重金属对河流昆虫群落的影响：观测结果与实验结果的比较外文翻译资料

 2023-01-07 10:01

重金属对河流昆虫群落的影响：观测结果与实验结果的比较

William H. Clements, Donald S. Cherry, and john Cairns, Jr.

University Center for Environmental and Hazardous Materials Studies, Virginia Polytechnic institute and State University, Blacksburg, VA 2406 1, USA

Clements, W. H., D. S. Cherrsg, and J. Cairns, jr. 1988. Impact of heavy metals on insect communities in streams:

a comparison of observational and experimental results. Can. 1. Fish. Aquat. Sci. 45: 201 7-2025.

摘要：本研究比较了重金属对野外实验溪流中大型无脊椎动物群落的影响，并与在受影响现场观察到的影响进行了比较。在底物填充的托盘上建立了水生大型无脊椎动物的自然组合，然后转移到室外溪流中观。低水平铜、锌(目标浓度=12mu;g/L)处理的群落在4d内显著减少了类群数、个体数和优势类群的丰度，10d后，对照溪流以蜉蝣和长跗摇蚊族摇蚊为主，而处理后的溪流以水栖科和直翅目为主。海底群落对在克林奇河(罗素公司，弗吉尼亚)上观察到的金属的反应，一个受铜和锌影响的系统，与实验溪流中的类似。占上游参考站大型无脊椎动物群落的38%-46%的短翅目和坦塔西尼，在所有的排放点都有明显的减少。在经过处理的实验溪流中，受影响的站点以水栖动物科和正锁骨虫为主。我们的实验结果与从克林奇河野外获得的结果相似，可以用室外溪流中观尺度来预测大型无脊椎动物群落对重金属的反应。

近年来，重金属产品及其向水生接收系统的排放量大大增加（M~R md Rmmoorthy 1984）。这些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; Speha et al.1978; Kosalwat md Knight 1987）。尽管这些实验的结果显示出很大的变异，但一般来说，大多数水生无脊椎动物对重金属非常敏感（Hodson等，1979）。 然而，经过深思熟虑的研究人员已经注意到实验室双测量的局限性，并建议这些测试补充更多环境红外程序，包括野外采样和实验（Cairns 1983,1986; Odum 1984; Kimball and Levin 1985））传统上，大多数野外研究对重金属的影响纯粹是描述性的（Sprague等，1965; Armitage 1980; Ramusinns等，1981; LaPoint等，1984; Chadwick等，1986; Clements等，1988b），因此，很少有人尝试过预测 暴露于这些污水的大型无脊椎动物群落的变化。大多数野外研究人员采用的描述性方法的重要例外是由Winner等人（1975,1980）在Shayler Run进行的工作。这些研究人员监测了在实验污染的河流中暴露于铜（Cu）的大型无脊椎动物群落的变化，并得出结论，这些群体在重金属胁迫的梯度下表现出可预测的结构变化。

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）

虽然这种实验操作是确定有毒物质和大型无脊椎动物群落结构之间因果关系的最直接方法（LaPoint等人，1984），但后勤和经济方面的考虑使得这种方法在大规模上不太可能。 鉴于最近强调开发特定地点的水质标准，这种结论具有特定的相关性（Carlson等，1986; Vm Hassel和Gaulke，1986）。Odum（1984）倡导的一种替代方法涉及使用中型世界或“带状和封闭的室外开发”系统。

在之前的实验中（Clements等，1988a），我们将实验室流中的天敌水生昆虫组合暴露于Cu，并显示群落水平参数（分类群数量，个体数量）对这种毒物高度敏感。我们还建议这种方法可用于预测现场重金属的影响。 在这里，我们采用了类似的方法，并研究了大型无脊椎动物群落对田间和室外实验条件中重度元素的反应。我们的具体目标是（I）通过Cu和锌（Zn）记录大田无脊椎动物群落的结构，以及（2）比较这些流出物对田间大型无脊椎动物群落的影响与给予铜和锌的实验流域的影响。

1 材料和方法

1.1 克林奇河生物监测

为了记录重金属对野外水生昆虫群落的影响，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8个采样站（图1）。河流宽60米，采样站深度范围为0.5至0.8公里。 基质以大卵石和中间卵石为主。 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位于冷却塔排污流出物下游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1.0公里处的站点6则被认为是低流出站点。回收区7和8分别位于工厂下游4.5公里处。

1986年8月，在这些站点的每个站点放置了六个装有卵石和小卵石的基板填充托盘（10 x I8 x 6 cm）。 定殖30天后，通过将500-pm网筛直接放置在下游，然后从流中取出托盘来收集d1托盘。以前在克林奇河进行的研究（Glements等人，1988b）表明，只有六个这样的海湾需要检测出个体数量减少15％，并且污水处理站的分类数量减少12％。 每个托盘的内容物通过保存在10％甲酰胺中的500-pm筛网洗涤。 在实验室中，生物体被分类在白色珐琅锅中并被鉴定为属，种类或，对于摇蚊，部落的水平。

1.2 实验区和克林奇河比较

他在实验流研究的底栖社区建立在放置在劈河的参考站2的托盘上。 为了确定在这些基质上获得平衡群落所需的时间量，在第6,12,18,30,36和42天后，从第2站取样6个托盘。如上所述处理所有样品并进行处理。 在第30天，取出488个定殖的托盘并放入12个单独的7L冷却器（每个编码器4个托盘）中，用流水填充。 每个冷却器都配有一个安装在12 V空气泵上的空气石。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入一个单独的实验流中。每个椭圆形，流动的溪流（76 x 46 x 14cm向新河提供未改变的水，以1.6L / min的速率供给），导致翻转时间为13分钟。 叶轮中的电流由桨轮提供，其保持42cm / s的恒定速度。

在适应2天后，将水随机分配到一个处理：对照（环境Cu和Zn水平），低金属（12ug Cn和Zn / L）md高金属（50ug Cu和Zn / L）。 高金属流中Cu md Zn的目标值比先前在高流出物站4处测量的浓度低约50％。 由于新河的水硬度较低，实验流中使用的目标浓度降低，这通常会增加金属的毒性（Winner md Gauss 1986）。将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天和第42天（在暴露于金属4和10天之后），取出来自每个链的两个托盘并如上所述进行喷射。 在第36天和第42天，将从对照流中收集的托盘与来自克林奇河的参考站2的托盘进行比较。类似地，来自低水平高金属线的托盘与低-（站6）和高-（站4）同一天的污水处理站点。

1.3 水质

除了第8站外，每周在所有现场测量水温，溶解氧，电流速度，pH，电导率，硬度，碱度和金属浓度。仅在第30天从该站收集水样，并且金属浓度不是 决心。 在第36和42天从每个实验链收集水质数据。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。

1.4 统计分析

实验流研究的设计包括三个处理，四个重复流和每个流内的两个子样本。 使用单向ANOVA确定田间采样站之间的这些流中的处理之间的差异。 所有分析均在ln(n 1)转化数据上进行，以稳定其变异。 如果检测到整体F检验的差异（p lt;0.85），则使用Duncan的多范围检验来确定哪些治疗（或站）与其他治疗显着不同。

我们使用非线性回归程序估算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生长方程

N=Neq(1-e-mt)

其中N =个体数，Nq =个体的平衡数，m =定植率，t =时间

2 结果

2.1水质

表 1来自Clinch River的水化学品和来自室外实验的品系。 场值表示1986年8月和9月收集的每周样本（n = 5）的平均值。在第36和42天收集实验流数据（n = 8）。第2,6和4站指的是参考文献，低， 和高流出地点。 括号中给出了标准偏差。 nd =未检测到; - =没有收集数据。

克林奇河和实验流中的水温，溶解氧，累积速度和pH值相似（表1）。 然而，克林奇河的电导率，碱度和硬度要大得多。

克林奇河流出站的平均Cu和Zn浓度通常高于处理过的实验流。 从第4站和第5站记录了最高浓度的油田。第6站，低污水处理站的金属浓度大大降低，与第7站的上游参考站相当。低金属实验中Cu和Zn的测量浓度 流近似目标值，而测量值比高金属流中的目标浓度低约50％。

2.2克林奇河生物监测

图 2克林奇河采样站的分类群数量和个人数量。 每个品脱代表每个海湾的平均数（n = 6）= SE。 具有相同字母的手段没有显着差异。 箭头指的是污水排放的位置

在克林奇河的污水站，每个托盘的分类群和个体数量明显少于上游参考站点（图2）。 恢复站7和8的分类群数量增加，但低于参考站。 大型无脊椎动物丰度也在下游增加，并且在恢复站略微（尽管不显着）大于参考站点。 这种增加主要是由于7号和8号站的缟石蚕科和直突摇蚊亚科的丰度增加。

图 3克林奇河采样站的主要有机体群体丰富。 关键涂层如图2所示。

除了直突摇蚊亚科，所有主要群体都可以看到图2的基本模式（图3）。 在蜉蝣上观察到最大的影响，与其他组相比，在7号站没有恢复.长跗摇蚊族摇蚊也对这些污水高度敏感; 然而，它们在参考站和恢复站之间的分布变化很大。 与其他组相比，直突摇蚊亚科摇蚊对重金属流出物的耐受性更强。 在参考站点和高流出站点之间显示出显着差异的站点的唯一成对比较是在站点3和站点4之间。回收站的直突摇蚊亚科和缟石蚕科的丰度明显高于上游参考站点。

2.3克林奇河与实验流的比较

图 4参考站2处引入的底物的共同化。点代表每个托盘（n = 6）plusmn;SE的平均个体（实心圆）和空心圆（空心圆）。 还包括估计的个体和分类群的平衡数，由第42天以外的品脱代表。

用于实验流研究的托盘的定殖在前18天迅速进行，然后逐渐趋于平稳（图4）。 到第30天，观察到的分类群和每个托盘的个体都在估计平衡值的95％置信区间内。

图 5在第36和42天，重金属对大型无脊椎动物丰富度的影响在实验流（实线）和克林奇河（虚线）中的影响.C，L和H是指对照，低和高金属 /出水水平。 每品脱代表平均值 SE。 具有相同字母的手段没有明显不同。

在实验条件下，平衡群落暴露于Cu和Zn显着降低了大型无脊椎动物的数量和4天内的分类群数量（图5）。 10天后，实验流中金属对金属的响应与克林奇河相似。 尽管实验流中的丰度大于相应的野外站，但实验流和克林奇河场地的曲线形状在第42天是相同的。

图 6重金属对实验溪流和克林奇河中主要生物群的影响。 键与图5相同。

水生昆虫（蜉蝣，缟石蚕科，直突摇蚊亚科和长跗摇蚊族）的优势群对实验条中的重金属的响应与在克林奇河中观察到的相似，特别是在第42天（图6）。 蜉蝣和长足是最敏感的器官。 在第36天和第42天，两组在低流出物位置的低金属流中显着减少。对于蜉蝣或长跗摇蚊族，缟石蚕科对重金属的耐受性更强，特别是在实验流中。 在第36天，低金属流中的数量仅减少了35％，而这些更敏感的群体则为81％。

在克林奇河和实验流中，直突摇蚊亚科摇动对重金属的反应与其他群体观察到的差异非常大。在现场，两天的参考和低污水处理站的人口相似。在处理过的实验流中，丰度在36天42天之间增加，但在对照中减少。因此，在第42天，低金属流中的直突摇蚊亚科数量显着高于对照组。

图 7实验溪流和克林奇河的主要分类群的相对丰度。 C，L和H与图5相同。

对照和处理流中这些主要组的百分比组成分别与参考和出水位点相似（图7）。敏感的分类群，如长跗摇蚊族，二色等蜉，万年青和四节蜉属，占对照组和田间参考站的总生物体的29-39％。相反，在低流出物位置和低金属链中，这些基团仅占总丰度的3-17％。在处理过的溪流和田间的污水处理场，这些敏感的分类群被更耐受的群体取代，绰别为直突摇蚊亚科和缟石蚕科，占总人口的60-90％。由于高流出部位的生物总数减少，人工提高了四节蜉属和二色等蜉的百分比组成。虽然与参考地点相比，这个生物群的实际生命值在这个站点大大减少（每个托盘只有两个），但组成百分比相似。

3 讨论

我们的实验研究和现场生物监测的结果支持了其他研究人员的研究结果，这些研究人员显示接受重金属的大型无脊椎动物群落结构发生了重大变化（Winner等人1980; Lapoint等人1984; Chadwick et d.1986; Clements等人 。1988b）。 更重要的是，我们的实验结果与从克林奇河获得的结果相似，表明大型无脊椎动物对重金属的反应正如Winner等人所建议的那样（1980），高度可预测。在10天内，对照和处理的实验条件中的生物数量，分类群数量和主要群体的丰

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