李大鵬,張 碩,黃 宏,3* (.上海海洋大學海洋生態(tài)與環(huán)境學院,上海 20306；2.上海海洋大學海洋科學學院,上海 20306；3.上海海洋大學大洋漁業(yè)資源可持續(xù)開發(fā)省部共建教育部重點實驗室 上海 20306)

海洋牧場是一種新型的海洋經濟生產方式,能夠發(fā)揮修復海洋生態(tài)環(huán)境和涵養(yǎng)海洋生物資源的作用,其建設以海底構筑物(人工魚礁)的投放和經濟類海洋生物增殖放流為主.相對于海洋水體,沉積物受到投放海底構筑物的直接影響,也是海洋水體氮?磷營養(yǎng)鹽的重要源和匯.沉積物-水界面的可交換態(tài)氮?磷的釋放和有機質的礦化,能夠滿足上層水體中浮游植物生長對氮、磷營養(yǎng)鹽需求的 80%[1].水體營養(yǎng)鹽的濃度和結構變化會影響浮游植物種群和豐度,進而導致海洋生態(tài)系統(tǒng)結構和功能的變化[2].同時,構筑物的投放會為底棲生物營造適宜的生活環(huán)境,進而達到改良海洋牧場底質環(huán)境的效果.

海州灣海洋牧場是我國建設較早的公益性海洋牧場,屬首批國家級海洋牧場.截至 2016年,已形成 170.25km2海洋牧場核心區(qū),人工魚礁投放量超過20萬空·m3.該海域水深15～20m,水力停留時間較長,常年平均流速 0.3～0.5m/s;自然水溫受氣候影響較大,變化范圍為 6～25℃,年平均水溫 13.4℃;鹽度低于海洋平均鹽度 34.7,范圍為26～35;海水呈弱堿性,pH 7.8～8.6;水質較為清澈,透明度在 2～3m.海州灣海洋牧場主要依靠人工魚礁發(fā)揮生態(tài)修復的作用.向海底投放三角形、方形、十字形等漁場修復型魚礁,為魚類、軟體類生物營造適宜的產卵、索餌場所.另外,為了滿足該海域刺參、鮑等海珍品增殖的需要,選擇以原石為主材的石塊礁體,對原泥沙基質類型進行改善.

我國的海洋牧場建設起始于20世紀70年代末,以投放海底構筑物(人工魚礁)和增殖放流海產品(雜色蛤、沙蠶、紅帶織紋螺等)為主要的技術手段.據統(tǒng)計,中國的海洋牧場總建設面積達3770hm2.從北到南形成了遼西海洋牧場、大連獐子島海洋牧場、秦皇島海洋牧場、海州灣海洋牧場、寧德海洋牧場、汕頭海洋牧場等20余處海洋牧場.在人工魚礁投放等技術方面也取得了較大的進展,推動了中國海洋經濟的轉型發(fā)展[3].

目前,針對海洋牧場生態(tài)修復效果的研究主要集中在海洋漁業(yè)生物資源的恢復方面[4-5],缺乏對海洋牧場長期環(huán)境效應的研究.因此,本文對海州灣海洋牧場海域 2010～2015年沉積物總氮(TP)、總磷(TN)、水體活性磷酸鹽(PO43--P)、總溶解無機氮(DIN)含量時空分布變化做了分析.通過對比牧場區(qū)和對照區(qū)的結果,結合海洋牧場的建設情況和沉積物的源匯作用,探討沉積物及水體營養(yǎng)鹽含量變化的原因,并分析了浮游植物和底棲動物與水體、沉積物營養(yǎng)鹽之間的關系,以期為海州灣海洋牧場的管理和建設提供參考.

1 材料與方法

1.1 調查站位

在 34°48′N～34°58′N,119°20′E～119°35′E 海州灣海域內,共設置 9個采樣站點(如圖 1所示).其中海洋牧場區(qū)站點6個(MA1～6),對照區(qū)站點3個(CA1～3),牧場區(qū)站點選取在魚礁投放密集區(qū),對照區(qū)站點選取在海洋牧場外圍.每次采樣均采用GPS定位儀對采樣站點定位.于2010～2015年,分別在每年的5月(春季)、8月(夏季)、10月(秋季)進行共計18個航次的調查.

圖1 海州灣海洋牧場采樣站點示意Fig.1 Sampling stations in marine ranching of Haizhou Bay

1.2 分析方法

1.2.1 沉積物TN、TP的測定 TN的測定采用凱氏定氮法[6].TP測定方法采用以過硫酸鉀為氧化劑、抗壞血酸為還原劑的磷鉬藍法[7].

1.2.2 水體營養(yǎng)鹽的測定 海水中營養(yǎng)鹽的分析方法采用GB17378.4-2007《海洋監(jiān)測規(guī)范》[7]中的相關方法：NH4+-N的測定采用次溴酸鈉氧化法,NO3--N的測定采用鋅鎘還原法,NO2--N的測定采用總氮-偶氮法.

1.2.3 浮游植物和底棲動物的統(tǒng)計 浮游植物樣品的采集：采用淺水Ⅲ型浮游生物網(網口直徑為37cm,網目孔徑0.077mm),用絞車自海底到水面垂直拖取,起網速度為 0.5m/s.采集的浮游植物樣品用 5%甲醛緩沖溶液現場固定保存,帶回實驗室進行種類鑒定和數量統(tǒng)計[8].

底棲動物樣品的采集：采用寬為1.5m的阿氏拖網,拖速為 2kn/h,拖網時間為 10min,底棲動物樣品在船上用 75%酒精固定保存后帶回實驗室稱重(軟體動物帶殼稱重)、分析,計數,鑒定到種.

2 結果與討論

2.1 沉積物TN的時空分布變化

由圖 2可見,牧場區(qū) TN 的含量為 178.40～708.30mg/kg,平均 380.00mg/kg;對照區(qū) TN 的含量為 166.60～641.20mg/kg,平均 343.67mg/kg.牧場區(qū) TN含量始終高于對照區(qū).牧場區(qū)和對照區(qū)的 TN含量都隨時間變化呈增加趨勢.牧場區(qū)由2010年的 266.62mg/kg增加至 2015年的596.21mg/kg,對照區(qū)由2010年的215.69mg/kg增加至 2015年的 526.58mg/kg.以往調查結果顯示

[9-10],在未投放人工魚礁時期,海洋牧場所處海域沉積物的沉積速率為 0.43cm/a,沉積通量達0.45g/(cm2·a),較其它海域偏高.自 1960年以來,海洋牧場鄰近海域的柱狀沉積物中 TN含量呈波動增加的趨勢[11].表明外部環(huán)境的變化對該海域沉積物中氮的含量有很大的影響.

定位實驗表明[12],12%～16%的氮會隨沉降作用滯留在沉積物中.由于海州灣地區(qū)為半日潮,自身潮流比較弱,TN含量更易受到陸源本身所攜帶的營養(yǎng)物質影響[13].牧場區(qū)人工魚礁的存在對沉積物的橫向運輸存在滯緩作用,因此造成了牧場區(qū)沉積物總氮含量始終要高于對照區(qū).同時海洋牧場區(qū)的貽貝和藻類養(yǎng)殖區(qū)在近年來呈擴大趨勢,貝類排泄物和養(yǎng)殖殘餌在沉積物中的累加也是造成牧場區(qū)總氮偏高的原因之一.

當沉積物中 TN、TP含量過高時,會對底棲生物群落與結構造成明顯的破壞.根據沉積物中污染物對底棲生物的生態(tài)毒性效應可將沉積物分為3個等級,詳見表1.牧場區(qū)和對照區(qū)TN含量在2014年、2015年均超過了550mg/kg,沉積物受到了輕度污染.研究表明[15]：海洋牧場鄰近海域氮的沉積量約為 400Gmol/a,是潛在的氮匯.而海洋牧場TN存在明顯的累積效應(圖2),其中可轉化態(tài)氮占16.53%.能被生物直接利用的離子交換態(tài)氮(IEF-N)會隨TN的增加而增加,弱酸可浸取態(tài)氮(WAEF-N)、強堿可浸取態(tài)氮(SAEF-N)、強氧化劑可浸取態(tài)氮(SOEF-N)則呈減小趨勢[13].海州灣海洋牧場海域的水力停留時間較長,海底人工魚礁的存在對海流存在阻礙作用,灣內水體與灣外水體的交換受限.近年來,海洋牧場海域的網箱養(yǎng)殖不斷擴大,大量的生物殘餌和海水養(yǎng)殖動物的代謝產物會發(fā)生縱向的沉降.為控制沉積物中氮的累積,減輕其對底棲生物的毒害效應,在未來的海洋牧場建設過程中,應當控制貽貝和藻場養(yǎng)殖面積.

圖2 海州灣海洋牧場表層沉積物中總氮(TN)時空變化Fig.2 Variation of TN - N distribution in surface sediments of marine ranching in Haizhou Bay MA擬合趨勢,—CA擬合趨勢

表1 沉積物質量評價指南[14]Table 1 Guidance on quality assessment of sediments

2.2 沉積物TP的時空分布變化

由圖 3可見,牧場區(qū) TP含量為 147.59～628.46mg/kg,平均 386.51mg/kg;對照區(qū) TP的含量為 191.42～689.82mg/kg,平均 381.01mg/kg. TP處于安全級別,不會對底棲生物產生毒性效應.TP與TN含量變化不具有一致性.海洋牧場海域表層沉積物主要來自于山東半島沿岸流所攜帶的陸源沉積物.TN和TP的陸源輸入具有一致性.但伴隨海洋牧場沉積物的累加,TP含量卻呈減小趨勢.牧場區(qū)由 2010年的 547.26mg/kg下降至2015年的 317.25mg/kg,對照區(qū)由 2010年的438.21mg/kg下降至2015年的342.97mg/kg.并且隨時間推移,TP空間分布發(fā)生改變,由牧場區(qū)＞對照區(qū)轉變?yōu)槟翀鰠^(qū)＜對照區(qū).

圖3 海州灣海洋牧場表層沉積物中總磷(TP-P)時空變化Fig.3 Changes of TP - P distribution in surface sediments of marine ranching in Haizhou Bay

對海洋牧場沉積物-水界面的磷交換通量研究表明[16],沉積物中的磷在夏秋季節(jié)均表現為由沉積物向水體釋放,交換速率為 0.32～0.41mmol/(m2·d),相當于氮釋放速率的 11.2%.而磷的沉積量為25Gmol/a,僅為氮的6.25%[14].相對于TN,海洋牧場 TP釋放更強.原因在于磷與沉積物顆粒物之間存在很強的界面作用[17].當水體出現磷限制時,顆粒物中的磷會向水體釋放,提供生物生長所需要的磷.海洋牧場所處海域為典型的磷限制區(qū)域,海洋牧場沉積物中生物有效性磷占 TP含量的 36.95%[18].沉積物中的磷更易被水解或礦化為溶解性的小分子有機磷或溶解性磷酸根,通過沉積物-上覆水界面遷移擴散.水體磷酸鹽的降低促使了沉積物中磷酸鹽的釋放,因此其含量呈減小趨勢.

一般而言,人工魚礁形成的上升流可達其高度的2.14～2.17倍[19].海州灣海洋牧場海域的人工魚礁規(guī)格高度在3m左右,水深15～20m.牧場區(qū)的流態(tài)效應會促使底層高濃度的向上遷移,被真光層內的浮游植物吸收利用.而浮游植物是海洋水體磷酸鹽的主要消耗者[20].由圖 4可見,浮游植物的豐度在 2010～2015年間呈增加趨勢,牧場區(qū)的浮游植物豐度要高于對照區(qū).且與其它海域相比最少要高出 2個數量級以上[21-22].說明牧場區(qū)對于磷酸鹽的消耗要高于對照區(qū),浮游植物的高豐度加快了牧場區(qū)沉積物生物有效性磷的釋放,造成了TP的空間分布在調查期間發(fā)生了改變.

圖4 海州灣海洋牧場浮游植物豐度時空變化Fig.4 Changes of phytoplankton abundance distribution in marine ranching of the Haizhou Bay

2.3 底棲動物對沉積物TN、TP的影響

生物擾動對沉積物-水界面營養(yǎng)鹽交換通量存在重要影響[23].研究表明,底棲生物每年從水體濾食的生源要素中僅有 19%的氮和 17%的磷無機營養(yǎng)鹽形態(tài)完成再生過程返回到水層中,其余部分則會伴隨底棲生物保留在沉積物[24].海洋牧場人工魚礁投放會造成底棲動物群落的不穩(wěn)定[25-26].底棲生物則會通過生物灌溉作用加速沉積物-水界面的分子擴散速率.

由圖5可見,2010～2015年底棲生物在牧場區(qū)的豐度為 0.094～0.21ind/m2,平均 0.14ind/m2;對照區(qū)豐度為 0.052～0.23ind/m2,平均 0.13ind/m2.牧場區(qū)底棲生物生物量范圍為 0.092～0.88g/m2,平均為0.44g/m2;對照區(qū)生物量范圍為0.12～0.49g/m2,平均為 0.29g/m2.牧場區(qū)底棲生物的生物量水平在近年呈顯著增加趨勢,對照區(qū)生物量基本持平.牧場區(qū)、對照區(qū)底棲生物豐度則成下降趨勢.其中甲殼類和軟體類占底棲生物總種數的 65%以上.楊梅等[27]對膠州灣底棲生物的研究表明,膠州灣底棲動物的年平均豐度為 209.85ind/m2,年平均生物量為79.22g/m2.馬玉艷等[28]對渤海灣底棲動物生物調查結果顯示,渤海灣春、夏季平均密度分別為 83.75ind/m2和 107.25ind/m2,平均生物量為31.38g/m2和 22.71g/m2.彭松耀[29]對黃東海底棲生物的調查結果顯示,黃東海大型底棲動物現存量時空分布具有一定的規(guī)律性,底棲動物平均豐度在 123.03～237.73ind/m2范圍之間,平均生物量在 11.2～29.12g/m2.其它海域相比,海州灣海洋牧場海域底棲生物的豐度和生物量水平要低 3～4個數量級.

圖5 海州灣海洋牧場底棲生物生物量和豐度的時空變化Fig.5 Changes of biomass and abundance distribution of zoobenthos in marine ranching of Haizhou Bay

生物擾動造成的沉積物搬運和混合,會加速沉積物中離子交換態(tài)氮(IEF-N)、可交換態(tài)磷(Ex-P)的釋放[30-31].甲殼類和軟體類的巢穴主要分布在沉積物淺層,其攝食等活動引起的灌溉作用較為顯著.牧場區(qū)與對照區(qū)底棲生物的豐度水平較為接近,底質類型成為了控制生物擾動強度的主要因素.與對照區(qū)相比,牧場區(qū)底質類型為粉砂質砂,沉積物粒徑偏粗,顆粒的再懸浮性低.因此,底棲生物對沉積物的灌溉作用在對照區(qū)要大于牧場區(qū).但與其它海域相比,海洋牧場底棲生物的豐度和生物量水平要過低.底棲動物對海洋牧場沉積物-水界面的營養(yǎng)鹽交換通量的貢獻較低,并不是影響海洋牧場沉積物TN、TP變化的主導因素.

2.4 沉積物TN、TP對水體DIN、PO43--P的影響

2.4.1 表層水體DIN、時空變化 由圖6所示,2010～2015年海州灣牧場區(qū)濃度為 0.11～0.27μoml/L,平均 0.17μoml/L,DIN 濃度為 2.14～7.47μoml/L,平 均 4.88μoml/L;對 照 區(qū) 濃 度 為0.07～0.16μoml/L,平均 0.12μoml/L,DIN 濃度范圍為1.76～7.99μoml/L,平均4.73μoml/L.趙建華等[32]對海州灣營養(yǎng)鹽時空分布特征及影響因素的分析結果表明,DIN平均濃度為524.42μg/L,平均濃度為 19.98μg/L.海洋牧場海域營養(yǎng)鹽濃度要低于海灣的平均濃度.牧場區(qū)濃度要高于對照區(qū).在對照區(qū)變化相對平穩(wěn),但在牧場區(qū)呈明顯增加趨勢.DIN在牧場區(qū)和對照區(qū)的變化具有一致性,但空間分布隨時間發(fā)生了改變.2010～2013年 DIN分布呈現牧場區(qū)＞對照區(qū),2013后(航次 12)牧場區(qū)DIN濃度下降,對照區(qū)DIN濃度要高于牧場區(qū).

由圖7可見,海州灣海域的N/P與浮游植物生長的最適比值 16相比偏高,該海域為明顯的P限制海域.歷史數據表明[33],海洋牧場鄰近海域的由 1980年的 0.39μoml/L,下降到了 2012年的 0.17μoml/L.但從實際情況來看,浮游植物的生長并未受到限制(圖 4).這是由于海洋牧場海域內的、DIN呈增長趨勢,能夠滿足浮游植物的生長需求.也表明海洋牧場浮游植物群落處于非穩(wěn)定狀態(tài),營養(yǎng)鹽結構的限制性該海域未得到體現.牧場區(qū) N/P為 30.41,對照區(qū) N/P為41.89.為與對照區(qū)相比,牧場區(qū)的 N/P更接近最適值 16.這說明海洋牧場的生態(tài)修復效果取得了一定的成效.

圖6 海州灣海洋牧場水體PO43--P和DIN時空變化Fig.6 Changes of PO43--P and DIN distribution in marine ranching of Haizhou Bay

2.4.2 表層水體 DIN、PO43--P含量與沉積物TN、TP含量的相關性分析 海洋牧場位于海州灣中部海域,而徑流量較大的臨洪河等入海河流口則位于海州灣南部.與膠州灣、萊州灣、渤海灣等封閉、半封閉型海灣相比,海州灣敞開度高,海水的自凈和生態(tài)系統(tǒng)恢復能力較強.海洋牧場海域水體的營養(yǎng)鹽受陸源輸入的影響小,內源作用較為顯著.為探討牧場區(qū)和對照區(qū)沉積物內源作用對水體中DIN和PO43--P的作用大小,對表層水體DIN、PO43--P含量與沉積物TN、TP含量進行了相關性分析.

圖7 海州灣海洋牧場水體營養(yǎng)鹽結構(N/P)時空變化Fig.7 Changes of nutrient structure (N / P) distribution in marine ranching of Haizhou Bay

相關性分析表明(表2),TN、TP含量在牧場區(qū)和對照區(qū)具有的來源具有一致性,呈極顯著正相關(P=0.892,P=0.969).DIN含量在牧場區(qū)和對照區(qū)也表現出了極高的正相關性(P=0.883).含量在牧場區(qū)和對照區(qū)的變化差異大(圖6),相關性不顯著(P=0.315).牧場區(qū)的人工魚礁對上下層水體營養(yǎng)鹽的交換發(fā)揮著重要作用[34-35].

表2 表層水體DIN、PO43--P與沉積物TN、TP的相關性矩陣Table 2 Pearson correlation coefficients among DIN, PO43--P TN and TP

一般而言,沉積物 TN、TP含量與底層海水 的DIN、PO43--P含量呈線性關系.因此表層水體DIN、PO43--P含量變化都會受到沉積物TN、TP的影響.而牧場區(qū)與對照區(qū)水體營養(yǎng)鹽受沉積物影響程度不同.牧場區(qū)沉積物 TN含量與水體DIN含量存在顯著負相關性(P=-0.544)對照區(qū)沉積物TN含量與水體DIN含量的相關系數較牧場區(qū)小(P=-0.290).而牧場區(qū)沉積物TP含量與水體 PO43--P含量的相關性卻不顯著(P=0.153);對照區(qū)沉積物TP含量與水體PO43--P含量呈極顯著正相關(P=0.595).表明,牧場區(qū)的 DIN 含量更易受到沉積物TN影響,對照區(qū)PO43--P含量更易受到沉積物TP影響(圖3,圖6).

2.4.3 海洋牧場建設對 DIN結構的影響 雖然牧場區(qū)TN含量一直處于高于對照區(qū),但DIN空間分布卻未表現出一致性.海水中硝酸鹽的存在形式較為復雜,不同形態(tài)氮之間的轉化會導致DIN的分布和含量發(fā)生變化.由圖8可見,海洋牧場水體中溶解態(tài)硝酸鹽的主要存在形態(tài)為和,二者比例接近 1：1,約占 DIN 的 80%～90%.由于自身化學性質的不穩(wěn)定,占 DIN的比重小.

圖8 海州灣海洋牧場DIN結構時空分布變化Fig.8 Changes of DIN structure in marine ranching of Haizhou Bay

浮游植物會優(yōu)先吸收水體中的.需在還原酶的作用下轉化為還原態(tài)的氮才能被吸收利用[36].高比例的為浮游植物的生長和繁殖提供了有利條件(圖 4).牧場區(qū)人工魚礁形成的上下流交換可提高底層水體的溶解氧水平.有機物礦化是氨再生的途徑之一,易發(fā)生在高溶氧環(huán)境下[37].高溶解氧環(huán)境和高 TN含量為牧場區(qū)提供了內源性的NH4+-N.從實際情況來看(圖 8),牧場區(qū)和對照區(qū)NH4+-N占比呈一定的增加趨勢,自2012年(航次6)后占主導地位.但NH4+-N占比在牧場區(qū)始終小于對照區(qū),這可能是由高豐度浮游植物和藻類對NH4+-N的消耗引起.

3 結論

3.1 海州灣海洋牧場人工魚礁對沉積物橫向運輸的滯緩作用和貽貝?藻類的養(yǎng)殖造成了沉積物TN-N的累積,牧場區(qū) TN-N累積速率高于對照區(qū).牧場區(qū)由2010年的266.62mg/kg增加至2015年的 596.21mg/kg,對照區(qū)由 2010年的215.69mg/kg增加至2015年的526.58mg/kg.

3.2 浮游植物的高豐度加快了牧場區(qū)和對照區(qū)沉積物生物有效性磷的釋放,造成 TP含量呈減小趨勢.牧場區(qū)由2010年的547.26mg/kg下降至2015年的 317.25mg/kg,對照區(qū)由 2010年的438.21mg/kg下降至2015年的342.97mg/kg.牧場區(qū)由 2010年的 TP含量的空間分布由牧場區(qū)(547.26mg/kg)＞對照區(qū)(438.21mg/kg)轉變?yōu)槟翀鰠^(qū)(317.25mg/kg)＜對照區(qū)(342.97mg/kg).

3.3 底棲動物對海洋牧場沉積物-水界面的營養(yǎng)鹽交換通量的貢獻較低,并不是影響海洋牧場TN?TP變化的主導因素.

3.4 海州灣牧場區(qū)的DIN更易受到TN的影響,對照區(qū)PO43--P則與沉積物TP的變化保持了一致性.高溶解氧環(huán)境和高 TN含量為牧場區(qū)提供了內源性的 NH4+-N.與對照區(qū)相比,牧場區(qū)的N/P更接近最適值,海洋牧場的生態(tài)修復效果取得了一定的成效.

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