1931 lines
337 KiB
Plaintext
1931 lines
337 KiB
Plaintext
从书序
|
||
前言
|
||
第一章 海河口自然条件
|
||
一、地理位置
|
||
海河流域东临渤海，西倚太行，南界黄河，北接内蒙古高原。流域总面积31.82万km2，占全国总面积的3.3%。海河流域包括海河、滦河和徒骇马颊河3大水系、7大河系、10条骨干河流。其中，海河水系是主要水系，由北部的北运河、永定河和南部的大清河、子牙河、南运河组成；滦河水系包括滦河及冀东沿海诸河；徒骇马颊河水系位于流域最南部，为单独入海的平原河道。
|
||
二、水系形成
|
||
海河水系的形成与历史上黄河下游河道变迁以及华北平原的形成有着密切的联系。据考古调查，在5000多年前，天津市附近还是一片汪洋大海。经过以后的地壳变动，沿海大陆架逐渐上升为陆地，那时海河各支流及黄河均分流入海。这些河流发源于山区，从山区冲下来的大量泥沙，流至山前，由于河槽纵比降减少，流速减缓，泥沙沉积下来，逐渐在山前形成若干个冲洪积扇，其中黄河的沉积作用最大。长期的沉积使各河冲洪积扇不断加大，逐渐连在一起，形成了河北平原。各河顺地势流向最低的天津市附近入海，于是扇状的海河水系雏形逐渐形成。
|
||
海河水系的形成过程又是各河下游迁徙改道的结果。历史上的黄河下游河道曾多次南北迁徙，据史书记载，从春秋时期至中华人民共和国成立前的2000多年中，黄河决口改道1500多次，其中重要改道26次。改道的范围，北经海河河道，南夺淮河河道入海，黄河的每次改道，都对海河水系的形成与变迁带来很大影响。
|
||
公元前602年，黄河从浚县改道，经河北省大名县、交河县至天津市东南入海。大致循现代的卫河、清凉江、南运河一线。当时黄河以北的呼沲河（后称滹沱河）、泒河（后称沙河）、滱水（后称唐河）、治河（后称永定河）、沽水（后称北运河）都经天津市附近的洼淀分流入海，海河水系尚未形成。
|
||
公元11年，黄河发生改道，南徙至山东利津入海。海河水系曾一度摆脱了黄河的影响。公元206年，曹操在进行统一北方的战争中，疏凿了白沟、平虏渠、泉州渠、新河等几条运输渠道，把河北平原上几条大河连接起来，从而使分流入海的各河在天津市附近汇流入海，初步形成了海河水系。
|
||
后来，由于黄河的迁徙、改道，曾几次侵夺海河水系。如1048年，黄河从河南濮阳决口，改道北流，由河北青县和天津入海。从北宋以后，海河水系受黄河的影响逐渐减小，包括明万历年初黄河夺淮入海时期。1855年，黄河又改道北徙，在山东利津入海，海河水系就很少受黄河的影响。
|
||
海河水系的形成除上述原因外，还与人类活动有重要联系。公元605-610年，隋炀帝在旧河道基础上，先后修建了通济渠、永济渠及江南运河，打通了一条以洛阳为中心，东南达余杭（今杭州）、东北抵涿郡（今北京）的隋代大运河，使东汉末期形成的海河水系又与人工河道联系在一起，从而使海河各支流在天津附近入海的形势长期固定下来。此后，为了防止水患，历朝历代都曾先后修建过多条减河。中华人民共和国成立后，在根治海河工程的过程中，逐年开挖了永定新河、子牙新河、滏阳新河、漳卫新河、滏东排河等多条人工河道，海河水系分布发生了巨大变化，改变了过去各支流全在天津附近汇合后入海的形势，而分别由减河入海。
|
||
20世纪末引滦入津工程的开通，将滦河水系和海河水系联系起来。海河水系成为中国华北地区流入渤海诸河的总称，也称海滦河水系（流域东缘海岸线大约为山海关至老黄河口）。
|
||
三、地形特点
|
||
海河流域总的地势是西北高、东南低，大致分高原、山地及平原三种地貌类型。西部为黄土高原和太行山区；北部为内蒙古高原和燕山山区，面积18.94万km2，约占60%；东部和东南部为平原，面积12.84万km2，约占40%。
|
||
四、行政区划
|
||
海河流域地跨北京、天津、河北、山西、山东、河南、内蒙古和辽宁8个省（自治区、直辖市）。其中，北京市、天津市全部属于海河流域，河北省91%、山西省38%、山东省20%、河南省9.2%的面积属于海河流域，内蒙古自治区1.36万km2、辽宁省0.17万km2的面积属于海河流域。
|
||
五、河系分类
|
||
海河流域水系的划分主要存在两种形式，一种是按类型分，另一种是按组成分。
|
||
按类型分，海河流域各河系可分为两种：一种是发源于太行山、燕山背风坡，源远流长，山区汇水面积大，水流集中，泥沙相对较多的河流；另一种是发源于太行山、燕山迎风坡，支流分散，源短流急，洪峰高、历时短、突发性强的河流。历史上洪水多是经过洼淀滞蓄后下泄。两种类型河流呈相间分布，清浊分明。
|
||
按组成分，海河水系由北运河、永定河、大清河、子牙河和南运河5条河流组成。其中：①北运河为海河北支，源于北京市昌平区北部山区，上源名为温榆河，通州区以下始称北运河；在屈家店与永定河相汇，至天津市大红桥入海河，全长238 km，流域面积5300 km2。②永定河为海河西北支，上源为桑干河和洋河，分别源于晋西北和内蒙古高原南缘，两河均流经官厅水库，出水库后始名永定河，至屈家店与北运河汇合，其水经永定新河由北塘入海，全长650 km，流域面积5.08万km2。③大清河为海河西支，是上游5大支流中最短的干流。其上源北支由源于涞源县境的北拒马河和源于白石山的南拒马河组成，南支则由漕河、唐河、大沙河和磁河等10余条支流组成，均源于太行山东麓并汇入白洋淀，出淀后始名大清河，至独流镇与子牙河汇合，全长448 km，流域面积3.96万km2。④子牙河为海河西南支，由发源于太行山东坡的滏阳河和源于五台山北坡的滹沱河汇成，两河于献县汇合后，始名子牙河，全长超过730 km，流域面积7.87万km2。⑤南运河为海河南支，上游有漳河与卫河两大支流，流域面积3.76万km2。漳河源自太行山背风坡，经岳城水库，在徐万仓与卫河交汇，流域面积1.92万km2。卫河源自太行山南麓，由淇河、安阳河、汤河等10余条支流汇集而成，流域面积1.52万km2。漳河和卫河在徐万仓汇合后称卫运河，卫运河全长157 km，至四女寺枢纽又分成南运河和漳卫新河两支。南运河向北汇入子牙河，再入海河，全长309 km；漳卫新河向东于大河口入渤海，全长245 km。
|
||
六、气候特点
|
||
海河流域属于温带东亚半干旱半湿润季风气候区，虽濒临渤海，但渤海为内海，对气温影响不大，因此大陆性气候显著，四季分明，气温变化较急骤。冬季受西伯利亚大陆性气团控制，盛行西北风，天气寒冷干燥、少雪；春季受内蒙古大陆性气团影响，气温回升快，风速大，气候干燥，蒸发量大，往往形成干旱天气；夏季受海洋性气团影响，多偏南风，比较湿润，气温高，降水量多，且多暴雨，雨热同季，但因历年夏季太平洋副热带高压的进退时间、强度、影响范围等很不一致，致使降水量的变差很大，旱涝时有发生；秋季为夏冬的过渡季节，一般年份秋高气爽，降水量较少。流域全年平均气温在11.4～12.9℃，1月最低，月平均气温在-5.4～3.0℃；7月最高，月平均气温在25.9～26.7℃。
|
||
海河流域年降水在中国东部沿海地区各流域中是最少的，流域多年平均年降水量多在400～700 mm。降水的地区分布不均，燕山南麓和太行山东麓降水最多，年降水量为700～800 mm，形成一个弧形的多雨带。多雨带内又有几个多雨中心，如蝉房、漫山、铁岭口、坡仓等地均位于多雨中心处，年降水量在700 mm以上。燕山以北，太行山以西距海较远，又处于背风坡，年降水量仅400～600 mm，如蔚县、张家口均在400 mm左右。河北平原各地年降水量为500～600 mm，但在冀县、衡水、深泽、束鹿一带仅400～500 mm，是海河平原降水量最少的地方。
|
||
海河流域降水的年内分配不均，5-10月降水量较多，可占全年降水量的80%以上。其中，又以7月、8月为多，这两个月可占全年降水量的50%～60%。降水的集中程度，在东部沿海各省中也是最突出的。
|
||
夏季降水多以暴雨的形式降落，大暴雨（日降水量在100 mm以上）与特大暴雨（日降水量200 mm以上）多出现在太行山东麓与燕山南麓。
|
||
海河流域降水的另一特点是降水年变率大，平均年变率一般在20%以上。最大年变率可达70%～80%，最大年降水量与最小年降水量之比一般为2～3，个别站可达5～6，极偶尔可达10。
|
||
海河流域春季降水量只占全年10%左右，春季降水变率大，有的年份4-5月滴雨不下，春旱现象经常发生。
|
||
海河流域年平均相对湿度50%～70%，属半湿润半干旱地带；年平均日照时数在2471～2769 h，年平均风速为2.3 m/s，年平均陆面蒸发量470 mm，水面蒸发量1100 mm。
|
||
七、水文特征
|
||
海河流域降水集中、年际变化大以及春旱秋涝等现象，直接影响到海河的水文特征。海河流域处于暖温带大陆性季风区，冬季寒冷干燥，夏季炎热多雨，降水又多以暴雨形式降落，全年降水量往往是几次暴雨的结果。海河干支流水量主要依靠降雨补给（降雨补给的水量约占年径流量的80%），因此，年径流量的时空变化与年降水量变化趋势基本一致。
|
||
除降雨及融雪补给外，海河还受地下水补给。流经太行山、燕山区的河流，地下水多以泉水形式补给河流，如滹沱河、滏阳河、漳卫河等均接受泉水补给，地下水补给量一般占8%～10%，但个别河段地下径流丰富的可达40%，地下径流少的仅占5%～6%。流经平原区的河流，如海河干流及5大支流中下游，河槽多未下切至潜水位，洪水期水位常高于两岸地面；或补给河流极少（占年径流量的6%以下），或不能补给河流。
|
||
海河年径流的地区分布基本上与年降水一致。在太行山和燕山迎风坡，呈现一条与山脉弧形走向一致的径流深大于150 mm的高值地带。高值区的分布范围与多年平均年降水600 mm等雨线的多雨带基本吻合。在径流高值区内，由于局部地貌和水汽输送方向等影响，形成几个高值中心。如易县大良岗、灵寿县漫山及沙河县蝉房均为高值中心。这些高值中心年降水量750～800 mm，多年平均径流深为300～350 mm。其中，以磁河横山岭水库上游的漫山一带为最高，年径流深达400 mm，自高值带两侧分别向西北和东南逐渐减小，向西北至桑干河、洋河上游年径流深降至50 mm以下，最小者仅25 mm。向东南为河北平原，有两个低值中心，一个在定兴县东部的十里铺，一个在冀县、南宫、衡水、束鹿周围，年径流深在25 mm以下，最小只有10 mm。其余地区年径流深大多在50～150 mm。
|
||
流经太行山区及山前洪积扇的河流，由于流域内多奥陶纪石灰岩，岩溶地貌发育。当流域不闭合（即地上、地下分水线不一致）时，年径流量的分布往往出现异常现象。如滏阳河的临洺关、韩村站漏水严重，年径流深只有59.1 mm；但相邻流域的东武仕水库站，由于有大量的外流域地下水的补给，年径流深高达1225.7 mm，比多年平均降水量大1倍多，外流域补给水量占自产水量的9倍。
|
||
海河流域集水面积较小的支流，径流的年际变化与降水的年际变化趋势相类似，不同的是比降水的变化更剧烈，地区间的差异更大。而集水面积较大的支流，受流经气候区、下垫面及集水面积的影响，径流的年际变化比较复杂。军都山、太行山山地及山前坡地，是海河流域降水年际变化的高值区，也是径流年际变化的高值区。年降水变差系数为0.40～0.50，而年径流变差系数为0.80～1.00。年径流最大值与最小值之比为10～25。在军都山以北太行山以西的地区是年降水与年径流年际变化的低值区，年降水的变差系数为0.25～0.35，年径流变差系数为0.40～0.60。年径流最大与最小值之比为3～5。燕山以南，太行山以东的广大平原区是海河流域内降水年际变化的次高值区，但径流年际变化却是海河流域最高的，年降水变差系数为0.35～0.45，年径流变差系数为1.0～1.5。造成这种现象的原因是平原地势低平，土层深厚。平水年和枯水年蒸发渗漏多，不易产生径流；而丰水年产水量却很大。
|
||
太行山南段，岩溶发育、径流年际变化出现两种反常情况：一种是漏水地区，变差系数高达1.50～1.75，年径流最大值与最小值之比可达70～80，如崔阳河临洺关站；另一种是有泉水补给的河流，径流年际变化很小，变差系数只有0.20～0.30，年径流最大与最小值之比一般仅3倍，如滏阳河东武仕及冶河地都等站。
|
||
海河各支流丰水年出现的年份有所不同。全流域同时出现洪水的概率较小，一般南部几个支流为丰水年时，北部几个支流是平水年；相反，北部几个水系为丰水年时，南部几个支流都是平水年。如1963年南系大水，而北系除北运河外，均为平水年。
|
||
各支流枯水年出现的年份却比较一致。海河流域自1917年以来，共发生变率小于0.4的特枯水年和变率为0.4～0.6的枯水年11年，其中，1920年、1930年全流域特枯；1931年、1936年全流域枯水；1965年、1968年全流域偏枯；1941年南系特枯而北系枯水；1927年、1945年、1972年全流域枯水，而仅有1～2条河系偏枯或特枯；1951年北系枯水，南系偏枯，而1～2条支流特枯。
|
||
海河干支流径流年内分配主要受降水年内分配的制约，总的特点是径流年内分配较集中，全年水量的50%～80%集中在7-10月（汛期）的4个月内。但各河因径流补给形式、流域调蓄能力以及所处气候区的不同，各河径流年内集中程度有所不同。
|
||
发源于燕山南麓、太行山东麓的蓟运、大清、滏阳各河，流域调蓄能力较小。水量集中程度较大，汛期水量占全年水量的70%～80%。
|
||
发源于黄土高原和盆地区，中游穿越山地，流域面积较大，又有相当比重的泉水补给的河流，如永定河、滹沱河、漳河、卫河等，汛期水量一般占全年水量的50%～60%。
|
||
平原地区及流经山前严重漏水区的河流，绝大部分属间歇性河流，汛期有水，非汛期干涸，全年水量往往是几次（甚至是一两场）暴雨的结果。
|
||
以泉水补给为主的某些河段，如桑干河马邑、绵河地都、滏阳河东武仕水库径流年内分配较均匀，汛期水量一般占全年水量的40%或更少。
|
||
海河干支流的含沙量在全国各大河中仅次于黄河，由于各支流流经地区自然地理条件不同，含沙量又有差异。
|
||
发源于山西高原的支流，如永定河、滹沱河、漳河等流域内黄土分布广泛，加上植被覆盖度小，水土流失严重，河流含沙量大。永定河是海河各支流中含沙量最大的河流，永定河官厅站多年平均含沙量为52.2 kg/m3，上源桑干河石匣里站为25.0 kg/m3，洋河响水堡站为21.0 kg/m3，永定河上游侵蚀模数为1000～2000 t/（km2·a）。
|
||
滹沱河干支流多流经黄土高原和太行山区，含沙量仅次于永定河，小觉站多年平均含沙量13.9 kg/m3，侵蚀模数为900～1000 t/（km2·a）。
|
||
南运河上源漳河，观台站多年平均含沙量9.07 kg/m3，侵蚀模数为700～800 t/（km2·a）。
|
||
发源于燕山、太行山的河流，流域内多石质山地，黄土性物质较少，水土流失较黄土高原轻，大清河支流拒马河紫荆关站多年平均含沙量2.92 kg/m3。大清河新盖房站1.4 kg/m3，潮白河苏庄站为4.14 kg/m3，北运河屈家站为2.54 kg/m3，在海河流域中含沙量都比较小。
|
||
海河各支流泥沙的年内分配具有高度的集中性，各河6-9月输沙量占年输沙量的94%以上，其他各月输沙量很小。泥沙的年际变化很大，各河最大年平均含沙量与最小年平均含沙量的比值一般都在10～20，最高的可达45。
|
||
第二章 海河口水域环境
|
||
第一节 海河口邻近海域环境
|
||
一、水体环境质量
|
||
（一）pH
|
||
1.pH的监测意义
|
||
pH是水质监测的基本化学要素之一。海河口邻近海域的pH多在7.9～8.6，绝大多数在7.9～8.3，主要与水中的二氧化碳含量有关。水温的升高或者表层植物的光合作用，会使水中的二氧化碳含量减少，从而引起pH升高；生物的呼吸或有机物的分解会产生二氧化碳，这些将导致pH降低。所以，自然水域的pH存在着日变化和季节变化。通过对海河口邻近海域pH的监测，掌握了2012-2015年监测海域pH的具体情况。
|
||
2.pH的平面分布
|
||
通过2012-2015年每年5月、8月对海河口邻近海域pH的监测，发现pH最高值出现在2012年8月KF64站位，测定值为8.62；最小值出现在2012年5月KF24站位，测定值为7.66。其他时间段监测结果变化不大，平均值在8.00～8.30。年际间平均值呈现高-低-高-低变化规律。由于受季节影响，每年8月pH平均值比5月pH平均值略高。2012-2015年总平均值为8.11。2012-2015年海河口邻近海域pH分布为总体呈现北高南低的变化趋势。
|
||
3.pH的年际变化
|
||
海河口邻近海域pH年际统计结果表明，pH最低值出现在2012年，为7.66；最高值也出现在2012年，为8.62。2012-2015年监测结果的年平均值表明，pH呈现高-低-高-低的变化趋势（表2-2）。
|
||
表2-2 海河口邻近海域pH年际统计结果
|
||
（二）无机氮
|
||
1.无机氮的监测意义
|
||
海水中无机氮是指硝酸盐氮、亚硝酸盐氮和氨氮三者总和，是可溶解性无机盐氮。硝酸盐氮是氮化合物的最终产物；亚硝酸盐氮是氮化合物氧化还原的中间产物，不稳定，易氧化为硝酸盐氮；氨氮可氧化为亚硝酸盐氮，进一步氧化为硝酸盐氮。海水中的无机氮可通过水中的某些细菌，如硝化细菌、反硝化细菌作用相互转化，且具有明显的季节变化。海水中无机氮来源有陆源性径流的补给、大气降水、海水中生物的新陈代谢、海水与海底界面交换等。它直接影响海洋浮游植物的生长，产生直接或间接的海洋生态系统效应。它是重要的营养盐指标，也是评价水体富营养化的重要因子，尤其在第一代富营养化评价方法中具有重要的意义。无机氮含量的高低直接反映水体质量好坏，影响天然渔业资源中的游泳生物、底栖动物、鱼卵、仔稚鱼等的生长，也直接对水产养殖业产生影响。
|
||
2.无机氮的分布
|
||
2012年5月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.202～0.795 mg/L，变幅为0.593 mg/L，平均值为0.488 mg/L。最小值出现在KF83站位，最大值出现在KF62站位，所有站位100%超标。2012年8月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.441～0.992 mg/L，变幅为0.551 mg/L，平均值为0.754 mg/L。最小值出现在KF64站位，最大值出现在KF24站位。通过对2012年两次检测数据分析，得出所有站位100%超标。
|
||
2013年5月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.545～1.200 mg/L，变幅为0.655 mg/L，平均值为0.827 mg/L。最小值出现在KF84站位，最大值出现在KF23站位，所有站位100%超标。2013年8月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.158～0.800 mg/L，变幅为0.642 mg/L，平均值为0.447 mg/L。最小值出现在KF64站位，最大值出现在KF82站位。通过对2013年两次检测数据分析，得出所有站位100%超标。
|
||
2014年5月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.446～0.696 mg/L，变幅为0.250 mg/L，平均值为0.536 mg/L。最小值出现在KF84站位，最大值出现在KF23站位，所有站位100%超标。2014年8月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.135～0.406 mg/L，变幅为0.271 mg/L，平均值为0.270 mg/L。最小值出现在KF24、KF25站位，最大值出现在KF43站位。通过对2014年两次检测数据分析，得出所有站位100%超标。
|
||
2015年5月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.262～0.541 mg/L，变幅为0.279 mg/L，平均值为0.398 mg/L。最小值出现在KF84站位，最大值出现在KF24站位，所有站位100%超标。2015年8月，渤海湾产卵场水域无机氮变化范围为0.364～0.694 mg/L，变幅为0.330 mg/L，平均值为0.509 mg/L。最小值出现在KF84站位，最大值出现在KF43站位。通过对2015年两次检测数据分析，得出所有站位100%超标。
|
||
由数据可以得出，2012-2015年无机氮整体呈现北部汉沽大神堂养殖区向南部天津港航道处逐渐降低的趋势、西部沿岸向东部外海逐渐降低的变化趋势。
|
||
3.无机氮的年际变化
|
||
由表2-3可以看出，2012-2015年无机氮监测数值年最大平均值在2013年，年最小平均值在2014年；最小值出现在2014年，最大值出现在2013年；2013年变幅最大，2015年变幅最小。对照《海水水质标准》（GB 3097-1997）（国家环境保护总局，2004）Ⅰ类海水无机氮≤0.2 mg/L进行比较，无机氮最大值超标5倍。KF84站位出现4次最小值，KF64站位出现2次最小值，其站位相对其他站位离岸最远。KF23、KF24、KF43站位均出现2次最大值，其站位相对其他站位离岸最近。
|
||
表2-3 2012-2015年无机氮含量年际统计结果（mg/L）
|
||
（三）活性磷酸盐
|
||
1.活性磷酸盐的监测意义
|
||
天津港是中国北方最大的国际性、现代化、多功能港口，也是我国北京和天津两大直辖市的主要出海口。港口资源是天津最大的优势资源（刘宪斌等，2007）。近年来，随着港口建设、海水养殖、海岸带旅游等海洋资源开发利用的加强，富含氮、磷营养盐的工农业生产废水、水产养殖废水及城市生活废水的大量排放，使得渤海湾营养盐结构发生了很大变化，同时导致渤海湾局部海域赤潮频繁发生（秦延文等，2005年）。
|
||
活性磷酸盐又称无机磷，和无机氮一样，都是海洋生物赖以生存的最基础的营养物质，也是水污染控制的重要指标。活性磷酸盐的大量过剩，可引起海域的富营养化，诱发有毒藻华的出现。活性磷酸盐浓度偏高带来的富营养化，是我国沿海水域最突出的环境问题之一，海域富营养化与有害赤潮的发生有着密切关系。已有研究结果表明，水体的富营养化过程，可对海域其他污染物的迁移转化产生显著的影响（黄小平等，2002）。
|
||
活性磷酸盐在海区含量值偏高的话，海域养殖水体会富营养化，水体透明度普遍降低，也是浮游植物生长的限制因子，可能成为诱发赤潮的重要因素。因而近年来磷的生物地球化学循环问题，在有关海洋生态系统的研究中日益受到重视（韦蔓新等，2007）。
|
||
活性磷酸盐是海洋中主要营养盐类，是浮游植物繁殖和生长必不可少的营养要素之一，也是海洋生物产量的控制因素之一，它在全部代谢（尤其是能量转换）过程中起着重要作用。海洋中磷的分布及转化已被众多科学家所关注，海水中的磷和氮共同参与光合作用，合成有机物。生物体死亡分解，活体生物排泄以及沉积物与海水的物质交换，构成了磷在海洋中的循环。近年来，大量研究表明，在河口及近岸海域，溶解态无机磷与水体中悬浮颗粒物的相互作用，很有可能是影响水体中磷的生物地球化学过程最主要的因子。活性磷酸盐是近海海洋环境主要污染物之一，也是近海水环境质量评价的重要指标之一，因此，对天津海域的活性磷酸盐的监测具有非常重要意义（刘宪斌等，2007）。
|
||
2.海河口邻近海域活性磷酸盐分布情况
|
||
2012-2015年，对海河口邻近海域12个站位的水域进行每年2次调查监测，分别在5月下旬和8月下旬。
|
||
2012年，活性磷酸盐均值为0.0109 mg/L，变化范围为0.0040～0.0502 mg/L，变幅为0.0496 mg/L。从5月和8月的监测结果来看，活性磷酸盐从北部逐渐向南部呈现递减的趋势，即从汉沽大神堂养殖区到天津港航道处为递减趋势；从南部逐渐向北部至天津港为界呈现递增的趋势。
|
||
2013年，活性磷酸盐均值为0.0114 mg/L，变化范围为0.0040～0.0320 mg/L，变幅为0.0462 mg/L。从5月和8月的监测结果来看，活性磷酸盐从北部逐渐向南部呈现递减的趋势，即从汉沽大神堂养殖区到天津港航道处为递减趋势；从南部逐渐向北部至天津港为界呈现递增的趋势。天津港出口处出现1个高值区，从天津港往东呈逐渐递减的趋势，即离岸越远，活性磷酸盐含量越低。
|
||
2014年，活性磷酸盐均值为0.0079 mg/L，变化范围为0.0040～0.0240 mg/L，变幅为0.0200 mg/L。从5月的监测结果来看，活性磷酸盐从北部逐渐向南部呈现递减的趋势，即从汉沽大神堂养殖区到天津港航道处为递减趋势；从南部逐渐向北部至天津港为界呈现递增的趋势。从8月分布图看，天津港出口处出现1个高值区，从天津港往南呈逐渐递减的趋势，然后又逐渐递增。
|
||
2015年，活性磷酸盐均值为0.0112 mg/L，变化范围为0.0040～0.0530 mg/L，变幅为0.0462 mg/L。从5月监测结果来看，天津港出口处出现1个高值区，从天津港往东逐渐递减的趋势，之后又呈现出逐渐递增的趋势。从8月分布图看，从北部逐渐向南部呈现递减的趋势，即从汉沽大神堂养殖区到天津港航道处为递减趋势；从南部逐渐向北部至天津港为界呈现递增的趋势。
|
||
3.海河口邻近海域活性磷酸盐年际比较
|
||
2012-2015年，在海河口邻近海域设监测站位12个，监测水域面积827 km2，进行调查监测，活性磷酸盐调查结果见表2-4。
|
||
表2-4 海河口邻近海域活性磷酸盐年际统计（mg/L）
|
||
从海河口邻近海域12个监测站位活性磷酸盐年际数据分析：年际平均值的最低值出现在2014年0.0079 mg/L，年际平均值范围为0.0040～0.0240 mg/L，变幅为0.0200 mg/L。年际平均值的最高值出现在2013年0.0114 mg/L，变化范围为0.0040～0.0320 mg/L，变幅为0.0280 mg/L。
|
||
4.海河口邻近海域活性磷酸盐总体分布特征
|
||
从监测的海河口邻近海域12个站位的结果分析：活性磷酸盐基本上是从北部逐渐向南部呈现递减的趋势，即从汉沽大神堂养殖区到天津港航道处为递减趋势；从南部逐渐向北部至天津港为界呈现递增的趋势。天津港出口处出现1个高值区，从天津港往东呈逐渐递减的趋势，即离岸越远，活性磷酸盐含量越低。在天津港航道的出口活性磷酸盐的含量比较高，在汉沽大神堂养殖区活性磷酸盐的含量比较高，即离岸越远，活性磷酸盐的含量比较低。总体来说，受污染程度越大，活性磷酸盐含量越高，污染程度越小，活性磷酸盐含量越低。
|
||
（四）化学需氧量
|
||
1.化学需氧量的监测意义
|
||
化学需氧量（chemical oxygen demand, COD）是表征水体质量的最重要指标之一，它是水体受到还原性物质污染程度的综合体现，还原性物质污染物包括有机物、硫化物、亚铁盐、亚硝酸盐等。在这些还原性物质污染物中，占比重最大的、最普遍的就是有机物，因此，化学需氧量往往又被指为衡量水中有机物质含量多少的指标。水体中化学需氧量的值越大，说明水体受到有机物的污染就越严重。水体中的有机物的主要来源为生活污水，包括粪便和洗涤污水等，含有大量的有机物；工业废水，如造纸、印染和化工等行业的废液排放；以及动植物腐烂经分解后，随降雨流入水体之中。
|
||
如果化学需氧量浓度很高的话，就会造成自然水体环境中水质的恶化。自然界中水体本身具有自净功能，其中，就包括降解有机物的能力，所以化学需氧量的降解也是水环境循环功能的一部分。但是分解化学需氧量肯定需要消耗溶解于水体中的氧气，而水体中的复氧速率比消耗氧气的速率慢，所以溶解于水中的氧气永远不能满足自净的要求，水中溶解氧就会下降至相当低的水平，使整个水体成为厌氧状态。在厌氧状态下的水环境，部分厌氧微生物开始滋生并且继续分解有机物，厌氧微生物本身是适应环境的沥青色，伴随着分解的过程中产生的硫化氢气体，所以就会导致整个水环境细菌滋生、又黑又臭。简而言之，化学需氧量含量过高的物质进入自然水体后危害就是破坏水环境平衡，导致几乎所有好氧生物的死亡，不仅仅对生存于水体中的生物带来威胁，如鱼类、虾类、蟹类等，而且还会经过食物链的传递，最后被人摄入，造成慢性中毒。如果人们长期生活在这种环境下，饮用如此状况的水质，那么对人体的健康就会产生极大的损害。而且，一般工业排放的废水化学需氧量往往较高，其中会存在很多挥发性刺激性的稠环芳香类化合物。而这些有机物会长期滞留在人体内难以被分解，损坏人体内重要的器官，如沉积在肺、肾等重要组织器官，破坏肝功能，造成生理障碍，甚至还能损害神经系统功能或者引起癌症等，对于孕妇，这些污染物质更是导致畸胎的罪魁祸首。因此，对于化学需氧量具有重要的监测意义。
|
||
2.化学需氧量的分布
|
||
天津海域2012-2015年化学需氧量调查表明：年均结果呈现高-低-高-低、总体下降、2014年反弹的年际变化趋势，北高南低的地理分布趋势。
|
||
3.化学需氧量的年际变化趋势
|
||
依据表2-5，海河口邻近海域化学需氧量年际统计结果表明，各年份平均值显示化学需氧量处于Ⅱ～Ⅲ类水质。水平分布来看，天津海域北部2012年为劣Ⅳ类水质，2014年为Ⅳ类水质，表明该海域接受的陆源污染物排放量更大，源于潮白新河和蓟运河两条重要河流汇入该海域。
|
||
表2-5 海河口邻近海域化学需氧量年际统计结果（mg/L）
|
||
（五）油类
|
||
1.油类的监测意义
|
||
海河口邻近海域油类污染受多方面因素的影响。海洋油类主要污染源为：近岸的工业污水、城市生活污水、港口设施作业废水排放、船舶航行作业、运输事故、溢油事故及采油废水排放等。通过监测，可掌握海河口邻近海域油类的污染状况。
|
||
2.油类的分布
|
||
通过2012-2015年每年5月、8月对海河口邻近海域油类的监测，发现油类月平均最高值出现在2012年8月，为0.049 mg/L，其他时间段监测结果变化不大，月平均值在0.025～0.036 mg/L。由油类的监测结果来看，油类无明显的变化规律。由于渤海湾产卵场内有大量船舶通过，偶有漏油情况发生，造成某些监测站位测定值明显偏高。
|
||
从2012-2015年的监测结果看，最大值出现在2012年8月KF63站位，为0.203 mg/L；最小值出现在2012年8月KF84站位，测定值为未检出。4年总平均值为0.033 mg/L。
|
||
3.油类的年际变化
|
||
2012-2015年海河口邻近海域油类年际统计（表2-6）结果表明，油类平均含量总体呈现先升高后降低的趋势。2013年平均值最高，为0.0934 mg/L，变幅为0.4800 mg/L；2014年平均值最低为0.0263 mg/L，变幅为0.0498 mg/L；2015年比2014年略有上升。
|
||
表2-6 海河口邻近海域油类年际统计（mg/L）
|
||
（六）重金属
|
||
1.重金属的监测意义
|
||
随着城市工业的建设发展，越来越多高含量重金属的污水被排入环境，水域环境受污染程度逐渐增大。由于重金属污染潜伏时间长、毒性大、难去除，易通过食物链富集，因此，通过监测海河口邻近海域水体重金属指标，摸清此水域受污染状况，对环境的治理和保障食品安全工作都具有重要意义。
|
||
2.重金属的分布
|
||
海河口邻近海域2015年重金属监测结果表明：5月铜含量从沿岸向外海方向逐渐降低，8月铜含量在监测海域中部天津港航道出口处有1个高值区，向周围逐渐降低；5月锌含量自北向南逐渐降低，8月在监测海域南部有1个高值区；5月铅含量自北向南逐渐升高，8月与此相反；镉、汞含量均在一个较低水平波动；5月和8月砷含量自北汉沽大神堂区域向南呈逐渐降低的趋势。
|
||
3.重金属的年际变化
|
||
2012-2015年海河口邻近海域重金属含量的年际统计结果见表2-7。2012-2015年铜含量总体呈现降低的趋势，2012年为最高，其次是2013年，2014年铜含量最低。
|
||
2012-2015年锌含量总体呈现高-低-高-低锯齿状变化的趋势，2012年为最高，其次是2014年，2013年锌含量最低。
|
||
2012-2015年铅含量总体呈现先升高后降低的变化趋势，2013年为最高，其次是2012年，2014年铅含量最低。
|
||
2012-2015年镉含量总体呈现逐渐降低的变化趋势。2012年为最高，2015年镉含量最低。
|
||
2012-2015年汞含量总体呈现逐渐降低的变化趋势。2012年为最高，2013-2015年汞含量相差不大，均在一个较低的水平波动。
|
||
2012-2015年海河口邻近海域砷含量总体呈现高-低-高-低的变化趋势。2012年砷含量最高，其次是2014年，2015年砷含量最低。
|
||
表2-7 2012-2015年海河口邻近海域重金属含量年际统计结果（μg/L）
|
||
二、沉积物环境
|
||
（一）油类
|
||
1.海河口邻近海域沉积物油类的分布
|
||
由2012-2015年海河口邻近海域沉积物油类的监测结果来看，在北部汉沽大神堂区域向离岸方向，沉积物中的油类呈逐渐降低的趋势。
|
||
2.海河口邻近海域沉积物油类的年际变化
|
||
从表2-8数据可以看出，海洋沉积物油类的监测数据在2012-2015年的变化趋势基本呈锯齿状上升的规律，海河口邻近海域油类平均含量2012年最低，为127.0 mg/kg，2015年最高，达355.0 mg/kg，石油开采、船舶泄漏、渔船作业、运油船舶突发事件等都会给渤海湾带来油类污染。
|
||
表2-8 2012-2015年海河口邻近海域沉积物油类年际统计结果（mg/kg）
|
||
（二）重金属
|
||
渤海湾近岸海域重金属污染主要是由陆源污染所致。污染物进入海洋，受海洋水动力条件的影响和控制，会在水体与沉积物之间进行迁移。重金属具有来源广、潜伏时间长、不易被生物降解、毒性大且污染后难以被发现等特征，对水生生物和人体健康具有较大负面影响。
|
||
2012-2015年测得的重金属含量表明，铜含量平均值2014年最高，为21.28 mg/kg，2013年最低，为18.36 mg/kg；锌含量平均值2014年最高，为92.78 mg/kg，2013年最低，为34.81 mg/kg；铅含量平均值2014年最高，为20.96 mg/kg，2012年最低，为16.45 mg/kg；镉含量平均值2012年最高，为0.184 mg/kg，2014年和2015年均最低，为0.025 mg/kg；汞含量平均值2012年为最高，为0.151 mg/kg，2015年最低，为0.0262 mg/kg；砷含量平均值2015年最高，为12.00 mg/kg，2012年和2013年均最低，为9.50 mg/kg（表2-9）。
|
||
表2-9 2012-2015年重金属含量年际统计结果（mg/kg）
|
||
渤海湾作为北方重要海湾，陆域区域内石油化工、汽车工业、生物医药与技术、食品、纺织等工业发达，这些产业生产的废水与渤海湾重金属污染息息相关。而渤海湾又是一个半封闭海湾，污染物扩散能力差，更加快了污染物在海底的积聚。海河口邻近海域沉积物重金属含量分布不规律，很可能是受不同的陆源污染和复杂的水文环境影响所致。
|
||
三、生物质量
|
||
（一）石油烃
|
||
1.石油烃的监测意义
|
||
石油烃主要是由碳和氢元素组成的烃类物质，广泛地存在于石油之中，总数约有几万种，包括烷烃、环烷烃、芳香烃三类。近十几年来，随着工业经济发展，中国近海石油烃污染与海洋石油开采、海上石油运输和主要河流污染物排放有密切关系。石油开采中出现漏油、井喷及运输船舶漏油、河流排放物入海，成为石油污染的主要源头。仅2002-2015年就有多起事故发生，如2002年的马耳他籍“塔斯曼海”油轮在国内海域泄油事故，使渔民最终获赔1000多万元；2011年6月，蓬莱19-3井喷溢油事故使海域受到严重污染。石油烃含量超第一、第二类海水水质标准的海域面积21890 km2，渤海就占5860 km2，占总面积的26.8%。海上石油污染对海洋生态环境、渔业资源和海水养殖产生重要的影响。轻质油会漂浮水面，重质油会沉入海底，海水和沉积物环境受石油烃污染往往使海洋生物成为直接“受害者”，并会通过食物链的传递，影响水产品的质量，人食用后对人体健康安全产生危害。通过对海产品石油烃监测，可以了解水域石油烃污染程度，对有效降低污染和提高水产品质量具有十分重要的意义。
|
||
2.海河口邻近海域石油烃超标情况分析
|
||
2012-2015年每年的8月，对海河口邻近海域的11个站位进行采样。依据《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》（NY 5073-2006）（中华人民共和国农业部，2006）标准判定，石油烃限量值为15 mg/kg，超过此值即超标。
|
||
2012年，采集样品有贝类、甲壳类和鱼类3种，6个样品，2个样品超标，超标率约为33.3%。
|
||
2013年，采集样品有贝类、甲壳类、头足类和鱼类4种，9个样品，1个样品超标，超标率约为11%。
|
||
2014年，采集样品有贝类、甲壳类和鱼类3种，8个样品，合格率为100%。
|
||
2015年，采集样品有贝类、甲壳类和头足类3种，10个样品，1个样品超标，超标率为10%。
|
||
2012-2015年，共采集样品33个，鱼类涉及4个物种，具体为斑尾刺鰕虎鱼（Acanthogobiu ommaturus）、斑鰶、焦氏舌鳎（Cynoglossus joyneri）、小黄鱼（Larimichthys polyactis），均合格；甲壳类涉及2个物种，具体为日本蟳（Charybdis japonica）、中国对虾，均合格；头足类涉及1个物种，具体为火枪乌贼（Loliolus beka），合格；贝类涉及6个物种，具体为脉红螺（Rapana venosa）、长牡蛎（Crassostrea gigas）、毛蚶、菲律宾蛤仔（Ruditapes philip pinarum）、凸壳肌蛤（Musculus senhousia）、缢蛏（Sinonovacula constricta），长牡蛎共采集5个样品，超标1个（KF44站位），毛蚶共采集3个样品，超标1个（KF23站位），凸壳肌蛤采集1个样品，超标（KF45站位），缢蛏采集1个样品，超标（KF23站位），其他均合格。
|
||
（二）重金属
|
||
1.重金属的监测意义
|
||
随着现代工业的不断发展，大量含有重金属的废水排入环境。由水域环境污染造成生物体重金属含量超出限量标准，已经成为一个备受瞩目的话题。重金属在生物体内富集的途径，主要是通过摄食、体表渗透和鳃黏膜的吸附等。由于不同生物体的自身生理特性、饵料、栖息环境以及重金属的理化特性的不同，其富集重金属的能力也不尽相同。因此，对生物体内重金属含量进行监测具有重要的意义。
|
||
2.海河口邻近海域重金属超标情况分析
|
||
海河口邻近海域生物质量依据《海洋生物质量》（GB 18421-2001）（国家海洋标准计量中心，2004a）第一类标准值评价。生物体中重金属限量标准值见表2-10。
|
||
表2-10 生物体中重金属限量标准（mg/kg）
|
||
2012年，监测了2个站位共计6个生物体样品，其中，只有铅、镉2个元素超标，超标率分别约占总监测样品数的16.7%和66.7%。
|
||
2013年，监测了6个站位共计9个生物样品，其中，铜、铅、镉元素均有超标，超标率均约占总监测样品数的55.6%。
|
||
2014年，监测了7个站位共计10个生物样品，其中，铜、铅、镉元素均有超标，超标率分别占总监测样品数的60%、20%、90%。
|
||
2015年，监测了5个站位共计8个生物样品，其中，铜、镉元素均有超标，超标率分别占总监测样品数的50%、75%。
|
||
其中，铜、铅、镉最高值均出现在2014年，超标的样品分别是牡蛎、凸壳肌蛤、毛蚶，都属于贝类，而超标倍数分别达到了约4.47倍、9.1倍、45.8倍。
|
||
海河口邻近海域水产品采样情况及铜、铅、镉、汞和无机砷5种重金属含量见表2-11和表2-12。
|
||
表2-11 2012-2015年海河口邻近海域海洋生物体各监测站位采样情况
|
||
表2-12 2012-2015年海河口邻近海域海洋生物体重金属含量（mg/kg）
|
||
由海洋生物体重金属的监测结果可以发现，各类海洋生物体对重金属的富集能力具有一定的差异。但总体来看，虾、蟹、贝类重金属含量较高，鱼类体内重金属的含量较低。
|
||
（三）贝类毒素
|
||
1.贝类毒素的监测意义
|
||
世界各国的海洋渔业都遭受赤潮贝类毒素的侵袭，制约近海渔业经济的快速发展，同时也会影响海洋环境的健康状态，我国也面临着相同的困境。绝大部分贝类是“非选择性”的滤食性生物，在贝类的生长过程中，极易摄食海水中的有毒生物，使有毒生物的毒素在自身体内累积和转化，从而产生对人类生命安全具有极大危害的毒素，成为对人类健康十分不利甚至会引起中毒的水产品。贝类摄食的有毒生物主要为海水中的有毒藻类，因此，贝类生物毒素通常也称为藻毒素。根据不同的染毒介质和中毒后引发人体的临床症状，世界卫生组织将赤潮藻毒素大体分为以下5类：第一类是麻痹性贝毒（paralytic shellfish poisoning, PSP），第二类是腹泻性贝毒（diarrhetic shellfish poison-ing, DSP），第三类是记忆缺失性贝毒（amnesic shellfish poisoning, ASP），第四类是神经性贝毒（neurotoxic shellfish poisoning, NSP），第五类是西加鱼毒素（ciguatera fish poisoning, CFP）。在这五大类毒素中，PSP和DSP两类毒素在世界范围内分布最广、危害程度最大，因此受到世界各国的广泛关注。据Azanza（2001）统计，全球范围内因藻毒素引发的中毒事故中，有87%是由麻痹性贝类毒素造成的，5%的中毒事件是由腹泻性贝毒素引起的。无论欧美还是日韩等许多国家，已经将对麻痹性贝类毒素和腹泻性贝类毒素的监测规定到贝类经济产区中常规的工作之中。
|
||
麻痹性贝毒是一种极易溶于水，部分溶于甲醇和乙醇，不溶于大多数非极性溶剂如乙醛、石油醚的白色固体。它是一种生物碱，容易从酸性溶液中萃取。来源于贝类摄食海洋中有毒藻类而在体内蓄积，主要包括亚历山大藻属（Alexandrium）的A.tamarense、A.catenella、A.frmdyense、A.mlnulum、A.cohurticula、A.angustitabulatum及A.ostenfeldi等，其他还有链状裸甲藻（Gymnodinium catenatum）和Pyodinium buhamensevar.compressum及4种淡水蓝绿藻（刘智勇等，2006）。该毒素是一类神经肌肉麻痹剂，由于贝类滤食水体中的有毒藻类而间接携带的，危害主要表现为以下三个方面（李钧，2005）：①会对人体的健康造成损害，当人体食用感染了麻痹性贝毒的贝体后，毒素会迅速地释放于各器官和血液中，产生中毒现象。根据含量的不同，短至几分钟长至数小时后，人体四肢的肌肉、呼吸系统的肌肉产生麻痹现象，严重的话会窒息死亡，并伴随着头痛恶心、体温升高、表面皮肤长出疹子等中毒症状；②会严重影响食用贝体产品的质量。麻痹性贝毒在贝体中具有较强的富集能力，使其肉质松散、口感欠佳，食用品质大大降低，会对经济贝类养殖业造成无法挽回的损失；③也是最重要的一点，就是会威胁到海洋渔业的健康发展。除贝体中会富集麻痹性贝毒外，鱼类也可能摄食有毒藻体细胞分泌的有毒物质，造成鱼类中毒和死亡现象。
|
||
腹泻性贝毒同样也是来源于有毒藻类，按结构可分为聚醚类毒素-大田软海绵酸（OA）及其衍生物鳍藻毒素（DTXs）、大环聚醚内酯毒素-蛤毒素（PTXs）、融合聚醚毒素-虾夷扇贝毒素（YTXs），被贝类滤食后蓄积在其体内，性质非常稳定，一般烹调加热不能使其破坏。其作用机制是参与酶系统反应，可促进肿瘤的生成和发育。DSP常常会造成急性中毒事故，但也有产生慢性中毒的潜在可能性。腹泻性贝毒中毒过程的主要特征大致为时间短、反应强烈。毒素在人体中的潜伏期较短，通常在30 min至数小时，中毒人员常会伴随恶心、腹泻、头疼、呕吐、腹部剧烈疼痛等症状，待2～3d后可自然恢复健康（Aune et al.，1993）。1977年，日本暴发了大范围的DSP中毒事件；1984年，法国有500多例腹泻性贝毒中毒患者，同年在挪威也发生1次由食用有毒紫贻贝引起的腹泻性贝毒中毒事件，有300～400人出现中毒症状。事件中大于90%的患者有腹泻症状，80%的患者出现呕吐现象，50%左右的患者腹痛，另有部分患者伴随恶心、头痛等中毒症状（华泽爱，1993）。
|
||
2.海河口邻近海域赤潮期贝类毒素监测结果
|
||
2015年8月，针对海河口邻近海域赤潮期贝类毒素应急监测工作，调查人员赶赴神港、北塘渔港、大港三地现场完成样品采集，共采集近海捕捞贝类及螺类5种8个样品，分别为脉红螺、菲律宾蛤仔、毛蚶、青蛤（Cyclina sinensis）和缢蛏。每个样品足量以保证满足两种毒素检测实验的出肉率，采集完成后迅速送至样品前处理室，以清水冲洗贝类样品外壳，待去除表面泥沙等附着物后，再用解剖刀将其软组织与壳分离，绞碎后将待检样品装于高密度食品级塑料袋中，抽真空密封，立即放入-20℃冰箱冻存备用（表2-13）。
|
||
表2-13 所采样品名称及数量
|
||
检测结果见表2-14。
|
||
表2-14 两种毒素的检测结果
|
||
表2-14 两种毒素的检测结果（续）-1
|
||
完成两种贝毒的小鼠注射实验，结果均未有小鼠死亡。在8个贝类样品中，两种毒素检测结论均为阴性。
|
||
麻痹性贝毒的结果均为＜175 MU/g。但在其中1个脉红螺样品的检测实验中，小鼠注射后，发现受试3只小鼠均表现出明显的行动迟缓、气息微弱等不适症状，但规定时间内并未死亡，故该结果并不属于国标规定小鼠死亡所代表的毒素检出结论。
|
||
腹泻性贝毒的结果均为＜0.05 MU/g。
|
||
偶尔一次的监督抽查采样，不足以客观、全面地反映海洋中生物体的质量安全情况。为了尽量减少甚至杜绝贝类毒素引起的群体中毒，应当建立定时、定点的监控体制，通过定期抽样检测贝毒结果，完善一段时期内的监测数据，在数据积累足够量的情况下，无论是从横向、纵向、同比、环比都能够有据可查，有规律可循。这样，既可以对贝类的食用安全提供质量保证，又可以根据贝类的情况侧面反映出海水的水质情况。所以，实施长期的贝类监控工作是十分必要的，也是十分迫切的。
|
||
第二节 重要内陆渔业水域水体环境
|
||
一、水体环境质量
|
||
（一）pH
|
||
1.pH的监测意义
|
||
水质pH是水质的化学要素之一，一般天津市自然淡水水域的pH在7.6～9.1，绝大多数在8.2～8.8，主要与水中的二氧化碳含量有关。水温的升高或者表层植物的光合作用，都会使水中的二氧化碳含量减少，从而引起pH升高；生物的呼吸或有机物的分解都产生二氧化碳，这些会导致pH降低。所以，自然淡水水域的pH存在着日变化和季节变化。通过2012-2015年对天津市内陆主要自然水域pH进行监测，掌握了监测水域pH的具体情况。
|
||
2.天津市重要内陆渔业水域pH的季节变化
|
||
图2-1至图2-4为2012-2015年天津市重要内陆渔业水域pH的季节比较。从4年的监测结果看，不同季节各监测水域的pH无明显变化规律。由于水是很强的缓冲剂，外来污染不会长时间对水体pH产生影响。结合采样时对水体的观察，水体中的浮游植物大量繁殖时，pH较高；而水体中浮游动物大量繁殖、浮游植物含量较少时，pH较低；当水体清澈透明、其他有机成分很少时，pH一般在8.0～8.5。
|
||
图2-1 2012年天津市重要内陆渔业水域pH的季节比较
|
||
图2-2 2013年天津市重要内陆渔业水域pH的季节比较
|
||
图2-3 2014年天津市重要内陆渔业水域pH的季节比较
|
||
图2-4 2015年天津市重要内陆渔业水域pH的季节比较
|
||
3.天津市重要内陆渔业水域pH的年际比较
|
||
天津市内陆水域2012-2015年pH调查结果表明：2012年，pH平均值最高值出现在潮白新河，为8.64，变幅1.39；最低值出现在蓟运河，为8.12，变幅为0.82。2013年，pH平均值最高值出现在北大港水库，为8.64，变幅为1.56；最低值出现在蓟运河，为7.97，变幅为0.90。2014年，pH平均值最高值出现在潮白新河，为8.88，变幅为1.59；最低值出现在七里海湿地，为7.95，变幅为0.71。2015年，pH平均值最高值出现在七里海湿地，为8.79，变幅为0.47；最低值出现在独流减河，为8.28，变幅为1.41（表2-15）。
|
||
表2-15 天津市重要内陆渔业水域pH的年际数据统计
|
||
（二）总氮
|
||
1.总氮的监测意义
|
||
氮元素作为生物地球化学循环中物质流的基础，是污染排放总量控制的主要对象，主要通过地表径流及生产、生活废水等途径进入地表水体，也是诱发水体富营养化的主要原因之一（朱剑峰，2013）。
|
||
总氮（TN）是水体中所含的有机氮和无机氮化合物的总和，包括可溶性及悬浮颗粒中的含氮化合物，主要为硝酸盐氮、亚硝酸盐氮、氨氮等无机氮化物和有机氮化物（王成，2014）。
|
||
总氮是表征水体质量的最重要指标之一，水中总氮含量增加，一些生物（如微生物等）大量繁殖，消耗水中溶解氧，使水体质量恶化。天津地区湖泊、水库及河流等自然水域总氮的主要来源为生活污水和工业废水的废液排放；农田化肥的过度使用，随降雨流入水体之中；养殖过程中投入品的氮过剩。
|
||
氮是生态系统的主要生源元素，它们在食物链的传递过程中从无机物转化为有机物，又从有机物转化为无机物，不断循环，也是影响全球碳循环和气候变化的重要环节。在河口和海湾水域，受到集水区内城市污水排放的影响，富营养化屡有发生，有时甚至引发赤潮或出现贫氧现象，直接影响生态环境质量和生物资源。长期以来，有关氮的生物地球化学过程一直为人们所重视。
|
||
在养殖环境中如果总氮的浓度非常高，养殖水体会富营养化，水体富营养化是当今湖泊、水库等自然水域的一大生态环境问题（祈玥，2015）。水体富营养化破坏水域生态系统平衡，降低水体透明度，使水体严重缺氧及引发恶臭，造成鱼类及其他生物大量死亡，使得近海及内陆水域（江河、湖泊等）的渔业资源严重衰退，水域环境恶化、生物多样性下降、水域生态荒漠化的问题十分突出，许多天然水域经济鱼类种群数量大幅度减少，捕捞产量、个体重量下降，各类水生野生动物栖息环境遭到破坏，濒危程度不断加重，破坏了水环境的生态平衡，产生巨大的危害。
|
||
我国水体富营养化严重，其中，氮、磷排放是重要的影响因素。为了控制水体富营养化，改善水体环境，氮磷排放控制已经逐渐得到重视，我国在2007年开始了水产和种植业第一次全国污染源普查；“十二五”环境统计中，农业源中，规模化畜禽养殖采用养殖数量和产排污系数进行了估算。“十三五”期间，总磷、总氮有可能纳入主要污染物排放控制指标。排放监测和统计是“控源减排”的重要支撑，然而，我国总磷、总氮排放监测与统计基础还相对薄弱（王军霞，2015）。因此，加大对水环境总氮指标的监测是迫不及待的重要任务。
|
||
天津渔业发展与天津市内陆水域环境保护密切相关，天津市内陆水域环境的恶化会对渔业造成严重的损害，改善水域生态环境，是促进渔业可持续发展的一项有效措施。因此，水环境总氮指标的控制、监测，对改善渔业生态环境具有指导意义。
|
||
2.天津市重要内陆渔业水域总氮的季节变化
|
||
（1）2012年总氮平均值 2012年5月、7月、9月各水域的平均值见图2-5。其中，最小值为1.737 mg/L（7月于桥水库）；最大值为13.350 mg/L（5月蓟运河），变化幅度为11.613 mg/L；平均值为5.93 mg/L。
|
||
（2）2013年总氮平均值 2013年5月、7月、9月各水域的平均值见图2-6。其中，最小值为1.841 mg/L（5月北大港水库）；最大值为10.923 mg/L（5月独流减河），变化幅度为9.082 mg/L；平均值为4.96 mg/L。
|
||
（3）2014年总氮平均值 2014年5月、7月、9月各水域的平均值见图2-7。其中，最小值为1.153 mg/L（7月七里海湿地）；最大值为9.827 mg/L（7月龙凤河），变化幅度为8.674 mg/L；平均值为5.14 mg/L。
|
||
（4）2015年总氮平均值 2015年5月、7月、9月各条水域的平均值见图2-8。其中，最小值为1.277 mg/L（7月于桥水库）；最大值为8.557 mg/L（7月龙凤河），变化幅度为7.280 mg/L；平均值为4.10 mg/L。
|
||
图2-5 2012年天津市重要内陆渔业水域总氮的季节比较
|
||
图2-6 2013年天津市重要内陆渔业水域总氮的季节比较
|
||
图2-7 2014年天津市重要内陆渔业水域总氮的季节比较
|
||
图2-8 2015年天津市重要内陆渔业水域总氮的季节比较
|
||
3.天津市重要内陆渔业水域总氮年平均值的变化
|
||
从2012-2015年的监测结果分析，依据《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）（国家环境保护总局，2002）评价，天津主要陆地上的河流、水库等自然水域总氮的各监测水域全部超过评价标准。根据2012-2015年5月、7月、9月总氮的平均值检测结果看，监测水域年平均值范围为4.10～5.93 mg/L。年平均最低值出现在2015年为4.10 mg/L，年平均最高值出现在2012年为5.93 mg/L，变幅最小的为2015年7.280 mg/L，变幅最大的为2012年11.613 mg/L（表2-16）。
|
||
表2-16 2012-2015年天津市重要内陆渔业水域总氮年平均值的变化（mg/L）
|
||
4.天津市重要内陆渔业水域总氮的年际比较
|
||
为进一步分析评价水域环境状况，对2012-2015年天津市内陆水域的10个监测水域总氮的年际数据进行了统计，列于表2-17，并据此作图2-9。
|
||
表2-17 天津市重要内陆渔业水域总氮的年际数据统计（mg/L）
|
||
从10个监测水域总氮年际数据分析：年平均值的最低值出现在2015年于桥水库1.874 mg/L，年平均值范围为1.277～2.590 mg/L，变幅为1.313 mg/L；次低值出现在2015年海河干流市区段2.263 mg/L，年平均值范围为1.713～2.690 mg/L，变幅为0.977 mg/L。年平均值的最高值出现在2012年独流减河8.911 mg/L，年平均值范围为5.390～13.130 mg/L，变幅为7.740 mg/L；次高值出现在2014年龙凤河8.641 mg/L，年平均值范围为7.890～9.827 mg/L，变幅为1.937 mg/L。其他的监测水域值居中（图2-9）。
|
||
图2-9 2012-2015年天津市重要内陆渔业水域总氮的年际变化
|
||
5.天津市重要内陆渔业水域总氮的总体分布特征
|
||
对监测的天津市自然水域海河干流市区段、潮白新河、独流减河、蓟运河、北大港水库、于桥水库、七里海湿地、龙凤河、大黄堡湿地、洪泥河等10个水域的总氮调查结果进行分析，天津市自然水域总氮的年平均值，2015年值最低，变幅最小；2012年值最高，变幅最大；天津市自然水域总氮的季节平均值，最低值多出现于7月，最高值多出现于5月和7月，9月居中；从水域分布来看，于桥水库水域总氮的年平均值最低，北大港水库值次低；独流减河总氮的年平均值最高，龙凤河值次高，其他的监测水域值居中。
|
||
（三）总磷
|
||
1.总磷的监测意义
|
||
随着经济的发展和人们生活水平的提高，污染物通过各种途径进入水体，造成水体生态环境的污染，水体富营养化是当今湖泊、河流、水库的一大生态环境问题。水体富营养化受人类活动的影响，生物所需的磷等营养物质大量排入水中并在其中不断积累，引起部分藻类和水生生物过度繁殖，水中溶解氧量下降，水质恶化，造成鱼类及其他生物大量死亡（祈玥，2015）。磷是影响水体富营养化的关键营养元素之一（杨荣敏，2007），是水体富营养化的限制因素（程丽巍，2007）。
|
||
总磷是水体中所含的有机磷和无机磷的总和，总磷是衡量水质的重要指标。天津地区湖泊、水库及河流等自然水域的总磷来源，主要为生活污水和工业废水的废液排放；农田化肥的过度使用，随降雨流入水体之中；养殖过程中投入品的磷过剩。
|
||
磷是生物体不可缺少的元素之一，磷元素直接影响包括人在内一切生物的生长发育。磷的存在形式多种多样，最常见的如人们大量使用的含磷洗衣粉与磷肥；工业上用磷酸盐矿石制取的磷单质以及一系列的含磷化合物，金属表面处理过程中产生的磷酸盐废水排放，大量含磷化合物的使用与排放严重破坏了磷的自然循环，造成环境污染，其中，水环境与生物环境受磷的影响最为明显。
|
||
如果养殖环境中总磷的含量非常高，养殖水体也会富营养化。水体富营养化现象是当今世界水污染治理的难题，并已成为全球最重要的环境问题之一。水体富营养化不但直接危害渔业和水资源的利用，严重地影响工农业生产的可持续发展，且加速水体淤积，使江河湖泊蓄水能力下降，导致洪涝灾害。
|
||
总磷是湖泊蓝藻水华暴发常见的限制性营养盐，总磷含量高是湖泊富营养化发生的主要原因之一（赵楠楠，2015），有时甚至引发赤潮或出现贫氧现象，直接影响生态环境质量和生物资源。长期以来，有关磷的生物地球化学过程一直为人们所重视。水中总磷是评价水体受污染程度的重要指标之一，在水质理化检测指标中，总磷是重要检测项目之一，因此对天津市内陆自然水域的总磷的监测，对揭示养殖水域富营养化发生及治理湖泊蓝藻水华具有非常重要意义。同时，也为天津地区进一步加强内陆水域的污染防治和环境监管，改善和提升水环境质量提供重要的基础资料。
|
||
2.天津市重要内陆渔业水域总磷的季节变化
|
||
（1）2012总磷平均值 2012年5月、7月、9月各水域的平均值见图2-10。其中，最小值为0.029 mg/L（9月于桥水库）；最大值为1.604 mg/L（5月独流减河），变动幅度为1.575 mg/L；平均值为0.534 mg/L。
|
||
图2-10 2012年天津市重要内陆渔业水域总磷的季节比较
|
||
（2）2013总磷平均值 2013年5月、7月、9月各水域的平均值见图2-11。其中，最小值为0.016 mg/L（5月于桥水库）；最大值为0.981 mg/L（9月潮白新河），变动幅度为0.965 mg/L；平均值为0.290 mg/L。
|
||
图2-11 2013年天津市重要内陆渔业水域总磷的季节比较
|
||
（3）2014总磷平均值 2014年5月、7月、9月各水域的平均值见图2-12。其中，最小值为0.057 mg/L（7月于桥水库）；最大值为6.430 mg/L（5月大黄堡湿地），变动幅度为6.373 mg/L；平均值为0.972 mg/L。
|
||
图2-12 2014年天津市重要内陆渔业水域总磷的季节比较
|
||
（4）2015总磷平均值 2015年5月、7月、9月各水域的平均值见图2-13。其中，最小值为0.063 mg/L（5月于桥水库）；最大值为1.247 mg/L（7月龙凤河），变动幅度为1.184 mg/L；平均值为0.477 mg/L。
|
||
图2-13 2015年天津市重要内陆渔业水域总磷的季节比较
|
||
3.天津市重要内陆渔业水域总磷年平均值的变化
|
||
从2012-2015年的监测结果分析，依据《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）（国家环境保护总局，2002）评价，天津主要陆地上的河流、水库等自然水域总磷的各监测水域大部分超过评价标准。2012年超标率为90.5%，2013年超标率为71.4%，2014年超标率为100%，2015年超标率为90.0%。由2012-2015年监测结果来看，监测水域年平均值范围为0.290～0.972 mg/L，最低值出现在2013年为0.290 mg/L，最高值出现在2014年为0.972 mg/L，变幅最小的为2013年0.965 mg/L，变幅最大的为2012年1.575 mg/L（表2-18）。
|
||
表2-18 2012-2015年天津市重要内陆渔业水域总磷年平均值的变化（mg/L）
|
||
4.天津市重要内陆渔业水域总磷的年际比较
|
||
为进一步分析评价水域环境状况，对2012-2015年天津重要内陆渔业水域的10个监测水域总磷的年际数据进行了统计，列于表2-19，并据此作图2-14。
|
||
表2-19 天津市重要内陆渔业水域总磷的年际数据统计（mg/L）
|
||
表2-19 天津市重要内陆渔业水域总磷的年际数据统计（mg/L）（续）-1
|
||
图2-14 2012-2015年天津市重要内陆渔业水域总磷的年际比较
|
||
从10个监测水域总磷年际数据分析：年平均值的最低值出现在2012年于桥水库0.078 mg/L，年平均值范围为0.029～0.119 mg/L，变幅为0.090 mg/L；次低值出现在2013年北大港水库0.080 mg/L，年平均值范围为0.047～0.107 mg/L，变幅为0.060 mg/L。年平均值的最高值出现在2014年大黄堡湿地4.936 mg/L，年平均值范围为2.340～6.430 mg/L，变幅为4.090 mg/L；次高值出现在2014年龙凤河1.273 mg/L，年平均值范围为1.115～1.580 mg/L，变幅为0.465 mg/L。其他的监测水域值居中。
|
||
5.天津市重要内陆渔业水域总磷的总体分布特征
|
||
对监测的天津市自然水域海河干流市区段、潮白新河、独流减河、蓟运河、北大港水库、于桥水库、七里海湿地、龙凤河、大黄堡湿地、洪泥河等10个水域的总磷调查结果进行分析，天津市自然水域总磷的年平均值，2013年值最低，变幅最小，2014年值最高，变幅最大；天津市自然水域总磷的季节平均值，最低值和最高值在5月、7月、9月都有出现；从水域分布来看，于桥水库水域总磷的年平均值最低，北大港水库值次低，大黄堡湿地总磷的年平均值最高，龙凤河值次高，其他的监测水域值居中。
|
||
（四）高锰酸盐指数
|
||
1.高锰酸盐指数的监测意义
|
||
“九河下梢天津卫，三道浮桥两道关”。在21世纪伊始，天津市内陆水域环境状况较差，经常由于夏季汛期以后水体水质的恶化，再加上高温天气，使得水质富营养化状态急速加剧，使河水中藻类、浮萍、水草等大量滋生；有些景观河段中有大量的餐盒、塑料袋等白色垃圾丢弃物漂于水面，河道两岸杂物、垃圾随处可见。甚至在一些河段、岸边设置的摊群、市场等将垃圾污染物直接排入河中，废品回收站的部分废品已经堆积到河中，还经常出现乱倒垃圾、沿河边大小便等污染水质的行为。种种现象导致水污染十分严重，不仅河水污黑并且臭气熏天。自2000年后的10多年来，海河流域水污染程度一直位居我国重污染的河流之首，河流支干流断流现象严重，可谓“有水皆污、有河皆枯”，治理成为世界级难题，也是国家环境保护部重点关注与督治的对象。“十一五”期间，国家环保部“海河流域水污染综合治理与水质改善技术与集成示范”项目，明确了海河流域治理三阶段目标。第一阶段（到2010年）为污染控制与负荷消减阶段，实现COD 60～150 mg/L、氨氮6～15 mg/L和DO低于1 mg/L；第二阶段（2011-2015年）为负荷削减与水质改善阶段，实现COD 40～50 mg/L、氨氮3～5 mg/L和DO 3～5 mg/L；第三个阶段（2016-2020年）为水质改善与生态修复阶段，实现COD 20～40 mg/L、氨氮1～2 mg/L和DO 5～8 mg/L，最终完成河流水生生物由中污染向轻污染转变，达到适应性鱼类3～5种及圆顶珠蚌（Unio douglasiae）等轻污适应性底栖生物出现的生态恢复目标。其中，明确指出耗氧污染是首控污染类型。
|
||
高锰酸盐指数（CODMn）是我国饮用水水源地34项常规监测项目之一。在一般情况下，水体中的污染物质主要包括部分有机物和无机还原性物质，部分水体中还混有易挥发的有机污染物质，但易挥发的有机质在常温下就可以从水体中挥发出去，对于水体的污染性影响较小，因此不必归在监测范围之内。高锰酸钾是一种氧化剂，伴随着沸水浴加热，能够与水体中的污染物发生氧化反应，从而生成高锰酸盐。对于高锰酸盐指数的测定，也就能够确定水体中耗氧污染物的含量。但是利用这种测量方法所得出的结果并不是水体中有机物的总含量，因为部分挥发性有机物并不能与高锰酸钾发生较为充分的反应。这种方法一般是用于对地下水资源或地表浅层水资源中部分有机污染物和无机还原性污染物的测量（肖羽等，2015）。
|
||
由此可见，无论是国家环保统筹治理还是地方环保自治，高锰酸盐指数都是首要的治理指标。
|
||
2.天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的季节变化
|
||
天津市重要内陆渔业水域2012-2015年高锰酸盐指数调查表明：年平均值的最低值和最高值均出现于水库，两个次高值出现于湿地，河流居中。水库中以于桥水库数值最低，年平均值范围为5.89～10.52 mg/L；北大港水库数值最高，年平均值范围为28.65～17.21 mg/L；大黄堡湿地年平均值范围为19.07～25.85 mg/L；七里海湿地年平均值范围为20.28～28.47 mg/L。河流中以海河干流市区段年际均值最低，年平均值范围为9.85～13.80 mg/L；独流减河年平均值最高，年平均值范围为16.47～27.03 mg/L（图2-15）。
|
||
图2-15 2012-2015年天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的年际比较
|
||
2012年5月、7月、9月高锰酸盐指数调查结果：最小值为4.16 mg/L（5月于桥水库），最大值为36.78 mg/L（7月七里海湿地），变动幅度为32.62 mg/L，平均值为16.57 mg/L（图2-16）。
|
||
2013年5月、7月、9月高锰酸盐指数调查结果：最小值为4.19 mg/L（5月于桥水库），最大值为34.96 mg/L（5月七里海湿地），变动幅度为30.77 mg/L，平均值为15.16 mg/L（图2-17）。
|
||
2014年5月、7月、9月高锰酸盐指数调查结果：最小值为3.90 mg/L（5月于桥水库），最大值为47.78 mg/L（9月北大港水库），变动幅度为43.88 mg/L，平均值为20.59 mg/L（图2-18）。
|
||
2015年5月、7月、9月高锰酸盐指数调查结果：最小值为4.63 mg/L（5月于桥水库），最大值为48.26 mg/L（5月北大港水库），变动幅度为43.63 mg/L，平均值为18.20 mg/L（图2-19）。
|
||
图2-16 2012年天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的季节比较
|
||
图2-17 2013年天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的季节比较
|
||
图2-18 2014年天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的季节比较
|
||
图2-19 2015年天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的季节比较
|
||
3.天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的年际比较
|
||
各年份平均值（表2-20）显示于桥水库情况最好，海河干流市区段次之，其余内陆水域均较差。其中，以北大港水库、大黄堡湿地、七里海湿地最差。原因在于于桥水库作为天津市水源地、海河作为景观河道，两者较为重要，相应的保护措施更为严格；北大港水库、大黄堡湿地、七里海湿地地处各条河流下游，每年接受大量来水，因而情况最差。
|
||
表2-20 天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的年际数据统计（mg/L）
|
||
表2-20 天津市重要内陆渔业水域高锰酸盐指数的年际数据统计（mg/L）（续）-1
|
||
（五）油类
|
||
1.油类的监测意义
|
||
水质的油类是水质的化学要素之一。水中油类污染物主要来源于含油废水的排放和石油及石油产品污染水体以及食用动、植物油和脂肪类等。从对水体的污染来说，主要是石油和焦油。水体中的动植物大量死亡时，也会对水体产生油类污染。油类是由上千种烃类和非烃类组成的混合体，其中，芳烃类有较强的毒性及致癌性，有些致癌烃类被鱼类、贝类富集后经食物链传递到人类，给人类健康造成危害。
|
||
2.天津市重要内陆渔业水域油类的季节变化
|
||
从2012-2015年的监测结果看，天津市主要陆地上的河流、水库等自然水域（于桥水库除外）油类含量多数为0.05～0.20 mg/L。
|
||
2012年5月、7月、9月的平均值见图2-20，其中，最小值为0.0124 mg/L（5月于桥水库），最大值为0.232 mg/L（7月独流减河），变动幅度为0.2196 mg/L，平均值为0.106 mg/L。
|
||
2013年5月、7月、9月的平均值见图2-21，其中，最小值为0.0075 mg/L（5月于桥水库），最大值为0.215 mg/L（5月七里海湿地），变动幅度为0.2075 mg/L，平均值为0.0687 mg/L。
|
||
2014年5月、7月、9月的平均值见图2-22，其中，最小值为0.0217 mg/L（5月于桥水库），最大值为0.458 mg/L（5月洪泥河），变动幅度为0.436 mg/L，平均值为0.106 mg/L。
|
||
2015年5月、7月、9月的平均值见图2-23，其中，最小值为0.0274 mg/L（5月于桥水库），最大值为1.250 mg/L（9月七里海湿地），变动幅度为1.2226 mg/L，平均值为0.105 mg/L。
|
||
图2-20 2012年天津市重要内陆渔业水域油类的季节比较
|
||
图2-21 2013年天津市重要内陆渔业水域油类的季节比较
|
||
图2-22 2014年天津市重要内陆渔业水域油类的季节比较
|
||
图2-23 2015年天津市重要内陆渔业水域油类的季节比较
|
||
3.天津市重要内陆渔业水域油类的年际比较
|
||
天津市重要内陆渔业水域2012-2015年的油类调查表明（表2-21）：2012年油类年平均值的最高值出现在七里海湿地，为0.147 mg/L；年平均值的最低值出现在于桥水库，为0.0328 mg/L。2013年油类年平均值的最高值出现在独流减河，为0.111 mg/L；年平均值的最低值出现在于桥水库，为0.0251 mg/L。2014年油类年平均值的最高值出现在洪泥河，为0.141 mg/L；年平均值的最低值出现在于桥水库，为0.0382 mg/L。2015年油类最高值出现在独流减河，为0.193 mg/L；年平均值的最低值出现在于桥水库，为0.0382 mg/L。于桥水库作为天津最大的水源地，油类含量最低，水质条件最好。
|
||
表2-21 天津市重要内陆渔业水域油类的年际数据统计（mg/L）
|
||
表2-21 天津市重要内陆渔业水域油类的年际数据统计（mg/L）（续）-1
|
||
从2012-2015年天津市重要内陆渔业水域油类的监测结果看，各条河流和湿地的油类含量无明显变化规律。从监测结果分析，海河干流市区段受外界人为影响较大，变动幅度最大；于桥水库受人为污染程度较小，油类含量较低，处于国家评价标准的合格水平。其他监测的河流和湿地由于受到污水流入、养殖过程中人工投喂饲料、浮游生物大量死亡等影响，均超出国家标准要求，处于污染水平。
|
||
（六）重金属
|
||
1.重金属的监测意义
|
||
重金属在水体中只要微量浓度即可产生毒性效应，处于生物体内不同的重金属因水生生物的种类、发育阶段不同，具有不同的毒性，而重金属的赋存形态、环境因子的变化等影响毒性效应，但水生生物重金属的安全浓度值大体很低，经常作为剧毒类物质。由于水体中重金属浓度限定标准低，微生物不易将其分解，又通过食物链生物放大作用富集等特点，从而微妙地影响生态环境的多样性、水产经济动物的产量与质量。因此，对水质重金属进行监测，确定水体中污染物的分布状况，对于了解水域污染状况、综合治理和保障食品安全，都具有重要意义。
|
||
2.天津市重要内陆渔业水域重金属的季节变化
|
||
2012年天津市重要内陆渔业水域铜元素的平均浓度最高值出现在当年7月的独流减河，为0.0112 mg/L。所监测的7条河流在5月均未检出，9月的潮白新河、于桥水库、蓟运河、七里海湿地也均未检出，独流减河于当年监测值变幅最大，为0.0261 mg/L（图2-24）。
|
||
图2-24 2012年天津市重要内陆渔业水域铜含量的季节比较
|
||
2012年天津市重要内陆渔业水域锌元素的平均浓度最高值出现在当年7月的独流减河，为0.2189 mg/L。所监测的7条河流在5月均未检出，9月的潮白新河、于桥水库、蓟运河、独流减河也均未检出，七里海湿地于当年监测值变幅最大，为0.3139 mg/L（图2-25）。
|
||
图2-25 2012年天津市重要内陆渔业水域锌含量的季节比较
|
||
2012年天津市重要内陆渔业水域砷元素的平均浓度最高值出现在当年7月的北大港水库，为8.5973μg/L；平均浓度最低值出现在当年9月的海河干流市区段，为0.2805μg/L。北大港水库于当年监测值变幅最大，为14.925μg/L（图2-26）。
|
||
图2-26 2012年天津市重要内陆渔业水域砷含量的季节比较
|
||
2013年天津市重要内陆渔业水域铜元素的平均浓度最高值出现在当年9月的北大港水库，为0.0136 mg/L；7月期间海河干流市区段、潮白新河、于桥水库均未检出。北大港水库于当年监测值变幅最大，为0.0167 mg/L（图2-27）。
|
||
图2-27 2013年天津市重要内陆渔业水域铜含量的季节比较
|
||
2013年天津市重要内陆渔业水域锌元素的平均浓度最高值出现在当年7月的独流减河，为0.1964 mg/L；于桥水库5月期间未检出，7月期间海河干流市区段、蓟运河、七里海湿地均未检出，9月期间于桥水库、独流减河均未检出。北大港水库于当年监测值变幅最大，为1.1485 mg/L（图2-28）。
|
||
图2-28 2013年天津市重要内陆渔业水域锌含量的季节比较
|
||
2013年天津市重要内陆渔业水域砷元素的平均浓度最高值出现在当年7月的潮白新河，为13.6863μg/L；平均浓度最低值出现在当年9月的于桥水库，结果未检出。北大港水库于当年监测值变幅最大，为16.24μg/L（图2-29）。
|
||
图2-29 2013年天津市重要内陆渔业水域砷含量的季节比较
|
||
2014年天津市重要内陆渔业水域铜元素的平均浓度最高值出现在当年9月的潮白新河，为0.0359 mg/L；9月期间北大港水库、蓟运河、七里海湿地、独流减河均未检出。北大港水库于当年监测值变幅最大，为0.0282 mg/L（图2-30）。
|
||
图2-30 2014年天津市重要内陆渔业水域铜含量的季节比较
|
||
2014年天津市重要内陆渔业水域锌元素的平均浓度最高值出现在当年7月的大黄堡湿地，为0.0305 mg/L；所监测的7条河流在5月均未检出，7月期间海河干流市区段、潮白新河、于桥水库、蓟运河、独流减河均未检出。大黄堡湿地于当年监测值变幅最大，为0.0721 mg/L（图2-31）。
|
||
图2-31 2014年天津市重要内陆渔业水域锌含量的季节比较
|
||
2014年天津市重要内陆渔业水域砷元素的平均浓度最高值出现在当年9月的北大港水库，为19.6733μg/L；平均浓度最低值出现在当年9月的独流减河，结果未检出。北大港水库于当年监测值变幅最大，为23.369μg/L（图2-32）。
|
||
图2-32 2014年天津市重要内陆渔业水域砷含量的季节比较
|
||
2015年天津市重要内陆渔业水域铜元素的平均浓度最高值出现在当年7月的龙凤河，为0.0100 mg/L；所监测的7条河流在9月均未检出。于桥水库和北大港水库于当年监测值变幅最大，为0.0068 mg/L（图2-33）。
|
||
图2-33 2015年天津市重要内陆渔业水域铜含量的季节比较
|
||
2015年天津市重要内陆渔业水域锌元素的平均浓度最高值出现在当年9月的于桥水库，为0.0682 mg/L；5月期间洪泥河、龙凤河均未检出，7月均潮白新河未检出。于桥水库于当年监测值变幅最大，为0.1025 mg/L（图2-34）。
|
||
图2-34 2015年天津市重要内陆渔业水域锌含量的季节比较
|
||
2015年天津市重要内陆渔业水域砷元素的平均浓度最高值出现在当年9月的北大港水库，为11.4679μg/L；平均浓度最低值出现在当年5月的于桥水库，为0.6817μg/L。北大港水库于当年监测值变幅最大，为18.74μg/L（图2-35）。
|
||
图2-35 2015年天津市重要内陆渔业水域砷含量的季节比较
|
||
二、生物质量
|
||
（一）石油烃
|
||
第三章 海河口生物资源
|
||
第一节 浮游植物
|
||
一、种类组成
|
||
（1）春季航次调查
|
||
（2）夏季航次调查
|
||
浮游植物共计2门3纲7目15科20属42种。其中，硅藻门17属37种，占总种数的88.10%；甲藻门有3属5种，占11.90%。在硅藻门中，角毛藻属的种类最多，有12种；圆筛藻属6种。
|
||
（3）秋季航次调查
|
||
浮游植物共计2门3纲7目13科16属26种。其中，硅藻门13属21种，占总种数的80.77%；甲藻门有3属5种，占19.23%。在硅藻门中，圆筛藻属的种类最多，有5种；角毛藻属、菱形藻属、根管藻属各2种。
|
||
（4）冬季航次调查
|
||
浮游植物共计2门3纲7目12科15属28种。其中，硅藻门14属27种，占总种数的96.43%；甲藻门有1属1种，占3.57%。在硅藻门中，圆筛藻属的种类最多，有8种；角毛藻属6种；根管藻属2种。
|
||
图3-1 浮游植物种类数的季节变化
|
||
二、种类的季节变化
|
||
（1）春季浮游植物
|
||
主要以圆筛藻为主，生态类型多为广布种，广温广盐性。优势种有星脐圆筛藻、辐射圆筛藻、格氏圆筛藻、斯托根管藻、布氏双尾藻（Ditylum brightwellii）、细弱圆筛藻（Coscinodiscus subtilis）、中肋骨条藻、蛇目圆筛藻（Coscinodiscus argus）。
|
||
（2）夏季浮游植物
|
||
主要以角毛藻为主，生态类型多为温带、暖温带近岸种。优势种有旋链角毛藻、扭链角毛藻、劳氏角毛藻、窄隙角毛藻（Chaetoceros affinis）、丹麦细柱藻（Leptocylindrus danicus）。
|
||
（3）秋季浮游植物
|
||
为近岸性的温带和热带种类，优势种有笔尖根管藻（Rhizosolenia styliformis）、威氏圆筛藻（Coscinodiscus wailesii）。
|
||
（4）冬季浮游植物
|
||
主要以尖刺菱形藻（Nitzschia pungens）、星脐圆筛藻、柔弱角毛藻（Chaetoceros debilis）为主，生态类型以适温适盐的近岸种和广布种为主。
|
||
三、数量分布
|
||
（1）春季航次浮游植物
|
||
平均密度为5.04×104个/m3。其中，硅藻门的平均密度为4.08×104个/m3，占浮游植物总量的80.95%；甲藻门的平均密度为0.96×104个/m3，占浮游植物总量的19.05%。从数量分布看，浮游植物数量南部较北部海域多，深水区域大于近岸区域。
|
||
（2）夏季航次浮游植物
|
||
平均密度为417.44×104个/m3。其中，硅藻门的平均密度为400.29×104个/m3，占浮游植物总量的95.89%；甲藻门的平均密度为17.15×104个/m3，占浮游植物总量的4.11%。夏季浮游植物密度明显大于春季，浮游植物的密集区较春季有向北移动的趋势。
|
||
（3）秋季航次浮游植物
|
||
平均密度为269.59×104个/m3。其中，硅藻门的平均密度为260.25×104个/m3，占浮游植物总量的96.54%；甲藻门的平均密度为9.34×104个/m3，占浮游植物总量的3.46%。浮游植物生物密度分布不均匀，密集区出现在独流减河河口附近。
|
||
（4）冬季航次浮游植物
|
||
平均密度为39.85×104个/m3。其中，硅藻门的平均密度为39.65×104个/m3，占浮游植物总量的99.50%；甲藻门的平均密度为0.20×104个/m3，占浮游植物总量的0.50%。从数量分布看，分布趋势与春季相似，南部海域浮游植物密度较大，深水区大于浅水区。
|
||
四、生物群落多样性
|
||
春、夏、秋、冬四个季节，浮游植物的平均多样性指数为2.26，多样性指数水平适中，其中夏季最大，秋季次之，再次为春季，冬季最小；均匀度四季的平均值为0.62，指数较低，其中夏季最大，冬季次之，再次为春季，秋季最小；丰度指数的四季平均值为0.65，水平较低，其中夏季最大，秋季次之，再次为春季，冬季最小。
|
||
第二节 浮游动物
|
||
一、种类组成
|
||
（1）春季
|
||
共采集到浮游动物4类19种，按种类数统计，依次为桡足类10种（52.63%），幼体类7种（36.85%），毛颚类和十足类各1种（5.26%）。
|
||
（2）夏季
|
||
共采集到浮游动物5类22种，按种类数统计，依次为桡足类8种（36.36%），幼体类7种（31.82%），水螅水母5种（22.72%），毛颚类和栉水母类各1种（4.55%）。
|
||
（3）秋季
|
||
共采集到浮游动物4类12种，按种类数统计，依次为桡足类7种（58.34%），幼体类3种（25.00%），毛颚类和栉水母各1种（8.33%）。
|
||
（4）冬季
|
||
共采集到浮游动物3类10种，按种类数统计，依次为桡足类5种（50.00%），幼体类4种（40.00%），毛颚类1种（10.00%）。
|
||
从种类数来看，夏季最多，为22种；冬季最少为10种；春季高于秋季，分别为19种和12种（图3-2）。
|
||
图3-2 浮游动物种类数的季节变化
|
||
二、生物量及分布特征
|
||
（1）春季
|
||
浮游动物的生物量为254 mg/m3，北部海域生物量较南部海域高。优势种为中华哲水蚤（Calanus sinicus）。
|
||
（2）夏季
|
||
浮游动物的生物量为376 mg/m3，东部海域和西部近岸海域生物量较高。优势种为球型侧腕水母（Pleurobrachia globosa）、强壮滨箭虫（Aidanosagitta crassa）、卡玛拉水母（Malagazzia carolinae）和长尾类幼体。
|
||
（3）秋季
|
||
浮游动物的生物量为156 mg/m3，南部近岸海域生物量较高。优势种为强壮滨箭虫和真刺唇角水蚤（Labidocera euchaeta）。
|
||
（4）冬季
|
||
浮游动物的生物量为5 mg/m3，整个海域的生物量均较低。优势种为中华哲水蚤、强壮滨箭虫和真刺唇角水蚤。
|
||
三、生物群落多样性
|
||
浮游动物全年的多样性指数为1.326，均匀度指数为0.755。从多样性指数看，春季最高，为1.756；冬季最低，为1.063；夏季和秋季的多样性分别为1.394和1.089。从均匀度指数看，冬季最高，为0.878；夏季最低，为0.672；秋季和春季的结果相似，分别为0.727和0.742。
|
||
从种类数和生物量来看，均是夏季最高，从夏季到冬季递减，春季的种类数和生物量仅次于夏季。从组成的类群看，桡足类、幼体类和毛颚类是全年均出现的类群，栉水母出现在夏季和秋季，水螅水母出现在夏季。
|
||
第三节 底栖生物
|
||
一、种类组成
|
||
2012-2014年每年春、夏共6个航次调查，海河口水域共计检出大型底栖生物110种。其中，纽形动物2种，扁形动物1种，螠虫动物1种，腔肠动物3种，多毛类18种，软体动物43种，甲壳动物24种，棘皮动物6种，半索动物1种，脊索动物11种。
|
||
2012年春季，海河口水域共出现大型底栖生物53种，隶属于扁形动物、环节动物、软体动物、节肢动物、棘皮动物和脊索动物6个门。其中，软体动物出现的种类数最多，共27种；甲壳类13种；多毛类7种；棘皮动物3种；脊索动物2种；扁形动物1种。
|
||
2013年春季，海河口水域共出现大型底栖生物30种，隶属于腔肠动物、纽形动物、螠虫动物、环节动物、软体动物、节肢动物、棘皮动物和脊索动物8个门。其中，软体动物出现的种类数最多，共15种；甲壳类、多毛类和棘皮动物均为3种；纽形动物和脊索动物均为2种；腔肠动物和螠虫动物均为1种。
|
||
2014年春季，海河口水海域共出现大型底栖生物59种，隶属于腔肠动物、纽形动物、扁形动物、环节动物、软体动物、节肢动物、棘皮动物和脊索动物8个门。其中，软体动物出现的种类数最多，共28种；甲壳类14种；多毛类6种；脊索动物5种；棘皮动物3种；扁形动物、腔肠动物和纽形动物均为1种。
|
||
2012年夏季，海河口水域共出现大型底栖生物31种，隶属于螠虫动物、环节动物、软体动物、节肢动物、棘皮动物和脊索动物6个门。其中，软体动物出现的种类数最多，共14种；多毛类8种；甲壳类和棘皮动物均为3种；脊索动物2种；螠虫动物1种。
|
||
2013年夏季，海河口水域共出现大型底栖生物38种，隶属于螠虫动物、腔肠动物、环节动物、软体动物、节肢动物、棘皮动物和脊索动物7个门。其中，软体动物出现的种类数最多，共14种；甲壳类10种；多毛类8种；棘皮动物2种；脊索动物2种；腔肠动物和螠虫动物均为1种。
|
||
2014年夏季，海河口水域共出现大型底栖生物27种，隶属于腔肠动物、环节动物、软体动物、节肢动物、棘皮动物、半索动物和脊索动物7个门。其中，软体动物出现的种类数最多，共11种；多毛类6种；甲壳类4种；棘皮动物和脊索动物均为2种；腔肠动物和半索动物均为1种。
|
||
二、生物量和密度
|
||
海河口水域2012-2014年春季航次大型底栖生物的密度依次为1222.5个/m2、344.6个/m2、450.3个/m2，密度由2012年至2013年急剧减少，2014年又有所回升，其变化趋势与长偏顶蛤（Modiolus elongatus）的密度变化趋势有关。海河口水域2012-2014年夏季航次大型底栖生物的密度依次为245.0个/m2、103.0个/m2、69.9个/m2，密度自2012年至2014年逐渐减少。大型底栖生物密度分布极不均匀，呈碎片化。
|
||
海河口水域2012-2014年春季航次大型底栖生物的生物量依次为54.68 g/m2、77.48 g/m2、150.21 g/m2，生物量自2012年至2014年逐渐增加。海河口水域2012-2014年夏季航次大型底栖生物的生物量依次为297.56 g/m2、130.36 g/m2、11.75 g/m2，生物量自2012年至2014年逐渐下降。2012-2014年大型底栖生物的生物量呈现不均匀分布。
|
||
三、优势种
|
||
2012年春季航次优势种为长偏顶蛤，主要种为黑龙江河篮蛤（Potamocorbula amurensis）、红带织纹螺（Nassarius succinctus）；夏季航次优势种为长偏顶蛤，主要种为菲律宾蛤仔、棘刺锚参（Protankyra bidentata）。
|
||
2013年春季航次优势种为凸壳肌蛤，主要种为棘刺锚参、扁玉螺（Neverita didyma）、长偏顶蛤、伍氏蝼蛄虾（Austinogebia wuhsienweni）；夏季航次优势种为凸壳肌蛤、长偏顶蛤，主要种为棘刺锚参。
|
||
2014年春季航次优势种为凸壳肌蛤，主要种有为脆壳理蛤（Theora fragilis）、扁玉螺、豆形胡桃蛤（Nucula faba）、红带织纹螺等；夏季航次无优势种，主要种为凸壳肌蛤、棘刺锚参、长偏顶蛤等。
|
||
调查期间大型底栖生物的优势种经过了从长偏顶蛤到凸壳肌蛤的转变过程，主要种由2012年的2种逐渐增加到2014年的6～9种，种群结构发生了较为明显的变化。
|
||
四、生物群落多样性
|
||
2012年多样性指数为1.37，均匀度指数为0.56，丰富度指数为0.90；2013年多样性指数为1.82，均匀度指数为0.70，丰富度指数为0.84；2014年多样性指数为2.01，均匀度指数为0.73，丰富度指数为1.14。调查期间大型底栖生物多样性指数和均匀度指数呈现逐年递增的趋势；丰富度指数2013年较2012年低，但相差不大，2014年明显高于2012年和2013年；大型底栖生物的生境质量呈现逐年改善的趋势。
|
||
第四节 游泳动物
|
||
一、种类组成
|
||
2012-2014年6个航次调查共捕获游泳动物48种。其中，鱼类28种，占渔获物种类数的58.33%，隶属于9目19科；无脊椎动物20种，隶属于4目13科。其中，虾类12种，占渔获物种类数的25.00%；蟹类5种，占渔获物种类数的10.42%；头足类3种，占渔获物种类数的6.25%。
|
||
2012年共捕获游泳动物41种。其中，鱼类23种，占渔获物种类数的56.10%，隶属于7目15科；无脊椎动物18种，隶属于4目11科。其中，虾类11种，占渔获物种类数的26.83%；蟹类4种，占渔获物种类数的9.75%；头足类3种，占渔获物种类数的7.32%。
|
||
2013年共捕获游泳动物40种。其中，鱼类24种，占渔获物种类数的60.00%，隶属于7目16科；无脊椎动物16种，隶属于4目13科。其中，虾类8种，占渔获物种类数的20.00%；蟹类5种，占渔获物种类数的12.50%；头足类3种，占渔获物种类数的7.50%。
|
||
2014年共捕获游泳动物35种。其中，鱼类21种，占渔获物种类数的60.00%，隶属于5目13科；无脊椎动物14种，隶属于4目10科。其中，虾类7种，占渔获物种类数的20.00%；蟹类4种，占渔获物种类数的11.43%；头足类3种，占渔获物种类数的8.57%。
|
||
二、生物量
|
||
（1）春季
|
||
2012-2014年，捕获游泳动物的平均生物量为8.81 kg/h。其中，鱼类为1.77 kg/h，总渔获量占20.10%；甲壳类为6.18 kg/h，总渔获量占70.14%；头足类为0.86 kg/h，总渔获量占9.76%。
|
||
（2）夏季
|
||
2012-2014年，捕获游泳动物的平均生物量为23.54 kg/h。其中，鱼类为5.87 kg/h，总渔获量占24.93%；甲壳类为14.74 kg/h，总渔获量占62.62%；头足类为2.93 kg/h，总渔获量占12.45%。
|
||
（3）秋季
|
||
2012-2014年，捕获游泳动物的平均生物量为33.20 kg/h。其中，鱼类为3.21 kg/h，总渔获量占9.67%；甲壳类为27.27 kg/h，总渔获量占82.14%；头足类为2.72 kg/h，总渔获量占8.19%。
|
||
三、生物密度
|
||
（1）春季
|
||
2012-2014年，捕获游泳动物的平均密度为813.03个/h。其中，鱼类为159.29个/h，占19.59%；甲壳类为612.96个/h，占75.39%；头足类为40.78个/h，占5.02%。
|
||
（2）夏季
|
||
2012-2014年，捕获游泳动物的平均密度为1831.58个/h。其中，鱼类为691.56个/h，占37.76%；甲壳类为731.68个/h，占39.95%；头足类为408.34个/h，占22.29%。
|
||
（3）秋季
|
||
2012-2014年，捕获游泳动物的平均密度为1628.20个/h。其中，鱼类为202.19个/h，占12.42%；甲壳类为1141.55个/h，占70.11%；头足类为284.46个/h，占17.47%。
|
||
四、优势种
|
||
根据样品分析结果，2012年优势种为口虾蛄、火枪乌贼、青鳞小沙丁鱼、六丝钝尾鰕虎鱼（Amblychaeturichthys hexanema）；2013年优势种为口虾蛄、火枪乌贼、六丝钝尾鰕虎鱼、日本蟳；2014年优势种为口虾蛄、三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus）、火枪乌贼、六丝钝尾鰕虎鱼。
|
||
五、生物群落多样性
|
||
2012-2014年各个航次游泳动物群落多样性指数、均匀度指数和丰度指数见表3-3。从表3-3数据可以看出，游泳动物群落多样性不高且呈逐年下降趋势，多样性指数、均匀度指数和丰富度指数全年平均值均为2012年＞2013年＞2014年。
|
||
表3-3 2012-2014年各个航次游泳动物群落多样性特征
|
||
六、主要游泳动物简介
|
||
焦氏舌鳎（Cynoglossus joyneri），又名短吻红舌鳎，俗名牛舌、鳎目等，为亚热带和暖温带近海小型底层鱼类。隶属于脊索动物门、硬骨鱼纲、辐鳍亚纲、鲽形目、舌鳎科、舌鳎属。体呈舌形，极侧扁；两眼小，均位于左侧。有眼侧赤红，有3条侧线；无眼侧无侧线。焦氏舌鳎为广泛分布在我国近海的底层鱼类。我国主要产于黄海至南海，栖息在水深为20～70 m的泥沙质海底；在渤海水深10 m以浅的水域也有分布，为北方习见种类。最大体长24 cm。主要摄食多毛类、虾、蟹、小型贝类、蛇尾类、幼鱼等。在渤海的种群，3-9月在近岸索饵，产卵在河口及沿岸浅水区，10月以后回深海区越冬。
|
||
日本蟳[Charybdis（Charybdis）japonica]，别名海红、石蟹等，经济种类。隶属于节肢动物门、甲壳纲、软甲亚纲、十足目、梭子蟹科、蟳属。灰绿色或棕红色，头胸甲略呈扇状，长约6 cm、宽约9 cm，前方额缘有明显的6个尖齿。沿岸定居性种类，肉质细嫰、味道鲜美、生长迅速、成活率高、对环境适应能力强。一般生活在低潮线、有水草或泥沙的水底及潜伏于石块下。主要摄食甲壳类，也摄食双壳类和鱼类。繁殖期为5-9月。
|
||
中国对虾（Penaeus chinensis），别称中国明对虾，俗称东方对虾（图3-4）。中国对虾属广温、广盐性、一年生暖水性大型洄游虾类，雄虾俗称“黄虾”，一般体长155 mm，体重30～40 g；雌虾俗称“青虾”，一般体长190 mm，体重75～85 g。底栖生物食性，主要摄食甲壳类和双壳类，并摄食一定数量的多毛类、腹足类和仔稚鱼。
|
||
图3-4 中国对虾
|
||
口虾蛄（Oratosquilla oratoria），别称皮皮虾、虾爬子等，经济品种（图3-5）。隶属于节肢动物门、甲壳纲、软甲亚纲、口足目、虾蛄科、口虾蛄属。广泛分布于我国沿海，栖息在水深为5～60 m的水域，常穴居在海底泥沙砾的洞中，洞穴常呈U形（徐海龙等，2010）。主要摄食双壳类和甲壳类，也摄食鱼类和头足类，少量摄食多毛类、腹足类和水螅类。产卵期主要在5-9月。
|
||
斑鰶（Konosirus punctatus），俗名扁鰶、鰶鱼等。近岸小型食用鱼类。体梭形，侧扁，腹有锯齿状棱鳞。背鳍最后一鳍条延长为丝状。体背缘绿色，体侧和腹面银白色，鳃盖后上方有1块明显的墨绿色斑点。浅海性鱼类，以海湾和河口一带较多，有时也进入淡水。产卵期为5-8月。主要摄食浮游植物，也摄食浮游动物。
|
||
图3-5 口虾蛄
|
||
银鲳（Pampus argenteus），俗称平鱼、镜鱼、车片鱼、鲳鱼等（图3-6）。隶属于鲈形目、鲳科、鲳属。体侧扁，近菱形，头小。体背部青灰色，腹部乳白色，皆具银色光泽，多数鳞片具细微的黑色小点。为近海中下层鱼类，产卵期为6月。浮游动物食性，主要摄食水母类、涟虫类、桡足类（小拟哲水蚤、真刺唇角水蚤）和端足类（细拟长脚），次要摄食多毛类幼体、腹足类幼体、大眼剑水蚤、长尾类幼体和仔稚鱼等。为暖温性近海中下层鱼类。产卵期5-8月。
|
||
图3-6 银鲳
|
||
中国花鲈（Lateolabrax maculatus），俗称鲈板、鲈子鱼等，经济种类（图3-7）。隶属于鲈形目、鮨科、花鲈属。体长侧扁，体背侧青灰色，下部灰白色。体侧及背鳍鳍棘基部有若干黑色斑点，斑点随年龄的增加而减少。中国花鲈为近岸浅海鱼类，喜栖息于河口咸淡水处，也可生活于淡水中，性凶猛。主要摄食日本鳀（Engraulis j aponicus）、口虾蛄和小黄鱼，次要摄食短蛸（Amphioctopus fangsiao）、鹰爪虾（Trachysalambria curvirostris）、其他甲壳类、黄鲫（Setipinna tenuifilis）、凤鲚（Coilia mystus）、黑鳃梅童鱼（Collichthys niveatus）、棘头梅童鱼（Collichthys lucidus）、斑尾刺鰕虎鱼、六丝钝尾鰕虎鱼和其他鱼类。产卵期8-12月上旬。
|
||
图3-7 中国花鲈
|
||
蓝点马鲛（Scomberomorus niphonius），俗称鲅鱼、燕鱼。隶属于鲈形目、鲭科、马鲛属。体延长，侧扁；尾柄细，两侧在尾鳍基部各具3条隆起脊。体背部黑蓝色，腹部银灰色。沿体侧中央有数列黑色圆形斑点。背鳍黑色。腹鳍、臀鳍黄色，有黑色边缘。尾鳍灰褐色。中上层凶猛鱼类，主要摄食日本鳀和其他鱼类，次要摄食火枪乌贼、口虾蛄、其他甲壳类、青鳞小沙丁鱼、斑鰶和黄鲫。暖水大洋性鱼类。
|
||
梭鱼（Chelon haematocheilus），俗名红眼、肉棍子、赤眼梭等，经济种类。隶属于鲻形目、鲻科、鲻属。近岸暖水性海产鱼类，喜栖息于江河口咸淡水区及海湾内，也可进入淡水。体细长，前部为亚圆筒形，后部侧扁，背缘平直，腹部圆形。头短宽、平扁，背部平坦。主要摄食小型底栖生物、线虫、多毛类，浮游生物的小型微型甲壳类，硅藻、蓝藻、鞭毛藻及其他微型藻，有机颗粒及碎屑，细菌等。
|
||
斑尾刺鰕虎鱼（Acanthogobius ommaturus），别名矛尾复鰕虎鱼、斑尾复鰕虎鱼、矛尾刺鰕虎鱼，俗名海年光、油光鱼、光鱼等。体延长，前部呈圆筒形，后部侧扁而细；尾柄粗短。体呈淡黄褐色，中小个体体侧常具数个黑色斑块。背侧淡褐色。头部有不规则暗色斑纹。暖温性近岸底层中大型鰕虎鱼类，栖息于沿海、港湾及河口咸、淡水交汇处，也进入淡水。喜栖息于底质为淤泥或泥沙的水域，多穴居。性凶猛，主要摄食各种幼鱼、虾、蟹和小型软体动物。产卵期3-4月，常在淤泥的洞中产卵。
|
||
三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus），俗名梭子蟹、海螃蟹等，经济种类。隶属于十足目、梭子蟹科、梭子蟹属。头胸甲呈梭形，稍隆起，表面具有分散的颗粒。胃区具有疣状突起，心区具2个疣状突起。暖温性、多年生大型蟹类。常潜伏于海底或河口附近，性凶猛好斗。底栖动物食性，主要摄食双壳类，也摄食甲壳类，少量摄食棘皮类、鱼类、头足类和腹足类。渤海三疣梭子蟹为地方性种群，4月上、中旬开始生殖洄游，主要在渤海湾和莱州湾近岸产卵。7-8月为越年蟹交配盛期，9-10月为当年蟹交配盛期。
|
||
火枪乌贼（Loliolus beka），俗名鱿鱼仔。个体小，胴部圆锥形，后部削直，体表具有大小相间的近圆形色素斑。沿岸性生活。主要捕食小虾类，本身为鱼类的捕食对象。产卵期5-6月。
|
||
第五节 湿地植物
|
||
一、湿地植物区系的基本构成
|
||
1.植物科属统计
|
||
根据2009-2016年天津市水生生物多样性监测及评价项目调查，天津地区的湿地植物区系在组成上以华北成分为主。天津地区的湿地植物区系组成比较丰富，生活型齐全，基本具有我国北部地区植物的各种常见种类，植物资源相对比较丰富。特点是优势种多，覆盖度大，常成片生长，较大面积地分布，并组成以其本身为优势种或次优势种的植物群落。该地区植物以禾本科、菊科、豆科等为代表的草本植物占主要地位，如芦苇（Phragmites australis）、香蒲（Typha orientalis）、獐毛（Aeluropus sinensis）、羊草（Leymus chinensis）、白羊草（Bothriochloa ischcemum）、狗尾草（Setaria viridis）、金色狗尾草（Setaria glauca）、虎尾草（Chloris virgata）、马唐（Digitaria sanguinalis）、稗（Echinochloa crusgali）、白茅（Imperata cylindrica）、星星草（Puccinellia tenuiflora）、碱茅（Puccinellia distans）、阿尔泰狗娃花（Heteropap pus altaicus）、大蓟（Cirsium japonicum）、刺儿菜（Cirsium setosum）、蒲公英（Taraxacum mongolicum）、苣荬菜（Sonchus arvensis）、山莴苣（Lagedium sibiricum）、地黄（Rehmannia glutinosa）、打碗花（Calystegia hederacea）、茵陈蒿（Artemisia capillaris）、柳叶蒿（Artemisia integrifolia）、葎草（Humulus scandens）、独行莱（Lepidium apetalum）、萹蓄（Polygonum aviculare）、蒙古鸦葱（Scorzonera mongolica）、碱菀（Tripolium vulgate）、野大豆（Glycine soja）、糙叶黄耆（Astragalus scaberrimus）、狭叶米口袋（Gueldenstaedtia stenophylla）等。
|
||
调查共发现植物有72科387种（包括种以下单位）。其中，裸子植物4科5种，被子植物68科382种。被子植物中，双子叶植物53科264种，单子叶植物15科118种（表3-4）。野生植物种类最多的科依次为菊科、禾本科、旋花科、藜科、莎草科、豆科、十字花科、蓼科；栽培种类最多的科依次为菊科、蔷薇科、豆科、葫芦科、禾本科、茄科、锦葵科、百合科、木犀科、杨柳科、松科。
|
||
2.植物生活型构成
|
||
调查发现，湿地植物主要以草本植物为主，乔木、灌木、藤本植物种类较少。其中，草本植物包括一年生、二年生和多年生植物，包括旱生、中生、湿生和水生等各种类型，主要以野生植物为主。乔木和灌木中野生种类偏少，只有柽柳（Tamarix chinensis）、酸枣（Ziziphus j uj ubavar.spinosa）、达乌里胡枝子（Lespedeza davurica）、枸杞（Lycium chinense）4种，紫穗槐疑似栽培逸为野生的灌木，其余的都是栽培植物。藤本植物包括缠绕藤本、攀援藤本和卷须藤本三小类，共计25种，如菟丝子（Cuscuta chinensis）、盒子草（Actinostemma tenerum）、葫芦（Lagenaria siceraria）等。
|
||
表3-4 天津市湿地植物的分类统计
|
||
二、植物区系地理成分构成
|
||
1.世界广布成分
|
||
根据调查统计，天津地区湿地植物大多数种类属于世界广布成分，如水烛（Typha angustifolia）、无苞香蒲（Typha laxmannii）、芦苇、稗草等，都是本地区沼泽和沼泽草甸的建群种；菹草（Potamogeton crispus）、金鱼藻（Ceratophyllum demersum）、角果藻（Zannichellia palustris）等，都是本地区水生生境中常见的世界广布种；狗尾草、藜（Chenopodium album）、反枝苋（Amaranthus retroflexus），现广泛传播并归化为世界广布种；田旋花（Convolvulus arvensis）、荠（Capsella bursa pastoris）、野西瓜苗（Hibiscus trionum）、苦苣菜（Sonchus oleraceus）等，也都是本地区最常见的属于世界广布种的农田杂草。
|
||
2.泛北极成分
|
||
属于泛北极成分的有浮萍科的浮萍（Lemna minor）、眼子菜科的浮叶眼子菜（Potamogeton natans）；禾本科的止血马唐（Digitaria ischaemum）、牛筋草（Eleusine indica）等均为潮湿地、河滩沼泽化草甸的建群成分；蔷薇科的朝天委陵菜（Potentilla supina）等，是矮草盐化草甸的优势种或伴生种；菊科的鬼针草（Bidens pilosa）、黄花蒿（Artemisia annua），蓼科的长刺酸模（Rumex trisetifer）等，都是泛北极植物。
|
||
3.古北极成分
|
||
属于古北极成分的主要有旋覆花（Inula japonica）、猪毛菜（Salsola collina）、罗布麻（Apolynum venetum）。水生沼生的古北极植物有龙胆科的荇菜（Nymphoides peltatum）；十字花科的光果宽叶独行菜（Lepidium latifoliumvar.affine）、蓼科的萹蓄等，都属于古北极成分的杂草类植物。
|
||
4.东古北极成分
|
||
属于东古北极成分的有平车前（Plantago depressa）、阿尔泰狗娃花等，均为草甸伴生杂类草。
|
||
5.古地中海成分
|
||
属于古地中海成分的有禾本科的獐毛、藜科的地肤（Kochia scoparia）、蒺藜科的小果白刺（Nitraria sibirica），为滨海平原上的盐生灌丛，在滨海新区、七里海湿地、大港湿地均有分布。
|
||
6.达乌里—蒙古成分
|
||
禾本科的羊草，为中旱生到广旱生草原种；豆科黄耆属的斜茎黄耆（Astragalus adsurgens）、糙叶黄耆，白花丹科的二色补血草（Limonium bicolor）、百合科的兴安天门冬（Asparagus dauricus）等，都属于达乌里-蒙古成分的植物。
|
||
7.东亚成分
|
||
属于东亚成分的乔木有苦木科的臭椿（Ailanthus altissima），是一种喜暖的树种；灌丛有酸枣，中生草甸伴生植物有禾本科的荻（Triarrhena sacchariflora）、黄背草（Themeda japonica），菊科的茵陈蒿等。
|
||
8.西伯利亚成分
|
||
属于西伯利亚成分的有萝摩科的地梢瓜（Cynanchum thesioides）等。
|
||
三、植物区系特点
|
||
1.优势种多，覆盖度大
|
||
根据植被的野外调查可知，主要湿地生境的野生植物种类大都属于零散分布，但集中分布的优势种种类丰富、数量众多。优势植物在分布上常具有斑块状、条带状分布的特点，最典型的种类如芦苇、香蒲、盐地碱蓬（Suaeda salsa）、碱蓬（Suaeda glauca）、地肤、萹蓄、大蓟、曼陀罗（Datura stramonium）、苍耳（Xanthium sibiricum）、黄花蒿、猪毛蒿（Artemisia scoparia）、茵陈蒿、翅果菊（Pterocypsela indica）、藜、皱果苋（Amaranthus viridis）、长芒苋（Amaranthus palmeri）、狗尾草、虎尾草、羊草、扁秆蔍草（Scirpus planiculmis）等。这些优势种类群集度高，覆盖度大，常常组成以自身为优势种或共优种的群落。
|
||
2.植物区系地理成分复杂多样
|
||
天津地区的湿地植物覆盖了中国15个植物区系地理成分中的13个，即除了中亚成分和中国特有成分缺乏外，其他地理成分均有分布。其中，以世界广布的属种居多（占26%）；其次是泛热带成分和北温带成分；旧世界温带成分也占据了较大的比例（占12%）。其中，北温带成分的种类仍是海河河口区的主体，其他9个地理成分的属共占约18%。植物区系地理成分组成的复杂多样，体现了区域生境扰动的多样性。
|
||
3.生活型齐全，生态类群丰富，盐生植物种类多
|
||
湿地区内植物包括乔木、灌木、草本和藤本植物，生态类群包括水生植物、沼泽和沼泽化草甸植物、盐生草甸植物等。海河河口区内盐生植物种类和数量均较丰富，盐生植物在保持水土、提供畜牧饲料、盐碱地植被恢复方面均占据重要的地位。
|
||
4.栽培及外来物种增加迅速
|
||
由于农业、渔业、旅游业的发展以及城市绿化美化的需要，天津地区栽培及外来植物种类增加很快。根据调查的结果，增加的植物种类大部分为园林绿化种类，少数为新引进的园艺种类，有70多种。
|
||
此外，本次调查中发现3种此前天津没有记录的野生植物分布，即长芒苋、大米草（Spartina anglica）和旱黍草（Panicum trypheron）。其中，前两种均为原产美洲的植物，在中国归化或入侵时间不长，在天津及保护区内发现还属首次。外来物种的出现需引起相关重视。
|
||
5.近10年扰动增加，影响了植物生存环境
|
||
由于经济社会发展需要，近岸滩涂被侵占、一些湿地被开发旅游、开挖池塘、道路修建、湿地改旱地、河流底泥抽取、除草剂滥用等诸多扰动，对野生植物种类和数量均造成较大的影响。部分植物分布遭到压缩从而数量减少甚至匿迹，部分植物则获得过度扩张的机会。扰动，尤其是人为扰动，使得部分湿地内的植物结构及其多样性产生较大的变动。
|
||
四、主要植被类型
|
||
1.灌丛
|
||
（1）酸枣群落
|
||
优势种为酸枣，高度为150～250 cm。主要伴生种有猪毛蒿、益母草（Leonurus artemisia）、狗尾草、虎尾草、独行菜等。主要分布在地势较高的台地顶端或边缘。由于耕地拓展和农业活动，酸枣群落的数量正在受到压缩。
|
||
（2）柽柳群落
|
||
优势种为柽柳，高度为200～400 cm。柽柳花期较长，花色为粉红色，在盛花期呈现出非常靓丽的景观。主要伴生种有益母草、狗尾草、中华小苦荬（Ixeridium chinense）等，偶可见有萝藦（Metaplexis japonica）、鹅绒藤（Cynanchum chinense）等藤本植物攀附其上。主要分布在湿地区内靠近水域之处，如河边、池塘沿岸等。由于耕地拓展和农业活动，柽柳群落的数量正在受到压缩。
|
||
（3）紫穗槐群落
|
||
优势种为紫穗槐，曾为栽培植物，后为野生。主要伴生种有蒲公英、独行菜、狗尾草、萹蓄等，常见牵牛（Pharbitis nil）、鹅绒藤等藤本植物。主要分布在耕地、建筑物、公路周边。
|
||
2.灌草丛
|
||
灌木散生于草本植物之间，草本植物是优势种。
|
||
典型群落为酸枣鬼针草灌草群落：酸枣不成为优势种，而仅是散生于草本层中间。草本层的优势种为鬼针草，高度80～120 cm。主要伴生种有狗尾草、藜、猪毛菜、荠菜、独行菜等，常见牵牛属植物。
|
||
3.草甸植被
|
||
（1）碱蓬-地肤群落
|
||
碱蓬和地肤两种藜科植物呈斑块状、条带状分布，常见分别独立成为单优群落，也常见两种构成共优种群落，有时密度极大。主要伴生种有藜、独行菜、蒲公英等，也见有鹅绒藤、萝摩、野大豆等藤本植物攀附其上。主要分布在道路沿线、耕地周围，分布极广，数量极多，生物量极大。由于种子丰富，出芽率和成活率高，没有天敌，有扩大分布的趋势。
|
||
（2）大蓟群落
|
||
优势种为大蓟，高度为150～200 cm。常形成单优群落，盛花期群落呈现鲜艳的紫红色。主要伴生种有铁苋菜（Acalypha australis）、打碗花、砂引草（Messerschmidia sibirica）、狗尾草、益母草、龙葵（Solanum nigrum）等。常呈斑块状、条带状分布，形成面积达10 m2以上的群落。大蓟为多年生植物，常靠根状茎繁殖，有扩大分布的趋势。
|
||
（3）曼陀罗群落
|
||
优势种为曼陀罗，高度可达250 cm，覆盖度85%左右。单株冠幅常可达2 m2，分枝繁多，叶面积宽大，生物量极大。常形成单优群落，主要伴生种有苘麻（Abutilon theophrasti）、斑种草（Bothriospermum chinense）、苍耳、狗娃花（Heter-opap pus hispidus）、蒲公英、鳢肠（Eclipta prostrata）等。较为常见，常分布于耕地旁、垃圾堆周围等较为肥沃的地段。由于其种子丰富，出芽率和成活率高，没有天敌，有扩大分布的趋势。
|
||
（4）苍耳群落
|
||
优势种为苍耳，有的单株冠幅常可达1 m2，分枝繁多，生物量极大。常形成单优群落，主要伴生种有鳢肠、狗尾草、虎尾草、马唐、画眉草（Eragrostis pi-losa）等。较为常见，常分布于耕地旁、村庄附近等较为肥沃的地段。苍耳种子丰富，繁殖较决，生物量也较大，可能有扩张的趋势。
|
||
（5）黄花蒿群落
|
||
优势种为黄花蒿。常形成单优群落，也可与猪毛蒿形成共优种群落。主要伴生种有狗尾草、虎尾草、萹蓄、猪毛菜、长萼鸡眼草（Kummerowia stipula-cea）、画眉草、繁穗苋（Amaranthus paniculatus）、刺苋（Amaranthus spinosus）等。旱生、中生生境常见，分布范围较广。
|
||
（6）猪毛蒿-茵陈蒿群落
|
||
常形成共优种群落。由于花期两者的叶色不同，常形成浅灰绿色（猪毛蒿）和草绿色（茵陈蒿）相间的群落面貌，很容易辨认。主要伴生种有无芒稗（Echinochloa crusgalli var.mitis）、狗尾草、金色狗尾草、小画眉草（Eragros-tis minor）、紫马唐（Digitaria violascens）等，常见鹅绒藤、菟丝子等缠绕其上。常可见于堤岸、人工林缘等偏旱生、中生生境。
|
||
（7）翅果菊群落
|
||
优势种为翅果菊。主要伴生种有车前（P lantago asiatica）、地黄、独行菜、藜、地肤、刺儿菜、碱蒿（Artemisia anethifolia）等。翅果菊分枝繁多，生物量较大，盛花期群落常呈现金黄色的面貌。该群落主要分布在道路两旁灌草丛中和耕地周边，较为常见。
|
||
（8）狗尾草-虎尾草群落
|
||
狗尾草和虎尾草呈斑块状分布，常见分别独立成为单优种群落，也常见两种构成共优种群落。主要伴生种有金色狗尾草、稗、藜、地肤、独行菜、苣荬菜、萹蓄等，也见有田旋花、打碗花等藤本植物生于其中。主要分布在道路沿线、耕地周围，分布极广，数量极多，生物量较大。
|
||
（9）羊草群落
|
||
优势种为羊草，高度为25～45 cm。群落内少见其他植物生长。生长期内，群落常呈现蓝灰色。常见于耕地和道路之间的过渡带，常呈条带状分布，绵延可达十数米至数十米。羊草生物量极大，在景观上和牧业上均有利用空间，值得加以重视。
|
||
（10）荻群落
|
||
优势种为荻，常见形成单优种群落。群落内少见其他植物生长。由于农耕、修路等人为活动，分布大量减少。荻具有较高的观赏和利用价值，应加以保护。
|
||
4.藤本植物群落
|
||
（1）葎草群落
|
||
优势种为葎草。葎草攀援于芦苇等草本植物之上，群落的高度依赖于攀附物的高度。伴生种较少，如藜、狗尾草、马唐等。此群落类型在湿地区内分布极广，常见于芦苇荡中、道路旁、人工林缘和耕地周围。葎草为一年生大型攀援草本，茎常可蔓延10 m以上，叶繁茂，其形成的群落面积较大，常蔓延至十几米至几十米。葎草在群落中占有压倒性的优势，常覆盖其他植物，影响它们生长。由于葎草生物量大，种子丰富，繁殖迅速，常入侵至庄稼地和村落。
|
||
（2）鹅绒藤-芦苇群落
|
||
优势种为鹅绒藤和芦苇。鹅绒藤依附于芦苇之上生长。由于鹅绒藤生物量大，常压弯、扑倒所依附的植物，使群落高度低于所依附植物。伴生种主要有大蓟、东亚市藜（Chenopodium urbicumsubsp.sinicum）、蒲公英等少数几种，偶见其他植物种类。该群落类型分布广。鹅绒藤在群落中占有绝对优势，因为是多年生植物，繁殖迅速，蔓延面积宽，已对芦苇造成较大胁迫，应引起注意。
|
||
（3）野大豆群落
|
||
野大豆为国家Ⅱ级保护植物，在天津地区的七里海湿地、北大港湿地、大黄堡湿地等分布较为广泛。该群落类型的优势种为野大豆。野大豆为缠绕植物，其群落高度常依赖于所缠绕的植物，常形成单优群落。伴生种主要有榆树、苘麻、苣荬菜、狗尾草、虎尾草、马唐等。
|
||
（4）牵牛属群落
|
||
优势种为牵牛属植物，包括牵牛、裂叶牵牛（Pharbitis hederacea）、圆叶牵牛（Pharbitis purpurea）3种，常缠绕于其他植物之上，常形成单优种群落或2～3种共优群落。伴生种主要有藜、地肤、狗尾草、马唐、蒲公英等。该群落类型在天津湿地分布极为广泛，常形成数十平方米的群落。生物量较大，种子丰富，繁殖迅速，有扩张蔓延的趋势。
|
||
5.湿生、水生植物群落
|
||
（1）芦苇群落
|
||
优势种为芦苇，群落高度200～350 cm。主要伴生种有大蓟、东亚市藜、藜、地肤、扁秆蔍草、稗等，常可见与葎草、鹅绒藤形成群落。值得一提的是，芦苇群落中偶可见小面积分布的盒子草，后者能见量已渐少。芦苇为七里海等湿地的优势物种，数量最多、分布面积最广，也是沼泽演替的终极物种。芦苇既是当地旗舰物种，在构成群落、净化水质、保持水土等方面发挥着极为重要的作用，又是当地重要的经济作物之一。
|
||
（2）水烛-水葱群落
|
||
常见为水烛和水葱形成共优种群落。主要伴生种为扁秆蔍草、芦苇等挺水植物，分布于开阔的水面芦苇较少之处。
|
||
（3）扁秆蔍草群落
|
||
优势种为扁秆蔍草。主要伴生种为地肤、萹蓄等，伴生种种类贫乏。扁秆蔍草群落多分布于滨水地带，如池塘沿岸、河流浅滩等地。
|
||
（4）大米草群落
|
||
优势种为大米草，常见形成单优种群落。群落内少见其他植物生长。由于近海海域生态修复，永定新河河口区、大港、汉沽近岸滩涂分布较多。
|
||
五、植物资源及其特点
|
||
1.盐生植物资源
|
||
天津地区盐生植物种类丰富，分布较广，数量较多。盐生植物在保持水土、提供畜牧材料、盐碱地植被恢复方面均占据重要的地位。重要的盐生植物包括：①聚盐性植物，如苣荬菜、大蓟、盐地碱蓬、碱蓬、地肤、华蒲公英（Taraxacum borealisenense）、乳苣（Mulgedium tataricum）等；②拒盐性植物，如野大豆、紫穗槐、砂引草、红蓼（Polygonum orientale）、匙荠（Bunias cochlearioides）、旋覆花、碱菀、虎尾草、白茅、马唐、芦苇、水烛、水葱等；③泌盐性植物，如柽柳、猪毛菜、中亚滨藜（Atriplex centralasiatica）、东亚市藜、藜、獐毛等。
|
||
多数盐生植物是一些富含营养的家畜饲草资源。盐生植物如野大豆为国家Ⅱ级保护植物，广泛分布在大黄堡、七里海、北大港等湿地。野大豆是重要的抗盐种质资源和基因库，是当前国内外研究遗传育种的重要种质资源。野大豆是栽培大豆的近缘野生种，是栽培大豆育种的重要种质资源，在农业育种上可用野大豆进一步培育优良的大豆品种，并提高大豆的抗盐能力。其他重要的盐生植物如盐地碱蓬、碱蓬等也都是重要的抗盐种质资源，它们能生长在高盐浓度的土壤生境中，在生理上具有抗盐特性，其抗盐性接近于海水浓度。如果采用海水灌溉，经过选育和改良，其抗盐能力还可以提高，是一种很有发展前途的可以直接用海水灌溉的经济盐生植物。
|
||
另外，盐生植物能够吸收和积累大量的盐分，是很好的盐碱土生物改良剂，常被用于盐碱地植被恢复，如苣荬菜、大蓟、乳苣、紫穗槐等。还有的盐生植物具有良好的景观效果，可以开发用于园林绿化。
|
||
2.其他植物资源
|
||
（1）纤维植物
|
||
重要的纤维植物有芦苇、苘麻、马蔺（Iris lacteavar.chinensis）、罗布麻等，这些植物除罗布麻外，其他的种类数量均较为丰富，分布也较广泛。其中，芦苇是重要的水生纤维类资源植物，它不仅具有重要的经济效益，同时对维持河口区的生态平衡、净化水域以及保护生物物种的多样性，也具有非常重要的作用，目前多用于造纸原料及建筑用材。芦苇的根状茎、秆、叶及花序均可供药用，其中根状茎名芦根，是历史悠久的传统中药，能清热生津、止呕、利尿；根状茎富含淀粉和蛋白质，可熬糖和酿酒；又因根状茎粗壮、蔓延力强，是优良的固堤、固沙植物；嫩茎叶在抽穗前含糖分较高，各种家禽喜食；芦苇嫩笋可食，并具有防癌、治癌等功效。
|
||
（2）药用植物
|
||
天津地区的湿地中具有丰富的药用植物资源，以不同的形式被用于各种场合。据统计有130余种，约占调查草本植物种类的一半。常见的中药、草药植物有益母草、地黄、枸杞、车前、罗布麻、牵牛花、薄荷（Mentha haplocalyx）、曼陀罗、金银花、刺儿菜、茵陈蒿、苣荬菜、白茅、芦苇、香蒲、打碗花、红蓼、苍耳等。其中，益母草是著名的妇科理疗和保健药品的原材料；地黄具有清热解毒等功效；香蒲的成熟果序则可用于治疗外伤出血等。
|
||
（3）食用和饲料植物
|
||
①野菜植物：湿地周边居民最常采食的野菜植物有马齿苋（Portulaca oleracea）、地肤、碱蓬、荠菜、蒲公英、苣荬菜、乳苣、苋（Amaranthus tricolor）、萹蓄等。其中，不少种类是传统的野菜植物，如荠菜等。②野果植物：主要有酸枣、龙葵、马泡瓜（Lucumis melovar.agrestis）等，酸枣和龙葵可以直接食用，也可以制作果酱和饮料；马泡瓜具有一定的食用价值。③畜牧饲料：常见的饲料植物有碱蓬、野大豆、羊草、白羊草、狗尾草、虎尾草、马唐等。
|
||
（4）香料植物
|
||
可用作香料植物的主要为蒿属植物，包括碱蒿、莳萝蒿（Artemisia anethoides）、黄花蒿、艾蒿（Artemisia argyi）、茵陈蒿、野艾蒿（Artemisia lavandulaefolia）等，分布较为广泛；薄荷、藿香（Agastache rugosa）也是常见的香料植物，但野外分布较少。
|
||
（5）蜜源植物
|
||
蜜源植物种类较少，主要有酸枣、草木犀（Melilotus officinalis）、匙荠、蒲公英等。
|
||
（6）环保植物
|
||
①保持水土植物：主要种类有獐毛、狗牙根（Cynodon dactylon）、羊草、白茅、芦苇、香蒲、水葱、大米草等禾本科植物；②净化水质植物：有红蓼、碱菀、芦苇、水葱、水烛、无苞香蒲、美人蕉（Canmogeton distinctus）、菹草等；③污染指示植物：有碱蓬、红蓼、牵牛花、菖蒲（Acorus calamus）等，可以监测环境中汞、有机物等的含量。
|
||
（7）野生花卉
|
||
可用作野生花卉的植物种类极为丰富，包括：①木本植物，有柽柳、紫穗槐等；②草本植物，有罗布麻、砂引草、打碗花、田旋花、碱菀、阿尔泰狗娃花、旋覆花、蒲公英等；③藤本植物，有圆叶牵牛、裂叶牵牛、萝摩等。
|
||
（8）木材植物
|
||
木材植物种类较少，主要有臭椿、刺槐、榆等，木材材质并不佳。最近几年大量栽种的速生杨品种，其生长迅速，材质松软，可以用作轻质木材。
|
||
六、植物濒危状况
|
||
1.胁迫来源
|
||
（1）社会经济发展需要围海造陆，占用近岸海域大量滩涂
|
||
天津市近10年的围海造陆，虽然缓解了经济发展与建设用地不足的矛盾，但破坏海岸自然景观环境，破坏海洋生物链，使海洋生物锐减，造成生态环境和社会经济问题，不少海湾的自然环境因不合理的围海造陆活动而改变，严重损害了其栖息生物的生态环境，导致原有生物群落结构的破坏和物种的减少。
|
||
（2）农业、牧业、渔业生产、旅游业占用湿地
|
||
①传统的农业、牧业生产，农田开垦、牧场建设和放牧等活动，直接占用湿地面积，导致湿地变旱地；农业、牧业发展带来的扩张，同样也占用了一定的湿地，使得湿地植被受到破坏。②一些芦苇湿地由于没有经济效益，被以各种方式承包进行鱼、虾和蟹的养殖。鱼、虾、蟹养殖需要大片水面，因而带来芦苇湿地的开垦和破坏。③一些重要湿地保护和修复工程缺乏专业指导和技术规范，对区内的原生湿地植被或野生植物群落带来一定程度的影响。
|
||
（3）环境污染
|
||
①农业面源，牧业、种植等点源污染。农田、耕地排放带有农药、化肥残留的废水，牧场、养鱼池排放携带病菌、药物和激素的冲洗水、牲畜粪便，给湿地水体带来过度的负荷。②附近村落人的生活污水无组织、不经处理的排放，同样给湿地水环境造成污染压力，村民生活产生的固体废弃物无组织、不经处理的排放，成为湿地环境恶化的重要源头。③旅游业的发展，带来了系统外的物质和能量负载，外来游客的活动代谢物转嫁到了保护区生态系统内，同样也极易带来环境污染。
|
||
（4）工程建设导致生境受损
|
||
海河河口区，由于河道修建、沟渠管理、工厂厂区建设，导致湿地生境人工化、破碎化程度加剧，直接侵占野生植物的生存空间或阻隔植物的繁殖通道，也对植物造成了负面影响。
|
||
（5）外来绿化品种对乡土种的影响尚待评估
|
||
由于城市景观、旅游业等绿化的需求，一些湿地区内采取了大规模、过度的绿化管理方式。
|
||
在利用湿地开展旅游、休闲、娱乐中进行野生植被刈除和外来植物引进栽植。非本地种取代乡土种，对湿地原生植物系统的冲击，其负面影响尚待评估。
|
||
2.野生植物受胁迫状况
|
||
（1）部分野生植物减少甚或消失
|
||
①分布面积缩减。分布面积严重缩减、数量剧烈减少的植物有地笋（Lycopus lucidus）、地黄、盒子草等。在以往的调查中，发现上述植物为常见或较常见，其分布和数量均较为可观。但近年来发现，其分布地缩减明显，仅在极为有限的地段可见其分布，分布地周围已经或者正在进行农、牧、渔业建设或扩张。②未记录到的植物甚或消失。小果白刺、补血草属植物、黄耆属植物、鸦葱属植物、角蒿等，在此次植物科考中没有发现，暗示其分布已极度压缩甚或消失。
|
||
（2）部分“超级”植物获得绝对优势
|
||
在自然状态下，由于植物本身的特性及其他自然胁迫，物种本来就具有自然的演替过程。而近几十年来人为胁迫的增强，可能加快了演替的进程。如土壤干扰活动（开垦耕地、修建道路和建筑物等）、外来物种引进栽植、施用除草剂等活动，可能抑制部分植物的发展，同时，为部分植物的入侵和取得竞争优势创造条件，从而产生繁殖快、分布广、数量大、生物量极高的“超级”植物。
|
||
多年植物调查发现，湿地区内出现20余种“超级”植物，包括桑科的葎草，蓼科的萹蓄，藜科的碱蓬、地肤，苋科的长芒苋，萝摩科的鹅绒藤，茄科的曼陀罗，旋花科的牵牛属植物，葫芦科的马泡瓜，菊科的大蓟、苍耳、黄花蒿、猪毛蒿、茵陈蒿、翅果菊，禾本科的狗尾草、虎尾草、羊草、马唐属植物以及莎草科的扁秆蔍草等。
|
||
取得压倒性竞争优势的“超级”植物常呈斑块状、条带状分布的特点，广泛分布于湿地区内各地。“超级”植物群集度高、覆盖度大，常常组成以自身为优势种或共优种的群落；由于在分布上处于扩张态势，对其他野生植物造成荫蔽和排挤，挤占了其他物种的生态位。“超级”植物的扩张和蔓延，可能导致野生植物种类、数量减少，植物系统稳定性降低等后果，需加以注意。
|
||
七、河口区典型植物
|
||
1.蒺藜科Zygophyllaceae
|
||
小果白刺见图3-8。
|
||
学名：Nitraria sibirica
|
||
英文名：Siberian Nitraria
|
||
别名：沙漠樱桃、酸胖、唐古特白刺
|
||
天津滨海新区重盐碱地、塘沽、汉沽、大港等地均有。具固沙阻沙能力，改良盐碱地、绿化、观赏。果实可食用，药用可健脾胃，滋补强壮，调经活血。种子可榨油。
|
||
图3-8 小果白刺植株
|
||
2.茄科Solanaceae
|
||
（1）曼陀罗
|
||
见图3-9。
|
||
学名：Datura stramonium
|
||
英文名：Jimsonweed
|
||
别名：醉心花、万桃花、闹羊花、曼茶罗、狗核桃
|
||
中国各地均有分布，北京、天津、河北常见。天津滨海新区道旁、盐碱地、荒地有野生。供观赏；叶、花、籽均可药用，具麻醉、镇痛功效。
|
||
图3-9 曼陀罗果实
|
||
（2）枸杞
|
||
见图3-10。
|
||
学名：Lycium chinense
|
||
英文名：Chinese Wolfberry
|
||
别名：枸杞红实、甜菜子、西枸杞、狗奶子、红青椒、红耳坠、地骨子、地骨皮蔓生灌木。属专性聚盐植物。朝鲜、日本、欧洲有栽培或逸为野生。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港等地野生，并可在盐碱土上栽培。供绿化、观赏；果实药用；种子含油，可制润滑油或食用油。
|
||
图3-10 枸杞开花
|
||
3.藜科Chenopodiaceae
|
||
（1）中亚滨藜
|
||
见图3-11。
|
||
学名：Atriplex centralasiatica
|
||
英文名：Central Asia Saltbush
|
||
别名：软蒺藜、碱灰菜
|
||
一年生草本。属专性泌盐植物。分布于俄罗斯、蒙古国以及中亚地区。中国华北、西北、辽宁、吉林、西藏等地有分布。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港等滨海盐碱地上普遍分布。具有观赏、改良盐碱地、饲料等作用；果实药用。
|
||
图3-11 中亚滨藜植株
|
||
（2）灰绿藜
|
||
见图3-12。
|
||
学名：Chenopodium glaucum
|
||
英文名：Oakleaf Goosefoot
|
||
别名：盐灰菜、黄瓜菜、山芥菜、山菘菠、山根龙
|
||
一年生草本。天津滨海新区盐碱地区有分布。幼嫩植株可作猪饲料；嫩苗、嫩茎叶可食用；全草入中药、蒙药。
|
||
图3-12 灰绿藜成株
|
||
（3）东亚市藜
|
||
见图3-13
|
||
学名：Chenopodium urbicumsubsp.sinicum
|
||
英文名：East Asian Goosefoot
|
||
别名：大灰菜、猪耳朵菜
|
||
一年生草本。中国东北以及内蒙古有分布。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港等重盐碱土上普遍生长。供观赏、改良盐碱地；用作饲料。
|
||
图3-13 东亚市藜植株
|
||
（4）盐地碱蓬
|
||
见图3-14。
|
||
学名：Suaeda salsa
|
||
英文名：Saline Seepweed
|
||
别名：黄须菜
|
||
一年生草本。属专性聚盐植物。分布于亚洲、欧洲。中国东北、西北、华北及沿海各省份有分布，盛产于天津滨海新区塘沽、汉沽、大港重盐碱地区。可供绿化、观赏、改良盐碱地；幼苗及种子可食用；全草药用；可供工业用油、饲料和肥料。
|
||
图3-14 盐地碱蓬成株
|
||
（5）碱蓬
|
||
见图3-15。
|
||
学名：Suaeda glauca
|
||
英文名：Common Seepweeed
|
||
别名：盐蓬、碱蒿子、盐蒿子、老虎尾、和尚头、猪尾巴、盐蒿
|
||
一年生草本。属盐生植物。分布于中国东北、西北、华北和河南、山东、江苏、浙江等地。蒙古国、俄罗斯西伯利亚及远东、朝鲜、日本有分布。天津滨海新区重盐碱地塘沽、汉沽、大港地区均有。主要供绿化、观赏、改良盐碱地；用作榨油；嫩叶可食；全草入药。
|
||
图3-15 碱蓬果实
|
||
4.禾本科Gramineae
|
||
（1）芦竹
|
||
见图3-16。
|
||
学名：Arundo donax
|
||
英文名：Giantreed
|
||
别名：荻芦竹、江苇、旱地芦苇、芦竹笋、芦竹根、楼梯杆
|
||
多年生草本。属专性盐生植物。多生长在水沟、渠、河边，是优良的护堤植物。天津滨海新区东部塘沽、汉沽等地有栽培。秆为制管乐器中的簧片；茎是造纸和人造丝原料，可作青饲料；根状茎（芦竹）药用。
|
||
图3-16 芦竹成株
|
||
（2）虎尾草
|
||
见图3-17。
|
||
学名：Chloris virgata
|
||
英文名：Showy Chloris
|
||
别名：刷子头、盘草、棒槌草
|
||
一年生草本。属专性拒盐植物。遍布于中国各省份；北方居多。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港地区盐荒地成片生长，为常见的禾草型盐生荒地杂草。可作饲料。
|
||
图3-17 虎尾草成株
|
||
（3）马唐
|
||
见图3-18。
|
||
学名：Digitaria sanguinalis
|
||
英文名：Herb of Common Crabgrass
|
||
别名：羊麻、羊粟、马饭、抓根草、鸡爪草、指草、蟋蟀草、抓地龙、蔓子草
|
||
一年生杂草。生于路旁、田野，是一种优良牧草，但又是危害农田、果园的杂草。产于中国西藏、四川、新疆、陕西、甘肃、山西、河北、河南及安徽等地；广布于两半球的温带和亚热带山地。天津滨海新区盐碱地区有分布。全草药用，明目润肺。
|
||
图3-18 马唐成株
|
||
（4）高羊茅
|
||
见图3-19。
|
||
学名：Festuca elata
|
||
英文名：Tall Fescue
|
||
别名：羊茅
|
||
多年生地被植物。属兼性耐盐植物。广布于欧亚大陆和北美洲。主要分布于中国北方地区、东北及新疆地区，各地普遍引种。天津滨海新区盐碱地区引种栽培。供观赏；大量应用于运动场草坪和防护草坪。
|
||
图3-19 高羊茅成株
|
||
（5）白茅
|
||
见图3-20。
|
||
学名：Imperata cylindrica
|
||
英文名：Pantropical weeds
|
||
别名：茅、茅针、茅根
|
||
多年生草本。属专性拒盐植物。原产旧大陆温带和热带地区。产于中国辽宁、河北、山西、山东、陕西、新疆等地区。天津滨海新区盐碱地区野生，分布广泛，是农田中常见杂草。可绿化、保堤固沙；根状茎可食；根、花药用；茎叶可用作饲料和造纸原料。
|
||
图3-20 白茅成株
|
||
（6）芦苇
|
||
见图3-21。
|
||
学名：Phragmites australis
|
||
英文名：Commom Reed
|
||
别名：苇、芦、芦芛、蒹葭
|
||
图3-21 芦苇植株
|
||
多年生大草本。属专性拒盐植物。为世界广布种。中国分布广，其中东北、华北以及内蒙古、新疆等地，是大面积芦苇集中的分布地区。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港的滩涂、盐碱地、盐沼广为分布。可固沙固堤，具有重要的生态价值；优良的饲料植物；用作造纸、建材等工业原料；全株药用。
|
||
（7）朝鲜碱茅
|
||
见图3-22。
|
||
学名：Puccinellia chinampoensis
|
||
英文名：Fineflowered Alkaligrass
|
||
多年生草本。属专性盐生植物。广布欧亚大陆。中国东北、华北盐碱地上有分布。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港盐荒地呈丛生长。秆叶可作饲料，是放牧场的优良牧草。
|
||
图3-22 朝鲜碱茅结果
|
||
（8）狗尾草
|
||
见图3-23。
|
||
学名：Setaria viridis
|
||
图3-23 狗尾草成株群体
|
||
英文名：Green Bristlegass
|
||
别名：阿罗汉草、稗子草、狗尾草
|
||
一年生草本。分布中国各地；原产欧亚大陆的温带和暖温带地区，现广布于全世界的温带和亚热带地区。天津滨海新区盐碱地区有分布。草秆、叶可作饲料；秋季的干草还可以作燃料生火烧水做饭，取暖铺床；全草加水煮沸20 min后，滤出液可喷杀菜虫；全草药用。
|
||
5.蓝雪科Plumbaginaceae
|
||
二色补血草见图3-24。
|
||
学名：Limonium bicolor
|
||
英文名：Twocolor Sealavander
|
||
别名：矶松、海蔓荆、燎眉蒿、补血草、扫帚草、匙叶草、血见愁、秃子花、苍蝇花
|
||
多年生草本。为盐碱地拓荒植物，属专性泌盐植物。分布于中国辽宁、陕西等地区。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港等地有分布。花序洁白美丽，可做切花或干花材料，持久而不凋落；全草药用。
|
||
图3-24 二色补血草成株
|
||
6.菊科Compositae
|
||
（1）茵陈蒿
|
||
见图3-25。
|
||
学名：Artemisia capillaries
|
||
别名：因尘、茵陈、绒蒿
|
||
半灌木状草本。生于低海拔地区河岸、海岸附近的湿润沙地、路旁及低山坡地区。分布于亚洲及俄罗斯等地区。主产于中国江西、江苏、安徽、湖北、浙江、陕西、河北、山东等地。天津滨海新区盐碱地区有分布。具有药用价值，幼嫩茎叶入药；可食用，幼嫩枝、叶可作菜蔬或酿制茵陈酒；鲜或干草作家畜饲料。
|
||
图3-25 茵陈蒿植株
|
||
（2）刺儿菜
|
||
见图3-26。
|
||
学名：Cirsium setosum
|
||
英文名：Common Cephalanoplos Herb
|
||
别名：小蓟、野红花、小刺盖、猫蓟、青刺蓟、千针草、刺蓟菜
|
||
多年生草本。分布于中国、朝鲜、日本及欧洲等地区。中国除广东、广西、云南、西藏以外均有分布，大部分地区均有野生。天津滨海新区盐碱地区有分布。全草或根药用；春、夏采幼嫩的全株可食疗。
|
||
图3-26 刺儿菜成株群体
|
||
（3）阿尔泰狗娃花
|
||
见图3-27。
|
||
学名：Heteropap pus altaicus
|
||
多年生草本，广泛分布于亚洲中部、东部、北部及东北部，也见于喜马拉雅西部。
|
||
图3-27 阿尔泰狗娃花植株
|
||
（4）菊芋
|
||
见图3-28。
|
||
学名：Helianthus tuberosus
|
||
英文名：Jerusalem Artichoke
|
||
别名：洋姜
|
||
多年生草本植物。属兼性耐盐植物。原产北美洲，17世纪经欧洲传入中国，现中国大多数地区有栽培。天津滨海新区盐碱土地常有栽培。可食用，并可加工制成酱菜；可制菊糖和酒精；美化环境；用作青饲料或干饲料。
|
||
图3-28 菊芋成株
|
||
（5）中华小苦荬
|
||
见图3-29。
|
||
学名：Ixeridium chinense
|
||
英文名：China ixeris
|
||
别名：荼苦荚、甘马菜、老鹳菜、无香菜
|
||
多年生草本。在中国东北和内蒙古等地区返青较早，而在晚秋季霜冻后也可短期存活。天津滨海新区盐碱地区有分布，一般4月上、中旬返青，4-5月为营养期，5-6月为开花期，6-7月结实，其后为果后营养期，10月上旬枯黄。全草药用。
|
||
图3-29 中华小苦荬成株
|
||
（6）苦荬菜
|
||
见图3-30。
|
||
学名：Ixeris polycephala
|
||
英文名：Herb of Sowthistleleaf Ixeris
|
||
别名：多头莴苣、多头苦荬菜
|
||
一年生草本。分布于中国南北各省区。中南半岛，尼泊尔、印度、孟加拉国、日本等地区广泛分布。具有饲用价值，嫩茎叶可做鸡鸭饲料；全株可做猪饲料；全草入药。
|
||
图3-30 苦荬菜植株
|
||
（7）乳苣
|
||
见图3-31。
|
||
学名：Mulgedium tataricum
|
||
英文名：Tatarica Lettuce
|
||
别名：紫花山莴苣、蒙山莴苣、苦菜
|
||
多年生草本。属专性泌盐植物。俄罗斯、哈萨克斯坦、乌兹别克斯坦、蒙古国、伊朗、阿富汗、印度西北部广为分布。中国东北、西北以及河北、山西、新疆、河南、西藏等地有分布。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港盐碱土荒地野生。供观赏。
|
||
图3-31 乳苣开花
|
||
（8）蒙古鸦葱
|
||
见图3-32。
|
||
学名：Scorzonera mongolica
|
||
英文名：无
|
||
别名：羊角菜、羊犄角
|
||
多年生草本。分布于中国山东、河北、内蒙古、青海、甘肃等省份。中亚地区、蒙古国也有分布。天津滨海新区盐碱地区有分布。属盐生牧草，具有饲用价值。
|
||
图3-32 蒙古鸦葱成株
|
||
7.夹竹桃科Apocynaceae
|
||
罗布麻见图3-33。
|
||
学名：Apocynum venetum
|
||
英文名：Dogbane Indian Hemp
|
||
图3-33 罗布麻开花
|
||
别名：红麻、茶叶花、红柳子、羊肚拉角
|
||
多年生草本或半灌木。属专性拒盐植物。生长于河岸、山沟、山坡的沙质地。产于中国西北地区。天津滨海新区塘沽、大港等地普遍生长。供绿化、观赏；茎皮是一种良好的纤维原料；叶可以制药。
|
||
8.紫草科Boraginaceae
|
||
砂引草见图3-34。
|
||
学名：Messerschmidia sibirica
|
||
英文名：Narrow Siberian Messerschmidia
|
||
别名：紫丹草、西伯利亚紫丹
|
||
图3-34 砂引草开花
|
||
多年生草本。属专性拒盐植物。国外主要分布于俄罗斯西伯利亚地区。中国东北、华北以及山东、河南有分布。天津滨海新区塘沽、汉沽、大港盐碱土沙地呈片状生长。供绿化、观赏；是中等偏低或中等的饲用植物；可提取其芳香油，还可做绿肥，也是较好的固沙植物。
|
||
9.锦葵科Malvaceae
|
||
（1）苘麻
|
||
见图3-35。
|
||
学名：Abutilon theophrasti
|
||
英文名：Chingma Abutilon
|
||
别名：白麻、青麻、椿麻、塘麻、车轮草
|
||
一年生亚灌木状草本。属兼性盐生植物。分布于越南、印度、日本以及欧洲、北美洲等地区。中国除青藏高原不产外，其他各省（自治区、直辖市）均产，东北各地有栽培。天津滨海新区常见野生。可做编织材料；种子可作工业用润滑油；全草药用。
|
||
图3-35 苘麻成株
|
||
（2）野西瓜苗
|
||
见图3-36。
|
||
学名：Hibiscus trionum
|
||
英文名：Flower of an Hour
|
||
图3-36 野西瓜苗开花
|
||
别名：灯笼棵、打瓜花
|
||
一年生直立或平卧草本。属兼性盐生植物。分布欧洲至亚洲各地。产于中国各地，天津滨海新区盐荒地、田间常见野生。以全草、种子药用。
|
||
10.蝶形花科Papilionaceae
|
||
紫苜蓿见图3-37。
|
||
学名：Medicago sativa
|
||
英文名：Alfalfa
|
||
别名：紫花苜蓿、牧蓿、苜蓿、路蒸
|
||
多年生草本。属兼性耐盐植物。原产于伊朗，以及小亚细亚等地区，世界各地都有栽培或呈半野生状态。中国广泛引种栽培。天津滨海新区盐碱地有栽培。供观赏；用作饲料与绿肥；富含各类营养素，可药用。
|
||
图3-37 紫苜蓿开花
|
||
11.香蒲科Typhaceae
|
||
水烛见图3-38。
|
||
学名：Typha angustifolia
|
||
英文名：Narrowleaf Cattail
|
||
图3-38 水烛结果
|
||
别名：狭叶香蒲、蒲花、蒲草
|
||
多年生沼生草本。可在咸淡水池塘、沟渠中生长。产于中国东北、西北、华北，河南、江苏、湖北、云南、台湾等省份。天津滨海新区水边、池塘自然生长。花卉供观赏；幼叶根状茎可食；雌花可做填充物；叶片用于编织、造纸等；花粉药用。
|
||
12.莎草科Cyperaceae
|
||
水葱见图3-39。
|
||
学名：Scirpus validus
|
||
英文名：Sofustem Buirush
|
||
别名：莞、苻蓠、莞蒲、夫蓠、葱蒲、莞草、蒲苹、水丈葱、冲天草
|
||
多年生草本。可在半咸水池塘、沟渠中生长。分布于朝鲜、日本、澳大利亚以及美洲。中国东北、西北、西南各省份有分布。天津滨海新区湖边或浅水池塘自然生长。具有生态、观赏和药用价值。
|
||
图3-39 水葱植株
|
||
13.睡莲科Nymphaeaceae
|
||
莲见图3-40。
|
||
图3-40 莲成株
|
||
学名：Nelumbo nucifera
|
||
英文名：Hindu Lotus
|
||
别名：莲花、荷花
|
||
多年生水生草本。可生长在咸淡水池塘中。原产大洋洲及亚洲热带，中国广为栽培。天津滨海新区半咸淡水池中生长良好。供观赏、食用和药用。
|
||
14.龙胆科Gentianaceae
|
||
荇菜见图3-41。
|
||
学名：N ymphoides peltetum
|
||
英文名：Shield Floatingheart
|
||
别名：金莲子、莲叶荇菜、莕菜、驴蹄莱、水荷叶
|
||
多年生水生草本。能在咸淡水池塘、沟渠中生长。分布于北半球池塘、湖泊中。产于中国绝大多数省份。天津滨海新区池沼中有生长。用于绿化美化水面；一种良好的水生青绿饲料；全草药用；可作绿肥用；可作水生青绿饲料；全草药用。
|
||
图3-41 荇菜成株
|
||
15.鸢尾科Iridaceae
|
||
马蔺见图3-42。
|
||
学名：Iris lacteavar.chinensis
|
||
英文名：Chinese Iris
|
||
别名：马莲、兰花草、紫兰花、旱蒲、蠡实、荔草、剧草
|
||
多年生密丛草本。属兼性耐盐植物。朝鲜、俄罗斯及印度有分布，中国大部分地区普遍分布。天津滨海新区盐碱地中常见栽培。具有重要的药用、饲用和工业价值。用作水土保持、放牧、观赏；根、花和种子入药；种子可榨油制皂。
|
||
图3-42 马蔺成株
|
||
16.旋花科Convolvulaceae
|
||
（1）田旋花
|
||
见图3-43。
|
||
学名：Convolvulus arversis
|
||
英文名：European Glorybind
|
||
别名：箭叶旋花、中国旋花
|
||
多年生草质藤本。分布于中国东北、华北、西北、华东及西南地区。天津滨海新区盐碱荒地、路旁、田间等地为杂草野花。为低等饲用植物；根、叶、花与种子均可药用。
|
||
图3-43 田旋花开花
|
||
（2）打碗花
|
||
见图3-44。
|
||
学名：Calystegia hederacea
|
||
英文名：Ivy-like Calystegia
|
||
别名：小旋花、兔耳草、燕覆子、蒲地参、富苗秧、扶秧
|
||
图3-44 打碗花开花
|
||
多年生草质藤本植物。属兼性耐盐植物。分布在埃塞俄比亚、马来西亚以及中国各地。天津滨海新区盐碱荒地、路旁、田间等地为杂草野花。用于园林美化；具有药用及食用价值；根状茎及花入药。
|
||
（3）圆叶牵牛
|
||
见图3-45。
|
||
学名：Pharbitis purpurea
|
||
英文名：Common Morning Glory
|
||
别名：毛牵牛、紫牵牛、牵牛花
|
||
一年生缠绕草本。属兼性耐盐植物。原产于美洲，世界各地广泛栽培和归化。中国各地种植或野生于荒地或篱间。天津滨海新区盐碱地区野生于路旁，或栽培于庭院、公园供观赏。种子具有药用价值。
|
||
图3-45 圆叶牵牛植株
|
||
17.玄参科Scrophulariaceae
|
||
地黄见图3-46。
|
||
学名：Rehmannia glutinosa
|
||
英文名：Adhesive Rehamannia
|
||
别名：生地、怀庆地黄、小鸡喝酒
|
||
多年生草本。属兼性耐盐植物。中国和国外均有栽培。分布于中国辽宁、河北、河南、山东、山西、陕西、甘肃、内蒙古、江苏、湖北等省份。天津滨海新区常见野生或栽培。可食用、药用，鲜地黄为清热凉血药；熟地黄则为补益药。地黄初夏开花，花大数朵，淡红紫色，具有较好的观赏性。
|
||
图3-46 地黄成株
|
||
18.小二仙草科Haloragidaceae
|
||
狐尾藻图3-47。
|
||
学名：Myriophyllum verticillatum
|
||
英文名：Watermifoil
|
||
别名：轮叶狐尾藻、布拉狐尾、粉绿狐尾藻、凤凰草
|
||
图3-47 狐尾藻开花
|
||
多年生粗壮沉水草本。在微碱性土壤生长良好。夏季生长旺盛。冬季生长慢，能耐低温，一年四季可采收。为世界广布种。多生长在池塘或河川。中国南北各地池塘、河沟、沼泽常有生长，常与穗状狐尾藻混生一起。天津滨海新区北大港水库常见。可作为观赏植物；全草可作为养猪、养鸭饲料；在鱼、虾、蟹池塘养殖过程中作为饵料，还可为水生动物提供避难和产卵场所。
|
||
19.金鱼藻科Ceratophyllaceae
|
||
金鱼藻见图3-48。
|
||
学名：Ceratophyllum demersum
|
||
英文名：Hornwort
|
||
别名：细草、鱼草、软草、松藻
|
||
多年生沉水草本。为世界广布种。中国分布于东北、华北、华东，台湾等地区。天津滨海新区北大港水库有分布。可做猪、鱼及家禽饲料；人工养殖鱼缸布景；全草药用。
|
||
图3-48 金鱼藻植株
|
||
20.眼子菜科Potamogetonaceae
|
||
菹草见图3-49。
|
||
学名：Potamogeton crispus
|
||
英文名：Water Caltrop
|
||
别名：虾藻、虾草、麦黄草
|
||
多年生沉水草本植物。菹草的生命周期与多数水生植物不同，它在秋季发芽，冬春生长，4-5月开花结果，夏季6月后逐渐衰退腐烂，同时形成鳞枝（冬芽）以度过不适环境。多生于池塘、湖泊、溪流中，在中国分布较广。天津滨海新区北大港水库有分布。可作为鱼的饲料或绿肥；也是湖泊、池沼、小水景中的良好绿化材料。
|
||
图3-49 菹草植株
|
||
21.蓼科Polygonaceae
|
||
（1）萹蓄
|
||
见图。
|
||
学名：Polygonum aviculare
|
||
英文名：Herbap Olygoni Avicularis
|
||
别名：竹、扁竹、扁茿、畜辩、扁蔓、地扁蓄、编竹、粉节草、道生草、扁竹、扁竹蓼、乌蓼、大蓄片
|
||
一年生草本。生田边路、沟边湿地。北温带广泛分布。中国各地均有分布。天津滨海新区盐碱地区常见。嫩叶具有药用价值。
|
||
图3-50 萹蓄开花
|
||
（2）西伯利亚蓼
|
||
见图3-51。
|
||
学名：Polygonum sibiricum
|
||
别名：剪刀股、野茶、驴耳朵、牛鼻子、鸭子嘴
|
||
多年生草本。分布于中国、蒙古国、俄罗斯、哈萨克斯坦及喜马拉雅山。生于路边、湖边、河滩、山谷湿地、沙质盐碱地。天津滨海新区盐碱地区常见。全草药用，利水渗湿、清热解毒。
|
||
图3-51 西伯利亚蓼成株
|
||
（3）巴天酸模
|
||
见图3-52。
|
||
学名：Rumex patientia
|
||
英文名：Patience Dock
|
||
别名：洋铁叶、洋铁酸模、牛舌头棵
|
||
多年生草本。分布于中国东北、华北、西北和山东、河南、湖南、湖北、四川及西藏。国外分布于哈萨克斯坦、蒙古国及欧洲地区。天津滨海新区盐碱地区均有分布。根具有药用价值，有小毒。
|
||
图3-52 巴天酸模成株
|
||
22.唇形科Labiatae
|
||
夏至草见图3-53。
|
||
学名：Lagopsis supina
|
||
英文名：Herb of Whiteflower Lagopsis
|
||
图3-53 夏至草成株
|
||
别名：夏枯草、白花夏枯草、白花益母、灯笼棵、风轮草、小益母草、假茺蔚、假益母草
|
||
多年生直立草本。生长在山沟水湿地或河岸两旁湿草丛、荒地、路旁。广泛分布于中国各地，以河南、安徽、江苏、湖南等省份为主要产地。世界分布在欧洲各地。天津滨海新区盐碱地区亦有分布。供观赏，可作花坛镶边材料和花境；全草药用。
|
||
23.萝藦科Asclepiadaceae
|
||
（1）鹅绒藤
|
||
见图3-54。
|
||
学名：Cynanchum chinense
|
||
英文名：Deceiving Swallowwort
|
||
图3-54 鹅绒藤开花
|
||
别名：祖子花、羊奶角角、牛皮消
|
||
多年生缠绕草本。分布于辽宁、内蒙古、河北、山西、陕西、宁夏、甘肃、山东、江苏、浙江、河南等地。天津滨海新区盐碱地区也有分布。茎中的白色浆乳汁及根入中药；全草入蒙药。
|
||
（2）萝藦
|
||
见图3-55。
|
||
学名：Metaplexis japonica
|
||
英文名：Japanese Metaplexis
|
||
别名：芄兰、斫合子、白环藤、羊婆奶、婆婆针落线包、羊角、天浆壳
|
||
多年生草质藤本。生长于林边荒地、山脚、河边、路旁灌木丛中。分布于中国东北、华北、华东和甘肃、陕西、贵州、河南、湖北等省份。在日本、朝鲜和俄罗斯也有分布。天津滨海新区盐碱地区也有分布。全株可药用。根补气益精；果壳补虚助阳，止咳化痰；全草强壮，行气活血，消肿解毒；茎皮纤维坚韧，可造人造棉。
|
||
图3-55 萝藦结果
|
||
24.柽柳科Tamaricaceae
|
||
柽柳见图3-56。
|
||
学名：Tamarix chinensis
|
||
英文名：Chinese Tamarisk
|
||
别名：垂丝柳、西河柳、西湖柳、红柳、阴柳
|
||
乔木或灌木。野生于中国辽宁、河北、河南、山东、江苏、安徽等省份；栽培于中国东部至西南部各省份。日本、美国也有栽培。天津滨海新区盐碱地区也有分布。供观赏，常被作为庭园观赏植栽；编筐、耱和农具柄把；防风固沙、改造盐碱地、绿化环境；嫩枝叶药用。
|
||
图3-56 柽柳开花
|
||
25.十字花科Brassicaceae
|
||
播娘蒿见图3-57。
|
||
学名：Descurainia sophia
|
||
别名：大蒜芥、米米蒿、麦蒿
|
||
一年或两年生草本。生于山地草甸、沟谷、村旁、田边。分布于中国东北、华北、华东、西北、西南，及亚洲其他国家。欧洲、非洲北部、北美洲也有分布。天津滨海新区盐碱地区亦有分布。种子药用，中药生用或炒用；蒙药生用。
|
||
图3-57 播娘蒿植株群体
|
||
第六节 原生动物
|
||
2015年5-12月期间，分别在5月、7月、8月、9月、12月对天津市北大港附近海域表层海水及底泥进行了5次调查。在天津市北大港附近海域设置了3个站点，范围在117°51'28.8″-117°54'14.4″E、38°54'28.8″-38°56'27.6″N。
|
||
调查期间观察到纤毛虫的种类和生物量见表3-5。在5个航次中，表层水中共有29种纤毛虫被鉴定出来，隶属寡毛目（Oligotrichida）、钩刺目（Haptorida）和丁丁目（Tintinnida）3个目。其中，寡毛目（Oligotrichida）和丁丁目（Tintinnida）纤毛虫种类数最高，分别占总量的58%和39%。
|
||
表3-5 天津市北大港附近海域表层海水中纤毛虫种类及其生物量
|
||
表3-5 天津市北大港附近海域表层海水中纤毛虫种类及其生物量（续）-1
|
||
在北大港湿地设置高潮、中潮、低潮3个采样点，分别于2015年4月、6月、9月和12月进行采样，采集时间按照《海洋调查规范第6部分：海洋生物调查》（GB/T 12763-2007）（国家海洋标准计量中心，2008a）中浮游生物调查的时间进行。采集的方法参照李静（2014）、陈雪（2014）的方法进行。
|
||
把固定以后的标本放在OlympusBX51显微镜下观察，同时，通过结合活体纤毛虫的观察结果进行纤毛虫种类的鉴定与分析。纤毛虫的鉴定参照宋微波（1999）的研究以及徐奎栋（2001）的研究方法。生物量的计算方法参见姜勇（2014）挑出不低于10只的疑难种及不常见种的活体和固定样，在OlympusBX51显微镜下进行了纤毛虫个体观察，通过测量其体长度、宽度和厚度，然后按照几何体体积计算的公式来计算纤毛虫的体积（陈雪，2014），纤毛虫的虫体相对密度为1，得出这一种纤毛虫单位个体的平均生物量的值。
|
||
在北大港湿地共发现了29种纤毛虫，隶属于10个目、15个科、22个属。10个目分别为钩刺目（Haptorida）、管口目（Cyrtophorida）、异毛目（Heterotrichida）、前口目（Prostomatida）、合膜目（Synhymeniida）、钩刺目（Haptorida）、侧口目（Pleurostomatida）、寡毛目（Oligotrichida）、腹毛目（Hyptorida）、盾纤目（Scuticociliatid）。钩刺目：拟迈氏冠须虫（Stephanopogon paramesnili）、蚤状中缢虫（Mesodinium pulex）、异弯直管虫（Orthodonella apohamatus）；寡毛目：具沟急游虫、丁丁急游虫（Strombidium tintinnodes）、旋游虫（Spirotrombidumsp.）。腹毛目：缩颈半腹柱虫（Hemi gastrostyla engmatica）、条纹小双虫（Amphisiella annulata）、黄色伪角毛虫（Pseudokeronopsis flava），扇形游仆虫（Euplotes vannus）、红色伪角毛虫（Pseudokeronopsis rubra）、双核尾刺虫（Uronychia binucleata）、异佛氏全列虫（Holosticha heterofoissneri）；管口目：史氏伪裂口虫（Amphileptiscus shii）、单柱偏体虫（Dysteria monostyla）、裂沟侧环虫（Lynchella dirempta）、巴西偏体虫（Dysteria brasiliensis）；侧口目：余氏裂口虫（Amphileptus yuianus）、拟天鹅漫游虫（Litonotus paracygnus）、尹氏漫游虫（Litonotus yinae）、中华斜叶虫（Loxophyllum sinicum）、漫游裂口虫（Amphileptus litonotiformis）、海洋裂口虫（Amphileptus marinus）；盾纤目：海洋尾丝虫（Uronema marinum）、蠕状康纤虫（Cohnilembus verminus）；前口目：盐扁体虫（Placus salinus）；合膜目：钩状直管虫（Orthodonella chilodon）；异毛目：瓶囊虫（Folliculinasp.）、巨大突口虫（Condylostoma magnum）。优势种主要有扇形游仆虫、急游虫、海洋尾丝虫、旋游虫。纤毛虫的学名、体型及生物量如表3-6所示。
|
||
表3-6 天津市北大港湿地纤毛虫种类及其体型和生物量
|
||
表3-6 天津市北大港湿地纤毛虫种类及其体型和生物量（续）-1
|
||
第四章 海河口环境影响及其评价
|
||
第一节 经济生物资源评价
|
||
一、评价方法及标准
|
||
（一）种类组成
|
||
一般种类数由中上层鱼类、底层鱼类、头足类、虾类和蟹类及大型底栖生物等的种类数量组成，是对区域经济生物的宏观概况描述。
|
||
（二）年龄结构
|
||
年龄结构是经济生物种群的重要特征，是指经济生物种群的最大年龄、平均年龄以及各年龄个体的百分比组成。一般可分为单龄结构和多龄结构，单龄结构是指一年生的个体，如中国对虾、中小型的头足类；多龄结构是由多个年龄的个体组成，如大多数鱼类种群。年龄结构受物种的遗传特性、生长环境条件及捕捞利用状况的影响，也是确定捕捞策略的参考指标。
|
||
（三）性比和性成熟度
|
||
性比是指鱼群中雌性个体与雄性个体的数量比例，通常用渔获物中的雌雄数比来表示。种群性比组成是种群结构特点和变化的反映，是种群自然调节的一种方式。
|
||
性成熟度通常用补充部分和剩余部分的组成来表示。补充部分为产卵群体中初次达到性成熟的个体；剩余部分则指重复性成熟的个体。
|
||
（四）多样性与优势度
|
||
选取α-多样性测度中的物种多样性指数、丰富度指数、均匀度指数及优势度，采用以下公式计算：
|
||
Shannon-Wiener多样性指数
|
||
Marglef丰富度指数
|
||
Pielou均匀度指数
|
||
优势度（Y）：
|
||
式中N——所有物种的总个体数；
|
||
S——采集样品中的物种总数；
|
||
P——第i种的个体数与样品中的总个数的比值；
|
||
n——第i种的总个体数；
|
||
f——第i种在各站位出现的频率；
|
||
Y——Y值大于0.02的种类为优势种。
|
||
二、评价结果
|
||
（一）种类组成
|
||
连续3年（2012-2014年）、每年4个航次的调查结果发现，主要经济游泳动物包括六丝钝尾鰕虎鱼、焦氏舌鳎、黄鲫、口虾蛄、日本蟳、火枪乌贼等（图4-1，表4-1）。其中，口虾蛄的渔获量较大，成为目前海河口经济生物的主要种类。
|
||
图4-1 海河口经济生物平均生物量比较
|
||
表4-1 海河口经济动物平均每网生物量（kg/h）
|
||
（二）六丝钝尾鰕虎鱼
|
||
1.渔获量分布
|
||
六丝钝尾鰕虎鱼2012-2014年渔获量平均值为（10.11±4.63）kg，占鱼类总渔获量的（33.09±17.21）%。其平均每网生物量为（0.9198±0.4242）kg/h，平均每网密度为（127.4±58.6）尾/h（图4-2、图4-3）。站位出现频率为（96.97±6.78）%。2012年、2013年最高站位经常是2号、5号、6号站位，2014年经常是3号、9号站位；最低站位经常是2号、5号、7号、8号站位（图4-4）。
|
||
图4-2 六丝钝尾鰕虎鱼渔获量统计
|
||
图4-3 六丝钝尾鰕虎鱼平均每网密度统计
|
||
图4-4 2012年六丝钝尾鰕虎鱼分布
|
||
2.群体组成
|
||
六丝钝尾鰕虎鱼3年体长分布范围为8～198 mm，平均体长87.75 mm。2012年以51～70 mm、71～90 mm体长组占优势；2013年、2014年以71～90 mm、91～110 mm体长组占优势。六丝钝尾鰕虎鱼体重分布范围为0.20～190.30 g，平均体重8.90 g。2012年以10～20 g体重组占优势；2013-2014年以5～10 g、10～20 g体重组占优势（图4-5、图4-6）。
|
||
图4-5 六丝钝尾鰕虎鱼平均体长统计
|
||
图4-6 六丝钝尾鰕虎鱼平均体重统计
|
||
（三）焦氏舌鳎
|
||
1.渔获量分布
|
||
焦氏舌鳎3年（2012-2014年）渔获量平均值为（4.901±4.582）kg，占鱼类总渔获量的（16.50±17.30）%。其平均每网生物量为（0.4430±0.3791）kg/h，平均每网密度为（44.76±55.00）尾/h。站位出现频率为（86.46±11.44）%。3年最高站位经常是2号、5号站位；最低站位经常是1号、7号、8号、9号站位（图4-7至图4-9）。
|
||
2.群体组成
|
||
焦氏舌鳎3年体长分布范围为50～202 mm，平均体长（126.6±9.1）mm。2012年以91～110 mm、131～150 mm体长组占优势；2013年、2014年以111～130 mm、131～150 mm体长组占优势。焦氏舌鳎体重分布范围为0.70～43.51 g，平均体重（11.20±2.39）g。2012年以0～5 g、5～10 g体重组占优势；2013-2014年以5～10 g、10～20 g体重组占优势（图4-10、图4-11）。
|
||
图4-7 焦氏舌鳎渔获量统计
|
||
图4-8 焦氏舌鳎平均每网密度统计
|
||
图4-9 2012年焦氏舌鳎分布
|
||
图4-10 焦氏舌鳎平均体长统计
|
||
图4-11 焦氏舌鳎平均体重统计
|
||
（四）黄鲫
|
||
1.渔获量分布
|
||
黄鲫3年渔获量平均值为（1.227±1.410）kg，占鱼类总渔获量的（2.838±3.245）%。其平均每网生物量为（0.1081±0.1223）kg/h，平均每网密度为（13.09±18.80）尾/h。站位出现频率为（38.30±36.04）%。8号站位经常出现最大值。2012年最低站位经常是3号、9号站位，2013年经常是1号、2号、6号、9号站位；2014年未捕获到黄鲫样本（图4-12至图4-14）。
|
||
图4-12 黄鲫渔获量统计
|
||
图4-13 黄鲫平均每网密度统计
|
||
图4-14 2012年黄鲫分布
|
||
2.群体组成
|
||
黄鲫3年体长分布范围为41～174 mm，平均体长63 mm。2012年以61～80 mm、121～140 mm体长组占优势；2013年各体长组分别在不同时期占有优势。黄鲫体重分布范围为0.52～37.59 g，平均体重6.53 g。2012年以1～5 g、15～20 g体重组占优势；2013年以各体重组分别在不同时期占优势（图4-15、图4-16）。
|
||
图4-15 黄鲫平均体长统计
|
||
图4-16 黄鲫平均体重统计
|
||
（五）口虾蛄
|
||
1.渔获量分布
|
||
口虾蛄3年渔获量平均值为（105.00±47.63）kg，占总渔获量的（63.76±15.94）%。其平均每网生物量为（10.19±4.28）kg/h，平均每网密度为（586.9±251.7）尾/h。站位出现频率为（99.18±2.71）%。1号、3号、8号站位经常出现最大值；最低站位经常出现在2号、5号、9号站位（图4-17至图4-19）。
|
||
图4-17 口虾蛄渔获量统计
|
||
图4-18 口虾蛄平均每网密度统计
|
||
图4-19 2012年口虾蛄分布
|
||
2.群体组成
|
||
口虾蛄3年体长分布范围为35～189 mm，平均体长107 mm，80～150 mm体长组占优势。口虾蛄体重分布范围为0.78～68.91 g，平均体重18.17 g，以5～30 g体重组占优势（图4-20、图4-21）。
|
||
图4-20 口虾蛄平均体长统计
|
||
图4-21 口虾蛄平均体重统计
|
||
（六）日本蟳
|
||
1.渔获量分布
|
||
日本蟳3年渔获量平均值为（18.98±24.37）kg，占总渔获量的（9.944±9.902）%。其平均每网生物量为（1.741±2.191）kg/h，平均每网密度为（47.94±62.40）尾/h。站位出现频率为（82.30±23.43）%。5号、6号、10号、11号站位经常出现最大值；最低站位经常出现在3号、4号站位（图4-22至图4-24）。
|
||
图4-22 日本蟳渔获量统计
|
||
图4-23 日本蟳平均每网密度统计
|
||
图4-24 2012年日本蟳分布
|
||
2.群体组成
|
||
日本蟳3年头胸甲宽分布范围为12.00～74.30 mm，平均体长38.91 mm，30～60 mm体长组占优势。日本蟳体重分布范围为1.03～250.10 g，平均体重41.8 g，以10～30 g体重组占优势（图4-25、图4-26）。
|
||
图4-25 日本蟳平均体长统计
|
||
图4-26 日本蟳平均体重统计
|
||
（七）火枪乌贼
|
||
1.渔获量分布
|
||
火枪乌贼3年渔获量平均值为15.69 kg，占总平均渔获量的9.281%。其平均每网生物量为1.411 kg/h，平均每网密度为233.1只/h。站位出现频率为96.87%。3号、6号站位经常出现最大值；最低站位经常出现在1号、2号、5号站位（图4-27至图4-29）。
|
||
图4-27 火枪乌贼渔获量统计
|
||
图4-28 火枪乌贼平均每网密度统计
|
||
图4-29 2012年火枪乌贼分布
|
||
2.群体组成
|
||
火枪乌贼3年体长分布范围为10～85 mm，平均体长46 mm，30～80 mm体长组占优势。火枪乌贼体重分布范围为0.36～37.52 g，平均体重为7.56 g，以2～10 g体重组占优势（图4-30、图4-31）。
|
||
图4-30 火枪乌贼平均体长统计
|
||
图4-31 火枪乌贼平均体重统计
|
||
第二节 海河口生态环境质量评价
|
||
一、评价方法及标准
|
||
（一）水环境质量评价
|
||
渤海湾天津海域采用《海水水质标准》（GB 3097-1997）（国家环境保护总局，2004）评价；内陆渔业水域采用《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）（国家环境保护总局，2002）评价。
|
||
（二）水质污染物状态评价
|
||
采用综合污染指数法，对水体污染物状态进行评价。综合污染指数法是国内外评价河流时应用范围最广、较为成熟的一种方法（陆卫军等，2009；彭文启等，2005；魏颖等，2011），评价因子主要涵盖氮、磷和重金属元素等。综合污染指数，包括环境因子的污染指数CI、平均污染指数ACI和综合污染指数ICI。污染分担率CR，表示单项环境因子指数对综合水质污染的贡献大小，污染分担率最高的环境因子即为水体的首要污染物。具体计算公式为：
|
||
式中C——监测站位i处环境因子j的实测含量（mg/L）；
|
||
Std——环境因子j的评价标准值（mg/L）；
|
||
CI——环境因子j的污染指数（无量纲）；
|
||
ACI——环境因子j的平均污染指数（无量纲）；
|
||
CR——环境因子j的污染分担率。
|
||
ACI＞1，则表明该环境因子已超标。
|
||
其中，Std评价依据采用《海水水质标准》（GB 3097-1997）（国家环境保护总局，2004）中适用于海洋渔业的Ⅰ类水质标准值以及《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）（国家环境保护总局，2002）中适用于内陆渔业的Ⅲ类水质标准值。
|
||
（三）水质富营养化状态评价
|
||
N/P为氮、磷两元素对水体富营养化的重要指标。一般海水中N/P为16:1。这个比值称为Redfield比值（Hill，1963）。海水中浮游植物一般按照Redfield比值摄取营养盐，高于或者低于这个值，可以使环境中过剩的氮、磷营养盐不能被浮游植物所利用，因而并未对富营养化有实质性贡献。基于以上原因，采用郭卫东（1998）提出的富营养化评价模式（表4-2）对研究区域进行评价。
|
||
表4-2 潜在富营养化评价
|
||
（四）沉积物质量评价
|
||
依据《海洋沉积物质量》（GB 18668-2002）（国家海洋标准计量中心，2004b）第一类标准值，评价海洋沉积物中的石油类、铜、锌、铅、镉、汞、砷。
|
||
（五）生物质量评价
|
||
渤海湾天津海域生物依据《海洋生物质量》（GB 18421-2001）（国家海洋标准计量中心，2004a）第一类标准值评价。天津市重要内陆水域生物依据《无公害食品水产品中有毒有害物质限量》（NY 5073-2006）（中华人民共和国农业部，2006）进行评价。
|
||
二、评价结果
|
||
（一）渤海湾天津海域生态环境评价
|
||
1.水环境质量评价
|
||
2012年，渤海湾天津海域水质因子达标情况分析表明：化学需氧量、无机氮、铅、汞因子达标情况较差；而无机氮和汞尤为显著，均达到 Ⅳ类、劣 Ⅳ类水质标准（表4-3）。
|
||
表4-3 2012年渤海湾天津海域水质达标情况
|
||
2013年，渤海湾天津海域水质因子达标情况分析表明：化学需氧量、无机氮、活性磷酸盐、铅、汞因子达标情况较差；而活性磷酸盐、无机氮尤为显著，均达到 Ⅳ类、劣 Ⅳ类水质标准（表4-4）。与2012年相比，5月化学需氧量、无机氮、活性磷酸盐、铜、锌达标情况劣于2012年，汞优于2012年水质状况；8月化学需氧量、溶解氧、活性磷酸盐、油类、锌、铅、镉达标情况均劣于2012年。
|
||
表4-4 2013年渤海湾天津海域水质达标情况
|
||
2014年，渤海湾天津海域水质因子达标情况分析表明：化学需氧量、无机氮、活性磷酸盐、汞达标情况较差；而化学需氧量、活性磷酸盐、无机氮尤为显著，均达到 Ⅳ类、劣 Ⅳ类水质标准（表4-5）。与2013年相比，2014年5月活性磷酸盐达标情况劣于2013年，铅优于2013年水质状况；8月溶解氧、无机氮、活性磷酸盐、锌、铅、镉、汞达标情况均优于2013年，化学需氧量劣于2013年。
|
||
表4-5 2014年渤海湾天津海域水质达标情况
|
||
2015年，渤海湾天津海域水质因子达标情况分析表明：无机氮、活性磷酸盐、化学需氧量、铅达标情况较差；而无机氮、化学需氧量、活性磷酸盐尤为显著，均达到 Ⅳ类、劣 Ⅳ类水质标准（表4-6）。与2014年相比，2015年5月铅达标情况劣于2014年，化学需氧量、活性磷酸盐优于2014年水质状况；8月无机氮、溶解氧、活性磷酸盐、铅达标情况均劣于2014年。
|
||
表4-6 2015年渤海湾天津海域水质达标情况
|
||
2.水质污染物状态评价
|
||
应用综合污染指数法对该水域水质情况进行评价，依据污染分担率CR结果排序，结果为：2012年渤海湾天津海域水质中汞、无机氮、铅、化学需氧量、锌因子超标。其中，汞为首要污染物（表4-7）。
|
||
表4-7 2012年渤海湾天津海域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
2013年渤海湾天津海域水体中铅、无机氮、化学需氧量、汞、锌因子超标，铅为首要污染物（表4-8）。
|
||
表4-8 2013年渤海湾天津海域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
2014年，渤海湾天津海域水质中无机氮、化学需氧量、铅、锌、活性磷酸盐、汞因子超标。其中，无机氮为首要污染物（表4-9）。
|
||
表4-9 2014年渤海湾天津海域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
2015年，渤海湾天津海域水质中无机氮、铅、活性磷酸盐、锌、汞因子超标。其中，无机氮为首要污染物（表4-10）。
|
||
表4-10 2015年渤海湾天津海域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
3.水质富营养化状态评价
|
||
2012-2015年，渤海湾天津海域水质富营养化状态表明，活性磷酸盐是此海域的主要限定因子，渤海湾天津海域水质总体呈现为磷限制潜在性富营养状态（表4-11）。
|
||
表4-11 2012-2015年渤海湾天津海域水质水体中氮磷含量及关系
|
||
表4-11 2012-2015年渤海湾天津海域水质水体中氮磷含量及关系（续）-1
|
||
4.沉积物质量评价
|
||
渤海湾天津海域沉积物质量达标情况分析表明：油类、汞因子达标情况较差，达到Ⅱ类沉积物标准（表4-12）。
|
||
表4-12 渤海湾天津海域沉积物质量达标情况
|
||
5.生物质量评价
|
||
2012-2015年，监测的海洋生物体中的石油烃、铜、铅、镉含量均有不同程度的超标，汞、砷未超出标准要求。2015年，贝类样品的腹泻性贝毒和麻痹性病毒检测结果为阴性。
|
||
（二）重要内陆水域生态环境评价
|
||
1.水环境质量评价
|
||
2012-2015年，重要内陆水域水质达标情况表明：高锰酸盐指数、总氮、氨氮、总磷因子超标严重，总体呈现劣 Ⅴ类水质。总体来说，于桥水库水质优于其他水域（表4-13）。
|
||
表4-13 2012-2015年重要内陆水域水质达标情况
|
||
2.水质污染物状态评价
|
||
2012年，应用综合污染指数法对各渔业水域水质情况进行评价，依据污染分担率CR结果排序，结果如下。
|
||
（1）河道 海河干流市区段、潮白新河、独流减河、蓟运河状况相似，水体总氮、总磷、氨氮、油类因子超标。其中，总氮为首要污染物。
|
||
（2）水库 北大港水库水质总氮、总磷、油类因子超标，于桥水库水质总氮、总磷因子超标。其中，北大港水库总磷为首要污染物，于桥水库总氮为首要污染物。
|
||
（3）七里海湿地 水质中总氮、总磷、油类、高锰酸盐指数因子超标。其中，总磷为首要污染物（表4-14）。
|
||
表4-14 2012年重要内陆水域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
2013年，应用综合污染指数法对各渔业水域水质情况进行评价，依据污染分担率CR结果排序，结果如下。
|
||
（1）河道 海河干流市区段、潮白新河、独流减河、蓟运河状况相似，水体高锰酸盐指数、总氮、总磷、氨氮、油类因子超标。总氮为首要污染物。
|
||
（2）水库 北大港水库、于桥水库水体高锰酸盐指数、总氮因子超标。北大港水库首要污染物为高锰酸盐指数，于桥水库首要污染物为总氮。
|
||
（3）七里海湿地 水体中高锰酸盐指数、总氮、油类、氨氮因子超标。七里海湿地总氮为首要污染物（表4-15）。
|
||
表4-15 2013年重要内陆水域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
2014年，应用综合污染指数法对各渔业水域水质情况进行评价，依据污染分担率CR结果排序，结果如下。
|
||
（1）河道 海河干流市区段、潮白新河、独流减河、蓟运河、龙凤河、洪泥河状况相似，水体高锰酸盐指数、总氮、总磷、氨氮、油类、铜因子超标。总氮为首要污染物。
|
||
（2）水库 北大港水库、于桥水库水体高锰酸盐指数、总氮、铜因子超标较严重。北大港水库首要污染物为高锰酸盐指数，于桥水库首要污染物为总氮。
|
||
（3）湿地 水体中高锰酸盐指数、总氮、总磷、铜、油类、氨氮因子超标。2014年七里海湿地和大黄堡湿地的首要污染物分别为高锰酸盐指数和总氮（表4-16）。
|
||
表4-16 2014年重要内陆水域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
2015年，应用综合污染指数法对各渔业水域水质情况进行评价，依据污染分担率CR结果排序，结果如下。
|
||
（1）河道 海河干流市区段水体高锰酸盐指数、总氮、氨氮、油类因子超标，潮白新河、独流减河、蓟运河、龙凤河、洪泥河状况相似，水体高锰酸盐指数、总氮、总磷、氨氮、油类因子超标。与2012年、2013年、2014年水质状况相似，总氮为首要污染物。
|
||
（2）水库 北大港水库、于桥水库水体高锰酸盐指数、总氮超标较严重。与2012年、2013年、2014年水体状况相似，首要污染物均为总氮。
|
||
（3）湿地 2015年水体中高锰酸盐指数、总氮、总磷、油类均超标严重。其中，七里海湿地首要污染物为高锰酸盐指数，大黄堡湿地首要污染物为总氮。七里海湿地2012年首要污染物为总磷，2013年为总氮。2014年七里海湿地和大黄堡湿地的首要污染物分别为高锰酸盐指数和总氮（表4-17）。
|
||
表4-17 2015年重要内陆水域污染分担率CR及平均污染指数ACI
|
||
3.生物质量评价
|
||
分别于2012-2015年5月、7月、9月，对海河干流市区段、潮白新河、独流减河、蓟运河、北大港水库、于桥水库、七里海湿地、大黄堡湿地等8个内陆渔业水域中的水产品中铜、铅、镉、汞、无机砷以及石油烃进行了监测。结果显示，2012-2014年，监测的内陆水域生物体中的石油烃、无机砷、镉含量均有不同程度的超标；2015年监测数据全部符合标准要求。
|
||
渤海湾是一半封闭内湾，水流缓慢，与外界水交换能力差，认为是受沿岸活动影响最为明显的海湾之一。渤海湾由于深入内陆，承受着来自京、津、冀等陆域的城市排污、工业污水、油气开发、船舶污染和养殖废水的压力。尤其随着现代工业的不断迅猛发展，以及海洋开发的不断深入，港口建设的不断加强，天津周边海域环境不断恶化。另一方面，天津入海河流流域内城市人口密度大，工业较为发达，生活污水、工业废水排放量不断增加，导致污染增加。
|
||
天津市重要内陆渔业水域污染物来源主要有以下几个方面：作为行洪河道，汛期雨水污水一同排入河道，再加上一些工业及生活污水非法排入河道，致使河道水质下降，同时污染物沉积到河底，形成了污染沉积物，造成河道内在的污染源；由于天津市水资源非常紧张，周边地区农田大部分利用污水灌溉，而向河流补水的沿途河道均为当地的农田排灌两用河道，农田沥水和居民生活污水均排入河道，故河流补水的同时，水质也会受到不同程度的污染；另外，水运、旅游、工业及民用垃圾等也给河流带来了污染。
|
||
总体来说，渤海湾天津海区和天津市重要内陆渔业水域环境质量不容乐观。建议一方面进行长期化监测，为该地区水域环境修复提供准确、及时、有效的数据；另一方面，加强环境保护举措，重视环境修复问题，标本兼治。
|
||
第五章 海河口生物资源可持续利用
|
||
第一节 海河口渔业利用现状
|
||
一、海河口生物资源渔获概况
|
||
海河口主要海洋鱼类渔获物有小黄鱼、小带鱼（Eupleurogrammus muticus）、梭鱼、日本鲭（Scomber japonicus）、蓝点马鲛、长绵鳚（Zoarces elongatus）、日本鳀、中国大银鱼（Protosalanx hyalocranius）；主要海洋甲壳类渔获物有中国对虾、脊尾白虾（Exopalaemon carinicauda）、中国毛虾（Acetes chinensis）、口虾蛄、三疣梭子蟹、日本蟳和锯缘青蟹（Scylla serrata）；主要海洋贝类渔获物有脉红螺、毛蚶、青蛤、缢蛏和方形马珂蛤（Mactra veneriformis）；主要海洋头足类渔获物有中国枪乌贼（Uroteuthis chinensis）和章鱼[长蛸（Octopus minor）和短蛸]。海河口海洋渔业的渔获组成及主要渔获种类见表5-1。
|
||
表5-1 2010-2014年海河口近海海域不同海洋渔业种类渔获量（t）
|
||
表5-1 2010-2014年海河口近海海域不同海洋渔业种类渔获量（t）（续）-1
|
||
海河流域河口淡水捕捞渔获物以鲢、鳙、鲤、草鱼和池沼公鱼（H ypomesum olidus）为主，同时，中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis）、罗氏沼虾（Macrobrachium rosenbergii）和中华圆田螺（Cipangopaludian cathayensis）有一定产量。海河流域河口淡水渔业的渔获物组成及主要渔获物种类见表5-2。
|
||
表5-2 2010-2014年海河流域河口不同淡水渔业种类渔获量（t）
|
||
表5-2 2010-2014年海河流域河口不同淡水渔业种类渔获量（t）（续）-1
|
||
海河口近海海域海洋渔获物组成中鱼类占绝大部分，2013-2014年渔获物中的鱼类较2010-2012年间增加幅度较大，其他渔获物种类在各年份有所变化，但没有明显的规律性（图5-1）。河口淡水渔获物总量在2010-2013年逐年增加，但幅度不大，2014年有所下降；渔获物组成中鱼类占总渔获量的65%左右，甲壳类占总渔获量的15%左右，贝类占总渔获量的9%左右（图5-2）。
|
||
图5-1 2010-2014年海河口近海海域不同海洋渔业种类渔获量
|
||
图5-2 2010-2014年海河流域各河口不同淡水渔业种类渔获量
|
||
二、渔业资源开发利用面临的问题
|
||
（一）海域天然渔业资源严重衰退
|
||
近年来，渤海自然水生生物资源呈严重衰减趋势，鱼类资源由1982年的75种下降到2008年的30余种（房恩军等，2009）。主要经济鱼类中的蓝点马鲛、黄姑鱼（Nibea albiflora）、中国花鲈、银鲳、小黄鱼等资源已经严重衰退，小带鱼、真鲷（Pagrosomus major）等渔业资源濒临绝迹，中国对虾野生资源基本枯竭，但在大量放流对虾苗种的前提下，尚保持不错的产量。天津市1999-2003年海洋渔获物总产量为（3～4）×104t（王连弟等，2005）；而2010-2014年海洋渔获物总产量为（1.5～5）×104t，海洋渔业资源目前基本能保持一定产量。这其中增殖放流起到的作用越来越大，而野生资源仍处于持续衰退的状态。
|
||
（二）天然海域水质污染持续存在
|
||
渤海是我国最大的近封闭型内海，海河口位于渤海湾底，具有宽阔的潮间带，屏蔽能力强，作用于水体的外动力弱，导致水体更新周期延长，污染物在水中富集系数较大。水体的交换能力差，也不利于营养物质在水中扩散转移。同时，海河五大支流汇合处和入海口的天津市，大量工业废水、市政生活污水，以及河流自身携带的污染物通过海岸线上分布的众多入海河口，源源不断地涌向近岸海域，严重影响着海水水质，破坏了海洋生态环境。如蓬莱193油田发生的溢油事故等海上突发污染事件时有发生，使本来就脆弱的海河口生态环境更是面临着非常严峻的考验。
|
||
（三）人为活动影响
|
||
捕捞强度过大，仍是目前渔业资源衰退的主要原因之一。近年来，随着渔民转产转业等政策的实施，天津市海洋捕捞渔船由1986年的1万多艘，降至2014年的637艘。虽然渔船数量有所减少，但功率却由1986年的约1.4×105 kW增加到约1.6×105 kW。另外，“三无”渔船昼伏夜出，与执法人员打游击进行偷捕作业，使稀少的渔业资源面临更大的捕捞压力。捕捞强度超过了资源更新能力，使资源得不到恢复。另外，大量的围填海工程压缩了海洋渔业资源的生存空间。
|
||
针对渔业资源开发利用面临的问题，天津市颁布了《天津市渔业管理条例》等政策制度。同时，开展了增殖放流和人工鱼礁建设等修复措施，取得了一定的成效。
|
||
第二节 增殖放流
|
||
一、增殖放流的必要性及实施原则
|
||
（一）增殖放流的必要性
|
||
1.恢复渔业资源的需要
|
||
渔业是资源依赖型产业，渔业资源是渔业发展的物质基础。近年来，受水域污染、过度捕捞、工程建设等诸多因素影响，目前我国渔业资源严重衰退、水域生态环境不断恶化，传统优质品种在捕捞产量中的比重日趋减少，渔获物低龄化、小型化、低值化现象严重，捕捞生产效率和经济效益明显下降。资源衰退和水域生态环境恶化问题，已成为当前制约我国海洋渔业可持续发展的瓶颈。
|
||
海河口海域浅海生物资源的兴衰，对整个渤海渔业资源的变化影响很大。长期以来，由于海洋工程、工业化发展、海洋捕捞等人为活动对海洋生态环境造成了严重影响，环境污染日趋严重，有机物、石油、氮、磷含量急剧增加，赤潮频繁发生，使渔业资源的繁衍、生长及生物多样性面临严峻考验。生物种群的数量不断减少，种群结构发生改变，已发现有50多种主要经济鱼类、虾类、贝类资源锐减或衰退。此外，渔业资源的过度开发使水域生态环境遭到严重破坏，尤其是近海渔业几乎濒临消亡。
|
||
海河（天津市市区段）水质污染比较严重，各断面的水质均在《地表水环境质量标准》（GB 3838-2002）（国家环境保护总局，2002）Ⅳ类和Ⅴ类的水平。海河水域原有的生态系统遭到破坏，自净能力丧失，富营养化进程加速，表现为生物多样性明显下降，种类趋向单一。因此，亟须利用恢复生物资源的办法进行生态系统的修复。
|
||
2.生态环境修复的需要
|
||
人类活动每年排放的二氧化碳以碳计为5.5×109t，其中，海洋吸收了人类排放二氧化碳总量的20%～35%，大约为2.0×109t，而陆地仅吸收7.0×108t（唐启升和刘慧，2016）。碳汇渔业就是指通过渔业生产活动促进水生生物吸收水体中的二氧化碳，并通过收获把这些碳移出水体的过程和机制，也被称为“可移出的碳汇”。
|
||
碳汇渔业就是能够充分利用碳汇功能，直接或间接吸收并储存水体中的二氧化碳，降低大气中的二氧化碳浓度，进而减缓水体酸度和气候变暖的渔业生产活动的泛称。换句话说，凡不需要投饵的渔业生产活动，都能形成生物碳汇，相应地也可称之为碳汇渔业，如藻类养殖、贝类养殖（徐海龙等，2016b）、滤食性鱼类养殖、人工鱼礁、增殖放流以及捕捞渔业等。
|
||
增殖放流的幼鱼和贝类苗种，不是靠投放饵料存活和生长，而是获取海洋及内陆水域中的天然饵料，而这些天然饵料是以含有氮、磷的营养盐为物质基础的。因此，苗种在摄食天然饵料的同时也减少了海洋及内陆水域中的氮、磷，改善了海洋环境（张硕等，2017）。有研究发现，藻类生长是以氮、磷为基础的，在氮、磷含量高的海域进行不施肥的藻类增养殖，是减少氮、磷污染负荷的有效手段。据统计，1997年我国因对虾养殖排入海洋中的氮、磷量分别为9930 t、1838 t；网箱养殖排入海洋中的氮、磷量分别为343.9 t、34.4 t；贝类养殖利用海洋中的氮、磷量分别为21902 t、1750.5 t；藻类养殖利用海洋中的氮、磷分别为10899.6 t、1204 t。由此可见，贝藻的增养殖所利用的氮、磷量，远远超过了水产养殖投饵造成的氮、磷排放量。淡水鱼类生态学研究表明，鱼类在摄食各种动植物时，将氮、磷等无机盐富集到鱼体。鱼类一般含氮2.5%～3.5%、磷0.3%～0.9%，即每捕捞1 kg鱼，就可以从水中取出25～35 g氮和3～9 g磷，表明鱼类是水域净化的主导要素（田树魁，2012）。如果每年增加1000 t捕捞产量，则可从水中取出25～35 t氮、3～9 t磷。由此可以说明，保护渔业资源实际上就是保护海洋环境。目前，渔业资源增殖放流已成为国内外在修复水域生态和恢复渔业资源方面常采取的一种有效手段。在我国现阶段，开展渔业资源增殖放流工作具有十分重要的现实意义。
|
||
3.保护和提升海河生态价值的需要
|
||
海河是中国华北地区的最大水系，中国七大河流之一。海河可说是天津人的母亲河，也是天津市的象征。海河起于天津市西部的金钢桥，东至大沽口入海，全长超过70 km，横贯天津市。天津人日常生活闲逛、休憩的地方，都离不开海河两岸。
|
||
海河的价值体现在历史人文价值、沿岸美学和景观价值、两岸的经济价值和生态价值，其中，最根本的价值是海河的生态价值。而修复海河（天津市市区段）水域生态环境，是保护和提升海河的生态价值的需要。
|
||
4.公共卫生安全的需要
|
||
蓝藻水华发生的原因，是水体的富营养化造成的。由于社会经济的迅猛发展，城市规模的不断扩大、人口剧增、人们生活水平的日益提高，含有大量氮、磷等营养物质的污水直接进入水体中，使水体呈富营养化。
|
||
蓝藻水华不但能使水体发臭，影响水体景观效果，更严重的是会产生毒素，给水域生态系统、社会公共卫生安全带来严重威胁。
|
||
动物学实验发现，藻类毒素可能有致畸、致突变的作用，对游泳者也会造成皮炎和结膜炎（裴海燕等，2001）。流行病学研究及动物实验显示，微囊藻毒素（MC）对人体健康具有损害效应（殷丽红等，2005）。对东部沿海某些地区微囊藻毒素与肿瘤关系的研究表明，微囊藻毒素能够导致肝癌发病率增高（鄂学礼等，2006）。研究证明，微囊藻毒素可在水生食物链中积累，能快速地从浮游动物传递到鱼（童芳等，2006）。将食用微囊藻毒素的无脊椎动物饲养鲑，可导致鲑死亡（孟春芳，2011）。但迄今人类是否可能因食用那些含有藻毒素的鱼类而受到更大的毒害尚无直接的证据证实，但有人认为饮用有藻毒素的自来水会引起肠道疾病。藻毒素对水体的污染而引起的人体潜在的健康危害，已成为一个重要的公共卫生问题。
|
||
于桥水库是天津市饮用水的水源地，海河是天津市备用饮用水源，蓝藻水华一旦发生，后果将非常严重。迄今为止，上海等一些南方大、中城市的夏季饮用水中已经检测出藻毒素，个别城市饮用水中藻毒素含量已经超过1μg/L。我国2006年发布的《生活饮用水卫生标准》（GB 5749-2006）（中华人民共和国卫生部，2007）和世界卫生组织2011年发布的《饮用水水质准则》（第四版），均规定饮用水中微囊藻毒素的限值为1μg/L。
|
||
多数藻类毒素具有热稳定性和水溶性，仅经过自来水厂的一般处理不仅不能除去藻类毒素，反而经加氯消毒处理后，其致突变活性有可能增加。长期饮用含有藻毒素的饮水，对人类健康具有潜在威胁。所以，为了社会公共卫生安全，必须加强对海河水域的治理。综上所述，为防止于桥水库、海河等水质继续富营养化，以渔净水、以渔保水，保证饮用水安全，提升海河景观价值，开展增殖放流是非常必要的。
|
||
5.发展的需要
|
||
党的十八大报告首次将生态文明建设摆在总体布局的高度来论述，党的十九大报告指出“加快生态文明体制改革，建设美丽中国”“实施重要生态系统保护和修复重大工程，优化生态安全屏障体系”。开展水生生物资源养护工作是“优化生态安全屏障体系”的重要措施。为了贯彻落实科学发展观，实施可持续发展战略，国务院2006年批准发布了《中国水生生物资源养护行动纲要》，目标是到2020年，我国要基本遏制渔业资源衰退，同时水域生态环境得到初步修复。2006年，天津市人民政府印发了《贯彻落实＜国务院关于印发中国水生生物资源养护行动纲要的通知＞的实施意见》（津政发[2006]115号），将渔业资源增殖作为水生生物资源养护的一项重要措施，明确提出：“到2020年，全面实行捕捞限额制度，捕捞生产与可持续产量相适应，生态退化的水域环境得到明显修复，濒危物种数目增加的趋势得到有效遏制。重要水生生物资源利用进入良性循环，水域生态环境整体得到改善，水生生物多样性得到切实保护。每年增殖重要渔业资源品种的苗种数量达到20亿尾（粒），典型水域生态系统得到保护”。但目前的增殖规模同《中国水生生物资源养护行动纲要》提出的近期目标和工作任务相比，仍存在很大差距。水生生物资源增殖作为一项社会公益性事业，天津市针对重要的、对地方渔业资源恢复效益显著的品种进行了增殖放流，对推动天津市渔业资源增殖工作的深入开展、实现《中国水生生物资源养护行动纲要》提出的近期目标是十分必要的。
|
||
天津市是中国北方重要的经济中心，是环渤海区域最大的沿海开放城市，天津市未来发展定位是国际港口城市、北方经济中心和生态城市。要实现城市发展定位，把天津市建设成和谐、宜居的生态城市，开展增殖放流、修复和治理渤海湾及内陆水域生态是非常必要的。
|
||
（二）实施原则
|
||
依托各地开展的渔业资源增殖工作基础，优先选择技术成熟、管理规范、影响面大、效果显著的渔业资源增殖项目进行立项。确保增殖数量的同时，注重提高增殖质量和增殖效果。严格执行农业部2009年颁布的《水生生物增殖放流管理规定》。
|
||
针对严重衰退的渔业资源品种、生态荒漠化严重水域，在放流安排上有所侧重，重点加大支持力度。以海洋特别保护区、水产种质资源保护区、人工渔礁投放区为重点，着力解决重点水域的生态环境质量及渔业资源状况。
|
||
在增殖品种选择、规模确定等方面，充分考虑经济、社会和生态效益的有机统一。增殖品种原则上为本地种的子二代以内苗种，各增殖品种之间要保持合理的数量比例搭配。在保证中国对虾、三疣梭子蟹等大宗经济品种放流的同时，加大鱼类、贝类等品种的增殖放流。
|
||
二、增殖放流概况
|
||
（一）放流品种概述
|
||
1.渤海湾放流品种
|
||
近年来，天津市海洋捕捞作业的主要品种有蓝点马鲛、中国花鲈、梭鱼、银鲳、中国大银鱼、小黄鱼、方形马珂蛤、毛蚶、长牡蛎、脉红螺、中国毛虾、脊尾白虾、口虾蛄、中国对虾、三疣梭子蟹、日本蟳、海蜇（Rhopilem esculentum）等。
|
||
渤海湾天津市近岸海域适宜放流的品种非常多，有中国对虾、脊尾白虾、口虾蛄、三疣梭子蟹、梭鱼、海蜇、金乌贼（Sepia esculenta）、小黄鱼、黑棘鲷（Acanthopagrus schlegelii）、牙鲆（Paralichthys olivaceus）、半滑舌鳎（Cynoglossus semilaevis）、银鲳、中国花鲈、许氏平鲉（Sebastes schlegelii）、刀鲚（Coilia nasus）、黄姑鱼、栉孔扇贝（Chlamys farreri），以及仿刺参（Apostichopus japonicus）等。但考虑渔业资源及生态环境改善，兼顾天津市地方渔民利益，优先选择当前技术成熟、能够规模化苗种生产、放流效果较好、经济附加值较高的种类。以下是近几年渤海湾天津近岸海域增殖放流主要品种。
|
||
（1）中国对虾（Fenneropenaeus chinensis） 属广温、广盐性、一年生暖水性大型洄游虾类，是我国分布最广的虾类。主要分布于中国黄海、渤海和朝鲜西部沿海。我国的辽宁、河北、山东及天津沿海是主要产区，主要食物为有机碎屑、小型甲壳类、多毛类、底栖软体动物等。中国对虾增殖放流的功能定位为实现资源增殖、渔民增收及种群生态修复。
|
||
（2）三疣梭子蟹（Portunus trituberculatus） 属暖温性、多年生大型蟹类，是中国沿海的重要经济蟹类。主要栖息于海底或河口附近，以渤海数量最大。梭子蟹属于杂食性动物。三疣梭子蟹增殖放流的功能定位为实现资源增殖、渔民增收与生物种群修复。
|
||
（3）海蜇（Rhopilema esculentum） 中国沿海各海域均有海蜇分布。海蜇水母体在海洋中浮游生活，栖息于近海水域，尤其喜栖河口附近，暖水性，喜生活于河口附近，自泳能力很弱，常随潮汐、风向、海流而漂浮。在我国，海蜇渔业有悠久的历史。海蜇增殖放流的功能定位为实现资源增殖、渔民增收与生物种群修复。
|
||
（4）毛蚶（Scapharca kagoshimensis） 主要分布于中国、朝鲜和日本沿海。以我国渤海和东海近海较多。生活在内湾浅海低潮线下至水深10 m有余的泥沙底中，尤喜在水流出的河口附近，主要食物为硅藻和有机碎屑，为渤海湾主要经济贝类之一。毛蚶增殖放流的功能定位为实现资源增殖、渔民增收与生物种群修复。
|
||
（5）青蛤（Cyclina sinensis） 大多分布在中国和日本，栖息在河口或沙泥质的浅水区，水深在4～5 m，主要食物为硅藻和有机碎屑。青蛤增殖放流的功能定位为实现资源增殖、渔民增收与生物种群修复。
|
||
（6）许氏平鲉（Sebastes schlegelii） 我国东海、黄海和渤海均产，为冷水性近海底层鱼类，喜栖息于浅海岩礁间或海藻丛中。许氏平鲉较耐低温，是我国北方常见种。许氏平鲉为肉食性鱼类，属游泳摄食。许氏平鲉增殖放流的功能定位为生物种群修复与休闲渔业。
|
||
（7）牙鲆（Paralichthys olivaceus） 我国黄海和渤海分布较多，为冷温性底栖鱼类，具有潜沙习性，幼鱼多生活在水深10 m以上、有机物少、易形成涡流的河口地带。牙鲆增殖放流的功能定位为实现资源增殖、渔民增收与生物种群修复。
|
||
（8）半滑舌鳎（Cynoglossus semilaevis） 一种暖温性近海大型底层鱼类，终年生活栖息在中国近海海区，具广温、广盐和适应多变环境条件的特点，在渤海栖息的半滑舌鳎可终年不离开渤海，主要饵料为日本鼓虾（Alpheus japonicus）、鲜明鼓虾（Alpheus distinguendus）和泥脚隆背蟹（Carcinoplax vestita）。半滑舌鳎自然资源量少，具有很高的经济价值，是很好的增养殖品种。半滑舌鳎增殖放流的功能定位为实现资源增殖、渔民增收与生物种群修复。
|
||
表5-3至表5-7为2010-2014年渤海湾天津市海域增殖放流情况。
|
||
表5-3 2010年天津市海域增殖放流情况
|
||
表5-4 2011年天津市海域增殖放流情况
|
||
表5-5 2012年天津市海域增殖放流情况
|
||
表5-5 2012年天津市海域增殖放流情况（续）-1
|
||
表5-6 2013年天津市海域增殖放流情况
|
||
表5-7 2014年天津市海域增殖放流情况
|
||
表5-7 2014年天津市海域增殖放流情况（续）-1
|
||
2.内陆水域放流品种
|
||
适合在海河、于桥水库等河流、水库放流的鱼类品种有青鱼（Mylopharyngodon piceus）、草鱼、鲢、鳙、鲤、鲫、鳊（Parabramis pekinensis）、团头鲂（Megalobrama amblycephala）、乌鳢、黄颡鱼（Pelteobagrus fulvidraco）、细鳞斜颌鲴（Plagiognathops microlepis）、松江鲈（Trachidermus fasciatus）和中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis）等。淡水放流优先选择有利于内陆水域水生生物资源保护和水域生态环境修复的品种；湿地放流选择经济效益高、对生态环境修复效果明显的品种。
|
||
表5-8 内陆水域适宜放流品种、分布及功能定位
|
||
（1）鲤（Cyprinus carpio） 亚洲原产的温带性淡水鱼，属底栖性鱼类。鲤是偏动物食性的杂食性鱼类，以腐屑碎片、藻类、浮游动物为主要食物，无洄游习性。鲤增殖放流的功能定位为实现资源增殖及生态种群修复。
|
||
（2）草鱼（Ctenopharyngodon idella） 栖息于平原地区的江河湖泊，为典型的草食性鱼类。大量食用大型水生植物，对水草滋生现象起到有效抑制的作用。草鱼增殖放流的功能定位为水质净化及资源增殖。
|
||
（3）鲢（Hypophthalmichthys molitrix） 属于大江河鱼类，在天然条件下，我国主要大江河干流均有其产卵场，产卵季节亲鱼可游至产卵场繁殖。产卵期与草鱼相近，无洄游习性。食物为浮游生物，以浮游植物为主，也食有机碎屑。适量人工增殖放流鲢，对水域大型浮游植物的过度繁殖能产生抑制作用；可控制海河蓝藻水华发生，消除水体臭味；鲢增殖放流的功能定位为水质净化及资源增殖。
|
||
（4）鳙（Aristichthys nobilis） 在我国各大水系均有分布，为我国重要经济鱼类。主要以浮游动物为食，也食一些藻类。增殖放流鳙，不仅使浮游动物维持在一个适宜的水平，还可以通过摄食关系间接地将能量提取出来；同时，使浮游植物得到适量繁殖，从而提高水库、河流水域的溶解氧，有利于水库、河流水域生物的生存和维护浮游动植物的平衡。鳙增殖放流的功能定位以净化水质、资源增殖为主，渔民增收为辅。
|
||
（5）鲫（Carassius auratus） 分布广泛，全国各地水域常年均有生产。鲫适应性非常强，是主要以植物为食的杂食性鱼。鲫增殖放流的功能定位以净化水质、资源增殖为主，渔民增收为辅。
|
||
（6）团头鲂（Megalobrama amblycephala） 生活在湖泊中，无洄游习性。团头鲂为草食性鱼类，食性范围较广。团头鲂增殖放流的功能定位以净化水质、资源增殖为主，渔民增收为辅。
|
||
（7）细鳞斜颌鲴（Plagiognathops microlepis ）在江河、湖泊和水库等不同环境均能生活。为底栖刮食性鱼类，喜食腐泥、有机碎屑等，有净化水质、改善生态环境的特殊功能，是我国的一种重要经济鱼类。细鳞斜颌鲴增殖放流的功能定位以净化水质、资源增殖为主，渔民增收为辅。
|
||
（8）中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis） 栖于淡水湖泊河流，但在河口半咸水域繁殖，栖于江河、湖泊的岸边。喜掘穴而居，或隐藏在石砾、水草丛中。中华绒螯蟹在淡水中度过大部分时间，但它们必须回到近海繁殖，是湿地增殖的优良品种。中华绒螯蟹增殖放流的功能定位以资源增殖、渔民增收为主。但由于其穴居的习性，不适宜在水库及具有人工堤坝的流域增殖放流。
|
||
（二）放流苗种的规格和数量
|
||
放流规格的确定，主要参考国家放流技术标准、天津市地方标准及周边省市的放流规定。其中，个别品种为避免疾病或保证成活率，会采取特殊的要求来确定规格大小。如中国对虾，考虑人工养殖条件下病毒病无法控制，所以采取了小规格苗种放流。目前，天津市海河口各苗种放流规格见表5-9和表5-10。
|
||
表5-9 2010-2014年天津市渤海湾增殖放流主要品种规格
|
||
表5-10 2010-2014年天津市内陆水域增殖放流各品种规格
|
||
（三）放流苗种的生产要求
|
||
用于增殖放流的人工繁殖的水生生物物种，应当来自有资质的生产单位。其中，属于经济物种的，应当来自持有《水产苗种生产许可证》的苗种生产单位；属于珍稀、濒危物种的，应当来自持有《水生野生动物驯养繁殖许可证》的苗种生产单位。
|
||
为保持放流苗种的野生性状，要求亲本在自然海域捕捞的野生亲体或国家级原种场保种亲本，要求使用身体健康的原种或F1代作为亲本，避免野生群体的遗传性状缺失。
|
||
应用于繁育增殖放流苗种的亲本，亲本数量要满足放流苗种生产需要；亲本应来自该物种原产地天然水域、水产种质资源保护区或省级及以上原种场保育的原种，且来源、培育、更新记录清楚完整。确有特殊情况无法自繁自育的，必须提供苗种来源单位的亲本来源及苗种繁育情况证明，且苗种来源单位符合有关的基本条件。
|
||
（四）放流时间和地点
|
||
1.渤海湾放流
|
||
主要放流地点选择在以下3个区域。
|
||
（1）塘沽 北塘至高沙岭之间近海、塘沽人工鱼礁礁区。
|
||
（2）汉沽 大神堂近岸、活体牡蛎礁、人工鱼礁附近海域。
|
||
（3）大港 唐家河马棚口近岸及附近海域。
|
||
放流地点选择主要因素：一是靠近天津市海洋特别保护区；二是以上海区天然饵料丰富，本身就是鱼虾类的产卵场，适合放流苗种生长。
|
||
渤海湾放流时间选择在每年5月上旬至6月下旬进行，主要是由于该季节为渤海湾主要品种的繁育期。而且投放苗种后，很快进入渤海休渔期（6月1日），便于管理。贝类放流主要考虑在每年3-4月或10-11月进行，主要是由于该季节适合运输，苗种成活率提高，有利于增殖放流效果的提高（表5-11）。
|
||
表5-11 2015年渤海湾主要品种增殖放流时间及放流地点
|
||
2.内陆水域放流
|
||
内陆水域放流地点，主要包括大中型水库、小型水库、大型公园、小型公园、境内主要河道、景观河道以及湿地保护区等。其中，大型水库有于桥水库、北大港水库、黄港水库；小型水库有尔王庄水库、鸭淀水库、团泊水库；大型公园有水上公园；小型公园有南翠屏公园、北宁公园；境内主要河道有子牙河、蓟运河、独流减河、潮白新河；景观河道有海河、津河、卫津河；湿地保护区有七里海、大黄堡湿地等。放流时间为每年4-11月。
|
||
（五）计数和放流方式
|
||
1.计数方式
|
||
（1）鱼类、虾类、蟹类 结合本地育苗单位及放流地点实际情况，按照《水生生物增殖放流技术规程》（SC/T 9401-2010）（中华人民共和国农业部，2011）计数。
|
||
（2）贝类 依据水产行业标准《水生生物增殖放流技术规程》（SC/T 9401-2010）（中华人民共和国农业部，2011）计数。
|
||
2.放流方式
|
||
（1）中国对虾 虾苗专用运输网箱内加水、充气运输，或塑料袋充氧包装，到达适宜地点放流。
|
||
（3）鱼类 鱼苗专用运输网箱内加水、充气运输，或在塑料袋内加水，放入鱼苗后充氧包装，到达适宜地点放流。
|
||
（2）蟹类 蟹苗放入泡湿的稻壳中混匀，装入塑料袋充氧包装，到达适宜地点放流。
|
||
（4）贝类 泡沫箱（或聚乙烯网袋）低温运输，到达适宜地点放流。
|
||
（5）海蜇 采用充氧打包法，装入塑料袋充氧包装，到达适宜地点放流。
|
||
（六）增殖放流管理
|
||
1.增殖前期管理
|
||
在增殖苗种培育阶段，苗种生产过程中严格按照现行的苗种生产技术规范进行生产，生产中严格执行国家有关规定和技术规范。对亲本选择、饵料、药品、养殖操作等，严格执行农业部2009年颁布的《水生生物增殖放流管理规定》、无公害水产品管理办法及相关生产操作规程、技术标准，做好养殖生产记录，建立完善的生产保障体系和苗种可溯源制度。投放前对增殖苗种进行检验检疫及药残检验，出具相关的检疫、检验报告，确保增殖苗种的质量。
|
||
2.增殖期间管理
|
||
在投放增殖苗种过程中，根据《天津市水生生物资源养护工作规范》，由天津市水产局组织相关部门依照农业部《水生生物增殖放流管理规定》和《水生生物增殖放流技术规程》（SC/T 9401-2010）（中华人民共和国农业部，2011），做好增殖苗种的规格测量、计数、运输、投放、验收等工作。成立增殖放流验收小组和增殖放流监督小组，放流验收工作本着“公平、公开、公正”的原则进行，并邀请科研单位、当地渔民群众参加。对渔业资源增殖过程实行公示制度，向社会公示增殖区域、时间、品种、数量、规格等情况。
|
||
3.增殖后期管理
|
||
重点加强增殖区域内有害渔具的清理和水上执法检查工作，依法打击各类偷捕和破坏增殖苗种的行为。加强对增殖情况的跟踪调查和效果评估，科学评价增殖效果。每年12月底前对本年度方案实施情况进行总结，完善放流技术规范，根据增殖放流跟踪调查结果及海洋生态环境调查结果形成渤海湾增殖放流效果评估报告。
|
||
三、增殖放流管理及效果评估
|
||
（一）增殖放流管理
|
||
1.相关管理制度
|
||
早在1979年2月10日，国务院就颁布了《水产资源繁殖保护条例》，开始重视水产资源的繁殖保护问题，将渔业资源的繁殖保护纳入法制轨道；1986年，《中华人民共和国渔业法》的实施进一步加大了依法保护渔业资源的力度；2003年，农业部发布了《关于加强渔业资源增殖放流工作的通知》，进一步倡导和规范渔业资源增殖放流行为。
|
||
2006年，国务院发布的《中国水生生物资源养护行动纲要》，提出要把水生生物增殖放流和海洋牧场建设作为养护水生生物资源的重要措施之一。2007年，农业部落实中央财政“水生生物资源增殖放流示范项目”，以推进全国渔业资源增殖放流工作；同年发出《关于加强渔业资源增殖放流的通知》，并以实施通知各项要求为基础，制定《渔业资源增殖放流管理规定》。2008年11月，党的十七届三中全会关于推进农村改革发展的决定，明确指出要“加强水生生物资源养护，加大增殖放流力度”，并再次对水生生物资源养护工作进行部署。2009年3月20日，农业部发布的《水生生物增殖放流管理规定》，在引导和鼓励增殖放流活动的基础上，进一步规范水生生物增殖放流活动的各项工作。2010年12月，农业部印发了《全国水生生物增殖放流总体规划（2011-2015年）》，提高增殖放流的科学化、规范化和社会化水平。
|
||
2.主管部门和职责
|
||
农业农村部主管全国水生生物增殖放流工作。县级以上地方人民政府渔业行政主管部门负责本行政区域内水生生物增殖放流的组织、协调与监督管理。各级渔业行政主管部门应当加大对水生生物增殖放流的投入，积极引导、鼓励社会资金支持水生生物资源养护和增殖放流事业。县级以上地方人民政府渔业行政主管部门应当制定本行政区域内的水生生物增殖放流规划，并报上一级渔业行政主管部门备案。
|
||
渔业行政主管部门组织开展增殖放流活动，应当公开进行，邀请渔民、有关科研单位和社会团体等方面的代表参加，并接受社会监督。增殖放流的水生生物的种类、数量、规格等，应当向社会公示。单位和个人自行开展规模性水生生物增殖放流活动的，应当提前15日向当地县级以上地方人民政府渔业行政主管部门报告增殖放流的种类、数量、规格、时间和地点等事项，接受监督检查。经审查符合《水生生物增殖放流管理规定》的增殖放流活动，县级以上地方人民政府渔业行政主管部门应当给予必要的支持和协助。应当报告并接受监督检查的增殖放流活动的规模标准，由县级以上地方人民政府渔业行政主管部门根据本地区水生生物增殖放流规划确定。
|
||
增殖放流应当遵守省级以上人民政府渔业行政主管部门制定的水生生物增殖放流技术规范，采取适当的放流方式，防止或者减轻对放流水生生物的损害。渔业行政主管部门应当在增殖放流水域采取划定禁渔区、确定禁渔期等保护措施，加强增殖资源保护，确保增殖放流效果。县级以上地方人民政府渔业行政主管部门应当将辖区内本年度水生生物增殖放流的种类、数量、规格、时间、地点、标志放流的数量及方法、资金来源及数量、放流活动等情况统计汇总，于11月底以前报上一级渔业行政主管部门备案。
|
||
3.管理和宣传
|
||
加强水生生物资源增殖放流工作的组织建设，健全渔政监督管理机构设置，建设一支政治与业务素质高、保障能力强的渔政监督管理机构和队伍，优化执法装备建设，提高执法实力和水准。强化渔政监督管理机构的职能，加大依法保护和从严执法的管理力度。理顺各增殖放流区域与整个区域联动管理机制，建立水生生物资源增殖放流的统一监管机制和管理办法。在增殖放流水域采取划定禁渔区、确定禁渔期等保护措施，开展增殖放流水域统一执法、联合执法工作，严厉打击和依法查处滥捕滥采及破坏海洋生态系统的一切违法违规行为。实施严格的违规处罚制度和渔业资源赔偿制度，对于蓄意违反规定的单位和项目，要予以严厉的行政和经济处罚。在水生生物资源增殖放流中要确保放流的生态安全性，严格控制放流品种和来源。用于增殖放流的水生生物应当来自持有《水产苗种生产许可证》的苗种生产单位，属于珍稀、濒危物种的，应当来自持有《水生野生动物驯养繁殖许可证》的苗种生产单位。用于增殖放流的水生生物应当依法经检验检疫合格，确保健康无病害、无禁用药物残留。放流品种应为本地原种或子一代的苗种或亲体，禁止使用外来种、杂交种、转基因种以及其他不符合生态要求的水生生物物种进行增殖放流。
|
||
广泛、深入开展全民教育和宣传活动，充分发挥新闻媒介的舆论监督和导向作用，大力宣传实施水生生物资源增殖放流的重要意义，使水生生物资源增殖放流与生态环境修复、保护意识真正深入人心，增强全社会的水生生物资源增殖放流与生态环境修复、保护的意识和法制观念，积极引导社会参与，形成国家、地方、集体、个人共同投资进行增殖放流的长效机制。水生生物资源增殖放流实行当地渔业主管部门管理和吸纳当地转产转业渔民管护的运作模式，积极引导公众参与水生生物资源增殖放流与生态环境修复保护工作，协调渔业合理开发，当地渔业主管部门联合当地旅游部门配合水生生物资源增殖放流工作，指导、鼓励、吸收转产转业渔民积极参与水生生物资源增殖放流工作和休闲渔业的适度开发，发挥群众的参与和监督作用。加强政务信息公开，创造条件方便公众查询，在制定重大环境政策、开展地方有关立法中，应召开听证会，或在媒体上发布，公开征求公众意见，定期公布水生生物资源的变动状况、水域生态系统的发展现状等信息，建立公众参与水生生物资源增殖放流监督制度，鼓励公众举报滥采滥捕、危害水域生态系统稳定性的违法行为，保障公众对水生生物资源增殖放流与生态环境保护工作的知情权和参与权。积极营造水生生物资源增殖放流的良好社会氛围，积极联合工程建设、环保、交通、媒体等部门参与水生生物资源增殖放流活动，发挥各部门的优势，加大水生生物资源增殖放流重要性的宣传，扩大影响，加强社会监督，不断提高全社会增殖和保护水生生物资源的意识。
|
||
4.监测和评估
|
||
增殖放流活动开展一段时间后，应当进行效果评价。增殖放流效果跟踪，包括定期对生物资源与环境调查和渔业生产社会调查，研究放流水域环境，主要是监测关键环境因子的变动规律，包括水温、盐度、pH、溶解氧、氨氮、无机磷、油类、化学需氧量、铜离子等；调查放流水生生物的种群变动规律，包括浮游植物、浮游动物、底栖生物、鱼类等，掌握生物多样性的特征。利用调查数据，重点分析放流种类的资源密度、种群结构、摄食状况及迁徙规律等相关信息。同时，掌握各生物资源群体的种类组成和数量变动，分析增殖放流对水生生物群落的影响。
|
||
根据放流水域渔业生产作业方式的生产情况实施动态监测，分别选取作业渔船，委托船主详细填写放流期间的渔捞日志。渔捞日志由相关科研单位负责设计，内容包括生产日期、渔获物组成、渔获物产量、渔获物规格等。渔捞日志每月收集1次。此外，与放流水域渔业主管部门联系沟通，获取放流水域渔业生产船只数量和渔获物产量的相关信息，从而分析增殖放流对渔业生产的影响。
|
||
（二）增殖放流效果评估
|
||
1.评估调查时间与方法
|
||
中国对虾放流主要步骤为亲虾暂养、产卵、孵化及对虾变态发育，苗种体长为10 mm。2014年5月进行放流，地点为北疆电厂东大堤最南端（117°57'48″E、39°12'13″N），全长2850 m处。2014年6月2日、7月17日、8月16日，分别租用调查船进行跟踪与回捕调查，2014年6月20日、9月2日、10月12日在放流地点附近的市场回收放流中国对虾。将捕获的中国对虾样品带回实验室进行体长、体重等生物学测定，按雌、雄分别分析其体重与体长关系，并采用生长方程拟合其体长、体重与日龄的函数关系，以此研究中国对虾放流群体的生长特性，为天津海域开展中国对虾的增殖放流提供科学依据。
|
||
2.中国对虾生长特征
|
||
（1）中国对虾生长特性的计算 按雌、雄分别分析中国对虾体重与体长关系，并采用Von Bertalanffy生长方程拟合其体长、体重与日龄的函数关系，研究中国对虾放流群体的生长特性。Von Bertalanffy生长方程：
|
||
L=L ∞[1-e-]
|
||
式中L——指在某时间t时的长度；
|
||
L ∞——渐近体长；
|
||
K——生长系数，它描述了趋近渐近体长的速率；
|
||
t 0#——体长为0时的假设年龄，即假设动物一直按Von Bertalanffy生长函数进行生长。
|
||
对生长方程一次求导，得出中国对虾的生长速度。
|
||
（2）放流中国对虾体长与体重关系 以表5-12中测得的中国对虾平均体重与平均体长，计算其体长与体重关系，经计算，中国对虾体长与体重呈幂函数关系。
|
||
雌虾：W=3.0×10-6 L 3.267 R$2=0.977
|
||
雄虾：W=3.0×10-6 L 2.780 R 2=0.929
|
||
由图5-4可看出，在中国对虾体长小于120 mm时，雌、雄虾体长与体重关系曲线接近于重合，表明同等体长雌、雄个体重量差异不大；在中国对虾体长大于120 mm时，雌虾体重高于雄虾，说明随着体长增加，雌虾的生长速度高于雄虾（徐海龙等，2016a）。
|
||
表5-12 2014年中国对虾调查体长与体重
|
||
图5-4 渤海湾中国对虾体长与体重关系曲线
|
||
（3）放流中国对虾生长方程 国内学者通常把亲虾产卵时间确定为对虾的零日龄，标记中国对虾的产卵时间为2014年4月10日。选择利用拉格朗日（Lagrange）抛物线插值内插法，对中国对虾的平均体长和平均体重数据资料进行插值处理，使其成为以10 d为间隔的等间隔数据，然后利用Von Bertallanffy生长方程，来拟合渤海湾中国对虾的生长参数。
|
||
依据拉格朗日抛物线插值内插法数据，处理渤海湾中国对虾体长（表5-13）。
|
||
表5-13 对虾体长插值结果（mm）
|
||
采用Walford作用法：用L 对L（假设中国对虾以10d为一个生长阶段）作图（图5-5、图5-6），经检验两者存在显著性相关，得出：
|
||
雌虾：L =0.948L+12.95（R 2=0.968，P＜0.01）
|
||
雄虾：L =0.741L+50.40（R 2=0.841，P＜0.01）
|
||
图5-5 雌性中国对虾L 对L
|
||
图5-6 雄性中国对虾L 对L
|
||
这两个方程对应曲线通过原点45°与对角线（y=x）相交的点，即L ∞，求得渤海湾放流中国对虾雄虾最大体长为194.59 mm，由体长与体重关系式推算出最大体重为69.32 g；中国对虾的生长方程，如下方程式：
|
||
L=L ∝[1-e-]
|
||
W=W ∝[1-e-]3
|
||
式中t——日龄；
|
||
L和W——t日龄时的平均体长和平均体重；
|
||
L ∞和W ∞——平均渐进体长和渐进体重；
|
||
K——生长系数；
|
||
t 0——假设的理论生长起点日龄。
|
||
依据表5-13数据资料进行线性回归计算，拟合出体长与体重生长方程的参数。K 雄虾=0.006，t 0雄=36.83；K 雌虾=0.011，t 0雌=21.36。
|
||
其体长与体重生长方程分别为：
|
||
雄虾：L=194.59[1-e-0.006（]（R 2=0.888）
|
||
W=69.32[1-e-0.006（]2.780
|
||
雌虾：L=249.04[1-e-0.011（]（R 2=0.989）
|
||
W=202.18[1-e-0.011（]3.267
|
||
由上式可知，雄虾理论最大体长可达到194.59 mm，体重69.32 g；雌虾理论最大体长可达到249.04 mm，体重202.18 g。根据生长拐点年龄式为t=lnb/k+t 0，代入相应的生长参数，得出雄虾的t=207.24 d，雌虾的t=128.98 d，表明放流中国对虾雌雄个体生长存在较为显著的差异。由图5-7及图5-8可知，雌虾的生长速度较快，雄虾的生长速度较慢，而且雌虾的最大体长及体重远远高于雄虾。
|
||
图5-7 渤海湾中国对虾体长生长曲线
|
||
图5-8 渤海湾中国对虾体重生长曲线
|
||
（4）生长速度 对体长、体重生长方程求一次导数，可得体长、体重生长速度方程如下：
|
||
雄虾：dL/d =1.17e-0.006（
|
||
dW/d=1.16e-0.006（[1-e-0.006（]1.78
|
||
雌虾：dL/d=2.74e-0.011（
|
||
dW/d=7.27e-0.011（[1-e-0.011（]2.267
|
||
图5-9 渤海湾中国对虾体长生长速度曲线
|
||
图5-10 渤海湾中国对虾体重生长速度曲线
|
||
由图5-9及图5-10可知，放流中国对虾体长生长速度逐渐减慢，而体重生长速度先增而后减慢，由此可知，中国对虾体长生长先于体重生长。
|
||
3.资源量评估
|
||
（1）评估方法 扫海面积法是目前国际上普遍采用的资源量评估方法（谷德贤等，2018），适用于资源大面积调查结果的资源量评估。采用扫海面积法，进行秋汛中国对虾的资源量预报。扫海面积评估法为：
|
||
B=AN/ap
|
||
式中B——资源数量；
|
||
A——渔场总面积，渤海湾海域调查渔场总面积为3.5×109m2；
|
||
a——每个调查网次的扫海面积，为27780 m2；
|
||
p——捕捞系数，渤海湾取0.15；
|
||
N——平均每网捕获中国对虾数量，即相对资源量。
|
||
（2）评估结果 以2014年7月17-22日调查结果评估，平均每站捕获中国对虾40.38个/h，则2014年秋汛渤海湾海域中国对虾资源数量为3392万尾，以秋汛期间中国对虾平均体重40 g计，则资源量为1356.7 t。可捕系数取0.7，则2014年渤海湾秋汛中国对虾可捕量为949.69 t。
|
||
（3）回捕统计与分析 中国对虾回捕率=B/S
|
||
式中B——对虾捕捞量（尾）；
|
||
S——放流数量（尾）。
|
||
回捕率=3392万尾/140109.8万尾×100%≈2.42%
|
||
历史资料表明，中国对虾在渤海的放流回捕率为1.24%～4.60%。与其相比，2014年天津市海域中国对虾资源调查的回捕率相对较低。可能与沿岸遍布定置网，中部水域存在流刺网和蟹笼等作业工具有关，使得调查结果不能完全反映中国对虾真实的资源量。
|
||
（4）社会调查 在捕捞生产期间及主要放流资源回捕生产结束后，选择塘沽和汉沽作为代表性渔业区域，进行渔业生产调查。通过发放渔捞日志和随船取样监测方法，了解不同功率类型、不同作业方式渔船的作业时间、作业渔场、渔获物产量、渔获物结构、航次产量、产值和直接成本等生产情况；同时，通过主要渔港和卸货码头，调查各类渔船捕捞产量和渔获物结构，评估各地渔船捕捞放流品种的平均单船日产量和月产量及产值和成本。并通过统计天津市的放流中国对虾数量及回捕结果，计算渤海湾增殖放流中国对虾的产量、产值，了解放流费用，计算投入产出比。
|
||
①渔民收益情况。从2014年9月中旬开始，笔者组织开展了海洋捕捞中国对虾抽样调查。抽样船6艘，收到渔民填写调查表6份，单船平均产量为519.5 kg，单船平均产值为10.39万元；扣除新购置网具费2万元/船、人工费2.6万元/船、燃油费2.4万元/船等，平均单船纯收入3.39万元，最高单船纯收入14.11万元。9月中国对虾每千克销售价格为220～240元；进入10月价格为每千克240～280元。抽样调查显示：仅中国对虾这一放流品种，捕捞渔船平均增加纯收入3.39万元。
|
||
②投入产出比。2014年放流中国对虾的捕捞量为949.69 t。按平均价格200元/kg计算，天津市放流中国对虾的产值达18993.8万元。
|
||
成本：主要为苗种费和管理费以及捕捞费用。
|
||
成本=苗种费+管理费+捕捞费
|
||
=60元/万尾×140409.8万尾+12万元+1260万元
|
||
=2112.659（万元）
|
||
投入产出比=2112.659万元/18993.8万元≈1:8.99
|
||
四、海河口增殖放流存在的问题及对策
|
||
（一）海河口增殖放流存在的问题
|
||
1.放流水域生态系统的研究薄弱
|
||
深入研究放流水域的生物种群结构、群落结构和营养结构，不仅可以确定合适的放流种类，加强种群动态监测，还可以研究放流水域生态系统的影响机制，保障增殖放流的健康发展。虽然近年来对中国对虾放流水域生态系统进行了一定研究，但是缺乏成熟的增殖放流监控体系，致使开展的规模生产性种苗放流缺乏科学指导，带有很大的盲目性，难以确保增殖生态安全，无法准确保护生物多样性。
|
||
2.放流苗种缺乏严格检测
|
||
放流苗种主要来源于当地养殖场，其种质遗传信息量缺乏严格的检验检测，大量长期放流必然对自然群体的遗传多样性构成影响，甚至导致种群退化。应加强对放流苗种的检测力度，增加放流苗种遗传多样性的检验，选择含有较高遗传信息量的苗种进行放流。
|
||
3.放流规格仍处于探索阶段
|
||
确定放流种苗规格的因素主要有回捕产量和成本，还包括放流海区的影响。放流种苗规格越大，海区环境越好，成活率和回捕产量就会越高，但经过中间培育的时间就越长，投入成本就会越高。因此，确立不同海区成活率较高的最小规格，即海区最佳规格，是解决放流苗种的关键。目前，中国对虾的放流规格仍处于探索阶段，确立不同海区最佳放流规格需要进行长期的放流实验。
|
||
4.放流容量难以确定
|
||
放流容纳量是合理放流的关键。放流数量较少，不能充分利用水域生产力；放流数量过多，影响种苗生长，甚至破坏食物关系。故确定最大限度地发掘出水域生产潜力时放流的数量，即最佳放流生态容纳量，是至关重要的。有关放流容量的估算目前还没有统一的估算方法，目前一种方法是根据初级生产力等饵料生物和中国对虾生长速度资料，统计分析估算出放流数量，此种方法需要进行计算大量的生长速度参数，同时受到中国对虾自身生长限制的影响；另一种方法是参照放流海区历年该种类最大的世代产量，并根据不同补充量水平与回捕率，来确定相应年份种苗的放流数量，此种方法比较简单，缺少确切依据，只是理论上可行。目前，还有一种方法是应用初级生产力及各营养级间的转化效率（或称生态效率）估算，此种方法建立在生态动力模型的基础上，计算饵料供应速率和放流品种的摄食率，需要大量数据支持。因此，确定最佳放流数量是很困难的，主要是放流数量与种苗成活率、生长、饵料基础、饵料竞争种和敌害生物等多种因素密切相关。
|
||
5.放流中国对虾的判别存在技术困难
|
||
由于中国对虾的特殊性，区分野生虾与放流虾比较困难，比较准确的是利用微卫星标记技术，对中国对虾个体进行亲缘关系鉴定，但是需要大量的资金支持；此外，是利用野生虾和放流虾生物学时间差的方法进行估算，而由于长期连续放流，野生群体与放流群体长期混合，获取野生群体生物学相当困难。
|
||
6.放流后的管理力度不够
|
||
目前，我国增殖放流相关的法律法规不够完善，已成为制约增殖业发展的重要因素，缺乏统一的科学规划，增殖管理机构不健全。存在有害捕捞网具、养殖场和盐场纳水、环境污染等突发事件的影响，会导致中国对虾产量临时的变化。此外，中国在对虾捕捞产量统计上，存在偷捕、漏捕和作业渔区不确定等影响，导致其捕捞总产量具有一定偏差。
|
||
7.缺乏准确的评估
|
||
关于准确合理的评估，由于缺少对放流效果系统的调查研究，对相差较大的放流效果无法做出科学的解释，难以确定影响放流效果的关键因素及作用机制。这些问题的长期存在，将严重影响增殖放流事业的可持续发展。
|
||
（二）对今后放流工作的建议
|
||
1.加大对放流水域生态系统结构和功能的动态监测
|
||
海洋生态系统是海洋渔业产业的母体，其结构和功能特征从某种程度上决定了各种群的生存空间，只有了解掌握增殖放流水域生态系统的特点，才能准确制定诸如放流时间、放流规模等增殖放流策略。但长期的增殖放流实践表明，由于缺乏长期的海洋生态环境监测和调查，对放流水域生态系统的结构功能认识不清，因此在此背景下实施的增殖放流，也就难以取得预期成效。
|
||
2.科学地制定放流策略
|
||
开展海洋生物资源增殖放流，必须充分考虑放流水域的生态因子（如捕食者、食物可获得性、是否容易到达栖息地、对食物和空间的竞争力、温度和盐度适应性等）和放流对象的生理条件、行为能力（诸如游泳能力、摄食能力、逃避敌害能力、集群习性、栖息地选择等）对放流成活率的影响。对这些因素的掌握与了解，是提高放流对象存活率、确保放流效果的环境保障和理论应用基础。因此，在进行规模化增殖放流之前，彻底认清上述因素对于放流对象成活率的影响方式，科学制定增殖放流策略，选择合适的种类和数量、地点和时间、规格和结构进行放流，是取得最佳增殖效果的必要前提。
|
||
3.增加在人工鱼礁建设区的增殖放流
|
||
人工鱼礁的建设可以改善传统渔场环境，为海藻繁殖、鱼类生存创造更加有利的环境条件。同时，人工鱼礁建设使重要渔场的拖网生产受到限制，客观上有效阻止了以底拖网为主导致的毁灭性的捕捞生产。因此，在人工鱼礁建设区适当增加恋礁鱼类及底栖贝类的增殖放流，可以有效恢复受损渔业资源群体，改善海域的生物多样性水平。
|
||
4.加大对增殖放流效果评估的投入
|
||
随着增殖放流活动不断频繁，发现存在一个很大的缺陷，即重投放规模、轻效益评估。在增殖放流过程中，过分强调种苗的生产数量和放流规模，每年投入大量人力、物力和财力用于种苗繁育和投放。但是由于标记技术的限制、基础研究的滞后、放流策略和方法尚不成熟，致使增殖放流成效很难评估，许多增殖放流活动无法达到预期效果。因此，增加对增殖放流效果评估的投入，合理制订增殖放流效果评价体系，科学地对增殖放流效果进行评价变得非常必要和迫切。
|
||
第三节 人工鱼礁建设
|
||
一、基本概况
|
||
（一）人工鱼礁的基本概念与功能
|
||
1.人工鱼礁的基本概念
|
||
在《人工鱼礁建设技术规范》（SC/T 9416-2014）（全国水产标准化技术委员会渔业资源分技术委员会，2014）中，采用“人工鱼礁”（artificial reef）作为专业术语。其定义为：用于修复和优化海域生态环境，建设海洋水生生物生息场的人工设施。而中国农业出版社出版的《英汉渔业词典》（贾建三，1995）和中华人民共和国国家标准《渔业资源基本术语》（GB/T 8588-2001）（全国水产标准化技术委员会，2002）中解释，人工鱼礁（artificial fish reef）是为改善水域生态环境，诱集鱼类栖息或繁殖，在水中设置的固定设施。虽然关于人工鱼礁的定义目前具有多种解说，但学者们的共识是：人工鱼礁是为了改善海域生态环境，为鱼类等水生生物的聚集、索饵、繁殖、生长、避敌提供必要的、安全的栖息场所，以达到保护、增殖渔业资源和提高渔获量的目的。
|
||
其实，最初的人工鱼礁是以诱集鱼类、形成渔场、以便于捕获为目的，而且是以鱼类为对象，所以叫做人工鱼礁或渔获性鱼礁；又因为鱼礁作为捕捞技术的副渔具用来诱集鱼类，进行捕捞生产，所以曾使用“渔礁”（fishing reef）一词。后来，随着人工鱼礁的发展，鱼礁的用途和诱集的对象也在不断扩大，鱼礁不仅仅用于诱集鱼类进行捕捞，而且给鱼类提供一个良好的生息繁殖场所，起到保护、培育鱼类资源的作用，因此就采用了“鱼礁”（fish reef）这一词语。又因为人工鱼礁不仅仅能诱集、培育鱼类，而且它同时可以诱集、培育许多不同的虾类、蟹类、贝类、藻类等，因此所谓“人工鱼礁”一词的“鱼”字，目前已广泛地将生物对象扩大到上述水产生物上了。为了能全面地概括现代“人工鱼礁”的真正含义，1988年在美国召开的第4届国际人工鱼礁会议上，把“人工鱼礁”（artificial reef）正式改名为“人工栖息地”（artificial habitat），旨在扩大其功能范围，即能积极提高当地海域的总体生产力，发挥生态基质的作用，以期能够在实质上提高基础生产量和生产值，而不仅仅限于副渔具诱集鱼类之效果。
|
||
综上所述，现阶段人工鱼礁的概念可解释为：人工鱼礁是人们为了诱集并捕捞鱼类，保护、增殖鱼类等水产资源，改善水域环境，进行休闲渔业活动等而有意识地设置于预定水域的构造物。
|
||
2.人工鱼礁的主要功能
|
||
人工鱼礁不仅在修复和改善海洋生态环境、增殖和优化渔业资源、拯救珍稀濒危生物和保护生物多样性上发挥着重要的作用，同时，在调整渔业产业结构和配合大农业改革、促进海洋产业的升级和优化，带动旅游业等相关产业的发展方面也起着积极的作用。人工鱼礁建设是一项系统工程，按系统工程要求做好工作，充分发挥人工鱼礁应有的社会、经济和生态环境效益，对于促进海洋经济快速、持续、健康发展等，均具有十分重要的战略意义和深远的历史意义。
|
||
（1）修复和改善海洋生态环境 人工鱼礁建设是一项海洋生态环境的修复工程，其通过建造礁区，增加生物覆盖，诱集和聚集鱼类等在礁区觅食、繁殖、栖息，促进初级生产力和次级生产力增加，形成海上人工牧场和近海渔场，促进海洋生态环境的修复和改善，保障海洋生态环境呈良性循环。同时，人工鱼礁在投礁海域可以阻碍底拖网等作业方式作业，在一定程度上保护了该区域的地质地貌环境。目前，海河口大部分人工鱼礁都是以修复和改善海洋生态环境为目的建设的，并且其生态修复效果随着礁区建成时间的推移，逐步显现（郭彪等，2015）。
|
||
（2）保护珍稀濒危生物及生物多样性 人工鱼礁可以为产卵群体和仔稚鱼提供庇护场所，将大大降低产卵群体的捕捞死亡率和提高仔稚鱼的成活率，其在保护珍稀濒危生物和维护海区生物多样性方面具有积极的作用。同时，为人工增殖放流的物种提供保护，提高人工增殖放流的效果。因而，将人工鱼礁建设、海洋保护区或水产自然保护区的建设、人工增殖放流渔场建设相结合，是保护珍稀濒危生物及生物多样性的一项有力措施。
|
||
（3）促进海洋渔业产业结构调整 《关于调整国内渔业捕捞和养殖业油价补贴政策-促进渔业持续健康发展的通知》（财建[2015]499号）中规定：“按照海洋捕捞强度与资源再生能力平衡协调发展的要求，将现有减船补助标准从2500元/kW提高到5000元/kW，并对渔船拆解等给予一定补助，推动捕捞渔民减船转产。同时，支持开展人工鱼礁建设，促进渔业生态环境修复。”建设人工鱼礁可以充分利用被淘汰的废旧渔船，妥善地解决渔船再利用问题和增加渔民再就业问题，为调整国内渔业捕捞和养殖业油价补贴政策促进渔业持续健康发展政策的实施提供一个有力的保障，以更好地实现海洋渔业产业结构调整。
|
||
（4）促进和带动有关产业的发展 人工鱼礁建设可促进垂钓观光旅游业的发展，同时带动地方餐饮娱乐等项目的开发与发展。转产转业的渔船可改装为垂钓游艇，为渔船的转产提供一条新的出路，扩大渔船再就业的途径。同时，由于在礁区作业主要是垂钓和刺网等渔具，这些渔具捕大留小，可促进渔业资源的良性循环。
|
||
（二）国内外人工鱼礁发展趋势
|
||
1.国外人工鱼礁发展趋势
|
||
关于最早投放人工鱼礁的国家，不同报道中有不同的说法（刘同渝，2003；陈心等，2006）。但日本可以说是世界人工鱼礁建设的典型国家，其特点是投入资金多，投放鱼礁时间早，对鱼礁研究深入（贾晓平，2012）。日本政府于1932年就制定了“沿岸渔业振兴政策”，第二次世界大战以后开始逐年在其沿岸海域投放人工鱼礁，至今日本环岛沿岸几乎都设有人工鱼礁区。1986年，全国沿岸渔业振兴开发协会公布了“沿岸渔场整备开发事业人工鱼礁渔场建设计划指南”，对鱼礁诱集鱼类生态、鱼礁渔场建设计划的基本要素、海域及社会经济条件调查、建礁计划确定、投礁效果调查分析、鱼礁渔场的合理利用、鱼礁渔场之范例等做了具体描述和规定，从而促使日本人工鱼礁向标准化、规模化发展。目前，混凝土和钢铁两种材料是日本建礁的主要材料，其中，混凝土礁占80%，钢铁礁占20%。日本一直在研究开发人工鱼礁的新构型，目前已开发了300多种不同形状的礁体。其中，使用最多、最接近自然、效果最好的礁体为3 m×3 m×2 m的混凝土单体。日本目前重视发展贝壳型鱼礁和高层鱼礁。其中，贝壳型鱼礁主要用于渔业资源增殖；高层鱼礁因其高度高，具有保留水域的功能，适合深水海域。
|
||
美国是把人工鱼礁建设纳入国家发展计划的第二个国家。第二次世界大战以后，美国在东部海域投放了很多城市废弃物作为鱼礁，如废汽车、废火车头、废车厢、废锅炉、废轮胎、废管道等。建礁范围从美国东北部逐步扩大到西部和墨西哥湾，甚至到夏威夷。至1983年，鱼礁区已达1200个，投礁材料也更广泛，废石油平台、废军舰、废货船都在投放之列。1984年，美国国会通过国家渔业增殖提案，并相应地对人工鱼礁建设提出了规定，使人工鱼礁建设走上合理、健康发展的正轨。为促进人工鱼礁技术的有效利用，美国商务部编制并公布了一个长期的国家人工鱼礁方案，并于1985年获准实施，该方案对人工鱼礁建设的各个方面提供指南。目前，美国人工鱼礁建设明显倾向于游钓渔业，被称为美国人民的娱乐事业。
|
||
韩国于1973年开始大规模建设人工鱼礁，政府已投资4253亿韩元（约合人民币30亿元），地方投资1063亿韩元（约合人民币7.5亿元）。2001年，政府又增加投资29亿韩元（约合人民币2亿多元），地方投资0.5亿韩元（约合人民币5000万元），已建鱼礁区面积达1400 km2。其人工鱼礁的建礁材料大部分为混凝土。2014年年初，韩国制定计划利用4年时间投入40亿韩元（约合人民币2271.8万元）的专项资金投放人工鱼礁，以达到阻碍捕捞的目的。
|
||
欧洲各国人工鱼礁建设基本上投放于禁渔区，主要目的是防止拖网渔船的作业。其礁型材料主要以废旧渔船和轮胎为主，只有个别国家投放了少量混凝土构件鱼礁。
|
||
2.国内人工鱼礁的发展趋势
|
||
我国现代人工鱼礁的开发始于1979年，当年广西壮族自治区水产局筹资在防城港近海投下26座小型鱼礁，以后又逐年投放人工鱼礁。随后，广东、广西、山东各地开始人工鱼礁建设试验，并取得初步效果（刘同渝，2003）。1984年，人工鱼礁被列为国家经委开发项目，成立了全国人工鱼礁技术协作组。1981-1987年，广东省在多地开展了人工鱼礁试点工作，先后投放礁体4654个，空方为18227 m3。后来，人工鱼礁的研究和建设由于资金等多种原因而中断（贾晓平，2012）。直至2001年，广东省政府经过研究随即组织有关单位实施，并拨款8亿元建礁经费，建造100个人工鱼礁区。山东、辽宁等沿海省份相继开始大规模人工鱼礁建设。至2010年，全国已投放人工鱼礁3100万m3以上。
|
||
目前，我国人工鱼礁工程设计与优化、生物附着与生态诱集、资源放流与增殖、生态与经济效应综合评估、示范区的构建与推广等方面取得了全面进步，为我国人工鱼礁生态系统的建设提供了科技支撑。2014年，农业部发布了《人工鱼礁建设技术规范》（SC/T 9416-2014）（全国水产标准化技术委员会渔业资源分技术委员会，2014），从人工鱼礁的分类、投放水域的选择、礁体设计、制作和投放方法、维护与管理、效果调查与分析等方面给予规定，使我国人工鱼礁建设走向正规化。
|
||
（三）人工鱼礁建设的必要性
|
||
1.贯彻落实国家关于保护渔业资源和促进渔业资源可持续发展等政策和建设生态文明的必然要求
|
||
2006年，国务院颁布实施《中国水生生物资源养护行动纲要》，这是全面贯彻落实科学发展观，切实加强国家生态建设，依法保护和合理利用水生生物资源，实施可持续发展战略的一项战略举措，对渔业资源保护、渔业生态建设和渔业可持续发展意义重大。十八大报告中提出：“建设生态文明，是关系人民福祉、关乎民族未来的长远大计。面对资源约束趋紧、环境污染严重、生态系统退化的严峻形势，必须树立尊重自然、顺应自然、保护自然的生态文明理念，把生态文明建设放在突出地位，融入经济建设、政治建设、文化建设、社会建设各方面和全过程，努力建设美丽中国，实现中华民族永续发展。”十九大报告指出“建设生态文明是中华民族永续发展的千年大计”，再次强调建设生态文明和美丽中国。这说明保护生态环境、促进资源可持续利用，已经是国人的共识。海洋生态文明和美丽海洋，是建设生态文明和美丽中国的重要组成部分；而以人工鱼礁建设为核心的海洋牧场建设，是修复受损海域、保护渔业资源、促进海洋经济可持续利用的一条重要途径。
|
||
2.海洋渔业资源与环境现状的迫切要求
|
||
如前所述，目前天津市海河口渔业资源开发利用面临着天然渔业资源严重衰退、水质污染持续存在、人为活动破坏严重等问题。遏止水生生物资源衰退、保护水域生态环境势在必行。另外，“蓝色农业”已经成为我国农业发展的前沿领域之一，成为未来解决人口、资源、环境所带来的困扰，向人们提供粮食、提供蛋白质和药物的战略领域，而发展以人工鱼礁建设为核心的海洋牧场是进军“蓝色农业”，养护和增殖水生生物资源、实现渔业资源可持续利用的战略举措。
|
||
3.符合海洋渔业产业结构调整的历史要求
|
||
人工鱼礁建设以及在此基础上的海洋牧场建设，是由粗放型、无序开发利用海洋资源向集约化、综合开发利用海洋资源转变，由掠夺性开发海洋资源的传统渔业向环境友好型、可持续发展的现代渔业转变的重要途径之一，其能在渔民转产转业、废旧渔船再利用、创造就业机会等方面发挥良性作用。《关于调整国内渔业捕捞和养殖业油价补贴政策促进渔业持续健康发展的通知》（财建[2015]499号）中，也明确指出“支持渔民减船转产和人工鱼礁建设”。这充分说明，人工鱼礁建设是国家海洋渔业产业结构调整历史阶段的必然产物。
|
||
4.符合全球海洋渔业进入全面科学管理时代的发展趋势
|
||
以人工鱼礁建设为核心的海洋牧场建设，自20世纪60年代由美国首先提出建设计划，继而70年代在美国、日本等国家开始付诸实施，以其在技术开发、生态经济效益、理论研究等领域所取得的新进展，而被誉为面向未来水产业经济发展和生产管理方式变革的新趋势和新模式。
|
||
二、人工鱼礁建设基础性研究
|
||
（一）海河口海域流场数值模拟
|
||
1.海河口海域概况
|
||
海河口海域位于渤海湾内，渤海是我国最大的浅海型内海，渤海南北跨度550 km，东西宽346 km，海岸线长3700 km，面积约7.7万km2，渤海海峡宽仅106 km，典型的腹大口小。平均水深18 m，最大深度86 m，是一个深入大陆内地的近封闭的浅海。近年来，数值模拟的方法已广泛应用于研究海湾、近岸海域水动力问题。
|
||
2.水动力学模型的控制方程
|
||
（1）浅水长波方程 沿水深积分的二维水动力学控制方程为浅水长波方程：
|
||
连续性方程/质量守恒方程
|
||
x方向动量（守恒）方程
|
||
y方向动量（守恒）方程
|
||
其中，x、y为水平方向坐标（m），t表示时间（s），ζ（x，y，t）为水位（m），U、V分别为沿水深平均的流度在x、y方向的分量（m/s），p、q分别为流体在x、y方向的单宽通量[m3/（s·m）]，H（x，y，t）=ζ（x，y，t）+h（x，y，t）为水深（m/s），h（x，y，t）为相对于基准面的水深（m/s），S、U、V分别为单位水平面上的源项强度和该源项初始速度在x、y方向的分量[m3/（s·m2）、m/s、m/s]，β为非均匀流的动量修正系数（由流速垂向分布引起），f=2ωsinθ为科氏力（Coriolis force）系数（由地球自转引起），ω=2π/（24×3600）≈7.27×10-5rad/s为地球自转角频率，θ为纬度（rad），g为重力加速度（m/s2），本书取g=9.81 m/s2，ρ为水体密度（kg/m3），本书取ρ=1023kg/m3，P ζ为自由水面处大气压强（N/m2），τ 、τ 分别表示自由水面剪切应力（风应力）在x、y方向的分量（N/m2），τ 、τ 分别表示水体底部剪切应力（底摩擦应力）在x、y方向的分量（N/m2），ε为水深平均涡黏系数（m2/s）。
|
||
（2）底部摩擦应力 1919年Taylor提出了二次律公式，认为摩擦应力与速度的平方成正比。水体底部的摩擦应力通常类比明渠均匀稳定流的结果，其应力公式可写为（Henderson，1966）：
|
||
其中，C为谢才系数（Chezy roughness coefficient），可直接给出，也可根据曼宁公式得出，即：
|
||
其中，n为曼宁系数（Manning’s roughness coefficient），其取值范围通常在0.010～0.040。
|
||
另外，可将底摩部的阻项线性化，即认为与一次方成正比，表示为（Lynch，1978）：
|
||
τ=kρHU=kρp
|
||
τ=kρHV=kρq
|
||
（3）风应力 通常认为风应力与水面上10 m处的风速成正比，可用下式求得：
|
||
其中，ρ=1.29 kg/m3为空气密度，C为风应力系数，W、W分别为风速在x、y方向的分量（m/s）。
|
||
（4）动量修正系数 动量修正系数β是由于速度的垂向分布不均匀在积分后产生的修正系数，在缺少实测资料的情况下，动量修正系数β通常设为单位1或通过设定垂向流速剖面来计算。例如，假定流速在垂向成对数分布：
|
||
则可求得动量修正系数为：
|
||
其中，为摩阻流速，τ *为底部剪切应力，κ=0.4为卡门常数（VonKarman’s constant）。另外，垂向流速剖面若为七次函数（seventh power law velocity profile），则β=1.016；若为二次函数（quadratic），则β=1.2。本书中取为β=1.0。
|
||
（5）垂向平均的涡黏系数 ε为水深平均涡黏系数，也可认为是分子黏性系数和湍动扩散系数之和。对于二维流动也可以将其理解为侧向摩擦系数，在正压浅海问题中，由于侧向摩擦项的量级比垂向摩擦项的量级小得多，所以常被略去。但在狭窄的近岸水域，当水平尺度小至数百米到数千米的规模时，水平摩擦力的作用已不能忽略。
|
||
计算涡黏系数的方法很多，但至今尚无比较通用的方法。较为简单的计算方法可以用代数公式计算或设为常数，较为复杂的方法有计算湍动能量和动量输运的k-ε方程的方法。本文计算的水体通常范围较大，而且流速已沿垂向平均，另外也没有大量的实测资料作为支持，所以没有用较为复杂的方式计算。为简单起见，本书采用Fischer（1979）公式计算垂向平均涡黏系数：
|
||
其中，C为涡黏系数。Fisher（1979）根据实验室条件下得到的数据得出C≈0.15。实际的河口、海岸水体的垂向平均涡黏系数要远比该值大，本书均取C=1.0。
|
||
（6）大气压强 P ζ为自由水面处大气压强（N/m2），其大小受气象条件影响较大。但在局部范围内其空间变化往往不大，本书P ζ设为恒定值，取1个标准大气压。
|
||
3.水动力学模型初始条件与边界条件
|
||
对于水动力学模型，在模拟初始时刻（t=0）应给定水位、单宽流量的初始值，即：
|
||
ζ（x，y，0）=ζ0（x，y）
|
||
p（x，y，0）=p 0（x，y）
|
||
q（x,y，0）=q 0（x,y）
|
||
其中，上标（0）表示初始时刻已知的全场数值。模型的启动方式，可根据初始时刻水位、单宽流量的给定方式分为冷启动和热启动。冷启动，初始时刻全场的单宽流量取零，水位取为统一值，最高水位、最低水位或平均水位；热启动，初始时刻全场的水位、单宽流量由试算或其他计算结果给出。如无特殊说明本书均采用冷启动的方法，水位取平均水位。
|
||
水动力学模型在模拟计算过程中需要指定其边界条件。边界条件分为：闭边界（Γ 0）条件和开边界（Γ 1）条件。对于像潮间带上的移动边界问题，本书采用数值的方法进行处理。
|
||
在闭边界处流速采用无渗透、部分滑移边界条件。
|
||
无渗透：沿边界法线方向（n Γ）流速为零，即：
|
||
V|Γ0=V·n Γ=0
|
||
部分滑移：闭边界处，沿边界切线方向（τ ）存在切向流速即V×τ ≠0。其切向流速沿法向的导数为：
|
||
其中，α ∈[0，1]为滑移系数，其取值情况反映了边界处流速的滑移状态，有如下关系：
|
||
在开边界处可设置水位开边界条件和单宽流量开边界条件，即：
|
||
ζ（x，y，t）|Γ 1=ζ*（x，y，t）|Γ 1
|
||
或
|
||
p（x，y，t）Γ1=p *（x，y，t）Γ1
|
||
q（x，y，t）Γ1=q *（x，y，t）Γ1
|
||
其中，上标（*）表示边界处已知值。
|
||
4.水动力模型的验证
|
||
2003-2012年，对渤海湾的水动力、水质状况进行监测。2003年7月13日14：00至16日12：00；对B1站位、B2站位、B3站位（表5-14）进行了同步连续观测。每个小时对其进行1次分层观测，观测项目主要包括潮流、潮汐等，共观测71 h。
|
||
针对渤海湾的全潮验证，开边界上节点的水位时间序列作为边界条件对区域进行强迫驱动，全场的初始水位和初始流速均设为零，为避免初始条件对计算结果的影响，计算开始时间较实测时间提前12 d，从2003年7月1日00：00开始计算，以保证到达计算运行到采样时间的潮流结果稳定，时间步长dt=30.0 s。
|
||
在计算中，渤海湾地形采用2003年渤海湾当时的地形，监测数据取B1站位、B2站位、B3站位的观测水位和流速，监测站位具体坐标见表5-14。
|
||
表5-14 连续观测站具体坐标
|
||
图5-11至图5-13分别为B1站位、B2站位、B3站位的水深、沿水深平均的流速大小以及沿水深平均的流速方向的模拟结果与实测结果的对比图。
|
||
从图5-11至图5-13可知，B1站位、B2站位、B3站位的水深模拟结果与实测值比较，整体上吻合较好。其中，B1站位的水深模拟结果较实测值偏小，原因是B1站位靠近岸线，地形变化较大，使得实测值与计算时采用的插值所得水深存在一定的误差。从图5-12至图5-13可知，潮流的流速大小与流速方向的模拟结果与实测结果吻合很好。
|
||
图5-11 B1站位、B2站位、B3站位水深的模拟与实测结果对比
|
||
图5-12 B1站位、B2站位、B3站位沿水深平均流速大小的模拟与实测结果对比
|
||
图5-13 B1站位、B2站位、B3站位沿水深平均流速方向的模拟与实测结果对比
|
||
5.海河口人工鱼礁建设区域流场数值模拟结果
|
||
海河口人工鱼礁建设区域主要集中在滨海新区汉沽大神堂外海。为计算鱼礁投放区的流场特征，取现状的地形条件，利用验证后的模型，模拟渤海湾的流场，得到其典型时刻的流场。模拟结果显示在示范区，潮流方向为东南-西北向，涨急和落急流速约为0.5 m/s。
|
||
（二）海河口人工鱼礁单体流场效应分析
|
||
1.采用的软件和计算条件
|
||
本研究采用的软件为Fluent，通过物理建模、网格划分、数值计算得到模拟结果；并采用Tecplot 360软件对模拟结果进行处理分析，对相同水流条件下不同形状的人工鱼礁单体所造成的上升流和背涡流的体积进行探讨，以期从整体上把握人工鱼礁海域的流场效应，为定量评估人工鱼礁的生态效益提供依据。
|
||
在计算4种鱼礁的流场时，计算区域布置相同，长30 m、宽10 m、高7.5 m，前3种鱼礁中心布置在计算区域的原点位置处（原点位置处于X轴的1/4处，即距离入口边界为7.5 m）（图5-14）；而第4种鱼礁计算区域相同，但鱼礁布置在距离入口边界5 m处，且X轴相反。
|
||
图5-14 计算区域布置及网格剖分
|
||
入口海流速度，依据渤海湾的潮流场的数值模拟结果取为0.5 m/s。
|
||
分析流场效应时，在计算上升流区域的体积时，取该区域的垂向流速大于来流速度的5%；在计算背涡流区域的体积时，取该区域流速小于来流速度的80%为判据。
|
||
2.大窗箱型鱼礁流场效应分析
|
||
大窗箱型鱼礁结构如图5-15所示，此种鱼礁“窗口”相对较大，过流较为通畅；图5-16为大窗箱型鱼礁立面剖面速度矢量分布图；图5-17为整个计算区域立面剖面流速大小等值线图；图5-18为鱼礁附近立面剖面流场速度大小等值线图；图5-19为大窗箱型鱼礁水平剖面速度矢量分布图；图5-20为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-21为鱼礁附近水平剖面流场速度大小等值线图；图5-22为大窗箱型鱼礁水平、垂向截面压力云图；图5-23为上升流和背涡流区域，通过此区域可以计算出上升流和背涡流的体积。
|
||
图5-15 大窗箱型鱼礁（单位：mm）
|
||
图5-16 大窗箱型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-17 大窗箱型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）整个计算区域流场速度大小等值线
|
||
图5-18 大窗箱型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）鱼礁附近速度等值线
|
||
图5-19 大窗箱型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-20 大窗箱型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）整个计算区域流场速度等值线
|
||
图5-21 大窗箱型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）鱼礁附近流场速度等值线
|
||
图5-22 大窗箱型鱼礁水平、垂向截面压力
|
||
图5-23 大窗箱型鱼礁上升流和背涡流区域（球形：上升流；长条形：背涡流）
|
||
3.大小窗箱型鱼礁流场效应分析
|
||
大小窗箱型鱼礁结构如图5-24所示。此种鱼礁若大窗为迎流面，基本同大窗箱型鱼礁相似；若小窗为迎流面，过流面积较大窗箱型鱼礁小，因此对流场的阻碍效应要大，本部分计算考虑小窗为迎流面的情况。图5-25为大小窗箱型鱼礁立面剖面速度矢量分布图；图5-26为整个计算区域立面剖面流速大小等值线图；图5-27为鱼礁附近立面剖面流场速度大小等值线图；图5-28为大小窗箱型鱼礁水平剖面速度矢量分布图；图5-29为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-30为鱼礁附近水平剖面流场速度大小等值线图；图5-31为大小窗箱型鱼礁水平、垂向截面压力云图；图5-32为上升流和背涡流区域，通过此区域可以计算出上升流和背涡流的体积。对比图5-22和图5-23，大小窗箱型鱼礁，当小窗为迎流面时，上升流和背涡流区域的体积要大。
|
||
图5-24 大小窗箱型鱼礁（单位：mm）
|
||
图5-25 大小窗箱型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-26 大小窗箱型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）计算区域流场速度大小等值线
|
||
图5-27 大小窗箱型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）礁体附近流场速度等值线
|
||
图5-28 大小窗箱型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-29 大小窗箱型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）计算区域流场速度大小等值线
|
||
图5-30 大小窗箱型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）礁体附近流场速度等值线
|
||
图5-31 大小窗箱型鱼礁附近压力分布
|
||
图5-32 大小窗箱型鱼礁上升流和背涡流区域（球形：上升流；长条形：背涡流）
|
||
4.卐型鱼礁流场效应分析
|
||
卐型鱼礁结构如图5-33所示，此种鱼礁形状复杂，四边对称，无论哪个边为迎流面，流场效应相似；图5-34为鱼礁立面剖面速度矢量分布图；图5-35为整个计算区域立面剖面流速大小等值线图；图5-36为鱼礁附近立面剖面流场速度大小等值线图；图5-37为鱼礁水平剖面速度矢量分布图；图5-38为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-39为鱼礁附近水平剖面流场速度大小等值线图；图5-40为鱼礁水平、垂向截面压力云图；图5-41为上升流和背涡流区域，通过此区域可以计算出上升流和背涡流的体积。
|
||
图5-33 卐型鱼礁结构（单位：mm）
|
||
图5-34 卐型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-35 卐型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）计算区域流场速度大小
|
||
图5-36 卐型鱼礁垂直剖面（Y=0 m截面）鱼礁附近流场速度大小
|
||
图5-37 卐型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-38 卐型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）计算区域流场速度
|
||
图5-39 卐型鱼礁水平剖面（Z=0.75 m截面）礁体附近流场速度
|
||
图5-40 卐型鱼礁附近压力分布
|
||
图5-41 卐型鱼礁上升流和背涡流区域（球形：上升流；长条形：背涡流）
|
||
5.双层贝类增殖礁流场效应分析
|
||
双层贝类增殖礁结构如图5-42所示，此种鱼礁比以上3种鱼礁小，类似卐型鱼礁四边对称，无论哪个边为迎流面，流场效应相似；图5-43为鱼礁立面剖面速度矢量分布图；图5-44为整个计算区域立面剖面流速大小等值线图；图5-45为鱼礁附近立面剖面流场速度大小等值线图；图5-46为鱼礁水平剖面速度矢量分布图；图5-47为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-48为鱼礁附近水平剖面流场速度大小等值线图；图5-49为鱼礁水平、垂向截面压力云图；图5-50为上升流和背涡流区域，通过此区域可以计算出上升流和背涡流的体积。
|
||
图5-42 双层贝类增殖礁结构（单位：mm）
|
||
图5-43 双层贝类增殖礁垂直剖面（Y=0 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-44 双层贝类增殖礁垂直剖面（Y=0 m截面）计算区域流场速度大小
|
||
图5-45 双层贝类增殖礁垂直剖面（Y=0 m截面）鱼礁附近流场速度大小
|
||
图5-46 双层贝类增殖礁水平剖面（Z=0.6 m截面）流场速度（单位：m/s）
|
||
图5-47 双层贝类增殖礁水平剖面（Z=0.6 m截面）计算区域流场速度大小
|
||
图5-48 双层贝类增殖礁水平剖面（Z=0.6 m截面）鱼礁附近流场速度大小
|
||
图5-49 双层贝类增殖礁鱼礁附近压力分布
|
||
图5-50 双层贝类增殖礁上升流和背涡流区域（球形：上升流；长条形：背涡流）
|
||
6.单体流场效应结果与分析
|
||
本书中，背涡流区为迎流面之后速度较小的区域，定义背涡流区为流速小于来流速度的80%的区域，上升流定义为z方向流速大于来流速度的5%。4种礁型附近的上升流和背涡流区域，分别见图5-23、图5-32、图5-41和图5-50。运用Tecplot 360软件对数值模拟的结果进行分析，可以积分求得4种鱼礁背涡流区域和上升流区域的体积。相同初始条件和边界条件下，各礁体的背涡流区体积和上升流区体积详见表5-15。
|
||
表5-15 4种礁体上升流和背涡流区域的体积（m3）
|
||
由数值模拟的结果可知，在初始条件和边界条件下，4种形状的礁体中卐型鱼礁礁体产生的背涡流区体积最大，为86.54 m3。
|
||
比较初始条件和边界条件下，4种礁型中卐型鱼礁的上升流体积最大，为67.02 m3。
|
||
4种鱼礁中，由于卐型鱼礁的底座长和宽都为2.05 m；而大窗箱型鱼礁和大小窗箱型鱼礁的底座长和宽都为1.5 m。这3种鱼礁的高度都为1.5 m，因此，卐型鱼礁体积最大，对流场的扰动最大，因此其上升流和背涡流最大；而大小窗箱型鱼礁迎流面开孔率较大窗箱型鱼礁小，其上升流和背涡流比大窗箱型鱼礁的大。双层贝类增殖礁的长和宽都为1.2 m，高度也为1.2 m，体积最小，对流场的扰动也最小，因此其上升流和背涡流最小。
|
||
通过分析4种礁体的几何形状及其过流面积与对应的上升流和背涡流区域的体积，可以得出：
|
||
（1）无论是上升流还是背涡流，都与礁体的形状、大小、迎流面开口大小有关。同样条件下，开口越小，上升流越强，背涡流区越大；体积越大，上升流越强，背涡区越大。
|
||
（2）4种礁型中，卐型鱼礁，由于其尺寸比其他型礁略大的原因，其上升流区和背涡流区的体积都最大，分别为86.54 m3和67.02 m3。
|
||
（三）海河口人工鱼礁抗滑移抗倾覆技术研究
|
||
1.礁体质量
|
||
对以下内容开展研究：对4种模型鱼礁进行数值模拟，得出在相同来流速度的情况下不同鱼礁的受力情况；根据模拟结果，对4种礁体模型进行安全性研究和核算，求得抗滑移系数S 1和抗翻滚系数S 2。
|
||
礁体的材料以钢筋混凝土为主，参照《混凝土结构设计规范》（GB 50010-2010）（中国建筑科学研究院，2011），《港口及航道护岸工程设计与施工规范》（JTJ 300-2000）（中华人民共和国交通部，2001），对于海水环境中的混凝土，设计年限为50年的混凝土结构，强度等级需要达到C35；参照《水工混凝土结构设计规范》（DL/T 5057-2009）（中华人民共和国国家能源局，2009），抗渗设计采用等级S8。
|
||
为了保证礁体结构的强度和性能，尽量使混凝土的沙砾径不超过30 mm；配筋标准：参照《混凝土结构设计规范》（GB 50010-2010）（中国建筑科学研究院，2011）中的4.2.1条规定；可采用国家现行标准《钢筋混凝土用钢第1部分：热轧光圆钢筋》（GB/T 1499.1-2008）（全国钢标准化技术委员会，2008 a）中的Q235钢筋（即HPB 235热轧钢筋）和《钢筋混凝土用钢第2部分：热轧带肋钢筋》（GB/T 1499.2-2007）（全国钢标准化技术委员会，2008 b）中的HRB 335（即20 MnSi热轧钢筋）钢筋。
|
||
礁体配筋根据《钢筋混凝土结构设计用表》中的规定，在C35混凝土HPB 235钢筋的最小配筋率为0.336%，在板厚150 mm时的配筋为Φ10@155（504.0 mm2/m）。
|
||
查阅资料，综合考虑之后取混凝土礁体的密度为2500 kg/m3。
|
||
依据礁体几何形状，可以得出礁体的质量如表5-16所示。
|
||
表5-16 4种礁体的规格
|
||
2.礁体的冲击力
|
||
通过关于流场等的计算公式计算得到的礁体周围的压强分布，通过积分，可以得出鱼礁受到的水平方向的冲击力。大窗箱型、大小窗箱型、卐型和双层贝类增殖礁周围的压强分布分别如图5-22、图5-31、图5-40和图5-49所示。积分得到4种礁型受到的水平力如表5-17所示。
|
||
表5-17 4种礁体受到的水平冲击力（N）
|
||
3.礁体抗滑移抗倾覆分析
|
||
礁体模型不发生滑动的条件为最大静摩擦力大于波流的作用力，即必须满足下式。依据贾小平（2011）研究成果，鱼礁抗滑移能力可以用抗滑移系数来描述，抗滑移系数（S 1）可以用如下公式计算：
|
||
式中μ——水泥礁与底部的摩擦系数，计算中取值为0.55；
|
||
W——鱼礁自重；
|
||
F 0——礁体所受浮力。
|
||
F max即F h。若S 1＞1，则礁体不会滑移。
|
||
鱼礁抗翻滚能力可以用抗翻滚系数来描述，抗翻滚系数（S 2）可以用下式计算：
|
||
式中M 1——重力和浮力对倾覆支边的合力矩；
|
||
M 2——潮流作用下礁体最大作用力对倾覆支边的力矩；
|
||
L max——水平方向的最大力臂。
|
||
L 1——竖直方向的力臂；
|
||
在潮流作用下不发生翻滚的条件为重力和浮力的合力矩M 1，大于潮流作用下礁体最大作用力矩M 2，即S 2＞1。
|
||
将所模拟的各礁型的受力代入安全性核算的计算公式，可得礁体在0.5 m/s的来流速度下礁体模型的抗滑移系数S 1和抗翻滚系数S 2，结果见表5-18。
|
||
表5-18 4种礁型抗滑移系数和抗翻滚系数
|
||
由表5-18可知，当来流速度为0.5 m/s时，各礁体的抗滑移系数S 1和抗翻滚系数S2均大于1，安全性能表现良好。其中，双层贝类增殖礁的水平力较小，而体积和质量同比较大，其抗滑移系数最高，为34.35；卐型鱼礁由于底座面积较大，其抗倾覆系数最高，为34.05。
|
||
（四）海河口人工鱼礁礁群配置及礁区布局组合流场效应分析
|
||
1.概述
|
||
已有的研究表明，礁体造成的背涡流长度为礁体高度的2～4倍，甚至更长，礁体的间距对背涡流的影响范围同样会产生影响。根据礁区的流场效应，选择合适的礁群配置组合模式，能更好地发挥礁区的物理环境造成功能，因此，有必要对不同的礁群配置组合模式进行数值模拟研究。研究共计4种的礁群配置，分别见图5-51至图5-54所示。其中，来流流向除图5-52所示的配置二为东南向西北外，其余均为从北至南。
|
||
图5-51 礁群配置一
|
||
图5-52 礁群配置二
|
||
图5-53 礁群配置三
|
||
图5-54 礁群配置四
|
||
2.采用的软件和计算条件
|
||
根据渤海湾流场数值模拟的结果，采用计算流体力学（CFD）应用软件Fluent来模拟渤海湾人工鱼礁区礁群的流场效应。通过分析，给出适合渤海湾人工鱼礁区科学合理的礁群配置模式。
|
||
不同礁群配置方案对背涡流的影响范围同样会产生影响，单位礁群的尺度为长20 m、宽20 m、高1.5 m。4种礁群的配置中，礁群之间的距离均为100 m，计算区域大小随配置中礁群数目和位置作相应变化。由于此4种礁群的几何布置都具有对称性，其流场也为对称的，计算区域取为图5-51至图5-54区域的一半来计算即可，如对应配置一的计算区域可参见图5-55。不同礁群配置方案的入口海流速度仍然都取0.5 m/s。
|
||
图5-55 计算区域布置及网格剖分
|
||
分析流场效应时，在计算上升流区域的体积时，取该区域的垂向流速大于来流速度的5%；在计算背涡流区域的体积时，取该区域流速小于来流速度的80%为判断依据。
|
||
3.配置一礁群流场效应分析
|
||
配置一礁群布置如图5-51所示，此种配置中礁群成三行四列布置。由于对称性，计算区域选择其中一半来进行。图5-56为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-57为上升流和背涡流区域，通过此区域可以计算出上升流和背涡流的体积。如图5-57所示，位置靠前的礁群对后面的礁群有一定的缓流效果，背涡流区域的判据为入流速度的80%，因此后面礁群的背涡流区域的体积要大。
|
||
图5-56 礁群配置一流场速度大小等值线
|
||
图5-57 礁群配置一上升流和背涡流区域
|
||
4.配置二礁群流场效应分析
|
||
配置二礁群的布置如图5-52所示，此种配置中礁群呈“464”三列布置。由于该种配置方式为对称布置，取其中的一半为计算范围。图5-58为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-59为上升流和背涡流区域，通过此区域可以计算出上升流和背涡流的体积，位置靠前的礁群对后面的礁群有一定的缓流效果，中间列的礁群数目最多，缓流效果最明显，越靠后的礁群背涡流区越大。
|
||
图5-58 礁群配置二流场速度大小等值线
|
||
图5-59 礁群配置二上升流和背涡流区域
|
||
5.配置三礁群流场效应分析
|
||
配置三礁群布置如图5-53所示，此种配置中礁群呈“12345”五行三角形布置。由于对称性，取一半为计算区域。图5-60为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-61为上升流和背涡流区域，如图5-61所示，位置靠前的礁群对后面的礁群有一定的缓流效果，但由于交错布置的缘故，在流速方向上，前后礁群的位置较第一种和第二种配置要远，缓流效果前后积累效应不明显。
|
||
图5-60 礁群配置三流场速度大小等值线
|
||
图5-61 礁群配置三上升流和背涡流区域
|
||
6.配置四礁群流场效应分析
|
||
配置四礁群布置如图5-54所示，此种配置中礁群呈“34543”五行正六边形布置。由于对称性，取一半为计算区域。图5-62为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-63为上升流和背涡流区域，位置靠前的礁群对后面的礁群有一定的缓流效果，同样由于交错布置的缘故，在流速方向上，前后礁群的位置较第一种和第二种配置要远，缓流效果前后积累效应不明显，同配置三类似。
|
||
图5-62 礁群配置四流场速度大小等值线
|
||
图5-63 礁群配置四上升流和背涡流区域
|
||
7.结果与分析
|
||
4种配置礁群的上升流和背涡流区域分别见图5-57、图5-59、图5-61、图5-63，运用Tecplot 360软件对上升流和背涡流区域求体积，各种礁群布置方式的流场效应如表5-19所示。
|
||
表5-19 上升流和背涡流的体积
|
||
表5-19 上升流和背涡流的体积（续）-1
|
||
通过比较以上结果可知，由于单个礁群之间的距离较远，垂直于来流的方向上，相互间的流场影响和差别都比较小，因此平均单个礁群上升流区域的体积差别不大；而沿着来流方向上，礁群间的影响范围受配置方式影响较大，从几何上看，配置一和配置二与配置三和配置四相比，配置一、配置二礁群的前后距离较配置三、配置四礁群前后距离近，因此对背涡流区的体积影响大，因此配置一和配置二比配置三、配置四背涡流区域的体积大；而配置一和配置二比较，由于配置二单排布置的礁群数目多，其对背涡流区域的影响要大，因此配置二背涡流区域的体积较配置一的大，从计算结果来看，也是配置二情况下的单个礁群背涡流区的平均体积最大，为2429.96 m3。
|
||
综上所述，总体上按配置二布置礁群带来的流场效应最大。
|
||
（五）礁群配置在不同来流方向时的流场效应分析
|
||
1.采用的软件和计算条件
|
||
与本节（一）、（四）部分的计算条件相比，本部分的计算条件仅是在流向上进行改变，其余的计算条件保持相同。即单个礁群的尺度为长20 m、宽20 m、高1.5 m，4种礁群的配置中，礁群之间的距离均为100 m，不同礁群布置方案的入口海流速度仍然都取0.5 m/s。
|
||
分析流场效应时，与本节（一）和（四）部分的判据也相同。即在计算上升流区域的体积时，取该区域的垂向流速大于来流速度的5%；在计算背涡流区域的体积时，取该区域流速小于来流速度的80%。
|
||
计算区域大小随配置中礁群数目和位置作相应变化，由于礁群配置一、礁群配置二的几何布置具有对称性，其流场也应该是对称的，计算区域取为如图5-64至图5-65区域的一半来计算即可。如对应礁群配置一的计算区域和网格剖分如图5-68（A）、（B）所示；而礁群配置三改变来流流向时，单位矩形鱼礁区域的顶点迎着流向，则单位矩形礁群为“楔形体”，而且由于来流流向为北偏西60°，而非西北向，单位矩形鱼礁几何上与迎流面不具有对称性，同时考虑计算效率，计算区域如图5-68（C）所示；同样礁群配置四也不具有对称性，计算区域如图5-68（D）；当单位矩形礁群的顶点为迎流面时，单位矩形礁群为“楔形体”，迎流面较大，而当单位礁群的面为迎流面时，则迎流面面积较小。当来流主流向确定后，为分析单位矩形礁群迎流面的布局，针对礁群配置三和礁群配置四，布置矩形礁群的面为正向迎流面，作为对比算例。考虑此时的对称性，礁群配置三和礁群配置四的计算区域如图5-68（E）、（F）所示。
|
||
2.礁群配置一流场效应分析
|
||
如图5-64所示，此种配置中礁群呈四行三列布置。由于对称性，计算区域选择其中一半来进行；图5-69为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-70为上升流和背涡流区域，通过此区域可以计算出上升流和背涡流的体积，结果如表5-20所示。位置靠前的礁群对后面的礁群有一定的缓流效果，背涡流区域的判据为入流速度的80%，因此后面礁群的背涡流区域的体积要大。此计算区域内6个礁群的平均背涡流的体积为2259.74 m3。
|
||
与本节（一）和（四）部分中改变流向前的礁群配置一相比（结果见表5-19所示，背涡流体积为2163.07 m3），本部分的礁群配置一在来流方向上礁群的叠加数目要多1排礁群，后排礁群缓流区的叠加效应明显一些。
|
||
图5-68 计算区域布置
|
||
图5-69 礁群配置一流场速度大小等值线图（m/s）
|
||
图5-70 上升流和背涡流区域
|
||
3.礁群配置二流场效应分析
|
||
如图5-65所示，此种配置中礁群呈“464”三行布置。由于该种配置方式为对称布置，取其中的一半为计算范围。图5-71为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-72为上升流和背涡流区域，通过此区域计算出上升流和背涡流的体积，如表5-20所示（上升流的体积为526.11 m3，背涡流的体积为1980.5 m3）。
|
||
与本节（一）、（四）部分未改变来流方向时礁群配置二的结果（平均单个礁群的上升流体积为498.27 m3，背涡流体积为2429.96 m3）相比，在来流方向改变后，由于单排礁群的数目要少，后排礁群缓流效果要弱一些，因此计算的背涡流的体积要小很多。
|
||
图5-71 礁群配置二流场速度大小等值线图
|
||
图5-72 礁群配置二上升流和背涡流区域
|
||
4.礁群配置三流场效应分析
|
||
如图5-66所示，此种配置中礁群呈“54321”五行三角形布置。当迎流面为单个矩形礁群的面时，由于对称性，取一半为计算区域。图5-73为礁群正对来流方向时计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-74为上升流和背涡流区域，从图中可以统计出单个矩形礁群平均上升流区域的体积为535.20 m3，而平均背涡流的体积为1731.43 m3。如图5-74所示，位置靠前的礁群对后面的礁群有一定的缓流效果，但由于交错布置的缘故，在流速方向上，前后礁群的位置较前礁群配置一和礁群配置二要远，缓流效果前后积累效应相对要弱。
|
||
图5-73 礁群配置三不倾斜流场速度大小等值线图
|
||
图5-74 礁群配置三不倾斜上升流和背涡流区域
|
||
图5-75为礁群迎流面相对于来流方向呈60°倾斜角时，整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-76为上升流和背涡流区域，统计出单个矩形礁群平均上升流区域的体积为829.59 m3，而平均背涡流的体积为1469.75 m3。由于迎流面相对来流方向有倾斜角的缘故，背涡流也不对称，水流更容易绕过礁群，从而缓流效果前后累计效应弱于不倾斜状态下的缓流效果。而且倾斜状态下，迎流面相对来流方向倾斜角度越大，水流越容易绕过并保持较大流速，使缓流区越小。所以，倾斜状态下礁群后的缓流区呈现出两侧大小不同的现象。
|
||
从以上两种结果比较来看，当单个礁群倾斜布置时，为楔形体，由于迎流面面积（为矩形礁群在垂直方向的投影面积）较大，因此平均单个矩形礁群的上升流体积要大很多；而由于楔形体绕流效果好，其平均背涡流的体积要小一些。
|
||
图5-75 礁群配置三倾斜流场速度大小等值线图
|
||
图5-76 礁群配置三倾斜上升流和背涡流区域
|
||
与本节（一）、（四）部分中配置三在未改变流向的结果（表5-19）相比，当单个矩形礁群正向布置时，由于整个礁群布局为正三角形，当来流方向改变和不改变时，相当于涨潮和落潮，其平均上升流和背涡流的体积基本保持相同。而当单个矩形礁群倾斜布置时，由于迎流面面积的改变，其平均单个礁群的上升流体积要大很多，而背涡流的体积要小一些。
|
||
5.配置四礁群流场效应分析
|
||
如图5-67所示，此种配置中礁群呈“34543”五列正六边形布置。当单个矩形礁群的面与来流流向正向布置时，由于对称性，图5-77为整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-78为上升流和背涡流区域，计算得出平均单个礁群的上升流的体积为511.42 m3，而背涡流的体积为2299.29 m3。同样由于交错布置的缘故，在流速方向上，同礁群配置一、礁群配置二相比，前后礁群的距离要远，缓流效果前后积累效应要弱一些，同礁群配置三类似。
|
||
图5-77 礁群配置四不倾斜流场速度大小等值线图（m/s）
|
||
图5-78 礁群配置四不倾斜上升流和背涡流区域
|
||
图5-79为礁群迎流面相对于来流方向呈30°倾斜角时，整个计算区域水平剖面流速大小等值线图；图5-80为上升流和背涡流区域，计算得出平均单个礁群的上升流的体积为789.84 m3，而背涡流的体积为2200.86 m3。如图5-78所示，同礁群配置三类似，倾斜状态下礁群后的缓流区同样呈现出两侧不对称的现象。
|
||
图5-79 礁群配置四倾斜流场速度大小等值线图（m/s）
|
||
图5-80 礁群配置四倾斜流上升流和背涡流区域
|
||
以上两种结果比较来看，当单个礁群倾斜为楔形体布置时，由于迎流面面积（为矩形礁群在垂直方向的投影面积）较大，因此平均单个矩形礁群的上升流体积要大很多；而由于楔形体绕流效果好，其平均背涡流的体积要小一些。
|
||
与本节（一）、（四）部分中礁群配置四在未改变流向的结果（表5-19）相比，当单个矩形礁群与迎流面为正向布置时，由于改变流向后，每排单个礁群的间距要小，其缓流效果要好，因此其平均背涡流的体积要大，而上升流的平均体积差不多；当倾斜为楔形体布置时，同样由于礁群之间的间距小，平均背涡流的体积要大，而上升流由于其迎流面的面积大，因此平均上升流的体积也大。
|
||
6.结果与分析
|
||
4种礁群布置的上升流和背涡流区域，分别见图5-70、图5-72、图5-74、图5-76、图5-78和图5-80。运用Tecplot 360软件，对上升流和背涡流区域求体积，各种礁群布置方式的流场效应如表5-20所示。
|
||
通过比较以上结果可知，当迎流面面积相同时，垂直于来流的方向上，平均单个礁群上升流区域的体积差别不大，说明单个礁群之间的距离和配置方式基本不影响上升流的流速大小，其平均上升流的体积相差不大；而当单个矩形礁体倾斜为楔形体布置时，由于迎流面面积的加大，其平均上升流的体积要大，其体积的增加量与倾斜的角度有关系。
|
||
表5-20 来流方向变化后上升流和背涡流的体积
|
||
而沿着来流方向上，礁群间的影响范围受配置方式影响较大，从结果上看，背涡流基本上受到单个矩形礁群的前后距离的影响较大，而基本不受左右礁群的影响。从计算结果来看，礁群配置四的单个礁群背涡流区的平均体积最大，当单个礁群与迎流面正向布置时为2299.29 m3。
|
||
当礁群配置三和礁群配置四迎流面与来流方向有一定倾斜角度时，由于迎流面增大的缘故，上升流区域相比于不倾斜状态下要增大；由于迎流面与来流方向有倾斜角，使得来流更容易通过礁群，从而使得绕过礁群的水流保持较大的流速，使得礁群的缓流区域变小。从计算的结果来看，倾斜状态下礁群配置三、礁群配置四上升流区域的体积较不倾斜状态要大；而缓流区域的体积较不倾斜状态要小。
|
||
综上所述，总体上，按本部分礁群配置四布置的礁群带来的流场效应最大。综合不同礁群配置和来流方向来看，本节（一）、（四）部分中礁群配置二在由东南向西北来流情况下，单个礁群由于礁群前后影响较大，其单个礁群背涡流区域的平均体积最大，为2429.96 m3，流场效应最大。且此来流方向与项目实施区域的来流方向一致，建议礁群布置时，采用此种布置方式。
|
||
（六）人工鱼礁鱼类生态诱集技术研究
|
||
1.实验设计
|
||
（1）实验装置 实验利用室内5 m×6 m矩形水池进行，池深1.5 m。如图5-81所示，水池中央设置环形隔离板，利用水泵产生的推力使水体循环流动，隔离板两侧放置2片网栅，将鱼隔离在实验区域内，实验区为4 m×4 m的方形，实验水体为净化海水，水深0.9 m，水温变化范围18～23℃。
|
||
图5-81 实验水槽俯视平面
|
||
在对渤海湾潮流场的模拟中，得知鱼礁投放区域的潮流场特征，在此区域，涨急和落急流速约为0.5 m/s，本实验水流速度设计时参考此值区间进行。利用平行安装的2台潜水泵使水体产生循环流动，中泵型流量60 m3/h，小泵型号40 m3/h，分别开启中、小2个泵，对应产生的来流区平均流速分别为23.4 cm/s、19.1 cm/s和不开水泵的静水状态。水池上方约2 m的屋顶横梁悬挂安装有4个高清摄像头（型号为AN 50W3 H），实验区两端池底固定2个水下探头（型号为GW0106），分别用于垂直和水平方向的监控和观察，6个探头均通过线缆连接放置在监控室的控制电脑，可无干扰地监控并记录水池实验区的黑棘鲷行为。
|
||
流速使用ALEC QL1X3061流速仪对水池内多个定点的测量，来确定实验区的流速分布。
|
||
（2）人工鱼礁模型的制作 根据海河口近年最为常用的4种鱼礁礁型（大窗型鱼礁、大小窗型鱼礁、卐型鱼礁和双层贝类增殖礁）结构参数，采用材料为高密度塑料板混合铅块按一定比例制作实验人工鱼礁模型。模型制作完成后，模型先置于海水中24 h以上备用。
|
||
（3）实验用鱼 根据海河口鱼类历史资料，结合近年来海河口海域渔业资源增殖放流的主要品种，选择中国花鲈、黑棘鲷和许氏平鲉作为实验用鱼品种。选取实验鱼种为苗种孵化车间中养殖的中国花鲈、黑棘鲷和许氏平鲉幼鱼各60尾，先将其暂养于另一水池中3 d，其间投喂饲料，以配合饲料为主。待实验开始时，随机选择3种鱼类各30尾（体长8～10 cm）进行实验。鱼苗培养时，提前把鱼礁模型放置于培养池中，使其适应环境，避免实验开始时的应激反应。
|
||
（4）实验方法 通过悬挂在水槽上方的摄像头来观察中国花鲈、黑棘鲷和许氏平鲉幼鱼的趋礁行为。根据礁体影响区域为礁体宽度的1～2倍，将摄像头的摄像区域确定为距离礁体放置区前后1.5 m范围；而大于该范围的区域，视为远礁区不做观察。实验时间固定为每天8：00-11：00、13：00-16：00。实验开始后，同时开启4台水上摄像头和2台水下摄像头，对水槽内中国花鲈、黑棘鲷和许氏平鲉幼鱼的行为和分布进行实时监视，每隔1 min截取1次图像。
|
||
（5）数据处理 诱集效率指数（I）为实验鱼在实验水槽出现在密集区的平均出现率（P）与其出现区域的面积（S）之间的比值（周艳波等，2011）。
|
||
式中I——诱集效率指数；
|
||
P——实验鱼在鱼礁模型投放后密集区的平均出现率；
|
||
R——密集区外缘到水槽中心点的距离；
|
||
r——密集区内缘到水槽中心点的距离。
|
||
2.静水条件下4种鱼礁对3种鱼苗集鱼效果
|
||
在静水条件下，4种鱼礁对于3种鱼苗的诱集效果不同，大小窗箱型＞双层贝类增殖型＞卐型＞大窗箱型（图5-82）。同时发现，3种鱼苗的恋礁效果也有明显差异，许氏平鲉鱼苗恋礁强于其他两种，黑棘鲷次之，中国花鲈鱼苗最差。这与鱼苗的栖息性相关。
|
||
图5-82 静水条件下4种鱼礁对不同鱼苗诱集效率指数比较
|
||
将4种鱼礁两两组合，组合1为卐型鱼礁和双层贝类增殖礁、组合2为大小窗箱型礁和双层贝类增殖礁、组合3为大小窗箱型礁和卐型鱼礁、组合4为大窗箱型礁和双层贝类增殖礁、组合5为大小窗箱型礁和大窗箱型礁、组合6为大窗箱型礁和卐型鱼礁。由图5-83可知，鱼礁两两组合时，以组合2（大小窗箱型礁体和双层贝类增殖礁）的效果最好。由图5-84至图5-86可知，静水条件下，鱼类在4种鱼礁的礁前礁后出现频次的差异不大。
|
||
图5-83 静水条件下鱼礁两两组合对不同鱼苗诱集效率指数比较
|
||
图5-84 静水条件下许氏平鲉在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
图5-85 静水条件下许氏平鲉在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
图5-86 中国花鲈在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
3.流水条件一下4种鱼礁对3种鱼苗集鱼效果
|
||
因条件限制，本实验只讨论了鱼礁间距为30 cm的情况，幼鱼的趋礁性反应。水泵开启以后，幼鱼先是产生应激性反应，鱼头全部趋向于来流方向，并随着流速的增大而不断向来流方向游动。当流速趋于稳定后，许氏平鲉和黑棘鲷幼鱼恢复正常游泳状态，并寻找合适的栖息点，大约10 min以后，幼鱼行动趋于稳定。但中国花鲈幼鱼基本还处于游走状态，这与3种鱼苗的栖息特性有关。但是由于实验条件限制，部分鱼苗在稳定后，有一部分喜好栖息于水槽的四周底边，对本实验中结果的计算产生一定的影响。在有水流的条件下，幼鱼较静水条件更有趋礁性。通过本实验显示，流水条件一（开启1台水泵，流速10.1 cm/s）下，还是大小窗型鱼礁对鱼苗的诱集效果最好；许氏平鲉和黑棘鲷鱼苗恋礁强于中国花鲈鱼苗，尤其是在诱集效果较好的大小窗型鱼礁和双层贝类礁上，其差异更加明显（图5-87）。
|
||
图5-87 流水条件一下4种鱼礁对不同鱼苗诱集效率指数比较
|
||
图5-88 流水条件一下鱼礁两两组合对不同鱼苗诱集效率指数比较
|
||
由图5-88可知，在流速10.1 cm/s条件下，鱼礁两两组合（组合方式同静水条件）时，组合2（大小窗箱型礁体和双层贝类增殖礁）的效果最好，但相比静水条件，其优势不是很明显。
|
||
由于有水流的存在，鱼苗聚集的区域明显较静水效果不同，其礁后出现的频次高于礁前。这种现象在许氏平鲉和黑棘鲷幼鱼上表现得尤为明显（图5-89至图5-91）。
|
||
图5-89 流水条件一下许氏平鲉在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
图5-90 流水条件一下黑棘鲷在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
图5-91 流水条件一下中国花鲈在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
4.流水条件二下4种鱼礁对3种鱼苗集鱼效果
|
||
由图5-92得知，在流水条件二（流速23.4 cm/s）下4种鱼礁对于3种鱼苗的诱集效果不同，双层贝类增殖礁＞大小窗箱型＞卐型＞大窗箱型。同时发现，3种鱼苗的恋礁效果也有明显差异，许氏平鲉鱼苗恋礁强于其他两种，黑棘鲷次之，中国花鲈鱼苗最差。这在诱集效果较好的双层贝类增殖礁和大小窗箱型礁体上体现的尤为明显。
|
||
图5-92 流水条件二下4种鱼礁对不同鱼苗诱集效率指数比较
|
||
由图5-93可知，在流速23.4 cm/s条件下，鱼礁两两组合（组合方式同静水条件）时，组合2（大小窗箱型礁体和双层贝类增殖礁）和组合3（大小窗箱型礁和卐型鱼礁）的效果较好。
|
||
图5-93 流水条件二下鱼礁两两组合对不同鱼苗诱集效率指数比较
|
||
当水体流速为23.4 cm/s时，不同鱼类幼鱼在礁前后出现的频次有所差异，但整体上仍然是礁后出现的频次高一些。而大小窗箱型礁体的结果与整体结果相反（图5-94至图5-96），这可能是该礁体对水流的影响较大的结果，这有待进一步深入研究。
|
||
图5-94 流水条件二下许氏平鲉在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
图5-95 流水条件二下黑棘鲷在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
图5-96 流水条件二下中国花鲈在4种礁型礁前、礁后出现频次
|
||
5.分析与总结
|
||
通过本实验研究发现，4种鱼礁的集鱼效果有显著的差异。其中，大窗箱型鱼礁的集鱼效果最差，主要是因为其提供的遮蔽区域较少，同时在有水流时，其中心部位的流速会高于其迎面流速。大小窗箱型鱼礁在试验中是小窗面迎流，其对水流的改变最大，同时其提供的涡流和遮蔽处较多，所以其对鱼苗的诱集效果最好。双层贝类增殖礁也能提供较多的栖息位置，其诱集效果要好于卐型鱼礁和大窗箱型鱼礁。在人工鱼礁建设过程中，考虑到海区物种的多样性，应当以不同的鱼礁组合进行建设。根据本实验结果，认为应该采用大小窗箱型鱼礁和双层贝类增殖礁的组合进行建设。一是能起到较好的集鱼效果；二是能提供较多的鱼礁表面积，有利于开展海区内的贝类增殖。
|
||
（七）人工鱼礁渔业资源增殖技术研究
|
||
1.研究方法
|
||
（1）调查站位与时间 2014年1月，在天津市大神堂特别保护区南端投放1624块人工鱼礁单体（其中，大窗箱型鱼礁和大小窗箱型鱼礁各812块），按照每个鱼礁间隔3 m，按8×8或7×7方式组成一个鱼礁组，14个鱼礁组组成一个鱼礁群，共形成一片大约0.18 km2的鱼礁区域。在该区域设置5个调查站位，同时，在邻近未投礁海域设置5个站位作为对照区站位（表5-21）。调查时间为2014年6月11日、7月28日、9月22日，共进行3次调查。
|
||
表5-21 调查站位位置
|
||
（2）调查方法 调查船为租用的天津市大神堂村88.26 kW渔业生产船。调查网具采用地笼网，网长5 m、网高0.4 m、网宽0.4 m，网目尺寸20 mm。每调查站位放置地笼网5个，地笼口与潮流方向相反（即东南方向），放置时间为2 d。渔获物经冷冻保存，带回实验室，进行种类鉴定，并测量各种类的体长、体重等生物学指标。
|
||
（3）数据处理及统计分析 在渔获量变动分析中，地笼网单位捕捞努力量渔获量（CPUE）为地笼网每天每网的渔获物重量，单位为g/（d·网）。同时，计算地笼网每天每网的渔获物数量个/（d·网）。
|
||
采用Margalef种类丰富度指数、Shannon-Wiener多样性指数、Pielou均匀度指数、Jaccard相似性系数、Pinkas相对重要性指数、埃三极能值参数对获得的数据进行解析，并使用SPSS 19.0进行统计处理。各个调查区域的指数均值采用双因子方差检验，显著性水平为0.05。各指数公式如下：
|
||
Margalef种类丰富度指数：
|
||
Shannon-Wiener多样性指数：
|
||
Pielou均匀度指数：
|
||
Jaccard相似性系数：
|
||
Pinkas相对重要性指数：
|
||
埃三极能值：E=∑（生物量×β×18.7 kJ/g）
|
||
式中S——种类数；
|
||
N——尾数；
|
||
W——生物量；
|
||
N和W——分别为第i种的尾数和生物量；
|
||
F——出现频率；
|
||
A——鱼礁区种数；
|
||
B——对照区种数；
|
||
C——鱼礁区与对照区的共有种；
|
||
β——能值转化因子，在不同类型动物中有不同的数值。
|
||
根据章飞军（2007）的研究总结，结合天津市大神堂海域渔获物的组成，设定本研究各动物的β值如表5-22。
|
||
表5-22 不同动物的β值
|
||
2.结果
|
||
（1）渔获种类组成 将渔获物按照不同区域和不同时间进行归类（表5-23）。
|
||
人工鱼礁区和对照区种类组成相似性系数从6月至9月呈下降趋势。两者相似性系数在7月和9月数值低于0.5，达不到中等相似水平（表5-24）。NMDS分析结果表明，6月除5号站位外，人工鱼礁区其他站位种类组成与对照区明显不同；7月人工鱼礁区种类组成与对照区明显不同；而9月人工鱼礁区仅有1号和2号站位种类组成与对照区明显不同（图5-97）。
|
||
表5-23 人工鱼礁区和对照区渔获物种类名录
|
||
表5-23 人工鱼礁区和对照区渔获物种类名录（续）-1
|
||
图5-97 调查站位鱼类组成NMDS排序图
|
||
表5-24 人工鱼礁区与对照区种类组成相似性系数
|
||
（2）渔获物的群落多样性 经双因子方差检验，区域和月份均未对种类丰富度指数产生显著性影响（P＞0.05）；而多样性指数和均匀度指数，受区域和月份的影响显著（P＜0.05）（表5-25）。
|
||
表5-25 渔获物群落特征各指标参数双因子方差分析P值
|
||
6月人工鱼礁区的多样性指数和均匀度指数，均显著低于7月和9月（P＜0.05）；而对照区在各月份没有显著性差异（P＞0.05）。6月和7月人工鱼礁区的多样性指数和均匀度指数，均显著低于同月份对照区数值（P＜0.05）；9月人工鱼礁区和对照区的多样性指数和均匀度指数，无显著性差异（P＞0.05）（表5-26）。
|
||
表5-26 人工鱼礁区和对照区渔获物群落多样性指数比较（平均值±标准差）
|
||
表5-26 人工鱼礁区和对照区渔获物群落多样性指数比较（平均值±标准差）（续）-1
|
||
（3）渔获物优势种分析 本研究采用相对重要性指数（IRI）作为判断优势种的标准，为更清晰地表示出优势种的情况，规定IRI＞1000为优势种（表5-27）。日本蟳除6月人工鱼礁区没有成为优势种外，在其他各时间段的各区域都是优势种；斑尾刺鰕虎7月和9月在人工鱼礁区和对照区均为优势种；6月人工鱼礁区和对照区以及7月的人工鱼礁区，隆线强蟹都在物种组成中占有绝对的优势，其相对重要性指数均为最高，尤其是6月人工鱼礁区，隆线强蟹成为唯一的优势种。
|
||
表5-27 人工鱼礁区和对照区渔获物优势种组成
|
||
（4）人工鱼礁区和对照区渔获量比较 由表5-25可知，经双因子方差分析发现，区域对CPUE值产生了显著的影响（P＜0.05），月份的影响不显著（P＞0.05）；但区域和月份对渔获物数量均产生了显著的影响（P＜0.05）。
|
||
由图5-98A可知，虽然6月礁区内平均渔获物CPUE比礁区外高50.52%，但两者经t检验（SPSS 19.0）分析无显著性差异（P＞0.05）；7月渔获物CPUE经t检验发现，礁区内显著高于礁区外（P＜0.05）；9月礁区内平均渔获物CPUE高于礁区外207.12%，但由于礁区内各点位数值差异较大，经t检验，未发现礁区内和礁区外的显著性差异（P＞0.05）。
|
||
经SPSS 19.0单因素方差分析可知，虽然礁区内6月、7月、9月渔获物CPUE存在差别，但统计分析未发现显著性差异（P＞0.05）。礁区外6月渔获物CPUE显著高于7月（P＜0.05）；9月渔获物CPUE与其他两个月均无显著性差异（P＞0.05）（图5-98B）。
|
||
图5-98 CPUE对比分析
|
||
由图5-99A可知，虽然6月礁区内平均渔获物数量比礁区外高126.24%，但两者经t检验（SPSS 19.0）分析无显著性差异（P＞0.05）。7月渔获物数量经t检验发现，礁区内显著高于礁区外（P＜0.05）；9月礁区内平均渔获物数量高于礁区外182.19%，但由于礁区内各点位数值差异较大，经t检验，未发现礁区内和礁区外的显著性差异（P＞0.05）。
|
||
图5-99 渔获物数量对比分析
|
||
经SPSS 19.0单因素方差分析可知，礁区内6月渔获物数量显著高于7月和9月（P＜0.05），7月和9月无显著性差异（P＞0.05）；礁区外各月份渔获物数量的规律与礁区内一致，但其整体数量较礁区内小（图5-99B）。
|
||
（5）人工鱼礁区和对照区经济渔获量比较 在渔获物中，有相当一部分是一些价值很低或者没有经济价值的海洋生物，如隆线强蟹、日本关公蟹等。本研究在剔除这些海洋生物后，再次统计其经济海洋生物渔获量。
|
||
经双因子方差分析检验可知，礁区和月份对经济渔获物CPUE和经济渔获物数量均产生了显著的影响（P＜0.05）（表5-25）。
|
||
经t检验（SPSS 19.0），未发现6月礁区内经济渔获物CPUE与礁区外间显著性差异（P＞0.05）；虽然7月平均经济渔获物CPUE礁区高于礁区外101.47%，但经t检验，两者间无显著性差异（P＞0.05）；9月礁区内平均经济渔获物CPUE高于礁区外206.76%，但由于礁区内各点位数值差异较大，经t检验，未发现礁区内和礁区外的显著性差异（P＞0.05）（图5-100A）。
|
||
经SPSS 19.0单因素方差分析可知，礁区内6月经济渔获物CPUE显著低于9月（P＜0.05），7月经济渔获物CPUE与其他月份无显著性差异（P＞0.05）；礁区外经济渔获物CPUE虽然较礁区内经济渔获物CPUE偏低，但其各月份规律与礁区内规律一致（图5-100B）。
|
||
图5-100 经济渔获物CPUE对比分析
|
||
由图5-101A可知，虽然6月礁区外平均经济渔获物数量比礁区内高58.30%，但两者经t检验（SPSS 19.0）分析无显著性差异（P＞0.05）；7月平均渔获物数量较礁区外高74.16%，但经t检验未发现两者间显著性差异（P＞0.05）；9月礁区内平均渔获物数量高于礁区外183.71%，但由于礁区内各点位数值差异较大，经t检验未发现礁区内和礁区外的显著性差异（P＞0.05）。
|
||
经SPSS 19.0单因素方差分析可知，礁区内6月经济渔获物数量显著低于9月（P＜0.05），7月经济渔获物数量与其他月份无显著性差异（P＞0.05）；礁区外经济渔获物数量在各月份变化不大，经单因素方差分析未发现显著性差异（P＞0.05）（图5-101B）。
|
||
图5-101 经济渔获物数量对比分析
|
||
（6）人工鱼礁区和对照区能量值分析 经双因子方差检验分析发现，区域埃三极能值产生了显著性影响（P＜0.05），而月份影响不显著（P＞0.05）（表5-25）。
|
||
经t检验（SPSS 19.0）分析发现，只有7月礁区内外渔获物的埃三极能值是有显著性差异的（P＜0.05）；6月和9月礁区内外无显著性差异（P＞0.05）（图5-102A）。
|
||
图5-102 埃三极能值对比分析
|
||
3.讨论
|
||
许多研究表明，投放人工鱼礁可使大量生物聚集在鱼礁区，起到聚集、养护和增殖渔业资源的效果。但人工鱼礁建设初期，新投入海域的人工鱼礁暂时破坏了海底的地貌结构，礁区海域原有的平稳流态受到扰动（刘洪生等，2009）。孙习武等（2010）的研究也表明，人工鱼礁投放后的前两年时间里，鱼类和大型无脊椎动物群落都处于一个中度扰动的状态。本研究中人工鱼礁区和对照区渔获种类组成变化不大，尤其是6月和7月人工鱼礁区多样性指数和均匀度指数显著低于对照区，优势种组成较为单一。这些结果均表明，人工鱼礁投放初期，渔业资源种群会受到一定程度扰动。一般情况下，鱼礁投放后鱼礁区鱼类和大型无脊椎动物群落结构会在1～5年内达到一个新的平衡（Bohnsack＆Suther-land，1985）。9月人工鱼礁区多样性指数和均匀度指数与对照区无显著性差异，且优势种相同；这些结果表明，9月人工鱼礁区的群落结构特征基本由受扰动状态恢复到对照区水平。
|
||
人工鱼礁具有良好的维持固有种和为更多种类提供适宜生境的能力（徐浩等，2012）。本研究9月人工鱼礁区调查种类中出现了一定数量的许氏平鲉。虽然许氏平鲉一直是天津市增殖放流鱼类的一个主要品种，但近几年的资源调查中很难直接捕获。如果要证明许氏平鲉已经在人工鱼礁区形成一定种群，尚需更长时间和更多频次的监测结果；但该次调查的结果也在一定程度上从侧面反映出人工鱼礁对生物的聚集作用。不同月份，人工鱼礁区的渔获数量和重量均比对照区高，虽然大多数时间其结果未出现显著性差异。这些结果也在一定程度上表明人工鱼礁的生物聚集作用和渔业增殖效果。
|
||
礁体投放后对游泳动物群落的影响，集中体现在增加了游泳动物的庇护场和饵料场，从而大大增加了游泳动物在礁区的聚集，但这种生态效益的完全体现需要一定的时间（吴忠鑫等，2012）。由于2014年春夏季天津市海域隆线强蟹大规模暴发，调查渔获物中大量的隆线强蟹严重遮盖了礁区生态效益的体现。基于此，将隆线强蟹等经济价值很低或者没有经济价值的渔获物剔除，重新计算分析对比了人工鱼礁区和对照区的经济渔获物。从结果来看，对照区各月份经济渔获数量没有显著变化，由于鱼类自身生长等因素影响，其经济渔获物CPUE逐月增加；与之形成鲜明对比的是，人工鱼礁区经济渔获数量随着礁区建成时间的延长而增加。这些结果充分说明，人工鱼礁生态效益不是在人工鱼礁投放后立即显现的，而是逐步显现的。
|
||
徐浩等（2012）对山东莱州朱旺港海区人工鱼礁区游泳动物调查发现，建成2年和3年的人工鱼礁区，与对照区CUPE值在统计学上没有显著性差异，但CPUE值是对照区的1.43倍和1.55倍，这一研究结果和本研究的调查结果十分相似。吴忠鑫等（2012）对荣成俚岛人工鱼礁区也发现类似的结果，这些研究结果也再次说明人工鱼礁生态效应的显现是需要时间的。据何国民的论著中介绍，日本北海道大学左藤修博士的论证，1 m3的人工鱼礁渔场比未投礁的一般渔场，平均每年可增加10 kg渔获量（何国民等，2001）。王宏等（2009）研究发现，广东省汕头市人工礁区建成4年后，其资源密度增加了25.63倍。上述研究结果均说明人工鱼礁生态效应的显现需要时间，本研究结果表明，经t检验，鱼礁区内外平均经济渔获量无显著差异，可能是调查时间和投礁时间间隔较短造成的。
|
||
“埃三极”理论指出，在一般状态下，生态系统将选择对系统的埃三极贡献最大的那种组织程度。这就是说生态系统的发展倾向于使本身的组织程度更高，稳定性更好。一个生态系统在形成初期结构往往很简单，物种数量稀少，稳定性和组织程度都很差，埃三极能值较低；随着生态系统的发展，系统物种多样性不断增加，结构变得更复杂，稳定性和组织程度大大提高，埃三极能值也有所增加（Salomonsen，1992）。本研究中，礁区内外埃三极能值仅在7月有显著性差异，其他时间均未出现显著性差异；但礁区内埃三极数据均比对照区高。虽然人工鱼礁区生态系统处于调整期，但与之相对的对照区生态系统组织程度更低、稳定性更差。这一结果说明天津市大神堂海域生态系统较差，这与乔延龙等（2009）的研究相符。人工鱼礁建设对该海域生态系统有所改善，但由于人工鱼礁投放时间较短，效果尚未完全显现。
|
||
三、人工鱼礁建设
|
||
（一）人工鱼礁礁型设计
|
||
图5-103 礁型
|
||
在满足强度、结构稳定以及航行安全的前提下，提高礁体的高度、空方与表面积的比例，使其具有最大几何效应。针对鱼礁投放海域主要养护与增殖对象生物（栉孔扇贝、毛蚶、许氏平鲉、中国花鲈等）的生态学特性，2009年设计12种鱼礁礁型（图5-103）。其中，2009年和2010年选取星体礁（TJE003型）和圆管礁（TJC001型）进行人工鱼礁建设。根据建设后人工鱼礁的集鱼效果、沉降和制作可行性等因素分析，2011年在上述12种鱼礁中选取了3种鱼礁礁型（TJB002型、TJE001型和TJB005型），并重新设计1种双层贝类增殖鱼礁作为天津市人工鱼礁建设主要备选鱼礁礁型。这4种鱼礁分别被命名为大窗箱型鱼礁、大小窗箱型鱼礁、卐型鱼礁和双层贝类增殖型鱼礁。在2011年以后的不同建设项目中，根据投礁具体位置的水深情况等因素，对鱼礁进行等比例的扩大或缩小。目前，天津市所有建设的人工鱼礁生态功能类型均属于资源养护型鱼礁。
|
||
（二）航标设置
|
||
为保证航行安全及确定天津市人工鱼礁建设的主要区域，2010年天津市水产局在汉沽大神堂海域设置7个航标灯，在航标围成的海域内进行人工鱼礁建设。7个航标的具体位置见表5-28。
|
||
表5-28 设置的7个航标灯信息
|
||
（三）人工鱼礁建设
|
||
2005年投放礁体渔船93条，共计空方为2.16万m3，建成礁区面积约2.3 km2。礁区位于驴驹河外海，海滨浴场以东，海水深5 m的水域。即最低低潮水深5 m，最高高潮水深可达10 m以上，平均高潮7～8 m。远离航道、地下电缆安全区和生产作业区，底质较坚实，水质无污染水域。礁区由以下四点连线围成，折点坐标如下：
|
||
A.38°49'27.10″N、117°47'42.11″E
|
||
B.38°48'55.22″N、117°48'10.64″E
|
||
C.38°48'32.90″N、117°47'29.89″E
|
||
D.38°49'04.78″N、117°47'01.36″E
|
||
2009年制作试验性礁体120个，共计空方45 m3，投放了90个，建成面积约600 m2的试验性礁区；剩余的30个在2010年投到海中。试验性礁区的折点坐标如下：
|
||
A.117°59'23.86″E、39°07'31.36″N
|
||
B.117°59'24.86″E、39°07'31.36″N
|
||
C.117°59'24.86″E、39°07'29.36″N
|
||
D.117°59'23.86″E、39°07'29.36″N
|
||
2010年在大神堂外海投放了2800个礁体，均为钢筋混凝土构件，共计空方1.03万m3。建成面积约0.81 km2的海洋牧场示范区，示范区的折点坐标如下：
|
||
A.117°59'00″E、39°07'40″N
|
||
B.117°59'30″E、39°07'40″N
|
||
C.117°59'30″E、39°07'10″N
|
||
D.117°59'00″E、39°07'10″N
|
||
2011年在大神堂外海共投放礁体1178个，共计空方0.43万m3。示范区的面积约0.22 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.39°06'23″N、117°58'30″E
|
||
B.39°06'23″N、117°58'43″E
|
||
C.39°06'10″N、117°58'43″E
|
||
D.39°06'10″N、117°58'30″E
|
||
2012年天津市财政项目“天津市人工鱼礁建设”项目在大神堂外海共投放人工鱼礁1537个，共计空方0.53万m3。建成礁区面积约0.32 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.39°07'30″N、117°58'10″E
|
||
B.39°07'40″N、117°58'45″E
|
||
C.39°07'20″N、117°58'45″E
|
||
D.39°07'10″N、117°58'10″E
|
||
同年，天津海域牡蛎礁区生态修复与生物资源恢复示范项目在大神堂外海共投放人工鱼礁684个，共计空方0.23万m3。建成礁区面积约0.15 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.117°58'00″E、39°6'00″N
|
||
B.117°58'00″E、39°6'10″N
|
||
C.117°58'20″E、39°6'10″N
|
||
D.117°58'20″E、39°6'00″N
|
||
2013年天津市人工鱼礁建设项目，在大神堂外海共投放人工鱼礁786个，共计空方0.304万m3。建成礁区面积约0.32 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.39°06'55″N、117°58'10″E
|
||
B.39°07'00″N、117°58'45″E
|
||
C.39°06'40″N、117°58'45″E
|
||
D.39°06'35″N、117°58'10″E
|
||
同年，天津市大神堂海洋特别保护区资源修复与生境评价技术研究项目在大神堂外海共投放人工鱼礁100个，共计空方0.017万m3。建成礁区面积约0.0036 km2，投放坐标点如下：
|
||
A.117°58'340″E、39°07'230″N
|
||
B.117°58'344″E、39°07'230″N
|
||
同年，农业部蓬莱溢油生物资源养护与渔业生态修复项目渤海生态修复汉沽示范区项目在大神堂外海共投放人工鱼礁1904个，共计空方0.64万m3。建成礁区面积约1.44 km2，投放坐标点如下：
|
||
A.118°0'0.000″E、39°7'17″N
|
||
B.118°1'53.027″E、39°8'1.034″N
|
||
C.118°0'0.000″E、39°7'17″N
|
||
D.118°1'53.027″E、39°8'1.034″N
|
||
天津市大神堂浅海活牡蛎礁独特生态系统保护与修复项目于2013年和2014年分别投放人工鱼礁1624个和976个，共计空方0.88万m3。建成礁区面积约0.36 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.117°58'10″E、39°6'32″N
|
||
B.117°58'35″E、39°6'32″N
|
||
C.117°58'35″E、39°6'12″N
|
||
D.117°58'10″E、39°6'12″N
|
||
2014年，天津市滨海旅游区海岸修复生态保护项目投放人工鱼礁2000个，共计空方0.54万m3。建成礁区面积约0.33 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.117°53'51.265″E、39°5'25.569″N
|
||
B.117°53'20.917″E、39°5'37.321″N
|
||
C.117°53'27.527″E、39°5'45.573″N
|
||
D.117°53'57.356″E、39°5'34.059″N
|
||
同年，农业部蓬莱溢油生物资源养护与渔业生态修复项目渤海生态修复汉沽示范区项目和渤西处理厂新建管道项目渔业资源修复项目分别投放人工鱼礁898个和500个，共计空方0.47万m3。建成礁区面积约0.33 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.118°2'11.650″E、39°7'6.063″N
|
||
B.118°1'36.457″E、39°7'5.980″N
|
||
C.118°1'36.457″E、39°7'35.983″N
|
||
D.118°2'11.645″E、39°7'35.983″N
|
||
同年，天津市人工鱼礁建设项目在大神堂外海共投放2380个礁体，共计空方1.434万m3。建成礁区面积约1.34 km2，由以下四点的连线围成：
|
||
A.117°58'53.877″E、39°7'3.087″N
|
||
B.117°59'45.726″E、39°7'2.647″N
|
||
C.117°59'45.675″E、39°6'19.429″N
|
||
D.117°58'52.717″E、39°6'19.661″N
|
||
2005-2014年，天津市海洋牧场建设共投放各种规格的人工鱼礁17580个，共计空方约8.6695万m3，建成礁区面积约7.9136 km2（表5-29）。
|
||
表5-29 历年天津市人工鱼礁建设情况统计
|
||
表5-29 历年天津市人工鱼礁建设情况统计（续）-1
|
||
（四）人工鱼礁建设资金投入
|
||
天津市人工鱼礁建设的资金主要来源于天津市财政、农业部、国家海洋局等项目经费，目前投入总资金为7038.46万元；建设主体以天津市水产局为主。具体见表5-30。
|
||
表5-30 天津市人工鱼礁建设资金及主体等信息一览
|
||
表5-30 天津市人工鱼礁建设资金及主体等信息一览（续）-1
|
||
四、人工鱼礁建设效果及评估
|
||
（一）概述
|
||
为全面及时掌握天津市人工鱼礁建设对海洋生物资源和海洋生态环境的作用效果，农业部渔业环境及水产品质量监督检验测试中心（天津）受天津市水产局委托，承担了2015年度天津市人工鱼礁区生态环境及礁体生物监测任务。对2009-2014年投放的人工鱼礁实施跟踪监测，并进行人工鱼礁投放效果评估，以期为天津市人工鱼礁建设提供技术支持。2009-2014年，天津市在汉沽区海域累计投放人工鱼礁17487个，形成礁区面积5.6142 km2。其中，2009年投放两种类型的试验性人工鱼礁120个，礁区面积600 m2010年投放礁体2800个，礁区面积0.81 km2；2011年投放礁体1178个，礁区面积0.22 km2；2012年投放礁体2221个，礁区面积0.47 km2；2013年投放礁体4414个，礁区面积1.9436 km2；2014年投放礁体6754个，礁区面积2.17 km2。
|
||
2；
|
||
2015年监测结果表明：①2015年鱼礁区和对照区之间，水质、沉积物、浮游动植物多样性指数等指标中，除了沉积物中的有机碳指标鱼礁区显著低于对照区以外，其余指标均无显著差异。②比较2013-2015年水质指标，化学需氧量、无机氮、叶绿素a呈逐年降低趋势，总氮、悬浮物呈增加趋势。③比较2012-2015年沉积物指标，总磷、总氮2012-2014年无显著变化，2015年显著升高；有机碳2015年与2014年无显著变化，较2012-2013年有显著升高；油类年际间始终无显著变化；硫化物2015年显著高于2012年，与其他年份无显著差异。④比较2011-2015年鱼礁区浮游动植物多样性指数，2015年浮游植物多样性指数显著低于其他年份，浮游动物多样性指数除2014年和2011年、2013年差异显著外，2015年和各年份间均无显著差异。⑤以2010年礁区为例，2010年共投放礁体2800个，至2015年礁体表面90%以上被生物覆盖，附着厚度30 cm，礁体沉降掩埋深度为60～80 cm，牡蛎[长牡蛎、密鳞牡蛎（Ostrea denselamellosa）]为优势种，附着的牡蛎老化。估算2015年礁体生物总附着量约为274 t，单位面积附着量为4.45 kg/m礁体附着量为97.9 kg，低于投放2～3年的附着量。分析礁体生物附着趋势，投礁2～3年，附着量增长达到高峰值，投礁3～4年又开始下降。⑥现场采集单面礁体生物，经实验室鉴定，发现大量软体动物、节肢动物、环节动物、腔肠动物、棘皮动物及脊索动物等。⑦2015年鱼礁区底栖生物生物量及数量远远低于对照区。比较底栖生物多样性指数，鱼礁区优于对照区；年际间多样性指数变化趋势为2012年＞2015年＞2014年＞2013年。⑧2015年游泳动物渔获量、生物密度，对照区优于鱼礁区；仔稚鱼平均密度，鱼礁区高于对照区。
|
||
2，单块
|
||
（二）站位设置
|
||
根据中国国家博物馆水下考古研究中心对人工鱼礁所在的海域进行物探扫测的结果，在人工鱼礁区设置了5个监测站位，同时，在人工鱼礁区外辐射状设置了4个对照站位。监测站位位置见表5-31。
|
||
表5-31 监测站位位置
|
||
（三）监测项目及时间
|
||
1.监测项目
|
||
渔业资源：鱼卵（数量）、仔稚鱼（数量）、底栖生物、游泳动物。
|
||
水质：盐度、水温、pH、透明度、悬浮物、溶解氧、无机氮、总氮、总磷、活性磷酸盐、化学需氧量、油类。
|
||
基础生物：叶绿素a、浮游植物、浮游动物。
|
||
沉积物：油类、总磷、总氮、硫化物、有机碳。
|
||
生物质量（贝类）：石油烃、铜、镉。
|
||
礁体生物及生物量估算。
|
||
2.监测时间
|
||
具体监测情况如表5-32所示。
|
||
表5-32 监测时间及主要工作
|
||
（四）监测技术依据
|
||
依据《渔业生态环境监测规范第2部分：海洋》（SC/T 9102.2-2007）（全国水产标准化技术委员会，2007）采样监测，现场采集样品按照《海洋调查规范》（GB/T 12763-2007）（国家海洋标准计量中心，2008a，2008b）以及《海洋监测规范》（GB 17378-2007）（全国海洋标准化技术委员会，2008a，2008b，2008c，2008d）执行，监测项目的检测方法及引用标准参照表5-33执行。
|
||
表5-33 检测方法及引用标准
|
||
表5-33 检测方法及引用标准（续）-1
|
||
（五）监测结果
|
||
1.水质、沉积物、基础生物监测结果
|
||
（1）海水水质 2015年人工鱼礁区和对照区水质指标无显著差异，这与往年情况基本一致。2015年监测的水环境指标和2013年、2014年水环境指标做单因素方差分析结果（表5-34）显示，化学需氧量等指标2015年和不同年份间差异显著性各有不同。表5-34中所列均为2015年和往年有显著差异的环境指标。其中，2013-2014年监测点水深差异显著，2015年化学需氧量较2014年没有显著差异，2015年较2013年有显著降低；无机氮在3年间逐年显著降低；总氮2015年较2014年显著升高，但和2013年没有显著差异；悬浮物在2014年显著降低，但2015年又显著增加，且显著高于2013年；叶绿素a含量2015年显著低于2013年，但和2014年没有显著差异。总体来说，化学需氧量、无机氮、叶绿素a呈降低趋势；总氮、悬浮物呈增加趋势。
|
||
2014年监测结果显示，透明度、盐度、化学需氧量、无机氮、总氮、悬浮物、叶绿素a等指标在与2012年、2013年监测结果有显著差异，2015年除增加水深，减少透明度、盐度这两项外，其余指标完全吻合。由此可见，化学需氧量、无机氮、总氮、悬浮物、叶绿素a等指标在年度间存在稳定变化趋势，即化学需氧量、无机氮、叶绿素a呈降低趋势；总氮、悬浮物呈增加趋势。
|
||
表5-34 2015年人工鱼礁区和往年对比相差显著的项目和年份
|
||
（2）沉积物的比较 2015年，人工鱼礁区和对照区沉积物监测指标中，人工鱼礁区有机碳显著低于对照区，其他指标没有显著差异。沉积物采样水深，人工鱼礁区显著低于对照区，人工鱼礁区的透明度也显著低于对照区（表5-35）。2015年与2012-2014年人工鱼礁区单因素方差分析结果显示，水深和透明度在2012-2014年无显著变化，2015年显著降低；总磷、总氮在2012-2014年无显著变化，2015年显著升高；有机碳在2015年与2014年无显著变化，较2012-2013年有显著升高；油类年际间始终无显著变化；硫化物在2015年显著高于2012年，与其他年份无显著差异（图5-104，表5-36）。
|
||
表5-35 2015年人工鱼礁区和对照区沉积物差异显著项目对比
|
||
表5-36 2012-2015年人工鱼礁区沉积物差异显著项目对比
|
||
图5-104 水深、透明度、总磷、有机碳、硫化物和总氮的年际变化趋势
|
||
（3）浮游植物的比较
|
||
①物种数。2015年监测的浮游植物有硅藻门25种、甲藻门1种。
|
||
由图5-105可知，对照区（Y06、Y07、Y08、Y09）5-10月浮游植物物种数呈递减趋势；人工鱼礁区（J21、J23、J25）5-10月浮游植物物种数呈现递减趋势。
|
||
图5-105 2015年各监测站位浮游植物物种数对比
|
||
②优势种。2015年5月监测到的浮游植物优势种为甲藻门的夜光藻（Noctiluca scintillans）（优势度Y=0.831）和硅藻门的中肋骨条藻（优势度Y=0.106）；8月浮游植物优势种为硅藻门的海洋曲舟藻（Pleurosigma pelagicum）（优势度Y=0.170）、薄壁几内亚藻（Guinardia flaccida）（优势度Y=0.081）、中心圆筛藻（Coscinodiscus centralis）（优势度Y=0.049）、日本星杆藻（Asterionella japonica）（优势度Y=0.045）；10月浮游植物优势种为硅藻门的辐射圆筛藻（优势度Y=0.967）。
|
||
图5-106 2015年各监测站位浮游植物总密度对比
|
||
③总密度。比较3个月各监测站位的浮游植物总密度（图5-106）显示，8月各监测站位浮游植物总密度均最低，对照区（Y06、Y07、Y08、Y09）除Y06站位外，其他站位5月总密度均高于10月；人工鱼礁区（J21、J22、J23、J24、J25）的J21、J25两个站位5月高于10月，其他3个站位5月低于10月。
|
||
④多样性指数。浮游植物多样性指数最高为5月的J21站位，最低为5月的J24站位（图5-107）。
|
||
图5-107 2015年各监测站位浮游植物多样性指数对比
|
||
⑤变化趋势分析。单因素方差分析显示，对照区和人工鱼礁区浮游植物物种数、总密度、多样性指数没有显著差异。年际间对比显示，2015年浮游植物物种数显著低于2014年，但与2011-2013年物种数相比没有显著差异；2014年物种数显著高于其他年份（图5-108）。各站点浮游植物总密际在年际间没有显著差异；2015年浮游植物多样性指数显著低于其他年份（图5-109，表5-37）。
|
||
表5-37 2011-2015年浮游植物多样性指标对比
|
||
图5-108 2011-2015年各采样点监测到的浮游植物平均物种数
|
||
图5-109 2011-2015年浮游植物多样性指数
|
||
（4）浮游动物
|
||
①物种数。2015年监测的浮游动物有毛颚类1种、桡足类6种、水母类3种、幼虫类5种、糠虾类1种。
|
||
图5-110 2015年各监测站位浮游动物物种数对比
|
||
由图5-110可知，对照区（Y06、Y07、Y08、Y09）5-10月浮游动物物种数呈递减趋势；人工鱼礁区（J21、J22、J23、J24、J25）除J25站位8月物种数最高以外，其他4个站位物种数呈递减趋势。
|
||
②优势种。2015年5月监测到的浮游植物优势种为桡足类的中华哲水蚤（优势度Y=0.522）和毛颚类的强壮箭虫（优势度Y=0.204）、幼虫类的长尾类幼虫（优势度Y=0.066）；8月浮游动物优势种为毛颚类的强壮箭虫（优势度Y=0.339）、幼虫类的碟状幼虫（优势度Y=0.304）；10月优势种为毛颚类的强壮箭虫（优势度Y=0.502）。
|
||
③总密度。比较3个月各监测站位的浮游动物总密度（图5-111）显示，10月各监测站位浮游动物总密度均最低，对照区（Y06、Y07、Y08、Y09）除Y07站位外，其他站位5月总密度均高于8月；人工鱼礁区（J21、J22、J23、J24、J25）5月浮游动物总密度均高于8月。
|
||
图5-111 2015年各监测站位浮游动物总密度对比
|
||
④多样性指数。浮游动物多样性指数最高为8月的J24站位。浮游动物3个月的监测中，J24站位多样性指数一直最高。对照区除Y09以外，其他3个站位都是逐月递减；人工鱼礁区站位都是8月＞5月＞10月（图5-112）。
|
||
图5-112 2015年各监测站位浮游动物多样性指数对比
|
||
⑤变化趋势分析。单因素方差分析显示，2015年人工鱼礁区和对照区浮游动物物种数、总密度、多样性指数均无显著差异。
|
||
年际间对比，除2014年和2011年、2013年差异显著外，2015年和各年份间均无显著差异。
|
||
2.礁体生物监测结果
|
||
（1）打捞的礁体照片 图5-113至图5-117为2015年打捞的礁体，打捞区域为2010-2014年投放的人工鱼礁区。
|
||
图5-113 2015年监测2010年礁体
|
||
图5-114 2015年监测2011年礁体
|
||
图5-115 2015年监测2012年礁体
|
||
图5-116 2015年监测2013年礁体
|
||
图5-117 2015年监测2014年礁体
|
||
（2）礁体生物种类及生物量估算 2015年6月9-10日，雇佣天津航通潜水工程有限公司分别在2010-2014年投放人工鱼礁区（站位：117°59.257'E、39°07.269'N；117°58.483'E、39°06.223'N；117°58.170'E、39°07.234'N；117°58.266'E、39°06.592'N；117°59.217'E、39°06.584'N）采集礁体生物。按年度吊上“回”字型礁体，长、宽各1.5 m，其中，单面中空面积（长、宽各0.50 m），单面附着面积为2.0 m2，共计11个面（除去朝下触底一面）。2010年礁区的礁体表面90%以上被生物覆盖，附着厚度30 cm，礁体沉降掩埋深度为60～80 cm，牡蛎（长牡蛎、密鳞牡蛎）为优势种。现场剥离单面礁体的牡蛎及其他生物，经测算，礁体生物总附着量见表5-38至表5-43。以2010年礁区为例，2010年共投放礁体2800个，估算2015年礁体生物总附着量约为274.12 t，单位面积附着量为4.45 kg/m2，单块礁体附着量为97.9 kg，低于投放2～3年的附着量。分析2010年礁区（表5-38）显示，2010年所投鱼礁礁体生物（牡蛎）附着量，2010-2013年一直不断增加，其中，2012-2013年增幅最大，但2013-2014年附着量下降，至2015年降至97.9 kg/块。其余礁区也是类似趋势，即投礁2～3年，附着量增长达到高峰值，投礁3～4年又开始下降。现场吊礁发现，生长4～5年的礁体沉降浸泡腐蚀严重，出水过程中大量淤泥及附着物剥离，附生的牡蛎老化（表5-48）。现场采集2010-2014年礁区的礁体生物，经实验室鉴定，还发现大量软体动物、节肢动物、环节动物、腔肠动物、棘皮动物、脊索动物（表5-44至表5-47，图5-118至图5-121）。
|
||
表5-38 2011-2015年礁体生物（牡蛎）附着量统计（2010年礁区）
|
||
表5-39 2013-2015年礁体生物（牡蛎）附着量统计（2011年礁区）
|
||
表5-40 2013-2015年礁体生物（牡蛎）附着量统计（2012年礁区）
|
||
表5-41 2015年礁体生物（牡蛎）附着量统计（2013年礁区）
|
||
表5-42 2015年礁体生物（牡蛎）附着量统计（2014年礁区）
|
||
表5-43 2011-2015年单块礁体生物（牡蛎）附着量统计（kg）
|
||
表5-44 人工鱼礁区礁体生物种类（2010年礁区，2015年监测）
|
||
表5-44 人工鱼礁区礁体生物种类（2010年礁区，2015年监测）（续）-1
|
||
表5-45 人工鱼礁区礁体生物种类（2011年礁区，2015年监测）
|
||
表5-46 人工鱼礁区礁体生物种类（2012年礁区，2015年监测）
|
||
表5-46 人工鱼礁区礁体生物种类（2012年礁区，2015年监测）（续）-1
|
||
表5-47 人工鱼礁区礁体生物种类（2014年礁区，2015年监测）
|
||
表5-48 人工鱼礁效果区生物学统计
|
||
表5-48 人工鱼礁效果区生物学统计（续）-1
|
||
图5-118 2010年礁体生物
|
||
图5-119 2011年礁体生物
|
||
图5-120 2012年礁体生物
|
||
图5-121 2013年礁体生物
|
||
3.渔业资源监测结果
|
||
（1）底栖生物
|
||
①人工鱼礁区底栖生物种类组成。5月在调查海域鉴定出底栖生物16种。其中，多毛纲3种，占种类组成的18.75%；蔓足纲1种，占种类组成的6.25%；软甲纲1种，占种类组成的6.25%；蛇尾纲1种，占种类组成的6.25%；腹足纲5种，占种类组成的31.25%；瓣鳃纲5种，占种类组成的31.25%。底栖生物优势种为棘刺锚参、扁玉螺、凸壳肌蛤，其平均密度分别为7个/m2、5个/m2、90个/m2。
|
||
8月在调查海域鉴定出底栖生物12种。其中，多毛纲2种，占种类组成的16.67%；软甲纲5种，占种类组成的41.67%；硬骨鱼纲1种，占种类组成的8.33%；蛇尾纲1种，占种类组成的8.33%；瓣鳃纲3种，占种类组成的25%。底栖生物优势种为岩虫、寄居蟹、绒毛细足蟹（Raphidopus ciliatus）、六丝钝尾鰕虎鱼、棘刺锚参，其平均密度分别为4个/m2、2个/m2、3个/m2、3个/m2、6个/m2。
|
||
②人工鱼礁区底栖生物生物量。5月调查海域底栖生物平均生物量为78.90 g/m2，各站位波动范围为47.65～119.60 g/m2；分布较不均匀，最低生物量出现在J21站位，最高生物量出现在J25站位。底栖生物生物量主要以软体动物门为优势类群。
|
||
8月调查海域底栖生物平均生物量为53.56 g/m2，各站位波动范围为3.35～120.15 g/m2；分布较不均匀，最低生物量出现在J21站位，最高生物量出现在J22站位。底栖生物生物量主要以节肢动物门为优势类群。
|
||
③人工鱼礁区底栖生物数量。5月调查海域底栖生物平均密度为132个/m2，各站位波动范围为15～440个/m2，密度分布较不均匀。
|
||
8月调查海域底栖生物平均密度为26个/m2，各站位波动范围为10～75个/m2。
|
||
以上数据可以看出，人工鱼礁区的底栖生物组成、生物量、生物数量中，软体动物、节肢动物都占有绝对优势。
|
||
④对照区底栖生物种类组成。5月在调查海域鉴定出底栖生物16种。其中，多毛纲5种，占种类组成的31.25%；软甲纲1种，占种类组成的6.25%；硬骨鱼纲3种，占种类组成的18.75%；蛇尾纲1种，占种类组成的6.25%；腹足纲3种，占种类组成的18.75%；瓣鳃纲3种，占种类组成的18.75%。底栖生物优势种为凸壳肌蛤、脆壳理蛤，其平均密度分别为188.75个/m2、500个/m2。
|
||
8月在调查海域鉴定出底栖生物12种。其中，多毛纲1种，占种类组成的8.33%；软甲纲3种，占种类组成的25%；硬骨鱼纲2种，占种类组成的16.67%；蛇尾纲1种，占种类组成的8.33%；腹足纲3种，占种类组成的25%；瓣鳃纲2种，占种类组成的16.67%。底栖生物优势种为异足倒颚蟹（Asthenognathus inaequipes）、寄居蟹、棘刺锚参、耳口露齿螺（Ringicula doliaris）、凸壳肌蛤，其平均密度分别为8.75个/m2、5.00个/m2、37.50个/m2、32.50个/m2、23.75个/m2。
|
||
⑤对照区底栖生物生物量。5月调查海域底栖生物平均生物量为176.38 g/m2，各站位波动范围为37.20～497.60 g/m2；分布较不均匀，以环节动物门和软体动物门为优势类群。
|
||
8月调查海域底栖生物平均生物量为130.96 g/m2，各站位波动范围为32.15～273.75 g/m2；分布较不均匀，主要以软体动物门为优势类群。
|
||
⑥对照区底栖生物数量。5月调查海域底栖生物平均密度为785个/m2，各站位波动范围为35～2035个/m2，密度分布极不均匀。
|
||
8月调查海域底栖生物平均密度为122.50个/m2，各站位波动范围为30～205个/m2，密度分布较不均匀。
|
||
表5-49至表5-52为2015年5月、8月人工鱼礁区与对照区底栖生物组成，图5-122至图5-125为2015年5月、8月人工鱼礁区和对照区大型底栖生物生物量及其水平分布。
|
||
2015年，人工鱼礁区底栖生物生物量及数量远远低于对照区。
|
||
表5-49 2015年5月人工鱼礁区底栖生物的生物量和密度组成
|
||
表5-50 2015年5月对照区底栖生物的生物量和密度组成
|
||
表5-51 2015年8月人工鱼礁区底栖生物的生物量和密度组成
|
||
表5-52 2015年8月对照区底栖生物的生物量和密度组成
|
||
图5-122 2015年5月人工鱼礁区和对照区大型底栖生物生物量及其水平分布
|
||
图5-123 2015年5月人工鱼礁区和对照区大型底栖生物密度及其水平分布
|
||
图5-124 2015年8月人工鱼礁区和对照区大型底栖生物生物量及其水平分布
|
||
图5-125 2015年8月人工鱼礁区和对照区大型底栖生物密度及其水平分布
|
||
从图5-126可见，年际间底栖生物多样性指数2012年＞2015年＞2014年＞2013年；从2013年8月至2015年8月，底栖生物多样性指数人工鱼礁区均高于对照区；人工鱼礁区2013年8月和2014年8月多样性指数相当，但对照区2014年8月高于2013年8月。
|
||
图5-126 人工鱼礁区和对照区底栖生物多样性指数对比分析
|
||
（2）游泳动物
|
||
①人工鱼礁区游泳动物种类组成。5月拖网调查共捕获游泳动物19种。其中，鱼类7种，占种类总数的36.84%，隶属3科7属；蟹类4种，占种类总数的21.05%，隶属4科4属；虾类7种，占种类总数的36.84%，隶属6科6属；头足类1种，占种类总数的5.27%，隶属1科1属。游泳动物优势种为口虾蛄、日本鼓虾、日本关公蟹、六丝钝尾鰕虎鱼、焦氏舌鳎、火枪乌贼，其平均密度分别为64714个/km2、5143个/km2、18514个/km2、7286个/km2、8971个/km2、4000个/km2。
|
||
8月拖网调查共捕获游泳动物21种。其中，鱼类10种，占种类总数的47.62%，隶属6科10属；蟹类4种，占种类总数的19.05%，隶属3科4属；虾类5种，占种类总数和23.81%，隶属4科4属；头足类2种，占种类总数的9.52%，隶属2科2属。游泳动物优势种为口虾蛄、日本关公蟹、斑鰶、六丝钝尾鰕虎鱼、火枪乌贼，其平均密度分别为176171个/km2、52400个/km2、14840个/km2、64600个/km2、83520个/km2。
|
||
②人工鱼礁区游泳动物渔获量及其组成。5月调查捕获游泳动物重量为1094014 g/km2。其中，鱼类231473 g/km2，占总渔获物的21.16%；蟹类198016 g/km2，占总渔获物的18.10%；虾类626403 g/km2，占总渔获物的57.26%；头足类38122 g/km2，占总渔获物的3.48%。
|
||
8月调查捕获游泳动物重量为4231432 g/km2。其中，鱼类698929 g/km2，占总渔获物的16.52%；蟹类771429 g/km2，占总渔获物的18.23%；虾类2169075 g/km2，占总渔获物的51.26%；头足类592000 g/km2，占总渔获物的13.99%。
|
||
5月、8月人工鱼礁区平均每个站位游泳动物渔获量为1065 kg/km2。
|
||
③人工鱼礁区游泳动物生物密度及分布。5月捕获游泳动物平均个体数为114400个/km2。其中，鱼类17571个/km2，占总渔获物的15.36%；蟹类20743个/km2，占总渔获物的18.13%；虾类72086个/km2，占总渔获物的63.01%；头足类4000个/km2，占总渔获物的3.50%。
|
||
8月捕获游泳动物平均个体数为413249个/km2。其中，鱼类87283个/km2，占总渔获物的21.12%；蟹类64600个/km2，占总渔获物的15.63%；虾类177086个/km2，占总渔获物的42.85%；头足类84280个/km2，占总渔获物的20.40%。
|
||
5月、8月人工鱼礁区平均每个站位捕获游泳动物个体数为105530个/km2。
|
||
④对照区游泳动物种类组成。5月拖网调查共捕获游泳动物18种。其中，鱼类5种，占种类总数的27.78%，隶属3科5属；蟹类5种，占种类总数的27.78%，隶属4科5属；虾类6种，占种类总数的33.33%，隶属5科5属；头足类2种，占种类总数的11.11%，隶属2科2属。游泳动物优势种为口虾蛄、日本鼓虾、日本关公蟹、六丝钝尾鰕虎鱼、焦氏舌鳎、火枪乌贼，其平均密度分别为58679个/km2、2786个/km2、2857个/km2、3786个/km2、4786个/km2、3200个/km2。
|
||
8月拖网调查共捕获游泳动物21种。其中，鱼类11种，占种类总数的52.38%，隶属6科10属；蟹类5种，占种类总数的23.81%，隶属4科5属；虾类2种，占种类总数的9.52%，隶属2科2属；头足类3种，占种类总数的14.29%，隶属2科2属。游泳动物优势种为口虾蛄、日本关公蟹、斑鰶、六丝钝尾鰕虎鱼、火枪乌贼，其平均密度分别为217607个/km2、42893个/km2、102000个/km2、31643个/km2、173750个/km2。
|
||
⑤对照区游泳动物渔获量及其组成。5月调查捕获游泳动物重量为794043 g/km2。
|
||
其中，鱼类85926 g/km2，占总渔获物的10.82%；蟹类77954 g/km2，占总渔获物的9.82%；虾类599709 g/km2，占总渔获物的75.53%；头足类30454 g/km2，占总渔获物的3.83%。
|
||
8月调查捕获游泳动物重量为7296841 g/km2。其中，鱼类1637588 g/km2，占总渔获物的22.44%；蟹类714286 g/km2，占总渔获物的9.79%；虾类3394967 g/km2，占总渔获物的46.53%；头足类1550000 g/km2，占总渔获物的21.24%。
|
||
5月、8月对照区平均每个站位游泳动物渔获量为2023 kg/km2。
|
||
⑥对照区游泳动物生物密度及分布。5月捕获游泳动物平均个体数为79748个/km2。其中，鱼类9056个/km2，占总渔获物的11.35%；蟹类3929个/km2，占总渔获物的4.93%；虾类63463个/km2，占总渔获物的79.58%；头足类3300个/km2，占总渔获物的4.14%。
|
||
8月捕获游泳动物平均个体数为615363个/km2。其中，鱼类149913个/km2，占总渔获物的24.36%；蟹类64821个/km2，占总渔获物的10.53%；虾类217679个/km2，占总渔获物的35.37%；头足类182950个/km2，占总渔获物的29.73%。
|
||
5月、8月对照区平均每个站位捕获游泳动物个体数为173778个/km2。
|
||
综上所述，2015年游泳动物种类数，鱼礁区和对照区之间无差异；平均每个站位的游泳动物渔获量、生物密度，对照区优于人工鱼礁区。分析认为与人工鱼礁区内遍布人工鱼礁礁体及地笼有关，影响了正常拖网调查作业，未能真实反映资源量。
|
||
表5-53至表5-56为2015年5月、8月人工鱼礁区与对照区游泳动物组成；图5-127至图5-130为2015年5月、8月调查海域游泳动物渔获数量及重量分布。
|
||
图5-127 5月调查海域游泳动物渔获物数量分布
|
||
图5-128 5月调查海域游泳动物渔获物重量分布
|
||
图5-129 8月调查海域游泳动物渔获物数量分布
|
||
图5-130 8月调查海域游泳动物渔获物重量分布
|
||
表5-53 2015年5月人工鱼礁区游泳动物的生物量和密度组成
|
||
表5-54 2015年8月人工鱼礁区游泳动物的生物量和密度组成
|
||
表5-55 2015年5月对照区游泳动物的生物量和密度组成
|
||
表5-56 2015年8月对照区游泳动物的生物量和密度组成
|
||
（3）鱼卵和仔稚鱼
|
||
①鱼礁区鱼卵和仔稚鱼种类组成。共鉴定仔稚鱼2种，隶属2科2属；其中，鳀科1种，鲻科1种（表5-57）。
|
||
表5-57 2015年人工鱼礁区仔稚鱼种类组成
|
||
②鱼礁区仔稚鱼数量及分布。仔稚鱼密度范围为0.00～6.98个/m3，平均值为2.236个/m3，在J21、J23、J25号站位均采到了仔稚鱼，最高值在J21号站位。仔稚鱼密度组成，鳀科是10.16个/m3，占90.88%；鲻科是1.02个/m3，占9.12%（表5-58）。
|
||
表5-58 2015年人工鱼礁区仔稚鱼密度
|
||
③对照区鱼卵和仔稚鱼种类组成。共鉴定仔稚鱼1种，隶属1科1属；属鳀科（表5-59）。
|
||
表5-59 2015年对照区仔稚鱼种类组成
|
||
④对照区仔稚鱼数量及分布。仔稚鱼密度范围为0.00～7.14个/m3，平均值为1.785个/m3，只在Y09号站位采到仔稚鱼。采到的仔稚鱼属鳀科，为7.14个/m3。
|
||
2015年，人工鱼礁区及对照区均未采到鱼卵。人工鱼礁区仔稚鱼平均密度2.236个/m3，高于对照区仔稚鱼平均密度1.785个/m3，高于2014年仔稚鱼平均密度（人工鱼礁区1.54个/m3、对照区2.11个/m3），低于2012年仔稚鱼平均密度（人工鱼礁区12.09个/m3、对照区2.47个/m3）。初步判断为采样时间不同，海流、风浪及潮汐共同作用所致。
|
||
4.生物质量
|
||
采样时间：2015年6-11月，监测结果见表5-60。
|
||
表5-60 生物质量监测结果
|
||
评价标准执行《海洋生物质量》（GB 18421-2001）（国家海洋标准计量中心，2004a）中的第一类标准，铜≤10 mg/kg，镉≤0.2 mg/kg，石油烃≤15 mg/kg。由表5-60可知，人工鱼礁区铜：全部合格；镉：菲律宾蛤仔合格，毛蚶低于二类标准（镉≤2.0 mg/kg）；石油烃：大神堂海域除一个站位的毛蚶超标外，其余全部合格，对照区除青蛤合格外，毛蚶、脉红螺全部超标。
|
||
（六）结论
|
||
2015年人工鱼礁区和对照区之间，水质、沉积物、浮游动植物多样性指数等指标中，除了沉积物中的有机碳指标人工鱼礁区显著低于对照区以外，其余指标均无显著差异。
|
||
比较2013-2015年水质指标，化学需氧量、无机氮、叶绿素a呈逐年降低趋势，总氮、悬浮物呈增加趋势。
|
||
比较2012-2015年沉积物指标，人工鱼礁区水深、透明度在2012-2014年无显著变化，2015年显著降低；总磷、总氮在2012-2014年无显著变化，2015年显著升高；有机碳在2015年与2014年无显著变化，较2012-2013年有显著升高；油类年际间始终无显著变化；硫化物在2015年显著高于2012年，与其他年份无显著差异。
|
||
比较2011-2015年人工鱼礁区浮游动物、浮游植物多样性指数，2015年浮游植物多样性指数显著低于其他年份。浮游动物多样性指数除2014年和2011年、2013年差异显著外，2015年和各年份间均无显著差异。
|
||
以2010年礁区为例，2010年共投放礁体2800个，礁体表面90%以上被生物覆盖，附着厚度30 cm，礁体沉降掩埋深度为60～80 cm，牡蛎（长牡蛎、密鳞牡蛎）为优势种。估算2015年礁体生物总附着量约为274.12 t，单位面积附着量4.45 kg/m2，单块礁体附着量97.9 kg，低于投放2～3年的附着量。分析礁体生物附着趋势，投礁2～3年，附着量增长达到高峰值，投礁3～4年又开始下降。现场采集单面礁体生物，经实验室鉴定，还发现大量软体动物、节肢动物、环节动物、腔肠动物、棘皮动物及脊索动物等。
|
||
2015年人工鱼礁区底栖生物生物量及数量远远低于对照区。比较底栖生物多样性指数，人工鱼礁区优于对照区；年际间多样性指数变化趋势为2012年＞2015年＞2014年＞2013年。
|
||
2015年游泳动物渔获量、生物密度，对照区优于人工鱼礁区。
|
||
2015年未发现鱼卵；仔稚鱼平均密度，人工鱼礁区高于对照区，但远低于2012年水平，初步判断为采样时间不同，海流、风浪及潮汐共同作用所致。
|
||
（七）建议
|
||
对于渔业资源状况调查，建议在历年拖网调查基础上，加入地笼和流刺网的辅助调查，通过人工鱼礁区和对照区资源种类和数量对比变化进行分析。
|
||
建议增加社会效益的调查，通过对人工鱼礁区近年来捕捞产量、渔获物种类组成、渔船作业方式、渔民收入等方面的统计，为完善天津市人工鱼礁效果评估提供更多的参考依据。
|
||
五、海河口人工鱼礁建设存在的问题及建议
|
||
（一）海河口人工鱼礁建设存在的问题
|
||
1.海河口人工鱼礁建设基础性研究不足
|
||
人工鱼礁的基础研究，包括研究人工鱼礁建设海区及生态系统的海洋地质地貌、海洋物理、海洋化学和海洋生物等，而且还要研究人工鱼礁的类型、功能与用途、礁体的材料和形状、选址原则与条件，各种类型礁体的投放方法和时间，放流增殖鱼类的种类和规格，人工鱼礁的管理体制和规章以及管理机构设置等。虽然依托一些项目开展了关于海河口海域人工鱼礁建设基础性研究工作并取得了一定的成绩，但是这些研究相对来说还是比较粗浅，缺乏系统性和深度。与人工鱼礁建设投放资金相比，人工鱼礁建设的基础性研究资金严重不匹配。截至2015年年底，天津市各项目在人工鱼礁制作与投放的资金投入约为7038万元，这些项目仅有少数项目配备了基础性研究经费，约310万元。天津地区各类项目中，基本没有资助过人工鱼礁建设基础性研究。因此，加强海河口人工鱼礁应用的基础研究刻不容缓。只有从投放区域的海洋物理环境，各种鱼礁在礁区海洋生态环境中的作用，礁体投放后礁体自身及对周边环境、海洋生物的影响、礁体的管理等角度深入研究，才能使制作和投放的人工鱼礁发挥其良好的效应。
|
||
2.建设资金缺乏
|
||
近年来，国家及天津市各级政府均加大了对人工鱼礁建设的投资力度，但是这些资金的投入大多都是根据项目的短期投资，缺乏长期的投资。没有长期的资金支持，很难保障礁区日常维护和管理以及礁区规模化建设工作。
|
||
3.缺少人工鱼礁区管理队伍
|
||
人工鱼礁投放后，礁区的管理成为一项极其重要的工作，是人工鱼礁建设成败的关键。海河口人工鱼礁建设在投礁后，虽然进行了一定的跟踪监测和调查研究，但是人工鱼礁区的管理工作始终没有跟上。附近渔民在投礁区无组织地进行生产作业，礁区生物资源遭受严重的过度捕捞。同时，投放于海区的人工鱼礁的滑移、沉降与掩埋情况没有系统地掌握；各个人工鱼礁建设区域是否成功以及不成功的原因未知；等等。建设专业化的人工鱼礁礁区管理队伍势在必行。
|
||
（二）建议
|
||
1.加强人工鱼礁建设基础研究的支持力度
|
||
在进行人工鱼礁建设的项目中配备一定比例的基础性研究经费，建议人工鱼礁制作投放经费与基础性研究经费比例在2:1较为合适。另外，各级政府及科研管理部门在课题申请时，重点资助人工鱼礁建设基础研究的课题。人工鱼礁建设实施单位，积极利用各项目资金系统完整地开展海河口人工鱼礁建设基础研究。
|
||
2.广开投资渠道，力求投资多元化
|
||
人工鱼礁建设是一项系统的宏伟公益事业，有必要把海河口人工鱼礁建设规划纳入天津市国民经济总体规划和基本建设重点工程建设计划。工程建设以国家、市政府投入为主，沿海区、县配套投入和社会集资相结合。加大资金投入力度，将经费纳入同级人民政府财政预算，并建立专项基金。同时，坚持“谁投入、谁受益”的原则，鼓励集体和个人投资，广开集资渠道。
|
||
3.划定禁渔区，实施渔具限制和限额捕捞
|
||
为了更好地保护人工鱼礁区，使之发挥应有的效益，应该根据人工鱼礁的投放目的划定禁渔区，进行选择性管理。对于为了保护海洋生态环境和增殖海洋渔业资源而在海洋自然保护区或者重要渔业水域投放生态公益型人工鱼礁的礁区，应划定为“全封闭型禁渔区”，可按照国家和省级关于禁渔区的管理规定实施管理，严禁在该区域内从事渔业生产、开发利用等活动。对于投放在重点渔场，以期提高渔获质量及渔业效益的准生态公益型人工鱼礁区，应划定为“限制捕捞型禁渔区”，由市（县）级以上海洋与渔业行政主管部门根据该型人工鱼礁区的资源状况，合理安排开发利用活动，并优先照顾使用捕捞选择性能较好的渔具（如笼壶、手钓、定置延绳钓、定置刺网和围网）的渔民进入礁区生产，不准许破坏性渔具（如拖网类和耙刺类）进入礁区作业，禁止电、炸、毒等破坏渔业资源和生态环境比较严重的渔法。
|
||
4.建立专业的人工鱼礁区管理队伍
|
||
人工鱼礁区管理队伍应该由专业的人工鱼礁监测队伍和执法队伍组成。人工鱼礁监测队伍不仅要监测礁区内生物资源与水化学环境的变化情况，同时要监测水体中礁体的状况，对于发生位移等情况的礁体进行及时处理，避免礁体影响礁区以外海域的航行安全。人工鱼礁执法管理也许是最能体现政府重视人工鱼礁管理的行为，是实现人工鱼礁建设规划最直接的管理办法，也是保证人工鱼礁建设事业健康发展的管理措施之一。因此，建议各市（县）组建“人工鱼礁区执法队伍”，对人工鱼礁区进行巡逻。这种做法能够对可能违规者起到较大的阻碍作用，并对可能举报者产生较大的动力。
|
||
附录
|
||
附录一 浮游植物名录
|
||
|
||
附录二 浮游动物名录
|
||
|
||
附录三 大型底栖生物名录
|
||
|
||
附录四 游泳动物名录
|
||
|