不同覆土處理對青海木里煤田排土場渣山表層土壤基質特征的影響

王 銳，李希來,*，張 靜，周華坤，胡夏嵩

(1. 青海大學農(nóng)牧學院，青海 西寧 810016； 2. 中國科學院西北高原生物研究所，青海省寒區(qū)恢復生態(tài)學重點實驗室，青海 西寧 810008； 3. 青海大學地質工程系，青海 西寧 810016)

煤礦區(qū)排土場渣山的植被恢復一直是植物生態(tài)學家關注的熱點問題，采取人工覆土處理是礦區(qū)生態(tài)修復的重要措施之一[1]。煤礦區(qū)排土場渣山表層土壤基質結構、養(yǎng)分和水分是植物生長的基礎[2]，覆土厚度決定了其保水保肥的能力[3]。因煤礦區(qū)排土場渣山表層基質層難以滿足植被恢復對土壤結構和營養(yǎng)條件的需求，需要對排土場渣山表層基質進行土壤重構，達到在較短時間內恢復植被和改善土壤環(huán)境的目的[4]。土壤重構所采用的物料主要包括各類巖石、矸石、粉煤灰、礦渣、礦石等礦山廢棄物。目前，礦山生態(tài)恢復尚未見客土覆蓋結構的統(tǒng)一標準[5]。因此，本研究根據(jù)煤礦實際情況，探索高寒煤礦區(qū)客土覆蓋厚度，以實現(xiàn)快速建植高寒礦區(qū)排土場渣山植被的目的。

多年來，煤礦復墾和土壤恢復研究大部分集中于低海拔平原地區(qū)[6-8]，對于高寒地區(qū)煤礦排土場渣山土壤重構研究少見報道[9]。低海拔作物種植地區(qū)土源豐富，因此較厚覆土(>50 cm)是煤礦區(qū)復墾普遍采用的措施。在青藏高原高寒礦區(qū)缺乏植被恢復的合適土源，高寒礦區(qū)客土主要來源于礦山開采時堆積的高山草甸土和多年凍土，本文通過對高寒礦區(qū)土壤重構過程開展研究，確定覆土厚度，結合覆土成本分析礦區(qū)土壤重構效果，為高寒煤礦區(qū)植被恢復提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

試驗研究區(qū)位于青海省海北州剛察縣和海西州天峻縣接壤處木里煤田江倉礦區(qū)圣雄煤礦北渣山東部區(qū)域，該區(qū)域為緩坡地，平均海拔為3 900 m，地理坐標為北緯38°03′34″，東經(jīng)99°27′37″(圖1)。年平均氣溫為—4.2℃，最高氣溫達19.8℃，最低氣溫可達—35.6℃，年平均降水量為477.1 mm，蒸發(fā)量為1 049.9 mm。風力最大為1-4月，最大風速大于40 m·s-1，平均風速為2.9 m·s-1。日照時間長，年太陽輻射量為610.6～721.8 kj·cm-2。2010 年開始露天煤礦產(chǎn)開發(fā)，由于煤矸石、凍土、巖石等廢料堆積形成排土場，占用大量的天然高寒沼澤濕地，一定程度地破壞了原始植被。礦區(qū)地形以丘陵平原為主，區(qū)內具中低山、谷地和山間小盆地相間分布的地貌特征。自然植被由大小不等的魚鱗狀水坑高寒沼澤濕地構成。在山間沖積平原中發(fā)育有大通河、江倉河、娘姆吞河、上下哆嗦河和克克賽河。2013年停止煤礦產(chǎn)開發(fā)，企業(yè)進行排土場植被恢復，2016年建立試驗小區(qū)，開展覆土試驗。

覆土試驗區(qū)由4個不同處理，即不覆土(NFT)、覆土5cm(FT-5)、覆土10cm(FT-10)以及覆土15 cm(FT-15)共12個小區(qū)組成，按照隨機區(qū)組設計，每個處理3次重復，每個小區(qū)面積為15 m×3 m，總面積540 m2。根據(jù)適宜于高海拔地區(qū)牧草品種和種子大小，選取垂穗披堿草ElymusnutansGriseb.、中華羊茅FestucasinensisKeng ex S.L.Lu、青海冷地早熟禾PoacrymophilaKeng ‘Qinghai’、青海草地早熟禾PoapratensisL. ‘Qinghai’、星星草Puccinelliatenuiflora(Griseb.) Scribn.et Merr. 5種牧草按5∶3∶1∶2∶1比例進行混播(300 kg·hm-2)，混播草種均勻撒播在小區(qū)內，2016年5月25日建成試驗小區(qū)(圖1)。

圖1 試驗小區(qū)位置(上)和試驗地覆土處理設計(下)

1.2 試驗方法

1.2.1試驗處理與牧草種植 種植方法：種植前對排土場渣山種植區(qū)域進行機械整平、耙平表層，將大塊巖石、礫石和煤矸石移出種植區(qū)。對覆土區(qū)域進行表層覆土，平鋪均勻。采用1.5 kg(按0.033 kg·m-2施入量進行施入)硫酸亞鐵對基質表層進行酸堿平衡調節(jié)，每小區(qū)施入40 kg有機肥(有機質含量≥45%，N+P2O5+K2O≥5%)作為底肥。將草籽均勻地播種在小區(qū)內，同時施入牧草專用肥(N-P-K比例18-12-5，總養(yǎng)分≥35%)1.69 kg(按0.0375 kg·m-2施入量進行施肥)。播種后對表層基質進行人工耙壓，立即覆蓋無紡布。

種子用量：垂穗披堿草、中華羊茅、冷地早熟禾、草地早熟禾和星星草混播比例為5:3:1:2:1，具體用量分別為12.5 g·m-2,7.5 g·m-2,2.5 g·m-2,5.0 g·m-2，2.5 g·m-2。

客土用量：分別覆土5 cm，10 cm和15 cm，土壤密度按照1.8×103kg·m-3計算，每個小區(qū)覆土重量分別為4.05×103kg、8.10×103kg和12.15×103kg，客土土壤基本特征見表1。

表1 客土土壤養(yǎng)分基本情況

1.2.2取樣方法 2016-2018年期間每年8月上旬，在試驗小區(qū)按上中下間隔5 m各設置1 m×1 m樣方進行植被產(chǎn)量和蓋度測定，并在每個樣方沿對角線選取3個取樣點取土壤樣品，取樣深度為20 cm，去除表層大塊礫石和雜物，將3個樣方9個取樣點土壤樣品混合成一個室內分析樣。室內風干，過200目篩后用于土壤養(yǎng)分的測定。

1.2.3測定方法 土壤容重：在小區(qū)每個樣方內用小鏟挖取20 cm表層土壤混合基質，放于自封袋內。將挖取的土坑用塑料袋包裹，倒入純水將土坑充滿，然后將塑料袋里的純水倒入量筒，讀數(shù)記錄使用的純水體積。同時將自封袋土壤混合物稱重，記錄重量。

rs=g×100/v×(100+W)

式中：rs—土壤容重(gcm-3)；g—土樣混合物重量(g)；V—用水體積(cm3)；W—樣品含水率(%)。

養(yǎng)分測定：pH值使用PHB型精密pH計測定，有機質測定采用重鉻酸鉀-外加熱法[10]，全氮采用重鉻酸鉀-硫酸消化法，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，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，重金屬元素測定微波消解-電感耦合等離子體質譜儀法。

微生物測定：樣方內除去地面植被和地表覆蓋物，用已消毒的無菌勺每樣方取上層(0～10 cm)土樣 3次共 20 g，裝入無菌袋并迅速放入冰盒，取樣過程、運輸環(huán)節(jié)盡可能保持無菌，在低溫條件下運回實驗室[11]，立即放入4℃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。土壤微生物數(shù)量采用混合平板計數(shù)法測定：細菌采用牛肉膏蛋白胨培養(yǎng)基，真菌采用虎紅培養(yǎng)基，放線菌采用高氏1號培養(yǎng)基。

2 結果與分析

2.1 不同覆土處理對土壤容重的影響

由圖2可知，經(jīng)過3年覆土處理，2018年對照樣區(qū)的容重為1.97±0.1 g·cm-3，顯著高于其它3個覆土樣區(qū)。土壤容重大小受土壤結構、質地和有機質含量等影響[12]，一般情況下保持在1.0～1.7 g·cm-3，平均值為1.32±0.21 g·cm-3[13]，高寒濕地的土壤容重往往小于1 g·cm-3。本試驗覆土5 cm和覆土15 cm容重分別為1.10±0.14 g·cm-3，1.69±0.23 g·cm-3，基本處于正常范圍，而覆土10 cm容重為1.50±0.28 g·cm-3，相對最接近土壤容重平均值。容重能通過影響土壤的水肥氣熱來改變植物根系在土壤中的生長[14]。因此，通過覆土措施可有效改善土壤容重促進牧草生長，覆土10 cm是相對理想的選擇。

2.2 不同覆土處理對土壤養(yǎng)分含量的影響

2.2.1不同覆土處理對土壤全量養(yǎng)分的影響 由圖3可知，2016年試驗區(qū)域不同處理之間的土壤全氮含量存在極顯著差異，覆土10 cm全氮含量最高為1.77±0.26 g·km-1，而對照處理全氮含量僅為0.86±0.05 g·km-1，3個覆土處理均與對照存在極顯著差異(P<0.01)。這說明在試驗初期覆土處理能有效提高表層土壤全氮含量。表層土壤基質全磷、全鉀以及有機質含量均不存在顯著差異。2017年覆土10 cm、覆土15 cm的全氮含量分別為3.03±0.16 g·km-1，3.08±0.52 g·km-1，表現(xiàn)出與覆土5 cm(1.5±0.16 g·km-1)、對照(2.26±0.28 g·km-1)存在顯著差異(P<0.05)，對照小區(qū)的全磷含量(1.02±0.0 5 g·km-1)與3個覆土處理均存在極顯著差異(P<0.01)，土壤磷素含量主要受土壤母質的影響[15]。2018年所有全量養(yǎng)分指標均存在顯著差異(P<0.05)，覆土15 cm全氮和全磷含量最高，分別達到2.66±0.17 g·km-1和2.26±0.28 g·km-1。對照區(qū)的全鉀含量最高，達到27.18±1.06 g·km-1，且自2016年開始表現(xiàn)出呈逐年遞增的變化規(guī)律。

圖2 不同覆土處理對排土場渣山表層土壤基質容重的影響

2.2.2不同覆土處理對土壤速效養(yǎng)分的影響 速效氮含量的高低能反映短期土壤氮素供應能力[16]。由圖4可知，2016年覆土10 cm速效氮含量與其他3個處理均存在極顯著差異(P<0.01)，對照處理速效氮含量17±3.46 mg·kg-1，僅為覆土10 cm的20%。各處理間速效磷、速效鉀以及有機質含量均不存在顯著差異。2017年覆土10 cm(192±33.6 mg·kg-1)、覆土 15 cm(168.7±17 mg·kg-1)分別與覆土5 cm(101±8.54 mg·kg-1)、對照(62±7 mg·kg-1)小區(qū)速效氮含量存在極顯著差異(P<0.01)。覆土10 cm的速效磷含量(17.9±2.46 mg·kg-1)與其他3個處理均存在極顯著差異(P<0.01)，對照區(qū)的速效鉀含量(133±9.85 mg·kg-1)與覆土10 cm(206.7±18.15 mg·kg-1)、覆土15 cm(173.7±14.01 mg·kg-1)樣區(qū)均存在極顯著差異(P<0.01)。2018年所有速效養(yǎng)分指標均存在顯著差異。覆土15 cm速效氮含量為最高，達到105.5±5.50 mg·kg-1，與其他3個處理均存在極顯著差異(P<0.01)，但含量明顯低于2017年同期含量。覆土5 cm速效磷(7.63±2.48 mg·kg-1)含量遠高于其他3個處理，覆土5 cm(142.7±12.10 mg·kg-1)、覆土15 cm(141.5±5.50 mg·kg-1)的速效鉀含量與其他兩個處理存在極顯著差異(P<0.01)。

圖3 不同覆土處理對排土場渣山土壤基質全量氮磷鉀的影響

由圖4可知，所有處理速效氮均出現(xiàn)先上升后下降的變化趨勢，2016-2018年間覆土10 cm的速效氮平均含量最高，2017年度最高值可達192 mg·kg-1，2018年覆土15 cm的速效氮含量最高。對照處理的速效氮含量由2016年的17 mg·kg-1增加至2017年的62 mg·kg-1，2018年又下降至32.67 mg·kg-1，且年際間差異均為極顯著(P<0.01)，速效氮含量在所有處理中表現(xiàn)出最低，這明顯不利于植被的恢復生長。除對照速效磷含量持續(xù)下降外，覆土處理速效磷含量均出現(xiàn)先上升后下降的變化趨勢，覆土10 cm的上升和下降幅度最大，自2016年的8 mg·kg-1上升至2017年的17.9 mg·kg-1，下降至2018年的3.83 mg·kg-1。速效鉀含量的高低用于判定土壤中鉀元素豐缺，對植物的營養(yǎng)狀況有直接影響[9]。所有處理速效鉀均出現(xiàn)先上升會下降的變化趨勢，變化幅度最大的是覆土10 cm，2017年達到最大值206.7 mg·kg-1，2017年、2018年對照處理的速效鉀含量在各處理中相對最低。

圖4 不同覆土處理對排土場渣山土壤表層基質速效氮磷鉀的影響

2.2.3不同覆土處理對土壤有機質的影響 土壤有機質增加通常被認為是土壤肥力增加的重要依據(jù)[17]。2016年4個處理的有機質含量分別為60.89±8.20 g·kg-1,75.89±11.25 g·kg-1,67.59±5.51 g·kg-1和60.36±9.15 g·kg-1，覆土5 cm含量最高，覆土15 cm含量最低，處理間差異未達到顯著水平。2017年對照小區(qū)的有機質含量僅為39.6±6.00 g·kg-1，與覆土3個處理差異均為極顯著(P<0.01)。2018年對照有機質含量最低(45.13±8.92 g·kg-1)，均與覆土10 cm(57.77±3.06 g·kg-1)、覆土15 cm(59.13±4.14 g·kg-1)存在極顯著差異(P<0.01)。各處理年際間的有機質含量變化情況不一致，覆土10 cm、覆土15 cm變化趨勢是先上升后下降，覆土5 cm的變化趨勢為直線下降，對照樣區(qū)呈現(xiàn)先下降后上升的趨勢。2016-2018年對照有機質含量均在各處理中最低，因此，需要一定的覆土厚度才能維持植物生長對有機質需求。有機質含量最高值出現(xiàn)在2017年，覆土10 cm的有機質含量達到82.9 g·kg-1，覆土效果較好(圖5)。

結合2016-2018年牧草生長情況來分析，不同覆土處理3年來的平均總蓋度為覆土15 cm(74.6%)>覆土10 cm(70.8%)>覆土5 cm(64.3%)>對照(59.8%)，而產(chǎn)量最高的是覆土10 cm小區(qū)，達到每小區(qū)20.41±1.73 kg，比覆土15 cm和覆土5 cm分別高0.16 kg和3.38 kg，是對照的1.94倍。因此，覆土能夠顯著提高牧草的高度和產(chǎn)量，覆土10 cm和覆土15 cm兩個覆土處理效果明顯，這與排土場渣山表層土壤基質養(yǎng)分含量高結果一致。

圖5 不同覆土處理對排土場渣山土壤表層基質有機質的影響

2.2.4不同覆土處理對土壤pH的影響 土壤pH能夠調節(jié)植物營養(yǎng)有效性，影響土壤微生物活性，改變土壤可溶性養(yǎng)分含量[18-19]。由圖6可知，排土場渣山表層土壤基質呈堿性，2016年對照處理pH達到8.41，與其他3個處理均存在顯著差異(P<0.05)，在植被生長初期對照處理的pH維持在較高值，pH過高會影響土壤水、氣、熱，導致養(yǎng)分有效性降低，破壞土壤結構[20]。2017年對照pH降低至7.53±1.16，低于覆土5 cm(7.89±0.10)和覆土10 cm(7.58±0.35)，2018年對照pH表現(xiàn)出呈升高的特征。各覆土處理pH變化趨勢亦不相同，對照和覆土10 cm年際間差異不顯著，2018年覆土5 cm的pH與2016、2017年均呈現(xiàn)極顯著差異(P<0.01)，2016年覆土15 cm的pH與2017，2018存在顯著差異(P<0.05)，年際間變化也未呈現(xiàn)出一定規(guī)律。2017年、2018年覆土15 cm的pH分別為7.38±0.34和7.49±0.04，均為4個處理中的最低值。

圖6 不同覆土處理對排土場渣山土壤表層基質pH的影響

2.3 不同覆土處理對土壤微生物數(shù)量的影響

土壤養(yǎng)分含量是地形、氣候及生物因素等相互作用的結果[21]。如表2所示，無論是細菌、真菌、還是放線菌，同一年份不同處理均存在極顯著差異(P<0.01)。2016年覆土5 cm細菌數(shù)量相對最多，達到9.44 ×106cfu·g-1，對照的細菌數(shù)量最少，僅為2.00 ×106cfu·g-1。2017年覆土5 cm細菌數(shù)量達到17.89 × 106cfu·g-1，覆土10 cm的細菌含量相對最低，僅為4.33×106cfu·g-1。2018年覆土15 cm的細菌數(shù)達到18.11×106cfu·g-1，對照處理細菌數(shù)量相對最少，為5.67 ×106cfu·g-1，為覆土15cm的31.3%。覆土10cm的細菌數(shù)量一直維持在較低水平，平均值僅為4.93×106cfu·g-1。

2016年、2017年對照處理的真菌數(shù)目均為最低，分別為7.89× 103cfu·g-1和4.11×103cfu·g-1，覆土10 cm在2016年和2018年真菌數(shù)目均為最多，2018年達到30.89 ×103cfu·g-1，2017年覆土15 cm真菌數(shù)目最多。但2018年對照處理真菌數(shù)目達到25.11 cfu·g-1，高于覆土5 cm和覆土15 cm。

2016年，對照、覆土5 cm和覆土15 cm的放線菌數(shù)目較為接近，覆土10 cm的放線菌數(shù)目最多，達到12.00×105cfu·g-1。2017年覆土5 cm的放線菌數(shù)目最多，達到25.89×105cfu·g-1。覆土10 cm的放線菌數(shù)目最少，僅為7.78×105cfu·g-1。2018年覆土10 cm的放線菌數(shù)目依然最少，僅為5.56×105cfu·g-1，低于對照(8.44 ×105cfu·g-1)。覆土10 cm不能有效維持放線菌的數(shù)量。

表2 不同覆土處理對排土場渣山矸石山土壤基質微生物數(shù)量的影響

不同處理細菌數(shù)量年度變化趨勢不同，對照和覆土5 cm表現(xiàn)出先上升后下降的變化趨勢，覆土15 cm細菌數(shù)量直線上升，由2016年的3.78×106cfu·g-1上升至2017年的9.72×106cfu·g-1再到2018年的18.11× 106cfu·g-1，覆土10 cm細菌數(shù)量則先下降后上升。2018年所有處理的細菌數(shù)量均高于2016年，對照和覆土15 cm分別是2016年細菌數(shù)量的2.83和4.79倍。不同覆土處理2016-2018年真菌數(shù)量均出現(xiàn)先下降后上升的趨勢，2018年所有處理真菌數(shù)量超過2016年，且對照、覆土5 cm、覆土10 cm、覆土15 cm真菌數(shù)量分別是2017年的6.11，2.86，5.34和3.09倍。不同覆土處理2016-2018年放線菌數(shù)量變化趨勢不一致，除覆土10 cm為直線下降以外，其余3個處理均為先上升后下降的變化趨勢，且2018年放線菌數(shù)量高于2016年。覆土5cm有利于保持放線菌數(shù)量。

2.4 不同覆土不同年限土壤表層基質理化性質相關性分析

本試驗對2016-2018年植被恢復期間，土壤理化性質試驗指標的相關性進行了分析。由表3可知，表層土壤基質全氮含量與速效氮、速效鉀含量呈極顯著正相關(P<0.01)，與pH呈極顯著負相關，因此pH增加不利于氮素供應，影響植被生長。全磷含量與速效氮、速效磷、有機質含量呈極顯著正相關(P<0.01)。表層土壤基質全鉀含量與速效養(yǎng)分、有機質含量均呈負相關，且均不顯著。速效氮含量與速效磷、速效鉀含量呈極顯著正相關(P<0.01)，與有機質含量呈顯著正相關(P<0.05)，與pH呈極顯著負相關，pH過高影響表層基質速效養(yǎng)分的提供。速效磷含量與速效鉀、有機質含量呈極顯著正相關(P<0.01)。pH僅與全鉀含量呈正相關(r=0.01)，且不顯著。因此，在植被恢復中補充氮和磷，起到有利于植被生長作用，同時控制好表層土壤基質pH。

表3 各試驗指標間相關性分析

注：**表示P<0.01水平上極顯著相關，*表示P<0.05水平上顯著相關，n=27

Note：** indicates the correlation is significant at the 0.01 leve1；* indicates the correlation is significant at the 0.05 leve1，n=27

3 討論

3.1 覆土處理對排土場渣山表層基質物理化學性質的影響

植物與土壤相互作用研究是生態(tài)學家研究的熱點問題[22-23]。土壤重構是露天煤礦開采礦區(qū)生態(tài)環(huán)境恢復的重要內容[24-25]，土壤理化性質特征是判斷土壤質量的重要依據(jù)[26]。就生態(tài)恢復過程中土壤和植被組分的改變而言，恢復年限大小往往是主要的驅動因素[23].。已有研究結果表明，隨著植被恢復時間延長，土壤有機質、氮、含水量等均增加，pH減少，土壤得到逐步改良[23]。也有研究表明，不同恢復時間下地上植被、土壤養(yǎng)分含量、微生物功能多樣性，以及物理結構均有顯著變化[27-28]。本文連續(xù)3年觀測排土場渣山表層土壤基質的變化，發(fā)現(xiàn)即使是同一處理，不同養(yǎng)分指標的變化規(guī)律亦不相同，恢復后的第二年表層土壤基質養(yǎng)分水平較高，至第三年絕大部分養(yǎng)分會出現(xiàn)下降趨勢。由于高寒環(huán)境下腐殖質層形成相對緩慢，須通過機械、化學、生物等綜合措施來加快土壤重構的進程。

有關高寒礦區(qū)植被恢復對土壤速效氮含量影響方面，楊鑫光等[29]認為，高寒礦區(qū)短期內植被恢復對土壤速效氮含量產(chǎn)生較大影響。本試驗所有處理速效氮含量均表現(xiàn)出先上升后下降的變化趨勢，與楊鑫光等研究結果基本一致。速效氮含量減少與土壤侵蝕造成養(yǎng)分流失、植被生長吸收養(yǎng)分、以及土壤的生物化學過程有關。短期植被恢復能促進土壤全磷的積累，對植被的后續(xù)生長產(chǎn)生有利的影響。劉雙等[30]研究發(fā)現(xiàn)土壤中的磷元素含量變化與季節(jié)變化、粒徑分布等因素有關。但本研究至植被恢復第3年時，各處理土壤全磷含量表現(xiàn)出不及植被恢復初期的水平，速效磷含量也是同樣的變化趨勢。因此，植被恢復的第3年需對表層土壤基質進行磷素補充。速效鉀的含量往往占全鉀含量的1%～2%，從本試驗結果可知，絕大多數(shù)處理速效鉀含量尚不及全鉀含量的0.5%的水平。因此，礦山表層土壤基質作為一種“特殊土壤”，其提供速效鉀的能力不及一般土壤，全鉀含量在第3年仍保持在較高水平，而速效鉀含量卻在第3年出現(xiàn)下降趨勢，說明植被恢復進程中速效鉀的供應能力明顯不足。有研究認為，植物生長過程中對鉀的需求量較大[15]，短期內植被生長狀況的改善并未促進土壤中全鉀含量的增加，全鉀含量有所降低。這與本文研究結果不一致，還需要進一步深入探討。植物根系吸收利用造成速效氮、速效磷、速效鉀含量下降，由于高寒礦區(qū)氣溫低，有機質分解緩慢，速效養(yǎng)分得不到及時補充。因此在建植后至第3年，需適時補充氮、磷、鉀等速效肥料，以滿足地上植被生長需要。

研究結果還表明，覆土措施對土壤養(yǎng)分含量影響隨時間推移表現(xiàn)得愈來愈明顯，2018年幾乎所有養(yǎng)分指標均受到覆土措施的影響。但全氮和速效氮兩個指標，連續(xù)3年各個處理均出現(xiàn)極顯著差異，含量最低的均為對照處理，覆土15 cm的全氮和速效氮含量變化幅度更為明顯，因此覆土15 cm更有利于氮含量的維持，且利于牧草持久生長。值得關注的是，對照處理全鉀含量逐年提高，2018年已超越全部覆土區(qū)域，其原因機理尚不明確。另外，有研究認為礦區(qū)復墾土壤改良中最主要的限制因子是磷元素[31]。基質速效磷含量主要來自渣山有機質，在受基質特性、植被特征與凈礦化作用以及有機質含量影響的同時，植被覆蓋物能提高速效磷的利用率[32]。Richards等研究結果表明，植物在生長過程中缺磷將會導致幼苗不能正常生長而死亡[33]。由研究結果可知，本試驗各小區(qū)速效磷含量高于或接近于原始濕地的速效磷含量，磷元素不作為牧草生長的限制因子。

土壤有機質包括土壤微生物和土壤動物及其分泌物，以及土體中植物殘體和植物分泌物[34]，是土壤養(yǎng)分的儲備庫和微生物能量的來源[35-36]，在植物生長中扮演重要角色[37]，可間接地視為植被蓋度和生物量的指示[38]。諸多研究表明，隨著植被重建時間的延長，土壤有機質含量能顯著增加[39-40,7,17]。從理論層面推斷，由于氣候嚴寒，地上枯落物不斷積累，土壤有機質分解緩慢，會引起有機質增加。在本試驗中，各處理有機質含量并未表現(xiàn)出相同的變化規(guī)律。總體來看，覆土處理有機質含量高于對照處理，覆土對于有機質提升至關重要，這與Lubos等在露天煤礦廢棄地的研究結果相一致[41]。有機質含量是動態(tài)變化的，3個覆土處理在建植后至第3年有機質含量均處于低水平，在高寒環(huán)境植被恢復過程中，覆土并未顯著增加有機質含量，仍需補充有機質。

相關研究表明，土壤pH通過調節(jié)植物營養(yǎng)有效性，改變土壤微生物活性大小和土壤速效養(yǎng)分含量[19,25]。對表層有機質變化產(chǎn)生影響[42-43]。礦區(qū)植被恢復過程中，土壤pH表現(xiàn)出上升[37]、下降[44]、未顯著變化[42]和無規(guī)律變化[45]等趨勢，有研究認為，土壤pH隨植被恢復年限的增加而增大，土壤由酸性逐步向中性過渡，以更好適應植被恢復生長。亦有相關研究認為，土壤pH隨復墾時間延長而降低[46]。雖然不同類型的植被恢復pH變化差別較大[29；42]，但總體上向有利于地上植被生長的趨勢變化。本試驗中，pH并未表現(xiàn)出一定的變化規(guī)律，3年后對照、覆土5 cm和覆土15 cm的pH均明顯低于恢復初期，排土場渣山表層的堿性在減弱，但覆土10 cm表現(xiàn)出先下降后上升的趨勢，有關機理還需進一步研究探討。

礦區(qū)治理中覆土對提高各類微生物數(shù)量及其活性強度有深遠影響[47]。微生物數(shù)量均是覆土區(qū)大于未覆土區(qū)[48-49]。而且隨年限的增長均呈增加一降低一增加的趨勢[50]。金立群等[51]發(fā)現(xiàn)，土壤微生物數(shù)量隨恢復時間的增長而增加，但細菌數(shù)量在5年恢復中差異不明顯。由試驗結果可推斷，在不覆土情況下，植被恢復有利于細菌數(shù)量的增加，覆土厚的區(qū)域細菌數(shù)量能保持長時間穩(wěn)定。總體來說，覆土厚的處理在真菌數(shù)量方面體現(xiàn)了優(yōu)勢，覆土有助于真菌數(shù)量增長。礦區(qū)渣山表層土壤稀少、結構性差且氣候嚴寒，短暫時間植被恢復對渣山表層土壤質量的改良緩慢，土壤團聚體膠結以及堿性pH環(huán)境沒有明顯改善，均會影響微生物的數(shù)量。

此外，相關研究亦表明容重是矸石山土地復墾中最具判斷力的土壤質量動態(tài)指標[52]。諸多研究結果表明，高容重、低滲透、物理結構差是矸石表層土壤基質的顯著特征[53-57]。張軒通過研究山西古交煤礦覆土效果時發(fā)現(xiàn)，撂荒區(qū)土壤容重值為1.11～1.62 g·cm-3之間，種植區(qū)的土壤容重為1.10～1.59 g·cm-3之間波動，增加覆土厚度能有效降低撂荒區(qū)的土壤容重[47]。本試驗對照處理的容重明顯超出正常范圍，說明高寒煤礦區(qū)渣山表層基質的物理結構較差。覆土雖然不能使表層基質達到土壤容重水平，但卻有效改善了物理結構，減低了土壤容重，使之更加接近理想范圍。容重下降可能是由于根系穿透、土壤破裂和孔隙數(shù)量增加造成的[55]，本試驗結果與多數(shù)文獻是一致的。有研究認為，運用鏟運機復墾土壤的容重值大于普通農(nóng)田[58]，本試驗采用鏟車進行覆土處理，一定程度上增加了表層基質容重。因此，機械措施對容重的影響也應該考慮。

由于成礦母質不同，不同渣山表層基質自堆積初始其物理結構、化學反應、微生物活性，以及養(yǎng)分有效性均具有差異[59]。植物生長有利于改良土壤，而土壤有機質、全氮、全磷含量的提高促進了植物生長。劉世全等[60]對西藏地區(qū)土壤中的全氮與有機質的研究表明，兩者呈非常顯著的線性正相關，而堿解氮則呈非線性正相關，與本試驗存在不一致。楊鑫光等[29]對于短期恢復土壤性質指標相關性的研究亦與本文存在不一致的地方，這說明不同高寒礦區(qū)排土場渣山養(yǎng)分變化的個體差異很大，需要具體分析。

3.2 排土場渣山覆土厚度和效果分析

江倉礦剖面的腐殖質層形成于1.7±0.1 ka以來[61]，青藏高原東北部成熟的高寒草甸、高寒濕地形成時間至少在兩千年以上，形成過程十分緩慢，沉積速率非常低。由天然高寒濕地腐殖質層形成的年代和過程可知，煤礦區(qū)排土場渣山人工種草恢復還需要增加表層土壤基質的覆土厚度，有效補充肥力，從而加快礦區(qū)土壤結構和植被多樣性的恢復進程。

關于在復墾地土壤質量研究方面，主要是對土壤物理、化學、生物活性方面開展了不同程度地研究，且多數(shù)集中于土壤的某個特性方面[62]。有研究認為[63]，隨著覆土厚度的增大，更多的土壤細顆粒填滿了煤矸石風化物中大孔隙，從而改善了煤矸石原來的孔隙結構使混合基質土壤的孔隙度增大。當土壤條件相同時，覆土厚度的多少決定了其保水保肥的能力。郭友紅等認為，覆土厚度更多的要考慮植物生長的要求,70 cm左右的覆土厚度經(jīng)濟合理[2]。楊鑫光[1]認為排土場渣山由于凍融造成堆體不穩(wěn)定，在覆土的25 cm基礎上因水土流失形成新的覆土厚度，從有利于植物生長的角度出發(fā)，木里煤田植被恢復土壤厚度需保持在40～45 cm之間，這與本文研究結果不一致。由于種植牧草的根系長度一般小于15 cm，本試驗在設計覆土厚度上未超過15 cm；同時，試驗中各小區(qū)四周采用巖石碎塊圈圍，一定程度上減小了水土流失影響，至于凍融造成的沉降對于植被恢復的影響還需深入研究。現(xiàn)實中排土場渣山覆土不但需要滿足植被生長要求，還應考慮經(jīng)濟性和施工難度。

通過本項研究表明，對于高寒礦區(qū)植被恢復，覆土>20cm不必要且不現(xiàn)實，從本試驗分析得到覆土10 cm和15 cm是比較好的覆土措施，從土壤來源和覆土成本考慮，覆土10 cm是推薦的措施，能滿足植被恢復的實際需要。從高寒地區(qū)普遍缺土源情況考慮，不覆土不利于高寒礦區(qū)的土壤重構，但能夠通過機械平整、施肥和種植等措施，仍可滿足不覆土條件下植被的生長。

4 結論

高寒礦區(qū)覆土可調節(jié)土壤酸堿度，調節(jié)表層土壤基質的容重，有利于形成適宜植被生長的土壤物理結構；覆土對高寒礦區(qū)排土場渣山表層土壤基質養(yǎng)分的影響顯著，顯著增加了基質土壤中的全氮和速效氮含量；覆土處理的速效養(yǎng)分出現(xiàn)先上升后下降的總體趨勢，植被建植至第2年速效養(yǎng)分達到最大值；覆土能為表層土壤基質提供良好的有機質條件，改善表層基質土壤微生物環(huán)境。覆土10 cm左右是本研究推薦的高寒礦區(qū)覆土厚度。