东平湖鲢鳙蟹生态渔业模式构建及环境效应研究

高云芳，刘 峰，赵金山，闫法军，董 俊，李 娴，贺志鹏，董 文，冷春梅，侯召伟，朱永安

(1.山东省淡水渔业研究院，济南 250000；2.东营市惠泽农业科技有限公司，山东东营 257000；3.泰安大喜渔业有限公司，山东泰安 271000)

面源污染是我国江河湖库水体富营养化的“罪魁祸首”[1]，传统渔业无序发展也能加重水体富营养化[2]。2012年，全球湖库富营养化数量占比高达63%[3]，中国湖泊富营养化数量占比59.1%[4]，可见湖库水体富营养化已经严重影响水源与环境安全。十八大以来，发展大水面生态渔业、清退湖库网箱网围成为共识。相比2013年，2020年中国湖库养殖面积减少1.2×104km2、产量降低236.0×104t、占比(淡水)降低8.8%[5，6]，水产品保供面临巨大压力。践行大食物观，向江河湖海要食物，必然要求湖库渔业未来肩负保障国家生态安全、水资源安全和粮食安全的多重重任，因此发展生态渔业是必需途径。

东平湖是山东省第二大淡水湖，总面积627 km2[7]，是黄河流域仅有的三个大型湖泊之一、唯一重要蓄滞洪区，是京杭大运河复航和国家南水北调东线工程的重要枢纽，是山东省重要淡水渔业生产基地[8]。2013年湖区网箱网围养殖面积超过17.5 km2，渔业总产量7.6×104t[9]。但湖区每年投入渔用饵料超过1×104t，菹草最高覆盖面积占全湖总面积40%[10]，整体水质超过地表水环境质量Ⅳ类标准，水体富营养化问题频发[11]。2012年东平湖开始禁止湖区养殖，至2018年累计清理湖区网箱网围占用水面84.0 km2，清除网箱6.7×104架、网围53.3 km2[12，13]，湖区水质日益改善，仍处于轻度富营养状态[14]。

水产养殖污染主要与高投高排、系统结构单一、调节能力差等有关[4]，但“一刀切”取缔所有湖库网箱网围也有待商榷。如江苏滆湖清退鲢(Hypophthalmichthysmolitrix)鳙(Aristichthysnobilis)网箱网围后湖区水质富营养化加剧、蓝藻爆发[15]；洪泽湖拆除养殖网围导致水体藻类密度升高、透明度降低，不利于沉水植物萌发生长与群丛恢复[16]；前期课题组的研究证明东平湖菹草-草鱼(Ctenopharyngodonidella)-中华绒螯蟹(Eriocheirsinensis)渔业利用模式对内源性污染控制有积极意义[12]。多营养层次综合养殖能显著降低环境碳氮磷负荷、提高系统物质能量利用效率，兼具生态与经济优势[4]。查干湖“净水渔业”模式、太湖“以渔控藻”模式、龙羊峡“特色冷水鱼智能网箱”模式、千岛湖“保水渔业”模式及鲟鱼生物循环利用养殖模式等成功案例，均证明湖泊渔业生产和生态保护可以相得益彰[17]。因此本实验选取鲢鳙与河蟹为实验对象，探讨东平湖生态渔业模式构建及环境效应，旨在为湖库渔业增养殖、富营养化防控、生态渔业发展等提供依据。

1 材料与方法

1.1 养殖生物放养、收获

实验地点选在东平湖老湖镇近岸湖区，平均水深约为1.4 m，汛期可达3 m。采用陆基网围实验法[18]，以竹竿为支撑框架，外覆网目为0.5 mm×0.5 mm的透水性网围，下部网围埋入底质约0.5 m深，网围规格为6 m(长)×6 m(宽)×5 m(高)。共建设24个网围，设计两排串联，中间无间隔。网围内菹草面积覆盖率人为控制为50%左右，生物量平均值为4.25 kg/m2(湿重)。

采用双因子实验设计，设置4个鲢鳙放养密度，即0 ind/m2(H0)、0.25 ind/m2(H1)、0.75 ind/m2(H2)、1.5 ind/m2(H3)。放养鲢鳙数量比约为2∶1，平均体质量分别为(48.2±8.6)g、(144.0±17.2)g，平均体长分别为(15.4±1.4)cm、(18.5±1.8)cm；设置3个河蟹放养密度，即0 ind/m2(E0)、0.5 ind/m2(E1)、1 ind/m2(E2)，放养河蟹体质量、壳长、壳宽平均值分别为(6.6±0.5)g、(2.4±0.3)cm、(2.6±0.3)cm。实验设置12个处理(E0H0、E0H1、E0H2、E0H3，E1H0、E1H1、E1H2、E1H3，E2H0、E2H1、E2H2、E2H3)，每个处理两个重复。EH0代表蟹单养模式，即包括E0H0、E1H0、E2H0共三个处理的平均值，EH1代表E0H1、E1H1、E2H1平均值，EH2代表E0H2、E1H2、E2H2平均值；同理E0H代表E0H0、E0H1、E0H2、E0H3的平均值，E1H代表E1H0、E1H1、E1H2、E1H3平均值，E2H代表E2H0、E2H1、E2H2、E2H3平均值，以下皆同。

苗种购自泰安大喜渔业有限公司，于2017年4月20日投放网围，同年9月28号、10月15日分别收获成体河蟹和鲢鳙，实验期间不投喂。

1.2 水质、浮游生物样品

1.3 沉积物和生物样品

于养殖生物放养时、收获时分别采集生物样本；使用彼得逊采泥器，每月在所有网围内采集表层底泥(0～5 cm)，密封冷冻，带回实验室于60 ℃烘干，粉碎研细，经100目筛绢过滤后，检测总碳(STC)、总氮(STN)、总磷(STP)指标。沉积物和生物样品碳、氮测定采用元素分析仪(Vario ELⅢ，德国)、磷测定采用K2S2O8氧化法进行[19，20]。利用上述测定碳氮磷在生物体中含量比计算单位重量(湿重1 kg)鲢鳙、河蟹体内碳氮磷含量[21，22]。STC、STN、STP净化值是指各组内沉积物碳氮磷实验后与实验前的差值。

1.4 数据处理与分析

使用SigmaPlot 14.0做图；使用SPSS 22.0软件进行单因子方差分析、Pearson相关性分析，显著性水平设置为P<0.05，极显著性水平设置为P<0.01。

2 结果与分析

2.1 渔业生物生长状况

渔业生物收获结果见表1。收获时鲢鳙体重、成活率、成活数量、产量平均值分别为(1.2±0.1)kg、(51.9±24.8)%、(0.33±0.13)ind/m2、(3.7±1.2)t/hm2；河蟹体重、成活率、成活数量、产量平均值分别为(90.1±7.0)g、(43.1±16.9)%、(0.29±0.08)ind/m2、(0.27±0.1)t/hm2。不同鲢鳙密度模式下，各组鲢鳙平均体重排序为EH1>EH2>EH3，EH1、EH3组差异显著；平均成活率排序为EH1>EH2>EH3，EH2、EH3无显著差异，均与EH1差异显著；平均产量、平均数量排序为EH1E1H>E2H，差异均不显著；河蟹各组间体重、数量、产量平均值接近，差异不显著，平均成活率E1H显著高于E2H。

表1 不同密度模式下鲢鳙、河蟹生长Tab.1 Growth of H.Molitrix/A.nobilis and E.Sinensis in the different density modes

2.2 水质环境因子

图1 实验区水质指标含量季节性变化Fig.1 Seasonal variation of water quality index content in the test area

2.3 浮游生物群落特征

如图2所示，实验期间检出浮游植物7门54种，浮游植物S、d、B、H′、D评价平均值分别是19.50、7.37×106ind/L、7.44 mg/L、2.35、4.48；检出浮游动物34种，浮游动物S、d、B、H′、D平均值分别为13.25、12.10×106ind/L、1.56 mg/L、2.01、3.72。

图2 实验区浮游生物群落结构指标含量季节性变化Fig.2 Seasonal variation of plankton community structure index content in the test area

2.4 沉积物碳氮磷含量

如图3所示，实验期间各处理组STC、STN、STP含量变化范围分别是25.82～37.81、0.57～1.50、0.42～0.67 mg/g，平均值分别为(31.13±7.97)、(1.07±0.26)、(0.52±0.12)mg/g。STC、STN、STP净化平均值分别为(12.02±7.43)，(0.76±0.42)，(0.25±0.10)mg/g。各组STC、STN、STP含量同一月份内差异均不显著。STC、STN、STP含量均值呈现明显季节变化，且变化趋势基本一致。即STC含量5、6、9月均值显著高于7、8、10月。STN和STP在5、6月含量均值显著高于7、8、9、10月。不同鲢鳙密度模式下，STC净化平均值EH0组明显高于其它组，EH0与EH1、EH3差异显著；STN净化平均值各组差异不显著，EH1组明显低于其它组；STP净化平均值各组结果接近，差异不显著。不同河蟹密度模式下，STC、STN、STP平均净化量随河蟹养殖密度增大而增大，差异均不显著。

图3 实验区各组STC、STN、STP含量季节性变化Fig.3 Seasonal variation of STC，STN and STP contents in each test area

2.5 生物移除碳氮磷

各组生物移除水体碳氮磷结果见表2。结果显示，不同鲢鳙密度模式下，系统碳移除量变化范围为401.92～743.74 kg/hm2，平均值为(599.56±121.30)kg/hm2；氮移除量变化范围为62.03～114.78 kg/hm2，平均值为(92.53±18.72)kg/hm2；磷移除量变化范围为14.89～27.55 kg/hm2，平均值为(22.21±4.49)kg/hm2。每生产1 kg鲢鳙分别移除碳氮磷162、25、6 g；不同河蟹密度模式下，系统碳移除量变化范围为31.11～36.33 kg/hm2，平均值为(31.96±1.65)kg/hm2；氮移除量变化范围为4.41～5.15 kg/hm2，平均值为(4.53±0.23)kg/hm2；磷移除量变化范围为0.48～0.57 kg/hm2，平均值为(0.50±0.03)kg/hm2。每生产1 kg河蟹分别移除碳氮磷121、17、2 g。

表2 养殖生物碳氮磷移除量Tab.2 Output of carbon，nitrogen and phosphorus elements by cultured animals in the polyculture system

表3 STC、STN、STP含量与水环境因子、浮游植物相关性矩阵Tab.3 Correlation matrix of STC，STN，STP content with water environmental factors and phytoplankton

2.6 Pearson相关性分析

各组STC、STN、STP净化平均值与鲢鳙和河蟹个体重、成活率、产量Pearson相关性分析见表4。STC、STN净化平均值呈显著正相关。STC净化平均值与鲢鳙个体重呈显著负相关，与成活率呈极显著负相关；STN净化值与鲢鳙成活率呈显著负相关。

表4 各组STC、STN、STP净化平均值与鲢鳙、河蟹生长指标相关性矩阵Tab.4 Correlation matrix between average purification values of STC，STN and STP and growth indexes of H.Molitrix/A.nobilis and E.Sinensis in the test group

3 讨论

3.1 生态渔业模式优势

湖泊网箱网围养殖多以草鱼、鲤(Cyprinuscarpio)、鲫(C.auratus)、鲢鳙和河蟹等单一品种集约化模式为主[23，24]。2018年前东平湖以网箱养草鱼、网围养河蟹为主。目前综合养殖在湖泊网箱网围中较少，仅有千岛湖鲟鱼生物循环利用投饵养殖模式[25]及东平湖菹草-草鱼-河蟹生态养殖模式[12]。实验选用鲢鳙和河蟹主要原因：一是鲢鳙、河蟹等不投喂品种是湖库生态渔业的首选。鲢鳙养殖技术门槛低、营养级低但生态转换率高，即同等条件鲢鳙生物量产出最大[26]；二是河蟹底栖习性与鲢鳙生态位不重叠，主要摄食水生大型植物、藻类、原生动物、轮虫、节肢动物、软体动物、鱼类和颗粒碎屑等[27]，兼具规格小价值高、饵料需求低的优势，不会明显增加系统饵料负担，并能利用系统鱼类摄食排泄的残渣碎屑等[12]。三是东平湖水中溶氧充分(≥5 mg/L)、水温适中(25 ℃)，菹草资源丰富[10]，具备培育高产高品质河蟹基础条件[28]，且已有研究证明黄河流域雌蟹钙含量显著高于阳澄湖水域[29]，网围养殖雌蟹肉脂品质与野生雌蟹相似[30]高于池塘养殖[31]。因此选择鲢鳙、河蟹作为湖泊生态渔业模式养殖品种。

不同放养密度处理组养殖生物生长结果表明，网围鲢鳙体重、成活率、数量和产量主要受鲢鳙放养密度影响，其次受河蟹放养密度影响；河蟹体重、数量和产量与鲢鳙放养密度无明显关系，仅成活率受河蟹放养密度影响显著。与渔民网围粗养鲢鳙、单养河蟹生产实践相比，实验E1组河蟹、H2组鲢鳙的放养规格、密度、管理水平基本一致，但最终收获结果存在显著差异，即鲢鳙成活率、产量、体重平均值分别降低46.4%、51.8%、8.3%，河蟹成活率、产量平均值分别提高60.7%、47.1%，体重平均值降低9.22%。分析原因可能有三：一是实验成本受限，网围仅设计36 m2，为防止雨季水位暴涨造成生物逃逸，平时网围处于下垂状态，实际水体面积不足36 m2，“缩小”了鲢鳙的生存空间，导致鲢鳙生长指标全部下降。二是网围靠近岸边、网眼较小易附着藻类和杂物等导致内部流水通透性下降。生产中鲢鳙养殖网围网孔较大，但本实验考虑河蟹规格小、攀爬易卡住附肢等因素，选用网孔为0.5 mm×0.5 mm的小孔网围，导致网眼堵塞水体交换慢，鲢鳙可能出现食物短缺问题。三是网围内菹草、荇菜等水草生长腐败，鲢鳙死亡及排泄可为河蟹提供食物，且网围下垂形成的遮蔽也有利于河蟹存活，因此河蟹成活率和产量相对渔民生产实践显著提高。但渔民会在河蟹上市前临时投喂饵料提高规格获取最大效益，因此本实验河蟹规格低于生产实践。综上所述，认为食物短缺导致网围内鲢鳙、河蟹存在不同程度的种内、种间竞争，其竞争强度与放养密度、规格和天然饵料丰富度密切相关，最终鲢鳙、河蟹生长密度达到相对平衡。各组鲢鳙、河蟹平均存活数量分别为12.0、10.58只，即认为系统网围鲢鳙、河蟹最佳存活密度分别为0.35、0.30 ind/m2。考虑网围下垂生长空间不足、网眼堵塞等实际情况，鲢鳙最佳生长密度应该会略高于0.35 ind/m2。

3.2 湖泊生态模式环境效应

湖泊、水库和池塘等淡水水体在维持全球和地区碳平衡作用巨大，湖泊每年碳沉积量占海洋总沉积量25%～42%[32]，唐启升认为凡是不投饵渔业就具有碳汇功能，可称之为碳汇渔业[33]，同时也有氮磷移除功能。滤食性鱼类(鲢鳙等)通过摄食浮游生物、排泄等加快水体氮磷循环，为浮游植物生长提供养分，增加浮游生物密度，实现提高自身固碳、移除系统氮磷的效果[21，34]。据测算，每生产1 kg鲢、1 kg鳙可分别吸收水体C 121 g、N 30 g、P 1.6 g 和C 115 g、N 29 g、P 1.0 g[41]；陈少莲等[22]测定鲢鳙在养殖系统氮磷循环中作用时发现，鲢、鳙每增重1 kg分别吸收水体N 26.29 g、P 5.72 g和N 26.40 g、P 5.74 g，都与本实验研究结果较为接近。与东平湖菹草-草鱼-河蟹生态渔业模式对比，实验每公顷网围移除水体碳氮磷明显较低[12]，主要因为本实验鲢鳙鱼单位产量明显低于草鱼。但草鱼生长对环境天然饵料要求过高，其推广应用前景受限。

沉积物是水环境碳氮磷重要储存库，天然水域中以自然沉降为主[35，36]，养殖水域人工投饵氮磷最高占比达95%以上[2]。孙云飞等[20]研究池塘草鱼-鲢-鲤网围投喂养殖发现，系统沉积物氮磷积累分别占15.2%～27.6%、76.5%～80.0%；王毛兰等[37]研究鄱阳湖大口黑鲈投饵网箱养殖模式发现，残饵对沉积物碳氮贡献率达到48.3%，均证明投喂饲料对系统沉积物环境带来巨大压力。张智博等[38]研究东平湖2015年7月全湖沉积物碳氮磷含量空间分布变化时发现，全湖STC、STN、STP含量两两之间均呈极显著正相关，具有同源性，且明显受菹草生活史影响，其15号站点位置与本实验区域较为接近，明显高于本实验7月份沉积物STC、STN、STP含量。分析与本实验结果不一致原因有三：一是实验设计不同，本实验关注的是固定区域养殖过程中沉积物碳氮磷的积累变化，不是某一时间节点全湖沉积物碳氮磷的空间分布；二是即使相邻区域的本底值也存在一定差异；三是实验前期(5月、6月)菹草集中衰亡导致会碳氮磷大量沉积积累[10，12]，随生物生长需求增大，鲢鳙、河蟹等养殖生物在实验后期食物缺乏情况下，可能会对沉积物进行强烈扰动和摄食，促使沉积物碳氮磷释放、利用和变化，影响其自然沉降过程。本实验相关性结果也证明，相比水环境因子、浮游生物，鲢鳙成活率、体重更能显著影响系统STC、STN的积累变化，与其生长摄食、排泄能力增强有关。河蟹在整个生长周期内一直具有沉积物净化作用[39]，且随密度增大净化效果越明显，但影响能力显著低于鲢鳙。本实验测定系统碳氮磷平均值较实验开始前分别减少32.0%、50.6%、37.3%，与传统投喂式网箱网围养殖罗非鱼[10]、对虾[10]、草鱼[12]、大口黑鲈(Micropterussalmoides)[37]等模式相比，不投喂鲢鳙蟹网围养殖对于湖泊沉积物碳氮磷具有显著控制作用。

现代湖泊渔业正在从“以水养鱼”向“以鱼养水”模式转变，增殖并不是湖库生态渔业发展的唯一途径，鲢鳙蟹综合养殖生态渔业模式兼具经济和生态优势，值得推广应用，同时说明在湖库发展非投喂、自净型网箱网围，科学规划投喂型网箱网围是可行的。

4 结论

(1)东平湖鲢鳙蟹生态渔业系统中，鲢鳙体重、成活率、数量和产量主要受鲢鳙放养密度影响，其次受河蟹放养密度影响；河蟹体重、数量和产量与鲢鳙放养密度无明显关系，仅成活率受河蟹放养密度影响显著；网围内鲢鳙、河蟹最佳生长密度分别为0.35、0.30 ind/m2，饵料不足是主要限制因素。

(2)不投喂鲢鳙蟹综合养殖系统对于湖泊沉积物碳氮磷具有显著控制作用。鲢鳙成活率、体重显著影响系统STC、STN的积累变化，随鲢鳙数量增多规格变大，系统STC、STN净化能力减弱。河蟹具有沉积物净化作用，且随密度增大净化效果越明显，但影响能力显著低于鲢鳙。

(3)鲢鳙和河蟹具有显著移除碳氮磷能力，每公顷网围移除水体C 632.07 kg、N 97.09 kg、P 22.74 kg。