Authors
1 International Sturgeon Research Institute, Rasht, Iran
2 Department of Fishery, Faculty of Natural Resources, University of Guilan, Sowmehsara, Iran
Abstract
Keywords
Main Subjects
مقدمه
ارزیابی زیستی آب‌های جاری دارای مزایای زیادی بوده، در مقایسه با ارزیابی‌‌های فیزیکی-شیمیایی اطلاعات سریعی را درباره تغییرات سیستم آب‌های جاری و پیوستگی اجتماعات زیستی آنها در طی یک دوره زمانی را فراهم می‌کند. از آنجا که جمعیت جلبک‌های کف‌زی تحت تأثیر عوامل متعددی مانند شیمی آب، هیدرولوژی و در دسترس بودن نور یا بستر قرار دارد و این تغییرات را منعکس می‌کند، لذا، به عنوان گروه بسیار مناسبی برای ارزیابی‌‌های زیستی استفاده می‌شوند Cox, 1991)؛ Potapova and Charles, 2002؛ Rott et al., 2003. دیاتومه‌ها به علت واکنش سریع نسبت به تغییرات محیطی و داشتن چرخه زیستی کوتاه در ارزیابی رودخانه‌های اروپا به طور مرتب بررسی شده‌اند Round, 1991)؛ Prygiel et al., 1999؛ Rott et al., 2003). مزیت دیگر دیاتومه‌ها این است که در تمام طول سال در سیستم رودخانه‌ای حضور دارند. با وجود این که از دیاتومه‌ها در بررسی‌های متعددی برای ارزیابی سلامت رودخانه‌ها Khromov et al., 2002)؛ Komulaynen, 2002؛ Genkal and Kulikovsky, 2005)، دریاچه‌ها Mitrofanova et al., 2004)؛ Meteleva and Devyatkin, 2005) و نیز برای اهداف بوم‌شناسی دیرین (Dorofeyuk, 1978) استفاده شده است، لیکن، در موارد بسیار معدودی برای ارزیابی رودخانه‌های ایران به کار گرفته شدند. استفاده از دیاتومه‌ها برای ارزیابی محیط‌های آبی در همسایه‌های شمالی ایران بسیار متداول است Vilbaste, 2001)؛ Raunio and Soininen, 2007). اغلب رودخانه‌ها و جویبارها در ایران تحت تأثیر آلودگی شامل مواد آلی، صنعتی، کشاورزی و ... و نیز تغییرات مورفولوژیک قرار گرفته‌اند. لذا، یافتن جویبارهای طبیعی و شناسایی عوامل بوم‌شناختی طبیعی آنها به عنوان مرجع بسیار با اهمیت است. EWFD (European Water Framework Directive)، شرایط مرجع برای بسیاری از انواع رودخانه‌ها را تعریف کرده است. با وجود این تعاریف، اطلاعات درباره رودخانه‌های دست نخورده و طبیعی همچنان ناقص است. رودخانه ماسوله از مهم‌ترین رودخانه‌هایی است که به تالاب انزلی می‌ریزد و بار زیادی از مواد آلی و غیر آلی را وارد این تالاب می‌کند. این پژوهش، با هدف بررسی واکنش جمعیت‌های دیاتومه به تغییر عوامل محیطی و فیزیکی-شیمیایی اصلی در رودخانه ماسوله برای به دست آوردن اطلاعات کلیدی و مهم در مورد شرایط بوم‌شناختی رودخانه، انجام شد.
مواد و روش‌ها
منطقه مورد مطالعه
حوزه آبخیز رودخانه ماسوله در غرب استان گیلان و بین حوزه‌های پلنگ‌ور، گشت‌رودخان و دشت فومنات و استان زنجان قرار دارد. موقعیت جغرافیایی منطقه در ¢03 ° 37 تا ¢23 ° 37 عرض شمالی و
¢ 09 ° 49 تا ¢ 54 ° 49 طول شرقی واقع شده است. مساحت حوزه در حدود 72/227 کیلومتر مربع است. شیب متوسط حوزه مطالعه شده 45/43 درصد، ارتفاع متوسط از سطح دریا 1436 متر و میانگین بارندگی 20 ساله برابر با 1067 میلی‌متر در سال تعیین شده است (ثروتی و فتح‌اله‌زاده، 1382). نمونه‌برداری جمعیت‌های دیاتومه کف‌زی رودخانه ماسوله در یک بازه 15 کیلومتری در پنج ایستگاه در مدت شش ماه (تابستان-پاییز) انجام شد. موقعیت ایستگاه‌های نمونه‌برداری در شکل 1 نشان داده شده است.
مکان‌های نمونه‌برداری
در این پژوهش، پنج ایستگاه برای نمونه‌برداری از بسترهای مختلف در یکی از انشعابات رودخانه ماسوله واقع در غرب استان گیلان انتخاب شد.
نمونه‌برداری از آب و دیاتومه‌ها
نمونه‌های دیاتومه در مدت شش ماه (تابستان-پاییز 1389) از چهار نوع بستر سنگی، چوبی، شنی و گِلی از رودخانه ماسوله نمونه‌برداری شدند. در هر ایستگاه، نمونه‌ها با سه تکرار از هر بستر جمع‌آوری شدند. نمونه‌برداری از بسترهای اپی لیتیک و اپی دندریک با استفاده از یک کاردک تیز (اسپاتول) صورت گرفت. نمونه‌برداری بسترهای گلی نیز از لایه سطحی آنها و به وسیله یک کاردک نازک انجام شد (برای به دست آوردن تراکم نمونه‌ها از فراوانی نسبی آنها استفاده گردید). نمونه‌های اپی پسامیک از نواحی‌ای که دارای جریان آرامی بودند، از طریق ریختن ماسه در داخل ظرف نمونه و تکان دادن آن برای جدا شدن نمونه‌های مورد نظر، جمع‌آوری شدند (Townsend andPeter, 2005). نمونه‌های جمع‌آوری شده با فرمالین 2 درصد تثبیت شدند و پس از انتقال به آزمایشگاه با میکروسکوپ نوری(LM) و بزرگنمایی X100 شناسایی شدند، برای شناسایی جنس‌های دیاتومه از کلیدهای شناسایی Krammer و Lange-Bertalot (2004) استفاده شد. بر روی هر اسلاید 300-500 والو شمارش شدند. با استفاده از دوربین دیجیتالی OLYMPUS DP12 از نمونه‌ها عکس هم تهیه شد. دما و اسیدیته با دستگاه 370 pH Meter JENWAY و هدایت الکتریکی با 470 Cond. Meter JENWAY در هر ایستگاه، اندازه‌گیری شدند. شاخص‌های نیترات، اورتو فسفات، سیلیس و آهن نیز با دستگاه فتومتر مدل PC MultiDirect در آزمایشگاه اندازه‌گیری شدند.
شکل 1- موقعیت ایستگاه‌های نمونه‌برداری و نقشه منطقه مطالعاتی دیاتومه‌های رودخانه ماسوله‌گیلان
تحلیل داده‌ها
برای توصیف الگوهای توزیع و پراکنش دیاتومه‌ها از تحلیل تطبیقی قوس‌شکن (DCA) استفاده شد
(Hill and Gauch, 1980). داده‌های به دست آمده برای گونه‌ها وارد نرم‌افزار شده، توسط DCA تحلیل شدند. برای بررسی ارتباط بین تغییرات جمعیت دیاتومه و متغیرهای محیطی، تحلیل تطبیقی متعارف (CCA) بر اساس فواصل بین نمونه‌ها انجام شد (Ter Braak, 1986)؛ ter Braak and Verdonschot, 1995. در کل، 23 جنس دیاتومه در تحلیل‌ها استفاده شدند. داده‌های دیاتومه‌ها به صورت فراوانی نسبی وارد شدند. تمام تحلیل‌های رسته‌بندی CCA) و (DCA با برنامه PC-ORD نسخه 17/4 انجام شد.
شاخص‌ها و شاخص‌های تنوع زیستی محاسبه شده در پژوهش حاضر:
شاخص غنای مارگالف (MI) (Kocataş, 1992):
|
S-1 |
Da = |
|
log N |
شاخص شانون-وینر (H) (Ludwig and Renolds, 1998):
Pi = S/N
شاخص تروفی دیاتومه (TDI) (Zelinka and Marvan, 1961):
شاخص مقاومت آلودگی دیاتومه (PTI) (Oklahoma Conservation Commission, 2002):
|
S (ni×ti) |
PTI = |
|
N |
شاخص یکنواختی (evenness) (Pielou, 1966):
E=H'/Hmax.
برای تبدیل شاخص‌ها در این مطالعه از فرمول زیر استفاده شد (Schletterer et al., 2011):
|
Index transformed = ( |
Index |
) × 0.2 |
|
0.05 |
نتایج
جمعیت‌های دیاتومه
در این مطالعه، 20 جنس دیاتومه از راسته penales و سه جنس دیاتومه از راسته centrales شناسایی شدند. شاخص تنوع شانون-وینر برای جمعیت‌های دیاتومه در محدوده 61/2 تا 49/3 و تعداد جنس‌ها از 16 تا 23 در ایستگاه‌های مختلف متغیر بود (شکل 2).
شکل 2- شاخص‌های تنوع شانون-وینر و یکنواختی برای جنس‌های دیاتومه در پنج ایستگاه (تابستان-پاییز 1389) در رودخانه ماسوله، گیلان
تشابه ترکیب جمعیت دیاتومه‌ها در بین تمام ایستگاه‌ها
تحلیل DCA برای جمعیت‌های دیاتومه تفاوت آشکاری را بین ایستگاه‌های های نمونه‌برداری نشان داد. طول گرادیان برای محورهای اول و دوم به ترتیب 3/8 و 8/4 SD بود. این مقادیر تغییرات بالایی را در گونه‌ها و جمع‌آوری نمونه‌ها از زیستگاه‌های مختلف نشان می‌دهد. مقدار ویژه دو محور اول برای تحلیل DCA دیاتومه‌ها، 223/0 و 055/0 بود (شکل 3). با توجه به نتایج این تحلیل، هر نقطه ارایه‌دهنده یک جنس و فاصله بین نقطه‌ها درجه تشابه جنس‌ها در سراسر ایستگاه‌های نمونه‌برداری را نشان می‌دهد. جنس‌هایی که در داخل هر کدام از دایره‌های 1، 2، 3، 4 و 5 قرار دارند، دارای بیشترین تشابه از لحاظ فراوانی هستند. اما جنس‌هایی مانند Cyclotella، Synedra، Pleurosira، Thalasiossira، Cocconeis و Rhoicosphenia با سایر جنس‌ها تشابهی ندارند.
شکل 3- رسته‌بندی دو بعدی با استفاده از تحلیل تطبیقی قوس‌شکن (DCA) برای جنس‌های دیاتومه
عوامل فیزیکی-شیمیایی تأثیرگذار بر پراکنش جنس‌ها
اهمیت نسبی شاخص‌های محیطی برای توضیح جمعیت‌های دیاتومه در نواحی جغرافیایی مختلف، متفاوت است. نمودار رسته‌بندی شکل 3 نتایج تحلیل CCA با متغیرهای محیطی را نشان می‌دهد. مقادیر ویژه برای محور اول و دوم CCA (223/0، 114/0 و واریانس کل= 5763/0) برای دیاتومه‌ها معنی‌دار بود. در مجموع، 4/58 درصد از کل واریانس در جمعیت‌های دیاتومه توسط دو محور اول توضیح داده می‌شود. بر اساس نتایج حاصل از تحلیل CCA، هدایت الکتریکی، شوری و آهن دارای همبستگی معنی‌داری (P<0.01) با جهت مثبت محور اول هستند. در حالی که اسیدیته دارای همبستگی معنی‌دار (P<0.05) با جهت مثبت محور دوم CCA است. جمعیت دیاتومه، یک منطقه‌بندی طولی مشخص را نشان داد، که عمدتاً با شاخص‌های هدایت الکتریکی، اسیدیته و شوری و آهن توصیف می‌شود (شکل 4).
ارزیابی کیفی آب
علاوه بر شاخص کلی (GI)، شاخص‌های دیگری مانند شاخص جمعیت دیاتومه برای آلودگی (DQI)، شاخص متوسط حساسیت (WMS)، TDI، MI و H نیز محاسبه شدند. تفاوت معنی‌داری بین ایستگاه‌های مطالعه شده از نظر شاخص‌های MI و H مشاهده نشد. چنانچه جدول 1 نشان می‌دهد، به طور کلی تنوع زیستی در این رودخانه تحت تأثیر آلودگی آب است.
شکل 4- رسته‌بندی CCA جنس‌های دیاتومه بر اساس متغیرهای محیطی
جدول 1- مقادیر شاخص غنای مارگالف (MI)، شاخص تنوع شانون-وینر (H)، شاخص کلی (GI)، شاخص متوسط حساسیت (WMS)، شاخص جمعیت دیاتومه برای آلودگی (DQI)، و شاخص تروفی دیاتومه (TDI) برای جمعیت دیاتومه‌ها در هر ایستگاه نمونه‌برداری (S1-S5) در رودخانه ماسوله. میانگین ± انحراف معیار.
|
WMS |
TDI |
DQI |
GI |
H |
MI |
ایستگاه نمونه‌برداری |
|
|
16/0±73/3 |
11/4±20/68 |
11/4±8/31 |
26/2±79/75 |
26/0±79/2 |
5/0±98/5 |
S1 |
|
|
43/0±08/3 |
69/10±94/51 |
69/10±06/48 |
06/101±12/108 |
17/0±51/3 |
22/0±05/7 |
S2 |
|
|
17/0±37/3 |
34/4±24/59 |
34/4±76/40 |
22/20±26/62 |
05/0±44/3 |
41/0±19/7 |
S3 |
|
|
01/0±48/3 |
5/8±23/56 |
5/8±77/43 |
56/38±1/57 |
21/0±34/3 |
99/0±67/6 |
S4 |
|
|
48/3 |
15/0±06/62 |
15/0±94/37 |
46/5±1/27 |
16/0±17/3 |
1/0±32/6 |
S5 |
|
مقادیر شاخص TDI در تمامی ایستگاه‌های نمونه‌برداری تقریباً یکسان بود. شاخص TDI که نشان‌دهنده وضعیت تروفی رودخانه و گونه‌های مقاوم به آلودگی است، در هر ایستگاه محاسبه شد و مقایسه داده‌های به دست آمده (جدول 1) با نتایج مطالعه Żelazowski و همکاران (2004) نشان داد که رودخانه ماسوله دارای وضعیت تروفی، الیگومزوتروف تا مزوتروف و از لحاظ کلاسه کیفی آب در کلاسه 2 و 3 قرار دارد (جدول 2).
جدول 2- محدوده‌های شاخص TDI و شرایط بوم‌شناختی به همراه کلاسه‌های کیفی آب (برگرفته از Żelazowski et al., 2004).
|
وضعیت |
TDI |
وضعیت |
کلاسه |
|
کیفیت عالی |
< 35 |
الیگوتروفیک |
1 |
|
کیفیت مناسب |
50–35 |
الیگو-مزوتروفیک |
2 |
|
کیفیت متوسط |
60–50 |
مزوتروفیک |
3 |
|
کیفیت بد |
75–60 |
یوتروفیک |
4 |
|
کیفیت خیلی بد |
> 75 |
هیپرتروفیک |
5 |
مقادیر شاخص DQI در ایستگاه‌های 2، 3 و 4 بالاتر و در ایستگاه‌های 1 و 5 کمتر بود. شاخص‌های GI و WQI نیز همانند بقیه شاخص‌ها دارای نوسان یکسان در سراسر رودخانه بودند. با توجه به نتایج به دست آمده برای شاخص WQI که میزان آن بین محدوده 70-90 قرار داشت، رودخانه از لحاظ کیفی دارای کیفیتی خوب و مناسب است (جدول 3).
جدول 3- شاخص کیفیت آب (WQI) در ایستگاه‌های نمونه‌برداری بر اساس سه عامل اسیدیته، نیترت و فسفات کل در طول دو فصل نمونه‌برداری
|
ایستگاه |
WQI |
شرح شاخص کیفی آب (WQI) |
|
|
|
|
محدوده |
کیفیت |
|
S1 |
97/0± 06/79 |
100-90 |
عالی |
|
S2 |
8/11± 89/79 |
90-70 |
خوب |
|
S3 |
89/5± 79/79 |
70-50 |
متوسط |
|
S4 |
06/7± 14/86 |
50-25 |
بد |
|
S5 |
07/6± 84/86 |
25-0 |
خیلی بد |
بحث
نتایج حاصل از این مطالعه ارتباط معنی‌داری بین جمعیت‌های دیاتومه با عوامل فیزیکی-شیمیایی (شوری، آهن، هدایت الکتریکی و اسیدیته) نشان داد (P<0.05). به طور کلی، دیاتومه‌ها شاخصی برای نشان دادن تغییرات ایجاد شده در شیمی آب توسط مورفولوژی سیستم‌های رودخانه‌ای، شناخته شده‌اند (Triest et al., 2001). از آنجا که آب‌های جاری محیط‌هایی هستند که به سرعت قابل تغییرند، لذا می‌توانند زیستگاه‌های متعددی را برای میکروارگانیسم‌های آبزی فراهم کنند (Townsend and Hildrew, 1994).
در پژوهش حاضر، با توجه به نتایج به دست آمده از تحلیل CCA، شاخص‌های هدایت الکتریکی، شوری، آهن و اسیدیته به عنوان عوامل مکانی در پراکنش جنس‌های دیاتومه نقش داشتند، هر چند شاخص‌های دیگری مانند نور قابل دسترس، سرعت آب و کاربری اراضی که در این مطالعه بررسی نشدند، نیز می‌توانند تأثیرگذار باشند. با توجه به طبقه‌بندی منطقه‌ای جویبارها در سراسر جهان، اطلاعات درباره ارتباط آنها با جمعیت‌های زیستی آب‌های شیرین اندک است (Hawkins et al., 2000). حضور گونه‌ها در هر زیستگاهی به قابلیت سازگاری آنها در برابر تغییرات محیطی مانند شیمی آب (به ویژه اسیدیته، هدایت الکتریکی و مواد مغذی)، نوع بستر، سرعت آب و نور قابل دسترس وابسته است. بیشتر این شاخص‌ها به خصوصیات بوم‌شناختی منطقه مانند آب و هوا، زمین‌شناسی و کاربری اراضی بستگی دارند
Omernik, 1987)؛ Stevenson, 1997؛ Wasson et al., 2002). Stevenson در سال 1997 اهمیت این شاخص‌ها را در ساختار جمعیت دیاتومه‌ها بیان کرد. عوامل مکانی مانند اسیدیته، سرعت آب و فعالیت‌های انسانی به طور مستقیم بر روی حضور گونه‌ها و در نتیجه ساختار جمعیت مؤثر است.
مزیت اصلی استفاده از دیاتومه‌ها واکنش سریع به تغییرات محیطی، حضور در همه مناطق و پراکنش جهانی آنها است (Feio, et al., 2009). با این وجود، شاخص‌های دیاتومه معمولاً خاص منطقه مشخص هستند و ممکن است برای ارزیابی پیوستگی بوم‌شناختی آب‌های جاری در مناطق دیگر مناسب نباشند (Pipp, 2002). به منظور برآورد کیفیت آب رودخانه، با استفاده از اطلاعات اولیه، شاخص‌های متداول دیاتومه برای ارزیابی رودخانه محاسبه شدند. شاخص‌های استفاده شده نتایج مشابهی را نشان دادند.
تحلیل‌های شیمیایی برای متغیرهای کیفی آب در طول دوره مطالعه انجام شد. با توجه به نتایج حاصل از شاخص‌های دیاتومه، رودخانه ماسوله به عنوان یک اکوسیستم دارای وضعیت تروفی الیگو–مزوتروف تا مزوتروف و با کلاسه کیفی 2 و 3 معرفی شد. در سایر مطالعات نیز تناقض‌های مشابهی در بررسی کیفی آب بر اساس شاخص‌های شیمیایی و تحلیل جمعیت‌های دیاتومه، در خلیج گدانسک در کشور لهستان گزارش شده بود .(Bogaczewicz-Adamczak and Koźlarska, 1999؛ Bogaczewicz-Adamczak et al., 2001؛ Zgrundo and Bogaczewicz-Adamczak, 2002).
در مجموع، 23 جنس دیاتومه در طول دو فصل نمونه‌برداری از پنج ایستگاه شناسایی شد. از میان جنس‌های شناسایی شده در این بررسی، جنس‌های Nitzschia، Navicula، Amphora، Thalassiosira و Surirella که دارای پراکنش جهانی هستند، غالب بودند (Krammer and Lange-Bertalot, 2004) و از میان آنها نیز Nitzschia غالب‌ترین جنس در تمام ایستگاه‌ها بود.
تغییر در ترکیب جمعیت دیاتومه‌های کف‌زی در نتیجه آلودگی فلزات در دریاچه‌ها (Ruggiu et al., 1998) و رودخانه‌ها (Ivorra et al., 1999) مشاهده شده است. در مطالعه حاضر، نیز نتایج حاصل از تحلیل CCA نشان داد که، جنس‌های Nitzschia،Diatoma، Surirella، Achnanthes، Cymatopleura و Rhoicosphenia ارتباط معنی‌داری با غلظت فلز آهن دارند (P<0.05). به نظر می‌رسد این جنس‌ها نسبت به تغییرات آهن مقاوم مقاوم هستند که با نتایج بررسی (Cunningham et al., 2005) مشابهت دارد. مقاومت این دیاتومه‌ها در برابر فلزات باعث می‌شود که فراوانی جمعیت آنها نسبت به جنس‌های حساس به آلودگی فلزات بیشتر شده، در رقابت با آنها از شانس بیشتری برای بقا و پایداری در اکوسیستم برخوردار باشند.
گاهی گونه‌هایی از جلبک‌ها که در شرایط طبیعی کوچکتر بوده (به لحاظ اندازه والو) و قابل رقابت با سایرگونه‌ها نبودند در شرایطی که جمعیت‌ها در معرض تنش‌های شیمیایی قرار می‌گیرند به گونه‌های غالب تبدیل می‌شوند (Kinross, et al., 1993) با توجه به نتایج به دست آمده در تحقیق حاضر، جنس‌های NitzschiaوNavicula دارای بیشترین فراوانی نسبی بودند. البته نتیجه تحقیق حاضر، این موضوع که بزرگ یا کوچک بودن جنس‌های دیاتومه (از لحاظ اندازه) عاملی مؤثر برای تخمین حساسیت نسبت به آلودگی آنها است، را تأیید نمی‌کند.
استفاده از شاخص‌های دیاتومه در مطالعات ارزیابی زیستی رودخانه‌ها به علت کم بودن هزینه‌های مربوط به انجام آزمایشات و تغییرات سریع آنها نسبت به ورود مواد آلاینده روشی مناسب و کاربردی است. بنابراین، با توجه به نتایج حاصل از این بررسی استفاده همزمان از شاخص‌های PTI، TDI و WQI برای ارزیابی رودخانه‌های شمال ایران پیشنهاد می‌شود.
سپاسگزاری
نگارندگان، از آقایان مهندس امین بزرگی، مهندس محمد مهدی حق‌پرست و مهندس صادق احمدی به دلیل همکاری صمیمانه که در برداشت‌های صحرایی این پژوهش داشتند، سپاسگزاری می‌کنند.
)