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作者：宋超 陈家长 裘丽萍 孟顺龙 范立民 胡庚东 单位：中国水产科学研究院淡水渔业研究中心
生态修复是自从20世纪80年代以来，随着城市化进程的加快和城市生态环境的一步步恶化，慢慢的成为生态学一个重要的研究分支。目前，生态修复依然是国内外各国一个重要的研究热点，许多国家都近年来由于水体富营养化问题的日益严重，大水面围网养殖、围栏养殖等的取缔及“退鱼还湖”等政策的执行，使得池塘养殖在中国淡水养殖业中占有极其重要的地位(Caoetal．，2007)。据《2010年中国渔业统计年鉴》数据，池塘养殖面积占淡水养殖面积(还包括湖泊、水库、河沟、稻田及其他养殖面积)的43%(农业部渔业局，2010)，这一数据随着中国环境保护政策执行力度的加强将会得到大幅度的提高。然而，传统的池塘养殖本身也不可避免地对周围环境产生污染(Peteretal．，1997)。中国的池塘养殖模式发展于20世纪70年代，至今仍以“进水渠+养殖池塘+排水渠”为主要形式。随着养殖水平的不断提高，单位水体的渔获量也随之增加，但是大量的饲料投入和鱼类代谢产物的积累导致池塘内源性污染加重，养殖废水的排放也大大加剧了周围水体的富营养化程度。因此，池塘养殖的环境问题已成为制约中国淡水养殖发展的重要因素之一(胡庚东等，2011)，池塘养殖环境生态修复技术的研究日益受到重视。
目前，池塘养殖环境生态修复技术主要分为两类，一个是原位修复技术(邴旭文等，2001;Lietal．，2007;陈家长等，2010;宋超等，2011)，也可称为立体修复。其原理主要是在养殖池塘水体上层通过生物浮床栽种水生蔬菜或其他超积累植物，在水体中层投放生物刷为能够进行硝化作用的有益微生物提供固着场所，促其大量繁殖，从而进一步增强养殖水体的氮循环，在水体下层投放螺丝、贝类等水生动物，促进池塘营养物质的多级利用等，这些方法的主要目的是为池塘水体中多余的营养物质提供新的归趋，使池塘水质得以稳定，并进一步降低养殖的产排污系数。另一个是异位修复技术(陈家长等，2007;武俊梅等，2010)，亦可称为平面修复。其原理主要是把养殖废水排出养殖池塘，引入净化单元对其进行净化处理，处理后的水也可被循环用来养鱼。就中国目前的池塘养殖生态修复技术的研究进展来看，原位修复技术主要以鱼-菜共生养殖模式为代表(吴伟等，2008;陈家长等，2010;李文祥等，2011;宋超等，2011)，异位修复技术主要以循环水养殖模式为代表(刘兴国等，2010;胡庚东等，2011;Zhangetal．，2011)。本文从池塘水体富营养化的角度，以池塘水体的氮循环为切入点，评述了这两种养殖池塘环境生态修复模式。
1池塘养殖的内部污染与外部污染氮失衡是池塘环境问题之一。池塘养殖产生污染主要来源于残饵和鱼体排泄物，根据池塘养殖水体的氮循环过程(图1)可以看出，由于硝化细菌硝化速度很低，而使亚硝酸盐、铵氮浓度过高;另一方面，浮游生物生长所需要的硝酸盐含量较少。因此养殖中后期池塘水质状况相对于前期较差。氮失衡对池塘养殖造成内部污染和外部污染的影响也是不同的。池塘水体内部污染问题主要集中在铵氮和亚硝酸盐氮，一般在9、10月时浓度达到一个养殖周期的最高值(宋超等，2011)。水体中浓度过高的氨对鱼虾体内酶的催化作用和细胞膜的稳定性产生严重影响，并破坏排泄系统和渗透平衡，导致鱼类极度活跃或抽搐，失去平衡，无生气或昏迷等(Spenceetal．，2001;Randalletal．，2002)。而过高浓度的亚硝酸盐会导致鱼虾血液中的亚铁血红蛋白被氧化成高铁血红蛋白，而后者不能运载氧气，从而抑制血液的载氧能力，造成组织缺氧，鱼类摄食能力低甚至死亡(Jensenetal．，2003;Kroupovaetal．，2005)。因此通过加快水体中氮的硝化作用，促进硝酸盐氮的生成是解决此问题的方法之一。国外的工厂化循环水系统(recirculatingaquaculturesystem，RAS)中生物过滤器的设置正是基于此原理，即将氮循环中硝化作用的模块引入生物过滤器中进行。虽然总氮无法清除，但硝酸盐氮对鱼类的毒性远小于前两者(Martinsetal．，2010)。在可控制的生态风险范围内(Constableetal．，2003)，池塘养殖对外界环境造成的污染主要是总氮、总磷等富营养化物质的排放。据第一次全国污染源普查公报的数据显示，水产养殖业总氮和总磷的排放量分别为8.21万t和1.56万t，分别占总污染源的1.74%和3.69%，占农业污染源的3.04%和5.48%，而渔业产值占农业总产值的9.32%。因此，渔业单位产值造成的污染相对来讲是较低的。
2原位修复技术“鱼-菜共生模式”与生物絮团技术的比较鱼-菜共生模式是近几年来池塘原位修复技术发展较为成功的例子之一。其原理正是为池塘水体的氮循环找到了一个新的归趋(图2)，即水生蔬菜。与此原理相似的，还有生物絮团技术(图3)(Crabetal．，2007)，该技术将附加的碳源和过剩的氮转化为生物絮团，并选择性地为养殖生物提供了新的蛋白来源，提高了饲料的转化效率。比较这两种原位修复技术，前者比后者的操作更加简单，且经济效益更好。更重要的是，由于土地资源匮乏，中国的农业生产面临生态与资源的双重危机，“鱼-菜共生”这项综合效益较高的有机耕作模式，使种植业和水产业在减排和节约资源的目标下得到了有机的配合与统一(陈家长等，2010)。
3异位修复技术———循环水养殖模式与综合养鱼模式的比较以循环水养殖模式为代表的异位修复技术的结构应包括两部分，一是养殖池塘，另一个是净化单元(图4)。养殖池塘基本类似，只是具有养殖品种的差异。而净化单元各有不同，可以是构建的人工湿地(吴振斌等，2006;陈家长等，2007a，2007b;于涛等，2008;武俊梅等，2010a，2010b;胡庚东等，2011)，可以是现有的稻田(陈柏湘，2009)、藕塘(李谷，2010)，也可以是工程化的生物过滤器及其他净化部件(Crabetal．，2007;Martinsetal．，2010)。该模式基于物质循环理论实现了水资源的循环利用和养殖废水的零排放，但也区别于综合养鱼模式(图5)(蒋高中，2008)。综合养鱼是以养鱼为主，渔农牧综合经营及综合利用的生产形式，具体形式是以牧草作饲料(对于草食性鱼类)，以畜禽粪肥水，增加池塘初级生产力，以塘泥作牧草及其他经济作物的基肥，在物质循环中得到综合养殖经济效益的最大化。而生态修复模式更加侧重于氮磷的富营养化物质的最终去向。以鱼的生长和减排为最终目的。两者均基于营养物质的多级利用和循环利用。但后者以经济效益为导向，而前者以环境修复为导向。#p#分页标题#e#
4“鱼-菜共生”模式和循环水养殖模式的比较作为一项实用技术的研究，还需要考虑其可应用性。对于循环水养殖模式，在土地面积、水域面积匮乏的现状下，很难有大面积的净化配置。需要对效益进行分析，最终经济效益能否达到对生态效益的补偿，是否有现实意义和经济可操作性，否则不具有现实操作性。而对于“鱼-菜共生”模式，养殖与种植的结合虽然增加了额外的经济效益，也在蔬菜生物量增加的过程中实现了生态收入，但该模式也很难实现养殖池塘产排污系数的绝对为零，也就无法实现单个养殖池塘废水的零污染排放，生态支出是不可避免要产生的，所以如何实现总体上的生态收入与生态支出的平衡是关键，以期在“鱼-菜共生”模式下达到池塘养殖生态补偿的平衡点。因此，两种模式均存在一个面积配置问题，即在循环水养殖模式下的养殖面积与净化面积的配置关系，以及在“鱼-菜共生”模式下的水上栽种面积。前者面积配置关系的研究是为了实现经济支出的最小化，使得经济效益能够与生态效益达到平衡，而后者面积配置关系的研究是为了找到生态补偿的平衡点。
5循环水养殖模式中养殖面积与净化面积的合适比例以构建人工湿地为例。净化单元或池塘的设计要求应满足养殖模块中在若干池塘同时换水的情况下水体存放的要求，而水体污染物的净化程度应满足养殖池塘用水的需要，即达到《渔业水质标准》(GB11607-89)的要求。结合淡水池塘养殖过程中的水质管理的一般规律，如果每次换水0.3m，有1/3的养殖池塘需要换水，净化池塘的水深设计为1.5m，则666.7m2净化池塘可以净化10000m2养殖池塘，也就是养殖池塘和净化池塘的面积比为15:1。这应当是最基本的物理比例。按养殖池塘所排放的污染物浓度计算。以总氮为例，一般需将其从5mg•L－1降到2.5mg•L－1，则水草对总氮的吸收量应为2.5mg•L－1;如果人工湿地中水草的覆盖率为50%，而水生植物对污染物的吸收值大约为30g•m－2(陈家长等，2010);养殖期间，以基本养殖管理经验，15d换水一次，换水0.3m，有1/3的养殖池塘换水;水生植物的生长周期为4个月，以水生植物的吸收量等于养殖池塘排放的污染物的量为计算标准，则1m2净化池塘可以净化7.5m2养殖池塘。该计算结果只考虑了水生植物对污染物的净化作用，而没有考虑净化池塘中的微生物、藻类，以及净化池塘的沉降和过滤等作用。按养殖鱼类的产排污系数计算。以养殖草鱼为例，还是以水生植物对总氮的去除为目的。以基本养殖管理经验，草鱼的养殖周期为200d，养殖池塘水深2m，净化池塘水草覆盖率为50%，一般情况下，养殖池塘亩产1500kg;按水产养殖污染源普查结果，草鱼的产排污系数为10g•kg－1，以水生植物的吸收量等于养殖鱼类所产生的污染物的量为计算标准，则1m2净化池塘可以净化27.5m2养殖池塘。上述给出的3个池塘循环水生态养殖模式净化池塘和养殖池塘面积之间的关系式在实际应用中可以相互参照使用。首先从物理上考虑，净化池塘所能承接的水首先必须满足养殖池塘的一次集中换水量;其次是较为客观地反映了净化池塘和养殖池塘面积之间的关系;而最后一个结果全面地反映净化池塘和养殖池塘二者之间的制约关系，不同的养殖产量、不同的养殖品种都会影响到净化池塘和养殖池塘面积比例，而提高净化池塘的净化能力则可以减少净化池塘的使用面积，从而提高养殖效益。
6“鱼-菜共生”模式中水上栽培蔬菜的面积以文献(陈家长等，2010)中的水上栽培空心菜为例。在一个养殖周期，10%的种植面积能够收割空心菜73161kg•hm－2(以空心菜覆盖面积计)，而空心菜中总氮的含量是3.76g•kg－1，那么，通过空心菜的收割，10%的空心菜种植面积就可以从1hm2的池塘中带出27.5kg的总氮。按照养殖鱼类的产排污系数计算，以养殖草鱼为例，一般情况下，养殖池塘亩产1500kg，草鱼对总氮的产排污系数为10g•kg－1，那么在一个养殖周期，在池塘水体上层至少有80%的种植面积才能够达到生态收入与生态支出的平衡。该数据也反证了利用“鱼-菜共生”模式在单个养殖池塘上实现生态补偿并获得额外经济效益的困难，因为考虑到其他限制因素，一般的养殖池塘不可能有80%以上的种植面积。
而从全国范围来考虑，据第一次全国污染源普查公报的数据显示，水产养殖业总氮的排放量分别为8.21万t，如果从这个角度实现生态补偿，若有一半的排放量由池塘养殖造成，那么至少得有150万hm2的池塘种上10%面积的空心菜，占全国池塘养殖面积的64%;以罗非鱼养殖为例，若罗非鱼产业总氮排放量占到池塘养殖排放总量的1/20(按产量计算)，那么在罗非鱼的主产区(广东、广西、海南、云南、福建)至少得有7.5万hm2的池塘种上10%面积的空心菜，或者是4万hm2的池塘种上20%面积的空心菜，罗非鱼主产区的池塘养殖面积达到86万hm2(农业部渔业局，2010)。因此，在一个产业范围内，通过“鱼-菜共生”模式实现生态收支平衡是可行的。在单个养殖池塘上或者全国范围内，只能通过该模式降低池塘养殖的产排污系数。虽然循环水养殖模式无法避免产生额外的经济成本和土地资源，但在局部区域内，特别是富营养化严重的区域，如环太湖流域，由于生态效益远高于经济效益，其零排放的特点使其推广应用有一定的可行性。