鎢尾礦重金屬污染對茶園土壤動物群落結構及多樣性的影響

邢樹文，許佳敏，黃彬，高錦婷，韓麗

韓山師范學院食品工程與生物科技學院，廣東 潮州 521041

礦山開發不僅直接造成大面積山體與植被的破壞，危害人類和其他生物生存（Jiao et al.，2016），而且尾礦重金屬對其下游林地和茶園土壤環境造成污染，導致土壤肥力退化、甚至生產功能喪失（Delgado-Baquerizo et al.，2016；Caravaca et al.，2017）。土壤動物是土壤生態系統中不可或缺的組成部分，對土壤環境變化敏感，其群落結構變化能夠直接或間接地反映出土壤質量和健康狀況（邢樹文等，2018）。在紅壤旱地添加Cd、As和Pb造成土壤污染后，小節肢類土壤動物類群的個體數量減少、生物多樣性降低（李孝剛等，2014），鋼鐵廠廢水的排放加劇了重金屬污染的危害程度，導致外周茶園土壤動物的類群和數量的減少（牛曉倩等，2013）。采煤地區重金屬使區域土壤污染程度加重，土壤動物的個體數量和類群總數減少，群落的均勻性、多樣性和密度-類群指數降低（孫賢斌等，2014）。Pb和Cd污染土壤中細菌的豐度、Shannon指數等呈下降趨勢（李大樂等，2021）。

土壤污染對土壤動物群落結構及多樣性變化的影響性質與程度，存在一定的差異。如鋅冶煉廠外圍因耐受性土壤動物類群（甲蟲和蜘蛛）的遷入與定居致使某些污染區物種豐富度增加（李榮華等，2015）；銅尾礦污染降低了土壤動物的豐富度，復墾地生境蟻科和鞘翅目成蟲個體數量隨Cu含量增加而增加，彈尾目和蜱螨目動物類群的個體數量隨 Cu含量增加而減少（朱永恒等，2013）。與其他動物類群相比，土壤中彈尾類、螨蟲類對重金屬污染更為敏感，受污染源影響較大的區域，個體數量較低，豐富度隨著污染的加重而降低（Steiner，1995；Filser et al.，2000），但也有不同的研究結果，如廢棄多年且污染較重的鐵礦尾礦傾倒區土壤中的彈尾類的種類與個體數量高于對照組樣地，可能與一些彈尾類對重金屬污染產生耐受性相關（Fountain et al.，2004）。重金屬污染導致土壤動物物種數和個體數量呈下降趨勢，多樣性指數、均勻度指數與重金屬綜合污染指數呈現一定的負相關關系（邢樹文等，2019；許洪揚等，2021）。因此，重金屬污染是促進還是抑制土壤動物數量增長存在一定的不確定性，取決于重金屬污染程度、土壤環境變化及動物類群特征。

蓮花山鎢尾礦地處澄海、饒平交界處，主礦區位于汕頭市澄海區鹽鴻鎮，已閉礦 20年，部分采礦區已種植桉樹進行生態恢復，但仍有裸露廢棄地在自然力的作用下，雨水沖刷廢棄礦區形成重金屬酸性廢水流，礦區下游茶園受到嚴重污染，致使土壤養分下降，進而影響土壤動物群落結構及多樣性。本研究探討了鎢尾礦重金屬遷移、沉降對下游茶園土壤環境的影響，比較分析重金屬對污染茶園土壤營養因子的影響，分析土壤動物群落結構及多樣性對重金屬污染與土壤營養因子變化的響應，以及土壤環境因子變化與土壤動物群落之間的關系，探討土壤動物群落對茶園生態系統重金屬污染的指示作用，為鎢尾礦廢棄地外圍耕地重金屬污染的綜合治理提供基礎資料和參考依據。

1 研究區域概況

蓮花山鎢尾礦地處汕頭市澄海市和饒平縣交界處的蓮花山區，礦山地理坐標為116°48′14″E，23°44′25″N（圖1），屬于典型的亞熱帶海洋性季風氣候，雨水充沛，年均降雨量1600 mm，平均氣溫 21 ℃。礦區面積 2.12 km2。全部采礦廢棄地面積約為100 hm2，廢棄地植被遭到破壞，大量土表裸露，水土流失嚴重。鎢尾礦周邊土壤質地以砂石土質為主，質地堅硬，又受鎢尾礦酸性廢水滲濾的影響，造成周邊耕地環境嚴重污染，耕地退化。

圖1 研究區在廣東省的地理位置及研究樣地分布圖Fig. 1 Location of the study area and distribution of sample plots in Guangdong Province

2 研究方法

2.1 樣地概況

以鎢尾礦下游西北方向兩個茶園為研究對象，茶樹種植年限在 7—8年，茶園管理簡單，不用農藥。具體狀況介紹如下：

茶園Ⅰ（Tea gardenⅠ，TⅠ）：位于鎢尾礦下游西北方向，受鎢尾礦區酸性雨水及重金屬污染較重，自然風力導致礦粉堆積區的鎢粉擴散和遷移嚴重，茶園污染較重，茶樹矮小，茶樹葉片較小，葉色暗淡。該茶園占地面積為0.19 hm2。茶樹種植8年，行距1.5 m，樹冠蓋度39.6%。茶行間有少量植被，枯葉層較厚。茶園邊緣生有少許牛筋草（Eleusine indica）、類蘆（Neyraudia reynaudiana），茶園伴生少量馬唐（Digitaria sanguinalis）、假臭草（Praxelis clematidea）等雜草。

茶園Ⅱ（Tea gardenⅡ，TⅡ）：位于茶園Ⅰ的西北方向，受鎢尾礦區沖刷的酸性雨水及重金屬殘留污染較輕，受鎢粉擴散漂移的影響較小，該茶園茶樹長勢稍好。占地面積約為0.24 hm2，茶樹種植7年，矮小，樹冠分離，蓋度小（僅有41.73%）。茶園伴生少量小飛蓬（Conyza canadensis）等低矮雜草，有極少枯葉散落茶行間，大部分為裸露地帶。茶園周邊有類蘆和馬纓丹（Lantana camara）等。

對照茶園（Contrast tea garden，CT）：該茶園位于鎢尾礦西北方向的丘陵地帶。該茶園與鎢尾礦區之間相隔一座山丘，海拔高度約為170 m，山上種植多年生桉樹，屬于無污染茶園。該茶園占地面積約為0.33 hm2，茶樹種植8年，行距1.5 m，茶樹冠蓋度82.6%。茶園與周邊生境臨界伴有類蘆、牛筋草（Eleusine indica）等雜草，茶行間有少量馬唐（Digitaria sanguinalis）、假臭草（Praxelisclematidea）、小飛蓬（Conyza canadensis）等雜草，周邊種植少許木瓜（Chaenomeles sinensis）、荔枝（Litchi chinensisSonn）等。3個茶園土壤重金屬含量及污染指數狀況，見表1。

表1 不同茶園土壤重金屬含量及污染指數Table 1 Soil heavy metal content and pollution index in different tea garden

2.2 土壤取樣及理化測定

土壤取樣時間及樣方設置：土壤取樣調查于2019年7—8月進行。土樣采集方法，（1）地表層面采樣方法：每個樣地設置9個樣點，每個樣點采用五點采樣法，共設置 45個小樣方，樣方面積為50 cm×50 cm，直接收集地表大型土壤動物。（2）沿地表土壤垂直剖面≤10 cm土層的采樣方法：在上述每個大型土壤動物取土樣方內收集枯葉層在內的土樣300 g。

土壤取樣方法：鎢尾礦的北面相鄰大型采石場，本研究區域周邊山地為石山，調查區域土質多為砂石混合而成，質地緊密堅硬，不適宜沿土壤垂直剖面進行分層采集土樣。因此，土壤動物調查樣點僅限于地表枯葉層及土壤垂直剖面≤10 cm，如上所述。

土壤理化性質及重金屬含量調查樣點設置：在研究樣地的取樣區內設置6個取樣點（見圖1），每個土壤取樣點與土壤動物取樣點相鄰，位于同一位置。土壤取樣沿土層垂直剖面≤10 cm取土樣，每個取樣點的土壤樣品單獨進行測定，測定土壤理化性質及土壤重金屬含量。然后進行差異性分析。

以下土壤環境因子均參考魯如坤（1999）和鮑士旦（2000）方法測定。

土壤理化性質的測定：重鉻酸鉀容量法測定土壤有機質含量，半微量開氏法測定土壤全氮，氫氧化鈉熔融-鉬銻抗比色法測定土壤全磷，氟化銨-鹽酸法測定土壤速效磷，烘干法測定土壤含水量，酸度計（pHS-3C）水浸法測定土壤pH值。

土壤重金屬含量的測定：氫化物-原子熒光光譜法（Hydride generation-atomic fluorescence spectrometry）測定土壤砷（As）含量，HF-HNO3-HCLO4消煮-原子吸收分光光度法測（Ablation-atomic absorption spectrophotometry）定土壤全錳（Mn）、銅（Cu）、鋅（Zn）含量。NaOH熔融-火焰光度法（Meltingflame photometry）測定土壤全鉀，氫化物-原子熒光光譜法（Hydride generation-atomic fluorescence spectrometry）測定土壤鉛（Pb）、鉻（Cd）、鎳（Ni）含量。

2.3 土壤重金屬污染評價方法

采用單因子指數法與內梅羅綜合污染指數法對土壤污染程度進行評價。土壤污染評價標準以廣東省土壤環境背景值為參照標準。單因子指數法是以土壤污染的實測值與廣東省土壤元素背景值（中國環境監測總站，1990）的比值反映重金屬污染的危害程度。計算方法如下：

式中：

Pi——土壤中重金屬i的污染指數；

Ci——土壤重金屬i中的實測濃度值（mg·kg?1）；

Si——重金屬i的評價標準值（mg·kg?1）。當Pi≤1，表示土壤重金屬i的含量未超標；Pi>1時，其值越大，表示土壤重金屬i的含量超標越嚴重。

目前研究土壤重金屬污染不僅采用單因子污染指數進行評價，而且還需結合土壤污染的綜合狀況，即內梅羅綜合污染指數法（陳懷滿，2005）進行評價，以評價環境中污染較重的重金屬。計算方法如下：

式中：

P——重金屬元素i的內梅羅綜合污染指數；

Pimax——重金屬元素i的單因子污染指數最大值；

Piave——重金屬元素i的單因子污染指數的算術平均值。依據單因子指數法和內梅羅綜合污染指數法將土壤重金屬污染為5個等級，見表2。

表2 土壤重金屬污染指數評價分級標準Table 2 Evaluation grading standard of soil heavy metal pollution index

2.4 土壤動物分離方法與鑒定

以干漏斗法（Tullgran apparatus）對中型土壤動物進行分離，每個樣方標本單獨保存在80%乙醇中。參照《中國亞熱帶土壤動物》（尹文英，1999）、《中國土壤動物檢索圖鑒》（尹文英等，1998）、《昆蟲分類》（上、下冊）（鄭樂怡等，1999）等，在體視鏡下對土壤動物進行鑒定，采用大分類方法分類至科。按采樣點進行統計土壤動物的類群數和個體數量。

2.5 數據處理

2.5.1 數據統計方法

（1）單個樣方統計獲取 45個樣方土表土壤動物的數量和物種數；（2）再合并樣方統計出 9個采樣點的土壤動物數量和物種數，應用 EstimateS軟件包對 3個樣地土壤動物類群進行統計分析（Colwell，2013）；（3）計算3個樣地土壤動物群落多樣性指數，應用SPSS 19.0的單因素方差分析（Analysis of Variance，ANOVA）比較各樣地土壤動物個體數量（N）、類群數（S）、土壤動物群落Shannon多樣性指數（H）、Margalef豐富度指數（R）、Pielou均勻度指數（E）、Simpson優勢度指數（D）等參數，并進行 Duncan新復極差多重比較檢驗，取α=0.05，比較各樣地土壤動物群落參數的差異顯著性（寧應之等，2020）。

2.5.2 土壤動物相似度分析

應用PRIMER 5.0軟件，采用非線性多維標度法（Clarke，1993；劉繼亮等，2015）（non-metric multidimensional scaling，NMDS）對3種樣地土壤動物群落進行了分類排序。在本文中，NMDS排序所使用的數據庫是每個樣方土壤動物個體數，排序分析過程選用 Sorensen（Bray-Curtis）指數來比較土壤動物群落結構的差異。排序結果采用脅強系數（Stress）衡量 MDS分析結果的優劣，其中stress<0.01，完全可信；0.01

土體的破壞一般都是剪切破壞，因此研究土的抗剪強度對土體的影響也就有著重要的意義。本試驗本著研究植物根系對土體的抗剪強度是否有影響，有什么樣的影響，希望試驗研究成果可以為重慶地區的邊坡防護提供一定的理論支持。

2.5.3 相關性分析

采用CANOCO 4.5軟件對3種樣地土壤動物群落與土壤環境因子的關系進行 RDA排序分析，比較不同生境土壤動物群落綜合特征的差異。

3 結果與分析

3.1 不同茶園土壤理化性質結果分析

根據表3數據計算得知，茶園Ⅰ和茶園Ⅱ的土壤有機質含量分別比對照茶園低63.8%和58.5%；全氮含量分別比對照茶園低61.7%和65%；土壤含水量均比對照茶園低27.1%；速效磷含量分別比對照茶園低55.9%和8.8%。污染茶園土壤的pH均顯著低于對照茶園，趨向于酸性化。數據分析表明，重金屬污染對土壤的環境產生較大的影響，很大程度上降低了土壤營養因子的含量，這將嚴重影響茶園土壤動物群落的結構性和穩定性。

表3 不同茶園樣地土壤理化性質Table 3 Soil physicochemical properties of different tea gardens

3.2 不同茶園土壤重金屬含量及其污染指數分析

采用單項污染指數法和內梅羅綜合污染指數法（Nemerow multi-factor index method）評價研究區域的污染狀況。土壤重金屬含量及污染指數分析結果，見表2。

茶園Ⅰ和茶園Ⅱ位于尾礦下游，距礦粉堆積區200 m和400 m處，受尾礦廢水污染，對照茶園遠離尾礦污染區，但其土壤環境因人為干擾（使用化肥和農藥等）也會導致輕微重金屬污染。茶園Ⅰ和茶園Ⅱ的所有采樣點的綜合污染指數均達到了重污染程度（P>3），其中重金屬Cd的單項污染指數在茶園Ⅰ和茶園Ⅱ均達到了重度污染程度（PCd>5）。茶園ⅠCd和 As的單項污染指數均達到了重度污染程度（PAs>5）。此外，Ni達到了輕微污染程度（1

3.3 不同茶園土壤動物群落的組成與數量特征

調查結果顯示，對照茶園共捕獲地表土壤動物1056只，隸屬21目59科，占該茶園捕獲量的48.15%；有 3個優勢類群，包括蜘蛛目（36.50%）、彈尾目（12.10%）及蜱螨目（10.00%），占總捕獲量58.60%；常見類群12類，占總捕獲量的38.83%，稀有類群6類，占總捕獲量的2.56%，2個物種缺失。

茶園Ⅰ捕獲土壤動物478只，隸屬12目31科，占總捕獲量的22.09%；優勢類群為蜘蛛目（49.15%）、直翅目（14.10%），占該茶園捕獲量的 63.25%；常見類群9類，占總捕獲量的26.78%，無稀有類群，10個物種缺失。

茶園Ⅱ捕獲土壤動物669只，隸屬17目43科，占總捕獲量的29.76%；優勢類群為蜘蛛目（50.37%）和直翅目（12.11%），占該茶園捕獲量的62.48%；常見類群6類，占總捕獲量的34.83%；6個稀有類群，占總捕獲量的3.61%，6個物種缺失。

表4 不同茶園地表大型土壤動物類群組成與數量Table 4 Composition and quantity of the surface of large soil fauna in different tea gardens

3.4 不同茶園樣地土壤動物群落相似性

3種茶園土壤動物群落NMDS排序分析計算出Stress=0.08<0.1，表明兩種茶園大型土壤動物群落的排序結果是基本可信的。對照茶園與茶園Ⅰ、茶園Ⅱ土壤動物群落存在明顯差別，茶園Ⅰ和茶園Ⅱ部分混在一起，對照茶園明顯與茶園Ⅰ、茶園Ⅱ分開，表明茶園Ⅰ與茶園Ⅱ差異較小，對照茶園明顯與茶園Ⅰ、茶園Ⅱ間存在明顯差異（見圖2）。ANOSIM相似性檢驗表明茶園樣地（GlobalR=0.632，P<0.001）對土壤動物分布有顯著影響。進一步分析顯示，茶園Ⅰ和茶園Ⅱ土壤動物群落結構（GlobalR=0.356，P<0.002）具有顯著性差異，茶園Ⅰ與對照組茶園土壤動物群落（GlobalR=0.984，P<0.001）、茶園Ⅱ與對照組茶園土壤動物群落（GlobalR=0.774，P<0.001）均存在極顯著差異。

圖2 茶園Ⅰ、茶園Ⅱ和對照組茶園地表大型土壤動物的NMDS排序圖Fig. 2 NMDS plots indicating 2-dimensional distances of large surface soil animals in tea gardenⅠ, tea gardenⅡand control tea garden

3.5 不同茶園樣地土壤動物群落多樣性分析

依據土壤動物群落特征分析，對照茶園土壤動物類群數（S=14.11±1.27a）、個體數（N=117.33±20.14a）高于茶園Ⅱ（S=11.22±1.30b，N=74.44±15.56b），茶園Ⅰ（S=9.89±1.05c，N=53.11±8.34c）最低，且三者之間差異達到顯著水平（P<0.05）。對照組茶園土壤動物群落的多樣性指數最高（H=2.04±0.21a），與茶園Ⅰ（H=1.67±0.16b）和茶園Ⅱ（H=1.70±0.14b）間的差異均達到顯著水平（P<0.05），茶園Ⅰ和茶園Ⅱ差異不顯著；對照茶園豐富度指數（R=2.76±0.31a）與茶園Ⅱ（R=2.39±0.29b）、茶園Ⅰ（R=2.25±0.28b）二者間的差異均達到顯著水平（P<0.05），均勻度指數的差異沒有達到顯著水平，對照茶園稍高，茶園Ⅰ較低。對照茶園的優勢性指數（D=0.80±0.064a）與茶園Ⅱ（D=0.73±0.06b）、茶園Ⅰ（D=0.70±0.05b）差異達到顯著水平（P<0.05），見圖3。

圖3 不同茶園土壤動物群落特征指數Fig. 3 Characteristic index of soil animal community in different tea gardens

3.6 不同茶園土壤動物群落多樣性與指示性動物對重金屬污染的響應

對3種茶園樣地重金屬污染與土壤動物類群的個體數量、多樣性指數、豐富度指數、優勢性指數和均勻度指數分析表明，茶園Ⅰ的As和Cd的單項污染指標及綜合污染指標均達到5級，屬重度污染，Cu和Ni的污染指數分別為4級和2級，茶園Ⅰ土壤動物群落多樣性指數（H）、豐富度指數（R）和優勢性指數（D）最低（圖4a）；對照茶園土壤動物類群的個體數量顯著高于茶園Ⅱ和茶園Ⅰ（圖4b）。茶園Ⅰ蜘蛛目、彈尾目和正蚓目動物類群的個體數量減少（圖4c）。而雙尾目、直翅目、鱗翅目和同翅目昆蟲的分布與其他類群相反，即茶園Ⅰ高，其次是茶園Ⅱ，對照茶園低（圖4b）。茶園Ⅱ的Cd的單項污染指標及綜合污染指標也達到5級，As為3級污染，Cu和Ni的污染均為2級污染，污染指標低于茶園Ⅰ。茶園Ⅱ土壤動物群落多樣性指數、豐富度指數和優勢性指數相對于茶園Ⅰ而言有所提升（圖4a）；對照茶園中的蜘蛛目、彈尾目、蜱螨目和正蚓目動物類群的個體數量顯著高于茶園Ⅱ和茶園Ⅰ（圖4c）；而對照茶園等翅目、直翅目、鱗翅目和同翅目的動物類群的個體數量顯著低于茶園Ⅱ和茶園Ⅰ（圖4d）。對照茶園的單項重金屬Cd、Cu的污染指數及綜合污染指標均為2級，重金屬Cd、Cu為輕度污染，綜合污染指數表明，土壤尚屬清潔狀態。因此，對照茶園多樣性指數、豐富度指數和優勢性指數最高，蜘蛛目、彈尾目、蜱螨目和正蚓目動物類群的個體數量顯著高于污染茶園，尤其是彈尾目動物類群表現尤為顯著。

圖4 重金屬污染指數與茶園地表土壤動物個體數、類群數、指示動物類群及生態學指數的變化Fig. 4 Change of heavy metal pollution index, individual number, groups, indicating animal groups and the ecological index of surface soil animals community in tea garden

3.7 茶園土壤動物群落分布與環境因子的相關性

3.7.1 茶園土壤動物群落分布與土壤理化性質的關系

依據茶園樣地土壤理化性質（表3），對3種茶園樣地土壤動物群落與土壤理化性質進行 RDA二維排序分析（圖5A）。結果表明，土壤有機質（r=0.96）、全氮（r=0.93）和pH（r=0.87）與第1排序軸間呈顯著正相關；與第2軸呈正相關。土壤含水量和速效磷（r=0.67）與第1軸呈正相關，全磷（r= ?0.484）、速效磷（r= ?0.046）與第 2 排序軸呈負相關。第1典型軸（F=4.17，P=0.001）和所有典型軸（F=1.83，P=0.008）在統計學上達到顯著水平，能夠反映 3種茶園大型土壤動物群落分布與土壤理化因子的關系，排序說明鎢尾礦外圍茶園與對照茶園大型土壤動物群落存在明顯的分布梯度。第1軸和第2軸總共解釋了41.3%的動物變異，所有典型軸共解釋了56.2.0%的動物變異。RDA排序結果表明，第2排序軸將茶園Ⅰ與和茶園Ⅱ、對照組茶園分開，茶園Ⅰ位于軸2的左側，茶園Ⅱ和對照組茶園位于軸 2的右側，表明受污染茶園Ⅰ和受污染茶園Ⅱ與無污染的對照茶園的高度異質性。茶園Ⅱ與對照組茶園混在一起，表明茶園Ⅱ與對照組茶園生境具有較高的相似性。上述排序狀況清晰地表明影響茶園土壤動物分布的環境梯度（圖5A）。

圖5 3種茶園樣地22個土壤動物類群與環境因子的RDA二維排序圖Fig. 5 RDA two-dimensional sorting diagram of soil fauna community and environmental factors in 3 tea gardens

pRDA分析表明，土壤有機質（F=6.51，P=0.001）是影響茶園土壤動物群落分布的主要因子，貢獻率達51.423%，對提升茶園土壤動物個體數量、物種數、豐富度和多樣性具有顯著意義。其次，全氮（F=1.26，P=0.263）貢獻率為9.08%，全磷（F=1.46，P=0.196）貢獻率為 11.21%，速效磷（F=1.30，P=0.226）和全鉀（F=1.27，P=0.242）貢獻率均為9.61%（見表5）。

表5 土壤理化性質對不同茶園土壤動物群落變化的貢獻率Table 5 Contribution rate of soil physicochemical properties to soil animal community of different tea gardens

3.7.2 茶園土壤動物群落分布與土壤重金屬的關系

依據茶園土壤重金屬含量（表1），對3種茶園樣地土壤動物群落與重金屬因子進行 RDA二維排序分析（圖5B）。結果表明，Ni（r= ?0.924）、Cd（r= ?0.865）與第 1排序軸呈顯著負相關，Zn（r= ?0.746）、Pb（r= ?0.624）、As（r= ?0.578）和Cu（r= ?0.557）與第1軸呈負相關。所有重金屬含量與第1排序軸呈負相關。第1典型軸（F=4.00，P=0.002）和所有典型軸（F=1.971，P=0.007）在統計學上達到顯著水平，能夠反映3種茶園地表土壤動物群落分布與土壤重金屬因子的關系，排序說明鎢尾礦周邊耕地與對照茶園土壤動物群落存在明顯的分布梯度。第1軸和第2軸共解釋了39.7%的動物變異，所有典型軸總共解釋了 57.80%的動物變異。RDA排序圖顯示全部重金屬因子與全部對照茶園樣地和部分茶園樣地呈負相關，與大部分土壤動物群落分布呈負相關。排序軸1主要反映了土壤重金屬含量導致受污染茶園地表土壤動物群落顯著不同的主要環境梯度；第2排序軸將茶園Ⅰ與茶園Ⅱ、對照組茶園分開，說明重金屬很大程度地影響污染嚴重的茶園Ⅰ與輕度污染的茶園Ⅱ、對照組茶園的環境梯度，導致不同茶園樣地土壤動物群落的分布具有顯著差異（圖5A、B）。

pRDA 分析表明，Ni（F=5.924，P=0.001）是影響茶園土壤動物群落分布的主要因子，貢獻率為46.552%；其次是 Cd（F=1.911，P=0.055）、As（F=1.357，P=0.202）、Pb（F=1.092，P=0.346）、Cu（F=1.056，P=0.395）、Zn（F=0.992，P=0.412）、Mn（F=0.843，P=0.549）的貢獻率分別為14.138%、9.828%、8.103%、7.759%、7.243%和 6.207%（見表6）。

表6 重金屬對茶園土壤動物群落變化的貢獻率Table 6 Contribution rate of soil heavy metal to soil animal community of tea garden

4 討論

4.1 鎢尾礦區重金屬污染程度對茶園土壤動物數量與類群組成的影響

尾礦礦粉中重金屬擴散、沉降到礦區的外圍區域，礦山經雨水沖刷和地表徑流進入周邊土壤，造成礦區周圍土壤重金屬污染（Xiao et al.，2017；秦旭芝等，2021）。金屬冶煉與加工區周邊農田土壤微生物活性受重金屬抑制作用隨污染程度提高而加劇，鉛鎘復合污染降低了土壤微生物群落豐度（邵佳等等，2021）。尾礦重金屬污染引起土壤生態環境結構趨于惡化，對土壤動物群落組成與結構產生重大影響。重金屬污染導致茶園土壤無脊椎動物群落結構的破壞，土壤動物的類群和個體數隨著污染程度的加重而減少（孫艷芳等，2014）。

茶園Ⅰ和茶園Ⅱ均處于尾礦污染區內，鎢尾礦區被雨水沖刷的有毒廢水以蔓延及滲透等遷移方式進入茶園Ⅰ土壤中，同時，礦粉堆積區通過擴散、漂移等方式對茶園也產生較嚴重的污染。茶園Ⅱ因礦區廢水流經途徑及礦粉的遷移方式不同，污染較輕。茶園Ⅰ土壤動物個體數和類群數顯著低于茶園Ⅱ，污染茶園顯著低于對照組茶園。對照組茶園優勢類群蜘蛛目、彈尾目和蜱螨目的個體數顯著高于茶園Ⅱ和茶園Ⅰ，表現出污染區土壤動物的個體數隨著重金屬污水的浸染和礦粉擴散覆蓋而減少，這與孫艷芳等（2014）、李孝剛等（2014）和劉文華等（2014）等的研究結果一致。但本研究中，土壤污染程度越高，彈尾目和蜱螨目等動物類群的數量并未出現隨之增加的結果（任若凡等，2015），土壤中對重金屬敏感的小型動物類群并未完全消失，說明蜱螨類和彈尾目對重金屬污染具有一定的耐受性（邢樹文等，2019）。有學者通過在跳蟲的培養體系中投放捕食螨，發現跳蟲與捕食螨之間的捕食作用會提高跳蟲對重金屬鎘的耐性，證實某些蜱螨類與彈尾蟲對不同金屬因子具有一定的攝取富集能力（Zhu et al.，2016）。

研究表明，隨著茶園重金屬污染的加重，雙尾目、等翅目、直翅目、鱗翅目和同翅目的個體數與物種多樣性隨之增加，可能與這些動物類群對環境有較強的適應性有關，這與Maria et al.（2013）的研究成果很相似。但不同的是在污染茶園中出現的動物類群不同，可能是這些動物類群活動空間大、范圍廣、遷移能力強，對污染環境具有了一定的適應性所致（Zhou et al.，2012）。它們能否作為污染茶園的地表指示動物類群，還有待于后續研究證實。污染茶園與對照茶園的蜘蛛數量相比雖有減少，但污染茶園蜘蛛的種類并未有明顯的減少，土壤動物群落多樣性差異不大，表明蜘蛛對重金屬污染也具有很強的耐受力（劉貝貝等，2013），因此在污染茶園中成為優勢類群。研究發現，3種茶園土壤動物常見類群的相對豐度在33.49%—38.83%，表明該區域茶園的重金屬污染對土壤動物常見類群影響不大，而對稀有類群的影響較大。茶園Ⅰ和茶園Ⅱ因污染程度分別缺失6種和10種土壤動物，對照茶園僅缺失2種。在污染茶園中，綜合污染源毒性因子對生態幅較窄的稀有類群以及對重金屬污染敏感的常見類群影響較大。

4.2 鎢尾礦區重金屬污染程度對茶園土壤動物群落結構及多樣性的影響

銅尾礦廢水污染導致土壤環境結構及養分的改變和破壞，進而改變土壤微生物數量分布及生物多樣性格局，使土壤微生物產生新的適應性（劉晉仙，2019）。金/鐵礦區對周邊土壤環境造成重度或嚴重污染，Cu、Fu、Zn、Pb等重金屬顯著影響微生物的群落結構和多樣性（張怡悅，2021）。本研究茶園Ⅰ的Cd、As的單項污染指數均達到Ⅴ級污染程度，Cu的單項污染指數達到Ⅳ級污染，茶園Ⅱ只有Cd為Ⅴ級污染，均達到重度污染。茶園土壤動物數量分布以及生態學指數受土壤重金屬污染而發生變化，土壤綜合污染指數越高，土壤有機質、全氮、速效磷等營養因子受到脅迫就越大，土壤動物的多樣性與豐富度就越低（蘇越等，2011）。

黑河重金屬空間分布對大型底棲動物的多樣性指數及個別類群的密度影響較大，Pb、Cd、Cu、Ni 等對底棲動物的群落結構和生物指數的影響，表現不同生態效應，某些底棲動物對重金屬的耐受性差而導致物種單一化（王昱等，2021）。Eisenhauer et al.（2019）認為污染區較多種類的土壤無脊椎動物消亡，對食物網復雜性和穩定性構成威脅，從而導致土壤無脊椎動物的多樣性快速下降。Carrascosa et al.（2015）揭示了自然林地線蟲豐富度、食物網復雜性等指標在經歷農藥擾動后相比農田土壤表現出更強的抵抗力，反映了低擾動、自然的、食物網復雜的土壤更有利于維持生物多樣性和群落穩定性；自然林地中線蟲的豐富度、香農指數和營養類群多樣性均高于受污染區的農田土壤（李鈺飛等，2020）。更多研究認為，重金屬污染破壞土壤中SOC、TN和AP等營養因子，使之含量顯著下降，土壤微生物群落多樣性隨著土壤養分含量的減少而降低（Fountain et al.，2004；Li et al.，2010；Niu et al.，2013；魏志文，2019）。本研究污染茶園重金屬污染產生的毒性降低了土壤營養因子含量，如土壤有機質、全氮和速效磷等減少，土壤酸性化，而導致地表層一些敏感土壤動物（如蜱螨類、彈尾目）的食物鏈（土壤微生物和小型原生動物）結構遭到破壞，這些土壤動物類群的運動、捕食與繁殖等活動空間有限，不能及時躲避重金屬污染形成的毒性環境對其構成的生存威脅（Skorupski et al.，2009），從而使土壤動物數量減少及生物多樣性降低。因此，土壤動物的指示功能與多樣性指數可以作為評價土壤環境質量間接性指標，也可為土壤重金屬污染監測提供科學依據。

4.3 鎢尾礦區土壤動物分布與環境要素的關系

土壤動物對土壤環境污染非常敏感，在重金屬濃度升高的土壤中，數量呈下降趨勢（Park et al.，2011；Li et al.，2014）。在土壤生態環境中生存著各種等級的土壤生物，它們對土壤物質循環和能量轉化具有促進作用，以維持和調節土壤生態系統的結構和功能（Wang et al.，2017；聶立凱等，2019）。重金屬污染等侵擾脅迫使土壤動物群落結構及生物多樣性特征發生改變，反映了土壤動物群落對土壤環境變化的敏感性，土壤動物的分布對環境因子的改變產生強烈響應（崔魯楠，2016）。在土壤生態系統中，土壤動物與土壤微生物通過食物網完成土壤生態過程，食物網級聯結構復雜性和穩定性的級聯效應決定于資源的可利用性（Sackett et al.，2010）。茶樹根系、落葉及非作物生境植被屬于低營養階層（有效資源），它們在土壤環境中存在的密度、生物量等決定較高營養階層的種群結構（王邵軍等，2008）。例如，土壤中的腐生真菌是這些資源的分解者，它受環境資源的有效性控制。當茶園被尾礦Pb、Cd、Cu、Ni等重金屬污染后，環境資源優先性降低，腐生真菌的生存、覓食及繁殖空間有限而受到抑制，對有效資源的分解、利用率大幅度降低，土壤有機質、全氮、速效磷、土壤含水量和pH值均顯著低于對照組茶園，獲取營養能力下降甚至喪失（杜曉芳等，2018；段桂蘭等，2020），一些或一類土壤動物的生存受到影響，類群與個體數量會大量減少。由此可知，重金屬遷入與沉積很大程度地影響污染茶園與對照組茶園的環境梯度，表現為重金屬因子與大部分土壤動物群落分布呈負相關，導致不同茶園樣地土壤動物群落的分布出現顯著差異。

本次調查的污染茶園土壤動物群落結構趨于簡單，如直翅目、同翅目、鱗翅目、雙尾目和等翅目隨著污染的加劇而個體數量增加，而地表層活動的動物類群，如石蜈蚣目、馬陸目、地蜈蚣目、和柄眼目等及淺表層土壤分布的蚯蚓則缺失。土壤動物群落組成趨于簡單，優勢類群降低，生態幅較窄的稀有類群大量缺失，土壤動物多樣性指數、豐富度指數和均勻度指數隨著污染的加重而降低（Santorufo et al.，2012；邢樹文等，2019）。而對照茶園環境資源的有效性較高，土壤肥力因子（有機質、全氮、速效磷及土壤pH等）能夠為土壤微生物完成物質循環和能量流動提供良好條件，增加了土壤動物的數量和類群數量，擴大了土壤動物的分布空間，提高了土壤動物群落的多樣性與豐富度，使得土壤動物群落結構更加穩定。

5 結論

本研究結果表明，鎢尾礦重金屬殘留的污染源導致了茶園土壤肥力下降，重金屬綜合污染指數、Cd和As的單項污染指數與土壤動物個體數、類群數及多樣性指數、豐富度指數呈負相關。與對照茶園比較，污染茶園的土壤肥力大幅度下降，茶園Ⅰ土壤有機質、全氮和速效磷含量分別降低了63.8%、61.7%和55.9%；茶園Ⅱ分別降低了58.5 %、65%和8.8%。土壤有機質對土壤動物的貢獻率高達51.42%，全氮、全磷、速效磷的貢獻率分別為9.08%、11.21%、9.61%。pH降低導致土壤嚴重酸化，重金屬毒水浸滲和礦粉覆蓋導致土壤營養因子結構的嚴重破壞，土壤動物群落多樣性、豐富度和均勻度指數降低。污染越嚴重，土壤動物個體與類群的數量就越少，優勢類群減少，稀有類群部分或全部缺失。