重金属对河流昆虫群落的影响:观测结果和实验结果的比较
William H. Clements, Donald S. Cherry, and john Cairns, Jr.
本研究比较了重金属对室外实验流和观测的田间区域中大型无脊椎动物群落的影响。在基质填充的盘子里建立了水生大型无脊椎动物的天然组合，然后将其转移到室外河流的生态系统中。暴露于低水平的铜和锌(目标浓度= 12mu;g / L) 分类群数量，个体数量和4天内最主要的分类群的丰度均显著减少。10 天后，对照组以蜉蝣目Ephemeroptera和坦尼塔西尼摇蚊Tanytarsini为主，而处理组以缟石蚕科Hydropsychidae和直突摇蚊族Orthocladiini为主。在克林奇河在，一个受铜和锌影响的生态系统中，底栖生物群落对重金属的反应与在实验流中观察到的类似。蜉蝣目Ephemeroptera和坦尼塔西尼摇蚊Tanytarsini在上游参考站的大型无脊椎动物群落中仅占38-46%，在所有污水处理站均显著减少。在处理过的实验流中，受影响的站点主要由缟石蚕科Hydropsychidae和直突摇蚊族Orthocladiini占据。我们的实验结果与从克拉奇河获得的结果相似，都表明了利用室外溪流中生物来预测大型无脊椎动物群落对重金属的反应是可行的。
近年来，重金属的产生量以及向水体中的排放量均大大增加（Moore and Ramamoorthy 1984）。污水对水生无脊椎动物的影响已在实验室中得到充分证明。（Warnick and Bell 1969;Brown 1977;Spehar et al.1978; Kosalwat and Knight 1987）。虽然这些实验结果显示了物种之间有相当大的差异，但一般来说，大多数水生无脊椎动物对重金属还是相当敏感的(Hodson et al.1979)。然而，一些研究人员注意到实验室生物测定的局限性，并建议用更环保的现实程序补充这些测试，包括实地取样和实验(Cairns 1983,1986;Odum 1984;Kimball and Levin 1985)。传统上，大多数关于重金属影响的实地研究都是纯描述性的(Sprague et al.1965;Armitage 1980;Ramusino et al.1981;LaPoint et al.1984;Chadwick et al.1986;Clements et al.1988b)，因此，很少有人尝试预测暴露于这些污水中的大型无脊椎动物群落的变化。大多数领域的研究者都采用描述性的方法，除了Winner等人(1975,1980)进行的工作。这些研究人员监测了暴露于铜(Cu)污染的实验溪流中的大型无脊椎动物群落的变化。结果表明，在重金属胁迫梯度下，这些群落的结构发生了可预测的变化。
尽管这种实验操作是确定有毒物质对大型无脊椎动物群落影响最直接的方法（LaPoint et al.1984），但由于后勤和经济方面的考虑，这种方法难以大规模应用。鉴于最近强调制定特定地点的水质标准，这一结论显得尤为重要(Carlson et al. 1986;Van Hassel和Gaulke 1986)。Odum(1984)提倡另一种方法，涉及到使用中观或有界和部分封闭的室外实验系统。
在之前的实验(Clements et al. 1988a)中，我们在实验溪流中将水生昆虫的自然组合暴露于Cu中，并显示了群落水平参数(分类群数量，个体数量)对该有毒物有较高的敏感性。我们还提出，该方法可用于重金属田间效应的预测。在这里,我们使用类似的方法，研究了大型无脊椎动物群落对重金属污染的田间和室外实验流的应激响应。我们的具体目标是记录受铜和锌(Zn)影响的田间遗址中的大型无脊椎动物群落的结构变化，并将这些废水对大型无脊椎动物群落的影响与添加铜和锌的实验溪流的影响进行比较。
材料和方法
为了记录重金属对野外水生昆虫的影响，在位于弗吉尼亚州拉塞尔县的田纳西河的四阶支流克林奇河上选择了八个采样站（图1）。这条河宽60米，采样站的深度范围为0.5至0.8米。基质以大卵石和中型卵石为主。参考站1和2位于上游，参考站3直接位于燃煤发电厂的对面。站4位于冷却塔排放流出物下游50米处，站5位于第二低容量废物排放口下方30米处。这两个站点代表高流出站点，而位于下游1.0km处的站点6被认为是低流出站点。回收站7和8分别位于工厂下游3.0和4.5km处。
图1.克林奇河的采样站。标有星的站点与实验流进行比较。箭头指的是污水排放的位置。
1986年8月，在每个站点放置了六个装有小卵石的基质填充托盘（10 times;10 times;6 cm）。定殖30天后，收集所有托盘，将500mu;m网状网直接放在下游，然后从水流中取出托盘。以前在克林奇河进行的研究（Glements et al.1988b）表明，只有六个这样的站点检测出的个体数量减少15％，并且污水处理站的分类群数量减少了12％。将每个托盘的内容物通过500mu;m筛洗涤并保存在10％福尔马林中。在实验室中，生物在白色搪瓷盘中被分类，并被鉴定为摇蚊属、种或摇蚊族。
在克拉奇河参考站2的托盘上，建立了用于实验溪流研究的底栖生物群落。确定所需的时间，在6、12、18、30、36和42天定殖后，从2号采样站取样6个培养皿，得到这些基质上的平衡生物群落。所有样品均按上述方法采集和处理。在第30天，48个定植托盘被移走，放入12个7升的冷却器中(每个冷却器4个托盘)，并加入流动的水。每个冷却器都配有一个空气石，并与一个12伏的气泵相连。托盘被转移到位于弗吉尼亚州吉尔斯县新河岸边的格伦林研究基地，每个冷却器中的托盘被放置到一个单独的实验溪流中。每条椭圆形水流(76times;46times;14厘米)均以1.6L/min的速度从新河抽取水流，循环时间为13分钟。水流由桨轮提供，桨轮保持恒定流速42 cm/s。
在适应2天后，对水流进行随机处理：对照（环境Cu和Zn水平），低金属（12mu;g/LCu和Zn ）和高金属（50mu;g/LCu和Zn）。高金属流中Cu和Zn的目标值比先前在高流出物站4处测量的浓度低约50％。目标浓度降低了是因为新河的水硬度较低而在实验流中使用，这通常会增加金属的毒性（Winner md Gauss 1986）。将硫酸铜和硫酸锌的储备溶液以6mL / min的速率滴入每个处理流中。在第36和42天（在暴露于金属4和10天之后），从每个流中取出两个托盘并如上所述进行处理。从对照溪流中收集的托盘在第36天和第42天使用来自克林奇河采样站2的托盘。类似地，将同一天来自低金属和高金属流的托盘与从低-（站6）和高-（站4）收集的托盘进行比较。
水质
除8号监测站外，每周在所有监测点测量水温、溶解氧、流速、pH值、电导率、硬度、酸碱度和金属浓度。该站仅在第30天采集水样，未测定金属浓度。在第36天和第42天分别从每条试验河流收集水质数据。用无焰原子吸收分光光度计（检测水平=3mu;g/ L）测量总Cu和Zn的浓度。
我们使用非线性回归程序估计了定植研究的个体和分类群的平衡数。 将定殖数据拟合为负指数，增长方程
N = Neq(1-e-mt)
其中N =个体数，N =个体的平衡数，m =定植率，t =时间
结果
水质
克林奇河和实验流的水温、溶解氧、电流速度和pH值基本相同(表1)，而克林奇河的电导率、碱度和硬度要高得多。
表1.来自克林奇河和室外实验溪流的化学数据。字段值表示1986年8月和9月收集的每周样本(n = 5)的平均值。分别在第36天和第42天收集实验流数据(n = 8)。2、6和4号监测站分别为参考点、低排放点及高排放点。标准差在括号中。nd =未检测到 --=未收集数据。
克林奇河出水站的平均Cu和Zn浓度普遍高于处理过的试验河流。4号和5号监测站的浓度最高。第6站，低污水处理站的金属浓度大大降低，与上游参考点7站相当。低金属流中铜和锌的测量浓度接近目标值，而高金属流中铜和锌的测量值比目标值低50%。
克林奇河生物监测
克拉奇河污水处理站的每个托盘的分类群和个体数明显少于上游参考站点(图2)。在恢复站点7和8，分类群数量有所增加，但低于参考站点。大型无脊椎动物丰度也在下游增加，并且在恢复站略微大于参考站点，结果不显著。这种增长主要是7号和8号站的缟石蚕科Hydropsychidae和直突摇蚊族Orthocladiini丰度增加的结果。
除了直突摇蚊族Orthocladiini外，所有优势类群都可以看到图2的基本模式（图3），蜉蝣的影响最大，与其他类群相比，7号站未恢复。长跗摇蚊族Tanytarsini也对这些污水高度敏感;然而，它们在参考站和回收站之间的分布变化很大。与其他各组相比，直突摇蚊族对重金属废水的耐受性更强。只有3号及4号监测站的比较显示基准监测站与高排放监测站有显著差异。回收站的直突摇蚊族Orthocladiini和缟石蚕科Hydropsychidae的丰度显著高于上游参考点。
图2.克林奇河取样站的分类群数量和个体数量。每个点代表每个湾(n = 6)的平均数plusmn;SE。相同字母的平均值没有显著差异。箭头所指的是污水排放的位置。
实验溪流与克拉奇河的比较
图3. 克林奇河采样站主要生物种群丰度（与图2类似）
实验流和克林奇河比较
实验流研究所用的培养皿在第18天迅速定植，然后逐渐趋于稳定(图4)。到第30天，每个培养皿中观察到的类群数和个体数均在估计均衡值的95%区间内。
实验流中平衡群落对铜和锌的暴露在4天内显著降低了宏观无脊椎动物的丰度和类群数量(图5)实验溪流对金属的反应与克林奇河相似。虽然实验河流的丰度大于相应的田间站点，但实验河流和克林奇河的曲线在第42天时形状相同。
实验流中水生昆虫（蜉蝣目、坦西塔西尼摇蚊、缟石蚕科、直突摇蚊）的优势群对重金属的响应也与在克林奇河观察到的相似，特别是在第42天（图6）。蜉蝣目和坦西塔西尼摇蚊是监测到的最敏感的生物。 在第36天和第42天，两组均在低金属流和低流出口处显着减少。特别是在实验流中，缟石蚕科对重金属耐受性比蜉蝣目和坦西塔西尼摇蚊更强。第36天，在低金属流中，石蛾只减少了35%，其他更敏感的生物群占了81%。
在克林河和实验流中，直突摇蚊对重金属的反应与其他组观察到的反应非常不同。 在田间，两天的对照组和低污水处理的生物丰度相似。 在处理过的实验流中，丰度在36天到42天之间增加，但在对照中减少。结果是，在第42天，低金属流中的直突摇蚊数量显着高于对照组。
在对照和处理过的河流中，这些优势群的组成百分比分别与参考点和流出点相似(图7)。坦西塔西尼摇蚊、双色等蜉等占对照溪流和田间参考站总生物量的29-39%。相比之下，在低出水点和低金属流中，这些组只占总丰度的3-17%。在处理过的溪流和田间的出水点，这些敏感的分类群被更具耐受性的类群所取代，如直突摇蚊和缟石蚕科，占总个体的60-90%。由于高出水点的生物总数减少，人工提高了百分比组成。尽管与参考点相比，这些生物的实际数量在这个站点上大大减少了(每个托盘只有2个)，但其组成百分比是相似的。
图4基准站2引入基体的定植。点代表个人的平均数(实心圆圈)和类群(圆圈)每托盘(n = 6)plusmn;SE。还包括估计的个体平衡数和分类单元，以第42天以后的点表示。
图5.在第36和42天，重金属对实验流（实线）和克林奇河（虚线）中的大型无脊椎动物丰度和数量的影响.C，L和H指的是对照，低-和高-金属/出水水平分别为。每个点代表平均值plusmn;SE。 具有相同字母的手段没有显着差异。
图6.重金属对实验溪流和克林奇河优势种群的影响（与图5类似）。
图7.克林奇河C、L、H站点和实验流优势群丰富度（与图5类似）
讨论
我们的实验研究和生物监测的结果支持了其他研究人员的发现。这些研究表明，在重金属污染的河流中，大型无脊椎动物群落结构发生了重大变化。（Winner et al . 1980;Lapoint et al. 1984;Chadwick et d. 1986;Clements et al. 1988b）。更重要的是，我们的实验结果与从克林奇河获得的结果的相似性表明，如Winner等人（1980）所指出的那样，大型无脊椎动物对重金属的反应是高度可预测的。在10天内，对照和处理过的实验流中的生物数量，分类群数量和优势群的丰度分别反映了在克林奇河的参考站和取样站观察到的值。实验流中对Cu和Zn的响应也迅速发生，因为在低金属流中4天内大型无脊椎动物的丰度减少了57％。这些研究结果表明，我们的方法可以为实际的田间试验提供一种经济有效的替代方法，并可用来预测有毒物质对底栖群落的影响。
在两个采样日，对照实验流中的总大型无脊椎动物丰度和最主要分类群的丰度均高于参考站。 此外，在第36和42天之间，对照溪流（缟石蚕、蜉蝣目）或处理溪流（直突摇蚊）中一些群体丰度增加。最近的实验（W.H.Clements，unpubl.data）表明这些明显的增加不是其中一个原因导致的。因此，放置在溪流中，但这些生物体必须存在于托盘上，不能有效地取样。这些观察到的个体数量增加的最可能的解释是在第30天或第36天通过500mu;m筛子的早期实验过程中生长并且保留在下一次
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