遼河流域大型底棲無脊椎動物環境壓力耐受值確定研究

中圖分類號：Q178.1 文獻標志碼：A 文章編號：1674-3075（2025）04-0194-14

耐受值（tolerancevalue，TV，亦稱為“耐污值\"能夠反映水生生物在時空尺度上同環境壓力之間的協同作用關系，即可以定量描述物種在環境壓力脅迫下的生存和繁殖能力（Bressleretal，2006）。用耐受值開展水質生物學評價由來已久，最早可以追溯到20世紀初，歐洲提出了用于評估有機污染強度的Saprobien系統（Kolkwitzamp;Marsson，1908；1909;Chutter，1972）。隨后各國學者逐步將耐受值廣泛用于水質生物學評價，并發展了基于耐受值的生物學指數，如HBI（hilsenhoffbioticindex）（Hilsenhoff，1987）、NCBI（north carolina biotic index）（Lenat，1993）以及基于耐受/敏感類群的物種豐富度和群落組成結構發展而來的生物完整性指數（indexofbio-logical integrity，IBI）（Karr，1981）。

隨著對水質生物學評價的深入研究，大型底棲無脊椎動物耐受值的準確性逐漸引起學術界的關注（Whittieramp;VanSickle，2010）。然而，早期耐受值研究存在顯著局限性。其一，缺乏定量化的計算方法。例如，Chutter（1972）和Hilsenhoff（1977;1987）都未明確指出如何計算得到物種耐受值，而是依據大量實測數據和物種對環境干擾的響應特征來確定。盡管Lenat（1993）提出通過判斷物種在某個已知水質等級下的出現頻率來確定耐受值的方法，一定程度上消除了由于專家經驗判斷而帶來的經驗性偏差，但仍存在生物評價信息重復利用的問題（Bressleretal，2006）。其二，由于地理區系的差異性和物種本身對環境壓力的適應性，導致同一物種對環境壓力所表現出來的響應特征不同。如果簡單地借用已有耐受值系統，會造成水質生物學評價結果無法客觀反映研究區水質狀況（Blocksomamp;Winter，2006；Carlisleetal，2007）。其三，最早針對有機污染推導而來的耐受值是否可以反映當前綜合環境壓力尚值得商榷（Bressleretal，2006；Whittieramp;VanSickle，2010）。水生態系統所面臨的環境壓力通常是多維度的，涵蓋了地理格局、物理生境和水環境質量等要素（Whit-tieramp;VanSickle，2010），而以往耐受值的確定多是針對單一污染物而并未考慮環境壓力的綜合影響效果。在生物評價研究過程中，許多學者試圖嘗試將一些環境中無關的變量整合為一個綜合變量（Bryceetal，1999;McMahonamp;Cuffney，2000;Brownamp;Ben-jaminVivas，2005）。但是僅有少數的研究探討了水生生物對綜合環境干擾變量的耐受值，例如Block-som和Winters（2006）、Bressler等（2006）以及Whittier和VanSickle（2010）針對大型底棲無脊椎動物做出了相關的研究，Meador和Carlisle（2007）針對魚類物種做了相關的研究。

我國對大型底棲無脊椎動物耐受值的研究起步較晚，且研究區域也僅限于少數流域，如江西廬山、安徽南部山區、秦淮河、長江三角洲和遼河流域等（王建國等，2003；王備新和楊蓮芳，2004；趙瑞等，2015）。同時，以往我國對水生生物耐受值的研究較關注水質級別劃分方法，例如王備新和楊蓮芳（2004）對以往使用的Shannon-wiener多樣性指數劃分水質級別的標準進行改進并提出五分法，最終使用累積分位數法計算得到了152個分類單元的耐受值；趙瑞等（2015）使用Simpson多樣性指數劃分了水質級別，最終計算并修訂了遼河流域大型底棲無脊椎動物193個分類單元的耐受值。然而，上述研究均忽略了綜合環境壓力變量對水生態系統的影響，難以全面反映水生生物對環境干擾的耐受性。因此，本研究針對以上問題，利用遼河流域2009一2013年采集的436個點位的水生態數據集，在綜合考慮物理生境、土地利用類型和水質參數等環境要素的前提下，使用主成分分析降維確定出代表全流域的綜合環境干擾變量，使用權重平均值法計算大型底棲無脊椎動物不同分類單元等級的耐受值，并對基于不同耐受值系統計算得到的生物評價指標的準確性進行了對比評估。本研究旨在建立適用于遼河流域的精細化耐受值體系，為北方相似流域的水生態評價提供科學依據。

1研究區域與方法

1.1 區域概況

遼河流域位于我國東北地區 （38^°43^′～45^°00^′N 116^°30^′～125^°47^′E） 。流域范圍涉及吉林、遼寧、河北和內蒙古四省（區）部分城市，涵蓋16市（地、盟）和65個縣（旗）。該流域北與松花江流域接壤，南與渤海灣相接，南北長約 706km ，東西寬約 490km ，全流域面積 21.9×10⁴km² 。遼河流域屬溫帶、暖溫帶半濕潤大陸性季風氣候，年降水量為 350～1000mm ，多集中在

6一9月，這幾個月的降水量可占到年降水量的 70% 以上，且降水自東向西遞減。地貌構成上，山地占流域總面積的 48.2% ，丘陵占 21.5% ，平原占 24.3% ，沙丘占 6% 。流域內自然植被類型多樣，具有明顯的從溫帶草原向暖溫帶闊葉落葉林過渡的特征。流域由2個獨立水系組成：一支為東遼河、西遼河于福德店匯流后的遼河干流，經雙臺子河由盤山入海，全長1394km ，其中干流長 516km ；另一支為渾河、太子河于三岔河匯合后經大遼河由營口入海，全長 415.4km ，其中大遼河長 94km 。本研究監測時段內西遼河干流、遼河干流西側的部分支流處于持續性干旱狀態。

1.2調查點位設置

調查區域涉及遼河全流域（圖1）。數據采集時間自2009年5月起，到2013年9月止。采樣時間段主要分成3個時段：2009年5月一2010年8月，主要在渾河-太子河流域進行采樣，其中太子河流域70個常規監測點位采集2次，其他支流的140個點位采集1次；渾河流域的62個采樣點于2010年5月完成采集；2012年9月和2013年9月分別在東遼河和遼河干流采集118個點位。2012年9月在西遼河流域采集了46個點位。本研究共計436個監測點位。

1.3生境狀況判定及水質測定

通過底質組成、生境復雜性、水質情況、人類活動強度等10項參數對生境（Habitat）進行現場評估（鄭丙輝等，2007）。每項參數分值為0＼～20，每個點位的生境評分由10項參數分值累加計算，得分越高表示生境質量越好。在采集大型底棲無脊椎動物的同時，對河流底質類型進行測量并按粒徑大小歸并為5類：① 巨石 （?256mm） ）； ② 大卵石（ ≥128mm ）； ③ 小卵石（ ?64mm ）； ④ 礫石 ≥8mm ）； ⑤ 泥沙（ ≤4mm 。

使用YSI便攜式多功能水質分析儀（YSI80）對pH、溶解氧（dissolvedoxygen，DO）、電導率（electricconductivity，EC）和總溶解顆粒物（totaldissolvedsol-ids，TDS）進行現場測定；參考《水和廢水監測分析方法》的方法對水體氨氮（ammonianitrogen， NH₃–N） 人總氮（total nitrogen，TN）、總磷（total phosphorus，TP）進行測定。

1.4土地利用數據解譯

定量獲取土地利用數據方式主要基于3種空間尺度（吳璟等，2008）：亞流域尺度（點位上游整個集水區域）、沿岸尺度（點位上游沿岸周邊 200m） 和局部尺度（點位上游 1km 河岸周邊 200m? ）。本研究土地利用數據基于亞流域尺度獲取。土地利用類型提取主要以三景Landsat5TM影像為數據源。為了去除由于農業收割而造成的影響，主要使用2007年9月以前的影像作為數據源（Dingetal，2013）。通過對遙感影像數據進行幾何精度校正、影像拼接、影像截取等預處理后，將流域景觀分為森林、草地、農業用地、城鎮用地、河流、水庫、灘地、沼澤、魚塘等9種類型。采用人工解譯和鄰近分類相結合的人機交互式解譯方法進行信息提取，同時考慮野外調查情況將初期的9種土地利用類型修訂為6種，依次為未開發用地、水域、林地、建筑用地、農田和草地。研究使用的代表人類干擾的土地利用類型為林地、建筑用地、農田和草地。

1.5大型底棲無脊椎動物采集及分類鑒定方法

使用索伯網（surbernet，網口規格 30cm×30cm 網兜孔徑60目）進行定量樣本的采集。在每個樣點選擇不同生境設置3個平行樣采集大型底棲無脊椎動物樣本，將采集到的樣本經粗挑選后裝入1L的標本瓶中，使用 75% 的酒精保存后帶回實驗室進行物種鑒定（渠曉東等，2007），樣品盡量鑒定到屬或者種。

1.6數據計算方法

1.6.1TV值依據物種出現頻率和相對豐度隨綜合環境壓力梯度的變化來確定。主要包括2個步驟：① 確定綜合環境干擾變量； ② 計算TV值。

1.6.2綜合環境干擾變量的確定和排序參考相關研究方法，將影響水生態系統的環境變量分為直接影響和間接影響。土地利用類型的改變不會直接作用于水生態系統，但會造成河岸帶棲息地質量退化和過量營養鹽和污染物進入河道，最終導致水生態系統嚴重退化（Allan，2004;Blacketal，2004；Dingetal，2013;Richardsamp;Host，1994;Rothrocketal，1998；

Stewartetal，2001;Wangetal，1997；Waters，1995;Zhangetal，2013）。因此，本研究將土地利用類型、物理生境、底質粒徑和水質等指標納入代表綜合人類干擾壓力的環境變量體系（表1）。其中，土地利用類型屬于流域尺度，而物理生境、底質粒徑和水質參數等屬于樣點尺度。

使用主成分分析（principecomponentanalysis，PCA）將代表人類干擾的環境變量（表1）合成一組相互無關的綜合指標，以揭示環境數據中的主要干擾壓力梯度（Legendreamp;Legendre，1998）。PCA分析前，對不滿足正態分布的環境變量進行數據轉換。連續的環境變量進行 log（1+x） 轉換，而百分比類型的數據進行反正弦平方根轉換（Legendreamp;Legendre，1998）。由于PCA分析中第一排序軸提供的信息量最大，因此本研究使用該軸代表環境變量的綜合壓力梯度（Bressleretal，2006）。

使用公式 ① 對壓力梯度軸進行0＼～10的標準化。

式中： P_CA 為每個點位在第一排序軸上的得分，P_CAmax 和 P_CAmin 分別為所有點位中 P_CA 得分的最大值和最小值， P_CAs 為每個樣點的綜合環境壓力強度。所選用的0＼～10分的劃分規則為， P_CAs 分值越小代表綜合環境干擾壓力越輕，反之則越強（Hilsenhoff，1987；Lenat，1993）。

1.6.3TV值計算主要為計算初始耐受值 （T_Vp） 和修訂耐受值 （T_Vr）2 個步驟

（1）初始耐受值 （T_Vp） 計算：首先剔除稀有物種，將出現點位 lt;3% 的分類單元剔除（Bressleretal，2006）。采用權重平均值法（weighted averaging ap-proach，WAP），依據公式 ② 計算各分類單元的初始耐受值 （T_Vp） 。

式中： W_Ai （weightedabundance）為分類單元 i 占其出現樣點所有物種數量的相對豐度比例， P_CAi 為第i 個樣點的壓力梯度得分。其中， W_Ai 需要進行反正弦平方根轉換。

（2）修訂耐受值 （T_Vr） 計算：一般情況下，物種隨環境干擾呈現單峰模式（圖2），但仍然會有線性和隨機的散點分布情況（Bressleretal，2006）。在壓力梯度較低的邊界，物種對環境壓力表現出敏感性；在壓力梯度較高的邊界，物種耐受性較強；在壓力梯度中等范圍或壓力梯度軸上，物種表現為中等耐受程度。因此，需要對 T_Vp 進行修訂。使用全部壓力梯度值的 2% 和 98% 分位數對 T_Vp 進行修訂得到最終的 T_Vr 。

虛線代表物種最終耐受值，即物種存活可忍耐的最大環境壓力梯度。

1.6.4同已有耐受值的比較將本研究計算得到的耐受值 T_Vr 與其他研究結果進行對比分析。對比對象包括Bressler等（2006）用相似方法計算的 T_Vr-B ，以及趙瑞等（2015）針對遼河流域用其他方法計算的 T_Vo 。本研究利用 T_Vr 與 T_Vr-B 、 T_Vr 與 T_Vo 之間的散點圖來判斷不同計算結果的相關性。

1.6.5判別能力評估通過判別效力（discriminationefficiency，DE）評估指標是否具有判別能力。DE可以定量化描述參考點位和受損點位之間指標的分布模式（Bressleretal，2006），計算公式如下：

式中： D_E 為判別效力； a 為在參考點位指標值25% 分位數以下的樣點數量， b 為全部的樣點數量。D_E 值越高代表該指標分辨能力越強。

為了保證研究方法的統一性，根據周瑩等（2013）在遼河流域的研究結果，最終選擇棲境法（物理生境評分 ?120 的點位為參考點位，評分 so 的點位為受損點位）篩選參考點位和受損點位。同時附加條件：人類活動強度和河岸土地利用類型這2項只要有一項得分 gt;16 即算作參考點位。

考慮到研究區域的局限性，本研究通過計算6個生物評價指標（表2）來確定 T_Vr 的判別能力。

為評估基于 T_Vr 計算系統的準確性，使用 T_Vr 計算各個點位的BI指數，并依據指數值與綜合環境壓力梯度構建壓力梯度模型。通過該模型，能夠更精準地判斷基于 T_Vr 的計算系統對環境壓力反映的準確性，完善對 T_Vr 在生物評價中應用的全面評估。

2結果與分析

2.1綜合環境壓力梯度

PCA分析結果顯示，第一和第二排序軸的解釋率分別為 53.5% 和 11.0% ，總和（ 64.5% 接近總解釋率的2/3（表3），因此對前2個排序軸的環境因子進行分析。第一排序軸主要反映物理棲息地質量的退化和土地利用方式的改變。自然用地方式中，林地面積（ForestArea）同軸一的相關性較高，而建筑用地面

積（ConstrArea）和農田面積（CropArea）同時位于軸一的右側，相關性也較高。涉及物理棲息地質量的不同底質類型在軸一兩側都有分布，且都同該軸有較高的相關性。代表不同干擾程度的底質類型分布在軸一的相反方向，卵石型的底質分布在負向，而代表中下游點位的均質性較高的泥沙型底質則分布在正向。在水質方面，軸一更多體現水體中鹽類的干擾，電導率和總溶解顆粒物均分布在軸一的正向，而營養鹽污染則更多地表現在第二排序軸方向。高溶解氧的點位基本都同較高棲息地（Habitat）評分的點位分布在同一個方向（圖3）。

2.2 T_Vp 和 T_Vr 的計算結果

經過稀有物種篩選，最終計算了10個綱級、23個目級、64個科級和108個最低分類單元（屬級和種級）的 T_Vp ，并對其進行修訂。一般情況下，物種對壓力梯度的響應有負向（negative，圖4）、受限制（limited，圖5）和正向（positive，圖63種形式。圖4中，物種相對豐富度隨壓力梯度的升高而逐步減少，表明這些物種為敏感型并具有較低的TV值。蓋蝽屬（Aphelo-cheirussp.）、耳蘿卜螺（Radixauricularia）、圓田螺屬（Cipangopaludina sp.）和舌蛭屬（Glossiphonia sp.）等物種相對豐度隨著壓力梯度增大而增加，且TV值較大，表明了這些物種耐受性較強。而圖5所示的物種隨壓力梯度并未有明顯的變化趨勢。

盡管 T_Vr 與 T_Vo 以及 T_Vr-B 之間具有顯著的相關性（圖 7，Plt;0.000 1） ，但決定系數較低 （R²_TVr-TV0=0.35 ，$R ^ { 2 } _ { ＼mathrm { ＼scriptsize ～ T V r - T V r - B } } = 0 . 4 2 ＼$ ，表明3種類型的TV值之間仍然具有差異。 T_Vr 普遍低于 T_Vo （表4），其中108個最低分類單元中，約 59.3%（64 個）的 T_Vr 小于 T_Vo 。

2.3 T_Vr 準確性評估

研究結果表明，在西遼河、東遼河和遼河干流以及渾太河3個子流域中，利用 T_Vr 計算的6個生物評價指數的判別能力均高于基于 T_Vo 的計算結果（圖8），表明 T_Vr 對環境壓力的指示能力要高于 T_Vo 。壓力梯度響應模型結果顯示（圖9），依據 T_Vr 計算的BI指數與環境綜合壓力梯度軸有很好的響應關系（ ?R²=0.63 ，Plt;0.000 1） ，進一步說明依據該方法建立的TV計算系統準確性較高，能有效區分遼河流域不同干擾程度的點位。

3討論

本研究計算的TV值主要用來描述遼河流域大型底棲無脊椎動物不同分類單元與環境干擾之間的耐受性特征。為了更好地體現物種與環境綜合干擾壓力之間的關系，采用PCA將影響生物群落的多個環境壓力降維生成綜合壓力梯度（第一排序軸）。在PCA分析中，選取環境指標包括現場測定的生境、水質和土地利用類型指標（Allan，2004；Bressleretal，2006；Jiang etal，2010；Gao etal，2014）。其中，林地與綜合壓力梯度軸呈正向相關，而耕地和城鎮用地則呈負向相關。與土地利用類型有緊密聯系的物理生境特征，在本研究中對變量信息也有較大的貢獻率（Richardsamp;Host，1994;Roth etal，1996;Allan etal，1997;Wangetal，1997）。營養鹽 （NH₃-N） 和鹽離子濃度（EC和TDS）與軸一呈顯著相關性，且此類污染物同農業用地比例升高有直接關系（Johnsonetal，1997；Allan，2004）。軸一僅解釋了 53.3% 的環境變量信息，而圖5和圖6的結果也進一步說明，物種的相對豐富度與軸一壓力并無顯著關系。但本研究運用PCA的目的并非是要解釋全部變量信息，而是盡可能多地篩選出表征綜合干擾壓力的環境指標并進行TV值計算。

本研究對比分析了 T_Vr 與 T_Vo，T_Vr 與 T_Vr-B 之間的差異。造成相同分類單元耐受值不同的原因是多方面的，例如計算方法和所針對的環境壓力不同。 T_Vo 是根據多樣性指數對各樣點進行水質分級，再用累積分位數法計算得到（趙瑞等，2015）。多樣性指數雖然能反映大型底棲無脊椎動物群落組成的部分特征，但同樣存在諸多的缺點，例如多樣性指數主要代表的是一個群落中各個物種組成之間的均勻程度，即使在環境壓力較大而敏感物種消失的點位，只要各個耐污物種的組成比例保證一定的均勻程度，同樣可以得到較大的多樣性指數分值，而這樣就會對樣點所受的環境壓力進行誤判。同樣， T_Vr-B 最初是針對美國密西西比河流域所發展的一套耐污值體系（ADEM/MDEQ，1995），其依據已分配壓力-敏感響應關系物種的出現與否來決定樣點的受損程度（Lenat，1993）。例如，當調查點位大規模出現蜉目水生昆蟲，隨同其出現的其他物種即被賦予較低的TV值而被認為是敏感物種。而事實上，在密西西比河流域，蜉蝣目、嘖翅目和毛翅目的水生昆蟲并不一定是常見和廣泛分布的物種。該方法計算出的物種耐受值并不一定能準確反映當地流域的真實狀況。本研究所用的方法并未使用任何一個先驗的物種敏感性判斷，而是嚴格按照物種出現數量與相關壓力之間的關系來計算。

此外，物種敏感性的地域差異也會導致 T_Vr 和 T_Vo 的差異。溪流的底質粒徑組成比例、水文情勢和理化參數等自然屬性在一定程度上也會影響物種耐受性。以底質組成為例，在一些區域，河流底質以泥沙為主，可能是一種自然現象；而在另一些區域，底質以泥沙為主，也可能是棲息地退化的表現。在這2種不同區域的河段中，常常會出現相似的物種組成。然而，相同的物種有可能被賦予高低不同的TV值。也就是說，一個適宜在泥沙底質中生存的物種，在過量泥沙輸入被視作環境壓力的區域，它可以指示該區域的壓力；而在底質類型本身就以泥沙為主且未受到干擾的區域，該物種則體現的是區域的自然屬性（Bressleretal，2006）。這也就解釋了為何修訂后的TV值比初始TV低。由于西遼河流經內蒙古高原，此區域河岸帶侵蝕較為嚴重，但是并未伴有其他諸如污染物排放和農業耕作的人為干擾，因此西遼河的底質泥沙含量較高也被視為自然現象（Gaoetal，2014）。而在遼河流域東南部山區，農業耕作導致河岸帶植被退化，底質由卵石過渡為泥沙，被視為嚴重的人類活動干擾（Gaoetal，2014）。該區域優勢物種可能對沉積物不敏感，可以較好地生存和繁殖于自然泥沙底質中和受人類活動干擾的泥沙淤積中（Relyeaetal，2011）。這充分說明物種敏感性具有地域限制，只有采用本地制定的耐受值才能準確反映當地受損狀況（Blocksomamp;Winter，2006;Bressleretal，2006;Carlisleetal，2007）。

物種針對環境壓力會表現出正向、受限制和負向3種潛在響應機制（Bressleretal，2006），本研究中以上現象均有出現（圖4＼～圖6。物種的相對豐度隨壓力梯度遞增或遞減較易理解，然而與壓力梯度無顯著變化趨勢尚需合理的解釋。其可能原因如下：（1）一個物種能夠在多個點位上對環境壓力表現出不同的敏感度；（2）多重壓力的協同作用能夠導致在不同壓力強度和級別下產生不同生物響應；（3）某些物種本身就具有對環境壓力的適應性，使其能夠在較寬的壓力范圍內生存繁殖。

盡管本研究計算的耐受值具有很好的準確性（圖8），但仍有改進空間。隨著監測數據的補充，先前被認為是稀有分類單元的TV值也會被納入現有耐受值系統。某些物種可能只針對一種壓力類型有響應特征，而對其他或者綜合壓力并無任何關聯。而本研究所建立的壓力梯度代表了綜合環境壓力（物理棲息地、水化學和土地利用特征）而并非一個具有針對性的壓力，因此可能導致某些物種的耐受性被誤判。隨著環境數據可用性的提高，有望針對某一壓力建立和計算耐受值，例如針對營養鹽（DelRosarioetal，2002）和底質含沙量的耐受值等（Rely-eaetal，2011；Zweigamp;Rabeni，2001）。以上研究將會使針對某一污染物的生物評價變得更加準確，為水生態管理和恢復提供更直接的技術指導。

4結論與展望

本研究以遼河流域多年監測數據為依據，通過構建綜合環境壓力梯度，對水生態健康評價常用的大型底棲無脊椎動物環境壓力耐受值系統進行了修訂研究。計算并比較了常用的108個最低分類單元的耐受值，突破了以往計算物種耐受值僅依靠水質污染程度或生物多樣性梯度的局限。依據本研究耐受值計算的水生生物評價指標對于環境壓力的判別能力顯著高于同流域其他研究和國外類似的研究結果，可以更準確有效地評估河流健康狀況。

影響水生態系統的環境壓力類型多種多樣，除了陸域景觀格局改變、水質污染和生境退化，還包括沉積物污染、水動力條件改變等。因此，未來應當盡可能多地將代表外部干擾壓力的環境要素納入綜合壓力梯度的確定過程，開展相應的水生物物種同環境條件變化之間的響應關系分析，并構建區域適用性的評價指標，以期更科學客觀地評估河流健康狀況并制定行之有效的保護修復策略。

參考文獻

渠曉東，曹明，邵美玲，等，2007.雅襲江（錦屏段）及其主要支 流的大型底棲動物[J].應用生態學報，18（1）：158-162.

QUXD，CAO M，SHAOML，etal，2007.Macrobenthosin Jinping reach of Yalongjiang River and its main tributaries [J]. Chinese Journal of Applied Ecology，18（1）： 158-162.

王備新，楊蓮芳，2004.我國東部底棲無脊椎動物主要分類單 元耐污值[J].生態學報，24（12）：2768-2775.

WANG B X， YANG L F， 2004. A study on tolerance values of benthic macroinvertebrate taxa in Eastern China[J].Acta Ecologica Sinica，24（12）： 2768-2775.

王建國，黃恢柏，楊明旭，等，2003.廬山地區底棲大型無脊椎 動物耐污值與水質生物學評價[J].應用與環境生物學 報，9（3）： 279-284.

WANG J G， HUANG HB， YANG M X， et al， 2003. Tolerance values of benthic macroinvertebrates and bioassessment of water quality in the Lushan nature reserve[J]. Chinese Journal of Applied and Environmental Biology， 9（3）： 279- 284.

吳璟，楊蓮芳，姜小三，等，2008.浙江西苕溪土地利用變化對 溪流大型底棲無脊椎動物完整性的影響[J].生態學報， 28（3）： 1183-1191.

WU J， YANG L F， JIANG X S， et al， 2008. Evaluating the influence of land-use and land-cover changes on upper Xitiaoxi Watershed， Zhejiang Province， China， using macroinvertebrate-based biotic integrity index[J]. Acta Ecologica Sinica，28（3）：1183-1191.

趙瑞，高欣，丁森，等，2015.遼河流域大型底棲動物耐污值 [J].生態學報，35（14）：4797-4809.

ZHAO R， GAO X，DING S， et al， 2015. Tolerance values of macroinvertebrate taxa in Liao River basin[J].Acta Ecologica Sinica，35（14）： 4797-4809.

鄭丙輝，張遠，李英博，2007.遼河流域河流棲息地評價指標 與評價方法研究[J].環境科學學報，27（6）：928-936.

ZHENG B H， ZHANG Y，LI Y B， 2007. Study of indicators andmethodsforriverhabitatassessmentofLiaoRiverbasin[J]. Acta Scientiae Circumstantiae， 27（6）： 928-936.

周瑩，渠曉東，趙瑞，等，2013.河流健康評價中不同標準化方 法的應用與比較[J1.環境科學研究.26（4）：410-417.

ZHOU Y， QU X D， ZHAO R， et al， 2013. Standardized methodsfor selectingreference andimpaired sitesto evaluate river health[J]. Research of Environmental Sciences，26 （4）： 410-417.

ADEM/MDEQ，1995.Alabama/Mississippi Pilot Reference Site Project，1990-1994[R]. Alabama： Alabama Department of Environmental Management， Field Operations Division，ecological Studies Section;Mississippi Department of Environmental Quality， Office of Pollution Control，Biological Services Section.

ALLAN D， ERICKSON D，FAY J， 1997. The influence of catchment land use on stream integrity across multiple spatial scales[J]. Freshwater Biology， 37（1）： 149-161.

ALLAN JD，20o4. Landscapes and riverscapes： the influence of land use on stream ecosystems[J]. Annual Review of Ecology， Evolution， and Systematics，35： 257-284.

BLACK R W， MUNN M D， PLOTNIKOFF R W，2004. Using macroinvertebratesto identifybiota-landcoveroptima at multiple scales in the Pacific Northwest，USA[J]. Journal of the North American Benthological Society， 23（2）： 340- 362.

BLOCKSOM K， WINTERS L， 2006. The evaluation and development of a method for creating defendable，repeatable，objective and accurate tolerance values[M]. Ohio： US Environmental Protection Agency.

BRESSLER D W， STRIBLING J B， PAUL M J， et al， 2006. Stressor tolerance values for benthic macroinvertebrates in Mississippi[J]. Hydrobiologia， 573（1）： 155-172.

BROWN M T， BENJAMIN VIVAS M， 2005. Landscape development intensity index[J]. Environmental Monitoring and Assessment，101（1/2/3）： 289-309.

BRYCE S A，LARSEN D P， HUGHES R M， et al， 1999. Assessing relative risks to aquatic ecosystems： a mid-Appalachian case study1[J]. JAWRA Journal of the American Water Resources Association， 35（1）： 23-36.

CARLISLE D M， MEADOR M R， MOULTON S R， et al， 2007.Estimation and application of indicator values for common macroinvertebrate genera and families of the United States[J]. Ecological Indicators，7（1）： 22-33.

CHUTTER FM，1972. An empirical biotic index of the quality of water in South African streams and rivers[J]. Water Research， 6（1）： 19-30.

DEL ROSARIO RB， BETTS E A， RESH V H， 2002. CoW manure in headwater streams： tracing aquatic insect responses to organic enrichment[J]. Journal of the North American Benthological Society，21（2）： 278-289.

DING S， ZHANG Y， LIU B，et al， 2013.Effects of riparian land use on water quality and fish communities in the headwater stream of the Taizi River in China[J].Frontiers of Environmental Science amp; Engineering，7（5）： 699-708.

GAO X，NIU C J，CHEN Y S， et al， 2014. Spatial heterogeneity of stream environmental conditions and macroinvertebrates community in an agriculture dominated watershed and management implications for a large river （the Liao River， China） basin[J]. Environmental Monitoring and Assessment， 186（4）： 2375-2391.

HILSENHOFF WL， 1987. An improved biotic index of organic stream pollution[J]. The Great Lakes Entomologist， 20 （1）： 30-39.

HILSENHOFF WL，1977. Use of arthropods to evaluate water quality of streams[M]. Madison， WI： Dept. of Natural Resources.

JIANG X M， XIONG J， QIU JW， et al， 2010. Structure of macroinvertebrate communities in relation to environmental Variables in a subtropical Asian River system[J]. International Review of Hydrobiology， 95（1）： 42-57.

JOHNSON L， RICHARDS C，HOST G， et al， 1997. Landscape influences on water chemistry in Midwestern stream ecosystems[J]. Freshwater Biology，37（1）：193- 208.

KARR JR， 1981. Assessment of biotic integrity using fish communities[J].Fisheries， 6（6）： 21-27.

KOLKWITZ R， MARSSON M， 1908. Okologie der pflanzlichen saprobien[J]. Berichte der Deutschen Botanischen Gesellschaft，26（7）： 505-519.

KOLKWITZ R，MARSSON M， 1909. Okologie der tierischen saprobien. beitrage zur lehre von der biologischen gew?sserbeurteilung[J]. Internationale Revue der Gesamten Hydrobiologie und Hydrographie，2（1/2）：126-152.

LEGENDRE P， LEGENDRE L，1998.Numerical Ecology （English.）[M]. 2nd ed.New York： Elsevier.

LENAT D R，1993.A biotic index for the southeastern United States： derivation and list of tolerance values，with criteria forassigning water-quality ratings[J].Journal of the North American Benthological Society， 12（3）： 279-290.

MCMAHON G， CUFFNEY T F， 2000. Quantifying urban intensity in drainage basins for assessing stream ecological conditions1[J]. JAWRA Journal of the American Water Resources Association， 36（6）： 1247-1261.

MEADOR M R， CARLISLE D M，2007. Quantifying tolerance indicator values for common stream fish species of the United States[J]. Ecological Indicators，7（2）：329- 338.

RELYEA CD，MINSHALL G W，DANEHYRJ，2011. Stream insects as bioindicators of fine sediment[J]. Proceedings nfthe Water Fnvironment Federatinn 2nnn6）：663_686

RICHARDS C，HOSTG，1994. Examining land use influences on stream habitats and macroinvertebrates： a GIS approach1[J]. JAWRA Journal of the American Water Resources Association，30（4）：729-738.

ROTH N E，ALLAN JD，ERICKSON D L， 1996. Landscape influences on stream biotic integrity assessed at multiple spatial scales[J].Landscape Ecology，11（3）：141-156.

ROTHROCK JA，BARTEN PK， INGMAN GL， 1998.Land use and aquatic biointegrity in the Blackfoot River watershed，Montanal[J].JAWRAJournalof theAmericanWater Resources Association，34（3）： 565-581.

STEWARTJS，WANGLZ，YONSJ，etal，2O1.Influeces ofwatershed，riparian-corridor，andreach-scalecharacteristics on aquatic biota in agricultural watersheds1[J]. JAWRA Journalofthe American WaterResourcesAssociation，37（6）：1475-1487.

WANGLZ，YONSJ，KANEHLP，etal，997.Influenceso watershed land use on habitat quality and biotic integrity in Wisconsin streams[J].Fisheries，22（6）：6-12.

WATERSTF，1995.Sediment in streams：sources，biological effects，and control[M]. Bethesda， Md.： American Fisheries Society.

WHITTIERTR，VANSICKLEJ，2010.Macroinvertebratetolerance values and an assemblage tolerance index（ATI） for western USA streamsand rivers[J].Journal of the North American Benthological Society， 29（3）： 852-866.

ZHANG，ZHAO，KONG，etal，2013.Relationshipsbetween macroinvertebratecommunitiesandlandusetypeswithin different riparian widths in three headwaterstreams of Taizi River， China[J].Journal of Freshwater Ecology，28 （3）：307-328.

ZWEIGL D， RABENI CF，2001.Biomonitoring for deposited sedimentusingbenthic invertebrates：ateston4Missouri streams[J]. Journal of the North American Benthological Society，20（4）：643-657. （責任編輯 鄭金秀）

Determination of Environmental Stress Tolerance Values forBenthicMacroinvertebratesinLiaoheRiverBasin

ZHUOFengjin1，2，LI Zhao3， SHANGGuangxial，HEKan4，YANG Chen1， YANGZhongwen1，CHENLibin2，GAOXinl

（1. Chinese Research Academy of Environmental Sciences， Beijing 10oo12， P.R. China; 2. College of Resources and Environment， Yangtze University， Wuhan 430100，P.R. China; 3. China National Environmental Monitoring Centre， Beijing 10o012， P.R. China; 4.Panzhihua Ecological Environmental Monitoring Center Station of Sichuan Province， Panzhihua 617000，P.R.China）

Abstract： Tolerance values quantify the relative survival and reproductive ability of organisms under known environmental stressors，and are often used to construct an aquatic biological evaluation index. However， it is dificult to capture the total environmental stress onan aquatic ecosystem using only biodiversity，as attmpted in early efforts to calculate tolerance values.In this study， we developed a refined system of tolerance values for macroinvertebrates in Liaohe River basin by integrating water ecological data from 436 monitoring sites （2009-2013）. Principal component analysis （PCA） was used to develop comprehensive environmental stress gradients by combining physical habitat， water quality and land use variables.Then，based on the response of each taxon to the stress gradients，a weighted averaging method was used to calculate and compare the environmental stress tolerance values （ （T_Vr） of 205 benthic macroinvertebrate taxa from108 genera or species， 64 families，23 orders and 10 classes in the basin.Finally，linear regresson between the biological index and stressor gradients was established to assess the accuracy of tolerance values. We aimed to provide a standardized tolerance value system for evaluating stream health in Liaohe River basin.The environmental variables on the first axis of PCA explained 53.5% of the environmental stress，representing the comprehensive stress gradient. There was an excellent response relationship between the biological evaluation index based on T_Vr and the environmental stress gradients 0 R²=0.63 ， Plt;0.000 1 ），and the discrimination efficiency （DE） of the evaluation index was significantly higher than in previous studies.In West and East Liaohe River，the Liaohe River mainstem，and the three sub-basins of Huntai River，all six of the biological evaluation indices demonstrated superior discriminatory capacity compared to the pollution tolerance values （ （T_Vo） calculated using the cumulative quantile method. Studies confirm that the revised tolerance values more accurately reflect the tolerance of macroinvertebrates to comprehensive environmental stressors.These values can be effectively applied in biological assessmentsacross theLiaoheRiverbasinand similarnorthernriver systems，andprovidearobust toolforscientifically evaluating the ecological health ofrivers and formulating conservation and restoration strategies.

Key words： tolerance Value; benthic macroinvertebrates; Liaohe River basin; comprehensive environmental stressor