銅尾礦廢棄地土壤動物多樣性特征

朱永恒，沈 非，余 健，張小會，陸 林

(1.安徽師范大學(xué)，國土資源與旅游學(xué)院，蕪湖241003;2.安徽自然災(zāi)害過程與防控研究省級實驗室，蕪湖241003)

土壤動物作為陸地生態(tài)系統(tǒng)中重要的分解者，是維持陸地生態(tài)系統(tǒng)正常結(jié)構(gòu)和功能不可缺少的組成部分［1］，對地表植物群落的結(jié)構(gòu)、功能和演替起著重要調(diào)控作用［2］，尤其對土壤生態(tài)系統(tǒng)的物質(zhì)循環(huán)與能量流動［3-5］以及退化土壤的恢復(fù)具有特殊功能和作用［6］，是土壤生態(tài)系統(tǒng)不可或缺的生態(tài)資源［7］。隨著全球?qū)ι锒鄻有约捌浔Ｗo(hù)的關(guān)注，土壤動物多樣性研究已經(jīng)成為土壤生態(tài)學(xué)研究的熱點和前沿［8-10］。

尾礦廢棄地是指通過采礦、冶煉或堆放尾礦等生產(chǎn)活動造成的廢棄土地，是一種人為的裸地和特殊的退化生態(tài)系統(tǒng)，包括自然廢棄地和復(fù)墾廢棄地，其自然生態(tài)恢復(fù)過程表現(xiàn)為典型的生態(tài)系統(tǒng)原生演替過程［11-12］。我國持續(xù)增加的尾礦廢棄地和極其緊張的土地資源形成一對尖銳的矛盾，急需對閑置的尾礦廢棄地進(jìn)行生態(tài)恢復(fù)與利用。目前關(guān)于尾礦廢棄地生態(tài)研究的重點集中在土壤、植被和微生物等方面，而土壤動物研究報導(dǎo)極少［13-16］，尤其針對不同類型銅尾礦廢棄地與外圍自然生態(tài)系統(tǒng)土壤動物多樣性的對比研究還沒有報道?；诖耍疚臄M對銅陵市楊山?jīng)_尾礦自然廢棄地與林沖尾礦復(fù)墾廢棄地土壤動物多樣性進(jìn)行系統(tǒng)的對比研究，以期為尾礦廢棄地生態(tài)系統(tǒng)演替與生態(tài)恢復(fù)提供依據(jù)。

1 研究區(qū)概況與研究方法

1.1 自然概況

銅陵市地處30°56'42″N、117°43'28″E，位于安徽省中南部，面積1113 km2，是長江中下游南岸一座重要的工礦和工貿(mào)港口城市。屬亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候，多年平均氣溫16.2℃，降水量1390 mm，平均濕度75%—80%。地帶性植被為亞熱帶常綠闊葉林和落葉闊葉混交林，土壤為黃棕壤。境內(nèi)斷續(xù)分布較多低山丘陵和崗地，海拔一般為100—200 m，少數(shù)山峰可達(dá)600 m左右。

1.2 樣地概況

作為全國的銅都，銅陵市有五公里、黑沙河、銅官山、鳳凰山、獅子山等大型銅尾礦廢棄地［8］。2011年3月底，在銅陵市銅尾礦區(qū)選擇四類樣地，各樣地基本情況見表1。

(1)楊山?jīng)_銅尾礦自然廢棄地(Natural Abandoned Land of Copper-mine-tailing，簡稱NALC):三面環(huán)山，一面修建粘土壩(長700 m，高25 m)，海拔27 m，面積20萬m3，總庫容819萬m3，匯水面積0.54 km2，使用期為1966年7月—1990年11月，其后處于停用狀態(tài)，尾礦自然堆放并歷經(jīng)20多年的自然演替，人為干擾極少，大面積具有匍匐莖和地下根狀莖的多年生植物的定居，使尾礦表層更加穩(wěn)定，從而使植被覆蓋度增加。在無植被覆蓋處，風(fēng)蝕、水蝕、風(fēng)揚現(xiàn)象均較嚴(yán)重。植被類型為白茅群落(Com.Imperata cylindrica)，混有芒(Miscanthus sinensis)、蘿藦(Metaplexis japonica)和野菊(Dendranthema indicum)等。

(2)楊山?jīng)_銅尾礦自然廢棄地外圍林地(Suburbs Forest Land，因與第1樣地對照，故簡稱NALC-SFLCK1):海拔30 m，植被類型為火炬松群落(Com.Pinus taeda)，混有楝樹(Melia azedarach)、鹽膚木(Rhus chinensis)、柘樹(Cudrania tricuspidata)、黃荊(Vitex negundo)、商陸(Pokeberry root)和千金藤(Stephania japonica)等。

(3)林沖銅尾礦復(fù)墾廢棄地(Reclaimed Abandoned Land of Copper-mine-tailing，簡稱RALC):三面環(huán)山，一面修建石壩(長200 m，高40 m)，海拔105 m，面積31萬m3，總庫容120萬m3，匯水面積0.95 km2，使用期為1970年12月—1979年12月，停用后當(dāng)?shù)剞r(nóng)民客土(來源于鳳凰山街道籃球場等處)種植藥用植物丹皮，并輔種大豆等豆科植物;2009年鏟除丹皮，成為復(fù)墾廢棄地，現(xiàn)人為干擾少，生長茂密的雜草，植被類型為藎草群落(Com.Arthraxon lanceolatus)，混有少量芒(Miscanthus sinensis)、狗尾草(Setaira viridis)和小飛蓬(Conyza Canadensis)等。

(4)林沖銅尾礦復(fù)墾廢棄地外圍林地(Suburbs Forest Land，因與第3樣地對照，故簡稱RALC-SFL-CK2):海拔108 m，植被類型為苦木群落(Com.Picrasma quassioides)，以落葉樹種為主，混有楤木(Aralia chinensis)、華瓜木(Alangium chinense)、毛泡桐(Paolownia tomentosa)、山雞椒(Litsea cubeba)、大青(Cleredendrum cwtophyllum)、馬棘(Indigofera pseudotinctoria)和山槐(Albizzia kalkora)等。

表1 銅尾礦區(qū)各樣地自然環(huán)境條件Table 1 Natural conditions of the sites in the copper mine tailing area

1.3 采樣方法、土壤動物分離與鑒定

每個尾礦廢棄地自尾礦庫中心向外圍林地布點取樣(圖1)。林沖復(fù)墾廢棄地自中心向外圍設(shè)置4條取樣帶，共設(shè)13個取樣點，其中廢棄地中設(shè)9個重復(fù)樣，外圍林地設(shè)4個重復(fù)樣(對照組);楊山?jīng)_自然廢棄地(不規(guī)則)自中心向外圍只設(shè)置3條取樣帶，共設(shè)10個取樣點，其中廢棄地中設(shè)7個重復(fù)樣，外圍林地設(shè)3個重復(fù)樣(對照組)。土壤動物采樣方法如下［10］:

在樣地中設(shè)置30 cm×30 cm的大型土壤動物取樣樣方，按土壤剖面分四層采樣(0—5 cm，5—10 cm，10—15 cm，15—20 cm)，如有枯枝落葉層，則需單獨取樣且把調(diào)查結(jié)果并入第一層。大型土壤動物樣方共計93個，其中有1個NALC-SFL-CK1的枯枝落葉層樣方。在野外就地分離大型土壤動物，用酒精固定后帶回室內(nèi)鑒定。

在距大型土壤動物樣方50 cm左右設(shè)置30 cm×30 cm的中小型土壤動物樣方，去除枯枝落葉層，分四層(0—5 cm，5—10 cm，10—15 cm，15—20 cm)對中小型土壤動物進(jìn)行取樣，每層取3個100 cm3土壤容重器土樣作為干生土壤動物樣方，取1個100 cm3土壤容重器土樣的1/4作為濕生土壤動物樣方，其余3/4土樣作土壤理化性質(zhì)分析用。中小型土壤動物樣方共計184個，帶回實驗室，分別用Tullgren法與Baermann法分離提取干生和濕生土壤動物。

土壤動物的鑒定主要參照《中國亞熱帶土壤動物》［17］和《中國土壤動物檢索圖鑒》［18］進(jìn)行。

1.4 數(shù)據(jù)處理與統(tǒng)計分析

根據(jù)研究目的，本文選用了Margalef豐富度指數(shù)d［19］、Shannon-Wiener多樣性指數(shù)H'、Pielou均勻性指數(shù)E、Simpson優(yōu)勢度指數(shù)C［20］和密度-類群指數(shù)D·G［21］來描述銅尾礦區(qū)土壤動物群落特征。土壤動物群落相似性選用Jaccard指數(shù)q［22］和Gower系數(shù)Sg［23］來衡量。

各類群數(shù)量等級劃分:個體數(shù)量占全部捕獲量10%以上為優(yōu)勢類群，介于1%—10%的為常見類群，1%以下的為稀有類群。

土壤化學(xué)性質(zhì)檢測由安徽師范大學(xué)分析測試中心完成，pH值采用酸度計法(pHS-3C)，有機(jī)質(zhì)含量采用重鉻酸鉀容量法，重金屬與營養(yǎng)元素采用PRODIGY全譜直讀ICP光譜儀法。土壤含水量與土壤容重采用烘干法和環(huán)刀法，野外實測或估計植被高度與覆蓋度。

土壤、植被環(huán)境因素對土壤動物群落結(jié)構(gòu)的影響，采用灰色關(guān)聯(lián)的方法分析［24］。方差分析和t檢驗在SPSS13.0軟件上進(jìn)行。

圖1 銅尾礦區(qū)土壤動物取樣點分布示意圖Fig．1 Sampling plots distribution chart of soil fauna in the copper mine tailing area

2 結(jié)果與分析

2.1 銅尾礦區(qū)土壤動物群落的組成

2011年春季對銅陵市銅尾礦區(qū)4樣地進(jìn)行調(diào)查，共捕獲土壤動物29類4622只個體，隸屬5門、10綱、18目、4科(表2)，另外還捕獲了24只蟲卵。其中，蜱螨目(Acarina)、彈尾目(Collembola)和線蟲綱(Nematoda)為優(yōu)勢類群，占總捕獲量的75.51%，蜱螨目和彈尾目數(shù)量遠(yuǎn)大于線蟲綱，優(yōu)勢度較為顯著。寡毛綱(Oligochaeta)、蟻科(Formicidae)、雙翅目幼蟲(Diptera larvae)、鞘翅目幼蟲(Coleoptera larvae)、雙尾目(Diplura)、蜘蛛目(Araneae)和猛水蚤目(Harpacticoida)為常見類群，占總捕獲量的18.91%。優(yōu)勢類群和常見類群捕獲量占總捕獲量的94.42%，為銅尾礦區(qū)土壤動物群落的主體，廣泛分布于銅尾礦廢棄地及其外圍林地。其余為稀有類群，其中，鞘翅目成蟲(Coleoptera adult)、隱翅蟲科(Staphylinidae)、綜合綱(Symphyla)和腹足綱(Gastropoda)個體數(shù)較多，稀有類群僅僅分布在少數(shù)樣地中，尤其集中在外圍林地，而缺失在尾礦廢棄地中。

2.2 銅尾礦廢棄地與外圍林地土壤動物類群對比分析

由表2可知，個體數(shù)量較豐富的蜱螨目(F=10.79，P＜0.01)、彈尾目(F=9.79，P＜0.01)、線蟲綱(F=3.62，P＜0.01)和寡毛綱(F=6.25，P＜0.01)在銅尾礦廢棄地與外圍林地間均存在極顯著差異，其中，蜱螨目、線蟲綱和寡毛綱密度在各樣地變化順序是NALC-SFL-CK1＞RALC-SFL-CK2＞RALC＞NALC，而彈尾目變化順序是RALC-SFL-CK2＞NALC-SFL-CK1＞RALC＞NALC。

個體數(shù)量中等豐富的類群(蟻科、雙翅目幼蟲、鞘翅目幼蟲、雙尾目、蜘蛛目、猛水蚤目、鞘翅目成蟲、隱翅蟲科、綜合綱和腹足綱等)在各樣地中的分布較復(fù)雜。從NALC樣地及其對照組NALC-SFL-CK1的比較來看，規(guī)律性較明顯，NALC-SFL-CK1樣地所有上述類群的平均密度皆大于NALC樣地，其中蟻科、猛水蚤目、鞘翅目成蟲、隱翅蟲科和綜合綱存在顯著差異(P＜0.05);從RALC樣地及其對照組RALC-SFL-CK2的比較來看，兩樣地上述類群平均密度差異性較不明顯，而且絕大部分上述類群在RALC樣地中的平均密度略大于對照組RALC-SFL-CK2樣地，其中鞘翅目幼蟲、蜘蛛目、鞘翅目成蟲和腹足綱存在顯著差異(P＜0.05)。

表2 銅尾礦區(qū)土壤動物群落組成Table 2 Abundance and groups of soil fauna communities in the copper mine tailing area

個體數(shù)量較少的類群(共17類，個體數(shù)＜20個)主要分布在外圍林地的樣地中，NALC-SFL-CK1和RALC-SFL-CK2樣地中分別有13和14類，而在銅尾礦廢棄地NALC和RALC樣地中分別只有2和10類。

2.3 銅尾礦廢棄地與外圍林地土壤動物群落結(jié)構(gòu)

采用多種群落結(jié)構(gòu)測度方法，對比銅尾礦廢棄地與外圍林地土壤動物的群落結(jié)構(gòu)(表3)。從類群數(shù)和個體總數(shù)來看，各樣地變化順序是RALC-SFL-CK2(18類394個)＞NALC-SFL-CK1(17類348個)＞RALC(15類175個)＞NALC(8類60個)，差異極顯著(Fgro.=24.88，F(xiàn)ind.=23.47，P＜0.01)，尤其是NALC樣地與其對照組NALC-SFL-CK1的差異量更大(P＜0.05)。結(jié)合類群數(shù)和個體總數(shù)，由豐富度指數(shù)d可知，NALC與其對照組NALC-SFL-CK1存在極顯著差異(F=12.97，P＜0.01)，RALC樣地與其對照組RALC-SFL-CK2之間并無顯著差異。

從大型土壤動物密度來看，NALC樣地(192個/m2)遠(yuǎn)小于其對照組NALC-SFL-CK1(870個/m2)且存在極顯著差異(F=9.13，P＜0.01)，但RALC樣地與其對照組RALC-SFL-CK2差異性不明顯。與大型土壤動物密度不同的是，中小型土壤動物密度在各樣地變化順序是RALC-SFL-CK2(5.40萬個/m2)＞NALC-SFL-CK1(4.16萬個/m2)＞RALC(1.82萬個/m2)＞NALC(0.66萬個/m2)，兩組對照均存在極顯著差異(F=27.72，P＜0.01)，這是由于外圍林地土壤動物優(yōu)勢類群個體數(shù)量顯著增多造成的。

從Shannon-Wiener多樣性指數(shù)H'來看，NALC樣地(0.6027)小于其對照組NALC-SFL-CK1(0.7516)且差異顯著(P＜0.05)，而RALC樣地(0.8420)大于其對照組RALC-SFL-CK2(0.5952)且差異極顯著(P＜0.01)，這與相關(guān)研究有所不同［25-28］，可能由于林沖尾礦庫經(jīng)過30a的廢棄，自然演替已趨于穩(wěn)定，再加上人為覆土帶來的土壤動物，導(dǎo)致復(fù)墾廢棄地土壤動物群落演替已漸趨穩(wěn)定，無論是個體數(shù)或類群數(shù)都相當(dāng)可觀，但自然環(huán)境條件沒有外圍林地優(yōu)越，食物資源也較匱乏，因此，每一類群個體數(shù)有限，但類群數(shù)與外圍林地相差無幾，所以多樣性指數(shù)H'較外圍林地大，與均勻性呈正相關(guān)，與優(yōu)勢度呈負(fù)相關(guān)(表3)。從密度-類群D·G指數(shù)來看，銅尾礦廢棄地均小于其對照組，其中RALC樣地(1.2997)與其對照組RALC-SFL-CK2(2.0313)差異顯著(P＜0.05)，NALC(0.2674)與其對照組NALC-SFL-CK1(2.3812)差異達(dá)到極顯著(P＜0.01)，這與外圍林地土壤動物個體總數(shù)和類群數(shù)較多有關(guān)。

表3 銅尾礦區(qū)土壤動物群落結(jié)構(gòu)Table 3 Community structure of soil fauna in the copper mine tailing area

2.4 銅尾礦區(qū)土壤動物群落相似性

由表4可知，4個樣地之間土壤動物群落的相似性，若僅只考慮群落組成的類群數(shù)，q相似系數(shù)在0.5517—0.8387范圍內(nèi)，表明各樣地間土壤動物群落中等相似或極相似。外圍林地間(NALC-SFL-CK1與RALC-SFL-CK2)q相似系數(shù)最大(0.8387)，說明外圍林地自然環(huán)境相似，土壤動物群落演替至穩(wěn)定階段，群落極為相似。復(fù)墾廢棄地(RALC)與外圍林地間(NALC-SFL-CK1，RALC-SFL-CK2)也有較大的相似性(0.7667，0.6875)，說明人為覆土對林沖尾礦復(fù)墾廢棄地的影響有改良土壤性質(zhì)和帶來大量外圍土壤動物，從而使得復(fù)墾廢棄地土壤動物群落類似于外圍林地。自然廢棄地(NALC)與其它樣地間(NALC-SFL-CK1，RALC，RALC-SFL-CK2)相似性較小(0.5714，0.6400，0.5517)，這是由于楊山?jīng)_尾礦廢棄地棄置時間較短(22a)，自然環(huán)境演替速度緩慢，再加上無人為覆土，土壤基質(zhì)差、結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定、肥力低(表1)，土壤動物最為貧乏。值得注意的是，自然廢棄地(NALC)與RALC-SFL-CK2相似系數(shù)最低，這可能與空間距離和自然環(huán)境差異性最大有關(guān);但2個廢棄地間相似系數(shù)較大，這歸因于銅尾礦廢棄地具有相似的土壤性質(zhì)，如土壤pH值、有機(jī)質(zhì)、總氮和全銅等無顯著差異(表1)。若考慮個體數(shù)量因素，以Gower系數(shù)Sg表示，各樣地間的相似值距離加大，相似程度減小，最小值(0.2495)出現(xiàn)在2個廢棄地之間(NALC，RALC)，這是因為銅尾礦廢棄地類群數(shù)相似程度已經(jīng)較小(q=0.6400)，但各類群個體數(shù)量使得差異程度更趨顯著，成為極不相似。

表4 土壤動物群落的q(Sg)相似系數(shù)Table 4 Similarity of soil fauna in the copper mine tailing area

2.5 銅尾礦區(qū)土壤動物群落垂直分層

在4個樣地中，土壤動物類群數(shù)和個體總數(shù)在土壤不同垂直層次的分布存在顯著或極顯著差異(表5)，均呈明顯的表聚現(xiàn)象，但尾礦廢棄地比外圍林地土壤動物的表聚現(xiàn)象更明顯，尤其體現(xiàn)在廢棄地第一層與其它層次間的極顯著差異上(P＜0.01)，而外圍林地四個層次土壤動物遞減的突變性不夠，特別是第一層與第二層之間沒有顯著性差異(NALC-SFL-CK1樣地個體總數(shù)除外)，這與重金屬對土壤動物垂直分層的相關(guān)研究具有相似的結(jié)論［26-27，29］。另外，比較4個樣地土壤動物個體總數(shù)和類群數(shù)垂直分層的方差檢驗F值，可以發(fā)現(xiàn)，復(fù)墾廢棄地(17.80，33.33)土壤動物表聚性強于自然廢棄地(14.06，11.29)，尾礦廢棄地表聚性強于外圍林地(6.24與4.27，3.44與6.86)。

表5 銅尾礦區(qū)土壤動物垂直分層Table 5 The vertical distribution of soil fauna in the copper mine tailing area

2.6 銅尾礦區(qū)土壤動物群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境因素的灰色關(guān)聯(lián)度分析

土壤動物群落特征主要由樣地土壤、植被、小氣候以及相關(guān)環(huán)境因子所決定，也受到調(diào)查和采樣方法以及人為干擾程度的影響［28］。由于本文研究區(qū)范圍較小，植被和土壤是影響土壤動物群落特征的關(guān)鍵因素。

為區(qū)別尾礦廢棄地和外圍林地土壤動物群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境因素之間的關(guān)系，利用灰色關(guān)聯(lián)分析方法，選擇土壤動物優(yōu)勢類群蜱螨目(y1)、彈尾目(y2)、線蟲綱(y3)，常見類群中的寡毛綱(y4)、蟻科(y5)，稀有類群個體數(shù)(y6)，個體總數(shù)(y7)，類群總數(shù)(y8)，多樣性指數(shù)H'(y9)和密度-類群指數(shù)D·G(y10)作為母數(shù)列(y)。對土壤和植被環(huán)境因素做單因素方差分析，舍棄差異不明顯(P＞0．05)的總磷和鉻、鉛、汞等重金屬含量(表1)，選擇差異顯著的pH(x1)、有機(jī)質(zhì)(x2)、總氮(x3)、總鉀(x4)、全銅(x5)、全鎘(x6)、土壤含水量(x7)、土壤容重(x8)、植被高度(x9)和植被覆蓋率(x10)作為子數(shù)列(x)。對原始數(shù)據(jù)初值化變換，計算灰色關(guān)聯(lián)系數(shù)(rij)(表6)。

表6 銅尾礦區(qū)土壤動物與主要影響因素間的灰色關(guān)聯(lián)系數(shù)Table 6 The grey relational degree among mayor factors affecting soil fauna in the copper mine tailing area

在所有的關(guān)聯(lián)系數(shù)中，r8，7=r(y8，x7)=r(y10，x8)=0.9681最大，表明土壤含水量對土壤動物類群數(shù)影響最大;r4，5=0.6670最小，表明土壤全銅含量對寡毛綱的影響最小。

在單項關(guān)聯(lián)系數(shù)［r1j=r(y1，xj)，r2j，r3j，r4j，r5j，r6j，r7j，r8j，r9j，r10j］中，蜱螨目、彈尾目、寡毛綱、個體總數(shù)和密-類指數(shù)D·G均受總鉀(0.9165、0.8693、0.8035、0.9393、0.9437)影響最大，同時均受全銅影響最小(0.7177、0.7090、0.6670、0.7306、0.7405)。線蟲綱、蟻科、稀有類群個體數(shù)、類群數(shù)和多樣性指數(shù)均受土壤含水量影響最大(0.9025、0.8670、0.9296、0.9681、0.9593)，同時均受植被覆蓋度影響最小(0.7351、0.6810、0.7281、0.7559、0.7415)。

銅尾礦區(qū)環(huán)境因素灰色關(guān)聯(lián)度均值大小順序為土壤含水量(0.9047)、總鉀(0.8962)、全鎘(0.8872)、pH(0.8810)、土壤容重和有機(jī)質(zhì)(0.8716)、總氮(0.8043)、植被高度(0.7997)、全銅(0.7418)、植被覆蓋率(0.7338)?；疑P(guān)聯(lián)度越大，說明子數(shù)列對母數(shù)列的影響越大［24］，由關(guān)聯(lián)度大小順序可以看出，土壤理化性質(zhì)與土壤動物的關(guān)系密切，其中最重要的因素是土壤含水量和總鉀含量，重金屬全鎘含量也不能忽視;對土壤動物影響最小的因素是植被和土壤全銅含量，由此可見，尾礦銅含量的高低并不是直接限制土壤動物重建的因子［10］。

3 結(jié)論與討論

3.1 銅尾礦區(qū)土壤動物群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境因素關(guān)系

銅陵市銅尾礦廢棄地主要包括自然廢棄地和復(fù)墾廢棄地兩大類，本文遴選典型的楊山?jīng)_自然廢棄地和林沖復(fù)墾廢棄地作為案例地，其中，前者棄置時間短，人為干擾少，植被覆蓋度高，但基本上都是矮小的草本植被，尤其是土壤基質(zhì)差，沙粒含量高，偏干，土壤容重高，有機(jī)質(zhì)和營養(yǎng)元素含量低;后者棄置時間較長，人為干擾大，棄置后一直種植丹皮，近兩年才遺棄不種，草本植被覆蓋度較低，但土壤基質(zhì)較好，粘粒含量高，偏濕，土壤容重較低，有機(jī)質(zhì)和營養(yǎng)元素含量較高。

對比2類銅尾礦廢棄地土壤動物群落結(jié)構(gòu)指標(biāo)，可以發(fā)現(xiàn)，自然廢棄地?zé)o論是個體數(shù)、類群數(shù)和豐富度指數(shù)，還是大型土壤動物密度和密度-類群指數(shù)D·G等，都比復(fù)墾廢棄地土壤動物群落各類指標(biāo)低，且差異顯著(表3)。由此可見，雖然2類尾礦廢棄地銅含量已達(dá)到污染水平，但并不是直接限制土壤動物群落重建的因子，主要起限制作用的是土壤含水量、土壤基質(zhì)的優(yōu)劣、土壤有機(jī)質(zhì)與營養(yǎng)元素的含量，這些因素的改善主要歸功于尾礦廢棄地的土地復(fù)墾和作物種植。所以，尾礦廢棄地的復(fù)墾與利用有利于土壤動物的恢復(fù)與重建。

3.2 銅尾礦廢棄地土壤動物的來源

銅礦石經(jīng)過加工冶煉提煉銅元素，其他廢料和廢渣排放進(jìn)入尾礦庫，土壤動物很可能全部死亡，受精卵也所剩無幾。當(dāng)尾礦庫排滿停用，經(jīng)過自然演替逐漸形成尾礦廢棄地。雖然尾礦廢棄地土壤動物的類群數(shù)和個體總數(shù)沒有外圍林地多，但經(jīng)過長期的閑置或覆土等過程，土壤動物多樣性已經(jīng)有了一定的增加(表3)，這主要歸因于尾礦廢棄地土壤基質(zhì)的形成與趨于穩(wěn)定，自然植被的演替和栽培作物的引入等，也即食物來源的增多和生境的改善［30-31］。

尾礦廢棄地土壤動物有兩條途徑:(1)自然原因:遷移。土壤動物的侵入與定居是礦區(qū)廢棄地群落結(jié)構(gòu)形成的重要途徑［32］，隨著尾礦廢棄地棄置時間的增加，土壤生態(tài)環(huán)境發(fā)生變化，土壤動物類群數(shù)和個體總數(shù)不斷改變，導(dǎo)致土壤動物群落演替按不同的方式而展開。按照De Goede和Chauvat的試驗原理［33-34］，本文中的蜱螨目、彈尾目、線蟲綱、鞘翅目幼蟲和雙翅目幼蟲等可能是尾礦廢棄地絕對優(yōu)勢的機(jī)會主義定植者。自然廢棄地與其對照組和復(fù)墾廢棄地與其對照組的q相似系數(shù)分別達(dá)到0.5714和0.6875，可以說明外圍林地土壤動物通過水流、氣流或附著其他生物入侵到尾礦廢棄地的可能性。(2)人為原因:覆土。覆土層含有大量微小動物類群［35］，若人工進(jìn)行土壤覆蓋，對土壤動物的恢復(fù)重建將有很大促進(jìn)作用［10］。林沖尾礦復(fù)墾廢棄地覆土40cm左右，土層中勢必伴有大量土壤動物，它們有可能抵御銅、鎘等重金屬的脅迫而存活下來［36］，成為現(xiàn)有土壤動物的重要組成部分。關(guān)于銅尾礦廢棄地土壤動物的侵入、定居、集聚及其機(jī)理，有待進(jìn)一步研究。

3.3 主要結(jié)論

(1)在銅陵市銅尾礦區(qū)設(shè)置4個樣地23采樣點，共捕獲土壤動物4622只個體，隸屬5門10綱18目29類。優(yōu)勢類群為蜱螨目、彈尾目和線蟲綱，常見類群為寡毛綱、蟻科、雙翅目幼蟲、鞘翅目幼蟲、雙尾目、蜘蛛目和猛水蚤目，其余為稀有類群。

(2)豐富度指數(shù)d表明，自然廢棄地與其對照組間土壤動物存在極顯著差異(F=12.97，P＜0.01)，而復(fù)墾廢棄地與其對照組間并無顯著差異。

(3)自然廢棄地大型土壤動物密度遠(yuǎn)小于其對照組且存在極顯著差異(F=9.13，P＜0.01)，而復(fù)墾廢棄地與其對照組間差異性不明顯;無論自然還是復(fù)墾廢棄地的中小型土壤動物密度均小于其對照組且差異極顯著(F=27.72，P＜0.01)。

(4)自然廢棄地Shannon-Wiener多樣性指數(shù)H'小于其對照組且差異顯著(P＜0.05)，而復(fù)墾廢棄地大于其對照組且差異極顯著(P＜0.01);兩類尾礦廢棄地密度-類群D·G指數(shù)均小于其對照組。

(5)相似系數(shù)q表明，外圍林地間土壤動物群落相似性最大，其次是復(fù)墾廢棄地與外圍林地間，自然廢棄地與其它3個樣地間相似性最小。

(6)從垂直分層來看，復(fù)墾廢棄地土壤動物表聚性強于自然廢棄地，尾礦廢棄地表聚性強于外圍林地。

(7)灰色關(guān)聯(lián)分析表明，銅尾礦區(qū)土壤理化性質(zhì)與土壤動物的關(guān)系密切，其中最重要的因素是土壤含水量和總鉀含量，重金屬全鎘含量也不容忽視，植被因素和土壤全銅含量對土壤動物的影響相對較小。

致謝:安徽師范大學(xué)自然地理學(xué)2009級研究生章芹，地理科學(xué)專業(yè)2007級丁明強、張傳田、陶征愷同學(xué)，2008級汪文翔、陸仁義、伍陽蕾同學(xué)參加了野外調(diào)查，特此致謝。

［1］Noble JC，Whitford WG，Kaliszweski M.Soil and litter microarthropod populationsfrom two contrasting ecosystems in semi-arid eastern Australia.Journal of Arid Environments，1996，32(3):329-346.

［2］Wang SJ，Ruan H H.Feedback mechanisms of soil biota to aboveground biology interrestrial ecosystems.Biodiversity Science，2008，16(4):407-416.

［3］Reichle D E.The role of soil invertebrates in nutrient cycling//Persson L U T，ed.Soil Organisms as Components of Ecosystems.Stockholm:Ecological Bulletins，1997，25:145-156.

［4］Coleman D C，Crossley D A，Jr.Fundamentals of Soil Ecology.2nd ed.San Diego:Academic Press，2004.

［5］Jouquet P，Dauber J，Lagerl?f J，Lavelle P，Lepage M.Soil invertebrates as ecosystem engineers:intended and accidental effects on soil and feedback loops.Applied Soil Ecology，2006，32(2):153-164.

［6］Yin W Y.A brief review and prospect on soil zoology.Bulletin of Biology，2001，36(8):1-3.

［7］Tang B A，Tang G，Tang M，Li C E.Study on the ecological characteristic of soil animal resources in Yunshan National Forest Park.Journal of Natural Resources，2003，18(4):499-504.

［8］Ekschmitt K，Griffiths B S.Soil biodiversity and its implications for ecosystem functioning in a heterogeneous and variable environment.Applied Soil Ecology，1998，10(3):201-215.

［9］Wolters V.Biodiversity of soil animals and its function.European Journal of Soil Biology，2001，37(4):221-227.

［10］Yin X Q，Song B，Dong WH，Xin WD.A review on the eco-geography of soil faunain China.Acta Geographica Sinica，2010，65(1):91-102.

［11］Yang SY，Xie JC，Liu D Y.Reclamation and plant colonization in copper mine tailings in Tongling，Anhui province.Resources and Environment in the Yangtze Basin，2004，13(5):488-493.

［12］Shang W Q，Zhu L P，Sun Q Y，Yang L Z.The changes of soil microbes of tailings wastelands in processes of restoration of natural ecology.Ecology and Environment，2008，17(2):713-717.

［13］Wang Z Y，Sun Q Y，Lu Y C.Rehabilitation of biotic community of copper mine tailings in Tongling copper mine.Chinese Journal of Ecology，2000，19(3):7-11.

［14］Ge F，Liu X H，Pan WD，Gao L，Zeng Y P，Jiang B Z.The role of earthworm in the ecological restoration of mining wasteland of Dexing copper mine in China.Acta Ecologica Sinica，2001，21(11):1790-1795.

［15］Zha SP，Ding Y G，Wang Z Y，Wang Q F，Sun Q Y.Study on soil animal community in copper mine tailings in Tongling city.Ecology and Environment，2004，13(2):167-169.

［16］Zhu Y H，Zhao C Y，Zhang PJ，Lu L.Soil animals in abandoned mine land:a review.Chinese Journal of Ecology，2011，30(9):2088-2092.

［17］Yin W Y.Subtropical Soil Animals of China.Beijing:Science Press，1992.

［18］Yin W Y，Hu SH，Shen Y F.Pictorial Keys to Soil Animals of China.Beijing:Science Press，1998.

［19］Margalef R.Information theory in ecology.General System，1957，3:37-71.

［20］Ma K P，Liu CR，Liu Y M.Measurement of biotic community diversity.Ⅱ.measurement ofβdiversity.Chinese Biodiversity，1995，3(1):38-43.

［21］Liao C H，Li JX，Huang H T.Soil animal community diversity in the forest of the Southern subtropical region，China.Acta Ecologica Sinica，1997，17(5):549-545.

［22］Wang Z Y，Lu Y C，Wang H F.The ecological distribution of soil mites in Jiuhua Mountains.Acta Ecologica Sinica，1996，16(1):58-64.

［23］Wang SJ，Ruan H H，Wang J S，Xu Z K，Wu Y Y.Composition structure of soil fauna community under the typical vegetations in the Wuyi Mountains，China.Acta Ecologica Sinica，2010，30(19):5174-5184.

［24］Liu SF，Dang Y G，F(xiàn)ang Z G.The Grey System and Its Application.3rd ed.Beijing:Science Press，2004.

［25］Wang Z Z，Zhang Y M，Xia WS，Yan H M，Guo Y C，Lai Q.Effects of organophosphorus pesticide on community structure of soil animals.Acta Ecologica Sinica，1996，16(4):357-366.

［26］Li Z W，Wang Z Z，Zhang Y M，Xin X J.Effect of Cadmium on soil animal community structure.Chinese Journal of Applied Ecology，2000，11(6):931-934.

［27］Li T，Li C Y，Yu D A，Zhang JY，Zheng R Q.Effects of heavy metals from road traffic on the community structure and spatial distribution of cropland soil animals.Acta Ecologica Sinica，2010，30(18):5001-5011.

［28］Lin Y H，Zhang F D，Zhang JQ，Ouyang X J，Mo D S，Zhou G Y.Preliminary investigation on temporal and spatial variation of structure of soil fauna community in different natural vegetations of Dinghushan.Acta Ecologica Sinica，2005，25(10):2616-2622.

［29］Wang Z Z，Hu JL，Zhang Y M，Zheng Y Y，Wu Z F，Chen C F，Deng JF，Guo Y C，Yan H M，Lai Q.Influence of heavy metal pollution on soil animal community ecology in Qingshuitang area in Hunan.Scientia Geographica Sinica，1994，14(1):64-72.

［30］Petersen H，Luxton M.A comparative analysis of soil faunal populations and their role in decomposition processes.Oikos，1982，39(3):288-388.

［31］Háněl L.Succession of soil nematodes in pine forests on coal-mining sands near Cottbus，Germany.Applied Soil Ecology，2001，16(1):23-34.

［32］Topp W，Simon M，Kautz G，Dworschak U，Nicolini F，Prückner S.Soil fauna of a reclaimed lignite open-cast mine of the Rhineland:improvement of soil quality by surface pattern.Ecological Engineering，2001，17(2/3):307-322.

［33］de Goede R G M，van Dijk T S.Establishment of carabid beetle and nematode populations in a nature restoration project after the abandonment of arable land.Applied Soil Ecology，1998，9(1/3):355-360.

［34］Chauvat M，Ponge J F.Colonization of heavy metal-polluted soils by collembola:preliminary experiments in compartmented boxes.Applied Soil Ecology，2002，21(2):91-106.

［35］Xia H P，Cai X A.Ecological restoration technologies for mined lands:a review.Chinese Journal of Applied Ecology，2002，13(11):1471-1477.

［36］Li F L，Zhang JE.Review on the ecological influences of environmental stresses on soil animals.Chinese Agricultural Science Bulletin，2007，23(6):542-546.

參考文獻(xiàn):

［2］ 王邵軍，阮宏華.土壤生物對地上生物的反饋作用及其機(jī)制.生物多樣性，2008，16(4):407-416.

［6］ 尹文英.土壤動物學(xué)研究的回顧與展望.生物學(xué)通報，2001，36(8):1-3.

［7］ 唐本安，唐果，唐敏，李翠娥.云山國家森林公園土壤動物資源生態(tài)特征.自然資源學(xué)報，2003，18(4):499-504.

［10］ 殷秀琴，宋博，董煒華，辛未冬.我國土壤動物生態(tài)地理研究進(jìn)展.地理學(xué)報，2010，65(1):91-102.

［11］ 楊世勇，謝建春，劉登義.銅陵銅尾礦復(fù)墾現(xiàn)狀及植物在銅尾礦上的定居.長江流域資源與環(huán)境，2004，13(5):488-493.

［12］ 尚文勤，朱利平，孫慶業(yè)，楊林章.自然生態(tài)恢復(fù)過程中尾礦廢棄地土壤微生物變化.生態(tài)環(huán)境，2008，17(2):713-717.

［13］ 王宗英，孫慶業(yè)，路有成.銅陵市銅尾礦生物群落的恢復(fù)與重建.生態(tài)學(xué)雜志，2000，19(3):7-11.

［14］ 戈峰，劉向輝，潘衛(wèi)東，高林，曾以平，江炳真.蚯蚓在德興銅礦廢棄地生態(tài)恢復(fù)中的作用.生態(tài)學(xué)報，2001，21(11):1790-1795.

［15］ 查書平，丁裕國，王宗英，汪權(quán)方，孫慶業(yè).銅陵市銅尾礦土壤動物群落生態(tài)研究.生態(tài)環(huán)境，2004，13(2):167-169.

［16］ 朱永恒，趙春雨，張平究，陸林.礦區(qū)廢棄地土壤動物研究進(jìn)展.生態(tài)學(xué)雜志，2011，30(9):2088-2092.

［17］ 尹文英.中國亞熱帶土壤動物.北京:科學(xué)出版社，1992.

［18］ 尹文英，胡圣豪，沈韞芬.中國土壤動物檢索圖鑒.北京:科學(xué)出版社，1998.

［20］ 馬克平，劉燦然，劉玉明.生物群落多樣性測度方法 Ⅱ.β多樣性的測度方法.生物多樣性，1995，3(1):38-43.

［21］ 廖崇惠，李健雄，黃海濤.南亞熱帶森林土壤動物群落多樣性研究.生態(tài)學(xué)報，1997，17(5):549-545.

［22］ 王宗英，路有成，王慧芙.九華山土壤螨類的生態(tài)分布.生態(tài)學(xué)報，1996，16(1):58-64.

［23］ 王邵軍，阮宏華，汪家社，徐自坤，吳焰玉.武夷山典型植被類型土壤動物群落的結(jié)構(gòu)特征.生態(tài)學(xué)報，2010，30(19):5174-5184.

［24］ 劉思峰，黨耀國，方志耕.灰色系統(tǒng)理論及其應(yīng)用(第三版).北京:科學(xué)出版社，2004.

［25］ 王振中，張友梅，夏衛(wèi)生，顏亨梅，郭永燦，賴勤.有機(jī)磷農(nóng)藥對土壤動物群落結(jié)構(gòu)的影響研究.生態(tài)學(xué)報，1996，16(4):357-366.

［26］ 李忠武，王振中，張友梅，邢協(xié)加.Cd對土壤動物群落結(jié)構(gòu)的影響.應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2000，11(6):931-934.

［27］ 李濤，李燦陽，俞丹娜，張加勇，鄭榮泉.交通要道重金屬污染對農(nóng)田土壤動物群落結(jié)構(gòu)及空間分布的影響.生態(tài)學(xué)報，2010，30(18):5001-5011.

［28］ 林英華，張夫道，張俊清，歐陽學(xué)軍，莫定生，周國逸.鼎湖山不同自然植被土壤動物群落結(jié)構(gòu)時空變化.生態(tài)學(xué)報，2005，25(10):2616-2622.

［29］ 王振中，胡覺蓮，張友梅，鄭云有，吳志峰，陳彩芳，鄧?yán)^福，郭永燦，顏亨梅，賴勤.湖南省清水塘工業(yè)區(qū)重金屬污染對土壤動物群落生態(tài)影響的研究.地理科學(xué)，1994，14(1):64-72.

［35］ 夏漢平，蔡錫安.采礦地的生態(tài)恢復(fù)技術(shù).應(yīng)用生態(tài)學(xué)報，2002，13(11):1471-1477.

［36］ 栗方亮，章家恩.環(huán)境脅迫對土壤動物生態(tài)學(xué)影響研究進(jìn)展.中國農(nóng)學(xué)通報，2007，23(6):542-546.