钨尾矿重金属污染对茶园土壤动物群落结构及多样性的影响

邢树文，许佳敏，黄彬，高锦婷，韩丽

韩山师范学院食品工程与生物科技学院，广东 潮州 521041

矿山开发不仅直接造成大面积山体与植被的破坏，危害人类和其他生物生存（Jiao et al.，2016），而且尾矿重金属对其下游林地和茶园土壤环境造成污染，导致土壤肥力退化、甚至生产功能丧失（Delgado-Baquerizo et al.，2016；Caravaca et al.，2017）。土壤动物是土壤生态系统中不可或缺的组成部分，对土壤环境变化敏感，其群落结构变化能够直接或间接地反映出土壤质量和健康状况（邢树文等，2018）。在红壤旱地添加Cd、As和Pb造成土壤污染后，小节肢类土壤动物类群的个体数量减少、生物多样性降低（李孝刚等，2014），钢铁厂废水的排放加剧了重金属污染的危害程度，导致外周茶园土壤动物的类群和数量的减少（牛晓倩等，2013）。采煤地区重金属使区域土壤污染程度加重，土壤动物的个体数量和类群总数减少，群落的均匀性、多样性和密度-类群指数降低（孙贤斌等，2014）。Pb和Cd污染土壤中细菌的丰度、Shannon指数等呈下降趋势（李大乐等，2021）。

土壤污染对土壤动物群落结构及多样性变化的影响性质与程度，存在一定的差异。如锌冶炼厂外围因耐受性土壤动物类群（甲虫和蜘蛛）的迁入与定居致使某些污染区物种丰富度增加（李荣华等，2015）；铜尾矿污染降低了土壤动物的丰富度，复垦地生境蚁科和鞘翅目成虫个体数量随Cu含量增加而增加，弹尾目和蜱螨目动物类群的个体数量随 Cu含量增加而减少（朱永恒等，2013）。与其他动物类群相比，土壤中弹尾类、螨虫类对重金属污染更为敏感，受污染源影响较大的区域，个体数量较低，丰富度随着污染的加重而降低（Steiner，1995；Filser et al.，2000），但也有不同的研究结果，如废弃多年且污染较重的铁矿尾矿倾倒区土壤中的弹尾类的种类与个体数量高于对照组样地，可能与一些弹尾类对重金属污染产生耐受性相关（Fountain et al.，2004）。重金属污染导致土壤动物物种数和个体数量呈下降趋势，多样性指数、均匀度指数与重金属综合污染指数呈现一定的负相关关系（邢树文等，2019；许洪扬等，2021）。因此，重金属污染是促进还是抑制土壤动物数量增长存在一定的不确定性，取决于重金属污染程度、土壤环境变化及动物类群特征。

莲花山钨尾矿地处澄海、饶平交界处，主矿区位于汕头市澄海区盐鸿镇，已闭矿 20年，部分采矿区已种植桉树进行生态恢复，但仍有裸露废弃地在自然力的作用下，雨水冲刷废弃矿区形成重金属酸性废水流，矿区下游茶园受到严重污染，致使土壤养分下降，进而影响土壤动物群落结构及多样性。本研究探讨了钨尾矿重金属迁移、沉降对下游茶园土壤环境的影响，比较分析重金属对污染茶园土壤营养因子的影响，分析土壤动物群落结构及多样性对重金属污染与土壤营养因子变化的响应，以及土壤环境因子变化与土壤动物群落之间的关系，探讨土壤动物群落对茶园生态系统重金属污染的指示作用，为钨尾矿废弃地外围耕地重金属污染的综合治理提供基础资料和参考依据。

1 研究区域概况

莲花山钨尾矿地处汕头市澄海市和饶平县交界处的莲花山区，矿山地理坐标为116°48′14″E，23°44′25″N（图1），属于典型的亚热带海洋性季风气候，雨水充沛，年均降雨量1600 mm，平均气温 21 ℃。矿区面积 2.12 km2。全部采矿废弃地面积约为100 hm2，废弃地植被遭到破坏，大量土表裸露，水土流失严重。钨尾矿周边土壤质地以砂石土质为主，质地坚硬，又受钨尾矿酸性废水渗滤的影响，造成周边耕地环境严重污染，耕地退化。

图1 研究区在广东省的地理位置及研究样地分布图Fig. 1 Location of the study area and distribution of sample plots in Guangdong Province

2 研究方法

2.1 样地概况

以钨尾矿下游西北方向两个茶园为研究对象，茶树种植年限在 7—8年，茶园管理简单，不用农药。具体状况介绍如下：

茶园Ⅰ（Tea gardenⅠ，TⅠ）：位于钨尾矿下游西北方向，受钨尾矿区酸性雨水及重金属污染较重，自然风力导致矿粉堆积区的钨粉扩散和迁移严重，茶园污染较重，茶树矮小，茶树叶片较小，叶色暗淡。该茶园占地面积为0.19 hm2。茶树种植8年，行距1.5 m，树冠盖度39.6%。茶行间有少量植被，枯叶层较厚。茶园边缘生有少许牛筋草（Eleusine indica）、类芦（Neyraudia reynaudiana），茶园伴生少量马唐（Digitaria sanguinalis）、假臭草（Praxelis clematidea）等杂草。

茶园Ⅱ（Tea gardenⅡ，TⅡ）：位于茶园Ⅰ的西北方向，受钨尾矿区冲刷的酸性雨水及重金属残留污染较轻，受钨粉扩散漂移的影响较小，该茶园茶树长势稍好。占地面积约为0.24 hm2，茶树种植7年，矮小，树冠分离，盖度小（仅有41.73%）。茶园伴生少量小飞蓬（Conyza canadensis）等低矮杂草，有极少枯叶散落茶行间，大部分为裸露地带。茶园周边有类芦和马缨丹（Lantana camara）等。

对照茶园（Contrast tea garden，CT）：该茶园位于钨尾矿西北方向的丘陵地带。该茶园与钨尾矿区之间相隔一座山丘，海拔高度约为170 m，山上种植多年生桉树，属于无污染茶园。该茶园占地面积约为0.33 hm2，茶树种植8年，行距1.5 m，茶树冠盖度82.6%。茶园与周边生境临界伴有类芦、牛筋草（Eleusine indica）等杂草，茶行间有少量马唐（Digitaria sanguinalis）、假臭草（Praxelisclematidea）、小飞蓬（Conyza canadensis）等杂草，周边种植少许木瓜（Chaenomeles sinensis）、荔枝（Litchi chinensisSonn）等。3个茶园土壤重金属含量及污染指数状况，见表1。

表1 不同茶园土壤重金属含量及污染指数Table 1 Soil heavy metal content and pollution index in different tea garden

2.2 土壤取样及理化测定

土壤取样时间及样方设置：土壤取样调查于2019年7—8月进行。土样采集方法，（1）地表层面采样方法：每个样地设置9个样点，每个样点采用五点采样法，共设置 45个小样方，样方面积为50 cm×50 cm，直接收集地表大型土壤动物。（2）沿地表土壤垂直剖面≤10 cm土层的采样方法：在上述每个大型土壤动物取土样方内收集枯叶层在内的土样300 g。

土壤取样方法：钨尾矿的北面相邻大型采石场，本研究区域周边山地为石山，调查区域土质多为砂石混合而成，质地紧密坚硬，不适宜沿土壤垂直剖面进行分层采集土样。因此，土壤动物调查样点仅限于地表枯叶层及土壤垂直剖面≤10 cm，如上所述。

土壤理化性质及重金属含量调查样点设置：在研究样地的取样区内设置6个取样点（见图1），每个土壤取样点与土壤动物取样点相邻，位于同一位置。土壤取样沿土层垂直剖面≤10 cm取土样，每个取样点的土壤样品单独进行测定，测定土壤理化性质及土壤重金属含量。然后进行差异性分析。

以下土壤环境因子均参考鲁如坤（1999）和鲍士旦（2000）方法测定。

土壤理化性质的测定：重铬酸钾容量法测定土壤有机质含量，半微量开氏法测定土壤全氮，氢氧化钠熔融-钼锑抗比色法测定土壤全磷，氟化铵-盐酸法测定土壤速效磷，烘干法测定土壤含水量，酸度计（pHS-3C）水浸法测定土壤pH值。

土壤重金属含量的测定：氢化物-原子荧光光谱法（Hydride generation-atomic fluorescence spectrometry）测定土壤砷（As）含量，HF-HNO3-HCLO4消煮-原子吸收分光光度法测（Ablation-atomic absorption spectrophotometry）定土壤全锰（Mn）、铜（Cu）、锌（Zn）含量。NaOH熔融-火焰光度法（Meltingflame photometry）测定土壤全钾，氢化物-原子荧光光谱法（Hydride generation-atomic fluorescence spectrometry）测定土壤铅（Pb）、铬（Cd）、镍（Ni）含量。

2.3 土壤重金属污染评价方法

采用单因子指数法与内梅罗综合污染指数法对土壤污染程度进行评价。土壤污染评价标准以广东省土壤环境背景值为参照标准。单因子指数法是以土壤污染的实测值与广东省土壤元素背景值（中国环境监测总站，1990）的比值反映重金属污染的危害程度。计算方法如下：

式中：

Pi——土壤中重金属i的污染指数；

Ci——土壤重金属i中的实测浓度值（mg·kg−1）；

Si——重金属i的评价标准值（mg·kg−1）。当Pi≤1，表示土壤重金属i的含量未超标；Pi>1时，其值越大，表示土壤重金属i的含量超标越严重。

目前研究土壤重金属污染不仅采用单因子污染指数进行评价，而且还需结合土壤污染的综合状况，即内梅罗综合污染指数法（陈怀满，2005）进行评价，以评价环境中污染较重的重金属。计算方法如下：

式中：

P——重金属元素i的内梅罗综合污染指数；

Pimax——重金属元素i的单因子污染指数最大值；

Piave——重金属元素i的单因子污染指数的算术平均值。依据单因子指数法和内梅罗综合污染指数法将土壤重金属污染为5个等级，见表2。

表2 土壤重金属污染指数评价分级标准Table 2 Evaluation grading standard of soil heavy metal pollution index

2.4 土壤动物分离方法与鉴定

以干漏斗法（Tullgran apparatus）对中型土壤动物进行分离，每个样方标本单独保存在80%乙醇中。参照《中国亚热带土壤动物》（尹文英，1999）、《中国土壤动物检索图鉴》（尹文英等，1998）、《昆虫分类》（上、下册）（郑乐怡等，1999）等，在体视镜下对土壤动物进行鉴定，采用大分类方法分类至科。按采样点进行统计土壤动物的类群数和个体数量。

2.5 数据处理

2.5.1 数据统计方法

（1）单个样方统计获取 45个样方土表土壤动物的数量和物种数；（2）再合并样方统计出 9个采样点的土壤动物数量和物种数，应用 EstimateS软件包对 3个样地土壤动物类群进行统计分析（Colwell，2013）；（3）计算3个样地土壤动物群落多样性指数，应用SPSS 19.0的单因素方差分析（Analysis of Variance，ANOVA）比较各样地土壤动物个体数量（N）、类群数（S）、土壤动物群落Shannon多样性指数（H）、Margalef丰富度指数（R）、Pielou均匀度指数（E）、Simpson优势度指数（D）等参数，并进行 Duncan新复极差多重比较检验，取α=0.05，比较各样地土壤动物群落参数的差异显著性（宁应之等，2020）。

2.5.2 土壤动物相似度分析

应用PRIMER 5.0软件，采用非线性多维标度法（Clarke，1993；刘继亮等，2015）（non-metric multidimensional scaling，NMDS）对3种样地土壤动物群落进行了分类排序。在本文中，NMDS排序所使用的数据库是每个样方土壤动物个体数，排序分析过程选用 Sorensen（Bray-Curtis）指数来比较土壤动物群落结构的差异。排序结果采用胁强系数（Stress）衡量 MDS分析结果的优劣，其中stress<0.01，完全可信；0.01

土体的破坏一般都是剪切破坏，因此研究土的抗剪强度对土体的影响也就有着重要的意义。本试验本着研究植物根系对土体的抗剪强度是否有影响，有什么样的影响，希望试验研究成果可以为重庆地区的边坡防护提供一定的理论支持。

2.5.3 相关性分析

采用CANOCO 4.5软件对3种样地土壤动物群落与土壤环境因子的关系进行 RDA排序分析，比较不同生境土壤动物群落综合特征的差异。

3 结果与分析

3.1 不同茶园土壤理化性质结果分析

根据表3数据计算得知，茶园Ⅰ和茶园Ⅱ的土壤有机质含量分别比对照茶园低63.8%和58.5%；全氮含量分别比对照茶园低61.7%和65%；土壤含水量均比对照茶园低27.1%；速效磷含量分别比对照茶园低55.9%和8.8%。污染茶园土壤的pH均显著低于对照茶园，趋向于酸性化。数据分析表明，重金属污染对土壤的环境产生较大的影响，很大程度上降低了土壤营养因子的含量，这将严重影响茶园土壤动物群落的结构性和稳定性。

表3 不同茶园样地土壤理化性质Table 3 Soil physicochemical properties of different tea gardens

3.2 不同茶园土壤重金属含量及其污染指数分析

采用单项污染指数法和内梅罗综合污染指数法（Nemerow multi-factor index method）评价研究区域的污染状况。土壤重金属含量及污染指数分析结果，见表2。

茶园Ⅰ和茶园Ⅱ位于尾矿下游，距矿粉堆积区200 m和400 m处，受尾矿废水污染，对照茶园远离尾矿污染区，但其土壤环境因人为干扰（使用化肥和农药等）也会导致轻微重金属污染。茶园Ⅰ和茶园Ⅱ的所有采样点的综合污染指数均达到了重污染程度（P>3），其中重金属Cd的单项污染指数在茶园Ⅰ和茶园Ⅱ均达到了重度污染程度（PCd>5）。茶园ⅠCd和 As的单项污染指数均达到了重度污染程度（PAs>5）。此外，Ni达到了轻微污染程度（1

3.3 不同茶园土壤动物群落的组成与数量特征

调查结果显示，对照茶园共捕获地表土壤动物1056只，隶属21目59科，占该茶园捕获量的48.15%；有 3个优势类群，包括蜘蛛目（36.50%）、弹尾目（12.10%）及蜱螨目（10.00%），占总捕获量58.60%；常见类群12类，占总捕获量的38.83%，稀有类群6类，占总捕获量的2.56%，2个物种缺失。

茶园Ⅰ捕获土壤动物478只，隶属12目31科，占总捕获量的22.09%；优势类群为蜘蛛目（49.15%）、直翅目（14.10%），占该茶园捕获量的 63.25%；常见类群9类，占总捕获量的26.78%，无稀有类群，10个物种缺失。

茶园Ⅱ捕获土壤动物669只，隶属17目43科，占总捕获量的29.76%；优势类群为蜘蛛目（50.37%）和直翅目（12.11%），占该茶园捕获量的62.48%；常见类群6类，占总捕获量的34.83%；6个稀有类群，占总捕获量的3.61%，6个物种缺失。

表4 不同茶园地表大型土壤动物类群组成与数量Table 4 Composition and quantity of the surface of large soil fauna in different tea gardens

3.4 不同茶园样地土壤动物群落相似性

3种茶园土壤动物群落NMDS排序分析计算出Stress=0.08<0.1，表明两种茶园大型土壤动物群落的排序结果是基本可信的。对照茶园与茶园Ⅰ、茶园Ⅱ土壤动物群落存在明显差别，茶园Ⅰ和茶园Ⅱ部分混在一起，对照茶园明显与茶园Ⅰ、茶园Ⅱ分开，表明茶园Ⅰ与茶园Ⅱ差异较小，对照茶园明显与茶园Ⅰ、茶园Ⅱ间存在明显差异（见图2）。ANOSIM相似性检验表明茶园样地（GlobalR=0.632，P<0.001）对土壤动物分布有显著影响。进一步分析显示，茶园Ⅰ和茶园Ⅱ土壤动物群落结构（GlobalR=0.356，P<0.002）具有显著性差异，茶园Ⅰ与对照组茶园土壤动物群落（GlobalR=0.984，P<0.001）、茶园Ⅱ与对照组茶园土壤动物群落（GlobalR=0.774，P<0.001）均存在极显著差异。

图2 茶园Ⅰ、茶园Ⅱ和对照组茶园地表大型土壤动物的NMDS排序图Fig. 2 NMDS plots indicating 2-dimensional distances of large surface soil animals in tea gardenⅠ, tea gardenⅡand control tea garden

3.5 不同茶园样地土壤动物群落多样性分析

依据土壤动物群落特征分析，对照茶园土壤动物类群数（S=14.11±1.27a）、个体数（N=117.33±20.14a）高于茶园Ⅱ（S=11.22±1.30b，N=74.44±15.56b），茶园Ⅰ（S=9.89±1.05c，N=53.11±8.34c）最低，且三者之间差异达到显著水平（P<0.05）。对照组茶园土壤动物群落的多样性指数最高（H=2.04±0.21a），与茶园Ⅰ（H=1.67±0.16b）和茶园Ⅱ（H=1.70±0.14b）间的差异均达到显著水平（P<0.05），茶园Ⅰ和茶园Ⅱ差异不显著；对照茶园丰富度指数（R=2.76±0.31a）与茶园Ⅱ（R=2.39±0.29b）、茶园Ⅰ（R=2.25±0.28b）二者间的差异均达到显著水平（P<0.05），均匀度指数的差异没有达到显著水平，对照茶园稍高，茶园Ⅰ较低。对照茶园的优势性指数（D=0.80±0.064a）与茶园Ⅱ（D=0.73±0.06b）、茶园Ⅰ（D=0.70±0.05b）差异达到显著水平（P<0.05），见图3。

图3 不同茶园土壤动物群落特征指数Fig. 3 Characteristic index of soil animal community in different tea gardens

3.6 不同茶园土壤动物群落多样性与指示性动物对重金属污染的响应

对3种茶园样地重金属污染与土壤动物类群的个体数量、多样性指数、丰富度指数、优势性指数和均匀度指数分析表明，茶园Ⅰ的As和Cd的单项污染指标及综合污染指标均达到5级，属重度污染，Cu和Ni的污染指数分别为4级和2级，茶园Ⅰ土壤动物群落多样性指数（H）、丰富度指数（R）和优势性指数（D）最低（图4a）；对照茶园土壤动物类群的个体数量显著高于茶园Ⅱ和茶园Ⅰ（图4b）。茶园Ⅰ蜘蛛目、弹尾目和正蚓目动物类群的个体数量减少（图4c）。而双尾目、直翅目、鳞翅目和同翅目昆虫的分布与其他类群相反，即茶园Ⅰ高，其次是茶园Ⅱ，对照茶园低（图4b）。茶园Ⅱ的Cd的单项污染指标及综合污染指标也达到5级，As为3级污染，Cu和Ni的污染均为2级污染，污染指标低于茶园Ⅰ。茶园Ⅱ土壤动物群落多样性指数、丰富度指数和优势性指数相对于茶园Ⅰ而言有所提升（图4a）；对照茶园中的蜘蛛目、弹尾目、蜱螨目和正蚓目动物类群的个体数量显著高于茶园Ⅱ和茶园Ⅰ（图4c）；而对照茶园等翅目、直翅目、鳞翅目和同翅目的动物类群的个体数量显著低于茶园Ⅱ和茶园Ⅰ（图4d）。对照茶园的单项重金属Cd、Cu的污染指数及综合污染指标均为2级，重金属Cd、Cu为轻度污染，综合污染指数表明，土壤尚属清洁状态。因此，对照茶园多样性指数、丰富度指数和优势性指数最高，蜘蛛目、弹尾目、蜱螨目和正蚓目动物类群的个体数量显著高于污染茶园，尤其是弹尾目动物类群表现尤为显著。

图4 重金属污染指数与茶园地表土壤动物个体数、类群数、指示动物类群及生态学指数的变化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 茶园土壤动物群落分布与环境因子的相关性

3.7.1 茶园土壤动物群落分布与土壤理化性质的关系

依据茶园样地土壤理化性质（表3），对3种茶园样地土壤动物群落与土壤理化性质进行 RDA二维排序分析（图5A）。结果表明，土壤有机质（r=0.96）、全氮（r=0.93）和pH（r=0.87）与第1排序轴间呈显著正相关；与第2轴呈正相关。土壤含水量和速效磷（r=0.67）与第1轴呈正相关，全磷（r= −0.484）、速效磷（r= −0.046）与第 2 排序轴呈负相关。第1典型轴（F=4.17，P=0.001）和所有典型轴（F=1.83，P=0.008）在统计学上达到显著水平，能够反映 3种茶园大型土壤动物群落分布与土壤理化因子的关系，排序说明钨尾矿外围茶园与对照茶园大型土壤动物群落存在明显的分布梯度。第1轴和第2轴总共解释了41.3%的动物变异，所有典型轴共解释了56.2.0%的动物变异。RDA排序结果表明，第2排序轴将茶园Ⅰ与和茶园Ⅱ、对照组茶园分开，茶园Ⅰ位于轴2的左侧，茶园Ⅱ和对照组茶园位于轴 2的右侧，表明受污染茶园Ⅰ和受污染茶园Ⅱ与无污染的对照茶园的高度异质性。茶园Ⅱ与对照组茶园混在一起，表明茶园Ⅱ与对照组茶园生境具有较高的相似性。上述排序状况清晰地表明影响茶园土壤动物分布的环境梯度（图5A）。

图5 3种茶园样地22个土壤动物类群与环境因子的RDA二维排序图Fig. 5 RDA two-dimensional sorting diagram of soil fauna community and environmental factors in 3 tea gardens

pRDA分析表明，土壤有机质（F=6.51，P=0.001）是影响茶园土壤动物群落分布的主要因子，贡献率达51.423%，对提升茶园土壤动物个体数量、物种数、丰富度和多样性具有显著意义。其次，全氮（F=1.26，P=0.263）贡献率为9.08%，全磷（F=1.46，P=0.196）贡献率为 11.21%，速效磷（F=1.30，P=0.226）和全钾（F=1.27，P=0.242）贡献率均为9.61%（见表5）。

表5 土壤理化性质对不同茶园土壤动物群落变化的贡献率Table 5 Contribution rate of soil physicochemical properties to soil animal community of different tea gardens

3.7.2 茶园土壤动物群落分布与土壤重金属的关系

依据茶园土壤重金属含量（表1），对3种茶园样地土壤动物群落与重金属因子进行 RDA二维排序分析（图5B）。结果表明，Ni（r= −0.924）、Cd（r= −0.865）与第 1排序轴呈显著负相关，Zn（r= −0.746）、Pb（r= −0.624）、As（r= −0.578）和Cu（r= −0.557）与第1轴呈负相关。所有重金属含量与第1排序轴呈负相关。第1典型轴（F=4.00，P=0.002）和所有典型轴（F=1.971，P=0.007）在统计学上达到显著水平，能够反映3种茶园地表土壤动物群落分布与土壤重金属因子的关系，排序说明钨尾矿周边耕地与对照茶园土壤动物群落存在明显的分布梯度。第1轴和第2轴共解释了39.7%的动物变异，所有典型轴总共解释了 57.80%的动物变异。RDA排序图显示全部重金属因子与全部对照茶园样地和部分茶园样地呈负相关，与大部分土壤动物群落分布呈负相关。排序轴1主要反映了土壤重金属含量导致受污染茶园地表土壤动物群落显著不同的主要环境梯度；第2排序轴将茶园Ⅰ与茶园Ⅱ、对照组茶园分开，说明重金属很大程度地影响污染严重的茶园Ⅰ与轻度污染的茶园Ⅱ、对照组茶园的环境梯度，导致不同茶园样地土壤动物群落的分布具有显著差异（图5A、B）。

pRDA 分析表明，Ni（F=5.924，P=0.001）是影响茶园土壤动物群落分布的主要因子，贡献率为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）的贡献率分别为14.138%、9.828%、8.103%、7.759%、7.243%和 6.207%（见表6）。

表6 重金属对茶园土壤动物群落变化的贡献率Table 6 Contribution rate of soil heavy metal to soil animal community of tea garden

4 讨论

4.1 钨尾矿区重金属污染程度对茶园土壤动物数量与类群组成的影响

尾矿矿粉中重金属扩散、沉降到矿区的外围区域，矿山经雨水冲刷和地表径流进入周边土壤，造成矿区周围土壤重金属污染（Xiao et al.，2017；秦旭芝等，2021）。金属冶炼与加工区周边农田土壤微生物活性受重金属抑制作用随污染程度提高而加剧，铅镉复合污染降低了土壤微生物群落丰度（邵佳等等，2021）。尾矿重金属污染引起土壤生态环境结构趋于恶化，对土壤动物群落组成与结构产生重大影响。重金属污染导致茶园土壤无脊椎动物群落结构的破坏，土壤动物的类群和个体数随着污染程度的加重而减少（孙艳芳等，2014）。

茶园Ⅰ和茶园Ⅱ均处于尾矿污染区内，钨尾矿区被雨水冲刷的有毒废水以蔓延及渗透等迁移方式进入茶园Ⅰ土壤中，同时，矿粉堆积区通过扩散、漂移等方式对茶园也产生较严重的污染。茶园Ⅱ因矿区废水流经途径及矿粉的迁移方式不同，污染较轻。茶园Ⅰ土壤动物个体数和类群数显著低于茶园Ⅱ，污染茶园显著低于对照组茶园。对照组茶园优势类群蜘蛛目、弹尾目和蜱螨目的个体数显著高于茶园Ⅱ和茶园Ⅰ，表现出污染区土壤动物的个体数随着重金属污水的浸染和矿粉扩散覆盖而减少，这与孙艳芳等（2014）、李孝刚等（2014）和刘文华等（2014）等的研究结果一致。但本研究中，土壤污染程度越高，弹尾目和蜱螨目等动物类群的数量并未出现随之增加的结果（任若凡等，2015），土壤中对重金属敏感的小型动物类群并未完全消失，说明蜱螨类和弹尾目对重金属污染具有一定的耐受性（邢树文等，2019）。有学者通过在跳虫的培养体系中投放捕食螨，发现跳虫与捕食螨之间的捕食作用会提高跳虫对重金属镉的耐性，证实某些蜱螨类与弹尾虫对不同金属因子具有一定的摄取富集能力（Zhu et al.，2016）。

研究表明，随着茶园重金属污染的加重，双尾目、等翅目、直翅目、鳞翅目和同翅目的个体数与物种多样性随之增加，可能与这些动物类群对环境有较强的适应性有关，这与Maria et al.（2013）的研究成果很相似。但不同的是在污染茶园中出现的动物类群不同，可能是这些动物类群活动空间大、范围广、迁移能力强，对污染环境具有了一定的适应性所致（Zhou et al.，2012）。它们能否作为污染茶园的地表指示动物类群，还有待于后续研究证实。污染茶园与对照茶园的蜘蛛数量相比虽有减少，但污染茶园蜘蛛的种类并未有明显的减少，土壤动物群落多样性差异不大，表明蜘蛛对重金属污染也具有很强的耐受力（刘贝贝等，2013），因此在污染茶园中成为优势类群。研究发现，3种茶园土壤动物常见类群的相对丰度在33.49%—38.83%，表明该区域茶园的重金属污染对土壤动物常见类群影响不大，而对稀有类群的影响较大。茶园Ⅰ和茶园Ⅱ因污染程度分别缺失6种和10种土壤动物，对照茶园仅缺失2种。在污染茶园中，综合污染源毒性因子对生态幅较窄的稀有类群以及对重金属污染敏感的常见类群影响较大。

4.2 钨尾矿区重金属污染程度对茶园土壤动物群落结构及多样性的影响

铜尾矿废水污染导致土壤环境结构及养分的改变和破坏，进而改变土壤微生物数量分布及生物多样性格局，使土壤微生物产生新的适应性（刘晋仙，2019）。金/铁矿区对周边土壤环境造成重度或严重污染，Cu、Fu、Zn、Pb等重金属显著影响微生物的群落结构和多样性（张怡悦，2021）。本研究茶园Ⅰ的Cd、As的单项污染指数均达到Ⅴ级污染程度，Cu的单项污染指数达到Ⅳ级污染，茶园Ⅱ只有Cd为Ⅴ级污染，均达到重度污染。茶园土壤动物数量分布以及生态学指数受土壤重金属污染而发生变化，土壤综合污染指数越高，土壤有机质、全氮、速效磷等营养因子受到胁迫就越大，土壤动物的多样性与丰富度就越低（苏越等，2011）。

黑河重金属空间分布对大型底栖动物的多样性指数及个别类群的密度影响较大，Pb、Cd、Cu、Ni 等对底栖动物的群落结构和生物指数的影响，表现不同生态效应，某些底栖动物对重金属的耐受性差而导致物种单一化（王昱等，2021）。Eisenhauer et al.（2019）认为污染区较多种类的土壤无脊椎动物消亡，对食物网复杂性和稳定性构成威胁，从而导致土壤无脊椎动物的多样性快速下降。Carrascosa et al.（2015）揭示了自然林地线虫丰富度、食物网复杂性等指标在经历农药扰动后相比农田土壤表现出更强的抵抗力，反映了低扰动、自然的、食物网复杂的土壤更有利于维持生物多样性和群落稳定性；自然林地中线虫的丰富度、香农指数和营养类群多样性均高于受污染区的农田土壤（李钰飞等，2020）。更多研究认为，重金属污染破坏土壤中SOC、TN和AP等营养因子，使之含量显著下降，土壤微生物群落多样性随着土壤养分含量的减少而降低（Fountain et al.，2004；Li et al.，2010；Niu et al.，2013；魏志文，2019）。本研究污染茶园重金属污染产生的毒性降低了土壤营养因子含量，如土壤有机质、全氮和速效磷等减少，土壤酸性化，而导致地表层一些敏感土壤动物（如蜱螨类、弹尾目）的食物链（土壤微生物和小型原生动物）结构遭到破坏，这些土壤动物类群的运动、捕食与繁殖等活动空间有限，不能及时躲避重金属污染形成的毒性环境对其构成的生存威胁（Skorupski et al.，2009），从而使土壤动物数量减少及生物多样性降低。因此，土壤动物的指示功能与多样性指数可以作为评价土壤环境质量间接性指标，也可为土壤重金属污染监测提供科学依据。

4.3 钨尾矿区土壤动物分布与环境要素的关系

土壤动物对土壤环境污染非常敏感，在重金属浓度升高的土壤中，数量呈下降趋势（Park et al.，2011；Li et al.，2014）。在土壤生态环境中生存着各种等级的土壤生物，它们对土壤物质循环和能量转化具有促进作用，以维持和调节土壤生态系统的结构和功能（Wang et al.，2017；聂立凯等，2019）。重金属污染等侵扰胁迫使土壤动物群落结构及生物多样性特征发生改变，反映了土壤动物群落对土壤环境变化的敏感性，土壤动物的分布对环境因子的改变产生强烈响应（崔鲁楠，2016）。在土壤生态系统中，土壤动物与土壤微生物通过食物网完成土壤生态过程，食物网级联结构复杂性和稳定性的级联效应决定于资源的可利用性（Sackett et al.，2010）。茶树根系、落叶及非作物生境植被属于低营养阶层（有效资源），它们在土壤环境中存在的密度、生物量等决定较高营养阶层的种群结构（王邵军等，2008）。例如，土壤中的腐生真菌是这些资源的分解者，它受环境资源的有效性控制。当茶园被尾矿Pb、Cd、Cu、Ni等重金属污染后，环境资源优先性降低，腐生真菌的生存、觅食及繁殖空间有限而受到抑制，对有效资源的分解、利用率大幅度降低，土壤有机质、全氮、速效磷、土壤含水量和pH值均显著低于对照组茶园，获取营养能力下降甚至丧失（杜晓芳等，2018；段桂兰等，2020），一些或一类土壤动物的生存受到影响，类群与个体数量会大量减少。由此可知，重金属迁入与沉积很大程度地影响污染茶园与对照组茶园的环境梯度，表现为重金属因子与大部分土壤动物群落分布呈负相关，导致不同茶园样地土壤动物群落的分布出现显著差异。

本次调查的污染茶园土壤动物群落结构趋于简单，如直翅目、同翅目、鳞翅目、双尾目和等翅目随着污染的加剧而个体数量增加，而地表层活动的动物类群，如石蜈蚣目、马陆目、地蜈蚣目、和柄眼目等及浅表层土壤分布的蚯蚓则缺失。土壤动物群落组成趋于简单，优势类群降低，生态幅较窄的稀有类群大量缺失，土壤动物多样性指数、丰富度指数和均匀度指数随着污染的加重而降低（Santorufo et al.，2012；邢树文等，2019）。而对照茶园环境资源的有效性较高，土壤肥力因子（有机质、全氮、速效磷及土壤pH等）能够为土壤微生物完成物质循环和能量流动提供良好条件，增加了土壤动物的数量和类群数量，扩大了土壤动物的分布空间，提高了土壤动物群落的多样性与丰富度，使得土壤动物群落结构更加稳定。

5 结论

本研究结果表明，钨尾矿重金属残留的污染源导致了茶园土壤肥力下降，重金属综合污染指数、Cd和As的单项污染指数与土壤动物个体数、类群数及多样性指数、丰富度指数呈负相关。与对照茶园比较，污染茶园的土壤肥力大幅度下降，茶园Ⅰ土壤有机质、全氮和速效磷含量分别降低了63.8%、61.7%和55.9%；茶园Ⅱ分别降低了58.5 %、65%和8.8%。土壤有机质对土壤动物的贡献率高达51.42%，全氮、全磷、速效磷的贡献率分别为9.08%、11.21%、9.61%。pH降低导致土壤严重酸化，重金属毒水浸渗和矿粉覆盖导致土壤营养因子结构的严重破坏，土壤动物群落多样性、丰富度和均匀度指数降低。污染越严重，土壤动物个体与类群的数量就越少，优势类群减少，稀有类群部分或全部缺失。