近十年萊州灣海水養殖TN、TP及COD入海通量研究

石亞洲,宋嫻麗,逄劭楠,李正炎,吳海一*

(1.中國海洋大學 環境科學與工程學院, 山東 青島 266100;2.山東省海洋生物研究院 青島市淺海底棲漁業增殖重點實驗室, 山東 青島 266104)

引 言

中國是世界公認的海水養殖大國,2017年我國海水養殖產值達3 307.4億元[1]。一直以來,在海水養殖與環境的相互作用關系上,人們較重視環境對養殖的影響,而對海水養殖產生的負面作用關注不夠[2]。近年來,隨著海水養殖規模的不斷增大,養殖污染問題逐漸引起人們關注。海水養殖污染主要表現為養殖過程帶來的氮(N)、磷(P)、化學需氧量(COD)等的排放量超出近海的環境承載力和自凈能力所導致的海洋生態環境的破壞及異常[3]。國外學者早在20世紀80年代便開始了養殖污染相關研究,主要通過現場測定等研究不同種類精養模式下的污染負荷及餌料營養鹽利用效率等[4-6]。由于現場測定法存在諸多弊端,模型法等新方法迅速發展,代表性的有氮、磷質量平衡模型[7]、營養收支模型[8]、氮負荷模型[9]等。我國大約在20世紀90年代開始相關研究,早期主要通過現場測定法測定某一種類污染負荷在生物體及環境中的比例等[10-11]。21世紀以來,國內學者開始通過不同方法對某一海域進行養殖污染量估算,這些方法包括化學分析法[12]、產排污系數法[13]和竹內俊朗法[14]等。在眾多方法中,尤以模型法可以很好地模擬并預測養殖污染通量的動態變化性,但由于該方法種類針對性較強及所需基礎數據繁多等原因,國內未有廣泛應用。

萊州灣是山東半島北部重要的漁業產區,2017年養殖總產量達89.13×104t,總面積達21.44×104ha,養殖種類涉及魚類、甲殼類、貝類、藻類及海參等[15]。其中,除貝藻類養殖外,其余養殖種類均需要投餌,餌料中含有大量營養性物質(N和P等),還通常添加維生素等藥物和微量元素(Zn、Cu和Fe等),這些物質只有少部分被養殖生物利用,大部分釋放到養殖水域中[16-17],因此如何精準量化養殖污染對海區產生的營養及污染負荷成為規范養殖行為、修復生態環境的重要依據。對于養殖種類較多的萊州灣而言,采用排污系數法估算養殖污染通量具有簡單快捷、涉及種類全面等優勢。本研究基于排污系數法,針對總氮(TN)、總磷(TP)及化學需氧量(COD)三個指標,結合萊州灣養殖產量數據估算了近十年(2008—2017)海水養殖TN、TP及COD入海年通量,分析比較了各通量的變化趨勢,以期為相關研究提供基礎數據,為萊州灣近岸海域生態環境保護及水質目標管控提供科學依據。

1 研究區域與方法

1.1 萊州灣海水養殖概況

萊州灣西起黃河口,東至龍口的屺姆角,海岸線長319.06 km,面積6 966.93 km2,沿岸共涉及山東省北部3市9區縣。萊州灣的海水養殖方式包括池塘、網箱、筏式、吊籠、底播及工廠化(圖1),其中,海灣中、西部地區以灘涂貝類底播養殖和蝦蟹類池塘養殖為主,東部地區則以筏式、網箱養殖為主[18],貝類在萊州灣海水養殖中占主導地位。

圖1 萊州灣海水養殖區域分布

1.2 研究對象

由于大型藻類屬于自然營養型養殖系統,其生長過程不斷吸收水體中的氮、磷等營養物[19],屬于較為清潔的養殖方式,因此在估算萊州灣海水養殖污染通量時主要考慮對TN、TP和COD產排污量較大的魚類、甲殼類、貝類和海參4大經濟種類,具體包括:灘涂養殖貝類[蛤仔(Ruditapes)、蚶(Arcidae)、蟶(Sinonovacula)等],池塘養殖甲殼類[對蝦(Penaeus)、梭子蟹(Portunus)等],筏式養殖貝類[扇貝(Argopecten)、牡蠣(Crassostrea)、貽貝(Mytilus)等],工廠化養殖魚類[菱鲆(Scophthalmus)、牙鲆(Paralichthys)、鰈魚(Paralichthys)、舌鰨(Cynoglossus)等],網箱養殖魚類[鱸魚(Lateolabrax)、河鲀(Takifugu)等]及池塘、工廠化養殖刺參(Apostichopus)。針對同一養殖種類對應多種養殖方式的情況,本文選取目標種類在其主要方式下的排污系數。

1.3 研究方法

本文采用的排污系數法基于《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》[20]。其中,排污系數是指在正常養殖生產條件下,生產1 kg水產品所產生的污染物量中,經不同渠道直接排放到湖泊、河流及海洋等外部水體中的污染物量,單位用g/kg表示。因缺乏養殖生物苗種投放量數據,本文以養殖生物年產量代替養殖增產量。因此,萊州灣海水養殖污染物入海通量的估算公式如下:

式中,Q表示海水養殖污染物排放總量(kg);p表示養殖生物年產量(t);h,m,j,1分別表示魚類、甲殼類、貝類及海參的種數;r表示各養殖種類在不同養殖方式下的排污系數(g/kg)。

萊州灣不同養殖種類在不同養殖方式下的排污系數見表1[20],其中貽貝筏式養殖及蛤類灘涂養殖的排污系數分別適用于其他種類的筏式及灘涂養殖。

表1 萊州灣不同養殖方式下不同養殖種類的排污系數

在數據處理上,應用 IBM SPSS Statistics 20 軟件,采用單因素方差分析(One-Way ANOVA),對近十年魚類、甲殼、貝類及海參養殖的COD年通量及魚類、甲殼、海參養殖的TN、TP年通量進行組間差異顯著性比較,以P<0.05 表示組間差異顯著,以P<0.01 表示組間差異極顯著。用Origin 2018及Microsoft Office Visio 2007軟件進行圖表繪制。

2 結果

2.1 近十年萊州灣海水養殖產量、面積

近十年來,萊州灣海水養殖產量及面積總體呈“不斷增加”趨勢(見圖2),年均增長率分別為2.24%、3.52%[15,21-29]。在所有養殖種類中,貝類養殖產量占據主導優勢,近十年平均比重高達92.60%(±0.92%),其年產量在10年間呈明顯增加趨勢,從2008年的4.44×105t 升至2017年的8.16×105t,平均值達6.34×105(±1.34×105) t。

圖2 近十年萊州灣海水養殖產量與面積變化

2.2 萊州灣不同種類養殖TN、TP及COD入海通量

近十年萊州灣不同種類TN、TP及COD入海年通量范圍見表2,變化趨勢見圖3。結果顯示,魚類養殖TN年通量除個別年份(2008),總體變化不大,TP通量總體趨于穩定,COD通量呈“倒U型”趨勢;甲殼類TN、TP及COD年通量在2009年達到最大值,分別為25.21、10.54和586.12 t,之后基本趨于穩定;貝類TN、TP年通量均為負值且呈“逐年減小”趨勢,COD通量則呈“逐年增大”趨勢;而海參養殖TN及COD年通量在2011—2012年間有一突然加大,在此前后分別趨于穩定,TP通量總體變化不大。當不考慮貝類養殖時,組間差異顯著性結果顯示近十年魚類養殖TN、TP年通量與甲殼和海參間有顯著性差異(P<0.05),甲殼、海參間無顯著性差異(P>0.05)。

表2 近十年萊州灣不同種類養殖TN、TP及COD年通量范圍及均值(±SD)

圖3 萊州灣魚類(a)、甲殼類(b)、貝類(c)及海參(d)養殖TN、TP及COD入海通量

2.3 萊州灣海水養殖總TN、TP及COD入海通量

圖4顯示,近十年萊州灣海水養殖總TN、TP入海通量均為負值并呈“不斷減小”趨勢,COD通量呈“不斷增大”趨勢。萊州灣因海水養殖產生的TN年通量變化范圍為-7 728.56 ～-4 046.89 t,平均值為-5 868.3(±1 364.03) t;TP年通量范圍為-424.60～-205.25 t,平均值為-320.54(±82.96) t;COD年通量范圍為4 718.55～8 173.77 t,平均值為6 446.06(±1 382.67) t。TN、TP年輸入通量為負值主要是因為貝類的TN、TP排污系數均為負值,隨著近十年該灣貝類養殖產量及規模的不斷擴大,其對TN、TP養殖污染通量的削抵作用愈發明顯。

圖4 萊州灣海水養殖總TN、TP及COD入海通量

2.4 萊州灣不同養殖種類對總COD入海通量的貢獻率

近十年萊州灣不同養殖種類對總COD入海通量的貢獻率見表3,結合表1可以得出雖然貝類養殖的COD排污系數最小,但由于近十年貝類在萊州灣海水養殖中占據主導地位,因此其對總COD入海通量的貢獻率也最大,年均貢獻率達79.21%(±3.03%),海參養殖的年均貢獻率最小,達1.36%(±0.41%)。組間差異顯著性結果顯示甲殼和海參、貝類、魚類三者COD年通量間有顯著性差異(P<0.05),甲殼、海參間COD年通量無顯著性差異(P>0.05)。

表3 近十年萊州灣海水養殖COD入海通量及不同種類貢獻率

3 討論

3.1 海水養殖對萊州灣海區的環境影響

本研究顯示,近十年萊州灣貝類養殖產量占據主導地位且呈“逐年增加”趨勢,因此其COD通量亦在逐年增加,年均達5 115.22(±1 167.54) t。而人工投餌型的魚類、甲殼及海參養殖在近十年產量整體趨于穩定水平,三者總TN、TP及COD年均通量分別為70.61(±30.85)、24.23(±5.76)及1 330.84(±297.86) t。雖然萊州灣海水養殖以貝類為主,投餌型種類所占比重不大,但當下,隨著經濟社會的不斷發展,海水養殖越來越朝著集約化方向靠攏。據漁業年鑒統計,2008—2017年萊州灣工廠化養殖水體迅速增加,從1 328 400 m3升至3 188 733 m3,2015年達到最大值3 801 033 m3。集約化養殖的不斷發展必然伴隨著更多養殖排放水的產生,進而對海灣造成極大的環境危害,因此海水養殖的環境影響必須引起我們的重視。此外,由于萊州灣為半封閉型海灣,水流交換并不通暢,大量無機氮、活性磷酸鹽等貝類代謝物若不及時交換,則可能會使海區產生自身污染。

盡管高密度、集約化的海水養殖活動會對海洋環境產生諸多不利影響,但因其污染物形態單一(主要為無機氮和活性磷酸鹽)[30],有機物易于降解,在特殊環境下亦可為營養鹽貧瘠或失衡海區直接提供初級生產所需的限制性營養元素。根據本研究結果,養殖排放水中氮磷比約為2.91,而海水對蝦養殖池塘排放水中氮磷比僅為3.59[31]。從歷史資料來看,1988年萊州灣的氮磷比為42.5[32],2013年萊州灣海區的氮磷比為100.76[33],2016年該值增至156.67[34],呈顯著增大趨勢,磷限制愈發凸顯。因此,養殖排放水中較低的氮磷比對于平衡局部海區營養鹽組成有積極作用。

3.2 貝類養殖對海區環境的生態效應評估

貝類通過濾食水體中顆粒態N、P同化為自身有機體并通過收獲移出,從而對水體產生一定的凈化作用,養殖過程中不投餌,亦不存在因殘餌引發的次生污染,因而《產排污系數手冊》中貝類的TN、TP排污系數為負值。但當貝類養殖的規模和密度過大時,其通過代謝作用釋放的大量顆粒及溶解態N、P超過水體自凈能力或環境容納量時便會在海區局部造成自身污染[35]。Song等[36]研究發現太平洋牡蠣在綜合生態修復系統中對TN的排泄作用并未被濾食作用所抵消,從而增加了水體中TN的含量。從能量收支角度考慮,貝類濾食的N、P顆粒物,大部分經同化作用用于自身生長繁殖,其余通過代謝過程釋放到水體,因此貝類對水體氮磷的凈吸收大于凈排放。張升利等[37]研究發現,菲律賓蛤仔攝食氮、磷用于生理過程的各組分所占比例依次為:生長>糞便>排泄。Nizzoli 等[38]研究發現,生產6 000 t的菲律賓蛤仔,分別從水體中攝取約137 t 顆粒氮及19 t顆粒磷,約91 t的總溶解氮及12 t的總溶解磷重新進入生態系統中,且有16 t的氮及0.9 t的磷通過收獲的方式直接從系統輸出。因此,處于生長停滯期或繁殖期內的貝類,很可能會因機體同化作用低于排泄作用,而將前期積累的氮、磷營養物質排放至環境中,從而引起短期內排污通量的升高。

在貝類養殖密集區,可溶性排泄物及糞便礦化后的N、P不能被藻類全部或及時利用,成為水體富營養化的污染源。王旭等[39]研究發現,枸杞島夏季成熟期貽貝養殖造成海域DIN、DIP濃度升高,尤其是DIN濃度顯著高于非養殖區,養殖區處于受磷限制性的重富營養化。高密度貝類養殖排放的大量生物沉積物的影響則有明顯的積累性和滯后性。楊衛華等[40]認為,扇貝養殖形成富含有機質的生物沉積,即使扇貝被收獲,養殖對底質環境的影響仍然存在,并通過沉積物中有機質的礦化分解影響水體中營養鹽的循環。菲律賓蛤仔和海灣扇貝作為萊州灣兩大養殖貝類,近十年(2008—2017)年均產量分別達27.04萬t和26.80萬t。根據文獻方法[41],菲律賓蛤仔養殖周期按365 d,海灣扇貝按90 d計算,得出近十年菲律賓蛤仔對顆粒態氮、磷的年均排放量分別為5 343.6 t和1 914.79 t;海灣扇貝分別為1 983.96 t和710.92 t。貝類密集養殖區大量堆積在底層的生物沉積物在微生物作用下進行脫氨和硫還原反應,加重底質有機物耗氧,改變養殖海區底部環境的物理、化學特性。養殖區環境惡化會對貝類產生不利影響,甚至造成貝類大量死亡,因此合理規劃貝類養殖密度尤為重要。另外,部分生物沉積物通過再懸浮作用回到水層,另一部分則被礦化分解后以無機鹽形式返回水層[42]。宗虎民等[43]研究發現,當上覆水pH和溫度增加,或者滅菌和貧氧等條件會促進生物可利用磷(BAP)由沉積物向水體釋放,而上覆水中磷酸鹽濃度的升高則可導致沉積物中BAP釋放量降低。此外,底泥疏浚也可能是造成沉積物內源磷大量釋放并最終導致水體中磷酸鹽含量升高的主要原因。張志鋒等[44]研究發現,底泥疏浚會破壞磷在沉積物-水界面的動態平衡,疏?；顒訉е铝舜筮B灣疏浚點鄰近海域水體中BAP和葉綠素a的濃度升高。因此,貝類對水體的修復作用及其產生的污染效應之間存在一個濃縮、滯后期,且不同種類的產污特性因種而異,因境而異。

3.3 投餌性養殖對海區環境的生態效應評估

對投餌性養殖而言,其污染主要源于殘餌及生物排泄物,同時還包括養殖過程投入的消毒劑、藥物和添加劑等[45]。在池塘養殖中通常需要進行大量換水,含有大量懸浮及溶解態廢物的廢水排入鄰近海域,增加了海域的營養負荷,當污染物超過海域初級生產力時,便會引起水體的富營養化[46]。孫耀等[47]發現,新生殘餌溶出的N、P營養物質是對蝦養殖水環境及其鄰近淺海環境的主要污染源。此外,殘餌和排泄物等經微生物分解后可產生大量氨氮,對養殖生物造成極大危害。同時,池塘底層殘餌腐解也會引起水體DO和pH值的下降。魚類網箱養殖的密度高、投餌量大,網箱養殖區底部大量堆積的殘餌使異養生物的耗氧增加,沉積物分解釋放出N、P等無機營養鹽刺激水生植物的生長,缺氧時則釋放出有毒的NH3和硫化物,妨礙魚類生長和健康[46]。Fenchel等[48]研究指出,網箱養殖區人工投餌活動為附近海域帶來的N、P、維生素及Fe、Mn等微量元素,給浮游植物增殖及赤潮發生提供了必要的物質基礎。此外,網箱養殖對附近水域的大型底棲生物群落結構產生較大影響,大型底棲生物的種類明顯減少。

3.4 排污系數法在污染通量估算中的局限性

排污系數法估算簡單快捷、涉及種類全面,在估算某一特定海區的排污年通量時具有一定的方法優勢,但它無法體現排污的季節性及不同種類、種間和個體大小差異,無法體現因個體同化率、代謝率變化等所引發的排污量變化。以我國北方海水對蝦池塘養殖為例,養殖期集中在5月至10月之間,其他時間并無污物產出,且養殖生物并非勻速生長,其在不同生長時期營養需求、同化及代謝效率變化較大,從而導致其實際排污通量動態變化較大。對萊州灣而言,在貝類產量占據絕對優勢的前提下,固定的排污系數會因基數的增大而產生較大的干擾,不足以客觀反映其對海區的污染貢獻。此外,當前水產養殖排污系數中的營養鹽系數僅有TN和TP,這可能會導致某些種類的評估不夠深入。如在貝類養殖中,雖然TN、TP排污系數為負值,但其養殖過程卻可能導致自身污染。因此今后還應進一步優化,如測算出某一元素不同形態營養鹽的排污系數( DIN系數等)。

3.5 萊州灣養殖污染通量不確定性分析

本文運用排污系數法估算萊州灣養殖污染年通量,不確定性源于以下方面:首先,萊州灣不同養殖種類往往對應多種養殖方式,不同方式下同一種類的排污系數不盡相同,因缺乏相關數據,本文在估算時采用某一種類在其主要方式下的排污系數,這會使得估算結果存在誤差,不確定性預計在±10%。其次,因缺乏苗種量數據,本文以養殖生物年產量代替養殖增量,因而會使得估算結果偏高,不確定性預計在±5%。此外,本文以萊州灣九縣區養殖排污量近似看作萊州灣養殖排污量,而根據萊州灣的海域范圍,龍口市僅屺姆角以西海域屬于萊州灣,因此估算結果會略微偏高,不確定性預計在±2%。最后,本文采用的排污系數為定值,且不同種類間排污系數存在近似替代,而實際中排污系數可能會因地域、種類等存在差異,因此使得估算結果存在誤差,不確定性預計在±8%。綜上,本文研究結果在方法確定的范圍內,整體不確定性預估在±25%。

4 防治措施及研究展望

近年來,萊州灣大規模養殖活動已帶來越來越多的環境問題。綜合前文所述,基于當前萊州灣養殖現狀,在今后可以采取如下措施:

(1) 科學規劃養殖海區,合理確定養殖容量。萊州灣貝類養殖規模龐大,極易造成自身污染,因此應建立養殖的宏觀調控和科學決策機制,合理規劃養殖水域和灘涂,確定養殖容量,把養殖規?？刂圃谒颦h境負荷力范圍內[49]。此外,養殖區位置的選擇也尤為重要,如貝類養殖區若設立在水流交換通暢的海域,雖然無機營養鹽的產生量大,但通過水流交換及時轉移,既可避免產生自身污染,又可對外海營養貧瘠區進行適當營養鹽補充。

(2)調整優化養殖結構。如在污染物產生量大且集中的集約化養殖區進行貝藻、魚藻的混養、套養等模式,通過藻類吸收海區多余的營養負荷,減緩養殖海區的污染壓力。

(3) 改進集約化養殖投餌技術,加強科學管理。對于投餌性養殖種類,我國大多投喂冰鮮雜魚等餌料系數較高的餌料[19],在餌料利用率較低的情況下,殘餌等養殖廢物對環境往往產生較大污染。因此在今后的養殖生產中,應不斷改進投餌技術,降低投餌系數。

(4) 加強養殖排放水處理技術的研究。在集約化養殖愈加迅猛的背景下,養殖排放水的處理顯得更加重要。如生物處理技術,利用微生物的吸收、代謝作用去除水體有機物和氨氮,具有投資低、不易產生二次污染等優點[49]。

在海水養殖發展日漸迅猛的趨勢下,萊州灣海水養殖的環境問題已不可忽視。但是,當前我國對萊州灣養殖污染通量及養殖容量的研究還比較稀少。在今后,應加強關于萊州灣養殖容量的研究,從而科學指導養殖活動的開展。只有在養殖容量允許的范圍內,才能使養殖污染物的產生量不超過水體自凈或容納量,從而降低養殖對海域的環境影響。此外,還應對養殖區進行實時監測,起到預警作用。只有實現養殖生產與生態環境的協調統一,才能實現海水養殖的可持續發展。