湖蕩區大型底棲無脊椎動物評價方法適用性探討—以長三角一體化示范區為例

秦 紅,翟凌閣,徐 楓,王 翠,成 沔,劉垚燚,車 越

（1.上海市青浦區水文勘測隊,上海 201799;2.華東師范大學 上海市城市化生態過程與生態恢復重點實驗室,上海 200241;3.太湖流域水文水資源監測中心(太湖流域水環境監測中心),江蘇 無錫 214024）

0 引 言

河湖作為自然生態系統的關鍵組成部分,既是水文循環的重要載體,也是生物棲息的良好生境;同時,具有氣候調節、水土保持、生物多樣性保護等功能[1-2].如何科學評價河湖生態健康已成為國內外的研究熱點.大型底棲無脊椎動物具有種類多、分布廣、遷移能力差、敏感程度和耐受能力存在差異等特征,對不同強度的人類活動干擾具有良好指示[3-4].美國環保署以底棲動物為指示生物類群,提出并建立了底棲生物完整性指數(benthic index of biotic integrity,B-IBI),在水質生物評價中被廣泛應用[5-6].國外的實踐經驗表明,基于大型底棲無脊椎動物的生物指數是淡水監測中最有效的評估方法[7].我國的B-IBI 指數應用起步較晚[8-15],評價對象多集中在河流[9-12]、湖泊[13]、濕地[14]、水庫[15]、河口[16]等水體,針對水系情況復雜的湖蕩區研究較少.平原河網地區湖蕩在蓄水、排水、保水、凈水等方面均發揮著重要作用.徐紅玲等[17]開展了太湖流域湖蕩濕地的水生態健康綜合評價,發現許多湖蕩水體修復潛力較差;遲明慧等[18]在對嘉興湖蕩區的健康評價中揭示了水動力特征、人類活動強度和污染入河量對湖蕩生態的重要影響;林妙麗等[19]則結合地理區域特征構建了湖蕩生態系統的PSR 評價模型,提出要及時加強湖泊湖蕩的生態保護和修復工作.但B-IBI 評價體系對平原河網地區的湖蕩是否適用,與其他評價方法相比有何優劣,仍值得深入研究.

長三角生態綠色一體化發展示范區作為傳統的江南水鄉,水網縱橫交錯,湖蕩密布.由于城鎮化率較高,湖蕩生境及水生態質量受人為干擾較為突出,具有很好的代表性.因此,本文基于大型底棲無脊椎動物的調查數據,探討了各類評價方法在湖蕩區的適用性,以期為我國水生態恢復與保護工作提供有效參考.

1 研究地區與方法

1.1 自然概況

長三角生態綠色一體化發展示范區位于太湖流域下游,包括蘇州市吳江區、上海市青浦區、嘉興市嘉善縣.該區為典型的平原河網地區,河湖水系發達,湖泊湖蕩密集,總面積約2 400 km2,其中水域面積近500 km2,面積超過50 hm2的湖蕩達76 個.研究區域位于示范區內的青西地區,河湖眾多(圖1).

圖1 青西地區采樣點分布Fig.1 Distribution of sampling sites in the western Qingpu District

1.2 研究方法

1.2.1 樣本采集與處理

2021 年3 月在淀山湖、元蕩、“藍色珠鏈”湖蕩區及22 條主要河流的59 個采樣點處進行調查采樣.對于湖泊區域及不可涉水河流,采樣時使用1/16 m2的彼得生采泥器,湖泊采集2～ 4 次,河流采集8 次;對于湖泊及河流的可涉水區,使用D 形抄網采樣.樣品采集后在現場通過60 目網篩洗凈,并轉移至白瓷盤中挑揀,然后通過10%的福爾馬林固定保存,帶回實驗室鑒定、計數并稱其濕重.所有生物個體需被鑒定到可行的較高水平[20],如軟體動物和水棲寡毛類的優勢種應鑒定到種[21],搖蚊科幼蟲至少鑒定到屬,水生昆蟲等至少鑒定到科.

1.2.2 參照點與干擾點的確定

參照點和干擾點的確定是建立底棲動物完整性指數及評價標準的首要條件.參考國內外案例,結合區域水質狀況,選擇燈標4、淀山湖北3、汪洋湖、千墩、淀山湖北5、東方紅大橋、蓮西大橋、石塘港橋、康業路朱泖河橋、南港大橋這10 個監測斷面作為參照點,其余49 個為干擾點(表1).

1.2.3 備選指標確定

B-IBI 生物指標需要滿足以下3 個標準: ①環境變化敏感性;② 計算簡便性;③生物學含義清晰[9].因此,從群落組成、豐富度、多樣性、耐受性及習性等多個方面篩選出31 個生物指標作為候選指標(表2)[22-23],然后經過分布范圍分析、判別能力分析與相關性分析,最終確定核心生物指標.

表2 底棲動物31 個候選生物指標的計算方法及對干擾的反應Tab.2 Calculations for 31 candidate bioindicators of benthic fauna and reflection of disturbance

1)分布范圍分析

根據樣點采集的數據計算各項候選生物指標并分析其數值分布范圍.篩選標準如下: ①隨干擾增強而值變小的指數,若數值小、可變范圍較窄,則不宜構建B-IBI 指數體系;② 隨干擾增強而值變大的指數,若數值較大、分布過于分散、標準差大,也不宜采用.

2)判別能力分析

根據Barbour 等[24]的篩選原則和評價方法,對所有樣點的25%～ 75%分位數的范圍進行比較,即箱體IQR(inter quartile ranges,記為Q)的重疊情況,并分別賦予不同的值.箱體沒有重疊的Q為3;部分重疊的,但各自中位值都在對方箱體范圍之外的Q為2;僅一個中位值在對方箱體范圍之內的Q為1;各自中位值都在對方箱體范圍之內的Q為0.選擇Q≥2 的參數進一步分析.

3)相關性分析

對剩余的參數進行正態分布檢驗,對符合正態分布的生物參數進行Pearson 相關性分析,而不符合的則進行Spearman 相關性分析,根據相關性顯著水平確定生物指標間的信息重疊程度,采用Maxted標準,如果兩個指數間顯著相關,即|r|＞0.75,則表明兩個指數間所反映的信息大部分重疊,選取其一即可.

通過以上3 個步驟,篩選出構成B-IBI 評價體系的核心指標.

1.2.4 B-IBI 分值計算及評價標準

采用比值法對核心指標賦分[9].具體方法: 受干擾越強則指數值越小的生物值,以95%分位數值為最佳期望值,各點指數分值等于樣點的指數值除以95%分位數值,計算公式為:

式(1)中:Im為第m個樣點生物指數的計算分值,Xm為第m個樣點的生物指數值,X0.95為第m個樣點中的95%分位數值.

受干擾越強則指數值越大的指數,則以5%分位數值為最佳期望值,計算公式為:

式(2)中:Im為第m個樣點生物指數的計算分值,Xmax為第m個樣點中的最大生物指數值,Xm為第m個樣點的生物指數值,X0.05為第m個樣點中的5%分位生物指數值.

將計算后的指數分值求和,即獲得B-IBI 指數值.若樣點B-IBI 值大于參照點的25%分位數值,則說明該樣點相對健康,受人類干擾相對較小;若小于參照點的25%分位數值,則利用四等分法將0 到參照點25%分位值之間的范圍進行四等分,劃分出5 個等級作為河流健康的評價標準.

2 結果與分析

2.1 大型底棲無脊椎動物群落組成

采集到大型底棲無脊椎動物30 個分類單元,17 363 個個體,隸屬3 門(環節動物門、節肢動物門、軟體動物門)7 綱(寡毛綱、多毛綱、蛭綱、雙殼綱、腹足綱、軟甲綱、昆蟲綱)13 目18 科.從群落組成可以看出,寡毛類是主要的群落組成動物,其個體數目占總個體數目的55.15%;昆蟲類次之,其個體數目占36.05%(圖2).

圖2 大型底棲無脊椎動物群落組成Fig.2 Composition of benthic macroinvertebrate community

2.2 B-IBI 構建

計算31 個生物參數在10 個參照點的分布情況,分析表明: M3(甲殼動物數量百分比)、M8(多毛類動物數量百分比)、M9(端足類動物數量百分比)、M16(多毛類動物生物量百分比)、M17(軟體動物生物量百分比)隨著干擾強度的增大,其值的可變動范圍非常窄,不適合參與構建B-IBI 指標體系.M15(寡毛類動物生物量百分比)、M18(水絲蚓生物量百分比)隨著干擾強度的增大沒有太大變化,這2 個生物參數同樣不予考慮.而M11(顫蚓目數量百分比)與M6(寡毛類動物數量百分比)本質上為同一生物參數,也不適宜參與構建.

剩余的22 個生物參數的箱線圖顯示: M2(分類單元數)、M20(兼性類群分類單元數,3＜V＜7)、M24(兼性類群分類單元數百分比)、M25(BI 指數值)、M28(集食者分類單元數)、M29(刮食者分類單元數)的Q≥2,可進行下一步分析(圖3).

圖3 Q≥2 的6 個候選生物指標在干擾點和參照點的箱線圖Fig.3 Boxplots of six candidate bioindicators with Q≥2 at impaired and reference points

6 個候選生物參數均符合正態分布,因此進行Pearson 相關分析(表3).結果表明,M20 與M2 之間高度相關(r=0.927),信息重疊度很大,因此將M20 剔除.M2、M24、M25、M28、M29 之間相關性不顯著,予以保留.最終由這5 個參數構成B-IBI 指標體系.

表3 6 個候選生物參數間的Pearson 相關分析結果Tab.3 Pearson correlation analysis of 6 candidate biological parameters

2.3 B-IBI 評價結果

根據各參數值在所有樣點值的分布,使用比值法計算公式(表4),計算各樣點的B-IBI 值.

表4 比值法計算5 個生物參數分值的公式Tab.4 Formulas for calculation of five biological parameters by the ratio method

將計算后的指數分值加和,即得到B-IBI 指數值.用參照點25%分位數值作為健康標準,大于該值的樣點均為健康狀態,小于該值的分布范圍進行四等分,確定研究區域水生態B-IBI 指數值的評價標準(表5).在此基礎上,對全部59 個點位進行B-IBI 評價,結果表明,18 個為健康,22 個為亞健康,18 個為一般,1 個處于較差狀態.

表5 B-IBI 健康評價標準Tab.5 B-IBI health assessment criteria

評價結果顯示,淀山湖及湖蕩區的B-IBI 指數較高,指數值范圍為2.44～ 3.90,“健康”和“亞健康”狀態的點位分別占52%、28%,“一般”占20%;太浦河及新塘江等河流的B-IBI 指數較低,指數值范圍為1.23～ 2.40,“健康”“亞健康”和“一般”狀態的點位分別占32%、26%、38%,“較差”點位占3%,以上說明湖泊及湖蕩區的水生態健康狀況優于河流.

2.4 B-IBI 指數對水生態的表征

B-IBI 指數與水質理化指標間通常具有一定響應關系[25].線性回歸分析結果顯示,B-IBI 指數與、COD、CODMn、DO 相關性較好(圖4),說明B-IBI 指數對水質的有機污染、富營養化表現出良好的指示性[26].參照點和干擾點的B-IBI 指數箱線圖也表明,B-IBI 指數能夠顯著區別出參照點與干擾點的健康狀況,具有很好的判別能力(圖5).

圖4 B-IBI 與水質指標的線性回歸分析結果Fig.4 Linear regression between B-IBI and water quality indicators

圖5 參照點與干擾點的B-IBI 指數箱線圖Fig.5 Box plot of B-IBI index at reference and interference points

3 討 論

3.1 不同生物指數評價的比較

將B-IBI 指數與傳統的Margalef 豐富度指數(D)、Shannon-Wiener 多樣性指數(H′)、Goodnight修正指數(GBI)、生物指數(BI)評價結果進行比較,發現在評價不同健康狀況的監測斷面時其總體趨勢一致,且各指數間是顯著相關的(表6).但是各指數在準確性上也有差異,如評估同一樣點時,評價分值順序為GBI＞BI＞B-IBI＞H′＞D(圖6).

表6 各生物指數間的Pearson 相關分析Tab.6 Pearson correlation analysis of biological indices

圖6 不同生物指數的評價等級分布結果Fig.6 Distribution of evaluation levels for biological indices

造成這種差異的原因有兩點: 一是生物指數的自身局限性及評價等級范圍劃分的不同[27],二是豐富度和多樣性計算過程忽略了群落中敏感和耐污物種的組成差異對評價結果準確性的貢獻[28].多樣性與豐富度指數是描述群落內物種組成狀況和相對豐度的指標,其缺陷在于未考慮物種耐污性及對環境變化的敏感性[29],因此,在評價河湖斷面時水質等級分類過于籠統,不適合單獨使用.Goodnight 修正指數和生物指數則是以底棲動物的耐污值為評價標準[30],前者基于寡毛類生物的豐度構建,后者基于底棲生物的豐度和敏感度構建.相比較而言,BI 指數的敏感度更高,適用性更強,GBI 指數則適用于評估有機污染較嚴重的河流斷面[31].本文中的B-IBI 指數是由涉及底棲生物多樣性、耐污性及習性等多項指數計算得出的,因此,B-IBI 指數對自然環境梯度和人為干擾具有更強的響應能力,能夠更好地獲取水生態健康狀況的完整信息[32].

3.2 B-IBI 指數在湖蕩區的適用性

B-IBI 指數是利用多個生物參數綜合反映河湖生態系統完整的方法,相較于其他生物指數,其優勢在于涵蓋的信息更全面、更豐富,能夠多角度評價整個生態系統的完整性和受干擾強度,且評價結果更科學、針對性更強.但B-IBI 指數調查點位需求多,后期計算數據量較大,缺乏一定的簡便性.

B-IBI 指數在不同水體環境都有較好的適用性.除了美國、歐盟等將其應用于河湖生態健康評估外,也有國外學者探討了其在東非地區自然濕地的適用性,結果表明,基于底棲無脊椎動物的多項指數可以有效評價濕地生態健康狀況,對干擾梯度也有顯著的響應機制[5];在我國,You 等[33]則肯定了B-IBI 指數在評估鄱陽湖濕地的可行性和有效性,同時也指出因度量評分和分類方法的不同,評估結果會有差異.盡管B-IBI 評估體系中的評估標準和方法還需進一步完善,但國內外的實踐經驗均可說明B-IBI 對不同水體評估的適用性.

我國《地表水環境質量標準》(GB3838—2002)對河流和湖庫的總磷限值不同,給湖蕩區水質評價標準的選取帶來困難,臨近的連通水域按河流或湖泊分別進行評價可能得到完全不一樣的結果.BIBI 評價體系是基于湖蕩區的實際調查數據,以無干擾或干擾極小的樣點為參照進行構建.對于底棲動物組成不同的生態區,建有各自獨立的B-IBI 指數.因此,相較于水質評價標準的統一性,B-IBI 評價標準的獨立性能很好地將湖蕩水體特點考慮在內.從應用性來說,B-IBI 指數更貼合研究區域的實際情況,能廣泛地適用于不同水體.湖蕩區水系密集,采樣較為便利,B-IBI 指數完全基于調查數據統計分析的特點可以作出更為準確的評價結果,具有很好的適用性.

4 結 論

本文探討了B-IBI 評價體系在湖蕩區的適用性,結論如下.

(1)長三角一體化示范區B-IBI 評價體系由分類單元數(M2)、兼性群類分類單元數百分比(M24)、BI 指數值(M25)、集食者分類單元數(M28)、刮食者分類單元數(M29)5 個核心指標構成.根據B-IBI 分值范圍,評分標準劃定如下: ≥ 3.47 為健康,[2.60,3.47)為亞健康,[1.74,2.60)為一般,[0.87,1.74)為較差,[0,0.87)為極差.

(2)B-IBI 評價結果顯示,“健康”點位占30.5%,“亞健康”點位占37.2%,“一般”點位占30.5%,“較差”點位占1.6%,河湖健康狀況處于較好水平,湖泊及湖蕩區優于河流.

(3)B-IBI 指數對水質的有機污染、富營養化表現出良好的指示性,與-N、COD、CODMn、DO 的相關性較好,能夠顯著區別出參照點與干擾點的健康狀況.

(4)B-IBI 指數與傳統的Margalef 豐富度指數(D)、Shannon-Wiener 多樣性指數(H′)、Goodnight修正指數(GBI)、生物指數(BI)具有較好的相關性,評價結果總體趨勢一致,完全基于調查數據統計分析的特點使其在湖蕩區具有很好的適用性.