陶 敏 謝碧文 齊澤民 楊品紅 李 斌①

(1. 內(nèi)江師范學院生命科學學院 長江上游魚類資源保護與利用四川省重點實驗室 內(nèi)江 641112; 2. 湖南文理學院 水產(chǎn)高效健康生產(chǎn)湖南省協(xié)同創(chuàng)新中心 環(huán)洞庭湖水產(chǎn)健康養(yǎng)殖及加工湖南省重點實驗室 動物學湖南省高校重點實驗室 常德415000)

水質是水生態(tài)系統(tǒng)健康的重要指標, 進行水質評價是水體開發(fā)利用、保護與生態(tài)恢復的前提與基礎(焦珂?zhèn)サ? 2015)。早期的水質評價多針對理化指標(Bozzetti et al, 2004)。然而由于環(huán)境與生物之間的復雜相互作用, 僅僅用理化指標無法完整體現(xiàn)水體的健康狀況。作為水域的初級生產(chǎn)者, 浮游植物是整個水生態(tài)系統(tǒng)物質循環(huán)和能量流動的基礎(王愛愛等,2014), 在維持水生態(tài)系統(tǒng)平衡中起著重要作用。浮游植物群落結構對水環(huán)境條件變化敏感, 其種類組成和分布格局對環(huán)境變化具有重要指示作用, 已被廣泛應用于水質評價中(況琪軍等, 2005; 王愛愛等,2014; 茍婷等, 2015; 楊敏等, 2015)。

沱江為長江上游重要支流, 流域內(nèi)人口密度高,工農(nóng)業(yè)發(fā)達, 污染嚴重, 富營養(yǎng)化程度在四川省主要河流中最高(劉佳等, 2012)。2003年的特大水污染事件(孫莉等, 2005)引起了學者們對沱江水質的密切關注, 從各種理化指標的角度對沱江水質進行評價(謝賢健等, 2009; 肖玖金等, 2011; 周實際等, 2011; 劉建平, 2013; 陳雨艷等, 2015; 周開錫等, 2015), 而生物學監(jiān)測方面的研究仍停留在20世紀80、90年代(李進, 1986; 楊昌述, 1987)。本研究對沱江中下游10個斷面開展采樣調查, 從理化指標和浮游植物兩個角度出發(fā)進行水質評價, 為沱江水體健康狀況提供重要的基礎數(shù)據(jù), 也為水體的利用及河流生態(tài)修復提供參考資料。

1 材料與方法

1.1 樣品采集與分析

1.1.1 采樣點布設 根據(jù)研究江段周邊環(huán)境特點,在城市區(qū)(蓮花山、資陽一橋、西林渡口、沱橋)、工業(yè)區(qū)或建筑工地附近(麻柳壩工業(yè)園、資州大橋)、城郊上游或鄉(xiāng)鎮(zhèn)(順河場鎮(zhèn)、五里店水電站、銀山鎮(zhèn)、二水廠)布設采樣斷面 10個(圖 1)。各采樣點環(huán)境描述參考陶敏等(2016)。

圖1 采樣點分布圖Fig.1 Map of sampling sites

1.1.2 樣品采集 于2013年8月(豐水期)與11月(枯水期)在研究江段進行采樣和調查。表層水樣以辛德勒采水器(Schindler-Patalas trap)采集。水化學及葉綠素樣品直接裝入干凈的樣品瓶密封, 冷藏帶回實驗室。同時將1L浮游植物定量樣品裝入樣品瓶并立即加入魯哥氏試劑(Lugol’s reagent) 現(xiàn)場固定。浮游植物定性樣品用 25號浮游生物網(wǎng)在水面下作“∞”字型撈取并過濾收集, 加入4%甲醛現(xiàn)場固定。

1.1.3 浮游植物樣品的處理與分析 將浮游植物定量樣品在浮游生物沉淀器中避光靜置沉降 48h, 以虹吸法去除上層清液后, 濃縮定容至 50mL, 加入數(shù)滴甲醛溶液保存。計數(shù)方法參照章宗涉等(1991), 種類鑒定參考胡鴻鈞等(2006)。

1.1.4 理化指標的分析測定 使用塞氏盤(Secchi disc)、便攜式溶解氧測量儀(YSI-550A)、電導率儀(Mettler Toledo SevenGo SG3)等設備對研究區(qū)域透明度(Secchi Depth, SD)、水溫、pH、溶解氧(DO)和電導率(Conductivity)等進行現(xiàn)場測定。總氮(TN)、氨氮(NH4-N)、硝酸鹽氮(NO3-N)、總磷(TP)、正磷酸鹽(PO4-P)、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、葉綠素a(Chl a)含量在實驗室中按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(國家環(huán)境保護總局, 2002)進行分析。

1.2 評價方法

1.2.1 優(yōu)勢種與優(yōu)勢度 浮游植物優(yōu)勢種依據(jù)各種的優(yōu)勢度指數(shù)(Y)值進行鑒別(劉成士等, 2015)：

式中, Pi為第i種浮游植物豐度與樣品中浮游植物總豐度的比值(ni/N), fi為第i種浮游植物在各采樣點出現(xiàn)的頻度。Y≥0.02的物種為優(yōu)勢種。

1.2.2 綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù) 以總氮(TN)、總磷(TP)、高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、葉綠素a(Chl a)和透明度(SD)為評價指標, 采用湖泊(水庫)富營養(yǎng)化評價方法及分級技術規(guī)定(中國環(huán)境監(jiān)測總站, 2001)中的綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù) TLI(∑)評價方法與標準對沱江營養(yǎng)狀態(tài)進行分析。

式中, Wj為第 j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的相關權重;TLI(j)為第 j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)。TLI(∑)≤30時為貧營養(yǎng)狀態(tài); 30＜TLI(∑)≤50為中營養(yǎng)狀態(tài);TLI(∑)＞50 則為富營養(yǎng)化狀態(tài), 其中 50＜TLI(∑)≤60為輕度富營養(yǎng)化, 60＜TLI(∑)≤70為中度富營養(yǎng)化,TLI(∑)＞70 為重度富營養(yǎng)化。

1.2.3 多樣性指數(shù) 同時運用 Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(H′)、Margalef豐富度指數(shù)(d)、Pielou均勻度指數(shù)(J)進行評價。計算公式分別為

式中, S為樣品中物種種類總數(shù), n為樣品中第i種浮游植物的豐度, N為樣品中浮游植物總豐度。H’＞3時為輕或無污染, 1—3為中污染, 其中2—3為β-中污,1—2為 α-中污, 在 0—1之間為重污染。d＞5時為清潔, 在4—5之間為寡污型, 3—4之間為β-中污, 1—3為α-中污, 0—1為重污染。J值在0.8—1.0之間時為清潔, 0.5—0.8為寡污型, 0.4—0.5為β-中污, 0.3—0.4為α-中污, 0—0.3為重污染(況琪軍等, 2005; 周廣杰等, 2006; 郭春燕等, 2010; Spatharis et al, 2011; 劉成士等, 2015; 楊敏等, 2015; 茍婷等, 2015)。

1.3 數(shù)據(jù)處理

本文統(tǒng)計分析采用 SPSS 19.0與 Salford Predictive Modeler (SPM) 7.0軟件實現(xiàn); 基本圖形繪制在Origin 9.0軟件中完成。

1.3.1 分類回歸樹 為分析營養(yǎng)狀態(tài)與生物多樣性與浮游植物密度之間的關系, 以H′、J、d、TLI(∑)以及采樣點類型(城市、農(nóng)村、工業(yè)區(qū))為預測指標, 采用分類回歸樹(classification and regression tree, CART)評價這5個預測指標的對浮游植物密度的重要性。對浮游植物密度進行常用對數(shù)(lg)轉換, 采用R2評價CART預測效果。CART分析采用Salford Predictive Modeler (SPM) 7.0。

1.3.2 聚類分析 為探尋浮游植物的空間分布差異, 根據(jù)浮游植物種類和密度, 利用SPSS 19.0軟件對不同采樣斷面的浮游植物進行聚類分析。浮游植物密度經(jīng)過平方根轉換。

2 結果與討論

2.1 沱江環(huán)境參數(shù)與營養(yǎng)狀態(tài)

2.1.1 主要環(huán)境參數(shù) 從季節(jié)來看, 沱江水體中的浮游植物密度、葉綠素a、TN與TP數(shù)值總體呈現(xiàn)出豐水期高于枯水期的趨勢; 與之相反, 透明度則表現(xiàn)為枯水期較高(圖2、圖3)。這一現(xiàn)象可能與豐水期較大的地表徑流量帶來的豐富氮磷(夏品華等, 2011)及該時期適宜的水溫、光照有關。其余參數(shù)無明顯的季節(jié)差異。

圖2 葉綠素a、透明度、高錳酸鹽指數(shù)、總氮和總磷的空間分布Fig.2 Spatial distribution of chlorophyll a, Secchi depth (SD), CODMn, TN and TP

圖3 浮游植物種類數(shù)與密度分布Fig.3 Spatial distribution of phytoplankton species and density

從空間分布來看, 豐水期研究區(qū)域上游河段(資陽市區(qū)) 的葉綠素 a、浮游植物密度與 TP等參數(shù)值均高于中、下游河段(資中、內(nèi)江市區(qū)), 見圖2、圖3。這可能與沱江上游磷礦開采有關(施澤明等, 2012),在豐水期高氮含量的情況下, 浮游植物的生長主要受到磷的限制(田時彌等, 2015), 故而上游水域因地表徑流帶來較多的磷, 浮游植物與葉綠素含量均較高?？菟竟?jié)葉綠素a、浮游植物密度與TN在中、下河段較高(圖2、圖3), 說明枯水期由于地表徑流沖刷力度降低, 帶入沱江中的氮素逐減少并成為藻類生長限制因子。在兩個季節(jié)中, 透明度變化與浮游植物密度變化規(guī)律不相符(圖2、圖3), 可能與沱江水體中泥沙含量有關。

2.1.2 綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù) 根據(jù)綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù) TLI(∑)的大小對研究江段水體進行富營養(yǎng)化狀態(tài)評價(圖4a), 沱江水質總體處于中-富營養(yǎng)狀態(tài)。與四川省其它主要河流如岷江、嘉陵江等相比, 沱江的TLI(∑)較高, 富營養(yǎng)化較為嚴重(劉佳等, 2012)?？菟竟?jié)水體整體為中營養(yǎng)狀態(tài)(＜50), 水質良好; 豐水期多存在各種程度的污染, 尤其是位于資陽市區(qū)的 1—3號采樣點, 富營養(yǎng)化程度較高(＞60)。豐水期較大的降水沖刷使得更多的氮磷營養(yǎng)進入水體, 尤其是較接近上游磷礦的江段, 富營養(yǎng)化水平較高, 而中、下游水體的自凈作用在一定程度上緩解了富營養(yǎng)化進程。

圖4 各種參數(shù)的空間分布情況Fig.4 Spatial distribution of various indicators

2.2 浮游植物群落結構分析與水質評價

2.2.1 浮游植物群落組成與優(yōu)勢種 調查期間共檢出浮游植物7門88種(屬), 其中綠藻種類數(shù)最多為37種(屬), 硅藻23種(屬), 藍藻15種(屬), 其它門類13種(屬)。浮游植物種類數(shù)在空間分布上變化不大,但在時間分布上有較大差異(圖 3), 該差異主要由藍藻和綠藻引起。豐水期各斷面種類數(shù)變化范圍為30—52種, 以6#最低, 4#最高; 枯水期為12—28種,3#最低, 9#最高。根據(jù)圖3, 豐水期浮游植物密度主要由藍藻(35%)、硅藻(35%)和綠藻(24%)組成; 枯水期硅藻成為優(yōu)勢類群(44%), 隱藻數(shù)量增多(18%), 藍藻和綠藻水平相當(15%)。浮游植物群落結構是評價水體富營養(yǎng)化的重要參數(shù)。一般認為甲藻、隱藻和硅藻易在中營養(yǎng)型水體中占優(yōu)勢, 綠藻和藍藻則易在富營養(yǎng)型水體中占優(yōu)勢(金相燦等, 1990)。沱江豐、枯水季節(jié)浮游植物群落結構分別為綠藻+硅藻+藍藻和硅藻+綠藻+隱藻, 由此推斷該江段目前應處于中到富營養(yǎng)狀態(tài), 尤其是豐水期, 富營養(yǎng)化程度更高, 這與前文營養(yǎng)狀態(tài)分析結果一致。

研究江段浮游植物優(yōu)勢種較多且優(yōu)勢度均不高(表 1), 表明其群落結構較復雜也較為完整。硅藻在兩個季節(jié)均有優(yōu)勢, 其中梅尼小環(huán)藻(Cyclotellameneghiniana)和花環(huán)小環(huán)藻(C. operculata)存在豐水期高峰, 脆桿藻(Fragilariasp.)、線形舟形藻(Navicula graciloides)和針桿藻(Synedrasp.)則在枯水期占優(yōu)勢。藍藻和隱藻有明顯的季節(jié)差異： 藍藻為豐水期優(yōu)勢類群, 優(yōu)勢種為湖泊假魚腥藻(Pseudanabaena limnetica)、拉氏擬柱孢藻(Cylindrospermopsis raciborskii)、微小平裂藻(Merismopedia tenuissima)和細小平裂藻(M. minima); 隱藻則主要在枯水季節(jié)占優(yōu)勢, 包括尖尾藍隱藻(Chroomonas acuta)、卵形隱藻(Cryptomonas ovata)和嚙蝕隱藻(C. erosa)。其它類群如綠藻和金藻優(yōu)勢種類少且優(yōu)勢度均較低。豐水期優(yōu)勢度最高的梅尼小環(huán)藻和微小平裂藻均為 α-中污指示種(沈蘊芬等, 1990), 且富營養(yǎng)化水體中常見的絲狀藍藻湖泊假魚腥藻(黃成等, 2011)等出現(xiàn)頻度亦較高, 說明該季節(jié)沱江已處于富營養(yǎng)化狀態(tài)?？菟竟?jié)優(yōu)勢種則反映出寡污-中污狀態(tài)(沈蘊芬等, 1990)。

表1 沱江浮游植物優(yōu)勢種及優(yōu)勢度Tab.1 Dominant species and dominance degree of phytoplankton in Tuojiang River

2.2.2 浮游植物群落聚類分析 聚類分析(圖 5)結果顯示, 研究江段中游3個位于五里店水電站壩下的斷面(5#、6#、7#)聚集為集合 1; 下游天宮堂水電站壩上 3個斷面(8#、9#、10#)與中上游的 4#斷面共同組成集合2; 上游南津驛水電站壩上3個斷面(1#、2#、3#)則聚為集合3。3個集合的藍藻、綠藻、硅藻、隱藻比例分別為15.6%、19.4%、50%、8.7%和33.7%、20.3%、30.5%、8.7%以及21.5%、17.7%、41.4、16.9%,硅藻在壩下集合 1中所占比例最大, 藍藻+綠藻在壩上集合2中最多, 隱藻則在壩上集合3中最多。由于水電壩的攔截作用, 大壩上下游之間生態(tài)條件會發(fā)生較大變化, 壩上湖泊區(qū)由于流速和透明度的變化其浮游植物群落結構也顯著區(qū)別與壩下區(qū)域(韓博平,2010; 楊敏等, 2015), 因此與壩下集合 1相比, 壩上集合2與集合3中湖泊型藍藻、綠藻類及隱藻增多,河流型硅藻類有所下降(邱光勝等, 2011), 這一變化趨勢與嘉陵江等鄰近水體接近(楊敏等, 2015)。

單因素方差分析(One-way ANOVA)顯示, 浮游植物密度與NH+4數(shù)值均表現(xiàn)出從集合1到集合3明顯升高的趨勢(P＜0.05, 表 2), 其余指標差異不顯著(P＞0.05, 表 2), 說明水電壩的建設與空間分布格局對水體多種營養(yǎng)鹽濃度作用較小, 但對與浮游植物群落結構已有影響。由于水電壩的攔截作用, 大壩上游附近區(qū)域流速減緩, NH+4等營養(yǎng)積累(趙晨等, 2014), 適宜浮游植物增殖, 故壩上集合2與3中浮游植物密度與NH+4均高于壩下集合1; 同為壩上采樣點, 較上游的集合3中NH+4濃度最高可能與沱江上游的企業(yè)污水排放有關(孫莉等, 2005),喜好NH+4的浮游植物(de Aldaet al, 1996)密度也隨之更高。

圖5 采樣點聚類分析樹狀圖Fig.5 Cluster analysis for the sampling sites

表2 沱江不同采樣斷面集群水體特征比較Tab.2 Comparison of biological and physiochemical parameters among sample sites in 3 groups

2.2.3 多樣性指數(shù) 沱江浮游植物多樣性指數(shù)變化趨勢如圖 4b—d。豐水期中各指數(shù)變化較為一致,物種多樣性指數(shù)H′平均3.66, 大致處于清潔狀態(tài), 最高值出現(xiàn)在 7#斷面(4.14), 最低為 6#斷面(1.98); 物種豐富度指數(shù)d平均6.21, 整體為清潔, 1#斷面最高(7.47), 6#斷面最低(4.39); 均勻度指數(shù)J平均0.69, 多為清潔-寡污狀態(tài), 與多樣性指數(shù)H′一樣, 最高與最低值分別出現(xiàn)在6#(0.84)和7#(0.40)。6#與10#等斷面物種多樣性與均勻度指數(shù)較低呈中度污染狀態(tài), 是由于細胞很小的群體藍藻, 如平裂藻屬(Merismopediaspp.)的優(yōu)勢造成。盡管該類藻細胞數(shù)量較大, 但對浮游植物生物量和水質的影響卻較小, 形成水華的可能性也較低, 根據(jù)此結果豐水期沱江處于清潔-寡污狀態(tài)?？菟诟髦笖?shù)一致性較差： 多樣性指數(shù)H′(3.13—4.21)與均勻度指數(shù)J(0.80—0.93)各點差異不明顯; 物種豐富度指數(shù)d最低值出現(xiàn)在 3#(3.12), 最高值為 8#斷面(5.40), 多數(shù)點處于輕度到中度污染狀態(tài)。三個指數(shù)中, 物種豐富度指數(shù)d(圖4)與浮游植物種類數(shù)(圖 3)變化趨勢一致性較好, 說明該指數(shù)對沱江中浮游植物群落物種數(shù)變化較為敏感, 因此按物種豐富度指數(shù)d評價標準, 枯水季節(jié)沱江各斷面多處于輕度到中度污染狀態(tài)。但是應當看到, 盡管從多樣性來說沱江污染程度較低, 其實營養(yǎng)水平和浮游植物群落結構卻呈現(xiàn)出明顯的富營養(yǎng)化狀態(tài)。由于環(huán)境的復雜性, 從不同角度評價水體狀態(tài)均有其局限性(易斌等, 2007), 綜合各種指標進行判定, 沱江污染程度仍不容樂觀。

2.3 浮游植物密度與營養(yǎng)和物種多樣性的關系

浮游植物群落結構受外界環(huán)境(營養(yǎng)水平)與內(nèi)部因素(種內(nèi)與種間關系, 即群落結構)的共同作用,從數(shù)據(jù)上來說, 浮游植物密度與營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)以及多樣性指數(shù)有某種關聯(lián)。以浮游植物密度為因變量,綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)和多樣性指數(shù)為自變量所作的分類回歸樹模型R2=0.93, 說明這兩類指數(shù)能較好地解釋浮游植物密度的變化。該模型將浮游植物密度數(shù)據(jù)作了3次細分(圖6)。第一個分支將4個物種豐富度較高(d＞6.56)并且浮游植物密度較高(未進行 lg轉換的平均值為 4.6×106cell/L)的樣品與其它樣品分離開來; 第二個分支又將 5個具有較低營養(yǎng)水平(TLI≤43.9)且浮游植物密度較低(平均值為0.4 ×106cell/L)的樣品從數(shù)據(jù)集中分離出來; 第三個分支將剩余的 11個樣品以J=0.85為標準分為兩部分, 均勻度低(≤0.85)的 8個樣品浮游植物密度相對較高(平均值為2.6×106cell/L), 均勻度較高(＞0.85)的 3 個樣品浮游植物密度較低(平均 1.0 ×106cell/L)。Shannon-Wiener多樣性指數(shù)(H′)與采樣點位置類型未被納入模型中。該模型顯示, 營養(yǎng)水平與物種豐富度較高, 但均勻度偏低的水體中, 浮游植物密度易出現(xiàn)高值。在營養(yǎng)物質富足的情況下, 浮游植物種類較多, 但有一部分為偶見種(俞秋佳, 2014), 少數(shù)優(yōu)勢種的大量繁殖降低了群落均勻度, 這些優(yōu)勢種若繼續(xù)發(fā)展, 水體就有發(fā)生水華的潛在風險(馮波等, 2008)。對漢江硅藻水華的研究表明, 較豐富的物種多樣性有可能是水華初期的特點(潘曉潔等, 2014)。因此在營養(yǎng)水平較高的水體中,為預警水華的發(fā)生, 豐富的浮游植物種類不僅不能成為放松警惕的原因, 更應成為密切監(jiān)測的理由。

圖6 浮游植物密度與綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)、多樣性指數(shù)間的關系Fig.6 Classification and regression tree of phytoplankton abundance versus trophic level index and diversity index x為未進行l(wèi)g轉換的浮游植物密度平均值; n為樣本數(shù)量

3 結論

根據(jù)綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)判斷沱江水體處于中-富營養(yǎng)狀態(tài), 富營養(yǎng)化程度較高。由于雨水淋溶沖刷作用和上游磷礦的影響, 豐水期污染程度高于枯水期,上游斷面高于較下游斷面。

從浮游植物群落組成來看, 沱江為中-富營養(yǎng)型水體, 其中豐水期為綠藻+硅藻+藍藻的形式, 枯水期為硅藻+綠藻+隱藻的形式, 仍表現(xiàn)出豐水期富營養(yǎng)化程度高于枯水期的狀態(tài)。優(yōu)勢種類的組成顯示, 沱江中浮游植物群落結構較為復雜和完整, 豐水期為α-中污染, 枯水期則為寡污-中污狀態(tài)。由于沿江梯級大壩的影響, 沱江水文條件與 NH4+分布具有明顯空間異質性, 導致了大壩上下游之間、上游斷面與下游斷面之間浮游植物群落結構與密度的差異, 整體表現(xiàn)出大壩上游湖泊型藻類數(shù)量增加、上游斷面浮游植物密度高于下游斷面的趨勢。盡管多樣性指數(shù)顯示沱江污染狀態(tài)較輕, 綜合考慮各類指標的局限性, 沱江污染程度仍不容樂觀。

沱江中浮游植物密度受到營養(yǎng)和群落結構的顯著影響： 在營養(yǎng)水平高, 物種豐富度較大但均勻度較低的情況下, 容易暴發(fā)水華。因此對于營養(yǎng)物質含量豐富并且浮游植物種類數(shù)較多的水體, 不能放松警惕, 應加強監(jiān)控。

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