近十年莱州湾海水养殖TN、TP及COD入海通量研究

石亚洲,宋娴丽,逄劭楠,李正炎,吴海一*

(1.中国海洋大学 环境科学与工程学院, 山东 青岛 266100;2.山东省海洋生物研究院 青岛市浅海底栖渔业增殖重点实验室, 山东 青岛 266104)

引 言

中国是世界公认的海水养殖大国,2017年我国海水养殖产值达3 307.4亿元[1]。一直以来,在海水养殖与环境的相互作用关系上,人们较重视环境对养殖的影响,而对海水养殖产生的负面作用关注不够[2]。近年来,随着海水养殖规模的不断增大,养殖污染问题逐渐引起人们关注。海水养殖污染主要表现为养殖过程带来的氮(N)、磷(P)、化学需氧量(COD)等的排放量超出近海的环境承载力和自净能力所导致的海洋生态环境的破坏及异常[3]。国外学者早在20世纪80年代便开始了养殖污染相关研究,主要通过现场测定等研究不同种类精养模式下的污染负荷及饵料营养盐利用效率等[4-6]。由于现场测定法存在诸多弊端,模型法等新方法迅速发展,代表性的有氮、磷质量平衡模型[7]、营养收支模型[8]、氮负荷模型[9]等。我国大约在20世纪90年代开始相关研究,早期主要通过现场测定法测定某一种类污染负荷在生物体及环境中的比例等[10-11]。21世纪以来,国内学者开始通过不同方法对某一海域进行养殖污染量估算,这些方法包括化学分析法[12]、产排污系数法[13]和竹内俊朗法[14]等。在众多方法中,尤以模型法可以很好地模拟并预测养殖污染通量的动态变化性,但由于该方法种类针对性较强及所需基础数据繁多等原因,国内未有广泛应用。

莱州湾是山东半岛北部重要的渔业产区,2017年养殖总产量达89.13×104t,总面积达21.44×104ha,养殖种类涉及鱼类、甲壳类、贝类、藻类及海参等[15]。其中,除贝藻类养殖外,其余养殖种类均需要投饵,饵料中含有大量营养性物质(N和P等),还通常添加维生素等药物和微量元素(Zn、Cu和Fe等),这些物质只有少部分被养殖生物利用,大部分释放到养殖水域中[16-17],因此如何精准量化养殖污染对海区产生的营养及污染负荷成为规范养殖行为、修复生态环境的重要依据。对于养殖种类较多的莱州湾而言,采用排污系数法估算养殖污染通量具有简单快捷、涉及种类全面等优势。本研究基于排污系数法,针对总氮(TN)、总磷(TP)及化学需氧量(COD)三个指标,结合莱州湾养殖产量数据估算了近十年(2008—2017)海水养殖TN、TP及COD入海年通量,分析比较了各通量的变化趋势,以期为相关研究提供基础数据,为莱州湾近岸海域生态环境保护及水质目标管控提供科学依据。

1 研究区域与方法

1.1 莱州湾海水养殖概况

莱州湾西起黄河口,东至龙口的屺姆角,海岸线长319.06 km,面积6 966.93 km2,沿岸共涉及山东省北部3市9区县。莱州湾的海水养殖方式包括池塘、网箱、筏式、吊笼、底播及工厂化(图1),其中,海湾中、西部地区以滩涂贝类底播养殖和虾蟹类池塘养殖为主,东部地区则以筏式、网箱养殖为主[18],贝类在莱州湾海水养殖中占主导地位。

图1 莱州湾海水养殖区域分布

1.2 研究对象

由于大型藻类属于自然营养型养殖系统,其生长过程不断吸收水体中的氮、磷等营养物[19],属于较为清洁的养殖方式,因此在估算莱州湾海水养殖污染通量时主要考虑对TN、TP和COD产排污量较大的鱼类、甲壳类、贝类和海参4大经济种类,具体包括:滩涂养殖贝类[蛤仔(Ruditapes)、蚶(Arcidae)、蛏(Sinonovacula)等],池塘养殖甲壳类[对虾(Penaeus)、梭子蟹(Portunus)等],筏式养殖贝类[扇贝(Argopecten)、牡蛎(Crassostrea)、贻贝(Mytilus)等],工厂化养殖鱼类[菱鲆(Scophthalmus)、牙鲆(Paralichthys)、鲽鱼(Paralichthys)、舌鳎(Cynoglossus)等],网箱养殖鱼类[鲈鱼(Lateolabrax)、河鲀(Takifugu)等]及池塘、工厂化养殖刺参(Apostichopus)。针对同一养殖种类对应多种养殖方式的情况,本文选取目标种类在其主要方式下的排污系数。

1.3 研究方法

本文采用的排污系数法基于《第一次全国污染源普查水产养殖业污染源产排污系数手册》[20]。其中,排污系数是指在正常养殖生产条件下,生产1 kg水产品所产生的污染物量中,经不同渠道直接排放到湖泊、河流及海洋等外部水体中的污染物量,单位用g/kg表示。因缺乏养殖生物苗种投放量数据,本文以养殖生物年产量代替养殖增产量。因此,莱州湾海水养殖污染物入海通量的估算公式如下:

式中,Q表示海水养殖污染物排放总量(kg);p表示养殖生物年产量(t);h,m,j,1分别表示鱼类、甲壳类、贝类及海参的种数;r表示各养殖种类在不同养殖方式下的排污系数(g/kg)。

莱州湾不同养殖种类在不同养殖方式下的排污系数见表1[20],其中贻贝筏式养殖及蛤类滩涂养殖的排污系数分别适用于其他种类的筏式及滩涂养殖。

表1 莱州湾不同养殖方式下不同养殖种类的排污系数

在数据处理上,应用 IBM SPSS Statistics 20 软件,采用单因素方差分析(One-Way ANOVA),对近十年鱼类、甲壳、贝类及海参养殖的COD年通量及鱼类、甲壳、海参养殖的TN、TP年通量进行组间差异显著性比较,以P<0.05 表示组间差异显著,以P<0.01 表示组间差异极显著。用Origin 2018及Microsoft Office Visio 2007软件进行图表绘制。

2 结果

2.1 近十年莱州湾海水养殖产量、面积

近十年来,莱州湾海水养殖产量及面积总体呈“不断增加”趋势(见图2),年均增长率分别为2.24%、3.52%[15,21-29]。在所有养殖种类中,贝类养殖产量占据主导优势,近十年平均比重高达92.60%(±0.92%),其年产量在10年间呈明显增加趋势,从2008年的4.44×105t 升至2017年的8.16×105t,平均值达6.34×105(±1.34×105) t。

图2 近十年莱州湾海水养殖产量与面积变化

2.2 莱州湾不同种类养殖TN、TP及COD入海通量

近十年莱州湾不同种类TN、TP及COD入海年通量范围见表2,变化趋势见图3。结果显示,鱼类养殖TN年通量除个别年份(2008),总体变化不大,TP通量总体趋于稳定,COD通量呈“倒U型”趋势;甲壳类TN、TP及COD年通量在2009年达到最大值,分别为25.21、10.54和586.12 t,之后基本趋于稳定;贝类TN、TP年通量均为负值且呈“逐年减小”趋势,COD通量则呈“逐年增大”趋势;而海参养殖TN及COD年通量在2011—2012年间有一突然加大,在此前后分别趋于稳定,TP通量总体变化不大。当不考虑贝类养殖时,组间差异显著性结果显示近十年鱼类养殖TN、TP年通量与甲壳和海参间有显著性差异(P<0.05),甲壳、海参间无显著性差异(P>0.05)。

表2 近十年莱州湾不同种类养殖TN、TP及COD年通量范围及均值(±SD)

图3 莱州湾鱼类(a)、甲壳类(b)、贝类(c)及海参(d)养殖TN、TP及COD入海通量

2.3 莱州湾海水养殖总TN、TP及COD入海通量

图4显示,近十年莱州湾海水养殖总TN、TP入海通量均为负值并呈“不断减小”趋势,COD通量呈“不断增大”趋势。莱州湾因海水养殖产生的TN年通量变化范围为-7 728.56 ～-4 046.89 t,平均值为-5 868.3(±1 364.03) t;TP年通量范围为-424.60～-205.25 t,平均值为-320.54(±82.96) t;COD年通量范围为4 718.55～8 173.77 t,平均值为6 446.06(±1 382.67) t。TN、TP年输入通量为负值主要是因为贝类的TN、TP排污系数均为负值,随着近十年该湾贝类养殖产量及规模的不断扩大,其对TN、TP养殖污染通量的削抵作用愈发明显。

图4 莱州湾海水养殖总TN、TP及COD入海通量

2.4 莱州湾不同养殖种类对总COD入海通量的贡献率

近十年莱州湾不同养殖种类对总COD入海通量的贡献率见表3,结合表1可以得出虽然贝类养殖的COD排污系数最小,但由于近十年贝类在莱州湾海水养殖中占据主导地位,因此其对总COD入海通量的贡献率也最大,年均贡献率达79.21%(±3.03%),海参养殖的年均贡献率最小,达1.36%(±0.41%)。组间差异显著性结果显示甲壳和海参、贝类、鱼类三者COD年通量间有显著性差异(P<0.05),甲壳、海参间COD年通量无显著性差异(P>0.05)。

表3 近十年莱州湾海水养殖COD入海通量及不同种类贡献率

3 讨论

3.1 海水养殖对莱州湾海区的环境影响

本研究显示,近十年莱州湾贝类养殖产量占据主导地位且呈“逐年增加”趋势,因此其COD通量亦在逐年增加,年均达5 115.22(±1 167.54) t。而人工投饵型的鱼类、甲壳及海参养殖在近十年产量整体趋于稳定水平,三者总TN、TP及COD年均通量分别为70.61(±30.85)、24.23(±5.76)及1 330.84(±297.86) t。虽然莱州湾海水养殖以贝类为主,投饵型种类所占比重不大,但当下,随着经济社会的不断发展,海水养殖越来越朝着集约化方向靠拢。据渔业年鉴统计,2008—2017年莱州湾工厂化养殖水体迅速增加,从1 328 400 m3升至3 188 733 m3,2015年达到最大值3 801 033 m3。集约化养殖的不断发展必然伴随着更多养殖排放水的产生,进而对海湾造成极大的环境危害,因此海水养殖的环境影响必须引起我们的重视。此外,由于莱州湾为半封闭型海湾,水流交换并不通畅,大量无机氮、活性磷酸盐等贝类代谢物若不及时交换,则可能会使海区产生自身污染。

尽管高密度、集约化的海水养殖活动会对海洋环境产生诸多不利影响,但因其污染物形态单一(主要为无机氮和活性磷酸盐)[30],有机物易于降解,在特殊环境下亦可为营养盐贫瘠或失衡海区直接提供初级生产所需的限制性营养元素。根据本研究结果,养殖排放水中氮磷比约为2.91,而海水对虾养殖池塘排放水中氮磷比仅为3.59[31]。从历史资料来看,1988年莱州湾的氮磷比为42.5[32],2013年莱州湾海区的氮磷比为100.76[33],2016年该值增至156.67[34],呈显著增大趋势,磷限制愈发凸显。因此,养殖排放水中较低的氮磷比对于平衡局部海区营养盐组成有积极作用。

3.2 贝类养殖对海区环境的生态效应评估

贝类通过滤食水体中颗粒态N、P同化为自身有机体并通过收获移出,从而对水体产生一定的净化作用,养殖过程中不投饵,亦不存在因残饵引发的次生污染,因而《产排污系数手册》中贝类的TN、TP排污系数为负值。但当贝类养殖的规模和密度过大时,其通过代谢作用释放的大量颗粒及溶解态N、P超过水体自净能力或环境容纳量时便会在海区局部造成自身污染[35]。Song等[36]研究发现太平洋牡蛎在综合生态修复系统中对TN的排泄作用并未被滤食作用所抵消,从而增加了水体中TN的含量。从能量收支角度考虑,贝类滤食的N、P颗粒物,大部分经同化作用用于自身生长繁殖,其余通过代谢过程释放到水体,因此贝类对水体氮磷的净吸收大于净排放。张升利等[37]研究发现,菲律宾蛤仔摄食氮、磷用于生理过程的各组分所占比例依次为:生长>粪便>排泄。Nizzoli 等[38]研究发现,生产6 000 t的菲律宾蛤仔,分别从水体中摄取约137 t 颗粒氮及19 t颗粒磷,约91 t的总溶解氮及12 t的总溶解磷重新进入生态系统中,且有16 t的氮及0.9 t的磷通过收获的方式直接从系统输出。因此,处于生长停滞期或繁殖期内的贝类,很可能会因机体同化作用低于排泄作用,而将前期积累的氮、磷营养物质排放至环境中,从而引起短期内排污通量的升高。

在贝类养殖密集区,可溶性排泄物及粪便矿化后的N、P不能被藻类全部或及时利用,成为水体富营养化的污染源。王旭等[39]研究发现,枸杞岛夏季成熟期贻贝养殖造成海域DIN、DIP浓度升高,尤其是DIN浓度显著高于非养殖区,养殖区处于受磷限制性的重富营养化。高密度贝类养殖排放的大量生物沉积物的影响则有明显的积累性和滞后性。杨卫华等[40]认为,扇贝养殖形成富含有机质的生物沉积,即使扇贝被收获,养殖对底质环境的影响仍然存在,并通过沉积物中有机质的矿化分解影响水体中营养盐的循环。菲律宾蛤仔和海湾扇贝作为莱州湾两大养殖贝类,近十年(2008—2017)年均产量分别达27.04万t和26.80万t。根据文献方法[41],菲律宾蛤仔养殖周期按365 d,海湾扇贝按90 d计算,得出近十年菲律宾蛤仔对颗粒态氮、磷的年均排放量分别为5 343.6 t和1 914.79 t;海湾扇贝分别为1 983.96 t和710.92 t。贝类密集养殖区大量堆积在底层的生物沉积物在微生物作用下进行脱氨和硫还原反应,加重底质有机物耗氧,改变养殖海区底部环境的物理、化学特性。养殖区环境恶化会对贝类产生不利影响,甚至造成贝类大量死亡,因此合理规划贝类养殖密度尤为重要。另外,部分生物沉积物通过再悬浮作用回到水层,另一部分则被矿化分解后以无机盐形式返回水层[42]。宗虎民等[43]研究发现,当上覆水pH和温度增加,或者灭菌和贫氧等条件会促进生物可利用磷(BAP)由沉积物向水体释放,而上覆水中磷酸盐浓度的升高则可导致沉积物中BAP释放量降低。此外,底泥疏浚也可能是造成沉积物内源磷大量释放并最终导致水体中磷酸盐含量升高的主要原因。张志锋等[44]研究发现,底泥疏浚会破坏磷在沉积物-水界面的动态平衡,疏浚活动导致了大连湾疏浚点邻近海域水体中BAP和叶绿素a的浓度升高。因此,贝类对水体的修复作用及其产生的污染效应之间存在一个浓缩、滞后期,且不同种类的产污特性因种而异,因境而异。

3.3 投饵性养殖对海区环境的生态效应评估

对投饵性养殖而言,其污染主要源于残饵及生物排泄物,同时还包括养殖过程投入的消毒剂、药物和添加剂等[45]。在池塘养殖中通常需要进行大量换水,含有大量悬浮及溶解态废物的废水排入邻近海域,增加了海域的营养负荷,当污染物超过海域初级生产力时,便会引起水体的富营养化[46]。孙耀等[47]发现,新生残饵溶出的N、P营养物质是对虾养殖水环境及其邻近浅海环境的主要污染源。此外,残饵和排泄物等经微生物分解后可产生大量氨氮,对养殖生物造成极大危害。同时,池塘底层残饵腐解也会引起水体DO和pH值的下降。鱼类网箱养殖的密度高、投饵量大,网箱养殖区底部大量堆积的残饵使异养生物的耗氧增加,沉积物分解释放出N、P等无机营养盐刺激水生植物的生长,缺氧时则释放出有毒的NH3和硫化物,妨碍鱼类生长和健康[46]。Fenchel等[48]研究指出,网箱养殖区人工投饵活动为附近海域带来的N、P、维生素及Fe、Mn等微量元素,给浮游植物增殖及赤潮发生提供了必要的物质基础。此外,网箱养殖对附近水域的大型底栖生物群落结构产生较大影响,大型底栖生物的种类明显减少。

3.4 排污系数法在污染通量估算中的局限性

排污系数法估算简单快捷、涉及种类全面,在估算某一特定海区的排污年通量时具有一定的方法优势,但它无法体现排污的季节性及不同种类、种间和个体大小差异,无法体现因个体同化率、代谢率变化等所引发的排污量变化。以我国北方海水对虾池塘养殖为例,养殖期集中在5月至10月之间,其他时间并无污物产出,且养殖生物并非匀速生长,其在不同生长时期营养需求、同化及代谢效率变化较大,从而导致其实际排污通量动态变化较大。对莱州湾而言,在贝类产量占据绝对优势的前提下,固定的排污系数会因基数的增大而产生较大的干扰,不足以客观反映其对海区的污染贡献。此外,当前水产养殖排污系数中的营养盐系数仅有TN和TP,这可能会导致某些种类的评估不够深入。如在贝类养殖中,虽然TN、TP排污系数为负值,但其养殖过程却可能导致自身污染。因此今后还应进一步优化,如测算出某一元素不同形态营养盐的排污系数( DIN系数等)。

3.5 莱州湾养殖污染通量不确定性分析

本文运用排污系数法估算莱州湾养殖污染年通量,不确定性源于以下方面:首先,莱州湾不同养殖种类往往对应多种养殖方式,不同方式下同一种类的排污系数不尽相同,因缺乏相关数据,本文在估算时采用某一种类在其主要方式下的排污系数,这会使得估算结果存在误差,不确定性预计在±10%。其次,因缺乏苗种量数据,本文以养殖生物年产量代替养殖增量,因而会使得估算结果偏高,不确定性预计在±5%。此外,本文以莱州湾九县区养殖排污量近似看作莱州湾养殖排污量,而根据莱州湾的海域范围,龙口市仅屺姆角以西海域属于莱州湾,因此估算结果会略微偏高,不确定性预计在±2%。最后,本文采用的排污系数为定值,且不同种类间排污系数存在近似替代,而实际中排污系数可能会因地域、种类等存在差异,因此使得估算结果存在误差,不确定性预计在±8%。综上,本文研究结果在方法确定的范围内,整体不确定性预估在±25%。

4 防治措施及研究展望

近年来,莱州湾大规模养殖活动已带来越来越多的环境问题。综合前文所述,基于当前莱州湾养殖现状,在今后可以采取如下措施:

(1) 科学规划养殖海区,合理确定养殖容量。莱州湾贝类养殖规模庞大,极易造成自身污染,因此应建立养殖的宏观调控和科学决策机制,合理规划养殖水域和滩涂,确定养殖容量,把养殖规模控制在水域环境负荷力范围内[49]。此外,养殖区位置的选择也尤为重要,如贝类养殖区若设立在水流交换通畅的海域,虽然无机营养盐的产生量大,但通过水流交换及时转移,既可避免产生自身污染,又可对外海营养贫瘠区进行适当营养盐补充。

(2)调整优化养殖结构。如在污染物产生量大且集中的集约化养殖区进行贝藻、鱼藻的混养、套养等模式,通过藻类吸收海区多余的营养负荷,减缓养殖海区的污染压力。

(3) 改进集约化养殖投饵技术,加强科学管理。对于投饵性养殖种类,我国大多投喂冰鲜杂鱼等饵料系数较高的饵料[19],在饵料利用率较低的情况下,残饵等养殖废物对环境往往产生较大污染。因此在今后的养殖生产中,应不断改进投饵技术,降低投饵系数。

(4) 加强养殖排放水处理技术的研究。在集约化养殖愈加迅猛的背景下,养殖排放水的处理显得更加重要。如生物处理技术,利用微生物的吸收、代谢作用去除水体有机物和氨氮,具有投资低、不易产生二次污染等优点[49]。

在海水养殖发展日渐迅猛的趋势下,莱州湾海水养殖的环境问题已不可忽视。但是,当前我国对莱州湾养殖污染通量及养殖容量的研究还比较稀少。在今后,应加强关于莱州湾养殖容量的研究,从而科学指导养殖活动的开展。只有在养殖容量允许的范围内,才能使养殖污染物的产生量不超过水体自净或容纳量,从而降低养殖对海域的环境影响。此外,还应对养殖区进行实时监测,起到预警作用。只有实现养殖生产与生态环境的协调统一,才能实现海水养殖的可持续发展。