遼東灣浮游生物粒徑結構穩定性分析

宋 倫，宋廣軍，王年斌（1.遼寧省海洋水產科學研究院，遼寧 大連 116023；2.遼寧省海洋環境監測總站，遼寧 大連 116023）

遼東灣浮游生物粒徑結構穩定性分析

宋 倫1，2*，宋廣軍1，2，王年斌1，2（1.遼寧省海洋水產科學研究院，遼寧 大連 116023；2.遼寧省海洋環境監測總站，遼寧 大連 116023）

基于2012～2014年春、夏、秋、冬季遼東灣網采浮游生物及環境因子的調查資料，采用顯微測微計法結合粒徑譜理論分析了遼東灣南、北2個區域的浮游生物粒徑結構特征，并構建了浮游生物群落穩定性評估模型.結果表明，遼東灣海域浮游生物不同營養級間能量傳遞效率近似相等，但生態轉化效率偏低； 2012～2014年遼東灣南部區域穩定性系數平均為0.53，北部區域平均為0.47，南部區域浮游生物群落整體上較北部穩定，夏季表現更為明顯，說明南部區域受環境脅迫影響較小；海水營養狀況分析表明，北部區域屬于富營養化水平較高海域，營養指數（E）平均為1.69，南部區域基本屬于低營養水平，營養指數（E）平均為0.42，富營養化會導致系統偏離穩定狀態；本文構建的浮游生物群落穩定性評估模型可嘗試比較不同海域浮游生物群落的健康狀況.

浮游生物；粒徑結構；粒徑譜；ABC曲線；生態穩定性；遼東灣

海洋浮游生物群落作為海洋生態系統的重要組成部分之一，是能量流動和物質循環的最基礎環節，而其穩定性與否與海洋生態災變密切相關，但因其復雜的三維生態空間和系統內微小種群個體的存在， 長久以來一直是海洋生態學研究的瓶頸［1］.粒徑譜理論提出［2］，為生態系統狀態指示、生態群落脅迫效應評估、浮游生物群落穩定性研究提供了新思路.其標準生物量譜的斜率、回歸相關系數、譜線剩余方差可用于表征生物群落的粒徑結構，指示生態系統健康與穩定狀況［3-4］.自王榮等［5-6］首次把粒徑譜概念引入國內以來，有關海洋浮游生物粒徑譜的研究出現過一些綜述性的文章報道［4，7-10］.

近些年，關于浮游生物粒徑結構的研究主要涉及粒級的劃分及方法比較［11-12］、粒徑譜構建及環境影響關系等［1，13-15］.盡管國內浮游生物粒徑譜的研究取得了一些初步成果，但揭示浮游生物群落穩定性機制研究方面還比較欠缺.

遼東灣為渤海半封閉式海灣，多年來超負荷承載陸源污染，近岸海域富營養化嚴重［16］，浮游生物粒徑結構變化復雜， 本研究選取遼東灣南、北2個區域，首次采用顯微測微計法結合粒徑譜理論構建了浮游生物群落穩定性評估模型，分析了浮游生物粒徑結構特征，探討了不同環境脅迫下浮游生物群落的穩定性狀況，揭示了富營養化海域浮游生物粒徑結構變化規律及響應機制，可為近岸海域浮游生物群落穩定性評價提供技術支持.

1 材料與方法

1.1 調查區域與樣品采集

2012～2014年5月（春）、8月（夏）、10月（秋）、12月（冬，2012年未調查）分別在遼東灣海域進行了網采浮游動、植物及環境因子調查，于南（S區）、北（N區）2個區域分別設置10個調查站位，其中N區鄰近河口，受近岸陸源環境影響較大，S區則相對影響較小（圖1）.

圖1 遼東灣采樣站位示意Fig.1 Sampling sites in Liaodong Bay

浮游生物調查采用《海洋調查規范》［17］推薦的方法，使用淺水Ⅰ、Ⅱ、Ⅲ型浮游生物網從底至表層垂直拖網，分別統計大（等效球徑，ESD＞500μm）、中型浮游動物（ESD＜500μm）和浮游植物；同期進行海水的水溫、鹽度、葉綠素a（Chl a.）、無機氮（DIN）［銨鹽、硝酸鹽、亞硝酸鹽、活性磷酸鹽（DIP）、石油類（Oil）、pH值、溶解氧（DO）、化學耗氧量（COD）、重金屬汞（Hg）、鉛（Pb）、銅（Cu）、鋅（Zn）、鎘（Cd）、砷（As）等指標的監測.調查和監測分析方法均參照《海洋調查規范》（GB/T 12763-2007）和《海洋監測規范》（GB17378-2007）［18］執行.

1.2 樣品分析與量值換算

實驗室內分別對浮游動、植物樣品進行鏡檢、計數、稱量并記錄其體長、寬和高.根據測定的形態參數、借助數學幾何運算公式和體長-含碳量的經驗公式分別對浮游生物個體體積和生物個體含碳量進行估算.浮游植物只統計長軸大于5μm的細胞個體，對于難以準確鑒定到種的個體，按未定種歸類到屬記錄，根據測定的形態參數、借助數學幾何運算公式和體長-含碳量的經驗公式分別對浮游植物個體體積和個體含碳量進行估算［19-21］.

橈足類和等足類體積根據橢球體積公式進行估算：

十足類、磷蝦類、住囊類、毛顎類依近似圓臺（或圓柱）體積計算：

式中：L、2a和2b分別為生物個體體長、最大體寬和最小體寬（體高）.

雙殼類、腹足類和介形類等由于其特殊的生物結構組成，體積計算采用公式：

式中：L和W分別為測量每個生物體的體長和最大體寬，C值為對應轉化系數450.

個體含碳量主要是依據相同或相近的種類的體長-含碳量的關系式［22-25］進行直接估算，如橈足類、糠蝦類、毛顎類、十足類等.其他種類則先根據其形態參數計算其近似體積或等效球徑，再估算其個體含碳量.多毛類疣足幼體、擔輪幼蟲、輻輪幼蟲等，參考含碳量與等效球徑的轉換式：

式中：C為含碳量μg；ESD為等效球徑，μm.雙殼類、腹足類、介形類等，按照體積（cm3）×1.13→濕重生物量（g）×0.25→干重（g）×0.9→含碳量（g）換算［27-28］.

1.3 粒徑譜構建與數據處理

標準化生物量譜（NBSS）以經Log2轉換的個體含碳量［11-12］為橫坐標劃分粒級，以最小值為起點，每一粒級的上限對應的生物量是下限相應值的2倍，以Log2［總豐度/粒級差］為縱坐標構建，并對譜線進行相關性及回歸分析.

采用相對重要性指數（IRI）確定群落中的優勢種：

式中：W為某種類的生物量百分比；N為某種類的豐度百分比；F為調查某種類出現的頻率［29］.

采用Shannon-Wiener指數（H′）［15］統計物種多樣性水平：

式中：Pi為第i種生物的豐度（或生物量）與樣本總豐度（或生物量）的比值；S為種類數.

利用營養指數法（E）并結合CN/CP（無機氮/無機磷）對研究海域的營養狀況進行分類［30-31］：

式中：E為富營養化判斷值（E），COD、DIN、DIP分別為化學耗氧量（mg/L）、無機氮（mg/L）、無機磷（mg/L）的測定值.若E≥1，即為富營養化.

環境指數（測定值/標準值）中標準值參照《海水水質標準》（GB3097-1997）中的第二類海水水質標準計算.

通過ABC 曲線法（Abundance-Biomass Comparison curves）對群落的穩定性和脅迫變化狀況進行分析，用W統計量（W-statistic）作為ABC曲線方法的一個統計量，其公式為：

式中：Bi和Ai為ABC曲線中種類序號對應的生物量和豐度的累積百分比，S為出現物種數.當生物量優勢度曲線在豐度優勢度曲線之上時，W為正，反之W為負［32］.

對上述公式計算、數據分析、方差檢驗、曲線繪制均通過Microsoft Excel 2007和SPSS 19.0、PRIMER 5.0軟件完成.

2 結果

2.1 浮游生物粒徑及優勢種組成

研究區（N、S）浮游植物ESD全年分布在3～245μm，個體體積范圍129μm3～0.061mm3，個體生物量范圍142pg～67μg，個體含碳量范圍18pg～368ng；浮游動物ESD全年分布在88～2256μm，個體體積范圍0.00288～48mm3，個體生物量范圍3μg～50mg，個體含碳量范圍282ng～387μg.

綜合各調查年度、季節，研究區（N、S）ESD＜20μm粒徑組優勢種主要由中肋骨條藻（Skeletonema costatum）、具槽帕拉藻（Paralia sulcata）、角毛藻（Chaetoceros sp.）組成，20μm＜ESD＜100μm粒徑組優勢種主要由橈足類無節幼體（Copepod nauplii）、格式圓篩藻（Coscinodiscus granii）組成，100μm＜ESD＜200μm粒徑組優勢種主要由星臍圓篩藻（Coscinodiscus asteromphalus）、洪氏紡錘水蚤（Acartia hongis）組成， 200μm＜ESD＜500μm粒徑組優勢種主要為夜光藻（Noctiluca scintillans），ESD＞500μm粒徑組優勢種主要為強壯濱箭蟲（Aidanosagitta crassa），N、S區優勢種的種類差異不明顯（表1）.

2.2 粒徑譜特征

研究區（N、S）浮游生物標準生物量譜見圖2，線性回歸的參數值見表2.

從總的浮游生物標準生物量譜線回歸相關性來看，回歸擬合系數（r2）N區全年分布在0.748～0.946，S區全年分布在0.820～0.927，N、S區所有調查時段均達到極顯著水平（P＜0.01），總體回歸性較好.剩余方差（s2） N區全年分布在5.82～35.46，S區全年分布在6.65～27.46.

從標準生物量譜線斜率（k）看，N區春季變化范圍為-1.652～-1.300、夏季為-1.844～-1.613、秋季為-1.674～-1.470、冬季為-1.529～-1.473，全年來看斜率變化范圍為-1.844～-1.300；S區春季變化范圍為-1.751～-1.377、夏季為-1.654～-1.430、秋季為-1.679～-1.511、冬季為-1.582～-1.576，全年來看斜率變化范圍為-1.751～ -1.377.S區除夏季譜線斜率高于N區外，其他季節均低于N區.

表1 研究區浮游生物各粒徑組第一優勢種Table 1 Plankton size of the first dominant species of in the study area

圖2 研究區浮游生物標準生物量譜季節變化Fig.2 Seasonal variation in normalized biomass size spectra of plankton in the study area

表2 標準生物量譜參數及ABC曲線W統計值Table 2 Descriptive statistics of the normalized biomass spectra and W-statistics of the ABC curves

從浮游生物的W統計值來看，除2013年春、冬季S區較N區W統計值低外，其余調查時段S區均高于N區.除N區2012～2014年夏季和2013年秋季外（W統計值為負），N、S區其余時段累積生物量均處于優勢地位.

2.3 群落穩定性狀況

為評估N、S區浮游生物群落穩定性狀況，參考相關文獻［33］基礎上，優化篩選了用于表征浮游生物群落偏離穩定狀態程度的4個參數，構建了浮游生物群落穩定性評估模型（表3）.其中K-χ2為標準化生物量譜線性回歸斜率（k）與理論斜率比較的χ2值，并進行N、S區歸一化比較負相關處理；r2為標準化生物量譜的回歸直線相關系數，并進行N、S區歸一化比較正相關處理；s2為圍繞譜線的剩余方差，并進行N、S區歸一化比較負相關處理；W為ABC曲線的統計值，并對其進行N、S區歸一化比較正相關處理（兩區出現單一負值計為0，另一正值計為1）.穩定性系數（SF）為各參數的平均值.

測算結果為， 2012～2014年S區SF平均值為0.53，N區SF平均值為0.47，除2012年春季和2013年春、冬季測算的SF值S區低于N區外，其余調查時段S區均高于N區.而且圍繞標準生物量譜回歸譜線的K-χ2、r2、s23個值測算結果與ABC曲線的W統計值測算結果基本一致.說明S區浮游生物群落結構整體上較N區穩定，受環境影響脅迫較小.從N、S區SF值差異來看，夏季S區較N區浮游生物群落更加穩定.

表3 浮游生態系統穩定性評估模型Table 3 Stability assessment model of marine plankton communities

2.4 研究區水質環境差異

調查期間N區水溫（5.19±0.39）～（25.76±0.21） ℃，鹽度（24.87±1.01）～（27.87±0.41）；S區水溫（9.99± 0.20）～（25.01±0.35）℃、鹽度（28.93±0.31）～ （30.88± 0.15） （圖3）.N區DIN在春、秋、冬季全部超過第二類海水水質標準，S區水質均在第一類海水水質標準范圍內（圖4）.

t檢驗（成對雙樣本均值分析）結果表明，N、S區部分水環境指標在調查期間差異較為顯著（表4），綜合考慮差值和相關系數的大小，DIN、COD、Cd、Hg、As含量N區較S區高，而S區鹽度全年高于N區，水溫冬季也高于N區.

海水營養狀況分析表明，N區屬于富營養化水平較高海域，營養指數（E）平均為1.69，S區基本屬于低營養水平，營養指數（E）平均為0.42（表5）.這也符合本海域的自然屬性，N區北側鄰近遼河、大遼河及大、小凌河，陸域氮源輸入豐富.

圖3 研究區溫、鹽季節變化Fig.3 Seasonal changes in temperature and salinity in the study area

圖4 研究區環境因子季節變化Fig.4 Seasonal changes in environmental factors in the study area

表4 研究區環境因子差值（N-S）Table 4 Differences in environmental factors between northern and southern areas of Liaodong Bay

續表4

表5 研究區海水營養水平Table 5 Levels of eutrophication in the study area

3 討論

3.1 粒級分布與營養級變化

粒徑譜中各功能群粒級的分布往往體現了其在生態系統中能量流動的位置，因此結合生物量粒徑譜和種類組成分析可以確定相應水域的食物網結構.遼東灣南、北2個區域各粒級優勢種依次為中肋骨條藻、具槽帕拉藻、角毛藻、橈足類無節幼體、格式圓篩藻、星臍圓篩藻、洪氏紡錘水蚤、夜光藻、強壯濱箭蟲，而且隨粒級增加，營養級逐級上升.研究發現，雖然N、S區水環境、生物群落穩定性有所不同，但優勢種差異并不明顯，從生物量譜分析可知，應該是不同粒級的浮游生物數量差異所致.

粒徑譜斜率（k）表示能量在群落中的傳遞效率及環境營養水平，斜率越負，表明不同營養級間的能流效率就越低［4］.從斜率上看，浮游生物群落譜線較為陡峭，說明群落中相對較小的浮游生物占據優勢地位，向較大浮游動物傳遞能量的效率偏低.從回歸系數上看，粒徑譜的線性測度較高（回歸擬合系數r2），表明不同營養級間能量傳遞效率近似相等，系統較為穩定.

3.2 浮游生物群落的穩定性評估

ABC曲線法具有生態學中r-選擇和k-選擇策略的理論基礎，可比較分析不同時期，不同脅迫情況下浮游生物群落的響應［34］，W統計值可定量比較不同區域生物群落結構穩定性，統計結果顯示，N區2012～2014年夏季和2013年秋季浮游生物累積豐度處于優勢地位，受外界環境脅迫影響較大，而S區累積生物量全年處于優勢地位，群落結構相對比較穩定，整體上看，S區浮游生物群落結構穩定性高于N區.本文構建的浮游生物群落穩定性評估模型測算結果表明，S區群落穩定性整體上高于N區，夏季尤為明顯，與ABC曲線的W統計值測算結果基本一致，說明S區受外界環境影響脅迫較小.

由于北方海域浮游生物種類偏少，網采樣品比水采樣品有較高的采集效率，覆蓋粒徑范圍更廣泛，而目前的鑒定手段無法測算每個微微型生物種類的粒徑大小，也無法銜接小型浮游植物和浮游動物的數量.本研究針對的浮游生物粒級研究是網采樣品，不可避免漏掉大部分微型、微微型浮游植物及原生動物，可能無法全面表征各粒級浮游生物的實際分布，但本研究針對2個區域利用同種調查方法進行分析，基本可以反映不同環境脅迫下網采浮游生物的粒級結構響應規律.

3.3 粒級結構的環境脅迫響應

浮游生物標準生物量譜變化受多重因素影響，包括溫度、鹽度、營養鹽、海流、捕食作用等［1，4］.N、S區相距僅150km，但鹽度、水溫、DIN、 COD含量差異較為顯著，為避免浮游生物低鹽種類的影響，N區選取的10個站位鹽度均在20以上，S區選取的10個站位鹽度均在28以上，調查中N區也未檢出淡水種類.由于N區水深相對較淺，同期調查水溫在春、夏季略高，秋、冬季略低.重金屬Cd、Hg、As含量在兩區之間雖有差異，但差值較小，所測閾值也均在第二類海水水質標準范圍內，對浮游生物的群落結構影響較小.而營養鹽水平是影響浮游植物粒度的主要因素，調查發現，N區富營養化水平較高，S區則為寡營養水平.

浮游生物相對于底棲生物和游泳生物，受人類直接干擾較小，除了浮游動物上級食物鏈的捕食作用，浮游生物粒級結構的變化主要受環境影響較大.對比研究同一海域不同區域浮游生物粒級結構特征.環境因子的異同應該是最大的脅迫因素.

研究發現，N區較高的營養鹽使得中肋骨條藻、具槽帕拉藻、角毛藻等以r-對策者為主的小個體浮游植物迅速繁殖，用以快速消耗進入系統中的能量，導致浮游生物群落偏離穩定狀態.而S區環境系統相對較為穩定，生物群落反饋調節相對溫和，因此浮游生物群落較N區穩定.許多研究也表明，較低的溫度更適于大粒徑浮游植物的生存［35］.寡營養海域，微微型浮游植物占優勢，富營養海域，初級生產力主要由粒徑較大的小型浮游植物貢獻［8，36-39］.

4 結論

4.1 遼東灣海域浮游生物各粒級優勢種依次為中肋骨條藻、具槽帕拉藻、角毛藻、橈足類無節幼體、格式圓篩藻、星臍圓篩藻、洪氏紡錘水蚤、夜光藻、強壯濱箭蟲，營養級隨粒級增加而上升，不同營養級間能量傳遞效率近似相等，但生態轉化效率偏低.

4.2 遼東灣海域南部區域浮游生物群落整體上較北部穩定，富營養化會導致浮游生物群落偏離穩定狀態，本文構建的浮游生物群落穩定性評估模型可嘗試比較不同海域浮游生物群落的健康狀況.

［1］李自尚.春季黃河口及其鄰近水域浮游動物群落特征與粒徑譜的初步研究 ［D］. 青島：中國海洋大學， 2012.

［2］Sheldon R W， Parkash A， Sutcliffe W H. The size distribution of particles in the ocean ［J］. Limnology and Oceangraphy， 1972，17：327-340.

［3］Boudreau P R， Dickie L M， Kerr S R. Body-size spectra of production and biomass as system-level indicators of ecological dynamics ［J］. Journal of Theoretical Biology， 1991，152（3）：329-339.

［4］周林濱，譚燁輝，黃良民，等.水生生物粒徑譜/生物量譜研究進展［J］. 生態學報， 2010，30（12）：3319-3333.

［5］王 榮，林雅蓉，劉孝賢.太平洋表層水某些生物海洋學要素和顆粒譜的分布規律研究.海洋湖沼通報 ［J］. 1988，19（6）：505-517.

［6］王 榮.發展生物海洋學研究 ［J］. 海洋科學， 1991，（5）：17-21.

［7］王新剛，孫 松.粒徑譜理論在海洋生態學研究中的應用 ［J］.海洋科學， 2002，26（4）：36-39.

［8］楊茹君，王修林，石曉勇，等.海洋浮游植物粒徑分布方法研究［J］. 高技術通訊， 2004，（6）：89-94.

［9］楊茹君，王修林，韓秀榮，等.海洋浮游植物粒徑組成及其生物粒徑效應研究 ［J］. 海洋科學， 2003，27（11）：5-9.

［10］吳成業，焦念志.海洋浮游生物粒徑譜分析技術 ［J］. 高技術通訊， 2005，15（4）：71-74.

［11］左 濤，王 俊，金顯仕，等.春季長江口鄰近外海網采浮游生物的生物量譜 ［J］. 生態學報， 2008，28（3）：1174-1182.

［12］左 濤，王 俊，唐啟升，等.秋季南黃海網采浮游生物的生物量譜 ［J］. 海洋學報， 2008，30（5）：71-80.

［13］馬艷娥，柯志新，黃良民，等.夏冬兩季大亞灣典型海域浮游植物粒級結構特征 ［J］. 熱帶海洋學報， 2013，32（3）：40-46.

［14］鄧春梅，于志剛.東 海、南黃海浮游植物粒級結構及環境影響因素分析 ［J］. 中國海洋大學學報， 2008，38（5）：791-798.

［15］宋 倫，王年斌，宋永剛，等.遼寧近岸渾濁海域網采浮游生物的粒徑結構特征 ［J］. 應用生態學報， 2013，24（4）：900-908.

［16］宋 倫，周遵春，王年斌，等.遼東灣浮游植物多樣性與海洋環境的關系 ［J］. 海洋環境科學， 2007，26（4）：365-368.

［17］GB/T 12763-2007 海洋調查規范 ［S］.

［18］GB17378-2007 海洋監測規范 ［S］.

［19］孫 軍，劉東艷.中國海區常見浮游植物種名更改初步意見 ［J］.海洋與湖沼， 2002，33（3）：271-286.

［20］孫 軍，劉東艷，錢樹本.浮游植物生物量研究 I. 浮游植物生物量細胞體積轉化法 ［J］. 海洋學報， 1999，21（2）：75-85.

［21］Eppley R W， Reid F M， Strickland J D. The ecology of the plankton off La Jolla， Callifornia， in the period April through September 1967 Par Ⅱ. Estimates of phytoplankton crop size， growth rate and primary production ［J］. Bulletin of the Scripps Institution of Oceanography. 1970，17：33-42.

［22］李雨苑，劉光興，陳洪舉.秋季黃海WP2型網采浮游動物的群落特征 ［J］. 中國海洋大學學報（自然科學版）， 2015，7：46-52.

［23］Satapoomin S. Carbon content of some common tropical Andaman Sea copepods ［J］. Journal of Plankton Research， 1999，21（11）：2117-2123.

［24］Ikeda T， Shiga N. Production， metabolism and production/ biomass （P/B） ratio of Themisto japonica （Crustacea： Amphipoda） in Toyama Bay， southern Japan Sea ［J］. Journal of Plankton Research， 1999，21（2）：299-308.

［25］Hopcroft R R， Roff J C， Chavez F P. Size paradigms in copepod communities： a re-examination ［J］. Hydrobiologia， 2001，453/454： 133-141.

［26］Rodríguez J， Mullin M M. Relation between biomass and body weight of plankton in a steady state oceanic ecosystem ［J］. Limnology and Oceanography， 1986，31：361-371.

［27］Yu Z S， Zhang Z N， Han J. Preliminary Study on Secondary Production of Macrobenthos in Bohai Sea ［J］. Journal of Ocean University of Qingdao， 2001，31（6）：867-871.

［28］Lalli C M， Parsons J R. Introduction to biologicaloceanography ［J］. Oxford： Butterworth- Heinemann Publishing Ltd. 1997：228-229.

［29］Pinkas L， Oliphant M S， Iverson I L K. Food habits of albacore， bluefin tuna， and bonito in California waters ［J］. California Department of Fish and Game Fish Bulletin， 1971，152：1-105.

［30］郭衛東，章小明，楊逸萍，等.中國近岸海域潛在性富營養化程度的評價 ［J］. 臺灣海峽， 1998，17（1）：64-70.

［31］李清雪，陶建華.應用浮游植物群落結構指數評價海域富營養化［J］. 中國環境科學， 1999，19（6）：548-551.

［32］Warwick R M. A new method for detecting pollution effects on marine macrobenthic communities ［J］. Marine Biology， 1986，92（4）：557-562.

［33］宋 倫，王年斌，楊國軍，等.鴨綠江口及鄰近海域生物群落的脅迫響應 ［J］. 生態學報， 2013，33（9）：2790-2802.

［34］Yemane D， Field J G， Leslie R W. Exploring the effects of fishing on fish assemblages using Abundance Biomass Comparison（ABC） curves ［J］. ICES Journal of Marine Science， 2005，62（3）：374-379.

［35］劉子琳，蔡昱明，陳中元，等.1998/1999年南極夏季普里茲灣及北部海區葉綠素a和初級生產力的分布特征 ［J］. 極地研究，2002，14（1）：12-21.

［36］江雪嬌.北黃海微微型浮游植物的豐度及微微型真核浮游生物分子多樣性研究 ［D］. 青島：中國海洋大學， 2009.

［37］焦念志，海洋微型生物生態學 ［M］. 科學出版社， 2006.

［38］Anthony J R， Climate lmpact on Plankton Ecosystems in the Northeast Atlantic ［J］. Science， 2004，305：1609-1612.

［39］張玉鳳，田 金，楊 爽，等.大連灣海域營養鹽時空分布、結構特征及其生態響應 ［J］. 中國環境科學， 2015，35（1）：236-243.

Ecological stability of plankton biomass size structure in Liaodong Bay.

SONG Lun1，2*， SONG Guang-jun1，2， WANG Nian-bin1，2（1.Liaoning Ocean and Fisheries Science Research Institute， Dalian 116023， China；2.Liaoning Ocean Environment Monitoring Station， Dalian 116023， China）. China Environmental Science， 2015，35（10）：3117～3126

Based on net collection and analyzing of plankton samples over all consecutive seasons during 2012～2014， we investigated the characteristics of plankton population size and structure in northern and southern region of Liaodong Bay by microscope micrometer and biomass size spectrum theory. A stability assessment model of the plankton communities was also established. The results showed that energy transfer efficiencies of plankton in different trophic levels were approximately equal， but the conversion efficiency decreased with increasing trophic level. The stability factor of southern Liaodong Bay was 0.53， while it was 0.47 in northern region. Plankton communities in southern area of the Bay were more stable than those of northern areas and it was more apparent in summer season， which indicated that environmental stress was less for southern area. The average of eutropher coefficient （E） was 1.69 in northern area， suggesting that it was at a high eutropher level， while southern area was at a light eutropher level with the average of E 0.42. The seawater nutritional status analysis contributed that eutrophication was a potential cause of the deviation from steady state in these communities. The stability assessment model developed in this study would also be useful for comparing the health of plankton communities in different bays.

plankton；size structure；size spectra；ABC curves；communities stability；Liaodong Bay

X171.1；Q89；P735

A

1000-6923（2015）10-3117-10

宋 倫（1980-），男，遼寧大連人，副研究員，碩士，主要從事海洋生物生態學研究.發表論文30余篇.

2015-02-13

遼寧省自然科學基金資助項目（2014020182）；遼寧省海洋與漁業科研項目（201415）；國家自然科學基金資助項目（31400406）

* 責任作者， 副研究員， songlun@lnshky.com