邢樹文,許佳敏,黃彬,高錦婷,韓麗
韓山師范學(xué)院食品工程與生物科技學(xué)院,廣東 潮州 521041
礦山開發(fā)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(duì)其下游林地和茶園土壤環(huán)境造成污染,導(dǎo)致土壤肥力退化、甚至生產(chǎn)功能喪失(Delgado-Baquerizo et al.,2016;Caravaca et al.,2017)。土壤動(dòng)物是土壤生態(tài)系統(tǒng)中不可或缺的組成部分,對(duì)土壤環(huán)境變化敏感,其群落結(jié)構(gòu)變化能夠直接或間接地反映出土壤質(zhì)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(jié)肢類土壤動(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)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(dǎo)致外周茶園土壤動(dòng)物的類群和數(shù)量的減少(牛曉倩等,2013)。采煤地區(qū)重金屬使區(qū)域土壤污染程度加重,土壤動(dòng)物的個(gè)體數(shù)量和類群總數(shù)減少,群落的均勻性、多樣性和密度-類群指數(shù)降低(孫賢斌等,2014)。Pb和Cd污染土壤中細(xì)菌的豐度、Shannon指數(shù)等呈下降趨勢(shì)(李大樂等,2021)。
土壤污染對(duì)土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)及多樣性變化的影響性質(zhì)與程度,存在一定的差異。如鋅冶煉廠外圍因耐受性土壤動(dòng)物類群(甲蟲和蜘蛛)的遷入與定居致使某些污染區(qū)物種豐富度增加(李榮華等,2015);銅尾礦污染降低了土壤動(dòng)物的豐富度,復(fù)墾地生境蟻科和鞘翅目成蟲個(gè)體數(shù)量隨Cu含量增加而增加,彈尾目和蜱螨目動(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)量隨 Cu含量增加而減少(朱永恒等,2013)。與其他動(dòng)物類群相比,土壤中彈尾類、螨蟲類對(duì)重金屬污染更為敏感,受污染源影響較大的區(qū)域,個(gè)體數(shù)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(jié)果,如廢棄多年且污染較重的鐵礦尾礦傾倒區(qū)土壤中的彈尾類的種類與個(gè)體數(shù)量高于對(duì)照組樣地,可能與一些彈尾類對(duì)重金屬污染產(chǎn)生耐受性相關(guān)(Fountain et al.,2004)。重金屬污染導(dǎo)致土壤動(dòng)物物種數(shù)和個(gè)體數(shù)量呈下降趨勢(shì),多樣性指數(shù)、均勻度指數(shù)與重金屬綜合污染指數(shù)呈現(xiàn)一定的負(fù)相關(guān)關(guān)系(邢樹文等,2019;許洪揚(yáng)等,2021)。因此,重金屬污染是促進(jìn)還是抑制土壤動(dòng)物數(shù)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(huán)境變化及動(dòng)物類群特征。
蓮花山鎢尾礦地處澄海、饒平交界處,主礦區(qū)位于汕頭市澄海區(qū)鹽鴻鎮(zhèn),已閉礦 20年,部分采礦區(qū)已種植桉樹進(jìn)行生態(tài)恢復(fù),但仍有裸露廢棄地在自然力的作用下,雨水沖刷廢棄礦區(qū)形成重金屬酸性廢水流,礦區(qū)下游茶園受到嚴(yán)重污染,致使土壤養(yǎng)分下降,進(jìn)而影響土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)及多樣性。本研究探討了鎢尾礦重金屬遷移、沉降對(duì)下游茶園土壤環(huán)境的影響,比較分析重金屬對(duì)污染茶園土壤營養(yǎng)因子的影響,分析土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)及多樣性對(duì)重金屬污染與土壤營養(yǎng)因子變化的響應(yīng),以及土壤環(huán)境因子變化與土壤動(dòng)物群落之間的關(guān)系,探討土壤動(dòng)物群落對(duì)茶園生態(tài)系統(tǒng)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(chǔ)資料和參考依據(jù)。
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(qū),礦山地理坐標(biāo)為116°48′14″E,23°44′25″N(圖1),屬于典型的亞熱帶海洋性季風(fēng)氣候,雨水充沛,年均降雨量1600 mm,平均氣溫 21 ℃。礦區(qū)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(yán)重。鎢尾礦周邊土壤質(zhì)地以砂石土質(zhì)為主,質(zhì)地堅(jiān)硬,又受鎢尾礦酸性廢水滲濾的影響,造成周邊耕地環(huán)境嚴(yán)重污染,耕地退化。
圖1 研究區(qū)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
以鎢尾礦下游西北方向兩個(gè)茶園為研究對(duì)象,茶樹種植年限在 7—8年,茶園管理簡單,不用農(nóng)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(qū)酸性雨水及重金屬污染較重,自然風(fēng)力導(dǎo)致礦粉堆積區(qū)的鎢粉擴(kuò)散和遷移嚴(yán)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(qū)沖刷的酸性雨水及重金屬殘留污染較輕,受鎢粉擴(kuò)散漂移的影響較小,該茶園茶樹長勢(shì)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(duì)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(qū)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(gè)茶園土壤重金屬含量及污染指數(shù)狀況,見表1。
表1 不同茶園土壤重金屬含量及污染指數(shù)Table 1 Soil heavy metal content and pollution index in different tea garden
土壤取樣時(shí)間及樣方設(shè)置:土壤取樣調(diào)查于2019年7—8月進(jìn)行。土樣采集方法,(1)地表層面采樣方法:每個(gè)樣地設(shè)置9個(gè)樣點(diǎn),每個(gè)樣點(diǎn)采用五點(diǎn)采樣法,共設(shè)置 45個(gè)小樣方,樣方面積為50 cm×50 cm,直接收集地表大型土壤動(dòng)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(gè)大型土壤動(dòng)物取土樣方內(nèi)收集枯葉層在內(nèi)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(qū)域周邊山地為石山,調(diào)查區(qū)域土質(zhì)多為砂石混合而成,質(zhì)地緊密堅(jiān)硬,不適宜沿土壤垂直剖面進(jìn)行分層采集土樣。因此,土壤動(dòng)物調(diào)查樣點(diǎn)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(zhì)及重金屬含量調(diào)查樣點(diǎn)設(shè)置:在研究樣地的取樣區(qū)內(nèi)設(shè)置6個(gè)取樣點(diǎn)(見圖1),每個(gè)土壤取樣點(diǎn)與土壤動(dòng)物取樣點(diǎn)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(gè)取樣點(diǎn)的土壤樣品單獨(dú)進(jìn)行測定,測定土壤理化性質(zhì)及土壤重金屬含量。然后進(jìn)行差異性分析。
以下土壤環(huán)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(zhì)的測定:重鉻酸鉀容量法測定土壤有機(jī)質(zhì)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(jì)(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。
采用單因子指數(shù)法與內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法對(duì)土壤污染程度進(jìn)行評(píng)價(jià)。土壤污染評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)以廣東省土壤環(huán)境背景值為參照標(biāo)準(zhǔn)。單因子指數(shù)法是以土壤污染的實(shí)測值與廣東省土壤元素背景值(中國環(huán)境監(jiān)測總站,1990)的比值反映重金屬污染的危害程度。計(jì)算方法如下:
式中:
Pi——土壤中重金屬i的污染指數(shù);
Ci——土壤重金屬i中的實(shí)測濃度值(mg·kg?1);
Si——重金屬i的評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)值(mg·kg?1)。當(dāng)Pi≤1,表示土壤重金屬i的含量未超標(biāo);Pi>1時(shí),其值越大,表示土壤重金屬i的含量超標(biāo)越嚴(yán)重。
目前研究土壤重金屬污染不僅采用單因子污染指數(shù)進(jìn)行評(píng)價(jià),而且還需結(jié)合土壤污染的綜合狀況,即內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法(陳懷滿,2005)進(jìn)行評(píng)價(jià),以評(píng)價(jià)環(huán)境中污染較重的重金屬。計(jì)算方法如下:
式中:
P——重金屬元素i的內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù);
Pimax——重金屬元素i的單因子污染指數(shù)最大值;
Piave——重金屬元素i的單因子污染指數(shù)的算術(shù)平均值。依據(jù)單因子指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法將土壤重金屬污染為5個(gè)等級(jí),見表2。
表2 土壤重金屬污染指數(shù)評(píng)價(jià)分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)Table 2 Evaluation grading standard of soil heavy metal pollution index
以干漏斗法(Tullgran apparatus)對(duì)中型土壤動(dòng)物進(jìn)行分離,每個(gè)樣方標(biāo)本單獨(dú)保存在80%乙醇中。參照《中國亞熱帶土壤動(dòng)物》(尹文英,1999)、《中國土壤動(dòng)物檢索圖鑒》(尹文英等,1998)、《昆蟲分類》(上、下冊(cè))(鄭樂怡等,1999)等,在體視鏡下對(duì)土壤動(dòng)物進(jìn)行鑒定,采用大分類方法分類至科。按采樣點(diǎn)進(jìn)行統(tǒng)計(jì)土壤動(dòng)物的類群數(shù)和個(gè)體數(shù)量。
2.5.1 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)方法
(1)單個(gè)樣方統(tǒng)計(jì)獲取 45個(gè)樣方土表土壤動(dòng)物的數(shù)量和物種數(shù);(2)再合并樣方統(tǒng)計(jì)出 9個(gè)采樣點(diǎn)的土壤動(dòng)物數(shù)量和物種數(shù),應(yīng)用 EstimateS軟件包對(duì) 3個(gè)樣地土壤動(dòng)物類群進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析(Colwell,2013);(3)計(jì)算3個(gè)樣地土壤動(dòng)物群落多樣性指數(shù),應(yīng)用SPSS 19.0的單因素方差分析(Analysis of Variance,ANOVA)比較各樣地土壤動(dòng)物個(gè)體數(shù)量(N)、類群數(shù)(S)、土壤動(dòng)物群落Shannon多樣性指數(shù)(H)、Margalef豐富度指數(shù)(R)、Pielou均勻度指數(shù)(E)、Simpson優(yōu)勢(shì)度指數(shù)(D)等參數(shù),并進(jìn)行 Duncan新復(fù)極差多重比較檢驗(yàn),取α=0.05,比較各樣地土壤動(dòng)物群落參數(shù)的差異顯著性(寧應(yīng)之等,2020)。
2.5.2 土壤動(dòng)物相似度分析
應(yīng)用PRIMER 5.0軟件,采用非線性多維標(biāo)度法(Clarke,1993;劉繼亮等,2015)(non-metric multidimensional scaling,NMDS)對(duì)3種樣地土壤動(dòng)物群落進(jìn)行了分類排序。在本文中,NMDS排序所使用的數(shù)據(jù)庫是每個(gè)樣方土壤動(dòng)物個(gè)體數(shù),排序分析過程選用 Sorensen(Bray-Curtis)指數(shù)來比較土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)的差異。排序結(jié)果采用脅強(qiáng)系數(shù)(Stress)衡量 MDS分析結(jié)果的優(yōu)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(qiáng)度對(duì)土體的影響也就有著重要的意義。本試驗(yàn)本著研究植物根系對(duì)土體的抗剪強(qiáng)度是否有影響,有什么樣的影響,希望試驗(yàn)研究成果可以為重慶地區(qū)的邊坡防護(hù)提供一定的理論支持。 2.5.3 相關(guān)性分析 采用CANOCO 4.5軟件對(duì)3種樣地土壤動(dòng)物群落與土壤環(huán)境因子的關(guān)系進(jìn)行 RDA排序分析,比較不同生境土壤動(dòng)物群落綜合特征的差異。 根據(jù)表3數(shù)據(jù)計(jì)算得知,茶園Ⅰ和茶園Ⅱ的土壤有機(jī)質(zhì)含量分別比對(duì)照茶園低63.8%和58.5%;全氮含量分別比對(duì)照茶園低61.7%和65%;土壤含水量均比對(duì)照茶園低27.1%;速效磷含量分別比對(duì)照茶園低55.9%和8.8%。污染茶園土壤的pH均顯著低于對(duì)照茶園,趨向于酸性化。數(shù)據(jù)分析表明,重金屬污染對(duì)土壤的環(huán)境產(chǎn)生較大的影響,很大程度上降低了土壤營養(yǎng)因子的含量,這將嚴(yán)重影響茶園土壤動(dòng)物群落的結(jié)構(gòu)性和穩(wěn)定性。 表3 不同茶園樣地土壤理化性質(zhì)Table 3 Soil physicochemical properties of different tea gardens 采用單項(xiàng)污染指數(shù)法和內(nèi)梅羅綜合污染指數(shù)法(Nemerow multi-factor index method)評(píng)價(jià)研究區(qū)域的污染狀況。土壤重金屬含量及污染指數(shù)分析結(jié)果,見表2。 茶園Ⅰ和茶園Ⅱ位于尾礦下游,距礦粉堆積區(qū)200 m和400 m處,受尾礦廢水污染,對(duì)照茶園遠(yuǎn)離尾礦污染區(qū),但其土壤環(huán)境因人為干擾(使用化肥和農(nóng)藥等)也會(huì)導(dǎo)致輕微重金屬污染。茶園Ⅰ和茶園Ⅱ的所有采樣點(diǎn)的綜合污染指數(shù)均達(dá)到了重污染程度(P>3),其中重金屬Cd的單項(xiàng)污染指數(shù)在茶園Ⅰ和茶園Ⅱ均達(dá)到了重度污染程度(PCd>5)。茶園ⅠCd和 As的單項(xiàng)污染指數(shù)均達(dá)到了重度污染程度(PAs>5)。此外,Ni達(dá)到了輕微污染程度(1 調(diào)查結(jié)果顯示,對(duì)照茶園共捕獲地表土壤動(dòng)物1056只,隸屬21目59科,占該茶園捕獲量的48.15%;有 3個(gè)優(yōu)勢(shì)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(gè)物種缺失。 茶園Ⅰ捕獲土壤動(dòng)物478只,隸屬12目31科,占總捕獲量的22.09%;優(yōu)勢(shì)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(gè)物種缺失。 茶園Ⅱ捕獲土壤動(dòng)物669只,隸屬17目43科,占總捕獲量的29.76%;優(yōu)勢(shì)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(gè)稀有類群,占總捕獲量的3.61%,6個(gè)物種缺失。 表4 不同茶園地表大型土壤動(dòng)物類群組成與數(shù)量Table 4 Composition and quantity of the surface of large soil fauna in different tea gardens 3種茶園土壤動(dòng)物群落NMDS排序分析計(jì)算出Stress=0.08<0.1,表明兩種茶園大型土壤動(dòng)物群落的排序結(jié)果是基本可信的。對(duì)照茶園與茶園Ⅰ、茶園Ⅱ土壤動(dòng)物群落存在明顯差別,茶園Ⅰ和茶園Ⅱ部分混在一起,對(duì)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(duì)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(yàn)表明茶園樣地(GlobalR=0.632,P<0.001)對(duì)土壤動(dòng)物分布有顯著影響。進(jìn)一步分析顯示,茶園Ⅰ和茶園Ⅱ土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)(GlobalR=0.356,P<0.002)具有顯著性差異,茶園Ⅰ與對(duì)照組茶園土壤動(dòng)物群落(GlobalR=0.984,P<0.001)、茶園Ⅱ與對(duì)照組茶園土壤動(dòng)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(duì)照組茶園地表大型土壤動(dòng)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 依據(jù)土壤動(dòng)物群落特征分析,對(duì)照茶園土壤動(dòng)物類群數(shù)(S=14.11±1.27a)、個(gè)體數(shù)(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(dá)到顯著水平(P<0.05)。對(duì)照組茶園土壤動(dòng)物群落的多樣性指數(shù)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(dá)到顯著水平(P<0.05),茶園Ⅰ和茶園Ⅱ差異不顯著;對(duì)照茶園豐富度指數(shù)(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(dá)到顯著水平(P<0.05),均勻度指數(shù)的差異沒有達(dá)到顯著水平,對(duì)照茶園稍高,茶園Ⅰ較低。對(duì)照茶園的優(yōu)勢(shì)性指數(shù)(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(dá)到顯著水平(P<0.05),見圖3。 圖3 不同茶園土壤動(dòng)物群落特征指數(shù)Fig. 3 Characteristic index of soil animal community in different tea gardens 對(duì)3種茶園樣地重金屬污染與土壤動(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)量、多樣性指數(shù)、豐富度指數(shù)、優(yōu)勢(shì)性指數(shù)和均勻度指數(shù)分析表明,茶園Ⅰ的As和Cd的單項(xiàng)污染指標(biāo)及綜合污染指標(biāo)均達(dá)到5級(jí),屬重度污染,Cu和Ni的污染指數(shù)分別為4級(jí)和2級(jí),茶園Ⅰ土壤動(dòng)物群落多樣性指數(shù)(H)、豐富度指數(shù)(R)和優(yōu)勢(shì)性指數(shù)(D)最低(圖4a);對(duì)照茶園土壤動(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)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(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)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(duì)照茶園低(圖4b)。茶園Ⅱ的Cd的單項(xiàng)污染指標(biāo)及綜合污染指標(biāo)也達(dá)到5級(jí),As為3級(jí)污染,Cu和Ni的污染均為2級(jí)污染,污染指標(biāo)低于茶園Ⅰ。茶園Ⅱ土壤動(dòng)物群落多樣性指數(shù)、豐富度指數(shù)和優(yōu)勢(shì)性指數(shù)相對(duì)于茶園Ⅰ而言有所提升(圖4a);對(duì)照茶園中的蜘蛛目、彈尾目、蜱螨目和正蚓目動(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)量顯著高于茶園Ⅱ和茶園Ⅰ(圖4c);而對(duì)照茶園等翅目、直翅目、鱗翅目和同翅目的動(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)量顯著低于茶園Ⅱ和茶園Ⅰ(圖4d)。對(duì)照茶園的單項(xiàng)重金屬Cd、Cu的污染指數(shù)及綜合污染指標(biāo)均為2級(jí),重金屬Cd、Cu為輕度污染,綜合污染指數(shù)表明,土壤尚屬清潔狀態(tài)。因此,對(duì)照茶園多樣性指數(shù)、豐富度指數(shù)和優(yōu)勢(shì)性指數(shù)最高,蜘蛛目、彈尾目、蜱螨目和正蚓目動(dòng)物類群的個(gè)體數(shù)量顯著高于污染茶園,尤其是彈尾目動(dòng)物類群表現(xiàn)尤為顯著。 圖4 重金屬污染指數(shù)與茶園地表土壤動(dòng)物個(gè)體數(shù)、類群數(shù)、指示動(dòng)物類群及生態(tài)學(xué)指數(shù)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 3.7.1 茶園土壤動(dòng)物群落分布與土壤理化性質(zhì)的關(guān)系 依據(jù)茶園樣地土壤理化性質(zhì)(表3),對(duì)3種茶園樣地土壤動(dòng)物群落與土壤理化性質(zhì)進(jìn)行 RDA二維排序分析(圖5A)。結(jié)果表明,土壤有機(jī)質(zhì)(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(guān);與第2軸呈正相關(guān)。土壤含水量和速效磷(r=0.67)與第1軸呈正相關(guān),全磷(r= ?0.484)、速效磷(r= ?0.046)與第 2 排序軸呈負(fù)相關(guān)。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(tǒng)計(jì)學(xué)上達(dá)到顯著水平,能夠反映 3種茶園大型土壤動(dòng)物群落分布與土壤理化因子的關(guān)系,排序說明鎢尾礦外圍茶園與對(duì)照茶園大型土壤動(dòng)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(dòng)物變異,所有典型軸共解釋了56.2.0%的動(dòng)物變異。RDA排序結(jié)果表明,第2排序軸將茶園Ⅰ與和茶園Ⅱ、對(duì)照組茶園分開,茶園Ⅰ位于軸2的左側(cè),茶園Ⅱ和對(duì)照組茶園位于軸 2的右側(cè),表明受污染茶園Ⅰ和受污染茶園Ⅱ與無污染的對(duì)照茶園的高度異質(zhì)性。茶園Ⅱ與對(duì)照組茶園混在一起,表明茶園Ⅱ與對(duì)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(dòng)物分布的環(huán)境梯度(圖5A)。 圖5 3種茶園樣地22個(gè)土壤動(dòng)物類群與環(huán)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(jī)質(zhì)(F=6.51,P=0.001)是影響茶園土壤動(dòng)物群落分布的主要因子,貢獻(xiàn)率達(dá)51.423%,對(duì)提升茶園土壤動(dòng)物個(gè)體數(shù)量、物種數(shù)、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(xiàn)率為9.08%,全磷(F=1.46,P=0.196)貢獻(xiàn)率為 11.21%,速效磷(F=1.30,P=0.226)和全鉀(F=1.27,P=0.242)貢獻(xiàn)率均為9.61%(見表5)。 表5 土壤理化性質(zhì)對(duì)不同茶園土壤動(dòng)物群落變化的貢獻(xiàn)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(dòng)物群落分布與土壤重金屬的關(guān)系 依據(jù)茶園土壤重金屬含量(表1),對(duì)3種茶園樣地土壤動(dòng)物群落與重金屬因子進(jìn)行 RDA二維排序分析(圖5B)。結(jié)果表明,Ni(r= ?0.924)、Cd(r= ?0.865)與第 1排序軸呈顯著負(fù)相關(guān),Zn(r= ?0.746)、Pb(r= ?0.624)、As(r= ?0.578)和Cu(r= ?0.557)與第1軸呈負(fù)相關(guān)。所有重金屬含量與第1排序軸呈負(fù)相關(guān)。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(tǒng)計(jì)學(xué)上達(dá)到顯著水平,能夠反映3種茶園地表土壤動(dòng)物群落分布與土壤重金屬因子的關(guān)系,排序說明鎢尾礦周邊耕地與對(duì)照茶園土壤動(dòng)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(dòng)物變異,所有典型軸總共解釋了 57.80%的動(dòng)物變異。RDA排序圖顯示全部重金屬因子與全部對(duì)照茶園樣地和部分茶園樣地呈負(fù)相關(guān),與大部分土壤動(dòng)物群落分布呈負(fù)相關(guān)。排序軸1主要反映了土壤重金屬含量導(dǎo)致受污染茶園地表土壤動(dòng)物群落顯著不同的主要環(huán)境梯度;第2排序軸將茶園Ⅰ與茶園Ⅱ、對(duì)照組茶園分開,說明重金屬很大程度地影響污染嚴(yán)重的茶園Ⅰ與輕度污染的茶園Ⅱ、對(duì)照組茶園的環(huán)境梯度,導(dǎo)致不同茶園樣地土壤動(dòng)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(dòng)物群落分布的主要因子,貢獻(xiàn)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(xiàn)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(duì)茶園土壤動(dòng)物群落變化的貢獻(xiàn)率Table 6 Contribution rate of soil heavy metal to soil animal community of tea garden 尾礦礦粉中重金屬擴(kuò)散、沉降到礦區(qū)的外圍區(qū)域,礦山經(jīng)雨水沖刷和地表徑流進(jìn)入周邊土壤,造成礦區(qū)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(qū)周邊農(nóng)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(fù)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(tài)環(huán)境結(jié)構(gòu)趨于惡化,對(duì)土壤動(dòng)物群落組成與結(jié)構(gòu)產(chǎn)生重大影響。重金屬污染導(dǎo)致茶園土壤無脊椎動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)的破壞,土壤動(dòng)物的類群和個(gè)體數(shù)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(qū)內(nèi),鎢尾礦區(qū)被雨水沖刷的有毒廢水以蔓延及滲透等遷移方式進(jìn)入茶園Ⅰ土壤中,同時(shí),礦粉堆積區(qū)通過擴(kuò)散、漂移等方式對(duì)茶園也產(chǎn)生較嚴(yán)重的污染。茶園Ⅱ因礦區(qū)廢水流經(jīng)途徑及礦粉的遷移方式不同,污染較輕。茶園Ⅰ土壤動(dòng)物個(gè)體數(shù)和類群數(shù)顯著低于茶園Ⅱ,污染茶園顯著低于對(duì)照組茶園。對(duì)照組茶園優(yōu)勢(shì)類群蜘蛛目、彈尾目和蜱螨目的個(gè)體數(shù)顯著高于茶園Ⅱ和茶園Ⅰ,表現(xiàn)出污染區(qū)土壤動(dòng)物的個(gè)體數(shù)隨著重金屬污水的浸染和礦粉擴(kuò)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(jié)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(dòng)物類群的數(shù)量并未出現(xiàn)隨之增加的結(jié)果(任若凡等,2015),土壤中對(duì)重金屬敏感的小型動(dòng)物類群并未完全消失,說明蜱螨類和彈尾目對(duì)重金屬污染具有一定的耐受性(邢樹文等,2019)。有學(xué)者通過在跳蟲的培養(yǎng)體系中投放捕食螨,發(fā)現(xiàn)跳蟲與捕食螨之間的捕食作用會(huì)提高跳蟲對(duì)重金屬鎘的耐性,證實(shí)某些蜱螨類與彈尾蟲對(duì)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(gè)體數(shù)與物種多樣性隨之增加,可能與這些動(dòng)物類群對(duì)環(huán)境有較強(qiáng)的適應(yīng)性有關(guān),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(xiàn)的動(dòng)物類群不同,可能是這些動(dòng)物類群活動(dòng)空間大、范圍廣、遷移能力強(qiáng),對(duì)污染環(huán)境具有了一定的適應(yīng)性所致(Zhou et al.,2012)。它們能否作為污染茶園的地表指示動(dòng)物類群,還有待于后續(xù)研究證實(shí)。污染茶園與對(duì)照茶園的蜘蛛數(shù)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(dòng)物群落多樣性差異不大,表明蜘蛛對(duì)重金屬污染也具有很強(qiáng)的耐受力(劉貝貝等,2013),因此在污染茶園中成為優(yōu)勢(shì)類群。研究發(fā)現(xiàn),3種茶園土壤動(dòng)物常見類群的相對(duì)豐度在33.49%—38.83%,表明該區(qū)域茶園的重金屬污染對(duì)土壤動(dòng)物常見類群影響不大,而對(duì)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(dòng)物,對(duì)照茶園僅缺失2種。在污染茶園中,綜合污染源毒性因子對(duì)生態(tài)幅較窄的稀有類群以及對(duì)重金屬污染敏感的常見類群影響較大。 銅尾礦廢水污染導(dǎo)致土壤環(huán)境結(jié)構(gòu)及養(yǎng)分的改變和破壞,進(jìn)而改變土壤微生物數(shù)量分布及生物多樣性格局,使土壤微生物產(chǎn)生新的適應(yīng)性(劉晉仙,2019)。金/鐵礦區(qū)對(duì)周邊土壤環(huán)境造成重度或嚴(yán)重污染,Cu、Fu、Zn、Pb等重金屬顯著影響微生物的群落結(jié)構(gòu)和多樣性(張怡悅,2021)。本研究茶園Ⅰ的Cd、As的單項(xiàng)污染指數(shù)均達(dá)到Ⅴ級(jí)污染程度,Cu的單項(xiàng)污染指數(shù)達(dá)到Ⅳ級(jí)污染,茶園Ⅱ只有Cd為Ⅴ級(jí)污染,均達(dá)到重度污染。茶園土壤動(dòng)物數(shù)量分布以及生態(tài)學(xué)指數(shù)受土壤重金屬污染而發(fā)生變化,土壤綜合污染指數(shù)越高,土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、速效磷等營養(yǎng)因子受到脅迫就越大,土壤動(dòng)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(duì)大型底棲動(dòng)物的多樣性指數(shù)及個(gè)別類群的密度影響較大,Pb、Cd、Cu、Ni 等對(duì)底棲動(dòng)物的群落結(jié)構(gòu)和生物指數(shù)的影響,表現(xiàn)不同生態(tài)效應(yīng),某些底棲動(dòng)物對(duì)重金屬的耐受性差而導(dǎo)致物種單一化(王昱等,2021)。Eisenhauer et al.(2019)認(rèn)為污染區(qū)較多種類的土壤無脊椎動(dòng)物消亡,對(duì)食物網(wǎng)復(fù)雜性和穩(wěn)定性構(gòu)成威脅,從而導(dǎo)致土壤無脊椎動(dòng)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(wǎng)復(fù)雜性等指標(biāo)在經(jīng)歷農(nóng)藥擾動(dòng)后相比農(nóng)田土壤表現(xiàn)出更強(qiáng)的抵抗力,反映了低擾動(dòng)、自然的、食物網(wǎng)復(fù)雜的土壤更有利于維持生物多樣性和群落穩(wěn)定性;自然林地中線蟲的豐富度、香農(nóng)指數(shù)和營養(yǎng)類群多樣性均高于受污染區(qū)的農(nóng)田土壤(李鈺飛等,2020)。更多研究認(rèn)為,重金屬污染破壞土壤中SOC、TN和AP等營養(yǎng)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(yǎng)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(chǎn)生的毒性降低了土壤營養(yǎng)因子含量,如土壤有機(jī)質(zhì)、全氮和速效磷等減少,土壤酸性化,而導(dǎo)致地表層一些敏感土壤動(dòng)物(如蜱螨類、彈尾目)的食物鏈(土壤微生物和小型原生動(dòng)物)結(jié)構(gòu)遭到破壞,這些土壤動(dòng)物類群的運(yùn)動(dòng)、捕食與繁殖等活動(dòng)空間有限,不能及時(shí)躲避重金屬污染形成的毒性環(huán)境對(duì)其構(gòu)成的生存威脅(Skorupski et al.,2009),從而使土壤動(dòng)物數(shù)量減少及生物多樣性降低。因此,土壤動(dòng)物的指示功能與多樣性指數(shù)可以作為評(píng)價(jià)土壤環(huán)境質(zhì)量間接性指標(biāo),也可為土壤重金屬污染監(jiān)測提供科學(xué)依據(jù)。 土壤動(dòng)物對(duì)土壤環(huán)境污染非常敏感,在重金屬濃度升高的土壤中,數(shù)量呈下降趨勢(shì)(Park et al.,2011;Li et al.,2014)。在土壤生態(tài)環(huán)境中生存著各種等級(jí)的土壤生物,它們對(duì)土壤物質(zhì)循環(huán)和能量轉(zhuǎn)化具有促進(jìn)作用,以維持和調(diào)節(jié)土壤生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能(Wang et al.,2017;聶立凱等,2019)。重金屬污染等侵?jǐn)_脅迫使土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)及生物多樣性特征發(fā)生改變,反映了土壤動(dòng)物群落對(duì)土壤環(huán)境變化的敏感性,土壤動(dòng)物的分布對(duì)環(huán)境因子的改變產(chǎn)生強(qiáng)烈響應(yīng)(崔魯楠,2016)。在土壤生態(tài)系統(tǒng)中,土壤動(dòng)物與土壤微生物通過食物網(wǎng)完成土壤生態(tài)過程,食物網(wǎng)級(jí)聯(lián)結(jié)構(gòu)復(fù)雜性和穩(wěn)定性的級(jí)聯(lián)效應(yīng)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(yǎng)階層(有效資源),它們?cè)谕寥拉h(huán)境中存在的密度、生物量等決定較高營養(yǎng)階層的種群結(jié)構(gòu)(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(huán)境資源的有效性控制。當(dāng)茶園被尾礦Pb、Cd、Cu、Ni等重金屬污染后,環(huán)境資源優(yōu)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(duì)有效資源的分解、利用率大幅度降低,土壤有機(jī)質(zhì)、全氮、速效磷、土壤含水量和pH值均顯著低于對(duì)照組茶園,獲取營養(yǎng)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(dòng)物的生存受到影響,類群與個(gè)體數(shù)量會(huì)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(duì)照組茶園的環(huán)境梯度,表現(xiàn)為重金屬因子與大部分土壤動(dòng)物群落分布呈負(fù)相關(guān),導(dǎo)致不同茶園樣地土壤動(dòng)物群落的分布出現(xiàn)顯著差異。 本次調(diào)查的污染茶園土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)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(gè)體數(shù)量增加,而地表層活動(dòng)的動(dòng)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(dòng)物群落組成趨于簡單,優(yōu)勢(shì)類群降低,生態(tài)幅較窄的稀有類群大量缺失,土壤動(dòng)物多樣性指數(shù)、豐富度指數(shù)和均勻度指數(shù)隨著污染的加重而降低(Santorufo et al.,2012;邢樹文等,2019)。而對(duì)照茶園環(huán)境資源的有效性較高,土壤肥力因子(有機(jī)質(zhì)、全氮、速效磷及土壤pH等)能夠?yàn)橥寥牢⑸锿瓿晌镔|(zhì)循環(huán)和能量流動(dòng)提供良好條件,增加了土壤動(dòng)物的數(shù)量和類群數(shù)量,擴(kuò)大了土壤動(dòng)物的分布空間,提高了土壤動(dòng)物群落的多樣性與豐富度,使得土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)更加穩(wěn)定。 本研究結(jié)果表明,鎢尾礦重金屬殘留的污染源導(dǎo)致了茶園土壤肥力下降,重金屬綜合污染指數(shù)、Cd和As的單項(xiàng)污染指數(shù)與土壤動(dòng)物個(gè)體數(shù)、類群數(shù)及多樣性指數(shù)、豐富度指數(shù)呈負(fù)相關(guān)。與對(duì)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(jī)質(zhì)、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(jī)質(zhì)對(duì)土壤動(dòng)物的貢獻(xiàn)率高達(dá)51.42%,全氮、全磷、速效磷的貢獻(xiàn)率分別為9.08%、11.21%、9.61%。pH降低導(dǎo)致土壤嚴(yán)重酸化,重金屬毒水浸滲和礦粉覆蓋導(dǎo)致土壤營養(yǎng)因子結(jié)構(gòu)的嚴(yán)重破壞,土壤動(dòng)物群落多樣性、豐富度和均勻度指數(shù)降低。污染越嚴(yán)重,土壤動(dòng)物個(gè)體與類群的數(shù)量就越少,優(yōu)勢(shì)類群減少,稀有類群部分或全部缺失。3 結(jié)果與分析
3.1 不同茶園土壤理化性質(zhì)結(jié)果分析
3.2 不同茶園土壤重金屬含量及其污染指數(shù)分析
3.3 不同茶園土壤動(dòng)物群落的組成與數(shù)量特征
3.4 不同茶園樣地土壤動(dòng)物群落相似性
3.5 不同茶園樣地土壤動(dòng)物群落多樣性分析
3.6 不同茶園土壤動(dòng)物群落多樣性與指示性動(dòng)物對(duì)重金屬污染的響應(yīng)
3.7 茶園土壤動(dòng)物群落分布與環(huán)境因子的相關(guān)性
4 討論
4.1 鎢尾礦區(qū)重金屬污染程度對(duì)茶園土壤動(dòng)物數(shù)量與類群組成的影響
4.2 鎢尾礦區(qū)重金屬污染程度對(duì)茶園土壤動(dòng)物群落結(jié)構(gòu)及多樣性的影響
4.3 鎢尾礦區(qū)土壤動(dòng)物分布與環(huán)境要素的關(guān)系
5 結(jié)論