蔡　琨，秦春燕，李繼影，張　詠，牛志春，李旭文

1 江蘇省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，南京　210036

2 南京博思科環(huán)境科技有限公司，南京　210000

3 蘇州市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，蘇州　215004

基于浮游植物生物完整性指數(shù)的湖泊生態(tài)系統(tǒng)評(píng)價(jià)
——以2012年冬季太湖為例

蔡琨1,*，秦春燕2，李繼影3，張?jiān)?，牛志春1，李旭文1

1 江蘇省環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，南京210036

2 南京博思科環(huán)境科技有限公司，南京210000

3 蘇州市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心，蘇州215004

摘要:依據(jù)2012年12月對(duì)太湖29個(gè)樣點(diǎn)和同一地理區(qū)劃4個(gè)湖、庫(kù)的浮游植物和環(huán)境變量的監(jiān)測(cè)結(jié)果，應(yīng)用生物完整性理論和方法，構(gòu)建冬季太湖浮游植物生物完整性指數(shù)，評(píng)價(jià)冬季太湖水生態(tài)健康質(zhì)量。采用干擾程度最小系統(tǒng)法定義篩選確定參照點(diǎn)，對(duì)51個(gè)候選參數(shù)進(jìn)行分布范圍篩選、判別能力分析、參數(shù)間相關(guān)性分析，獲得了太湖枯水期P-IBI指數(shù)的6個(gè)構(gòu)成參數(shù)：總分類(lèi)單元數(shù)、硅藻門(mén)分類(lèi)單元%、細(xì)胞Simpson指數(shù)、細(xì)胞密度、硅藻門(mén)細(xì)胞密度%和綠藻門(mén)個(gè)體密度%。采用比值法統(tǒng)一各參數(shù)的量綱，累加后得到枯水期太湖P-IBI分值，并劃分健康評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。應(yīng)用P-IBI對(duì)冬季太湖水生態(tài)進(jìn)行評(píng)價(jià)，8個(gè)參照點(diǎn)中1個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為健康其余7個(gè)為亞健康；25個(gè)受損點(diǎn)中，2個(gè)點(diǎn)位為亞健康，9個(gè)點(diǎn)位為一般，12個(gè)點(diǎn)位為差，2個(gè)點(diǎn)位為極差。太湖總體受到了不同程度的人為干擾，東太湖湖區(qū)水生態(tài)狀況最好，評(píng)價(jià)結(jié)果多為亞健康或一般；竺山湖、貢湖、東部沿岸和西部沿岸次之；南部沿岸和湖心區(qū)最差，湖心區(qū)有2個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為極差。與冬季太湖P-IBI指數(shù)顯著相關(guān)的水化學(xué)因子是氨氮和總磷含量。

關(guān)鍵詞：浮游植物; 生物完整性指數(shù); 太湖; 健康評(píng)價(jià)

生物完整性指數(shù)(Index of Biotic Integrity，IBI)概念最先由Karr在1981年提出，并以魚(yú)類(lèi)作為研究對(duì)象對(duì)所研究河流成功建立[1]。隨后這一評(píng)價(jià)體系被廣泛應(yīng)用于大型底棲動(dòng)物、周叢生物、浮游生物和大型水生植物等水生生物類(lèi)群中[2- 7]。IBI指數(shù)在流水和靜水等不同水體中評(píng)價(jià)應(yīng)用效果及與管理實(shí)踐中的作用也得到越來(lái)越多學(xué)者的研究認(rèn)可[8- 11]。

浮游植物是水體生態(tài)系統(tǒng)初級(jí)生產(chǎn)者，其群落直接影響上層食物鏈結(jié)構(gòu)及整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定，利用浮游植物生物完整性指數(shù)(Phytoplanktonic Index of Biotic Integrity, P-IBI)評(píng)價(jià)水生態(tài)健康的研究已有相關(guān)報(bào)道。Li等[12]利用水壩建立前后浮游植物群落調(diào)查結(jié)果，選用豐度、多樣性、生物量和營(yíng)養(yǎng)狀態(tài)這4個(gè)類(lèi)別共16個(gè)候選參數(shù)構(gòu)建P-IBI并對(duì)水生態(tài)健康狀況進(jìn)行評(píng)價(jià)，結(jié)果表明水壩建成后，點(diǎn)位P-IBI指數(shù)值銳減，P-IBI可以較好的反映水壩對(duì)河流水生態(tài)健康的影響；Johnson等[13]研究表明，其構(gòu)建的P-IBI指數(shù)對(duì)樣點(diǎn)的營(yíng)養(yǎng)和光線差異敏感；Kane等[14]利用1970年和1996年伊利湖浮游生物調(diào)查數(shù)據(jù)，選用13個(gè)候選參數(shù)構(gòu)建浮游生物完整性指數(shù)，并依此評(píng)價(jià)伊利湖水生態(tài)健康狀況演變，評(píng)價(jià)結(jié)果顯示：伊利湖從1970至19世紀(jì)中期水生態(tài)健康狀況逐漸變好，并在19世紀(jì)90年代后期開(kāi)始逐漸變差，評(píng)價(jià)結(jié)果與水體營(yíng)養(yǎng)水平變化一致。但目前國(guó)內(nèi)外更多的是利用IBI評(píng)價(jià)河流和溪流等流水水體，對(duì)濕地、湖泊等靜水水體，特別是富營(yíng)養(yǎng)化靜水水體的研究較少[15]。

本研究基于IBI健康評(píng)價(jià)的發(fā)展成果，以2012年冬季太湖為例，從“水華”爆發(fā)的群落自身入手，將浮游植物個(gè)體和細(xì)胞兩個(gè)特性分開(kāi)設(shè)立候選參數(shù)，研究 P-IBI指數(shù)在富營(yíng)養(yǎng)化湖泊水體中的構(gòu)建方法，探討其在大型淺水湖泊中的評(píng)價(jià)應(yīng)用效果，以期為太湖水生態(tài)健康評(píng)價(jià)、管理和生態(tài)修復(fù)評(píng)估提供技術(shù)支持和數(shù)據(jù)支撐。

1研究區(qū)域和方法

1.1研究區(qū)域及樣點(diǎn)布設(shè)

太湖是我國(guó)第二大淡水湖，位于長(zhǎng)江三角洲南部太湖平原上。湖泊水域面積2338km2，平均水深1.9m，最大水深2.6m[16]，是一個(gè)典型的大型淺水湖泊。經(jīng)過(guò)半個(gè)多世紀(jì)的演變，太湖逐漸從一個(gè)貧營(yíng)養(yǎng)型湖泊轉(zhuǎn)變?yōu)槟壳跋募靖∮沃参锼A頻發(fā)，總體富營(yíng)養(yǎng)型部分湖區(qū)超富營(yíng)養(yǎng)型的湖泊[17- 18]。

本研究于2012年12月，考慮湖區(qū)分布及樣點(diǎn)均勻性，對(duì)太湖及同一地理區(qū)劃、期望健康狀況形態(tài)類(lèi)似的水源地湖、庫(kù)(傀儡湖、錢(qián)資蕩、長(zhǎng)蕩湖和瓦屋山水庫(kù))分別布設(shè)了29個(gè)和4個(gè)采樣點(diǎn)位，開(kāi)展水質(zhì)及浮游植物調(diào)查監(jiān)測(cè)。

1.2樣品采集與處理

現(xiàn)場(chǎng)采集水樣，4℃保存并帶回實(shí)驗(yàn)室中，水樣參照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》在48h內(nèi)完成氨氮、總磷、高錳酸鹽指數(shù)、生化需氧量、總氮、硝酸鹽和亞硝酸鹽含量的測(cè)定[19]。

浮游植物定量樣品用有機(jī)玻璃采水器采集在水深0.5m處采集水樣1L，現(xiàn)場(chǎng)加入15mL魯哥氏液并搖勻，帶回實(shí)驗(yàn)室靜置沉淀48h后濃縮并定容至50mL供鏡檢。鏡檢前先將濃縮沉淀后水樣充分搖勻，吸取0.1mL樣品置于0.1mL計(jì)數(shù)框內(nèi)，在10×40倍顯微鏡下按行格法觀察計(jì)數(shù)[20]。每個(gè)樣品觀察100個(gè)視野，計(jì)數(shù)2次取其平均值，同一樣品2次計(jì)數(shù)結(jié)果誤差在15%內(nèi)說(shuō)明有效，否則須計(jì)數(shù)第3片。浮游植物參照胡鴻鈞和魏印心等[21]，保證結(jié)果準(zhǔn)確性的前提下鑒定到盡可能低的分類(lèi)單元。

本研究中非參數(shù)檢驗(yàn)、相關(guān)性分析等統(tǒng)計(jì)分析均在SPSS 19.0中進(jìn)行[22]，Shannon′s多樣性指數(shù)等群落結(jié)構(gòu)指數(shù)值在PRIMER 6.0中計(jì)算完成[23]。

1.3P-IBI指數(shù)構(gòu)建

P-IBI指數(shù)的構(gòu)建方法包括4個(gè)重要步驟：(1)參照系統(tǒng)構(gòu)建及參照點(diǎn)設(shè)定。(2)獲取采樣點(diǎn)生物和環(huán)境數(shù)據(jù)。(3)候選生物參數(shù)通過(guò)分布范圍分析、判別能力分析、生物與環(huán)境因子的響應(yīng)分析以及參數(shù)間的冗余分析篩選出生物學(xué)意義清楚且對(duì)干擾反應(yīng)敏感的參數(shù)。(4)將參數(shù)統(tǒng)一量綱并劃分區(qū)間，得到樣點(diǎn)健康狀況評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。

圖1　采樣點(diǎn)分布Fig. 1　Location of sampling sites

2結(jié)果與分析

2.1浮游植物的群落結(jié)構(gòu)特征

本研究共監(jiān)測(cè)到浮游植物8個(gè)門(mén)類(lèi)共295個(gè)分類(lèi)單元的浮游植物(以下統(tǒng)稱(chēng)種)，其中硅藻門(mén)113種，占38.3%；金藻門(mén)11種，占3.7%；藍(lán)藻門(mén)27種，占9.2%；裸藻門(mén)14種，占4.7%；綠藻門(mén)121種，占41.0%，其他3個(gè)門(mén)類(lèi)共9種，占3.0%。每個(gè)監(jiān)測(cè)樣點(diǎn)平均監(jiān)測(cè)到浮游植物32種，平均Shannon′s多樣性值為3.67。所有樣點(diǎn)中出現(xiàn)頻次大于70%的有4種，分別為隱藻門(mén)尖尾藍(lán)隱藻Chroomonasacuta、微囊藻屬某種Microcystissp、嚙蝕隱藻Cryptomonaserosa和顆粒直鏈藻Melosiragranulata。所有樣點(diǎn)個(gè)體和細(xì)胞密度最大的都為微囊藻屬某種Microcystissp，個(gè)體密度為163萬(wàn)個(gè)/L，細(xì)胞密度為16285萬(wàn)個(gè)/L。個(gè)體優(yōu)勢(shì)種(優(yōu)勢(shì)度[24]Y>0.02，下同)為小環(huán)藻屬某種Cyclotellasp、顆粒直鏈藻Melosiragranulata、微囊藻屬某種Microcystissp、尖尾藍(lán)隱藻Chroomonasacuta和嚙蝕隱藻Cryptomonaserosa；細(xì)胞優(yōu)勢(shì)種為顆粒直鏈藻Melosiragranulata和微囊藻屬某種Microcystissp。

2.2參照點(diǎn)的確定

太湖流域人口密集，工農(nóng)業(yè)發(fā)達(dá)，太湖及其周邊水域均受到不同程度的人類(lèi)干擾，尋找絕對(duì)清潔參照點(diǎn)幾無(wú)可能。因此依據(jù)干擾程度最小系統(tǒng)法，適當(dāng)參考最容易實(shí)現(xiàn)系統(tǒng)法[25]，參考太湖20世紀(jì)60年代生態(tài)環(huán)境特點(diǎn)、太湖目前水環(huán)境質(zhì)量狀況及浮游植物監(jiān)測(cè)結(jié)果，設(shè)定以下條件來(lái)篩選參照點(diǎn)：(1)樣點(diǎn)水域水生植物種類(lèi)數(shù)不小于3種，且優(yōu)勢(shì)植物種類(lèi)喜貧-中營(yíng)養(yǎng)水體；(2)樣點(diǎn)水域除總氮外符合國(guó)家Ⅲ類(lèi)水標(biāo)準(zhǔn)；(3)樣點(diǎn)水域風(fēng)浪擾動(dòng)較小，浮游植物生活于此處水體；(4)監(jiān)測(cè)結(jié)果樣點(diǎn)浮游植物多樣性狀況較好，藻細(xì)胞密度低于200萬(wàn)個(gè)/L[26]且優(yōu)勢(shì)種為非水華藻；(5)樣點(diǎn)水域無(wú)航道、養(yǎng)殖和娛樂(lè)功能，受水利工程影響小。通過(guò)篩選，太湖中4個(gè)樣點(diǎn)和周邊水源地湖庫(kù)的4個(gè)樣點(diǎn)共8個(gè)樣點(diǎn)結(jié)果符合上述標(biāo)準(zhǔn)，設(shè)為參照點(diǎn)；其余25個(gè)樣點(diǎn)為受損點(diǎn)(圖1)。

2.3候選生物參數(shù)確定和篩選

2.3.1候選生物參數(shù)確定和分布范圍分析

考慮不同種類(lèi)個(gè)體所含有的細(xì)胞數(shù)不同，對(duì)整個(gè)群落的作用也存在差異，分別計(jì)算諸如香農(nóng)多樣性指數(shù)等的數(shù)值，并作為獨(dú)立的候選參數(shù)；參照國(guó)內(nèi)外浮游植物生物完整性指數(shù)研究實(shí)例[14, 27- 31]，并結(jié)合本次浮游植物監(jiān)測(cè)結(jié)果，盡可能全面的選取相關(guān)參數(shù)。

依照以上原則共選取了浮游植物4個(gè)類(lèi)別共51個(gè)候選參數(shù)。通過(guò)計(jì)算和分析各參數(shù)值在樣點(diǎn)中的分布特點(diǎn)，其中M3、M4、M6、M7、M10、M12、M14、M15、M16、M18、M19、M20、M22、M23、M24、M28、M32、M34、M36、M38、M40、M42、M43、M44、M45、M46、M48因自身數(shù)值很小、分布范圍太小或可預(yù)測(cè)環(huán)境變化值的范圍太小而被刪除，剩余參數(shù)進(jìn)入下一步計(jì)算。

表1　51個(gè)候選生物參數(shù)(標(biāo)記*參數(shù)進(jìn)入下一步計(jì)算)

2.3.2判別能力分析

通過(guò)分布范圍分析的候選參數(shù)需進(jìn)行判別能力分析，以確定參數(shù)可以很好的區(qū)分出參照點(diǎn)和受損點(diǎn)。判別能力分析方法有箱線圖法和Mann-Whitney非參數(shù)檢驗(yàn)法[14]。對(duì)候選參數(shù)采用Mann-Whitney非參數(shù)檢驗(yàn)法，結(jié)果表明除M26外所有23個(gè)參數(shù)在參照點(diǎn)和受損點(diǎn)之間存在有顯著差異(P<0.05，表2)，可以進(jìn)入下一步篩選。

表2　Mann-Whitney非參數(shù)檢驗(yàn)結(jié)果(標(biāo)記*進(jìn)入下一步計(jì)算)

2.3.3參數(shù)間Pearson相關(guān)性分析

通過(guò)判別能力分析得到的參數(shù)需進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，以檢驗(yàn)各指數(shù)所反映信息的獨(dú)立性，避免冗余。當(dāng)|r|≥0.75時(shí)，則認(rèn)為信息間的重疊程度較高，選擇其中一個(gè)即可反映出參數(shù)所表達(dá)的大部分信息[32]。

表3為各參數(shù)相關(guān)性檢驗(yàn)結(jié)果。M1包含信息量最大，首先考慮予以保留，因此刪除M8和M11；M2與M5和M27都高度相關(guān)，M5與除M2外所有參數(shù)都不相關(guān)，因此刪除M2，保留M5；M17對(duì)水生態(tài)健康具有重要重要而予以保留，刪除與之高度相關(guān)的M21、M25、M37和M47；M33、M35、M39、M41、M49、M50和M51兩兩高度相關(guān)，考慮M51與M31不相關(guān)，且M51反應(yīng)信息量更大，刪除M33、M35、M39、M41、M49和M50；M30只與M31一個(gè)參數(shù)相關(guān)，M31與多個(gè)參數(shù)相關(guān)，保留M30刪除M31；M9與M13均為反應(yīng)浮游植物群落豐富度和均勻性的綜合指數(shù)，所包含群落信息量較大，M13與較少剩余參數(shù)相關(guān)且與之相關(guān)的參數(shù)也都與M9相關(guān)，因此保留M13，刪除M9和與M13相關(guān)的M29和M51。

經(jīng)過(guò)上述篩選，最終選定M1總分類(lèi)單元數(shù)、M5硅藻門(mén)分類(lèi)單元%、M13細(xì)胞Simpson指數(shù)、M17細(xì)胞密度、M27硅藻門(mén)細(xì)胞密度%和M30綠藻門(mén)個(gè)體密度%這6個(gè)參數(shù)來(lái)構(gòu)建枯水期太湖P-IBI指數(shù)。

2.4分值計(jì)算與P-IBI健康評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)建立

篩選得到的參數(shù)需進(jìn)行換算統(tǒng)一各參數(shù)的量綱。參數(shù)量綱統(tǒng)一方法有比值法、3分制法和4分制法，利用比值法統(tǒng)一參數(shù)量綱效果優(yōu)于3分制法和4分制法[33]，本研究采用比值法。對(duì)于干擾越強(qiáng)參數(shù)值越低的，以該參數(shù)在所有樣本95%分位數(shù)值作為最佳值，該參數(shù)分值等于參數(shù)值除以最佳值；干擾越強(qiáng)值越高的，以5%分位數(shù)值作最佳值，參數(shù)計(jì)算方法為：(最大值-參數(shù)值)/(最大值-最佳值)。按表4公式計(jì)算各參數(shù)分值，分值范圍0—1，大于1的記為1。將各參數(shù)分值累加得到適用于太湖枯水期的P-IBI。各點(diǎn)位P-IBI指數(shù)分值Kolmogorov-Smirnov檢驗(yàn)(KS test)驗(yàn)證結(jié)果P=0.88說(shuō)明符合正態(tài)分布。選用所有點(diǎn)位P-IBI值的95%分位數(shù)為最佳值，將低于該值的范圍4等分，得到評(píng)價(jià)太湖生態(tài)系統(tǒng)不同健康程度的標(biāo)準(zhǔn)：P-IBI≥5.17，健康；3.88≤P-IBI<5.17，中等；2.59≤P-IBI<3.88，一般；1.29≤P-IBI<2.59，差；P-IBI<1.29，極差(表5)。

表4　比值法計(jì)算各參數(shù)分值的計(jì)算公式

表5　太湖枯水期P-IBI指標(biāo)體系健康評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)

2.5枯水期太湖P-IBI指數(shù)健康評(píng)價(jià)結(jié)果

P-IBI指數(shù)對(duì)全太湖及周邊湖、庫(kù)評(píng)價(jià)結(jié)果(圖2)，8個(gè)參照點(diǎn)中1個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為健康剩余7個(gè)為亞健康；25個(gè)受損點(diǎn)中，2個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為亞健康，9個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為一般，12個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為差，2個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為極差(湖心區(qū)烏龜山和平臺(tái)山)。全太湖，東太湖湖區(qū)評(píng)價(jià)結(jié)果最好，健康狀況均亞健康或一般；竺山湖、貢湖、東部沿岸和西部沿岸評(píng)價(jià)結(jié)果次之，多為一般或差；南部沿岸和湖心區(qū)評(píng)價(jià)結(jié)果多為差，湖心區(qū)兩個(gè)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為極差。

圖2　太湖冬季水生態(tài)P-IBI指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果Fig. 2　P-IBIecosystemhealth assessmentresults for Taihu Lake in winter

2.6冬季太湖P-IBI指數(shù)與傳統(tǒng)理化因子相關(guān)性

將枯水期太湖P-IBI指數(shù)及構(gòu)成參數(shù)與水質(zhì)理化參與進(jìn)行Spearman相關(guān)性分析(表6)。

氨氮與P-IBI極顯著正相關(guān)，同時(shí)也與浮游植物總分類(lèi)單元數(shù)、細(xì)胞Simpson指數(shù)、綠藻門(mén)個(gè)體密度%和硅藻門(mén)細(xì)胞密度%這幾個(gè)對(duì)干擾負(fù)向響應(yīng)的構(gòu)成參數(shù)極顯著或顯著相關(guān)?？赡茉蚴且欢l件下氨氮濃度上升對(duì)浮游植物、大型水生植物的生長(zhǎng)存在促進(jìn)作用，這也與楊美玖等[34]、顏昌宙等[35]劉霞等[36]的研究結(jié)果一致。硝酸鹽濃度與浮游植物總分類(lèi)單元數(shù)極顯著正相關(guān)，說(shuō)明在冬季，硝酸鹽濃度的上升的同時(shí)，浮游植物群落結(jié)果也變得更復(fù)雜。雖然氨氮和硝酸鹽不一定是浮游植物群落復(fù)雜、穩(wěn)定的主要驅(qū)動(dòng)因子，但極顯著或顯著正相關(guān)說(shuō)明其群落會(huì)隨氨氮和硝酸鹽濃度的變化而正向變化。

表6　P-IBI指數(shù)與理化因子間的Spearman相關(guān)分析

**為在0. 01水平上顯著相關(guān); *為在0. 05水平上顯著相關(guān)

總磷濃度與P-IBI極顯著負(fù)相關(guān)，同時(shí)也與細(xì)胞Simpson指數(shù)、硅藻門(mén)分類(lèi)單元%顯著負(fù)相關(guān)，而上述所有參數(shù)均為隨干擾增強(qiáng)值變小的指數(shù)；同時(shí)總磷濃度還與細(xì)胞密度顯著正相關(guān)，而細(xì)胞密度是隨干擾增強(qiáng)而變大的指數(shù)。因此總磷雖不能說(shuō)是浮游植物群落結(jié)構(gòu)變差的驅(qū)動(dòng)因子，但其群落會(huì)伴隨總磷濃度的升高而變得不穩(wěn)定。這個(gè)結(jié)果也與相關(guān)研究結(jié)果及目前對(duì)太湖藻類(lèi)水華的治理重要著力點(diǎn)為限制磷元素排放，降低總磷濃度這一管理手段相吻合[37- 39]。

總氮對(duì)P-IBI及各構(gòu)成參數(shù)相關(guān)性較弱，僅與硅藻門(mén)分類(lèi)單元%顯著負(fù)相關(guān)，可能的解釋是冬季時(shí)太湖總氮濃度普遍較高，當(dāng)前濃度范圍完全適合浮游植物群落的生長(zhǎng)且無(wú)抑制作用，限制進(jìn)一步生長(zhǎng)繁殖的是其他環(huán)境因子。

3討論

3.1冬季太湖浮游植物生物完整性評(píng)價(jià)與水質(zhì)評(píng)價(jià)結(jié)果異同

本研究構(gòu)建的冬季太湖P-IBI指數(shù)與水質(zhì)評(píng)價(jià)存在一致性：評(píng)價(jià)結(jié)果總體處于較差和一般，符合當(dāng)前太湖富營(yíng)養(yǎng)化嚴(yán)重，水體水質(zhì)總體較差的現(xiàn)狀；水源地主要分布區(qū)域東太湖、東部沿岸和貢湖評(píng)價(jià)結(jié)果多為亞健康或一般；污染較嚴(yán)重的南部沿岸、梅梁湖均為差，總體符合面前太湖水質(zhì)狀況的空間分布狀況[40]。

P-IBI指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果與水質(zhì)評(píng)價(jià)也存在有差異：竺山湖、西部沿岸和附近的湖心區(qū)點(diǎn)位評(píng)價(jià)結(jié)果為亞健康或一般，這與水質(zhì)評(píng)價(jià)存在較大差異性[41]，可能原因是枯水期限制水體浮游植物群落的決定性外部環(huán)境因子是水溫，且其影響作用遠(yuǎn)遠(yuǎn)高于如營(yíng)養(yǎng)鹽濃度等因子[42- 43]。當(dāng)水溫限制了群落中某幾種喜富營(yíng)養(yǎng)、超富營(yíng)養(yǎng)種類(lèi)的大量繁殖爆發(fā)，原本被某一種或幾種浮游植物所大量占用的生態(tài)位被釋放，在占主導(dǎo)的如溫度等外部壓力影響下，浮游植物群落的種間競(jìng)爭(zhēng)的競(jìng)爭(zhēng)關(guān)系被極大削弱[44]。而高濃度營(yíng)養(yǎng)鹽對(duì)浮游植物又存在有促進(jìn)作用，大量浮游植物種類(lèi)出現(xiàn)，且群落結(jié)構(gòu)相對(duì)合理。其中竺山湖、西部沿岸及椒山點(diǎn)位平均浮游植物種類(lèi)數(shù)為50種，而參照點(diǎn)平均種類(lèi)數(shù)僅為40種，所有點(diǎn)位平均僅32種，遠(yuǎn)遠(yuǎn)低于上述區(qū)域。同時(shí)細(xì)胞Simpson指數(shù)，上述區(qū)域均值高達(dá)0.70，而所有點(diǎn)位均值僅為0.52。受外部壓力因子限制，未出現(xiàn)絕對(duì)優(yōu)勢(shì)種，物種多且群落結(jié)構(gòu)復(fù)雜合理等使得該區(qū)域點(diǎn)位的總分類(lèi)單元數(shù)、細(xì)胞Simpson指數(shù)等P-IBI構(gòu)成參數(shù)都處于較為健康的狀態(tài)，因此P-IBI指數(shù)的評(píng)價(jià)結(jié)果較好。

水溫這個(gè)限制浮游植物生長(zhǎng)的重要環(huán)境因子隨時(shí)間而季節(jié)性變化巨大，這也是本研究只選用一個(gè)特定時(shí)間冬季來(lái)構(gòu)建P-IBI評(píng)價(jià)太湖水生態(tài)健康狀況的重要原因?？梢粤舷氘?dāng)水溫上升，如另一個(gè)極端夏季時(shí)，水溫這個(gè)影響浮游植物的外部決定性限制被去除，高濃度的磷、氮等營(yíng)養(yǎng)鹽對(duì)群落結(jié)構(gòu)的影響作用加強(qiáng)，喜富營(yíng)養(yǎng)的藻類(lèi)呈指數(shù)級(jí)大量繁殖并迅速擠占其他競(jìng)爭(zhēng)能力較弱物種的生態(tài)位，原有群落結(jié)構(gòu)劇烈變化[43]，甚至發(fā)生藍(lán)藻“水華”現(xiàn)象。冬季P-IBI指數(shù)的各構(gòu)成參數(shù)在夏季的群落狀況下是否還能通過(guò)判別能力分析，即構(gòu)成參數(shù)還能否有效區(qū)分出參照點(diǎn)和受損點(diǎn)將存在很大的疑問(wèn)。僅以本次研究結(jié)果P-IBI指數(shù)的構(gòu)成參數(shù)來(lái)看，冬季時(shí)諸如細(xì)胞Simpson指數(shù)、綠藻門(mén)個(gè)體密度%、硅藻門(mén)細(xì)胞密度%等參數(shù)因藍(lán)藻優(yōu)勢(shì)性加大，其數(shù)值可預(yù)料將會(huì)下降進(jìn)；細(xì)胞密度數(shù)值大幅度升高，而導(dǎo)致P-IBI指數(shù)數(shù)值下降。這即意味著夏季太湖水生態(tài)健康狀況將遠(yuǎn)差于冬季，而這個(gè)結(jié)果也與水體豐水期(夏季)時(shí)因降雨增多水體交換速率加快，水質(zhì)狀況等往往優(yōu)于枯水期(冬季)有較大的偏差。

本研究只選用了冬季太湖監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)，旨在盡可能多的減少外部環(huán)境條件差異，同時(shí)避免藻類(lèi)密度權(quán)重如何確定等未有相關(guān)研究成果的因素干擾，盡可能提高P-IBI指數(shù)評(píng)價(jià)結(jié)果準(zhǔn)確性，反應(yīng)P-IBI指數(shù)在靜水水體的應(yīng)用效果，科學(xué)的反應(yīng)太湖水生態(tài)健康現(xiàn)狀。

3.2生物完整性指數(shù)

生物完整性指數(shù)是目前最有效、應(yīng)用最廣泛的水生態(tài)健康評(píng)價(jià)體系之一[1]。自Karr提出生物完整性指數(shù)并應(yīng)用于水生態(tài)健康評(píng)價(jià)實(shí)踐已有30余年，但該評(píng)價(jià)體系仍主要局限于研究階段，少有真正付之于水生態(tài)環(huán)境管理實(shí)踐，作者認(rèn)為這主要是完整性指數(shù)自身的缺陷導(dǎo)致。

參照點(diǎn)的選取是開(kāi)展水質(zhì)生物評(píng)價(jià)的基準(zhǔn)，其直接影響最終生物完整性指數(shù)的核心參數(shù)和評(píng)價(jià)結(jié)果。許多研究學(xué)者建議參照點(diǎn)應(yīng)選用受脅迫最小的水體樣點(diǎn)，即沒(méi)有明顯人類(lèi)活動(dòng)干擾的區(qū)域，但受自然地理狀況和自然環(huán)境梯度的不同，以及人類(lèi)干擾活動(dòng)類(lèi)型和污染特點(diǎn)差別，不同地區(qū)的參照系統(tǒng)標(biāo)準(zhǔn)的指標(biāo)和值是有差異的[15,25，45- 46]。Detenbeck等[47]和Casatti等[48]采用水體物理和化學(xué)差異設(shè)定參考條件；Astin等[49]利用水質(zhì)和生境數(shù)據(jù)設(shè)立參照條件；Qadir等[50]選用環(huán)境和生物歷史數(shù)據(jù)設(shè)定參照點(diǎn)；Kanno等[51]采用人類(lèi)對(duì)水體的干擾和利用程度差異來(lái)設(shè)立參照點(diǎn)。本研究參考上述研究，參照目前定義參照系統(tǒng)常用的3種方法[25]，針對(duì)太湖特點(diǎn)，采用理化和生境指標(biāo)、定量和定性相結(jié)合的方式確定參照點(diǎn)的篩選標(biāo)準(zhǔn)，并通過(guò)對(duì)不同時(shí)間尺度的信息篩選，獲得適合構(gòu)建太湖浮游植物生物完整性指數(shù)的參照系統(tǒng)。

參數(shù)的選取是構(gòu)建多參數(shù)評(píng)價(jià)體系的關(guān)鍵。候選參數(shù)需可以反映特定的人類(lèi)活動(dòng)干擾，并可預(yù)測(cè)參數(shù)值的變化。何種參數(shù)可以完整反映何種單一或復(fù)合的人類(lèi)活動(dòng)脅迫，目前仍沒(méi)有定論，而各參數(shù)反映脅迫能力大小的研究更是進(jìn)展緩慢。同時(shí)水生生物類(lèi)群在水體分布的不均一性也削弱了調(diào)查監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)及各參數(shù)的代表性。以浮游植物為例，作者未能查閱到關(guān)于其個(gè)體細(xì)胞數(shù)差異對(duì)群落結(jié)構(gòu)、水生態(tài)評(píng)價(jià)結(jié)果影響差異的相關(guān)研究，而關(guān)于浮游植物的相關(guān)研究中藻密度雖更多指代的是細(xì)胞密度，但也少有用文字明確說(shuō)明此情況的。這也影響了P-IBI指數(shù)的統(tǒng)一性和準(zhǔn)確性，并給最終的應(yīng)用帶來(lái)了困難。因此在本研究中，筆者假定個(gè)體含有不同細(xì)胞數(shù)對(duì)群落的影響差異是存在的，將諸如細(xì)胞香農(nóng)多樣性指數(shù)、藍(lán)藻門(mén)細(xì)胞密度等作為獨(dú)立的候選參數(shù)進(jìn)行計(jì)算篩選。最終P-IBI的構(gòu)成核心參數(shù)有3個(gè)是關(guān)于細(xì)胞數(shù)量的參數(shù)，這也從一方面說(shuō)明了細(xì)胞數(shù)和個(gè)體數(shù)的差異對(duì)浮游植物群落、乃至整個(gè)水生態(tài)系統(tǒng)所產(chǎn)生的影響是不完全相同的。

IBI管理應(yīng)用實(shí)踐少的另一個(gè)原因，作者認(rèn)為是其與環(huán)境因子特別是水體理化參數(shù)的響應(yīng)關(guān)系較弱。弱相關(guān)性的主要原因是影響生物群落的因子太多，同時(shí)對(duì)不同生物類(lèi)群其主要影響因子也不盡相同。以太湖為例，除水質(zhì)理化因子脅迫外，湖流、航運(yùn)、漁業(yè)生產(chǎn)、“引江濟(jì)太”、清淤工程、娛樂(lè)旅游等自然或人為活動(dòng)都會(huì)對(duì)水生生物類(lèi)群產(chǎn)生干擾，而這些影響作用我們難以定量測(cè)定。目前對(duì)生態(tài)系統(tǒng)的健康仍沒(méi)有科學(xué)準(zhǔn)確的表征和評(píng)價(jià)體系，研究者普遍認(rèn)可評(píng)價(jià)體系應(yīng)至少包含結(jié)構(gòu)指標(biāo)和功能指標(biāo)這兩個(gè)指標(biāo)體系，而生物學(xué)指標(biāo)只是結(jié)構(gòu)指標(biāo)體系中的一個(gè)部分，因此理論上通過(guò)單生物學(xué)指標(biāo)來(lái)代表整個(gè)生態(tài)系統(tǒng)的健康并不十分全面。在構(gòu)建IBI的過(guò)程中，人們認(rèn)為水生生物的群落質(zhì)量與生態(tài)系統(tǒng)健康之間存在著明確的因果關(guān)系，但實(shí)際狀況可能并不完全同假設(shè)一致，有可能無(wú)法準(zhǔn)確完全的檢測(cè)出所有人類(lèi)活動(dòng)的影響[52]。

3.3浮游植物生物完整性指數(shù)

Ruaro等[15]統(tǒng)計(jì)分析了發(fā)表在《Hydrobiologia》和《Ecological Indicators》上關(guān)于IBI的93篇研究論文發(fā)現(xiàn)，IBI指數(shù)更多使用的水生生物類(lèi)群是魚(yú)類(lèi)、大型底棲動(dòng)物和硅藻，僅有約5%的論文使用浮游生物(包括浮游植物和浮游動(dòng)物)作為構(gòu)建對(duì)象。關(guān)于浮游植物的研究相較于魚(yú)類(lèi)和底棲動(dòng)物等水生生物類(lèi)群少，其主要原因是浮游植物自身的特殊性。

首先浮游植物“不固著”，易被風(fēng)浪、水流等帶離至其他區(qū)域，這個(gè)特性給樣品在空間區(qū)域的代表性和采樣的均一性帶來(lái)了干擾。其次浮游植物個(gè)體生活周期短，種群密度受外部環(huán)境影響變化大，監(jiān)測(cè)結(jié)果僅能顯現(xiàn)采樣點(diǎn)短時(shí)間內(nèi)的情況，難以反映長(zhǎng)時(shí)間內(nèi)的水生態(tài)健康狀況。如Sommer等提出的著名PEG(plankton ecology group)模型認(rèn)為，浮游植物群落存在冬春季時(shí)隱藻和硅藻占優(yōu)勢(shì)，夏季綠藻占優(yōu)勢(shì)，夏末秋初是藍(lán)藻占優(yōu)勢(shì)，而到秋季時(shí)硅藻數(shù)量再次上升的自然演替規(guī)律[53]。浮游植物群落季節(jié)性自然演替導(dǎo)致的巨大差異使得利用某個(gè)時(shí)間監(jiān)測(cè)結(jié)果構(gòu)建的P-IBI指數(shù)廣適性較差，而分不同時(shí)間構(gòu)建多個(gè)P-IBI也將環(huán)境管理部門(mén)的應(yīng)用實(shí)踐變得繁瑣。

根據(jù)對(duì)太湖夏季“水華”爆發(fā)的報(bào)道可推斷，當(dāng)外部環(huán)境條件合適時(shí)，太湖浮游植物群落諸如水華藻密度、優(yōu)勢(shì)種%等群落參數(shù)較冬季時(shí)差異巨大。構(gòu)建夏季P-IBI時(shí)，這些參數(shù)在參照點(diǎn)和受損點(diǎn)理應(yīng)存在巨大差別，幾乎肯定可以通過(guò)判別能力分析。但藻類(lèi)密度是“水華”與否的近乎唯一判斷標(biāo)準(zhǔn)，藻類(lèi)密度或水華藻密度等參數(shù)在構(gòu)建P-IBI時(shí)權(quán)重是否需要調(diào)整，如何調(diào)整，目前還沒(méi)有相關(guān)研究成果。同時(shí)，浮游植物是生態(tài)系統(tǒng)的初級(jí)生產(chǎn)者，其群落位于水生態(tài)系統(tǒng)食物鏈的最底層，受干擾時(shí)物種的變化可能是大量消失，種群密度大幅下降，亦可能是種群密度大爆發(fā)。受干擾時(shí)浮游植物相反的響應(yīng)方向也給評(píng)價(jià)帶來(lái)了困難。

最后在淡水生態(tài)系統(tǒng)，維護(hù)水生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能的穩(wěn)定性方面，處于食物鏈中層的底棲動(dòng)物和上層的魚(yú)類(lèi)的作用通常認(rèn)為明顯強(qiáng)于浮游植物[54]，陳橋等[9]及作者前期研究結(jié)果[10]也證實(shí)底棲動(dòng)物生物完整性指數(shù)對(duì)太湖的評(píng)價(jià)結(jié)果相對(duì)更客觀準(zhǔn)確，在本研究中，也出現(xiàn)了藍(lán)藻頻發(fā)、污染嚴(yán)重的區(qū)域西部沿岸和竺山湖的評(píng)價(jià)結(jié)果異常的現(xiàn)象。因此正如上文及3.2章節(jié)所述，P-IBI可能更多反映的是水體適宜浮游植物群落健康的程度，單用這一個(gè)生物學(xué)指標(biāo)來(lái)代表整個(gè)水生態(tài)系統(tǒng)健康可能并不十分全面。

IBI仍然是當(dāng)前評(píng)價(jià)水生態(tài)環(huán)境狀況最最行之有效的方法之一[15]，同時(shí)鑒于“水華”對(duì)生態(tài)破壞的不可忽視性，作者認(rèn)為浮游植物生物完整性指數(shù)盡管存在局限性，但用其來(lái)評(píng)價(jià)水生態(tài)健康是可行的，本研究的結(jié)果也表明P-IBI是相對(duì)科學(xué)準(zhǔn)確的。建議后續(xù)研究可探討如何建立更廣適的浮游植物生物完整性指數(shù)，進(jìn)而對(duì)浮游植物、大型水生植物、底棲動(dòng)物、魚(yú)類(lèi)以至微生物這一完整物質(zhì)和能量流動(dòng)環(huán)節(jié)中所有水生生物類(lèi)群的長(zhǎng)期群落變化進(jìn)行監(jiān)測(cè)研究，結(jié)合水體理化因子，構(gòu)建更加科學(xué)合理的生物完整性指數(shù)，更準(zhǔn)確合理的對(duì)水生態(tài)環(huán)境健康狀況進(jìn)行評(píng)價(jià)。

致謝：感謝常州市環(huán)境監(jiān)測(cè)中心對(duì)本研究開(kāi)展過(guò)程給予的幫助。

參考文獻(xiàn)(References):

[1]Karr J R. Assessment of biotic integrity using fish communities. Fisheries, 1981, 6(6): 21- 27.

[2]Michael B Griffith, Brian H Hill, Frank H Mccormick, Philip R Kaufmann, Alan T Herlihy, Anthony R Selle. Comparative application of indices of biotic integrity based on periphyton, macroinvertebrates, and fish to southern Rocky Mountain streams. Ecological Indicators, 2005, 5(2): 117- 136.

[3]Jungwirth M, Muhar S, Schmutz S. Assessing the ecological integrity of running waters //Proceedings of the International Conference. Vienna, Austria: Springer, 2000.

[4]James R Karr, Ellen W Chu. Sustaining living rivers. Hydrobiologia, 2000, 422- 423: 1- 14.

[5]Kerans B L, James R Karr. A benthic index of biotic integrity (B-IBI) for rivers of the Tennessee Valley. Ecological Applications, 1994, 4(4): 768- 785.

[6]Eugene A Silow, Oh In-Hye. Aquatic ecosystem assessment using exergy. Ecological Indicators, 2004, 4(3): 189- 198.

[7]王備新, 楊蓮芳, 胡本進(jìn), 單林娜. 應(yīng)用底棲動(dòng)物完整性指數(shù)B- IBI評(píng)價(jià)溪流健康. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 25(6): 1481- 1490.

[8]渠曉東. 香溪河大型底棲動(dòng)物時(shí)空動(dòng)態(tài), 生物完整性及小水電站的影響研究[D]. 北京: 中國(guó)科學(xué)院研究生院, 2006.

[9]陳橋, 徐東炯, 張翔, 湯云. 太湖流域平原水網(wǎng)區(qū)底棲動(dòng)物完整性健康評(píng)價(jià). 環(huán)境科學(xué)研究, 2013, 26(12): 1301- 1308.

[10]蔡琨, 張杰, 徐兆安, 吳東浩, 張?jiān)? 王備新. 應(yīng)用底棲動(dòng)物完整性指數(shù)評(píng)價(jià)太湖生態(tài)健康. 湖泊科學(xué), 2014, 26(1): 74- 82.

[11]王備新, 楊蓮芳, 劉正文. 生物完整性指數(shù)與水生態(tài)系統(tǒng)健康評(píng)價(jià). 生態(tài)學(xué)雜志, 2006, 25(6): 707- 710.

[12]Li J P, Dong S K, Liu S L, Yang Z F, Peng M C, Zhao C. Effects of cascading hydropower dams on the composition, biomass and biological integrity of phytoplankton assemblages in the middle Lancang-Mekong River. Ecological Engineering, 2013, 60: 316- 324.

[13]Jacqueline M Johnson, Claire Buchanan. Revisiting the chesapeake bay phytoplankton index of biotic integrity. Environmental Monitoring and Assessment, 2014, 186(3): 1431- 1451.

[14]Douglas D Kane, Steven I Gordon, Mohiuddin Munawar, Murray N Charlton, David A Culver. The Planktonic Index of Biotic Integrity (P-IBI): an approach for assessing lake ecosystem health. Ecological Indicators, 2009, 9(6): 1234- 1247.

[15]Renata Ruaro, éder André Gubiani. A scientometric assessment of 30 years of the Index of Biotic Integrity in aquatic ecosystems: Applications and main flaws. Ecological Indicators, 2013, 29: 105- 110.

[16]秦伯強(qiáng), 胡維平, 陳偉民. 太湖水環(huán)境演化過(guò)程與機(jī)理.北京: 科學(xué)出版社, 2004.

[17]Duan H T, Ma R H, Xu X F, Kong F X, Zhang S X, Kong W J, Hao J Y, Shang L L. Two-decade reconstruction of algal blooms in China′s Lake Taihu. Environmental Science &Technology, 2009, 43(10): 3522- 3528.

[18]Qin B Q, Xu P Z, Wu Q L, Luo L C, Zhang Y L. Environmental issues of lake Taihu, China. Hydrobiologia, 2007, 581(1): 3- 14.

[19]國(guó)家環(huán)境保護(hù)總局, 水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法編委會(huì). 水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法(第四版). 北京: 中國(guó)環(huán)境科學(xué)出版社, 2002.

[20]章宗涉, 黃祥飛. 淡水浮游生物研究方法. 北京: 科學(xué)出版社, 1991.

[21]胡鴻鈞, 魏印心. 中國(guó)淡水藻類(lèi)——系統(tǒng)、分類(lèi)及生態(tài). 北京: 科學(xué)出版社, 2006.

[22]Norusis M. SPSS 19. 0 Guide to Data Analysis. Upper Saddle River, NJ: Prentice- Hall, Inc.,2010.

[23]Clarke K R, Gorley R N. PRIMER v6: User Manual/Tutorial. PRIMER- E, Plymouth, 2006.

[24]徐兆禮, 陳亞瞿. 東黃海秋季浮游動(dòng)物優(yōu)勢(shì)種聚集強(qiáng)度與鮐鲹漁場(chǎng)的關(guān)系. 生態(tài)學(xué)雜志, 1989, 8(4): 13- 15.

[25]John L Stoddard, David P Larsen, Charles P Hawkins, Richard K Johnson, Richard H Norris. Setting expectations for the ecological condition of streams: the concept of reference condition. Ecological Applications, 2006, 16(4): 1267- 1276.

[26]李穎, 施擇, 張榆霞, 趙琦琳, 李?lèi)?ài)軍, 金玉, 鐵程. 關(guān)于用藻密度對(duì)藍(lán)藻水華程度進(jìn)行分級(jí)評(píng)價(jià)的方法和運(yùn)用. 環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展, 2014, 39(2): 67- 68.

[27]Richard V Lacouture, Jacqueline M Johnson, Claire Buchanan, Harold G Marshall. Phytoplankton index of biotic integrity for Chesapeake Bay and its tidal tributaries. Estuaries and Coasts, 2006, 29(4): 598- 616.

[28]Michael Williams, Ben Longstaff, Claire Buchanan, Roberto Llansó, William Dennison. Development and evaluation of a spatially- explicit index of Chesapeake Bay health. Marine Pollution Bulletin, 2009, 59(1/3): 14- 25.

[29]Shen Q, Yu J J, Chen H, Hu J X, Chen M X, Zhen J X, Li D, Zhang J F. Planktonic index of biotic integrity (P-IBI) for water source assessment. Journal of Hydroecology, 2012, 33(2): 26- 31.

[30]Zhou S B, Yuan X Z, Liu H, Zhang Y W, Ren H Q. River health assessment based on different biological indicators: A review. Chinese Journal of Ecology, 2013, 32(8): 2211- 2219.

[31]Yin X W, Qu X D, Li Q N, Liu Y, Zhang Y, Meng W. Using periphyton assemblages to assess stream conditions of Taizi River Basin, China. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(6): 1677- 1691.

[32]Maxted J R, Barbour M T, Gerritsen J, Poretti V, Primrose N, Silvia A, Penrose D, Renfrow R. Assessment framework for mid-Atlantic coastal plain streams using benthic macroinvertebrates. Journal of the North American Benthological Society, 2000, 19(1): 128- 144.

[33]王備新. 大型底棲無(wú)脊椎動(dòng)物水質(zhì)生物評(píng)價(jià)研究[D]. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué), 2003.

[34]楊美玖. 氨氮濃度對(duì)太湖附著藻類(lèi)的定植及演替的影響[D]. 南京: 南京信息工程大學(xué), 2012.

[35]顏昌宙, 曾阿妍, 金相燦, 趙景柱, 許秋瑾, 王興民. 不同濃度氨氮對(duì)輪葉黑藻的生理影響. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2007, 27(3): 1050- 1055.

[36]劉霞, 陸曉華, 陳宇煒. 太湖浮游硅藻時(shí)空演化與環(huán)境因子的關(guān)系. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 32(4): 821- 827.

[37]劉霞. 太湖藍(lán)藻水華中長(zhǎng)期動(dòng)態(tài)及其與相關(guān)環(huán)境因子的研究[D]. 武漢: 華中科技大學(xué), 2012.

[38]孔繁翔, 馬榮華, 高俊峰, 吳曉東. 太湖藍(lán)藻水華的預(yù)防、預(yù)測(cè)和預(yù)警的理論與實(shí)踐. 湖泊科學(xué), 2009, 21(3): 314- 328.

[39]孔繁翔, 高光. 大型淺水富營(yíng)養(yǎng)化湖泊中藍(lán)藻水華形成機(jī)理的思考. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2005, 25(3): 589- 595.

[40]毛新偉, 徐楓, 徐彬, 高怡. 太湖水質(zhì)及富營(yíng)養(yǎng)化變化趨勢(shì)分析. 水資源保護(hù), 2009, 25(1): 48- 51.

[41]成芳, 凌去非, 徐海軍, 林建華, 吳林坤, 賈文方. 太湖水質(zhì)現(xiàn)狀與主要污染物分析. 上海海洋大學(xué)學(xué)報(bào), 2010, 19(1): 105- 110.

[42]朱偉, 萬(wàn)蕾, 趙聯(lián)芳. 不同溫度和營(yíng)養(yǎng)鹽質(zhì)量濃度條件下藻類(lèi)的種間競(jìng)爭(zhēng)規(guī)律. 生態(tài)環(huán)境, 2008, 17(1): 6- 11.

[43]孫小雪. 太湖浮游生物時(shí)空變化及其影響因素[D]. 武漢: 華中農(nóng)業(yè)大學(xué), 2012.

[44]由希華, 王宗靈, 石曉勇, 朱明遠(yuǎn). 浮游植物種間競(jìng)爭(zhēng)研究進(jìn)展. 海洋湖沼通報(bào), 2007, (4): 161- 166.

[45]Barbour M T, Gerritsen J, Griffith G E, Frydenborg R, McCarron E, White J S, Bastian M L. A framework for biological criteria for Florida streams using benthic macroinvertebrates. Journal of the North American Benthological Society, 1996, 15(2): 185- 211.

[46]Rawer-Jost C, Zenker A, B?hmer J. Reference conditions of German stream types analysed and revised with macroinvertebrate fauna. Limnologica-Ecology and Management of Inland Waters, 2004, 34(4): 390- 397.

[47]Naomi E Detenbeck, Daniel A Cincotta. Comparability of a regional and state survey: effects on fish IBI assessment for West Virginia, U.S.A. Hydrobiologia, 2008, 603(1): 279- 300.

[48]Lilian Casatti, Cristiane P Ferreira, Francisco Langeani. A fish-based biotic integrity index for assessment of lowland streams in southeastern Brazil. Hydrobiologia, 2009, 623(1): 173- 189.

[49]LeAnne E Astin. Developing biological indicators from diverse data: The Potomac Basin-wide Index of Benthic Integrity (B-IBI). Ecological Indicators, 2007, 7(4): 895- 908.

[50]Abdul Qadir, Riffat Naseem Malik. Assessment of an index of biological integrity (IBI) to quantify the quality of two tributaries of river Chenab, Sialkot, Pakistan. Hydrobiologia, 2009, 621(1): 127- 153.

[51]Kanno Y, Vokoun J C, Beauchene M. Development of dual fish multi-metric indices of biological condition for streams with characteristic thermal gradients and low species richness. Ecological Indicators, 2010, 10(3): 565- 571.

[52]Joakim Dahl Lücke, Richard K Johnson. Detection of ecological change in stream macroinvertebrate assemblages using single metric, multimetric or multivariate approaches. Ecological Indicators, 2009, 9(4): 659- 669.

[53]Ulrich Sommer, Z Maciej Gliwicz, Winfried Lampert, Annie Duncan. The PEG-model of seasonal succession of planktonic events in fresh waters. Archiv Für Hydrobiologie, 1986, 106: 433- 471.

[54]Ronald D Bassar, Michael C Marshall, Andrés López-Sepulcre, Eugenia Zandonà, Sonya K Auer, Joseph Travis, Catherine M Pringle, Alexander S Flecker, Steven A Thomas, Douglas F Fraser, David N Reznik. Local adaptation in Trinidadian guppies alters ecosystem processes. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of America, 2010, 107(8): 3616- 3621.

Preliminary study on phytoplanktonic index of biotic integrity (P-IBI) assessment for lake ecosystem health: a case of Taihu Lake in Winter, 2012

CAI Kun1,*, QIN Chunyan2, LI Jiying3, ZHANG Yong1,NIU Zhichun1, LI Xuwen1

1JiangsuEnvironmentalMontoringCenter,Nanjing210036,China2Nanjingbio-seekerenvironmentaltechnologycompanylimited,Nanjing210000,China3SuzhouEnvironmentalMonitoringCenter,Suzhou215004,China

Abstract：A preliminary phytoplanktonic index of biotic integrity (P-IBI) was developed to evaluate the ecosystem health of Taihu Lake in winter by means of the data that were collected from 29 sites in Taihu Lake and 4 sites in similar lakes or reservoirs in December 2012. The method of the least disturbed condition was used to find the reference sites. Fifty-one metrics were examined stepwise in the distribution analysis, discriminating power analysis, and redundancy analysis to obtain the core metrics. The final P-IBI included the total taxa number, Bacillariophyta taxa number (%), the Simpson diversity index of cells, cell density, Bacillariophyta cell density(%), and Chlorophyta individual density (%). These metrics were transformed into uniform scores using the ratio score method, and a P-IBI value was obtained by summing up the scores. According to the P-IBI assessment, 8 reference sites included 1 healthy site, and the rest were subhealthy; 2 of 25 impaired sites were subhealthy, while 9 were good-to-fair, 12 were fair, and the other 2 sites were poor. East Taihu Lake was best in terms of the health condition in the entire Taihu Lake, while the central region was the worst. The health conditions in other regions (Zhushan Lake, Gong Lake, eastern lakeshore, and western lakeshore) were intermediate, meaning relatively poor conditions. Our results suggest that ammonia nitrogen and total phosphorus are the major factors that correlate significantly with the P-IBI score for Taihu Lake in winter.

Key Words:phytoplankton; index of biotic integrity; Taihu Lake; ecosysytem health assessment

基金項(xiàng)目:國(guó)家水體污染控制與治理科技重大專(zhuān)項(xiàng)(2012ZX07506003-2, 2013ZX07502001-5); 2013年度環(huán)保公益性行業(yè)科研專(zhuān)項(xiàng)(201309008)

收稿日期:2014- 07- 21; 網(wǎng)絡(luò)出版日期:2015- 07- 22

DOI:10.5846/stxb201407211483

*通訊作者Corresponding author.E-mail: caikunck@163.com

蔡琨，秦春燕，李繼影，張?jiān)仯Ｖ敬?，李旭?基于浮游植物生物完整性指數(shù)的湖泊生態(tài)系統(tǒng)評(píng)價(jià)——以2012年冬季太湖為例.生態(tài)學(xué)報(bào),2016,36(5):1431- 1441.

Cai K, Qin C Y, Li J Y, Zhang Y,Niu Z C, Li X W.Preliminary study on phytoplanktonic index of biotic integrity (P-IBI) assessment for lake ecosystem health: a case of Taihu Lake in Winter, 2012.Acta Ecologica Sinica,2016,36(5):1431- 1441.