馬 康,史 璇,尤曉光,3,劉靜玲,*

1 北京師范大學(xué)環(huán)境學(xué)院水環(huán)境模擬國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 北京 100875 2 北京師范大學(xué)流域環(huán)境生態(tài)工程研發(fā)中心, 珠海 519087 3 交通運(yùn)輸部水運(yùn)科學(xué)研究院, 北京 100088

河流生態(tài)系統(tǒng)中自然存在重金屬微量元素,主要來源于巖石侵蝕、水動力遷移等地球化學(xué)作用。隨著社會經(jīng)濟(jì)發(fā)展,人類生產(chǎn)生活直接或間接向自然水體中排放大量重金屬,成為水體中重金屬的主要來源,對水生態(tài)系統(tǒng)造成不同程度生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。重金屬污染物具有高毒性、不可降解性和生物蓄積性等特點(diǎn),進(jìn)入河流后大量滯留在水體中,被水體中懸浮物吸附,沉積在河流沉積物中[1]。長期沉積作用使河流沉積物成為河流重金屬主要受體,當(dāng)水環(huán)境條件改變,重金屬重新進(jìn)入水體,形成“二次污染”。因而,河流沉積物不僅是重金屬主要儲存庫,也是重金屬潛在釋放源,即使污染源消除，受重金屬污染的沉積物也可以長時(shí)間緩慢釋放重金屬,從而延長重金屬污染時(shí)間,對河流生態(tài)系統(tǒng)健康具有長期影響。

河流沉積物不僅是河流重金屬污染物的重要貯存庫和釋放源,還是河流濕地生物如植物、大型無脊椎動物的重要棲息地[2- 3]。沉積物釋放的重金屬通過水流遷移或富集作用進(jìn)入植物體內(nèi),對生物體產(chǎn)生毒性效應(yīng),使得抗逆性低的植被死亡,降低植物群落多樣性[4]。沉積物-水界面是底棲動物主要生活場所,重金屬污染的細(xì)沉積物可被底棲動物吞食[5],使無脊椎動物生長受到抑制,底棲動物群落受到破壞[6- 7]。例如Costas等[8]研究發(fā)現(xiàn)沉積物重金屬含量與底棲生物群落結(jié)構(gòu)多樣性指標(biāo)顯著相關(guān),重金屬污染點(diǎn)位EPT昆蟲(蜉蝣目Ephemeroptera、襀翅目Plecoptera和毛翅目Trichoptera)數(shù)目顯著高于參照點(diǎn)。類似的, Bere等[9]研究表明沉積物金屬改變了大型底棲無脊椎動物群落物種組成,且重金屬污染程度較低時(shí)對底棲動物群落組成的影響依舊顯著。

灤河隸屬于海河流域,是京津冀城市群的重要水源地,也是北方重要的生物棲息地,其生態(tài)健康對于區(qū)域經(jīng)濟(jì)、社會以及生態(tài)等方面可持續(xù)發(fā)展具有重要意義。進(jìn)入21世紀(jì),隨著城市化進(jìn)程和工農(nóng)業(yè)發(fā)展,灤河水環(huán)境受到人類活動嚴(yán)重影響,例如,流域徑流減少[10],部分河段富營養(yǎng)化[11],水體重金屬含量超標(biāo)[12- 13],水和沉積物中存在化學(xué)品多環(huán)芳烴(PAHs)污染的潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[14]。河流污染物對生物群落具有生物毒性和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),因而,明確沉積物重金屬分布與濕地生物群落特征的關(guān)系是當(dāng)前河流生態(tài)管理和保護(hù)亟待解決的問題。

本研究以灤河岸帶濕地為研究對象,采用沉積物生物毒性效應(yīng)系數(shù)法和內(nèi)梅羅指數(shù)法評價(jià)沉積物重金屬污染生物毒性和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn),通過計(jì)算植被物種多樣性指數(shù)和底棲動物完整性指數(shù)探究灤河植被和底棲動物群落特征,分析沉積物重金屬分布、植被和底棲群落特征的關(guān)系,旨在為灤河流域河流生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)管理提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

灤河流域(115°34′—119°50′E,39°02′—42°43′N)地跨蒙古高原和華北平原,地勢由西北向東南傾斜,面積約4.47萬km2。灤河發(fā)源于河北省豐寧滿族自治縣西北巴彥古圖爾山麓,上游屬內(nèi)蒙古高原區(qū),中游為華北山地丘陵區(qū),下游為冀北平原區(qū),由河北樂亭縣入渤海,水系呈羽狀分布,全長約888 km。灤河流域年均降水量553.2 mm,夏季多冬季少,汛期為7—8月,枯水期為1—2月,受降雨量影響,徑流量年內(nèi)變化較大,平均徑流量47.9億m3,氣候?yàn)榈湫蜏貛Т箨懶约撅L(fēng)氣候[15]。

1.2 樣點(diǎn)布設(shè)和數(shù)據(jù)獲取

根據(jù)已有研究對灤河流域生態(tài)分區(qū),結(jié)合兩岸地形、氣候、植被、土壤類型等特點(diǎn),在河流上游高原區(qū)(L1—L4)、中游山區(qū)(L5—L10)、下游平原區(qū)(L11—L14),依次布設(shè)L1-大灘鎮(zhèn)(41°34′42″N, 115°59′18″E)、L2-白城子(41°19′05″N, 116°28′31″E)、L3-石人溝(41°21′23″N, 116°20′35″E)、L4-紅旗營房(42°04′16″N, 116°42′37″E)、L5-外溝門(41°52′148″N, 115°33′32″E)、L6-郭家屯(41°34′53″N, 117°05′53″E)、L7-太平莊(41°13′28″N, 117°22′50″E)、L8-西溝(41°08′55″N, 117°29′52″E)、L9-張百灣(40°59′42″N, 117°29′30″E)、L10三道河(40°58′04″N, 117°42′52″E)、L11-遷西大橋(40°09′37″N, 118°18′43″E)、L12-馬蘭莊(40°06′53″N, 118°37′01″E)、L13-王家樓(39°34′37″N, 118°52′49″E)、L14-姜各莊(39°27′39″N, 119°08′12″E)共計(jì)14個(gè)樣地,于2014年7月從灤河源頭到河口進(jìn)行野外采樣和實(shí)地調(diào)查。

圖1 灤河采樣點(diǎn)分布圖Fig.1 Locations of sampling sites of Luanhe River

采用樣方法在灤河岸帶植被類型樣地進(jìn)行取樣,植被調(diào)查采樣面積參照草本層設(shè)計(jì),每個(gè)樣點(diǎn)處設(shè)置10個(gè)2 m×2 m樣方,總計(jì)140個(gè)樣方,記錄樣方植被覆蓋度、物種豐度、物種名稱等植被信息。底棲動物樣品利用直徑1/16 m2采泥器在河岸帶區(qū)域采集,每個(gè)點(diǎn)位采集多于3個(gè)子樣品混合,樣品經(jīng)過0.595 mm篩網(wǎng)過濾,保存于75%乙醇,利用解剖鏡或顯微鏡分類鑒定底棲動物分類單元(種或?qū)?,稱量凈重。沉積物樣品利用彼得遜采泥器在14個(gè)樣地采集0—10 cm深度表層沉積物,每個(gè)樣地在河岸帶采集3個(gè)樣品,同一樣地沉積物樣品混合后放入聚乙烯塑料袋中密封保存,在實(shí)驗(yàn)室風(fēng)干,剔除動植物殘?bào)w等雜質(zhì)待測。沉積物樣品過100目尼龍篩,采用HF-HNO3-HClO4三酸混合,經(jīng)石墨消解儀(SH220N)消解后,利用島津火焰原子吸收分光光度計(jì)(GFA- 6880)測定沉積物重金屬Ni、Cr、Zn、Cu、Pb和Cd的含量[16]。實(shí)驗(yàn)中所用試劑均為優(yōu)級純,用水為超純水,分析過程中采用沉積物標(biāo)準(zhǔn)參考物質(zhì)(GSD- 9和GSD- 11)進(jìn)行質(zhì)量控制,各元素回收率在94%—105%之間,測量誤差均小于10%。

1.3 數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)與分析

應(yīng)用EXCEL 2016軟件對所有數(shù)據(jù)進(jìn)行處理,采用SPSS 23.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計(jì)學(xué)分析,采用Origin 2017軟件繪圖,進(jìn)行采用Canoco 5.0對生物群落指標(biāo)與沉積物環(huán)境因子進(jìn)行主成分分析(Principal Component Analysis,PCA)。

1.3.1重金屬污染評價(jià)

根據(jù)沉積物質(zhì)量基準(zhǔn)值(sediment quality guideline values, SQGs)[17]的生物毒性效應(yīng)范圍值計(jì)算效應(yīng)系數(shù)(effects range-median quotient, ERMQ)評價(jià)不同采樣點(diǎn)沉積物生物毒性危害等級[18],采用綜合潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)(Integrated potential ecological risk index,RI)對沉積物重金屬綜合生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評價(jià)[19],其中ERMQ和RI評價(jià)等級劃分標(biāo)準(zhǔn)見表1,計(jì)算公式如下：

表1 重金屬污染評價(jià)等級劃分

1.3.2植被物種多樣性評價(jià)

植被物種多樣性評價(jià)采用以下3種指標(biāo)： 物種豐富度指數(shù)(S)、Shannon-Wiener指數(shù)(H)、Pielou均勻度指數(shù)(J),計(jì)算公式如下[22]：

J=H′/lnS

H′=-∑pilnpi

其中,pi表示種i出現(xiàn)的頻度,即重要值,S為物種數(shù)(物種豐富度指數(shù)),N為個(gè)體總數(shù)。

1.3.3底棲動物完整性評價(jià)

研究團(tuán)隊(duì)選取表征底棲動物多樣性和豐度(Diversity and Abundance, D/A)、耐污敏感性(Sensitivity and Tolerance, S/T)及功能攝食類群(Functional Feeding Groups, FFGs)的31個(gè)候選指標(biāo),通過分布范圍分析、敏感性分析和冗余分析篩選顯著區(qū)分參照點(diǎn)和受損點(diǎn)的核心指標(biāo),核心指標(biāo)由蜉蝣目、襀翅目和毛翅目個(gè)體數(shù)之和百分比(EPT%)、物種耐污性綜合指數(shù)BI (Biotic Index)和收集者攝食類群百分比(Collect-Gatherers%)三個(gè)指標(biāo)組成,通過驗(yàn)證和標(biāo)準(zhǔn)化構(gòu)建底棲動物完整性指數(shù)(B-IBI, Benthic Macroinvertebrate-based Index of Biotic Integrity),詳細(xì)方法見團(tuán)隊(duì)已發(fā)表的相關(guān)文獻(xiàn)[23- 24]。

2 研究結(jié)果

2.1 灤河表層沉積物重金屬分布特征

灤河沉積物重金屬元素含量見表2,灤河沉積物重金屬元素Ni、Cr、Zn、Cu、Pb和Cd的平均值分別為33.66 mg/kg、37.64 mg/kg、36.06 mg/kg、12.79 mg/kg、6.76 mg/kg和0.09 mg/kg,其中僅Ni元素超過了背景值,說明灤河水系無明顯重金屬污染。重金屬Ni、Cr、Zn、Cu、Pb和Cd的變異系數(shù)分別為0.42、0.43、0.78、1.39、0.65和0.60,說明灤河水系沉積物重金屬空間分布具有較大差異,特別是Zn和Cu離散程度較大,分布極不均勻。查閱文獻(xiàn),灤河沉積物重金屬歷史值見表2,2010年重金屬Cr、Cu、Cd含量分別是背景值1.98、5.21,2.55倍,重金屬污染十分嚴(yán)重,2013年灤河沉積物重金屬含量顯著降低,本研究中沉積物Ni、Cr、Zn、Cu、Pb和Cd分別為背景值的1.09、0.55、0.46、0.59、0.31、0.93、0.02、0.09倍,沉積物質(zhì)量明顯改善。

灤河沉積物重金屬效應(yīng)系數(shù)ERMQ和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI結(jié)果如圖2所示。研究結(jié)果表明,灤河水系上游、中游和下游沉積物重金屬ERMQ范圍為0.09—0.12、0.09—0.16和0.07—0.28,在下游L14-姜各莊點(diǎn)位最低,在下游L12-馬蘭莊鎮(zhèn)點(diǎn)位最高。上、中、下游點(diǎn)位均位于低級和中低級,但下游點(diǎn)位總體高于上中游點(diǎn)位,且波動較大。綜合潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)上游、中游和下游范圍分別為31.13—47.75、23.35—66.11、22.49—112.37,在下游L14-姜各莊點(diǎn)位最低,在下游L12-馬蘭莊鎮(zhèn)點(diǎn)位最高,與ERMQ評價(jià)結(jié)果一致,所有點(diǎn)位風(fēng)險(xiǎn)等級處于低風(fēng)險(xiǎn)水平,下游重金屬潛在風(fēng)險(xiǎn)總體高于上中游。對不同河段沉積物重金屬效應(yīng)系數(shù)ERMQ和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RI進(jìn)行非參數(shù)檢驗(yàn)(Kruskal-Wallis法),檢驗(yàn)結(jié)果表明,灤河干流上中下游沉積物沉積物重金屬效應(yīng)系數(shù)ERMQ具有顯著性差異(P<0.05)。

表2 灤河沉積物樣品重金屬元素含量(mg/kg)統(tǒng)計(jì)

圖2 灤河沉積物重金屬效應(yīng)系數(shù)ERMQ和潛在風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)RIFig.2 Effects range-median quotient (ERMQ) values and potential ecological risk indices (RI) of heavy metals in sediments

2.2 灤河岸帶濕地植被物種分布特征

野外調(diào)查共識別維管束植物共計(jì)50科93屬219種,其中本地物種273種,外來物種54種。植物群落以被子植物為主,主要科系依次為菊科(42種)、禾本科(32種)、蓼科(12種)、豆科(11種)、薔薇科(11種)、莎草科(9種)、十字花科(9種)、藜科(6種),分別占總物種數(shù)的19.2%、14.6%、5.5%、5.5%、5.5%、4.1%、4.1%、2.7%,9個(gè)科系植物占所有物種的70.0%。植物區(qū)系優(yōu)勢科明顯,灤河上游為高原草甸,主要可見“披堿草(ElymusdahuricusTurcz.)+委陵菜(PotentillachinensisSer.)”、“藨草(ScirpustriqueterLinn.)+節(jié)節(jié)菜(Rotalaindica(Willd.) Koehne)+地榆(SanguisorbaocinalisL.)”和“野艾蒿(ArtemisialavandulaefoliaDC.)+藜(ChenopodiumserotinumLinn.)”等為優(yōu)勢種的群落,草甸中伴生有水楊梅(GeumaleppicumJacq.)、地榆(SanguisorbaocinalisL.)、萹蓄(PolygonumaviculareL.)等,其余雜類草群落成分繁雜,優(yōu)勢種不明顯。中游為山區(qū)植被,主要可見以“委陵菜(PotentillachinensisSer.)+無芒雀麥(BromusinermisLayss. Linn.)”、“扁稈藨草(ScirpusplaniculmisFr. Schmidt)+老芒麥(ElymussibiricusLinn.)”和“澤芹(SiumsuaveWalt.)+大刺兒菜(Cephalanoplossetosum(willd.) kitam.)+地筍(LycopuslucidusTurcz.)”等為優(yōu)勢種的群落,草甸中伴生有冬葵(MalvacrispaLinn.)、地膚(Kochiascoparia(Linn.) Schrad.)、蒼耳(XanthiumsibiricumPatrin ex Widder.)等。下游為平原植被,主要可見“附地菜(Trigonotispeduncularis(Trev.) Benth. ex Baker et Moore)+水芹(ArtemisialavandulaefoliaDC.)”、“野艾蒿(ArtemisialavandulaefoliaDC.)+附地菜(Trigonotispeduncularis(Trev.) Benth. ex Baker et Moore)”和“白茅(Imperatacylindrica(Linn.) Beauv.)+蘆葦(Phragmitesaustralis(Cav.) Trin. ex Steud.)”等為優(yōu)勢種的群落,草甸中伴生有圓葉牽牛(Pharbitispurpurea(L.) Voigt)、菖蒲(AcoruscalamusL.)、蘿藦(Metaplexisjaponica(Thunb.) Makino)等。

綜合物種數(shù)、個(gè)體數(shù)、分布特性等植被調(diào)查信息,計(jì)算植物群落物種多樣性指數(shù)(物種豐度指數(shù)S、Shannon-Wiener指數(shù)H和Pielou均勻度指數(shù)J)定量反映植物群落物種多樣性特征,結(jié)果如圖3所示。物種豐富度指數(shù)S范圍為5.75—12.33,中游L9-西溝點(diǎn)位最高,下游L15-姜各莊點(diǎn)位最低,上、中、下游平均值分別為8.65、8.37、7.20；Shannon-Wiener指數(shù)H范圍為2.25—3.30,中游L9-西溝點(diǎn)位最高,下游L13-馬蘭莊鎮(zhèn)點(diǎn)位最低,上、中、下游平均值分別為3.13、2.92、2.33；Pielou均勻度指數(shù)J范圍為21.75—40.91,中游L9-西溝點(diǎn)位最高,下游L14-王家樓村點(diǎn)位最低,上、中、下游平均值分別為30.53、30.57、23.47?？傮w來看,上游和中游群落物種多樣性指數(shù)波動較小,二者高于下游,說明上游和中游植被種類最多,群落復(fù)雜程度最高,且群落分布較為均勻。對不同河段植物群落物種多樣性指數(shù)的非參數(shù)檢驗(yàn)(Kruskal-Wallis法)結(jié)果表明,灤河干流上中下游Shannon-Wiener指數(shù)H和Pielou均勻度指數(shù)J具有顯著性差異(P<0.05)。

圖3 灤河植物群落物種多樣性指數(shù) Fig.3 Vegetation species diversity index in Luanhe River

2.3 灤河底棲動物群落分布特征

灤河水系共采集底棲動物105種,屬于節(jié)肢動物、環(huán)節(jié)動物和軟體動物等三大類,其中節(jié)肢動物76種,占比72.4%,環(huán)節(jié)動物18種,占比17.1%,軟體動物10種,占比9.5%。優(yōu)勢類群為節(jié)肢動物門的昆蟲綱,共33科71屬73種,占全部種類的69.5%。EPT昆蟲對棲息地生境變化十分敏感,通常生活在清潔河流水環(huán)境中,常作為河流水系清潔的指示生物[29]。本研究中EPT昆蟲總物種數(shù)為17種,占調(diào)查發(fā)現(xiàn)的水生昆蟲物種數(shù)的16.2%,蜉蝣目7科10屬,襀翅目2科2屬,毛翅目4科4屬。

灤河水系底棲動物生物量和密度如圖4所示,生物量范圍為0.31—67.03 g/m2,最低點(diǎn)位為L6-外溝門,最高點(diǎn)位為L14-遷西大橋,上、中、下游平均值分別為4.13、1.35、33.31 g/m2。密度范圍為3.85—414.00 個(gè)/m2,最低點(diǎn)位為L2-白城子,最高點(diǎn)位為L12-馬蘭莊鎮(zhèn),上、中、下游平均值分別為132.46、99.83、190.00 g/m2。研究團(tuán)隊(duì)基于蜉蝣目、襀翅目和毛翅目個(gè)體數(shù)之和的百分比(EPT%)、物種耐污性綜合指數(shù)(Biotic Index, BI)和收集者攝食類群的百分比(Collect-Gatherers%)三個(gè)指標(biāo),建立底棲動物完整性指數(shù)(B-IBI)表征底棲動物群落的結(jié)構(gòu)功能特征,綜合評價(jià)河流生態(tài)系統(tǒng)健康。灤河干流水系14個(gè)點(diǎn)位B-IBI均值為0.41,變化范圍為0.15—0.79,最大值為L6-外溝門,最小值為L2-白城子,上中下游點(diǎn)位平均值分別為0.56、0.29、0.28,中游B-IBI指數(shù)高于上游和下游,對B-IRHI指數(shù)進(jìn)行等級劃分,優(yōu)級(0.75—1.0)、良(0.50—0.75)、中(0.25—0.50)、差(0—0.25)點(diǎn)位數(shù)分別占比7.14%、42.86%、28.57%、28.57%,說明灤河干流底棲動物完整性總體良好,但上游和下游較差?；贙ruskal-Wallis法的不同河段底棲動物完整性指數(shù)非參數(shù)檢驗(yàn)結(jié)果為,下游B-IBI指數(shù)低于上游和中游,具有顯著性差異(P<0.05)。

圖4 灤河底棲動物密度、生物量和底棲動物完整性指數(shù) (B-IBI) 值Fig.4 The macroinvertebrate density, biomass and benthic macroinvertebrate-based index of biotic integrity (B-IBI) in Luanhe River

2.4 生物群落對沉積物污染因子的響應(yīng)

對灤河水系沉積物重金屬、岸帶濕地植物和大型底棲動物特征信息進(jìn)行主成分分析(圖5),PC1解釋了總方差的65.43%,PC2解釋了方差的22.99%。對第一排序軸作用最大的生境因子是生物毒性效應(yīng)系數(shù)(ERMQ),沉積物重金屬污染程度與物種多樣性指數(shù)呈負(fù)相關(guān),與底棲動物完整性指數(shù)(B-IBI)呈負(fù)相關(guān)。重金屬Zn、Cu、Cr、Pb作為主要環(huán)境因子,顯著影響了灤河水系植物群落物種多樣性和底棲動物群落。

圖5 沉積物特征和植被、底棲動物因子的主成分分析Fig.5 Principal component analysis (PCA) of macroinvertebrate species, vegetation communities, and sediment indicators

3 討論

河流沉積物重金屬污染具有長期潛在的危害, 重金屬能對底棲生物和植被產(chǎn)生毒性效應(yīng),進(jìn)而可能通過遷移進(jìn)入食物鏈危害人類健康。本研究中,灤河干流岸帶濕地沉積物無明顯重金屬污染,說明該流域水系較為清潔,這與已有研究結(jié)果基本一致[28]。查閱文獻(xiàn),分析灤河沉積物歷史研究發(fā)現(xiàn),2008—2013年表層沉積物重金屬含量顯著升高,污染較為嚴(yán)重,說明該歷史時(shí)間段水體吸納了大量污染物,表層沉積物受到嚴(yán)重污染。灤河作為京津冀地區(qū)重要水源地,近年來管理部門投入大量資金進(jìn)行專項(xiàng)整治,重金屬污染水平逐漸降低,但部分河段水質(zhì)和沉積物重金屬含量仍舊超標(biāo),本研究中重金屬污染程度上中下游空間差異較大,污染程度隨河流流向呈上升趨勢,下游河段沉積物重金屬污染相比于上中游河段仍處于較高污染水平。變異系數(shù)能夠表征不同樣點(diǎn)間重金屬含量離散和均勻程度[30],本研究中灤河岸帶濕地沉積物重金屬含量變異程度較大,一定程度上說明人類活動可能對灤河水系沉積物重金屬分布造成影響。

河流重金屬來源與周邊城市分布和人類活動密切相關(guān)[31],灤河上游和中游分別位于高原和山區(qū),生態(tài)環(huán)境較為原始,人口稀疏且工農(nóng)業(yè)不發(fā)達(dá),但下游為人口密集工業(yè)發(fā)達(dá)的平原區(qū),周邊有大量城市和農(nóng)田,工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)可能是灤河重金屬的主要來源。環(huán)境中Zn 主要來源于燃煤和鉛鋅礦業(yè),Cu 主要來源于金屬冶煉等,且Zn、Cu、Cd、Pb 和Cr 普遍存在于農(nóng)藥化肥中,灤河下游流經(jīng)河北省唐山市,該地區(qū)人口密集,冶金工業(yè)發(fā)達(dá),且冶金過程中會燃燒大量煤炭,結(jié)合本研究結(jié)果分析可知,灤河重金屬主要來源為下游平原區(qū)工農(nóng)業(yè)生產(chǎn),特別是下游冶金業(yè)和農(nóng)藥化肥的施用。

植被物種多樣性和底棲動物完整性是評價(jià)生態(tài)系統(tǒng)健康和穩(wěn)定的關(guān)鍵指標(biāo),對生境健康具有一定指示作用。本研究中灤河上中游植物群落物種多樣性較高,下游較低,這與已有研究結(jié)果一致[32- 33]。河岸帶濕地植物群落與濕地生態(tài)健康密切相關(guān),特別是水體中污染物例如重金屬是植物的重要脅迫因子。重金屬遷移進(jìn)入植物體內(nèi)后能夠?qū)е律锬p傷,光合作用效率下降等毒性效應(yīng),進(jìn)而導(dǎo)致部分耐受性差的植物物種退化、死亡,群落物種多樣性降低。類似的,底棲動物也是水環(huán)境質(zhì)量的重要指示生物,對生境變化十分敏感,當(dāng)其棲息環(huán)境受到擾動時(shí),其內(nèi)部群落特征會相應(yīng)發(fā)生改變。本研究中,灤河下游沉積物重金屬污染程度高于上中游,但下游底棲動物生物量和密度高于上中游河段,分析原因可能為底棲動物群落是一個(gè)復(fù)雜動態(tài)整體,隨著環(huán)境因子發(fā)生變化,其內(nèi)部群落特征也會相應(yīng)發(fā)生改變[34],僅考慮群落整體生物量和密度并不能準(zhǔn)確反映底棲動物群落對環(huán)境因子的響應(yīng)。例如,李晉鵬等[35]分析水庫底棲動物群落對重金屬污染的響應(yīng),發(fā)現(xiàn)昆蟲綱搖蚊科密度隨沉積物中重金屬鉻含量升高而升高。李立強(qiáng)等[36]對洞庭湖大型底棲動物研究發(fā)現(xiàn)寡毛類底棲動物較為耐受重金屬污染,其密度與重金屬含量呈極顯著正相關(guān)。Wang等[2]研究表明了以搖蚊為主腹足類昆蟲(以搖蚊為主)與沉積物鉻、鉛濃度呈極顯著正相關(guān)。以往研究說明隨著河流沉積物污染程度增加,部分耐污種底棲動物呈增加趨勢,大型底棲動物是河流生態(tài)系統(tǒng)健康的敏感生物,近年來許多研究者建立底棲動物完整性指數(shù)(B-IBI)綜合反映底棲動物群落結(jié)構(gòu)功能特征,評價(jià)河流生態(tài)系統(tǒng)健康[23- 24]。本研究中灤河下游底棲動物完整性較差,說明沉積物中重金屬污染改變了河流底棲動物群落結(jié)構(gòu),耐污種的增加使得群落整體密度和生物量增加,這與已有研究結(jié)果基本一致[37]。

河流岸帶濕地植物和底棲動物群落與沉積物質(zhì)量密切相關(guān),例如沉積物粒徑、污染物含量、營養(yǎng)鹽水平等特征的改變都可能引起生物群落變化[2]。本研究中沉積物重金屬污染水平與植物群落物種多樣性、底棲動物完整性呈負(fù)相關(guān)關(guān)系,說明重金屬污染降低了水環(huán)境質(zhì)量,對植被和底棲動物及濕地棲息地完整性造成脅迫效應(yīng)。

4 結(jié)論與建議

(1)灤河干流沉積物總體清潔,但具有明顯空間差異性,河流下游沉積物重金屬生物毒性危害和潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)高于上游和中游,下游工農(nóng)業(yè)是灤河沉積物重金屬主要污染源。

(2)生物群落調(diào)查共識別維管束植物219種,大型無脊椎底棲動物105種,下游植物群落物種多樣性最低,上游和中游群落物種多樣性指數(shù)波動較小,二者高于下游,說明上游和中游植被種類最多,群落復(fù)雜程度最高,且群落分布較為均勻。灤河干流上中下游Shannon-Wiener指數(shù)H和Pielou均勻度指數(shù)J具有顯著性差異(P<0.05)。

(3)底棲動物完整性下游最差,說明上中游河段生境較好,下游植被和底棲動物受到環(huán)境因子干擾。灤河干流底棲動物完整性總體良好,但上游和下游較差。基于Kruskal-Wallis法的不同河段底棲動物完整性指數(shù)非參數(shù)檢驗(yàn)結(jié)果為,下游B-IBI指數(shù)低于上游和中游,具有顯著性差異(P<0.05)。

(4)主成分分析結(jié)果顯示,對第一排序軸作用最大生境因子是生物毒性效應(yīng)系數(shù)(ERMQ),沉積物重金屬污染程度與物種多樣性指數(shù)呈負(fù)相關(guān),與底棲動物完整性指數(shù)(B-IBI)呈負(fù)相關(guān),說明沉積物污染水平是影響河流岸帶濕地生態(tài)健康的重要環(huán)境因子。

河流岸帶沉積物是影響濕地環(huán)境質(zhì)量和生態(tài)健康重要基質(zhì),灤河流域管理者應(yīng)進(jìn)一步加強(qiáng)下游污染源治理,特別是控制工業(yè)點(diǎn)源污染排放和農(nóng)業(yè)面源污染,充分保障灤河水源地生態(tài)安全。河流岸帶濕地是重要生物棲息地,未來研究中應(yīng)重點(diǎn)關(guān)注河流沉積物典型污染物釋放及其在生物群落內(nèi)部的遷移轉(zhuǎn)化過程,進(jìn)而揭示河流岸帶濕地棲息地關(guān)鍵生態(tài)功能過程與污染物特征的響應(yīng)關(guān)系。建議流域管理部門將岸帶濕地植被多樣性和底棲動物完整性指數(shù)B-IBI納入河流水文-水環(huán)境水生態(tài)一體化監(jiān)測與風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)指標(biāo)體系中。

參考文獻(xiàn)(References):

[1] Almeida J A, Diniz Y S, Marques S F G, Faine L A, Ribas B O, Burneiko R C, Novelli E L B. The use of the oxidative stress responses as biomarkers in Nile tilapia (Oreochromisniloticus) exposed to in vivo cadmium contamination. Environment International, 2002, 27(8): 673- 679.

[2] Wang X X, Su P, Lin Q D, Song J X, Sun H T, Cheng D D, Wang S Q, Peng J L, Fu J X. Distribution, assessment and coupling relationship of heavy metals and macroinvertebrates in sediments of the Weihe River Basin. Sustainable Cities and Society, 2019, 50: 101665.

[3] Mirzaei R, Ghorbani H, Hafezi Moghaddas N, Martín J A R. Ecological risk of heavy metal hotspots in topsoils in the Province of Golestan, Iran. Journal of Geochemical Exploration, 2014, 147: 268- 276.

[4] 季鵬飛, 許海, 詹旭, 朱廣偉, 鄒偉, 朱夢圓, 康麗娟. 長江中下游湖泊水體氮磷比時(shí)空變化特征及其影響因素. 環(huán)境科學(xué), 2020, 41(09): 4030-4041.

[5] Dias V, Vasseur C, Bonzom J M. Exposure ofChironomusripariuslarvae to uranium: effects on survival, development time, growth, and mouthpart deformities. Chemosphere, 2008, 71(3): 574- 581.

[6] Gale S A, King C K, Hyne R V. Chronic sublethal sediment toxicity testing using the estuarine amphipod,Melitaplumulosa(Zeidler): evaluation using metal‐spiked and field‐contaminated sediments. Environmental Toxicology and Chemistry, 2006, 25(7): 1887- 1898.

[7] Dabney B L, Clements W H, Williamson J L, Ranville J F. Influence of metal contamination and sediment deposition on benthic invertebrate colonization at the North Fork Clear Creek Superfund Site, Colorado, USA. Environmental Science & Technology, 2018, 52(12): 7072- 7080.

[8] Costas N, Pardo I, Méndez-Fernández L, Martínez-Madrid M, Rodríguez P. Sensitivity of macroinvertebrate indicator taxa to metal gradients in mining areas in Northern Spain. Ecological Indicators, 2018, 93: 207- 218.

[9] Bere T, Dalu T, Mwedzi T. Detecting the impact of heavy metal contaminated sediment on benthic macroinvertebrate communities in tropical streams. Science of the Total Environment, 2016, 572: 147- 156.

[10] 師忱, 袁士保, 史常青, 趙廷寧. 灤河流域氣候變化與人類活動對徑流的影響. 水土保持學(xué)報(bào), 2018, 32(2): 264- 269.

[11] 李永麗, 劉靜玲. 灤河流域不同時(shí)空水環(huán)境重金屬污染健康風(fēng)險(xiǎn)評價(jià). 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2009, 28(6): 1177- 1184.

[12] 解瑩, 李敘勇, 王慧亮, 李文贊. 灤河流域上游地區(qū)主要河流水污染特征及評價(jià). 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 32(3): 645- 653.

[13] 王旭, 單保慶, 郭伊荇, 趙鈺, 唐文忠. 灤河干流表層沉積物中營養(yǎng)元素和重金屬含量分布特征及其風(fēng)險(xiǎn)評價(jià). 環(huán)境工程學(xué)報(bào), 2017, 11(10): 5429- 5439.

[14] 曹治國, 劉靜玲, 欒蕓, 李永麗, 韓守亮, 劉寶艷, 王少明. 灤河流域多環(huán)芳烴的污染特征、風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)與來源辨析. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 30(2): 246- 253.

[15] 董滿宇, 王磊鑫, 李潔敏, 江源, 徐霞. 1960—2017年灤河流域降水集中度與集中期時(shí)空變化特征. 北京師范大學(xué)學(xué)報(bào): 自然科學(xué)版, 2019, 55(4): 468- 475.

[16] 孟博, 劉靜玲, 李毅, 史璇. 北京市涼水河表層沉積物不同粒徑重金屬形態(tài)分布特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn). 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 34(5): 964- 972.

[17] MacDonald D D, Ingersoll C G, Berger T A. Development and evaluation of consensus-based sediment quality guidelines for freshwater ecosystems. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 2000, 39(1): 20- 31.

隨著團(tuán)場小城鎮(zhèn)建設(shè)步伐的加快，母親居住了幾十年的平房被拆除了，搬遷進(jìn)了團(tuán)里安排的廉租房。廉租房在二樓，面積不大，也就60多個(gè)平方，很多東西都被母親扔掉了，但是那臺老舊的飛人牌縫紉機(jī)，卻被母親搬到樓房上，放在了陽臺上光線最充足的地方。

[18] Roach A C. Assessment of metals in sediments from Lake Macquarie, New South Wales, Australia, using normalisation models and sediment quality guidelines. Marine Environmental Research, 2005, 59(5): 453- 472.

[19] Hakanson L. An ecological risk index for aquatic pollution control.a sedimentological approach. Water Research, 1980, 14(8): 975- 1001.

[20] Huang Y, Chen Q Q, Deng M H, Japenga J, Li T Q, Yang X E, He Z L. Heavy metal pollution and health risk assessment of agricultural soils in a typical peri-urban area in southeast China. Journal of Environmental Management, 2018, 207: 159- 168.

[21] 郭西亞, 高敏, 張杰, 張海濤, 朱金格, 鄧建才. 陽澄湖沉積物重金屬空間分布及生物毒害特征. 中國環(huán)境科學(xué), 2019, 39(2): 802- 811.

[22] 常虹, 孫海蓮, 劉亞紅, 邱曉, 石磊, 溫超. 東烏珠穆沁草甸草原不同退化程度草地植物群落結(jié)構(gòu)與多樣性研究. 草地學(xué)報(bào), 2020, 28(1): 184- 192.

[23] Shi X, Liu J L, You X G, Bao K, Meng B, Bin C. Evaluation of river habitat integrity based on benthic macroinvertebrate-based multi-metric model. Ecological Modelling, 2017, 353: 63- 76.

[24] Shi X, Liu J L, You X G, Bao K, Meng B. Shared effects of hydromorphological and physico-chemical factors on benthic macroinvertebrate integrity for substrate types. Ecological Indicators, 2019, 105: 406- 414.

[26] 郝紅, 高博, 王健康, 周懷東, 陸瑾, 殷淑華, 朱成. 灤河流域沉積物中重金屬分布特征及風(fēng)險(xiǎn)評價(jià). 巖礦測試, 2012, 31(6): 1000- 1005.

[27] 尚林源, 孫然好, 王趙明, 汲玉河, 陳利頂. 海河流域北部地區(qū)河流沉積物重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià). 環(huán)境科學(xué), 2012, 33(2): 606- 611.

[28] 蘇虹程, 單保慶, 唐文忠, 王立碩, 王衛(wèi)民. 海河流域典型清潔水系表層沉積物中重金屬總體污染水平研究. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(9): 2860- 2866.

[29] Lenat D R, Penrose D L. History of the EPT taxa richness metric. Bulletin of the North American Benthological Society, 1996, 13(2): 305- 307.

[30] Wang S P, Wang Y H, Zhang R J, Wang W T, Xu D Q, Guo J, Li P Y, Yu K F. Historical levels of heavy metals reconstructed from sedimentary record in the Hejiang River, located in a typical mining region of Southern China. Science of the Total Environment, 2015, 532: 645- 654.

[31] Zhang G L, Bai J H, Xiao R, Zhao Q Q, Jia J, Cui B S, Liu X H. Heavy metal fractions and ecological risk assessment in sediments from urban, rural and reclamation-affected rivers of the Pearl River Estuary, China. Chemosphere, 2017, 184: 278- 288.

[32] 周緒申, 齊向華, 吳筱, 孫峰, 孫凱艷, 王乙震, 張俊, 羅陽. 灤河干流浮游植物多樣性及污染狀況. 南水北調(diào)與水利科技, 2015, 13(3): 448- 452, 462- 462.

[33] 吳佳寧, 王剛, 路獻(xiàn)品, 郝彩蓮, 張誠, 秦天玲. 灤河流域浮游生物與底棲動物分布特征調(diào)查研究. 環(huán)境保護(hù)科學(xué), 2014, 40(6): 1- 6.

[34] Peng F J, Pan C G, Zhang N S, ter Braak C J F, Salvito D, Selck H, Ying G G, Van Den Brink P J. Benthic invertebrate and microbial biodiversity in sub-tropical urban rivers: Correlations with environmental variables and emerging chemicals. Science of the Total Environment, 2020, 709: 136281.

[35] 李晉鵬, 趙愛東, 董世魁. 瀾滄江梯級水電開發(fā)對漫灣庫區(qū)大型底棲動物群落及重金屬沉積的影響. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2019, 28(1): 117- 127.

[36] 李利強(qiáng), 王丑明, 張屹, 黃代中, 田琪. 洞庭湖大型底棲動物與表層沉積物重金屬研究. 生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào), 2016, 25(2): 286- 291.

[37] 田鵬, 錢昶, 林佳寧, 代陽, 張遠(yuǎn), 丁森, 高欣. 灤河流域大型底棲動物生物完整性指數(shù)健康評價(jià). 中國環(huán)境監(jiān)測, 2019, 35(4): 50- 58.