而本研究中西鋼、興青、義海3個礦區(qū)種草區(qū)域矸石表層基質(zhì)有機質(zhì)含量不但沒有提高，反而低于不種草區(qū)域，植被恢復(fù)造成了矸石山表層基質(zhì)有機質(zhì)含量的減少，這與大多數(shù)學(xué)者的研究結(jié)果都不一致，有機質(zhì)含量減少的原因需要進一步深入研究。

諸多學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，排土場速效養(yǎng)分極其貧乏[35]。加速土壤熟化過程，改良土壤結(jié)構(gòu)，增加有機質(zhì)和營養(yǎng)物質(zhì)含量，是排土場渣山植被恢復(fù)與生態(tài)重建的關(guān)鍵之一[36-38]。土壤有機質(zhì)可以反映土壤養(yǎng)分潛力和對植物的有效養(yǎng)分供應(yīng)程度[39]。土壤有機碳密度與土壤含水量的關(guān)系最密切[40]。與黃土相比，矸石來源于煤，風(fēng)化物中含有比較豐富的有機質(zhì)和全氮，其含量分別是普通黃土的20倍和5.7倍，因此排土場渣山植被恢復(fù)時一般采取措施促進養(yǎng)分活化，與此同時還要適量增施肥料[41]。本試驗中各礦區(qū)采用的種植措施各不相同，種草對不同礦區(qū)渣山表層基質(zhì)化學(xué)性質(zhì)影響程度也有差異，但從試驗結(jié)果來看，所有礦區(qū)種草樣區(qū)全鉀含量都低于不種草樣區(qū)，原因還有待深入研究。大部分礦區(qū)種草區(qū)域速效鉀含量要高于非種草區(qū)域，義海速效鉀含量高是因為植被恢復(fù)時采取了覆蓋農(nóng)作物秸稈的措施。

排土場與對照土壤中的重金屬含量均在國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)(GB15618-2008)二級標(biāo)準(zhǔn)限值范圍內(nèi)，說明排土場土壤基本滿足農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的需要，從植物生長發(fā)育來看，土壤有機質(zhì)和氮素是植被的生長發(fā)育的關(guān)鍵影響因子[42]，這與本文研究結(jié)果是一致的。土壤中有機質(zhì)通過與重金屬元素形成絡(luò)合物從而影響土壤中重金屬的移動性及其形態(tài)間的轉(zhuǎn)化[43]。根據(jù)試驗結(jié)果，人工種草對絕大多數(shù)礦區(qū)的砷和銅、鋅含量產(chǎn)生顯著或極顯著影響。尤其是種草增加了排土場渣山基質(zhì)的砷含量，無論是哪個礦區(qū)，種草區(qū)域的砷含量均高于非種草區(qū)域，焦煤礦區(qū)種草區(qū)域是非種草區(qū)域的1.59倍，7個礦區(qū)砷含量平均值從4.61 mg·kg-1增加到6.06 mg·kg-1。鄭景華[44]認為成土母質(zhì)的不同導(dǎo)致土壤砷含量的不同，是自然因素的主因。人為因素主要包括人類活動釋放的大量砷，直接或間接進入環(huán)境。礦產(chǎn)活動的開采、煤矸石的堆放淋溶、礦區(qū)燃煤產(chǎn)生的底灰和飛灰的排放等都會對礦區(qū)周邊土壤造成不同程度的砷污染。人工種草增加排土場渣山基質(zhì)砷含量的原因，需要進一步研究探討。

孫晨[42]研究認為，植被恢復(fù)對降低土壤重金屬含量具有一定的作用，植被恢復(fù)區(qū)土壤中Cr,Cu,Pb和Zn含量均低于未進行植被恢復(fù)排土場土壤中重金屬含量對照值，說明植被恢復(fù)對降低土壤重金屬含量具有一定的作用。而本研究中的Cr,Cu,Pb和Zn含量數(shù)值并未出現(xiàn)7個礦區(qū)種草均低于不種草區(qū)域的情況，重金屬含量與人工種草的關(guān)系還需要深入研究。

3.3 人工種草對排土場渣山基質(zhì)微生物數(shù)量的影響

土壤微生物在抵御外界干擾、促進土壤養(yǎng)分轉(zhuǎn)化、維護系統(tǒng)穩(wěn)定等方面占據(jù)著主導(dǎo)地位[45]，在改進土壤結(jié)構(gòu)、增加植物營養(yǎng)吸收、降低重金屬毒性等方面也具有極其重要的作用[46-47]。煤礦開采后，人類的各種開發(fā)活動不可避免地會改變土壤微生物的生態(tài)環(huán)境條件，從而對土壤微生物產(chǎn)生不同方向、不同程度的影響[48]。土壤微生物的主要營養(yǎng)來源是植物殘體，其數(shù)量很大程度上與土壤有機質(zhì)含量呈正相關(guān)[49]。植被建植后，使得作為微生物生命活動所需能源的主要來源一植物的凋落物、根系的分泌物和衰亡的根、根際沉積物顯著增加，為微生物的生長繁育提供了充足的能源，使微生物能在短時間內(nèi)快速恢復(fù)。本試驗中，所有礦區(qū)種草區(qū)域微生物數(shù)量均多于非種草區(qū)域。種草區(qū)域中細菌數(shù)目最高的是奧凱礦區(qū)(17.9×106cfu·g-1)，真菌數(shù)目最高的奧凱礦區(qū)(31.7×103cfu·g-1)，放線菌數(shù)目最高的是興青礦區(qū)(10.7×105cfu·g-1)，細菌、真菌、放線菌數(shù)量最少的都是焦煤礦區(qū)，分別是9.7×106cfu·g-1，8.2×103cfu·g-1，4.3×105cfu·g-1，這可能與焦煤礦區(qū)所施有機肥關(guān)系較大。

樊文華研究認為，未種植物的渣山基質(zhì)微生物數(shù)量只有45.004 ×105cfu·g-1，恢復(fù)植被后復(fù)墾土壤微生物數(shù)量有顯著提高[50]，本文種草區(qū)域微生物總數(shù)遠高于不種草區(qū)域，與樊文華的研究結(jié)果一致。

土壤養(yǎng)分尤其是氮素的內(nèi)循環(huán)在很大程度上受微生物活動所調(diào)節(jié)，微生物在土壤中分解有機物質(zhì)形成腐殖質(zhì)和釋放養(yǎng)分，同時又轉(zhuǎn)化土壤碳素和固定無機營養(yǎng)元素形成微生物生物量。微生物生物量碳越大，土壤養(yǎng)分保蓄作用越強[51]，從排土場渣山的植被恢復(fù)投資與難度考慮，植被恢復(fù)時應(yīng)配合化肥施用有機肥[52]。本試驗礦區(qū)注重使用有機肥作為底肥，促進微生物的生長活動，有利于表層基質(zhì)養(yǎng)分持久釋放，更好地促進牧草生長。

4 結(jié)論

植被恢復(fù)對排土場渣山基質(zhì)的物理、化學(xué)性質(zhì)及微生物數(shù)量均產(chǎn)生影響，影響了排土場渣山表層基質(zhì)性質(zhì)，改善了植被立地條件，主要體現(xiàn)在化學(xué)性質(zhì)及微生物數(shù)量方面，種草區(qū)域細菌、真菌、放線菌平均數(shù)量分別是不種草區(qū)域的4.20，4.05和2.29倍，對物理性質(zhì)影響相對較??；人工種草可以增加排土場渣山表層基質(zhì)的含水率，有效改善表層基質(zhì)水分條件，增加排土場渣山基質(zhì)的全氮含量，增加速效養(yǎng)分含量；人工種草引起排土場渣山表層基質(zhì)砷含量增加以及銅含量的減少，顯著增加土壤微生物的數(shù)量，是高寒礦區(qū)排土場渣山生態(tài)治理的有效途徑。