底棲動物功能攝食類群對酸性礦山廢水的響應

蔣萬祥,賈興煥,唐 濤,蔡慶華,*

1 棗莊學院生命科學學院, 棗莊 277160 2 中國科學院水生生物研究所淡水生態與生物技術國家重點實驗室, 武漢 430072 3 中國林業科學研究院亞熱帶林業研究所國家林業局杭州灣濕地生態系統定位研究站, 富陽 311400

?

底棲動物功能攝食類群對酸性礦山廢水的響應

蔣萬祥1,2,賈興煥2,3,唐 濤2,蔡慶華2,*

1 棗莊學院生命科學學院, 棗莊 277160 2 中國科學院水生生物研究所淡水生態與生物技術國家重點實驗室, 武漢 430072 3 中國林業科學研究院亞熱帶林業研究所國家林業局杭州灣濕地生態系統定位研究站, 富陽 311400

為研究底棲動物功能攝食類群對酸性礦山廢水的響應機理及高嵐河硫鐵礦對香溪河生態環境的影響狀況,2006年9月、11月及2007年1月、3月、5月、7月對高嵐河3個河段12個樣點(受損河段G1—G3、恢復河段G4—G8、對照河段D1—D4)底棲動物進行了調研,同時測定了各樣點水體金屬含量(Cd、Cr、Cu、Mn、Pb、Zn、Fe、Al、Ca和Mg)、pH值、電導、水溫、總溶解性固體、鹽度、溶氧、流速、水深、水面寬度等理化指標。對3個河段底棲動物群落功能攝食類群群落結構及理化指標進行了對比分析,結果表明,受酸性礦山廢水的影響,受損河段金屬含量及電導、總固體懸浮物明顯高于對照河段和恢復河段,受損河段pH值顯著低于其他河段；而對照河段和恢復河段各項理化指標不存在明顯差異。共采集底棲動物213種,隸屬7綱,59科,四節蜉(Baetissp.)、側枝紋石蛾(Ceratopsychesp.)、鋸形蜉(Serratellasp.)和扁蜉(Heptageniasp.)為研究區域優勢類群；功能攝食類群相對豐度收集者最大,刮食者和濾食者次之,捕食者和撕食者最小,分別為48.8%、20.6%、17.0%、9.0%、4.7%。受損河段底棲動物各功能攝食類群密度和生物多樣性指數明顯低于對照河段和恢復河段,且組成相對單一；刮食者對酸性礦山廢水反應最為敏感。非度量多維標度排序和多響應置換過程分析表明,受損河段底棲動物各功能攝食類群群落結構同對照河段和恢復河段存在較大差異,而對照河段和恢復河段群落結構相似性較高。典型對應分析發現,礦山酸性廢水的排放是影響底棲動物功能攝食類群分布的主要因素。

底棲動物；功能攝食類群；酸性礦山廢水；高嵐河；香溪河

近年來,在研究生態系統的結構和功能時,生態學家越來越把注意力集中在對生物的非系統分類的分析上。群落生態學家正在試圖把生物類群劃分為具有共同功能特征或利用相同資源基礎的類群,他們以生態學而不是純粹的分類學標準為基礎,這有助于在生態學研究中簡化群落內物種之間的關系,使得生態系統的復雜性在研究工作中減小[1]。國際地圈-生物圈計劃(IGBP)的核心項目“全球變化和陸地生態系統”研究(Global Change and Terrestrial Ecosystem, GCTE)采用了以生物本身的功能來劃分類群的概念作為其運作計劃的基礎部分,并且指出可以通過把物種歸并為有限的幾個功能類群來了解生態系統的基本動態[2]。

酸性礦山廢水是金屬硫化物暴露于空氣和水中時在硫化細菌的作用下產生的[3],具有低pH值、高重金屬含量的特征。它往往通過地表徑流和地下滲透等形式,使得地表水和地下水酸化和鹽化,通常對生態區系產生較大的負面影響[4]。重金屬元素作為酸性礦山廢水攜帶的主要環境污染物,具有難降解、易積累、毒性大等特點,并具有通過食物鏈危害人類健康的潛在危險,備受環境工作者關注[5]。

底棲動物因具有較高的生物多樣性,移動能力弱,對污染等不利環境因素沒有或很少有回避性等特征[6-7],一直是評價河流生態系統健康最為重要的類群[8]。本研究選取香溪河主要支流高嵐河為對象,就該區域底棲動物功能攝食類群分布格局及其對酸性礦山廢水的響應性進行研究,以期為該區域生物多樣性保護、水質生物學評價及流域綜合管理提供相關數據及理論基礎。

1 材料與方法

1.1 樣點概況與設置

香溪河發源于神農架林區,干流全長94 km,流域面積3099 km2,是三峽水庫湖北庫區最大的支流,河口距三峽大壩壩首僅32 km,其健康狀況對三峽水庫水質有直接影響[9-10]。三峽大壩運行以來,香溪河因其地理位置的重要性而備受關注,相關研究頻見報道[11-18]。

高嵐硫鐵礦位于香溪河支流高嵐河的上游,雖因三峽大壩的修建于2004年前后停止開采,但廢礦產生的酸性廢水仍常年流入高嵐河,致使高嵐河成為一條典型的上源污染型河流[19]。本研究選取3個河段就底棲動物功能攝食類群對酸性礦山廢水的響應進行探討：1)自硫鐵礦到高嵐河支流夏陽河匯入點為受損河段,選取3個樣點(G1—G3)；該河段不同程度地被廢礦沉積物覆蓋,污染嚴重；2)以受污染的夏陽河作為對照河段,選取4個對照樣點(D1—D4),其中D1海拔較高,生境特征與硫鐵礦處相似；從夏陽河匯入點起選取5個樣點(G4—G8),作為恢復河段；由于夏陽河等支流的匯入及沉降作用,酸性礦山廢水對該河段的影響逐漸減小。

1.2 采樣時間和方法

2006年9 、11月及2007年1、3、5、7月每月中旬用40目網徑、采樣面積0.09 m2的索伯網(surber sampler)順水流方向沿斷面分左中右各采集1次,將網中的底棲動物揀出,分裝到3個標本瓶中,并用10%的福爾馬林液固定,標本帶回實驗室后分類[20-21]、計數,最后用吸水紙吸干底棲動物表面液體,用萬分之一天平(賽多力斯)稱重(濕重)。由于降雨導致突發性洪水,2006年9月和2007年5月僅采集G1—G5和D2—D4 8個樣點底棲動物,本研究共采集底棲動物標本192個。

1.3 底棲動物功能攝食類群劃分

底棲動物功能攝食類群(functional feeding groups,FFGs)最初是由Cummins[22]在20世紀70年代提出,主要分為刮食者(SC),主要以各種營固著生活的生物類群為食,如著生藻類等；撕食者(SH),主要以各種凋落物和粗有機顆粒(CPOM, 粒徑>1mm)為食；收集者(GC),主要取食河底的各種有機顆粒物；濾食者(FC),以水流中的細有機顆粒物(FPOM, 0.45mm<粒徑<1mm)為食；捕食者(PR),以捕食其它水生動物為食[23-24]。

1.4 項目測定與方法

pH值(pH)、電導(Conductivity,Cond)、水溫(Water temperature,WT)、總溶解性固體(Total dissolved solid,TDS)、鹽度(Salinity,Sal)、溶氧(Dissolved oxygen,DO)用HORIBA W-23多參數水質分析儀測定,流速(Velocity,V)用LJD型打印式流速儀測定斷面0.6倍水深處流速,水深(Water depth,Dep)和水面寬度(Water width,Wid)用卷尺測定。

用干凈的塑料瓶于每個樣點采集3個重復水樣,放于有冰塊的保溫箱中,帶回實驗室后將水樣用0.45 μm的微孔濾膜抽濾,取一定量抽濾后的水樣,配成1%HNO3的溶液,用電感耦合等離子體原子吸收發射光譜分析儀(ICP-AES)測量水樣中各種金屬含量。本研究測量的金屬指標有Cd、Cr、Cu、Mn、Pb、Zn、Fe、Al、Ca和Mg。

1.5 數據分析

本研究樣點圖制作使用的軟件為ArcGIS 10.0,方差分析使用的軟件為SPSS 11.5,非度量多維標度排序和多響應置換過程分析使用的軟件為PC-ORD 4.0,典型對應分析使用的軟件為Canoca 4.5。

圖1 香溪河水系及樣點分布圖Fig.1 Xiangxi River system and location of the sampling sites P表示硫鐵礦所在地；G1—G8表示高嵐河樣點，D1—D4表示對照河段樣點

2 結果與分析

2.1 水體理化指標

2.1.1 金屬元素分布規律

對高嵐河水體中Cd、Cr、Cu、Mn、Pb、Zn、Fe、Al、Ca和Mg等10種元素含量的分布規律進行分析(表1),結果表明,除Mg、Ca外,各種金屬含量在受損河段(特別是G1、G2點)明顯高于其它河段,各種金屬最高含量均出現在受損河段的G1點。Mg含量最高點出現在高嵐河下游樣點,從夏陽河匯入點開始,其在高嵐河水體中的含量表現出逐漸增加的趨勢。Ca、Mg含量沿高嵐河并未表現出明顯的下降趨勢,張建立等[25]認為是礦山酸性廢水與含Ca、Mg的碳酸鹽礦物接觸發生一系列化學反應所致。

2.1.2 其它理化指標分布規律

對各樣點pH值(pH)、電導(Cond)、總溶解性固體(TDS)、鹽度(Sal)、溶解氧(DO)、水溫(WT)、流速(V)、水深(Dep)、水面寬度(Wid)等9項理化指標進行分析(表2)。結果表明,電導、總溶解性固體在G1點含量明顯高于其它樣點；pH值在受損河段表現為較強的酸性,特別是在G1和G2兩個樣點,其平均值分別為3.87和4.83；溶解氧含量在G1和G2點也低于其它樣點。

2.2 底棲動物物種組成

本研究共采集底棲動物213種,隸屬7綱,59科,4亞科,138屬；水生昆蟲占絕對優勢,相對豐度為96.7%,分類單元數占總分類單元的91.0%。按照Bunn等[26]把相對豐度大于5%的類群定義為優勢種,發現四節蜉(Baetissp.)、側枝紋石蛾(Ceratopsychesp.)、鋸形蜉(Serratellasp.)和扁蜉(Heptageniasp.)為研究區域優勢類群,相對豐度分別為18.7%、11.3%、9.6%和7.2%。

對底棲動物功能攝食類群進行分析,發現收集者相對豐度最大,其次為刮食者和濾食者,捕食者和撕食者最小,相對豐度分別為48.8%、20.6%、17%、9%、4.7%。其中,收集者優勢類群為四節蜉、鋸形蜉、細蜉(Caenissp.)、直突搖蚊一種(Orthocaldiustvetenia)；刮食者優勢類群為扁蜉、瘤石蛾一種(Lithaxsp.)、高翔蜉(Europesp.)；濾食者優勢類群為側枝紋石蛾、短脈石蛾(Cheumatopsychesp.)、黑蠅(Simuliumsp.)、弓石蛾(Arctopsychesp.)；捕食者優勢類群為殼粗腹搖蚊(Conchapelopiasp.)、大蚊科一種(Dicranotasp.)、三角渦蟲(Dugesiasp.)、幽蟌科一種(Euphaeidae spp.)、流粗腹搖蚊一種(Rheopelopiaacra)、龍虱科一種(DytiscidaeLiodessussp.)、粗腹搖蚊一種(Rheopelopiaparamaculipennis)；撕食者優勢類群為倍叉襀一種(Amphinemurasp.)、擬卷襀一種(Paraleuctrasp.)、委瑞環足搖蚊(Cricotopusvierriensis)、環足搖蚊一種(Cricotopuspolitus)、諾蟲襀一種(Rhopalopsolesp.)。

表1 不同站位金屬含量平均值/(10-3mg/L)

表2 高嵐河各樣點理化參數的平均值

2.3 功能攝食類群群落結構特征

2.3.1 功能攝食類群相對豐度

對底棲動物功能攝食類群相對豐度空間動態進行分析(圖2),結果表明,高嵐河上游受損河段各樣點底棲動物功能攝食類群相對比較單一,僅2007年3月份G3號樣點采集到的底棲動物隸屬4個功能攝食類群,其次是2007年5月和2007年7月,G2號樣點采集到的底棲動物隸屬3個功能攝食類群,上游其它樣本底棲動物所屬功能攝食類群均不超過兩個,特別是G1點,在2006年9月、11月和2007年1月、7月均未采集到大型底棲動物；在受損河段采集到的所有樣本中,刮食者僅在2007年3月G3號樣點出現。

圖2 不同月份各樣點大型底棲動物各功能攝食類群的密度相對豐度 Fig.2 The density relative abundance of Functional Feeding Groups among different sites in different Month

2.3.2 功能攝食類群密度

對底棲動物功能攝食類群密度進行分析(圖3),結果表明,濾食者密度均值在對照河段、受損河段和恢復河段分別為425.6、8.2、715.7 個/m2；收集者密度均值在對照、受損和恢復河段分別為1812.8、26.3、1493.7 個/m2；捕食者密度均值在對照、受損和恢復河段分別為388.4、3.7、221.5 個/m2；刮食者密度均值在對照、受損和恢復河段分別為809.1、7.8、579.2 個/m2；撕食者密度均值在對照、受損和恢復河段分別為290.7、5.3、34.9 個/m2。方差分析(One-Way ANOVA)表明,各功能攝食類群密度在受損河段(G1—G3)明顯低于對照河段和恢復河段(P<0.01)；對照河段和恢復河段密度差異不顯著(P>0.05)。

圖3 底棲動物功能攝食類群密度空間分布Fig.3 The spatial distribution of functional feeding groups density

2.3.3 生物多樣性

對功能攝食類群生物多樣性進行分析(圖4),結果表明,對照、受損和恢復河段濾食者Shannon-Wiener多樣性指數均值分別為0.73、0.03、0.36；收集者分別為1.18、0.10、1.03；刮食者分別為0.84、0.01、0.84；捕食者分別為1.03、0.01、0.60；撕食者分別為0.25、0.00、0.08。對照、受損和恢復河段濾食者物種豐度均值分別為2.94、0.26、1.93；收集者分別為8.56、0.78、6.74；刮食者分別為4.64、0.11、4.17；捕食者分別為4.64、0.22、2.69；撕食者分別為1.55、0.15、0.64。

方差分析表明,收集者、刮食者、捕食者shannon-Wiener多樣性指數和物種豐富度均表現為對照河段和恢復河段均同受損河段差異顯著(P<0.05),對照河段同恢復河段差異不顯著(P>0.05)；濾食者shannon-Wiener多樣性指數和物種豐富度表現為對照河段>恢復河段>受損河段(P<0.05)；撕食者shannon-Wiener多樣性指數和物種豐富度均表現為對照河段同受損河段和恢復河段差異顯著(P<0.05),受損河段shannon-Wiener多樣性指數同恢復河段差異不顯著(P>0.05),受損河段物種豐富度同恢復河段差異顯著(P<0.05)。

圖4 功能攝食類群生物多樣性比較Fig.4 Comparison of functional feeding group biodiversityFC: 濾食者 filter-collector; GC: 收集者gather-collector; SC: 刮食者 scraper; PR: 捕食者predator; SH: 撕食者 shredder

2.3.4 非度量多維標度排序

根據6次采樣各樣本大型底棲動物功能攝食類群物種組成特點及各分類單元密度均值,對12個站位36個樣點(未采集到底棲動物的樣本不參與分析)的各功能攝食類群群落結構進行非度量多維標度排序(Non-metric multidimensional scaling, NMS)2維分析(圖5)。結果表明,各功能攝食類群底棲動物群落結構排序規律較為一致,即恢復河段5個樣點(G4—G8)與對照河段(D1—D4)距離非常近,而受損河段樣點(G1—G3)與恢復河段和對照河段樣點距離較遠；表明底棲動物群落結構在對照河段和恢復河段具有較高的相似性,而受損河段底棲動物群落結構同對照河段和恢復河段存在較大差異。應用多響應置換過程(multi-response permutation procedures, MRPP)分析進一步就底棲動物各功能攝食類群群落結構在3個河段間的差異進行分析,結果表明,受損河段底棲動物各功能攝食類群群落結構同對照河段和恢復河段差異極為顯著(P<0.01)。

圖5 底棲動物功能攝食類群群落結構非度量多維標度排序Fig.5 The non-metric multidimensional scaling ordinal configuration of macroinvertebrate functional feeding groups community structure二維解析壓力值 Final stress for 2-dimensional solution: FC=16.9, GC=10.6, SC=11.0, SH=15.1, PR=17.1

2.4 典型對應分析

為明確底棲動物功能攝食類群對環境因子的響應,對功能攝食類群群落結構同pH值(pH)、水深(Depth)、總固體懸浮物(TDS)、流速(V)、電導(Cond)、水溫(WT)、溶解氧(DO)、鹽度(Sal)、二氧化硅(SiO2)、Cd、Cr、Cu、Mn、Pb、Zn、Fe、Al、Ca和Mg進行典型對應分析(CCA)(圖6)。通過蒙特卡羅檢驗(Monte Carlo Permutation Test),排除貢獻小的因子,結果表明,濾食者受水溫、溶解氧、Zn、pH值和Ca影響最大(P<+0.05)；收集者受水溫、水深、溶解氧、鹽度、Ca和pH值影響最大(P<0.05)；刮食者受水溫、水深、河寬、Zn、Fe、Mn、Ca、總固體懸浮物和溶解氧影響最大(P<0.05)；捕食者受水溫、水深、河寬、溶解氧、鹽度、總固體懸浮物、Cd、Zn、Ca、Mg、pH值影響最大(P<0.05)；撕食者受水溫、水深、河寬、溶解氧、流速、pH值、電導、總固體懸浮物、Ca、Mg和Zn影響最大(P<0.05)。

圖6 底棲動物功能攝食類群同環境因子的典型對應分析Fig.6 CCA ordination diagrams of macroinvertebrates functional feeding groups: site-environment variable

3 討論

功能攝食類群對研究底棲動物群落結構和功能組成具有重要作用[27]。相對豐度反映了各站點功能攝食類群組成情況,本研究受損河段底棲動物功能攝食類群組成相對單一是其對酸性礦山廢水的響應；刮食者對酸性礦山廢水反應最為敏感,受損河段僅在2007年3月G3號樣點出現,主要是因為該河段底層為廢礦沉積物覆蓋,水體pH值較低,其主要食物來源附石性藻類生長受限。密度是各功能攝食類群實際分布情況的反映,受損河段底棲動物各功能攝食類群密度明顯低于其它河段,表明礦山酸性廢水的排放已經對底棲動物的生存產生了非常嚴重的影響。生物多樣性指數提供了更多有關群落方面的信息,多用來指示環境的變化[28]。各功能類群Shannon-Wiener多樣性指數和物種豐度在受損河段明顯低于其它河段,表明受損河段河流生態環境已受到嚴重破壞；撕食者多樣性指數在恢復河段明顯小于對照河段,是因恢復河段處于河流的中下游,植被郁閉度較低,河道中枯枝落葉等撕食者食物較之對照河段明顯減少,限制了撕食者的生存。

非度量多維標度排序被認為是最好的技術之一,它用于分析不同樣方群落結構的距離關系(相似性)十分適宜,直觀地將群落標于多維坐標中,特別適合連續梯度變化的群落關系分析[29]。本研究受損河段底棲動物各功能攝食類群群落結構同其它河段存在較大的差異,而恢復河段群落結構和密度、多樣性指數等參數一樣同對照河段較為相似,表明酸性礦山廢水對受損河段底棲動物群落結構產生了較大影響,隨著夏陽河等其它河流的匯入,使酸性礦山廢水得以稀釋,生境得到較大的恢復,底棲動物群落結構趨于復雜。

典型對應分析是把CA/RA和多元回歸結合起來,每一步計算結果都與環境因子進行回歸,詳細的研究生物與環境的關系。不同于直接梯度分析,CCA可以結合多個環境因子一起分析從而更好的反映群落與環境的關系。本研究底棲動物功能攝食類群群落結構同環境因子典型對應分析表明,除氣候的季節更替導致水溫、水深等理化因子的改變及底棲動物自身的季節性演替外,不僅酸性礦山廢水攜帶的金屬元素和低pH值水體對底棲動物群落結構已經產生了較大的影響,由于酸性礦山廢水的排放而導致水體中離子含量增加,溶解性固體含量增加及其沉積作用,及離子氧化對水體中溶解氧的消耗均對底棲動物群落結構遭成了較大影響。

河流連續統(River Continuum Concept, RCC)理論認為河流從源頭到河口是一個連續、統一的系統,這種連續性不僅是地理空間上的連續,更重要的是沿河縱向有機物數量、資源分配、水生攝食功能類群的連續[30]。通過比較研究發現,高嵐硫鐵礦產生的酸性礦山廢水對底棲動物功能攝食類群組成、密度、生物多樣性及群落結構均有顯著影響,酸性礦山廢水的排放嚴重影響了功能攝食類群的連續性,表明底棲動物功能攝食類群對礦山酸性廢水引起的生態效應的響應非常敏感。

致謝：中國科學院水生生物研究所董笑語幫助軟件使用,李鳳清、段樹桂先生協助野外采樣,特此致謝。

[1] Kikkawa J, Anderson D J. Community Ecology: Pattern and Process. Melbourne: Blackwell Scientific Publications, 1986: 65-99.

[2] 袁興中, 陸健健, 劉紅. 長江口底棲動物功能群分布格局及其變化. 生態學報, 2002, 22(12): 2054-2062.

[3] Sabatier S, Buchaca T, Cambra J, Catalan J, Guasch H, Ivorra N, Munoz I, Navarro E, Real M, Romani A. Structure and function of benthic algal communities in an extremely acid river. Journal of Phycology, 2003, 39(3): 481-489.

[4] Cherry D S, Currie R J, Soucek D J, Latimer H A, Trent G C. An integrative assessment of a watershed impacted by abandoned mined land discharges. Environmental Pollution, 2001, 111(3): 377-388.

[5] 程杰, 李學德, 花日茂, 唐俊, 盧洪秀. 巢湖水體沉積物重金屬的分布及生態風險評價. 農業環境科學學報, 2008, 27(4): 1403-1408.

[6] Heino J, Louhi P, Muotka T. Identifying the scales of variability in stream macroinvertebrate abundance, functional composition and assemblage structure. Freshwater Biology, 2004, 49(9): 1230-1239.

[7] Chainho P, Costa J L, Chaves M L, Chainho P, Lane M F, Dauer D M, Costa M J. Seasonal and spatial patterns of distribution of subtidal benthic invertebrate communities in the Mondego River, Portugal-A poikilohaline estuary. Hydrobiologia, 2006, 555(1): 59-74.

[8] Hawkes H A. Invertebrates as indicators of river water quality // James A, Evison L, eds. Biological Indicators of Water Quality. New York: John Wiley and Sons, 1979: 1-45.

[9] Wu N C, Tang T, Zhou S C, Jia X H, Li D F, Liu R Q, Cai Q H. Changes in benthic algal communities following construction of a run-of-river dam. Journal of the North American Benthological Society, 2009, 28(1): 69-79.

[10] 蔣萬祥, 傅小城, 唐濤, 蔡慶華. 香溪河水系大型底棲動物的群落結構及生態位. 應用與環境生物學報, 2009, 15(3): 337-341.

[11] Ye L, Cai Q H, Zhang M, Tan L. Real-time observation, early warning and forecasting phytoplankton blooms by integratinginsituautomated online sondes and hybrid evolutionary algorithms. Ecological Informatics, 2014, 22: 44-51.

[12] Wu N C, Jiang W X, Fu X C, Zhou S C, Li F Q, Cai Q H, Fohrer N. Temporal impacts of a small hydropower plant on benthic algal community. Fundamental and Applied Limnology (Archiv für Hydrobiologie), 2010, 177(4): 257-266.

[13] Zhou S C, Huang X F, Cai Q H. Temporal and spatial distributions of rotifers in Xiangxi Bay of the Three Gorges Reservoir, China. International Review of Hydrobiology, 2009, 94(5): 542-559.

[14] 蔣萬祥, 蔡慶華, 唐濤, 吳乃成, 傅小城, 李鳳清, 劉瑞秋. 香溪河大型底棲無脊椎動物空間分布. 應用生態學報, 2008, 19(11): 2443-2448.

[15] 蔣萬祥, 賈興煥, 周淑嬋, 李鳳清, 唐濤, 蔡慶華. 香溪河大型底棲動物群落結構季節動態初步研究. 應用生態學報, 2009, 20(4): 923-928.

[16] 張敏, 蔡慶華, 孫志禹, 邵美玲. 三峽水庫水位波動對支流庫灣底棲動物群落的影響及其時滯性. 應用與環境生物學報, 2015, 21(1): 101-107.

[17] 李斌, 申恒倫, 張敏, 蔡慶華, 邵美玲. 香溪河流域梯級水庫大型底棲動物群落變化及其與環境的關系. 生態學雜志, 2013, 32(8): 2070-2076.

[18] 邵曉陽, 黎道峰, 潭路, 蔡慶華. 三峽庫區銀魚生長特點及資源分析. 生態學報, 2011, 31(17): 4858-4865.

[19] 蔣萬祥, 唐濤, 賈興煥, 吳乃成, 段樹桂, 黎道豐, 蔡慶華. 硫鐵礦酸性礦山廢水對大型底棲動物群落結構的影響. 生態學報, 2008, 28(10): 4805-4814.

[20] Epler J H. Identification manual for the larval chironomidae (Diptera) of North and South Carolina. America: EPA Grant#X984170-97. 2001: 1-500.

[21] Morse J C, Yang L F, Tian L X. Aquatic Insects of China Useful for Monitoring Water Quality. Nanjing: Hohai University Press, 1994: 1-568.

[22] Cummins K W. Structure and function of stream ecosystems. Bio-science, 1974, 24(11): 631-641.

[23] Barbour M T, Gerritsen J, Snyder B D, Stribling J B. Rapid Bioassessment Protocols for Use in Streams and Wadeable Rivers: Periphyton, Benthic Macroinvertebrates and Fish. 2nd ed. Washington D C: U. S. Environmental Protection Agency, Office of Water, 1999: 270-324.

[24] Bode R W, Novak M A, Abele L E, Heitzman D L, Smith A J. Quality Assurance Work Plan for Biological Stream Monitoring in New York State. Albany, NY: NYS Department of Environmental Conservation, 2002: 1-115.

[25] 張建立, 沈照理, 李東艷. 淄博煤礦礦坑排水的水化學特征及其形成機理的初步研究. 地質論評, 2000, 46(3): 263-269.

[26] Bunn S E, Edward D H, Loneragan N R. Spatial and temporal variation in the macroinvertebrate fauna of streams of the northern Jarrah Forest, Western Australia: community structure. Freshwater Biology, 1986, 16(1): 67-91.

[27] Heino J. Functional biodiversity of macroinvertebrate assemblages along major ecological gradients of boreal headwater streams. Freshwater Biology, 2005, 50(9): 1578-1587.

[28] 吳乃成, 唐濤, 周淑嬋, 傅小城, 蔣萬祥, 李鳳清, 蔡慶華. 香溪河小水電的梯級開發對浮游藻類的影響. 應用生態學報, 2007, 18(5): 1091-1096.

[29] 厲紅梅, 蔡立哲, 林麗珠, 姚建彬. 深圳灣潮間帶底棲動物群落結構的等級聚類與非度量多維標度排序. 廈門大學學報: 自然科學版, 2001, 40(3): 735-740.

[30] 蔡慶華, 唐濤, 劉建康. 河流生態學研究中的幾個熱點問題. 應用生態學報, 2003, 14(9): 1573-1577.

Response of macroinvertebrate functional feeding groups to acid mine drainage in the Gaolan River

JIANG Wanxiang1,2, JIA Xinghuan2,3, TANG Tao2, CAI Qinghua2,*

1 College of Life Sciences, Zaozhuang University, Zaozhuang 277160, China 2StateKeyLaboratoryofFreshwaterEcologyandBiotechnology,InstituteofHydrobiology,ChineseAcademyofSciences,Wuhan430072,China3ResearchInstituteofSubtropicalForestry,CAF;WetlandEcosystemResearchStationofHangzhouBay,StateForestryAdministration,Fuyang311400,China

To study the mechanism underlying the responses of macroinvertebrate functional feeding groups to acid mine drainage and the influence of the Gaolan River pyrite on the ecological environment of the Xiangxi River system, macroinvertebrates were quantitatively investigated at 12 sites along 3 sections (Impacted portion: G1—G3, Recovering portion: G4—G8, Control portion: D1—D4) of the Gaolan River in September and November 2006 and January, March, May, and July 2007; a total of 192 macroinvertebrate samples were collected. Simultaneously, water samples were collected at each site and transported to the laboratory, where their concentrations of 10 metallic elements (Cd, Cr, Cu, Mn, Pb, Zn, Fe, Al, Ca, and Mg) were determined using ICP-AES. Other physical and chemical parameters were measured in the field: pH, conductivity, water temperature, total dissolved solid, salinity, and dissolved oxygen were measured using HORIBA W-23; flow velocity was measured using a hydrometric propeller; water depth and width were measured using a band tape. Comparative analyses were performed to study the macroinvertebrates′ functional feeding groups, community structure, and physicochemical parameters among the 3 sections of the Gaolan River. The results showed that metal content, conductance, and total dissolved solids were significantly higher in the impacted section than those in the control and recovering parts, especially at site G1; and there were no significant differences between the control and recovery sections. A total of 213 taxa belonging to 7 classes and 59 families were collected;Baetissp.,Ceratopsychesp.,Serratellasp. andHeptageniasp. were the dominant taxa, with relative abundances of 18.7%, 11.3%, 9.6%, and 7.2%, respectively. Gather-collector was the main functional feeding group in the Xiangxi River system, followed by scraper, predator, and filter-collector. The shredder feeding group only accounted for a small part, with relative abundances of 48.8%, 20.6%, 17.0%, 9.0%, and 4.7%, respectively. A one-way ANOVA was used to compare densities among the 3 river sections, and the main result showed that the functional feeding group density of impacted sites was significantly lower than those of other river sections. The same analysis was also used to analyze the biodiversity of the functional feeding groups among the 3 river sections. The results showed that the Shannon-Wiener diversity and richness of gathering-collectors, scrapers, and predators were lower in the impacted section than in the other 2 sections, but there were no differences between the control and recovering sections; the two indices of filter-collectors were highest in the control section, followed by the recovering section, and lowest in the impacted section. The diversity indices of Shredders in the control portion were significantly higher than those in the other 2 sections. Non-metric multidimensional scaling and multi-response permutation procedure analysis showed that the community structure of the macroinvertebrate functional feeding group in the impacted river section were significantly different from those of the control and recovering sections. Finally, canonical correspondence analysis was used to study the relationship between functional feeding group communities and physicochemical parameters, the results of which showed that acid mine drainage was the main factor impacting the community structures of macroinvertebrates functional feeding groups in the study area.

macroinvertebrate; functional feeding groups; acid mine drainage; Gaolan River; Xiangxi River

國家水體污染控制與治理科技重大專項(2012ZX07501002-007)；棗莊學院國家級基金預研究項目(2014YY03)

2015-04-14;

日期:2016-01-05

10.5846/stxb201504140760

*通訊作者Corresponding author.E-mail: qhcai@ihb.ac.cn

蔣萬祥,賈興煥,唐濤,蔡慶華.底棲動物功能攝食類群對酸性礦山廢水的響應.生態學報,2016,36(18):5670-5681.

Jiang W X, Jia X H, Tang T, Cai Q H.Response of macroinvertebrate functional feeding groups to acid mine drainage in the Gaolan River.Acta Ecologica Sinica,2016,36(18):5670-5681.