凡纳滨对虾(Litopenaeus vannamei)和缢蛏(Sinonovacula constricta)是我国两大重要的海水池塘养殖品种。凡纳滨对虾自20世纪90年代初引进中国后发展迅速; 缢蛏在中国已有两千余年的养殖历史, 现沿海各地均有养殖, 尤以东南沿海为盛。我国浙江、福建、江苏等地利用虾和蛏生态位的不同, 将二者进行混合养殖, 并取得了较好的养殖效果(王旭娜等, 2018; 滕爽爽等, 2020)。但近年养殖从业者为增加养殖效益而一味扩大养殖规模和提高养殖密度, 进而产生大量富营养化的养殖尾水, 其直接排放对周边水域生态环境造成影响。因此, 迫切需要研究适应不同条件的清洁生产技术和养殖模式(陶玲, 2017), 而采用生态方法进行原位处理是降低养殖尾水污染最有效途径之一(Kurten et al, 2016)。滤食性贝类能够滤食浮游藻类及有机碎屑间接利用氮磷, 并通过粪便的形式将水体氮磷等营养盐转移至底层(吴欢等, 2018)。

水域生态修复效果评价方法包括模糊综合评价法(FCE)、权重赋值法(WAM)、灰色聚类法(GC)等。权重赋值法中权重的计算可分为主观赋值法与客观赋值法, 主观赋值法往往更倾向于决策者的主观需要, 评价结果不能准确反映真实情况。客观赋值法可充分利用评价对象的信息, 根据各组数据的差异来进行统计学分析, 计算出权重值, 故而此类评价结果相对更接近真实值(张彧瑞等, 2012)。符小明等(2017)通过建立综合评价指标体系, 采用权重赋值法对人工鱼礁生态修复及资源改善效果作了定量评价。灰色聚类法依据环境系统部分信息已知、部分信息未知或不确知的特点, 而将其看作一个灰色系统(周林飞等, 2007)。冯建祥等(2017)以生物群落结构、非生物环境质量及生态系统功能为评价指标, 采用灰色聚类法分析探究了福建红树秋茄生态修复效果, 成功进行了定量评价。

凡纳滨对虾与缢蛏串联养殖是“养虾肥水给缢蛏供饵”的生态养殖模式, 与传统虾蛏混养模式相比, 虾蛏串联养殖模式具有明显的优势, 既能充分利用养虾塘的氮磷营养大量繁殖天然浮游藻类供缢蛏滤食, 又能避免养蛏池底质和水质恶化, 从而有效达到净化水质的目的(刘招坤, 2014)。但迄今未见关于虾蛏串联养殖池塘的生态修复效果的定性与定量研究。

因此, 本文通过对凡纳滨对虾-缢蛏串联养殖池塘水质和浮游植物的周年监测, 同时与传统虾蛏混养池塘的水质和浮游植物群落结构进行比较分析, 并采用权重赋值法与灰色聚类法对虾蛏串联养殖模式的生态修复效果进行评价。旨在为养殖池塘的水质综合评价和生态环境修复效果评价的指标选择提供参考。

1 材料与方法 1.1 试验设计与实施

试验地点位于浙江省宁波市鄞州区瞻岐镇椿霖水产养殖场。虾蛏串联养殖模式包括两个养殖池塘: 两个面积约为3 000 m²的缢蛏养殖塘和两个面积约为12 000 m²的凡纳滨对虾养殖塘, 分成两个串联组。并且对虾养殖塘水位低于缢蛏养殖塘, 养蛏塘水能够自流至养虾塘, 再在虾塘内安装水泵将水抽提至缢蛏养殖塘中。养殖池塘皆使用水车式增氧机和纳米管增氧。在串联试验塘边上另设一面积为15 000 m²的传统虾蛏混养对照塘, 中央蛏埕面积3 000 m², 四周养虾面积12 000 m²。虾蛏串养塘与混养塘苗种投放情况见表 1。

1.2 样品采集与测定

水样的采集: 每月采集测定一次, 采用五点取样法, 各点用采水器采集中层水样各5 L, 充分混匀后分别取100 mL和1 L水样用于水质因子测定及浮游植物定量分析。

浮游植物定性样品采集: 每月采集测定一次, 使用25^#浮游生物网从表层到深处作“∞”形缓慢的循环往复式拖动, 置于采样瓶中按1.5%加鲁哥试剂固定。浮游植物定量、定性样品按《海洋监测规范第7部分: 近海污染生态调查和生物监测》要求执行, 在光学显微镜下进行种属鉴定, 定量样品计数误差为±10%。

水质指标的测定: 衡欣AZ8403测定温度(T)、溶氧(DO), 盐度计测定盐度(S), 希玛PH838测定pH, 亚硝酸盐(NO₂⁻-N)、硝酸盐(NO₃⁻-N)、总氮(TN)、氨氮(NH₄⁺-N)、活性磷酸盐(PO₄³⁻-P)、总磷(TP)依据《海洋调查规范第4部分: 海水化学要素调查》测定。

1.3 数据计算与分析 1.3.1 浮游植物定量分析

式中, n为计数板所计的微藻个数; V为浓缩后样品的体积。R_小型藻 = 2×10^–7 mg; R_中型藻 = 2×10^–6 mg; R_大型藻 = 5×10^–6 mg。小、中、大型藻界定参照赵文(2016)编著《水生生物学》(第二版), 小型藻: < 5 μm, 中型藻: 5~10 μm; 大型藻: 10~20 μm。

浮游植物多样性指数采用Shannon-Wiener物种多样性指数(H'):

多样性指数:

均匀度指数:

优势度指数:

式中, P_i = m_i/M, m_i为物种i的个体数, M为群落样本的总个体数, 即P_i为物种i占总个体数的比例, S为群落物种数, f_i表示物种i在该采样点所出现的频率, 本文以优势度指数Y > 0.02为判别标准(王雨等, 2015)。

利用CANOCO 5.0软件对浮游植物优势种和理化因子进行CCA相关性分析。用生物多样性指数加以验证, Shannon-Weaver生物多样性指数介于0~1为重污染, 1~2为中度污染, 2~3为轻度污染, > 3为清洁(钟非等, 2007)。

1.3.2 权重赋值法

以溶解氧、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、氨氮、总氮、活性磷酸盐、总磷为评价因子, 采用客观赋值法中信息熵权法计算各指标权重与综合评价值, 进而对生态修复效果进行评价。具体计算过程如下:

(1) 将各因子同度量化, 计算第j项因子下第i个测量值的比重P_ij

(2) 计算第j项指标的熵值e_j

式中, m为每项因子共有m的测量数量。

(3) 计算第j项指标的差异性系数g_j

(4) 计算得出权重W_j

(5) 某项因子的修复率

该因子为正向指标

该因子为负向指标

式中, X₁为修复前水平, X₂为修复后的水平。

(6) 单项因子评估值

该因子为正向指标

该因子为负向指标

式中, A为各项因子修复率最大值Z_mzx, B为各项因子修复率的最小值Z_min, A-B为生态恢复阈值。

(7) 综合评价值

依照表 2的综合评价值等级划分(高强等, 2015), 对生态修复效果作出评价。

1.3.3 灰色聚类法

本文以溶解氧、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、氨氮、总氮、活性磷酸盐、总磷为评价因子, 采用了基于中心点三角白化权函数的灰色聚类法对混养与串联养殖池塘生态修复效果进行评价。

计算过程如下:

(1) 利用权重赋值法确定各评价因子权重η_j。

(2) 将各评价因子分别划分为s个灰类, 并将所需测定的指标j (j=1, 2, …, m)的取值范围也相应地划分为s个灰类。设λ_k为k灰类的中心点, 即最可能是属于k灰度的点λ₁, λ₂, …, λ_s, 将各个指标的取值范围也相应地划分为s个灰类, 分别以λ₁, λ₂, …, λ_s作为各个灰类代表。

(3) 将灰类向左右2个方向延拓, 并增加0灰类和s+1灰类此时得到新的中心序列λ₀, λ₁, λ₂, …, λ_s, λ_s+1。

(4) 分别连接点(λ_k, 1)与第k-1和k+1个小灰类的中心点(λ_k-1, 0), (λ_k+1, 0), 得到j指标关于k灰类的三角白化权函数f_j^k(·) (j=1, 2, …, m; k=1, 2, …, s)

(5) 计算白化权聚类系数f_j^s(s_ij)

(6) 计算综合聚类系数σ_i^s

(7) 对于非生物环境质量指标, 根据单因子污染指数以及等级划分, 分别对重度污染Ⅴ级、中度污染Ⅳ级、轻度污染Ⅲ级、清洁Ⅱ级和非常清洁Ⅰ级赋予得分, 分别为0、1、2、3、4。

(8) 利用白化权函数对各指标对不同等级类别的隶属度进行计算, 然后将隶属度得分化, 计算该指标的修复效果评分(restoration score, RS):

式中, RS_i为指标i的修复效果评分, f为指标i对不同等级的隶属度。

(9) 在获得所有指标的修复效果评分之后, 采用如下步骤获得生态系统层次的最终生态修复效果评分(ecosystem-level restoration score, ERS)。生态修复效果评分越高则说明生态修复效果越好。

式中: RS_j为第j类对象层的修复效果评分, n为对象层的数目。

2 结果与分析 2.1 串联养殖与混养两种模式下池塘水质因子比较

两种养殖模式下池塘水质因子周年变化范围及均值见表 3。10个水质指标中亚硝酸盐氮、硝酸盐氮、氨氮、总磷4个指标均表现为混养塘 > 串养蛏塘 > 串养虾塘; 总氮指标表现为串养蛏塘 > 混养塘 > 串养虾塘; 活性磷酸盐指标表现为串养虾塘 > 混养塘 > 串养蛏塘。

2.2 浮游植物结构特征

将串联养殖模式的虾塘和蛏塘的浮游植物门类合并统计, 并与虾蛏混养池塘浮游植物进行比较(图 1)。共鉴定出浮游植物155种(含9个未定种), 隶属于7门类。硅藻门(Bacillariophyta)所占比例最高, 占总数的55.5%, 其次是绿藻门(Chlorophyta)、甲藻门(Pyrrophyta)、蓝藻门(Cyanophyta)、裸藻门(Euglenophyta)、隐藻门(Cryptophyta)和金藻门(Chrysophyta)。两种模式的浮游植物群落结构存在显著差异, 虾蛏串养塘发现浮游植物101种, 隶属于6门类; 虾蛏混养塘发现浮游植物66种, 隶属于6门类。

两种养殖模式下浮游植物丰度和生物量季节变化如图 2所示。浮游植物丰度表现为串养虾塘 > 混养塘 > 串养蛏塘, 串养虾塘浮游植物平均丰度最高, 为840×10⁴ ind./L, 串养蛏塘浮游植物最低, 平均丰度为163×10⁴ ind./L, 串养虾塘平均丰度是串养蛏塘平均丰度的5倍以上。从浮游植物生物量上看, 调查周年内串养虾塘的浮游植物平均生物量为18.90 mg/L, 串养蛏塘平均生物量为4.43 mg/L, 混养塘平均生物量为8.82 mg/L。季节上夏季串养虾塘的生物量较高, 为24.86 mg/L, 秋季串养蛏塘的生物量最低, 仅为1.21 mg/L。浮游植物的丰度与生物量变化符合不同季节水温对浮游植物影响以及缢蛏的摄食强度变化。

从图 3的多样性指数及均匀度指数变化分析可知, 串养蛏塘Shannon多样性指数介于1.47~2.76之间, 平均值为1.91, 最高值出现在10月, 最低值出现在4月。串养虾塘Shannon多样性指数介于1.37~2.56之间, 平均值为1.85, 最高值出现在11月, 最低值出现在7月。混养塘Shannon多样性指数介于1.21~2.21之间, 平均值为1.78。从Shannon多样性指数看, 串养塘和混养塘都处于中度污染。均匀度指数变化趋势与多样性指数相近, 且串养塘和混养塘的均匀度指数无差异。串养蛏塘均匀度指数介于0.43~0.69之间, 平均值为0.55。串养虾塘均匀度指数介于0.39~0.71之间, 平均值为0.55; 混养塘均匀度指数介于0.42~0.64之间, 平均值为0.54。

对19种浮游植物优势种进行DCA分析, DCA分析结果显示梯度轴长度均小于3, 因此选择线性排序方法CCA (典型对应分析)。由图 4可见: 优势种演替影响最大的环境因素排序分别是硝酸盐氮、总氮、亚硝酸盐氮和总磷等营养因子以及温度。

2.3 采用权重赋值法评价结果

以生态修复指数为目标, 按照指标的代表性、独立性、数据的可获得性等原则选取溶解氧(DO)、氨氮(NH₄⁺-N)、亚硝酸态氮(NO₂⁻-N)、硝酸态氮(NO₃⁻-N)、总氮(TN)、活性磷酸盐(PO₄³⁻-P)、总磷(TP)作为评价因子, 根据权重赋值法中步骤计算出在虾蛏串联养殖池塘中缢蛏对环境的改善率, 串联养殖池塘修复效果评价结果见表 4。再由权重赋值法中步骤(7)可以算出生态修复目标综合值F。

由表 4可知, 串联养殖池塘综合改善率为28.96%, 生态修复目标综合值为0.643 7, 其中串养虾塘改善率为26.24%, 串养蛏塘改善率为2.72%。根据等级划分, 其修复效果为良。

2.4 采用灰色聚类法的评价结果

根据权重赋值法步骤, 计算各指标的层次权重, 具体数值如表 5所示。根据灰色聚类法中步骤(1)~(4), 首先分别计算中各指标中心点, 继而根据步骤计算各指标综合聚类指数, 最终计算各池塘修复效果评分, 结果如表 6。

根据灰色聚类法计算得, 虾蛏串联养殖模式的生态修复评价得分为1.641 3, 虾塘与蛏塘的生态修复评价得分分别为1.785 3和1.497 2, 传统虾蛏混养池塘生态修复效果评价得分仅为1.174 3。虾蛏串联养殖模式生态修复效果较混养塘提高了39.76%。由此可见, 虾蛏串联养殖模式生态修复效果明显好于传统虾蛏混养池塘。

3 讨论 3.1 虾蛏串联养殖对池塘水质因子及浮游植物群落结构的影响

从表 3结果分析, 对比传统虾蛏混养模式, 虾蛏串联养殖塘中氨氮、亚硝酸盐与硝酸盐均出现下降。James等(2000)的研究表明滤食性贝类在减少水体内颗粒物、总氮和总磷含量的同时, 可能会使得水体中活性磷酸盐的含量升高。从营养盐含量周年监测中发现, 串养蛏塘中的总氮含量低于串养虾塘, 而活性磷酸盐、总磷含量高于串养虾塘, 与James的研究结果类似。Redfield(1963)研究发现, 海水中缺磷可限制浮游植物生长。而在本实验中, 凡纳滨对虾收获后, 串养虾塘底泥中存留的磷及蛏塘中活性磷酸盐能够继续促进浮游植物的生长, 浮游植物通过水泵泵入串养蛏塘中, 供缢蛏滤食。表明虾蛏串联养殖模式可促进浮游植物生长, 有效降低养殖水体中的氮含量, 并为缢蛏提供更加充足的食物来源, 加快缢蛏的生长。

一般来说, 浮游植物群落结构会随环境因子的改变而产生相应的变化(孙祥等, 2017), 虾蛏串联养殖池塘中藻类以硅藻门、甲藻门、绿藻门为主, 虾蛏混养塘中藻类则以硅藻门、绿藻门和蓝藻门为主, 藻类优势种也存在较大差异。在虾蛏串联养殖模式中, 养殖后期也并未出现蓝藻门的优势种, 这是因为在虾蛏串联养殖模式中, 虾塘与蛏塘水体交换频繁, 虾塘中的硅藻等优势浮游植物始终保持旺盛的生长(见图 2), 缺乏蓝藻大量繁殖的条件, 抑制了蓝藻的繁殖。

Shannon-Wiener多样性指数中, 一般H'值越大, 群落所含的信息量越大, 证明水质受污染程度越低(刘炜等, 2020)。均匀度指数J变化平稳表示群落物种分布的均匀度好(马克平等, 1994)。养殖水体中浮游植物的多样性指数与均匀度指数与浮游植物种类成正比, 多样性指数和均匀度指数越大, 说明浮游植物种类越丰富, 养殖水环境较稳定, 对抗外来变化的缓冲能力较强(张瑜斌等, 2009)。由图 3的实验结果可知, 从Shannon多样性指数看, 虽然串养塘和混养塘都处于中度污染状态, 但与传统虾蛏混养池塘相比, 采用虾蛏串联养殖模式后, 养殖池塘的多样性指数更高, 表明虾蛏串联养殖模式下池塘生态系统稳定性得到了提高。在7月份多样性指数最小, 污染相对较重, 随着夏末初秋对虾的收获, 水质改善, 11月份串养虾塘与蛏塘的浮游植物多样性指数随之升高。

浮游植物的群落结构变化是水质因子在不同时间和空间作用的结果, 而养殖池塘又是一个相对较封闭的系统, 氮磷营养盐含量及温度是池塘浮游植物优势种演替的最大环境因素(王旭娜等, 2018), 本实验的CCA分析结果也表明, 硅藻门种类主要受盐度、温度、pH的影响; 绿藻门种类则主要受氮含量的影响, 甲藻门、蓝藻门种类主要受磷含量与温度的影响。

3.2 虾蛏串联养殖模式下池塘生态修复效果评价

迄今为止, 国内有关生态修复的研究主要集中在红树林、海草床、珊瑚礁这三类海洋生态系统(王丽荣等, 2018), 有关滤食性贝类在池塘中的生态修复研究较少。本研究的水质和营养盐中7个指标的变化规律不尽相同, 如果根据单个指标对生态修复效果进行评价会出现不同的结论, 很难判断虾蛏串联养殖模式的生态修复效果, 故而采用权重赋值法与灰色聚类法对各指标进行综合对比分析, 实现了对各养殖池塘生态修复效果优劣的排序。

从表 4准则层权重结果分析, 串养虾塘对串联养殖池塘生态修复的影响(占86.54%)远大于串养蛏塘的影响(仅13.46%)。这是因为相比于虾蛏混养模式, 串养虾塘中持续输出的丰富藻类不断带走氮磷等营养物质, 使各项因子数值离散程度较大, 导致熵值偏大, 对权重影响较大。而在各评价因子中, 亚硝酸盐权重最大, 在串养虾塘与串养蛏塘中分别占比53.73%、43.61%, 说明在虾蛏串养池塘中, 亚硝酸盐含量较混养塘有明显改变, 对池塘生态修复的影响最大。无论是混养还是串联养殖池塘中都使用增氧机对池水进行增氧, 故溶解氧在生态修复效果评价中权重最小(仅1.1%)。

权重赋值法计算结果表明, 串养虾塘改善率为26.24%, 串养蛏塘改善率为2.72%。串联养殖池塘的综合改善率为28.96%, 生态修复目标综合值为0.643 7, 整体修复效果为良。灰色聚类法计算结果也表明, 虾蛏串联养殖模式生态修复效果评价ERS得分较混养塘提高了39.76%。由此可见, 相比传统虾蛏混养模式, 串联养殖模式ERS得分更高, 可以认为串联养殖模式对池塘生态系统具备一定的生态修复效果。研究结果为进一步科学评价虾蛏串联养殖模式的生态修复效果提供了基础资料, 也可为江浙闽沿海地区海水围塘养殖的尾水处理提供参考。

4 结论

与传统凡纳滨对虾和缢蛏混养模式相比, 采用虾蛏串联养殖模式后, 串养虾塘与串养蛏塘的水质明显得到了改善, 氨氮、亚硝酸盐与硝酸盐等含量均呈现下降; 且浮游植物生物多样性更高, 优势浮游植物群落更稳定。用权重赋值法与灰色聚类法两种评价方法所得结果相似, 均表明虾蛏串联养殖模式具有一定的生态修复效果, 该串联养殖池塘生态更加稳定。