生態漁業養殖模式下湯遜湖魚產力估算及對內源污染的影響

杜明普，王紅麗，劉康福，袁賽波，張靜，李震宇，阮銳

武漢市城市防洪勘測設計院有限公司

武漢市被稱為“百湖之市”，可進行漁業養殖的水面面積達10.1萬hm2[1]，水產品年產量為50萬t左右。傳統湖泊漁業養殖多為密集養殖，因投肥、投餌等導致養殖水體中含有大量殘餌、水產動物糞便、漁藥等污染物[2]，對湖泊水體造成污染，使水質惡化。湯遜湖是武漢市最大的城中湖，根據《第一次全國污染源普查水產養殖業污染源產排污系數手冊》[3]，按可養水面及武漢市平均魚產量對該湖因傳統漁業養殖產生的內源污染負荷量進行估算，不同養殖方式(如圍網圍欄養殖、網箱養殖)下總氮負荷量為108～965 ta，總磷負荷量為23～207 ta，約為湯遜湖TN和TP水環境容量的10%～91%和35%～313%(以主湖體水質達GB 3838—2002《地表水環境質量標準》Ⅳ類水質為基準)。傳統漁業和密集養殖降低了湯遜湖水體自凈能力，所造成的內源污染負荷量甚至超出水體的環境容量。而生態漁業養殖——不投肥、不投餌，利用湖泊天然餌料進行合理放養的漁業養殖模式可將水體中營養物轉化成漁產品，從而減輕水體氮、磷污染負荷，因此逐漸被關注并應用到水污染控制工程中。

有學者在生態漁業養殖模式下，開展利用魚類控制湖泊富營養化的理論和實踐探索。如謝平[4]提出利用鰱(Hypophthalmichthysmolitrix)、鳙(Hypophthalmichthysnobilis)控制藍藻的非經典生物操縱理論，當鰱、鳙的投放密度為46～50 gm3時，能有效控制東湖的水華發生，該理論被應用于上海陳行水庫藍藻控制、寶鋼水庫藍藻控制等工程中，并取得一定效果[5]；Domizon等[6]研究認為，鰱的放養密度為30～90 gm3時，浮游植物生物量和藍藻生物量占比均明顯減小。生態漁業養殖在水質管理和水體富營養化控制方面作用的發揮，與魚類的放養密度有重要關系[7]。筆者根據湯遜湖現存天然餌料生物量進行魚產力估算，提出生態漁業養殖中魚類放養密度，并通過估算魚類代謝產生的污染負荷量及生長增重存儲營養鹽的量，分析生態漁業養殖對內源污染負荷的影響，以期為水生態治理中充分利用生態漁業養殖發揮湖泊的凈化功能提供參考。

1 數據來源與研究方法

1.1 研究區概況

湯遜湖位于湖北省武漢市東南部(114°15′E～114°35′E，30°22′N～30°30′N)，分為內湯遜湖和外湯遜湖。湯遜湖水域面積為47.62 km2，平均水深為2.2 m，湖泊容積約10 360.7萬m3。在《武漢市禁止漁業養殖湖泊目錄》發布之前，湯遜湖區主要以圍網圍欄集約化養殖(投餌、投肥)為主，以鰱、鳙、鯉(Cyprinuscarpio)、鯽(Carassiusauratus)、鳊(Parabramispekinensis)、黃顙魚(Pelteobagrusfulvidraco)、翹嘴鲌(Culteralburnus)、鱖(Sinipercachuatsi)等經濟魚類為主要養殖對象，其中鰱、鳙的放養量占總量的90%以上。由于高密度養殖以及周邊大量污水匯入，湯遜湖在2014—2018年一直為Ⅴ類或劣Ⅴ類水質[8-10]，處于中度富營養化水平，并在2017年暴發了嚴重的藍藻水華。為控制富營養化，減少水華的發生，湯遜湖于2017年逐漸完成圍網、圍欄與網箱的拆除，將集約化漁業養殖轉化為生態漁業養殖。2019年隨著基于藍藻水華控制的漁業結構調整等工作的開展，湯遜湖實施“以漁控藻”工程，投放了208萬kg魚苗，其中濾食性的鰱、鳙占97%，其他肉食性魚類等占3%，并采取不投餌、不投肥的生態養殖模式。漁業結構調整后雖然湯遜湖局部水域仍存在藍藻堆積的現象，總氮整體處于劣Ⅴ類水平，但總磷整體處于Ⅳ類～Ⅴ類水平，藍藻水華暴發得到了明顯的遏制[9]。

1.2 數據來源

湯遜湖天然餌料包括浮游植物、浮游動物、底棲動物、軟體動物、有機碎屑及著生藻類等，其天然餌料現存量密度如表1所示。

表1 湯遜湖天然餌料現存量密度

1.3 研究方法

1.3.1魚產力估算

魚產力是指在不投餌、不投肥條件下，單位時間內單位水體面積中餌料基礎轉化為魚產品的能力[15]。湯遜湖在生態漁業養殖模式下的魚產力參照《湖泊漁業生態類型參數》[14]和《水庫魚產力評價標準》[15]進行估算。

湯遜湖浮游植物魚產力(F浮游植物)按下式估算：

F浮游植物=FSC×EHy×Hy/c

(1)

FSC=PG×(PNa/PGt)×a×K

(2)

PG=33Cchla×LDH×HSD

(3)

式中：FSC為浮游植物對鰱、鳙的供餌能力，t(以氧計，全文同)；EHy為鰱對浮游植物的能量轉化率，取0.032；Hy為水中鰱占鰱、鳙數量的比例，取0.7；c為1 g鰱、鳙鮮肉所含熱量，取值為5.021 kJ/g；PG為湖區浮游植物年生產量，t(以氧計，全文同)，參考王驥等[16]的方法計算；PNa/PGt為浮游植物單位面積凈產量與毛產量之比，取0.8；a為浮游植物最大利用率，取50%；K為1 g氧的熱當量，取值為14.685 kJ/g；Cchla為葉綠素a濃度，內外湯遜湖分別為48.64和45.71 μg/L；LDH為平均日照時數，h；HSD為水體透明度，m，根據調查取0.45 m。

湯遜湖浮游動物魚產力(F浮游動物)按下式估算：

F浮游動物=FSC×EAr×Ar/c

(4)

式中：EAr為鳙對浮游植物的能量轉化率，取0.072；Ar為水中鳙占鰱、鳙數量的比例，取0.3。

湯遜湖底棲動物魚產力按下式估算：

F底棲動物=(0.032BM+0.183BI+0.235BO)×S

(5)

式中：F底棲動物為底棲動物魚產力，t；BM、BI和BO分別為軟體動物、底棲水生昆蟲、底棲寡毛類的生物量，g/m2；S為養殖面積，km2。

湯遜湖沉水植物魚產力按下式估算：

Fg=Bp×Pp/(kp×100)

(6)

式中：Fg為沉水植物的供餌能力，kg/hm2；Bp為可被草食性魚類利用的沉水植物的最高生物量，kg/hm2，由于實測調查湯遜湖沉水植物覆蓋度低于50%，按平均生物量500 g/m2計算[14]；Pp為計劃利用的沉水植物生物量的占比，取60%；kp為草食性魚類(長13 cm的魚種)的平均餌料系數，取120。

湯遜湖有機碎屑魚產力估算公式如下：

F=CsV(19.58%Hy+22.6%Ar)×
3 900 000/(3 560Hy+3 350Ar)

(7)

Cs=Ct-(BG+Bzp)×0.2×0.4

(8)

式中：F為有機碎屑提供的鰱、鳙魚產力，t；Cs為有機碎屑中碳濃度，mg/L；V為水體表層10 m以內的水體容積，m3；Ct為有機碎屑中有機碳年平均濃度，mg/L，參考林婉蓮等[17]的方法測定。由于湯遜湖有機碎屑現存量為47.68 mg/L，顆粒有機碎屑中有機碳濃度為4.08%[18]，推測湯遜湖Ct為1.945 mg/L。BG和Bzp分別為浮游植物和浮游動物平均生物量，mg/L。

著生藻類的魚產力采用下式估算：

F著生藻類=Bpb×(Pf/Bf)×U×S/k

(9)

式中：F著生藻類為著生藻類的魚產力，t；Bpb為著生藻類平均生物量，μg/cm2；Pf/Bf為著生藻類年生產量與年平均生物量之比，也即Pf/Bf系數，取100；U為著生藻類最大利用率，取20%；k為著生藻類的餌料系數，取100。

1.3.2漁業養殖污染及營養鹽存儲量計算

鰱、鳙攝食天然餌料后，其中的氮、磷營養鹽一部分被魚類吸收利用轉化為魚體的增重部分(存儲量)，另一部分則隨魚的排泄和排糞過程重新參與水體的物質循環，被湖泊中的生物再次利用。每尾鰱、鳙因排泄和排糞的氮、磷估算參數如表2所示。鰱經過1年生長可增重1.05 kg，每增重1 g可存儲氮26.29 mg，存儲磷5.72 mg；鳙經過1年生長可增重1.3 kg，每增重1 g可存儲氮26.40 mg，存儲磷5.74 mg[19]。則:

漁業養殖產生的污染物量=魚產力/個體年增質量×排泄和排糞回歸水體氮、磷估算參數

(10)

魚體內存儲的營養鹽量=魚產力×單位質量魚存儲的營養鹽量

(11)

表2 鰱、鳙排泄和排糞回歸水體的氮、磷估算參數

2 結果與討論

2.1 湯遜湖魚產力

根據湯遜湖天然餌料現存量，生態漁業養模式下天然餌料轉化為魚產力的能力如表3所示。由表3可知，湯遜湖總魚產力為2 975.49 t/a，其中內、外湯遜湖濾食性魚類魚產力(主要為鰱、鳙的魚產力，包括浮游植物魚產力、浮游動物魚產力及有機碎屑魚產力)分別為1 059.05和1 715.9 t/a。2017年湯遜湖實施生態漁業養殖，內湯遜湖漁產量為900 t，平均產量為900 kg/hm2，其中鳙占40%，鰱占60%[9]，該數據與表3的結果相近，魚產力估算結果與實際捕撈情況相符，表明魚產力估算結果一定程度上可靠。另外，濾食性魚類魚產力最高(占93.26%)，而沉水植物魚產力最低(占0.03%)，該估算結果也與湯遜湖現狀相符，即湖泊浮游植物及浮游動物餌料現存量大，沉水植物餌料現存量極少。

表3 生態漁業養殖模式下湯遜湖魚產力

由表3可得，湯遜湖現狀魚產力密度為28.7 g/m3，低于2018年湯遜湖應急控藻的實際養殖密度(46 g/m3)[8]；現狀濾食性魚類魚產力密度為26.8 g/m3，低于謝平[4]提出的非經典生物操縱理論中濾食性魚類放養的密度(46～50 g/m3)。隨著湯遜湖控藻措施的實施，湯遜湖生物鏈將逐漸豐富與穩定，湖泊中浮游植物濃度將逐年降低，可能導致濾食性魚產力逐年下降，但其他生物餌料可能逐漸增多，多種類型的魚產力豐度將逐漸增大與穩定。因此，在利用漁業生態養殖控藻與凈化水體時，與湯遜湖水質類似的湖泊，建議養殖密度控制在29 g/m3左右，并根據實測餌料量進行相應的動態調整，否則餌料現存量可能難以維持高密度養殖量。在養殖的動態調整過程中，可根據不同餌料類型，充分利用湖泊的其他魚產力，促進湖泊營養物的快速循環。如隨著湖泊富營養化得到控制，沉水植物將形成一定規模的斑塊，可根據沉水植物生物量放養適量黃尾鲴(Xenocyprisdavidi)、細鱗鲴(Xenocyprismicrolepis)等，以充分利用植物有機碎屑等天然餌料；當沉水植物生物量足夠高時，可放養適量草魚(Ctenopharyngodonidellus)和團頭魴(Megalobramaamblycephala)等草食性魚類，促使沉水植物體內營養鹽向魚體內轉移，最終通過捕撈而去除。

2.2 生態漁業養殖產生的內源污染負荷

生態漁業養殖產生的內源污染負荷為魚體排泄和排糞產生的營養鹽量與魚體內存儲的營養鹽量的差值。根據湯遜湖魚產力估算結果，現狀以鰱、鳙魚產力為主，2015年至今主要養殖品種均為鰱、鳙[9]，因此，生態漁業養殖中魚類代謝產生的污染物主要考慮由鰱、鳙代謝產生?？紤]到魚糞中約有22%的氮、磷隨幸存的活藻回歸到浮游植物中[19]，此部分為未被充分利用的天然餌料，應排除其對內源負荷的影響。根據鰱、鳙排泄和排糞回歸水體氮、磷量，估算得出湯遜湖生態漁業養殖產生的內源污染負荷量，結果如表4所示。由表4可知，湯遜湖生態漁業養殖因排泄和排糞作用產生的內源氮、磷污染負荷量分別為309.28和13.06 t/a。以主湖區達Ⅳ類水質為基準時，湯遜湖總氮、總磷的水環境容量分別為1 061.5、66.23 t/a[8]，氮、磷污染負荷量分別為總氮、總磷水環境容量的29.1%和19.7%，占用了湯遜湖部分自凈容量。

表4 鰱、鳙產生的內源污染負荷量估算

湯遜湖生態漁業養殖過程中，部分餌料通過魚類增重而存儲在魚體內，使水體內的營養鹽轉移至漁產品中，并通過合理捕撈被移出湖泊。根據湯遜湖鰱、鳙魚產力估算結果，當養殖周期為1年時，鰱、鳙因增重存儲在體內的氮、磷量如表5所示。由表5結合表4可知，湯遜湖生態漁業養殖過程中，因排泄和排糞作用產生的氮量高于因增重存儲在魚體內的氮量，但因增重而存儲在魚體內的磷量超過排泄和排糞作用產生的磷量?？梢姡鷳B漁業養殖過程中，存儲在魚體內的營養鹽磷的量高于轉化為內源磷的量。

表5 鰱、鳙增重存儲的營養鹽的量

2.3 生態漁業養殖對內源污染負荷削減的貢獻

生態漁業養殖模式下，湯遜湖魚體內存儲的氮、磷量分別為73.10、15.90 t/a，分別占入湖氮、磷污染負荷量(3 896.9、281.99 t/a)的1.88%和5.64%；部分氮、磷通過排泄和排糞作用重新回到水體，或通過漁業捕撈被移出水體，可見，魚類在湖泊養分循環過程中起著重要作用。

鰱、鳙排泄和排糞產生的氮量高于存儲在魚體內的氮量，因此會對水體產生一定的氮內源污染。鰱、鳙主要攝食生命形態的氮、磷(浮游動物和浮游植物中含的氮、磷)，將其轉化為非生命形態的代謝物(如氨、尿素和尿酸)[19]，其中氨和尿素易被微生物及其他生物利用，經過氨化、硝化/反硝化等作用轉化為氣態氮化物逸出水體被去除[20]。因此生態漁業養殖有利于內源氮的去除。鰱、鳙排泄和排糞產生的磷量低于存儲在魚體的磷量，由于漁產品可被移出湖體，因此可認為生態漁業養殖總體不貢獻內源磷污染，而是可削減內源磷污染。

通常湖泊內源的去除可采用黏土礦物覆蓋、化學藥劑鈍化以及底泥疏浚措施，或通過微生物以及水生植物吸收轉換等方法[21]。在水生植物凈化工程中，沉水植物吸收氮、磷營養鹽的能力分別為700和小于100 kg/(hm2·a)[22]，若要在沉水植物體內存儲湯遜湖生態漁業養殖產生的營養鹽，至少需要恢復159 hm2沉水植物，然而由于沉水植物生長受到環境等自然規律的限制，其修復過程中對內源污染物凈化的作用緩慢[23]。相比之下，生態漁業養殖捕撈漁產品移除湖泊內源污染物是一種經濟可行、易操作的技術，以鰱、鳙為主要養殖對象的生態漁業養殖適合作為沉水植物修復早期湖泊內源污染削減措施，通過放養和捕撈實現持續移出湖泊營養鹽。

3 結論

(1)湯遜湖總魚產力為2 975.49 t/a，生態漁業養殖模式下，建議魚類養殖密度控制在29 g/m3左右。

(2)生態漁業養殖會產生一定量的氮內源污染，但能削減水體中磷內源污染。在湖泊水污染治理中，生態漁業養殖經濟可行、易操作，適合作為湖泊生態修復早期湖泊內源污染削減的技術。