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作者：宋超 陳家長 裘麗萍 孟順龍 范立民 胡庚東 單位：中國水產科學研究院淡水漁業研究中心

生態修復是自從20世紀80年代以來，隨著城市化進程的加快和城市生態環境的一步步惡化，慢慢的成為生態學一個重要的研究分支。目前，生態修復依然是國內外各國一個重要的研究熱點，許多國家都近年來由于水體富營養化問題的日益嚴重，大水面圍網養殖、圍欄養殖等的取締及“退魚還湖”等政策的執行，使得池塘養殖在中國淡水養殖業中占有極其重要的地位(Caoetal．，2007)。據《2010年中國漁業統計年鑒》數據，池塘養殖面積占淡水養殖面積(還包括湖泊、水庫、河溝、稻田及其他養殖面積)的43%(農業部漁業局，2010)，這一數據隨著中國環境保護政策執行力度的加強將會得到大幅度的提高。然而，傳統的池塘養殖本身也不可避免地對周圍環境產生污染(Peteretal．，1997)。中國的池塘養殖模式發展于20世紀70年代，至今仍以“進水渠+養殖池塘+排水渠”為主要形式。隨著養殖水平的不斷提高，單位水體的漁獲量也隨之增加，但是大量的飼料投入和魚類代謝產物的積累導致池塘內源性污染加重，養殖廢水的排放也大大加劇了周圍水體的富營養化程度。因此，池塘養殖的環境問題已成為制約中國淡水養殖發展的重要因素之一(胡庚東等，2011)，池塘養殖環境生態修復技術的研究日益受到重視。

目前，池塘養殖環境生態修復技術主要分為兩類，一個是原位修復技術(邴旭文等，2001;Lietal．，2007;陳家長等，2010;宋超等，2011)，也可稱為立體修復。其原理主要是在養殖池塘水體上層通過生物浮床栽種水生蔬菜或其他超積累植物，在水體中層投放生物刷為能夠進行硝化作用的有益微生物提供固著場所，促其大量繁殖，從而進一步增強養殖水體的氮循環，在水體下層投放螺絲、貝類等水生動物，促進池塘營養物質的多級利用等，這些方法的主要目的是為池塘水體中多余的營養物質提供新的歸趨，使池塘水質得以穩定，并進一步降低養殖的產排污系數。另一個是異位修復技術(陳家長等，2007;武俊梅等，2010)，亦可稱為平面修復。其原理主要是把養殖廢水排出養殖池塘，引入凈化單元對其進行凈化處理，處理后的水也可被循環用來養魚。就中國目前的池塘養殖生態修復技術的研究進展來看，原位修復技術主要以魚-菜共生養殖模式為代表(吳偉等，2008;陳家長等，2010;李文祥等，2011;宋超等，2011)，異位修復技術主要以循環水養殖模式為代表(劉興國等，2010;胡庚東等，2011;Zhangetal．，2011)。本文從池塘水體富營養化的角度，以池塘水體的氮循環為切入點，評述了這兩種養殖池塘環境生態修復模式。

1池塘養殖的內部污染與外部污染氮失衡是池塘環境問題之一。池塘養殖產生污染主要來源于殘餌和魚體排泄物，根據池塘養殖水體的氮循環過程(圖1)可以看出，由于硝化細菌硝化速度很低，而使亞硝酸鹽、銨氮濃度過高;另一方面，浮游生物生長所需要的硝酸鹽含量較少。因此養殖中后期池塘水質狀況相對于前期較差。氮失衡對池塘養殖造成內部污染和外部污染的影響也是不同的。池塘水體內部污染問題主要集中在銨氮和亞硝酸鹽氮，一般在9、10月時濃度達到一個養殖周期的最高值(宋超等，2011)。水體中濃度過高的氨對魚蝦體內酶的催化作用和細胞膜的穩定性產生嚴重影響，并破壞排泄系統和滲透平衡，導致魚類極度活躍或抽搐，失去平衡，無生氣或昏迷等(Spenceetal．，2001;Randalletal．，2002)。而過高濃度的亞硝酸鹽會導致魚蝦血液中的亞鐵血紅蛋白被氧化成高鐵血紅蛋白，而后者不能運載氧氣，從而抑制血液的載氧能力，造成組織缺氧，魚類攝食能力低甚至死亡(Jensenetal．，2003;Kroupovaetal．，2005)。因此通過加快水體中氮的硝化作用，促進硝酸鹽氮的生成是解決此問題的方法之一。國外的工廠化循環水系統(recirculatingaquaculturesystem，RAS)中生物過濾器的設置正是基于此原理，即將氮循環中硝化作用的模塊引入生物過濾器中進行。雖然總氮無法清除，但硝酸鹽氮對魚類的毒性遠小于前兩者(Martinsetal．，2010)。在可控制的生態風險范圍內(Constableetal．，2003)，池塘養殖對外界環境造成的污染主要是總氮、總磷等富營養化物質的排放。據第一次全國污染源普查公報的數據顯示，水產養殖業總氮和總磷的排放量分別為8.21萬t和1.56萬t，分別占總污染源的1.74%和3.69%，占農業污染源的3.04%和5.48%，而漁業產值占農業總產值的9.32%。因此，漁業單位產值造成的污染相對來講是較低的。

2原位修復技術“魚-菜共生模式”與生物絮團技術的比較魚-菜共生模式是近幾年來池塘原位修復技術發展較為成功的例子之一。其原理正是為池塘水體的氮循環找到了一個新的歸趨(圖2)，即水生蔬菜。與此原理相似的，還有生物絮團技術(圖3)(Crabetal．，2007)，該技術將附加的碳源和過剩的氮轉化為生物絮團，并選擇性地為養殖生物提供了新的蛋白來源，提高了飼料的轉化效率。比較這兩種原位修復技術，前者比后者的操作更加簡單，且經濟效益更好。更重要的是，由于土地資源匱乏，中國的農業生產面臨生態與資源的雙重危機，“魚-菜共生”這項綜合效益較高的有機耕作模式，使種植業和水產業在減排和節約資源的目標下得到了有機的配合與統一(陳家長等，2010)。

3異位修復技術———循環水養殖模式與綜合養魚模式的比較以循環水養殖模式為代表的異位修復技術的結構應包括兩部分，一是養殖池塘，另一個是凈化單元(圖4)。養殖池塘基本類似，只是具有養殖品種的差異。而凈化單元各有不同，可以是構建的人工濕地(吳振斌等，2006;陳家長等，2007a，2007b;于濤等，2008;武俊梅等，2010a，2010b;胡庚東等，2011)，可以是現有的稻田(陳柏湘，2009)、藕塘(李谷，2010)，也可以是工程化的生物過濾器及其他凈化部件(Crabetal．，2007;Martinsetal．，2010)。該模式基于物質循環理論實現了水資源的循環利用和養殖廢水的零排放，但也區別于綜合養魚模式(圖5)(蔣高中，2008)。綜合養魚是以養魚為主，漁農牧綜合經營及綜合利用的生產形式，具體形式是以牧草作飼料(對于草食性魚類)，以畜禽糞肥水，增加池塘初級生產力，以塘泥作牧草及其他經濟作物的基肥，在物質循環中得到綜合養殖經濟效益的最大化。而生態修復模式更加側重于氮磷的富營養化物質的最終去向。以魚的生長和減排為最終目的。兩者均基于營養物質的多級利用和循環利用。但后者以經濟效益為導向，而前者以環境修復為導向。#p#分頁標題#e#

4“魚-菜共生”模式和循環水養殖模式的比較作為一項實用技術的研究，還需要考慮其可應用性。對于循環水養殖模式，在土地面積、水域面積匱乏的現狀下，很難有大面積的凈化配置。需要對效益進行分析，最終經濟效益能否達到對生態效益的補償，是否有現實意義和經濟可操作性，否則不具有現實操作性。而對于“魚-菜共生”模式，養殖與種植的結合雖然增加了額外的經濟效益，也在蔬菜生物量增加的過程中實現了生態收入，但該模式也很難實現養殖池塘產排污系數的絕對為零，也就無法實現單個養殖池塘廢水的零污染排放，生態支出是不可避免要產生的，所以如何實現總體上的生態收入與生態支出的平衡是關鍵，以期在“魚-菜共生”模式下達到池塘養殖生態補償的平衡點。因此，兩種模式均存在一個面積配置問題，即在循環水養殖模式下的養殖面積與凈化面積的配置關系，以及在“魚-菜共生”模式下的水上栽種面積。前者面積配置關系的研究是為了實現經濟支出的最小化，使得經濟效益能夠與生態效益達到平衡，而后者面積配置關系的研究是為了找到生態補償的平衡點。

5循環水養殖模式中養殖面積與凈化面積的合適比例以構建人工濕地為例。凈化單元或池塘的設計要求應滿足養殖模塊中在若干池塘同時換水的情況下水體存放的要求，而水體污染物的凈化程度應滿足養殖池塘用水的需要，即達到《漁業水質標準》(GB11607-89)的要求。結合淡水池塘養殖過程中的水質管理的一般規律，如果每次換水0.3m，有1/3的養殖池塘需要換水，凈化池塘的水深設計為1.5m，則666.7m2凈化池塘可以凈化10000m2養殖池塘，也就是養殖池塘和凈化池塘的面積比為15:1。這應當是最基本的物理比例。按養殖池塘所排放的污染物濃度計算。以總氮為例，一般需將其從5mg•L－1降到2.5mg•L－1，則水草對總氮的吸收量應為2.5mg•L－1;如果人工濕地中水草的覆蓋率為50%，而水生植物對污染物的吸收值大約為30g•m－2(陳家長等，2010);養殖期間，以基本養殖管理經驗，15d換水一次，換水0.3m，有1/3的養殖池塘換水;水生植物的生長周期為4個月，以水生植物的吸收量等于養殖池塘排放的污染物的量為計算標準，則1m2凈化池塘可以凈化7.5m2養殖池塘。該計算結果只考慮了水生植物對污染物的凈化作用，而沒有考慮凈化池塘中的微生物、藻類，以及凈化池塘的沉降和過濾等作用。按養殖魚類的產排污系數計算。以養殖草魚為例，還是以水生植物對總氮的去除為目的。以基本養殖管理經驗，草魚的養殖周期為200d，養殖池塘水深2m，凈化池塘水草覆蓋率為50%，一般情況下，養殖池塘畝產1500kg;按水產養殖污染源普查結果，草魚的產排污系數為10g•kg－1，以水生植物的吸收量等于養殖魚類所產生的污染物的量為計算標準，則1m2凈化池塘可以凈化27.5m2養殖池塘。上述給出的3個池塘循環水生態養殖模式凈化池塘和養殖池塘面積之間的關系式在實際應用中可以相互參照使用。首先從物理上考慮，凈化池塘所能承接的水首先必須滿足養殖池塘的一次集中換水量;其次是較為客觀地反映了凈化池塘和養殖池塘面積之間的關系;而最后一個結果全面地反映凈化池塘和養殖池塘二者之間的制約關系，不同的養殖產量、不同的養殖品種都會影響到凈化池塘和養殖池塘面積比例，而提高凈化池塘的凈化能力則可以減少凈化池塘的使用面積，從而提高養殖效益。

6“魚-菜共生”模式中水上栽培蔬菜的面積以文獻(陳家長等，2010)中的水上栽培空心菜為例。在一個養殖周期，10%的種植面積能夠收割空心菜73161kg•hm－2(以空心菜覆蓋面積計)，而空心菜中總氮的含量是3.76g•kg－1，那么，通過空心菜的收割，10%的空心菜種植面積就可以從1hm2的池塘中帶出27.5kg的總氮。按照養殖魚類的產排污系數計算，以養殖草魚為例，一般情況下，養殖池塘畝產1500kg，草魚對總氮的產排污系數為10g•kg－1，那么在一個養殖周期，在池塘水體上層至少有80%的種植面積才能夠達到生態收入與生態支出的平衡。該數據也反證了利用“魚-菜共生”模式在單個養殖池塘上實現生態補償并獲得額外經濟效益的困難，因為考慮到其他限制因素，一般的養殖池塘不可能有80%以上的種植面積。

而從全國范圍來考慮，據第一次全國污染源普查公報的數據顯示，水產養殖業總氮的排放量分別為8.21萬t，如果從這個角度實現生態補償，若有一半的排放量由池塘養殖造成，那么至少得有150萬hm2的池塘種上10%面積的空心菜，占全國池塘養殖面積的64%;以羅非魚養殖為例，若羅非魚產業總氮排放量占到池塘養殖排放總量的1/20(按產量計算)，那么在羅非魚的主產區(廣東、廣西、海南、云南、福建)至少得有7.5萬hm2的池塘種上10%面積的空心菜，或者是4萬hm2的池塘種上20%面積的空心菜，羅非魚主產區的池塘養殖面積達到86萬hm2(農業部漁業局，2010)。因此，在一個產業范圍內，通過“魚-菜共生”模式實現生態收支平衡是可行的。在單個養殖池塘上或者全國范圍內，只能通過該模式降低池塘養殖的產排污系數。雖然循環水養殖模式無法避免產生額外的經濟成本和土地資源，但在局部區域內，特別是富營養化嚴重的區域，如環太湖流域，由于生態效益遠高于經濟效益，其零排放的特點使其推廣應用有一定的可行性。