池塘环境修复探索

作者:宋超、陈家长、邱丽萍、孟顺龙、范利民、胡庚东单位:中国水产科学院淡水渔业研究中心

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恶化,生态修复慢慢成为生态学的一个重要研究分支。 目前,生态修复仍然是国内外各国的重要研究热点。 近年来,由于水体富营养化问题日益严重,许多国家禁止大水圈养殖、围栏养殖等,并实施“退鱼还湖”等政策。 这一政策的实施,使池塘养殖在我国淡水养殖业中占据了极其重要的地位(曹娥等,2007)。 据《中国渔业统计年鉴2010》显示,池塘养殖面积占淡水养殖面积(还包括湖泊、水库、河流、稻田等养殖面积)的43%(农业部渔业局,2010) )。 这一数据随着我国环保政策落实力度的加大将得到大幅提升。 然而,传统的池塘养殖本身不可避免地污染了周围的环境(Peter et al., 1997)。 我国池塘养殖模式发展于20世纪70年代,至今仍以“进水渠+养殖塘+排水渠”为主要形式。 随着养殖水平的不断提高,单位水体的捕捞量也随之增加。 但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剧,养殖废水的排放也大大加剧了周边水体的污染。 富营养化程度。 因此,池塘养殖的环境问题已成为制约我国淡水养殖发展的重要因素之一(胡耿东等,2011),池塘养殖生态修复技术的研究日益受到重视。

目前,池塘养殖环境的生态修复技术主要分为两类。 一是原位修复技术(邴旭文等,2001;李烈等,2007;陈家义等,2010;宋超等,2011),也可称为三维修复。 主要原理是通过生物浮床在养殖池水体上层种植水生蔬菜或其他超积累植物,并在水体中层放置生物刷,为有益微生物提供固定场所。可以进行硝化作用,促进其规模化繁殖,从而进一步提高养殖水体的质量。 氮循环,将螺丝、贝类等水生动物放置在水体下层,促进池塘养分的多层次利用等,这些方法的主要目的是为池塘水体中多余的养分提供新的去处并稳定池塘水质。 ,进一步降低养殖生产和排放系数。 另一种是异位修复技术(陈佳佳等,2007;吴俊梅等,2010),也可称为平面修复。 其原理是将养殖池的养殖废水排出,引入净化装置进行净化。 处理后的水还可以循环用于养鱼。 从目前国内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;陈佳佳等,2010;李文祥异位恢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;张等,2011)。 。 本文以池塘水体富营养化和池塘水氮循环为切入点,对两种养殖池塘环境生态修复模式进行综述。

1 池塘养殖内污染与外污染氮失衡是池塘环境问题之一。 池塘养殖造成的污染主要来自残留饵料和鱼类排泄物。 根据池塘养殖水的氮循环过程(图1)可以看出,由于硝化细菌的硝化率较低,导致亚硝酸盐和铵态氮浓度过高。 ;另一方面,浮游生物生长所需的硝酸盐含量较少。 因此,养殖中后期池塘水质比前期差。 氮失衡对池塘养殖也有不同的影响,造成内部污染和外部污染。 池塘水体内部污染问题主要集中在铵态氮和亚硝酸态氮上,浓度一般在9月和10月达到一个养殖周期的最高值(宋超等,2011)。 水体中氨浓度过高,严重影响鱼虾体内酶的催化和细胞膜的稳定性,并破坏排泄系统和渗透平衡,导致鱼体极度活跃或抽搐,失去平衡,没有生命或昏迷(Spence 等人,2001;Randall 等人,2002)。 过高浓度的亚硝酸盐会使鱼虾血液中的亚铁血红蛋白氧化成不能携带氧气的高铁血红蛋白,从而抑制血液的携氧能力,造成组织缺氧,摄食能力低下,甚至死亡。鱼。 (Jense 等人,2003 年;Kroupova 等人,2005 年)。 因此,解决这一问题的途径之一是加速水体中氮的硝化作用,促进硝态氮的生成。 国外工厂循环水系统(循环水养殖系统,RAS)生物过滤器的设置就是基于这个原理,即将氮循环中的硝化模块引入到生物过滤器中。 虽然总氮无法去除,但硝态氮对鱼类的毒性远低于前两者(Martin et al., 2010)。 在可控生态风险范围内(Constable等,2003),池塘养殖对外部环境造成的污染主要是总氮、总磷等富营养化物质的排放。 第一次全国污染源普查公报数据显示,养殖业总氮、总磷排放量分别为8.21万吨、1.56万吨,分别占污染源总量的1.74%、3.69%、3.04%。农业污染源。 渔业产值占农业总产值的比重为5.48%,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较低。

2 原位修复技术“鱼菜共生模型”与生物絮团技术的比较 鱼菜共生模型是近年来池塘原位修复技术发展较为成功的范例之一。 其原理是为池塘水的氮循环寻找新的目的地(图2),即水生蔬菜。 与这一原理类似的还有生物絮团技术(图3)(Crabet et al., 2007),它将额外的碳源和多余的氮转化为生物絮团,选择性地为培养生物提供新的资源。 蛋白质源提高了饲料转化效率。 这两种原位修复技术相比,前者比后者操作更简单,经济效益更好。 更重要的是,由于土地资源匮乏,我国农业生产面临着生态和资源的双重危机。 “鱼菜共生”这种综合效益高的有机农业模式,使种植业、水产养殖业实现了减排、节约资源。 实现了资源目标下的有机合作与统一(陈家义等,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,二是净化单元(图4)。 养殖池除养殖品种不同外,基本相似。 净化装置不同。 可以建设人工湿地(吴振斌等,2006;陈佳佳等,2007a,2007b;于涛等,2008;吴俊梅等,2010a,2010b;胡耿东等,2011) ),或现有稻田(陈百祥,2009)、荷塘(李谷,2010),或工程生物过滤器和其他净化组件(Crabet 等,2007;Martin 等,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,但它也不同于综合养鱼模式(图5)(江中学,2008)。 综合养鱼是以鱼类养殖为主,渔业、农牧业综合经营、综合利用的生产形式。 具体形式是利用牧草作为饲料(对于草食性鱼类)、畜禽粪便水来提高池塘的初级生产力,并利用池塘作为饲料。 泥浆作为牧草等经济作物的基肥,最大限度地发挥物质循环中综合育种的经济效益。 生态修复模式更关注氮磷富营养化物质的最终去向。 最终目标是养鱼并减少排放。 两者都是基于养分的多阶段利用和循环利用。 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”模式与循环水养殖模式的比较。 作为实用技术的研究,其适用性也是需要考虑的。 对于循环水养殖模式来说,由于陆地面积和水域面积不足,很难进行大面积的净化配置。 需要进行效益分析,确定最终的经济效益能否补偿生态效益,是否具有现实意义和经济可操作性,否则就不具有现实可操作性。 而“鱼菜共生”模式,虽然养殖与种植结合增加了额外经济效益,在增加蔬菜生物量的过程中也实现了生态收入,但这种模式也很难实现产量和排放系数的提升。的养殖池。 绝对零,单个养殖池不可能实现废水零污染排放,生态支出在所难免。 因此,如何实现总体生态收入与生态支出的平衡是关键,才能实现“鱼菜共生”模式下达到池塘养殖生态补偿的平衡点。 因此,两种模式都存在面积分配问题,即循环水养殖模式中的养殖区与净化区、“鱼菜共生”模式中的水上种植区的分配关系。 前者的面积分配关系研究是为了尽量减少经济支出,使经济效益与生态效益达到平衡,而后者的面积分配关系研究是为了寻找生态补偿的平衡点。

5、循环水养殖模式中养殖区与净化区的适当比例以人工湿地建设为例。 净化单元或池塘的设计要求应满足多个池塘同时换水时养殖模块内蓄水的要求,水污染物的净化程度应满足养殖池塘的用水需求,即满足《渔业水质标准》(GB11607)-89)要求。 结合淡水池塘养殖过程中水质管理的一般规则,若每次换水0.3m,需换水1/3的养殖池塘,净化池水深设计为1.5m,那么一个666.7m2的净化池可以净化10000m2的养殖池,即养殖池和净化池的面积比为15:1。 这应该是最基本的物理比例。 按养殖池排放污染物浓度计算。 以总氮为例,一般需从5mg·L-1降至2.5mg·L-1,则水生植物对总氮的吸收量应为2.5mg·L-1; 若人工湿地水生植物覆盖率为50%,则水生植物对污染物的吸收值约为30g·m-2(陈家义等,2010); 养殖期间,根据基础养殖管理经验,每15天换水一次,换水0.3m,以1/3个养殖池换水; 水生植物的生长周期为4个月。 按水草吸收量等于养殖池排放污染物量的计算标准,1平方米净化池可净化7.5平方米养殖池。 此计算仅考虑了水生植物对污染物的净化效果,但没有考虑净化池内微生物和藻类的影响,以及净化池的沉淀和过滤作用。 根据养殖鱼类的产量和排放系数计算。 以草鱼养殖为例,目的仍然是通过水草去除总氮。 根据基础养殖管理经验,草鱼养殖周期为200天,养殖池水深2m,净化池水草覆盖率50%。 正常情况下,养殖池亩产1500公斤。 根据水产养殖污染源普查结果,草鱼的生产排放系数为10g·kg-1,按照水生植物吸收量等于养殖鱼类污染物产生量的计算标准,则1平方米净化池可净化27.5平方米养殖池。 上述给出的三塘循环水生态养殖模型净化池与养殖池面积的关系表达式在实际应用中可以相互借鉴。 首先,从物理上考虑,净化池所能取的水首先要满足养殖池的集中换水量; 其次,更客观地反映了净化池与养殖池面积的关系; 而最后的结果综合反映了净化塘和养殖塘之间的制约关系。 不同的养殖产量、不同的养殖品种都会影响净化池与养殖池的比例。 提高净化池的净化能力,可以减少净化池的使用面积,从而提高养殖效益。

6、“鱼菜共生”模式中水上栽培蔬菜面积以文献中水上栽培空心菜为例(陈佳佳等,2010)。 一个养殖周期内,10%种植面积可收获空心菜73161kg·hm-2(以空心菜覆盖面积计),空心菜总氮含量为3.76g·kg-1。 那么,通过空心菜的收获,10%的空心菜种植面积可以从1hm2的池塘中带出总氮27.5kg。 根据养殖鱼类的产量和排放系数计算,以草鱼养殖为例。 一般情况下,一个养殖池亩产量为1500kg,草鱼总氮产排放系数为10g·kg-1。 那么在一个养殖周期中,池塘水体中至少有80%的上层种植面积可以实现生态收入与生态支出的平衡。 这个数据也证明了利用“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难度,因为考虑到其他限制因素,一般养殖池塘不可能有超过80只占种植面积的%。

从全国范围来看,根据第一次全国污染源普查公报数据,水产养殖业氮排放总量为8.21万吨。 如果从这个角度实现生态补偿,如果一半的排放是池塘养殖造成的,那么至少150万公顷的池塘必须种植占面积10%的空心菜,占全国的64%池塘养殖区; 以罗非鱼养殖为例,若罗非鱼产业氮排放总量占池塘养殖排放总量的1/20(按产量计算)的10%,那么在罗非鱼主产区(广东、广西) (海南、云南、福建)池塘种植空心菜的面积不少于7.5万公顷,占面积的10%。 4万公顷池塘面积中20%种植空心菜,罗非鱼主产区池塘养殖面积达86万公顷(农业部渔业局,2010)。 因此,在一个产业内部,通过“鱼菜共生”模式实现生态收支平衡是可行的。 在单个养殖池塘或全国范围内,只能通过这种模式来降低池塘养殖的生产和排放系数。 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,但在局部地区,特别是太湖流域等富营养化严重的地区,其零排放的特点是生态效益远高于水产养殖。经济效益。 推广应用是可行的。

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