Macrozoobenthos, Biodiversity, Ecology, Hormozgan
Keivan Ejlali Khanghah
1
(
Persian Gulf and Oman Sea Ecology Research Center, Iranian Fisheries Science Research Institute, Agricultural Research Education and Extension Organization (AREEO), Bandar Abbas,Iran P.Box: 7916793165َ
)
Hamed Kioumarsi
2
(
بخش تحقیقات علوم دامی، مرکز تحقیقات و آموزش کشاورزی و منابع طبیعی استان گیلان، سازمان تحقیقات، آموزش و ترویج کشاورزی، رشت، ایران
)
ُSaeed Tamadoni
3
(
Persian Gulf and Oman Sea Ecology Research Center, Iranian Fisheries Science Research Institute, Agricultural Research Education and Extension Organization (AREEO), Bandar Abbas,Iran P.Box: 7916793165
)
Fatemeh Moazzezi
4
(
Social and Extension Research Department, Guilan Agricultural and Natural Resources Research and Education Center, Agricultural Research, Education and Extension Organization (AREEO), Rasht, Iran
)
Keywords: Macrozoobenthos, Biodiversity, Ecology, Hormozgan,
Abstract :
This study was conducted to investigate the changes in the biodiversity of macrobenthos communities in 2016, 2018, 2017 and 2018. Sampling of bed sediments substrates was carried out in 9 stations from the center to the west of the Bandar Abbas coast by a grab van veen device. In this study, 16 main groups including polychaeta, amphipoda, gastropods and bivalves, sipuncula, copepoda, foraminifera, ostracoda, Tanaidacea, Comacea, Decapoda, Echiora, tapeworms, Euphausiacea, Mysidacea, ophiuridea and a number of subgroups (in terms of number) such as Porifera, Cniderians, fish larvae, Tunicata, Hemicordata and some other invertebrates were identified. Pretaran with 57%, followed by Amphipoda with 18%, gastropods, bivalves and sipunclea, each with 4%, navipods with 3%, Foraminifera, Ostracoda, Tanidaceae, Equira, each with 2% and Comaceae, Decapoda, tapeworms, Ophasiacea, Mysidaceae and Marsans with a relative abundance of 1% formed the structure of benthic communities. Additionally, a total of 347 genera and species belonging to 11 phyla of marine invertebrates (macrobenthos) were identified. Except for in 2018, when the tanaidaceans group dominated, in other instances, polychaeta created the dominant group. Biodiversity indicators studied during the mentioned years showed that in 2016, 2018 and 2018, the studied stations were in stress-free conditions; but in 2018, station 3 was under severe stress and other stations were under moderate stress. However, in 2019, station 3 was under severe stress conditions other stations were under moderate stress. In other words, after 10 years, biodiversity has decreased in the studied stations.
ابراهيمي ، م، 1384 . بررسي هيدرولوژي و هيدروبيولوژي خليج فارس. موسسه تحقيقات شيلات ايران. پژوهشكده اكولوژي خليج فارس و درياي عمان.
نيكوئيان،ع.1386. بررسي تراكم،پراكنش،تنوع وتوليد ثانويه بي مهرگان كفزي(ماكروبنتوزها)در خليج چابهار . رساله دكتراي بيولوژي دريا – دانشگاه آزاد واحد علوم وتحقيقات،195 ص
ولی نسب، ت،. .1394 تعیین میزان توده زنده كفزیان خلیج فارس و دریای عمان به روش مساحت جاروب شده)1390ـ1388(. مؤسسه تحقیقات علوم شیالتی كشور. 356 صفحه. Bellan & Santini,1980. Ecological Indicinors for Assessment of Ecosystem Health, Second edited by Sven E. Jørgensen, Liu Xu, Robert Costanza Brooks, T.M., Mittermeier, R.A., da Fonseca, G.A.B., Gerlach, J., Hoffmann, M., Lamoreux, J.F., Mittermeier, C.G., Pilgrim, J.D., and Rodrigues, A.S.L. 2006. Global
biodiversity conservation priorities. Science, 313 (5783): 58–61. doi:10.1126/science.1127609. Cranston, P.S. 1995. Introduction. In: Armitage, P., P.S. Cranston & L.C.V. Pinder (Eds), the Chironomidae. The biology and ecology of non-biting midges. Chapman & Hall, London: 1-7. Dahanayakar, D.D.G.L. And M.J.S. Wijeyaratne, 2006. Diversity of macrobenthic community in the Negombo estuary, Srilanka, with special reference to environmental conditions. Srilanka, J. Aguat. SCI., 11: 43-61.in rivers: a scientific basis for Polish standard method. Arch. Hydrobiol. Suppl. 141/3-4: 225-239 Gao. F (2011).Ecological Characteristics of Macrobenthic Communities in the Chaohu Lake Basin and Their Relationship with Environmental Factors. Karthikeyan ,M.M, 2009 . Macro Benthic Assemblage and TemporalInteraction at Palk Straits, southeast Coast of India. World journal of biology. 4 (2) : pp. 96-104 Marques, J.C. Salas,F. Pinricio, J.Teixeira, H. Neto, J.M.(2009).Ecological indicinors for coastal and estuarine environmental assessment. Nybakken.J.W. 2005. Marin biology an ecological aapproach,Menlo paru,California eading,Massachusetts, NewYork,Marlow,England,DonMills,Ontario ydney,Mexico City,Madrid,Amsterdam.Forth No .pp.445 Perkins, E.J., 1974. The biology of estuarine and coastal waters, Academic Press, London, pp.: 678. Popchenko, V.I., 1971. Consumption of ligochaeta by fish and invertebrates. J. Ichthyol., 11: 75-80. Ramkumar, R., J.K.P. Edward and M. Jaikumar, 2010. Macrobenthic community structure on tuticorin coastal water, Gulf of Mannar, Southeast coast of India, World J. Fish and Marine Sci., 2 (1): 70-77. Dı ´az S, Cabido M (2001) Vive la diffe ´rence: plant functional diversity matters to ecosystem process. Trends Ecol Evol 16:646–655 Levins R, Lewontin R (1985) The dialectical biologist. Harvard University Press, Cambridge Naeem S (2002) Ecosystem consequences of biodiversity loss: the evolution of a paradigm. Ecology 83:1517–1552 Odling-Smee FJ, Laland KN, Feldman MW (1996) Niche construction. Am Nat 147:641–648 Levinton JS (1995) Bioturbators as ecosystem engineers: population dynamics and material fluxes. In: Jones CG, Lawton JH (eds) Linking species and ecosystems. Chapman and Hall, New York Pearson TH, Rosenberg R (1978) Macrobenthic succession in relation to organic enrichment and pollution of the marine environment. Oceanogr Mar Biol Ann Rev 16:229–311 Collie JS, Hall SJ, Kaiser MJ, Poiner IR (2000) A quantitative analysis of fishing impacts on shelf-sea benthos. J Anim Ecol 69:785–798 Warwick RM, Ashman CM, Brown AR, Clarke KR, Dowell B, Hart B, Lewis RE, Shillabeer N, Somerfield PJ, Tapp JF (2002) Interannual changes in the biodiversity and community structure of the macrobenthos in Tees Bay and the Tees Estuary, UK, associated with local and regional environmental events. Mar Ecol Prog Ser 234:1–13 Arntz W, Gallardo V, Gutie ´rrez D, Isla E, Levin L, Mendo J, Neira C, Rowe GT, Tarazona J, Wolff M (2006) El Nin ˜o and similar perturbation effects on the benthos of the Humboldt, California and Benguela current upwelling ecosystems. Adv Geosci 6:243–265 Pagliosa PR, Rodrigues FA (2006) Assessing the environmentbenthic fauna coupling in protected and urban areas of southern Brazil. Biol Conserv 129:408–417 Lancellotti DA, Stotz WB (2004) Effects of shoreline discharge of iron mine tailings on a marine soft-bottom community in northern Chile. Mar Pollut Bull 48:303–312 Pagliosa PR (2005) Another diet of worms: the applicability of polychaeta feeding guilds as a useful conceptual framework and biological variable. Mar Ecol 26:246–254 Fauchald K, Jumars PA, Johnson BA, Boudreau BB (1979) The diet of worms: a study of polychaete feeding guilds. Oceanogr Mar Biol Ann Rev 17:193–284 Christensen V, Pauly D (1993) Flow characteristics of aquatic systems. In: Christensen V, Pauly D (eds) Trophic models of aquatic ecosystems. ICLARM, conference Proceedings, vol 26, Manila, pp 338–352 Ortiz M, Wolff M (2002a) Trophic models of four benthic communities in Tongoy Bay (Chile): comparative analysis and preliminary assessment of management strategies. J Exp Mar Biol Ecol 268:205–235 Ortiz M, Wolff M (2002b) Dynamical simulation of mass-balance trophic models for benthic communities of north-central Chile: assessment of resilience time under alternative management scenarios. Ecol Model 148:277–291 Taylor HM, Wolff M, Vadas F, Yamashiro C (2008) Trophic and environmental drivers of the Sechura bay ecosystem (Peru ´) over an ENSO cycle. Helgoland Mar Res 62(Suppl 1):15–32 Witman JD, Dayton PK (2001) Rocky subtidal communities. In: Bertness MD, Gaines SD, Hay ME (eds) Marine community ecology. Sinauer Associates Inc, Sunderland, pp 339–366 Sebens KP (1982) Competition for space: growth rate, reproductive output, escape size. Am Nat 120:189–197 Jackson JBC (1977) Competition on marine hard substrata: the adaptive significance of solitary and colonial strategies. Am Nat 111:743–767 Reise K (1985) Tidal flat ecology. An experimental approach to species interactions. Ecological studies. Springer, Berlin Reise K (2002) Sediment mediated species interactions in coastal waters. J Sea Res 48:127–141 Lomovasky B, Mendez A, Brey T, Iribarne O (2006) The effect of the SW Atlantic burrowing crab Chasmagnathus granulatus on the intertidal razor clam Tagelus plebeius. J Exp Mar Biol Ecol 337:19–29 Meysman FJR, Middelburg JJ, Heip CHR (2002) Bioturbation: a fresh look at Darwin’s last idea. Trends Ecol Evol 12:688–695 Jones CG, Lawton JH, Shachak M (1994) Organisms as ecosystem engineers. Oikos 69:373–386
پژوهش و فناوری محیط‌زیست، 1403،(15)9، 115-130
| |||
ارزیابی تنوع زیستی جوامع ماکروزئوبنتوز در زیستگاه‌های شرق هرمزگان |
| ||
1 -پژوهشکده اکولوژی خلیج‌فارس و دریای عمان، موسسۀ تحقیقات علوم شیلاتی کشور، سازمان تحقیقات آموزش و ترویج کشاورزی، بندرعباس، ایران. 2- بخش تحقیقات علوم دامی، مرکز تحقیقات و آموزش کشاورزی و منابع طبیعی استان گیلان، سازمان تحقیقات، آموزش و ترویج کشاورزی، رشت، ایران 3- استادیار پژوهشی بخش تحقیقات اقتصادی، اجتماعی و ترویج کشاورزی، مرکز تحقیقات و آموزش کشاورزی و منابع طبیعی استان گیلان، سازمان تحقیقات، آموزش و ترویج کشاورزی، رشت، ایران | ||
چکیده | اطلاعات مقاله | |
این مطالعه به منظور بررسی تغییرات تنوع زیستی اجتماعات ماکروبنتوزها در سالهای 1386، 1388، 1397 و 1398 صورت گرفت. نمونه‌برداری از زسوبات بستر در 9 ایستگاه از مرکز تا غرب سواحل بندرعباس بوسیله یک دستگاه گرب ون وین انجام شد. در این بررسی 16 گروه اصلی شامل پرتاران، آمفی‌پودا، شکم‌پایان و دوکفه‌ای‌ها، سیپونکولا، ناوپایان، فرامینیفرا، استراکودا، تانایداسه،کوماسه، دکاپودا، اکیورا، کرم‌های نواری، اوفازیاسه، میسیداسه، مارسانان و تعدادی گروه فرعی (از نظر تعداد) مانند اسفنج‌ها، کیسه‌تنان ،لارو ماهیان، تونیکاتا، همی‌کورداتا و برخی دیگر از بی‌مهرگان مورد شناسایی قرار گرفتند. پرتاران با 57 درصد و به دنبال آنها آمفی‌پودا با 18 درصد شکم‌پایان دوکفه‌ای‌ها و سیپونکلا هر کدام با 4 درصد ناوپایان با 3 درصد فرامینیفرا، استراکودا، تانایداسه، اکیوراها، هر کدام با 2 درصد و کوماسه، دکاپودا کرم‌های نواری، اوفازیاسه، میسیداسه و مارسانان با فراوانی نسبی 1 درصد ساختار جوامع بنتیک را تشکیل می‌دادند. همچنین تعداد 347 جنس و گونه متعلق به 11 شاخه از بی‌مهرگان دریایی (ماکروبنتوز) مورد شناسایی قرار گرفتند. بجز در سال 1397که گروه تانایداسه گروه غالب را تشکیل می‌داد در سایر موارد پرتاران گروه غالب را تشکیل می‌دادند. شاخص‌های تنوع زیستی بررسی شده در خلال سالهای مذکور نشان داد که در سالهای 1386، 1388 و سال 1397 ایستگاه‌های مورد مطالعه در شرایط عاری از استرس بودند ولی در سال 1398 ایستگاه 3 در شرایط استرس شدید و سایر ایستگاه‌ها در شرایط استرس متوسط قرار داشتند. به عبارت دیگر بعد از گذشت 10 سال تنوع زیستی کاهش پیدا نموده است. | نوع مقاله: پژوهشی تاریخ دریافت: 17/05/1402 تاریخ پذیرش: 29/05/1403 دسترسی آنلاین: 30/08/1403
كليد واژه‌ها: ماکروزئوبنتوز، تنوع زیستی، اکولوژی، هرمزگان | |
| ||
[1] *پست الکترونیکی نویسنده مسئول: k_ejlali@yahoo.com
Journal of Environmental Research and Technology, 9(15)2024. 115-130
|
Keivan Ejlali Khanghah1*, Hamed Kioumarsi2, Saeid Tamadoni Jahromi1, Fatemeh Moazzezi 3*1 1- Persian Gulf and Oman Sea Ecology Research Center, Iranian Fisheries Science Research Institute, Agricultural Research Education and Extension Organization (AREEO), Bandar Abbas, Iran. P.Box: 7916793165 2- Department of Animal Science Research, Gilan Agricultural and Natural Resources Research and Education Center, Rasht, Iran 3- Assistant Professor, Economic, Social and Extension Research Department, Guilan Agricultural and Natural Resources Research and Education Center, Agricultural Research, Education and Extension Organization (AREEO), Rasht, Iran | ||
Article Info | Abstract | |
Article type: Research Article
Keywords: Macrozoobenthos, Biodiversity, Ecology, Hormozgan | This study was conducted to investigate the changes in the biodiversity of macrobenthos communities in 2016, 2018, 2017 and 2018. Sampling of bed sediments substrates was carried out in 9 stations from the center to the west of the Bandar Abbas coast by a grab van veen device. In this study, 16 main groups including polychaeta, amphipoda, gastropods and bivalves, sipuncula, copepoda, foraminifera, ostracoda, Tanaidacea, Comacea, Decapoda, Echiora, tapeworms, Euphausiacea, Mysidacea, ophiuridea and a number of subgroups (in terms of number) such as Porifera, Cniderians, fish larvae, Tunicata, Hemicordata and some other invertebrates were identified. Pretaran with 57%, followed by Amphipoda with 18%, gastropods, bivalves and sipunclea, each with 4%, navipods with 3%, Foraminifera, Ostracoda, Tanidaceae, Equira, each with 2% and Comaceae, Decapoda, tapeworms, Ophasiacea, Mysidaceae and Marsans with a relative abundance of 1% formed the structure of benthic communities. Additionally, a total of 347 genera and species belonging to 11 phyla of marine invertebrates (macrobenthos) were identified. Except for in 2018, when the tanaidaceans group dominated, in other instances, polychaeta created the dominant group. Biodiversity indicators studied during the mentioned years showed that in 2016, 2018 and 2018, the studied stations were in stress-free conditions; but in 2018, station 3 was under severe stress and other stations were under moderate stress. However, in 2019, station 3 was under severe stress conditions other stations were under moderate stress. In other words, after 10 years, biodiversity has decreased in the studied stations. | |
| ||
[1] * Corresponding author E-mail address: k_ejlali@yahoo.com
مقدمه
عملکرد اکوسیستم به فرآیندها و ویژگی‌هایی اشاره دارد که جریان انرژی را از طریق اجزای زنده و غیرزنده اکوسیستم‌ها شکل می‌دهد (دیاز و کابیدو،20011) و در نتیجه این فرآیندها را می‌توان به عنوان یک سیستم بازخورد پیچیده دانست که در آن گونه‌ها با محیط فیزیکی و شیمیایی خود سازگار می‌شوند، در حالی که محیط به طور مداوم توسط فعالیت‌های بیولوژیکی گونه‌ها تغییر می‌کند لوینز و لونتین2 (1985). یک جامعه زیستی خاص از یک زیستگاه معین بازتابی از سازگاری عملکردی با محیط غیرزیست در طول تاریخ تکاملی است (اودلین-اسمی و همکاران، 1996)3؛ (نعیم،2002) 4. اطلاعات زیادی در مورد سلامت و پایداری اکوسیستم توسط مطالعاتی که تنوع و ساختار جوامع دریایی اعماق دریا را در طول زمان بررسی می‌کنند ارائه شده است (به عنوان مثال، پیرسون و روزنبرگ ،19785; کاولی و همکاران20026; وارویک و همکاران20027; آرنتز و همکاران 20068; پاگیلوزا و رودریگز 2006; لنسلوتی و استوتز20049).
با این حال، تنوع اطلاعات نسبتاً محدودی در مورد ویژگی‌های اکوسیستم فراهم می‌کند دیاز و کابیدو (2001) زیرا فقط توصیف می‌کند که کدام یا چند گونه در سیستم وجود دارد، اما نه ارتباط عملکردی آنها. اندازه‌گیری نقش گونه‌ها جایگزین مفیدی برای روش‌های سنتی تر مبتنی بر گونه‌ها است. معمولاً، رویکردهای عملکردی گونه‌ها را به گروه‌های تغذیه‌ای طبقه‌بندی می‌کنند (فاچالد و همکاران197910; پاگلیوزا،200511؛ اصحابی و همکاران، 200912؛ خورشیدی و همکاران، 132010)، که به عنوان مثال، منابع تأمین غذا را در اکوسیستم نشان می‌دهد. به همین ترتیب، از روابط تغذیه‌ای برای مدل‌سازی توزیع و کارایی جریان انرژی و ماده از طریق سیستم‌های اعماق زمین کریستنسن و پائولی (199314) و پویایی تغییرات زیست توده (ارتیز و ولف (2002)a, b15؛ تیلور و همکاران2008)16 استفاده شده است. نقش‌ها یا صفات گونه‌ها به عنوان شاخص‌های عملکرد تغذیه‌ای سیستم عمل می‌کنند. اگرچه گروه‌های عاملی می‌توانند تعداد زیادی از صفات بیولوژیکی را ادغام کنند، اما اغلب تنها با تعداد کمی از صفات (مانند مکانیسم‌های تغذیه) تعریف می‌شوند، بنابراین سایر ویژگی‌های مهم نادیده گرفته می‌شوند. به عنوان مثال، در مطالعات جوامع صخره‌ای زیر جزر و مدی، اسفنج‌ها، ماسل‌ها، دوکفه‌ها، بریوزوا و بارناکل‌ها اغلب به‌عنوان ریزه‌خوارها یا صافی‌کننده‌ها دسته‌بندی می‌شوند (ویتمن و دیتون،200117). با این حال، این گونه‌ها استراتژی‌های مختلفی برای رشد و اشغال فضا را نشان می‌دهند: در حالی که اسفنج‌ها و بریوزوآرها گونه‌های کفزی هستند که با رشد جانبی فضا را اشغال می‌کنند، بارناکل‌ها و دوکفه‌ای‌ها عمدتاً به صورت گله‌ای و گروهی اقدام به اشغال فضامی‌کنند (جکسون،197718؛ سبنز،198219). بهبود علوم زیستی نیازمند روش‌های نوین و استفاده از داده‌های با کیفیت بالاتر می‌باشد (کیومرثی و همکاران، 202008؛ کیومرثی و همکاران، 212011؛ کیومرثی و همکاران، 222012).
در زیستگاه‌های با بستر نرم، مطالعات مبتنی بر تغذیه ممکن است عملکردهای کلیدی مانند چرخه مواد مغذی را که اغلب به صورت بیولوژیکی هدایت می‌شوند، نادیده بگیرند (فعالیت‌های بیوتوربیتی گونه‌های اعماق زمین بر ژئوشیمی رسوب تأثیر می‌گذارد، رجوع کنید به (رئیس،1985)23؛ (لوینتون،1995)24; (هیپ و همکاران2006)25. (لوهرر و همکاران2005)26; (جیسون و همکاران1994)27; (میسمن و همکاران،2002)28; رئیس،2002; لوموواسکی و همکاران،2006)29 .
اکوسیستم ساحلی دریایی به دلیل تعامل دینامیکی با سیستم جوی و زمینی منحصر به فرد است. این تعامل منجر به بهره‌وری بیولوژیکی بالا و منابع با ارزش اقتصادی مهم می‌شوند. علاوه بر این، چنین مناطق ساحلی از توجه ویژه‌ای برخوردار هستند، زیرا آنها در معرض شرایط محیطی بسیار متغیر به دلیل نوسانات ورودی رودخانه هستند، که به نوبه خود توسط شرایط آب و هوایی کنترل می‌شوند. این شیب‌های محیطی نقش مهمی در ساختار جامعه اعماق دریا و به نوبه خود عملکرد اکوسیستم ایفا می‌کنند.
جامعه ماکروبنتتیک نقش مهمی را در اکوسیستم‌های آبی به عنوان مصرف‌کنندگان اولیه و ثانویه به راحتی در ارزیابی‌های بیولوژیکی ایفا می‌کند (پاپچنکو،197130). دانش دقیق و کامل از جانوران کف نه تنها به منظور بهره‌وری (رامکومار و همکاران201031 ) مهم است، بلکه برای مشاهده تنوع زیستگاه نیز مفید است. حفظ تنوع زیستی یک اولویت برای حفاظت از طبیعت در محیط‌های خشکی،
دریایی و آب شیرین است (بروکس و همکاران،200632). بنابراین، ارزیابی تنوع زیستی در اکوسیستم‌های آبی نقش بسیار مهمی را به عنوان مبنایی برای حفاظت از طبیعت ایفا می‌کند. تنوع، توزیع و فراوانی ماکروبنتوزها به ویژگی‌های محیطی آنها مانند وضعیت آلودگی، مواد آلی، محتوا، بافت خاک و رسوب بستگی دارد (دهانایاکار،200633، پرکینز،197434). از آنجایی که آنها در سازگاری با شرایط محیطی و تحمل یا حساسیت آنها به آلودگی تغییر می‌کنند، پارامترهای جانوران کف دریا (مانند ساختار جامعه، گونه‌های غالب، تنوع و فراوانی) می‌توانند برای انعکاس کیفیت محیط مورد استفاده قرار گیرند (گائو،201135)
بنا‌بر اهمیت خلیج فارس و دریای عمان از لحاظ تنوع زیستی و اهمیتی که اجتماعات زئوماکروبنتوز از نظر تنوع زیستی و نیز چرخه انتقال ماده و انرژی دارند ما را بر آن داشت تا اطلاعات انباشته شده از تنگه هرمز تا خلیج جاسک را در سالهای 1386 و 1388 و اطلاعات مربوط به 10 سال پس از آن یعنی سالهای 1397 و 1398 را با اهداف تعیین تنوع و تراکم این اجتماعات جمعآوری و مورد مقایسه و مطالعه قرار داده تا تغییرات تنوع زیستی و همجنین ساختار این اجتماعات در دهه مذکور مورد بررسی قرارگیرد.
معرفی منطقه مورد بررسی
اطلاعات مربوط به تراکم و فراوانی اجتماعات ماکروزئوبنتوز حاصل از پروژه‌های مشترک هیدرولوژی و هیدروبیولوژی و پایش کفزیان تجاری در شش ایستگاه (شکل(1) در آبهای ایرانی دریای عمان محدوده مرکزی و شرق استان هرمزگان (تنگه هرمز تا شرق بندر جاسک) طی سالهای 1386، 1388، 1397 و 1398 جمعآوری، جمع‌بندی و شاخص‌های تنوع زیستی مربوط به آنها محاسبه و زیستگاه‌های تحت استرس مورد شناسایی قرار گرفتند.
شکل(1) مناطق مورد بررسی
مواد و روش‌ها
روش محاسبه شاخص‌های تنوع زیستی
شاخص‌های مبتنی بر فراوانی جمعیت صرفا نشان دهنده تعداد هرگونه نسبت به کل جمعیت ماکروبنتوز است.
شاخص تنوع شانون- وینر36
يكي از شاخص‌هاي تنوع كه كاربرد وسيعي در مطالعات اكولوژيك دارد، شاخص شانون مي‌باشد كه مبتني بر تئوري اطلاعات است و نشان دهنده متوسط درجه عدم اطمينان در برآورد و پيش بيني تعلق يك فرد انتخاب شده بصورت تصادفي، به يكي از گونه‌هاي تشكيل دهنده نمونه‌اي كه داراي تعداد S گونه و تعدادكل افراد n مي‌باشد. بنابراين هر چقدر تعداد گونه‌هاي تشكيل دهنده يك نمونه بيشتر باشد و همچنين هر چقدر توزيع فراواني افراد در بين اين گونه‌ها يكسان‌تر باشد ميزان درجه عدم اطمينان بيشتر خواهد بود كه تفسير آن وجود تنوع بيشتر مي‌باشد.
شاخص شانون از طريق رابطه (1) محاسبه مي شود:
رابطه (1) H´ = 
Ln 
در اين رابطه H´ شاخص تنوع گونه‌اي، N تعداد كل جمعيت افراد، Ni تعداد جمعيت گونه i ام و S تعداد كل گونه‌ها مي باشد.
شاخص تنوع سيمسون37
اين شاخص بعنوان اولين شاخص در بررسي‌هاي اكولوژيك مورد استفاده قرار گرفته است و طبق رابطه (2) محاسبه مي گردد.
رابطه (2) 
= λ
در اين رابطه Pi نسبت فراواني هر يك از گونه‌ها در نمونه مي‌باشد كه بصورت زير محاسبه مي گردد:
N = i = 1,2,3,…,s
در اين رابطه 
تعداد افراد گونه i و N تعداد كل افراد تشكيل دهنده تمام گونه‌ها در نمونه مي باشد. رقم شاخص سيمسون از صفر تا يك متغير است و نشان دهنده ميزان احتمال تعلق دو فرد انتخاب شده بصورت تصادفي از كل جمعيت به يك گونه مشخص مي‌باشد. بطوري‌كه هرچه ميزان اين احتمال بيشتر باشد عدد شاخص به يك نزديك‌تر خواهد بود و به معني آن است كه دو فرد انتخاب شده از جمعيت متعلق به يك گونه هستند و هرچه عدد شاخص به صفر نزديك‌تر باشد، دو فرد انتخاب شده از دو گونه متفاوت هستند. بنابراين در حالت اول تنوع كم و در حالت دوم تنوع زياد مي‌باشد.
شاخص‌هاي غناي جمعيت38
يكي از شاخص‌هاي مهم در خصوص توصيف وضعيت اجتماعات بنتيك شاخص غناي جمعيت مي‌باشد كه عبارتست از مقايسه تعداد كل گونه‌ها در اجتماع مورد بررسي.
R1 = 
شاخص تراز محيطي39
اين شاخص نشان دهنده ميزان فراواني افراد گونه‌ها و نحوه توزيع اين فراواني در يك نمونه مي‌باشد. به اين ترتيب كه اگر توزيع فراواني افراد گونه‌ها در نمونه يكسان باشد عدد شاخص تشابه حداكثر و هرچه توزيع تراكم و فراواني افراد گونه‌ها بيشتر متغير باشد درجه تشابه يا يكساني پراكندگي افراد به حداقل خواهد رسيد. جهت تعيين شاخص از فرمول ریاضی زیر استفاده می‌شود.
E1 (J´) = 
= 
به منظور محاسبه شاخص‌ها و رسم نمودارها از نرم افزار Excell استفاده شد.
يافتههای پژوهش
اError! Reference source not found. و Error! Reference source not found. گروه‌های اصلی ماکرو بنتوز را به ترتیب میانگین و فراوانی نسبی آنها نشان می‌دهد. مطابق این شکل‌ها میانگین تراکم پرتاران با متوسط تقریبی 800 عدد در متر مربع بیشترین و سپس آمفی‌پودا ، شکم‌پایان و دوکفه‌ای‌ها به ترتیب در رتبه‌های بعدی قرار دارند. میانگین تراکم ماکروبنتوزها به تفکیک سال هم (با کمی تغییر) روند مشابهی را نشان می‌دهد. یعنی در سال 1386 پرتاران با متوسط حدود 500 عدد در متر مربع و در سال 88 با میانگین تقریبی 1000 عدد در متر مربع بیشترین تراکم را به خود اختصاص داده اند. شکل( 4 وشکل( 5 گویای این بررسی است. شکل( 6 و شکل( 7 میانگین اجتماعات ماکروبنتوز را در طی سالهای 1397 و 1398 نشان می‌دهند که مطابق این اشکال در سال 97 غالبیت با گروه تانایداسه و پس از آن با گروه آمفی‌پودا به ترتیب با تعداد 709 و 682 عدد در متر مربع است در صورتیکه در سال 98 غالبیت با گروه پرتاران با تعداد 943 عدد در متر مربع است.
شکل(2) میانگین (تعداد در متر مربع) تراکم گروه‌های بی‌مهره در طول دوره بررسی
شکل(3) درصد فراوانی گروه‌های بی‌مهره در طول دوره بررسی
شکل( 4) میانگین تراکم گروه‌های بی‌مهره در سال 1386
شکل( 5) میانگین تراکم گروه‌های بی‌مهره در سال 1388
شکل( 6) میانگین تراکم گروه‌های بی‌مهره در سال 1397
شکل( 7) میانگین تراکم گروه‌های بی‌مهره درسال 1398
شکل( 8 تعداد گونه‌های موجود در ایستگاه‌های نمونه‌برداری را در طول دوره بررسی نشان می‌دهد که به عنوان اولین شاخص تنوع زیستی حائز اهمیت می‌باشد. مطابق این شکل تعداد گونه‌ها در دو سال 97 و 98 نسبت به حدود 10 سال قبل یعنی 86 و 88 کاهش قابل ملاحظه‌ای داشته است.
شکل( 8) روند تغییرات تعداد گونه از سال1386تا سال 1398
تغییرات شاخص مارگالف در خلال سالهای 86 تا 98 در شکل( 9 به تصویر کشیده شده است. مطابق این تصویر در سال 86 شاخص مارگالف با مقادیر2/6، 2/10، 2/6، 5/5، 1/7 و 9/8، در سال88 با مقادیر 9/5، 1/6، 4/7، 2/7، 4/8 و 5 در سال 97 با مقادیر ، 7/1، 2، 24/0، 36/0، 1 و 93/0و در سال 98 با مقادیر 99/1، 1/2، 2/1، 5/0، 8/1 و 1 به ترتیب از ایستگاه 1 در تنگه هرمز تا ایستگاه 6 بعد از بندر جاسک را شامل می‌شود.
شکل( 9) روند تغییرات غنای گونه‌ای از سال1386تا سال 1398
مقادیر شاخص شانون در خلال سالهای 86 تا 98 در شکل( 10 به تصویر کشیده شده است. مطابق این تصویر در سال 86 شاخص شانون با مقادیر 9/1، 03/3، 7/2، 6/2، 1/3 و 4/2، در سال88 با مقادیر 9/2 ، 3، 2،3/3، 6/2 و 5/2 در سال 97 با مقادیر 7/1، 2، 3/0، 6/0، 4/1 و 3/1 و در سال 98 با مقادیر 5/2، 2، 7/1، 9/0، 4/1و 3/1 به ترتیب از ایستگاه 1 در تنگه هرمز تا ایستگاه 6 بعد از بندر جاسک را شامل می‌شود.
شکل( 10) روند تغییرات شاخص شانون از سال 86 تا سال 98
مقادیر شاخص سیمپسون در خلال سالهای 1386 تا 1398 در شکل( 10 به تصویر کشیده شده است. مطابق این تصویر در سال 1386 شاخص شانون با مقادیر 54/0، 74/0، 85/0، 94/0، 95/0 و 6/0، در سال1388 با مقادیر 93/0 ، 95/0، 95/0، 91/0، 82/0 و 91/0 در سال 1397 با مقادیر ، 84/0، 90/0، 75/0، 82/0 و 81/0 و در سال 1398 با مقادیر 37/0، 11/0، 13/0، 13/0، 05/0و19/0 به ترتیب از ایستگاه 1 در تنگه هرمز تا ایستگاه 6 بعد از بندر جاسک را شامل می‌شود.
شکل( 11) روند تغییرات شاخص سیمپسون از سال 1386 تا سال 1398
مقادیر شاخص اونس در خلال سالهای 1386 تا 1398 در شکل( 10 به تصویر کشیده شده است. مطابق این تصویر در سال 1386 شاخص شانون با مقادیر 54/0، 74/0، 84/0، 82/0، 94/0 و 6/0، در سال1388 با مقادیر 89/0 ،88/0، 85/0، 95/0، 67/0 و 81/0 در سال 1397 با مقادیر ، 81/0، 89/0، 4/0، 95/0 و 89/0 و 94/0 و در سال 1398 با مقادیر 91/0، 87/0، 94/0، 83/0، 95/0و 83/0 به ترتیب از ایستگاه 1 در تنگه هرمز تا ایستگاه 6 بعد از بندر جاسک را شامل می‌شود.
شکل( 12) روند تغییرات شاخص تراز محیطی یا اونس از سال 1386 تا سال 1398
بحث و نتیجه‌گیری
در این بررسی که بر روی پراکنش و ترکیب و فراوانی اجتماعات بنتیک در دریای عمان صورت گرفته است 16 گروه اصلی شامل پرتاران (کرم‌های حلقوی )آمفی پودا (سخت پوستان )شکم‌پایان و دوکفه‌ای‌ها(نرم‌تنان )سیپونکولا، ناوپایان (نرم تنان ) فرامینیفرا، استراکودا و تانایداسه، کوماسه و دکاپودا (سخت پوستان ) اکیورا ، کرم‌های نواری، اوفازیاسه، میسیداسه ، مارسانان(خارپوستان و تعدادی گروه فرعی (از نظر تعداد) مانند اسفنج‌ها، کیسه‌تنان ،لارو ماهیان، تونیکاتا ،همی‌کورداتا و برخی دیگر از بی‌مهرگان مورد شناسایی قرار گرفتند بطوریکه پرتاران با 57 درصد و به دنبال آنها آمفی‌پودا با 18 درصد شکم پایان، دوکفه‌ای‌ها و سیپونکلا هر کدام با 4 درصد ناوپایان با 3 درصد فرامینیفرا، استراکودا تانایداسه، اکیوراها، هر کدام با 2 درصد و کوماسه، دکاپودا کرم‌های نواری، اوفازیاسه، میسیداسه و مارسانان با فراوانی نسبی 1 درصد ساختار جوامع بنتیک را تشکیل می‌دهند. مطالعات زیادی در زمینه پراکنش ماکرو بنتوزها در نقاط مختلف دریاها به انجام رسیده که تقریبا در همه آنها پرتاران گروه غالب بی‌مهرگان کفزی را تشکیل می‌دهند. پرتاران نقش بسیار مهمی را در رسوبات دریاها ایفا می‌کنند. این بی‌مهرگان دامنه وسیعی از تغذیه و زیستگاه را به خود اختصاص می‌دهند لذا عامل تسریع کننده مهمی در انتقال مواد در زنجیره‌ها و شبکه‌های غذایی در دریاها می‌باشند. یکی از مهمترین پدیده‌هایی که بی‌مهرگان کفزی و بخصوص پرتاران در آن نقش دارند پدیده آشفتگی زیستی40 است که طی این فرایند رسوبات کف دریاها بوسیله این موجودات برهم زده شده و مواد غذایی انباشته شده در این رسوبات آزاد شده و در اختیار سایر موجودات قرار می‌گیرد.(نیباکن،200541). این پدیده در سیستم‌های آبزی پروری بسیار حیاتی و مهم می‌باشند(کارتیکیان،200942). پرتاران در به جریان انداختن مواد مغذی بین ناحیه پلازیک و بنتیک نقش مهمی را ایفاء مینمایند. مطالعات انجام شده در منطقه Arkattuthurai در تنگه Palk در جنوب شرق سواحل هند در اعماق مختلف نشان داد که از 66 گونه بدست آمده از بی‌مهرگان کفزی، پرتاران با 38 گونه گروه غالب را تشکیل دادند و پس از آن دوکفه‌ای‌ها با 15 گونه و شکم‌پایان با 13 گونه در جایگاه‌های بعدی قرار داشتند. (کارتیکیان و همکاران،2009). همچنین مطالعات بر ساختار اجتماعات بی‌مهرگان کفزی در جزیره Karaha در مالزی نشان داد که پرتاران فون غالب بی‌مهرگان کفزی را در پیش مونسون و پس مونسون تشکیل می‌دهند.(ایبراهیم،200643) .علاوه بر این طی مطالعاتی که در سواحل برزیل انجام شده از 41 تاکسون شناسایی شده متعلق به 8 گروه از بی‌مهرگان کفزی شامل کیسه‌تنان کرم‌های نواری، نرم‌تنان، کرم‌های حلقوی، بندپایان، خارپوستان، بریوزوا و فورنیدا ،پرتاران را با 61 درصد فون غالب کفزیان معرفی نمود. مطالعات بر روی جوامع بنتیک در سواحل اقیانوس آرام نیز نشان داد که از 5 گروه از بی مهرگان اصلی شتاسایی شده با تراکم 1006 عدد در متر مربع کرم‌های حلقوی و نرم‌تنان از نظر توده زنده و تعداد دارای غالبیت بودند بارون و کلیویور (1984).
ابراهیمی در سال 1384 در سواحل خلیج فارس محدوده استان‌های هرمزگان و بوشهر و خوزستان با بررسی بر ساختار جوامع بنتیک نتیجه گرقت که پرتاران از نظر تعداد در رتبه اول و به دنبال آن سخت پوستان و سایر گرو‌ها قرار دارند. مقایسه تراکم بی‌مهرگان کفزی در دو سال 1386 و 1388 نشان داد که اگر چه در سال 1388 تراکم این موجودات افزایش یافته ولی تفاوت معنی‌داری در میانگین تراکم‌ها از نظر آماری وجود ندارد(p>0.05). بدیهی است تغییر معنی‌دار در ترکیب و فراوانی ماکروبنتوزها در یک اکوسیستم نیاز به گذشت زمان است و در یک اکوسیستم پایدار مانند دریای عمان حتی در شرایط استرس این زمان می‌تواند طولانی‌تر باشد.
اولین شاخصی که در تنوع اجتماعات بنتیک موردتوجه قرار می‌گیرد تعداد گونه است (مارکوس و همکاران،2009)44 که این شاخص در ایستگاه‌های شش‌گانه در سال 1386 و 1388 از غرب به شرق روندی افزایشی و در خلال سالهای 97 و 98 روند نسبتا ثابتی را از خود نشان داده است ولی مقایسه زمانی شاخص تنوع مبتنی بر تعداد گونه نشان می‌دهد که از سال1386 تا سال 1398 یعنی 12 سال شاهد کاهش فاحش تنوع زیستی اجتماعات ماکروبنتوز از دیدگاه این شاخص هستیم. از دیدگاه این شاخص ایستگاه شش در سال 86 و ایستگاه 5 در سال 98 دارای بیشترین تعداد گونه هستند. در سالهای 1397 و 1398 با کاهش شدید تعداد گونه‌ها شاهد روند ثابتی از این شاخص از غرب به شرق هستیم ولی نمی‌توان اذعان نمود که این ایستگاه‌ها تحت استرس بوده زیرا این شاخص فاقد دامنه تغییرات جهت ارزیابی کیفی محیط هست و تنها می‌توان به مقایسه بین ایستگاهی بسنده نمود لذا با مراجعه به این شاخص ایستگاه شش در سال 86 در مقایسه با سایر زمان‌ها در وضعیت مناسب‌تری است.
دومین شاخص مورد بررسی درمنطقه مورد بررسی شاخص مارگالف یا غنای گونه‌ای است که مبنای محاسبه آن تعداد گونه با لحاظ نمودن تعداد کل اعضا است و مطابق این شاخص ایستگاه دو در سال 86 در وضعیت بهتری است. ایراد وارده بر این شاخص این است که فاقد مقدار کیفی هست رز و کاردلا (1991)45 ولی برخی از محققین و کتب اکولوژی دریا برای این شاخص مقدار 4 به بالا را محیط باکیفیت خوب و 4 به پایین را محیط باکیفیت پایین توصیف نمودند و این در حالی است که (Bellan & Santini,1980) برای این شاخص در محدوده کمتر از 2.05 محیط را آلوده و بیشتر از آنها محیط باکیفیت خوب توصیف نمود که در مطالعه اخیر از دیدگاه این شاخص ایستگاه‌های مورد مطالعه در خلال سالهای 86 و 88 عاری از استرس ولی در خلال سالهای 1397 و1398 تحت استرس شدید قرار دارند.
بیشترین مقدار شاخص شانون سال 1386 متعلق به ایستگاه 5 با مقدار1/3 و پس‌ازآن ایستگاه 4 با مقدار 1/3 در سال 1388 است، کمترین مقدار این شاخص مقادیر 7/0 و 9/0 به ترتیب مربوط به ایستگاه‌های 3 و 4 در خلال سالهای 1397 و 1398 است. يكي از شاخص‌های مهم تنوع گونه‌ای، شاخص شانون بوده كه در ارزيابي اكولوژيكي در ارتباط با آلودگي مناطق كاربرد دارد (مارکوس و همکاران،2009) و بیان‌کننده نحوه توزیع هر یک از گروهای ماکروبنتوز در محیط هست و چنانچه این توزیع بین تمام گروه‌های موجود در اکوسیستم به‌طور مساوی توزیع‌شده باشد شانون مقدار بالاتری را نشان می‌دهد و دامنه توصیف آن بدین‌صورت است که اگر عدد مذكور بين 1-0 باشد منطقه بسيار آلوده و چنانچه بين 3-1 باشد آلودگي متوسط بوده و اعداد بالاتر از 3 بيانگر عدم وجود آلودگي است (ولچ،1992)46. از دیدگاه شاخص شانون تمامی ایستگاه‌های موردمطالعه خلال سالهای 1386 و 1388 عاری از آلودگی یا در آلودگی متوسط بسر می‌برند ولی در سالهای 1397 و 1398 به ترتیب ایستگاه‌های 3 و 4 در آلودگی شدید و سایر ایستگاه‌ها در حالت آلودگی متوسط هستند. از دیدگاه شاخص شانون می‌توان گفت که علیرغم دو شاخص قبلی توزیع فراوانی گونه‌ها در خلال 12 سال گذشته خیلی دستخوش تغییرات نشده است و اکثر ایستگاه‌ها از توزیع فراونی یکنواختی برخوردار هستند. آنچه مسلم است نمی‌توان صرفاً تنها با مراجعه به این دو شاخص قضاوت درستی از کیفیت محیط داشت زیرا شاخص مارگالف تنها مبتنی بر تعداد گونه‌ها و شاخص شانون تنها مبتنی بر توزیع فراوانی گونه‌است لذا برای حل این مشکل شاخص دیگری بنام پیلو - اونس طراحی‌شده است که با لحاظ کردن تعداد گونه‌ها و نیز نحوه توزیع آنها می‌توان ارزیابی بهتری از کیفیت محیط داشت این شاخص نیز در ایستگاه دامنه توصیف این شاخص در منابع بین 0 تحت شرایط آلودگی بالا و 1 بدون آلودگی توصیف می‌شود (پیلو،1969)47 لذا با توجه به این دامنه می‌توان گفت که ایستگاه سه در سال 1397 تحت تاثیر استرس ناشی از الودگی قرار داشته است ولی سایر ایستگاه‌ها از نظر قرار داشتن در معرض استرس ناشی از آلودگی در شرایط نسبتا مطلوبی قرار دارند و در بدترین حالت در آلودگی متوسط قرار دارند جدول( 1 برایند مقادیر و ارزیابی کیفی ایستگاه‌های مورد مطالعه از نظر الودگی را نشان می‌دهد.
جدول( 1) ارزیابی کیفی حاصل از محاسبه شاخص‌های تنوع زیستی
بررسی ساختار اجتماعات ماکروبنتوز در خلال سالهای 1386، 1388 ، 1397 و 1398 نشان داد که بجز در سال 1397 که غالبیت ماکروبنتوزها از نظر فراوانی با گروه‌های تانایداسه و آمفی‌پودا بوده است در سایر موارد غالبیت مطابق اکثر اکوسیستم‌های دریایی با پرتاران بوده است. از 17 گروه مشاهده شده در سالهای 1386 و 1388 گروه‌های مشاهده شده در سالهای1397و1398به حداکثر 10 گروه کاهش پیدا کرده است. تنوع زیستی اجتماعات ماکروبنتوز در خلال سالهای 86 تا 98 اگر چه نشان دهنده محیط با آلودگی متوسط و یا عاری از آلودگی را نشان می‌دهد ولی کاهش تنوع در سالهای 97 و 98 نسبت به سالهای 1386 و 88 13کاملاَ مشهود است و می‌تواند در سالهای آینده شاهد روندی مشابه دو سال 1397 و 1398 باشیم که می‌تواند برای اکوسیستم یک هشدار جدی محسوب شود.
منابع
ابراهيمي ، م، 1384 . بررسي هيدرولوژي و هيدروبيولوژي خليج فارس. موسسه تحقيقات شيلات ايران. پژوهشكده اكولوژي خليج فارس و درياي عمان.
نيكوئيان،ع.1386. بررسي تراكم،پراكنش،تنوع وتوليد ثانويه بي مهرگان كفزي(ماكروبنتوزها)در خليج چابهار . رساله دكتراي بيولوژي دريا – دانشگاه آزاد واحد علوم وتحقيقات،195 ص
ولی نسب، ت،. .1394 تعیین میزان توده زنده كفزیان خلیج فارس و دریای عمان به روش مساحت جاروب شده)1390ـ1388(. مؤسسه تحقیقات علوم شیالتی كشور. 356 صفحه.
Ashabi, S .M., Khorshidi, J .K., Rezaeian, M., Kioumarsi, H. (2009). The effect of different levels of beef tallow in diet on microbial protein supply and protozoal population fluctuation in rumen of Sheep. Page 36 in Proc. The 60th Annual Meeting of the European Association for Animal Production. Barcelona, Spain
Bellan, A., & Santini, F.(1980). Ecological Indicinors for Assessment of Ecosystem Health, Second edited by Sven E. Jørgensen, Liu Xu, Robert Costanza
Brooks, T.M., Mittermeier, R.A., da Fonseca, G.A.B., Gerlach, J., Hoffmann, M., Lamoreux, J.F., Mittermeier, C.G., Pilgrim, J.D., and Rodrigues, A.S.L. (2006). Global biodiversity conservation priorities. Science, 313 (5783): 58–61. doi:10.1126/science.1127609.
Dahanayakar, D.D.G.L., & Wijeyaratne, M.J.S. (2006). Diversity of macrobenthic community in the Negombo estuary, Srilanka, with special reference to environmental conditions. Srilanka, J. Aguat. SCI., 11: 43-61.in rivers: a scientific basis for Polish standard method. Arch. Hydrobiol. Suppl. 141/3-4: 225-239
Gao, F. (2011).Ecological Characteristics of Macrobenthic Communities in the Chaohu Lake Basin and Their Relationship with Environmental Factors.
Karthikeyan, M.M. (2009) . Macro Benthic Assemblage and TemporalInteraction at Palk Straits, southeast Coast of India. World journal of biology. 4 (2) : pp. 96-104.
Khorshidi, K.J., Kioumarsi, H., Yahaya, Z.S., Abedi Chemazkoti, S. (2010). Awareness of Soybean Meal Ruminal Degradability. Pp. 12-13 in Proc. Australian Summer Grains Conference Grains Research and Development Corporation, Gold Coast, Queens land, Australia.
Marques, J.C., Salas, F., Pinricio, J., Teixeira, H., Neto, J.M. (2009).Ecological indicinors for coastal and estuarine environmental assessment.
Nybakken,J.W. (2005). Marin biology an ecological aapproach,Menlo paru, California eading, Massachusetts, NewYork, Marlow, England, DonMills, Ontario ydney, Mexico City, Madrid, Amsterdam. Forth No .pp.445.
Perkins, E.J. (1974). The biology of estuarine and coastal waters, Academic Press, London, pp.: 678.
Popchenko, V.I. (1971). Consumption of ligochaeta by fish and invertebrates. J. Ichthyol., 11: 75-80.
Ramkumar, R., J.K.P., Edward, & Jaikumar, M. (2010). Macrobenthic community structure on tuticorin coastal water, Gulf of Mannar, Southeast coast of India, World J. Fish and Marine Sci., 2 (1): 70-77.
Dı ´az, S., Cabido, M. (2001). Vive la diffe ´rence: plant functional diversity matters to ecosystem process. Trends Ecol Evol 16:646–655.
Levins, R, Lewontin, R. (1985). The dialectical biologist. Harvard University Press, Cambridge
Naeem, S. (2002). Ecosystem consequences of biodiversity loss: the evolution of a paradigm. Ecology 83:1517–1552.
Odling-Smee, F.J, Laland, K.N., Feldman, M.W. (1996). Niche construction. Am Nat 147:641–648
Levinton, J.S. (1995). Bioturbators as ecosystem engineers: population dynamics and material fluxes. In: Jones CG, Lawton JH (eds) Linking species and ecosystems. Chapman and Hall, New York
Pearson, T.H, Rosenberg R. (1978). Macrobenthic succession in relation to organic enrichment and pollution of the marine environment. Oceanogr Mar Biol Ann Rev 16:229–311.
Collie, J.S, Hall, S.J., Kaiser, M.J., Poiner, I.R. (2000). A quantitative analysis of fishing impacts on shelf-sea benthos. J Anim Ecol 69:785–798.
Warwick, R..M., Ashman, C.M, Brown, A.R., Clarke, K.R., Dowell, B., Hart, B., Lewis, R.E., Shillabeer, N., Somerfield, P.J., Tapp, J.F. (2002). Interannual changes in the biodiversity and community structure of the macrobenthos in Tees Bay and the Tees Estuary, UK, associated with local and regional environmental events. Mar Ecol Prog Ser 234:1–13.
Arntz, W., Gallardo, V., Gutie, ´rrez D., Isla, E., Levin, L., Mendo, J., Neira, C., Rowe, G.T., Tarazona, J., Wolff, M. (2006). El Nin ˜o and similar perturbation effects on the benthos of the Humboldt, California and Benguela current upwelling ecosystems. Adv Geosci 6:243–265
Pagliosa, P.R., Rodrigues, F.A. (2006). Assessing the environmentbenthic fauna coupling in protected and urban areas of southern Brazil. Biol Conserv 129:408–417
Lancellotti, D,A., Stotz, W.B. (2004). Effects of shoreline discharge of iron mine tailings on a marine soft-bottom community in northern Chile. Mar Pollut Bull 48:303–312.
Pagliosa, P.R. (2005). Another diet of worms: the applicability of polychaeta feeding guilds as a useful conceptual framework and biological variable. Mar Ecol 26:246–254.
Fauchald, K., Jumars, P.A., Johnson, B.A., Boudreau, B.B. (1979). The diet of worms: a study of polychaete feeding guilds. Oceanogr Mar Biol Ann Rev 17:193–284.
Christensen, V., Pauly, D. (1993). Flow characteristics of aquatic systems. In: Christensen V, Pauly D (eds) Trophic models of aquatic ecosystems. ICLARM, conference Proceedings, vol 26, Manila, pp 338–352.
Ortiz, M., Wolff, M. (2002a). Trophic models of four benthic communities in Tongoy Bay (Chile): comparative analysis and preliminary assessment of management strategies. J Exp Mar Biol Ecol 268:205–235.
Ortiz, M., Wolff, M. (2002b). Dynamical simulation of mass-balance trophic models for benthic communities of north-central Chile: assessment of resilience time under alternative management scenarios. Ecol Model 148:277–291.
Taylor, H.M., Wolff, M., Vadas, F., Yamashiro, C. (2008). Trophic and environmental drivers of the Sechura bay ecosystem (Peru ´) over an ENSO cycle. Helgoland Mar Res 62(Suppl 1):15–32.
Witman, J.,D., Dayton, P.,K. (2001). Rocky subtidal communities. In: Bertness MD, Gaines SD, Hay ME (eds) Marine community ecology. Sinauer Associates Inc, Sunderland, pp 339–366.
Sebens, K.,P. (1982). Competition for space: growth rate, reproductive output, escape size. Am Nat 120:189–197.
Kioumarsi, H., Jafari Khorshidi, K., Zahedifar, M., Seidavi, A. R., Yahaya, Z. S., Rahman W. A., & Mirhosseini, S. Z. (2008). Estimation of relationships between components of carcass quality and quantity in taleshi lambs. Asian Journal of Animal and Veterinary Advances, 3(5), 337-343. 10.3923/ajava.2008.337.343.
Kioumarsi, H., Yahaya, Z. S., Rahman W. A., & Chandrawathani, P. (2011). A new strategy that can improve commercial productivity of raising boer goats in malaysia. Asian Journal of Animal and Veterinary Advances, 6(5), 476-481. 10.3923/ajava.2011.476.481.
Kioumarsi, H., Yahaya, Z.S., & Rahman, A.W. (2012). The effect of molasses/mineral feed blocks and medicated blocks on performance, efficiency and carcass characteristics of Boer goats. Ann. Biol. Res., 3: 4574-4577.
Jackson, J.,B.,C. (1977). Competition on marine hard substrata: the adaptive significance of solitary and colonial strategies. Am Nat 111:743–767
Reise, K. (1985). Tidal flat ecology. An experimental approach to species interactions. Ecological studies. Springer, Berlin.
Reise, K. (2002). Sediment mediated species interactions in coastal waters. J Sea Res 48:127–141.
Lomovasky, B., Mendez, A., Brey, T., Iribarne, O. (2006). The effect of the SW Atlantic burrowing crab Chasmagnathus granulatus on the intertidal razor clam Tagelus plebeius. J Exp Mar Biol Ecol 337:19–29.
Meysman, F.J.R., Middelburg, J.J., Heip, C.H.R. (2002). Bioturbation: a fresh look at Darwin’s last idea. Trends Ecol Evol 12:688–695.
[5] -Pearson and Rosenberg 1978
[12] -Ashabi 2009
[13] -Khorshidi 2010
[14] -Christensen and Pauly 1993
[15] -Ortiz & Wolff 2002a, b
[16] -Taylor et al. 2008
[17] -Witman and Dayton 2001
[18] -Jackson 1977
[19] -Sebens 1982
[20] -Kioumarsi et al. 2008
[21] -Kioumarsi et al. 2011
[22] -Kioumarsi et al. 2012
[23] -Reise 1985
[24] -Levinton 1995
[25] -Heip et al. 200
[26] -Lohrer et al. 2005
[27] -Jones et al. 1994
[28] -Meysman et al. 2002
[29] -Lomovasky et al. 2006
[30] -Popchenko, 1971
[31] -Ramkumar et al. 2010
[32] -Brooks et al. 2006
[33] -Dahanayakar,2006
[34] -Perkins, 1974
[35] -Gao, 2011
[36] -Shannon-Winer Index
[37] -Simpson Index
[38] -Richness Index
[39] -Evenness Index
[40] -Bioturbation
[41] -Nybakken, 2005
[42] -Karthikian,2009
[43] -Ibrahim, 2006
[44] -Marques et al.2009
[45] -Ros & Cardell,1991
[46] -Welch,1992
[47] -Pielou,1969