吳斌，宋金明，李學(xué)剛

（1.中國科學(xué)院 海洋研究所 海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點實驗室，山東 青島266071；2.中國科學(xué)院大學(xué)，北京100049）

黃河口大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)特征及其與環(huán)境因子的耦合分析

吳斌1，2，宋金明1＊，李學(xué)剛1

（1.中國科學(xué)院 海洋研究所 海洋生態(tài)與環(huán)境科學(xué)重點實驗室，山東 青島266071；2.中國科學(xué)院大學(xué)，北京100049）

為探究復(fù)雜環(huán)境下的河口大型底棲生物群落結(jié)構(gòu)特征，研究了黃河口及其毗鄰海域內(nèi)14個站位的底棲生物群落結(jié)構(gòu)及其與主要環(huán)境因子的耦合關(guān)系。研究結(jié)果表明調(diào)查海域底棲生物群落組成和結(jié)構(gòu)的空間異質(zhì)性較高。底棲生物優(yōu)勢度不明顯，優(yōu)勢物種集中于河口附近站位。生物多樣性隨離河口距離增加而增加，物種豐富度和生物多樣性指數(shù)等的高值區(qū)均出現(xiàn)在遠(yuǎn)離河口的渤海灣和渤海中部站位，低值區(qū)位于近河口站位。對底棲生物群落的非參數(shù)多維排序（n MDS）和等級聚類分析顯示，底棲生物群落結(jié)構(gòu)相似性較低。豐度/生物量曲線（ABC曲線）分析顯示，黃河口底棲生物群落整體上處于穩(wěn)定狀態(tài)，但近河口和萊州灣中西部站位受到干擾影響，群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定。研究還表明生物量大的底棲生物（軟體動物）傾向于向重金屬含量較高的站位聚集。綜合沉積物化學(xué)、預(yù)測毒性和底棲生物群落結(jié)構(gòu)變化的評價結(jié)果可知，遠(yuǎn)離黃河口的沉積物環(huán)境質(zhì)量普遍較好，而河口附近的沉積物環(huán)境質(zhì)量較差。

大型底棲無脊椎動物；非參數(shù)多維排序；耦合關(guān)系；重金屬；黃河口

1 引言

大型底棲無脊椎動物（簡稱底棲生物）是海洋生態(tài)系統(tǒng)物質(zhì)循環(huán)和能量流動中積極的參與者，具有重要的生態(tài)學(xué)功能［1—2］。由于底棲生物具有特殊的分類多樣性、廣泛的生理適應(yīng)特性、多樣的攝食模式和營養(yǎng)關(guān)系，使其對多種環(huán)境脅迫具有敏感的特異性響應(yīng)特征［3］，研究表明底棲生物及其群落結(jié)構(gòu)具有重要的環(huán)境指示作用［4—5］。例如甲殼類動物是大型底棲無脊椎動物中對環(huán)境脅迫、人為擾動最敏感的生物種；多毛類動物則是相對最不敏感的生物種，后者在脅迫環(huán)境下，種群豐度和生物種數(shù)相對于敏感的甲殼類和軟體動物均呈增加的趨勢［6—8］。再比如清潔河口的底棲生物多樣性要比富營養(yǎng)化河口低，但生物密度相對較高［9］；而當(dāng)發(fā)生富營養(yǎng)化，甚至由此引起底棲環(huán)境處于厭氧狀態(tài)時，河口底棲生物將以機會種為主，如海稚蟲Spionidae sp.、小頭蟲Capitella capitata［10］。在沉積物質(zhì)量綜合評價領(lǐng)域，底棲生物常用來反映沉積物環(huán)境質(zhì)量狀況，其所代表的生態(tài)相關(guān)性是沉積物環(huán)境質(zhì)量評價的重要依據(jù)［11］。原因包括：第一，多數(shù)種類的底棲生物成體終身棲息在固定場所或只能在有限的范圍內(nèi)活動，與沉積物關(guān)系密切［12］；第二，底棲生物生活在致污物濃度較高的沉積底質(zhì)附近，受污染影響較大，對其響應(yīng)較敏感［13］；第三，致污物是引發(fā)底棲生物物種組成和群落結(jié)構(gòu)變化的重要原因［14—15］。由于水體重金屬最終沉降到沉積物中，底棲生物較易受到這些化學(xué)物質(zhì)的持久性影響，因此，研究底棲生物群落的結(jié)構(gòu)特征及其變化情況，可以指示生態(tài)系統(tǒng)健康狀況，并為沉積物環(huán)境質(zhì)量綜合評價提供關(guān)鍵信息。

黃河口是我國第二大河口，以入海輸沙量大而聞名于世。近十多年來，由于黃河上游調(diào)水調(diào)沙工程的實施，短期內(nèi)引發(fā)入海徑流和輸沙量等物理環(huán)境的大幅波動［16］。近30年的研究顯示，黃河口及其鄰近海域大型底棲生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生了一系列改變，其中以多毛類、甲殼類的比例增加，而雙殼類動物比例減小的變化趨勢最為明顯［17—18］。近年的研究表明，該海域已出現(xiàn)顯著的富營養(yǎng)化征兆［19］。以上研究均在一定程度上說明黃河口生態(tài)系統(tǒng)所受的環(huán)境壓力增加、生態(tài)系統(tǒng)健康狀況呈現(xiàn)惡化趨勢。盡管這方面的研究時有報道，然而有關(guān)該海域生態(tài)系統(tǒng)退化與環(huán)境因子的耦合關(guān)系的研究還較少，以底棲生物群落結(jié)構(gòu)為基礎(chǔ)的沉積物環(huán)境質(zhì)量綜合評價等方面的研究則更少。就目前而言，盡管河口沉積物質(zhì)量評價報道較多，但系統(tǒng)有效的評價體系尚未確立［20—21］。鑒于此，本文根據(jù)2010年7—8月黃河口生態(tài)調(diào)查結(jié)果，通過整合可獲得的資料，分析底棲生物的群落組成與結(jié)構(gòu)特征，評估底棲生物群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性，詮釋探明底棲生物群落與多種環(huán)境因子的耦合關(guān)系，以推進近海海域沉積物環(huán)境綜合質(zhì)量評價體系的完善和確立。

2 材料與方法

2.1 大型底棲無脊椎動物采集

于2010年7—8月在黃河口采集了14個站位的底棲生物樣品，站位設(shè)置如圖1所示。調(diào)查范圍位于37.3°～38.1°N，119.0°～119.5°E。采用0.05m2的箱式采樣器，以成功采集3次的樣品合并為該站位的樣品，樣品厚度為10～15 cm。樣品采集后，使用0.5 mm孔徑網(wǎng)篩分選樣品，采用70%的乙醇溶液現(xiàn)場進行固定。底棲生物的采集、固定等操作均根據(jù)《海洋調(diào)查規(guī)范》（GB 12763.6－2007）中海洋生物調(diào)查的有關(guān)規(guī)定進行。

圖1 底棲生物采集站位

2.2 數(shù)據(jù)處理與分析方法

2.2.1 底棲生物群落組成與結(jié)構(gòu)

通過計算物種優(yōu)勢度指數(shù)（Y）、Margalef物種豐富度指數(shù)（d）、Shannon—Wiener多樣性指數(shù)（H′）等單變量統(tǒng)計量比較不同群落的結(jié)構(gòu)差別［22］。Y用于指示某物種在種群中的優(yōu)勢地位，當(dāng)Y＞0.02時，即認(rèn)為該種為優(yōu)勢種［23］，根據(jù)優(yōu)勢度理論，優(yōu)勢度相對不明顯的底棲生物，其群落結(jié)構(gòu)相對穩(wěn)定，即優(yōu)勢度指數(shù)越小，表明群落內(nèi)物種數(shù)量分布越均勻，優(yōu)勢種的地位相對不突出。d即物種的數(shù)目，是最簡單的物種多樣性測度方法，H′則綜合了豐富性和均勻性兩方面的信息。試驗數(shù)據(jù)采用Excel 2003進行處理，計算方法如下：

式中，ni為第i種的總個體數(shù)，fi為該物種在所有站位上出現(xiàn)的頻率（%），Pi為該站位上第i種的個體數(shù)占總個體數(shù)的比率；N為所有站位上采集的總個體數(shù)，S為某站樣品中的物種數(shù)。

底棲生物群落結(jié)構(gòu)采用多變量統(tǒng)計分析方法，通過Bray—Curtis相似性矩陣對群落結(jié)構(gòu)進行非參數(shù)多維排序（non—metric multidimensional scaling，n MDS）和等級聚類分析。分析使用Primer5.0軟件，步驟如下［24］：（1）將豐度數(shù)據(jù)進行4次方根轉(zhuǎn)換，以站位的Bray—Curtis相似性分?jǐn)?shù)為基礎(chǔ)構(gòu)建相似性距陣；（2）采用類平均法進行等級聚類分析，采用Bray—Curtis相似性進行n MDS和聚類分析，其中n MDS的脅迫系數(shù)用來表示在數(shù)據(jù)降維過程的失真水平，該值越小，則標(biāo)序圖中的空間關(guān)系更能準(zhǔn)確表征數(shù)據(jù)信息；（3）使用相似性百分比分析（SIMPER）研究群落的特征物種和引起群落間差異的特征物種。

底棲生物群落穩(wěn)定性采用豐度/生物量曲線（ABC曲線）進行分析，以豐度和生物量原始數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，通過Primer5.0軟件作圖，在同一坐標(biāo)系中比較生物量優(yōu)勢度曲線和數(shù)量優(yōu)勢度曲線，確定底棲動物群落受到污染和擾動情況［25—28］。底棲生物群落結(jié)構(gòu)與主要環(huán)境因子的耦合關(guān)系分析采用SPSS軟件中的Pearson相關(guān)性（雙尾）程序進行檢驗。其中，配對沉積物中重金屬等環(huán)境因子數(shù)據(jù)參見吳斌等［29］的報道，重金屬的平均熵值（mean Effect Range Median Quotients，mERMQ）［30—31］系根據(jù)該文的數(shù)據(jù)計算得到，用以表征沉積物的總體毒性水平。分析前，對各項參數(shù)進行非參數(shù)Shapiro—Wilk正態(tài)分布檢驗，對于不符合正態(tài)分布的參數(shù)進行數(shù)據(jù)轉(zhuǎn)換（如Ln），取顯著水平α＝0.05。

2.2.2 沉積物環(huán)境質(zhì)量綜合評價

沉積物質(zhì)量綜合評價以沉積物質(zhì)量三元法［32］為基礎(chǔ)，評估和預(yù)測環(huán)境脅迫的生態(tài)效應(yīng)［33］。由于要求的數(shù)據(jù)類型較多，而且數(shù)據(jù)解譯過程復(fù)雜，在我國近海評價實踐中應(yīng)用較少。本研究以重金屬為評價對象，結(jié)合生物預(yù)測毒性效應(yīng)（mERMQ），以底棲生物群落結(jié)構(gòu)的穩(wěn)定性與否作為沉積物環(huán)境質(zhì)量好壞的評判標(biāo)準(zhǔn)，是沉積物環(huán)境質(zhì)量評價的最終依據(jù)［34］?；谥亟饘俚莫毺氐厍蚧瘜W(xué)特征，采用區(qū)域背景值－預(yù)測毒性－底棲生物群落結(jié)構(gòu)參數(shù)的新“三元”構(gòu)成，分別對應(yīng)重金屬含量是否超過清潔水平、該含量水平是否可能引發(fā)生物有害效應(yīng)以及底棲生物群落結(jié)構(gòu)是否穩(wěn)定等3個問題，通過整合這些信息，初步開展黃河口沉積物環(huán)境質(zhì)量進行綜合評價。

3 結(jié)果與討論

3.1 底棲生物群落組成與結(jié)構(gòu)

3.1.1 底棲生物種類組成與分布

本次調(diào)查在黃河口海域的14個站位上共采集到底棲生物46科56屬67種，其中環(huán)節(jié)動物門多毛綱18科25屬31種，占所有底棲動物種類的46.3%；甲殼動物亞門15科15屬19種（占28.4%）；軟體動物10科13屬14種（占21.0%）；棘皮動物2科2屬2種（占2.9%）；腔腸動物1科1屬1種（占1.4%）。整個調(diào)查區(qū)內(nèi)出現(xiàn)頻率大于20%的大型底棲無脊椎動物共26種（表1），包括多毛類14種、甲殼動物4種以及軟體動物8種。多毛類中以寡節(jié)甘吻沙蠶Glycinde gurjanovae的出現(xiàn)頻率最高，甲殼類以鉤蝦1種Gammarus sp.出現(xiàn)頻率最高，軟體動物則以小刀蟶Cultellus attenuatus和棉花薄泡螺Philine argentata的出現(xiàn)頻率最高。

表1 黃河口海域主要大型底棲無脊椎動物的出現(xiàn)頻率（fi）

調(diào)查區(qū)內(nèi)底棲生物的優(yōu)勢度不明顯，優(yōu)勢度大于2%的物種僅5種（表2），其中軟體動物紫殼阿文蛤的優(yōu)勢度指數(shù)最高。優(yōu)勢地位相對占優(yōu)的物種還有多毛類中的西方似蟄蟲、中蚓蟲、稚齒蟲、寡節(jié)甘吻沙蠶。在調(diào)查海域，由于河口沉積物生態(tài)環(huán)境的復(fù)雜多變，底棲生物的分布具有顯著的空間異質(zhì)性。紫殼阿文蛤僅分布于渤海灣中的A1，靠近河口的A4和A5等3個站位，其中A4和A5站各出現(xiàn)50和75個個體。西方似蟄蟲分布于渤海灣中的A1和A2，靠近河口的A4和A6，萊州灣西南部的A8和A10等6個站位，其中在A2和A6站各出現(xiàn)31和39個個體。稚齒蟲分布于靠近河口的A4和A6站，萊州灣西南部的A8、A9和A10，以及A11和A12等7個站位，其中以A10站出現(xiàn)的個體最多（13個）。中蚓蟲分布于渤海灣中的A1和A2，靠近河口的A4、A6、和A8以及遠(yuǎn)離河口的A10、A11和A12等8個站位，其中以A1站出現(xiàn)的個體最多（11個）。寡節(jié)甘吻沙蠶分布于渤海灣的A1和A2、靠近河口的A4、A5、A6，A7和A8，以及遠(yuǎn)離河口的A10、A13等9個站位，其中僅A8站出現(xiàn)個體的個體最多（11個）。總體而言，優(yōu)勢種集中在靠近河口的A4、A5和A6等局部站位，進而導(dǎo)致整個調(diào)查海域的優(yōu)勢度偏低，但這也體現(xiàn)了河口復(fù)雜多變的環(huán)境特征。根據(jù)優(yōu)勢度理論，河口附近站位的底棲生物群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定。

研究區(qū)域內(nèi)，平均每個站位的底棲生物為14.07種，比遼東灣北部（2007年）的7.14種高出一倍［35］，但低于膠州灣（1998—1999年）的每個站位的20.02種［36］。圖2為14個站位上底棲生物的物種數(shù)及對應(yīng)的物種出現(xiàn)頻率，圖中顯示，不同站位的底棲生物種數(shù)存在較大差異。其中，物種數(shù)最少的站位為A3站，僅發(fā)現(xiàn)3種；該站位于黃河口北側(cè)，渤海灣外，水深12.5m，沉積物類型泥質(zhì)粉砂，受油田開采等人為活動的影響較大。物種數(shù)最多的站位為A1站，發(fā)現(xiàn)25種；該站位位于渤海灣中部，水深14.5m，沉積物類型粉砂質(zhì)泥。受棲息地環(huán)境差異（如粒度、氧化還原環(huán)境）的影響，沉積物中的致污物的生物有效性［37］和底棲生物的分布存在顯著不同［38］。

總體而言，黃河口海域底棲生物物種豐富度相對較低，具有顯著的空間異質(zhì)性。物種豐富度的高值區(qū)集中在距黃河口較遠(yuǎn)的海域，而低值區(qū)主要集中在靠近河口的站位。原因可能與黃河口復(fù)雜多變的環(huán)境密切相關(guān)：黃河口徑流量、輸沙量月季變化很大，伴隨著沖淡水的入侵，底棲生物難以適應(yīng)環(huán)境的劇烈變動；此外，黃河三角洲油田開采活動的干擾和入海污染物的輸入，也對底棲生物的生存造成一定的影響。

表2 黃河口海域主要大型底棲無脊椎動物的優(yōu)勢度指數(shù)（Y）

3.1.2 棲息密度與生物量

研究區(qū)域內(nèi)底棲生物的總棲息密度為33～1 313個/m2，平均值為396個/m2；總生物量為0.11～21.71 g/m2，平均值為6.00 g/m2。其中多毛類的平均棲息密度為166個/m2，平均生物量為1.10 g/m2；軟體動物的平均棲息密度為164個/m2，平均生物量為3.03 g/m2；甲殼動物的平均棲息密度為59個/m2，平均生物量為0.97 g/m2；棘皮動物的平均棲息密度為7個/m2，平均生物量為0.18 g/m2；腔腸動物的平均棲息密度為1個/m2，平均生物量為0.53 g/m2。由圖3可知，研究區(qū)內(nèi)多毛類的平均棲息密度最大，軟體動物次之，而腔腸動物最??；但從生物量上來看，軟體動物平均生物量最高，棘皮動物最小。盡管棘皮動物個體較大，但由于僅在14%的站位零星出現(xiàn)，因此平均生物量較低；多毛類盡管個體相對較小，但在所有站位均有出現(xiàn)，其棲息密度和生物量相對較高。

圖2 黃河口各站位大型底棲動物種類數(shù)及出現(xiàn)頻率

圖3 底棲動物主要類群棲息密度和生物量組成

從空間分布的角度看（見圖4），高棲息密度區(qū)出現(xiàn)在黃河口附近的A4—A7站位，并在A5站出現(xiàn)最大值，達(dá)到1 313個/m2，該站沉積物為泥質(zhì)粉砂，水深6.0m，僅軟體動物紫殼阿文蛤的單種棲息密度就高達(dá)1 167個/m2。低棲息密度區(qū)出現(xiàn)在河口附近的A3站以及離河口較遠(yuǎn)的A11、A13和A14等站，棲息密度均低于250個/m2，其中A3最低，僅為33個/m2，包括軟體動物棉花薄泡螺3個、脆殼理蛤1個和多毛類多絲獨毛蟲1個。上述4個低棲息密度的站位，除A11站水深僅為8.0m外，其他均在12.0m以上。從生物量的空間分布來看，除了渤海灣中部的A1站、黃河口南側(cè)，萊州灣外的A7站外，其他站位的生物量普遍偏低。其中，A7站的生物量最高，為21.71 g/m2，僅小刀蟶的單種生物量就高達(dá)14.53 g/m2；A1站的生物量僅次于A7，為14.46 g/m2，而扁玉螺單種生物量就達(dá)11.2 g/m2。生物量最低的為 A3站，僅為0.11 g/m2。

綜上所述，以A7為中心的河口區(qū)域和渤海灣中部的A1為底棲生物聚集區(qū)。在該聚集區(qū)內(nèi)，底棲生物的物種豐富度較高，部分物種的生物量很高（主要是軟體動物），這可能與河流帶來大量營養(yǎng)物質(zhì)有關(guān)［39］。黃河口北側(cè)的A3站，河口外延A4以及渤海灣東南A11等站均為棲息密度和生物量區(qū)同步低值區(qū)，這可能與黃河的影響有關(guān)，較高的沉積速率和低鹽特性妨礙了底棲生物的生存與生長［40］。

圖4 底棲動物棲息密度和生物量的空間分布

3.1.3 生物多樣性指數(shù)

生物多樣性是衡量生態(tài)系統(tǒng)環(huán)境狀態(tài)的最重要的評價參數(shù)，黃河口海域底棲生物的Margalef物種豐富度指數(shù)（d）為1.24～5.33，平均值為3.32；Shannon—Weiner多樣性指數(shù)（H′）為0.22～4.10，平均值為2.72。從空間分布的角度看（圖5），所有站位底棲生物的d和H′變化趨勢較吻合，高值區(qū)主要分布在渤海中部的A1、A2站；而低值區(qū)主要分布于黃河口附近站位。調(diào)查區(qū)內(nèi)，位于黃河口外緣淺水區(qū)的A5站，其H′最低，為0.86，說明該站位上的底棲生物群落處于較脆弱的狀態(tài)；H′最大值出現(xiàn)在渤海中部的A1站位，說明底棲生物群落結(jié)構(gòu)相對穩(wěn)定；A11站的H′是僅次于A5站的第二低值站位，同時也是僅次于A3、A5站的d的第三低值區(qū)。A11站處于小清河口附近，可能受到小清河及萊州灣南岸排污的影響。調(diào)查顯示萊州灣南岸分布了多個對海域環(huán)境影響嚴(yán)重的排污口［41］，已有研究也顯示小清河口海域已處于富營養(yǎng)化狀態(tài)［42］，這進一步印證了在富營養(yǎng)化的河口，底棲生物多樣性較低。其他站位的d和H′變化較平穩(wěn)，其中黃河口南側(cè)、萊州灣西部的A7—A10站位和黃河口海域最東側(cè)的A12—A14站位為相對高值區(qū)。

綜上，底棲生物多樣性具有隨離河口距離增加而增加的趨勢。近河口海域，由于河口物理、化學(xué)環(huán)境的劇烈變化，以及可能的人為干擾（黃河調(diào)水調(diào)沙、排污等）的影響，其底棲生物群落處于較脆弱狀態(tài)。而渤海灣中部、萊州灣西部以及正對黃河口的東部海域，由于受河口的影響減弱，人為干擾相對降低，其底棲生態(tài)系統(tǒng)較為穩(wěn)定，物種豐富度和生物多樣性較高。

圖5 各站位底棲動物豐富度指數(shù)和多樣性指數(shù)的空間分布

3.1.4 群落結(jié)構(gòu)

n MDS分析表明，研究區(qū)內(nèi)各站位底棲生物群落結(jié)構(gòu)相似性較低。以20%的相似度劃分，可將所有站位劃分為6個底棲生物站組（圖6a）。其中A3、A5、A7、A11、A14站獨自成組，而剩余站位為一組（圖6b），這表明研究海域底棲生物群落結(jié)構(gòu)空間異質(zhì)性較高。n MDS的脅迫系數(shù)為0.13，說明標(biāo)序圖的表征能力在可接受范圍。對剩余站組按更高的相似度（28%）劃分，可分為3個組（圖6b），分別是I′：A9、A10、A12；I″：A1、A2、A13；I?：A4、A8、A6。該分組的單因素ANOSIM檢驗結(jié)果為R＝0.86；p＜0.05，說明剩余站組群落結(jié)構(gòu)具有顯著的差異，分組具有合理性。SIMPER分析表明：（1）站組I′的組內(nèi)平均群落相似性為30.14%，其特征種為稚齒蟲，貢獻(xiàn)率為47.20%；站組I″的組內(nèi)平均群落相似性為36.21%，其特征種為中蚓蟲、扁玉螺、脆殼理蛤和棉花薄泡螺，累積貢獻(xiàn)率達(dá)63.10%；站組I?的組內(nèi)平均群落相似性為16.59%，其特征種為寡節(jié)甘吻沙蠶、鉤蝦一種、西方似蟄蟲和稚齒蟲累積貢獻(xiàn)率達(dá)62.74%。（2）站組I′和I″的平均非相似性為80.60%，其中以稚齒蟲的貢獻(xiàn)最大，貢獻(xiàn)比例為11.81%；站組I′和I?的平均非相似性為84.30%，尤以紫殼阿文蛤和西方似蟄蟲的貢獻(xiàn)為主，累積貢獻(xiàn)為27.93%；I″和I?的平均非相似度為86.12%，它同樣以紫殼阿文蛤和西方似蟄蟲的貢獻(xiàn)為主，累積貢獻(xiàn)為26.83%。

由此可見，黃河口海域底棲生物群落結(jié)構(gòu)的差異主要是由多毛類和甲殼動物引起的。站組I?與站組I′、I″的群落結(jié)構(gòu)差異主要體現(xiàn)在紫殼阿文蛤和西方似蟄蟲的組成上。站組I?的所有站位均位于河口附近，受環(huán)境脅迫的影響相對較大，多毛類的比例較其他站組高。

圖6 黃河口海域底棲生物等級聚類與非參數(shù)多維排序分析

3.1.5 群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性

對上述底棲生物群落亞組I′、I″、I?的底棲生物（物種數(shù)均大于10）進行ABC曲線（見圖7a）分析，結(jié)果顯示生物量曲線皆位于豐度曲線之上，且生物量和豐度的累積優(yōu)勢度適中，這表明，研究海域的3個亞區(qū)底棲生物未受干擾，群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定。對比3個亞組的生物量曲線起點，I′組最低、I?組最高，I″與I′組相近卻顯著低于I?組，這顯示I′、I″兩組較I?較具有更穩(wěn)定的群落結(jié)構(gòu)。站組I?的群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定性相對較低，這可能與優(yōu)勢度和多樣性分析結(jié)果中的原因類似，均與河口的影響有關(guān)。A5、A7站位于河口附近，物種數(shù)分別是12和18種，對其進行ABC曲線分析（見圖7b），A5站的生物量曲線大部分位于豐度曲線下，并出現(xiàn)交叉和翻滾，顯示底棲生物群落結(jié)構(gòu)受到中等以上干擾影響，處于不穩(wěn)定的狀態(tài)；而A7站則生物量曲線在豐度曲線上，表明其生物群落結(jié)構(gòu)處于未受干擾的穩(wěn)定狀態(tài)。

調(diào)查中，A3、A11、A14這3個站位上物種數(shù)均低于10種，分別是3、6、9種。結(jié)合前述分析，A3站位于近河口位置，A11站位于污染嚴(yán)重的小清河口與萊州灣近海養(yǎng)殖污染排放入海交匯處，A14站盡管位于離河口較遠(yuǎn)的位置，但受到萊州灣北部海上石油開采活動的影響［41］，顯示此3站位的底棲生物皆受到干擾的影響，底棲生物群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定。

圖7 黃河口海域底棲生物豐度生物量復(fù)合k—優(yōu)勢度曲線

3.1.6 底棲生物群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境因子的耦合關(guān)系

Pearson相關(guān)性分析結(jié)果顯示，底棲生物群落組成與重金屬、硫化物和石油類之間皆無顯著相關(guān)關(guān)系（表3）。然而，統(tǒng)計分析也顯示，生物量與mERMQ具有較高的正相關(guān)關(guān)系（r＝0.506），在一定程度上說明以軟體動物為代表的底棲生物傾向于向重金屬含量較高的站位聚集。這與生物量高值區(qū)出現(xiàn)在以A7為中心的河口區(qū)域和渤海灣中部的A1站，而河口外延以及渤海灣東南等站位皆為生物量低值區(qū)的調(diào)查結(jié)果相吻合，也與Ryu等［43］報道的結(jié)果相似。水深與多個底棲生物參數(shù)也具有正相關(guān)性（r＝0.304～0.404），在一定程度上說明水深是影響底棲生物群落結(jié)構(gòu)的因子之一。當(dāng)然，由于采樣站位有限，上述相關(guān)性討論可能存在一定的局限性。

表3 黃河口海域底棲生物群落結(jié)構(gòu)與主要環(huán)境參數(shù)的關(guān)系（r）

3.2 沉積物環(huán)境質(zhì)量綜合評價

黃河口沉積物中重金屬的化學(xué)調(diào)查結(jié)果顯示［29］，14個沉積物樣品中Cu、Pb、Zn、Cr、Hg、As等6種重金屬的含量與渤海沉積物平均含量（背景值）相比，僅Cu、Pb和Hg這3種重金屬存在超出背景值的情況。其中A6站的Cu，A5、A6站的Pb和 A6、A8、A10、A12、A14站的Hg僅輕微超出對應(yīng)背景值，而A4、A5、A11站的Hg則超過背景值兩倍以上。毒性預(yù)測水平（mERMQ）的計算結(jié)果顯示，14個沉積物樣品的值均小于0.1，表明黃河口海域沉積物由重金屬引發(fā)毒性的可能性較低（發(fā)生率低于9%）；黃河口底棲生物群落結(jié)構(gòu)分析表明，受多種脅迫因子影響，A3、A5、A11、A14站位上的底棲生物群落結(jié)構(gòu)受到擾動的嚴(yán)重影響，群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定；ABC曲線分析顯示其他站位的底棲生物群落較為穩(wěn)定，但靠近河口的站組I?（A4、A6和A8）較其他兩個亞組的穩(wěn)定性低，假定該組底棲生物群落受到中等擾動的影響。其它站位未受干擾影響，群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定。

針對上述3個評價指標(biāo)，定義3個響應(yīng)程度水平：沉積物化學(xué)中，●表示1種以上的重金屬含量超過兩倍的背景值；◎表示一種以上的重金屬含量超過背景值，但均未超過1倍背景值；○表示所有金屬的含量均低于背景值。預(yù)測毒性中，●表示毒性發(fā)生率很高（＞75%）；◎表示毒性發(fā)生率處于中等水平（25%～75%）；○毒性發(fā)生率很低（＜25%）。底棲生物群落結(jié)構(gòu)中，●表示受到嚴(yán)重干擾，群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定；◎表示受到中等干擾，群落結(jié)構(gòu)具有不穩(wěn)定的傾向；○表示未受干擾，群落結(jié)構(gòu)穩(wěn)定。據(jù)此在決策矩陣表中標(biāo)示各站位中的相應(yīng)響應(yīng)程度，如表4所示。評價結(jié)果顯示A3、A5、A11、A14等站位的沉積物受到嚴(yán)重影響，環(huán)境質(zhì)量處于較差水平，其中A5、A11和A14站的沉積物質(zhì)量下降很有可能是由重金屬Hg引起的，而A3站的沉積物質(zhì)量下降可能是除測定的重金屬以外的其他因素造成的。A4、A6和A8站的沉積物質(zhì)量處于中等水平，Hg依然是最可能的潛在原因。其他7個站的沉積物環(huán)境質(zhì)量處于良好水平。盡管A10和A12站中重金屬Hg超過了背景值，但并未引起生物有害效應(yīng)和底棲生物群落結(jié)構(gòu)的變化。所有站位的沉積物均未出現(xiàn)顯著的毒性效應(yīng)，這可能與所測定的重金屬含量水平總體處于較低水平有關(guān)。從站位的空間分布看，沉積物環(huán)境質(zhì)量較差的站位位于河口附近、小清河口及萊州灣北部；沉積物環(huán)境質(zhì)量處于中等水平的站位位于河口附近；沉積物環(huán)境質(zhì)量較好的站位位于渤海灣中部、渤海中部以及萊州灣西部。

表4 黃河口沉積物綜合評價結(jié)果

4 結(jié)論

黃河口底棲生物群落呈現(xiàn)復(fù)雜的群落結(jié)構(gòu)特征，具有顯著的空間異質(zhì)性。通過研究底棲生物群落組成與結(jié)構(gòu)，分析其結(jié)構(gòu)特征與環(huán)境因子的耦合關(guān)系，獲得如下幾點主要認(rèn)識：（1）調(diào)查海域底棲生物優(yōu)勢度不明顯。優(yōu)勢種集中在靠近河口的局部海域，其底棲生物群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定。（2）底棲生物多樣性隨離河口距離增加而增加。黃河口海域的底棲生物物種豐富度指數(shù)和生物多樣性指數(shù)的高值區(qū)主要集中在在遠(yuǎn)離黃河口，靠近渤海中部的海域，低值區(qū)集中在河口附近站位。（3）受河流輸入和近岸人為活動的影響，ABC曲線分析顯示群落結(jié)構(gòu)不穩(wěn)定的站位主要位于河口附近和萊州灣中西部的站位。（4）底棲生物群落結(jié)構(gòu)與環(huán)境因子的耦合關(guān)系分析表明，生物量較大的底棲生物在一定程度上傾向于向重金屬含量較高的站位聚集。（5）沉積物環(huán)境質(zhì)量綜合評價研究表明，遠(yuǎn)離黃河口的沉積物環(huán)境質(zhì)量普遍較好，而河口附近的沉積物環(huán)境質(zhì)量較差，顯示黃河徑流輸入和人為活動的影響。

本研究采用綜合評價方法，試探性地評估了黃河口海域的沉積物環(huán)境質(zhì)量，研究中不可避免地存在一些不足，建議在今后的研究中，適當(dāng)?shù)卦黾硬蓸诱疚缓头治龅膮?shù)，開展生物毒性和生物富集測試，以更好地探討河口底棲生物群落結(jié)構(gòu)特征及其與環(huán)境的耦合作用。

［1]Wildsmithm，Rose T，Potter I，et al.Benthic macroinvertebrates as indicators of environmental deterioration in a large microtidal estuary［J］.Marine Pollution Bulletin，2011，62（3）：525—538.

［2]劉錄三，鄭丙輝，李寶泉，等.長江口大型底棲動物群落的演變過程及原因探討［J］.海洋學(xué)報，2012，34（3）：134—145.

［3]Thompson B，Lowe S.Assessment of macrobenthos response to sediment contamination in the San Francisco Estuary，California，USA［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2009，23（9）：2178—2187.

［4]Leonard D，Robert C K，Somerfield P J，et al.The application of an indicator based on taxonomic distinctness for UK marine biodiversity assessments［J］.Journal of Environmental Management，2006，78（1）：52—62.

［5]Ryu J，Khim J S，Kang S G，et al.The impact of heavy metal pollution gradients in sediments on benthic macrofauna at population and communitylevels J.Environmental Pollution 2011 159 10 2622 2629.

［6]Wildsmithm，Rose T，Potter I，et al.Changes in the benthic macroinvertebrate fauna of a large microtidal estuary following extreme modifications aimed at reducing eutrophication［J］.Marine Pollution Bulletin，2009，58（9）：1250—1262.

［7]Giangrande A，Liccianom，Musco L.Polychaetes as environmental indicators revisited［J］.Marine Pollution Bulletin，2005，50（11）：1153—1162.

［8]O'brien A L，Keoughm J.Detecting benthic community responses to pollution in estuaries：A field mesocosm approach［J］.Environmental Pollution，2013，175：45—55.

［9]Hutchings P.Biodiversity and functioning of polychaetes in benthic sediments［J］.Biodiversity and Conservation，1998，7：1133—1145.

［10]Kemp W，Boynton W，Adolf J，et al.Eutrophication of Chesapeake Bay：historical trends and ecological interactions［J］.Marine Ecology Progress Series，2005，303（21）：1—29.

［11]Chapman Pm.Do not disregard the benthos in sediment quality assessments?。跩］.Marine Pollution Bulletin，2007，54（6）：633—635.

［12]Kiffney Pm，Clements W H.Ecological effects of metals on benthic invertebrates［M］//Simon T P.Biological Response Signatures：Indicator Patterns Using Aquatic Communities.CRC，2003.

［13]Rosenberg Dm，Resh V H.Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates［M］.Chapman ＆ Hall，1993.

［14]Clements W H，Carlisle Dm，Lazorchak Jm，et al.Heavy metals structure benthic communities in Colorado mountain streams［J］.Ecological Applications，2000，10（2）：626—638.

［15]Goto D，Wallace W G.Relative importance of multiple environmental variables in structuring benthic macroinfaunal assemblages in chronically metal—polluted salt marshes［J］.Marine Pollution Bulletin，2010，60（3）：363—375.

［16]Cui B L，Li X Y.Coastline change of the Yellow River estuary and its response to the sediment and runoff（1976—2005）［J］.Geomorphology，2010，127（1/2）：32—40.

［17]周紅，華爾，張志南.秋季萊州灣及鄰近海域大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)的研［J］.中國海洋大學(xué)學(xué)報（自然科學(xué)版），2010，40（8）：80—87.

［18]Zhou H，Zhang Z，Liu X，et al.Decadal change in sublittoral macrofaunal biodiversity in the Bohai Sea，China［J］.Marine Pollution Bulletin，2012，64（11）：2364—2373.

［19]孫丕喜，王波，張朝暉，等.萊州灣海水中營養(yǎng)鹽分布與富營養(yǎng)化的關(guān)系［J］.海洋科學(xué)進展，2006，24（3）：329—335.

［20]Chapman Pm，Wang F Y.Assessing sediment contamination in estuaries［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2001，20（1）：3—22.

［21]Telesh I V，Khlebovich V V.Principal processes within the estuarine salinity gradient：A review［J］.Marine Pollution Bulletin，2010，61（4－6）：149—155.

［22]李新正.中國海洋大型底棲生物－研究與實踐［M］.北京：海洋出版社，2010：53—54.

［23]陳亞瞿，胡方西.長江口河口鋒區(qū)浮游動物生態(tài)研究I生物量及優(yōu)勢種的平面分布［J］.中國水產(chǎn)科學(xué)，1995，2（1）：49—58.

［24]周紅，張志南.大型多元統(tǒng)計軟件PRIMER的方法原理及其在底棲群落生態(tài)學(xué)中的應(yīng)用［J］.青島海洋大學(xué)學(xué)報 （自然科學(xué)版），2003，33（1）：58—64.

［25]Warwick R.A new method for detecting pollution effects on marine macrobenthic communities［J］.Marine Biology，1986，92（4）：557—562.［26]Clarke K，Warwick R.Changes in marine communities：an approach to statistical analysis and interpretation［R］.2nd ed.Plymouth：PRIMER－E，2001.

［27]李寶泉，李新正，王洪法，等.長江口附近海域大型底棲動物群落特征［J］.動物學(xué)報，2007，53（1）：76—82.

［28]李圣法.以數(shù)量生物量比較曲線評價東海魚類群落的狀況［J］.中國水產(chǎn)科學(xué)，2008，15（1）：136—144.

［29]吳斌，宋金明，李學(xué)剛.黃河口表層沉積物中重金屬的環(huán)境地球化學(xué)特征［J］.環(huán)境科學(xué)，2013，34（4）：1324—1332.

［30]Long E R，Macdonald C.Calculation and uses of mean sediment quality guideline quotients：A critical review［J］.Environmental Science ＆Technology，2006，40（6）：1726—1736.

［31]Gao X L，Chen C T A.Heavy metal pollution status in surface sediments of the coastal Bohai Bay［J］.Water Research，2012，46（6）：1901—1911.

［32]Chapman Pm，Anderson J.A decision—making framework for sediment contamination［J］.Integrated Environmental Assessment and Management，2005，1（3）：163—173.

［33]Damásio J，F(xiàn)ernández—Sanjuanm，Sánchez—Avila J，et al.Multi—biochemical responses of benthic macroinvertebrate species as a complementary tool to diagnose the cause of community impairment in polluted rivers［J］.Water Research，2011，45（12）：3599—3613.

［34]Mcpherson C，Chapman Pm，Debruyn Am H，et al.The importance of benthos in weight of evidence sediment assessments－A case study［J］.Science of the Total Environment，2008，394（2/3）：252—264.

［35]劉錄三，鄭丙輝，李寶泉，等.長江口大型底棲動物群落的演變過程及原因探討［J］.海洋學(xué)報，2012，34（3）：134—145.

［36]李新正，于海燕，王永強，等.膠州灣大型底棲動物數(shù)量動態(tài)的研究［J］.海洋科學(xué)集刊，2002，44：66—73.

［37]Clements W H，Hickey C W，Kidd K A.How do aquatic communities respond to contaminants？It depends on the ecological context［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2012，31（9）：1932—1940.

［38]Burton A G，Johnston E L.Assessing contaminated sediments in the context of multiple stressors［J］.Environmental Toxicology and Chemistry，2010，29（12）：2625—2643.

39 張瑩，呂振波，徐宗法，等.環(huán)境污染對小清河口大型底棲動物多樣性的影響［J.生態(tài)學(xué)雜志，2012 31 2 381 387.

［40]中國海灣志編纂委員會.中國海灣志，第十四分冊：重要河口［M］.北京：海洋出版社，1998：75.

［41]國家海洋局北海分局.2011北海區(qū)海洋環(huán)境公報［EB/OL］.http：//www.ncsb.gov.cn/gggb/ncsb/2012062901.htm

［42]馬紹賽，辛福言，崔毅，等.黃河和小清河主要污染物入海量的估算［J］.海洋水產(chǎn)研究，2004，25（5）：47—51.

［43]Ryu J，Khim J S，Kang S G，et al.The impact of heavy metal pollution gradients in sediments on benthic macrofauna at population and community levels［J］.Environmental Pollution，2011，159（10）：2622—2629.

Abstract：Benthic macroinvertebrate assemblages in 14 sediment stations from Huanghe estuary were investigated to explore the characteristics of benthic community structure and its relationships to potential explanatory factors.Results showed there was a substantial spatial heterogeneity in species composition and community structure.Low degree of dominance was found in the surveyed area and dominance species was found aggregating in the stations near the river mouth.We also found a trend of increasing species diversity with increasing distance from the river mouth in Huanghe estuary.High values of richness and diversity index usually appeared in stations from Bohai Bay and central areas of Bohai Sea，but low values occurred near the river mouth.Reduction of benthic data by nonmetric multidimensional scaling（n MDS）and hierarchical cluster suggested low similarity among stations.Ecosystem health assessment examined by combined abundant biomass k—dominance curve（ABC）indicated the overall status of benthic community in the area investigated remained stable.The stations with unstable benthic community mainly situated adjacent to the river mouth and located in the central and west Laizhou Bay.In addition，the presence of larger size species with increasing proximity to stations with higher metal contamination level was inferred from Pearson correlation analysis between benthic data and coupling factors.A holistic assessment of sediment quality by incorporating sediment chemistry，predicted toxicity and benthic community structure indicated that impacted sediment（degraded）was distributed near the river mouth，while unimpacted sediment located far from the river mouth.

Key words：macrozoobenthos；n MDS；coupling relationships；heavy metals；Huanghe estuary

Characteristics of benthic macroinvertebrate community structure and its coupling relationships with environment factors in Huanghe estuary

Wu Bin1，2，Song Jinming1，Li Xuegang1

（1.Key Laboratory of Marine Ecology and Environmental Sciences，Institute of Oceanology，Chinese Academy of Sciences，Qingdao 266071，China；2.University of Chinese Academy of Sciences，Beijing 100049，China）

X822

A

0253—4193（2014）04—0062—11

吳斌，宋金明，李學(xué)剛.黃河口大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)特征及其與環(huán)境因子的耦合分析［J］.海洋學(xué)報，2014，36（4）：62—72，

10.3969/j.issn.0253—4193.2014.04.005

Wu Bin，Song Jinming，Li Xuegang.Characteristics of benthic macroinvertebrate community structure and its coupling relationships with environment factors in Huanghe estuary［J］.Acta Oceanologica Sinica（in Chinese），2014，36（4）：62—72，doi：10.3969/j.issn.0253—4193.2014.04.005

2013—03—19；

2013—11—26。

國家自然科學(xué)基金項目（41376092）；國家海洋局環(huán)境評價項目（DOMEP（MEA）－01－01）；國家基金委“創(chuàng)新研究群體科學(xué)基金”（41121064）。

吳斌（1987—），男，江西省萍鄉(xiāng)市人，博士研究生，主要研究方向為環(huán)境海洋學(xué)。E—mail：arthurwuio＠hotmail.com

＊通信作者：宋金明（1964—），男，河北省棗強縣人，研究員，博士生導(dǎo)師，從事海洋生物地球化學(xué)和環(huán)境海洋學(xué)研究。E—mail：jmsong＠m(xù)s.qdio.ac.cn