青海圣雄煤礦煤矸石堆積對周邊高寒濕地植被和土壤的影響①

王 銳，李希來*，馬 鈺 ，仁欠端智，王彩云，趙 潔，張 靜

(1 青海大學農牧學院，西寧 810016；2 青海圣雄煤業有限公司, 西寧 810007)

煤矸石是煤炭開采和洗選加工過程中產生的固體廢棄物，我國的國有煤礦現有矸石山1 500 余座，累計堆積量高達30 億t，占地5 000 hm2[1]，不僅直接占壓土地，而且也會引發嚴重的土壤污染，威脅植被生長[2-4]。煤矸石風化自燃淋濾后會釋放有害煙塵和有毒液體，造成礦區大氣、水體及景觀破壞，影響人們生產生活和身心健康[5]。孫賢斌等[6]在淮南大通煤礦廢棄地研究中發現，研究區域土壤中重金屬Hg、Cd、Cr、Pb 和Cu 超出土壤背景值1.99 ～ 27.2 倍，Hg 的單因子風險等級均在強以上，Cd 的風險等級為極強和很強。Szcepanska 和Twardowska[7]調查研究了波蘭數百座煤矸石山，發現煤矸石中所含的無機鹽、硫化物等對其周圍環境影響最為嚴重，對環境的污染程度也會隨著煤矸石堆放時間不斷地增強。

青海木里煤田總面積400 km2，共有11 家企業開采，2003 年以來，地方政府通過招商引資，相繼引進了一批國有和民營礦山企業，木里礦區步入了大規模開發建設時期。受經濟利益的驅動，礦區大部分企業重生產、輕環保，不斷加大生產力度，目前已經形成了19 座煤矸石山，總面積達1.702×107m2，導致出現嚴重的生態環境破壞現象。高寒礦區渣山對不同距離的濕地植被和土壤的影響主要原因來自于3個方面：①大風天氣造成空氣污染，風塵的沉積對高寒濕地土壤的影響；②排土場水土流失帶來的影響；③周邊正常放牧活動構成的影響。

木里煤田存在大面積的多年凍土高寒濕地，生態環境十分脆弱，目前對高寒地區煤礦開發對周邊生態環境影響的研究文獻未見報道。本試驗以青海省木里煤田江倉礦區圣雄煤礦周邊高寒沼澤濕地為研究對象，通過研究分析多年凍土區煤矸石山周圍植被和土壤特征的變化規律，探討煤礦開采對多年凍土區周圍高寒濕地生態環境產生的影響，為礦區生態環境治理提供科學依據。

圖1 試驗區地理位置Fig.1 Geographical position of experiment plot

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

江倉煤礦位于黃河一級支流——大通河上游南岸，橫跨剛察縣和天峻縣轄區，海拔3 800 m 左右，為中低山，氣候嚴寒，礦區面積90 km2(圖1)。試驗研究地點圣雄煤礦位于大通河流域、江倉河北岸，地理坐標38°03′34″N，99°27′37″E；礦區東西長2.6 km，南北平均寬度1.8 km，面積約4.64 km2。礦區周邊主要草地類型為高寒沼澤濕地，屬于多年凍土區，優勢種為藏嵩草(Koeleria tibetic)、苔草(CarexL.)、粗喙苔草(Carex scabrirostris)等。圣雄煤礦自2003 年取得探礦權，2010 年開始以露天形式探礦開挖，2013 年在礦區形成了兩座面積約130 萬m3 的渣山，2014年開始全面停產，先對場地和邊坡進行整地、壓實，形成不超過25° 的基礎坡面，然后開展復綠工作。煤矸石山表層基質理化性質見表1。

表1 煤矸石山表層基質理化性質Table 1 Basic physiochemical properties of surface coal gangue

1.2 取樣方法

2015 年8 月以圣雄煤礦煤矸石山為中心，以江倉河為界，環繞煤矸石山，在東、西、南、北4 個方向1 000 m 以內，共選取近距離(300 m)、中距離(650 m)和遠距離(1 000 m)12 個樣區(表2)，樣區規格5 m × 10 m，每個樣區用對角線法選取3 個1 m × 1 m 樣方。取樣中要避開大坑、圍欄、小溪、湖泊、廢棄地、道路、庫房、生活區。記錄樣區海拔高度、經度、緯度。

植被調查時按樣方分類記錄莎草科、禾本科、雜草類三大類群，登記高度、蓋度。在樣區內用網格法隨機選取30 個取樣點分0 ～ 10 cm 和10 ～ 20 cm 用土鉆分層取土，分別用塑料盆將土樣混合均勻，去除草根和石塊，裝入密封袋保存。

表2 采樣點基本情況Table 2 Basic information of sampling sites

1.3 土壤測定

1.3.1 土壤含水率 新鮮土樣置于已預熱至(105±2) ℃ 的烘箱中烘干至恒重測其干重，計算土壤含水率，每處理重復3 次，最終測其平均值。計算公式如下[8]。

式中：W為土壤含水率(%)；W1 為土壤濕重(g)；W2 為土壤干重(g)。

1.3.2 土壤容重 將從田間采集帶回的充滿土樣的環刀，放入烘箱中在(105±2)℃下烘至恒重、稱重。計算公式如下[9]。

式中：rs：土壤容重(g/cm3)；g：環刀內濕樣重(g)；v：環刀容積(cm3)；W：樣品含水率(%)。

1.3.3 化學性質分析 pH 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–硫酸消化法測定，全磷采用高氯酸–硫酸酸溶–鉬銻抗比色法測定，全鉀采用火焰光度法測定，速效氮采用堿解擴散法測定，有效磷采用碳酸氫鈉浸提–鉬銻抗比色法測定，速效鉀采用醋酸銨–火焰光度計法測定[9]，重金屬元素測定采用微波消解–電感耦合等離子體質譜儀法[11]。

1.3.4 微生物數量 用酒精消毒過的勺子現場采集新鮮土壤，裝入無菌袋，放入冰袋立即放入冰箱保存，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。細菌測定采用牛肉膏蛋白胨培養–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基–稀釋平板法[12-13]。

1.4 數據分析

應用SPSS 20.0 軟件，采用單因素方差(One-way ANOVA)分析矸石山堆積對周邊不同距離(n= 4)植被和土壤的影響。影響因子重要性排位采用隨機森林算法，該算法由Breiman[14]提出，具有運算速度快、變量獨立性無要求、對變量間的非線性關系解釋度高等優點[15-17]，通過R 語言實現運算[18]。

2 結果與分析

2.1 煤矸石堆積對周圍高寒濕地植被的影響

蓋度和高度是反映植被群落結構以及植被長勢情況的重要數量指標，其數值大小與土壤、氣候等諸多環境因子密切相關，同時容易受到人為活動干擾影響。煤礦的露天開采和煤矸石的堆積影響了礦區周圍濕地的水循環，對土壤環境造成了破壞，通過對煤矸石山周圍濕地的原生牧草種類進行調查統計分析得到(圖2 和圖3)，莎草蓋度和高度在礦區周圍濕地占有明顯優勢，是當地的優勢草種。

圖2 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地植被類群蓋度比較Fig. 2 Vegetation group coverages in different distances around gangue mountain in alpine wetland

圖3 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地植被類群高度比較Fig. 3 Vegetation group heights in different distances around gangue mountain in alpine wetland

近距離莎草蓋度為59.5%，分別與中距離(75.8 %)和遠距離莎草蓋度(71.8%)存在顯著差異。近距離雜草高度(3.9 cm)分別與中距離(6.6 cm)、遠距離(5.8 cm)雜草高度存在顯著差異。以上結果表明，煤礦開采活動造成的煤矸石堆積對優勢種莎草科植物生長產生了影響，原生莎草類蓋度和高度均有下降趨勢，其中莎草類蓋度下降顯著(P＜0.05)。

2.2 煤矸石堆積對周圍不同距離高寒濕地土壤特性的影響

2.2.1 pH 煤矸石堆積主要通過濾液滲出以及粉塵沉降來影響周邊土壤的酸堿性。從表3 可以看出，無論土壤表層、10 cm 以及20 cm 處土層，距離煤矸石山遠近不同，土壤pH 差異均不顯著，表明煤矸石堆積對土壤的pH 未造成顯著影響。

表3 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地土壤pH 比較Table 3 Soil pH values in different distances around gangue mountain in alpine wetland

2.2.2 土壤容重 土壤容重的變化與土壤孔隙度密切相關，可較好地反映土壤透氣性、入滲性能、持水能力和溶質遷移潛力等[19-20]，土壤有機質含量對土壤結構具有重要影響，不同土壤類型容重與有機質之間存在著顯著的負相關關系[21]。從圖4 可以看出，濕地土壤由于含水量多，容重明顯小于一般土壤。在0 ～ 10 cm 土層近距離與遠距離土壤容重差異顯著(P＜0.05)，隨著煤矸石山距離逐漸增大，土壤容重從近距離的0.36 g/cm3下降為中距離0.30 g/cm3，至遠距離0.28 g/cm3。10 ～ 20 cm 土層容重明顯高于0 ～ 10 cm土層。煤矸石堆積對不同距離樣區土壤容重產生了影響，可能是煤矸石堆積造成周圍濕地的土壤有機質含量減少，增加了土壤容重。

圖4 煤矸石山周邊不同距離高寒濕地土壤容重比較Fig. 4 Soil bulk densities in different distances around gangue mountain in alpine wetland

2.2.3 養分含量 從表4 可以看出，在0～10 cm土層，隨著距離增加，土壤全氮含量從12.65 g/kg 上升到14.07 g/kg 至14.69 g/kg，土壤有機質從300.63 g/kg上升到345.52 g/kg 至361.96 g/kg，0 ～ 10 cm 土層遠距離土壤全氮和有機質平均含量是近距離的1.16 倍和1.20 倍。在10 ～ 20 cm 土層也呈現同樣的變化趨勢，遠距離全氮和有機質平均含量是近距離的1.24倍和1.25 倍，近距離土壤全鉀與中、遠距離差異顯著(P＜ 0.05)，且近距離最高。無論是0 ～ 10 cm 還是10 ～ 20 cm 土層，近距離土壤全氮含量都與遠距離差異顯著，近距離土壤有機質含量也與遠距離差異顯著。說明煤矸石堆積對土壤養分含量的影響最直接地體現在全氮含量和有機質含量上。土壤全氮、有機質含量分別與土壤大孔隙平均等效直徑有顯著相關性[22]，矸石堆積是否影響土壤大空隙還需進一步研究。

2.2.4 重金屬含量 從表5 中可以看出，除Zn含量個別超過一級背景值之外，其余7 種重金屬含量均低于一級背景值，重金屬含量符合要求[23]，表明濕地不存在重金屬污染。從表中還可看出，近距離土壤Zn 含量與中、遠距離差異顯著，分別是中、遠距離的1.14 倍和 1.13 倍，其他7 種重金屬元素不同距離差異不顯著。這說明煤矸石堆積造成了周圍濕地土壤重金屬含量的增加，尤其Zn 和Cd 含量顯著增加。通過對高寒礦區附近的高寒草甸牧草進行重金屬含量分析(表6)，發現所有牧草中重金屬含量遠低于土壤，說明礦區濕地植被未受到重金屬污染。

表4 煤矸石山不同距離高寒濕地土壤養分含量比較Table 4 Soil nutrient contents in different distances around gangue mountain in alpine wetland

表5 煤矸石山不同距離高寒濕地土壤重金屬含量比較(mg/kg)Table 5 Heavy metal contents in different distances around gangue mountain in alpine wetland

2.2.5 微生物數量 土壤的微生物群落結構與土壤理化性質結合，可定位對農田影響最為顯著的環境因素[24]。從表7 可以看出，在0 ～ 10 cm 土層，無論是細菌、真菌還是放線菌，中距離樣區數量最多，其次是遠距離，近距離微生物最少，近距離真菌數量(33.18×103cfu/g)與中距離 (64.08×103cfu/g )差異顯著(P＜0.05)。中距離放線菌數量(49.00×105cfu/g)與近距離(11.35×105cfu/g)、遠距離(14.40×105cfu/g)差異顯著，分別是近距離和遠距離的4.32 倍和3.4 倍。10 ～20 cm 土層真菌與放線菌數量遠高于0 ～ 10 cm 土層，細菌數量略小于0 ～ 10 cm 土層。由此可見，煤矸石堆積影響了土壤微生物環境，造成土壤微生物減少，尤其是影響表層土壤真菌和放線菌的數量。

2.3 應用隨機森林算法評價煤矸石堆積對周邊濕地植被和土壤特征的影響

圖 5 是基于隨機森林算法的煤矸石山 26 個因子重要性排序分析結果，可以看出，雜草類高度、Zn 含量、土壤容重、莎草蓋度、有機質含量為煤矸石堆積影響周圍高寒濕地的主要因子。

3 討論

從研究結果發現，在青海木里煤田江倉礦區圣雄煤礦矸石山周邊高寒濕地莎草、禾草和雜草類3 種植物類群中，無論是高度還是蓋度，莎草類均占絕對優勢，這與試驗地區的實際情況是一致的。但有研究認為，通常情況下土壤容重范圍保持在1.0 ～ 1.7 g/cm3，平均值為1.32 g/cm3，土壤容重隨土層深度增加而增加[27]，本研究采樣地區屬于多年凍土區高寒沼澤濕地，所測樣點土壤容重遠低于一般土壤，在0.25 ～0.40 g/cm3。馬維偉等[28]研究甘南尕海濕地生態系統發現，不同類型濕地土壤容重平均值為0.22 ～ 1.29 g/cm3，本試驗濕地土壤容重數據結果位于該范圍之內。高寒濕地土壤容重低可能與土壤表層長期積水有關，也可能與多年凍土區土壤結構特征有關，需要進一步研究探討。Tranter 等[29]認為隨著土層深度的增加，土壤有機質含量逐漸降低，是造成土壤容重隨土壤深度增加逐漸增大的主要原因，本試驗研究結果與此一致。

表6 幾個牧草樣本重金屬含量情況Table 6 Heavy metal contents in several herbage samples

表7 煤矸石山不同距離高寒濕地土壤微生物數量比較Table 7 Soil microorganism quantities in different distances around gangue mountain in alpine wetland

圖 5 基于平均基尼指數遞減度(MDG)和平均準確率降低度(MDA)的重要變量排序Fig. 5 Orders of important variables based on mean decrease gini(MDG) and mean decrease accuracy (MDA)

研究結果表明，煤矸石山周邊高寒濕地土壤整體偏酸性，這與劉德玉[30]提出的江倉地區草甸沼澤土長期積水土壤呈微酸性至酸性反應的研究結果一致。由于煤矸石本身基質是堿性的，通過雨水沖刷和冰雪融化進入土壤，地勢低洼的區域pH 理應較高，而本試驗研究結果中未發現有類似特征，pH 高低沒有表現出與海拔地勢有關。這可能是由于高寒地區煤矸石長期冰雪覆蓋，夏季雨季雖然降雨頻繁，但雨量小、強度低，對煤矸石的沖刷作用不明顯，一定程度上制約了對周邊土壤的影響，需要進一步同其他影響因素結合起來探討。

土壤有機質含量是有機碳投入水平與土壤有機碳礦化水平平衡的結果[31]。土壤微生物以有機物質作為碳素和能量來源，以有機物質作為氮和其他礦質養料的儲藏庫，其微生物的類群和數量反映了土壤有機質與氮素營養的釋放與吸收[32-34]。在本研究中，距離煤矸石山越近，有機質含量越低，表明煤矸石堆積造成土壤有機質含量減少。田昆[35]研究認為，原生沼澤、沼澤化草甸、草甸下層0 ～ 20 cm 土層有機質含量高于上層20 ～ 40 cm 土層，由于地表積水或土壤水分飽和，原生沼澤土壤處于還原環境，有機質分解作用極為緩慢，與本研究0 ～ 10 cm 土層有機質含量高于10 ～ 20 cm 土層是一致的。本試驗中，高寒地區煤矸石山周邊濕地土壤中所有重金屬元素都沒有超標，但從試驗結果來看，煤矸石堆積造成了周圍濕地土壤重金屬含量的增加，尤其Zn和Cd 含量顯著增加，在今后的生態恢復治理中要引起重視和注意。

有研究表明，濕地土壤微生物中以細菌為主，占微生物總數的98.10%，是土壤中最活躍的因素[36]，本研究中細菌數量在3 種微生物類型中也占絕大多數，占微生物總數75% 以上。但真菌對環境反應最為敏感，一般來說，大多數真菌只能在pH 酸性范圍內生長發育[34]。真菌參與土壤有機質的分解，直接影響土壤有機質的含量，反之，土壤有機質的增減也能改變土壤真菌的數量和組成[37]，本研究結果與前人研究結果相吻合。陸梅等[36]研究認為，濕地土壤通氣性差，氧氣含量少，因此真菌的生長受到限制，數量大大減少，充分反映出土壤真菌對土壤水分和氧氣含量較敏感的特性。通過隨機森林算法分析驗證了煤矸石堆積對植被土壤因子影響程度，統計分析結果與討論情況是一致的。

4 結論

短期時間煤矸石的堆積一定程度影響了周圍高寒濕地植被和土壤特征變化。本研究中，礦區煤矸石的堆積影響了周圍高寒濕地土壤的物理、化學和微生物特征，增加了土壤容重，使土壤全氮和有機質減少，抑制土壤表層真菌和放線菌生長，進而影響莎草高度和禾本科蓋度。

除Zn 以外，煤矸石堆積沒有顯著影響土壤As、Cr、Ni、Cu、Hg、Pb、Cd 其他7 種重金屬元素含量。通過隨機森林算法分析表明，雜草類高度、Zn 含量、土壤容重、莎草蓋度、有機質含量是煤矸石堆積影響高寒濕地的主要因子。