Effects of LH crude oil and No.0 diesel oil emulsion on hepatopancreatic antioxidant enzyme activity and related functional gene expression in Litopenaeus vannamei
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摘要:
近岸海域溢油污染会对海洋生物的生长发育造成多重危害。为研究LH原油和0# 柴油乳化液对凡纳滨对虾 (Litopenaeus vannamei) 肝胰腺的毒性影响，将LH原油和0# 柴油分为分散剂对照组 (D组，0 μg·L−1)、低浓度组 (A组，25 μg·L−1)、中浓度组 (B组，50 μg·L−1) 和高浓度组 (C组，250 μg·L−1)，于第15天测定对虾肝胰腺中超氧化物歧化酶 (SOD)、过氧化氢酶 (CAT)、过氧化物酶 (POD)、谷胱甘肽过氧化物酶 (GPx)、谷胱甘肽S-转移酶 (GST) 的活性和还原型谷胱甘肽 (GSH) 的含量及相关功能基因SOD、CAT、GPx、溶菌酶 (LZM)、细胞凋亡因子 (caspase2)、过氧化物还原酶 (Prx)、延伸因子 (EF)、酚氧化酶原 (proPO) 的表达。结果显示：1) LH原油和0# 柴油乳化液均可影响对虾肝胰腺中的抗氧化系统和相关功能基因的表达，且0# 柴油的影响更为显著；2) 综合生物标志物响应 (Integrated biological response, IBR) 指数变化呈一定的剂量-效应和时间-效应关系，随胁迫浓度增加和时间延长而升高；3) 主成分分析 (Principal component analysis, PCA) 结果显示，LH原油和0# 柴油可显著影响抗氧化酶活性和caspase2基因的表达，但其响应生物标志物存在差异。研究表明，LH原油和0# 柴油乳化液均可显著影响凡纳滨对虾肝胰腺抗氧化酶的活性及相关功能基因的表达，进而影响其正常的生理功能，为评估石油类污染对凡纳滨对虾的毒性效应提供了基础数据支持。
Abstract:Marine oil spills cause multiple threats to the growth and development of marine organisms in coastal areas. To investigate the toxic effects of LH crude oil and No.0 diesel emulsion on the hepatopancreas of Litopenaeus vannamei, we divided LH crude oil and No.0 diesel into a dispersant control group (Group D, 0 μg·L−1), a low concentration group (Group A, 25 μg·L−1), a medium concentration group (Group B, 50 μg·L−1), and a high concentration group (Group C, 250 μg·L−1). Then we measured the changes of superoxide dismutase (SOD), catalase (CAT), peroxidase (POD), glutathione peroxidase (GPx), glutathione S-transferase (GST) and glutathione (GSH), as well as the expression of related functional genes SOD, CAT, GPx, lysozyme (LZM), apoptosis factor (caspase2), peroxiredoxin (Prx), elongation factor (EF) and prophenoloxidase (proPO) on the 15th day. The results show that: 1) Both LH crude oil and No.0 diesel oil emulsions stress caused changes in the antioxidant system and related functional genes in the hepatopancreas of L. vannamei, and the effects of No.0 diesel oil were more significant than that of LH crude oil. 2) The integrated biomarker response (IBR) index showed a dose-effect and time-effect pattern, rising with increasing stress concentration and prolonged time. 3) The results of principal component analysis (PCA) show that LH crude oil and No.0 diesel oil significantly affected the antioxidant enzyme activities and the relative expression of caspase2. However, there was a difference in the biomarkers sensitivity to crude oil and diesel oil. The study reveals that LH crude oil and No.0 diesel oil emulsion significantly affect the hepatopancreatic antioxidant enzyme activities and the expression of related functional genes in L. vannamei, affecting its normal physiological functions. The results provides fundamental data support for assessing the toxic effects of petroleum pollution on L. vannamei.
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Keywords:
- Litopenaeus vannamei /
- LH crude oil /
- No.0 diesel oil /
- Antioxidant enzyme /
- Gene expression
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建立海洋生态系统模型为评估水生生态系统不同环境、管理方案以及相关渔业信息提供了更好的解决途径[1]。目前，许多生态学家将Ecopath模型作为研究新一代海洋生态系统的核心工具，Ecopath模型是Ecopath with Ecosim(EwE)食物网分析软件中的一部分，是用于分析食物网和定量组之间营养相互作用最常见的质量平衡模型[2]。国外学者运用此模型研究了多个水生生态系统的结构和功能[3-4]，中国学者在莱州湾[5]、荣成俚岛[6]、东海[7]、象山港[8]、长江口[9]、北部湾[10]、南海北部[11]以及湖泊水库[12-14]等多个区域开展了不同生态系统能量流动和生态系统结构研究。
大亚湾位于珠江口的东北部，是中国南海沿岸规模最大、最重要的半封闭海湾之一[15]。由于良好的地貌和气候条件，已成为中国南海水产种质资源的重要保护区[16]。王雪辉等[17]运用Ecopath模型对20世纪80年代大亚湾能量流动做了初步研究，但是受到大规模开发利用(如大亚湾核电站的新建、石油化工、印刷和港口运输)等影响，导致大亚湾海域生态系统结构和生态环境发生了很大改变[18-21]。为了更好地描述大亚湾营养结构、生态系统性能和关键种，科学评估人为活动的影响，文章运用Ecopath with Ecosim 6.4(EwE)软件构建了大亚湾海域生态通道模型，对大亚湾生态系统能量流动关系、食物网结构和总体特征进行分析，为合理建设大亚湾，促进大亚湾渔业可持续发展提供理论依据。
1. 材料与方法
1.1 数据来源
该研究数据来源于2012年中国水产科学研究院南海水产研究所在大亚湾海域资源调查数据，调查时间为2012年3月、5月、8月和11月共4个航次，调查内容主要包括浮游植物、浮游动物、底栖生物、渔业资源以及环境要素等。其中渔业资源调查只在3月[22]。渔业资源调查共布设12个拖网调查站位S1~S12，雇用拖网渔船进行游泳生物调查，调查站位布置见图 1。采样及调查分析均按《海洋监测规范》(GB 17378—2007)、《海洋调查规范-海洋生物调查》(GB 12763.6—2007)、《近岸海域环境监测规范》(HJ 442—2008)、《海水水质标准》(GB 3097—1997)中规定的方法进行。
1.2 研究方法
1.2.1 Ecopath模型
Ecopath模型指生态系统由一系列生态关联的功能组(Group)构成，这些功能组基本涵盖了大亚湾生态系统中营养级结构和能量流动途径，大亚湾生态系统各功能组包括有机碎屑、浮游生物、底栖生物、1组规格和生态特性相同的鱼种等。根据能量守恒原理，每个功能组(i)的能量输出和输入保持相对平衡，用公式Pi=Yi+Bi×M2i+Ei+BAi+MOi计算，其中Pi是功能组i的总生产量; Yi是总捕捞量; Bi是生物量; M2i是捕食死亡率; Ei是净迁移(迁出-迁入); BAi是生物量积累; MOi是其他死亡; EEi是生态营养效率。
通过进一步计算可以得出
${B_i} \times {(P/B)_i} \times E{E_i} - \mathop \sum \limits_{j = 1}^n {B_j} \times {\left( {Q/B} \right)_j} \times D{C_{ij}} - E{X_i} = 0$ ，构建Ecopath模型需要输入前4个基本参数B、P/B、Q/B(Q代表消耗量)、EE中的任意3个，食物组成矩阵DCij和产出EXi则必须要求输入。生态营养转换效率EE是一个较难获取的参数，所以在Ecopath模型输入参数中，一般将其设为未知数，通过调试模型让所有EE均保证小于1。1.2.2 功能组划分
主要根据各生物种类食性特点、栖息地特点、生物量、个体大小和分类类群等特性划分功能组，将大亚湾生态系统定义为19个功能组，基本涵盖了该生态系统能量流动全过程。19个功能组分别为碎屑、浮游植物、浮游动物、紫海胆(Anthocidaris crassispina)、小型底栖生物、大型底栖生物、头足类、蟹类、虾类、虾蛄类、二长棘鲷(Parargyrops edita)、平鲷(Rhabdosargus sarba)、石首鱼科、虎鱼科、鲽形目、鲱形目、底层鲈形目、中上层鲈形目和其他鱼类(表 1)。
表 1 大亚湾生态系统Ecopath模型功能组及其主要种类Table 1. Functional groups and main species in Daya Bay ecosystem based on Ecopath model序号
No.功能组
functional group功能组描述
group′s description拉丁名
Latin name1 二长棘鲷 二长棘鲷 Parargyrops edita Tanaka 2 平鲷 平鲷 Rhabdosargus sarba 3 石首鱼科 白姑鱼 Argyrosomus argentatus 皮氏叫姑鱼 Johnius belengeri 勒氏短须石首鱼 Umbrina russelli Cuvier et Valenciennes 杜氏叫姑鱼 Johnius dussumieri 4 虎鱼科 绿斑细棘虎鱼 Acentrogobius chlorostigmatoides 矛尾虎鱼 Chaeturichthys stigmatias Richardson 巴布亚沟虎鱼 Oxyurichthys papuensis 拟矛尾虎鱼 Parachaeturichthys polynema 长丝虎鱼 Cryptocentrus filifer 5 鲽形目 卵鳎 Solea ovata Richardson 青缨鲆 Crossorhombus azureus 大鳞舌鳎 Cynoglossus macrolepidotus 6 鲱形目 斑 Clupanodon punctatus 康氏小公鱼 Anchoviella commerson 7 底层鲈形目 黑鲷 Sparus macrocephalus 短尾大眼鲷 Priacanthus macracanthus Cuvier et Valenciennes 李氏 Callionymus richardsoni Bleeker 黄斑蓝子鱼 Siganus oramin 列牙 Pelates quadrilineatus 六指马鲅 Polynemus sextarius Bloch et Schneider 丽叶鲹 Caranx kalla Cuvier et Valencienne 黄带鲱鲤 Upeneus sulphureus Cuvier et Valenciennes 印度无齿鲳 Ariomma indica 眶棘双边鱼 Ambassis gymnocephalus 长棘银鲈 Gerres filamentosus Cuvier 少鳞 Sillago japonica 黑鳃天竺鱼 Apogonichthys arafurae 中线天竺鲷 Apogon kiensis Jordan et Snyder 四线天竺鲷 Apogon quadrifasciatus Cuvier et Valenciennes 8 中上层鲈形目 圆鳞发光鲷 Acropoma hanedai Matsubara 短吻鲾 Leiognathus brevirostris 四指马鲅 Eleutheronema tetradactylum 短棘银鲈 Gerres lucidus Cuvier 鹿斑鲾 Leiognathus ruconius 蓝圆鲹 Decapterus maruadsi 9 其他 前鳞骨鲻 Osteomugil ophuyseni 月腹刺鲀 Gastrophysus lunaris 长蛇鲻 Saurida elongata 鲬 Platycephalus indicus 大鳞鳞鲬 Onigocia macrolepis 艾氏蛇鳗 Ophichthus evermanni Jordan et Richardson 10 虾类 宽突赤虾 Metapenaeopsis palmensis 刀额新对虾 Metapenaeus ensis 近缘新对虾 Metapenaeus affinis 鹰爪虾 Trachypenaeus curvirostris 11 虾蛄类 口虾蛄 Oratosquilla oratoria 断脊口虾蛄 Oratosquilla interrupa 条尾近虾蛄 Anchisquilla fasciata 棘突猛虾蛄 Harpiosquilla raphidea 长叉口虾蛄 Oratosquilla nepa 短沟对虾 Penaeus semisulcatus 12 蟹类 矛形梭子蟹 Portunus pelagicus 隆线强蟹 Eucrate crenata 直额 Charybdis truncata 伪装关公蟹 Dorippe facchino 锐齿 Charybdis hellerii 疾进 Charybdis vadorum Alcock 美人 Charybdis callianassa 太阳强蟹 Eucrate solaris Yang et Sun 远海梭子蟹 Portunus pelagicus 秀丽长方蟹 Metaplax elegans 锈斑 Charybdis feriatus 变态 Charybdis variegata 13 头足类 短蛸 Octopus ocellatus Gray 杜氏枪乌贼 Loligo duvaucelii Orbigny 中国枪乌贼 Loligo chinensis Gray 针乌贼 Sepia andreana Steenstrup 田乡枪乌贼 Loligo duvaucelii Orbigny 柏氏四盘耳乌贼 Euprymna berryi Sasaki 14 小型底栖生物 多毛类等 Polychaeta 15 大型底栖生物 覆瓦牡蛎 Parahyotissa imbricate 条蜒螺等 Nerita striata 16 紫海胆 紫海胆 Anthocidaris crassispina 17 浮游动物 桡足类 Copepoda 浮游幼虫等 larval plankton 18 浮游植物 中肋骨条藻 Skeletonema costatum 尖刺菱形藻 Nitzschia pungens Grunow 密聚角毛藻 Chaetoceros coarctatus Lauder 中华盒形藻 Biddulphia sinensis Greville 奇异棍形藻等 Bacillaria paradoxa Gmelin 19 碎屑 有机物 1.2.3 功能组生物学参数来源
文章所使用Ecopath模型用湿质量(t·km-2)表示其能量流动，时间限定为1年。渔业资源生物量通过扫海面积法进行估算，浮游植物生物量由浮游植物碳单位转换为湿质量单位，取比值1:10[23]，浮游植物碳质量又通过叶绿素a的水柱积分，取比值50[24]。紫海胆生物量通过潜水员在海底进行采样; 底栖生物生物量使用漏斗式采泥器采集; 浮游动物使用浮游动物网采集并结合相关文献[25-26]。
当生态系统平衡时，鱼类P/B值等于瞬时死亡率Z，总死亡率Z等于自然死亡率M与开发捕捞死亡率的累加，鱼类Q/B值一般根据PALOMARES和PAULP[27]、PAULY[28]使用的尾鳍外形比多元回归模型来计算。文章中P/B比值和Q/B比值参考与文章纬度接近且生态系统相似功能组[29-31]，并结合渔业数据库网站[32](www.fishbase.org )来确定模型参数。碎屑数量采用碎屑和初级生产碳经验公式计算[33]。食物组成矩阵数据参考渔业数据库网站和已有食性研究结果[34-35]。
2. 结果
大亚湾生态系统Ecopath模型基本输入和输出情况见表 2。在模型运行前，运用Pedigree对模型和数据质量进行评估。从表 2可以看出模型中所有功能组EE值均小于1，且鱼类与虾蟹类功能组EE值相对较高，大亚湾生态系统营养级范围在1~3.29级之间。
表 2 大亚湾生态系统Ecopath模型功能组基本参数(粗体为计算参数)Table 2. Basic parameters of functional groups in Daya Bay based on Ecopath model (calculating parameters are in bold)序号
No.功能组
functional group营养级
trophicB/t·km-2 (P/B)/年-1 (Q/B)/年-1 EE P/Q 1 二长棘鲷 3.24 0.012 8 2.825 13.5 0.99 0.21 2 平鲷 3.29 0.016 9 1.76 4.8 0.99 0.36 3 石首鱼科 3.17 0.006 1.85 10.4 0.99 0.18 4 虎鱼科 3.20 0.12 2.66 7.71 0.96 0.35 5 鲽形目 3.06 0.007 3.09 13.61 0.99 0.23 6 鲱形目 2.67 0.02 5.54 29.3 0.99 0.19 7 底层鲈形目 3.19 0.075 3.91 19.4 0.95 0.20 8 中上层鲈形目 2.96 0.014 1.91 10.2 0.99 0.19 9 其他鱼类 3.34 0.07 3.4 14 0.96 0.24 10 虾类 2.67 1.83 6.5 16.35 0.99 0.40 11 虾蛄类 2.88 0.814 5 6 20.3 0.99 0.30 12 蟹类 2.87 1.042 3 5.65 26.9 0.99 0.21 13 头足类 3.18 0.032 3.1 12.8 0.98 0.24 14 大型底栖生物 2.24 10.15 3 12.5 0.71 0.24 15 小型底栖生物 2.14 14.5 6.57 27.4 0.38 0.24 16 紫海胆 2.13 0.011 4.2 16.7 0.16 0.25 17 浮游动物 2.00 6.55 32 192 0.38 0.17 18 浮游植物 1.00 10.732 230 0.44 19 碎屑 1.00 129 0.54 2.1 功能组间营养级结构
营养级聚合是指将不同功能组的营养流合并为数个营养级，大亚湾生态系统营养级结构(表 3)共有6个层次，由于营养级Ⅴ和Ⅵ生物量和生产量都很低，所以基本忽略不计，能量主要在营养级Ⅰ~Ⅳ中流动和传递，且能量流动、生物量、生产量分布呈现金字塔形，即底层营养级流量较大，且逐级递减，营养级结构符合金字塔规律。
表 3 大亚湾生态系统总能量分布Table 3. Distribution of total throughput in Daya Bay ecosystemt·(km2·年)-1 营养级
trophic level被摄食量
consumption by predation输出量
export流向碎屑量
flow to detritus呼吸量
respiration总流量
throughputⅣ 0.641 0 2.225 5.146 8.012 Ⅲ 9.946 0 35.54 69.23 114.7 Ⅱ 127.6 0 533.1 1 055 1 716 Ⅰ 1 723 1 316 1 371 0 4 410 合计total 1 861 1 316 1 942 1 130 6 249 营养级Ⅰ包括浮游植物和碎屑，其为系统能量的主要来源，从表 3可以看出营养级Ⅰ被摄食量为1 723 t·(km2·年)-1，占总被摄食量的92.6%。其中来自于浮游植物被摄食量为1 097 t·(km2·年)-1，占63.7%，碎屑被摄食量为625.6 t·(km2·年)-1，占36.3%。营养级Ⅰ和Ⅱ在能流中占了绝大部分，分别为4 410 t·(km2·年)-1和1 716 t·(km2·年)-1，占比分别为70.8%和27.5%。整个生态系统流向碎屑总量为1 942 t·(km2·年)-1，其中营养级Ⅰ和Ⅱ也占了绝大多数，分别为1 371 t·(km2·年)-1和533.1 t·(km2·年)-1，占比分别为70.6%和27.5%。通过营养级Ⅱ可知系统对此利用率较低，而往上面的营养级利用率较高。由此可知大亚湾生态系统能量主要来自于营养级Ⅰ中的初级生产者。
能量主要在Ⅰ、Ⅱ中流动(图 2)，营养级Ⅰ传输效率为39.5%，营养级Ⅱ传输效率为27.46%，营养级Ⅱ(无脊椎动物)消耗的大部分碎屑来自于中大型食肉动物捕食活动中产生的碎屑。
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图 2 大亚湾生态系统营养层级间能流效率示意图P.初级生产者; D.碎屑; TST.系统总流量Figure 2. Trophic flow and transfer efficiency through trophic levels in Daya Bay ecosystemP. primary; D. detritus; TST. total system throughput2.2 大亚湾生态系统食物网结构
从图 3可以看出大亚湾生态系统营养流动由2条途径组成：一条是牧食食物链，浮游植物→浮游动物→虾蟹类等小型生物→渔业捕获物; 另一条是碎屑食物链，碎屑→浮游动物及底栖生物→虾蟹类等小型生物→渔业捕获物。2条食物链在大亚湾生态系统中扮演了重要的地位，系统能量均由浮游植物和碎屑所提供。
2.3 大亚湾生态系统营养级能量转换效率
大亚湾生态系统各营养级之间能量转换效率较低，而营养级之间能量转换效率则体现了该营养级被该生态系统利用效率，即输出与被摄食之和与总流量的比值。通过不同营养级之间能量转换效率(表 4)可知，由初级生产者营养级Ⅰ到Ⅱ的转换效率为6.7%，碎屑有机物营养级Ⅰ到Ⅱ的转换效率为8.7%。能流来源于初级生产者的营养级Ⅲ到Ⅳ的转换效率最高(9.9%)，能流来源于碎屑有机物的营养级Ⅲ到Ⅳ的转换效率最低(5.2%)。初级生产者营养级Ⅱ到Ⅲ转化效率为9.1%。大亚湾生态体系中生态系统总转换效率为8%，其中初级生产者转化效率和碎屑转化率分别为8.2%和7.4%。转换效率在低等级食物链较大是由于在不同层次食物网中生物代谢水平差异所造成。
表 4 大亚湾各营养级间转换效率Table 4. Transfer efficiency among trophic levels in Daya Bay来源source 营养级trophic level Ⅱ Ⅲ Ⅳ Ⅴ 生产者producer 6.7 8.4 9.9 2.5 碎屑detritus 8.7 9.1 5.2 2.9 总能流all flow 7.4 8.7 8 2.6 碎屑所占能流比值proportion of total flow originating from detritus：0.4 转化效率transfer efficiency 初级生产者转化效率from primary producers：8.2% 碎屑转化效率from detritus：7.4% 总转化效率total：8% 2.4 大亚湾生态系统总体特征
在Ecopath模型中，总流量用来表示生态系统规模大小，其由总消耗量、总输出量、总呼吸量和总流入碎屑量组成，这些指标可以反映出生态系统的规模和稳定性。大亚湾生态系统系统总流量为6 249.573 t·(km2·年)-1，总消耗量为1 861.424 t·(km2·年)-1，占比29.8%;总输出量为1 316.293 t·(km2·年)-1，占比21%;总呼吸量为1 129.915 t·(km2·年)-1，占比18%;流向碎屑总量为1 941.941 t·(km2·年)-1，占比31%。系统总生产量为2 827.584 t·(km2·年)-1，总净初级生产量为2 468.36 t·(km2·年)-1，总初级生产量/总呼吸量为2.18，系统净生产量为1 338.445 t·(km2·年)-1，总生物量为46 t·(km2·年)-1，总初级生产量/总生物量为53.65，总生物量/总流量为0.007。
3. 讨论
3.1 营养级和转换效率
综合性功能组中生物种类较为复杂，不能简单将其与其他功能组营养级进行对比，可以将单一种类单独归类进行比较分析。通过Ecopath模型估算大亚湾生态系统，结果显示二长棘鲷和平鲷营养级分别为3.24和3.29，通过渔业数据库网站[32]中生态系统查询，中国南海Ecopath参数中二长棘鲷和平鲷营养级为3.44和3.25，与计算结果基本一致，而代春桃[36]和杨国欢等[37]在北部湾、徐闻利用稳定同位素测定的营养级分别为3.05和1.87，平鲷营养级差距较大，这可能与所选取平鲷的氮富集度较小、个体大小不同有关。海洋生态系统是一个动态过程，而生态演替过程一般由r-对策转变为k-对策。随着演替的不断进行初级生产量与呼吸量比值由大于1逐级接近于1，在能流方面由线性流通转变为网状流通，群落净生产流逐渐降低。在这个缓慢过程中，人类的活动在很大程度上能改变演替进程。王雪辉等[17]用20世纪80年代数据建立的大亚湾能量流动模型中初级生产者、碎屑、总转换效率均大于2012年，主要在营养级Ⅱ、Ⅲ转换效率上大于2012年，而在营养级Ⅰ转换效率上却小于2012年，这可能是由于大亚湾内生态环境受到了一定破坏，海水富营养化，导致初级生产者大量繁殖而未被充分利用[38]。又由于捕捞过度导致渔业资源衰退，致使渔业生物个体和年龄降低，可利用生物大量减少。
3.2 大亚湾生态系统稳定性
Ecopath模型可以用来评估生态系统成熟与稳定性，总初级生产量/总呼吸量(TPP/TR)是系统成熟与否的关键指标，当TPP/TR接近于1时，生态系统接近于成熟。CHRISTENSEN和PAULY[39]认为TPP/TR通常在0.8~3.3内，大亚湾为2.18，总初级生产量/总生物量为53.65，表明该生态系统属于初级阶段，生产量大于呼吸量，系统处于积蓄能量阶段。由河流流入也是导致TPP/TR偏高[40]的一个重要因素。Finn循环指数(FCI)和平均能流路径(MPL)也是系统成熟与否的关键指标，系统越成熟，营养流所流经食物链更长，物质再循环比例更高。在大亚湾生态系统中FCI和MPL分别为4.8%和3.53，表明该生态系统结构较为单一，成熟度较低，远低于其他海域生态系统[41]。联结指数(CI)和系统杂食性指数(SOI)是表示系统内部联系复杂程度指标，系统成熟程度取决于其复杂程度，即各生物群落联系更加密切，生态系统稳定性更强，其数值越接近1成熟度越高。大亚湾生态系统CI和SOI分别为0.324和0.174，表明食物网简化且系统不成熟，杂食性程度低。均低于ULLAH等[42]对孟加拉海岸带研究指数0.42、0.224和RUIZ-CAUICH等[43]在翁河流域研究指数0.367、0.208。这些参数有力地结合了该模型，从而修正了被忽略的其他功能组对模型拓扑依赖性指标。
3.3 总体特征比较与捕捞限制
南海北部包括了大亚湾以外大部分海域，其总生物量远远高于大亚湾海域生物量水平，这可能是由于外海海域环境较好，捕捞压力较低所致(表 5)。大亚湾和莱州湾研究数据均是距离内陆较近，受内陆环境和人类活动影响较大的海域，其总生物量差距不大，但是大亚湾系统总流量远远大于莱州湾，且主要在总输出量和流向碎屑总量上差距明显，说明大亚湾初级生产力对生态系统支撑较大，高营养级鱼类量比莱州湾多，生态系统整体水平好于莱州湾。
表 5 大亚湾生态系统与其他海域生态系统参数比较Table 5. Comparison of parameters of Daya Bay ecosystem with those of the other sea areas参数parameter 莱州湾[5]
Laizhou Bay大亚湾
Daya Bay南海北部[11]
northern South China Sea总消耗量/t·(km2·年)-1 sum of all consumption 1 314.32 1 861.424 3 324.185 总输出量/t·(km2·年)-1 sum of all exports 434.41 1 316.293 3 236.992 总呼吸量/t·(km2·年)-1 sum of all respiratory flows 826.97 1 129.915 2 027.59 流向碎屑总量/t·(km2·年)-1 sum of all flows into detritus 1 042.24 1 941.941 4 448.65 系统总流量/t·(km2·年)-1 total system throughput 3 618 6 249.573 13 037 系统总生产量/t·(km2·年)-1 sum of all production 1 549 2 827.584 5 895 总净初级生产量/t·(km2·年)-1 calculated total net primary production 1 261.38 2 468.36 5 264.58 总初级生产量/总呼吸量total primary production/total respiration 1.53 2.185 2.596 系统净生产量/t·(km2·年)-1 net system production 434.41 1 338.445 3 236.99 总初级生产量/总生物量total primary production/total biomass 25.54 53.655 92 25 总生物量/总流量total biomass/total throughput - 0.007 0.016 总生物量/t·(km2·年)-1 total biomass 51.39 46.0035 212.761 近年来，渔政管理部门已先后启动了包括休渔期、禁止使用破坏性捕捞工具、限制捕捞量、进行渔业资源养护和维持生物多样性等一系列渔业管理政策[44]，广东珠江口海域在采取休渔期政策后15年内渔业资源状况得到了一定保护，但在高捕捞强度下，对于恢复资源量的作用并不显著[31]。采用Ecopath模型对大亚湾生态系统结构和功能研究较少，但由于文章调查数据和站位有限，其结论尚需进一步验证。时空变化显著影响渔业资源变动，文章所研究数据的时间序列有待补充，同时，今后需要在Ecopath模型中加入管理策略变量、空间变量和环境变量对大亚湾生态系统结构和功能影响的分析，并以此制定和完善渔业管理策略和保护措施，为进一步保护和促进海洋生物资源的可持续利用提供重要参考。
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图 1 不同浓度LH原油乳化液对凡纳滨对虾肝胰腺抗氧化酶的影响
注：* 表示组间存在显著性差异 (p<0.05)；** 表示组间存在非常显著性差异 (p<0.01)；*** 表示组间存在极显著性差异 (p<0.001)。
Figure 1. Effects of LH crude oil emulsion on hepatopancreatic antioxidant enzyme activities of L. vannamei
Note: * represents significant differences among the groups (p<0.05); ** represents very significant differences among the groups (p<0.01); *** represents extremely significant differences among the groups (p<0.001).
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图 2 不同浓度0# 柴油乳化液对凡纳滨对虾肝胰腺抗氧化酶的影响
注：* 表示组间存在显著性差异 (p<0.05)；** 表示组间存在非常显著性差异 (p<0.01)；*** 表示组间存在极显著性差异 (p<0.001)。
Figure 2. Effects of No.0 diesel oil emulsion on hepatopancreatic antioxidant enzyme activities of L. vannamei
Note: * represents significant differences among the groups (p<0.05); ** represents very significant differences among the groups (p<0.01); *** represents extremely significant differences among the groups (p<0.001).
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图 3 不同浓度LH原油乳化液对凡纳滨对虾肝胰腺功能基因表达的影响
注：* 表示组间存在显著性差异 (p<0.05)；** 表示组间存在非常显著性差异 (p<0.01)；*** 表示组间存在极显著性差异 (p<0.001)。
Figure 3. Effects of LH crude oil emulsion on hepatopancreatic relative gene expression of L. vannamei
Note: * represents significant differences among the groups (p<0.05); ** represents very significant difference among the groups (p<0.01); *** represents extremely significant differences among the groups (p<0.001).
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图 4 不同浓度0# 柴油乳化液对凡纳滨对虾肝胰腺功能基因表达的影响
注：* 表示组间存在显著性差异 (p<0.05)；** 表示组间存在非常显著性差异 (p<0.01)；*** 表示组间存在极显著性差异 (p<0.001)。
Figure 4. Effects of NO.0 diesel oil emulsion on hepatopancreatic relative gene expression of L. vannamei
Note: * represents significant differences among the groups (p<0.05); ** represents very significant differences among the groups (p<0.01); *** represents extremely significant differences among the groups (p<0.001).
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图 5 LH原油和0# 柴油乳化液胁迫下凡纳滨对虾生物标志物IBRv2分析
注：抗氧化酶指标包括SOD、CAT、POD、GST、GPx及GSH；基因表达指标包括SOD、CAT、GPx、LZM、caspase2、Prx、EF及proPO；a—c分别代表LH原油胁迫组第1、第7和第15天各生物标志物的IBRv2分析；d—f分别代表0# 柴油胁迫组第1、第7和第15天各生物标志物的IBRv2分析。
Figure 5. IBRv2 analysis of biomarkers in L. vannamei after exposure to emulsion of LH crude oil and No.0 diesel oil
Note: The antioxidant enzyme indicators include SOD, CAT, POD, GST, GPx and GSH, and the gene expression indicators include SOD, CAT, GPx, LZM, caspase2, Prx, EF and proPO. a−c and d−f represent the IBRv2 analysis of the biomarkers in the LH crude oil and NO.0 diesel oil exposure groups on 1st, 7th and 15th day, respectively.
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图 6 LH原油 (a) 和0# 柴油 (b) 胁迫下凡纳滨对虾肝胰腺生物标志物IBRv2值的时间变化 (n=6)
Figure 6. Variation of IBRv2 along with exposure time in hepatopancreatic biomarkers of L. vannamei under
LH crude oil (a) and No.0 diesel oil (b) stress (n=6)
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图 7 LH原油 (a) 和0# 柴油 (b) 乳化液胁迫下凡纳滨对虾肝胰腺中生物标志物的PCA分析
注：抗氧化酶指标包括SOD、CAT、POD、GST、GPx和GSH；基因表达指标包括SOD、CAT、GPx、LZM、caspase2、Prx、EF及proPO。图中不同颜色的点分别代表各胁迫组，例如7-a中的红点“A15d”代表低浓度组 (A组，25 μg·L−1) 原油胁迫凡纳滨对虾15 d，其他颜色的点以此类推。
Figure 7. Results of PCA analysis of biomarkers in hepatopancreas of L. vannamei exposed to emulsion of LH crude oil (a) and No.0 diesel oil (b)
Note: The antioxidant enzyme indicators include SOD, CAT, POD, GST, GPx and GSH, the gene expression indicators included SOD, CAT, GPx, LZM, caspase2, Prx, EF and proPO. The different colored dots represent the stress groups. For example, the red dot "A15d" in Fig. 7-a means that the low concentration group (group A, 25 μg·L−1) of crude oil was stressed for 15 d, and the other colored dots are similar.
表 1 荧光定量PCR引物
Table 1 Primers for fluorescent quantitative PCR
引物名称
Primer引物序列 (5'—3')
Primer sequence (5'−3')退火温度
Annealing temperature/
℃参考文献
Reference引物名称
Primer引物序列 (5'—3')
Primer sequence (5'−3')退火温度
Annealing temperature/
℃参考文献
ReferenceLvcasp2-F ATGGCTCGTGGTTCATTCAG 57.8 [16] LvCAT-F ATCCATTCGACCTTACCA 52.7 [17] Lvcasp2-R CATCAGGGTTGAGACAATACAGG 60.2 [16] LvGPx-F GGCACCAGGAGAACACTAC 59.7 [17] Lvcasp3-F AGTTAGTACAAACAGATTGGAGCG 58.6 [16] LvCAT-R ACGCAATCTGCTCCACCT 57.3 [17] Lvcasp3-R TTGTGGACAGACAGTATGAGGC 60.1 [16] LvGPx-R CGACTTTGCCGAACATAAC 55.4 [17] Lvcasp4-F CATGCTTGACATACCCGATG 57.8 [16] LvPrx-F AGGAAGGTGGTCTTGGTACA 57.8 [17] Lvcasp4-R TGTCCGGCATTGTTGAGTAG 60.2 [16] LvPrx-R GCAGATCATTGATTGTTACCT 54.1 [17] Lvcasp5-F GAAGGAGTGAAGCTAAACGAGAC 60.3 [16] LvPro-F CGGTGACAAAGTTCCTCTTC 57.8 [18] Lvcasp5-R CAGTAGACCAGCAGATAAGGAAGT 61.9 [16] LvPro-R GCAGGTCGCCGTAGTAAG 59.6 [18] LvEF-1α-F GAAGTAGCCGCCCTGGTTG 61.9 [16] LvLZM-F GGACTACGGCATCTTCCAGA 59.8 [18] LvEF-1α-R CGGTTAGCCTTGGGGTTGAG 61.9 [16] LvLZM-R ATCGGACATCAGATCGGAAC 57.8 [18] LvSOD-F GAATTGGGTGAGGAACGA 55.0 [17] Lvactin-F CAAGATGTGTGACGACGAAG 57.8 [17] LvSOD-R ATGTAGCCCTGGTGATGC 57.3 [17] Lvactin-R AGCTCGTGGTGCATCGTC 59.6 [17] 
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[1] 祁璇, 朱晓婧, 高倩倩, 等. 原油与柴油泄露影响海洋飞沫气溶胶中重金属与多环芳烃分布的实验室模拟研究[J]. 复旦学报 (自然科学版), 2024, 63(1): 122-133. [2] LINDÉN O. Biological effects of oil on early development of the Baltic herring Clupea harengus membras[J]. Mar Biol, 1978, 45: 273-282. doi: 10.1007/BF00390611
[3] 李井懿, 童一帆, 程千卉, 等. 海水中原油对双齿围沙蚕 (Perinereis aibuhitensis) 的急性毒性效应及其体内抗氧化酶活性的影响[J]. 环境科学研究, 2018, 31(11): 1972-1978. [4] 张喆, 陈海刚, 温为庚, 等. 0# 柴油和流花原油对斑节对虾 (Penaeus monodon) 幼体的急性毒性效应[J]. 生态毒理学报, 2017, 12(6): 242-251. doi: 10.7524/AJE.1673-5897.20160620001 [5] 李佩潼. 分散剂作用下原油对海洋藻类的急性毒性研究[D]. 青岛: 青岛理工大学, 2016: 36-47. [6] 肖雅元, 李纯厚, 徐姗楠, 等. 水溶性石油烃组分对翡翠贻贝的毒性效应研究[J]. 农业环境科学学报, 2012, 31(3): 598-606. [7] HAGGER J A, JONES M B, LEONARD D P, et al. Biomarkers and integrated environmental risk assessment: are there more questions than answers?[J]. Integr Environ Assess Manage, 2006, 2(4): 312-329. doi: 10.1002/ieam.5630020403
[8] 蒋凤华, 高伟, 赵美丽, 等. 原油污染对栉孔扇贝抗氧化酶活性的影响[J]. 海洋科学, 2012, 36(7): 28-33. [9] XIA B, CHEN B J, SUN X M, et al. Toxicological effects of crude oil: integrated biomarker responses in the hepatopancreas of clam Ruditapes philippinarum[J]. Asian J Chem, 2014, 26(12): 3631-3638.
[10] BELIAEFF B, BURGEOT T. Integrated biomarker response: a useful tool for ecological risk assessment[J]. Environ Toxicol Chem, 2002, 21(6): 1316-1322.
[11] WANG Y J, CHEN C Z, LI P, et al. Chronic toxic effects of waterborne mercury on silver carp (Hypophthalmichthys molitrix) larvae[J]. Water, 2022, 14(11): 1774. doi: 10.3390/w14111774
[12] JIANG M, LI L, LI Y R, et al. Oxidative stress in shellfish Sinonovacula constricta exposed to the water accommodated fraction of zero sulfur diesel oil and pinghu crude oil[J]. Arch Environ Con Tox, 2017, 73(2): 294-300. doi: 10.1007/s00244-017-0391-z
[13] 农业农村部渔业渔政管理局, 全国水产技术推广总站, 中国水产学会. 2024中国渔业统计年鉴[M]. 北京: 中国农业出版社, 2024: 22-34. [14] 刘丽诗, 陈义烘. 凡纳滨对虾环境胁迫响应信号通路研究进展[J]. 广东畜牧兽医科技, 2024, 49(1): 1-10. [15] 黄南建, 陈海刚, 张林宝, 等. 南海LH原油和0# 柴油对3种海水增养殖生物的急性毒性研究[J]. 南方水产科学, 2015, 11(2): 72-78. doi: 10.3969/j.issn.2095-0780.2015.02.010 [16] WANG P H, WAN D H, CHEN Y G, et al. Characterization of four novel caspases from Litopenaeus vannamei (Lvcaspase2-5) and their role in WSSV infection through dsRNA-mediated gene silencing[J]. PLoS One, 2013, 8(12): e80418. doi: 10.1371/journal.pone.0080418
[17] LIU X L, XI Q Y, YANG L, et al. The effect of dietary Panax ginseng polysaccharide extract on the immune responses in white shrimp, Litopenaeus vannamei[J]. Fish Shellfish Immunol, 2011, 30(2): 495-500. doi: 10.1016/j.fsi.2010.11.018
[18] WANG Y C, CHANG P S, CHEN H Y. Tissue expressions of nine genes important to immune defence of the Pacific white shrimp Litopenaeus vannamei[J]. Fish Shellfish Immunol, 2007, 23(6): 1161-1177.
[19] LIVAK K J, SCHMITTGEN T D. Analysis of relative gene expression data using real-time quantitative PCR and the 2−ΔΔCT method[J]. Methods, 2001, 25(4): 402-408. doi: 10.1006/meth.2001.1262
[20] SANCHEZ W, BURGEOT T, PORCHER J M. A novel "Integrated Biomarker Response" calculation based on reference deviation concept[J]. Environ Sci Pollut R, 2013, 20(5): 2721-2725. doi: 10.1007/s11356-012-1359-1
[21] BRANDTS I, TELES M, GONÇALVES A P, et al. Effects of nanoplastics on Mytilus galloprovincialis after individual and combined exposure with carbamazepine[J]. Sci Total Environ, 2018, 643: 775-784.
[22] 李豫, 黄建盛, 陈有铭, 等. 低温胁迫对军曹鱼幼鱼血清生化指标、肝脏抗氧化酶活性及凋亡相关基因表达量的影响[J]. 广东海洋大学学报, 2022, 42(5): 18-26. doi: 10.3969/j.issn.1673-9159.2022.05.003 [23] RUPPERT E E, FOX R S, BARNES R D. Invertebrate zoology: a functional evolutionary approach[M]. 7th ed. Belmont (Calif.): Brooks/Cole Thomson learning, 2004: 662-664.
[24] 李磊, 刘金殿, 黄士林, 等. 基于综合生物标志物响应评价苯并芘对脊尾白虾 (Exopalaemon carinicauda) 的毒性效应[J]. 海洋与湖沼, 2018, 49(2): 444-451. [25] 王琪, 杨超超, 明艳, 等. 菲胁迫对泥鳅肝脏氧化毒性及可逆性研究[J]. 延安大学学报 (自然科学版), 2023, 42(4): 61-68. [26] 杨涛, 陈海刚, 蔡文贵, 等. 翡翠贻贝内脏团抗氧化防御系统对菲胁迫的生物响应[J]. 应用与环境生物学报, 2011, 17(4): 504-508. [27] 董冉, 蒋玫, 李磊, 等. 0# 柴油水溶性成分对黑鲷肝脏、鳃、肌肉组织中抗氧化酶活性的影响[J]. 海洋渔业, 2016, 38(2): 190-197. doi: 10.3969/j.issn.1004-2490.2016.02.010 [28] 姜招峰, 杨翰仪. 氧自由基对CAT、SOD和GPX的氧化修饰研究[J]. 北京联合大学学报 (自然科学版), 2003(3): 12-17. [29] 王桂燕, 李锋, 史济月, 等. 四氯乙烯胁迫对草鱼抗氧化酶活性的影响及其机理[J]. 中国环境科学, 2014, 34(6): 1579-1585. [30] 李传慧. 生物标志物法研究石油胁迫对半滑舌鳎的毒性效应[D]. 青岛: 中国海洋大学, 2012: 34-38. [31] 李传慧, 陈碧鹃, 崔毅, 等. 胜利原油对半滑舌鳎幼鱼肝脏过氧化物酶、溶菌酶和鳃丝Na+-K+-ATPase活力的影响[J]. 海洋环境科学, 2011, 30(5): 681-685. doi: 10.3969/j.issn.1007-6336.2011.05.017 [32] 张先勇, 刁晓平, 王轶, 等. 苯并[a]芘对马氏珠母贝肝组织抗氧化酶活性的影响[J]. 生态毒理学报, 2011, 6(2): 171-175. [33] 任加云, 潘鲁青, 苗晶晶. 苯并(a)芘和苯并(k)荧蒽混合物对栉孔扇贝毒理学指标的影响[J]. 环境科学学报, 2006(7): 1180-1186. doi: 10.3321/j.issn:0253-2468.2006.07.023 [34] 董泽元. 谷胱甘肽过氧化物酶模拟物的底物识别与催化机理研究[D]. 长春: 吉林大学, 2006: 9-10. [35] HOU J, LI L, XUE T, et al. Hepatic positive and negative antioxidant responses in zebrafish after intraperitoneal administration of toxic microcystin-LR[J]. Chemosphere, 2015, 120: 729-736.
[36] 邢镇. 高温胁迫下长牡蛎 (Crassostrea gigas) 氧化应激响应和评价研究[D]. 大连: 大连海洋大学, 2024: 4-6. [37] 贾晓平, 林钦, 蔡文贵, 等. 原油和燃油对南海重要海水增养殖生物的急性毒性试验[J]. 水产学报, 2000, 24(1): 32-36. [38] KIM J H, RHEE J S, LEE J S, et al. Effect of cadmium exposure on expression of antioxidant gene transcripts in the river pufferfish, Takifugu obscurus (Tetraodontiformes)[J]. Comp Biochem Physiol C, 2010, 152(4): 473-479.
[39] 冉凤霞, 金文杰, 端智卓玛, 等. Zn2+ 胁迫对花斑裸鲤抗氧化关键基因表达和抗氧化酶活性的影响[J]. 大连海洋大学学报, 2021, 36(3): 406-413. [40] JIAO W Y, HAN Q, XU Y M, et al. Impaired immune function and structural integrity in the gills of common carp (Cyprinus carpio L.) caused by chlorpyrifos exposure: through oxidative stress and apoptosis[J]. Fish Shellfish Immunol, 2019, 86: 239-245.
[41] YANG J, GONG Y F, CAI J Z, et al. Chlorpyrifos induces apoptosis and autophagy in common carp lymphocytes by influencing the TCR γ-dependent PI3K/AKT/JNK pathway[J]. Fish Shellfish Immunol, 2020, 99: 587-593. doi: 10.1016/j.fsi.2020.02.039
[42] 朱含开, 吴兆毅, 赵庆顺, 等. 五氯酚暴露诱导斑马鱼胚胎细胞凋亡相关基因的变化及caspase-2基因克隆和系统进化分析[J]. 生态毒理学报, 2008(4): 356-362. [43] CHEN E, PROESTOU G, BOURBEAU D, et al. Rapid up-regulation of peptide elongation factor EF-1α protein levels is an immediate early event during oxidative stress-induced apoptosis[J]. Exp Cell Res, 2000, 259(1): 140-148. doi: 10.1006/excr.2000.4952
[44] TAHIR A, SECOMBES C J. The effects of diesel oil-based drilling mud extracts on immune responses of rainbow trout[J]. Arch Environ Con Tox, 1995, 29(1): 27-32. doi: 10.1007/BF00213083
[45] 李明帅. 盐碱胁迫对中华绒螯蟹生理功能的影响[D]. 哈尔滨: 东北农业大学, 2022: 16-31. [46] ZHUANG Y Y, YANG F F, XU D H, et al. Spliced leader-based analyses reveal the effects of polycyclic aromatic hydrocarbons on gene expression in the copepod Pseudodiaptomus poplesia[J]. Aquat Toxicol, 2017, 183: 114-126. doi: 10.1016/j.aquatox.2016.12.014
[47] FRANCESCO R, MARIA E G. Oxidative pathways of chemical toxicity and oxidative stress biomarkers in marine organisms[J]. Mar Environ Res, 2014, 93: 106-117.
[48] 凌晨, 张美东, 沙航, 等. 低氧胁迫对鲢抗氧化酶活性及SODs基因表达的影响[J]. 淡水渔业, 2021, 51(3): 53-59. doi: 10.3969/j.issn.1000-6907.2021.03.008 [49] XU K H, ZHANG Y D, HUANG Y M, et al. Toxicological effects of microplastics and phenanthrene to zebrafish (Danio rerio)[J]. Sci Total Environ, 2021, 757: 143730. doi: 10.1016/j.scitotenv.2020.143730
[50] LU Y P, ZHANG X X, ZHENG P H, et al. Effects of microcystin-LR on behavior, histopathology, oxidative stress, non-specific immunity and gene expression of red claw crayfish (Cherax quadricarinatus)[J]. Aquac Rep, 2023, 33: 101805. doi: 10.1016/j.aqrep.2023.101805
[51] 郭子好, 杨志刚, 刘志伟, 等. 中华绒螯蟹 (Eriocheir sinensis) 延伸因子EF-2基因全长cDNA克隆及表达[J]. 海洋与湖沼, 2012, 43(6): 1239-1246. doi: 10.11693/hyhz201206030030 [52] VRINDA S, ABDULAZIZ A, ABHILASH K S, et al. Neuroendocrine and immunotoxicity of polyaromatic hydrocarbon, chrysene in crustacean post larvae[J]. Ecotoxicology, 2019, 28(8): 964-972. doi: 10.1007/s10646-019-02094-2
[53] TU H T, SILVESTRE F, WANG N, et al. A multi-biomarker approach to assess the impact of farming systems on black tiger shrimp (Penaeus monodon)[J]. Chemosphere, 2010, 81(10): 1204-1211.
-
期刊类型引用(10)
1. 宋广军，宋伦，刘印，王昆，李楠. 滤食性贝类对饵料微藻摄食选择性研究进展. 水产科学. 2025(02): 320-326 . 
百度学术
2. 张聪颖，薛瑞萍，彭瑞冰，韩庆喜，蒋霞敏. 4株微藻悬浮和固定培养生长和氮磷去除效果的比较. 生态科学. 2023(01): 76-82 . 百度学术
3. 阮烨烨，林雄平，翁晴，何子泓，林浩，张芷滢. 不同氮磷浓度对莱布新月藻生长与脂溶性物质含量的影响. 亚热带植物科学. 2023(01): 18-22 . 百度学术
4. 马东怡，郭永军，李永仁，石八军，张中华. 盐田虾蛤混养模式下硬壳蛤的生长、水质及浮游植物特征分析. 天津农林科技. 2023(06): 6-12 . 百度学术
5. 朱昔恩，林原有，项桂德，熊建华，陈田聪，陈晓汉，张彬. 盐度、温度和光照对广西沿海牟氏角毛藻生长的影响. 广东农业科学. 2022(01): 136-141 . 百度学术
6. 叶舟，姚有智. 水体表层沉积物对磷的吸收及释放研究进展. 河北环境工程学院学报. 2021(01): 60-64 . 百度学术
7. 赵东会，赵丽达，尤宏，秦松，王寅初，焦绪栋. 耐高温球等鞭金藻(Isochrysis galbana)藻种的选育与饵料特性初步分析. 海洋与湖沼. 2021(01): 206-212 . 百度学术
8. 叶舟，吕丹亚，姚有智，吴康，华飞，靳维维. 河流表层沉积物磷的生物吸收、吸附机制及影响因素. 西昌学院学报(自然科学版). 2021(01): 70-74 . 百度学术
9. 曾茹，李亚军，何金曼，黄晓晴，邓晓东. 清澜港近岸海湾春秋两季浮游植物群落结构特征及其与环境因子的关系. 安徽农业科学. 2021(10): 77-82+100 . 百度学术
10. 宋高飞，朱宇轩，Anila P.Ajayan，杨丽华，贾云璐，姜传奇，毕永红. 重金属污染区秋季浮游植物群落特征及其与环境因子的关系. 水生生物学报. 2021(05): 1082-1092 . 百度学术
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