王一淑，张 凯，王顺洁，王冬雨，王芙瑶
(1.国能神东煤炭集团有限责任公司，陕西 榆林 719315；
2.中国矿业大学(北京) 化学与环境工程学院，北京 100083)
煤炭是我国能源战略安全的基石，其时空赋存特征决定了当前以西部生态脆弱矿区煤炭资源开发为主的格局[1]。另一方面，受地理与自然因素的影响，西北地区水资源非常稀缺，是典型的干旱、半干旱的荒漠化地区和国家级水土流失重点监督区域[2]。西北地区生态本底环境先天脆弱，高强度的煤炭资源开发易造成生态环境造成破坏[3]，例如造成地表塌陷、产生地裂缝、引起地下水位下降以及水土流失等，进而降低土壤质量[4，5]。
采煤沉陷对土壤质量的影响主要表现在土壤水分、pH和土壤肥力等方面。就土壤含水量而言，部分学者认为，采煤引发的地裂缝是影响沉陷区土壤水分变化的重要因素，裂缝深度、密度、宽度等均会对土壤水分变化造成影响[6，7]；
其他学者则认为土壤水分补给来自大气降水，而不是地下水，因此采煤扰动对于土壤水的影响非常有限，即采煤沉陷对土壤水分没有影响或者影响不明显[8，9]。就土壤pH和肥力而言，采煤沉陷区土壤pH、肥力含量的变化并没有一定规律，不同沉陷区含量变化并不一致[10，11]。例如，仝婕研究发现采煤活动使矿区全钾和速效钾呈现增加的趋势，而其他指标如有机质、氮素、磷素则相对减少[12]；
姚国征等研究表明采煤沉陷降低了全氮与全磷，增加了速效磷，但全钾与有机质则无显著变化，整体上沉陷区速效肥力有升高、活化的趋势[13]。目前关于采煤扰动下土壤质量变化规律尚不明晰。西部矿区煤炭开采具有高强度和高产特点，且埋深较浅[14，15]，开采过程中对地表土体扰动尤为显著，分析该地区煤炭开采对浅地表松散层土壤物理化学性质的影响，探究其变化规律，是预防和减缓煤炭资源开采对地表环境影响的前提和保障。
为此，以神东矿区纳林河二矿的表层土壤为研究对象，在对研究区土壤及生态环境进行分析的基础上，选取10cm、20cm和30cm表层土壤的含水率、pH、碱解氮、有效磷、速效钾和有机质作为土壤环境质量的评价指标，基于克里金插值结果，分析其时空变化规律，揭示高强度煤炭开采对土壤质量影响的变化规律，以期为预防和减缓煤炭资源开采对地表环境的影响提供科学依据。
1.1 研究区域概况
研究区位于内蒙古自治区鄂尔多斯市境内的乌审旗纳林河镇，其地理位置为：东经108°51′30″—109°00′00″，北纬37°58′00″—38°05′30″。井田长约17.8km，倾斜宽约13.5km，面积176.34km2。该区域位于毛乌素沙漠的东部，地表均被第四系风积沙所覆盖，具有典型的高原沙漠地貌特征。该区域气候特征属于半干旱的温带高原大陆性气候，太阳辐射强烈，干燥少雨，风大沙多，无霜期短，因此矿区环境极度脆弱。
1.2 材料与方法
1.2.1 样品采集
由于研究区域平坦辽阔，因此以棋盘布点法采集土壤样品，采集布点如图1所示。采样方案设计及技术严格按照国家环保局的《环境监测分析方法》《土壤元素的近代分析方法》(中国环境监测总站编)《土壤质量土壤采样技术指南》(GB/T 36197—2018)执行。
图1 土样采集布点位置
1.2.2 样品测定
分别在10cm、20cm、30cm表层土选取样本，测定其含水量。由于pH本身变化幅度小，且碱解氮、有效磷、速效钾与有机质在0～30cm纵向梯度变化不明显，因此这些指标不做深度梯度划分，混合测定各指标在10cm、20cm、30cm表层土中的含量。
1)表层土壤含水量测定。在野外采样点挖好剖面，并用环刀取出表层土壤，测其湿重并记录，精确到0.01g。土样体积含水量计算公式为：
式中，m1为环刀内湿土样重量，g；
m2为环刀内湿土样重量，g；
V为环刀容积，cm3；
W为土样体积含水量，%。
2)表层土壤pH测定。称取10.0g土壤样品置于50mL的高型烧杯或其他适宜的容器中，加入25mL 0.01mol/L氯化钙溶液。将容器用封口膜或保鲜膜密封后，用磁力搅拌器剧烈搅拌2min或用水平振荡器剧烈振荡2min，并静置30min。静置过程中，控制试样的温度为(25±1)℃，与标准缓冲溶液的温度之差不应超过2℃。随后将电极探头插入试样悬浊液垂直深度的1/3～2/3处，轻轻摇动试样，待读数稳定后，记录pH值。测定下一个试样时，需用水冲洗电极，并用滤纸将电极外部水吸干。测定结果保留至小数点后2位。
3)表层土壤碱解氮测定。采用碱解-扩散法测定表层土壤碱解氮含量。测定公式如下：
式中，ω为土壤中碱解氮的含量，mg/kg；
c为盐酸或硫酸标准溶液浓度，mol/L；
v为样品测定时消耗盐酸或硫酸标准溶液的体积，mL；
v0空白测定时消耗盐酸或硫酸标准溶液的体积，mL；
m风干土样质量，g；
14为氮的毫摩尔质量，g/mol。
4)表层土壤有效磷含量的测定公式为：
式中，P2O5为有效钾，mg/kg；
A1为标准液的吸光度值；
A2为待测液的吸光度值。
5)表层土壤速效钾含量的测定公式为：
式中，K2O为有效钾，mg/kg。
6)表层土壤有机质含量的测定公式为：
式中，O.M为土壤有机质的质量分数，g/kg；
V0为空白试验所消耗硫酸亚铁标准溶液体积，mL；
V为试样测定所消耗硫酸亚铁标准溶液体积，mL；
C为硫酸亚铁标准溶液的浓度，mol/L；
0.003表示1/4碳原子的毫摩尔质量，g；
1.724为由有机碳换算成有机质的系数；
1.10为氧化校正系数；
M为称取烘干试样的质量，g。
1.2.3 数据处理
煤矿区土壤含水量、pH、碱解氮、有效磷、速效钾、有机质含量的测定结果为离散点的形式，不能完整反映土壤质量的变化趋势。本研究借助空间插值方法获取各指标空间变异情况及特征，并利用VESPER程序将点状数据可视化为面状数据。VESPER是由澳大利亚精准农业中心(ACPA)开发的一个PC-Windows空间预测程序，该程序能够使用局部或全局变异函数对点克里格和块克里格进行插值，并可进行手动调整[16]。
2.1 Kolmlgorov-Smirnov检验
为了进行克里金插值，需对数据进行正态分布检验，结果见表1。从表1可以看出，10cm、20cm、30cm土壤含水量双侧显著性<0.1，不服从正态分布，其对数符合正态分布；
pH、碱解氮、有效磷、速效钾、有机质双侧显著性>0.1，服从正态分布。
表1 Kolmlgorov-Smirnov检验
10cm、20cm和30cm土壤平均含水量分别为3.92%、2.76%和2.71%，含水量随深度增加依次减小，10cm土壤含水量平均值为20cm的142.03%。各指标变异系数对比结果可以看出，10cm、20cm、30cm土壤含水量变异系数较大，数据离散性更大；
碱解氮、有效磷、速效钾、有机质变异系数之间相差较小；
pH的变异系数最小，数据离散程度最小。
2.2 交叉验证结果
将数据随机均分为10份，每次选取其中的9份用于克里金插值，剩余1份用于验证插值精度，如此重复10次，直到所有数据均被测试，进而得出克里金插值交叉验证结果，如图2所示。从图2中可以看出，10cm含水量、20cm含水量、30cm含水量的交叉验证R2分别为0.72、0.72和0.78，pH、碱解氮、有效磷、速效钾、有机质的交叉检R2分别为0.84、0.82、0.80、0.82和0.81。各指标交叉验证R2较高，说明克里格插值可信度较高。
图2 插值交叉检验结果
按照未采区、1年沉陷区、2年沉陷区进行分区，并利用克里格插值得到各指标的空间分布图。以此为基础，分析土壤各指标的时空变化规律。
2.3 土壤含水量空间分布规律
采样点土壤含水量分布散点如图3所示。研究区10cm土壤含水量的平均值最高，1～2年沉陷区的20～30cm土壤含水量接近且最低。未开采区含水量随深度增加先减少后增加，20cm深度含水量减少至10cm深度的67%，而30cm含水量恢复至10cm的73%；
1年沉陷区含水量随深度增加逐渐减小，20cm深度含水量减少至10cm深度的69%，30cm深度土壤含水量虽有下降，但减少速度变缓。2年沉陷区与1年沉陷区土壤含水量变化相近，但2年沉陷区土壤含水量整体略高于1年沉陷区。10cm土壤含水量波动最大，随深度增加波动减弱，这可能与风力裹挟地表水分、太阳辐射造成水分蒸发有很大的关系，地裂缝的生成又会进一步增大二者的影响。
图3 不同深度监测站点含水量均值分布
不同深度土壤含水量空间分布规律如图4所示。从图4可以看出，不同深度土壤水具有不同的空间分布特征。在10cm土壤深度，土壤含水量高值区出现在未采区，覆盖面积约占未采区面积的50%；
次高区位于1年沉陷区西南方向边界处，这可能与未采区临界有关；
低值区位于1年沉陷区西北、东南方向和2年沉陷区中间位置，覆盖面积约分别占1年沉陷区和2年沉陷区面积的60%(图4a)。在20cm土壤深度，土壤含水量高值区出现在未采区，覆盖面积约占未采区面积的30%。其他两区域均有高值区域出现，但覆盖面积较小；
低值区位于1年沉陷区的东南方向，覆盖面积约占1年沉陷区面积的30%；
次低值区分别位于1年沉陷区的西北方向和2年沉陷区的中部、西北方向，覆盖面积约分别占1年沉陷区和2年沉陷区面积的30%和50%(图4b)。在30cm土壤深度，未采区有小范围高值区，1年沉陷区出现低值区，约占1年沉陷区面积的40%，2年沉陷区出现零星低值区(图4c)。
图4 不同深度土壤含水量空间分布
不同区域土壤水分含量对比结果可以看出，各深度未采区含水量均高于沉陷区；
1年沉陷区在10cm深度土壤含水量略高于2年沉陷区，而在20cm、30cm深度含水量则低于2年沉陷区，表明2年沉陷区含水量与1年沉陷区相比有所恢复；
未采区与1年沉陷区交界处的土壤含水量存在明显界线，沉陷区土壤含水量与未采区相比，呈现断崖式下降，这可能与采煤扰动有直接关系，正在作业的煤炭开采对土壤水含量影响较大。
采煤对土壤含水量的影响方式主要表现为：地表微塌陷或者局部小地裂缝的出现，会改变土壤的结构状态，并将土壤暴露在环境中，从而加速土壤水分的蒸发[10]。根据与工作面的相对位置关系，地裂缝可分为工作面正上方的动态地裂缝和工作面边界的边缘地裂缝。边缘地裂缝一般以“带状”形式平行于开采边界分布，开采完成后最终以“O”型圈分布于地表。动态裂缝主要分布在工作面走向中心线附近，且平行于工作面。随着工作面的向前推进，前方地表不断产生新的地裂缝[17，18]。因此，受动态地裂缝影响，未采区与1年沉陷区交界处的土壤含水量存在明显界线。但随着开采时间的延长，采煤沉陷产生的大量裂缝由于自身和外力因素的影响，大部分裂缝均已基本闭合，土壤含水量逐渐得到恢复[7]。然而，采煤沉陷造成的土壤结构破坏和土壤物理性粘粒的减少程度的不同，会使不同区域土壤含水量恢复速度出现差异[19]，进而造成2年沉陷区中部含水量较低区域的出现。
2.4 土壤pH空间分布规律
研究区采样点土壤pH分布如图5所示。从图中可以看出，研究区土壤pH的变化波动小，变化范围约为6.91～7.51，平均值变化范围为7.21～7.28左右，整体在中性范围内。
图5 监测站点pH均值分布
研究区土壤pH空间分布规律如图6所示。从空间分布上看，pH较小区域主要分布在2年沉陷区与其他两区域的交界处，这与采煤巷道的方向一致。未采区土壤中性偏碱，pH高值区面积较大，约占未采区面积的70%；
1年沉陷区存在3个高值区和3个低值区，分别约占沉陷区面积的65%和10%；
2年沉陷区形成一个以区域为中心的大范围高值区，约占沉陷区面积的80%，三个低值区分布在区域边缘，约占面积的10%。因此，由采样点均值和空间分布结果可以看出，研究区pH的变化总体不明显。
图6 pH空间分布
2.5 土壤肥力空间分布规律
采样点土壤碱解氮、有效磷、速效钾与有机质分布如图7所示(图中碱解氮、有效磷、速效钾含量的单位为mg/kg，有机质含量的单位为g/kg)。从图7中可以看出，首先，不同监测站点碱解氮、有效磷、速效钾与有机质含量整体差别较大，碱解氮含量范围约为23.33～55.01mg/kg，有效磷含量范围约为12.07～27.54mg/kg，速效钾含量范围约为94.83～202.55mg/kg，有机质含量范围约为9.14～23.56g/kg；
其次，由含量均值可以看出，碱解氮、有效磷、速效钾与有机质含量变化较小。
图7 监测站点肥力均值分布
碱解氮、有效磷、速效钾、有机质空间分布如图8所示。由图8可以看出，首先，与土壤水分空间分布规律不同，土壤肥力高值区域主要集中在2年沉陷区与1年沉陷区和未采区的交界处，尤其是有机质分布，在交界处几乎呈连片的带状区域分布。其次，1年沉陷区与未采区交界处土壤肥力存在明显的界线，1年沉陷区土壤肥力与未采区相比，呈现断崖式下降，这与土壤水分空间的分布相似。再者，碱解氮、有效磷、速效钾、有机质低值区域分布具有一致性，主要集中在未开采区中部和1年沉陷区的西北部、中部和南部，且覆盖面积略有不同。速效钾低值区域面积最大，分别约占未采区和1年沉陷区面积的35%和50%。碱解氮低值区域面积最小，分别仅占未采区和1年沉陷区面积的20%和25%。最后，2年沉陷区碱解氮、有效磷、速效钾、有机质高值区域分别分布在沉陷区的不同方位，这与1年沉陷区和未采区不同指标低值区域分布具有一致性的情况相反。
图8 土壤养分空间分布
研究表明，采煤引起地表塌陷初期土壤碱解氮、有效磷、速效钾与有机质含量均显著减小，土壤质量总体表现出一定的退化趋势；
塌陷区自然恢复条件下5年左右后呈现改善的趋势，部分区域经历10年仍未完成自修复，即采煤塌陷对土壤质量的损害具有一定延续性[20，21]。但就本文实验结果而言，采煤沉陷对土壤肥力的影响较小，即采煤是否会直接影响土壤肥力仍需进一步研究。
1)不同深度未采区含水量均高于沉陷区，高强度煤炭开采对土壤含水量影响较大。但随着沉陷年限的增加，土壤整体含水量会有所恢复。
2)土壤pH平均值范围为7.21～7.28，高强度煤炭开采对土壤pH影响较小；
各区域碱解氮、有效磷、速效钾与有机质含量变化较小，即高强度煤炭开采对上述指标影响也较小。
3)本研究仅在二维空间上分析了土壤质量各指标的时空变化规律，下一步将考虑采用三维经验贝叶斯克里金插值模型对各指标进行插值，以便在三维空间上进一步分析生态脆弱区采煤扰动下的土壤质量时空变化。
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