2024, Vol. 45
2. 青海大学生态环境工程学院, 西宁 810016
, KANG Yu-xin1 , JIANG Fu-zhen1 , SONG Ming-dan1 , QI Kai-bin1 , LU Su-jin2 , LI Zheng-peng1
2. College of Eco-environmental Engineering, Qinghai University, Xining 810016, China
煤炭是世界储量最为丰富和分布最为广泛的能源之一[1, 2], 占全球能源消费总量的24%[3].随着全世界经济的快速发展和不断增加的能源需求, 煤炭的生产速度持续加快, 开采煤矿成为了应对能源需求的主要手段之一[4, 5].但煤矿开采会导致地表植被受到不同程度的破坏, 从而出现表土流失、地表下沉和土壤退化等问题[6 ~ 8].以上问题会进一步导致土壤物理结构被损坏, 如团聚体被破坏、容重增大以及孔隙度减小等, 使区域生态系统的“碳汇”能力下降[9], 温室气体排放量增加, 从而促进全球变暖.煤矿开采对生态环境造成的破坏导致区域的生态系统服务功能损失已成为世界严重的生态问题之一[10].目前主要采取人工干预(土地复垦)等措施来解决这一问题, 其首要目标是为受损煤矿区进行植被恢复[11].植被恢复是矿区退化生态系统恢复的基础[12, 13].受损煤矿区通过重建植被, 能够有效恢复矿区生态系统的固碳功能, 使矿区生态系统由采矿扰动后的“碳源”向“碳汇”转变, 从而促进全球陆地生态系统碳库的积累[14].
在全球陆地生态系统碳库中, 土壤有机碳(soil organic carbon, SOC)储量能够达到约67%[15].因此, SOC库的变化会对全球生态系统的碳平衡产生重要影响[16, 17].SOC能够影响土壤的质地和结构, 其变化能够反映土壤健康的变化.在具有丰富的SOC条件下, 可以形成稳定的大量的有机-无机复合体, 使土壤结构更有利于抵抗土壤侵蚀, 也为植物的根系提供了理想的水分和养分条件[18].根据Akala等[19]和Ghose[20]估算, 在煤矿开采过程中SOC的损失率高达80%, Zhang等[21]的研究也表明开采煤矿过程使表层土壤的SOC损失了69.8%.因此, 恢复SOC是煤矿区土壤复垦和生态重建的关键[22], 也是衡量煤矿复垦和生态恢复程度的重要指标[23 ~ 25].但是目前, 受损煤矿区植被恢复后对全球SOC储量的影响尚未进行系统研究, 因此无法准确预测全球SOC库对植被恢复的响应.
煤矿区SOC的变化会受到土地利用类型(根据复垦后土地利用方向, 主要分为4类：林地、草地、灌木、农田生态系统)、恢复年份和不同的气候因素等条件的影响[26, 27].不同的环境条件下, 植被恢复类型对生态系统的影响程度不同[28].由于不同植被恢复类型的凋落物和根际分泌物存在差异影响了土壤的理化性质、微生物的群落结构以及土壤酶活性等, 导致侵蚀速率、沉积速率以及地上和地下凋落物的输入量不同[29, 30], 进而影响SOC储量的不同.不同气候条件(温度和降水)下, 温度的变化可影响土壤养分供应和植物代谢活动, 进而调节微生物呼吸及凋落物分解速率[31], 降水则会通过影响土壤水分和肥力状况来调控土壤碳的矿化速率[32], 导致SOC储量存在差异.因此, 不同气候等环境条件下的植被恢复类型对SOC储量的固存能力不同.不同的研究中不同的植被恢复类型对SOC固存能力的影响存在差异.例如李俊超等[33]认为煤矿区SOC的固存能力表现为草地 > 林地, Zhang等[21]和Shrestha等[34]的实验结果也表明草地中积累SOC的潜力要高于林地, 草地的SOC积累潜力能够比林地多72%[34].与此不同的是, 刘伟红等[35]研究表明煤矿区植被类型对SOC固存能力的整体趋势为：林地 > 农田 > 草地.显然, 由于实验条件和外在环境等诸多因素的影响, 限制了煤矿区植被恢复对土壤固碳策略方面的科学认识, 因此需要对其进一步进行整合分析.
不同的自然因素对土壤固碳效应的影响差异很大, 对影响因素进行综合评判会对科学预测生态系统的碳循环过程有着重要作用[36].目前, 煤矿区植被恢复策略对土壤SOC影响的分析并不全面, 科学证据仍然零散且不一致.因此, 本研究通过整合分析, 量化煤矿区植被恢复对SOC的影响效果, 明确环境因素和煤矿植被恢复措施中影响SOC的关键因子, 以期为“碳中和”背景下明确植被恢复对受损煤矿区土壤碳汇变化的影响和制定合理的受损煤矿区植被恢复管理策略提供参考意义.
1 材料与方法 1.1 数据收集和筛选通过使用以下数据库搜索相关论文：Web of science(WOS)、中国知网(CNKI)和谷歌学术(Google Scholar).以“煤矿(mine lot, coal mine, mine area, mine site)” “植被恢复(vegetation restoration, restoration, reclamation)” “土壤理化性质(Soil physical and chemical properties)” “土壤有机碳(soil organic carbon, SOC)” “土壤有机质(soil organic matter, SOM)”为关键词.检索结果经过过滤, 包括2000年1月至2022年12月间发表的文章.为最大努力保证每一项研究的完整性和科学性, 严格剔除不合格的文献, 最大可能地收集与研究主题相关的文献.通过使用以下纳入和排除标准避免发表偏倚：①需要充分研究所检索文献的研究背景, 文献需要具有明确的实验地点, 以及实验研究矿区类型属于煤矿区而不是金属矿区；②文献中必须具有对照组和最少一个实验组, 且保证每项研究独立；③文献必须明确采样深度.如果文献只提供有机质含量, 则用Van Bemmelen因数[37]进行有机碳含量换算；④文献中提供的实验组和对照组对应数值需有均值、标准差或标准误；⑤共分为2个对照组, 植被恢复土壤与未损毁土壤对比；植被恢复后土壤与未恢复或自然恢复土壤对比.
经筛选, 共纳入来自不同区域的同行评议论文共112篇, 其中有62篇为植被恢复后与未损毁土壤进行对比, 有59篇植被恢复后与未恢复或自然恢复土壤进行对比.
1.2 数据分析土壤容重(bulk density, BD)与SOC之间存在着一定的关系, 采用Wu等[38]的方法来估计土壤容重.
当ω(SOC) < 60 g·kg-1：
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(1) |
当ω(SOC)≥60 g·kg-1：
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(2) |
式中, BD为土壤容重, g·cm-3；SOCContent为SOC含量, g·kg-1.
根据Shi等[39]的方法对不同土壤深度分类的SOC含量被调整为同一深度.
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(3) |
式中, SOC-HContent为调整土壤深度后的SOC含量, g·kg-1；H为调整后的土壤深度, cm.SOC-hContent为已有研究中原始土壤深度的SOC含量, g·kg-1；h为已有研究中原始土壤深度, cm.
通过Getdata Graph Digitize(http://www.getdata-graph-digitizer.com)提取以图形表示的数据.数据提取算法都是在与图形的相应数值校准后使用的.收集植被恢复影响下的文献, 收集生态系统中的土壤质量数据, 土壤质量如土壤pH值、BD、土壤水分(soil moisture, SM)、土壤黏土含量(clay)、土壤有机碳(soil organic carbon, SOC)、有机质(soil organic matter, SOM)、全氮(total nitrogen, TN)、全磷(total phosphorus, TP)、全钾(total potassium, TK)、速效氮(available nitrogen, AN)、速效磷(available phosphorus, AP)、速效钾(available potassium, AK)和阳离子交换量(cation exchange capacity, CEC), 并统一所有数据的单位.提取已有研究中描述的恢复年限, 对照组数据中的所有恢复类型都被划分为林地、草地、农田和灌木.此外, 还收集了研究区位置(经度和纬度)；气候数据[(年平均气温(MAT)和年平均降水量(MAP)].当研究没有包括标准差(standard deviation, SD)或标准误(standard error, SE)时, SD被指定为平均值的1/10[40].如果已有研究报告了变量的SE, 而不是SD, 则使用以下公式确定SD.
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(4) |
式中, n为样本量.
比较数据中包括两个对照组.一个对照组是在植被恢复(处理组)和未损毁(对照组)之间进行比较, 另一组是植被恢复(处理组)和未恢复或自然恢复的植被(对照组)进行比较.用自然对数反应比(RR)来量化采煤区植被恢复的效果.其公式如下[40]：
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(5) |
式中 
与RR相对应的研究内方差(v)的计算方法如下[40]：
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(6) |
式中,
在随机效应模型中应用限制最大似然法(REML)来计算效应值.各项研究的权重按照Wang等[40]的方法计算：
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(7) |
式中, wi为单个研究的权重, vi为研究内方差, τ2为研究间方差.
加权反应比(
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(8) |
式中, RRi为单个研究的自然对数反应比, k为RR的数量.
(
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(9) |
式中, wi为单个研究的权重, k为RR的数量.
(
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(10) |
式中, CI为置信区间.
为了更直观地观察, 效果值被转换为变化的百分数.
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(11) |
式中Effect size为变化的百分数.
本研究使用失安全系数(fail-safe number)检验文献发表偏倚性.为研究煤矿区植被恢复后SOC储量是否受到海拔、气候因素和修复年限的影响, 对恢复年限, 土壤深度、气候因素和海拔进行了分类(表 1).此外进行随机森林分析, 以确定不同恢复类型中环境等因素在影响SOC对植被恢复效应的相对重要性.使用变量重要性指数(%IncMSE)对预测因子的重要性进行排序.
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表 1 数据分类依据1) Table 1 Data classification basis |
1.3 数据处理
通过Excel 365进行数据整理, 数据均在R 4.1.3 (https://www.r-project.org) 中进行分析.使用了“metafor”和"randomforest "包进行meta分析和随机森林分析.使用GraphPad Prism和Origin 2023进行绘图.
2 结果与分析 2.1 植被恢复对各土壤响应变量发表性偏倚检验植被恢复与各土壤响应变量发表性偏倚检验表明(表 2和表 3), 失安全系数均大于临界值, 表明所收集的数据集不存在偏倚.
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表 2 各响应变量及其失安全系数(与未损毁土壤比较)1) Table 2 Each response variable and its group fail-safe number (comparison with undamaged soil) |
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表 3 各响应变量及其失安全系数(与未恢复/自然恢复土壤的比较) Table 3 Each response variable and its group fail-safe number (comparison with uncultivated/natural recovery soil) |
2.2 植被恢复对土壤性质的影响
从数据集来看, 除了AP和CEC的土壤性质指标与附近未损毁土壤性质差异不显著(P > 0.05), 其余土壤性质指标均与未损毁土壤之间存在明显的差异(P < 0.01)[图 1(a)].对于土壤物理性质而言, 植被恢复后的土壤BD要高于未损毁土壤的8.32%, 而SM和clay均低于未损毁土壤的38.77%和22.44%.土壤化学性质TP和TK相比于未损毁土壤提高了19.85%和18.03%.SOC、TN和AN含量均显著低于未损毁土壤的66.07%、57.16%和110.92%.植被恢复后的土壤AN和SOC是与未损毁土壤相差较大的指标.植被恢复后的土壤与未损毁土壤性质相比后表明, 受损煤矿区即使受到人为干预进行植被恢复, 但仍不能恢复到未损毁生态系统中土壤的状态.
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(a)植被恢复后土壤性质与未损毁土壤性质的比较；(b)植被恢复后土壤性质与未恢复或自然恢复土壤性质的比较；*表示P < 0.05, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001；误差线表示95% 的置信区间；水平虚线表示无效线, 误差线与无效线有交点时差异不显著(P > 0.05)；括号中数值表示研究变量的样本量 图 1 植被恢复对土壤性质的影响 Fig. 1 Effect of vegetation restoration on soil properties |
植被恢复后的土壤性质与原始土壤性质进行对比后表明, 植被恢复能够有效恢复土壤的理化性质[图 1(b)].植被恢复后土壤的BD要低于未恢复或自然恢复土壤的5.25%, 孔隙度增加, 土壤的通气性增强, clay相比于未恢复或自然恢复土壤增加了20.61%, 土壤保水、保肥的能力得到增强.SM相比于未恢复或自然恢复增加了4.69%, 但增加并不显著(P > 0.05).植被恢复后土壤的化学性质得到大幅提升.AP相较于未恢复或自然恢复土壤增加57.02%, 是土壤性质中恢复最好的指标.TN、SOC、AK和AN均得到显著提高, 分别提高了54.34%、42.96%、32.69%和38.17%.TK和TP比未恢复土壤提高了12.25%和5.19%, 但无显著差异(P > 0.05).
2.3 不同植被恢复类型对土壤性质的影响当考虑到植被恢复类型对土壤性质的差异时, 将植被恢复后的土壤性质与未恢复或自然恢复土壤性质进行对比后发现(图 2), 植被修复后SOC均显著提高(P < 0.01), 尤其是农田类型下SOC相较于未恢复或自然恢复土壤增加了71.61%, 其次为林地增加了44.56%, 草地和灌木林也分别增加了36.44%和28.78%.林地相较于草地能够多增加8.12%的SOC.有利于SOC固存的植被恢复类型为：农田 > 林地 > 草地 > 灌木林.TN和AN提升最显著的为农田类型, 分别提高了70.12%和75.96%.AP、AK和AN这类速效养分均提升明显的是林地, 并且林地的CEC和clay也显著增加.农田对BD的改善效果是4种类型中最好的, 其次为林地.相比于未恢复或自然恢复土壤, 林地类型能够使土壤水分增加24.1%(P < 0.01).因此综合来看, 林地是对土壤物理和化学指标改善最多的植被恢复类型, 对土壤的物理结构和营养物质的恢复较为均衡.
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*表示P < 0.05, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001；误差线表示95% 的置信区间；水平虚线表示无效线, 误差线与无效线有交点时差异不显著(P > 0. 05)；括号中数值表示研究变量的样本量 图 2 植被恢复类型对土壤性质的影响(与未恢复或自然恢复土壤性质比较) Fig. 2 Effect of vegetation restoration type on soil properties (compared to unrestored or naturally restored soil properties) |
SOC储量会受到土壤深度的影响.根据数据集, 将土壤深度划分为3类：表层土壤SOC储量(0~20 cm)；中层SOC储量(20~40 cm)和深层SOC储量(> 40 cm).结果表明植被恢复是恢复受损煤矿区土SOC储量的有效措施.植被恢复后SOC储量显著增加, 相较于未恢复或自然恢复下SOC储量提升了39.02%.在不同深度下SOC储量均提升显著, 但不同深度SOC储量增加趋势会随着土壤深度增加而减少.植被恢复使土壤表层的SOC储量提高了41.77%, 中层提高了30.19%, 而深层SOC储量只增加了23.35%, 低于表层18.42%.
将数据集中的不同植被恢复类型下SOC储量的变化趋势进行分析(图 3).相比于未恢复或自然恢复下的SOC储量, 农田类型下的SOC储量增加了60.93%, 相比于其他3种建植类型, 农田类型的SOC储量增加最多.4种不同类型SOC储量增加排序为：农田(60.93%) > 林地(40.99%) > 草地(33.61%) > 灌木林(26.29%).草地和灌木能显著增加深层的SOC储量(P < 0.05).而林地和农田植被恢复后和对深层的SOC储量的影响较小, 与未恢复或自然恢复的SOC储量之间无差异.4种类型的植被恢复对表层SOC储量均得到显著增加, 农田对于表层SOC储量的增加效果最为明显, 林地和草地类型下表层SOC储量的增加趋势接近, 但林地要略优于草地.林地、灌木林和草地均显著提升了中层的SOC储量, 但增加趋势要低于表层的SOC储量.
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*表示P < 0.05, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001；误差线表示95% 的置信区间；水平虚线表示无效线, 误差线与无效线有交点时差异不显著(P > 0. 05)；括号中数值表示研究变量的样本量 图 3 植被恢复类型和土壤深度对SOC储量的影响 Fig. 3 Effect of vegetation restoration type and soil depth on SOC storage |
为进一步探究植被恢复后影响SOC储量的因素, 将对不同条件下SOC储量变化趋势进行分析.对恢复年份、年均温、年降水量和海拔进行了分类(表 1).
不同恢复年份对于SOC储量影响的整体表现为：长期恢复 > 中期恢复 > 短期恢复[图 4(a)].在长期恢复下可以恢复55.99%的SOC储量, 相比于短期恢复的SOC储量增加了26.23%.林地和草地类型下的SOC储量在一定时间内会随着恢复年份的增加而增加.灌木林在短期恢复和中期恢复下的SOC储量基本一致, 且恢复后与未恢复或自然恢复相比并无差异(P > 0.05), 但是在长期恢复下SOC储量得到显著提升(P < 0.01).农田类型下的SOC储量呈现一个高-低-中的趋势, 在短期恢复下达到最高, 为83.47%, 但在中期恢复下SOC储量降低, 在长期恢复下SOC储量得到恢复, 相比于中期恢复增加了30.84%.
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*表示P < 0.05, **表示P < 0.01, ***表示P < 0.001；误差线表示95% 的置信区间；水平虚线表示无效线, 误差线与无效线有交点时差异不显著(P > 0.05)；括号中数值表示研究变量的样本量 图 4 影响SOC储量的因素 Fig. 4 Factors affecting SOC storage |
在 > 15℃时, SOC储量的提升幅度最大[图 4(b)].林地和农田的SOC储量的增加趋势均表现出 > (15℃) > (0~10℃) > (10~15℃), 草地和灌木林的SOC储量增加趋势在年均温 < 0℃时要高于0~10℃, 分别高出17.66%和57.49%.因此, 农田和林地恢复类型在年均温 > 15℃的环境条件下固碳效应最好, 草地和灌木林恢复类型在年均温 < 0℃的环境条件下更有利于SOC的积累.
年降水量在 > 800 mm或 < 500 mm时, 更有利于SOC的积累[图 4(c)].年均降水在 > 800 mm时SOC储量要高于 < 500 mm时的7.56%.林地、农田和草地类型中年均降水量 < 500 mm的SOC储量均高于500~800 mm, 分别增加了32.29%、46.73%和7.01%.农田和林地在年降水量 > 800 mm时SOC储量均高于年降水量 < 500 mm, 因此农田和林地类型在降水量 > 800 mm时更有利于SOC库的积累.
在海拔分类变量中有海拔越高, 其增加的SOC储量越高的趋势[图 4(d)].这一趋势可能与年均温度具有一定的关系.在数据集中显示, 高海拔地区的年均温通常在0℃以下.在 > 3 500 m的海拔时, 相比于未恢复和自然恢复, 有机碳储量增加了47.92%.在500~2 000 m时, SOC储量增加了44.16%.
2.6 影响SOC储量的关键因素通过随机森林模型来分析影响SOC含量和SOC储量对植被恢复响应的主要因素.SOC含量的随机森林模型的R2为77.94, P < 0.01；SOC储量的随机森林模型的R2为67.06, P < 0.01；RR-SOC(SOC含量的自然对数反应比)的随机森林模型的R2为82.82, P < 0.01；RR-SOC储量(SOC储量的自然对数反应比)的随机森林模型的R2为82.01, P < 0.01.
随机森林分析表明(图 5), 影响SOC含量的主要因素有：TN、BD、AN、AK、MAT(年均温)、time(恢复时间)、ln(altitude)(海拔的对数值)、altitude(海拔)、ln(MAP)、AP和MAP(年均降水), 其中除了AP和MAP的显著性为P < 0.05, 其余均达到P < 0.01水平.影响SOC储量的主要因素有TN、BD、TP、AN、pH、AK、MAP、ln(MAP)、MAT和time.其中pH、AK、MAT和time在0.05水平上显著.影响RR-SOC和RR-SOC储量的主要因素有RR-TN(TN的自然对数反应比)、RR-AN(AN的自然对数反应比)、RR-AK(AK的自然对数反应比)、RR-BD(BD的自然对数反应比)和MAT.
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*表示P < 0.05, **表示P < 0.01；% IncMSE表示相对重要性值；NS表示不显著；RR-表示自然对数反应比 图 5 影响SOC含量和SOC储量的主要因素分析 Fig. 5 Analysis of the main factors affecting SOC content and SOC storage |
综合来看, 影响受损煤矿区土壤固碳能力的主要因素为TN、BD、AN和AK.
3 讨论 3.1 植被恢复对土壤性质的影响受损煤矿区进行植被恢复后, 土壤的理化性质显著提升, 但是还未达到天然植被或未损毁土壤理化性质的标准.这种差异可能是因为植被恢复后的生态系统过程(植物凋落、微生物生长和腐殖质形成等)以及环境因素引起的SOC变化要远小于采矿活动对SOC损失的影响.一般来说, 土壤有机质含量高、结构性好和更适宜植物生长的土壤的容重小[41].本研究结果显示, 植被恢复后土壤容重显著降低, 这主要是因为重建植物的根系生长和枯落物分解改善了土壤孔隙结构, 并且随着SOC含量的增加, 土壤颗粒的胶结状况改变, 从而导致土壤容重的降低[42].CEC可以理解为土壤的保肥性, 植被恢复后与天然或未损毁土壤对比时无明显差异, 这是由于土壤容重降低和土壤黏粒含量得到增加, 土壤保水和保肥的能力得到增强[43].植被恢复后, 土壤的AP相较于原始或自然恢复土壤提升最大, 与天然草地的含量差异并不显著.于学胜等[44]和李鹏飞等[45]的研究表明在短期煤矿区植被恢复下AP含量会提高至原地貌的水平, 刘军等[46]的研究认为土壤AP含量随着土壤恢复年限增加而升高.植被恢复后的AN虽然得到了一定的增加, 但是与自然或未损毁的土壤性质相比, 差距仍然较大.可能存在两个原因, 一是因为重新建植的植被主要是吸收土壤中的大量养分来维持自身生长发育以及构成活的生命有机体[47], 而植物所吸收的主要是来自于土壤中的AN, 且归还给土壤的枯枝落叶和营养物质较少[48, 49].二是因为土壤氮素主要取决于生物量的积累和土壤有机质分解的强度[50], 而受损煤矿区植被恢复与天然或未损毁土壤相比生物量的积累和有机质的分解强度差距仍然较大, 因此导致AN含量与天然或未损毁的差距较大.TP含量与未恢复、未损毁对比存在差异.植被恢复后的TP含量相比于未恢复有所增加, 但在与未损毁土壤相比时, 要高于未损毁土壤中的含量.从数据集发现, 未损毁土壤的TP含量与未恢复土壤的TP平均值相差仅约0.211 8 g·kg-1, 并且固定在母质中的磷素不易释放, 导致未损毁土壤中的TP含量存在偏低的情况[51].植被恢复后土壤中的AK含量提升显著, 是由于AK在母质释放与植物枯落物和有机质返还的共同作用下含量不断升高.
不同植被恢复类型下土壤理化性质存在差异.本研究表明, 林地和灌木林的恢复类型下的速效的N、P、K均得到显著提高.农田类型对于氮素的提升效果最为显著.这是由于农田管理下, 会对土壤中施用缓释氮、尿素等氮肥, 这就导致了受损煤矿区土壤中AN含量提升明显.灌木林下的AN的提升仅次于农田, 要高于林地和草地.这是因为大部分建植的灌木为固氮植物(沙棘、刺槐和紫穗槐等)[52, 53], 以上植物的根系固着的根瘤菌可以吸收大气中的氮, 进而转化成能被植物吸收的氮素[54], 且硝化细菌的含量也较多[55], 从而使灌木林的土壤中AN含量增加较多.
3.2 植被恢复对SOC储量的影响受损煤矿区由于表土流失, 团聚体破坏和土壤侵蚀等, 表层的土壤有机碳的损失率约高达69.8%[21].与原始或自然恢复相比, 植被恢复可显著提高受损煤矿区土壤的SOC含量和SOC储量.这也充分表明在矿区采矿活动时排放或流失的碳能通过合理的植被恢复措施而被重新吸收到土壤中, 使土壤中的碳汇量得到一定程度的恢复.植被恢复后会显著提高SOC和SOC储量可以认为是SOC的输入和输出的通量大小不同所导致.植被恢复后地上植被凋落物、根系残留物和分泌物以及其细根周转所产生的碎屑等[56]都成为了土壤中碳的输入源, 增加了SOC的输入通量.煤矿区开采时, 会造成地表损坏, 土壤的团聚体等物理结构受到破坏, 土壤紧实、保水和透气性非常差, 从而加剧土壤侵蚀, 并且碳周转基本处于平衡状态[57], 而植被恢复后有效地恢复了土壤的物理性质, 例如降低BD, 增加clay等, 因此减少了土壤侵蚀和机械扰动等降低土壤碳矿化率, 避免了碳流失, 减少了碳输出通量[58].生物的差异也是植被恢复后SOC储量增加的原因.植被恢复后, 土壤微生物能够通过胞外酶分泌来调控土壤中的部分酶活性, 例如过氧化氢酶(catalase, CAT)等的酶活性能够得到大幅度提高, 表明植被恢复有利于SOC加速积累.因此微生物之间的差异可以通过调控酶活性进而反馈调控土壤碳循环的过程[59].微生物群落结构之间的差异也能够调整SOC的固存能力.植被恢复后自养微生物物种多样性增加, 真菌(子囊菌门等)也会得到增加, 而自养微生物以及子囊菌门等能够促进SOC的稳定, 对土壤SOC的固定和积累具有正向作用, 并且植被恢复后土壤中微生物CO2同化功能基因受到影响, 能够提升表层微生物的碳同化能力[59, 60].因此, 植被恢复后具有更高的碳固持效应, 进而有利于碳积累.
3.3 植被恢复后SOC储量的影响因素 3.3.1 不同植被恢复类型对SOC储量的影响不同的植被能够通过影响植被的生产力和微生物群落结构等, 进而能够改变土壤碳的输入量.4种不同植被恢复类型下, 农田提升的SOC储量最多, 与Sperow等[61]对美国中东部7个州的碳固存能力研究结果一致.可能是由于母质熟化时能够使土壤中大于0.25 mm的大团聚体含量增加, 特别是大团聚体内的颗粒有机质含量增加[62], 而农田类型对土壤熟化过程中的贡献相较于其他3种类型最大, 因此有机碳含量最高, 土壤的固碳功能最好[63, 64].农田类型下还能够通过田间管理措施, 例如耕作、施肥和农作物秸秆还田等方式来补充土壤中的养分含量[65].以上田间管理措施还能够通过改变SOM在不同粒径团聚体中的转运效率[63], 对土壤的次级团聚化过程产生影响, 从而促进了土壤团聚体周转以及其内部保护的土壤SOM的稳定化过程[63 ~ 65], 进而增加SOC储量.上述结果表明农田类型下土壤TN和AN提升最显著, 而土壤N的富集也能正向促进土壤SOC的积累.农田由于在松耕、翻耕等措施下土壤BD也得到有效改善, 有利于SOC的储存.以上因素最终使耕地SOC储量高于其他3种植被恢复类型.一般认为受人类活动干扰较少的草地和森林生态系统SOC提升幅度更大, 这与本研究结果存在差异, 是因为煤矿区植被恢复与退耕还林还草并不相同.受损煤矿区受到高度干扰, 相较于其他环境下进行植被恢复的环境条件更为恶劣.如要恢复为农田, 使农作物正常生长, 就需要在初期中施入大量的有机肥等肥料, 且农田恢复类型需要每年种植作物时都需要重新进行施肥, 而草地和林地可能并不是每年都需要进行施肥, 因此笔者认为在煤矿区植被恢复条件下, 农田类型下的SOC的提升幅度要高于草地和森林生态系统的SOC.林地, 草地和灌木的SOC储量表现为：林地 > 草地 > 灌木林, 这与上述数据所反映的SOC含量的增加趋势一致.对此, 可能是由于SOC主要取决于植被每年的归还量和分解速率, 而林地相比于草地和灌木有更多的凋落物, 以上凋落物会腐解形成腐殖质而增加了土壤碳源的输入[66, 67].凋落物在矿区植被恢复中是土壤最重要的养分输入途径[68], 通过凋落物分解后腐殖质的增加, 丰富了微生物的食物源, 为微生物群落生长、增殖提供额外的养分.功能微生物类群数量增加, 影响了土壤碳循环过程[69], 进而调控了碳循环相关微生物群落结构和功能[70, 71].总体来说, 在不考虑其他因素时, 林地SOC储量要高于草地和灌木.
Zhang等[21]、李俊超等[33]和Shrestha等[34]的研究结果表明, 草地比林地更有利于土壤有机碳的积累, 且草地要比林地有机碳含量高99%[34], 与本文的结论存在差异.这种差异发生的原因可能是由于在不同植被类型下土壤SOM数量和形态的变化不同, 从而导致土壤有机碳存储能力存在差异[72].林地类型主要依靠凋落物向土壤中补充外源碳[73], 而草地主要碳源的输入是通过植物地下根系的分解[74, 75].不同类型下SOC积累的差异原因还与当地气候条件相关.在较为干旱的矿区, 草地恢复模式较林地更有利于土壤有机碳累积[76, 77].因为在土壤水分的限制条件下更适合草本植物的生长发育.草地类型下植物主要依赖其发达的地下细根网络来在根际区域固定大量的SOC.草地类型下植物的地下根系网络发达且密集, 在干旱条件下, 会导致土壤中的水分和气体的交换量减少, 降低SOC的周转率[75], 从而有利于SOC的积累.以上草本植物的细根在死亡后, 经过微生物的转化也会向土壤提供大量外源碳[68].因此干旱条件下草地的SOC储量会高于林地.对于降水条件较好的矿区, 林地恢复模式较草地有利于SOC累积[78].这是由于降水量是土壤水分的主要来源, 充足的土壤水分更适合乔木生长[79].土壤水分能够调控地下的生物化学循环, 也会影响植被的净初级生产力.土壤水分对微生物生长具有限制作用.充足的土壤水分条件下, 能够促进功能微生物群的繁殖和生长, 林地类型下的微生物功能类群比草地更加丰富, 而林地相较于草地能够产生较多的地上生物量, 从而促进凋落物的腐解作用[80], 形成腐殖质, 进而影响SOC的输入[81].土壤水分充足条件下, 土壤通气性、土壤呼吸以及底物扩散等也会促进土壤微生物量碳的积累[82], 因此在年降水量较多的受损煤矿区, 林地类型下比草地类型更有利于SOC储量的积累.
3.3.2 恢复年份对SOC储量的影响植被恢复年限对植被恢复下SOC储量影响显著.数据集分析结果表明受损煤矿区植被恢复的SOC储量会在一定时间内随着恢复年限的增加而逐渐增加.这与Ahirwal等[8]、Zhang等[21]和Tripathi等[83]的研究表明植被恢复下煤矿区SOC含量以及储量会随着修复年限增加而增加, 并且SOC在很长一段时间内会显著增加的结论一致.林地、草地和灌木的SOC储量均表现出会随着植被恢复年限的增加而增加的趋势.但在农田类型下, SOC储量随着恢复年份的增加, 其增加趋势表现为U型(高-低-中), 这与丁青坡等[84]的结论相似, 认为SOC储量在增加到一定时期会有下降的趋势.农田类型下短期恢复下SOC储量增加较多, 这可能是由于煤矿区复垦时, 由于煤矸石填充的矿坑或者是煤矸石山通常具有较差的化学、物理和生物特性, 如营养水平低、土壤结构差和微生物活性低等, 因此需要在刚开始复垦时大量投入有机肥等肥料, 导致在短时间内明显改善了土壤质量[85].在中期恢复时SOC储量减小, 这可能是由于中期在农田正常生产过程中肥料的施用量明显减少, 一些农业管理措施也会加剧土壤侵蚀过程, 土壤的碳矿化速率增加[64, 85], 且作物收获后会损失一部分碳源, 导致SOC储量减小[86].在长期恢复下SOC储量又得到增加但并不能够恢复到短期的水平.这可能是长期和短期的耕作模式不同所导致, 耕作时间较长, 其发展的耕作管理措施更精细化, 且一些秸秆还田等农田管理措施会使SOC缓慢积累, 因此SOC储量相比于中期又会有一个上升的趋势.上述的结果能够反映一个现象, 虽然在受损煤矿区地进行植被恢复能够显著提升SOC, 但是仍然不能恢复到原地貌水平.因此受损的SOC储量并不能够随着时间的增加而一直增长, 当生态系统恢复到一定阶段时, 又会建立新的碳库平衡状态, 这与Anderson等[76]、Shrestha等[87]和Šourková等[88]的研究结果相似, 这也与原野等[9]和Ussiri等[89]的观点一致.
3.3.3 气候及海拔条件对SOC储量的影响煤矿区的气候条件也会显著影响植被恢复的土壤的固碳能力.结果表明, 草地和灌木林在MAT 0℃以下时, 对于SOC储量的提升较明显.而在林地和农田类型下, MAT在 > 15℃的情况下对有机碳储量的影响是较大的.草地在MAP < 500 mm时对SOC积累影响较大, 林地和农田在MAP > 800 mm时有利于SOC储量的积累.在收集的数据中高海拔矿区(海拔 > 3 500 m)只有草地类型, 在高海拔地区MAT基本为0℃以下.因此受损煤矿区在低年均温 < 0℃, 年均降水量 < 500 mm和高海拔(> 3 500 m)等恶劣的环境下, 草地是固碳能力最好的植被恢复类型.受损煤矿区低年均温 < 0℃, 年均降水量 < 500 mm时, 草地和灌木的植被类型能够更好地积累SOC, 而在年均降水量 > 800 mm, 年均温 > 15℃的环境条件下, 林地和农田能够有最大的固碳效应.这与之前提到对于降水条件较好的矿区, 林地恢复模式较草地更有利于土壤有机碳累积[78], 在较为干旱的矿区, 草地恢复模式较林地更有利于SOC累积相符合[76, 77].不同气候条件下的林地恢复和草地恢复对SOC储量的固定和积累不同.温度能够调节微生物呼吸及凋落物分解速率[31], 降水则通过影响着植物的生理过程以及影响土壤水分和肥力状况来调控土壤的气体交换、微生物养分供应与温度, 进而影响土壤中碳的矿化速率[32], 影响SOC的积累.相比林地和农田, 草地的SOC储量对MAT的变化更敏感.具体而言, 草地恢复对SOC储量的正向效应随MAT升高而降低, 这与Yang等[90]和Tian等[91]的研究结果一致.MAT的升高会限制植物的生长发育[71], 加快微生物的呼吸速率[72], 从而提高土壤碳的矿化速率.此外, 微生物残体也是SOC的主要来源之一, 草地在高MAT下的土壤微生物残体积累量显著小于低MAT累积量[92, 93], 造成SOC输入量减少.林地的固碳效应对于气候的适应能力较强, 在MAP < 500 mm或者MAP > 800 mm, MAT > 15℃或MAT在0~10℃的气候条件下SOC储量仍然能够显著提高, 但在MAP > 800 mm和MAT > 15℃的矿区条件下更有利于SOC储量的积累, 这与Yang等[90]和Laganière等[94]的研究结果一致.其最大的原因可能是林地植被具有较深的根系以及茂密的林冠层, 在区域内形成小气候, 小气候可减少干旱和高温对林地固碳的负面影响[21, 72].因此, 根据受损煤矿区环境条件选择合适的植被类型更有利于SOC的积累.
3.3.4 不同土壤深度对SOC储量的影响土壤有机碳储量受到土壤深度的影响.对不同深度的SOC储量进行分析表明, 植被恢复后对于SOC储量的恢复效果显著, 且地表(0~20 cm)相较于中层(20~40 cm)和深层(> 40 cm)的SOC储量增加趋势更为明显.也就是说, 植被恢复后的SOC储量主要垂直分布于0~20 cm的土层, 且SOC储量随着深度的增加呈减少趋势[80].不同植被模式下深层SOC含量变化较小, 这可能是因为细根主要分布在0~40 cm(占1 m区间的72%~94%)[72], 深层土壤下细根形式的残渣输入量减少而导致深层SOC储量增加趋势减小.地表枯落物是SOC输入的重要来源, 经过人工复垦建植以后, 表层土壤的通气性、结构性要优于深层土壤, 这也更有利于SOC的积累.深层土壤相比于表层土壤的植物根系分布稀疏, 土壤通气性明显下降, 碳循环(碳降解、碳固定和甲烷代谢)等功能微生物类群的丰度要低于表层[51], 导致碳循环较慢, 并且SOM等养分经淋溶作用向下迁移时随土壤深度的增加而减少, 进而深层SOC储量要低于表层SOC输入量.不同植被恢复类型对SOC储量也呈现随着深度的增加而减少的趋势.农田, 林地和草地均显著增加了表层的SOC储量, 表层SOC储量的增加趋势与总体一致.草地相比于林地能够增加深层SOC储量, 这可能是由于草地有发达的细根网络, 细根在深层能够分解提供碳源, 而林地大部分为粗根, 粗根多年都不会死亡和分解, 根系产量和周转的重要性较小[21].
3.3.5 影响SOC含量和SOC储量的主要因素通过随机森林对其重要性进行分析时表明, 影响SOC和SOC储量主要的主导因素为土壤的BD、TN、AK和AN.其中土壤氮素对于SOC和SOC储量呈显著的正相关关系[73].一般而言, 较高的土壤氮含量可以促进植物的生长以及根系和微生物的活性, 从而影响植物的生长速率和系统的生产力而影响土壤呼吸, 进而增加生物代谢产物.同时土壤中的AN能够直接调控植物生理过程, 影响土壤有机质的分解, 从而提高SOC.而且有机质和AN之间也存在极强的线性相关关系, 随着有机质水平的提升, 土壤中的碱解氮含量也随之上升.土壤容重则也可以通过影响土壤孔隙度、湿度、肥力和根系生长而影响土壤呼吸, 从而增强土壤的碳汇能力.容重与土壤的固碳能力呈现负相关关系[75, 76].植被恢复会使容重显著降低, 土壤中的团聚体含量和稳定性就会随之增加, 土壤孔隙结构和水分通气条件得到改善, 并且能够显著提升土壤中碳循环相关的酶活性[56], 从而使土壤中碳汇能力增强, 进而增加SOC的储量.对于煤矿区植被恢复后土壤中AK等速效养分与SOC存在的相关关系是通过植物来进行调控的, 以上元素相应的土壤微生物群落以及酶活性均参与这个复杂的过程.因此今后对于煤矿区植被恢复后, 土壤中的速效养分与SOC之间的相关关系还需进一步进行实验研究.
4 结论(1) 受损煤矿区通过植被恢复能够显著改善土壤的理化性质, 但未能恢复到未损毁土壤的标准.其中AN和SOC含量仍然与未损毁土壤标准差距较大, 今后需要关注受损煤矿区氮库和碳库的积累.植被恢复后SOC储量相较于未恢复或自然恢复下土壤的SOC储量提升了39.02%.植被恢复后的SOC储量的增加趋势会随着土壤深度的增加而降低.4种类型的植被恢复对表层(0~20 cm)SOC储量均得到显著增加, 草地和灌木能显著增加深层(> 40 cm)的SOC储量, 而林地和农田类型下深层的SOC储量与原始或自然恢复后的SOC储量无显著差异.
(2) 不考虑环境因素时, 利于煤矿区SOC储量积累的植被恢复类型排序为农田 > 林地 > 草地 > 灌木林.当考虑环境因素时, 受损煤矿区在年均温 < 0℃和年降水 < 500 mm的环境下, 固碳效应较高的植被恢复类型为草地和灌木林, 而在年均温 > 15℃和年降水量 > 800 mm的环境下, 林地和农田恢复类型能够更好地增加SOC储量.TN、BD、AN和AK是影响土壤固碳能力的主要因素.
(3) 在煤矿区受损环境内进行植被恢复是有效提升土壤有机碳汇量和改善土壤结构的策略, 但是具体的植被恢复策略应根据气候条件选择合适的植被类型, 以达到最大生态效益.
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