基于權重賦值法與灰色聚類法評價蝦蟶串聯養殖池塘的生態修復效果*

鮑格格 趙淳樸 梅泊承 張 順 徐善良, 2① 徐繼林, 2

基于權重賦值法與灰色聚類法評價蝦蟶串聯養殖池塘的生態修復效果*

鮑格格1趙淳樸1梅泊承1張 順1徐善良1, 2①徐繼林1, 2

(1. 寧波大學海洋學院 浙江寧波 315211; 2. 寧波大學海洋生物工程浙江省重點實驗室 浙江寧波 315211)

水產養殖業的尾水排放已成為水域生態環境的污染源之一, 為探究凡納濱對蝦-縊蟶串聯養殖模式的生態修復效果, 對凡納濱對蝦-縊蟶串聯養殖池塘的水生態進行周年跟蹤測定, 并采用權重賦值法與灰色聚類法對其生態修復效果進行評價。結果顯示: 串聯模式下浮游植物的豐度介于6.8×105～2.5×108cell/L, 生物量為2.04～65.72 mg/L, Shannon-Wiener多樣性指數范圍為1.34～2.56, 均勻度指數范圍為0.43～0.72, 多樣性水平較高, 物種分布的均勻度較好; 與傳統蝦蟶混養模式相比, 蝦蟶串聯養殖模式對養殖池塘水生態環境有明顯的修復作用。基于權重賦值法的生態修復效果評價表明, 蝦蟶串養模式的綜合改善率為28.96%, 生態修復目標綜合值為0.634 7, 整體修復效果為良; 灰色聚類法評價結果表明, 蝦蟶串聯養殖模式的生態修復評價得分為1.641 3, 比傳統蝦蟶混養塘評價得分提高39.76%。因此, 相比傳統蝦蟶混養模式, 蝦蟶串聯養殖模式更加有利于維持池塘生態穩定, 對養殖池塘水生態環境有明顯的修復作用, 這一結果為養殖尾水達標排放提供了一個新思路。

串聯養殖; 凡納濱對蝦; 縊蟶; 權重賦值法; 灰色聚類法; 生態修復; 效果評價

凡納濱對蝦()和縊蟶()是我國兩大重要的海水池塘養殖品種。凡納濱對蝦自20世紀90年代初引進中國后發展迅速; 縊蟶在中國已有兩千余年的養殖歷史, 現沿海各地均有養殖, 尤以東南沿海為盛。我國浙江、福建、江蘇等地利用蝦和蟶生態位的不同, 將二者進行混合養殖, 并取得了較好的養殖效果(王旭娜等, 2018; 滕爽爽等, 2020)。但近年養殖從業者為增加養殖效益而一味擴大養殖規模和提高養殖密度, 進而產生大量富營養化的養殖尾水, 其直接排放對周邊水域生態環境造成影響。因此, 迫切需要研究適應不同條件的清潔生產技術和養殖模式(陶玲, 2017), 而采用生態方法進行原位處理是降低養殖尾水污染最有效途徑之一(Kurten, 2016)。濾食性貝類能夠濾食浮游藻類及有機碎屑間接利用氮磷, 并通過糞便的形式將水體氮磷等營養鹽轉移至底層(吳歡等, 2018)。

水域生態修復效果評價方法包括模糊綜合評價法(FCE)、權重賦值法(WAM)、灰色聚類法(GC)等。權重賦值法中權重的計算可分為主觀賦值法與客觀賦值法, 主觀賦值法往往更傾向于決策者的主觀需要, 評價結果不能準確反映真實情況。客觀賦值法可充分利用評價對象的信息, 根據各組數據的差異來進行統計學分析, 計算出權重值, 故而此類評價結果相對更接近真實值(張彧瑞等, 2012)。符小明等(2017)通過建立綜合評價指標體系, 采用權重賦值法對人工魚礁生態修復及資源改善效果作了定量評價。灰色聚類法依據環境系統部分信息已知、部分信息未知或不確知的特點, 而將其看作一個灰色系統(周林飛等, 2007)。馮建祥等(2017)以生物群落結構、非生物環境質量及生態系統功能為評價指標, 采用灰色聚類法分析探究了福建紅樹秋茄生態修復效果, 成功進行了定量評價。

凡納濱對蝦與縊蟶串聯養殖是“養蝦肥水給縊蟶供餌”的生態養殖模式, 與傳統蝦蟶混養模式相比, 蝦蟶串聯養殖模式具有明顯的優勢, 既能充分利用養蝦塘的氮磷營養大量繁殖天然浮游藻類供縊蟶濾食, 又能避免養蟶池底質和水質惡化, 從而有效達到凈化水質的目的(劉招坤, 2014)。但迄今未見關于蝦蟶串聯養殖池塘的生態修復效果的定性與定量研究。

因此, 本文通過對凡納濱對蝦-縊蟶串聯養殖池塘水質和浮游植物的周年監測, 同時與傳統蝦蟶混養池塘的水質和浮游植物群落結構進行比較分析, 并采用權重賦值法與灰色聚類法對蝦蟶串聯養殖模式的生態修復效果進行評價。旨在為養殖池塘的水質綜合評價和生態環境修復效果評價的指標選擇提供參考。

1 材料與方法

1.1 試驗設計與實施

試驗地點位于浙江省寧波市鄞州區瞻岐鎮椿霖水產養殖場。蝦蟶串聯養殖模式包括兩個養殖池塘: 兩個面積約為3 000 m2的縊蟶養殖塘和兩個面積約為12 000 m2的凡納濱對蝦養殖塘, 分成兩個串聯組。并且對蝦養殖塘水位低于縊蟶養殖塘, 養蟶塘水能夠自流至養蝦塘, 再在蝦塘內安裝水泵將水抽提至縊蟶養殖塘中。養殖池塘皆使用水車式增氧機和納米管增氧。在串聯試驗塘邊上另設一面積為15 000 m2的傳統蝦蟶混養對照塘, 中央蟶埕面積3 000 m2, 四周養蝦面積12 000 m2。蝦蟶串養塘與混養塘苗種投放情況見表1。

表1 蝦苗與蟶苗投放時間及密度

1.2 樣品采集與測定

水樣的采集: 每月采集測定一次, 采用五點取樣法, 各點用采水器采集中層水樣各5 L, 充分混勻后分別取100 mL和1 L水樣用于水質因子測定及浮游植物定量分析。

浮游植物定性樣品采集: 每月采集測定一次, 使用25#浮游生物網從表層到深處作“∞”形緩慢的循環往復式拖動, 置于采樣瓶中按1.5%加魯哥試劑固定。浮游植物定量、定性樣品按《海洋監測規范第7部分: 近海污染生態調查和生物監測》要求執行, 在光學顯微鏡下進行種屬鑒定, 定量樣品計數誤差為±10%。

1.3 數據計算與分析

1.3.1 浮游植物定量分析

微藻豐度(ind./L):, (1)

生物量(mg/L):, (2)

式中,為計數板所計的微藻個數;為濃縮后樣品的體積。小型藻= 2×10–7mg;中型藻= 2×10–6mg;大型藻= 5×10–6mg。小、中、大型藻界定參照趙文(2016)編著《水生生物學》(第二版), 小型藻: <5 μm, 中型藻: 5～10 μm; 大型藻: 10～20 μm。

浮游植物多樣性指數采用Shannon-Wiener物種多樣性指數():

多樣性指數:

= –∑Plog2P, (3)

均勻度指數:

=/ln, (4)

優勢度指數:

式中,P=m/,m為物種的個體數,為群落樣本的總個體數, 即P為物種占總個體數的比例,為群落物種數,f表示物種在該采樣點所出現的頻率, 本文以優勢度指數>0.02為判別標準(王雨等, 2015)。

利用CANOCO 5.0軟件對浮游植物優勢種和理化因子進行CCA相關性分析。用生物多樣性指數加以驗證, Shannon-Weaver生物多樣性指數介于0～1為重污染, 1～2為中度污染, 2～3為輕度污染, >3為清潔(鐘非等, 2007)。

1.3.2 權重賦值法 以溶解氧、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、氨氮、總氮、活性磷酸鹽、總磷為評價因子, 采用客觀賦值法中信息熵權法計算各指標權重與綜合評價值, 進而對生態修復效果進行評價。具體計算過程如下:

(1) 將各因子同度量化, 計算第項因子下第個測量值的比重P

(2) 計算第項指標的熵值e

式中,為每項因子共有的測量數量。

(3) 計算第項指標的差異性系數g

(4) 計算得出權重W

(5) 某項因子的修復率

該因子為正向指標

該因子為負向指標

式中,1為修復前水平,2為修復后的水平。

(6) 單項因子評估值

該因子為正向指標

該因子為負向指標

式中,為各項因子修復率最大值mzx,為各項因子修復率的最小值min,為生態恢復閾值。

(7) 綜合評價值

依照表2的綜合評價值等級劃分(高強等, 2015), 對生態修復效果作出評價。

表2 生態修復效果評價等級參考標準

1.3.3 灰色聚類法 本文以溶解氧、亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、氨氮、總氮、活性磷酸鹽、總磷為評價因子, 采用了基于中心點三角白化權函數的灰色聚類法對混養與串聯養殖池塘生態修復效果進行評價。

計算過程如下:

(1) 利用權重賦值法確定各評價因子權重η。

(5) 計算白化權聚類系數f(s)

(6) 計算綜合聚類系數σ

(7) 對于非生物環境質量指標, 根據單因子污染指數以及等級劃分, 分別對重度污染Ⅴ級、中度污染Ⅳ級、輕度污染Ⅲ級、清潔Ⅱ級和非常清潔Ⅰ級賦予得分, 分別為0、1、2、3、4。

(8) 利用白化權函數對各指標對不同等級類別的隸屬度進行計算, 然后將隸屬度得分化, 計算該指標的修復效果評分(restoration score, RS):

式中, RS為指標的修復效果評分,為指標對不同等級的隸屬度。

(9) 在獲得所有指標的修復效果評分之后, 采用如下步驟獲得生態系統層次的最終生態修復效果評分(ecosystem-level restoration score, ERS)。生態修復效果評分越高則說明生態修復效果越好。

式中: RS為第類對象層的修復效果評分,為對象層的數目。

2 結果與分析

2.1 串聯養殖與混養兩種模式下池塘水質因子比較

兩種養殖模式下池塘水質因子周年變化范圍及均值見表3。10個水質指標中亞硝酸鹽氮、硝酸鹽氮、氨氮、總磷4個指標均表現為混養塘>串養蟶塘>串養蝦塘; 總氮指標表現為串養蟶塘>混養塘>串養蝦塘; 活性磷酸鹽指標表現為串養蝦塘>混養塘>串養蟶塘。

2.2 浮游植物結構特征

將串聯養殖模式的蝦塘和蟶塘的浮游植物門類合并統計, 并與蝦蟶混養池塘浮游植物進行比較(圖1)。共鑒定出浮游植物155種(含9個未定種), 隸屬于7門類。硅藻門(Bacillariophyta)所占比例最高, 占總數的55.5%, 其次是綠藻門(Chlorophyta)、甲藻門(Pyrrophyta)、藍藻門(Cyanophyta)、裸藻門(Euglenophyta)、隱藻門(Cryptophyta)和金藻門(Chrysophyta)。兩種模式的浮游植物群落結構存在顯著差異, 蝦蟶串養塘發現浮游植物101種, 隸屬于6門類; 蝦蟶混養塘發現浮游植物66種, 隸屬于6門類。

表3 兩種養殖模式池塘水質監測數據

注: 括號內數據為平均值±標準, 同行上標不同字母表示差異顯著(<0.05), 相同字母表示差異不顯著(0.05)

圖1 蝦蟶串聯養殖池塘和蝦蟶混養池塘浮游植物各門種類數量

兩種養殖模式下浮游植物豐度和生物量季節變化如圖2所示。浮游植物豐度表現為串養蝦塘>混養塘>串養蟶塘, 串養蝦塘浮游植物平均豐度最高, 為840×104ind./L, 串養蟶塘浮游植物最低, 平均豐度為163×104ind./L, 串養蝦塘平均豐度是串養蟶塘平均豐度的5倍以上。從浮游植物生物量上看, 調查周年內串養蝦塘的浮游植物平均生物量為18.90 mg/L, 串養蟶塘平均生物量為4.43 mg/L, 混養塘平均生物量為8.82 mg/L。季節上夏季串養蝦塘的生物量較高, 為24.86 mg/L, 秋季串養蟶塘的生物量最低, 僅為1.21 mg/L。浮游植物的豐度與生物量變化符合不同季節水溫對浮游植物影響以及縊蟶的攝食強度變化。

從圖3的多樣性指數及均勻度指數變化分析可知, 串養蟶塘Shannon多樣性指數介于1.47～2.76之間, 平均值為1.91, 最高值出現在10月, 最低值出現在4月。串養蝦塘Shannon多樣性指數介于1.37～2.56之間, 平均值為1.85, 最高值出現在11月, 最低值出現在7月。混養塘Shannon多樣性指數介于1.21～2.21之間, 平均值為1.78。從Shannon多樣性指數看, 串養塘和混養塘都處于中度污染。均勻度指數變化趨勢與多樣性指數相近, 且串養塘和混養塘的均勻度指數無差異。串養蟶塘均勻度指數介于0.43～0.69之間, 平均值為0.55。串養蝦塘均勻度指數介于0.39～0.71之間, 平均值為0.55; 混養塘均勻度指數介于0.42～0.64之間, 平均值為0.54。

圖2 蝦蟶串聯養殖池塘及蝦蟶混養池塘各季節浮游植物平均豐度及生物量變化

圖3 蝦蟶串聯養殖池塘及蝦蟶混養池塘中浮游植物多樣性及均勻度指數變化

對19種浮游植物優勢種進行DCA分析, DCA分析結果顯示梯度軸長度均小于3, 因此選擇線性排序方法CCA (典型對應分析)。由圖4可見: 優勢種演替影響最大的環境因素排序分別是硝酸鹽氮、總氮、亞硝酸鹽氮和總磷等營養因子以及溫度。

2.3 采用權重賦值法評價結果

由表4可知, 串聯養殖池塘綜合改善率為28.96%, 生態修復目標綜合值為0.643 7, 其中串養蝦塘改善率為26.24%, 串養蟶塘改善率為2.72%。根據等級劃分, 其修復效果為良。

2.4 采用灰色聚類法的評價結果

根據權重賦值法步驟, 計算各指標的層次權重, 具體數值如表5所示。根據灰色聚類法中步驟(1)～(4), 首先分別計算中各指標中心點, 繼而根據步驟計算各指標綜合聚類指數, 最終計算各池塘修復效果評分, 結果如表6。

根據灰色聚類法計算得, 蝦蟶串聯養殖模式的生態修復評價得分為1.641 3, 蝦塘與蟶塘的生態修復評價得分分別為1.785 3和1.497 2, 傳統蝦蟶混養池塘生態修復效果評價得分僅為1.174 3。蝦蟶串聯養殖模式生態修復效果較混養塘提高了39.76%。由此可見, 蝦蟶串聯養殖模式生態修復效果明顯好于傳統蝦蟶混養池塘。

圖4 蝦蟶串聯養殖池塘與蝦蟶混養池塘中浮游植物與水質因子CCA排序圖

注: P1. 新月菱形藻; P2. 牟氏角毛藻; P3. 橋彎藻; P4. 小球藻P5. 海洋原甲藻; P6. 中肋骨條藻; P7. 綠裸藻; P8. 海洋菱形藻; P9. 直鏈藻; P10. 三角角藻; P11. 色球藻; P12. 多甲藻; P13. 波吉卵囊藻; P14. 丹麥細柱藻; P15. 短小舟形藻; P16. 曲舟藻; P17. 威氏海鏈藻; P18. 輻射圓篩藻; P19. 蛋白核小球藻

3 討論

3.1 蝦蟶串聯養殖對池塘水質因子及浮游植物群落結構的影響

從表3結果分析, 對比傳統蝦蟶混養模式, 蝦蟶串聯養殖塘中氨氮、亞硝酸鹽與硝酸鹽均出現下降。James等(2000)的研究表明濾食性貝類在減少水體內顆粒物、總氮和總磷含量的同時, 可能會使得水體中活性磷酸鹽的含量升高。從營養鹽含量周年監測中發現, 串養蟶塘中的總氮含量低于串養蝦塘, 而活性磷酸鹽、總磷含量高于串養蝦塘, 與James的研究結果類似。Redfield(1963)研究發現, 海水中缺磷可限制浮游植物生長。而在本實驗中, 凡納濱對蝦收獲后, 串養蝦塘底泥中存留的磷及蟶塘中活性磷酸鹽能夠繼續促進浮游植物的生長, 浮游植物通過水泵泵入串養蟶塘中, 供縊蟶濾食。表明蝦蟶串聯養殖模式可促進浮游植物生長, 有效降低養殖水體中的氮含量, 并為縊蟶提供更加充足的食物來源, 加快縊蟶的生長。

表4 生態修復效果評價綜合參數

表5 各指標權重值

表6 各池塘修復效果評分表

一般來說, 浮游植物群落結構會隨環境因子的改變而產生相應的變化(孫祥等, 2017), 蝦蟶串聯養殖池塘中藻類以硅藻門、甲藻門、綠藻門為主, 蝦蟶混養塘中藻類則以硅藻門、綠藻門和藍藻門為主, 藻類優勢種也存在較大差異。在蝦蟶串聯養殖模式中, 養殖后期也并未出現藍藻門的優勢種, 這是因為在蝦蟶串聯養殖模式中, 蝦塘與蟶塘水體交換頻繁, 蝦塘中的硅藻等優勢浮游植物始終保持旺盛的生長(見圖2), 缺乏藍藻大量繁殖的條件, 抑制了藍藻的繁殖。

Shannon-Wiener多樣性指數中, 一般值越大, 群落所含的信息量越大, 證明水質受污染程度越低(劉煒等, 2020)。均勻度指數變化平穩表示群落物種分布的均勻度好(馬克平等, 1994)。養殖水體中浮游植物的多樣性指數與均勻度指數與浮游植物種類成正比, 多樣性指數和均勻度指數越大, 說明浮游植物種類越豐富, 養殖水環境較穩定, 對抗外來變化的緩沖能力較強(張瑜斌等, 2009)。由圖3的實驗結果可知, 從Shannon多樣性指數看, 雖然串養塘和混養塘都處于中度污染狀態, 但與傳統蝦蟶混養池塘相比, 采用蝦蟶串聯養殖模式后, 養殖池塘的多樣性指數更高, 表明蝦蟶串聯養殖模式下池塘生態系統穩定性得到了提高。在7月份多樣性指數最小, 污染相對較重, 隨著夏末初秋對蝦的收獲, 水質改善, 11月份串養蝦塘與蟶塘的浮游植物多樣性指數隨之升高。

浮游植物的群落結構變化是水質因子在不同時間和空間作用的結果, 而養殖池塘又是一個相對較封閉的系統, 氮磷營養鹽含量及溫度是池塘浮游植物優勢種演替的最大環境因素(王旭娜等, 2018), 本實驗的CCA分析結果也表明, 硅藻門種類主要受鹽度、溫度、pH的影響; 綠藻門種類則主要受氮含量的影響, 甲藻門、藍藻門種類主要受磷含量與溫度的影響。

3.2 蝦蟶串聯養殖模式下池塘生態修復效果評價

迄今為止, 國內有關生態修復的研究主要集中在紅樹林、海草床、珊瑚礁這三類海洋生態系統(王麗榮等, 2018), 有關濾食性貝類在池塘中的生態修復研究較少。本研究的水質和營養鹽中7個指標的變化規律不盡相同, 如果根據單個指標對生態修復效果進行評價會出現不同的結論, 很難判斷蝦蟶串聯養殖模式的生態修復效果, 故而采用權重賦值法與灰色聚類法對各指標進行綜合對比分析, 實現了對各養殖池塘生態修復效果優劣的排序。

從表4準則層權重結果分析, 串養蝦塘對串聯養殖池塘生態修復的影響(占86.54%)遠大于串養蟶塘的影響(僅13.46%)。這是因為相比于蝦蟶混養模式, 串養蝦塘中持續輸出的豐富藻類不斷帶走氮磷等營養物質, 使各項因子數值離散程度較大, 導致熵值偏大, 對權重影響較大。而在各評價因子中, 亞硝酸鹽權重最大, 在串養蝦塘與串養蟶塘中分別占比53.73%、43.61%, 說明在蝦蟶串養池塘中, 亞硝酸鹽含量較混養塘有明顯改變, 對池塘生態修復的影響最大。無論是混養還是串聯養殖池塘中都使用增氧機對池水進行增氧, 故溶解氧在生態修復效果評價中權重最小(僅1.1%)。

權重賦值法計算結果表明, 串養蝦塘改善率為26.24%, 串養蟶塘改善率為2.72%。串聯養殖池塘的綜合改善率為28.96%, 生態修復目標綜合值為0.643 7, 整體修復效果為良。灰色聚類法計算結果也表明, 蝦蟶串聯養殖模式生態修復效果評價ERS得分較混養塘提高了39.76%。由此可見, 相比傳統蝦蟶混養模式, 串聯養殖模式ERS得分更高, 可以認為串聯養殖模式對池塘生態系統具備一定的生態修復效果。研究結果為進一步科學評價蝦蟶串聯養殖模式的生態修復效果提供了基礎資料, 也可為江浙閩沿海地區海水圍塘養殖的尾水處理提供參考。

4 結論

與傳統凡納濱對蝦和縊蟶混養模式相比, 采用蝦蟶串聯養殖模式后, 串養蝦塘與串養蟶塘的水質明顯得到了改善, 氨氮、亞硝酸鹽與硝酸鹽等含量均呈現下降; 且浮游植物生物多樣性更高, 優勢浮游植物群落更穩定。用權重賦值法與灰色聚類法兩種評價方法所得結果相似, 均表明蝦蟶串聯養殖模式具有一定的生態修復效果, 該串聯養殖池塘生態更加穩定。

馬克平, 劉玉明, 1994. 生物群落多樣性的測度方法Ⅰα多樣性的測度方法(下) [J]. 生物多樣性, 2(4): 231-239.

王旭娜, 江敏, 鐘銳, 等, 2018. 凡納濱對蝦養殖池塘中浮游植物群落結構與水質因子的關系[J]. 水產學報, 42(11): 1787-1803.

王麗榮, 于紅兵, 李翠田, 等, 2018. 海洋生態系統修復研究進展[J]. 應用海洋學學報, 37(3): 435-446.

王雨, 項鵬, 葉又茵, 等, 2015. 廣西中華白海豚棲息地的浮游植物群落生態特征[J]. 應用與環境生物學報, 21(6): 1162-1169.

馮建祥, 寧存鑫, 朱小山, 等, 2017. 福建漳江口本土紅樹植物秋茄替代互花米草生態修復效果定量評價[J]. 海洋與湖沼, 48(2): 266-275.

劉招坤, 2014. 獨立供餌式縊蟶池塘蓄水養殖系統設計與試驗研究[J]. 漁業現代化, 41(6): 18-21.

劉煒, 楊娜, 張晟曼, 等, 2020. 低鹽潟湖秋冬交替期浮游植物群落變化與環境因子的關系[J]. 生態學雜志, 39(10): 3342-3349.

孫祥, 朱廣偉, 楊文斌, 等, 2017. 天目湖沙河水庫浮游植物群落結構的時空異質性[J]. 環境科學, 38(10): 4160-4168.

吳歡, 葉楠, 龔敏敏, 等, 2018. 三都灣沿岸養殖縊蟶中重金屬含量及其食用安全性評價[J]. 廣州化工, 46(22): 97-99.

張彧瑞, 馬金珠, 齊識, 2012. 人類活動和氣候變化對石羊河流域水資源的影響——基于主客觀綜合賦權分析法[J]. 資源科學, 34(10): 1922-1928.

張瑜斌, 龔玉艷, 陳長平, 等, 2009. 高位蝦池養殖過程浮游植物群落的演替[J]. 生態學雜志, 28(12): 2532-2540.

周林飛, 許士國, 孫萬光, 2007. 基于灰色聚類法的扎龍濕地水環境質量綜合評價[J]. 大連理工大學學報, 47(2): 240-245.

趙文, 2016. 水生生物學(第二版) [M]. 北京: 中國農業出版社: 503.

鐘非, 劉保元, 賀鋒, 等, 2007. 水生態修復對蓮花湖底棲動物群落的影響[J]. 應用與環境生物學報, 13(1): 55-60.

高強, 唐清華, 孟慶強, 2015. 感潮河湖水系連通水環境改善效果評價[J]. 人民長江, 46(15): 38-40, 50.

陶玲, 2017. 稻田-池塘復合循環水養殖系統調控效應及其作用機制研究[D]. 荊州: 長江大學: 13-17.

符小明, 唐建業, 吳衛強, 等, 2017. 海州灣生態修復效果評價[J]. 大連海洋大學學報, 32(1): 93-98.

滕爽爽, 林興管, 方軍, 等, 2020. 縊蟶不同種群數量形態特征的比較分析[J]. 海洋湖沼通報(4): 127-137.

JAMES W F, BARKO J W, DAVIS M,, 2000. Filtration and excretion by zebra mussels: implications for water quality impacts in Lake Pepin, upper Mississippi river [J]. Journal of Freshwater Ecology, 15(4): 429-437.

KURTEN G L, BARKOH A, 2016. Evaluation of community-level physiological profiling for monitoring microbial community function in aquaculture ponds [J]. North American Journal of Aquaculture, 78(1): 34-44.

REDFIELD D, 1963. Effect of defect fields on the optical absorption edge [J]. Physical Review, 130(3): 916-918.

ASSESSMENT OF ECOLOGICAL RESTORATION IN TANDEM AQUACULTURE OFANDBASED ON WEIGHT ASSIGNMENT AND GREY CLUSTERING METHODS

BAO Ge-Ge1, ZHAO Chun-Pu1, MEI Bo-Cheng1, ZHANG Shun1, XU Shan-Liang1, 2, XU Ji-Lin1, 2

(1. School of Marine Sciences, Ningbo University, Ningbo 315211, China; 2. Zhejiang Key Laboratory of Marine Bioengineering, Ningbo University, Ningbo 315211, China)

The discharge and treatment of tail water from aquaculture industry is an ecological issue. To assess the ecological restoration effect of tandem aquaculture inandtandem aquaculture ponds, a one-year study was conducted using weight assignment method and gray clustering method. The results showed that the abundance of phytoplankton ranged 6.8×105～2.5×108cell/L, the biomass 2.04～65.72 mg/L, the Shannon-Wiener diversity index 1.34～2.56, and the evenness index 0.43～0.72. The diversity level was high and the uniformity of species distribution was good. Compared with traditional mixed rearing pattern ofand, the tandem aquaculture systems effectively reduced the nutrient content and improved the quality of culture water. Using the weight assignment method, the ecological restoration effect was assessed. Results showed that in overall, the improvement rate was 28.96%, the ecological restoration target value reached 0.643 7, and the restoration effect was good. In addition, the grey clustering method evaluation showed that the score of ecological restoration of the tandem aquaculture was 1.641 3, or increased by 39.76% from that of the traditional rearing. Therefore, the tandem aquaculture system ofandwas beneficial to maintaining the ecological stability of the pond water environment. This study provided a good practice for biological treatment of tail water.

tandem aquaculture ponds;;; weight assignment method; grey clustering method; ecological restoration; effect assessment

Q178.1; S968

10.11693/hyhz20210700163

*國家重點研究發展計劃, 2019YFD090040號; 寧波市農業技術推廣項目, 2021NT004號。鮑格格, 碩士研究生, E-mail: 1191205558@qq.com

徐善良, 博士生導師, 教授, E-mail: xushanliang@nbu.edu.cn

2021-07-16,

2021-09-20