自19世纪80年代以来，生态风险评价研究经历了从环境风险到区域生态风险评价的发展历史^[1]，风险受体作为反应生态系统结构和功能的各种物理、化学、生物因素的影响的重要指标也由单一受体发展到多受体，评价范围由局地扩展到景观水平^[2]。

露天煤矿对生态环境的严重影响已引起人们的高度关注，在研究区煤炭露天开采的行为中，由于岩体剥离、植被破坏、矸石堆放等原因造成开采区域内土壤物理化学性质、植被类型以及土壤动物群落结构的显著变化，由此产生的水土流失、滑坡、重金属污染等形成区域环境的潜在生态风险^[3]。在生态风险评价中，人们往往采用1个或少数几个物种作为受体进行评价和研究，但风险受体通常是整个生态系统。准确界定风险受体的边界，深入认识和研究受体的各种属性，包括受体对风险源的响应属性、受体的自然演替属性等，对生态风险受体空间尺度的扩展具有重要意义。

本研究在内蒙古平庄西露天煤矿区开展研究工作，将露天煤矿采场、排矸场、排土场以及周围的村庄和农田作为研究区域，以煤矿开采行为破坏最严重的土壤系统作为矿区生态风险受体分析的研究对象。该露天矿区土壤属于富钾土壤，土壤相对较高的钾含量掩盖其它营养元素的相对缺乏，因此本研究选取土壤总氮、总磷、速效氮、速效磷、自然含水量及容重为综合评价土壤肥力的受体因子。露天煤矿区因采掘活动，导致土壤动物种类、数量急剧减少，严重缺乏大、中型土壤动物，因此本研究以土壤线虫为土壤动物的受体因子，对矿区土壤的理化性质、植物群落演替以及土壤动物群落的分布与变化情况展开研究，以揭示矿区潜在生态损失，矿区生态恢复提供科学依据和指导建议。

平庄西露天煤矿位于内蒙古自治区东部赤峰市元宝山区，赤峰中心城区东南50km，平庄城区西南4km处，坐落在哈尔脑山下，平庄镇境内，1958年8月开工建设，是我国自行设计的第一座露天矿，最终开采至2013年，露天开采生产能力为商品煤150万t/a。

开采范围，走向长3.8km，采场宽度0.7—1.2km，露煤长度2.8km，最大降深+311.4m。现有剥离台阶5个，采煤台阶5个，平均台阶高度18.10m，三家子和太平地2个排土场和一个土杂煤处理场。两个排土场占地13.72km²，其中太平地排土场容量最大，服务始终，2条排土线，各条排土线均采用电铲排弃方式。由于开采时间较早，排土场主要采用自然恢复的方式，未采取严格的复垦措施，各采样场不同层次的土壤物质相同。

本研究的调查采样时间为2011年7月，按照景观生态学的均一性原则，将露天煤矿区内的采场、排土场、排矸场、矿区内农田和居民区等作为不同的景观斑块，其中采场、排土场和排矸场形成平台、边坡相间分布的阶梯式地形。采场梯田由上至下的形成时间递减，排矸场和排土场梯田由上到下的形成时间递增，以不同年代的平台/边坡的土壤生态系统为研究对象，测定和分析排矸场、排土场、采场内的风险分布状况与潜在生态损失。

采场北边从底层向顶层选取不同年限7个梯田层，南边排土场由底层到顶层选取不同年限的5个梯田层；排矸场由顶到底选取不同年限的3个梯田层。用编号A1、A2、A3、A4、A5、A6、A7分别代表采场北边从底层向顶层年限为7、10、15、20、25、30、40a梯田层；B1、B2、B3、B4、B5代表排土场由底层到顶层40、20、10、8、4a限的梯田层；C1、C2、C3是排矸场由顶到底5、12、18a限的梯田层；D、E、F分别选取了受人为扰动逐渐递减的矿区农田、村庄周围和远郊山坡土壤，其中远郊山坡土壤采用距离研究区域100km以外自然景观未受干扰的山坡土壤作为未受扰动的自然生态系统土壤。

在样地采集5个复合土样，抽样的地点在梯田层有代表性植被地段随意挑选，每个土样包括10个子样，子样在主取样地点直径25m以内随机选择^[4]，分两层采集土壤(0—5cm，5—10cm)，在村庄周围和远郊山坡随机布点，在农田采用S形布点，分层采集5个复合土壤样本，分别装入布袋中，室内风干进行理化分析。

其中，土壤含水量采用烘干法，土壤容重采用环刀法(一般土层)、挖坑填沙法(土石混合层和矸石层)测定。pH值、有机质、全氮、速效氮、全磷、有效磷、全钾和速效钾与全钠分别采用电位法(GB7859—87)、重铬酸钾氧化-外加热法、半微量开氏法、氯化钾浸提-流动分析仪法、酸溶-钼锑抗比色法、碳酸氢钠浸提-钼锑抗比色法、氢氟酸-高氯酸-硝酸消煮-原子吸收分光光度法和乙酸铵浸提-火焰光度法测定^[5]。

在每个选定样地全场探查，选定有代表性植被类型的地段采样调查，随机调查25个1m×1m样方，记录每个样方内植物种类、多度、高度、盖度。其中植被盖度测定中不分种，采用盖度框法进行测定。一般采用采样针刺法，如样方框为一个平方米，借助于钢卷尺和样方框绳上每隔2.5cm的标记，用粗约2mm的细针(针越细结果越准确)，按顺序在样方内上下左右间隔62.5px的点(共100 个点)上，从植被的上方垂直下插，如果针与植物接触，即算作1次“有”、如没有接触则算“无”不划记。最后计算划记的数次，用百分数表示即为盖度。

类比土壤采集的方法采集分析土壤生物的土样，装入密封的塑料袋，带回实验室进行鉴别。

各年龄段梯田层的土壤质量指标值按照各样地取平均值，土壤肥力综合评价从土壤物理、化学指标出发，将所选择指标标准化，并计算主成分的贡献率和累计贡献率，以各主成分的特征贡献率为权重，加权计算不同年限层次土壤的综合肥力值^[6]。

物种多样性指数采用Shannon-Weiner指数

物种均匀度采用Pielou均匀性指数

物种重要值＝(相对密度+相对出现频率+相对盖度+相对植株平均高度)/4

线虫群落分析：

线虫属Shannon-Wiener多样性指数

Bongers提出的成熟性指数(MI)，是基于线虫生活史特征对线虫进行分类，定义为一个样品中线虫的平均cp值^[8]。cp值从1到5，线虫的世代时间延长，繁殖率和产卵数量降低，抗干扰和耐污染能力下降。cp-1的线虫在食物丰富条件下可以急剧增长，而杂食、捕食和植食性线虫多属于cp-5的类别。

低MI的线虫群落中开拓者占优势，出现在高度变化生境中，高MI的线虫群落有相对高比例的维持者，出现在相对稳定生境中。

对不同采样斑块土壤pH值与土壤容重的分析结果如图 1所示，分析结果表明，在平庄西露天矿区，农田(C)和排土场顶层(B5)土壤容重都低于1.25。除顶层外，排土场平台土壤容重随年限的增加逐渐降低，年限最高的底层为1.65g/cm³，排土场采用推土犁和推土机平整排土层面，在平台基地上往复运行作业过程中，大型履带推土机的碾压使得表土容重增高，导致土壤持水能力下降，地表径流增大，土壤侵蚀加重，具有高水土流失风险，影响排土场地基的稳固性，此外，过大的土壤容重，不利于作物的种植和植物根系发育。

图 1 露天煤矿区不同斑块土壤pH、容重 Fig. 1 The pH、density of soil in different fragments in open cast coalmine

图选项

采场和排矸场的容重偏高，都在1.7以上，采场采煤后露出的不同岩土层有砂质页岩、砂岩、泥质和炭质页岩、砾岩、冲积物和玄武岩，采场平台岩土容重与本身风化难易程度及采煤后露出表面的年限有关，岩土易风化、年限长的平台容重较低。

土壤酸碱性对微生物活性、矿物质和有机质转化有重要作用，同时决定和影响着土壤元素和养分存在状态、转化和有效性^[9]。土壤pH值在6.5左右时，各种营养元素的有效性都较高，当pH＞7时易形成磷酸钙沉淀，在pH6.5—8.5的土壤中钙和镁的有效性高。平庄西露天煤矿区除了A6、B5层土壤pH值略低于7外，其它梯田层土壤pH值都在7以上。由此可以推测，因燃煤释放的二氧化硫通过气体扩散和降雨进入土壤使其酸化的影响较小，同时，土壤pH值与梯田层年限没有明显递变趋势。

平庄西露天煤矿区总氮、磷和速效氮、磷含量分别如表 1所示。采场、排矸场和排土场全氮含量在0.3—0.6g/kg，按全国土壤分级标准属于第六级(<0.5g/kg)和第五级标准(0.5—0.75g/kg)，为缺氮和极缺氮土壤。其中采场全部为缺氮土壤，排矸场所有平台属于极缺氮土壤，农田含氮量中等。

采场土壤速效氮含量从低向高层呈递增趋势，含量与梯田年限呈正线性相关(R²＝0.9145)，年限最高梯田层受人类耕作影响作用大，含量最高，为22.01mg/kg，采场土壤速效氮含量远低于背景和村庄周围土壤中含量；排土场土壤速效氮除B4为表层覆土外，速效氮含量随梯田年限增加而提高，可能是由于年限长的梯田层中植物种类多、植被盖度相对高，氮素主要来源于根瘤菌固定和植物的凋落物。排矸场5、12、18a层土壤速效氮含量分别为16.91、21.28、21.98mg/kg，矸石风化前几年速效氮变化较大，后期几乎没有改变。农田速效氮属全国土壤养分分级标准的第三级，肥力中上。

露天煤矿区土壤总磷含量变化不大，范围在0.5—0.6g/kg，属于全国土壤磷元素分级的第四级。采场土壤速效磷含量为2.97—5.81mg/kg，速效磷含量与梯田年限呈线性正相关(R²＝0.9145)；排矸场速效磷含量与梯田年限呈线性正相关(R²＝0.9995)；排土场平台土壤速效磷含量表现为不规则变化。农田速效磷含量13.32mg/kg，属全国土壤养分分级标准的第三级，肥力中上。

钾主要来源于土壤母质。矿区土壤总钾含量为8—12g/kg，平均值与农田、远郊土壤总钾含量相差不大。其中排矸场梯田层土壤总钾含量与梯田层年限成反比，可能与降雨淋溶作用有关。我国土壤速效钾含量范围在20—400mg/kg，按照我国养分含量分级标准，露天矿区土壤属富钾土壤。

氮、磷、钾是植物生长发育的三要素^[10]，由于平庄西露天矿区土壤属于富钾土壤，钾含量对矿区的生态恢复没有制约作用，另外速效钾变化范围大，为避免综合评价土壤肥力的过程中，土壤相对较高的钾含量掩盖其它营养元素的相对缺乏，因此综合评价未选取钾含量指标。土壤渗透量与土的孔隙比密切相关，同种土质的土壤是以在最佳含水量时的土壤最密实，孔隙比最小，渗透系数也最小。所以本研究采用自然含水量作为指标反映土壤空隙状况及性能，土壤容重反映土壤疏松程度、板结程度、植物扎根难易程度的指标来反应土壤结构性状况^[11]。

各项指标值采用公式进行无量纲化，对于适度指标的选取，如容重等的处理，假设最适值为a，偏离a越大越不好，采用公式处理后再进行分析，容重的最适值取a＝1.2。运用主成分分析法评价矿区土壤肥力，计算各层土壤肥力综合指数值。土壤肥力是土壤的基本属性和质量特征，它不仅反映了动植物群落与土壤协调作用的结果，同时也为后续植物群落的演替创造条件^[12]。

农田总氮磷、速效氮磷含量最高，容重为1，表明其营养元素、物理结构适合作物的生长，因此肥力指数最高；其次是远郊山坡，肥力指数为1.297。露天煤矿区采场各梯田层综合肥力指数由底层向顶层呈递增趋势，表明岩体剥离后露出的岩土随着年限增加而日趋变熟，土壤肥力逐渐增加；排土场除第四层为排弃表土复田用外，年轻的梯田平台表现出很低的肥力；排矸场土壤肥力指数较低，由底层向顶层综合肥力指数递减，主要由矸石风化程度及风化物矿物质含量决定。与农田、远郊山坡比较，矿区干扰地肥力指数很低。

表 2至表 5分别表现了露天煤矿区采场、排土场、矸石山不同年限的梯田层及周围农田、村庄和背景的植被组成与演替规律。其中，露天煤矿区采场多年生植物25种，占总数的29.76％；菊科(Asteraceae)、豆科(Fabaceae)、禾本科(Poaceae)，三科合计占总数的52.38％。随着梯田年限的增加，入侵定居植物种总数从26种逐渐增加到48种，植物群落组成趋于复杂。与采场植物相比较，排土场植物群落中多年生植物种数比例较高。

露天煤矿采场和排土场随着梯田平台年限的增加，植物物种数明显增加，植物群落组成趋于复杂。其中排土场低年限到高年限平台中多年生植物占总物种数的比例依次为23.5％、31.6％、35.5％、37.5％、43.8％，一般地说，多年生植物比例高的群落相对1、2年生植物占主体的群落更稳定。

采场和排土场植物群落形成这种规律的可能原因是，采场和排土场表层的组成物质是采场地表下数十米和上百米深处的土状物质与岩石，不利于生物生长或生存，在这种恶劣条件下1年生植物占优势，随着时间推移，表层生土在生物及非生物作用下逐渐熟化，土壤理化性质得到改善，入侵植物种数相应增多，有利于竞争力和存活力高的多年生植物种类定居。

排矸场自然定居植物与排土场植物相比较，物种数量低，且变化不大，这是因为矸石风化物颗粒粗且养分含量少，夏季高温度易于灼伤植物根系，这些都是限制植物生长的主要因子。

农田、村庄周围及远郊山坡与采场、排土场、排矸场植被相比较，其植物群落中豆科类相对优势度较高，豆科植物的固氮作用能有效地提高土壤中氮素的含量，改善土壤营养条件，促进植被演替。其中不同的是，远郊山坡植被中多年生植物芦苇(Phragmites communis)为占绝对优势的物种，芦苇草群落是湿生演替系列的重要组成部分，生境中土壤水分优越的条件适合芦苇的繁衍。

根据矿区各研究样地的植被调查结果，计算各样地主要物种重要值，研究结果表明：采场7、10a梯田层水稗草(Echinochloa ispidula)重要值远高于其它物种；15a到30a梯田层植物群落以狗尾草(Setaria viridis)占优势；40a梯田中多年生披硷草(Clinelymus dahuricus)为优势度最高的物种(表 6)。尽管采场始终受到人类密集而频繁的活动影响，但植被仍表现出从1年生优势群落向多年生植物群落方向演替。

排土场相对受干扰较少，其不同梯田植被是由先锋种入侵、定居、群聚、竞争而形成，具有原生演替的特征，根据群落建群种的不同，分为3种演替植物群落类型：蒺藜群落、水稗草群落、披硷草群落。由于排土场年限8a层是矿区为复田而覆盖表土的梯田层，其土壤内部可能含有相对丰富的种子库，且土壤理化性质与其它年限梯田层的混排岩土差异很大，不能够表现出土壤和植被的原生演替，将其作为对照层。

排土场4年梯田层中只有17种植物(表 4)，优势种大多是低小、耐旱和生活力强的1年生草本植物，群落物种种类少，结构简单，群落具有很大不稳定性，蒺藜(Tribulus terrestris)优势度极为突出，其余植物种类的定居和生长受到抑制。在其它梯田层中蒺藜重要值很快降低，可见蒺藜可作为平庄西露天矿排土场生态恢复的先锋种，以迅速提高排土层的盖度。

10a梯田层中植物种类迅速增长，菊科、豆科和禾本科种数比例从29.4％升到61.3％，与4a层植物相比较，优势度最高物种的重要值有所下降，而亚优势种重要值的均匀性增加，群落组成与结构稍微复杂一些。

20a梯田层优势种的重要值比较接近，表明群落中植物种类通过竞争达到了一定平衡。几种物种共为建群种，植物种类分布相对均匀，高物种多样性，对于外界的干扰有相对高稳定性。

40a梯田层中，优势种由1年生草本演替为多年生植物，其中披硷草重要值占绝对优势，表明该层植物群落有向单优势种群落演替的趋势。

根据线虫的头部形态学特征和取食生境，将土壤线虫分成4个营养类群：食细菌类(Bacterivores)、食真菌类(Fungivores)、植物寄生类(Plant parasites)、捕食类/杂食类(Omnivores-predators)线虫^[13]。露天煤矿区土壤共分离鉴定出土壤线虫5目16科28属，其中植物寄生类群占总数量的77.8％，食细菌类群占16.64%，食真菌类群与捕食/杂食性营养类群分别占5.80％和0.39％。

不同年限梯田层以及农田、远郊山坡土壤中线虫数量及类群构成，如图 2所示。采场梯田平台土壤线虫总数、植物寄生类群线虫数量随着年限而增加，在A6和A7平台线虫数量降低，而食细菌类群和食真菌类群数量明显的升高。

图 2 露天煤矿矿区土壤中线虫各营养类群数量 Fig. 2 Abundance of nematode trophic groups in opencast coalmine

图选项

排土场B4为排弃表土用以复田层，土壤动物群落没有被破坏，因此线虫数量较高。除B4层外，排土场土壤线虫数量随着梯田年限降低而减少，在顶层平台每千克干土仅83条，食细菌类群取代植物寄生类群线虫在数量上占优势。排矸场土壤线虫总数、植物寄生类群线虫数量随着梯田平台年限的增长而增加。与采场、排土场土壤比较，排矸场土壤线虫总数最低，其次是农田。

平庄西露天煤矿区不同类群的土壤线虫中，植物寄生类群的数量占绝对地位，其变化与线虫总数变化的趋势一致。其次是食细菌类群数量较多，这是以细菌为食物的一类线虫，可对土壤中细菌的数量和活性起指示作用。微生物行为增加是食细菌组数量增加的原因，而微生物行为增加是由诸如施肥或其它导致分解加速的干扰引起的^[14]。

食真菌类线虫除在A3、A5、A7有较高数量外，在其它平台都比食细菌类线虫数量低。在C/N高的环境下真菌数量高，真菌降解路线占优势，相应地食真菌线虫数量多。

矿区土壤中捕食/杂食类线虫数量最低。采场平台每千克干土只有几条，排矸场土壤中没有发现捕食/杂食类线虫，排土场除B4平台层外，其它梯田层没有鉴别到捕食/杂食类线虫，远郊山坡土壤中此类线虫数量最高，每千克干土达67条。

捕食/杂食类群属于次级消费者，主要以原生动物、线虫等为食，它们被认为在土壤动物群落中行使了调节功能。当这类高等线虫首先消失后，系统的缓冲能力和稳定性可能会下降，此类线虫对污染和其他干扰最敏感，在受干扰环境中，其密度和多样性较低。

在远郊山坡土壤中，线虫总数比采场、排土场都低，但是数量低并不代表线虫群落对土壤过程的影响降低，因为顶级捕食线虫在远郊山坡含量最高，这可能使得通过线虫区系和微植物系的物质能量通量更高。

如图 3所示，矿区采场的年轻梯田层线虫成熟指数较低，随着梯田年限增加逐渐升高，在A6、A7层由于受到人类干扰而降低。排土场生土层(除B4外)土壤线虫成熟指数从最年轻梯田层的1.52升高到年限最高梯田层的1.98，因为高年限的土壤环境得到了改善，K-策略属线虫的数量相应增加。排土场B4层土壤捕食性线虫含量6条/kg干土，其它生土平台层没有发现cp值高的捕食性线虫，说明排土场土壤环境不稳定或者有其它胁迫因子(如重金属)，这种环境下多存在cp值为1和2线虫。

图 3 矿区线虫shannon指数和成熟指数 Fig. 3 Shannon diversity index and maturity index of soil nematode in opencast mine

图选项

排矸场C2层MI最小，其次是顶层C1，底层MI最大。原因是煤矸石矿物组成、化学成分各不相同，其风化物程度、物理、化学性质也不同。相比较而言，C2层土壤容重和pH值较高，抑制了线虫活动。

采场、排土场和排矸场最年轻梯田土壤线虫属多样性都略高于亚年轻梯田的线虫多样性，这是由于C3、C2层线虫数量分别是C1层数量的2.8和2.4倍，高数量掩盖了多样性。

农田MI值最低，为1.439，施用农药、化肥以及每年翻耕，导致了高cp线虫的消失。远郊山坡土壤中捕食/杂食类线虫含量高，MI最高，为2.187。

平庄西露天煤矿区采场、排土场及排矸场土壤结构较差，氮磷含量偏低，生境脆弱，不利于植物生长，系统抵御生态风险的能力较低。由于氮元素的增加仅依赖天然入侵植物的积累作用，因此，增加速度很慢。露天煤矿区土壤速效磷含量低，其原因可能是土壤偏碱性，使得土壤中铁、钙、镁和铝对磷有强烈的固定作用，尤其矿区土壤铁含量高，磷酸盐大量地被无定形氢氧化铁吸收，降低了磷有效性^[15]。而排土场平台土壤速效磷含量变化没有趋势，可能与成土母质有关。

矿区土壤营养元素含量的分布呈现一定规律，随着梯田年限增加，采场、排土场和排矸场平台的土壤熟化程度提高，相应地植被结构和土壤生物群落结构趋于复杂和稳定，采场和排土场年轻平台植物群落中1、2年生和多年生植物物种都比年老平台物种数少，土壤系统生态脆弱程度呈下降趋势，由此推测，物种总数和多年生物种数的增加与梯田土壤的熟化程度有关。但由于仅依赖自然风化作用和天然入侵植物的积累作用，土壤肥力增长缓慢，需采用相应的生态恢复手段与土地复垦技术，促进土壤改良与熟化^[16]，并在复垦种植中重视氮、磷肥的施用。

排土场不同年限的梯田植被呈现出明显的原生演替特征，物种重要值的相对大小显示出物种在群落演替过程中生态位宽度^[17]，这对于矿区生态恢复中物种筛选有重要指导意义。在排土场植被演替过程中，蒺藜在4年生梯田层中优势度突出，而在其它梯田层中的重要值迅速降低，由此可见，在平庄西露天矿排土场生态恢复中，可将其作为先锋种，以迅速提高排土层的盖度。水稗草和狗尾草作为顽固性杂草，在不同年限梯田中一直保持较高的优势度，刘志民研究发现，水稗草和狗尾草属于典型的风险分摊型禾本科植物，在高度干扰的环境中对其后代延续具有积极作用^[18]。露天煤矿采场、排土场和排矸场土壤水分、土壤厚度及光照等环境因子对水稗草、狗尾草种子萌发的共同调节，增大了两物种幼苗在贫瘠土壤上的生存几率，两者在矿区植物群落演替中表现出重要的作用，占据重要的功能地位，有助于保持群落的稳定性。

土壤动物对土壤有机物质分解、养分循环和能量转化等生态学过程起着重要作用，是土壤肥力形成和保持的活跃因子，对矿区土壤动物群落的研究结果表明，从低年限的梯田到高年限的梯田层，土壤线虫群落的成熟度与多样性增加。但露天煤矿区土壤微生物的缺少抑制了营养成分的转化、植物生长和生态演替，因此自然恢复是很慢的过程，相关研究结果表明，由于植物种类少，土壤氮、磷等营养物质贫乏，排土场40a梯田层中土壤线虫的总数仍远远低于荒草地和林地中线虫数量^[19]。从长远看来，矿区生态恢复的成功依赖于土壤的生物活性，对于排土场、排矸场等干扰地的生态恢复，不仅仅要恢复地上部分的植被，还要注重地下部分土壤微生物群落的恢复，提高土壤生物肥力，增强干扰地土壤中C、N等营养元素循环及能量流动。

露天煤矿区表土和原有植被受到彻底破坏，在矿区特定自然环境下，通过自然恢复来实现生态恢复是非常漫长的过程，生态系统长期处于脆弱的高生态风险状态，需通过筛选及合理配置本地耐贫瘠的先锋植物和适生植物，进行植被重建，加强抚育管理，缩短演替进程。