平朔黃土露天礦區復墾地表層土壤微生物與酶活性分析

張振佳,曹銀貴,2,*,王舒菲,郭春燕,王 翔,盧 寧,周 偉,2,白中科,2

1 中國地質大學(北京)土地科學技術學院, 北京 100083

2 自然資源部土地整治重點實驗室, 北京 100035

3 山西省生物研究院有限公司, 太原 030006

煤炭開采為社會基礎建設和經濟發展提供了動力資源保障,但同時也對地區的生態環境造成了嚴重破壞[1],帶來了一系列的社會發展問題[2-3],使得礦區生態系統成為了世界上退化最為嚴重的生態系統之一[4-5]。當前,由于煤炭開采而引發的系列生態退化問題已經上升為全球問題,土地復墾研究工作也因此受到了國內外學術界和政府部門的重視,國外許多發達國家如美國、德國等較早地開展了礦區土地復墾的相關研究和工作[6],而中國的露天煤礦多集中在生態環境比較脆弱的地區且在礦區土地復墾與土壤重構方面的研究起步相對較晚,且損毀土地的復墾治理率遠遠低于國外歐美等發達國家,煤礦開采活動已經嚴重威脅到區域內的生態和居住環境安全[7-8]。排土場是露天煤礦開采形成土地損毀的主要類型之一,是礦區高生態風險區,占壓了大量土地,破壞動植物的生存環境,造成土壤功能的嚴重退化,對礦區生態系統形成嚴重的威脅[9]。因此,對礦區排土場進行生態系統恢復與重建已經成為礦區土地復墾研究的熱點,同時對礦區的可持續發展具有重要意義。

土壤是地球表層的自然資源和環境的重要組成部分,露天煤礦的開采對土壤系統的損毀極為嚴重。土壤微生物作為土壤的重要組成成分,參與了土壤系統內的許多生物化學反應,對土壤中的有機質、腐殖質以及養分的分解、形成、循環和轉化起到了關鍵性驅動作用[10],在一定程度上保障著生態服務的可持續提供[11]。雖然微生物在土壤生態系統的占比較少,但其對土壤環境的變化狀況十分敏感,能夠及時反應土壤質量和土壤生態系統功能的變化[12]。土壤酶活性是表征土壤中生物活性的綜合指標,是土壤系統中各種生物化學反應的催化劑,能夠及時反映土壤養分轉化及土壤環境變化狀況[13],已經成為研究土壤系統變化的重要生物指標之一并被廣泛應用[14]。礦區重構土壤性質和結構與普通土壤存在很大區別[15],特別是復墾年限較少的土壤,以土壤理化性質作為指標評價其質量狀況的敏感性不夠,而土壤微生物及酶活性作為反應土壤環境質量變化的敏感因子受到國內外研究學者的廣泛重視[16]。捷克西北部煤礦的有關研究通過對比復墾草地和未復墾草地土壤微生物特性隨時間變化的特點,表明復墾地的微生物生物量顯著高于未開墾地,并強調對采礦后場地不同植被類型下土壤化學和微生物特性的變化開展研究是制定管理措施以增強生態系統功能的重要步驟[17]。對南非富煤地區露天煤礦的研究表明,表層土壤微生物群落受土壤性質的影響不顯著,而底層土壤微生物群落受pH值、有機碳、總氮和總磷的影響顯著,采礦區微生物群落受損可能對微生物驅動的土壤生物過程產生負面影響,進而可能會影響礦區土壤開采后的土地利用[18]。美國Wyoming州東北部礦區的研究揭示了不同植被類型和不同復墾時間段的土壤微生物濃度及群落結構的變化,結果表明植被與微生物群落之間存在著顯著關系[19]。有關研究對比分析了澳大利亞Queensland中部礦區不同農藝措施下煤礦廢棄地土壤微生物群落的功能多樣性、微生物活性及其理化性質,表明連作等農藝處理不僅能提高微生物活性,而且對增加土壤微生物群落的功能多樣性具有建設性作用[20]。夏品華等[21]認為通過利用土壤微生物群落和酶活性這些具有早期預警作用的生物學指標能夠敏感地反應復墾土壤質量變化情況；王翔等[22]對安太堡露天礦不同植被恢復類型復墾地的土壤養分和酶活性進行差異性分析,以養分含量和酶活性權重計算復墾土壤綜合肥力指標值,綜合評價不同植被類型對復墾地土壤肥力的恢復效果；于亞軍等[23]分析了山西曹村礦復墾煤矸山的3種不同的植被復墾模式下0—20 cm土壤微生物及酶活性的差異,認為土壤有機質和含水量不同是造成3 種復墾模式土壤微生物和酶活性差異的主要原因,喬木模式和灌木模式相比草本模式更有利于提高煤矸山復墾土壤質量;趙中秋等[24]研究了不同植物種類和復墾時間對土壤發育的影響,利用平板計數法檢測了不同復墾年限和復墾模式下的各類微生物數量,研究認為復墾時間和樹種選擇會對微生物數量和結構造成重要影響。大量相關研究已經證實土壤微生物及酶活性對于采礦后植被重建過程和景觀的成功恢復具有重大意義,被廣泛認可為評價土壤肥力和生態環境質量的重要指標[25-26]。

綜上,針對礦區復墾土壤的相關研究國內外已經開展,但研究大多集中在復墾模式比較、植被的重建、土壤理化性質監測及土壤質量的評估方面[20,24,27],對礦區重構土壤的微生物生態研究存在明顯不足。其次由于植物物種多樣性評估可能受到了人工種植時間因素的嚴重影響[28],在短期內可能具有誤導性缺陷,不能準確反應重構土壤的早期恢復狀況,相關研究已經表明復墾年限對土壤性質有顯著影響[29],并且土壤微生物群落可以更準確和及時地反映退化土地的恢復情況,能夠作為礦區復墾地成功恢復的早期指標[30]。本文以中國平朔礦區不同復墾年限的排土場為研究對象,采用空間序列代替時間演替的方法,旨在探索礦復墾地表層土壤微生物數量及酶活性的特征、差異及其動態變化規律,以期為礦區重構土壤的生態系統恢復和重建提供一定的理論依據。

1 研究區概況

中國平朔礦區地處黃土高原晉陜蒙接壤地帶,煤炭資源豐富,礦區土地利用格局復雜多樣,如圖1所示。該地區屬于典型的溫帶半干旱大陸性季風氣候,降雨量較少并且在時間上分布差異較大。本區地帶性土壤主要以黃棉土、栗鈣土和紅黏土為主,呈微堿性和堿性,土壤有機質含量低、結構差、抗蝕能力弱,該礦區1985年開始進行初級的土地復墾工作,迄今為止已經持續30余年。露天煤礦的開采活動對礦區土壤形成了嚴重損毀,破壞土壤系統,致使礦區生態環境惡化。為了恢復礦區生態環境,保障礦區生態和經濟的協調可持續發展,平朔礦區開展了礦區生態恢復與重建工作。作為本文研究區的7個復墾排土場,在1992年、1994年、2003年、2004年、2012年和2014年相繼開展了土地復墾與植被重建工作,主要復墾為草地與林地,種植植物為刺槐、榆樹、油松等。

圖1 研究區概況及樣點分布圖

2 材料與方法

2.1 樣品采集

根據復墾年限結合現場踏勘,2019年7月在平朔煤礦的東露天外排土場、安太堡內排場、南寺溝排土場、安太堡西擴排土場、安家嶺內排土場、安太堡西排土場、安太堡南排土場和非礦區北部的原地貌進行樣地布設和土壤采樣,東露天外排土場為新形成未復墾的排土場和礦界之外的原地貌樣地作為對照。喬木樣地布設大小為10 m ×10 m,灌木樣地布設大小為5 m ×5 m,草本植物樣地布設大小為1 m×1 m,每個樣地布設3個土壤剖面。采樣時在每個土壤剖面里采集0—10、10—20 cm深度的土壤樣品,共選取樣地8個,樣品24個,每個樣品采集重量1 kg 左右,裝入無菌袋采集帶回實驗室貯存于冰箱,對不同樣地的土壤樣品進行土壤微生物數量和土壤酶活性的測定。綜合考慮排土場在復墾中進行了土壤重構,排土場表面物質組成均為深層土,復墾對土壤的影響最大的主要在表層,在此基礎上采用空間替代時間的方法,根據不同排土場的復墾時間的差異,樣地選擇復墾時間為6年、7年、15年、16年、25年、27年以及對照原地貌和未復墾地共8個樣地,分別對應圖1和表1中的樣地S3、S6、S1、S5、S2、S4、S8和S7樣地,對應編號R-6a、R-7a、R-15a、R-16a、R-25a、R-27a、OL和R-0a。

表1 采樣地基本信息

2.2 樣品測試方法

土壤微生物數量的測定采用稀釋涂布平板計數法。細菌數量采用牛肉膏蛋白胨培養基；真菌數量采用孟加拉紅培養基；放線菌數量采用高氏一號培養基。接種后,用無菌玻璃涂布器涂布均勻,細菌、放線菌培養皿于37℃恒溫培養箱倒置培養3—5 d后進行計數；真菌培養皿于28℃恒溫培養箱倒置培養5—7 d進行計數并計算結果。

土壤蔗糖酶活性采用土壤蔗糖酶活性采用3-氨基-5-硝基水楊酸比色法測定；脲酶活性采用苯酚鈉比色法測定；磷酸酶活性測定采用磷酸苯二鈉方法測定。

2.3 數據分析方法

本文涉及的研究數據均使用Excel軟件進行統計整理,SPSS 25.0 軟件進行分析處理,Origin 2019進行圖像繪制。不同年限復墾地土壤微生物數量及土壤酶活性差異顯著性采用最小顯著差數法(LSD)單因素方差分析(one-way ANOVA)檢驗。對不同復墾年限的排土場的土壤微生物數量及酶活性進行差異顯著性分析,sig值小于0.05時,認為2組數據之間存在顯著性差異。

3 結果與分析

3.1 復墾地重構土壤微生物數量特征

3.1.1復墾地重構土壤微生物特征

復墾地表層土壤微生物數量總體特征如表2所示,不同復墾年限的復墾地各類土壤微生物數量在0—10 cm和10—20 cm顯示出不同的分布特征。從各類微生物數量的均值來看,除原地貌之外,土壤微生物數量最多是樣地R-6a,其0—10 cm和10—20 cm深度的土壤細菌、真菌和放線菌的數量均值分別達到114.5000×105cfu/g、0.0790×105cfu/g、0.0490×105cfu/g和120.4000×105cfu/g、0.0830×105cfu/g、0.7167×105cfu/g,而樣地R-0a排土完畢而未進行復墾的東露天排土場的微生物數量最少。另外,復墾時間較短的R-7a樣地的各類微生物數量含量也相對較高。

表2 各剖面不同復墾年限土壤微生物數量及總體特征/(105 cfu/g)

從變異系數來看,在0—10 cm土層中,變異系數最大的為樣地R-16a,細菌、真菌和放線菌的變異系數達到12.23%、11.73%和11.01%,屬于中等變異程度,其余屬于弱變異程度。在10—20 cm土層中,變異系數最大的為樣地R-15a,細菌、真菌和放線菌的變異系數達到18.41%、17.60%和16.01%,與樣地R-6a和R-25a樣地共同屬于中等變異程度,其余樣地在10—20 cm土層中各類微生物數量變化屬于弱變異程度。在0—20 cm土層中,0—10 cm土層與10—20 cm土層的微生物數量在不同復墾年限呈現出數量相當的特征,但在10—20 cm土層不同復墾年限的各類微生物數量的變異程度總體上呈現出高于0—10 cm土層的特征。

3.1.2復墾地土壤酶活性特征

不同復墾年限的復墾地各類土壤酶活性在0—10 cm和10—20 cm顯示出不同的分布特征如表3所示。首先比較各類酶活性的均值最大值在0—10 cm土層,蔗糖酶、脲酶和磷酸酶3種土壤酶活性均值的最大值為R-6a樣地,蔗糖酶活性為1.0567 mg 100 g-1h-1,脲酶活性為3.3800 mg 100 g-1h-1以及磷酸酶活性為0.7700 mg 100 g-1h-1,而未復墾的東露天土壤酶活性最低；在10—20 cm土層,與0—10 cm土層的特征相似,R-6a樣地的酶活性最大,蔗糖酶活性達0.8100 mg 100 g-1h-1；脲酶和磷酸酶活性分別達2.7367 mg 100 g-1h-1和0.6333 mg 100 g-1h-1。

表3 各剖面不同復墾年限土壤酶活性及總體特征/(mg 100 g-1 h-1)

從變異系數角度看,在0—10 cm土層中,樣地R-27a變異系數值最大,蔗糖酶、脲酶和磷酸酶的變異系數達到4.12%、3.01%和2.78%,屬于弱變異程度,所有研究樣地的變異系數在0—10 cm土層均小于10%,都屬于弱變異程度。在0—10 cm土層中,樣地R-25a的變異系數最大,蔗糖酶、脲酶和磷酸酶的變異系數分別為5.75%、4.15% 和3.78%,仍屬于弱變異程度,所有其余樣地均為弱變異程度。

3.1.3土壤微生物數量及酶活性隨復墾時間的變化特征

不同復墾年限復墾樣地和原地貌樣地0—10、10—20、0—20 cm土層各類土壤微生物數量隨復墾年限的變化趨勢如圖2所示,不同種類的微生物數量隨復墾年限的增加均有不同程度變化。不論復墾年限的時間長短,細菌數量在3類微生物中占有絕對優勢,其次是放線菌,真菌的數量最少；其中細菌、真菌和放線菌的數量隨復墾年限的增加的變化趨勢在0—10、10—20、0—20 cm的變化趨勢相一致；各類微生物數量的隨復墾時間的變化趨勢為先增長,后降低,而后又隨著復墾年限的增長不斷增加的規律,這與于亞軍[22]研究復墾果園的土壤微生物濃度隨時間變化的結果存在一定差異,主要是受到礦區排土場土壤生態系統的復雜性以及樣地選擇等因素的影響。在0—10 cm土層,在復墾6年的樣地R-6a,由于復墾時間較短且受到人為管護因素影響較大且樣地的表層覆土較好,此時土壤細菌數量達到1個峰值；在復墾6年之后0—10 cm土層中的細菌數量開始下降,并在復墾15年時達到最小數值,但此時土壤細菌數量仍高于復墾年限為0的東露天排土場0—10cm土層的細菌數量；在復墾15年之后,復墾土壤0—10 cm土層中細菌數量開始逐漸穩定增長,漲幅也逐漸增大。在10—20 cm土層中,土壤細菌數量隨復墾年限的變化趨勢與在0—10 cm土層的變化趨勢一致,真菌和放線菌數量在0—10 cm與10—20 cm土層的變化趨勢也與細菌在0—10 cm和10—20 cm土層的變化趨勢相一致。

圖2 各類微生物數量隨復墾年限的變化趨勢

蔗糖酶、脲酶和磷酸酶3種土壤酶活性在0—10、10—20、0—20 cm土層中隨復墾年限的變化趨勢如圖3所示。3種酶活性在0—10、10—20、0—20 cm土層中的變化趨勢相一致,同時與微生物數量在各個土層的變化趨勢也呈現出一致的規律性,即3種酶活性隨復墾時間的變化趨勢為先增長,在復墾6年時酶活性達到1個峰值,隨后逐漸降低,在復墾時間15年時達到最小值,而后又隨著復墾年限的增長不斷的增加的規律。此外,對于同一復墾年限的3種酶活性,無論是在0—10、10—20、0—20 cm土層中,脲酶活性始終最大,其次是蔗糖酶、磷酸酶最低。

圖3 各類土壤酶活性隨復墾年限的變化趨勢圖

3.2 不同復墾年限復墾地重構土壤微生物數量及酶活性差異性分析

3.2.1不同復墾年限下土壤微生物數量差異性分析

如圖4和表4所示,在0—10、10—20、0—20 cm土層,不同復墾年限樣地的3類微生物總數分布情況存在明顯的差異性。不同復墾年限研究樣地的微生物總數量均顯著少于原地貌的微生物數量,因為土壤微生物生存所需營養物質的主要來源是植物殘體,微生物的數量與土壤有機質的含量具有顯著相關關系[31],而露天煤礦開采之后,排土場經過地貌重塑,表層覆蓋的是經過很大擾動的土壤,破壞了原有土壤結構,復墾土壤的理化條件難以滿足微生物及植被生長的要求,這使得微生物缺少生存繁衍所必需的營養物質等系列條件,在很大程度上限制了微生物數量的增多。由圖2可知,在土層深度為0—20 cm的原地貌(OL)3類土壤微生物總數量顯著高于不同年限復墾地土壤的3類微生物總數量。在0—10 cm土層,原地貌(OL)的3類土壤微生物總數量為135.99×105cfu/g,復墾排土場的3類微生物總數量在52.74×105cfu/g—5.26×105cfu/g；在10—20 cm的土層中,原地貌(OL)3類土壤微生物總數量為153.30.96×105cfu/g,復墾地3類微生物總數量范圍在32.10×105cfu/g—100.15×105cfu/g。

由圖4可見已復墾排土場的微生物數量要高于排土完畢未復墾地。東露天(R-0a)排土場屬于排土完畢尚未復墾地,其表層土微生物數量最低,在0—10 cm和10—20 cm土層的3類土壤微生物總數量分別為52.74×105cfu/g和52.34×105cfu/g,而復墾16年的安家嶺(R-16a)排土場0—10 cm與10—20 cm土層的3類土壤微生物總數量分別達到71.69×105cfu/g和62.20×105cfu/g,與東露天(R-0a)未復墾地相比,分別增加了35.93%和18.84%,復墾16年后的排土場土壤微生物的數量明顯增加,與排土完畢而未復墾的東露天(R-0a)排土場(R-0a)差異明顯。而復墾27年的南排(R-27a)的3類土壤微生物總數量在0—10 cm和10—20 cm分別達到了93.02×105cfu/g和97.59×105cfu/g,達到原地貌3類土壤微生物總數量的68.40%和63.66%,但仍與原地貌(OL)3類土壤微生物總數量存在顯著性差異。

圖4 不同復墾年限的樣地土壤微生物總量對比

整體來看,隨著復墾年限的增加復墾后排土場的微生物數量相比未復墾地均有一定程度的增加。在0—10 cm土層,內排土場(R-6a)和南寺溝(R-7a)細菌、真菌和放線菌數量較東露天(R-0a)具有顯著增加；西擴(R-15a)細菌數量與東露天(R-0a)差異不顯著；安家嶺(R-16a)、西排(R-25a)、南排(R-27a)的微生物數量均顯著高于東露天(R-0a)。在10—20 cm土層中,東露天(R-0a)與內排土場(R-6a)、南寺溝(R-7a)、南排(R-27a)和原地貌(OL)細菌數量差異性顯著；東露天(R-0a)和西擴(R-15a)、安家嶺(R-16a)、西排(R-25a)的細菌數量差異不顯著；內排土場(R-6a)細菌數量顯著高于除對照原地貌(OL)之外所有其他復墾年限的排土場；原地貌(OL)顯著高于其他復墾年限的排土場。此外,0—10 cm和10—20 cm土層的真菌和放線菌數量,其不同復墾年限樣地之間的差異性與細菌數量在0—10 cm和10—20 cm土層的差異性規律相一致。

由圖4可得0—10 cm和10—20 cm土層的各類土壤微生物數量差異不顯著,故對0—20 cm土層的土壤微生物的類別進行統計分析。由表4可知,在0—20 cm土層中,細菌數量隨復墾時間的變化趨勢與微生物總數的變化趨勢是一致的,這是由于無論復墾時間的長短還是原地貌以及土壤構成、植被類型的存在差異,在土壤微生物3大類群中,細菌數量都占據著絕對優勢,而真菌、放線菌的數量相對較少。結合采樣數據分析,3類微生物群落占比存在明顯差異性,細菌在不同年限復墾的土壤的數量中均占到微生物總數的99.20%以上,其次是放線菌,占微生物總量0.06%以上；微生物數量中占比最小的是真菌。經過復墾之后,復墾土壤的真菌、放線菌的相對數量均超過了原地貌。

表4 0—20 cm不同復墾年限土壤微生物種類變化表

3.2.2不同復墾年限下土壤酶活性差異性分析

不同復墾年限下3種土壤酶活性差異狀況如圖5所示,單因素方差分析表明蔗糖酶、脲酶和磷酸酶活性在土層深度為0—10 cm和10—20 cm這2層之間并無顯著差異。在0—10 cm土層,東露天(R-0a)與內排土場(R-6a)、南寺溝(R-7a)、安家嶺(R-16a)、西排(R-25a)南排(R-27a)的蔗糖酶活性差異性顯著,東露天(R-0a)與西擴(R-15a)的蔗糖酶活性差異性不顯著；南寺溝(R-7a)和南排(R-27a)蔗糖酶活性差異性不顯著；安家嶺(R-16a)和西排(R-25a)蔗糖酶活性差異性不顯著。其次,在0—10 cm土層中的脲酶和磷酸酶活性表現出與蔗糖酶在不同復墾樣地之間的差異性一致。在10—20 cm土層,東露天(R-0a)與西擴(R-15a)、安家嶺(R-16a)和西排(R-25a)之間的脲酶活性差異性不顯著;東露天(R-0a)與內排土場(R-6a)、南寺溝(R-7a)和南排(R-27a)之間的脲酶活性差異性顯著；內排土場(R-6a)、南寺溝(R-7a)和南排(R-27a)之間的脲酶活性差異性顯著。

圖5 不同復墾年限的樣地0—20 cm土層土壤酶活性差異

在3種酶活性中,脲酶活性最高,其次是蔗糖酶活性,磷酸酶活性最低。其次,不同復墾年限的重構土壤酶活性均低于原地貌的土壤酶活性。與原地貌相比,在采礦擾動進行土壤重構后,0—20 cm土層的酶活性與微生物數量在不同復墾年限下的變化規律相似,在排土完畢后土壤酶活性隨著復墾年限的先升高后降低,而后又逐漸增高。在0—20 cm土層,未復墾的東露天的蔗糖酶、脲酶和磷酸酶活性相較于原地貌分別下降31.06%、25.69%和24.31%,兩者差異性顯著,同時間接證明了重構土壤生態系統的碳、氮、磷循環在煤礦開采后受到了嚴重破壞。復墾27年的南排土場的蔗糖酶、脲酶和磷酸酶活性相較于為未復墾地分別增加45.06%、34.57%和32.12%,兩者差異性顯著。

4 討論

4.1 不同復墾年限重構土壤微生物數量及酶活性特征及差異性

土壤的形成是礦區土地生態功能能夠恢復最重要因素之一,而礦區開采后的重構土壤的理化性質往往較差[31]。但土壤微生物及土壤酶活性能夠在一定程度上迅速地反應復墾過程中土壤生物學質量狀況的變化,同時與其發揮的生態功能密切相關[32-33]。本文研究表明不論復墾年限的時間長短,細菌數量在3類微生物中占有絕對優勢,其次是放線菌,真菌的數量最少。本文這一結論與譚宏偉[34]和王理德[13]的研究結論相一致,這是由于平朔礦區各個樣地的土壤偏堿性,此環境適宜細菌、放線菌的生長繁殖而對真菌的生存不利,因此在一定程度上造成了細菌數量要遠遠高于真菌數量。其次,本研究發現3類微生物數量和3種酶活性隨復墾年限的增加的變化趨勢在0—10、10—20、0—20 cm的變化趨勢相一致,微生物數量和酶活性隨復墾時間的變化趨勢為先增長后降低,而后又隨著復墾年限增長不斷增加的規律,這與Dangi[19]、于亞軍[23]、Kumar[29]、王繼萍[34]的研究結論相近,但同時存在一定差異。王繼萍等[35]對山西省曹村煤礦的土壤微生物研究表明,復墾果園土壤微生物總濃度和群落濃度均隨復墾年限增加而有不同程度的增加,表明隨年限增加煤矸山復墾土壤質量狀況總體有所改善以及土壤中水肥條件和土壤pH 值等微生物生存環境也隨之明顯改善,但在最大復墾年限7a 內,土壤質量仍難達到與普通果園相當的狀況。Kumar等[29]對印度煤礦已復墾2、5、9、15、21 a煤矸山進行了研究并與附近的天然林進行比較,對比不同恢復階段土壤性質、微生物活性和生物群落結構的變化,結果表明復墾年限是生態恢復過程中土壤和植被組成變化的主要驅動力。研究結果的差異性是因為土壤微生物數量與其所處土壤各相關因子的變化密不可分,由于研究區域和所選樣地的不同、復墾后期管護措施不同和礦區生態系統的復雜性所致。同時,依據R-6a、R-7a、R-15a、R-16a、R-25a、R-27a樣地微生物總數和酶活性均低于原地貌,也說明在最大復墾年限 27年內,重構土壤質量仍難恢復到與原地貌普通農地土壤水平相當的狀況,與Dangi的研究結果復墾土壤微生物群落在5—14年就基本可以恢復到正常水平存在一定差異,同時證明礦區土地復墾和生態系統的恢復是1個復雜而長期的過程,這也需要今后繼續深入持續地開展相關研究。

研究結果顯示在復墾年限為6年時,各類土壤微生物數量及酶活性達到1個峰值,根據文獻資料和已有數據分析如下。首先樣地R-6a為內排土場,2013年開始進行土地復墾,復墾工作的開展相較于其他排土場較晚,在進行土壤重構時具有一定的技術優勢；且樣地R-6a土壤表層的覆土類型較優,表層覆土較厚,表層土壤狀況整體優于其他不同復墾年限的樣地；在礦區復墾過程中恰恰是由于土壤基質破壞了地表植被層,對土壤剖面進行重構使排土場地表物質成為深層土[36],從而造成了復墾地表層土壤的理化性質發生了重大變化,導致土壤生態環境惡化,造成土壤為土壤微生物生命活動提供的能源和營養變得匱乏,土壤微生物數量和土壤酶活性也因此受到破壞性影響。其次,不同的土壤(包括不同的復墾年限、植被等)具有不同的理化性質,而不同的理化性質無疑明顯影響土壤中的各類微生物數量和酶活性；相關研究也已表明土壤微生物及酶活性不僅與養分有關,還與土壤容重、土壤質地、水分及地表的植被覆蓋等因素相關[37-38]。正是由于礦區重構土壤的特殊性,不同排土工藝及覆土情況均會對復墾地土壤的理化性質和土壤肥力狀況產生影響,進而影響到復墾地微生物數量及酶活性。因此分析不同復墾年限的復墾樣地之間的土壤微生物及酶活性的特征和差異性,進一步開展復墾地土壤微生物及酶活性影響因素探究顯得十分必要。

4.2 對礦區土地復墾研究的啟示與不足

礦區是當今世界陸地生態系統被破壞和退化最嚴重的區域之一,在進行露天煤礦土地復墾與生態重建時不僅要恢復地表植被和生物,還應重視地下土壤微生物生態系統的構建。土壤重構是土地復墾的核心內容,但礦區重構土壤性質和結構與普通土壤存在很大區別,特別是復墾年限較少的土壤,單以其土壤理化性質作為指標評價其質量狀況的敏感性不夠,有關研究已經證實物種多樣性、土壤微生物群落的生化和代謝特征的變化反映了生態系統的土壤質量狀況[39],有助于評估生態系統恢復的效果。其次植被生長狀況及其多樣性也常常被用來表征礦區土地復墾與生態恢復的效果,但由于植物物種多樣性評估可能受到了人工種植時間因素的嚴重影響[27],在短期內可能具有誤導性缺陷,不能準確反應重構土壤的早期恢復狀況。相關研究已經表明復墾年限對土壤性質有顯著影響[29],并且土壤微生物可以更準確和及時地反映退化土地的恢復情況,能作為礦區復墾地成功恢復的早期指標[30]。同時土壤微生物數量的增加有利于保持土壤在復墾土地生態系統中對壓力或干擾的穩定性、抵抗力和恢復力[40],因此,開展相關研究能夠在短時間內及時反應復墾地重構土壤的變化,及時采取有效措施提高土壤質量,保證重構土壤的穩定健康發展變化,為下一步開展植被重建、生物多樣性保護奠定基礎。

本研究采用時空替代法研究了平朔黃土露天礦區復墾地表層土壤微生物數量及酶活性的特征及差異,研究存在以下不足與局限性。首先研究土壤微生物數量隨復墾時間變化的特征與差異性規律,應當控制其他變量一致,只考慮復墾時間的變化,但在大型露天煤礦經過劇烈擾動的復墾土壤中要做變量的一致是十分困難的。其次影響土壤微生物的因素是很復雜的,本研究只是分別選取不同復墾年限的復墾樣地作為研究樣地,同時存在樣地樣本數量相對較少的缺陷,可能造成本研究存在一些誤差。總體而言,隨著復墾時間的延長,土壤微生物及酶活性的總體變化趨勢是隨著復墾年限的增加而增長的,在復墾6年后出現了微生物數量和酶活性降低的情況,這可能是因為在較短的時間內土壤環境和植被的變化可能會增加微生物種類,但復墾6年之后隨著露天礦排土場自然演替的進行,會出現生物競爭逐漸導致篩選更加合適的物種來穩定復墾的生態環境。

5 結論

(1)從微生物數量及酶活性的特征來看,無論復墾年限的時間長短,細菌數量在3類微生物數量中占有絕對優勢,其次是放線菌,真菌數量最少；不同年限復墾研究樣地的土壤細菌數量均占到微生物總數的99.20%以上,其次是放線菌,占微生物總量0.06%以上；微生物數量中占比最小的是真菌。經過復墾之后,復墾地重構土壤的真菌、放線菌的相對數量均超過了原地貌。脲酶活性在3種酶活性最大,其次是蔗糖酶活性,磷酸酶活性最低。

(2)從微生物數量和酶活性的變化狀況來看,3類微生物數量和3種酶活性在0—10、10—20、0—20 cm土層隨復墾年限的變化趨勢相一致,均隨復墾時間的變化趨勢為先增長后降低,而后又隨著復墾年限的增長不斷增加,同時表明隨年限增加復墾地的土壤質量狀況總體有所改良。

(3)差異性分析表明,復墾地土壤微生物和酶活性相較于未復墾均有不同程度的增加。復墾27a的南排土場的微生物數量在0—20 cm土層復墾后達到了189.3333×105cfu/g、0.1312×105cfu/g和1.1463×105cfu/g,復墾效果達到原地貌微生物數量的65.88%、66.46%和67.74%,顯著高于未復墾地但仍與原地貌土壤的各類微生物數量存在顯著性差異。而復墾27a的南排土場在0—20 cm土層的蔗糖酶、脲酶和磷酸酶活性分別達到1.9600 mg 100 g-1h-1、6.3600 mg 100 g-1h-1和1.4533 mg 100 g-1h-1,復墾效果分別達到農用地原地貌83.40%、86.30%和86.85%,較未復墾地的各類酶活性濃度顯著增加。