2019, Vol. 39文章信息
- 游清徽, 刘玲玲, 方娜, 阳文静, 张华, 李菊媛, 吴燕平, 齐述华
- YOU Qinghui, LIU Lingling, FANG Na, YANG Wenjing, ZHANG Hua, LI Juyuan, WU Yangping, QI Shuhua
- 基于大型底栖无脊椎动物完整性指数的鄱阳湖湿地生态健康评价
- Assessing ecological health of Poyang Lake wetland, using benthic macroinvertebrate-based index of biotic integrity (B-IBI)
- 生态学报. 2019, 39(18): 6631-6641
- Acta Ecologica Sinica. 2019, 39(18): 6631-6641
- http://dx.doi.org/10.5846/stxb201806041248
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文章历史
- 收稿日期: 2018-06-04
- 网络出版日期: 2019-07-04
2. 江西师范大学鄱阳湖湿地与流域研究教育部重点实验室, 南昌 330022;
3. 江西师范大学地理与环境学院, 南昌 330022;
4. 江西省鄱阳湖综合治理与资源开发重点实验室, 南昌 330022
2. Key Laboratory of Poyang Lake Wetland and Watershed Research(Jiangxi Normal University), Ministry of Education, Nanchang 330022, China;
3. School of Geography and Environment, Jiangxi Normal University, Nanchang 330022, China;
4. Jiangxi Provincial Key Laboratory of Poyang Lake Comprehensive Management and Resources Exploitation, Jiangxi Normal of University, Nanchang 330022, China
湿地是陆生生态系统和水生生态系统之间的过渡地带, 在涵养水源、蓄洪防旱、净化水质、控制污染等方面发挥着重要作用[1-2]。然而, 现代社会各种类型的人类活动对湿地生态系统造成严重干扰, 出现湿地面积缩减、水质恶化、生物多样性降低等生态问题, 影响人类自身的健康和发展[3-4]。生态系统健康是指一个生态系统所具有的稳定性和持续性, 即在时间上具有维持其组织结构、自我调节和对胁迫的恢复能力[5]。湿地生态系统健康评价, 可以为湿地的管理、保护、利用提供科学依据[6-8]。
鄱阳湖湿地是中国第一大淡水湖, 是被列入《湿地公约》的国际重要湿地[9], 在调蓄洪水、控制水土侵蚀和改善区域环境方面具有重要的生态功能[10], 其生态健康对于该区域的经济、社会、生态可持续发展以及长江中下游的生态安全具有重要意义[11]。鄱阳湖也是全球生物多样性保护的关键区域之一, 是越冬候鸟的重要栖息地[12]。然而, 过去20年间, 鄱阳湖水位年际和年内变化加剧, 造成湿地洲滩退化明显[13], 加上人类活动的干扰, 如拦湖养殖、湖底采砂和城镇建设, 鄱阳湖湿地面临着湖泊数量减少、面积萎缩、湿地植被退化、生物多样性降低的风险[9]。对鄱阳湖湿地的生态健康状况进行评估和监测能为湿地管理和保护政策的制定提供科学依据。目前, 有关鄱阳湖湿地生态健康评价的研究很少, 且大多基于土地利用和社会经济指标[[14-16]。徐丽婷等利用湿地植物为指示生物, 构建了鄱阳湖湿地的植被完整性指数(vegetation-based index of biotic integrity, V-IBI)[17], 初步评价了鄱阳湖湿地的生态健康状况。
生物完整性指数(index of biotic integrity, IBI)是广泛应用的湿地生态健康评价方法[18], 也是北美湿地生态监测的常用方法[19]。与其他湿地健康评价方法相比[20-21], IBI方法基于大量野外调查获取的生物群落和环境数据进行健康评价, 其评价结果通常更准确可靠、且直观易懂[4, 22]。该指数最早由美国学者Karr提出, 他利用鱼类作为指示生物来评价溪流的生物完整性[23-24]。从那以后, 生物完整性指数逐渐发展为湿地生态系统健康评价中的常用方法, 指示生物也扩展到其他生物类群, 包括两栖动物、大型底栖无脊椎动物、鸟类、藻类和植物等[25-29]。
以往研究表明, 基于多个生物类群的生态健康评价结果要比基于单个生物类群更加客观可靠[17, 30]。大型底栖无脊椎动物栖息于水底, 与水体和底层沉积物密切接触, 对局部污染高度敏感, 且其活动范围较小, 便于追踪污染来源, 是良好的生境质量指示生物[31-32]。本研究旨在构建鄱阳湖湿地大型底栖无脊椎动物完整性指数(benthic macroinvertebrate-based index of biotic integrity, B-IBI), 评价湿地生态健康状况, 并与V-IBI指数的评价结果进行比较, 相互印证。
1 研究区概况鄱阳湖位于江西省北部, 长江中下游南岸, 地理坐标为115°49′—116°46′, 28°11′—29°51′, 上承赣江、抚河、信江、饶河、修水等五河来水, 下通长江。鄱阳湖区域属亚热带湿润性季风型气候, 年降水量为1350—1900 mm。在亚热带季风气候和独特的地形地貌影响下, 鄱阳湖具有“高水是湖, 低水似河、洪水一片, 枯水一线”的独特湿地景观, 湿地面积约4000 km2[33]。近年来, 受人类活动和气候变化的共同影响, 鄱阳湖湿地出现枯水期提前和水位偏低、水质下降、水鸟栖息地质量下降等问题, 导致其生态系统服务功能降低[34]。
2 数据来源与研究方法 2.1 数据来源本研究在鄱阳湖湿地随机设置了30个采样点(图 1), 开展野外调查和采样。现场记录采样点周边人类活动干扰状况及土地利用状况, 利用便携式多参数水质仪(YSI6600)测定采样点水体的水温(T)、浊度(Tur)、溶解氧(DO)、电导率(Cond)、pH值和叶绿素a(Chl a)等理化指标, 每个参数测量3次取平均值。每个采样点平行采集3份250 mL的水样, 用冷藏保温箱保存后带回实验室, 参照《水和废水监测方法》(第4版)的标准[35], 测定可溶性总氮(DTN)、可溶性总磷(DTP)、氨态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)、亚硝态氮(NO2--N)等指标。
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| 图 1 鄱阳湖湿地采样点分布图 Fig. 1 Locations of sampling sites in Poyang Lake wetland S:采样点Site |
根据已有的对于鄱阳湖大型底栖无脊椎动物周年监测的结果, 不同季节物种数无明显差异, 各类群物种数变化也比较小, 但平均密度存在明显变化, 以秋季最高[36]。因此, 本研究选择在2015年9—10月进行野外调查和采样。采用D型捕捞网(直径30 cm, 深16 cm, 网眼直径0.5 mm)定量采集每个采样点水—沉积物界面的底栖大型无脊椎动物, 采样区域水深5 cm到1.25 m之间。有研究表明, 底栖无脊椎动物群落组成与水生植被类型密切相关[37-38]。因此, 本研究通过目视估算采样点主要水生植被类型的覆盖比例, 据此确定不同区域的捞网次数, 使不同植被类型区域的采集强度一致。每个采样点采集3份样品, 用水反复清洗、除去沉积物后, 剩余物装入500 mL防漏塑料瓶中, 并加入95%乙醇保存。在实验室, 将底栖动物样品倒入底部印有5 cm×5 cm网格线的白色搪瓷盘中进行人工挑拣取样, 转入20 mL的玻璃瓶中。为了确保每个样本的取样强度一致, 取样时间严格控制在30 min(即1人/30 min、2人/15 min、3人/10 min, 以此类推)。取样时, 挑完某一网格中所有样品, 做到没有遗漏, 方可转移至下一网格。在解剖镜或光学显微镜下观察底栖无脊椎动物样品, 尽可能鉴定到最低分类单元(通常是种或属)。所有样品均在鉴定后进行计数和记录。
2.2 研究方法 2.2.1 参照点的选择参照点指未受人类活动干扰或受干扰极小的采样点, 代表湿地最原始、最自然的状态; 受损点指受不同程度人类活动干扰的采样点[39]。设置参照点可以为评价湿地受损及其生物群落改变程度提供基准。由于鄱阳湖几乎不存在未受人类干扰的区域, 本研究参照其他湿地参照点的选择标准[40-41], 结合鄱阳湖湿地的实际情况, 从土地利用、水质状况、栖息地环境质量(qualitative habitat evaluation index, QHEI)[17]和人类活动干扰等4个方面设定参照点(表 1), 反映鄱阳湖湿地不同类型和不同尺度的人类活动干扰状况。
| 指标Index | 参照点选择标准Reference point selection criteria |
| 土地利用状况Land use | 500 m内无农业用地、居民点、公路及堤坝 |
| 水质状况Water quality | DTP < 0.02 mg/L, DTN < 1.2 mg/L, NH4+-N < 0.4 mg/L, DO>4.5 mg/L, Cond < 120 μs/cm |
| 栖息地环境质量QHEI | QHEI>60 |
| 人类活动干扰Human disturbance | 无人类活动或极少人类活动 |
根据相关文献[40, 42], 结合鄱阳湖湿地大型底栖无脊椎动物群落的实际状况[43], 本研究选择了丰富度和组成、多样性、丰度、耐污能力、功能摄食类群5种类型共49个候选参数用于构建鄱阳湖湿地B-IBI指数(表 2)。
| 候选参数及分类Metrics and groups | |
| 丰富度和组成Richness and composition | |
| 总分类单元数(M1, ↓, 3) | 水生昆虫分类单元数(M2, ↓, 3) |
| EPT分类单元数(M3, ↓, 0) | 摇蚊分类单元数(M4, ↓, 3) |
| 甲壳动物分类单元数(M5, ↓, 0) | 软体动物分类单元数(M6, ↑, 0) |
| 甲壳动物+软体动物分类单元数(M7, ↑, 0) | 双翅目分类单元数(M8, ↓, 3) |
| 腹足纲分类单元数(M9, ↑, 0) | ETO分类单元数(M10, ↓, 3) |
| 多样性Diversity | |
| Shannon-Wiener多样性指数(M11, ↓, 3) | Goodnight-Whitley指数(M12, ↓, 0) |
| Simpson多样性指数(M13, ↓, 2) | |
| 丰度Abundance | |
| 摇蚊个体数(M14, ↓, 3) | 蜉蝣动物个体数(M15, ↓, 0) |
| 寡毛纲个体数(M16, ↓, 0) | 双翅目个体数(M17, ↓, 3) |
| 优势分类单元个体百分比(M18, ↓, 0) | 前3位优势分类单元个体相对丰度(M19, ↑, 2) |
| 甲壳动物+软体动物相对丰度(M20, ↑, 3) | 腹足纲个体相对丰度(M21, ↑, 0) |
| 摇蚊个体百分比(M22, ↓, 2) | 双翅目个体百分比(M23, ↓, 3) |
| 寡毛纲个体百分比(M24, ↓, 0) | 软体动物个体百分比(M25, ↓, 0) |
| 腹足纲个体百分比(M26, ↑, 0) | 非昆虫个体百分比(M27, ↑, 3) |
| 寡毛纲和水蛭个体百分比(M28, ↓, 0) | |
| 耐污能力Pollution tolerance | |
| 敏感类群分类单元数(M29, ↓, 0) | 耐污类群分类单元数(M30, ↓, 3) |
| 兼性类群分类单元数(M31, ↓, 0) | 敏感类群分类单元百分比(M32, ↓, 0) |
| 耐污类群分类单元百分比(M33, ↓, 1) | 兼性类群分类单员百分比(M34, ↑, 2) |
| 敏感类群个体百分比(M35, ↓, 0) | 耐污类群个体百分比(M36, ↓, 0) |
| 兼性类群个体百分比(M37, ↑, 0) | BMWP指数(M38, ↓, 1) |
| BI指数(M39, ↓, 0) | |
| 功能摄食群Functional feeding groups | |
| 撕食者个体百分比(M40, ↑, 1) | 刮食者个体百分比(M41, ↑, 0) |
| 滤食者个体百分比(M42, ↓, 2) | 集食者个体百分比(M43, ↓, 2) |
| 捕食者个体百分比(M44, ↓, 3) | 撕食者分类单员数(M45, ↓, 0) |
| 刮食者分类单元数(M46, ↑, 0) | 滤食者分类单元数(M47, ↓, 3) |
| 集食者分类单元数(M48, ↓, 1) | 捕食者分类单元数(M49, ↓, 3) |
| 百分比指标是基于每个采样点各物种总数加以计算; ↓是指与干扰强度负相关; ↑是指与干扰强度正相关; 数值0—3是箱体IQ值; EPT分类单元数为蜉蝣目(Ephemeroptera) +襀翅目(Plecoptera)+毛翅目(Trichoptera)分类单元数之和; ETO分类单元数为蜉蝣目(Ephemeroptera)+毛翅目(Trichoptera)+蜻蜓目(Odonata)分类单元数之和; BMWP指数为Biological Monitoring Working Party score; BI指数为Biotic Index | |
候选参数依次进行以下筛选, (1)判别能力分析：利用箱线图判别参数数值在参照点和受损点的25%—75%分位数范围内(interquartile range, 即箱体IQ)的重叠情况, IQ≥2的参数通过判别能力分析。(2)t检验：对于IQ≥2的参数, 将参照点和受损点的参数数值进行韦尔奇双样本t检验, 筛选差别具有显著意义(P < 0.05)的参数[4]。(3)相关性分析：对差别具有显著意义参数进行相关性分析, 由于大多数候选参数不是正态分布, 本研究采用Spearman相关系数判断两个候选参数之间的相关性, |r|>0.75的参数被认为信息重叠度高, 存在冗余[42], 在分析各类型内以及各类型间候选参数相关性的基础上, 确定核心参数。
2.2.3 B-IBI分值计算与评价标准的建立筛选出的B-IBI核心参数在量纲上不一致, 需要加以统一。本研究应用比值法统一参数量纲, 对数值随干扰增强而减小的参数, 以参照点95%分位数作为最佳期望值(无干扰或干扰极少状态下的值), 受损点5%分位数设置为阈值(最强干扰状态下的值), 参数赋值为：(实际值－阈值)/(最佳期望值－阈值)[29]。对数值随干扰增强而增大的参数, 以参照点5%分位数作为最佳期望值, 受损点95%分位数作为阈值, 参数赋值为：(阈值－实际值)/(阈值－最佳期望值)[40]。统一量纲后的参数数值介于0—1之间, 小于0的记为0, 大于1的记为1。所有参数之和为该采样点的B-IBI分值[42]。本研究采用自然断点法将B-IBI分值划分为非常健康、健康、一般、差和极差5个健康等级标准, 据此评价湿地健康状况[44-45]。
2.2.4 B-IBI与LDI、QHEI和V-IBI指数的比较将本研究获得的B-IBI指数与前期研究构建的鄱阳湖湿地景观开发强度指数(landscape development intensity index, LDI)、栖息地环境质量指数(QHEI)以及植被完整性指数(vegetation-based index of biological integrity, V-IBI)指数[17]进行Pearson相关性分析, 判断B-IBI指数与这些方法的评价结果是否一致。
3 研究结果 3.1 参照点及大型底栖无脊椎动物采集根据表 1筛选出7个参照点(图 1), 其中S17和S18位于鄱阳湖南矶湿地国家级自然保护区内, S5、S7、S9和S11位于鄱阳湖候鸟国家级自然保护区内, S13位于鄱阳湖西汊, 三面环水。这7个采样点周边人类活动相对较少, 周边土地利用类型以自然湿地为主, 无明显污染源。
在研究区内共采到大型底栖无脊椎动物55种, 隶属于3门5纲12目26科41属。其中节肢动物门2纲8目18科30属42种, 占总种数的76.4%;软体动物门2纲3目7科9属11种, 占总种数的20.0%;环节动物门1纲1目1科2属2种, 占总种数的3.6%。空间分布上占优势(采样点数≥10)的种包括铜锈环棱螺(Bellamya aeruginosa Reeve)、长角涵螺(Alocinma longicornis Benson)、纹沼螺(Parafossarulus striatulus Benson)、大沼螺(Parafossarulus eximius Frauenfeld)、日本沼虾(Macrobrachium nipponense De Haan)、秀丽白虾(Exopalaemon modestus Heller)以及细足米虾(Caridina nilotica gracilipes De Man)。物种数最高(17种)的采样点为S11, 物种数最低(4种)的采样点有两个, 分别为S23和S24。
3.2 B-IBI参数根据箱线图的判别标准, 在49个候选参数中, 28个参数IQ < 2(表 2), 予以剔除。IQ≥2的21个候选参数进入t检验, 根据参照点和受损点的参数数值差别具有显著意义(P < 0.05)的标准筛选出10个候选参数, 其中属于丰富度和组成的有M1、M2、M4、M8、M10, 属于多样性类型的有M11和M13, 属于丰度类型的只有M17, 属于功能摄食类群的是M44、M49, 没有耐污能力类型的参数。这10个候选参数的在参照点和受损点的箱线图见图 2, Spearman相关性检验结果见表 3。
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| 图 2 IQ≥2的10个候选生物参数在参照点和受损点的箱线图 Fig. 2 Box-plots of 10 candidate metrics with interquartile range (IQ) values≥2 between reference and impaired sites |
| 参数Metrics | M1 | M2 | M4 | M8 | M10 | M11 | M13 | M17 | M44 | M49 |
| M2 | 0.78 | 1.00 | ||||||||
| M4 | 0.71 | 0.84 | 1.00 | |||||||
| M8 | 0.79 | 0.90 | 0.96 | 1.00 | ||||||
| M10 | 0.60 | 0.71 | 0.45 | 0.52 | 1.00 | |||||
| M11 | 0.79 | 0.78 | 0.72 | 0.75 | 0.66 | 1.00 | ||||
| M13 | 0.64 | 0.68 | 0.61 | 0.61 | 0.56 | 0.96 | 1.00 | |||
| M17 | 0.74 | 0.87 | 0.92 | 0.97 | 0.51 | 0.70 | 0.55 | 1.00 | ||
| M44 | 0.54 | 0.77 | 0.48 | 0.54 | 0.73 | 0.68 | 0.61 | 0.56 | 1.00 | |
| M49 | 0.52 | 0.77 | 0.42 | 0.50 | 0.70 | 0.59 | 0.54 | 0.53 | 0.93 | 1.00 |
从表 3可以看出, M10与其他候选参数相关性不显著(|r| ≤ 0.75), 被确定为第一个核心参数。M17是丰度类型中唯一通过t检验的候选参数, 被确定第二个核心参数。M17与丰富度和组成类型中的M2、M4、M8之间显著相关(|r|>0.75), 与M1相关性不显著(|r| ≤ 0.75), 因此剔除M2、M4、M8;M1与M11以外其他参数相关性不显著(|r| ≤ 0.75), 因此剔除M11, 确定M1为第三个核心参数。多样性类型中唯一保留的M13与除M11外的其他候选参数相关性不显著(|r| ≤ 0.75)因此被确定为第四个核心参数。功能摄食类群的M44和M49两个参数之间显著相关(|r|>0.75), 但与已经确定的四个核心参数相关性不显著(|r|≤0.75), 因此保留与M1、M10、M13、M17相关性更低的M49作为核心参数。M1(总分类单元数)、M10(ETO分类单元数)、M13(Simpson多样性指数)、M17(双翅目个体数)、M49(捕食者分类单元数)这5个核心参数之间的相关性都不高(|r| ≤ 0.75), 最终以它们构建鄱阳湖湿地B-IBI指标体系。
3.3 B-IBI分值与健康评价鄱阳湖湿地B-IBI分值介于0.42—4.63之间, 平均值为2.06, 最高值在S15, 最低值在S28。采用自然断点法将其分为五个等级, B-IBI指标体系的评价标准见表 4。所有采样点中, 4个为非常健康, 6个为健康, 2个为一般, 8个为差, 10个为极差, 总体呈现一般的健康状态。鄱阳湖湿地生态健康状况在空间分布上呈现出西部优于东部、北部优于南部的格局(图 3)。B-IBI分值的箱线图表明B-IBI指标体系对鄱阳湖湿地生态健康评价具有高判别能力(IQ = 3), 能够显著判别参照点和受损点的健康状况(图 3)。
| 非常健康Excellent | 健康Good | 一般Fair | 差Poor | 极差Very poor |
| ≥ 3.75 | 2.51—3.74 | 1.92—2.50 | 1.02—1.91 | ≤1.01 |
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| 图 3 鄱阳湖湿地B-IBI指数评价结果 Fig. 3 The ecological health of Poyang Lake wetland assessed using B-IBI |
相关性分析表明, B-IBI与LDI呈负相关(r = -0.43, P < 0.05), 与QHEI呈显著正相关(r = 0.57, P < 0.01), 与V-IBI呈显著正相关(r = 0.57, P < 0.01), 即B-IBI分值较高的采样点, 其LDI分值一般较低, 而QHEI及V-IBI分值一般较高(图 4)。就本研究所选择的参照点而言, 其LDI、QHEI、V-IBI、B-IBI均明显优于受损点, 参照点和受损点在图中能够显著区分出来。
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| 图 4 B-IBI与LDI、QHEI以及V-IBI的散点图 Fig. 4 Relationships of B-IBI with LDI, QHEI and V-IBI |
在构建B-IBI过程中, 核心参数的确定非常重要。候选参数通常是参考已有的研究成果, 确定哪些参数对人为干扰有较好响应。而在筛选过程中, 通常是依次考察候选参数的分布范围、判别能力及相关性分析, 最终筛选出若干核心参数来构建B-IBI。本研究中确定的核心参数包括总分类单元数(M1)、ETO分类单元数(M10)、Simpson多样性指数(M13)、双翅目个体数(M17)、捕食者分类单元数(M49)。这5个参数能较好地反映鄱阳湖湿地大型底栖无脊椎动物群落对人类活动干扰的响应。总分类单元数和Simpson多样性指数分别指征的是生物群落在物种或科属水平的丰富度及群落物种的均匀度。许多研究表明, 较强的人为干扰会导致生物群落的物种丰富度下降, 一些对干扰不敏感的物种占优势地位, 从而导致群落的均匀度下降[46], 因此这两项参数被广泛地作为IBI指数的核心参数[47]。ETO分类单元(包括蜉蝣目、毛翅目、蜻蜓目)和双翅目等属于水生昆虫。水生昆虫对环境污染十分敏感, 清洁的环境中, 水生昆虫的丰富度和丰度都较高, 而在污染较严重的环境中, 水生昆虫减少, 水丝蚓等耐受种的数量增多[48-50]。ETO分类单元也是美国明尼苏达州西部浅水湖泊群、美国北加州淡水湿地、意大利皮迪卢科湖以及埃塞俄比亚西南部湿地生态健康评价的重要指标[51-54]。捕食者分类单元数能够很好地反映大型底栖无脊椎动物食物链的完整性和复杂性。复杂而完整的食物链是维持生态系统稳定的重要因素之一。随着干扰和其他环境压力的增强, 食物链往往趋向于简单化, 位于食物链顶端的捕食者数量减少[55], 因此, 捕食者分类单元数常作为湿地B-IBI生态健康评价的核心参数[54]。
基于B-IBI指数的评价结果, 4个采样点非常健康, 6个健康, 2个为一般, 8个为差, 10个为极差, 总体呈现一般的健康状态(图 3), 这与前人的研究结果基本一致。例如, 王点[56]基于PSR模型的评价结果认为2010年鄱阳湖总体处于基本安全状态; 向丽雄等[16]同样基于PSR模型的研究结果显示2006年和2012年均处于亚健康状态; 冯倩等[15]整合自然环境、整体功能和社会环境3个指标层次构建的评价结果为健康状态。以往研究均把鄱阳湖作为一个整体来进行健康评价, 本研究在鄱阳湖湿地不同的区域进行采样, 计算每个采样点的B-IBI值, 评价不同区域的生态健康状况, 提高了评价结果的空间分辨率, 这也是IBI指数相比较于其他方法的优势之一。
B-IBI指数评价为非常健康或健康的10个采样点中, 有7个位于鄱阳湖候鸟国家级自然保护区和鄱阳湖南矶湿地国家级自然保护区内, 只有3个(S13、S25和S27)位于保护区外, 说明保护区内的湿地生态健康状况良好, 国家级自然保护区在鄱阳湖湿地生态系统保护中发挥了重要作用。采样点S13、S25和S27周边以自然湿地草滩为主, 湿地生态状况较好。18个评价为差或极差的采样点大多位于五河入湖口或大型城镇附近, 或周边以工业用地为主。例如, S10、S19、S20、S23分别位于赣江北支、赣江南支、抚河和饶河入湖口附近, S1位于九江市姑塘工业区附近, S30位于都昌县城附近, S3、S28和S29临近村庄和大面积的农田, 说明河流携带的污染物、城镇工业和生活排污及农业污染对湿地生态健康有重要影响。总体而言, 鄱阳湖湿地的生态健康状况呈现出西部优于东部的格局, 这与东部人口密度较高、工业(如矿业)较发达有关, 与此前基于V-IBI指数的评价结果较一致[17]。不同的是, V-IBI指数认为鄱阳湖湿地总体处于良好的健康状态, 而B-IBI指数评价总体处于一般的状态。与植物相比, 大型无脊椎底栖动物由于直接生活在水体, 与水底沉积物直接接触, 且世代周期短, 对水质变化、沉积物中的污染物更加敏感, 能够较好地反映湿地所受干扰和胁迫的累积效应[57]。近年来, 鄱阳湖区进行了大规模的平垸行洪、退田还湖、移民建镇工程, 湿地植被恢复与重建取得了明显效果, 这可能也是V-IBI指数评价结果为良好的原因[58]。
本研究发现, B-IBI值与LDI、QHEI、V-IBI值均呈显著相关(图 4), 说明B-IBI指数与其他方法的评价结果较一致。LDI与其他方法评价结果的相关度都较低[17]。LDI是根据遥感获得的土地利用数据, 依据不同土地利用类型单位能耗差异进行赋值, 计算采样点1 km缓冲区的总能耗[17]。事实上, 对不同土地利用类型能耗赋值很难把握, LDI数值与实际生态健康状况可能存在较大出入。QHEI、V-IBI、B-IBI三者都是建立在实地考察和数据采集的基础上, 能够较为真实地反映采样点的实际情况, 因此三者之间的评价结果较一致[17]。然而, 对于有些采样点, 不同方法评价结果之间有一定的差异。例如, 采样点S12的QHEI与V-IBI分值都很高, 但B-IBI评价结果为一般。究其原因, 可能是S12周边以自然草洲为主, 人类活动的直接干扰较少; 但S12距离河口较近, 底栖动物群落会受到河流携带污染物的影响。本研究仅基于秋季调查采样数据构建B-IBI指数, 不能全面反映鄱阳湖湿地不同季节的大型底栖无脊椎动物群落结构及生态健康状况。后续研究中, 我们将开展不同季节的野外数据采集工作, 进一步完善基于大型底栖无脊椎动物的鄱阳湖湿地生态健康评价体系。
5 结论(1) 本研究构建了鄱阳湖湿地的B-IBI指数, 该指数包括总分类单元数、ETO分类单元数、Simpson多样性指数、双翅目个体数、捕食者分类单元数等5个对干扰敏感的大型底栖无脊椎动物群落特征参数;
(2) B-IBI评价结果显示, 鄱阳湖湿地生态总体健康状况一般, 呈现出西部健康状况优于东部的格局。国家级自然保护区内湿地生态健康状况较好, 而工业区、城镇、农田及河流入湖口附近湿地的生态健康状况较差;
(3) B-IBI指数与前期研究构建的LDI、QHEI、V-IBI指数间存在显著的相关性, 表明不同方法评价结果间具有一致性。
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