東平湖鰱鳙蟹生態漁業模式構建及環境效應研究

高云芳，劉 峰，趙金山，閆法軍，董 俊，李 嫻，賀志鵬，董 文，冷春梅，侯召偉，朱永安

(1.山東省淡水漁業研究院，濟南 250000；2.東營市惠澤農業科技有限公司，山東東營 257000；3.泰安大喜漁業有限公司，山東泰安 271000)

面源污染是我國江河湖庫水體富營養化的“罪魁禍首”[1]，傳統漁業無序發展也能加重水體富營養化[2]。2012年，全球湖庫富營養化數量占比高達63%[3]，中國湖泊富營養化數量占比59.1%[4]，可見湖庫水體富營養化已經嚴重影響水源與環境安全。十八大以來，發展大水面生態漁業、清退湖庫網箱網圍成為共識。相比2013年，2020年中國湖庫養殖面積減少1.2×104km2、產量降低236.0×104t、占比(淡水)降低8.8%[5，6]，水產品保供面臨巨大壓力。踐行大食物觀，向江河湖海要食物，必然要求湖庫漁業未來肩負保障國家生態安全、水資源安全和糧食安全的多重重任，因此發展生態漁業是必需途徑。

東平湖是山東省第二大淡水湖，總面積627 km2[7]，是黃河流域僅有的三個大型湖泊之一、唯一重要蓄滯洪區，是京杭大運河復航和國家南水北調東線工程的重要樞紐，是山東省重要淡水漁業生產基地[8]。2013年湖區網箱網圍養殖面積超過17.5 km2，漁業總產量7.6×104t[9]。但湖區每年投入漁用餌料超過1×104t，菹草最高覆蓋面積占全湖總面積40%[10]，整體水質超過地表水環境質量Ⅳ類標準，水體富營養化問題頻發[11]。2012年東平湖開始禁止湖區養殖，至2018年累計清理湖區網箱網圍占用水面84.0 km2，清除網箱6.7×104架、網圍53.3 km2[12，13]，湖區水質日益改善，仍處于輕度富營養狀態[14]。

水產養殖污染主要與高投高排、系統結構單一、調節能力差等有關[4]，但“一刀切”取締所有湖庫網箱網圍也有待商榷。如江蘇滆湖清退鰱(Hypophthalmichthysmolitrix)鳙(Aristichthysnobilis)網箱網圍后湖區水質富營養化加劇、藍藻爆發[15]；洪澤湖拆除養殖網圍導致水體藻類密度升高、透明度降低，不利于沉水植物萌發生長與群叢恢復[16]；前期課題組的研究證明東平湖菹草-草魚(Ctenopharyngodonidella)-中華絨螯蟹(Eriocheirsinensis)漁業利用模式對內源性污染控制有積極意義[12]。多營養層次綜合養殖能顯著降低環境碳氮磷負荷、提高系統物質能量利用效率，兼具生態與經濟優勢[4]。查干湖“凈水漁業”模式、太湖“以漁控藻”模式、龍羊峽“特色冷水魚智能網箱”模式、千島湖“保水漁業”模式及鱘魚生物循環利用養殖模式等成功案例，均證明湖泊漁業生產和生態保護可以相得益彰[17]。因此本實驗選取鰱鳙與河蟹為實驗對象，探討東平湖生態漁業模式構建及環境效應，旨在為湖庫漁業增養殖、富營養化防控、生態漁業發展等提供依據。

1 材料與方法

1.1 養殖生物放養、收獲

實驗地點選在東平湖老湖鎮近岸湖區，平均水深約為1.4 m，汛期可達3 m。采用陸基網圍實驗法[18]，以竹竿為支撐框架，外覆網目為0.5 mm×0.5 mm的透水性網圍，下部網圍埋入底質約0.5 m深，網圍規格為6 m(長)×6 m(寬)×5 m(高)。共建設24個網圍，設計兩排串聯，中間無間隔。網圍內菹草面積覆蓋率人為控制為50%左右，生物量平均值為4.25 kg/m2(濕重)。

采用雙因子實驗設計，設置4個鰱鳙放養密度，即0 ind/m2(H0)、0.25 ind/m2(H1)、0.75 ind/m2(H2)、1.5 ind/m2(H3)。放養鰱鳙數量比約為2∶1，平均體質量分別為(48.2±8.6)g、(144.0±17.2)g，平均體長分別為(15.4±1.4)cm、(18.5±1.8)cm；設置3個河蟹放養密度，即0 ind/m2(E0)、0.5 ind/m2(E1)、1 ind/m2(E2)，放養河蟹體質量、殼長、殼寬平均值分別為(6.6±0.5)g、(2.4±0.3)cm、(2.6±0.3)cm。實驗設置12個處理(E0H0、E0H1、E0H2、E0H3，E1H0、E1H1、E1H2、E1H3，E2H0、E2H1、E2H2、E2H3)，每個處理兩個重復。EH0代表蟹單養模式，即包括E0H0、E1H0、E2H0共三個處理的平均值，EH1代表E0H1、E1H1、E2H1平均值，EH2代表E0H2、E1H2、E2H2平均值；同理E0H代表E0H0、E0H1、E0H2、E0H3的平均值，E1H代表E1H0、E1H1、E1H2、E1H3平均值，E2H代表E2H0、E2H1、E2H2、E2H3平均值，以下皆同。

苗種購自泰安大喜漁業有限公司，于2017年4月20日投放網圍，同年9月28號、10月15日分別收獲成體河蟹和鰱鳙，實驗期間不投喂。

1.2 水質、浮游生物樣品

1.3 沉積物和生物樣品

于養殖生物放養時、收獲時分別采集生物樣本；使用彼得遜采泥器，每月在所有網圍內采集表層底泥(0～5 cm)，密封冷凍，帶回實驗室于60 ℃烘干，粉碎研細，經100目篩絹過濾后，檢測總碳(STC)、總氮(STN)、總磷(STP)指標。沉積物和生物樣品碳、氮測定采用元素分析儀(Vario ELⅢ，德國)、磷測定采用K2S2O8氧化法進行[19，20]。利用上述測定碳氮磷在生物體中含量比計算單位重量(濕重1 kg)鰱鳙、河蟹體內碳氮磷含量[21，22]。STC、STN、STP凈化值是指各組內沉積物碳氮磷實驗后與實驗前的差值。

1.4 數據處理與分析

使用SigmaPlot 14.0做圖；使用SPSS 22.0軟件進行單因子方差分析、Pearson相關性分析，顯著性水平設置為P<0.05，極顯著性水平設置為P<0.01。

2 結果與分析

2.1 漁業生物生長狀況

漁業生物收獲結果見表1。收獲時鰱鳙體重、成活率、成活數量、產量平均值分別為(1.2±0.1)kg、(51.9±24.8)%、(0.33±0.13)ind/m2、(3.7±1.2)t/hm2；河蟹體重、成活率、成活數量、產量平均值分別為(90.1±7.0)g、(43.1±16.9)%、(0.29±0.08)ind/m2、(0.27±0.1)t/hm2。不同鰱鳙密度模式下，各組鰱鳙平均體重排序為EH1>EH2>EH3，EH1、EH3組差異顯著；平均成活率排序為EH1>EH2>EH3，EH2、EH3無顯著差異，均與EH1差異顯著；平均產量、平均數量排序為EH1E1H>E2H，差異均不顯著；河蟹各組間體重、數量、產量平均值接近，差異不顯著，平均成活率E1H顯著高于E2H。

表1 不同密度模式下鰱鳙、河蟹生長Tab.1 Growth of H.Molitrix/A.nobilis and E.Sinensis in the different density modes

2.2 水質環境因子

圖1 實驗區水質指標含量季節性變化Fig.1 Seasonal variation of water quality index content in the test area

2.3 浮游生物群落特征

如圖2所示，實驗期間檢出浮游植物7門54種，浮游植物S、d、B、H′、D評價平均值分別是19.50、7.37×106ind/L、7.44 mg/L、2.35、4.48；檢出浮游動物34種，浮游動物S、d、B、H′、D平均值分別為13.25、12.10×106ind/L、1.56 mg/L、2.01、3.72。

圖2 實驗區浮游生物群落結構指標含量季節性變化Fig.2 Seasonal variation of plankton community structure index content in the test area

2.4 沉積物碳氮磷含量

如圖3所示，實驗期間各處理組STC、STN、STP含量變化范圍分別是25.82～37.81、0.57～1.50、0.42～0.67 mg/g，平均值分別為(31.13±7.97)、(1.07±0.26)、(0.52±0.12)mg/g。STC、STN、STP凈化平均值分別為(12.02±7.43)，(0.76±0.42)，(0.25±0.10)mg/g。各組STC、STN、STP含量同一月份內差異均不顯著。STC、STN、STP含量均值呈現明顯季節變化，且變化趨勢基本一致。即STC含量5、6、9月均值顯著高于7、8、10月。STN和STP在5、6月含量均值顯著高于7、8、9、10月。不同鰱鳙密度模式下，STC凈化平均值EH0組明顯高于其它組，EH0與EH1、EH3差異顯著；STN凈化平均值各組差異不顯著，EH1組明顯低于其它組；STP凈化平均值各組結果接近，差異不顯著。不同河蟹密度模式下，STC、STN、STP平均凈化量隨河蟹養殖密度增大而增大，差異均不顯著。

圖3 實驗區各組STC、STN、STP含量季節性變化Fig.3 Seasonal variation of STC，STN and STP contents in each test area

2.5 生物移除碳氮磷

各組生物移除水體碳氮磷結果見表2。結果顯示，不同鰱鳙密度模式下，系統碳移除量變化范圍為401.92～743.74 kg/hm2，平均值為(599.56±121.30)kg/hm2；氮移除量變化范圍為62.03～114.78 kg/hm2，平均值為(92.53±18.72)kg/hm2；磷移除量變化范圍為14.89～27.55 kg/hm2，平均值為(22.21±4.49)kg/hm2。每生產1 kg鰱鳙分別移除碳氮磷162、25、6 g；不同河蟹密度模式下，系統碳移除量變化范圍為31.11～36.33 kg/hm2，平均值為(31.96±1.65)kg/hm2；氮移除量變化范圍為4.41～5.15 kg/hm2，平均值為(4.53±0.23)kg/hm2；磷移除量變化范圍為0.48～0.57 kg/hm2，平均值為(0.50±0.03)kg/hm2。每生產1 kg河蟹分別移除碳氮磷121、17、2 g。

表2 養殖生物碳氮磷移除量Tab.2 Output of carbon，nitrogen and phosphorus elements by cultured animals in the polyculture system

表3 STC、STN、STP含量與水環境因子、浮游植物相關性矩陣Tab.3 Correlation matrix of STC，STN，STP content with water environmental factors and phytoplankton

2.6 Pearson相關性分析

各組STC、STN、STP凈化平均值與鰱鳙和河蟹個體重、成活率、產量Pearson相關性分析見表4。STC、STN凈化平均值呈顯著正相關。STC凈化平均值與鰱鳙個體重呈顯著負相關，與成活率呈極顯著負相關；STN凈化值與鰱鳙成活率呈顯著負相關。

表4 各組STC、STN、STP凈化平均值與鰱鳙、河蟹生長指標相關性矩陣Tab.4 Correlation matrix between average purification values of STC，STN and STP and growth indexes of H.Molitrix/A.nobilis and E.Sinensis in the test group

3 討論

3.1 生態漁業模式優勢

湖泊網箱網圍養殖多以草魚、鯉(Cyprinuscarpio)、鯽(C.auratus)、鰱鳙和河蟹等單一品種集約化模式為主[23，24]。2018年前東平湖以網箱養草魚、網圍養河蟹為主。目前綜合養殖在湖泊網箱網圍中較少，僅有千島湖鱘魚生物循環利用投餌養殖模式[25]及東平湖菹草-草魚-河蟹生態養殖模式[12]。實驗選用鰱鳙和河蟹主要原因：一是鰱鳙、河蟹等不投喂品種是湖庫生態漁業的首選。鰱鳙養殖技術門檻低、營養級低但生態轉換率高，即同等條件鰱鳙生物量產出最大[26]；二是河蟹底棲習性與鰱鳙生態位不重疊，主要攝食水生大型植物、藻類、原生動物、輪蟲、節肢動物、軟體動物、魚類和顆粒碎屑等[27]，兼具規格小價值高、餌料需求低的優勢，不會明顯增加系統餌料負擔，并能利用系統魚類攝食排泄的殘渣碎屑等[12]。三是東平湖水中溶氧充分(≥5 mg/L)、水溫適中(25 ℃)，菹草資源豐富[10]，具備培育高產高品質河蟹基礎條件[28]，且已有研究證明黃河流域雌蟹鈣含量顯著高于陽澄湖水域[29]，網圍養殖雌蟹肉脂品質與野生雌蟹相似[30]高于池塘養殖[31]。因此選擇鰱鳙、河蟹作為湖泊生態漁業模式養殖品種。

不同放養密度處理組養殖生物生長結果表明，網圍鰱鳙體重、成活率、數量和產量主要受鰱鳙放養密度影響，其次受河蟹放養密度影響；河蟹體重、數量和產量與鰱鳙放養密度無明顯關系，僅成活率受河蟹放養密度影響顯著。與漁民網圍粗養鰱鳙、單養河蟹生產實踐相比，實驗E1組河蟹、H2組鰱鳙的放養規格、密度、管理水平基本一致，但最終收獲結果存在顯著差異，即鰱鳙成活率、產量、體重平均值分別降低46.4%、51.8%、8.3%，河蟹成活率、產量平均值分別提高60.7%、47.1%，體重平均值降低9.22%。分析原因可能有三：一是實驗成本受限，網圍僅設計36 m2，為防止雨季水位暴漲造成生物逃逸，平時網圍處于下垂狀態，實際水體面積不足36 m2，“縮小”了鰱鳙的生存空間，導致鰱鳙生長指標全部下降。二是網圍靠近岸邊、網眼較小易附著藻類和雜物等導致內部流水通透性下降。生產中鰱鳙養殖網圍網孔較大，但本實驗考慮河蟹規格小、攀爬易卡住附肢等因素，選用網孔為0.5 mm×0.5 mm的小孔網圍，導致網眼堵塞水體交換慢，鰱鳙可能出現食物短缺問題。三是網圍內菹草、荇菜等水草生長腐敗，鰱鳙死亡及排泄可為河蟹提供食物，且網圍下垂形成的遮蔽也有利于河蟹存活，因此河蟹成活率和產量相對漁民生產實踐顯著提高。但漁民會在河蟹上市前臨時投喂餌料提高規格獲取最大效益，因此本實驗河蟹規格低于生產實踐。綜上所述，認為食物短缺導致網圍內鰱鳙、河蟹存在不同程度的種內、種間競爭，其競爭強度與放養密度、規格和天然餌料豐富度密切相關，最終鰱鳙、河蟹生長密度達到相對平衡。各組鰱鳙、河蟹平均存活數量分別為12.0、10.58只，即認為系統網圍鰱鳙、河蟹最佳存活密度分別為0.35、0.30 ind/m2。考慮網圍下垂生長空間不足、網眼堵塞等實際情況，鰱鳙最佳生長密度應該會略高于0.35 ind/m2。

3.2 湖泊生態模式環境效應

湖泊、水庫和池塘等淡水水體在維持全球和地區碳平衡作用巨大，湖泊每年碳沉積量占海洋總沉積量25%～42%[32]，唐啟升認為凡是不投餌漁業就具有碳匯功能，可稱之為碳匯漁業[33]，同時也有氮磷移除功能。濾食性魚類(鰱鳙等)通過攝食浮游生物、排泄等加快水體氮磷循環，為浮游植物生長提供養分，增加浮游生物密度，實現提高自身固碳、移除系統氮磷的效果[21，34]。據測算，每生產1 kg鰱、1 kg鳙可分別吸收水體C 121 g、N 30 g、P 1.6 g 和C 115 g、N 29 g、P 1.0 g[41]；陳少蓮等[22]測定鰱鳙在養殖系統氮磷循環中作用時發現，鰱、鳙每增重1 kg分別吸收水體N 26.29 g、P 5.72 g和N 26.40 g、P 5.74 g，都與本實驗研究結果較為接近。與東平湖菹草-草魚-河蟹生態漁業模式對比，實驗每公頃網圍移除水體碳氮磷明顯較低[12]，主要因為本實驗鰱鳙魚單位產量明顯低于草魚。但草魚生長對環境天然餌料要求過高，其推廣應用前景受限。

沉積物是水環境碳氮磷重要儲存庫，天然水域中以自然沉降為主[35，36]，養殖水域人工投餌氮磷最高占比達95%以上[2]。孫云飛等[20]研究池塘草魚-鰱-鯉網圍投喂養殖發現，系統沉積物氮磷積累分別占15.2%～27.6%、76.5%～80.0%；王毛蘭等[37]研究鄱陽湖大口黑鱸投餌網箱養殖模式發現，殘餌對沉積物碳氮貢獻率達到48.3%，均證明投喂飼料對系統沉積物環境帶來巨大壓力。張智博等[38]研究東平湖2015年7月全湖沉積物碳氮磷含量空間分布變化時發現，全湖STC、STN、STP含量兩兩之間均呈極顯著正相關，具有同源性，且明顯受菹草生活史影響，其15號站點位置與本實驗區域較為接近，明顯高于本實驗7月份沉積物STC、STN、STP含量。分析與本實驗結果不一致原因有三：一是實驗設計不同，本實驗關注的是固定區域養殖過程中沉積物碳氮磷的積累變化，不是某一時間節點全湖沉積物碳氮磷的空間分布；二是即使相鄰區域的本底值也存在一定差異；三是實驗前期(5月、6月)菹草集中衰亡導致會碳氮磷大量沉積積累[10，12]，隨生物生長需求增大，鰱鳙、河蟹等養殖生物在實驗后期食物缺乏情況下，可能會對沉積物進行強烈擾動和攝食，促使沉積物碳氮磷釋放、利用和變化，影響其自然沉降過程。本實驗相關性結果也證明，相比水環境因子、浮游生物，鰱鳙成活率、體重更能顯著影響系統STC、STN的積累變化，與其生長攝食、排泄能力增強有關。河蟹在整個生長周期內一直具有沉積物凈化作用[39]，且隨密度增大凈化效果越明顯，但影響能力顯著低于鰱鳙。本實驗測定系統碳氮磷平均值較實驗開始前分別減少32.0%、50.6%、37.3%，與傳統投喂式網箱網圍養殖羅非魚[10]、對蝦[10]、草魚[12]、大口黑鱸(Micropterussalmoides)[37]等模式相比，不投喂鰱鳙蟹網圍養殖對于湖泊沉積物碳氮磷具有顯著控制作用。

現代湖泊漁業正在從“以水養魚”向“以魚養水”模式轉變，增殖并不是湖庫生態漁業發展的唯一途徑，鰱鳙蟹綜合養殖生態漁業模式兼具經濟和生態優勢，值得推廣應用，同時說明在湖庫發展非投喂、自凈型網箱網圍，科學規劃投喂型網箱網圍是可行的。

4 結論

(1)東平湖鰱鳙蟹生態漁業系統中，鰱鳙體重、成活率、數量和產量主要受鰱鳙放養密度影響，其次受河蟹放養密度影響；河蟹體重、數量和產量與鰱鳙放養密度無明顯關系，僅成活率受河蟹放養密度影響顯著；網圍內鰱鳙、河蟹最佳生長密度分別為0.35、0.30 ind/m2，餌料不足是主要限制因素。

(2)不投喂鰱鳙蟹綜合養殖系統對于湖泊沉積物碳氮磷具有顯著控制作用。鰱鳙成活率、體重顯著影響系統STC、STN的積累變化，隨鰱鳙數量增多規格變大，系統STC、STN凈化能力減弱。河蟹具有沉積物凈化作用，且隨密度增大凈化效果越明顯，但影響能力顯著低于鰱鳙。

(3)鰱鳙和河蟹具有顯著移除碳氮磷能力，每公頃網圍移除水體C 632.07 kg、N 97.09 kg、P 22.74 kg。