全 文 ：庄河海域菲律宾蛤仔底播增殖区自身污染*
袁秀堂1 摇 张升利1,2 摇 刘述锡1 摇 梁摇 斌1 摇 梁玉波1 摇 张国范3**
( 1 国家海洋环境监测中心, 辽宁大连 116023; 2 大连海洋大学, 辽宁大连 116023; 3 中国科学院海洋研究所, 山东青岛
266071)
摘摇 要摇 采用生物沉积物捕集器和封闭式代谢瓶,周年现场研究了庄河海域菲律宾蛤仔的生
物沉积速率、排氨率和排磷率.结果表明:菲律宾蛤仔的生物沉积速率、排氨率和排磷率均具
有明显的季节变化.生物沉积速率为 0郾 15 ~ 1郾 47 g·ind-1·d-1(年均 0郾 61 g·ind-1·d-1);其
排氨率及排磷率分别为 0郾 02 ~ 0郾 40 mg·ind-1·d-1(年均 0郾 17 mg·ind-1·d-1)和 0郾 01 ~
0郾 39 mg·ind-1·d-1(年均 0郾 13 mg·ind-1·d-1) .根据以上结果,估算庄河海域底播增殖菲律
宾蛤仔每年产生的生物沉积物达到 5郾 46 伊107 t(干质量),折合有机物 9郾 07 伊106 t、有机碳
1郾 00伊106 t和有机氮 1郾 18伊105 t;而氨氮和磷酸盐分别为 1郾 49伊104 t和 1郾 15伊104 t.表明浅海高
密度、规模化菲律宾蛤仔增养殖区自身污染严重,其对环境的影响不可忽视.
关键词摇 菲律宾蛤仔摇 生物沉积摇 氮、磷排泄摇 自身污染摇 庄河海域
文章编号摇 1001-9332(2011)03-0785-08摇 中图分类号摇 P76; S967郾 5, S967郾 6摇 文献标识码摇 A
Self鄄pollution in Ruditapes philippinarum bottom鄄cultured area of Zhuanghe coast. YUAN
Xiu鄄tang1, ZHANG Sheng鄄li1,2, LIU Shu鄄xi1, LIANG Bin1, LIANG Yu鄄bo1, ZHANG Guo鄄fan3
( 1National Marine Environmental Monitoring Center, Dalian 116023, Liaoning, China; 2Dalian
Ocean University, Dalian 116023, Liaoning, China; 3 Institute of Oceanology, Chinese Academy of
Sciences, Qingdao 266071, Shandong, China) . 鄄Chin. J. Appl. Ecol. ,2011,22(3): 785-792.
Abstract: By using sediment trap and closed respirator, a year鄄round in situ investigation was made
on the bio鄄deposition rate, ammonia excretion rate, and phosphate excretion rate in the Ruditapes
philippinarum bottom鄄cultured area of Zhuanghe coast. The three test rates of R. philippinarum all
showed obvious seasonal variability, with the bio鄄deposition rate ranged in 0郾 15 - 1郾 47 g ·
ind-1·d-1 (annual average 0郾 61 g·ind-1·d-1), ammonia excretion rate ranged in 0郾 02-0郾 40
mg·ind-1·d-1(annual average 0郾 17 mg·ind-1·d-1), and phosphate excretion rate ranged in
0郾 01-0郾 39 mg·ind-1·d-1(annual average 0郾 13 mg·ind-1·d-1). Based on these, it was esti鄄
mated that the annual bio鄄deposit production by the bottom鄄cultured R. philippinarum in Zhuanghe
coast could reach as high as 5郾 46伊107 t dry mass, amounting to 9郾 07伊106 t organic matter (OM),
1郾 00伊106 t organic carbon (OC), or 1郾 18伊105 t organic nitrogen (ON), and the annual NH4 + 鄄N
and PO4 3- 鄄P productions were 1郾 49伊104 t and 1郾 15伊104 t, respectively. Our results suggested that
for the large scale and high density bivalve culture in China coasts, the potential impacts of self鄄pol鄄
lutants by filter鄄feeding bivalves on the environment should not be neglected.
Key words: Ruditapes philippinarum; bio鄄deposition; ammonia and phosphate excretion; self鄄pol鄄
lution; Zhuanghe coast.
*公益性行业(农业)科研专项(nyhyzx07鄄047)和海洋公益性行业科
研专项(200805069,200805040)资助.
**通讯作者. E鄄mail: gfzhang@ ms. qdio. ac. cn
2010鄄08鄄13 收稿,2010鄄12鄄21 接受.
摇 摇 海水增养殖作为缓解人类对食物的需求压力、
避免对海洋资源过度捕捞的重要手段而备受关
注[1] .近几十年来,世界海水增养殖业发展迅速,我
国增养殖产量连续多年占世界总产量的一半以上,
其中海水贝类增养殖产量更是居世界首位,如 2009
年我国贝类增养殖面积达到了 9郾 7伊105 hm2,年产量
约 1郾 0伊107 t[2] .
鱼类和虾类养殖需要投入大量的人工饵料,由
此引起的残饵和粪便沉降会给养殖环境带来极大冲
击[3-4];而双壳贝类的养殖不需要额外的人工饵料
供给,它们只需要过滤天然水体中的颗粒物质即可
应 用 生 态 学 报摇 2011 年 3 月摇 第 22 卷摇 第 3 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇
Chinese Journal of Applied Ecology, Mar. 2011,22(3): 785-792
被养成,属于海洋生态系统营养盐的支出部分,因而
被认为是最具潜力和可持续的海水养殖业[5] . 但从
养殖水域局部来看,滤食性贝类像一只只有机颗粒
“过滤器冶,被过滤到的食粒一部分用于贝类的生
长,一部分则主要以氨和磷酸盐的形式排泄到水中,
更有相当一部分以生物沉积的形式累积在养殖区底
部,导致滤食性贝类养殖系统的自身污染[6] . 随着
我国近海海域的过度开发以及贝类养殖向集约化规
模的转变,养殖系统所带来的自身污染已经成为主
要的海洋污染源之一[7],其生态后果是贝类生长受
到抑制和产量下降,甚至导致养殖贝类疾病及大面
积死亡的频繁发生.
埋栖性贝类是我国滩涂生境最重要的生物资源
之一,也是我国近岸海域的重要增养殖对象.菲律宾
蛤仔(Ruditapes philippinarum)属于软体动物门双壳
纲帘蛤科,是一种世界性分布的埋栖性贝类[8] . 自
然群体一般栖息于潮间带中潮区至潮下带 10 m 水
深的泥沙区域;由于其具有适应能力强、生长周期
短、养殖方法简便等特点,在我国沿海地区人工养殖
经济效益十分显著,成为我国沿海主要的养殖贝类
之一[9] .
海水增养殖活动环境影响的核心问题是养殖过
程中残饵和粪便的沉降所导致的沉积环境的改变及
养殖生物的生理活动所产生的代谢废物(如氨氮和
磷酸盐等)导致的富营养化. 对增养殖自身污染源
强的评估是海水增养殖区环境影响评价的前提. 目
前鱼类网箱养殖系统自身污染源强可根据物料平衡
的原理评估[3],虾类池塘养殖系统自身污染源强可
通过测定进出水中污染物的浓度差以及换水量评
估[4],但尚未有通用的贝类增养殖区自身污染排放
强度评估方法.本文于 2008 年 3 月到 2009 年 2 月
在庄河海域分别利用生物沉积物捕集器和封闭式代
谢瓶,周年现场研究了底播增殖菲律宾蛤仔的生物
沉积速率、排氨率和排磷率,并评估了其自身污染源
强输出,探索贝类增养殖系统自身污染源强评估方
法,旨在为进一步评价贝类对增养殖区及周边环境
的影响提供基础数据.
1摇 研究海域与研究方法
1郾 1摇 研究海域概况
研究区域位于我国黄海北部的庄河海域(图
1),其滩涂底质以泥沙质及泥质为主,是我国北方
著名的滩涂贝类养殖基地,素有“东方蚬子库冶的美
誉.庄河海域浅海面积约 2郾 7伊105 hm2,已开发以菲
律宾蛤仔为主的滩涂贝类养殖近 2郾 45伊104 hm2,年
产量 20 余吨,具有较好的代表性和研究价值.
1郾 2摇 庄河海域蛤仔养殖密度和生物量的测定
在试验海区设 3 个站位(图 1),2008 年 5 月由
潜水员在每个站位随机选取 3 个样方(1 m伊1 m),
并捞取样方内所有的蛤仔带回实验室,统计每样方
内蛤仔个体数,同时随机选取 30 个蛤仔,称湿质量
(FM,g)后取出其软体组织,于 65 益条件下干燥
36 ~ 48 h后测其软体干质量(DM,g).根据以上参数
估算单位面积养殖密度(ind·m-2)和单位个体软体
干质量(g·ind-1).
1郾 3摇 试验蛤仔的选择与处理
2008 年 3 月至 2009 年 2 月,每月由潜水员捞取
2号站位附近体质健康的蛤仔,去除贝壳表面浮泥
图 1摇 庄河海域试验站位
Fig. 1摇 Experimental sites in Zhuanghe coast.
687 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
后在海上暂养 24 h,供生物沉积和呼吸排泄试验用.
1郾 4摇 试验海区环境因子和海水颗粒物的测定
2008 年 3 月至 2009 年 2 月,每月试验开始和结
束时(间隔 3 ~ 5 d)测定试验点底层(6 m左右,试验
点水深 6 ~ 7 m)的水温和盐度(YSI 556MPS 多参数
水质仪);同时取试验点水样过滤后测定水体的总
悬浮颗粒物( total particulate matter, TPM)、颗粒有
机质(particulate organic matter, POM)、颗粒有机碳
(particulate organic carbon, POC)、颗粒有机氮(par鄄
ticulate organic nitrogen, PON)和叶绿素 a 含量,并
取两次平均值作为试验海区该月份上述各指标的背
景值.采用事先于 450 益下灼烧过 6 h 并称量的
GF / F滤膜(直径 47 mm)两张分别过滤 1 ~ 1郾 5 L水
样,用蒸馏水脱盐并将滤膜在 65 益条件下干燥 24 h
后,称量以测定 TPM;其中一张以传统的灰化
(450 益,6 h)前、后的质量差法测定 POM;另外一张
采用 Elementar Vario Macro CHN型元素分析仪测定
POC和 PON,分析前将滤膜放在干燥器中用浓盐酸
烟雾去除碳酸盐[10] . 叶绿素 a 采用荧光法测定:将
载有样品的滤膜用 90%的丙酮溶液在 4 益下萃取
20 h,放置至室温后,用 Turner鄄10 荧光光度计测定
叶绿素 a浓度[10] .
1郾 5摇 生物沉积速率的现场测定
为充分考虑埋栖性贝类的生态习性,现场准确
测定埋栖性贝类的生物沉积速率,本试验采用埋栖
性贝类生物沉积物捕集器[11](图 2)收集菲律宾蛤
仔的粪便和假粪. 该捕集器由内直径为 19 cm 的
PVC圆柱筒制成,分为 A、B 两部分,高度分别为 13
和 60 cm;A部分内部均匀分散地垂直装有 9 个 PVC
圆管(深 5 cm,底部密封),圆管顶部距 A 外壁顶部
5 cm.使用时,首先将 A与 B 连在一起,圆管内放满
细砂(细砂提前用淡水淘洗,烘干后经 60 目筛网滤
掉更细的颗粒后经 450 益灼烧 6 h、再冲洗和再烘
干),将菲律宾蛤仔垂直插入圆管的细砂中,蛤仔的
进出水管一端朝上,每个圆管放一个蛤仔.捕集器的
顶部用网片(网目 0郾 5 cm)封盖.蛤仔产生的生物沉
积物将落于 PVC圆桶 B的底部.每个捕集器一次放
置 9 个蛤仔,相当于增养殖密度约 320 ind·m-2 .实
验共 12 个捕集器,其中 9 个放置菲律宾蛤仔,另 3
个不放蛤仔的作为对照. 将生物沉积物捕集器固定
于铁架上,将铁架捆绑结实后,由潜水员协助轻置于
试验海区海底. 3 ~ 5 d 后,将捕集器从海水中取出,
带回实验室,取出蛤仔,检查和纪录有无死亡,之后
测量其壳高(H,mm),并取出其软体组织于65 益
图 2摇 生物沉积物捕集器示意图
Fig. 2摇 Sketch map of sediment trap.
条件下干燥 36 ~ 48 h 后测量其软体干质量(DM,
g).待捕集器静置 3 ~ 5 h 后,用虹吸法吸除上清海
水,将 A、B两部分的沉积物用毛刷搅拌均匀后用 60
目筛网过滤.将所得沉积物收集至烧杯中,用蒸馏水
脱盐、烘干(65 益,72 ~ 96 h)、称量,干燥保存待测.
生物沉积速率通过方程 Rb = (Dt -Dc) / (T伊N)
计算.其中:Rb(g·ind-1·d-1)为生物沉积速率;Dt
(g)和 Dc(g)分别为试验组和对照组所收集的沉积
物干质量;T为时间(d);N 为试验组捕集器里的蛤
仔数目( ind). 沉积物中的有机物( organic matter,
OM)百分含量通过传统的灰化(450 益,6 h)前、后
的质量差法测定;沉积物中的有机碳( organic car鄄
bon, OC)和有机氮(organic nitrogen, ON)百分含量
采用 Elementar Vario Macro CHN 型元素分析仪测
定,分析前需对磨成粉末状的沉积物样品进行预处
理:用1 mol·L-1的盐酸浸泡 18 h,并在 65 益下烘干
24 h[12] .
1郾 6摇 氮、磷排泄速率的现场测定
氮、磷排泄试验采用 6 L 带胶塞玻璃瓶作为代
谢瓶在试验海区现场进行.代谢瓶内均装有 5 cm深
的颗粒均匀的细砂(处理方法同 1郾 5). 试验时先用
虹吸法加满试验海区的自然海水,然后每个代谢瓶
中放置菲律宾蛤仔 10 ~ 20 个(个数根据每月水温调
整).共 12 个代谢瓶,其中 9 个放置蛤仔,另 3 个不
放蛤仔的代谢瓶作为对照. 待代谢瓶中菲律宾蛤仔
下潜并伸出进出水管后(30 ~ 60 min),盖上瓶塞密
封并计时.将代谢瓶置于网袋中悬挂在试验海区附
近的船上,瓶浸入海水中 4 ~ 6 m,以保持试验温度
与现场海水温度一致. 4 ~ 8 h 后,从海水中取出代
谢瓶并轻轻打开瓶塞,用搅拌棒将瓶中海水轻轻搅
匀,虹吸法吸取水样后取出菲律宾蛤仔.将水样过滤
后冷藏运回实验室,并在 3 ~ 5 h 内完成分析测试,
7873 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 袁秀堂等: 庄河海域菲律宾蛤仔底播增殖区自身污染摇 摇 摇 摇 摇 摇
或加入 1 ml的 HgCl2(60 mg·L-1)固定后冷冻保存
再测定.样品中 NH4 + 鄄N和 PO4 3- 鄄P含量分别采用次
溴酸盐氧化法和磷钼蓝分光光度法测定.
排氨率 RN (或排磷率 RP )用公式 RN (RP ) =
[(C t1-C t0)伊Vr] / [N伊( t1-t0)]来计算. C t(mg·L
-1)
是时间 t 时呼吸瓶中 NH4 + 鄄N(或 PO4 3- 鄄P)的浓度;
Vr 是呼吸瓶的体积(L);N 是呼吸瓶内试验贝类的
个数;t0 和 t1 分别是试验开始和结束的时间.
1郾 7摇 数据标准化和统计分析
为消除菲律宾蛤仔的规格差异对试验参数
(Rb、RN 和 RP)的影响,将所得数据进行标准化处
理.所用公式为 Ys = (1 / DM) b 伊Ye,其中:Ys 是标准
化后个体的速率;1 代表标准化后个体软体干质量
为 1 g的菲律宾蛤仔;DM为试验用菲律宾蛤仔的软
体干质量;Ye 为现场试验获得的单位个体生物沉积
速率、排氨率和排磷率;b为菲律宾蛤仔的上述速率
与软体干质量回归方程 Rx =a伊DMb 的幂值.
应用 SPSS 11郾 0 对每月数据进行单因素方差分
析和相关分析,并以 琢=0郾 05 作为差异显著的标准.
2摇 结果与分析
2郾 1摇 试验海区环境理化特征以及养殖密度和生物量
如表 1 所示,试验海区 1 月和 2 月水温较低,分
别为 0郾 60 益和 0郾 45 益;之后逐渐上升,8 月达到最
高值(23郾 8 益). 盐度年变化范围在 29郾 5(6 月) ~
33郾 0( 12 月). 海水中叶绿素 a、总悬浮物浓度
(TPM)和颗粒有机质(POM)的变化均较大,分别在
1郾 47 ~ 9郾 81 滋g· L-1、11郾 73 ~ 36郾 05 mg· L-1和
1郾 73 ~ 6郾 61 mg · L-1;总悬浮物中颗粒有机碳
(POC)和颗粒有机氮(PON)含量都在 9 月最低,2
月最高,分别在 0郾 29 ~ 0郾 84 mg· L-1和 54郾 8 ~
127郾 2 滋g·L-1 .
试验海区各站位菲律宾蛤仔养殖密度和软体干
质量见表 2. 其中, 1 号站位养殖密度较高,为
1959 ind·m-2,而 2 号和 3 号站位较低,仅为 531 和
536 ind·m-2;3 个站位的平均值为 1009 ind·m-2 .
从单个蛤仔的软体干质量来看, 3 号站位为
0郾 31 g·ind-1, 1 和 2 号 站 位 分 别 0郾 44 和
0郾 49 g·ind-1,3 个站位的平均值为 0郾 42 g·ind-1 .
2郾 2摇 生物沉积速率
庄河海域菲律宾蛤仔的生物沉积速率显示出明
显的季节变化特征(F = 39郾 661,P<0郾 01)(图 3).春
季的 4 月出现全年最高值(1郾 47 g·ind-1·d-1),秋
季的 10 月出现第 2 峰值(1郾 35 g·ind-1·d-1);而
夏季(6、7、8 月)和秋季的 9 月以及冬季(12、1 和 2
月)的生物沉积速率较低;全年最低值出现在 7 月,
仅为 0郾 15 g·ind-1·d-1 .生物沉积速率全年均值为
0郾 61 g·ind-1·d-1 .
方差分析表明,菲律宾蛤仔的生物沉积物中有
机物的百分含量(OM%)月变化极显著(P<0郾 01),
而有机碳百分含量 ( OC% ) 和有机氮百分含量
(ON% )月变化不显著(均为 P>0郾 05).生物沉积物
中 OM%、 OC% 以及 ON% 均大于自然沉积物
(表 3).
2郾 3摇 菲律宾蛤仔的排氨率和排磷率
单因素方差分析结果表明,蛤仔排氨率月变化
表 1摇 试验海区环境因子及海水颗粒物的月变化
Table 1摇 Monthly variation of environmental factors and water particulate matter in study area
月份
Month
水温
Temperature
(益)
盐度
Salinity
叶绿素 a*
Chl a
(滋g·L-1)
总颗粒物*
TPM
(mg·L-1)
颗粒有机质
POM
(mg·L-1)
颗粒有机碳
POC
(mg·L-1)
颗粒有机氮
PON
(滋g·L-1)
2008鄄03 4郾 78 31郾 8 2郾 30 11郾 73 1郾 94 0郾 45 64郾 2
2008鄄04 10郾 15 30郾 0 4郾 43 17郾 14 2郾 31 0郾 41 74郾 8
2008鄄05 15郾 45 30郾 3 5郾 41 12郾 08 2郾 13 0郾 53 86郾 9
2008鄄06 19郾 25 29郾 5 9郾 04 26郾 98 4郾 17 0郾 68 119郾 2
2008鄄07 23郾 50 31郾 0 7郾 42 18郾 76 3郾 11 0郾 51 106郾 5
2008鄄08 23郾 80 30郾 0 5郾 67 20郾 05 3郾 81 0郾 55 107郾 3
2008鄄09 21郾 65 31郾 0 3郾 00 18郾 74 2郾 27 0郾 29 54郾 8
2008鄄10 17郾 95 31郾 6 1郾 47 36郾 05 4郾 09 0郾 63 75郾 4
2008鄄11 6郾 40 32郾 0 6郾 87 14郾 20 1郾 73 0郾 41 68郾 1
2008鄄12 3郾 15 33郾 0 9郾 81 14郾 32 3郾 55 0郾 61 105郾 7
2009鄄01 0郾 60 31郾 8 4郾 24 12郾 12 2郾 69 0郾 50 101郾 2
2009鄄02 0郾 45 31郾 6 4郾 51 31郾 92 6郾 61 0郾 84 127郾 2
*样本量为 4,其他参数样本量均为 2 The sample amount was 4, while that of other parameters was 2. TPM: Total particulate matter; POM: Particu鄄
late organic matter; POC: Particulate organic carbon; PON: Particulate organic nitrogen.
887 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
表 2摇 试验海区各站位菲律宾蛤仔的养殖密度和软体干质
量
Table 2摇 Culture density and soft tissue dry mass of Rudi鄄
tapes philippinarum in study area(n=3)
站位
Site
养殖密度
Culture density
( ind·m-2)
软体干质量
Dry mass of soft tissue
(g·ind-1)
1 1959 0郾 44
2 531 0郾 49
3 536 0郾 31
均值 Mean 1009 0郾 42
图 3摇 菲律宾蛤仔生物沉积速率的月变化
Fig. 3 摇 Monthly variations in biodeposition rates of Ruditapes
philippinarum (mean依SE).
差异极显著(F=38郾 502,P<0郾 01)(图 4).在水温适
宜的春秋两季排氨率较高,尤其是 5 月迅速上升到
0郾 26 mg·ind-1·d-1;夏季(6、7、8 月)水温逐渐升
高,超出菲律宾蛤仔生长的适宜温度范围,排氨率也
在下降,8 月出现周年最低值 0郾 02 mg·ind-1·d-1;
秋季排氨率逐渐升高,10 月达到一年中第 2 个高值
(0郾 39 mg · ind-1 · d-1 ), 11 月 达 到 最 高 值
(0郾 41 mg·ind-1·d-1);冬季排氨率逐月下降,2 月
达到较低的 0郾 04 mg·ind-1·d-1 .排氨率年均值为
0郾 17 mg·ind-1·d-1 .
摇 摇 菲律宾蛤仔的排磷率年变化范围为 0郾 01 ~
0郾 39 mg·ind-1·d-1,年均 0郾 13 mg·ind-1·d-1(图
4).单因素方差分析结果显示,排磷率月变化差异
极显著(F = 87郾 861,P<0郾 01). 春季排磷率逐渐升
高,4、5月达全年比较稳定的高值,分别为0郾 15和
图 4摇 菲律宾蛤仔排氨率和排磷率的月变化
Fig. 4 摇 Monthly variations in ammonium and phosphate excre鄄
tion rates of Ruditapes philippinarum (mean依SE).
表 3摇 沉积物中有机物、有机碳和有机氮百分含量月变化
Table 3摇 Monthly variations of OM, OC and ON percentage content in sediments (mean依SE)
月份
Month
有机质 OM (% )
自然沉积物
Sediments
生物沉积物
Biodeposits
有机碳 OC (% )
自然沉积物
Sediments
生物沉积物
Biodeposits
有机氮 ON (% )
自然沉积物
Sediments
生物沉积物
Biodeposits
2008鄄03 5郾 3依0郾 1 14郾 3依2郾 9 1郾 1依0郾 0 4郾 4依2郾 3 0郾 1依0郾 0 0郾 2依0郾 0
2008鄄04 6郾 0依0郾 5 6郾 3依1郾 5 1郾 0依0郾 1 1郾 3依0郾 2 0郾 1依0郾 0 0郾 2依0郾 0
2008鄄05 3郾 9依0郾 3 4郾 7依0郾 0 0郾 8依0郾 1 0郾 9依0郾 2 0郾 1依0郾 0 0郾 1依0郾 0
2008鄄06 5郾 5依0郾 6 22郾 2依9郾 3 1郾 2依0郾 0 1郾 7依0郾 2 0郾 1依0郾 0 0郾 2依0郾 0
2008鄄07 3郾 7依0郾 8 9郾 4依3郾 2 0郾 5依0郾 0 1郾 5依0郾 1 0郾 1依0郾 1 0郾 2依0郾 0
2008鄄08 10郾 0依1郾 9 25郾 4依3郾 2 0郾 6依0郾 5 1郾 3依0郾 0 0郾 1依0郾 0 0郾 2依0郾 0
2008鄄09 6郾 0依0郾 2 10郾 0依1郾 7 1郾 1依0郾 0 1郾 8依0郾 1 0郾 1依0郾 0 0郾 2依0郾 1
2008鄄10 2郾 9依0郾 0 16郾 1依4郾 4 0郾 6依0郾 0 2郾 5依0郾 5 0郾 1依0郾 0 0郾 1依0郾 0
2008鄄11 4郾 4依0郾 3 20郾 1依9郾 1 0郾 8依0郾 1 2郾 1依0郾 6 0郾 2依0郾 1 0郾 4依0郾 1
2008鄄12 2郾 6依1郾 0 5郾 9依0郾 4 1郾 2依0郾 1 1郾 8依0郾 1 0郾 2依0郾 0 0郾 3依0郾 0
2009鄄01 5郾 3依0郾 3 34郾 3依16郾 8 1郾 0依0郾 0 1郾 7依0郾 7 0郾 2依0郾 1 0郾 3依0郾 0
2009鄄02 3郾 8依0郾 3 34郾 1依6郾 1 0郾 9依0郾 1 2郾 9依1郾 3 0郾 2依0郾 0 0郾 3依0郾 2
年均值 Annual mean 5郾 3依0郾 4 16郾 6依2郾 1 1郾 0依0郾 0 1郾 8依0郾 2 0郾 1依0郾 0 0郾 2依0郾 0
OM: Organic matter; OC: Organic carbon; ON: Organic nitrogen.
9873 期摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 袁秀堂等: 庄河海域菲律宾蛤仔底播增殖区自身污染摇 摇 摇 摇 摇 摇
0郾 22 mg·ind-1·d-1;夏季排磷率最高,6 月出现全
年最高值(0郾 39 mg·ind-1·d-1),6 月以后迅速下
降,7 月出现一个较小值(0郾 10 mg·ind-1·d-1)的
拐点后,排磷率开始上升; 8、9、10 月的排磷率变化
较小,进入 11 月后排磷率开始下降;冬季最低,12
月达到周年最小值(0郾 01 mg·ind-1·d-1).
2郾 4摇 庄河海域菲律宾蛤仔增殖区自身污染源强的
估算
2008 年,庄河共有 2郾 45伊104 hm2 的菲律宾蛤仔
增殖海域(数据源于庄河市海洋与渔业局);通过表
2 的现场调查数据可估算出其养殖密度约 1郾 01 伊
107 ind·hm-2,干生物质量约 4郾 32伊106 g·hm-2 .因
此庄河海域底播增殖菲律宾蛤仔每年产生的生物沉
积物干质量达到 5郾 46伊107 t,折合 OM 9郾 07伊106 t、
OC 1郾 00伊106 t 和 ON 1郾 18伊105 t;而氨氮和磷酸盐
的排出量分别为 1郾 49伊104 和 1郾 15伊104 t.从产排比
的角度来看,生产 1 t(干质量)软体菲律宾蛤仔(以
生长周期一年计)可产生 517郾 29 t(干质量)的生物
沉积物(折合 OM 85郾 99 t、OC 9郾 50 t和 ON 1郾 12 t),
排出铵盐和磷酸盐分别为 0郾 14 和 0郾 11 t.
3摇 讨摇 摇 论
3郾 1摇 生物沉积及其影响因素
浅海规模化增养殖贝类通过滤食和生物沉积作
用,大大增加了悬浮颗粒物在水鄄沉积物界面的交换
通量,在浅海生态系统的物质循环和能量流动中扮
演着重要角色[13] . 研究表明,饵料的数量和质量会
显著影响双壳贝类的生物沉积速率[13-14] .双壳贝类
能够在水体中颗粒物浓度较高或质量较差时通过选
择性剔出假粪的行为调整其滤食率,从而改变其生
物沉积速率[15] . 一般认为,水体中悬浮颗粒浓度越
大,贝类的生物沉积速率就越大,假粪的比例越高.
庄河菲律宾蛤仔底播增殖海域海水较浅(6 ~ 8 m),
加上蛤仔生物扰动的影响,海水中 TPM 较高(表
1),在 6、8、10 和 2 月均超过 20 mg·L-1,最高达
36郾 05 mg·L-1,因此本研究中菲律宾蛤仔生物沉积
物中假粪的比例会较高. 目前尽管有滤食性贝类假
粪排出总悬浮物临界浓度的报道[16-17],但尚无定
论,而且不同贝类在不同环境条件下假粪排出量也
会有所不同,因此本研究中假粪占整个生物沉积物
的比例目前尚难明确.
温度也是影响贝类生物沉积速率的重要因素之
一.温度不但制约着海水环境中的饵料数量和质量,
也制约着以天然饵料为食物的滤食性贝类的生物沉
积速率[13-15] . 双壳贝类处于比较适宜的温度范围
内,其滤水活动增强,必然导致其生物沉积速率的增
加;超出其范围,过高或过低的温度影响了菲律宾蛤
仔的滤水与摄食能力,其生物沉积速率会降低.本试
验发现,春季的 4、5 月以及秋季的 10 和 11 月
(6 益 ~18 益),其生物沉积速率较高;而除此之外
的其他月份生物沉积速率均较低.
本试验现场所得到的菲律宾蛤仔生物沉积速率
(0郾 15 ~ 1郾 47 g·ind-1·d-1),与胶州湾海域菲律宾
蛤仔生物沉积速率(0郾 05 ~ 1郾 53 g·ind-1·d-1) [18]
基本相当,差异主要体现在试验蛤仔的规格上,并没
有表现出明显的海区差异;而且实验室内利用生物
扰动实验系统 ( AFS) 所得到的生物沉积速率
(1郾 44 g·ind-1·d-1) [19]也在上述范围内.
3郾 2摇 氮磷排泄及其影响因素
目前,国内外许多学者测定了菲律宾蛤仔的氮、
磷排泄速率(表 4). 然而,早期对于埋栖性贝类的
氮、磷排泄的研究,大多是在实验室内模拟的结果,
其模拟条件与海区现场环境尚有一定差距;而且埋
栖性贝类生活于泥沙底质中,在不加底质情况下的
排泄速率也未必真实.王芳等[22]比较研究了有埋栖
物和无埋栖物两种情况下的排氨率,但仍局限于实
验室内进行.本文在现场并加入底质条件下研究了
菲律宾蛤仔的氮、磷排泄率的周年月变化,由表 4 可
表 4摇 不同试验条件下菲律宾蛤仔的氮、磷排泄的比较
Table 4摇 Comparisons of ammonium and phosphate excretion rates of Ruditapes philippinarum under different experimental
conditions
方法
Method
温度
Temperature
(益)
排氨率
Ammonium
excretion rate
(mg ·g-1·d-1)
排磷率
Phosphate excretion rate
(mg ·g-1·d-1)
来源
Resoure
实验室(无埋栖物)Laboratory (without sand) 5 ~ 25 0郾 22 ~ 5郾 62 - [20]
实验室(无埋栖物)Laboratory (without sand) 19郾 6 ~ 21郾 6 1郾 64 ~ 4郾 58 1郾 60 ~ 8郾 90 [21]
实验室(无埋栖物)Laboratory (without sand) 16 ~ 24 0郾 20 ~ 0郾 68 - [22]
实验室(含埋栖物)Laboratory (with sand) 16 ~ 24 0郾 05 ~ 0郾 53 - [22]
海区现场(含埋栖物) In situ (with sand) 0郾 5 ~ 23郾 8 0郾 02 ~ 0郾 41 0郾 01 ~ 0郾 39 本文 This study
097 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷
知,不同试验条件(如温度、现场或实验室内以及有
无埋栖物等)下菲律宾蛤仔的排氨率不同,主要表
现为实验室内菲律宾蛤仔的排氨率高于海区现场,
无埋栖物条件下高于有埋栖物. 而对菲律宾蛤仔磷
酸盐的排泄研究表明,实验室内测得的排磷率[21]远
高于本试验结果.菲律宾蛤仔是一种埋栖性贝类,喜
欢穴居于中低潮区的泥沙滩涂上,所以当在实验室
内以及无埋栖物条件下,其胁迫反应必然加强,结果
就会导致氮磷代谢速率的升高.本研究中,试验生物
现场捕捞、海上暂养 24 h 后置放到深 5 cm 颗粒均
匀的细砂中于海区现场进行代谢试验,尽量避免了
以往试验过程中蛤仔的胁迫反应,结果在理论上更
真实.
3郾 3摇 高密度贝类增殖区自身污染的环境生态效应
本文现场研究了菲律宾蛤仔的生物沉积速率、
氨氮及活性磷酸盐排泄速率,可以帮助我们客观估
算庄河海域菲律宾蛤仔养殖的自身污染源强. 研究
结果表明,浅海高密度、规模化增殖菲律宾蛤仔的自
身污染严重,其对环境的影响不可忽视.类似的增养
殖贝类自身污染估算的报道也见于我国北方诸多增
养殖海域,如长山群岛海域筏式养殖虾夷扇贝年生
物沉积物量为 1郾 42 伊 106 t 干物质或 1郾 30 伊 105 t
POM、3郾 48伊104 t POC、4郾 83伊103 t PON,同时可以排
泄出 1郾 5伊103 t NH4 + 鄄N和 1郾 07伊103 t PO4 3- 鄄P[12];烟
台四十里湾养殖海区所有贝类年生物沉积物累计量
达到 5郾 92伊104 t[13];胶州湾底播增殖菲律宾蛤仔年
生物沉降量为 4郾 38 伊 106 t 干物质,排泄出 5郾 98 伊
103 t NH4 + 鄄N和 2郾 63伊103 t PO4 3- 鄄P[18];桑沟湾养殖
牡蛎每年可产生 3郾 8 伊 105 t 生物沉积、1郾 5 伊 103 t
NH4 + 鄄N和 1郾 9伊102 t PO4 3- 鄄P[23] . 与上述结果相比,
庄河海域由于增养殖面积大、养殖密度高,其自身污
染沉降量也超过上述海域.
高密度贝类增养殖会显著提高海区的沉积速
率,而且这一过程通常导致当地的生物沉积速率远
高于自然沉降速率[24-25] .生物沉积物与海底自然沉
积物在化学组成上差别很大,因此滤食性贝类增养
殖区生物沉积速率的升高会影响到增养殖区海域沉
积物特征.与邻近对照海区相比,贝类增养殖区下方
的沉积物具有结构细、总密度小和高含水量的特
点[26];沉积物中有机质、碳、氮、磷以及叶绿素等均
显著增高[27-28];并且沉积物与水界面的营养交换速
率大大增加[29-30] . 本研究中,菲律宾蛤仔生物沉积
速率高于自然沉积速率,而且蛤仔生物沉积物中
OM、OC和 ON含量明显高于自然沉积物(表 2),说
明菲律宾蛤仔能显著增加有机质、C 和 N 向海底的
输送通量,进而改变养殖海域的物质循环和能量流
动.另外,在规模化海水养殖生态系统中,贝类排出
的代谢废物如铵盐和磷酸盐能显著提高养殖区的营
养盐浓度[31],水体的富营养化程度加大,进而增加
养殖风险.
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作者简介摇 袁秀堂,男,1972 年生,博士,副研究员. 主要从
事海洋生态学研究,发表论文 20 余篇. E鄄mail: xtyuan@
nmemc. gov. cn
责任编辑摇 肖摇 红
297 应摇 用摇 生摇 态摇 学摇 报摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 摇 22 卷