全 文 ：铜陵市河流冬季浮游植物群落结构及其
与环境因子的关系*
王摇 丽摇 魏摇 伟摇 周摇 平摇 李摇 杨摇 孙庆业**
(安徽大学资源与环境工程学院, 合肥 230601)
摘摇 要摇 铜陵是我国重要的有色金属矿业基地,矿业开采对区域内河流生态系统生物多样性
产生严重影响. 2010 年冬季对铜陵主要河段浮游植物群落结构进行调查,探讨其与环境因子
之间的关系.结果表明: 铜陵市河流生态系统中共鉴定浮游植物 8 门 96 属 203 种(含变种),
不同河段浮游植物群落组成存在差异,但均以硅藻、绿藻和蓝藻为主;浮游植物细胞密度在
9郾 1伊103 ~ 6. 5伊107 cells·L-1,直接承接矿业废水河段细胞密度明显低于未直接承接矿业废
水河段;各采样点 Shannon物种多样性指数为 0 ~ 3. 45,不同河段存在显著差异.浮游植物密
度及属类数与 CODCr、Cd、Cu 和 Zn 呈显著相关性,全氮( TN)、NH4 + 鄄N、NO3 - 鄄N 浓度以及
CODCr、pH和 Cu是影响该区域河流浮游植物物种分布的重要因素.尽管水体营养状况对浮游
植物的影响大于重金属,但来自矿山企业的重金属对其群落结构的影响也不容忽视.
关键词摇 铜陵摇 浮游植物摇 群落结构摇 重金属
文章编号摇 1001-9332(2013)01-0243-08摇 中图分类号摇 X171摇 文献标识码摇 A
Phytoplankton爷s community structure and its relationships with environmental factors in the
rivers of Tongling City, Anhui Province of East China in winter.WANG Li, WEI Wei, ZHOU
Ping, LI Yang, SUN Qing鄄ye (School of Resources and Environmental Engineering, Anhui Univer鄄
sity, Hefei 230601, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2013,24(1): 243-250.
Abstract: Tongling is one of the main non鄄ferrous metal mining areas in China, and the biodiversity
in the river ecosystem of this area is seriously affected by heavy metals as a result of mining activi鄄
ties. In the winter in 2010, an investigation was conducted on the community structure of phyto鄄
plankton and its relationships with environmental factors in the main sections of the rivers in
Tongling. A total of 203 phytoplankton species were identified, belonging to 96 genera and 8 phyla.
The community structure of the phytoplankton differed obviously in different river sections, but the
communities were all dominated by Bacillariophyta, Chlorophyta and Cyanophyta. The phytoplank鄄
ton abundance ranged from 9. 1伊103 to 6. 5伊107 cells·L-1, and the quantity of the phytoplankton
in the river sections directly carried with mining waste water was significantly low. The Shannon in鄄
dex of the phytoplankton community at different sampling sites ranged from 0 to 3. 45, with a signif鄄
icant discrepancy in different river sections. There existed significant correlations between the densi鄄
ty and group number of phytoplankton and the CODCr and cadmium, copper and zinc concentrations
in the rivers, and the concentrations of river total nitrogen, NH4 + 鄄N, NO3 - 鄄N, and copper, CODCr
and pH were the main environmental variables affecting the phytoplankton爷 s community structure
and its spatial distribution. Although the nutritional status of the river waters had greater effects on
the community structure of phytoplankton, the effects of the heavy metals there from mining enter鄄
prises could not be neglected.
Key words: Tongling; phytoplankton; community structure; heavy metal.
*环保公益性行业科研专项(201009041鄄02)资助.
**通讯作者. E鄄mail: sunqingye@ ahu. edu. cn
2012鄄03鄄15 收稿,2012鄄10鄄12 接受.
摇 摇 浮游植物是水体中主要的初级生产者之一,也
是水环境质量的重要指示生物,其种类、数量和生物
量等群落特征常作为评价和监测水环境的重要指
标[1] .浮游植物生物量及群落结构与水生态环境因
子之间存在十分密切的关系,能较好地反映水体现
状及变化,指示水体的污染状况[2-3] . 反之,环境因
应 用 生 态 学 报摇 2013 年 1 月摇 第 24 卷摇 第 1 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Jan. 2013,24(1): 243-250
子的变化也影响浮游植物生物量及群落结构组成的
变化[4] .早在 20 世纪初,已有学者提出利用生物指
示河流水质的观点. 吴乃成等[5]研究发现,浮游植
物的变化与营养盐关系密切,总磷、铵氮的含量是其
空间分布特征的主要影响因子;浩云涛等[6]认为,
通过分析浮游植物的种类和数量组成,研究其生理、
生化反应的特点,可以准确判断水质;高玉荣和许木
启等[7]研究发现,浮游植物的变化与重金属含量关
系密切,其多样性指数与水体中铜的含量存在一定
回归关系;颜庆云等[8]进一步研究表明,浮游生物
的变性梯度凝胶电泳(DGGE)谱带所代表的分类单
元数(OTUs)与镉、铬的浓度显著相关. 不同区域水
体对浮游生物群落特征影响的环境因子差异很大,
在经济、社会快速发展的压力下,河流、湖泊污染渐
趋严重,仅依据水体的理化指标来评价水体具有一
定的片面性和不完整性.因此,对一些重要水体进行
浮游生物调查和监测具有重要意义.
铜陵(30毅45忆12义—31毅07忆56义 N,117毅42忆00义—
118毅10忆6义 E)地处安徽省中南部,长江下游南岸,属
亚热带湿润季风气候.降雨主要集中在夏季,年降雨
量 1390 mm,年平均湿度 75% ~ 81% ;年平均气温
16郾 2 益,1 月平均气温 3郾 2 益,7 月平均气温 28郾 8
益;无霜期 230 d.铜陵矿产资源丰富,是我国重要的
铜、铁、硫、金矿集区.该地区主要包括顺安河、新桥
河、圣冲河、相思河、红星河、西北部河流、东北部河
流、钟仓河及黄浒河. 由于长期受生活污水、工农业
废水的影响,铜陵市河流水质状况日趋下降,水生态
系统逐步退化.目前,依据水体的理化指标评价该地
区河流水质的研究较多[9-11],而关于该区域河流生
态系统浮游生物多样性的研究鲜见报道.
本研究对铜陵市顺安河上游(东边河和西边
河)、顺安河干流、新桥河、红星河、东北部河流、西
北部河流、钟仓河及黄浒河等河段的浮游植物种类
组成与分布特征进行分析,探讨铜陵不同河段浮游
植物群落结构的空间差异及其与水环境因子的相关
性,为该地区水环境评价、水生生态系统的健康状况
及水资源合理开发利用提供基础资料和科学依据.
1摇 材料与方法
1郾 1摇 采样点设置
2010 年 12 月在铜陵市重要河段顺安河上游、
顺安河干流、新桥河、红星河、东北部河流、西北部河
流、钟仓河及黄浒河共设置 62 个采样点(均设置在
河流中心区域),其中:在顺安河上游设置 16 个(包
括西边河 7 个、东边河 4 个、顺安河 5 个);顺安河干
流 3 个;新桥河 13 个(包括圣冲河 5 个、相思河 5
个、新桥河干流 3 个);红星河 5 个;东北部河流 6
个;西北部河流 3 个;钟仓河 8 个;黄浒河 8 个
(图 1).
1郾 2摇 样品采集与藻类鉴定计数
采样方法依照《湖泊富营养化调查规范》 [12]进
行,定量样本用有机玻璃采水器采集 1 L水样;定性
样本用 25 号浮游生物网(孔径 64 滋m)放入水中做
“肄 冶形缓慢拖动 4 ~ 5 min,取过滤浓缩的样本. 采
样后立即加入水样量 1郾 5%体积的鲁哥氏液固定.
原位测定并记录 pH 值,并采集各样点水样 500 mL
用于全氮(TN)、铵氮(NH4 + 鄄N)、硝氮(NO3 - 鄄N)、总
磷(TP)、溶解态正磷酸盐(PO4 3 - 鄄P)、化学需氧量
(CODCr)及重金属(As、Cd、Cu、Fe、Zn)等测定(表
1),测定方法参照文献[13]进行.
定量水样在室内静置沉淀 48 h 后,浓缩至 30
mL,取匀液 0郾 1 mL注入浮游生物计数框内,在显微
镜下进行种类鉴定和细胞计数. 计数 2 ~ 3 次,取平
均值并计算细胞个体密度. 藻类种类鉴定参考文献
[14-15]进行.
1郾 3摇 浮游植物群落结构参数
运用 Margalef物种丰富度指数(D) [16]、Shannon
物种多样性指数(H) [16]、Pielou均匀度指数(J) [16]、
Simpson优势度指数 ( d ) [17] 及浮游植物优势度
图 1摇 各河段采样点分布示意图
Fig. 1摇 Sketch of distribution of sampling sites at different river
sections郾
442 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
表 1摇 各河段环境因子分布
Table 1摇 Distribution of environmental variables at different river sections (mean依SD)
项目
Item
顺安河上游
Upstream of
Shun爷an
River
顺安河干流
Main stream
of Shun爷an
River
新桥河
Xinqiao
River
红星河
Hongxing
River
东北部河流
Northeast
rivers
西北部河流
Northwest
rivers
钟仓河
Zhongcang
River
黄浒河
Huanghu
River
pH 7郾 96依0郾 27 7郾 71依0郾 07 7郾 86依0郾 32 7郾 18依0郾 45 7郾 76依0郾 58 7郾 45依0郾 13 7郾 68依0郾 19 7郾 40依1郾 80
TN (mg·L-1) 1郾 61依0郾 86 2郾 37依0郾 33 1郾 88依0郾 45 2郾 77依0郾 95 0郾 64依0郾 18 3郾 34依3郾 30 6郾 33依5郾 09 1郾 37依1郾 05
NH4 +鄄N (mg·L-1) 0郾 14依0郾 18 0郾 69依0郾 23 0郾 18依0郾 16 0郾 87依0郾 65 0郾 07依0郾 05 1郾 35依1郾 56 1郾 82依1郾 83 0郾 14依0郾 11
NO3 -鄄N (mg·L-1) 1郾 13依0郾 65 1郾 66依0郾 17 1郾 58依0郾 50 1郾 80依0郾 66 0郾 28依0郾 19 0郾 25依0郾 31 1郾 82依2郾 73 1郾 19依1郾 05
TP (mg·L-1) 0郾 05依0郾 02 0郾 14依0郾 04 0郾 13依0郾 04 0郾 10依0郾 12 0郾 22依0郾 19 0郾 18依0郾 14 0郾 32依0郾 32 0郾 08依0郾 04
PO43-鄄P (mg·L-1) 0郾 03依0郾 02 0郾 09依0郾 03 0郾 07依0郾 02 0郾 04依0郾 03 0郾 11依0郾 01 0郾 04依0郾 02 0郾 18依0郾 28 0郾 01依0郾 01
CODCr(mg·L-1) 8郾 79依5郾 89 24郾 37依26郾 02 20郾 80依19郾 37 30郾 33依29郾 80 27郾 03依14郾 55 30郾 83依13郾 58 43郾 17依18郾 32 18郾 07依11郾 08
As (mg·L-1) 0郾 016依0郾 015 0郾 472依0郾 798 0郾 014依0郾 013 0郾 010依0郾 002 0郾 011依0郾 001 0郾 014依0郾 003 0郾 014依0郾 003 0郾 015依0郾 009
Cd (mg·L-1) 0郾 004依0郾 001 0郾 012依0郾 014 0郾 005依0郾 004 0郾 004依0郾 001 0郾 004依0郾 002 0郾 003依0郾 000 0郾 003依0郾 000 0郾 032依0郾 074
Cu (mg·L-1) 0郾 163依0郾 219 0郾 431依0郾 666 0郾 050依0郾 068 0郾 064依0郾 035 0郾 005依0郾 022 0郾 004依0郾 003 0郾 012依0郾 012 0郾 324依0郾 860
Fe (mg·L-1) 2郾 431依3郾 506 43郾 574依72郾 263 2郾 228依2郾 804 0郾 766依0郾 566 0郾 994依1郾 238 0郾 724依0郾 362 1郾 448依1郾 824 5郾 254依12郾 583
Zn (mg·L-1) 0郾 091依0郾 099 1郾 601依2郾 701 0郾 273依0郾 510 0郾 053依0郾 020 0郾 026依0郾 048 0郾 033依0郾 021 0郾 100依0郾 079 1郾 223依2郾 992
(Y) [16]等参数分析铜陵浮游植物群落结构特征.将
优势度 Y>0郾 02 的藻类定为优势种. 各参数计算公
式如下:
D = (S - 1) / lnN (1)
H =- 移
S
i = 1
(ni / N) 伊 ln(ni / N) (2)
J = H / lnS (3)
d =移
S
i = 1
(ni / N) 2 (4)
Y = ni / N 伊 f i (5)
式中:S 为浮游植物总属数;N 为浮游植物个体总
数;ni为第 i属浮游植物个体数;f i为第 i属浮游植物
在各水体中出现的频率.
1郾 4摇 数据处理
利用 SPSS 17郾 0 软件进行相关性分析 ( 琢 =
0郾 05);利用 Canoco 4郾 5 软件包对浮游植物物种和
环境数据进行典范对应分析(CCA) [18] .
2摇 结果与分析
2郾 1摇 浮游植物种类组成和分布
此次调查河段中共鉴定出浮游植物 8 门 96 属
203 种(含变种).总体上来说,以硅藻门(Bacillario鄄
phyta)和绿藻门(Chlorophyta)种类最多,硅藻门有
25 属 79 种,占总种数的 38郾 9% ,绿藻门 43 属 73
种,占 36郾 0% ;其次是蓝藻门(Cyanophyta),15 属 19
种,占 9郾 4% ;裸藻门(Euglenophyta)有 5 属 17 种,
占 8郾 4% ;其他藻类仅占 7郾 3% . 硅藻和绿藻在铜陵
地区诸河流的浮游植物群落中处于优势地位,表明
各河段冬季浮游植物种类组成表现为硅藻鄄绿藻型.
顺安河上游共检出浮游植物 7 门 69 属 121 种,
顺安河干流 6 门 28 属 40 种,新桥河 4 门 44 属 74
种 ,红星河6门42属66种 ,东北部河流8门53属
表 2摇 各河段浮游植物种类组成
Table 2摇 Species composition of phytoplankton at different river sections
浮游植物
Phytoplankton
顺安河上游
Upstream of
Shun爷an
River
顺安河干游
Main stream
of Shun爷an
River
新桥河
Xinqiao
River
红星河
Hongxing
River
东北部河流
Northeast
rivers
西北部河流
Northwest
rivers
钟仓河
Zhongcang
River
黄浒河
Huanghu
River
蓝藻 Cyanophyta 11 5 9 9 10 4 14 4
绿藻 Chlorophyta 31 9 22 18 23 14 45 27
硅藻 Bacillariophyta 66 22 42 32 39 15 44 42
裸藻 Euglenophyta 5 2 0 2 4 2 13 3
隐藻 Cryptophyta 2 1 0 1 3 2 2 3
黄藻 Xanthophyta 1 0 1 0 1 0 1 1
甲藻 Pyrrophyta 0 0 0 0 1 0 0 1
金藻 Chrysophyta 5 1 0 4 3 2 3 4
合计 Total 121 40 74 66 84 39 122 85
5421 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 王摇 丽等: 铜陵市河流冬季浮游植物群落结构及其与环境因子的关系摇 摇 摇 摇 摇 摇
84 种,西北部河流 6 门 28 属 39 种,钟仓河 7 门 63
属 122 种,黄浒河 8 门 54 属 85 种.各河段浮游植物
种类组成存在差异,但均以硅藻种类数最多,绿藻、
蓝藻次之(表 2).
2郾 2摇 浮游植物细胞密度
铜陵不同河段浮游植物细胞密度在 9郾 1伊103 ~
6郾 5伊107 cells·L-1,依次为:钟仓河>东北部河流>
西北部河流>红星河>黄浒河>新桥河>顺安河上游>
顺安河干流(表 3).表明直接承接矿业废水(重金属
含量较高)的顺安河、新桥河、红星河和黄浒河中浮
游植物细胞密度低于未直接承接矿业废水(营养盐
含量较高)的钟仓河、西北部河流和东北部河流.
摇 摇 在顺安河上游和红星河中,硅藻细胞密度最大,
分别为28郾 4伊104和49郾 9伊104 cells·L-1,其次为蓝
表 3摇 各河段浮游植物的细胞密度
Table 3 摇 Cell density of phytoplankton at different river
sections (mean依SD)
河段
River section
最小值
Minimum
(伊104 cells
·L-1)
最大值
Maximum
(伊104 cells
·L-1)
细胞密度
Cell density
(伊104 cells
·L-1)
顺安河上游
Upstream of Shun爷an River
3郾 18 275郾 88 48郾 54依68郾 52
顺安河干流
Main stream of Shun爷an River
3郾 86 46郾 06 19郾 51依23郾 11
新桥河
Xinqiao River
7郾 49 161郾 31 73郾 25依49郾 31
红星河
Hongxing River
13郾 84 241郾 62 91郾 84依98郾 80
东北部河流
Northeast rivers
77郾 36 908郾 63 336郾 34依320郾 61
西北部河流
Northwest rivers
127郾 73 525郾 75 272郾 80依219郾 84
钟仓河
Zhongcang River
63郾 98 6528郾 55 2449郾 26依2358郾 54
黄浒河
Huanghu River
0郾 91 195郾 11 73郾 99依59郾 85
藻,分别为 13郾 1伊104和 35郾 1伊104 cells·L-1,硅藻和
蓝藻占据这 2 条河流藻类总个体数 85%以上;新桥
河、黄浒河与钟仓河中,蓝藻细胞密度最大,分别为
41郾 8伊104、47郾 1伊104和 1677郾 7伊104 cells·L-1,其次
为硅藻,分别为 27郾 2 伊104、17郾 3 伊104和 507郾 9 伊104
cells·L-1,蓝藻和硅藻占据这 3 条河流藻类总个体
数 87% 以上;顺安河干流硅藻细胞密度最大,为
14郾 8 伊 104 cells · L-1, 其 次 为 绿 藻, 3郾 4 伊 104
cells·L-1,两者占该河段藻类总个体数 93%以上;
东北部河流蓝藻细胞密度最大,为 207郾 5 伊 104
cells·L-1,其次为硅藻和绿藻,分别为 64郾 4伊104 和
46郾 1伊104 cells·L-1,三者占该河段藻类总个体数
94%以上;西北部河流蓝藻细胞密度最大,为 154郾 3
伊104 cells·L-1,其次为绿藻,83郾 4 伊104 cells·L-1,
两者占该河段藻类总个体数 87%以上.
2郾 3摇 浮游植物优势种
由表 4 可以看出,铜陵不同河段均表现为多优
势种浮游植物群落结构,共发现优势种 3 门 10 属,
优势度变化范围为 0郾 02 ~ 0郾 50. 顺安河上游、新桥
河、红星河、黄浒河和西北部河流以硅藻和蓝藻为优
势种;顺安河干流优势种主要为硅藻和绿藻;东北部
河流和钟仓河以硅藻、蓝藻和绿藻为优势种.
2郾 4摇 浮游植物多样性分析
由图 2 可以看出,不同河段浮游植物多样性指
数存在一定差异. 浮游植物 Margalef 物种丰富度指
数(D)、Shannon物种多样性指数(H)和 Pielou 均匀
度指数(J)在各河段变化趋势较一致,Simpson 优势
度指数(d)与其他指数的变化趋势相反.
2郾 5摇 环境因子对浮游植物属类数、密度和多样性的
影响
以各采样点水体理化指标为自变量,浮游植物
表 4摇 各河段优势浮游植物的优势度
Table 4摇 Dominance of dominant species at different river sections
浮游植物
Phytoplankton
顺安河上游
Upstream of
Shun爷an
River
顺安河干流
Main stream
of Shun爷an
River
新桥河
Xinqiao
River
红星河
Hongxing
River
东北部河流
Northeast
rivers
西北部河流
Northwest
rivers
钟仓河
Zhongcang
River
黄浒河
Huanghu
River
硅藻 舟形藻 Navicula 0郾 169 0郾 491 0郾 172 0郾 454 0郾 035
Bacillariophyta 辐节藻 Stauroneis 0郾 071
直链藻 Melosira 0郾 095 0郾 081 0郾 093 0郾 023
针杆藻 Synedra 0郾 034
脆杆藻 Fragilaria 0郾 027 0郾 022 0郾 036 0郾 029 0郾 032
蓝藻 颤藻 Oscillatoria 0郾 042 0郾 436 0郾 188 0郾 400 0郾 320 0郾 440 0郾 347
Cyanophyta 平裂藻 Merismopedia 0郾 149 0郾 162
绿藻 绿柄球藻 Stylosphaeridium 0郾 056
Chlorophyta 栅藻 Scenedesmus 0郾 025
小桩藻 Characium 0郾 021
642 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
图 2摇 各河段浮游植物多样性指数
Fig. 2摇 Phytoplankton diversity index at different river sections郾
玉:顺安河上游 Upstream of Shun爷 an River; 域:顺安河干流 Main
stream of Shun爷 an River; 芋:新桥河 Xinqiao River; 郁:红星河
Hongxing River; 吁:东北部河流 Northeast rivers; 遇:西北部河流
Northwest rivers; 喻:钟仓河 Zhongcang River; 峪:黄浒河 Huanghu
River郾
群落指标为因变量作相关分析. 铜陵市河流浮游植
物属类数与 pH和 CODCr呈显著正相关,与 NO3 - 鄄N、
Cd、Cu 和 Zn 呈显著负相关;浮游植物密度与 TN、
TP、CODCr、NH4 + 鄄N 呈显著正相关,与 Zn、Cd 和 Cu
呈显著负相关;Shannon 物种多样性指数与 NO3 - 鄄N
和 Cu 呈显著负相关,与其他环境因子无显著相关
性.
为进一步考察理化指标对各门浮游植物的影
响,分别以水体理化指标为自变量,各门浮游植物密
度为因变量作相关分析.其中,硅藻密度与所有环境
因子均无显著相关性;绿藻密度与 CODCr呈显著正
相关,与 NO3 - 鄄N、Cd、Cu、Zn 呈显著负相关;蓝藻密
度与 NH4 + 鄄N、TP 和 CODCr呈显著正相关,与 Cu 呈
显著负相关;金藻密度与 NO3 - 鄄N 呈显著负相关,与
CODCr呈显著正相关;隐藻密度与 TN、TP、NH4 + 鄄N、
CODCr呈显著正相关;裸藻密度与 TN、 PO4 3- 鄄P、
NH4 + 鄄N、TP呈显著正相关;黄藻密度仅与 pH 呈显
著负相关.
2郾 6摇 浮游植物与环境因子的典范对应分析
为了解环境因子与浮游植物群落组成之间的对
应关系, 对浮游植物种类与 pH、 TN、 NO3 - 鄄N、
NH4 + 鄄N、TP、PO4 3- 鄄P、CODCr、As、Fe、Cd、Cu、Zn 等 12
个环境因子进行 CCA分析.为使研究主要集中在丰
富度高的物种上,在 CCA 分析之前,首先对环境因
子数据进行 lg( x+1)转换,使其趋于正态分布;其
次,要求排序物种满足在各点出现频度逸15% ,以降
低稀有物种权重.
由图3可以看出,影响浮游植物群落组成及空
图 3摇 采样点与环境因子的 CCA排序图
Fig. 3摇 CCA diagram of the sites and environmental variables郾
间分布的主要环境因子为 NH4 + 鄄N、TN、CODCr、pH、
NO3 - 鄄N和 Cu. 44、46、47、48、51、53 和 54 号采样点
受 NH4 + 鄄N 含量影响较大,这些点主要分布于西北
部河流和钟仓河;21、45、36、50 和 52 号采样点受
CODCr影响较大,这些点主要分布于西北部河流、东
北部河流和钟仓河;pH 对 7、10、13、33、35、37、39、
40、42、56、58、59、60、61 和 62 号采样点影响较大,
这些样点主要分布于东北部河流、顺安河上游、新桥
河和黄浒河;而 NO3 - 鄄N 和 Cu 含量对 2、3、4、8、11、
18、19、20、24、25、27 和 30 号采样点影响较大,这些
样点主要分布于顺安河上游、新桥河和红星河.
3摇 讨摇 摇 论
不同营养状况的水体浮游植物群落结构具有不
同的特征,不同群落结构也反映水体的营养状况和
受污染程度[3] .浮游植物优势种种数及其数量对群
落结构稳定性具有重要影响,优势种种数越多且优
势度越小,则群落结构越复杂、稳定[19] .
3郾 1摇 环境因子对浮游植物群落结构特征的影响
铜陵市不同河段水体的理化性质具有明显差
异,上游水系受矿业废水影响,河水浑浊,营养盐含
量低,重金属含量相对较高;下游水质渐趋正常,但
生活污水和农田退水的任意排放携入大量外源性营
养物质,加重了河流有机污染,同时,因其河水较浅,
风力搅动作用较大,使河流沉积物再悬浮率较高,给
藻类生长提供了丰富的营养.本研究区域内,就浮游
植物总种数而言,直接承接矿业废水和未直接承接
矿业废水的河段差异不明显;但优势种和细胞密度
7421 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 王摇 丽等: 铜陵市河流冬季浮游植物群落结构及其与环境因子的关系摇 摇 摇 摇 摇 摇
明显不同,直接承接矿业废水的河段以硅藻、蓝藻为
优势种,未直接承接矿业废水的河段以硅藻、蓝藻和
绿藻为优势种,且前者的藻类细胞密度远低于后者.
这种变化趋势可能与采样断面距离矿业废水排污口
及距离村庄、农田的远近密切相关.
浮游植物群落与其所处生境相互影响,营养盐
作为浮游植物赖以增值的物质基础,往往会成为限
制浮游植物生长的主要因素,其含量与分布通常影
响浮游植物数量动态[20] . 本研究区域内 TP、TN、
NH4 + 鄄N和 CODCr与藻类密度呈显著正相关,即水体
中 TP、TN、NH4 + 鄄N 及 CODCr含量越高,群落细胞密
度越高.这与江源等[16]报道的东江干流浮游植物密
度及属类数与 CODCr呈显著相关性结果相似,也与
Takamura等[21]认为的日本部分水体营养物质含量、
种类数与浮游植物密度呈显著正相关的结果一致.
此外,CODCr与蓝藻、隐藻细胞密度存在显著正
相关;TN、TP与隐藻和裸藻的细胞密度存在显著正
相关;NH4 + 鄄N与蓝藻、隐藻、裸藻的细胞密度存在显
著正相关.隐藻、裸藻是水体中较为重要的鞭毛藻,
主要分布在有机质含量丰富的鱼池、沼泽及静止小
水体中[2,14],越靠近营养盐和有机质含量较高的村
庄、农田,蓝藻、隐藻、裸藻三类藻细胞密度越大,因
此,在研究区域内未直接承接矿业废水的河段(氮
磷和有机质含量较高,在某种程度上接近池塘生态
系统)分布广泛.
本研究中,Cu、Zn和 Cd与浮游植物密度及属类
数呈显著负相关,即水体中 Cu、Zn、Cd 含量越高,浮
游植物细胞密度越小、属类数越少.李坤等[22]发现,
Cu2+、Cd2+、Zn2+对两种单胞藻毒害作用表现为 Cu2+
>Cd2+>Zn2+ .在铜陵市河流中蓝藻密度与 Cu 呈显著
负相关,Cu含量越高,蓝藻密度越小.重金属元素是
影响蓝藻光合作用及生长的重要因素[23] . 吴红艳
等[24]发现,3 种蓝藻在 Hg、Cr 和 Cu、Zn 诱导下,藻
丝均发生膨大、液泡化现象. 李建宏等[25]则认为,
Cu2+对蓝藻藻胆体作用最强.绿藻密度与 Cd、Cu、Zn
均呈显著负相关,而其他藻类密度与重金属无显著
相关性.
环境因子决定浮游植物群落结构特征,在流域
水生生态环境管理中,寻找影响水生生态系统的关
键因素是制定流域管理政策的关键. 本研究表明,
CODCr、TN 和 NH4 + 鄄N 是影响铜陵市河流藻类物种
分布格局的主要污染因子,这与李钦钦等[26]的研究
结果相似. NH4 + 鄄N、CODCr对西北部河流、东北部河
流和钟仓河的浮游植物分布影响较大,pH、NO3 - 鄄N
和 Cu 对顺安河上游、新桥河和红星河浮游植物分
布影响较大.在水生生态系统中,生物与非生物环境
之间的关系错综复杂,以理化因子显示的非生物环
境往往是决定生物种群、数量及其演变的重要因
素[27] .西北部河流、东北部河流和钟仓河未直接承
接矿业废水,且靠近农田、村庄,NH4 + 鄄N、CODCr含量
成为决定其藻类种群及数量分布的主要因素. 而顺
安河、新桥河和红星河,由于直接承接大量的矿业废
水,pH、NO3 - 鄄N 和 Cu 成为限制其藻类生长的主要
因素.
3郾 2摇 环境因子对浮游植物群落稳定性的影响
一般而言,清洁水体中浮游植物种类较多且种
间分布较均匀,多样性指数、均匀度指数及群落稳定
性较高;而污染水体中浮游植物多样性指数、均匀度
指数及群落稳定性降低[28] .铜陵是我国重要的有色
金属矿业基地,有大量含重金属的矿山废水、尾矿废
水及选矿废水排入水体,这不仅影响水质的理化指
标,同时也影响着浮游生物的分布和组成.群落物种
多样性反映生物群落和生境的复杂程度,也反映群
落稳定性、动态及不同自然地理条件与群落的相互
关系[29] .
研究区域内,浮游植物物种丰富度指数(D)、物
种多样性指数(H)和均匀度指数(J)在各河段变化
趋势较一致,优势度指数(d)与其他指数的变化趋
势相反.一般而言,种类越多或各物种个体数量分布
越均匀,Shannon多样性指数越大. 由于均匀度反映
群落内部各物种分布的均匀程度[30],新桥河较低的
均匀度可能是引起多样性指数低的主要原因之一.
铜陵市河流中 Shannon 物种多样性指数<1 的河流
断面均位于矿业废水或工业废水排污口附近,河水
浑浊,pH较低,且重金属含量较高,浮游植物群落稳
定性较低;Shannon 物种多样性指数>3 的河流断面
均毗邻农田、村庄,pH和营养盐含量较高,重金属含
量低,浮游植物群落稳定性相对较高.
此外,Cu与 Shannon物种多样性指数(H)呈显
著负相关,即水体中 Cu 含量越高,物种多样性指数
越低,这与高玉荣和许木启[7]发现的浮游植物多样
性指数与水体中 Cu 的含量存在显著负相关性结果
类似.浮游植物的生长受重金属污染影响较大,是重
金属进入水体后的直接受害者. Cu 是浮游植物生长
所必需的微量元素之一,但若水体中 Cu 含量过高,
会对浮游植物造成毒害,抑制其生长[31] .
4摇 结摇 摇 论
铜陵市河流冬季浮游植物群落包括硅藻、绿藻、
842 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 24 卷
蓝藻、黄藻、裸藻、隐藻、甲藻和金藻共 8 门 96 属
203 种(含变种),其中硅藻、绿藻种类数最多,分别
占总种数的 38郾 9%和 36郾 0% .优势种群以硅藻占绝
对优势,其次为蓝藻.
直接承接矿业废水和未承接矿业废水的河段浮
游植物群落存在显著差异.前者以硅藻、蓝藻为优势
种,后者以硅藻、蓝藻和绿藻为优势种;前者浮游植
物密度、多样性指数及群落稳定性均明显低于后者.
浮游植物密度及属类数与 CODCr呈显著正相
关,与 Cd、Cu、Zn呈显著负相关;TN、NH4 + 鄄N、CODCr
是影响该区域河流浮游植物物种分布的重要因素,
而 pH、NO3 - 鄄N和 Cu对直接承接矿业废水的河段浮
游植物分布影响也较大.
矿业废水是该地区河流重金属污染的主要来
源,应引起相关部门的重视,废水必须经处理后达标
排放.而对于造成河流有机污染的农田退水、生活垃
圾等,应从源头控制,推广科学施肥技术,增强生态
农业建设,同时实施乡村清洁工程,集中处理生活
垃圾.
参考文献
[1]摇 Suikkanen S, Laamanen M, Huttunen M. Long鄄term
changes in summer phytoplankton communities of the
open northern Baltic Sea. Estuarine, Coastal and Shelf
Science, 2007, 71: 580-592
[2]摇 Shen Y鄄F (沈韫芬), Zhang Z鄄S (章宗涉), Gong X鄄J
(龚循矩), et al. Modern Bio鄄Monitoring Techniques
Using Freshwater Microbiota. Beijing: China Architec鄄
ture & Building Press, 1990 (in Chinese)
[3]摇 Liao Z鄄H (廖祖荷), Gu Y鄄J (顾泳洁). The resear鄄
ches on ecological change of periphytic biology commu鄄
nities with water quality in Suzhou Creak. Journal of
Guizhou University (贵州大学学报), 2003, 20 (2):
196-199 (in Chinese)
[4]摇 Zhang W (张摇 玮), Wang W鄄D (王卫东), Wang L鄄
Q (王丽卿), et al. Phytoplankton community structure
in Shijiuyang constructed wetland of Jiaxing, Zhejiang
Province of East China in winter. Chinese Journal of
Applied Ecology (应用生态学报), 2011, 22 (9):
2431-2437 (in Chinese)
[5]摇 Wu N鄄C (吴乃成), Tang T (唐摇 涛), Li D鄄F (黎道
丰), et al. Benthic algal communities in Jinping reach
of Yalong River and its main tributaries in relation to en鄄
vironmental variables. Acta Ecologica Sinica (生态学
报), 2009, 29(4): 1697-1703 (in Chinese)
[6]摇 Hao Y鄄T (浩云涛), Li J鄄H (李建宏), Pan X (潘
欣), et al. Tolerance of Chlorella ellipsoidea and its re鄄
moval of heavy metals. Journal of Lake Science (湖泊科
学), 2001, 13(2): 158-162 (in Chinese)
[7]摇 Gao Y鄄R (高玉荣), Xu M鄄Q (许木启). A study on
the effect of heavy metal pollution on phytoplankton com鄄
munity structure in the Lean River. Chinese Journal of
Applied and Environmental Biology (应用与环境生物
学报), 1996, 2(2): 175-183 (in Chinese)
[8]摇 Yan Q鄄Y (颜庆云), Yu Y鄄H (余育和), Feng W鄄S
(冯 伟 松 ). Relationships between metagenome of
plankton community and heavy metals in Lake Donghu,
Wuhan. China Environmental Science (中国环境科
学), 2010, 30(suppl. ): 52-56 (in Chinese)
[9]摇 Chen F (陈 摇 芳). The Pollution of Heavy鄄metal Ele鄄
ments to the Xiangsi River and Its Around in Tongling,
Anhui. Master Thesis. Hefei: Hefei University of Tech鄄
nology, 2006 (in Chinese)
[10]摇 Investigation and Research Group of Water Pollution in
Tongling City (铜陵市水污染问题调研组). An inves鄄
tigation report on water pollution control in Tongling
City. Journal of Tongling College (铜陵学院学报),
2010(4): 44-46 (in Chinese)
[11]摇 Xu X鄄C (徐晓春), Niu X鄄X (牛杏杏), Wang M鄄Q
(王美琴), et al. Heavy mental pollution in Xiangsi
River of Tongling City and assessment of its potential ec鄄
ological risk. Journal of Hefei University of Technology
(合肥工业大学学报), 2011, 34(1): 128-131 ( in
Chinese)
[12]摇 Jin X鄄C (金相灿), Tu Q鄄Y (屠清瑛). The Standard
Methods in Lake Eutrophication Investigation. 2nd Ed.
Beijing: China Environmental Science Press, 1990 ( in
Chinese)
[13]摇 State Environment Protection Administration of China
(国家环境保护局). Determination Methods for Exami鄄
nation of Water and Wastewater. 4th Ed. Beijing: Chi鄄
na Environmental Science Press, 2002 (in Chinese)
[14]摇 Hu H鄄J (胡鸿钧), Wei Y鄄X (魏印心). The Freshwa鄄
ter Algae of China: Systematics, Taxonomy and Ecolo鄄
gy. Beijing: Science Press, 2006 (in Chinese)
[15]摇 Zhou F鄄X (周凤霞), Chen J鄄H (陈剑虹). Atlas of
Microbiota in Freshwater. Beijing: Chemistry and Indus鄄
try Press, 2008 (in Chinese)
[16]摇 Jiang Y (江摇 源), Wang B (王摇 博), Yang H鄄C (杨
浩春), et al. Community structure of phytoplankton and
its relation with water quality in Dongjiang River. Ecolo鄄
gy and Environmental Sciences (生态环境学报 ),
2011, 20(11): 1700-1705 (in Chinese)
[17]摇 L俟 D鄄G (吕德国), Yu C (于摇 翠), Du G鄄D (杜国
栋), et al. Microbe diversity in the rhizosphere of Cera鄄
sus plants. Acta Ecologica Sinica (生态学报), 2008,
28(8): 3882-3890 (in Chinese)
[18]摇 Abrantes N, Antunes SC, Pereira MJ, et al. Seasonal
succession of cladocerans and phytoplankton and their
interactions in a shallow eutrophic lake ( Lake Vela,
Portugal) . Acta Oecologica, 2006, 29: 54-64
[19]摇 Liu L鄄H (柳丽华), Zuo T (左摇 涛), Chen R鄄S (陈
瑞盛), et al. Community structure and diversity of phy鄄
toplankton in the estuary of Yangtze River in autumn.
Marine Fisheries Research (海洋水产研究), 2007, 28
(3): 112-119 (in Chinese)
[20]摇 Cui Y (崔摇 毅), Chen B鄄J (陈碧鹃), Ma S鄄S (马绍
赛). Correlation of phytoplankton and its environmental
9421 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 王摇 丽等: 铜陵市河流冬季浮游植物群落结构及其与环境因子的关系摇 摇 摇 摇 摇 摇
factors in Rushan Bay. Chinese Journal of Applied Ecolo鄄
gy (应用生态学报), 2000, 11 (6): 935 - 938 ( in
Chinese)
[21]摇 Takamura N, Shen YF, Xie P. Species richness of Pro鄄
tozoa in Japanese lakes. Limnology, 2000, 1: 91-106
[22]摇 Li K (李摇 坤), Li L (李摇 琳), Hou H鄄S (侯和胜),
et al. Study on toxicity of heavy metal irons to two spe鄄
cies of marine unicellular algae. Chinese Journal of
Applied and Environmental Biology (应用与环境生物
学报), 2002, 8(4): 395-398 (in Chinese)
[23]摇 Li J鄄H (李建宏), Zeng Z鄄Q (曾昭琪). Effects of Co,
Ni, Cu, Zn ions on spectra of phycobiliprotein vesicle.
Journal of Nanjing University (南京大学学报), 1997,
33(4): 639-643 (in Chinese)
[24]摇 Wu H鄄Y (吴红艳), Zhao Y鄄J (赵以军), Guo H鄄L
(郭厚良), et al. Vacuole formation induced by heavy
metal and trace element in Cyanobactera (blue鄄green al鄄
gae). Microbiology (微生物学通报), 2003, 30(3):
60-64 (in Chinese)
[25]摇 Li J鄄H (李建宏), Tai Z鄄H (邰子厚), Zeng Z鄄Q (曾
昭琪). Mechanism of Cu2+ inhibiting photosynthesis of
Spirulina maxima. Acta Phytophysiologica Sinica (植物
生理学报), 1997, 23(1): 78-82 (in Chinese)
[26]摇 Li Q鄄Q (李钦钦), Deng J鄄C (邓建才), Hu W鄄P (胡
维平), et al. Community structure of phytoplankton and
its relationships with environmental factors in drinking
water source of Jinshu Bay, Taihu Lake. Chinese Jour鄄
nal of Applied Ecology (应用生态学报), 2010, 21
(7): 1844-1850 (in Chinese)
[27] 摇 Song X鄄H (宋晓红), Yu Y鄄H (余育和), Feng W鄄S
(冯伟松 ), et al. DNA fingerprinting structure of
plankton community and its relations to environmental
physical鄄chemical factors in Donghu Lake. Chinese Jour鄄
nal of Applied Ecology (应用生态学报), 2007, 18
(12): 2860-2864 (in Chinese)
[28]摇 Meng S鄄L (孟顺龙), Chen J鄄Z (陈家长), Hu G鄄D
(胡庚东), et al. Phytoplankton community characteris鄄
tics and its eco鄄assessment on water quality in Lihu
Lake, Taihu Lake. Resources and Environment in the
Yangtze Basin (长江流域资源与环境), 2010, 19
(1): 30-36 (in Chinese)
[29]摇 Li Y鄄F (李延风). Study on the relationship between
the community structural characteristics and the water
pollution in Meizhou Bay. Rural Eco鄄Environment (农
村生态环境), 1999, 15(4): 28-31 (in Chinese)
[30]摇 He Q (何摇 青), Sun J (孙 摇 军), Luan Q鄄S (栾青
杉), et al. Phytoplankton assemblage in Yangtze River
estuary and its adjacent waters in winter time. Chinese
Journal of Applied Ecology (应用生态学报), 2007, 18
(11): 2559-2566 (in Chinese)
[31]摇 Zhang Y鄄Y (张莹莹), Wang X鄄L (王修林), Zhan Y鄄
J (战玉杰). Effects of Cu (域) on the growth of ma鄄
rine algae. Asian Journal of Ecotoxicology (生态毒理学
报), 2009, 4(1): 114-122 (in Chinese)
作者简介摇 王摇 丽,女,1987 年生,硕士研究生.主要从事环
境质量评价及环境修复技术研究. E鄄mail: wangli870212@
126. com
责任编辑摇 肖摇 红
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