董雪劉曼紅于洪賢

( 東北林業(yè)大學，哈爾濱， 150040)

阿什河發(fā)源于大青山的南麓，流域經過五常、哈爾濱兩個市，于哈爾濱水泥廠的附近注入松花江。其流域污染源主要來自信義溝、流域沿岸工業(yè)點源污染、城鎮(zhèn)生活污水以及小工業(yè)企業(yè)分散排放的污廢水等［1］。阿什河自然資源豐富，上游主要植物群落有珍珠梅，五角槭，紅皮云杉，水曲柳等，是陸地和水生生態(tài)系統(tǒng)的重要能量來源。異源有機物(如枯枝落葉等凋落物)是水生生物的主要食物來源［2-11］。凋落物的分解是陸地及水生生態(tài)系統(tǒng)營養(yǎng)物質循環(huán)的重要環(huán)節(jié)，是生態(tài)系統(tǒng)功能的重要組成部分［2-6］。溪流中凋落物分解的過程一般可分為3 個階段［4］，即淋溶作用，樹葉的降解作用，以及由于底棲動物定殖和取食活動而造成樹葉的機械破碎。在實際過程中，樹葉凋落物在溪流中的分解是一個復雜的生態(tài)過程，其分解速率不僅與樹葉種類、河溪中微生物和底棲動物的活動等生物因素有關，還受河溪水質、水溫、流速及河床底質類型等非生物因素的影響［4，12-17］。溪河中樹葉凋落物分解速率對環(huán)境因子的變化是敏感的，通常被作為判斷河流健康受損與否的重要參數(shù)之一。國內外有關樹葉分解的研究在溫帶地區(qū)居多，熱帶和亞熱帶也已有研究，而寒溫帶的研究報道較少［18-27］。本研究通過復合網袋研究方法將珍珠梅樹葉放入阿什河的上游(森林段)、中上游(農田段)和阿什河口入松花江河段(城鎮(zhèn)段)，通過對比樹葉分解速率及其大型底棲動物功能攝食群的組成來評價人為干擾程度及該河流健康狀況提供理論依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

阿什河是松花江干流南岸支流，位于黑龍江省南部，地理位置為東經127°39′52．2″～126°43′20．1″，北緯45°19′54．7″～45°49′13．8″，干流總長213 km，流域總面積3 581 km2。阿什河屬于半山區(qū)河流，上游山巒起伏，生長著大片次生林，土壤為山地棕壤土，樣點底質以細砂為主，岸邊長滿珍珠梅(Sorbaria sorbifolia)等灌木草叢，四周被水曲柳，胡桃楸，五角槭等高大喬木包圍。中上游為丘陵平原，多為黑土，屬農業(yè)生產區(qū)，河谷兩岸為草甸土和潛育草甸土，流域下游有部分草甸黑土，流域內山地面積占51．8%，丘陵面積占15%，平原面積占33．2%，全流域森林覆蓋率面積為31%。流域東部為張廣才嶺余脈，是天然次生林［28］。阿什河下游流域工業(yè)發(fā)達，水泥廠、制藥廠等眾多行業(yè)，致使水質渾濁，散發(fā)惡臭氣味。

2 研究方法

2．1 樣品的采集

選擇阿什河上游河段的常見種薔薇科的珍珠梅的新鮮老熟樹葉，烘干后作為分解對象。于2014 年5 月7 日—2014 年5 月14 日制作復合型樣袋(15 cm×10 cm)27 袋，樣袋上半部為1．0 mm 孔徑的網布(5 cm×10 cm)，下半部為0．5 mm 孔徑的網布(10 cm×10 cm)。收集生長在阿什河上游溪流河岸帶的優(yōu)勢種珍珠梅的新鮮樹葉，帶回實驗室，將樹葉表面雜質洗凈放入瓷盤內，把樹葉放入干燥箱中60 ℃烘干至恒質量，稱量8．0 g 干葉片放于樣袋中，共稱量27袋，將放好樹葉的樣袋用針線縫好袋口。于2014 年5 月21 日分別放置在溪流中，并用鐵絲將樣袋穿連好放入阿什河上游(森林段)(N45°25′27．6″～45°21′15．5″)，中上游(農田段)(N45°19′54．7″～45°19′49．3″)，阿什河入松花江口(城市段)(N45°49′13．8″～45°49′09．9″)，并用大石塊壓住已連接好的樣袋兩端的鐵絲，以免被水沖走。分別在第21、42、77 d 取樣。每次分別將各河段的樹葉網袋隨機取出3 袋，立即低溫保存，帶回實驗室后，將樹葉上的大型底棲動物挑出并保存于75%的酒精中，然后將樹葉洗凈，分別裝入紙袋封好，置于恒溫干燥箱，60 ℃烘干至恒質量后稱取其質量。

2．2 水體理化參數(shù)測定

每次取樣時利用HANNA 公司生產的Hi8424型酸度計現(xiàn)場測量pH 值、水溫(T)、氧化—還原電位、水深、水面寬及流速等理化指標。流速(V)利用LS25-1A 型旋槳式流速儀現(xiàn)場測定。同時采集水樣帶回實驗室使用聯(lián)合消解法測定總氮和總磷。

2．3 數(shù)據(jù)處理與分析

試驗數(shù)據(jù)利用Excel 2007 進行處理。樹葉分解速率(k)用指數(shù)衰減模型［28］進行模擬，Wt=W0e-kt。其中，t 是分解時間(d);Wt是在時間t 時樹葉剩余的質量(g);W0是起始時樹葉的質量(g);k 是樹葉質量損失的分解速率常數(shù)。數(shù)據(jù)利用SPSS17．0 進行統(tǒng)計分析與檢驗。大型底棲動物的鑒定主要參照Dudgeon［25］和Morse［29］等的分類方法。

3 結果與分析

3．1 研究地水體理化特征

阿什河上游森林段，流速為(0．39±0．12)m·s-1，pH 值為7．40±0．39，水溫為(12．82±1．67)℃，總氮質量濃度(1．77±0．578)mg ∕L，總磷質量濃度(0．13±0．05)mg ∕L。阿什河中上游農田河段水流較緩，流速為(0．28±0．21)m·s-1，pH 值為6．91±0．04，水溫為(15．03±2．65)℃，總氮質量濃度(1．67±0．31)mg ∕L，總磷質量濃度(0．52±0．15)mg ∕L。阿什河下游城市段，水體渾濁并散發(fā)難聞的氣味，水體為靜水，pH 值為7．35±0．194 7，水溫為(18．33±2．82)℃，總氮和總磷質量濃度較高，分別為(1．81±0．24)和(0．72±0．132)mg ∕L。

3．2 阿什河3 個河段相同分解袋中樹葉的分解速率

在樹葉放入河流中的1 ～14 d 內，由于淋溶作用，樹葉的無機礦物質和可溶性有機物迅速流失，每段河流中相同分解袋內樹葉的干質量剩余率均迅速下降(表1)，在阿什河的森林段、農田段、城市段樹葉干質量剩余率分別為43．27%、42．87%、43．21%。

表1 不同河段珍珠梅干質量剩余率

利用指數(shù)衰減模型對不同河段樹葉干質量損失過程進行擬合，并計算不同河段樹葉的分解速率k值。阿什河森林段、農田段和城市段，分解速率k 都為0．02。

表2 不同河段樹葉的分解速率

3．3 不同河段樹葉上大型底棲動物的定殖

由表3 可見，在整個試驗過程中，從網袋收集到定殖在阿什河3 段河流中珍珠梅樹葉的大型底棲動物共41 種，隸屬5 目11 科。其中定殖在上游森林河段的大型底棲動物種類有25 種，定殖在農田河段的大型底棲動物種類有15 種，定殖在下游城市河段的大型底棲動物種類只有6 種。定殖在森林河段和農田河段的網袋中珍珠梅樹葉上的大型底棲動物種類差異不顯著(P＞0．05)，二者均以雙翅目為主，森林段和農田段與城市段的網袋中珍珠梅樹葉上的大型底棲動物種類差異顯著(P＜0．01)，城市段全部為寡毛類。最初14 d，大型底棲動物在樹葉上迅速定殖，其中定殖在上游森林河段珍珠梅樹葉上的大型底棲動物種類有7 種，平均每克干質量8．3 頭，定殖在中上游農田河段珍珠梅樹葉上的大型底棲動物有5 種，平均每克干質量2．6 頭，而定殖在下游城市河段珍珠梅樹葉上的大型底棲動物種類有5 種，平均密度為1．6 頭。14 d 時，定殖在上游森林段和中上游農田段的大型底棲動物主要以雙翅目的搖蚊居多，上游森林河段種類還包括襀翅目幼蟲(如綠襀科一屬Haploperla sp．1)和顫蚓目幼蟲(如克拉泊水絲蚓Limnodrilus claparedeianus)，農田河段還包括Serratella sp．1 等蜉蝣目幼蟲。而下游城市河段都是寡毛類。隨著時間的推移，定殖在3 個河段珍珠梅樹葉上大型底棲動物的總個體數(shù)和密度逐漸發(fā)生變化。

表3 定殖在3 個河段中珍珠梅樹葉上的大型底棲動物密度及功能攝食群

由表4 可見，42 d 時森林河段大型底棲動物密度達到最高峰10．1 頭·g-1，42 d 后隨著樹葉干質量下降，定殖在珍珠梅樹葉上的大型底棲動物數(shù)量也隨之減少，77 d 時密度最低為6．0 頭·g-1。而農田河段42 d 時大型底棲動物密度最低為1．13 頭·g-1，而在干質量剩余量僅為16．55%的77 d 時，大型底棲動物密度有所上升為2．5 頭·g-1。城市河段在42 d 時大型底棲動物密度為最高峰3．9 頭·g-1;77 d 時干質量剩余率，僅為13．52%，但大型底棲動物的密度較42 d 時并沒有明顯下降，為3．7 頭·g-1。整個試驗過程中森林河段定殖在珍珠梅樹葉上大型底棲動物密度均高于農田段和城市段，并在42 d 時森林和城市段的大型底棲動物密度均為最高峰，相反農田段則為最低。試驗不同時間、3 個河段定殖在珍珠梅上的大型底棲動物物種豐富度進行比較分析，研究發(fā)現(xiàn)森林段與農田段大型底棲動物類群差異不顯著(P＞0．05)，森林段和農田段與城市段大型底棲動物類群差異顯著(P＜0．01)，城市段在14 ～77 d 大型底棲動物類群均為顫蚓目。

表4 不同河段定殖在珍珠梅葉上大型底棲動物的平均密度及物種豐富度指數(shù)

3．4 不同河段大型底棲動物攝食功能群在珍珠梅樹葉中定殖比較

定殖在森林河段珍珠梅樹葉上的大型底棲動物主要以直接集食者為主，占43．7%;其次是撕食者和捕食者，各占39．3%和14．4%;最少為刮食者和過濾收集者，分別占1．5%和1%。農田河段珍珠梅樹葉上大型底棲動物直接集食者比例最高，為77．27%;其次是撕食者為13．63%和過濾收集者4．54%;最少為雜食者和捕食者均為2．27%。城市河段珍珠梅樹葉上大型底棲動物全部為直接集食者。

4 結論與討論

很多研究表明，樹葉所含的化學成分會影響樹葉分解速率，例如木質素或單寧含量的凋落物分解較慢，而營養(yǎng)成分豐富的樹葉則分解較快［4-5］。而本實驗只選珍珠梅樹葉作為研究對象，所以對珍珠梅葉片中的營養(yǎng)成分和木質素的含量對該樹葉分解速率的影響沒有研究，葉片中的營養(yǎng)成分和木質素的含量對樹葉分解速率的影響有待進一步研究。

阿什河上游(森林段)山巒起伏，生長大片次生林，土壤為山地棕壤土，樣點底質以細砂為主，為大型底棲動物的定殖提供良好的生境，共采集底棲動物有25 種;阿什河中游(農田段)是天然次生林，生境較好，其中定殖的大型底棲動物共15 種;阿什河下游(城市段)流域工業(yè)發(fā)達，水泥廠、制藥廠等眾多行業(yè)，水質渾濁，散發(fā)惡臭氣味，生境急差，其中共采集到6 種大型底棲動物。而3 種生境條件下，珍珠梅樹葉的分解速率差異不大，而造成的原因可能由于樹葉分解速率是環(huán)境因子綜合作用的結果，還有待于進步研究。

定殖在森林河段珍珠梅樹葉上的大型底棲動物主要以直接集食者為主，占43．7%;農田河段珍珠梅樹葉上大型底棲動物直接集食者比例最高，為77．27%;城市河段珍珠梅樹葉上大型底棲動物全部為直接集食者。一些研究表明［11］，河流中大型底棲動物的主要組成部分是撕食者和集食者。從攝食功能群來看，本研究中不同河段同種樹葉上定殖的底棲動物均以集食者為主，而樹葉的分解速率均為0．02。這說明直接集食的底棲動物豐富度與樹葉分解速率有顯著關系，與其他研究一致［27］。

［1］ 李靖菲，付強，孟慶國，等．阿什河流域污染現(xiàn)狀分析與污染治理初探［J］．水利科技與經濟，2012，18(3):42-46．

［2］ Alhamd L，Arakaki S，Hagihara A． Decomposition of leaf litter of four tree species in a subtropical evergreen broad-leaved forest，Okinawa Island，Japan［J］． Forest Ecology and Management，2004，202(1/3):1-11．

［3］ Moretto A S，Distel R A，Didoné N G． Decomposition and nutrient dynamic of leaf litter and roots from palatable and unpalatable grasses in a semi-arid grassland［J］． Appl Soil Ecol，2001，18(1):31-37．

［4］ Allan J D． Stream ecology:structure and function of running waters［M］． London:Chapman ＆ Hall Press，1995．

［5］ Webster J R，Benfield E F． Vascular plant breakdown in freshwater ecosystems［J］． Annual Review of Ecology and Systematics，1986，17:567-594．

［6］ Petersen R C，Cummins K W． Leaf processing in a woodland stream［J］． Freshwater Biology，1974，4(4):343-368．

［7］ Anderson N H，Sedell J R． Detritus processing by macroinvertebrates in stream ecosystems［J］． Annual Review of Entomology，1979，24:351-377．

［8］ Cummins K W． Stream ecosystem structure and function［J］． Bio Science，1974，24(11):631-641．

［9］ Webster J R，Benfield E F． Vascular plant breakdown in freshwater ecosystems［J］． Annual Review of Ecology and Systematics，1986，17:567-594．

［10］ Cusack D F，Chou W W，Yang W H，et al． Controls on longterm root and leaf litter decomposition in neotropical forests［J］．Global Change Biology，2009，15(5):1339-1355．

［11］ Vannote R L，Minshall G W，Cummins K W，et al． The river continuum concept［J］． Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences，1980，37(1):130-137．

［12］ Cummins K W，Klug M J． Feeding ecology of stream invertebrates［J］． Annual Review of Ecology and Systematics，1979，10(1):147-172．

［13］ Graca M A S． The role of invertebrate on leaf litter decomposition in streams:a review［J］． International Review of Hydrobiology，2001，86(4):383-394．

［14］ Robinson C T，Gessner M O． Nutrient addition accelerates leaf breakdown in an alpine springbrook［J］． Oncologic，2000，122(2):258-263．

［15］ Wallace J B，Webster J R． The role of macroinvertebrates in stream ecosystem function［J］． Annual Review of Entomology，1996，41(1):115-139．

［16］ Webster J R，Benfield E F． Vascular plant break-down in freshwater ecosystems［J］． Annual Review of Ecology and Systematics，1986，17(1):567-594．

［17］ Cummins K W． Stream ecosystem structure and function［J］． Bio Science，1974，24(11):631-641．

［18］ Gulis V，F(xiàn)erreira V，Graca M A S． Stimulation of leaf litter decomposition and associated fungi and invertebrates by moderate eutrophication:Implications for stream assessment［J］． Freshwater Biology，2006，51(9):1655-1669．

［19］ Nelson S M． Leaf pack breakdown and macroinvertebrate colonization:Bioassessment tools for a high-altitude regulated system［J］． Environmental Pollution，2000，110(2):321-329．

［20］ Pascoal C，Cássio F，Gomes P． Leaf breakdown rates:a measure of water quality［J］． International Review of Hydrobiology，2001，86(4):407-416．

［21］ Pascoal C，Pinho M，Cássio F，et al． Assessing structural and functional ecosystem condition using leaf breakdown:studies on a polluted river［J］． Freshwater Biology，2003，48 (11):2033-2043．

［22］ Benstead J P． Macroinvertebrates and the processing of leaf litter in a tropical stream［J］． Biotropica，1996，28(3):367-375．

［23］ 江明喜，鄧紅兵，唐濤，等．香溪河流域河流中樹葉分解速率的比較研究［J］．應用生態(tài)學報，2002，13(1):27-30．

［24］ Dudgeon D． Tropical asian streams［M］． Hong Kong:Hong Kong University Press，1999．

［25］ 顏玲，趙穎，韓翠香，等．粵北地區(qū)溪流中的樹葉分解及大型底棲動物功能攝食群［J］．應用生態(tài)學報，2007，18(11):2573-2579．

［26］ 闞春梅，劉曼紅，王令剛，等．亞布力山澗溪流2 種樹葉的分解速率與大型底棲動物定殖關系［J］．東北林業(yè)大學學報，2013，41(9):103-106，112．

［27］ 楊洪學，蒙寬宏，孟祥楠，等．阿什河流域不同林分類型枯落物持水能力研究［J］．防護林科技，2005(5):14-17．

［28］ Olson J S． Energy storage and the balance of producers and decomposers in ecological systems［J］． Ecology，1963，44(2):322-331．

［29］ Morse J C，Yang Liang Fang，Tian Li Xin． Aquatic insects of China useful for monitoring water quality［M］． Nanjing:Hehai University Press，1994．