煙臺潮間帶大型底棲動物群落組成和結構研究

韓慶喜, 袁澤軼, 陳丙見, 王玉玨, 石雅君, 劉東艷

(1. 中國科學院 煙臺海岸帶研究所 海岸帶環境過程與生態修復重點實驗室, 山東省海岸帶環境過程重點實驗室, 山東 煙臺 264003; 2. 國家海洋信息中心, 天津 300171; 3. 上海海洋大學 海洋科學學院, 上海201306)

潮間帶作為海洋濕地生態系統一個重要類型,地處陸地與海洋生態系統作用較強烈的地帶, 陸海理化因子交替, 環境復雜多變[1], 通常具有豐富的底棲群落, 為海鳥、底棲魚類和甲殼類等提供的充足的食物來源和產卵育雛地[2-3], 另外人類生產開發活動頻繁, 對潮間帶生態系統的影響和擾動也與日俱增,因此潮間帶生態學的研究越來越受關注。大型底棲動物作為海岸帶生態系統的重要組成部分, 在潮間帶生態系統碎屑分解、物質循環、能量流動以及生態系統平衡與穩定中起著重要作用[4-5]。大型底棲動物具有相對穩定的生活環境和較差的穩定性, 群落組成和結構對物理環境和人類擾動敏感而深刻[6-7], 因此,是監測海岸帶環境的良好的指示生物[8-9], 是研究環境壓力對生態系統綜合影響的最佳選擇[10-12]。

隨著煙臺人口的急劇增加以及經濟的迅速發展,煙臺潮間帶自20世紀30年代有記錄以來發生了很多變化,更深刻的變化來自 20世紀 80年代至今, 現如今沿煙臺海岸遍布的大量海草床已消亡殆盡, 四十里灣潮間帶海草床僅在煙臺漁人碼頭附近有斑塊分布。煙臺潮間帶從四十里灣北部芝罘島向南一直到養馬島, 軟泥質潮間帶、泥沙質潮間帶及沙質潮間帶均有分布。為使本研究全面而有代表性, 選取了 3個不同類型的潮間帶進行取樣, 分析煙臺濱海潮間帶底棲生物的變化。選取的這3種受不同擾動或影響的潮間帶類型, 通過比較長期的歷史資料,發現其群落演化和生態變遷, 為合理持續開發潮間帶生物資源以及保護海岸帶健康的生態環境提供依據。

1 材料與方法

1.1 研究區域簡介

煙臺地處膠東半島北部。三面環山, 北面瀕臨黃海, 隔海與遼東半島相望。煙臺海岸曲折蜿蜒構成許多內灣, 沿岸屬“基巖海岸”類型, 包括巖岸、砂岸、泥砂岸、礫石灘、海港(泥沙、巖石底質)5種生境, 豐富的生境是海洋動物棲息、產卵和繁殖的良好場所。本次調查選擇了 3種最常見的基質類型, 包括辛安河口的沙質底質, 辛安河口的泥沙底質以及養馬島南部的泥質灘涂, 這3處采樣點的具體位置如下: 辛安河 口 37°26′25.71′N, 121°32′51.74′E; 漁 人 碼 頭37°30′52.41′N, 121°26′38.46′E; 養 馬 島 37°27′3.82′N,121°35′49.17′E。調查站位地理位置如圖 1 所示。

圖1 2009～2010年煙臺潮間帶調查采樣站位分布圖Fig.1 Position of sampling site in Yantai intertidal zone during year 2009～2010

1.2 采樣方法

本次調查于2009年11月, 2010年2月、5月和8月4個季度月(秋、冬、春、夏)在煙臺海域辛安河口和漁人碼頭近岸海域潮間帶進行采集。在辛安河口與漁人碼頭潮間帶取一垂直于海岸的斷面, 從高潮的基準面下退15 m至低潮區附近等距離設 3個站點 (高、中、低潮區) , 用 GPS定位儀定位以便 4個季度重復取樣, 對大型底棲生物進行調查取樣。

調查區域范圍是煙臺濱海潮間帶, 調查選取具有代表性的3個斷面, 每個斷面在高、中、低潮帶各設 1個站, 必要的斷面將增加潮下帶和潮上帶站位以增強對潮間帶底棲生物群落特征的理解, 先期進行 1年的調查取樣, 以期能獲得煙臺濱海潮間帶底棲生物的群落特征和受人類影響干擾情況, 并為未來進行潮間帶底棲生物群落演替作一個本底的參考。調查時間定為2009年11月和2010年2月、5月、8月, 每季度野外調查一次, 采獲的底棲生物樣品拿回實驗室進行室內研究分析, 包括鑒定、計數、稱質量, 調查規范依據《海洋監測規范》第七部分。數據分析主要利用各種生物統計軟件, 包括PRIMER, SPSS AMBI軟件包和EXCEL進行數據的處理和作分布圖。

采集的生物樣品為大型底棲動物, 分為定量樣品和定性樣品。定量樣品采集根據采用0.5 m×0.5m的取樣框, 對 0.25 m2底質內的樣品進行采集, 用0.5 mm 網目的篩子進行沖洗, 獲得大型底棲生物,所得樣品用 75%的酒精進行固定后帶回實驗室。在實驗室用 1%的虎紅溶液對篩選所得的大型底棲動物標本和殘渣進行染色挑選, 最后進行鑒定、計數及稱質量。易斷的紐蟲和多毛類按頭部計數, 管棲動物剝去管子, 軟體動物的死殼不計數, 軟體動物不去貝殼, 群體標本不計算個數, 寄居蟹去螺殼稱質量。分類計數后的標本用精度為1 mg的電子天平稱量。并換算求得各種群的優勢度、棲息密度(個/m2)和生物量(g/m2)。樣品的處理、鑒定、稱質量等均按《海洋調查規范》(GB 12763.6-91)進行。同時對底質的粒徑組成、有機質含量進行分析。

1.3 數據處理

底棲動物群落數據在標準化后采用單因子和多因子統計分析進行群落結構分析。底棲群落的生物特征包括豐度(A), 物種數目 (S), 香農威納指數(H′;log10), 多樣性指數 (d)和均勻度指數 (J′) 。

優勢種的計算: 優勢種的定義在不同資料、文獻中有所區別, 在應用研究中, 對優勢種主要通過一系列量化標準進行劃分, 本文采用優勢度 Y[13]作為劃分優勢種的標準。大型底棲生物優勢度計算公式為:

Y=(ni/N)×fi

式中, N為采泥樣品中所有種類的總個體數目, ni為第i種的個體數; fi為該種在各站位出現的頻率; 當物種優勢度Y > 0.02時, 該種即為優勢種。

依據 Gaudêncio 等[14]的粒徑分析標準, 按粒徑大小將底質分為礫石(≥2.000 mm, 粗砂(0.500～2.000 mm),細砂(0.250～0.063)和泥(<0.063 mm)。粒徑采用 Mastersizer 2000型(馬爾文儀器有限公司, 英國)激光粒度儀測定, 粒徑測量范圍為0.02～2000μm, 相對誤差小于1%。

運用普利茅斯海洋實驗室開發的PRIMERTM6.0軟件包, 進行群落組成及結構的統計分析, 以研究分析物種豐度的時空變化。底棲豐度數據經過平方根轉化之后, 采用Bray-Curtis相似性矩陣進行轉換,采用組平均排序和非度量多維測度進行等級聚類。采用 AMBI 5.0軟件包(下載于 www.azti.es)中的AZTI’s Marine Biotic Index (AMBI)和 multivariate-AMBI (m-AMBI) 分析底棲生態狀況[15]。AMBI閾值如下: “正常”, 0.0～1.2; “輕微污染”, 1.2～3.3; “擾動”,3.3～5.0; “劇烈擾動”, 5.0～6.0 和“極端擾動”以及“無生命”[16]。m-AMBI的質量閾值如下: “高”>0.77; “良好”0.53～0.77; “中等”0.38～0.53; “差”0.20～0.38; 和“惡劣” <0.20[17]。

各采樣區域的底質粒徑分布見表1。

表1 煙臺潮間帶各采樣區域的底質粒徑分布Tab.1 Grain size of different intertidal zones in Yantai

2 結果

2.1 種類組成及季節變化

根據在煙臺潮間帶3個典型潮間帶4個季節的大型底棲動物采集, 共獲得 9155號標本, 分屬 111種, 包括多毛類動物40種, 甲殼動物37種, 軟體動物29種, 棘皮動物1種, 魚類2種, 其他動物2種(包括紐蟲和腔腸動物各1種)。多毛類動物和甲殼動物占據了研究區域底棲群落的主要成分, 兩者分別占據了群落總種數的36.04%和33.33%, 軟體動物同樣也是該區域潮間帶底棲群落的重要組成部分, 它占據了群落總種數的26.13%。泥沙礫石的漁人碼頭潮間帶總種數為70種, 遠高于沙質的辛安河口34種和泥質的養馬島泥質潮間帶36種。在各季節的類群分布中, 甲殼動物在冬季種類數量要少于其他 3個季節, 在3個潮間帶區域的種數分別為1種(漁人碼頭),0種(辛安河口)和 1種(養馬島); 并且冬季的總種數在4個季節中也是最低的(表2)。

表2 煙臺潮間帶各季節大型底棲動物物種數分布Tab.2 Seasonal distribution of macrobenthos in intertidal zones in Yantai

2.2 大型底棲動物的豐度與生物量

煙臺潮間帶 3個典型潮間帶大型底棲動物平均豐度為(2034.44±2042.58)個/m2, 平均生物量為(198.86±191.82)g/m2。不同動物類群的豐度的時空差異都很顯著, 泥沙礫石性質的漁人碼頭潮間帶豐度最大, 占據了 60.6%, 尤其以日本大螯蜚豐度最大,冬季的豐度達到 1768.67個/m2。沙質的辛安河口則以多毛類為主, 而泥質的養馬島則以軟體動物為主。豐度的季節變化中, 春、夏和秋季3個季節差異較小,而冬季則變化劇烈。漁人碼頭和養馬島冬季的豐度要遠高于其他 3個季節, 而辛安河口的冬季豐度則明顯小于其他 3個季節。不同動物類群生物量的空間差異顯著, 平均生物量以養馬島最高(103.87g/m2),漁人碼頭次之(32.66 g/m2), 辛安河口最低(12.62 g/m2)。各個動物類群在不同季節的生物量略有不同, 漁人碼頭和辛安河口均以秋季的生物量為最高, 而養馬島潮間帶的生物量在冬季達到最高, 遠高于其他3個季節。3個典型潮間帶中, 軟體動物均是生物量的主要貢獻者, 除漁人碼頭秋季(40%)和辛安河口夏季(33%)外, 軟體動物在總生物量的比重均超過59%(詳見表 3)。

2.3 優勢種的時空分布

在本次調查研究中, 煙臺潮間帶出現的優勢種共15種, 包括6種多毛類, 5種軟體動物, 4種甲殼動物, 但多數優勢種僅在某個潮間帶的單個季節出現,優勢種的季節變化明顯, 包括多毛類動物的長雙須蟲和日本刺沙蠶, 軟體動物的等邊淺蛤、西施舌和異白櫻蛤, 甲殼動物的伍氏厚蟹、大螻蛄蝦以及長趾股窗蟹, 而在多個季節或潮間帶出現的優勢種僅有 6種, 包括多毛類動物的中型阿曼吉蟲、膜質偽才女蟲和小頭蟲, 軟體動物的菲律賓蛤仔和古氏灘棲螺,甲殼動物的日本大螯蜚。在漁人碼頭大型底棲動物群落中, 日本大螯蜚(優勢度為 0.29～0.82)是全年的優勢種, 是該群落的重要組成部分; 其次為小頭蟲,是除夏季之外其他 3個季節的優勢種。中型阿曼吉蟲則是辛安河口大型底棲動物群落的主要優勢物種,它在春、夏、秋季均為該研究區域的優勢種。養馬島的底棲群落優勢種則為菲律賓蛤仔, 在春、夏、冬季的優勢度為0.07～0.48(表4)。

表3 煙臺潮間帶大型底棲動物生物量和棲息密度分布Tab.3 Seasonal distribution of macrobenthic abundance and biomass in intertidal zones in Yantai

2.4 群落結構的時空變化

為了避免稀有種的相對豐度對可靠性的影響,以提高非參數檢驗的強壯性, 將所有占總豐度0.05%以下的種剔除[18]。在后面的這些分析中, 這些種的豐度占到了所采樣品總豐度的99.21%。在對群落數據進行了二次方根轉化之后, 轉化為 Bray-Curtis矩陣, 進行Cluster聚類, 結果(圖2)表明, 在3種不同的底質類型下, 沙質的辛安河口底棲群落受的季節變遷異常劇烈; 而漁人碼頭和養馬島底棲生物類群的季節變化維持在一個相對穩定的水平上,兩者不同的底質類型決定了底棲群落的結構和組成,季節因素對其施加的影響在底質之下。在漁人碼頭,春季和夏季的群落結構相類似, 而養馬島底棲群落則在秋冬季較為相近。

圖2 煙臺潮間帶大型底棲動物群落的聚類分析Fig.2 Cluster analysis of macrobenthic community in different intertidal zones in Yantai

作者對各采樣區域和各季節的底棲群落進行SIMPER分析, 結果也與以上結果相符。對各采樣區域的 SIMPER分析顯示, 漁人碼頭不同季節的群落的平均相似性為57.45, 遠大于養馬島的32.60和辛安河口的15.72。漁人碼頭的平均相似性的主要貢獻者是Grandidierella japonica Stephensen, 1938, Capitella capitata (Fabricius, 1780)和Armandia intermedia Fauvel, 1902, 它們對平均相似性的貢獻率均超過10%。養馬島底棲群落平均相似性的主要貢獻者是Ruditapes philippinarum (Adams & Reeve, 1850),Macoma incongrua (Martens, 1865), Batillaria cumingi (Crosse, 1862), Lumbrineris latreilli Audouin et Edwards, 1834, 辛安河口平均相似性的主要貢獻者為Armandia intermedia Fauvel, 1902, Ruditapes philippinarum (Adams & Reeve, 1850), Gomphina aequilatera (Sowerby, 1825)和Pseudopolydora kempi(Southern, 1921), 這些種也是各采樣區域群落豐度的主要貢獻者, 除漁人碼頭的Pseudopolydora kempi(Southern, 1921)似外, 它的豐度貢獻值超過10.28%,但對平均相似性的貢獻率只有 6.05%, 它的季節變化異常劇烈, 夏季的豐度值占到了全年總豐度的93.89%。作者對不同季節的底棲群落的 SIMPER分析顯示, 各季節在不同采樣區域的平均相似性均比較低, 春季最高, 僅為22.62, 冬季最低, 僅4.96, 夏季和秋季分別是20.89和22.28。

表4 煙臺潮間帶大型底棲動物主要優勢種及其優勢度Tab.4 Dominant species and its seasonal dominance in different intertidal zones in Yantai

2.5 底棲群落與環境擾動

由物種豐度數據進行了多樣性、AMBI和 m-AMBI的計算, 結果(表 5)顯示, 除辛安河口由于物種數的季節變化較大(比如冬季僅獲得3種底棲動物)使得評估結果的可信度存在一定問題之外, 漁人碼頭泥沙質海灘和養馬島泥灘均受到了人類活動的輕微擾動, 同時生態質量狀況處于相對良好的水平。AMBI指數建立在某一站位各底棲動物棲息密度所占比例的基礎之上, 評估結果受優勢物種的影響較大, 在物種數和生物多樣性指數較低的辛安河口(冬季), 當某一站位的底棲動物種類數和個體數較少時,AMBI的敏感性會明顯降低[19], 而綜合了AMBI、物種多樣性指數和物種數的m-AMBI對生態環境質量的評估結果較之更為準確[20]。

3 討論

煙臺底棲生物從張璽[21]和張修吉[22]的種類記述開始, 在他們的早期工作中, 對煙臺潮間帶及淺海的底棲動物種類進行了種類圖示描繪及優勢種的記述, 但其在采樣過程中并不嚴格區分潮間帶與淺海,張璽[21]對煙臺各類型淺海的代表性底棲生物進行了種類記述, 某些種類并附有精美的外形圖。張修吉[22]統計了煙臺海濱標本計有112科, 131屬, 并對一些稀有物種進行了形態和生境描述。但在漁人碼頭附近僅記錄4種, 包括沙蠶科沙蠶屬Nereis, 鱗沙蠶科Polyno? pontogema 及磯沙蠶 Eunicidae Arabella。楊宗岱和吳寶鈴[23]記錄了漁人碼頭附近多毛類 14種,明顯少于本次調查所獲得的28種。叢建國[24]根據每年1次連續7年的調查, 獲得無脊椎動物128種, 與本次研究相比, 他的報道也涉及了巖石灘和海港碼頭, 通過比較香農威納指數顯示, 無脊椎動物群落的多樣性、均勻度和種類豐富度及個體數量在急劇下降, 沙質海灘上的美人蝦Callianassa sp.及海棒槌Paracaudina chilensis ransonnetii已絕跡, 在本次調查中亦未有發現, 亦說明人類對該區域潮間帶的影響深刻, 短時間內并無好轉的跡象。在可預見的未來,煙臺的潮間帶生態系統仍將受大量人類活動的影響,比如海參養殖、貝類灘涂等。

表5 煙臺大型底棲動物群落的多樣性、AMBI和m-AMBI生態環境評估Tab.5 Evaluation of ecological status of intertidal zones in Yantai by diversity, AMBI and m-AMBI

養馬島南岸泥沙灘在 20世紀30年代的代表動物[21]包括海仙人掌 Cavernularia habereri (Moroff.),葉須蟲 Phyllodoce, 吻沙蠶 Glycera, 海豆芽Lingula anatine (Bruguiére), 鉤蝦 Gammarus, 蝦蛄 Squilla,脊腹褐蝦 Crangon affinis (de Haan)(現為日本褐蝦Crangon hakodatei Rathbun), 圓球股窗蟹Scopimera globosa (de Haan), 關公蟹 Dorippe, 軟體動物的Tapes varietatus (Hanley) [現為 Venerupis aspera(Quoy & Gaimard, 1835)], 扇貝Pecten laetus (Gould)[應為踵扇貝Talochlamys zelandiae (Gray, 1843)], 海螂 Mya, 蚶 Arca, 殼蛞蝓 Philine japonica Doridium(現為東方殼蛞蝓Philine orientalis A. Adams, 1854),金氏真蛇尾 Ophiura kinbergi (Ljungman), 紫蛇尾Ophiopholis mirabilis (Duncan), 哈氏刻肋海膽Temnopleurus hardwickii (Gray), 細雕刻肋海膽 Opleurus toreumaticus (Klein)。

漁人碼頭的泥沙岸在 20世紀30年代的代表動物[21]包括燐沙蠶Chaetopterus variopedatus (Renier),沙 蠋Arenicola, 扇貝Pectinaria, 吻沙蠶Glycera, 沙蠶Nereis, 螠蟲Echiurus unicinctus (von Drasche), 裸體方格星蟲 Sipunculus nudus (Linné), 海豆芽 Lingula anatina (Bruguiére), Talitrus, 跳鉤蝦 Orchestia,短脊鼓蝦Alpheus brevicristatus (de Haan), 大螻蛄蝦Gebia major (de Haan)[大螻蛄蝦Upogebia major (De Haan, 1841)], 美人蝦Callianassa harmandi (Bouvier)[應為 Nihonotrypaea harmandi (Bouvier, 1901)], 管須蟹Albunea, 圓球股窗蟹Scopimera globosa (de Haan),肉球近方蟹Hemigrapsus sanguineus (de Haan), 藍氏三強蟹 Tritodynamia rathbuni (Shen)(現為藍氏三強蟹Tritodynamia rathbunae Shen, 1932), 三疣梭子蟹Portunus trituberculatus (Miers), 寬身大眼蟹 Macrophthalmus dilatatus (de Haan), Uca; 圓濱蛤Hiatula olivacea (Jay)(現為圓濱蛤Nuttallia ezonis Kuroda &Habe in Habe, 1955), 日本鏡蛤 Dosinia japonica(Reeve), 櫻蛤 Tellina, 青蛤 Cyclina chinensis (Chemnitz), 蛤蜊Trigonella(現為Mactra Linnaeus, 1767),砂海螂Mya acuta (Say)(應為Mya arenaria Linnaeus,1758), 長竹蟶 Solen gouldi (Conrad.)(現為 Solen strictus Gould, 1861), 蛤 仔 Tapes variegates(Hanley)[現為 Venerupis aspera (Quoy & Gaimard,1835)], 織紋螺Nassa(現為織紋螺Nassarius Duméril,1805), 筍螺Terebra, 彩虹蟲昌螺Umbonium vestiarium (L.), 殼蛞蝓Philine japonica (Lische)(現為東方殼蛞蝓 Philine orientalis A. Adams, 1854), 扁玉螺Natica didyma var. bicolor (Phil.) [現為Neverita didyma(R?ding, 1798)], 尻參 Caudina chilensis (Müller) [現為海棒槌 Paracaudina chilensis (J. Müller, 1850)],細錨參 Leptosynapta, 心形海膽 Echinocardium cordatum (Pennant)。

以上兩個潮間帶區域在20世紀30年代的這些代表性種類之中, 很多體型較大的甲殼動物和軟體動物均具有一定的經濟價值, 如甲殼動物的蝦蛄、日本褐蝦、短脊鼓蝦、三疣梭子蟹、大螻蛄蝦、短脊鼓蝦; 軟體動物的扇貝、蚶、長竹蟶, 蛤仔, 蛤蜊, 青蛤, 扇貝等等。但在2009～2010年調查中所獲得的典型代表動物及優勢動物中, 大型的種類退化嚴重,經濟種類很少; 并且養馬島區泥質潮間帶的經濟動物菲律賓蛤仔亦與附近貝類灘涂養殖的養殖生物逃逸有關。另外, 由于在張璽[21]和張修吉[22]所記錄的很多底棲種類包括了相當一部分的淺海底棲生物,絕大部分并非潮間帶區域所生存, 而是生活于潮下帶近岸水域, 這與本次調查的范圍有所區別。

在群落豐度組成中, 日本大螯蜚是漁人碼頭泥沙灘的全年優勢種, 作為該區域底棲群落的重要組成部分, 它的出現應與漁人碼頭潮間帶殘存的一片海草床(Zostera marina, 約 4 m2)有關, 它為這些小型端足類的出現提供了一定的食物來源及庇護場所;中型阿曼吉蟲是辛安河口大型底棲動物群落的主要優勢物種, 它與辛安河帶至河口區域的大量有機質堆積污染有關; 而養馬島菲律賓蛤仔則與附近的灘涂養殖有關, 這些養殖貝類的逃逸對周圍環境的大型底棲群落組成和結構也產生的一定的影響。這些場所均存在一定的環境污染和人為擾動, 但相對較好地保存了各自潮間帶的原有特征。

國內學者廣泛將大型底棲群落的多樣性指數(包括香農指數、豐富度指數、均勻度指數等)與環境擾動或污染相聯系, 分析環境擾動或污染對生態系統和生物群落的影響。在大型底棲群落分析方法上, 最常采用的是ABC曲線法[25-27], 以及對ABC方法進行發展改進的MPI指數法[28]。ABC曲線法在用于評價大型底棲群落和環境質量中存在一些局限性, 比如它只適用于軟底質的有機污染, 并且非多毛類的小個體種和喜有機質的大個體種的存在會嚴重影響分析結果[29]。而采用底棲生物指數(如 AMBI和m-AMBI), 能夠簡化測量工作, 評估生態風險, 具有較大的尺度和環境狀況上的通用性, 較為準確地預測環境變化的方向, 甚至能夠確定需要采取措施的閾值所對應的環境脅迫壓力。生態指數的應用較為成熟, 但生態指數的適應性與底質環境密切相關,生態指數中的豐度和均勻度等易受高運動性常見物種的影響[30], 單純使用生態指數分析底棲群落將不夠全面, 因此, 在進行群落結構和組成的分析上, 將以生態指數為主, 以主要優勢物種的擾動敏感程度作為輔助參考。

在歐盟水框架計劃 WFD(Water Frame Directive的推動下, 底棲生物指數得到了迅速發展, 并廣泛應用于河口和海岸帶水域的水環境質量檢測和生態研究中, 應用比較廣泛的底棲生物指數包括Borja等[31]創立的 AMBI指數 (AZTI Marine Biotic Index)、Simboura[32]的 Bentix 指數、Rosenberg 等[33]的BQI(Benthic Quality Index)、Dauvin 等[34]的 BOPA(Benthic pportunistic Polychaetes Amphipods)和Muxika等[35]以AMBI指數為基礎, 整合種類豐富度和香農指數, 發展出和m-AMBI指數。AMBI指數和m-AMBI指數以Pearson-Rosenberg的有機質富集模型為理論基礎[6], 將底棲物種按污染(主要是有機質污染)耐受程度, 分為 5個生態群組[31], 通過將所得的底棲種類通過分組之后, 計算生物指數[34]。AMBI和 m-AMBI指數可以反應軟底質底棲群落對自然或人為擾動的響應, 被用于評價歐洲海岸的生態質量,被成功的用于包括歐洲周邊各海域[36]、印度洋[37]、南美和香港[15]的水域。需要注意的是, AMBI等生物指數盡管在歐洲海域有很好的適應性[36], 但在我國北方海域使用時, 仍需要結合底棲動物區系組成、對環境改變和污染的響應特征等進行必要的修訂[16]。在本文 ABC曲線和生物指數的聯合應用中, AMBI和 m-AMBI指數顯示出了較強的適應性, 是替代ABC曲線的較好選擇。已有的研究也證實, AMBI和m-AMBI指數均能有效地檢測生態系統所承受人為或環境擾動影響, 并已應用于渤海灣潮間帶, 長江口, 香港和深圳等地的近海海域的底棲生態環境質量評價, 并且對于有機污染物、重金屬污染、富營養化等環境壓力梯度表現出較好的適應性[20,38]。

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