吳林坤，孫強，曹萍，蔣兆林，邱興芳，丁建偉

（江蘇省太湖漁業(yè)管理委員會辦公室，江蘇 蘇州 215100）

東太湖位于蘇州市以南，北緯 30°58′～3l°07′，東徑 120°25′～120°35′，是太湖東南部東山半島東側(cè)的湖灣，是長江中下游典型的淺水草型湖泊[1]。夏季水溫升高后水草生長旺盛會有水體沼澤化的可能性，夏季高溫季節(jié)極易發(fā)生腐爛，造成水質(zhì)惡化，水環(huán)境受到污染，如不及時清理，過量水草易因高溫缺氧腐爛造成二次污染，對東太湖水環(huán)境造成威脅，目前太湖水草整治和打撈已成為太湖水環(huán)境治理的一項重要工作，需要花費大量的人力、財力清理腐爛水生植物。因此，有必要對過于發(fā)達(dá)的水生植被進(jìn)行治理，生物控草是指利用草食性動物的攝食壓力來控制水草生長的一種控草方式，這種方式不僅可以取得良好的控草效果，更能獲得可觀的經(jīng)濟(jì)效益，是一種環(huán)境友好型的“緑色”治理途徑，該研究選擇在東太湖石鶴港水域?qū)嵤└∈絿鷻谏鷳B(tài)控草試驗，擬通過投放草食性、藻食性魚類的方式來實現(xiàn)控草目的，以探究浮式圍欄生態(tài)控草試驗對圍網(wǎng)區(qū)水體生態(tài)修復(fù)的影響，為東太湖水草生物治理提供理論和實踐依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗樣點設(shè)置

東太湖浮式圍欄生態(tài)控草試驗在石鶴港水域進(jìn)行（如圖1.1所示）。試驗共設(shè)置4個樣點，在石鶴港圍欄里面設(shè)置3個監(jiān)測樣點，在石鶴港圍欄外設(shè)置1個對照點，分別為：石鶴港圍欄內(nèi)中心（左）1號點、石鶴港圍欄內(nèi)中心（右）2號點、石鶴港圍欄外中心（右）3號點、石鶴港圍欄外對照4號點，具體監(jiān)測樣點如圖1所示。

1.2 試驗方法

1.2.1 采樣時間 東太湖浮式圍欄生態(tài)控草試驗于2016年2月開始，在蘇州東太湖石鶴港浮式圍欄水域內(nèi)外設(shè)點進(jìn)行常規(guī)監(jiān)測，其中圍網(wǎng)內(nèi)3個，圍網(wǎng)外1個。從2016年2月至2016年12月對這些采樣點水體每2月1次進(jìn)行監(jiān)測。水質(zhì)理化指標(biāo)包括透明度、溶解氧（DO）、濁度、pH、溫度（T）、總磷（TP）、溶解性活性磷（SRP）、總氮（TN）、氨氮（NH4+-N）、亞硝態(tài)氮（NO2--N）等。

1.2.2 水質(zhì)指標(biāo)檢測方法 TP濃度用鉬酸銨分光光度法測定；可溶性活性磷濃度先將水樣預(yù)先過0.45μm孔徑的醋酸纖維濾膜，而后用鉬—銻—鈧比色法測定；TN濃度用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法測定；氨氮濃度用納氏試劑比色法測定。每個樣品在24 h之內(nèi)分析完成，均重復(fù)測定3次。DO用熒光法便攜式溶解氧分析儀（HACH HQ30美國）測定；pH用便攜式pH計（METTLER-TOLEDO SG2意大利）測定；濁度用便攜式濁度計（HACH 1900C美國）測定；溫度用便攜式溶解氧分析儀（YSI 550A美國）測定。

圖1 東太湖浮式圍欄生態(tài)控草試驗地點及石鶴港監(jiān)測樣點位置圖

1.2.3 魚類生物學(xué)特征檢測方法 所有樣品按《內(nèi)陸水域漁業(yè)自然資源調(diào)查手冊》測量魚類的體長、體質(zhì)量等。

2 結(jié)果

2.1 浮式圍欄生態(tài)控草對水體中氮磷含量的影響

在該試驗條件下，浮式圍欄生態(tài)控草試驗對水體中氮磷含量的變化相對較平穩(wěn)，與浮式圍欄外對照點相比差異不明顯，如圖2所示。TN含量的變化呈上升趨勢，試驗初期圍欄中TN含量達(dá)到最低值，平均值為0.67 mg/L，圍欄外對照點為0.85 mg/L；到試驗結(jié)束時圍欄中TN含量達(dá)到最高值，平均值為1.49 mg/L，圍欄外對照點為1.05 mg/L，試驗期間浮式圍欄中TN含量均低于對照點。試驗期間，NH4+-N含量呈先下降后上升再下降的趨勢，2016年8月試驗中期圍欄中NH4+-N含量達(dá)到最低值，平均值為0.17 mg/L，圍欄外對照點為0.26 mg/L；到2016年10月時圍欄中TN含量達(dá)到最高值，平均值為0.29 mg/L，圍欄外對照點為0.45 mg/L，試驗期間浮式圍欄中TN含量均低于對照點。試驗期間，NO2--N含量呈先上升后下降的趨勢，試驗開始時達(dá)到最低值，圍欄中NO2--N平均值為0.0055 mg/L，圍欄外對照點為0.0065 mg/L；2016年10月圍欄中NH4+-N含量達(dá)到最高值，平均值為0.0079 mg/L，圍欄外對照點為0.0084 mg/L。TP含量呈先上升后下降的趨勢，在2016年6月圍欄中TP含量達(dá)到最高值，平均值為0.18 mg/L，圍欄外對照點為0.22 mg/L，到試驗結(jié)束時，TP含量達(dá)到最低值，平均值為0.03 mg/L，圍欄外對照點為0.06 mg/L，試驗期間浮式圍欄中TN含量均低于對照點。

2.2 水草試驗結(jié)果

2016年2月試驗開始第1天對東太湖水域石鶴港圍欄內(nèi)的水草進(jìn)行調(diào)查發(fā)現(xiàn)，石鶴港中有馬來眼子菜，而到4月第2次調(diào)查時發(fā)現(xiàn)圍隔中已經(jīng)沒有水草了，試驗后期圍網(wǎng)中魚類食用的草類均為圍網(wǎng)外面人工捕撈。2016全年石鶴港共投喂336 750 kg水草、12 950 kg菰。2016年試驗期間具體圍網(wǎng)區(qū)投喂情況如表1所示。

表1 試驗期間圍網(wǎng)區(qū)水草喂養(yǎng)情況（2016年） kg

圖2 試驗期間東太湖圍欄內(nèi)外水體中氮磷含量的變化

陳家長等研究發(fā)現(xiàn)水草的N、P含量分別是2.6 g/kg、0.39 g/kg[2]，由此推算，2016年全年東太湖浮式圍欄生態(tài)控草試驗項目石鶴港圍網(wǎng)區(qū)共向圍網(wǎng)內(nèi)魚類投喂的N含量和P含量分別為437 775g、65666.25 g。

2.3 魚類生長結(jié)果

2.3.1 生物學(xué)特征 2016年2月—2016年12月，對試驗區(qū)中的草魚、鰱魚、鳙魚進(jìn)行隨機抽樣，測定生物學(xué)特征。試驗開始時在東太湖水域石鶴港圍欄中投放草魚、鰱魚和鳙魚。魚類投放進(jìn)圍隔后讓其生長，只食用水草，不投放飼料，到試驗結(jié)束時對石鶴港圍網(wǎng)中的魚抽樣捕撈統(tǒng)計發(fā)現(xiàn)，較試驗初期相比，草魚平均全長增加了142.45 mm，體長增加了134.97 mm，體質(zhì)量為880.5 g；鰱魚平均全長增加了170.52 mm，體長增加了155.14 mm，體質(zhì)量為1551.58 g；鳙魚平均全長增加了231.59 mm，體長增加了223.05 mm，體質(zhì)量為2 661.44 g。各次采樣的抽樣生物學(xué)指標(biāo)均值見表2。

2.3.2 魚類存活率 東太湖浮式圍欄生態(tài)控草試驗于2016年2月20日放魚開始試驗至12月2日試驗結(jié)束。由于考慮到太湖圍網(wǎng)試驗在試驗過程中可能產(chǎn)生的魚類逃跑及試驗最后捕魚不完全情況，實際捕魚收獲量按現(xiàn)存量的80%計算，從而推算出東太湖圍網(wǎng)試驗現(xiàn)存量值（表3）。

表2 東太湖浮式圍欄控草試驗石鶴港圍網(wǎng)區(qū)魚類生物學(xué)特征

表3 東太湖浮式圍欄控草試驗石鶴港圍網(wǎng)區(qū)魚類存活率

根據(jù)陳少蓮等的研究，鰱增長1 kg消耗天然餌料18.02 kg，鳙增長1 kg消耗天然餌料13.38 kg，其中浮游植物的重量約占50.39%[3]。該試驗條件下，試驗結(jié)束時鰱魚捕撈總重量為2 508 250 kg，鳙魚捕撈總重量為591 875 kg；經(jīng)測算鰱魚消耗天然餌料45 198 665 kg，鳙魚消耗天然餌料7 919 287.5 kg，其中浮游植物的重量為26 766 136.26 kg。

3 討論

3.1 浮式圍欄生態(tài)控草技術(shù)對局部水域水質(zhì)的影響

目前，我國最重要的環(huán)境問題之一就是湖泊富營養(yǎng)化[4-6]。在富營養(yǎng)湖泊，由于大量營養(yǎng)鹽輸入，導(dǎo)致浮游植物異常增長，嚴(yán)重出現(xiàn)出現(xiàn)水華，水體透明度降低、水質(zhì)惡化、生物大量死亡、生物多樣性減少，水生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)和功能嚴(yán)重退化[7]。消除湖泊富營養(yǎng)化的關(guān)鍵是要減少排入湖泊的氮、磷和內(nèi)源氮磷釋放，使水體中藻類的生長在正常范圍內(nèi)[8]。通過大型水生植物和藻類的分布面積來計算，大型水生植物占優(yōu)勢的湖泊為草型湖泊，藻類占優(yōu)勢的湖泊為藻型湖泊，兩者大體相當(dāng)?shù)暮捶Q為藻草混合型湖泊[9]。通過食藻水生動物捕食藻類，降低區(qū)域內(nèi)藻體的生物量[1]。

在太湖一些湖灣經(jīng)?？梢姟霸迦A”覆蓋在浮葉及沉水植物上，導(dǎo)致水生高等植物死亡，因此，用浮葉或沉水植物凈化太湖湖水，往往難以抵御來勢兇猛的“藻華”[10]。我國池塘養(yǎng)殖模式多為精養(yǎng)和半精養(yǎng)，在養(yǎng)殖過程中，會投入大量飼料，水中的殘餌和魚類排泄物，長久積累，造成養(yǎng)殖水體的污染而破壞水體環(huán)境[11]。從試驗水質(zhì)結(jié)果分析可以看出，東太湖浮式圍欄生態(tài)控草試驗選擇的石鶴港圍網(wǎng)區(qū)水質(zhì)較對照相比無統(tǒng)計學(xué)意義差異，水質(zhì)良好，浮式圍欄生態(tài)控草試驗并沒有降低東太湖圍網(wǎng)區(qū)水質(zhì)環(huán)境。這也可能與試驗是在東太湖敞水環(huán)境中進(jìn)行，圍網(wǎng)內(nèi)外水流相通有關(guān)。

3.2 浮式圍欄生態(tài)控草技術(shù)對水草、魚類生長的影響

多數(shù)報道認(rèn)為隨著草魚的生長和水溫的升高，草魚日攝食率將會大幅度的增加，最大日攝食率可達(dá)到80%～100%，在這種條件下就需要更大面積水域的水草提供餌料才能滿足草魚正常生長對水草的需求[12]。草魚通過吃草對水草造成的傷害會嚴(yán)重影響到水草的正常生長[13]，李寬意等人的研究結(jié)果得出牧食損傷致使伊樂藻的相對生長率降低20%～40%[14]?！安菀霍~”數(shù)量平衡是湖泊生態(tài)平衡中的重要環(huán)節(jié),過度放養(yǎng)魚類將導(dǎo)致水草消亡，加速湖泊向藻型湖泊轉(zhuǎn)化,而過度捕撈魚類又會導(dǎo)致水草的瘋漲,加速湖泊的沼澤化，阻塞航道與行洪[15]。該項目選擇在東太湖石鶴港水域?qū)嵤└∈絿鷻谏鷳B(tài)控草試驗，通過投放草食性、藻食性魚類的方式來實現(xiàn)控草目的，利用草食性魚類的攝食壓力來控制水草生長，試驗發(fā)現(xiàn)2016全年石鶴港共投喂386 750 kg水草、12 950 kg菰，陳家長等研究發(fā)現(xiàn)水草的N、P含量分別是2.6 g/kg、0.39 g/kg，由此推算，2016年全年東太湖浮式圍欄生態(tài)控草試驗項目石鶴港圍網(wǎng)區(qū)共向圍網(wǎng)內(nèi)魚類投喂的N含量和P含量分別為437 775 g、65 666.25 g。東太湖浮式圍欄控草試驗圍網(wǎng)區(qū)的草魚、鰱魚和鳙魚的平均體質(zhì)量基本隨時間的推移逐漸增加，試驗結(jié)束時對圍網(wǎng)中的魚抽樣調(diào)查發(fā)現(xiàn)，草魚和鰱的體質(zhì)量較試驗初始時均有不同程度的上升，草魚在試驗結(jié)束時較試驗初始值增加了143.29%，鰱魚在試驗結(jié)束時較試驗初始值增加了200.18%，鳙魚在試驗結(jié)束時較試驗初始值增加了380.99%。根據(jù)東太湖石鶴港圍網(wǎng)區(qū)的放流量及現(xiàn)存量測算結(jié)果，鰱魚的存活率為：62.83%；鳙魚的存活率為96.89%；草魚的存活率為30.86%。

4 小結(jié)

湖泊治理是一項復(fù)雜的系統(tǒng)工程，是一項長期而艱巨的任務(wù)。目前國內(nèi)外對淺水湖泊的治理尚缺乏系統(tǒng)有效的手段，尤其是像東太湖這樣在較大范圍統(tǒng)籌考慮生態(tài)修復(fù)的項目更是極少有案例可尋[1]。充分整合國內(nèi)外現(xiàn)有的修復(fù)技術(shù)，結(jié)合當(dāng)?shù)噩F(xiàn)狀，把握全局效果，是項目成敗的關(guān)鍵。該研究在東太湖草型湖泊通過投放草食性、藻食性魚類的方式來實現(xiàn)控草目的，維護(hù)水環(huán)境質(zhì)量和水生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定，從浮式圍欄生態(tài)控草技術(shù)研究了生物控草和漁業(yè)經(jīng)濟(jì)發(fā)展的生態(tài)漁業(yè)模式對富營養(yǎng)化湖水的凈化能力。試驗結(jié)果表明，利用浮式圍欄生態(tài)控草技術(shù)方法，在東太湖草型湖泊水域既能產(chǎn)生直接的經(jīng)濟(jì)和社會效益、又合理利用東太湖水域打撈的水草，避免丟棄水草產(chǎn)生的二次污染，以實現(xiàn)變廢為寶，化害為利，凈化水質(zhì)，保護(hù)水域環(huán)境，從而解決在草型富營養(yǎng)化湖泊中水草過度泛濫的難題。