,, 董炜华,, 宋扬长春师范大学地理科学学院,长春 130032Effect of heavy metals from highway operation on soil macro-fauna in roadside farmland area
LI Xiaoqiang,, DONG Weihua,, SONG YangCollege of Geographical Sciences, Changchun Normal University, Changchun 130032, China通讯作者:
收稿日期:2018-08-17修回日期:2020-08-20网络出版日期:2020-12-20
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Received:2018-08-17Revised:2020-08-20Online:2020-12-20
作者简介 About authors
李晓强（1985-）,男,吉林洮南人,博士,副教授,研究方向为土壤动物生态学。E-mail:
摘要
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Abstract
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李晓强, 董炜华, 宋扬. 路域农田大型土壤动物对公路运营过程重金属累积的响应. 地理研究[J], 2020, 39(12): 2842-2854 doi:10.11821/dlyj020180834
LI Xiaoqiang, DONG Weihua, SONG Yang.
1 引言
随着中国社会经济的发展,高速公路的建设越来越迅速,然而高速公路为人类带来便利的同时,环境污染问题也逐渐显现出来。高速公路修建和运营过程中产生的重金属污染、粉尘和噪音等使得路域周围环境处在不稳定的状态。多数重金属Cu、Pb、Ni、Zn和Cd等元素含量在土壤中累积,超过了其背景值[1,2,3]。这些有毒物质的积累扰乱土壤结构,改变了土壤性质,破坏了土壤环境的稳定性。作为土壤生态系统重要组成部分的土壤动物,其移动范围小,绝大多数土壤动物终身生活在土壤中,高度依赖于土壤环境。尤其是大型土壤动物处于整个土壤食物网的最顶端,控制着其他土壤动物所需资源的有效性[4,5,6],进而影响其土壤食物网中物质循环和能量流动的速率和方向[7,8,9]。在农田生态系统,土壤动物个体数量较种群数量对重金属污染的响应更为明显[10],土壤动物能够直接或间接反映土壤生态环境动态变化。京哈高速公路是连接北京到哈尔滨的首条放射线高速公路,2000年全线贯通,是中国公路建设史上的一个重要里程碑。京哈高速公路德惠路段是典型的黑土区,是中国玉米等粮食的重要生产基地,对保障中国粮食的安全具有重要作用。近年来,高速公路与土壤动物关系的研究主要围绕公路对周边农田土壤动物多样性的影响[11],公路边坡植被恢复过程中土壤动物多样性[12]等方面。高速公路的运营过程中对土壤的影响主要集中在重金属污染方面,但是以往研究很少涉及高速公路运营过程产生的重金属累积对土壤动物的影响。本文以京哈高速公路德惠路段路域农田大型土壤动物群落为研究对象,分析大型土壤动物群落特征及其与土壤重金属的关系,以期明确高速公路运营过程对路域农田大型土壤动物群落的影响,为评价高速公路周边生态环境提供土壤动物学依据,为公路周边生态环境的恢复提供科学参考。
2 研究区概况
研究区域设在京哈高速德惠段路域,位于吉林省中部平原典型黑土区,第二松花江中游（44°02′50″N~44°53′55″N、125°14′30″E~126°24′43″E）,海拔173~179 m。属于中温带半湿润季风气候。春季多风,盛行风向为西南风,夏季温热多雨,盛行风减弱,秋季凉爽,冬季寒冷并且漫长,盛行风向为东北风[11]。年平均降水量520 mm,年平均气温4.5℃,公路路域大部分地区开垦为农田,并且主要农作物为玉米,耕作方式为玉米连作。德惠段路域土壤类型有黑土、草甸土、黑钙土和冲积土等,取样点主要以黑土为主。公路南侧土壤pH 7.82,土壤有机质含量58.95g/kg。公路北侧土壤pH 7.84,土壤有机质含量56.40g/kg。3 研究方法
3.1 样点设置
取样点设在京哈高速公路德惠段的玉米田,以京哈高速公路德惠段为中心,远离村庄和其他道路等人为干扰较强的地点。垂直距离高速公路两侧的南侧和北侧5 m、20 m、100 m、200 m和1600 m的玉米田依次划分为5条取样带,5条取样带的海拔高度基本一致。公路南侧5个样带的海拔高度分别为177 m、174 m、173 m、177 m和165 m。公路北侧5个样带的海拔高度分别为177 m、178 m、178 m、177 m和187 m。在每一个取样带内设置3个取样点,样点水平距离为200 m。1600 m的样带作为对照样带。3.2 样品采集与土壤动物分离鉴定
2014年5月（玉米3叶期）、8月（玉米花期）和10月（玉米收获结束后）以京哈高速公路德惠段高速公路为中心,对公路两侧5个不同样带进行大型土壤动物取样,50 cm×50 cm的取样面积,0~20 cm土层的取样深度,共采集了90个样品（2生境×5样带×3样点×3次取样时间）。手捡大型土壤动物,75%酒精溶液保存土壤动物样品。另外采集0~20 cm土层不同样点的土壤样品分析其理化性质。利用体视显微镜（OLYMPUS SZX16）对大型土壤动物进行分类鉴定[13,14,15]和数量统计。土壤动物幼虫和成虫生态功能不同,分开统计幼虫和成虫的个体数量[16]。3.3 土壤重金属元素含量测定
Genius 9000XRF手持式土壤重金属分析仪测定土壤重金属元素含量。重金属元素含量见表1。Tab. 1
表1
表1京哈高速公路德惠段不同样带土壤重金属污染状况
Tab. 1
| 月份 | 样带(m) | 公路南侧 | 公路北侧 | |||
|---|---|---|---|---|---|---|
| 综合污染指数 | 污染等级 | 综合污染指数 | 污染等级 | |||
| 5月 | 5 | 0.95 | 警戒线 | 0.81 | 警戒线 | |
| 20 | 0.90 | 警戒线 | 0.72 | 警戒线 | ||
| 100 | 0.78 | 警戒线 | 0.73 | 警戒线 | ||
| 200 | 0.68 | 安全 | 0.72 | 警戒线 | ||
| 1600 | 0.59 | 安全 | 0.56 | 安全 | ||
| 8月 | 5 | 0.79 | 警戒线 | 0.74 | 警戒线 | |
| 20 | 0.71 | 警戒线 | 0.62 | 安全 | ||
| 100 | 0.71 | 警戒线 | 0.60 | 安全 | ||
| 200 | 0.61 | 安全 | 0.65 | 安全 | ||
| 1600 | 0.42 | 安全 | 0.46 | 安全 | ||
| 10月 | 5 | 0.66 | 安全 | 0.58 | 安全 | |
| 20 | 0.61 | 安全 | 0.56 | 安全 | ||
| 100 | 0.53 | 安全 | 0.55 | 安全 | ||
| 200 | 0.54 | 安全 | 0.53 | 安全 | ||
| 1600 | 0.45 | 安全 | 0.39 | 安全 | ||
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3.4 数据分析
大型土壤动物群落特征主要包括个体密度、类群数、Shannon-Wiener多样性指数（H′）。Shannon-Wiener多样性指数（H′）的计算方法如公式（1）[17]：式中：S为类群数;Pi为每个生境中第i个物种的个体密度占该生境总个体密度的比率。
重金属污染综合评价用内梅罗综合指数法[18]。
式中：P综合为土壤综合污染指数;Ci为污染物i的实测浓度,mg/kg;Si为污染物i的评价标准浓度,mg/kg;（Ci/Si）max为土壤污染物中污染指数的最大值;（Ci/Si）ave为土壤污染物中污染指数的平均值。
配对T检验比较公路两侧重金属含量和土壤动物个体密度、类群数和多样性指数的差异。重复性方差分析样带,取样时间对土壤动物个体密度、类群数和多样性指数的影响。单因素方差,LSD法多重比较分析同一取样时间公路两侧不同样带间土壤重金属含量差异。同时单因素方差,LSD法多重比较分析同一取样时间公路两侧不同样带间土壤动物个体密度、类群数、多样性指数的差异。为满足正态分布和方差齐次性的假设,对数据进行log（X）转换。SPSS 22.0软件进行配对T检验和方差分析。主成分分析对不同样带土壤动物群落进行排序。典范对应分析定量研究土壤重金属（Ni、Cu、Zn、Cd、Hg和Pb含量）对土壤动物群落的影响。排序分析之前,对土壤动物个体密度数据进行对数转换,排序软件CANOCO 4.5进行主成分分析和典范对应分析。
4 结果分析
4.1 土壤重金属污染现状
同一季节不同样带重金属含量存在差异（图1）。高速公路南侧,5月份5 m样带重金属Ni含量显著高于100 m、200 m和1600 m样带（P<0.05）（图1a）。100 m样带Cu含量显著低于其他样带（P<0.05）（图1c）。8月份5 m样带重金属Ni含量显著高于200 m和1600 m样带（P<0.05）（图1a）。10月份20 m样带重金属Zn含量显著高于100 m样带（P<0.05）（图1e）。高速公路北侧,同一季节不同样带之间各个重金属含量没有显著差异。图1
新窗口打开|下载原图ZIP|生成PPT图1京哈高速公路德惠段不同样带土壤重金属含量
注：不同的小写字母表示同一季节不同样带之间存在显著差异（P<0.05）。
Fig. 1Content of soil heavy metals of different transects in the Dehui section of Beijing-Harbin highway
配对T检验分析表明,5月份100 m样带高速公路南侧Cu含量显著低于北侧（P<0.05）（图1c,图1d）。5月份5 m样带高速公路南侧Zn含量显著高于北侧（P<0.05）（图1e,图1f）,而南侧Cd含量显著低于北侧（P<0.05）（图1g,图1h）。8月份5 m样带高速公路南侧Cu、Zn和Hg含量显著低于北侧（P<0.05）（图1）。
总体上,不同季节公路两侧样带与高速公路距离越远,土壤综合污染指数逐渐减小。5月份公路南侧5 m、20 m和100 m样带土壤污染等级为警戒线,公路北侧5 m、20 m、100 m和200 m样带土壤污染等级为警戒线。8月份公路南侧5 m、20 m和100 m样带土壤污染等级为警戒线,然而公路北侧仅5 m样带土壤污染等级为警戒线。10月份公路两侧不同样带土壤综合污染指数较小,污染等级为安全（表1）。
4.2 不同样带土壤动物群落组成
高速公路南侧和北侧土壤动物群落存在差异（表2）。公路南侧共获取土壤动物949个。5 m、20 m和100 m样带的土壤动物个体数依次增加。正蚓科是5个不同样带的优势类群,日本弓背蚁是5 m、100 m和200 m样带的优势类群。步甲科幼虫和隐翅虫科幼虫也是200 m样带的优势类群。黑头酸臭蚁是1600 m对照样带的优势类群,并且黑头酸臭蚁仅在1600 m对照样带有分布。不同样带优势类群占总个体数的53.09%~93.47%。Tab. 2
表2
表2京哈高速公路德惠段不同样带土壤动物群落组成
Tab. 2
| 种类 | 公路南侧 | 公路北侧 | |||||||||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| 5 m | 20 m | 100 m | 200 m | 1600 m | 合计 | 5 m | 20 m | 100 m | 200 m | 1600 m | 合计 | ||
| 正蚓科Lumbricidae | 21 | 86 | 136 | 7 | 112 | 362 | 54 | 121 | 142 | 168 | 27 | 512 | |
| 日本弓背蚁Camponotus japonicus | 60 | 15 | 265 | 7 | 2 | 349 | 21 | 38 | 0 | 12 | 1 | 72 | |
| 东京弓背蚁Camponotus vitiosus | 4 | 16 | 20 | 4 | 2 | 46 | 16 | 1 | 0 | 7 | 3 | 27 | |
| 黑头酸臭蚁Tapinoma melanocephalum | 0 | 0 | 0 | 0 | 75 | 75 | 1 | 0 | 3 | 0 | 0 | 4 | |
| 步甲科Carabidae | 7 | 3 | 1 | 0 | 0 | 11 | 1 | 0 | 2 | 0 | 1 | 4 | |
| 隐翅虫科Staphylinidae | 2 | 1 | 0 | 1 | 1 | 5 | 0 | 0 | 2 | 0 | 0 | 2 | |
| 步甲科幼虫Carabidae larvae | 4 | 4 | 4 | 10 | 5 | 27 | 2 | 7 | 10 | 2 | 5 | 26 | |
| 隐翅虫科幼虫Staphylinidae larvae | 1 | 2 | 2 | 9 | 4 | 18 | 1 | 3 | 5 | 2 | 1 | 12 | |
| 瘿蚊科幼虫Cecidomyiidae larvae | 0 | 16 | 0 | 1 | 7 | 24 | 7 | 2 | 20 | 0 | 120 | 149 | |
| 摇蚊科幼虫Chironomidae larvae | 0 | 5 | 0 | 0 | 2 | 7 | 5 | 0 | 12 | 0 | 90 | 107 | |
| 地蜈蚣科Geophilidae | 2 | 8 | 0 | 2 | 4 | 16 | 3 | 4 | 0 | 3 | 10 | 20 | |
| 跳蛛科Salticidae | 0 | 6 | 1 | 1 | 1 | 9 | 1 | 0 | 1 | 0 | 3 | 5 | |
| 总个体数 | 101 | 162 | 429 | 42 | 215 | 949 | 112 | 176 | 197 | 194 | 261 | 940 | |
| 总类群数 | 8 | 11 | 7 | 9 | 11 | 12 | 11 | 7 | 9 | 6 | 10 | 12 | |
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公路北侧共获取土壤动物940个。与公路南侧相同5 m、20 m和100 m样带的土壤动物个体数依次增加。正蚓科是5个不同样带的优势类群。日本弓背蚁是5 m和20 m样带的优势类群。瘿蚊科幼虫和摇蚊科幼虫是1600 m对照样带的优势类群。不同样带优势类群占总个体数的81.25%~90.80%。
4.3 不同样带土壤动物群落结构
重复性方差分析（表3）表明公路南侧样带、取样时间和二者相互作用对土壤动物个体密度有显著影响（P<0.05）。取样时间对土壤动物类群数和多样性指数有显著影响（P<0.05）。公路北侧仅取样时间对土壤动物个体密度,类群数和多样性指数有显著影响（P<0.05）。Tab. 3
表3
表3样带和取样时间对土壤动物群落的影响
Tab. 3
| 生境 | 变异来源 | 自由度 | 个体密度 | 类群数 | 多样性指数 | |||||
|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|---|
| F | P | F | P | F | P | |||||
| 南侧 | 样带 | 4 | 4.88 | 0.019 | 2.14 | 0.150 | 3.34 | 0.055 | ||
| 取样时间 | 2 | 10.25 | 0.001 | 12.27 | <0.001 | 6.80 | 0.006 | |||
| 样带×取样时间 | 8 | 3.06 | 0.020 | 2.41 | 0.053 | 1.55 | 0.204 | |||
| 北侧 | 样带 | 4 | 0.73 | 0.594 | 1.93 | 0.182 | 1.05 | 0.428 | ||
| 取样时间 | 2 | 14.66 | 0.003 | 12.56 | <0.001 | 20.65 | <0.001 | |||
| 样带×取样时间 | 8 | 0.90 | 0.505 | 1.18 | 0.359 | 1.24 | 0.329 | |||
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土壤动物群落结构在样带间存在差异（图2）。单因素方差分析表明,公路南侧5月份20 m、100 m和1600 m样带个体密度显著高于5 m和200 m样带（P<0.05）（图2a）。8月份仅是100 m样带个体密度显著高于其他样带（P<0.05）（图2a）。10月份1600 m对照样带个体密度和类群数显著高于其他样带（P<0.05）（图2a）。公路北侧8月份5 m样带个体密度显著低于其他样带（P<0.05）（图2b）。配对T检验分析表明,5月份和8月份100 m样带公路南侧个体密度显著高于北侧（P<0.05）。10月份1600 m样带公路南侧个体密度显著高于北侧（P<0.05）。
图2
新窗口打开|下载原图ZIP|生成PPT图2不同样带土壤动物个体密度、类群数和多样性指数（均值±标准误）
注：不同的小写字母表示同一季节不同样带之间存在显著差异（P<0.05）。
Fig. 2Abundance, richness, and Shannon-Wiener diversity index of soil fauna for different transects (mean±SE)
不同季节各样带对土壤动物群落的影响存在差异（图3）。5月份,公路两侧PC1和PC2排序轴将20 m和1600 m样带与其他样带分开。8月份和10月份,公路两侧PC1和PC2排序轴将1600 m样带与其他样带分开。
图3
新窗口打开|下载原图ZIP|生成PPT图3不同样带土壤动物群落主成分分析
Fig. 3Principal component analysis (PCA) of soil faunal communities for different transects
公路南侧,5月份,PC1排序轴主要反映了正蚓科和步甲科幼虫数量的变化,PC2排序轴主要反映了跳蛛科和东京弓背蚁数量的变化（图3a）。8月份,PC1排序轴主要反映了日本弓背蚁和黑头酸臭蚁数量的变化,PC2排序轴主要反映了瘿蚊科幼虫和黑头酸臭蚁数量的变化（图3c）。10月份,PC1排序轴主要反映了跳蛛科和正蚓科数量的变化,PC2排序轴主要反映了跳蛛科和隐翅虫科幼虫数量的变化（图3e）。
公路北侧,5月份,PC1排序轴主要反映了地蜈蚣科和摇蚊科幼虫数量的变化,PC2排序轴主要反映了步甲科幼虫和东京弓背蚁数量的变化（图3b）。8月份,PC1排序轴主要反映了正蚓科和摇蚊科幼虫数量的变化,PC2排序轴主要反映了日本弓背蚁和隐翅虫科数量的变化（图3d）。10月份,PC1排序轴主要反映了正蚓科数量的变化,PC2排序轴主要反映了正蚓科和步甲科科幼虫数量的变化（图3f）。因此,土壤动物优势类群和常见类群在不同样带间差异较大,1600 m对照样带土壤动物群落与其他样带存在显著差异。
4.4 不同样带土壤动物群落与土壤重金属关系
图4显示了不同样带土壤动物与土壤重金属的典范对应分析结果。公路南侧,5月份,轴1与重金属Hg的相关系数最大为0.866,轴2与重金属Cd的相关系数最大为-0.723（图4a）。8月份,轴1与重金属Ni的相关系数最大为-0.851,轴2与重金属Hg的相关系数最大为0.910（图4c）。10月份,轴1与重金属Hg的相关系数最大为0.934,轴2与重金属Zn的相关系数最大为0.688（图4e）。图4
新窗口打开|下载原图ZIP|生成PPT图4不同样带土壤动物群落与土壤重金属典范对应分析
Fig. 4Canonical correspondence analysis (CCA) of the relationships between soil fauna community and soil heavy metals for different transects
公路北侧,5月份,轴1与重金属Ni的相关系数最大为0.840,轴2与重金属Hg的相关系数最大为-0.751（图4b）。8月份,轴1与重金属Ni的相关系数最大为-0.917,轴2与重金属Pb的相关系数最大为0.728（图4d）。10月份,轴1与重金属Zn的相关系数最大为-0.708,轴2与重金属Ni的相关系数最大为-0.997（图4f）。因此,除了Cu元素,其他五种重金属对不同样带土壤动物群落群落均有影响,其中重金属Hg和Ni对不同样带土壤动物群落结构影响较大。
5 讨论
重金属污染对土壤动物多样性的影响表明,离高速公路越近,重金属等污染越严重[19,20],并且采样带距离公路越近,土壤动物类群数和个体数呈现减少的趋势[2]。随着土壤重金属污染的加重,土壤动物多样性有减小的趋势[21,22,23,24]。京哈高速公路德惠路段农田大型土壤动物的多样性并不完全是随着距高速公路距离的增加而呈现增大的趋势[11]。本研究进一步分析重金属累积对土壤动物群落结构的影响发现,总体上公路两侧5 m、20 m和100 m样带土壤动物个体数依次增加（表2）,但是其类群数不是随着采样带距离公路越远而增加。这也体现公路运营对土壤动物群落影响的复杂性。有研究表明交通活动在公路两侧50 m的距离有被污染的痕迹[18]。因此,高速公路运营过程中产生的重金属污染对农田土壤动物群落的影响距离还需要进一步研究。公路运营过程产生的重金属对大型土壤动物的影响存在季节差异。在风速和风力较大的地区,重金属颗粒物一方面能够得到有效稀释[25],并且上风向地区土壤中重金属的平均含量比下风向地区低[26]。本研究区5月份盛行西南风将公路上的汽车尾气由南向北扩散沉降,致使高速公路北侧农田5 m、20 m、100 m和200 m样带土壤污染等级为警戒线,污染范围进一步扩大,相应的公路北侧20 m、100 m和200 m土壤动物的个体数少于公路南侧（图2a,图2b）。8月份,仍以西南风为主,但风力弱,降水多,地表径流携带汽车尾气沉降的重金属向高速公路两侧扩散,南侧平均海拔较低,且随着距离公路越远,海拔逐渐降低,地表径流量较大,导致公路南侧5 m、20 m和100 m样带土壤污染等级为警戒线。而公路北侧随着距离公路越远,海拔逐渐升高,地表径流量主要集中在5 m样带处,因此,此侧仅5 m样带土壤污染等级为警戒线。相应的公路南侧20 m样带个体密度显著低于北侧（P<0.05）（图2a,图2b）。10月份气温开始降低,以下沉气流运动为主,地表在单一的气团控制下,地表低层空气变冷趋于稳定,乱流和对流不易发展,气流运动缓慢,公路两侧土壤重金属污染等级均为安全,另外由于气温降低,土壤动物的种类和数量较少,进而对土壤重金属污染响应不是很明显,公路南侧1600 m对照样带土壤动物个体密度和类群数显著多于其他样带。因此公路运营过程产生的重金属受气候因素和微地形因素影响,对大型土壤动物影响具有季节差异。
本研究也存在土壤重金属污染等级严重土壤动物个体数增高的现象。例如,8月份公路南侧100 m样带污染等级为警戒线,公路北侧100 m样带污染等级为安全,但是公路南侧100 m样带公路南侧个体密度显著高于北侧（P<0.05）（图2a,图2b）。分析8月份100 m样带土壤动物的群落结构发现,公路南侧日本弓背蚁个体密度显著高于北侧。本研究典范对应分析表明公路南侧重金属Pb与100 m样带土壤动物呈正相关关系（图4c）。有研究表明蚂蚁对重金属Pb在体内的持续积累有抑制作用[27],另外蚂蚁是杂食性土壤动物,其生存能力和适应环境污染的能力比较强。公路南侧100 m样带海拔相对较低（见3.1样点设置）,其土壤含水量较高也利于蚂蚁的生存。公路两侧5 m是重金属污染最严重的样带,日本弓背蚁和正蚓科是5 m样带的优势类群。所以本研究认为日本弓背蚁和正蚓科是重金属累积的耐受类群。已有研究表明蚯蚓对重金属Cu和Pb有富集作用[28]。
土壤动物对土壤重金属元素的响应存在差异。Pb含量随着与公路距离的增加而呈现先升高后下降趋势,但相应的Cr和Zn含量与公路距离之间没有明显的相关性[29]。本研究公路两侧不同季节5 m样带Ni元素含量高于其他样带,8月份和10月份1600 m对照样带Ni元素的含量低于其他样带。另外公路两侧5月份5 m样带的Ni含量高于其背景值,具有累积效应。典范对应分析表明重金属Hg和Ni影响不同样带土壤动物群落结构（图4）,已有研究表明重金属Cu[30],Pb和Cr对土壤动物群落结构有较大的影响[2]。这也表明土壤动物对土壤重金属元素的响应存在差异。
本文对京哈高速公路德惠段路域农田大型土壤动物对公路运营过程重金属累积的响应进行了探究。但是由于研究时间有限等原因,还存在一些不足之处。
（1）本文只关注了土壤重金属的数据,缺少土壤动物体内重金属数据。后续研究会探讨土壤重金属与土壤动物体内重金属含量的耦合关系,进一步明确土壤动物不同类群对公路运营过程中产生的重金属响应机理。
（2）本文样点数量略少,采集时间间隔略长。后续研究会增加在生长季节样带的采集范围和样点采集数量。土壤动物对公路运营过程的响应是长期适应的结果,需要长期关注。
6 结论
基于京哈高速公路德惠段路域农田大型土壤动物对公路运营过程重金属累积的响应研究,可以得出以下结论：（1）5月份、8月份和10月份不同季节样带随着与高速公路距离增加,土壤综合污染指数逐渐减小,公路两侧5 m、20 m和100 m样带土壤动物个体数依次增加。
（2）公路运营过程产生的重金属受气候因素和微地形因素影响,对大型土壤动物影响具有季节差异。其中5月份20 m,100 m和200 m样带影响比较明显,8月份20 m样带影响比较明显,10月份影响不明显。
（3）典范对应分析表明,除了Cu元素其他五种重金属对不同样带土壤动物群落结构均有影响,其中重金属Hg和Ni主要影响不同样带土壤动物群落结构。
致谢:
真诚感谢匿名评审专家在论文评审中所付出的时间和精力,评审专家对本文土壤动物分类等级、讨论、结论梳理方面的修改意见,使本文获益匪浅。参考文献 原文顺序
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被引期刊影响因子
[本文引用: 1]
[本文引用: 1]
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在统计中国城市地表灰尘中重金属含量的已有相关文献基础上,探讨了中国地表灰尘中Cr、Cu、Pb、Zn、Cd五种元素的空间分布特征及各省份的富集状况。搜集到的各地区地表灰尘重金属含量的研究数据分别为69、84、86、79、58个。对研究数据剔除异常值后分别进行克里金插值和统计各省份地表灰尘重金属含量的平均值,并与土壤背景值作对比计算出累积指数,得到中国地表灰尘中重金属的空间分布状况和各省份的富集水平。结果表明：中国地表灰尘中重金属含量普遍较高,且各地区重金属含量水平存在不同程度上的差异。就整体而言,Cu、Pb、Zn三种重金属含量的空间分布较为相似,由高到低均大致呈南—北走势,而Cr含量呈中部高两侧低的趋势,Cd并无明显趋势。各省份平均值与土壤背景值相比,除Cr在山东省和贵州省无富集状况以外,各省的地表灰尘中Cu、Pb、Zn、Cd均具有一定的富集。其中,湖南省的Cd和Pb均富集最为严重,分别是土壤背景值的177.95和42.82倍;Cr在福建省富集最为严重,为背景值的7.11倍;广东省的Cu富集水平最高,是背景值的10.35倍,而Zn在江西省的富集水平最高,超出背景值39.13倍。
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DOI:10.1038/nature13855URL [本文引用: 1]
Evidence is mounting that the immense diversity of microorganisms and animals that live belowground contributes significantly to shaping aboveground biodiversity and the functioning of terrestrial ecosystems. Our understanding of how this belowground biodiversity is distributed, and how it regulates the structure and functioning of terrestrial ecosystems, is rapidly growing. Evidence also points to soil biodiversity as having a key role in determining the ecological and evolutionary responses of terrestrial ecosystems to current and future environmental change. Here we review recent progress and propose avenues for further research in this field.
DOI:10.1007/s10021-017-0113-4URL [本文引用: 1]
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DOI:10.1016/j.pedobi.2006.08.006URL [本文引用: 1]
SummaryThe research development in this review is divided into successive periods: (1) “From Darwin to Satchell”, covering the “pre-experimental” decades dealing with the functions of earthworms, (2) “Litterbag Studies”, characterized by field experiments on the faunal influence on litter decomposition, (3) “The Time of IBP”, concentrating on community energetics, (4) “The Microcosm Era”, laboratory studies that started with simple systems, followed by increasing complexity of experimental setup and community of organisms, including living plants, and ending to laboratory-scale “ecosystems”, (5) the recent “Biodiversity Boom”, analysing the relations between soil biodiversity and ecosystem functions, and (6) the current “Holistic View” that tends to link the diversity and functions of aboveground and belowground communities. These “periods” started roughly in this order, but are largely overlapping, since the early techniques are in continuing use together with the modern ones. The current knowledge on the role of soil biota, their diversity and various components has accumulated mainly during the last 30 years, resulting in the modern view of soil fauna as a part of the ecosystem.]]>
DOI:10.1016/j.pedobi.2006.10.007URL [本文引用: 1]
SummaryOver the last four decades, spanning David Coleman's career, and in no small measure thanks to him, soil ecologists have made tremendous progress in describing and understanding the overwhelming complexity of biological, biophysical and biochemical interactions in soil. These interactions shape the soil as a habitat for the soil food web and the vegetation and, thereby, regulate the two main life-supporting processes on Planet Earth: production and decomposition. Changes in decomposition and production processes are governed by (human-induced) changes in vegetation composition/cover, the amounts and quality of organic residues and (in)organic fertilizers entering the soil. Such modifications alter the physical environment and the soil biota. Hence, decomposition and production processes cannot be understood and/or manipulated without explicitly addressing the composition and activity of the soil food web. Using a conceptual model, we argue that quantitative understanding of biophysical interactions, in particular those between soil fauna and soil structure, are paramount to understanding biological and biochemical processes in soil and the availability of water and nutrients to plants. The need to increase the efficiency of crop production worldwide, to reverse soil degradation and to increase soil resilience will set the agenda for soil ecologists in the near future.]]>
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DG)秋季大于春季,春秋两季都随重金属综合污染指数的增大而降低。(5)土壤动物对重金属污染的响应表现为个体数量较种群数量明显,水平分布较垂直分布明显,春季较秋季明显。]]>
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对内蒙古中部呼集高速卓资段的公路边坡人工恢复植被后土壤动物群落进行研究，探讨人工恢复植被前后土壤动物的数量组成、结构，揭示人工恢复植被后土壤动物多样性变化规律及其影响因素，为路域生态恢复与生态建设提供科学依据。研究表明公路边坡人工恢复植被后土壤动物的种类和数量急剧增加。未进行人工恢复植被的裸露边坡没有大型土壤动物。不论是人工恢复植被当年还是人工恢复植被1年后，西北坡大型和中小型土壤动物的数量均高于东南坡。人工植被恢复的时间不同，大型土壤动物类群数量差异显著，个体数量差异不显著，中小型土壤动物类群数量和个体数量差异均显著。土壤动物的种类组成和个体数量随着人工恢复植被时间发生变化。隐翅虫及蜘蛛，线虫、节跳虫、辐螨、革螨和甲螨它们之间相关性大，经常共同出现在人工恢复植被后各边坡，并且个体数量多。无论是大型土壤动物还是中小型土壤动物个体数量和类群数量的垂直分布均具表聚性。土壤动物的多样性受土壤pH值和有机质、全P、全N含量的影响。土壤含水量对中小型土壤动物的多样性的影响较大。通过对土壤环境因子的主成分分析结果表明，0~5cm和5~10cm的土壤含水量为主导因子。
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DOI:10.1007/s11442-010-0333-4URL [本文引用: 1]
This review summarizes main research findings in soil fauna eco-geography in China in the past 30 years. The subject areas and main results were overviewed including biodiversity and eco-geological distribution of soil fauna communities. Studies of ecological distributions of soil fauna and dynamic ranges in space from tropical, subtropical to temperate regions, and in categories from forest, grassland, desert, wetland, farmland to urban ecosystems, the responses and indications of soil fauna to soil environments. Effects of intensive disturbance such as fire, grazing, farming, fertilization on soil fauna include sensitive (e.g. nematode) and rare groups and community indexes. The functions of soil fauna were discussed including environmental construction, environmental purification, litter decomposition and elements cycling. Interactions between soil fauna and other biota in soil ecosystems and linking between aboveground and belowground diversity and the effects of global change on soil fauna community in China were also included. Finally, the authors pointed out common interests in soil fauna eco-geographical studies, which include application of molecule biology into soil fauna taxa; function and mechanism of soil fauna community diversity; interaction between aboveground and belowground ecosystems; effects of disturbance, pollution, biological invasion, and global change on soil fauna community and function. The review is to provide a scientific basis for promoting soil fauna eco-geographical studies in China.
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PPDG衡量重金属污染对土壤动物多样性的影响,结果为随着综合污染指数的减小,DG指数逐渐增大。(4)用简单相关性分析表明土壤动物数量变化与综合污染指数具有极显著负相关性(相关系数-0.86),与有机质含量有一定相关性(相关系数0.42)。在轻度污染的样地中,土壤动物的数量随有机质含量的升高而上升,表明在严重的污染区,重金属的毒性对土壤动物的影响是主要的,而在轻度污染区,有机质含量可能成为影响土壤动物多样性的主要因素。(5)从弹尾目的等节跳科和球角跳科在8个样地中的分布特点可知,本地区的等节跳科对重金属污染的耐受力最强。球角跳科数量大、密度高,对重金属污染较敏感,可作为重金属污染的指示生物。]]>
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为了解公路交通带来的重金属污染及其在公路两侧土壤中的分布规律,对相关研究结果的分析表明,含铅汽油、润滑油的燃烧,汽车轮胎、刹车里衬的机械磨损等是公路两侧土壤和灰尘中重金属污染的重要来源.机动车辆排放的含重金属颗粒物或直接沉积在路面灰尘中,或通过干湿沉降沉积在公路两侧的土壤中,使得公路两侧土壤和灰尘中重金属出现不同程度的积累.一般地,公路两侧土壤中重金属含量随着距公路距离的增加呈指数形式下降.公路两侧土壤中重金属的含量及其分布格局因受交通流量、车辆类型、地形与路况、绿化带配置和风、降雨等气象条件的影响而异.
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DOI:10.1016/j.chemosphere.2004.01.003URL [本文引用: 1]
AbstractTo assess the contamination induced by traffic at the vicinity of a highway (A31, France), several complementary studies were carried out on two sites, with different profiles and traffic intensity. Concentrations of zinc, lead and cadmium were measured by atomic absorption spectrophotometry in deposits, roadside soil and autochthonous plants (Graminaceae) gathered at the vicinity of the highway (1–320 m), and in the viscera of snails Helix aspersa, transferred as sentinel in the sites. According to the results obtained for different compartments, the highway induces a contamination on the surrounding environment, up to 320 m, but with the maximum contamination observed between 5 and 20 m: the concentrations measured in plants at the vicinity of the highway were 2.1 mg Pb kg−1 DW, 0.06 mg Cd kg−1 DW, 62 mg Zn kg−1 DW and the concentrations measured in snails were 21.3 mg Pb kg−1 DW, 5.7 mg Cd kg−1 DW, 510.8 mg Zn kg−1 DW. The levels measured decreased with increasing distance from the highway. Results of the three metals studied indicated that lead seems to be the best metal to evaluate road transport contamination.]]>
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