不同土壤生境斑茅根系下土壤动物多样性

黄红英 ，徐 剑 ，黄志宏 ，白 音，张伟群 ，安超华 ，王晓维 ，李 婷

不同土壤生境斑茅根系下土壤动物多样性

黄红英1，徐 剑1，黄志宏2，白 音1，张伟群3，安超华1，王晓维1，李 婷1

(1.韶关学院 英东生命科学学院，广东 韶关512005；2. 中南林业科技大学 生命科学与技术学院，湖南 长沙，410004；3韶关市农业科学研究所，广东 韶关512029)

为评价斑茅对重金属污染土壤的复垦潜力，2011年6月分别对韶关矿区新温屋村和简屋村（分别对应于正在生产中的铜铁矿和铅锌矿附近）、下塘村（位于停产25年的钨矿附近）和无矿场污染的桐子坪村这4个样地的斑茅Saccharum arundinaceum进行土壤pH、土壤重金属、斑茅重金属及根系下土壤动物群落结构调查分析。研究结果如下：土壤pH从小到大的排序是：新温屋村（3.84）＜下塘村（5.74～6.07）＜桐子坪村（7.23）＜简屋村（7.24）；综合污染指数结果是：简屋村（31.54）＞下塘村（25.01～27.01）＞新温屋村（7.33）＞桐子坪村（1.12）；斑茅对Cu富集系数结果是：新温屋村（6.16）＞桐子坪村（4.71）＞下塘村（0.77～2.50）＞简屋村（0.29）；土壤动物群落多样性结果是：Shannon-Wiener多样性指数（H）和Simpson优势度指数（C）：桐子坪村＞下塘村＞简屋村＞新温屋村；Pielou均匀性指数（E）：桐子坪村＞新温屋村＞简屋村＞下塘村；Jaccard相似性指数结果：地处污染源附近的铜铁矿污染的新温屋村与铅锌尾矿污染的简屋村的相似数指数为71.43%，而停产钨矿的下塘村和无矿场的桐子坪村相似数指数为60%，且二类样地间两两相似性指数均达到中等程度不相似，其值在25%和30%之间。本研究表明，斑茅根系下土壤动物的群落结构及多样性受矿区污染的影响明显，多样性指数随污染程度加重而递减；土壤综合污染严重、土壤强酸性和灌溉水的持续污染是造成土壤动物多样性下降的主要因素；斑茅对重金属的富集能力的大小与其根系下土壤动物群落结构多样性关系不大。

；斑茅；根系；重金属污染；土壤动物群落结构；土壤动物多样性

广东韶关蕴含丰富的矿产资源，是我国重要的矿产基地。采矿、选矿和冶炼产生的富含硫（S）、镉(Cd)、铜(Cu)、锌(Zn)、铅(Pb)等多种重金属的矿山废水是导致附近农田和水体严重污染的主要原因[1]，迫使很多农田被弃耕，生产的粮食作物重金属含量严重超标，给周围居民身体健康带来威胁。韶关地区由于矿厂污染导致环境恶化引起了许多学者的关注，主要对大宝山矿[2-4]和铅锌矿[5-7]土地污染发生机制[8-10]、污染评价体系[11-13]、综合治理修复[14-16]铅锌尾矿恢复植物调查[17-19]、大宝山矿污染土壤超富集植物筛选[20]和污染土壤动物群落结构[21-22]等方面开展了研究。斑茅是韶关地区撂荒地及污染弃耕农田常见的优势植物，斑茅在强酸性重金属符合污染土壤中对Cd、Pb和Zn有富集优势外还是Cu的超富集植物[20]。本次研究对铜铁矿、钨矿、铅锌矿和无矿场污染不同土壤生境下的斑茅进行根系下的土壤动物群落结构及多样性的调查，旨在为了评价斑茅修复潜力提供土壤生态的科学依据。

1 材料与方法

1.1 样地选择

2011年6月选取铜铁矿（新温屋村）、钨矿（下塘村）、铅锌尾矿（简屋村）及无采矿场（桐子坪村）不同土壤背景下的斑茅，所选斑茅的生境有弃耕农田（污染和未污染）、同一污染源不同耕作（弃耕和撂荒）河滩及尾矿库岸边土壤；土壤类型有水稻壤、沙质土和红壤3种。

1.2 取样与理化分析方法

每个样地采用对角线法挖取6株斑茅，计数每株斑茅的分蘖株数、测量株高和根系长度，采用50 cm×50 cm土壤环刀四分法取6份斑茅根系土壤样品。

1.2.1 土壤处理与植物处理

取自不同样地的土壤样品进行室温风干，四分法取部分样品用研钵捣碎，过100目筛后保存在干燥器皿中备用。所用容器使用前均用20%的HNO3浸泡24 h以上做净化处理，以避免样品遭受各种可能性污染。

不同样地采集的斑茅分地上部分和地下部分进行漂洗、杀青、干燥和研磨。漂洗用自来水充分冲洗后，经蒸馏水洗净，再用去离子水冲洗；杀青采用恒温干燥箱在105 ℃条件下烘30 min，干燥采用恒温干燥箱在70 ℃下烘至恒重，研磨并经100目筛后保存在干燥器皿中备用。

1.2.2 土壤及植物分析方法

土壤重金属含量采用盐酸∶硝酸∶高氯酸的体积比为5∶5∶2的消解方法；植物样品的重金属含量采用硝酸∶高氯酸的体积比为4∶1的消解方法；消解后土壤和植物样品用火焰原子吸收分光光度计(日立Z-2300，±0.001 mg·kg-1)行测定，Cd、Pb、Cu和Zn的波长分别为22 818、28 313、32 418 和21 318 nm，每样测定重复3次。土壤和水pH采用PHS-3C型pH计测定，土液质量比1:2.5。以中华人民共和国国家土壤环境质量标准（GB15618-1995）(土壤pH＜6.5, 土壤环境质理标准值（ mg·kg-1）是： Cd≤0.3，Cu≤50，Pb≤ 250，Zn≤ 200； 土 壤 pH 在 6.5～ 7.5的标 准 值 是： Cd≤ 0.6，Cu≤ 100，Pb≤ 300，Zn≤250)和农田灌溉水质标准（GB5084-92）（旱作pH5.5～8.5）进行对比分析。

1.2.3 土壤动物分离和鉴定

土壤动物分离——采样时，手拣收集大型土壤动物（体长2～20 mm），固定保存在75%的酒精中；采用干漏斗法（Tullgren法）[16]分离中（体长0.2～2.0 mm），小（体长0.2 mm以下）型土壤动物。

土壤动物鉴定——中小型土壤动物分离收集后，在体式显微镜（MOTICst-39）下观察计数，并根据土壤动物分类方法进行分类鉴定，一般土壤动物鉴定到类群（纲、目）水平[24-25]。土壤动物中幼体个体较多，且幼体与成体的生态位不同，因而将幼体和成体分开单列[16]。本调查不包括线虫。

1.3 数据分析方法

1.3.1 土壤重金属污染指标

土壤综合污染指数（PI）用公式（1）。

式（1）中：(Ci/Si)2max为土壤污染物中污染指数最大值；(Ci/Si)2ave为土壤污染中污染指数的平均值。其中，PI≤0.7，污染等级为1级（安全）；0.7＜PI≤1，污染等级为2级（警戒线）；1＜PI≤2，污染等级为3级（轻污染，土壤轻污染、作物开始受到污染）；2＜PI≤3，污染等级为4级（中污染，土壤作物均受到中等污染）；PI＞3，污染等级为4级（重污染，土壤作物均受污染已相当严重）[23]。

植物富集重金属的评价方法用公式（2）。

1.3.2 土壤动物群落多度分析

土壤动物的多度按以下标准划分：个体数量占总捕获量10.00%以上者为优势类群； 1.00%～10.00%者为常见类群；不足1.00%者为稀有类群[26-27]。

土壤动物群落多样性分析[26-27]采用Shannon-Wiener多样性指数（H）、Simpson优势度指数（C）和Pielou均匀性指数（E），具体采用公式（3）～（5）。

式中：H为多样性指数，Pi为物种i占动物总个体数N的比例，即Pi=ni/N。

式中：S为动物种数。

土壤动物群落相似度分析 Jaccard相似性指数采用公式（6）。

式中：c为2个群落共有类群数；a和b分别为2个群落中的其中某一个群落样地A和样地B的类群数。75%～100%极相似；50%～74%中等相似；25%～49%中等不相似；0%～24%极不相似[16]。

2 结果与分析

2.1 不同样地斑茅根系下土壤pH、土壤重金属含量及斑茅中重金属富集系数分析

不同样地斑茅根系下土壤pH、土壤重金属含量及斑茅富集系数见表1. 按照斑茅根系土壤酸碱度排序：简屋村＞桐子坪村＞下塘村＞新温屋村，按多重金属综合污染指数大小排序：简屋村＞下塘村＞新温屋村＞桐子坪村，按斑茅富集系数超过1重金属种类多少排序：新温屋村＞桐子坪村＞下塘村＞简屋村。

2.2 同一植物不同土壤生境下土壤动物的群落结构特点

2.2.1 斑茅根系下土壤动物的群落结构特点

5个样地分离360份土壤样品共鉴定697只动物，分属2门（节肢动物门、环节动物门）9纲（蛛形纲Arachnida、弹尾纲Parainsecta、昆虫纲Nsecta、倍足纲Diplopoda、软甲纲Malacostraca、双尾纲Diplura、综合纲Symphyla、唇足纲Chilopoda、寡毛纲Oligochaeta）16目（蜱螨目Acarina、蜘蛛目Araneida、等足目Isopoda、双尾目Diplura、弹尾目Collembola、膜翅目Coleoptera、盲蛛目Opiliones、伪蝎目Pseudoscorpionida、 双 翅 目Diptera、 鞘 翅目Coleoptera、石蛃目Archaeognatha、半翅目Hempitera、同翅目Homoptera、原尾目Protura、缨翅目Thysanoptera和等翅目Isoptera）和3种昆虫幼体（鞘翅目幼虫Coleoptera larvae、双翅目幼虫Diptera larvae、鳞翅目幼虫Lepidoptera larvae）。

2.2.2 同一植物不同土壤生境下土壤动物的群落结构特点

同一植物不同土壤生境下土壤动物的群落结构特点见表2。

表2 不同样地斑茅根系下土壤动物群落结构Table 2 Soil animal community structeum u. in different S. arundinaceum plots

同一植物不同土壤生境下构成土壤动物群落结构的类群组成及数量不同，从土壤动物群落结构类群和数量看，下塘村河滩、下塘村旱地和桐子坪村弃耕农田土壤动物丰富结构复杂。依照土壤动物类群数：下塘村旱地＞下塘村河滩＞桐子坪村＞简屋村＞新温屋村，依照土壤动物个体数：下塘村河滩＞下塘村旱地＞桐子坪村＞简屋村＞新温屋村。从土壤动物群落结构类群和数量看，下塘村河滩、下塘村旱地和桐子坪村弃耕农田土壤动物丰富结构复杂，简屋村和新温屋村结构简单，常见类群的减少。

不同样地优势类群、常见类群和稀有类群组成有差别，其中，蜱螨目和膜翅目的蚂蚁是5个样地共有的优势类群；弹尾目在铜铁矿、铅锌矿和无矿场污染的土壤是优势类群，在钨矿污染土壤是常见类群；蚯蚓是无矿场污染的土壤是优势类群；蜘蛛目和鞘翅目是铜铁矿、铅锌矿、钨矿污染的土壤的常见类群，在无矿场污染的土壤没有分布；3种昆虫幼体、唇足纲、倍足纲、软甲纲、双尾纲和寡毛纲构成停产的钨矿和无矿场污染土壤的常见类群，寡毛纲构成无矿场污染土壤的优势类群，综合纲只出现在无矿场污染的壤。

2.3 同一植物不同土壤生境下土壤动物的多样性特点

应用Simpson优势度指数/Shannon-Wiener多样性指数和Pielou均匀性指数对5个样地斑茅根系下土壤动物群落多样性的水平进行测定见表3。结果显示:Shannon-Wiener多样性指数差别明显，最高的是下塘村旱地（3.00），依次为桐子坪村（2.86）、下塘村河滩（2.63）、简屋村（1.93）和新温屋村（1.69）；Simpson优势度指数在5个样地差别不明显，在最高的是桐子坪村（0.84）、下塘村旱地（0.78）、下塘村河滩（0.74）、简屋村（0.69）和新温屋村（0.68）；Pielou均匀度指数也是差别不明显最高的是桐子坪村（0.77）、依次为新温屋村（0.73）、下塘村旱地（0.70）、简屋村（0.69）、下塘村河滩（0.63）。由于多样性指数是反映群落丰富度和均匀度的综合指标，综合3个指数结果，下塘村和桐子坪村斑茅根系下土壤动物群落结构和多样性占优势，简屋村和新温屋村土壤动物群落结构简单多样性指数低。

表3 不同样地斑茅根系下土壤动物多样性指数Table 3 Soil animal diversity index for S. arundinaceum root system under different plots

2.4 同一植物不同土壤生境下土壤动物组成的相似数

以不同植被下土壤动物类群数为基础，对不同植被下土壤动物群落类群组成进行相似数矩阵表（见表4）。新温屋村与简屋村相似性指数高达71.43%，是因为2者土壤动物群落结构简单，优势类群（蜱螨目、弹尾目和膜翅目）占比例高常见类群和稀有类群少导致，桐子坪村与下塘村河滩（63.16%）、下塘村河滩与下塘村旱地（60.87%）和桐子坪村与下塘村旱地（60%）3组土壤动物群落间的共有度较高，达中等相似（50%～74%），中等相似的是优势类群（蜱螨目、弹尾目和膜翅目）、常见类群（鳞翅目幼虫、鞘翅目幼虫、鞘翅目等）在3种不同样地间出现频率高，群落间的差别主要是稀有群落的不同所致；新温屋村与桐子坪村（28.57%）、新温屋村与下塘村河滩（27.78%）、新温屋村与下塘村旱地（26.32%）、桐子坪村与简屋村（25%）、下塘村河滩与简屋村（31.58%）、下塘村旱地与简屋村（30%）等10组不同样地组合中，6组斑茅根系下土壤动物群落间的共有度较低，为中等不相似（25%～49%），中等不相似占60%；不相似合计高达60%的原因在土壤综合污染指数及土壤酸碱度不同导致土壤动物常见类群和稀有类群差别比较大，即不同土壤生境生长的斑茅根系下土壤动物的群落组成与结构差别比较大。

表4 不同植物根系下土壤动物组成的相似数Table 4 Soil animal composition similarity for S. arundinaceum root system ufrom different plots /%

3 讨 论

新温屋村土壤强酸性（pH值3.84）和受到多金属（Cd、Pb、Cu和Zn）混合重度（P综7.33）污染，而且灌溉水来自山上的铜铁矿采矿场，夹带多种重金属的矿山废水源源不断的流入弃耕农田，是新温屋村斑茅根系下土壤动物群落结构简单的原因；简屋村铅锌矿尾矿库土壤斑茅根系下土壤动物群落结构简单的主要原因是土壤的多金属混合重度（P综31.54）污染，简屋村和新温屋村斑茅根系下土壤动物群落结构有着相似之处就是动物数量主要集中蜱螨目、弹尾目和膜翅目的蚂蚁。水源来自停产钨矿的下塘村不论是蜘蛛目和鞘翅目是铜铁矿、铅锌矿、钨矿污染的土壤的常见类群、在无矿场污染的土壤没有分布，说明蜱螨目、蚂蚁、蜘蛛目和鞘翅目在重金属污染的耐受性方面就有优势，蚯蚓是桐子坪村弃耕农田土壤的优势类群，新温屋村和简屋村斑茅根系土壤没有蚯蚓分布，蚯蚓是土壤污染的生物指标再次得到证明[28]。土壤常见类群和稀有类群类群数及个体数稀少，是对污染物敏感的土壤动物种群减少或消失导致的结果，与施时迪[29-32]等的研究结果相符合。

4 结 论

1）不同土壤污染环境斑茅根系下土壤动物的群落结构有差别，土壤综合污染严重程度、土壤强酸性和灌溉水的持续污染是抑制土壤动物的主要因素。

2） 蜘蛛目和鞘翅目在耐多金属污染有优势，综合纲和蚯蚓可以作为土壤清洁度的指示动物。

3） 斑茅对重金属的富集能力的大小与其根系下土壤动物群落结构多样性联系不大。

[1] 黄穗虹, 田 甜, 邹晓锦, 等. 大宝山矿周边污染土壤重金属生物有效性评估[J]. 中山大学学报: 自然科学版, 2007, 48(4):125-136.

[2] 邹晓锦, 仇荣亮, 周小勇, 等. 大宝山矿区重金属污染对人体健康风险的研究[J]. 环境科学学报, 2008, 28(7): 1406-1412.

[3] Zhuang P, Murray B. McBride, Xia H P, et al. Health risk from heavy metals via consumption of food crops in the vicinity of Dabaoshan mine, South China[J]. Science of the Total Environment, 2009, 407:1551-1561.

[4] Zhuang P, Zou B, Li NY, et al. Heavy metal contamination in soils and food crops around Dabaoshan mine in Guangdong,China: implication for human health[J]. Environmental Geochemistry and Health, 2008, 31: 707-715.

[5] 束文圣, 张志权, 蓝崇钰. 广东乐昌铅锌尾矿的酸化潜力[J].环境科学, 2001, 22(3): 113-117.

[6] 王凡路, 吴瑞琴, 杨 兵, 等. 凡口铅锌矿湿地系统沉积物中重金属的分布[J]. 生态环境, 2003, l2(3): 292-295.

[7] 杨清伟, 束文圣, 林 周, 等. 铅锌矿废水重金属对土壤一水稻的复合污染及生态影响评价[J]. 农业环境科学学报, 2003,22(4): 385-390.

[8] 付善明, 周永章, 赵 宇, 等. 广东大宝山铁多金属矿废水对河流沿岸土壤的重金属污染[J].环境科学,2007,28(4):805-812.

[9] 杨 振, 胡明安. 大宝山采矿活动对环境的重金属污染调查[J]. 环境监测管理与技术, 2009, 18(6): 21-24.

[10] 周建民, 党 志, 司徒粤, 等. 大宝山矿区周围土壤重金属污染分布特征研究[J]. 环境科学学报, 2004, 23(6):1172-1176.

[11] 黄穗虹, 田 甜, 邹晓锦, 等. 大宝山矿周边污染土壤重金属生物有效性评估[J]. 中山大学学报: 自然科学版, 2007, 48(4):125-136.

[12] 陈清敏, 张晓军, 胡明安. 大宝山铜矿区水体重金属污染评价[J]. 环境科学与技术, 2006, 29(6): 64-71.

[13] 郑佳佳, 姜 晓, 张晓军. 广东大宝山矿区周围土壤重金属污染状况评价[J]. 环境科学与技术, 2008, 31(11): 137-145.

[14] 邹晓锦,仇荣亮,黄穗虹,等. 广东大宝山复合污染土壤的改良及植物复垦[J]. 中国环境科学, 2008, 28(9): 775-780.

[15] 林初夏, 龙新宪, 童晓立, 等. 广东大宝山矿区生态环境退化现状及治理途径探讨[J]. 生态科学, 2003, 22(3): 205-208.

[16] 束文圣, 叶志鸿, 张志权, 等. 华南铅锌尾矿生态恢复的理论与实践[J]. 生态学报, 2003, 23(8): 1629-1639.

[17] 孙庆业, 蓝崇钰, 黄铭洪, 等. 铅锌尾矿上自然定居植物[J].生态学报, 2001, 21(9): 1457-1462.

[18] 夏汉平, 束文圣. 香根草和百喜草对铅锌尾矿重金属的抗性与吸收差异研究[J]. 生态学报, 2001, 21(7): 1121-1129.

[19] 邢 丹, 刘鸿雁. 铅锌矿区重金属耐性植物与超富集植物筛选研究进展[J]. 安徽农业科学, 2009, 37(7): 3208-3209, 3329.

[20] 黄红英,徐 剑,白 音,等.大宝山污染弃耕农田不同植物对重金属的吸收与富集特征[J].广东农业科学, 2011, 38(20):142-144.

[21] 黄红英, 徐 剑, 白 音, 等. 大宝山矿污染弃耕农田不同恢复植被下土壤动物群落结构及多样性[J]. 中国农学通报,2011, 27(24): 80-85.

[22] 黄红英, 章家恩, 徐 剑,等.广东大宝山矿两种不同生境土壤动物群落结构的研究[J].韶关学院学报,2008,29(183):63-66.

[23] 许 超, 夏北成, 秦建桥, 等. 广东大宝山矿山下游地区稻田土壤的重金属污染状况的分析与评价[J].农业环境科学学报,2007, 26(增刊): 549-553.

[24] 尹文英. 中国亚热带土壤动物[M].北京:科学出版社,1992.

[25] 尹文英. 中国土壤动物检索图鉴[M].北京:科学出版社,1998.

[26] 马克平, 刘玉明. 生物群落多样性的测量方法. α多样性的测量方法(上)[J]. 生物多样性, 1994, 2(3): 162-168.

[27] 马克平, 刘玉明. 生物群落多样性的测量方法. α多样性的测量方法(下)[J]. 生物多样性, 1994, 2(4): 231-239.

[28] 高 岩, 骆永明. 蚯蚓对土壤污染的指示作用及其强化修复的潜力[J]. 土壤学报, 2005, 42(1): 140-148.

[29] 施时迪, 白 义, 马勇军. 重金属污染对土壤动物的毒性效应研究进展[J]. 中国农学通报, 2010, 26(14): 288-293.

[30] 杨 旭, 向昌国, 刘志霄. 重金属污染对土壤动物的影响[J].中国农学通报: 农业资源与环境科学, 2008, 24(12): 454-457.

[31] 张明明，闫文德，梁小翠，等.不同处理对樟树林土壤微生物数量的影响[J].中南林业科技大学学报,2012,32(3):114-118.

[32] 赵朝辉，方 晰，田大伦，等.间伐对杉木林林下地被生物量及土壤理化性质的影响[J].中南林业科技大学学报,2012,32(5):102-107.

Soil animal diversity in Saccharum arundinaceum root system under different soil habitats

HUANG Hong-ying1, XU Jian1, HUANG Zhi-hong2, BAI Yin1, ZHANG Wei-qun3, AN Chao-hua1, WANG Xiao-wei1, LI Ting1
(1.College of Yingdong Life Science, Shaoguan University, Shaoguan 512005, Guangdong, China; 2.School of Life Science and Technology, Central South University of Forestry and Technology, Changsha 410004, Hunan, China; 3. Shaoguan Institute of Agricultural Science, Shaoguan 512029, Guangdong, China)

For evaluation of reclamation potential of Saccharum arundinaceum Retz. grown under heavy metal contaminated soils，the field investigation was conducted in Shaoguan mine areas in June 2011 with four indicators including heavy metals concentrations in soil and in S. arundinaceum, soil animal community structure, and soil pH. The sampling plots were located at Xinwenwu Village (XwV) and Jianwu Village (JwV) (respectively corresponding to the currently in production of copper ore and lead-zinc mine near), Xiatang Village(XtV) (near to tungsten mine, shutdown 25 years ago), and Tongziping Village (TzV) (with no mine pollution in the vicinity). The results show that a) pH value of sampling plots was ranked as XwV (3.84) ＜ XtV (5.74 to 6.07) ＜ TzV (7.23) ＜ JwV (7.24); b) Integrated Pollution Index (IPI) was ranked as 31.54 (JwV) ＞ 25.01 to 27.01 (XtV) ＞ 7.33 (XwV) ＞ 1.12 (TzV); c) enrichment factor of S.arundinaceum was ranked as 6.16 for XwV ＞ 4.71 for TzV ＞ 0.77 to 2.50 for XtV ＞ 0.29 for JwV; d) soil animal biodiversity index for these plots was ranked as TzV ＞ XtV ＞ JwV ＞ XwV, which was based on Shannon-Wiener Diversity Indices (H) and Simpson Dominance Indices (C), and TzV ＞ XwV ＞ JwV ＞ XtV which was based on Pielou Uniformity Indices (E); and e) Jaccard Similarity Index (JSI) was 71.43% for plots from XwV contaminated with copper iron mine and JwV contaminated with lead-zine waste mine,and 60% for plots from XtV adjacent to tungsten mine cut-off 25 years and TzV without mine pollution in the vicinity, respectively.And these two types of plots were with different degrees of contamination. So JSI of these two types of plots varied from 25% to 30%,to be moderate degree of non-similarity. These results indicate that there was difference in the community structure of soil fauna in the S. arundinaceum community grown at different soil habitats with different degree of contamination, and diversity index was decreasing with increasing degree of pollution. These factors were the dominant factor in the decline of soil animal diversity including ISI, strongsoil acidic, and continued pollution of irrigation water. At the same time, the heavy metal enrichment capacity of S. arundinaceum had little effect on the soil animal community structure diversity.

Saccharum arundinaceum Retz.; root system；heavy metal pollution; community structure of soil animals; soil animal diversity

S718.69；Q958.1

A

1673-923X(2012)11-0079-06

2012-10-10

韶关市科技计划项目（韶科2010-67）；韶关学院科研项目（韶学院2010-207）

黄红英（1967-），女，广东乳源人，高级实验师，硕士，主要从事土壤生态学研究

黄志宏（1969-），男，湖北天门人，副教授，博士，从事土壤生态学方面的研究；E-mail: zhihongmay2004@yahoo.com.cn

[本文编校:吴 毅]