黃河流域水生生物資源評估及問題診斷

丁一桐,潘保柱

西安理工大學,西北旱區生態水利國家重點實驗室,陜西 西安 710048

黃河以含沙量高聞名于世,有著“河流迅且濁,湯湯不可陵”的湍急水流,以及“九曲黃河萬里沙,浪淘風簸自天涯”的蜿蜒河道,千百年來奔騰不息,與長江一同哺育著中華民族,被譽為中華民族的“母親河”。 在中華5 000 年的歷史長河中,黃河流域有3 000 多年作為全國的政治、經濟、文化中心,當前是我國重要的能源化工基地和農產品主產區[1-2]。 同時,作為我國“兩屏三帶”中的生態屏障的重要組成部分,黃河流域是聯結青藏高原、蒙新高原、黃土高原和華北平原的生態廊道,且是嚴重缺水的西北、華北地區的重要水資源庫[3]。 因此,保證黃河流域水資源安全可靠及可持續發展十分重要。

黃河流域橫跨南溫帶、中溫帶和高原氣候區[4],復雜的自然條件和特殊的地理氣候導致黃河水患變幻無常、復雜難治,為沿岸居民帶來肥沃的黃土農田的同時,也曾帶來無窮的災難。 近3 000 年來,黃河下游共決溢1 590 次以上,改道高達26 次[5],可以說“三年兩決口、百年一改道”。 善淤、善決、善徙的黃河多年來一直是懸在沿岸居民頭上的一把“利劍”。 “黃河寧,天下平”,因此,中華民族的發展史也是黃河水患的治理史。

自20 世紀70 年代以來,一系列水利工程的修建使黃河日趨安穩[6],但同時也不可逆轉地改變了黃河流域的自然地理屬性[7]。 此外,黃河流域總人口由1964 年的5 896 萬人[8]持續增加至2019 年的1.6 億人,導致資源需求量越來越大。由此可見,隨著全球氣候變化以及人類活動的加劇,黃河流域水資源開發利用程度加大、供需矛盾突出、水沙關系不協調等狀況仍將長期存在[9]。在黃河流域生態保護和高質量發展成為重大國家戰略的背景下,其水資源短缺、水環境污染和水生生物多樣性降低等問題仍十分突出[10],嚴重阻礙了流域內的生態環境保護與可持續發展。 其中,土地利用類型的改變、水壩建設的增加以及河流水動力的不穩定等因素,均直接或間接加速了本地物種的滅絕[11]。 因此,有必要對黃河流域各水體中的水生生物所面臨的危機進行深入研究,積極探索黃河流域水生生物資源量對各脅迫因素的響應機制,為科學制定生物多樣性保護和管理措施提供基礎數據,為促進黃河流域經濟社會可持續發展提供理論參考。

1 水生生物資源量變化

1.1 魚類資源量變化

1)漁獲量變化。 黃河干流大部分河段在20世紀80 年代的漁獲總量相比20 世紀50 年代銳減約80%[13],如寧蒙河段在20 世紀60 年代的年均漁獲量約為120 t,而到了20 世紀80 年代則不足50 t[14]。 此外,近年來,在黃河流域捕獲的主要經濟魚類的魚齡多由成年魚(Ⅴ～Ⅵ齡)變為幼魚(Ⅱ～Ⅳ齡),且個體平均重量由1～5 kg 下降為不足1 kg[15]。 大型和超大型魚類的漁獲量急劇減少,導致黃河流域漁獲物的經濟價值呈顯著下跌狀態。

2)物種數變化。 自20 世紀60 年代至今,黃河流域有記載的魚類總物種數約為202 種,其中以鯉形目占主導(50%以上)。 從種群空間分布上看,黃河流域的魚類資源主要分布在中下游,包括入?？?0 余種過河口洄游性魚類,如達氏鱘(Acipenserdabryanus)、 銀 魚 (Hemisalanxprognathus)等[16]。 從時間變化上看,黃河的魚類物種數由20 世紀60—80 年代的182 種減少為當前的112 種,物種數下降了38%[17]。 此外,趙亞輝等[18]對黃河干流指示性魚類的完整性進行了分析,發現黃河魚類的完整性整體較低且呈逐漸降低趨勢。

3)食性類群變化。 根據近親類群研究[19],可將黃河流域的魚類劃分為浮游動物食性、浮游植物食性、雜食性、肉食性、草食性、水生昆蟲食性、軟體動物食性和著生藻類食性共8 種食性類型。20 世紀80 年代后,黃河流域各食性魚類的物種多樣性均有所降低。 其中:水生昆蟲食性魚類物種數下降比例最高(達40%),該食性魚類主要分布在黃河中上游;其次為肉食性魚類,多分布在河口區域。

黃河流域分布有中國特有魚類共69 種,其中黃河特有種27 種[18]。 受水利工程修建、人類捕撈、污染物排放等人為干擾的影響,相關魚類原有的自然棲息地環境遭受破壞,極大地威脅了其生存繁衍[20-22],甚至導致部分物種處于瀕危狀態。據統計,流域內共有珍稀瀕危魚類24 種,其中屬于黃河特有種的有11 種[18],如骨唇黃河魚(Chuanchialabiosa)、 北 方 銅 魚 (Coreius septentrionalis)等[23]。 北方銅魚作為黃河珍貴經濟魚類,原本在黃河中上游均有分布[24],然而目前其分布范圍不斷縮小且數量不斷下降,已處于極危狀態。 此外,秦嶺細鱗鮭(Brachymystaxlenok tsinlingensis)作為中國特有魚種,是國家Ⅱ級野生保護動物,在黃河流域僅分布于渭河上游及其支流的高海拔(1 200 km 以上)且人口稀少地區,目前其種群數量日趨減少且多為Ⅱ～Ⅲ齡的未成熟個體[25]。

1.2 浮游生物資源量變化

浮游生物具有體型微小、遷移能力強、對水環境變化敏感等特點,作為較高營養級生物的天然優質餌料,其動態變化直接影響著無脊椎動物和魚類的現存量[26]。 因此,浮游生物群落結構可直觀、全面地反映河流健康狀態,是河流生態平衡研究的重點。 從浮游生物的歷史分布上看,20 世紀60 年代,研究人員在黃河水系共鑒定出浮游植物80 余種、浮游動物近20 種[27]。 由于早期物種鑒定水平有限,鑒定出的物種數較低,然而其生物量同樣偏低,說明極為貧乏的浮游生物現存量可能是水流湍急和含沙量高導致的。 隨后,在20 世紀80 年代開展的黃河水系調查中,共鑒定出浮游植物197 種、浮游動物164 種,其中干流浮游植物平均生物量為0.441 mg/L,浮游動物平均生物量為0.128 mg/L[28],相比20 世紀60 年代調查結果均有顯著增長,可能是由于水壩修建改變了河流的連續性。 而在近幾年對黃河干流進行的全面調查中,共鑒定出浮游植物350 種,平均生物量為2.79 mg/L;浮游動物172 種,平均生物量為0.431 mg/L。 相比以往研究,浮游動植物現存量均大幅度提升[29],可能是由于水沙關系發生了變化。 進入21 世紀以來,黃河多年平均年輸沙量已由16 億t 降至3 億t 左右,含沙量顯著減少有助于浮游生物的生長繁衍。

1.3 底棲動物資源量變化

底棲動物對環境的長期變化有著很好的指示作用,是了解河流生態系統結構、功能及健康狀況的關鍵類群[30]。 黃河底棲動物的早期資料來自20 世紀60 年代和80 年代的黃河水系漁業資源調查[27-28]。 調查結果顯示,黃河流域底棲動物物種數分別為25 種和71 種,主要為水生昆蟲。 受調查能力和鑒定水平的限制,20 世紀60 年代的數據并不完善,而20 世紀80 年代調查得到的底棲動物生物量約為2.44 g/m2。 近年來,趙偉華[31]對黃河干流蘭州-小浪底水庫河段底棲動物進行了全面調查,共鑒定出底棲動物73 種,生物量為0.62 g/m2;底棲動物多樣性受水質和底質的影響整體偏低;優勢類群中,除水生昆蟲(搖蚊科)外,寡毛類(顫蚓科)的占比增加。 謝元[32]對黃河流域干支流進行了進一步調查,共鑒定出底棲動物145 種,雖然物種數和生物量相比以往調查有顯著提高,但多樣性仍整體偏低(Shannon-Weaver 指數范圍為0.5～2.5),且優勢類群并未發生變化。 以上對于黃河底棲動物的調查結果顯示,黃河底棲動物多樣性整體偏低,且生物群落結構在60 a 內發生了明顯變化[33],底棲動物生物完整性整體顯著降低。

1.4 珍稀動物資源量變化

大鯢(Andriasdavidianus)作為由億萬年前泥盆紀時期的魚類演變而成的有尾兩棲類動物,曾廣泛生活在長江、黃河和珠江的中上游山澗溪流內,但目前已被列入《中國物種紅色名錄》[34],為極危物種。 20 世紀70—80 年代,秦巴山區溪河中的大鯢資源量高達30 萬～50 萬尾,個體重量一般為3～ 6 kg,而目前僅剩2 萬余尾,且在海拔800 m 以下的山澗溪流中基本絕跡[35]。 這主要是由于近年來的過渡捕獵和環境變遷[36]導致大鯢棲息地被明顯破壞,呈現為日趨片段化和島嶼化,極大程度地阻礙了其生存與繁衍。

袁家村鐵礦的礦體圍巖以綠泥片巖、鎂鐵閃片巖、變輝綠巖與絹云綠泥片巖等為主，次為含鐵石英巖、石英巖和含鐵綠泥片巖等。圍巖與鐵礦礦石均堅硬，難以遭到破壞。研究區周圍沒有太大的地表水體，其地下水源于降雨。礦床的含水層內水量少，其水文地質條件單一。

2 水生生物資源量脅迫因素

2.1 水壩建設

20 世紀50 年代至今,黃河流域共建設大、中型水庫219 座,其中大型水庫34 座,總庫容超過700 億m3[37]。 黃河干支流已(待)建的代表性水庫見圖1。 修建水壩為沿黃兩岸人民帶來防洪、發電、航運等益處的同時,也產生了一系列不可忽視的負面影響。 水利工程尤其是攔河大壩的修建使自然界歷經千百年形成的穩定性較強的河流生態系統在人類活動的干擾下遭受破壞,降低了自然狀態下河流生態系統的自我調節能力[38]。然而目前黃河干支流仍存在正在建設或規劃中的水壩,如支流涇河上正在建設的東莊水庫,以及規劃中位于北干流下游的黃河古賢水利樞紐工程。 因此,在進一步協調黃河水沙關系、優化水資源調度的同時,應該對水壩建設對流域水生態的影響進行深入研究,緩解因水壩建設而產生的維持黃河水生生物多樣性的壓力,重塑黃河的“生命之河”活力。

圖1 黃河干支流已(待)建的代表性水庫Fig.1 Representative reservoir has been built (or to be built) on mainstream and tributaries of the Yellow River

黃河多處河段筑壩成庫后,一方面,水庫內水體的垂向水溫呈現為分層分布[39],不同位置的泄水溫度與天然河道的水體溫度存在顯著差異,因此,下泄的底層低溫水會對壩下水生生物資源產生不利影響,尤其是對于魚類而言,會使其產卵期滯后。 另一方面,大壩的修建將自然狀態下完整的河流環境分割成了多個河段[40],使河流破碎化,改變了魚類的自然生存環境,嚴重影響了黃河魚類的生存繁殖,尤其是洄游性魚類,阻隔了其生殖、索餌、越冬等的洄游通道。 例如,黃河上游寧夏青銅峽水庫修建后(1978 年竣工),阻斷了洄游性魚類北方銅魚的產卵通道,致使其捕撈量急劇下降[41];中游河南三門峽水庫開工后(1958 年開工),淹沒了大量原本供鯉魚繁衍生長的淺水區產卵場,導致其在漁獲量中的占比由20 世紀50年代的70%下降至20 世紀80 年代的20%[42]。除此之外,水壩建設還改變了河道內的水資源分布,導致下游水文地貌特征發生變化,從而直接或間接地影響到河道內水生生物的現存量[43]。 其中,黃河的底質類型以泥沙型為主[44],水壩的修建改變了庫區及壩下河道底質,使庫區以淤泥為主,壩下多為卵礫石和粗沙,而底質類型的改變會對底棲動物的生長發育產生直接影響。 同時,修建水壩導致的水溫升高、保水時間增長以及營養物質累積均可引起浮游生物的大量繁殖,在一定程度上破壞河流原本的生物地球化學循環和水生生物群落結構。

2.2 河道斷流

20 世紀70—90 年代,黃河斷流頻發,在1997年甚至曾斷流200 余d。 引發斷流的原因較多,其中:全球氣候變化以及黃河源頭和重要支流的生態破壞,在一定程度上導致了黃河水量的減少[45];同時,中上游梯級水庫的修建導致水庫庫容超過天然徑流量,也不可避免地影響了下游水量;此外,地下水的過度開采以及沿黃取水量的不斷增加,均促使了黃河斷流的發生[46]。 黃河斷流不僅阻斷了水沙資源以及各類營養物質的傳輸,加速了黃河生態環境的惡化,同時也對黃河三角洲的濕地生態系統產生了不可忽視的影響,導致生物棲息地面積縮減、水生生物多樣性驟減[47]。雖然黃河斷流情況在21 世紀初期隨著小浪底水利樞紐工程的修建得到了一定改善,但斷流對其生態系統造成的負面影響卻是不可逆轉的。

歷史上,黃河枯水期主要對應3—7 月,在此期間極易發生季節性斷流,而黃河魚類的繁殖期為4—7 月,因此,河道斷流會導致魚類繁衍所需的生態流量無法得到保障。 由此可知,斷流的發生嚴重影響了黃河下游河道魚類尤其是洄游性魚類的生存與繁衍。 例如,黃河下游河道中的江海洄游性魚類日本鰻鱺(Anguillasp.),受斷流的影響,其在三門峽以上河段已經絕跡[48]。 對于其他水生生物而言,黃河斷流后的水體自凈能力會下降,復流后又會有大量淤積在河槽中的泥沙攜帶著營養物質被沖刷掉,對河道及河口的生態環境和生物資源的可持續性產生不利影響。 其中,2002 年黃河口及鄰近海域的浮游植物資源量相比于1984 年同期下降了約20%,浮游動物資源量下降了近50%[49]。

2.3 水質惡化

黃河是我國華北和西北地區主要的供給水源,且需向流域外部分地區遠距離調水,其流域的水質狀況一直備受關注。 自改革開放以來,我國城鎮化、工業化發展進程加速,使得黃河流域水污染加劇,水環境惡化加重。 1994 年黃河流域干支流水質評價顯示,6 554.6 km 參評總河長中,Ⅲ類水占31.2%,其余為Ⅳ類及以下,甚至出現了超Ⅴ類水[50]。 隨著城鎮生活源、農業面源和工業點源 污 染 的 增 加, 黃 河 干 流 總 氮(TN)、 氨 氮(NH3-N)、化學需氧量(COD)等指標濃度一直呈增加趨勢[51]。 2005 年前后,黃河干流的超標河長曾超過參評總河長的50%,最高可達80%[52]。近年來,隨著國家生態文明建設的加強,水污染監測與防治力度不斷加大。 《2019 中國生態環境狀況公報》顯示,黃河流域整體水質得到顯著提升(為輕度污染),但其中仍有8.8%為劣V 類水,高于全國地表水平均水平(3.4%)。

黃河流域以占全國2%的水資源承納了全國約6%的廢污水和7%的COD 排放量,其中:20 世紀90 年代黃河下游花園口斷面的污染物濃度相比20 世紀80 年代增加了2～3 倍;到2012 年,黃河流域共有入河排污口2 000 余個[53]。 黃河水體環境質量的惡化會直接影響到水生生物的生長發育,水體中的污染物會通過食物鏈產生富集和放大作用[54],因此,隨著水體中有毒污染物(如重金屬、持久性有機污染物以及新型有機污染物等)濃度的增加,其在水生生物體內的富集量也會相應增加,并產生一系列危害[55]。 例如,Hg 作為毒性較高的重金屬,其在魚體內的富集會導致魚的呼吸、免疫、生殖等系統的功能發生紊亂[56]。因此,日趨嚴重的黃河水污染情勢會威脅魚類的生長、發育和繁殖,使魚類繁殖能力減弱,甚至逐漸喪失生育功能,直接導致魚類種群大規模消減,許多珍稀特有魚類瀕臨滅絕。 根據《重點流域水生生物多樣性保護方案》(環生態〔2018〕3 號),削減黃河流域廢污水排放量、改善水質、提高水生生物生活環境質量、保護魚類資源迫在眉睫。

2.4 酷漁濫捕

20 世紀80 年代調查資料顯示,黃河流域的漁業資源主要是魚類,而目前黃河流域的魚類資源已極為匱乏[57],主要原因之一就是人類無節制的捕撈威脅了魚類的生存。 其中,在黃河中上游的河套平原以及下游的沖積平原,河床地勢平緩、水流緩慢,有利于捕撈,且人口較為密集,對魚類資源的需求量較大。 隨著沿岸居民生活水平的提高,黃河流域特有魚種, 如蘭州鲇(Silurus lanzhouensis)、黃河鯉(Cyprinuscarpio)、北方銅魚等的價格大幅度上漲,酷漁濫捕現象頻頻發生[13]。 “竭澤而漁,豈不獲得? 而明年無魚”一幕正在黃河流域上演,其天然水域的野生魚類資源在人類的濫捕下銳減。

黃河流域的酷漁濫捕首先表現在在春秋繁殖期對洄游魚類進行集中捕撈,導致魚類繁衍發育受阻;其次是采用非常規捕撈方式,如使用網孔較小的漁網網魚、毒魚、炸魚等,導致黃河魚類資源迅速枯竭[57]。 直至21 世紀初,面對捕獲量的劇降,多個省份(如甘肅、寧夏等)啟動了黃河禁漁期制度。 例如,寧夏在2003 年率先實施了休漁期制度[58],經過10 余年的休養生息,黃河寧夏段魚類生物量顯著提高,其中在2018 年漁獲中,蘭州鯰(SiluruslanzhouensisChen)的生物量相比2015年提高了10.40%,其他魚類的生物量也有大幅度提高,最高達292.79%,且銀川-石嘴山段瀕危物種大鼻吻魚句(Rhinogobionasutus)的種群數量顯著增加。 自2019 年起,每年4—6 月,黃河流域實行全流域禁漁期制度,極大程度地緩解了黃河流域魚類資源量不足的壓力,在提高黃河水生生物資源量、保護生物多樣性、促進黃河漁業可持續發展和生態文明建設上邁出了一大步。

2.5 人工引種

自20 世紀80 年代開始,為充分發揮黃河流域漁業資源的社會和經濟效益,黃河流域魚類引種活動日益頻繁[59],部分外來物種已在多個河段形成自然種群,如虹鱒(Oncorhynchusmykiss,黃河上游)、克氏原螯蝦(Procambarusclarkii,三門峽水庫)、池沼公魚(Hypomesusolidus,龍羊峽水庫)、大銀魚(Protosalanxhyalocranius,小浪底水庫)等[15,60]。 但在人工引種時,不能只注重經濟效益,而忽略了其對土著種的遺傳多樣性的影響。

通過文獻整理和實地調查發現,黃河干流和主要支流土著魚類已由20 世紀60—80 年代的182 種減少至當前的93 種,減少48.90%,而引入魚類則達到了31 種[59]。 如1984 年引入黃河流域的德國鏡鯉(Cyprinuscarpiovar.specularis),其在被引入后很快適應了棲息環境的變化,且因生長速度快、營養價值高,被認定為水產優良養殖品種[61]。 但人工引種在豐富黃河魚類物種多樣性、促進水產養殖業發展的同時,也可能帶來一些潛在的危害[62],如其他魚類的無意引入導致有害物種入侵,或者引入魚類占據生態位而對土著魚類產生威脅等。 目前在黃河天然水域捕獲到的鯉魚大多為德國鏡鯉和土著鯉雜交繁衍的后代[63],這在一定程度上削弱了河流中土著鯉的自然生長與繁殖,產生遺傳侵蝕,甚至會導致土著鯉滅絕。

2.6 海水入侵

隨著全球氣候變暖,過去100 年,全球海平面年平均上升0.18 cm[64],已引起國際社會的共同關注。 黃河三角洲也不可避免地受到氣候變暖的影響,自1986 年以來,黃河三角洲海水入侵速度不斷加快, 入侵面積至1995 年已累計高達62 km2[65]。 受黃河干流下游人口激增、斷流頻發以及調水調沙的影響,黃河入海泥沙量銳減,進而發生海岸蝕退和海水入侵現象[66]。 有研究預測,到2050 年,黃河三角洲區域相對海平面的上升幅度約為0.4～0.5 m[67]。

當海水入侵時,因海水中含有大量鹽類,原有水體和土壤的理化性質會發生變化,而原本生存于此的淡水生物也會因為生境的變化而退化甚至滅絕[68]。 隨著海水入侵的加劇,黃河口的漁業生產力也隨之受到削弱,其中黃河口及其附近海域1998 年的漁獲量僅為1959 年的3.3%[69],且目前魚類物種多樣性下降的趨勢仍在持續。 此外,海水的侵襲使大面積濱岸濕地急劇減少,水體礦化度和鹽度顯著增加[70],浮游生物和底棲動物的棲息環境發生改變,其中2002 年在黃河口區域共鑒定出底棲動物117 種,相比20 世紀80 年代下降了約40%[71-72]。 因此,海水入侵導致了黃河三角洲的國土資源流失、土壤堿化、生態環境惡化以及生物多樣性衰減。

2.7 調水調沙

黃河作為全球河流泥沙從陸地輸入海洋的最大貢獻者之一[73],目前的輸沙能力已下降至不足60 年前的1/10,且在20 世紀90 年代持續斷流的影響下,水沙關系極度不平衡,導致下游河道主槽淤積嚴重,20 世紀50—90 年代的年均淤積量高達2.2 億t[74]。 自2002 年開始,通過一系列的調水調沙工程,黃河河道淤積現象得到改善,上述問題得到了一定程度的緩解。 但調水調沙過程導致下游河道內的水量和含沙量激增,快速變化的水沙關系不可避免地改變了下游河道原本相對穩定的河床地貌和水質指標(如總磷、NH3-N 等營養鹽在短期內急劇增加)[75],總輸沙量的降低則導致下游河道及河岸帶的植被與濕地面積呈萎縮趨勢,因此,調水調沙對水生態系統的結構與功能造成了較大擾動。

小浪底水庫調水調沙過程對黃河的漁業資源也產生了較大影響。 有調查表明,調水調沙前后的漁業資源種類組成和資源量產生了明顯變化[76-77]。 調水調沙過程會在短期內引起黃河水位的劇烈波動,同時會引起下游河道下切和河床縮窄,對魚類“三場”(越冬、產卵和索餌場)產生較大影響[78],其中水生態環境的突變對魚卵、仔稚魚的損害尤為嚴重。 實施調水調沙時,水庫中的水體大量下泄,下游河道含沙量急劇增加,使得魚類呼吸受阻甚至產生窒息,大量魚類為獲取更多的氧分而在水面跳躍,出現非自然“流魚”現象[79]。 此外,對其他水生生物也造成了較大擾動。 宋劼等[80-81]對近幾年小浪底水庫調水調沙前中后期的下游河流浮游生物進行了研究,發現調水調沙過程改變了浮游生物群落的內部關系,削弱了浮游動物對浮游植物的捕食。 而調水調沙對下游河道的持續沖刷,會導致部分河段呈現顯著的河床沖刷粗化[82],對棲息地造成擾動,對下游底棲動物的生長繁殖產生不利影響。

結合以上對黃河流域水生生物群落變化原因的剖析,將具體原因、發生區域及持續時間進行整合(圖2)。 由此可見,自20 世紀80 年代起,人為活動對黃河流域生態環境的干擾逐漸加劇,且各類干擾對于水生生物群落的不利影響逐年累加,導致即使近年發布了多項針對黃河流域的生態治理政策并實施了一系列生態保護措施,仍無法使黃河流域的生態環境質量快速恢復到20 世紀80年代以前的健康水平。 其原因主要是高含沙環境下的水生生物的繁殖發育與水環境擾動的相互關系仍不清晰,這就對現階段黃河流域生態保護與高質量發展提出了更大的挑戰。

圖2 黃河流域水生生物群落變化原因解析Fig.2 Analysis on the causes of aquatic community change in the Yellow River Basin

3 保護與應對建議

3.1 加強流域水資源保護,改善水沙不協調關系

由于大量水壩的建設以及調水調沙工程的實施,黃河下游河道斷流情況已不再出現,但這也在一定程度上導致水資源開發負荷加大。 目前黃河流域的水資源開發率已超過80%,遠高于國際認定的生態警戒標準(<40%)[83]。 即便是保障地區經濟發展,也應建立在水資源保護的基礎上。因此,應加強對流域水資源的統一管理和調度,確定流域內各區域水資源超載情況,分區域實施水資源保護策略,其中:源區應加強水源涵養;上游應抑制不合理的用水需求;中下游應發展節水產業與技術,有效緩解水資源開發沖突,并抑制海水入侵形勢。 此外,應在全流域統籌協調徑流-泥沙關系,加強梯級水庫調度,如通過建設古賢水庫提高小浪底水庫的調水調沙能力,減緩下游河道泥沙淤積嚴重的現狀。 依據新理念完善水沙調控體系,充分意識到減沙的同時必然減水,實施用水總量控制和徑流統一調度,充分發揮水流的輸沙作用,保障足夠的水資源和造陸泥沙輸送。

3.2 推進水生態環境治理,開展分區域生態調度

要全面實施水污染防治,在保證水量的同時,提高水體質量。 對于黃河這種跨度大、地貌復雜的河流,不僅應注意加強對控制點源污染排放、因地制宜推廣面源污染防治技術等單一目標的管理,更應注重加強對水生態環境的統籌治理。 水質惡化不僅會直接影響魚類及其餌料生物的生長與發育,更會降低人們的生活質量與幸福指數。與此同時,水質改善的生態效果也最為直觀。 目前,黃河流域生態保護與經濟發展關系緊張。 例如,傳統水庫調度方式多以經濟效益為目標,較少考慮下游生態需求,導致下游河流水體污染嚴重、生態系統退化以及生態功能喪失。 在截斷污染源、監測排放水體、實施污水處理再利用等的基礎上,應將水文、水環境、水生態三者有效結合,分區域開展水庫科學調度,降低污染物濃度的同時,提高水環境的承載能力,有效維系整個河流生態系統結構和功能的完整性。

3.3 完善生態影響評估體系,實施水壩科學改造

為促進經濟發展和保障人居安全,在黃河流域大規模建設水利工程是不可避免的。 但隨著時間的推移,一些老化的小水電站不僅無法產生效益,還可能存在較大的安全隱患,如黃河源水電站。 為加強上游生態環境保護,恢復源區河流連通性,已對黃河源水電站實施拆除。 因此,應針對小水電站開展生態評估,依據評估結果進行科學改造,適當拆除并對河道進行清淤處理,提高可再生水電資源對流域發展的服務價值,恢復河流生命體的連續性,重塑洄游魚類生態廊道。 對于已建或在建的水利工程,也應注重評估工程開發對生態環境的影響,協調好防洪、供水、發電、生態保護之間的關系,盡可能維持下游河流原本的物質場、能量場及生物場。 此外,對流域進行生態功能區劃分,統籌規劃干支流生態環境保護與治理,并根據各區域優勢修建水利景觀,營造良好的生態環境,有效促進物種多樣性的提升。

3.4 注重漁業資源保護,保障生物棲息地完整

結合水文、水環境變化和人類干擾對水生生物生長發育的影響,開展黃河流域水生態基礎研究,建立水生態動態監測體系。 加強黃河流域土著魚類和珍稀瀕危魚類及其棲息地保護,嚴禁破壞魚類“三場”生境,建立魚類種質資源庫,并在重點保護河段建設水產種質資源保護區,嚴格實施禁漁區和禁漁期制度。 加強對土著魚類的基礎生物學和生態學研究,確保土著魚類的資源量,并適當開展增殖放流與引種工作。 針對不同的珍稀瀕危生物建設各類自然保護區,減少人類活動對其棲息地的干擾,如建立大鯢產卵保護區,并在其永久棲息地設立救護站。 此外,為了從根本上實現漁業資源的可持續利用,要注重維持生物棲息地保護與恢復,優化黃河流域水庫生態調度,堅持跟蹤調查水壩建設前后的水生生物資源和生態環境動態變化,改善水環境質量,利用水質-水量對水生態健康的約束機制,促進水生生物平衡發展,維持黃河流域自然生態系統的完整性。

3.5 協同多目標發展策略,促進流域水生態修復

基于黃河流域“一盤棋”的生態修復理念,充分考慮上中下游的差異,協調好工農業發展、城鎮化建設與生態環境保護之間的關系。 其中:上游要以提升水源涵養能力為目標,針對三江源、祁連山、甘南黃河上游等水源涵養區實施一批重大生態保護修復和建設工程;中游要突出抓好水土保持及污染治理;下游要開展多水庫聯合調度,建設綠色生態廊道,做好黃河三角洲濕地生態系統保護與修復,提高生物多樣性,在海水入侵嚴重的地區因地制宜地興建引水工程。 然而,目前黃河生態保護與修復工作面臨的最大挑戰就是已有的研究數據和結果并不足以明確黃河流域的生態系統現狀及演化趨勢,因此,迫切需要全面、系統地開展黃河流域生態系統調查工作(圖3),建立黃河水文-環境-生態數據庫,為開展山水林田湖草沙系統治理提供數據基礎。

圖3 黃河流域水生生物危機應對措施Fig.3 Resolving measures of aquatic organisms crisis in the Yellow River Basin

4 結語

本研究通過對相關資料和調查數據的整理分析,發現自20 世紀80 年代起,隨著全球氣候變化及人類活動干擾的加劇,如筑壩建閘、河道斷流、水質惡化、酷漁濫捕、人工引種、海水入侵、調水調沙等,黃河流域水生態狀況逐漸惡化。 直至21 世紀初,一系列水沙調節和生態保護措施的實施取得了顯著成效,使黃河流域水生態狀況逐漸改善。然而,當前黃河流域水生態狀況仍未恢復到20 世紀80 年代前的最優狀態。 面對新時代流域內多目標同步推進的要求,當前的首要任務就是明確導致流域內水生生物多樣性和資源量下降的主要原因,堅持水文-環境-生態協同保護與修復的發展策略,將綠色生態和可持續發展的理念貫穿始終,為更優的水資源保護以及更有效的水生態修復工作提供數據支持與理論基礎,將黃河打造成為造福人民的幸福河。