鄒 偉，李太民，劉 利，蔡永久，許 浩，彭 凱，龔志軍

(1：中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008)(2：中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)(3：江蘇省駱運水利工程管理處，宿遷 223800)

蘇北駱馬湖大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)及水質(zhì)評價

鄒 偉1,2，李太民3，劉 利3，蔡永久1，許 浩1,2，彭 凱1,2，龔志軍1

(1：中國科學(xué)院南京地理與湖泊研究所湖泊與環(huán)境國家重點實驗室，南京 210008)(2：中國科學(xué)院大學(xué)，北京 100049)(3：江蘇省駱運水利工程管理處，宿遷 223800)

2014年1-12月，對蘇北駱馬湖水質(zhì)和大型底棲動物進行了逐月調(diào)查. 根據(jù)湖區(qū)的生境特征將駱馬湖劃分為3個區(qū)域：采砂區(qū)域、植被區(qū)域和其他區(qū)域. 對比分析不同區(qū)域水質(zhì)參數(shù)和底棲動物群落結(jié)構(gòu)，并利用《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 3838-2002)、綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)和生物學(xué)指數(shù)對水質(zhì)進行評價. 結(jié)果表明，采砂區(qū)域的水深顯著高于植被區(qū)域，而透明度顯著低于另外兩個區(qū)域；采砂區(qū)域的總氮、總磷、硝態(tài)氮和正磷酸鹽濃度均顯著高于植被區(qū)域，生物多樣性顯著低于另外兩個區(qū)域. 駱馬湖內(nèi)共采集到大型底棲動物41種，其中環(huán)節(jié)動物8種，軟體動物15種，節(jié)肢動物18種. 銅銹環(huán)棱螺(Bellamyaaeruginosa)、蘇氏尾鰓蚓(Branchiurasowerbyi)、霍甫水絲蚓(Limnodrilushoffmeisteri)、長角涵螺(Alocinmalongicornis)是現(xiàn)階段的優(yōu)勢種. 10個監(jiān)測點底棲動物的年均密度和年均生物量分別為77.19±43.59 ind./m2和37.62±28.31 g/m2，呈現(xiàn)出較高的空間異質(zhì)性. 生物量較密度空間差異更大，生物量在湖泊四周的監(jiān)測點較高，而在湖心開闊水域較低. 水質(zhì)評價結(jié)果表明駱馬湖水質(zhì)處于中營養(yǎng)狀態(tài)，總體屬于中度污染，作為南水北調(diào)東線工程重要的調(diào)蓄湖泊以及飲用水源地和水產(chǎn)養(yǎng)殖基地，加強水環(huán)境保護不容懈怠.

駱馬湖；大型底棲動物；群落結(jié)構(gòu)；采砂；水質(zhì)評價

大型底棲動物一般指個體大于500 μm，生活史的全部或大部分時間生活在水體底部的無脊椎動物，主要包括節(jié)肢動物(水生昆蟲、大型甲殼動物)、軟體動物和環(huán)節(jié)動物等. 大型底棲動物是淡水湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分，是魚類的天然餌料，并且在物質(zhì)循環(huán)和能量流動中都具有重要作用[1]. 此外，大型底棲動物生命周期相對較長，遷移能力較弱，易于采集和鑒定，且不同物種對環(huán)境變化的敏感性差異較大，群落結(jié)構(gòu)往往會隨著水質(zhì)的變化而改變，因此被廣泛應(yīng)用于生物監(jiān)測和水質(zhì)評價[2-4].

駱馬湖位于江蘇省北部(34°00′～34°14′N，118°04′～118°18′E)，面積為290 km2，容積為 9.18×108m3，匯水面積約1300 km2，是淮河流域第3大淡水湖泊、江蘇省第4大淡水湖泊，為宿遷、徐州兩市共轄[5]. 駱馬湖北面通過運河與山東南四湖相連，南與洪澤湖相連，繼而與長江水系相通，入湖河流主要有沂河水系，南四湖水系和邳蒼地區(qū)共40多條支流；出流有3處，一經(jīng)嶂山閘入新沂河，一經(jīng)皂河閘入中運河，一經(jīng)楊河灘閘入六塘河. 駱馬湖屬典型的過水性湖泊，具有供水、防洪、排澇、灌溉、養(yǎng)殖、航運及旅游等多種功能；更為重要的是，駱馬湖作為南水北調(diào)東線工程重要的調(diào)蓄湖泊和輸水通道，在調(diào)水過程中，其水質(zhì)狀況、生態(tài)環(huán)境健康水平直接關(guān)系到調(diào)水的成效[6-8]. 歷史上駱馬湖生態(tài)環(huán)境保持著良好的狀態(tài)，然而隨著近幾十年來社會經(jīng)濟的發(fā)展，湖泊環(huán)境遭到較大的干擾，如近10年來大規(guī)模采砂活動，對駱馬湖的生態(tài)環(huán)境造成極大影響，湖泊健康有惡化趨勢. 因此，有必要對駱馬湖生態(tài)環(huán)境開展長期監(jiān)測. 過去對駱馬湖水生態(tài)有少量的研究，但多集中于水生高等植物和浮游生物方面以及少量的底棲動物資源型調(diào)查工作或單從理化參數(shù)方面闡述水質(zhì)情況，且時間尺度相對較短，有限的研究僅集中于駱馬湖局部區(qū)域，不足以完全反映湖泊的實際情況[9-14]. 為此，本研究于2014年1-12月對駱馬湖的大型底棲動物和水質(zhì)進行為期一年的監(jiān)測，旨在闡明駱馬湖底棲動物群落結(jié)構(gòu)特征和水質(zhì)狀況，以期為駱馬湖生態(tài)環(huán)境保護與管理提供科學(xué)數(shù)據(jù)支撐.

1 材料與方法

1.1 采樣點布設(shè)與樣品采集

根據(jù)駱馬湖的形態(tài)特征、水產(chǎn)養(yǎng)殖、采砂和水生植被分布等設(shè)置10個監(jiān)測點(圖1). 采樣時間為2014年1-12月，每月1次. 大型底棲動物樣品的采集使用1/20 m2改良彼得森采泥器，每個監(jiān)測點采集3次. 泥樣經(jīng)60目尼龍篩洗凈后，在白瓷盤中逐一將底棲動物揀出. 標本用7%福爾馬林溶液保存，絕大部分物種鑒定到種，少數(shù)種類鑒定至屬或更高的分類單元[15-17]，鑒定后進行計數(shù)和稱重并換算成每平方米的密度和生物量.

圖1 駱馬湖監(jiān)測點位分布Fig.1 Location of sampling sites in Lake Luoma

1.2 數(shù)據(jù)分析

1.2.1 水環(huán)境與大型底棲動物群落特征 根據(jù)生境特征將駱馬湖10個監(jiān)測點分為3個區(qū)域，監(jiān)測點S2為主采砂區(qū)，稱之為采砂區(qū)域；監(jiān)測點S7、S8、S9水草相對茂盛，稱之為植被區(qū)域；其他點位均受到人類采砂、圍網(wǎng)養(yǎng)殖等活動一定程度的干擾，稱之為其他區(qū)域. 利用SPSS 19.0對不同的區(qū)域的水質(zhì)理化參數(shù)等進行差異性分析，若數(shù)據(jù)滿足正態(tài)性、獨立性和方差齊性，則采用單因素方差分析；若數(shù)據(jù)滿足正態(tài)性和獨立性但不滿足方差齊性，利用Welch矯正的方差分析；若不滿足參數(shù)檢驗前提條件，則用非參數(shù)Kruskal-Wallis檢驗. 多重比較方法的選擇根據(jù)數(shù)據(jù)是否滿足方差齊性采用LSD (the least significant difference) 檢驗或GH(Games-Howell) 檢驗.

優(yōu)勢度(Y)的計算公式為：

Y=(ni/N)·fi

(1)

式中，fi為物種i在采樣點中的出現(xiàn)頻率，ni為第i個物種的密度，N為大型底棲動物群落總密度.Y>0.02 時，定為優(yōu)勢種[19].

Shannon-Wiener指數(shù)(H′)的計算公式為：

H′=-∑Pi·lnPi

(2)

式中，Pi為物種i的個體數(shù)ni占總個體數(shù)N的比例.

Margalef 物種豐富度指數(shù)(dM)的計算公式為：

dM=(S-1)/lnN

(3)

Pielou均勻度指數(shù)(J′)的計算公式為：

J′=H′/lnS

(4)

式中，S為大型底棲動物群落總物種數(shù)，N為大型底棲動物群落總個體數(shù)[20].

1.2.2 水質(zhì)評價 結(jié)合綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)、《地表水環(huán)境質(zhì)量標準》(GB 3838-2002)和水質(zhì)生物學(xué)指數(shù)綜合評價駱馬湖水質(zhì)(表1).

綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的計算公式為[21]：

(5)

式中，TLI(∑)表示綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù);TLI(j)代表第j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù);Wj為第j種參數(shù)的營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的相關(guān)權(quán)重，本次的營養(yǎng)狀態(tài)參數(shù)包括TN、TP、Chl.a、SD和CODMn，權(quán)重分別為0.179、0.188、0.266、0.183 和0.184.

生物學(xué)污染指數(shù)(biological pollution index，BPI)的計算公式為[4]：

BPI=lg(N1+2)/[lg(N2+2)+lg(N3+2)]

(6)

式中，N1為寡毛類、蛭類和搖蚊幼蟲個體，N2為多毛類、甲殼類、除搖蚊幼蟲以外其他的水生昆蟲個體數(shù)，N3為軟體動物個體數(shù).

BPI指數(shù)、Shannon-Wiener指數(shù)和TLI(∑)指數(shù)的評價標準見表1[3].

表1 水質(zhì)生物學(xué)指數(shù)和綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的評價標準

2 結(jié)果

2.1 環(huán)境因子特征與水質(zhì)理化評價

表2 駱馬湖不同區(qū)域主要水質(zhì)參數(shù)*

*不同的字母表示兩個區(qū)域之間的多重比較結(jié)果具有顯著差異(P<0.05，n1=12，n2=36，n3=72).

圖2 駱馬湖綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的時空格局Fig.2 Spatial-temporal pattern of comprehensive trophic level index in Lake Luoma

2.2 大型底棲動物群落特征與水質(zhì)生物學(xué)評價

2.2.1 種類組成和優(yōu)勢種 共采集到大型底棲動物41種，其中環(huán)節(jié)動物8種，軟體動物15種，節(jié)肢動物18種. 銅銹環(huán)棱螺平均密度最高(16.89 ind./m2)，其次是蘇氏尾鰓蚓(13.61 ind./m2)和霍甫水絲蚓(8.28 ind./m2). 出現(xiàn)頻率最高的是蘇氏尾鰓蚓(0.542)，其次是銅銹環(huán)棱螺(0.483)和霍甫水絲蚓(0.325). 平均生物量最高的是銅銹環(huán)棱螺(29.035 g/m2)，占絕對優(yōu)勢，其次是中國圓田螺(1.105 g/m2)和長角涵螺(0.870 g/m2). 優(yōu)勢度分析表明銅銹環(huán)棱螺、蘇氏尾鰓蚓、霍甫水絲蚓、長角涵螺是現(xiàn)階段的優(yōu)勢種(表3).

2.2.2 密度和生物量的時空格局 駱馬湖大型底棲動物的年均密度和年均生物量分別為77.19±43.59 ind./m2和37.62±28.31 g/m2，生物量與密度的空間分布格局類似，最高值均出現(xiàn)在西北湖區(qū)的S1點位，最低值均出現(xiàn)在采砂區(qū)域(S2點位)，且生物量和密度的高值多處于湖泊四周監(jiān)測點位，湖心區(qū)相對較低(圖3). 從不同類群所占比重可以看出，密度方面，腹足綱和寡毛綱是優(yōu)勢類群，昆蟲綱也占據(jù)一定比重，年均密度分別為28.67±29.56、24.81±17.29和16.39±12.62 ind./m2，三者共同主導(dǎo)了底棲動物密度的空間變化. 采砂區(qū)域的優(yōu)勢類群與其他監(jiān)測點位不同，為蛭綱和多毛綱(占該點位總密度的51%). 由于軟體動物個體相對較大，其主導(dǎo)了生物量的空間變化，主要為腹足綱，年均生物量為32.07±29.89 g/m2；雙殼綱的分布均勻程度較差，一些監(jiān)測點未發(fā)現(xiàn)雙殼綱(S4、S5、S8、S9點位)，只在部分監(jiān)測點位占主導(dǎo)地位，其年均生物量為5.03±8.59 g/m2. 其他類群由于個體相對較小，對駱馬湖底棲動物生物量空間格局的影響很小.

圖3 駱馬湖大型底棲動物平均密度與平均生物量的空間分布格局Fig.3 Spatial patterns of average density and biomass of macrozoobenthos in Lake Luoma

物種平均密度/(ind./m2)平均生物量/(g/m2)出現(xiàn)頻率優(yōu)勢度寡毛綱Oligochaeta 霍甫水絲蚓Limnodrilushoffmeisteri8.280.0060.3250.035 巨毛水絲蚓Limnodrilusgrandisetosus2.390.0040.1250.004 中華河蚓Rhyacodrilussinicus0.530.0040.058<0.001 蘇氏尾鰓蚓Branchiurasowerbyi13.610.2070.5420.096多毛綱Polychaeta 寡鰓齒吻沙蠶Nephtysoligobranchia3.890.0350.2830.014 尖刺纓蟲Potamillaacuminata0.560.0030.050<0.001蛭綱Hirudinea 澤蛭屬一種Helobdellasp.0.11<0.0010.017<0.001 寬身舌蛭Glossiphonialata0.220.0010.017<0.001甲殼綱Crustacea 日本沼蝦Macrobrachiumnipponense0.330.0420.033<0.001 細足米蝦Caridinaniloticagracilipes0.060.0060.008<0.001 中華齒米蝦Neocaridinadenticulatasinensis1.170.1160.025<0.001昆蟲綱Insecta 羽搖蚊Chironomusplumosus2.940.0650.1170.004 林間環(huán)足搖蚊Cricotopussylvestris1.390.0010.008<0.001 隱搖蚊屬一種Cryptochironomussp.0.06<0.0010.017<0.001 淺綠二叉搖蚊Dicrotendipespelochloris0.83<0.0010.008<0.001 淺白雕翅搖蚊Glyptotendipespallens0.94<0.0010.025<0.001 德永雕翅搖蚊Glyptotendipestoku-nagai0.44<0.0010.042<0.001 多巴小搖蚊Microchironomustabarui5.390.0020.1670.012 軟鋏小搖蚊Microchironmustener0.06<0.0010.008<0.001 小云多足搖蚊Polypedilumnubeculo-sum0.06<0.0010.008<0.001 梯形多足搖蚊Ploypedilumscalaenum1.890.0010.008<0.001 紅裸須搖蚊Propsilocerusakamusi1.390.0150.0830.001 中國長足搖蚊Tanypuschinensis0.330.0010.050<0.001 色蟌科一種Calopterygidaesp.0.440.0060.017<0.001 蟌屬一種Coenagrionsp.0.17<0.0010.008<0.001 大蜻科一種Macromiidaesp.0.060.0070.008<0.001雙殼綱Bivalvia 背角無齒蚌Anodontawoodiana0.110.0380.017<0.001 背瘤麗蚌Lamprotulaleai0.060.0130.008<0.001 短褶矛蚌Lanceolariagrayana0.224.9450.033<0.001 中國淡水蟶Novaculinachinensis0.220.0030.025<0.001 淡水殼菜Limnopernafortunei0.390.0330.042<0.001腹足綱Gastropoda 銅銹環(huán)棱螺Bellamyaaeruginosa16.8929.0350.4830.106 中國圓田螺Cipangopaludinachinensis0.331.1050.050<0.001 方格短溝蜷Semisulcospiracancelata0.220.1060.033<0.001 赤豆螺Bithyniafuchsiana0.060.0030.008<0.001 大沼螺Parafossaruluseximius0.830.4970.025<0.001 紋沼螺Parafossarulusstriatulus1.330.2220.0920.002 長角涵螺Alocinmalongicornis7.000.8700.2330.021 大臍圓扁螺Hippeutisumbilicalis0.280.0010.017<0.001 橢圓蘿卜螺Radixswinhoei0.830.0880.033<0.001 狹蘿卜螺Radixlagotis0.890.1420.0580.001

*出現(xiàn)頻率指存在物種i的樣品數(shù)與樣品總數(shù)(120)的比值.

駱馬湖大型底棲動物平均密度以冬季最高(104.22±143.66 ind./m2)，其次是春季(80.44±88.58 ind./m2)，夏季(63.33±66.71 ind./m2)和秋季(60.78±44.40 ind./m2)相差不大. 平均生物量的最大值出現(xiàn)在夏季(47.56±77.98 g/m2)，其次是冬季(45.52±75.68 g/m2)和春季(34.71±44.61 g/m2)，最小值出現(xiàn)在秋季(22.71±30.10 g/m2)(圖4). 從類群組成上來看，腹足綱、昆蟲綱和寡毛綱是各季度優(yōu)勢類群，昆蟲綱和寡毛綱主導(dǎo)了平均密度的季節(jié)變化. 腹足綱和雙殼綱由于個體較大，是平均生物量的絕對貢獻者，所占比例約為98%，主導(dǎo)了平均生物量的季節(jié)變化.

圖4 駱馬湖大型底棲動物平均密度與平均生物量的季節(jié)變化Fig.4 Seasonal composition variation of average density and biomass of macrozoobenthos in Lake Luoma

2.2.3 多樣性特征 駱馬湖大型底棲動物各個監(jiān)測點的Shannon-Wiener指數(shù)平均值為0.87±0.29，最高值出現(xiàn)在S10點位，最低值出現(xiàn)在S2點位. Margalef指數(shù)平均值為0.56±0.37，最高值出現(xiàn)在S10點位，最低值出現(xiàn)在S2點位. Pielou指數(shù)得分平均值為0.22±0.08，S10點位最高，S2點位最低. 3種多樣性指數(shù)在不同區(qū)域間差異顯著，多重比較結(jié)果表明植被區(qū)域和其他區(qū)域的大型底棲動物多樣性均顯著高于采砂區(qū)域(表4).

表4 駱馬湖不同區(qū)域底棲動物多樣性指數(shù)*

*不同字母表示兩個區(qū)域之間的多重比較結(jié)果具有顯著差異(P<0.05，n1=12，n2=36，n3=72).

2.2.4 水質(zhì)生物學(xué)評價 Shannon-Wiener多樣性指數(shù)顯示駱馬湖各個監(jiān)測點水質(zhì)為中度-重度污染水平，S2點位的Shannon-Wiener多樣性指數(shù)僅為0.14，顯著低于重度污染的閾值1，多樣性指數(shù)極低，很可能是采砂對底質(zhì)的破壞造成的.BPI指數(shù)介于0.34～1.56之間，平均值為0.88±0.38，除S2和S9點位低于0.6(輕度污染)，其他監(jiān)測點均處于中度污染水平，根據(jù)BPI指數(shù)評價標準，駱馬湖水質(zhì)處于輕度-中度污染水平(圖5).

圖5 駱馬湖各監(jiān)測點位的Shannon-Wiener和BPI指數(shù)Fig.5 Shannon-Wiener and BPI indices of the 10 sampling sites in Lake Luoma

3 討論

3.1 底棲動物群落結(jié)構(gòu)及演變特征

近年來人類活動對駱馬湖的干擾強度不斷增加，導(dǎo)致環(huán)境條件惡化，引起底棲動物群落發(fā)生變化. 歷史上曾對駱馬湖底棲動物進行過數(shù)次調(diào)查：1976 年調(diào)查的總生物量為288.20～338.90 g/m2；1997 年為90.60 g/m2；1998年為86.00 g/m2，種類為26 種; 2005 年由于發(fā)現(xiàn)大量河蜆，生物量達571.10 g/m2；2007年的調(diào)查發(fā)現(xiàn)優(yōu)勢類群為雙殼綱和腹足綱[22]；2011年調(diào)查顯示銅銹環(huán)棱螺為第一優(yōu)勢種，未發(fā)現(xiàn)河蜆[23]. 本次調(diào)查共發(fā)現(xiàn)大型底棲動物41種，年均密度和年均生物量分別為77.19±43.59 ind./m2和37.62±28.31 g/m2. 前3位優(yōu)勢種為銅銹環(huán)棱螺、蘇氏尾鰓蚓和霍甫水絲蚓，均為富營養(yǎng)耐受種，未發(fā)現(xiàn)河蜆. 環(huán)棱螺屬種類耐污能力較強，生態(tài)幅寬，對污染敏感度較低，能棲息于多污性和中污性水體[24]. 蘇氏尾鰓蚓和霍甫水絲蚓更常大量出現(xiàn)于富營養(yǎng)化嚴重的水體，如武漢東湖重污染區(qū)以及太湖梅梁灣，霍甫水絲蚓均占據(jù)絕對優(yōu)勢[25-26]，主要原因是其能耐受有機物分解時造成的沉積物-水界面低氧甚至缺氧環(huán)境，而其他很多種類往往受到抑制[27].

與歷史研究結(jié)果相比[22-23]，大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)變化顯著，第一優(yōu)勢類群由雙殼綱變?yōu)楦棺憔V，出現(xiàn)了河蜆大面積消失的現(xiàn)象，可能有以下兩方面的原因：一方面，隨著周邊地區(qū)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的發(fā)展和人口壓力的加劇，工業(yè)廢水、生活污水和農(nóng)業(yè)面源污染大量增大，尤其是大面積圍網(wǎng)養(yǎng)殖，導(dǎo)致富營養(yǎng)化程度不斷提高，水體底層可能會出現(xiàn)低氧甚至缺氧環(huán)境，而河蜆喜好砂質(zhì)淤泥底質(zhì)，對低氧環(huán)境的耐受性較差，低氧條件會對河蜆的生存造成負面影響[28]. 另一方面，近10年大規(guī)模采砂可能是另一個重要影響因素. 根據(jù)調(diào)查結(jié)果，高強度的采砂活動改變了原來的湖盆形態(tài)，駱馬湖北部大部分區(qū)域深度都大于10 m，且在湖底形成了許多深淺不等的沙坑，沉積物結(jié)構(gòu)受到嚴重破壞，部分采砂區(qū)無任何底棲動物和水生植物，“水下荒漠”日益嚴重. 采砂區(qū)域透明度顯著低于另外兩個區(qū)域，這會對水下光照和溶解氧等生境條件產(chǎn)生負面影響，將嚴重限制濾食性底棲動物的生存[29]，另外由于采砂造成的水柱中大量無機懸浮顆粒物和沉積物有機質(zhì)含量的大幅度降低也會對河蜆的生存產(chǎn)生消極作用. 底棲動物的食物來源主要為有機碎屑、藻類和微生物，有機碎屑是多數(shù)底棲動物的主要食物來源，比如寡毛類的有機碎屑占胃、腸含物體積的比例一般大于80%[30]，河蜆一般為濾食者，但在水體中食物不充分的時會利用斧足獲取沉積物中有機顆粒物為食，因此采砂區(qū)域沉積物低有機質(zhì)含量也對河蜆的密度有抑制作用[31]. 低有機質(zhì)含量的底質(zhì)無法支撐復(fù)雜的底棲動物食物網(wǎng)結(jié)構(gòu)和較高生物量，造成湖泊底棲動物群落結(jié)構(gòu)的改變和群落多樣性的顯著降低.

3.2 水質(zhì)評價

綜合營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)顯示駱馬湖水質(zhì)總體處于中營養(yǎng)水平. 同流域的洪澤湖和山東南四湖近年來已達到富營養(yǎng)水平[32-33]，駱馬湖營養(yǎng)水平相對較低. 洪澤湖屬于大型淺水湖泊，表現(xiàn)為風(fēng)浪擾動的沉積物再懸浮作用尤為強烈，且洪澤湖營養(yǎng)狀態(tài)指數(shù)的主控因子是懸浮物和透明度[34]，因此內(nèi)源釋放可能是其營養(yǎng)狀態(tài)較高的重要原因；南四湖較高的營養(yǎng)狀態(tài)可能和工農(nóng)業(yè)污染以及圍網(wǎng)養(yǎng)殖等人類活動的關(guān)系更為密切[35]. 本次駱馬湖所有監(jiān)測點的TLI平均得分均不超過50，均處于中營養(yǎng)水平；圍網(wǎng)區(qū)的監(jiān)測點(S1、S4和S10點位)TLI得分相對較高，接近輕度富營養(yǎng)水平；最低值出現(xiàn)在西南湖區(qū)(S9點位)，這可能與該區(qū)域豐富的水生植物對水質(zhì)的凈化作用有關(guān)[36-37].

BPI指數(shù)對駱馬湖水質(zhì)的評價結(jié)果為輕度-中度污染，而Shannon-Wiener指數(shù)的結(jié)果為中度-重度污染，兩種生物學(xué)水質(zhì)評價指數(shù)在部分點位存在不一致性，尤其是采砂區(qū)域的S2點位，該監(jiān)測點Shannon-Wiener多樣性指數(shù)僅為0.14，屬于重度污染，而BPI指數(shù)結(jié)果為輕度污染.BPI指數(shù)的計算過程是將大型底棲動物按照耐污能力分成3個水平：耐污種、中度耐污種和敏感種，將耐污種的密度經(jīng)過對數(shù)轉(zhuǎn)換后作為分子，中等耐污種和敏感種密度進行對數(shù)轉(zhuǎn)換并求和作為分母，求得的比值用來評價水質(zhì)優(yōu)劣，其實質(zhì)就是利用耐污種(如寡毛類、搖蚊類幼蟲)的分布情況來評價水環(huán)境質(zhì)量，相對適用于水質(zhì)有機污染評價[38]. S2點位位于北部主采砂區(qū)域，該區(qū)域全年未發(fā)現(xiàn)寡毛類，只發(fā)現(xiàn)了極少量的搖蚊幼蟲，耐污種數(shù)量極少. 研究表明，沉積物中的有機質(zhì)為多數(shù)寡毛和搖蚊類的主要食物來源[30]，且沉積物粒徑過大導(dǎo)致寡毛類密度顯著降低[39]，結(jié)合沉積物分析結(jié)果得出采砂區(qū)域耐污種數(shù)量極少的原因并不是水質(zhì)優(yōu)良，而是采砂活動改變了底棲動物的生境，破壞了生物的庇護場所，減少了其食物來源，使顫蚓類、搖蚊類難以生存，可見駱馬湖區(qū)使用涉及耐污種密度的生物學(xué)評價指數(shù)判斷采砂相關(guān)區(qū)域的水質(zhì)情況可能會低估實際的污染水平，BPI指數(shù)并不一定適用于駱馬湖所有區(qū)域的生物學(xué)評價；采砂區(qū)域的Shannon-Wiener等生物多樣性指數(shù)顯著降低，也不是完全由于水質(zhì)污染造成的. 多樣性指數(shù)能夠較好地反映采砂區(qū)域生態(tài)系統(tǒng)的健康水平，但是對其水質(zhì)情況的評估可能也有一定的局限性，因此采砂區(qū)域水質(zhì)的評估需要更好地結(jié)合水質(zhì)理化評價等多方面的結(jié)果. 綜合水質(zhì)理化參數(shù)、水質(zhì)生物學(xué)指數(shù)得出駱馬湖水質(zhì)處于中營養(yǎng)狀態(tài)，總體屬于中度污染. 需要注意的是，結(jié)合底棲動物的歷史數(shù)據(jù)，耐污能力較強的物種逐漸成為駱馬湖的優(yōu)勢類群，反映了該湖泊富營養(yǎng)化和污染水平有加劇的趨勢，且大規(guī)模的采砂活動對駱馬湖生態(tài)系統(tǒng)的破壞極大，造成了部分水域水底“荒漠化”，湖泊健康水平惡化趨勢明顯，作為南水北調(diào)東線工程重要的調(diào)蓄湖泊以及飲用水源地和重要的水產(chǎn)養(yǎng)殖基地，防治湖泊富營養(yǎng)化和無序采砂的相關(guān)工作不容懈怠.

致謝：感謝江蘇省駱運水利工程管理處在野外采樣中的幫助.

[1] Covich AP, Palmer MA, Crowl TA. The role of benthic invertebrate species in freshwater ecosystems: zoobenthic species influence energy flows and nutrient cycling.BioScience, 1999, 49(2): 119-127. DOI: 10.2307/1313537.

[2] Birk S, Bonne W, Borja Aetal. Three hundred ways to assess Europe’s surface waters: an almost complete overview of biological methods to implement the Water Framework Directive.EcologicalIndicators, 2012, 18: 31-41. DOI: 10.1016/j.ecolind.2011.10.009.

[3] Cai Yongjiu, Liu Jingsong, Dai Xiaolinetal. Community structure of macrozoobenthos and bioassessment of water quality in Lake Changdang, Jiangsu Province.ChineseJournalofEcology, 2014, 33(5): 1224-1232. [蔡永久, 劉勁松, 戴小琳等. 長蕩湖大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)及水質(zhì)生物學(xué)評價. 生態(tài)學(xué)雜志, 2014, 33(5): 1224-1232.]

[4] Chi Shiyun, Peng Jianhua, Wan Chengyanetal. Preliminary study on macrozoobenthos of Sandaohe Reservoir, Hubei Province.JLakeSci, 2009, 21(5): 705-712. DOI: 10.18307/2009.0515. [池仕運, 彭建華, 萬成炎等. 湖北省三道河水庫底棲動物的初步研究. 湖泊科學(xué), 2009, 21(5): 705-712.]

[5] Wang Suming, Dou Hongshen eds. Lakes in China. Beijing: Science Press, 1998: 281-282. [王蘇民, 竇鴻身. 中國湖泊志. 北京: 科學(xué)出版社, 1998: 281-282.]

[6] Cui Caixia, Hua Weihua,Yuan Guangwang. The evaluation of current water quality and Lake trend analysis.HebeiFisheries, 2013, (8): 31-34. [崔彩霞, 花衛(wèi)華, 袁廣旺. 駱馬湖水質(zhì)現(xiàn)狀評價與趨勢分析. 河北漁業(yè), 2013, (8): 31-34.]

[7] Wan Lei, Xu Delan, Gao Mingxiaetal. Effect of macrophytes on nitrogen and phosphorus in Luoma Lake.ChineseJournalofEnvironmentalEngineering, 2012, 6(10): 3579-3584. [萬蕾, 徐德蘭, 高明俠等. 大型水生植物對駱馬湖氮, 磷元素的影響. 環(huán)境工程學(xué)報, 2012, 6(10): 3579-3584.]

[8] Yang Shijian. The ecological construction of eastern route of South-to-North Water Diversion Project in Lake Luoma.EnvironmentalScience&Technology, 2006, 29(1): 92-93. [楊士建. 南水北調(diào)東線工程駱馬湖生態(tài)建設(shè). 環(huán)境科學(xué)與技術(shù), 2006, 29(1): 92-93.]

[9] Xu Delan, Zhang Dongdong, Zhang Cuiyingetal. Distribution and change of macrophytes in Luoma Lake for 3 periods.WetlandScience, 2013, 11(3): 320-325. [徐德蘭, 張東東, 張翠英等. 3個時期駱馬湖大型水生植物的分布及變化. 濕地科學(xué), 2013, 11(3): 320-325.]

[10] Li Daming, Yang Zhen, Yu Yangetal. Photosynthetic activity of phytoplankton in Lake Gehu and Lake Luoma in spring.JLakeSci, 2013, 25(5): 688-694. DOI: 10.18307/2013.0510. [李大命, 陽振, 于洋等. 滆湖和駱馬湖春季浮游植物光合作用活性的研究. 湖泊科學(xué), 2013, 25(5): 688-694.]

[11] Feng Yawei. Desmids community variation and environmental factors in Luoma Lake and Dongping Lake of the east route of South-to-North Water Diversion Project [Dissertation]. Jinan: Shandong University, 2015. [馮亞威. 南水北調(diào)東線駱馬湖和東平湖鼓藻種群變化與環(huán)境因子研究 [學(xué)位論文]. 濟南： 山東大學(xué), 2015.]

[12] Ding Hanming. The current situation, problems and countermeasurse of Luoma lake watland [Dissertation]. Nanjing: Nanjing Agricultural University, 2010. [丁漢明. 駱馬湖濕地資源狀況、問題及對策[學(xué)位論文]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2010.]

[13] Hu Tingting, Liu Jinsong, Dai Xiaolingetal. Spatio-temporal variation of water quality in Lake Luoma，Jiangsu Province， China.JournalofEcologyandRuralEnvironment, 2016, 32(5): 794-801. [胡婷婷, 劉勁松, 戴小琳等. 駱馬湖水質(zhì)時空變化特征. 生態(tài)與農(nóng)村環(huán)境學(xué)報, 2016, 32(5): 794-801.]

[14] Zhang Xiaoming, Li Chao, Li Qian. Phytoplankton investigation and water quatility assessment.ZhiHuai, 2016, (1): 29-30. [張小明, 李超, 李倩. 駱馬湖浮游藻類調(diào)查與水質(zhì)評價. 治淮, 2016, (1): 29-30.]

[15] Morse JC, Yang LF, Tian LX eds. Aquatic insects of China useful for monitoring water quality. Nanjing: Hohai University Press,1994.

[16] Liu Yueying ed. Economic fauna of China (freshwater mollusk). Beijing: Science Press, 1979. [劉月英. 中國經(jīng)濟動物志: 淡水軟體動物. 北京: 科學(xué)出版社, 1979.]

[17] Wang Juncai, Wang Xinhua eds. Northern China Chironomus larva. Beijing: Yanshi Press in China, 2011. [王俊才, 王新華. 中國北方搖蚊幼蟲. 北京: 中國言實出版社, 2011.]

[18] “Water and wastewater monitoring and analysis method” editorial board of State Environmental Protection Administration of China ed. Monitoring and analysis methods of water and wastewater: fourth edition. Beijing: China Environmental Science Press, 2002. [國家環(huán)境保護總局《水和廢水監(jiān)測分析方法》編委會. 水和廢水監(jiān)測分析方法: 第4版. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.]

[19] Lu Qiang, Chen Huili, Shao Xiaoyangetal. Ecological characteristics of macrobenthic communities and its relationships with enviromental factors in Hangzhou Xixi Wetland.ActaEcologicaSinica, 2013, 33(9): 2803-2815. [陸強, 陳慧麗, 邵曉陽等. 杭州西溪濕地大型底棲動物群落特征及與環(huán)境因子的關(guān)系. 生態(tài)學(xué)報, 2013, 33(9): 2803-2815.]

[20] Xu Hao, Cai Yongjiu, Tang Xiangmingetal. Community structure of macrozoobenthos and the evaluation of water environment in Lake Taihu.JLakeSci, 2015, 27(5): 840-852. DOI 10.18307/2015.0510. [許浩, 蔡永久, 湯祥明等. 太湖大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)與水環(huán)境生物評價. 湖泊科學(xué), 2015, 27(5): 840-852.]

[21] Wang Mingcui, Liu Xueqin. Evaluate method and classification standard on lake eutrophication.EnvironmentalMonitoringinChina, 2002, 18(5): 47-49. [王明翠, 劉雪芹. 湖泊富營養(yǎng)化評價方法及分級標準. 中國環(huán)境監(jiān)測, 2002, 18(5): 47-49.]

[22] Pan Yuanchao, Yan Weihui, Zhao Muzietal. Survey report of macrozoobenthos in Lake Luoma. In: Society for aquatic products in Jiangsu Province. Nanjing: Academic papers of fishery annunally meeting in Jiangsu Province, 2009: 99-100. [潘元潮, 嚴維輝, 趙沐子等. 駱馬湖底棲生物調(diào)查報告. 見: 江蘇省水產(chǎn)學(xué)會編. 南京: 江蘇省水產(chǎn)學(xué)術(shù)年會暨學(xué)術(shù)研討會論文集, 2009: 99-100.]

[23] Shen Xia, Hong Dalin, Tan Yongfengetal. Ecological environment of Luoma Lake and protection measures.WaterResourcesProtection, 2013, (3): 39-43. [申霞, 洪大林, 談永鋒等. 駱馬湖生態(tài)環(huán)境現(xiàn)狀及其保護措施. 水資源保護, 2013, (3): 39-43.]

[24] Cao Zhengguang, Jiang Xinpo. The influence of environmental facrors onBeamllyapurficate.JournalofShanghaiFisheriesUniversity, 1998, 7(3): 200-205. [曹正光, 蔣忻坡. 幾種環(huán)境因子對梨形環(huán)棱螺的影響. 上海水產(chǎn)大學(xué)學(xué)報, 1998, 7(3): 200-205.]

[25] Gong Zhijun, Xie Ping, Tang Huijuanetal. The influence of eurtophycation upon community structure and biodiversity of macrozoobenthos.ActaHydrobiologicaSinica, 2001, 25(3): 210-216. [龔志軍, 謝平, 唐匯涓等. 水體富營養(yǎng)化對大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)及多樣性的影響. 水生生物學(xué)報, 2001, 25(3): 210-216.]

[26] Cai Yongjiu, Gong Zhijun, Qin Boqiang. Community structure and diversity of macrozoobenthos in Lake Taihu, a large shallow eutrophic lake in China.BiodiversityScience, 2010, 18(1): 50-59. [蔡永久, 龔志軍, 秦伯強. 太湖大型底棲動物群落結(jié)構(gòu)及多樣性. 生物多樣性, 2010, 18(1): 50-59.]

[27] Chapman PM, Farrell MA, Brinkhurst RO. Effects of species interactions on the survival and respiration ofLimnodrilushoffmeisteriandTubifextubifex(Oligochaeta, Tubificidae) exposed to various pollutants and environmental factors.WaterResearch, 1982, 16(9): 1405-1408. DOI: 10.1016/0043-1354(82)90225-1.

[28] Ling Qufei, Song Xuehong, Kang Huadongetal. Preliminary study of Corbicula resources and water physicochemical factors of Kuncheng Lake.WaterConservancyFishery, 2001, 21(1): 44-46. [凌去非, 宋學(xué)宏, 康華東等. 昆承湖河蜆資源及水體理化因子的初步探討. 水利漁業(yè), 2001, 21(1): 44-46.]

[29] Foe C, Knight A. The effect of phytoplankton and suspended sediment on the growth of Corbicula fluminea (Bivalvia).Hydrobiologia, 1985, 127(2): 105-115. DOI 10.1007/BF00004190.

[30] Liu Xueqin. Food composition and foodwebs of zoobenthos in Yangtze Lakes[Dissertation]. Wuhan: Institute of Hydrobiology, Chinese Academy of Sciences, 2006. [劉學(xué)勤. 湖泊底棲動物食物組成與食物網(wǎng)研究[學(xué)位論文]. 武漢: 中國科學(xué)院水生生物研究所, 2006.]

[31] Marroni S, Iglesias C, Mazzeo Netal. Alternative food sources of native and non-native bivalves in asubtropical eutrophic lake.Hydrobiologia, 2014, 735(1): 263-276. DOI 10.1007/s10750-013-1714-3.

[32] Wu Zhouhu,Yang Liankuan, Jin Linrenetal. Spatial-time comparative an analysis and evaluation of eutrophication lever of Nansi Lake.JournalofQingdaoTechnologicalUniversity, 2012, 33(3): 1-6. [武周虎, 楊連寬, 金玲仁等. 南四湖水體富營養(yǎng)化時空比較分析與評價. 青島理工大學(xué)學(xué)報, 2012, 33(3): 1-6.]

[33] Li Wei, Du Xue, Lin Mingli. Spatial-temporal variation characteristics of water qualityin Hongze Lake based on PCA and SOM.ResourcesandEnvironmentintheYangtzeBasin, 2013, 22(12): 1593-1599. [李為, 都雪, 林明利等. 基于PCA 和SOM 網(wǎng)絡(luò)的洪澤湖水質(zhì)時空變化特征分析. 長 江 流 域 資 源 與 環(huán) 境, 2013, 22(12): 1593-1599.]

[34] Yang Guangli, Han Aimin, Liu Tiekunetal. The realtionship of eutrophication of the Lake of Hongze and environmental physical-chemical factors.TheAdministrationandTechniqueofEnvironmentalMonitoring, 2003, 15(2): 17-20. [楊廣利, 韓愛民, 劉軼琨等. 洪澤湖富營養(yǎng)化與環(huán)境理化因子間的關(guān)系. 環(huán)境監(jiān)測管理與技術(shù), 2003, 15(2): 17-20.]

[35] Li Yanhong, Yang Liyuan, Liu Enfengetal. Evalution of eutrophic levels in Nansi Lake and analysis of the causes.JournalofUniversityofJinan:ScienceandTechnology, 2010, 24(2): 212-215. [李艷紅, 楊麗原, 劉恩峰等. 南四湖富營養(yǎng)化評價與原因分析. 濟南大學(xué)學(xué)報: 自然科學(xué)版, 2010, 24(2): 212-215.]

[36] Takamura N, Kadono Y, Fukushima Metal. Effects of aquatic macrophytes on water quality and phytoplankton communities in shallow lakes.EcologicalResearch, 2003, 18(4): 381-395. DOI: 10.1046/j. 1440-1703.2003.00563.x.

[37] He Jun, Gu Xiaohong, Liu Guofeng. Aquatic macrophytes in East Lake Taihu and its interaction with water environment.JLakeSci, 2008, 20(6): 790-795. DOI: 10.18307/2008.0618. [何俊, 谷孝鴻, 劉國鋒. 東太湖水生植物及其與環(huán)境的相互作用. 湖泊科學(xué), 2008, 20(6): 790-795.]

[38] Hilsenhoff WL. A modification of the biotic index of organic stream pollution to remedy problems and permit its use throughout the year.GreatLakesEntomologist, 1998, 31(1): 1-12.

[39] Sauter G, Güde H. Influence of grain size on the distribution of tubificid oligochaete species.Hydrobiologia, 1996, 334(1/2/3): 97-101. DOI 10.1007/BF00017358.

Macrozoobenthic community structure and water quality assessment of Lake Luoma, Jiangsu Province, China

ZOU Wei1,2, LI Taimin3, LIU Li3, CAI Yongjiu1, XU Hao1,2, PENG Kai1,2& GONG Zhijun1**

(1:StateKeyLaboratoryofLakeScienceandEnvironment,NanjingInstituteofGeographyandLimnology,ChineseAcademyofSciences,Nanjing210008,P.R.China)(2:UniversityofChineseAcademyofSciences,Beijing100049,P.R.China)(3:LuoyunManagementDivision,Suqian223800,P.R.China)

Physiochemical conditions and macrozoobenthos in Lake Luoma were investigated monthly in 2014. The lake was divided into three regions of the sand mining, the vegetation and the others according to its habitat conditions. Physiochemical parameters and macrozoobenthic community structure were compared among the three regions. Water quality was evaluated based on the surface water environmental quality standard (GB 3838-2002), comprehensive trophic level index and biological indices. The depth of sand mining area was significantly higher than that in the vegetation area, while the transparency was much lower than the other two regions. The concentrations of total nitrogen, total phosphorus, nitrate and phosphate in the sand mining area were significantly higher than those in the vegetation area, while the biodiversity indices of macrozoobenthos were significantly lower than the other two regions. A total of 41 taxa were identified, including 8 species of Annelida, 15 species of Mollusca and 18 species of Arthropoda.Bellamyaaeruginosa,Branchiurasowerbyi,LimnodrilushoffmeisterandAlocinmalongicornisdominated the community with high abundance and biomass. The annual average density and biomass of macrozoobenthos were 77.19±43.59 ind./m2and 37.62±28.31 g/m2, respectively. Higher spatial heterogeneity was observed for the mean biomass than the mean density. The relative high mean biomass values were found in the littoral sampling sites while the relative low values in offshore sampling sites. It showed that the lake was moderately polluted at a mesotrophic level. As an important water source and aquaculture site, more attention should be paid on water environment protection in Lake Luoma.

Lake Luoma; macrozoobenthos; community structure; sand mining; water quality assessment

江蘇省水利科技項目(2015043)、國家自然科學(xué)基金項目(41671110，31670466)和科技基礎(chǔ)性工作專項(2013FY111800)聯(lián)合資助. 2016-05-13收稿; 2016-10-09收修改稿. 鄒偉(1991～)，男，碩士研究生; E-mail: 870816289zw@sina.com.

; E-mail: zjgong@niglas.ac.cn.

DOI 10.18307/2017.0515