土壤微生物和酶在有机物质分解、 合成与转化，以及无机物质氧化与还原等过程中起重要作用，是土壤生态系统代谢重要动力^[1]. 采矿过程中剥离表土的土壤微生物数量、 ATP酶活和对葡萄糖利用率随堆积厚度和时间增加而降低^[2]. 土壤生态功能恢复是退化的陆地生态系统恢复和持续发展的关键，土壤微生物群落结构和多样性、 及土壤酶活性可作为评价土壤恢复质量的敏感因子^{[3, 4, 5]}. 山西省采煤破坏的土地89.2%未得到治理，造成了环境污染、 生态资源破坏以及地质灾害等生态环境问题，矿区生态修复是促进煤炭工业持续发展和缓解生态环境问题的必要措施. 目前，山西矿区修复后的植被群落特征演替特征研究较多，不同植被修复方式和年限均显著影响土壤碳氮含量，而对生态修复措施更为敏感的土壤微生物和酶活性研究甚少，其中对功能微生物群落的研究尤其少.

因此，本研究以山西安太堡露天矿区7种不同植被恢复类型的样地为对象，对样地的土壤理化特征、 固氮、 硝化和反硝化细菌、 及土壤蔗糖酶、 过氧化氢酶、 脲酶和多酚氧化酶活性进行测定. 通过分析不同植被恢复类型间土壤微生物和酶活性的差异性，不同指标间的相关性，以及可全面表征土壤物理、 化学和生物性质的土壤综合肥力指标. 通过揭示不同植被恢复类型对土壤质量的影响，以期为矿区废弃地生态恢复类型筛选和恢复效果评价提供科学参考. 1 材料与方法 1.1 研究区概况

矿区地处黄土高原东部晋陕蒙接壤的三角地带，位于东经112°10′58″~113°30′，北纬39°23′~39°37′，海拔1300~1400 m. 属于温带半干旱大陆型季风气候区. 年均温6.2℃，无霜期约115~130 d. 年均风速为2.3~4.7 m ·s^-1，最大风速可达20 m ·s^-1. 年平均降水量约为450 mm，降水主要集中在7~9月. 年均蒸发量约为2160 mm. 地带性土壤为栗钙土与栗褐土的过渡带.

本研究包括7种恢复模式，包括未扰动的原地貌(CK1)，采后刚刚覆土2年但未经植被恢复的样地(CK2)，其余为乔灌草不同配置方式的复垦地，具体情况见表 1.

表 1(Table 1)

表 1 各样地的复垦植被组成和时间 Table 1 Composition and time of reclaimed scenarios in sample plots 样地 植被配置方式 种植年份 CK1 覆土，未复垦 CK2 未开采的原地貌(虎尾草、 狗尾草等) GA 苜蓿 2009 PL 刺槐林 1992 MF1 刺槐、 油松 1992 MF2 沙棘、 刺槐、 柠条、 沙枣 2002 MF3 刺槐、 油松、 柠条 1992

表 1 各样地的复垦植被组成和时间 Table 1 Composition and time of reclaimed scenarios in sample plots

每个样地包括3个重复小区，小区采样方式为多点混合土样样品处理法，去除地表植被和覆盖物，6个样点随机土钻取样(0~10 cm和10~20 cm)并混匀. 采样时间为2010年10月. 一部分自然风干，研磨过2 mm的筛以备用； 另一部分保存于4℃用于土壤酶活性的测定. 1.3 样品分析

土壤pH值采用1 ∶5土和水溶液测定； 土壤有机碳(organic carbon,OC)采用重铬酸钾氧化法； 总氮(total nitrogen,TN)采用凯氏定氮法； 碱解氮(available nitroge,AN)采用碱解扩散法^[6].

微生物类群的数量采用稀释平板法测定，固氮菌培养基为无氮阿须贝氏培养基、 硝化细菌和反硝化细菌培养基见文献^[7]. 土壤多酚氧化酶活性采用邻苯三酚比色法； 土壤蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水杨酸比色法； 土壤脲酶活性采用靛酚蓝比色法； 土壤过氧化氢酶活性采用2,3,5-氯化三苯基四氮唑比色法^[8]. 1.4 数据分析

不同植被修复类型对土壤理化性质和酶活影响，在SPSS中进行One-way analysis of variance分析； 土壤微生物数量、 酶活性和有机碳间进行Pearson相关性分析； 通过主成分分析(principal component analysis，PCA)特征值的累积贡献率，根据累积贡献率筛选主成分，并确定其主成分评价值(a_i)，得出各主成分的评价值(Z_i)，进而计算综合主成分评价值，即为综合肥力指标(integrated fertility index，IFI)^[9]，公式如下：

表 2中列出了不同植被恢复方式，土壤理化性质的差异性. 土壤pH偏碱性，且随土壤深度有所提 高，不同样地间pH差异不显著. 土壤碳氮含量及其 比值因植被恢复类型而有显著的变化. 在0~10 cm土壤层，碳氮特征的最大值均出现在混交林MF1，而较小值来自样地CK2、 GA和MF2，且混交林MF1碳氮特征值均显著高于CK1、 GA和MF2. 随着土壤深度的深入，在10~20 cm层各样地土壤有机碳和总氮含量大幅度地降低，而碱解氮含量变化幅度较小，土壤pH略有增加； 另外，不同植被恢复方式对不同土壤层土壤碳氮值影响的差异性有所不同.

表 2(Table 2)

表 2 矿区复垦地土壤理化性质 Table 2 Soil physical and chemical properties of study sites in reclaimed mining area 深度/cm 样地 pH 有机碳/g ·kg-1 总氮/g ·kg-1 碳氮比 碱解氮/mg ·kg-1 CK1 7.58±0.15 a 10.18±0.86 b 0.78±0.02 bc 13.10±0.31 b 14.19±0.32 b CK2 7.51±0.11 a 3.23±0.63 a 0.40±0.08 a 8.18±1.37 a 9.69±2.43 a GA 7.43±0.21 a 5.99±2.88 a 0.62±0.14 a 9.67±1.25 a 9.50±1.46 a 0~10 PL 7.33±0.24 a 11.42±5.45 b 0.73±0.27 bc 15.66±3.61 b 18.22±3.02 b MF1 7.25±0.07 a 18.17±7.23 c 0.89±0.26 c 20.31±3.94 b 16.95±3.33 c MF2 7.64±0.29 a 4.56±1.23 a 0.43±0.10 b 10.54±2.65 a 7.96±0.67 a MF3 7.65±0.06 a 13.50±2.18 b 0.80±0.11 bc 16.81±3.79 b 16.87±3.99 c CK1 8.31±0.32 a 3.92±0.52 b 0.40±0.03 c 9.84±1.38 a 13.18±0.57 b CK2 8.45±0.16 a 1.97±1.05 a 0.17±0.06 a 11.96±2.64 a 8.04±1.82 a GA 7.47±0.04 a 1.86±0.97 a 0.17±0.09 a 11.23±3.28 a 7.48±0.07 a 10~20 PL 7.96±0.17 a 1.97±0.53 a 0.19±0.04 a 10.50±2.39 a 8.96±1.11 a MF1 7.60±0.03 a 5.55±3.23 c 0.31±0.13 c 17.83±5.44 b 10.54±1.22 b MF2 8.11±0.13 a 3.47±1.11 ab 0.18±0.04 a 14.28±1.89 ab 9.67±3.75 ab MF3 7.90±0.28 a 2.05±0.47 a 0.24±0.05 b 11.31±2.870 a 10.92±0.61 b 1)数值为平均值±标准偏差，不同字母表示不同植被之间P<0.05水平上差异显著

表 2 矿区复垦地土壤理化性质 Table 2 Soil physical and chemical properties of study sites in reclaimed mining area

土壤固氮菌、 硝化细菌和反硝化细菌数量因植被恢复方式和土壤深度变化而显著变化(图 1). 在0~10 cm土壤层，混交林MF3中土壤固氮菌数量最多，次之为对照样地CK1，两者均显著高于其它样地，而对照样地CK2中固氮菌数量显著低于除了苜蓿样地GA外的其它样地； 而在10~20 cm土壤层，固氮菌在对照样地CK1数量最多，在样地CK2和GA中最少，且与3个混交林样地显著不同[图 1(a)]. 在0~10 cm土壤层，对照样地CK2中硝化细菌数量显著低于其它样地，而硝化细菌数量最高的出现在了样地CK1和MF1中； 10~20 cm土壤层，硝化细菌数量最大和最小值分别出现在对照样地CK1和CK2中，并与其它5个样地显著不同[图 1(b)]. 在0~10 cm土壤层，对照样地CK1中反硝化细菌数量最多，除与混交林MF3外的其它样地间均存在显著的差异性，对照样地CK2中反硝化细菌数量显著低于其它样地，样地GA、 PL和MF2间反硝化细菌数量无显著差异； 10~20 cm土壤层，对照样地CK1中反硝化细菌显著高于其它样地，混交林MF1和MF3中反硝化细菌数量次之[图 1(c)].

图 1

Fig. 1

数值为3个重复的平均值，垂直标线为标准偏差， 不同字母表示不同植被之间P<0.05水平上差异显著，下同图 1 不同植被恢复方式下土壤固氮菌、 硝化细菌和反硝化细菌数量 Fig. 1 Populations of azotobacteria,nitrifying-bacteria and denitrifying-bacteria population under different regeneration scenarios

不同植被恢复方式对土壤酶活性影响结果见图 2. 植被恢复方式对土壤脲酶活性影响在不同土壤层影响一致，4个林地样地(包括PL和MF1~3)中土壤脲酶活性显著高于其它样地[图 2(a)]. 在不同土壤层，对照样地CK1和CK2中土壤蔗糖酶活性均显著低于其它样地[图 2(b)]. 0~10 cm土壤层，土壤过氧化氢酶活性受植被的显著影响，其中对照样地CK2的土壤过氧化氢酶活性显著低于其它样地； 植被对10~20 cm土壤层土壤过氧化氢酶活性的影响均不显著[图 2(c)]. 植被对不同土壤层的多酚氧化酶活性影响有所不同，0~10 cm土壤层，多酚氧化酶活性样地MF3中最高，且显著高于其它样地； 10~20 cm土壤层，多酚氧化酶活性最大和最小值分别出现在对照样地CK2和混交林MF3中，与其它样地间差异显著[图 2(d)].

图 2

Fig. 2

图 2 不同植被恢复方式下土壤酶活性 Fig. 2 Soil enzyme activities under different regeneration scenarios

将土壤理化性质、 酶活性和微生物数量进行PCA分析，结果表明前3个特征值的累积贡献率可达87.07%，3个主成分得分分别为4.77、 2.70和2.11，样地各主成分评价值和综合肥力指标见表 3. 整体来看，恢复时间较长的林地的综合肥力指标较大，而复垦时间较短和未复垦地的肥力指标较小，综合肥力指标从高到低依次为MF1、 MF3、 CK1、 MF2、 PL、 GA和CK2.

表 3(Table 3)

表 3 不同植被方式下土壤综合肥力指标 Table 3 Soil integrated fertility index under different regeneration scenarios 样地 Z1 Z2 Z3 IFI CK1 0.54 1.30 -2.56 0.63 CK2 -3.96 -0.97 -0.99 -2.24 GA -1.60 -0.33 1.61 -0.89 PL 1.21 -1.35 0.81 0.22 MF1 2.87 -1.38 -0.60 1.03 MF2 0.74 -0.36 0.62 0.27 MF3 0.21 3.08 1.11 0.97

表 3 不同植被方式下土壤综合肥力指标 Table 3 Soil integrated fertility index under different regeneration scenarios

土壤理化特征、 酶活性和微生物数量间Pearson相关性分析表明(表 4)，土壤总氮与除了过氧化氢酶和反硝化细菌数量外的其他各指标间均显著相关，硝化细菌与蔗糖酶和过氧化氢酶极显著相关，其余微生物数量和酶活性间不存在显著的相关性. 3 讨论

本研究结果表明，土壤有机碳含量因植被恢复 方式和年限均有显著的变化(表 2). 随着植被恢复年限的延长，输入土壤有机碳量会逐步增加，因此在植被恢复年限较长样地，其有机碳和氮含量均较高^[10]. Cerli 等^[11]报道不同林龄的挪威云杉土壤腐殖质的研究中发现，随林龄土壤碳储量逐步提高至73年的林地达到平衡状态. 另外，有研究报道随恢复年限的增加，不同土壤层间有机碳和氮含量差值增加^[10,12]，这样的趋势也在本研究中有所体现，有机碳和氮含量在未复垦地(CK2)和复垦时间较短的苜蓿样地的不同土壤层间变化较小，在复垦年限较长样地的不同土壤层间变化较大. 不同植被恢复方式显著影响土壤有机碳和氮含量，其主要原因是不同植被组成会导致输入土壤中枯落物量和降解难易程度有所差异，另外，植物根系量和分泌物有所不同^[13].

表 4(Table 4)

表 4 土壤理化特征、 酶活性和微生物数量间Pearson相关性分析 1) Table 4 Acute toxicity of ammonia to aquatic life 有机碳 总氮 碱解氮 蔗糖酶 过氧化氢酶 多酚氧化酶 脲酶 固氮菌 硝化细菌 总氮 ** 碱解氮 ** ** 蔗糖酶 ** ** ** 过氧化氢酶 ns ns * ** 多酚氧化酶 —** —** —* —** ns 脲酶 ns * ** ns ** ns 固氮菌 ns * ns ns ns ns ns 硝化细菌 ns * ns ** ** ns ns * 反硝化细菌 ns ns ns ns ns ns ns ** ** 1)** 表示在 0.01 水平上相关 (双尾)； * 表示在 0.05水平上相关 (双尾)； ns表示在 0.05 水平上不相关 (双尾)

表 4 土壤理化特征、 酶活性和微生物数量间Pearson相关性分析 1) Table 4 Pearson correlation analysis for the linear regressions between soil physical and chemical properties,enzyme activities and microbial populations

已有的研究表明土壤功能微生物组成和活性受土地利用变化显著影响，如硝化过程中的硝化细菌和氨氧化细菌在不同样地间差异显著，硝化细菌数量与氮矿化和硝化速率、 土壤水分和矿质氮含量显著相关^[14]. 本研究中的固氮菌、 硝化细菌和反硝化细菌在不同样地间差异显著(图 1)，植被恢复方式影响土壤微生物群落，主要是通过影响微生物生长代谢所需的有机碳和总氮等基质来实现^[15]. 本研究中土壤固氮菌和硝化细菌与总氮间显著相关性(表 4)表明，固氮菌和硝化细菌主要受总氮含量影响. 土壤反硝化细菌与总氮间并不相关(表 4)，类似的趋势也在造林后土壤反硝化作用的研究中发现，反硝化作用与土壤有机碳、 氮以及土壤水分间均不相关^[16].

土壤酶介导有机碳的降解和氮磷等元素的循环，其活性可指示自然或人为干扰强度. 本研究中4种土壤酶活性因植被恢复方式有显著变化(图 2). 土壤脲酶是广泛存在的一种好气性水解酶，其活性与土壤氮素相关^[17]，本研究中通过相关性分析，脲酶活性与总氮和碱解氮显著相关，且与碱解氮为极显著相关(表 4). 蔗糖酶对增加土壤中小分子营养物质起着重要作用，通常土壤肥力越高，蔗糖酶活性越强. 本研究中土壤蔗糖酶活性与土壤有机碳、 总氮以及碱解氮均呈极显著的相关性(表 4)，极显著的相关性也在黄土高原的退耕地土壤酶活性的研究中发现^[17]. 过氧化氢酶广泛存在于土壤和生物体内，可被用作表示土壤氧化强度. 本研究中发现土壤过氧化氢酶在恢复年限较长的样地中活性较大[图 2(c)]，且与土壤碱解氮显著相关，与硝化细菌呈极显著相关性，可见土壤肥力增加，供微生物代谢的底物增加，从而促进了过氧化氢酶活提高^[18]. 土壤多酚氧化酶主要参与芳香族有机碳的代谢，在本研究中多酚氧化酶活性与有机碳、 总氮和碱解氮之间负相关，可能是由于土壤有机碳和氮的提高，土壤微生物群落结构发生改变，其酶活性有所降低^[19].

4 结论

(1)不同植被恢复方式显著地影响了土壤理化特征、 微生物数量和酶活性，但对pH影响甚微. 不同层次土壤的土壤理化、 微生物和酶活指标差异较大，在恢复年限较长的样地中更为明显.

(2)土壤总氮含量与微生物和酶活性的相关性较强，但反硝化细菌与总氮间并不相关，多酚氧化酶活性与土壤有机碳和总氮之间为负相关，而其它酶活与有机碳和总氮间为正相关.

(3)根据PCA分析得到综合肥力指标可得出，矿区植被修复可有效提高土壤肥力，且随着植被恢复年限增加，土壤肥力会逐步增加，在晋西北半干旱区矿区复垦中刺槐-油松混交林是最佳的植被恢复模式.