底泥对池塘养殖影响

底泥对池塘养殖影响（精选五篇）

底泥对池塘养殖影响 篇1

氯霉素(CAP)为广谱抗生素,曾被广泛用于水产养殖,但因其对人类的潜在毒性[19,20,21]而被禁止使用。它通过作用于核糖体亚基50S阻碍细菌蛋白质的合成。由于CAP具有广谱抗菌性,容易获得,且成本低,一些农民和水产养殖者仍有继续非法使用[22]。已有研究表明,高浓度氯霉素可抑制海洋沉积物微生物活性[23],氟苯尼考(氯霉素同系列抗生素)残留物可减少微生物群落的功能多样性[24]。恩诺沙星属喹诺酮类抗菌素,选择性抑制革兰阴性杆菌,通过抑制DNA促旋酶从而抑制细菌的DNA复制、转录和合成。磺胺嘧啶属磺胺类抗菌素,其通过抑制叶酸合成(DNA合成所必需)抑制细菌DNA的合成,是一种广谱抗菌药。有研究表明,两个农业土壤样品中AOB比AOA对磺胺嘧啶更为敏感[23]。恩诺沙星对硝化微生物的作用尚未见报道。

本研究通过室内模拟试验,研究氯霉素、恩诺沙星和磺胺嘧啶3种抗生素对淡水池塘沉积物氨氧化微生物生长及硝化作用的影响,旨在评估这3种抗生素对池塘底泥硝化过程的抑制作用,以及对AOA和AOB生长的负面影响。研究结果为指导正确使用抗生素以及在水产养殖中开发应用AOA、AOB提供参考资料。

1 材料和方法

材料:沉积物样品,用彼得逊采泥器采集湖北省公安县崇湖渔场养殖池塘表层沉积物,4 ℃下保存备用;氯霉素、恩诺沙星和磺胺嘧啶由AMRESCO公司提供,纯度>98%。

泥样处理:200 g沉积物与200 mL蒸馏水混合之后加入上述3种药物,分别获得不同的终浓度系列。氯霉素:50 mg/kg,100 mg/kg,200 mg/kg,500 mg/kg;恩诺沙星:50 mg/kg,100 mg/kg,200 mg/kg,400 mg/kg;磺胺嘧啶:100 mg/kg,200 mg/kg,500 mg/kg。同时设置空白对照组。混合物用500 mL的三角烧瓶盛装并置于黑暗下25 ℃恒温培养。三角烧瓶用微孔膜密封。所有试验组均设3个重复。氯霉素和磺胺嘧啶试验组于第1、3、7、15、22、29、36天取样化学分析和核酸提取;恩诺沙星试验组于第0、1、5、9、17、26、36天取样化学分析和核酸提取。

硝化作用分析:每个重复取20 mL混合液离心,离心液用0.2 μm孔径的滤膜过滤。滤液根据SEPA 070417(2002)采用比色的方法分析铵NH4+-N,硝酸盐NO3--N。

DNA提取及AOA和AOB的定量分析:用本实验室建立的淡水沉积物DNA提取方法[25]提取。通过实时定量PCR对AOA和AOB的amoA基因拷贝数进行测定。PCR反应条件为95 ℃预热30 s,95 ℃变性5 s,53 ℃(AOA)或54 ℃(AOB)退火35 s,72 ℃延伸60 s,80 ℃读数一次(AOB),共35个循环。使用含有古细菌或细菌amoA基因的质粒系列稀释液制作标准曲线。

数据处理:用Statistic 6.0软件处理数据,并作组间比较和作图。

2 结果与分析

2.1 氯霉素对氨氧化微生物生长及硝化作用的影响

空白对照组氨氮浓度前3 d呈上升趋势(图1-a),与底泥有机物分解、氨化作用有关;之后氨氮水平呈持续下降状态(图1-a),说明氨氧化作用随培养时间延长而延续。氯霉素50～100 mg/kg剂量组氨氮变化情况与空白对照组相同,各采样时间点氨氮水平虽略高于空白对照组,但均与对照组差异不显著(P>0.05)(图1-a)。表明不大于100 mg/kg剂量氯霉素对氨氧化抑制作用不显著。氯霉素200～500 mg/kg剂量组氨氮水平总体变化趋势虽与空白对照组类似,但氨氮浓度上升阶段时间显著延长:200 mg/kg组氨氮最大值出现在第7天,500 mg/kg组最大值出现在第15天,且最大值均显著高于空白对照组最大值(P<0.05)(图1-a);在氨氮浓度下降阶段中,两实验组氨氮水平也显著高于同期空白对照组(P<0.05)(图1-a)。说明髙剂量氯霉素(≥200 mg/kg)显著抑制了氨氧化反应。

空白对照组硝态氮浓度前3 d无显著变化,之后呈快速上升状态,第7天达到最大值,之后迅速下降,至第15天回到初始水平,之后保持该水平(图1-b)。硝态氮水平第3～6天快速增加,是硝化作用顺利进行、硝酸盐积累的表现;之后硝态氮水平下降,则是反硝化作用的结果。氯霉素50～100 mg/kg剂量组硝态氮变化情况与空白对照组相同,硝酸盐达到峰值的时间也与对照组一样,均为第7天,但峰值水平显著低于空白对照组(P<0.05)(图1-b)。说明氯霉素50～100 mg/kg剂量组对硝化反应已表现出显著抑制作用。氯霉素200～500 mg/kg剂量组硝态氮水平总体变化趋势与空白对照组类似,但硝酸盐浓度上升时间显著延迟:200 mg/kg组硝态氮最大值出现在第15天,500 mg/kg组出现在第22天,且最大值均显著低于空白对照组(P<0.05)(图1-b)。结果表明,200～500 mg/kg剂量组显著抑制了硝化反应。

各实验组单位质量底泥中AOA和AOB的amoA基因拷贝数变化趋势相同(图2-a、图2-b)。统计分析表明,AOA、AOB的amoA基因拷贝数与氯霉素浓度多寡无显著相关性。提示:氯霉素对AOA和AOB的生长无明显抑制或促进影响。

2.2 恩诺沙星氨氧化微生物生长及硝化作用的影响

空白对照组前3 d氨氮浓度呈升高趋势,第3天达到峰值,之后持续下降(图3-a),与底泥中有机物的分解、氨化作用有关。恩诺沙星各实验组氨氮变化趋势与空白对照组相同,第3天上升到最大值,之后持续下降,第9天以后,各实验组氨氮水平均显著高于空白对照组(P<0.05)(图3-a)。统计分析表明,各实验组间氨氮水平无显著差异(P>0.05)。提示:恩诺沙星50～400 mg/kg剂量组对氨氧化反应均有显著抑制作用,且未表现出剂量依赖性。

空白对照组硝态氮浓度表现出先增后减态势,硝酸盐水平峰值出现在第17天(图3-b),这是硝化与反硝化作用的综合作用结果。各实验组硝态氮变化情况同空白对照组,前17天呈增加趋势,之后呈下降趋势(图3-b);但各实验组硝酸盐水平峰值均显著低于空白对照组峰值水平(P<0.05),且各实验组间硝态氮浓度差异不显著(P>0.05)(图3-b)。说明:不同剂量恩诺沙星对硝态氮积累均有显著阻止作用。提示:50～400 mg/kg剂量恩诺沙星对硝化反应有显著抑制作用,且无明显的剂量依赖性。

各实验组单位底泥中,AOA和AOB的amoA基因拷贝数变动趋势大体相似(图4-a、图4-b)。统计分析表明,AOA和AOB的amoA基因拷贝数变动与恩诺沙星浓度无显著相关性(P>0.05)。提示:50～400 mg/kg剂量恩诺沙星对AOA、AOB生长无显著影响。

2.3 磺胺嘧啶氨氧化微生物生长及硝化作用的影响

整个试验期间,空白对照组氨氮浓度前3 d呈上升趋势(与有机物氨化作用有关),之后(第3～36天)呈逐渐下降趋势(图5-a);而磺胺嘧啶实验组氨氮浓度上升阶段延续时间较空白对照组显著延长,达7d,之后的下降阶段中(第7～36天),各实验组氨氮浓度均显著高于空白对照组(P<0.05)(图5-a),且不同磺胺嘧啶实验组间氨氮水平差异不显著(P>0.05)。结果表明,100～500 mg/kg剂量磺胺嘧啶对氨氧化有显著抑制作用,且与剂量无依赖性。

空白对照组与磺胺嘧啶实验组硝态氮浓度前15 d无显著差异(P>0.05),均呈缓慢增加趋势(图5-b);空白对照组硝态氮浓度第15天后增加趋势明显,第22天时达到最高,之后剧烈波动(图5-b);而各试验组硝态氮浓度直到22 d之后才开始出现显著增长趋势,在实验末期达到最大,且峰值均显著高于对照组(P<0.05)(图5-b)。结果表明,剂量100～500 mg/kg磺胺嘧啶延缓了硝态氮的积累,对硝化反应抑制作用显著,且无明显剂量依赖性。

磺胺嘧啶对AOA生长的影响见图6-a。统计分析表明,每克底泥中,AOA的amoA基因拷贝数与磺胺嘧啶浓度无显著相关(P>0.05)。结果提示,磺胺嘧啶对AOA生长没有显著影响。各组AOB的amoA基因拷贝数前15天变化情况相似,且组间差异不显著(P>0.05);第15天后,磺胺嘧啶各实验组AOB的amoA基因拷贝数显著低于空白对照组(P<0.05)(图6-b)。这表明,磺胺嘧啶(100～500 mg/kg)对池塘底泥AOB生长有显著抑制作用。

3 讨论

实验结果显示,氯霉素、恩诺沙星和磺胺嘧啶3种不同药物对沉积物中硝化作用均表现出不同程度的抑制作用。其中,氯霉素对硝化作用的抑制呈显著剂量依赖性:200～500 mg/kg剂量组不仅对氨氧化反应有显著抑制,而且对硝酸盐的积累也存在很强的抑制;而50～100 mg/kg剂量组对氨氧化反应抑制作用不明显,但对整个硝化反应有显著抑制作用。有研究表明,氯霉素对海洋沉积物中微生物的活动也有类似效果[23]。也就是说,高浓度氯霉素对微生物的活动具有明显的抑制效果,而低浓度的抑制效果轻微。恩诺沙星和磺胺嘧啶对氨氧化反应等硝化反应均有显著抑制作用。3种抗生素对硝化反应的抑制作用机制尚需进一步研究。

一些环境因子如温度[16],pH[14],光照[26]等对AOA和AOB的增长、氨氧化微生物群落结构及其转录活性的影响已有研究,结果均显示为阳性。对其他环境条件下药物对这方面的影响也有研究,如磺胺嘧啶[27]、西玛津(一种均三嗪除草剂[28])等,研究结果也都为阳性。本研究中,氯霉素和恩诺沙星对AOA和AOB的生长未表现出显著影响;磺胺嘧啶虽对AOB生长具有抑制作用,但对AOA生长无明显影响。考虑到3种药物对硝化作用均有显著的抑制作用,我们推测这些药物是通过减弱AOA和AOB转录活性或改变氨氧化微生物的群落结构而非通过抑制这些微生物生长途径来抑制硝化作用。进一步的抑制机理尚待深入研究。

抗生素污染是目前国际上的研究热点之一,我国在这方面的研究尚处于起步阶段[29]。水产养殖业投放的抗生素药物大多不能被充分吸收,更多的是随饲料或粪便进入到环境中。有研究表明,集约化水产养殖中,仅有20%的抗生素为生物所利用,70%～80%则会以原形化合物或代谢产物的方式进入环境中,其中大部分因吸附作用而进入沉积相[30]。通常,抗生素在水体中的浓度为数十ng/L[31,32,33,34],但在养殖场附近底泥中的含量可达数百μg/kg[35]。由于地理位置以及抗生素使用情况的差异,不同地区水体底泥中的抗生素残留量可能差异很大。例如,Lalumera等[35]曾报道意大利某水产养殖场附近的底泥中检测到土霉素最高浓度为246.3 μg/kg,氟甲喹最高浓度为578.8 μg/kg;而Le等[33]研究表明,底泥中几种抗生素含量在400～900 mg/kg范围内。

底泥对池塘养殖影响 篇2

关键词：水温;鱼类;养殖;管理

中图分类号：S964.3                               文献标识码：  A              DOI编号： 10.14025/j.cnki.jlny.2014.24.0058

1 水温对鱼类生长的影响

1.1水温对鱼类体温及发育的影响

水温对于鱼的体温有着重要的影响，因为鱼类是变温动物，其体温会随着水温的变化而变化，基本上鱼类的体温与水温差要在1℃之内，如果水温变化过大，对于鱼的身体会造成过大的应激反应，所以鱼苗或成鱼在转换环境时要注意水温前后的变化不要过大，要基本保持水温的稳定。另外有些鱼类的产卵受水温的高低影响很大，只有在适合的温度下才能产卵，如果水温过低，会影响鱼类的性腺发育，使其产卵量降低或是不产卵。由于南北地区气候不同，所以鱼类产卵时间有所不同，但水温基本都要在23℃～25℃以上时，鱼类才能产卵繁殖。

1.2 水温的变化会导致水中的氧气量变化

水中的氧气含量与水温的变化有直接关系，水温低溶氧量高，温度升高溶氧量会降低，一般在一个大气压下，0℃的溶解氧饱和度为14.62毫克/升，在20℃的溶解氧饱和度为9.17毫克/升。然而水温升高的情况下，鱼类的活动增强，代谢也加快，呼吸加速，对于氧的耗费量也相应增加，所以温度高时容易产生缺氧的现象，对鱼类的生长及繁殖也都会有重要的影响。

1.3 水温对鱼类生存环境的影响

水温的变化也有季节性和昼夜的不同，由于水对于热量的传导较慢，上下传导的速度很慢，所以上下水层的温差非常明显，一般可以达到2℃～5℃，水温的不同导致水的密度不同，上下不同水层会形成密度流，水体上下会自行流动。一般在高温期间，如果遇到闷热、雷暴雨等突变天气，水表层的水温下降很快，密度流增大，会使池塘底部腐败物上浮，对于池塘的溶氧会大量消耗，同时会有大量毒素产生，使成鱼出现浮头、泛塘，养殖业产生严重损失，降低经济收入和效益。

1.4 水温影响鱼类摄食及天然饵料变化

在温度适合时，水体中的一些细菌和植物会快速生长，这些浮游植物和细菌对于一些有机物的分解有一定的作用，而这些有机物又是水体中的生物的繁殖条件，这样适合的温度能促进池塘系统物质循环，给鱼类的生长提供天然饵料，利于鱼类的生长发育。在适宜的温度下，鱼类代谢和体温都会保持在正常的生理状态下，摄食正常，发育较快，各种鱼类都有它适应的温度范围，随着温度升高，鱼类的代谢相应加强，摄食量增加，生长也加快。

1.5 水温对鱼类疾病的作用与影响

水的温度能影响细菌和病毒的繁殖，所以水温对于鱼病的发生也有直接的影响，而在鱼病发生时，泼洒药物水温每升高10℃，药物毒性会增强2～3倍。所以在防治鱼病时，泼洒药物也要根据水温的高低来决定用量，一般水温高时要适当减量，低时要增加用量。另外水具有特殊的物理特性，水的密度高温变小，低温变大，最大密度是4℃的水，在冰点时反而变小，所以有些鱼类的越冬，一定要注意水温变化，适时搭建越冬大棚进行保护，鱼类能在底层安全越冬，得以生存，延续种群。

2 池塘养鱼的冬季管理

成鱼起捕销售后，冬季鱼池基本处于休整期，是全年水产养殖生产中最清闲的季节，但也要重视冬季鱼池管理，如果管理不当会给来年的养殖生产带来重大影响。

2.1 鱼种并池

对养殖鱼种的池塘，当气温在10℃以下时，鱼种需并池管理。并池前停食2～3天，并拉网锻炼2～3次，然后将鱼种按不同的种类和规格放入不同的池塘中，让其保膘，以备起捕放养和销售。一般每亩放养规格为10～13厘米长的鱼种40000尾左右，放养规格为15～20厘米的鱼种30000尾左右。

2.2 清池消毒

对于冬闲的池塘，应抽干池水，铲除池边杂草，清除池底过多淤泥，保留淤泥10厘米左右，填补池坡缺口、裂缝，加高、加宽、夯实池埂。曝晒池底数日，以疏松土壤表层，增加通透性，加速有机质的风化。鱼种放养前15～20天用生石灰清池消毒，干法用量为75～100公斤/亩，带水用量为120～150公斤/亩，方法是加水乳化后趁热全池泼洒，以杀灭病原体、野杂鱼等有害生物。放养前投施畜禽粪肥，用量为300公斤/亩左右，以培育浮游生物，为将入池的鱼种提供生物饵料。

2.3 放养鱼种

待池中浮游生物繁殖到一定数量时，及时放养鱼种。选择冬季放养鱼种具有“一高四早”等优点。即：成活率高、适应早、摄食早、生长早、受益早。鱼种放养前需用3%～5%的食盐水浸洗5～10分钟，以杀灭体表病菌及寄生虫。

2.4 饲料投喂

部分养殖户仍然存在误区，认为冬季鱼类不吃食，其实不然，当水温在8℃以上时，大多数鱼类都能摄食。因此，冬季仍应投喂一些营养全面的配合饲料。一般每隔2～3天于中午投喂1次，日投饲量为池鱼体重的0.5%～1.0%。若连续晴好天气，可适当增加投饲量。

2.5 水质调控

冬季水温较低，将水位加至2.0米左右，水位下降20厘米时，应及时补加新水，以保持水位、水温的相对稳定。每隔20天左右1次换水，每次换水10%～20%，保持透明度为30～40厘米。每隔20～30天使用1次生石灰，用量为10～15亩，调节酸碱值为7.5～8.5。晴天中午开机增氧2～3小时，保持池水溶氧在5毫克/升以上。

2.6 种植黑麦草

黑麦草具有耐寒耐肥，优质高产，叶片嫩长，营养丰富等优点，是草食性鱼类的优质饵料，深受养殖户的喜爱。利用闲置的鱼池和鱼池的干露部分种植黑麦草，不但可增加草鱼、鳊、鲂鱼的青料来源，节约养殖成本，增加养殖收益，而且通过黑麦草分解吸收了池内大量有机物质，还改善了池塘环境，为下一年的健康养殖奠定良好的基础。

底泥对池塘养殖影响 篇3

关键词：改底机,水质,藻类生物量,初级生产力

在池塘养殖过程中, 所投饲料只有20~30%被鱼类利用, 剩余以鱼类粪便、残饵等形式在养殖水域的池底沉积、腐败形成耗氧因子, 导致池底长期缺氧, 滋生出大量病原体, 且容易造成水体氨氮、亚硝酸盐氮等浓度过高[1,2,3]。而关于养殖水体中有毒有害物质对养殖动物的危害, 国内外已有大量报道[4-7], 当养殖水体自净能力无法承载过高养殖密度所带来的污染负荷时, 养殖水体将长期处于污染状态, 严重时会造成养殖动物的死亡[8]。目前, 调查市场上针对覆水池塘的改底方法主要有化学氧化制剂、生物改良制剂、絮凝制剂等;不但成本高, 而且功效单一, 作用时间较短、效果不明显, 典型的治标不治本, 其实反而成了池塘中的“炸弹”, 随时可能再度被引爆。

在此背景下, 成都通威水产科技有限公司与成都通威自动化设备有限公司共同研发了一种用于改良池塘底质、释放底泥营养盐、促进池塘生态循环的设备———浮船式改底机 (简称改底机) 。该设备可在不影响正常养殖的情况下对池塘底泥进行修复, 将池底沉积物提升至水表面进行氧化、分解, 同时将底泥中的不易释放可溶性营养盐释放至水体供菌、藻再利用。从而使池底沉积营养重新参与养殖生态循环系统中, 即从生态循环途径来加强营养物质的二次利用[9]。最终达到改良养殖环境又实现“废物”重新利用目的, 因而在水产养殖中具有重大现实意义[10]。

1 材料和方法

1.1 试验材料

试验位于成都市通威水产科技园的精养池塘。试验塘与对照塘的养殖情况基本相同;其中主养黄金鲫、套养花白鲢、面积0.1 hm2、水深1.8 m、底泥厚0.2 m、现有存鱼量4 000 kg。浮船式改底机 (简称改底机、发明专利号为201420544229.7) 来自通威股份有限公司;哈希DR900检测仪、哈希HQ40d检测仪购于美国哈希公司。

1.2 试验方法

试验时间2014年8月22日—9月22日共计32 d。改底机运行时间为8月29日—9月15日, 共持续18 d。为保证养殖安全, 改底机每日在12:00—15:00运行, 其中运行5 min、间歇15 min, 每日累积运行时间45 min, 每日累积运行面积为全池塘的15%。

采样方法, 在试验期32 d中, 每日9:00重复采集3次试验塘与对照塘水样进行跟踪检测。同时, 分别选择8月24日、9月5日、9月16日进行24 h跟踪检测, 并重复采集当日9:00、11:00、12:00、14:00、15:00、18:00及次日9:00各组水样3次, 跟踪检测水样中数据;试验塘与对照塘水样采集方式一致。

1.3 数据处理

测定、统计的各采样点数据, 采用Excel及SPSS 19.0进行分析处理, 以P<0.05作为差异统计学意义水平。

2 结果

2.1 改底机对池塘无机氮的影响

2.1.1 改底机对池塘底泥中氨氮的影响

在运用改底机之前, 试验塘底泥氨氮含量约为196 mg/kg, 随着改底机的持续运用, 底泥氨氮含量有所波动, 在运行改底机之后, 试验塘底泥氨氮含量为142 mg/kg, 减少54 mg/kg, 下降幅度达27.5% (见图1) 。结果证明改底机的运行可有效释放池塘底泥中的氨氮。

2.1.2 改底机对池塘水体中氨氮的影响

数据分析结果如图2所示, 试验塘和对照塘水体氨氮含量在运用改底机期间和运用改底机之后均产生了统计学意义差异 (P<0.05) 。运行改底机之前, 试验塘与对照塘水体氨氮浓度基本维持3.5 mg/L左右。随着改底机的持续运用, 试验塘水体氨氮浓度逐渐降低, 最低到2.5 mg/L, 降幅达28.6%。在停止运行改底机1周后, 试验塘氨氮浓度仍然保持在较低水平, 且氨氮浓度比对照塘低 (图2) , 对照塘水体氨氮含量一直维持在3.5 mg/L左右, 并无降低趋势。结果表明改底机的运行可有效促进池塘水体氨氮含量的降低。

2.1.3 改底机对池塘水体亚硝酸盐氮的影响

数据分析结果如图3所示, 试验塘和对照塘水体亚硝酸盐氮在运用改底机期间和运用改底机之后均产生了统计学意义差异 (P<0.05) 。在运用改底机之前, 试验塘与对照塘亚硝酸盐浓度均为0.20 mg/L。应用改底机之后, 试验塘亚硝酸盐浓度在前3 d有少量增加, 之后再持续下降, 最低到0.11 mg/L, 降幅达45%。在停止运行改底机一周后, 试验塘亚硝酸盐浓度稳定在较低水平, 且亚硝酸盐浓度比对照塘低。而对照塘水体亚硝酸盐氮含量一直维持在初始值0.20 mg/L左右。结果表明改底机的运行可有效促进池塘水体亚硝酸盐氮含量的降低。

2.1.4 改底机对池塘水体硝酸盐氮的影响

数据分析结果如图4所示, 试验塘和对照塘水体硝酸盐氮在运用改底机期间和运用改底机之后均产生了统计学意义差异 (P<0.05) 。在运用改底机之前, 试验塘与对照塘硝酸盐浓度均为1.9 mg/L。随着改底机的持续运用, 试验塘硝酸盐浓度前3 d没有明显变化, 之后再持续升高, 最高到2.6 mg/L, 增幅达30%。在停止运用改底机一周后, 试验塘水体硝酸盐浓度稳定在较高水平, 且硝酸盐浓度比对照塘高 (图4) 。因此结果表明改底机可有效促进池塘水体硝酸盐含量升高, 促进池塘水体氨氮、亚盐向硝酸盐转化。

2.2 改底机对池塘无机磷的影响

2.2.1 改底机对池塘底泥中总磷的影响

在运用改底机之前, 试验塘底泥总磷含量约为800 mg/kg, 随着改底机的持续运用, 底泥总磷含量有所波动, 但总体来看, 运用改底机之后, 试验塘底泥总磷含量为650 mg/kg, 减少150 mg/kg, 下降幅度达18.8% (见图5) 。表明改底机的运用可有效促进池塘底泥中磷的释放。

2.2.2 改底机对池塘水体中无机磷的影响

数据分析如图6所示, 试验塘和对照塘在运用改底机期间和运用改底机之后均产生了统计学意义差异 (P<0.05) 。在运用改底机之前, 试验塘与对照塘水体无机磷浓度均维持0.54 mg/L左右, 随着改底机的持续运用, 试验塘无机磷浓度逐渐升高, 有较小波动, 最高到0.85 mg/L, 增幅达57.4%。在停止运用改底机一周后, 试验塘无机磷浓度有回落趋势, 不过幅度较小, 基本稳定在较高水平, 且无机磷浓度比对照塘高 (图6) 。因此结果表明改底机的运行可有效促进池塘底泥中的磷释放到水体中。

2.3 改底机对池塘藻类生物量的影响

对各阶段池塘藻类生物量统计分析结果如图7所示, 试验塘和对照塘在运用改底机期间和运用改底机之后均产生了统计学意义差异 (P<0.05) 。在运用改底机之前, 试验塘藻类生物量较低为22 mg/L, 对照塘为26 mg/L。在运用改底机的前1周, 试验塘藻类生物量没有明显变化, 甚至有所下降。随着改底机的持续运用, 试验塘藻类生物量在一周后开始逐渐增加, 最后到33 mg/L, 增幅达50%。在停止运用改底机1周后, 试验塘藻类生物量有回落趋势, 不过幅度较小, 基本稳定在较高水平, 且藻类生物量比对照塘高 (图7) 。

2.4 改底机对池塘初级生产力的影响

对各阶段池塘初级生产力做统计学分析结果如图8所示, 试验塘在运用改底机期间和运用改底机之后产生了统计学意义差异 (P<0.05) , 而对照塘无统计学意义差异。在运用改底机之前, 试验塘初级生产力在1.82 mg/ (m2·d) , 比对照塘低。在运用改底机的前一周, 试验塘初级生产力没有明显变化。随着改底机的持续运用, 在一周后开始逐渐增加, 最高到2.32 mg/ (m2·d) , 增幅达27.5%。在停止运用改底机一周后, 试验塘初级生产力有回落趋势, 不过幅度较小, 基本稳定在较高水平, 且比对照塘高 (见图8) 。

3 讨论

3.1 改底机对池塘中无机氮的影响

由于在该研究过程中试验池塘与对照池塘地理位置邻近, 且处于相同的水温与光照下, 各组p H也相对稳定, 故在此背景下忽略环境因子对无机氮的影响, 仅考虑改底机对无机氮的影响。从试验结果可知, 改底机能够有效降低养殖水体中氨氮与亚硝酸盐氮, 水体中随着改底机连续运用, 硝酸盐氮也随之增加。该研究中降低氨氮和亚硝酸盐氮的效果并不与改底机的运用成正比, 而是表现为在运用前期效果不明显, 随着改底机连续运用, 在中期保持较明显下降效果, 其次是在后期保持稳定在较低水平。并且在停止运用改底机后至少在一个星期内也能稳定在较低水平。改底机能够降低养殖水体中氨氮含量, 分析其原因可能在于改底机通过改善池塘氮循环通路, 池底沉积氮释放出的氨氮等有害物质通过氮通路逐渐转化为无毒的硝酸盐, 使氨氮和亚硝酸盐在三态氮中的含量降低, 而硝酸盐含量增加, 达到了将池底沉积氮循环再利用, 即废物资源化处理的目的, 大大提高了池塘水体自净力[8]。

3.2 改底机对池塘中无机磷的影响

研究发现, 通过连续运用改底机后, 能够有效促进底质中不易释放的磷元素释放到水体中。运用改底机时, 底泥总磷含量有所减少;而在跟踪池塘水体中的无机磷浓度时发现, 水体无机磷浓度是上升的, 这充分说明:通过改底措施, 沉积于池底不易移动的磷被释放到水体中来, 增加了水体中的磷浓度。该研究中提高池塘水体无机磷浓度的效果与改底机的连续运用成正比, 在运用前期就开始被迅速释放, 在运用后期释放速度缓慢, 仍然保持上升趋势, 其次是在停止运用改底机一个星期内, 能够保持无机磷浓度在较高水平, 且回降趋势非常缓慢。再者, 改底机运用于养殖前期, 可迅速释放底泥磷, 起到肥水作用;改底机运用于养殖中后期, 可有效缓解养殖水域的池底污染;并在倒藻后快速肥水作用, 从而达到降低成本、提高养殖效益的目的。

3.3 改底机对池塘水体藻类生物量和初级生产力的影响

研究发现, 通过连续运用改底机, 能够有效促进池塘中藻类生物量与初级生产力的提高。本试验中池塘中藻类生物量与初级生产力两者的效果并不与改底机的连续运用成正比, 而是表现为在运用前1周内无任何效果;在运用中期出现明显上升效果, 其次是在后期保持稳定在较高水平;并且在停止运用改底机后至少在一个星期内也能稳定在较高水平。改底机能够在该试验规律下提高池塘中藻类生物量与初级生产力, 分析其原因可能在于改底机通过释放不易利用的底泥营养物到水体中后, 从生态循环途径来加强营养物质的再利用, 特别是在提高池塘无机氮和无机磷浓度后, 调节了池塘氮、磷的比值, 为池塘中的微生物和藻类提供生长所必需的营养元素, 从而促进池塘中藻相和水色的改善。再者, 通过改底措施, 增加了藻类生物量和初级生产力, 达到显著的肥水作用, 必然大大提高了池塘滤食性鱼类产量, 既而增加养殖效益。

4 结论

改底机能够促进池塘中的硝化反应, 从而降低水体中的氨氮与亚硝酸盐氮含量, 既降低池塘有害物质的含量。同时能有效释放底泥营养物, 使得长期积压在池塘的有害物质重新参与到生态循环系统中, 达到改良养殖环境又实现“废物”重新利用目的。再者, 加强了底泥营养物的再利用, 在一方面可提高池塘藻类生物量和初级生产力, 快速肥水, 降低成本;另一方面还可减少养殖带来的环境压力, 减少污染。特别值得一提, 在规范的指导下运用改底机, 不会造成鱼类应激、不会影响鱼类摄食。

参考文献

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底泥对池塘养殖影响 篇4

增氧机不仅可以增加水中的溶解氧, 而且可以排除氨、硫化氢等有害气体, 而得到广泛应用的叶轮式增氧机还能搅拌水体, 促进表层、底层水体的交换, 改善底质环境;另外, 高溶氧条件下有机质分解快速而侧地, 浮游植物生长所需的营养盐补充快, 从而增加池塘的初级生产力, 为滤食性鱼类提供更丰富的食物来源[3,4]。目前已有的关于人工增氧技术的研究虽多, 但这一人为活动对池塘养殖水质和生态功能的综合调控作用还所知甚少, 另外增氧机或其它养殖机械的能耗和社会经济效益也缺乏量化的评价指标和体系。

本文将以上所述内容作为主要对象和目标, 研究叶轮式增氧机、多功能涌浪机和耕水机3种不同类型的养殖机械对池塘水体水层交换的能力和特点, 优化完善养殖机械在池塘中的应用技术, 同时探讨养殖机械的应用对池塘浮游植物的影响。

1 材料与方法

1.1 实验材料

试验池塘面积0.47hm2 (长100m, 宽50m, 平均水深1.6m) , 为主养团头鲂、套养鲢鳙鱼的养殖模式, 密度为800kg/667hm2;对照池塘条件同试验池塘。

试验仪器为YSI-58型溶氧仪3台。

1.2 研究方法

1.2.1 将叶轮式增氧机、涌浪机和耕水机应用于池塘水体, 在半径10m处设置2个垂直深度 (0.3m、1.5m) , 于机械开启后每5min读取1次DO和温度2个指标数据, 直到底层的水体水温和溶解氧与上层水体基本一致 (平均值差0.2) 。应用Excel2010软件对试验数据进行统计分析。将养殖机械的功率作为参考指标, 计算单位能耗水层的交换效果, 综合评价3种养殖机械的应用效率, 并在此基础上优化水层交换技术。

1.2.2 将优化后的水层交换技术应用于养殖池塘中, 同时选取一个养殖环境相同的对照塘 (养殖机械只配置叶轮增氧机) 。在运行60d后, 分别在试验池塘和对照池塘的下风口处采集水样, 并马上用1%鲁哥氏液固定, 利用Olympus CX41型显微镜在10×40倍下, 对浮游植物种类进行鉴定和计数。

2 结果与分析

2.1 3种养殖机械的水层交换能力和应用技术研究

2.1.1 叶轮式增氧机 (3k W)

叶轮转动时, 搅动水体产生水花, 增加水—气界面接触面积及其相对运动, 促进水体加速溶氧。同时, 在搅动水体的过程中打破热分层和氧分层, 达到上下水体对流的目的, 使下层水体的溶氧水平提高[5]。根据试验结果所示 (图1) , 功率3k W的叶轮式增氧机运转80min左右, 可使距其10m范围处、水深1.5m处水体水温和溶解氧与上层水体基本一致。

2.1.2 涌浪机 (0.75k W)

涌浪机工作时, 池水在其浮体叶轮旋转作用下, 沿水面径向输出, 向四周涌去, 流速的加快将涌浪机旋转中心部分的流体压力降低, 造成底层水流上升, 从而构成一个大范围的立体循环水流。使整个水体都有机会与空气接触, 提高了气液接触面积, 强化了阳光利用率, 促进了浮游植物的生长, 充分利用和发挥了池塘的生态增氧能力[6,7]。根据试验结果所示 (图2) , 功率0.75k W的涌浪机运转110min左右, 可使距其10m范围处、水深1.5m处水体水温和溶解氧与上层水体基本一致。

2.1.3 耕水机 (0.06k W)

耕水机的工作原理是由电机通过减速箱带动耕板缓慢旋转拨动水体, 使底层水向上提升, 再由表层中心缓慢向外推开, 形成一个大范围的立体循环弱水流, 使整个水体都有机会与空气接触, 被阳光辐照[8,9]。根据试验结果所示 (图3) , 功率0.06k W的耕水机在运行9h后, 可使距其10m范围处、水深1.5m处水体水温和溶解氧与上层水体基本一致。

2.1.4 应用效率分析

从单位能耗来看, 涌浪机和耕水机的水层交换效率要明显优于叶轮式增氧机。对白天光照天气较好的情况, 使用涌浪机和耕水机即可满足池塘水质调控效果, 但要满足整个池塘应急供氧要求, 尤其是夜间和阴郁天气, 还是需要保留叶轮式增氧机。3k W叶轮式增氧机的增氧能力在4.32~4.99kg/h之间, 0.75k W涌浪机增氧能力在1.77~1.94kg/h之间, 0.06k W耕水机的增氧能力为0.11kg/h左右。因此, 池塘养殖适合采用“叶轮式增氧机+涌浪机”或“叶轮式增氧机+耕水机”的组合来调控水温和溶解氧。

从增氧能力来讲, 耕水机不能归属增氧机的范畴。且其调控时间过长, 且功效偏小, 易受光照时间、风速、风向等客观天气因素影响较大, 具不稳定性。故而在养殖池塘采用“叶轮式增氧机+涌浪机”的配置较宜。

2.2 养殖机械的应用对浮游植物调控效果的影响

2.2.1 对照池塘和传统的池塘养殖一样, 用单一的叶轮式增氧机来调控水质, 其主要注重快速增氧, 而忽略了水层交换技术。根据表1显示, 对照池塘浮游植物种类是以蓝藻门为优势的群落。

2.2.2 采用优化后的“叶轮式增氧机+涌浪机”组合技术模式后, 试验池塘内 (表2) , 生物量占绝对优势的为硅藻门, 占总湿重的86.33%;蓝藻门在数量上虽然占据一定优势, 但湿重不占优势。

3 讨论

3.1 水层调控效果分析

养殖池塘在白天光照较好的情况下, 由于浮游植物的光合作用, 表层水溶氧量迅速升高, 甚至达到过饱和状态[10];而底层水由于池水透明度小, 光照条件差, 浮游植物生物量小, 同时底层的有机物质在分解过程中耗氧量很大, 导致底层水体中溶解氧被消耗后得不到及时补充, 溶氧量上升缓慢, 在一些水质较肥, 透明度较低的池塘, 底层水的含氧量甚至会接近零点。因此, 尽管养殖池表层的溶氧量可达到过饱和, 而底层的溶氧量却很低, 形成明显的分层现象[11]。这不仅使养殖池水体的物质交换受阻, 且池底有机物质长时间处于低氧状态, 不能彻底分解, 形成许多有害的中间产物, 严重影响鱼类生长。为了使养殖池不同水层之间的水体得到充分的交换, 降低水层之间溶氧量的差异, 改善底层水体溶氧量不足的状况, 除了在夜间固定开启增氧机械增氧外, 白天也需要开机对养殖池塘的水体进行交换调控[12]。

仅对水层交换而言, 3k W叶轮式增氧机开启80min与开启0.75k W涌浪机110min效果相当;但算下单位能耗, 相差了4倍, 且涌浪机的造浪范围直径可达60m。因而, 将涌浪机与叶轮式增氧机2项技术整合在一起, 既利用了涌浪机净化水质、节能、搅水能力强的特点, 又发挥了叶轮式增氧机增氧能力强, 在水产养殖中增产效果明显的优势。

3.3 对浮游植物调控的影响

浮游植物不同门类具有不同的生理与生物特性, 而一般来说, 蓝藻门适口性差, 营养价值低, 绿藻门和硅藻门的适口性和营养价值要高些[13,14,15]。因此在池塘浮游植物调控中, 人们希望能培养出以绿藻门和硅藻门为优势的群落, 而尽量减少蓝藻门[16]。

底泥对池塘养殖影响 篇5

一、海水池塘养殖现状

近年来, 沿海海水池塘养殖业发展迅猛, 2005年河北省养殖池塘总面积已达44 921.5hm2, 比2000年的38 771.8 hm2增加了15.86%, 其中, 秦皇岛市3 923.0 hm2, 占全省养殖池塘总面积的8.73%, 唐山市30 776.8 hm2, 占全省养殖池塘总面积的68.51%, 沧州市10 221.7 hm2, 占全省养殖池塘总面积的22.75%。到2005年海水养殖产量由2000年的15.5万t增至26.1万t, 占整个海水产品总产量的45.65%。养殖池塘主要分布在大清河口以西的粉沙淤泥质潮上带和潮间带高、中潮滩, 大清河口至滦河的离岸沙坝内侧以及滦河口、七里海、洋河口等地。分布集中连片、整齐划一, 各片间由规模相当、顺直的引排水渠相隔。主要养殖品种为对虾、河豚、蟹及其他鱼类。目前河北省海水池塘养殖业已获得巨大的经济效益, 但生产中却面临着越来越严重的环境问题:养殖密度过大, 养殖总量超过水域容纳量, 养殖病害增多, 环境污染加剧, 生物栖息地遭到破坏, 生物多样性下降, 海洋资源日益衰退等。

二、海水池塘养殖对滨海生态环境的影响

1. 养殖水域自身污染严重, 赤潮灾害频发

海水池塘养殖过程中输出的废物主要包括饲料残饵、粪便中所含N、P等营养物质以及悬浮颗粒物和有机物。现代高密度的养殖方式向海水排放大量的污染物, 水体中N、P等含量升高, 邻近水域营养盐含量不断增加, 加速了渤海湾半封闭水体富营养化, 养殖水域自身污染严重。

按养殖池塘平均水深1.0m, 平均养殖池塘每天换水量约5%~10% (取7.5%) 计, 则河北省约44 921.5 hm2 (2005年) 的养殖池塘每天排入海中的养殖废水约3.37×107 m3, 若按整个养殖周期120天计算, 则全省养殖池塘每年排入海中的养殖废水约4.04×109 m3。依据中国水产科学研究院黄海水产研究所1999年的调查资料, 我国北方地区养殖池塘排放水营养盐类和COD的大致增量 (ΔIN=0.1 g/m3, ΔIP=0.01 g/m3, ΔCOD=2 g/m3) , 可估算出全省养殖池塘每年排放的养殖废水中所含无机氮、无机磷、和COD污染物的量:IN为404.0 t、IP为40.4 t、COD为8 080.0 t。大量的养殖废物排入近岸海域, 当这些污染物质总量超出了该水体的自净能力时, 则会造成该海域的环境污染、海水出现富营养化, 引发赤潮生物的大量繁殖, 造成水体缺氧, 在缺氧状态下, 海水中会产生大量硫化氢等有毒气体, 反过来危害养殖产品的正常生长, 从而造成海水池塘养殖业的恶性循环。

有人曾做过统计, 意外发现我国沿海赤潮发生的规律与虾养殖产量有较好的正相关关系, 而与全国废水排放量却没有相关关系。20世纪80年代以来, 河北省沿岸赤潮灾害不断加重, 全省海域共发生赤潮26次, 年均1次。影响范围最广、造成损失最大的赤潮共有两次:1989年8月5日~9月14日黄骅沿岸发生赤潮, 影响面积1 300 hm2, 受灾虾池1 733 hm2, 直接经济损失2 500万元;1998年9月27日, 河北全海域发生赤潮, 全省总经济损失共计1.12亿元。养殖区水体富营养化严重, 许多赤潮都发生在养殖区内及邻近海域, 2004年河北海域春季出现了大量的赤潮生物———夜光虫, 其丰度 (39 743个/m3) 高于1984年海岸带调查结果一个数量级 (3 035个/m3) , 是1984年5月的13.1倍。由此可见, 养殖水域赤潮频繁发生, 与20世纪80年代以来全省沿海地区海水池塘养殖业的迅速发展而引起养殖水域自身污染有密切关系。

2. 天然湿地萎缩

20世纪80年代以来, 河北省海水池塘养殖业发展迅速, 人工养殖池塘面积不断增加, 由1987年的14 703.4 hm2增加至2005年的44 921.5 hm2, 18年来面积翻了两番 (图1) 。养殖池塘开发主要集中在粉沙淤泥质潮上带和潮间带高、中潮滩和河流入海口以及潟湖周围, 占用了原有大片天然湿地, 天然湿地面积大幅度减少, 致使湿地生境破碎化, 湿地生态功能退化。

(1) 潟湖湿地

潟湖湿地具有较好的蓄水能力, 既接纳陆地河流径流又与海相通, 淡水与海水在此交融, 可以获得丰富的营养物质, 并且借助海水潮汐涨落, 从而使潟湖湖水循环交换, 净化水质, 形成良好的水资源环境, 为海洋和陆上动植物提供良好的水生生态环境。潟湖水含有较高的溶解氧及营养盐, Ph值适度, 初级生产力80 g C/m2·y, 是水产资源的重要繁殖场所。近年来人类利用潟湖水资源大力发展水产养殖, 围垦侵占了潟湖大量水域面积, 对周边生态环境产生了一定的负面影响。通过1956年和2005年两个时相的卫星图像对比 (图2、图3) , 七里海天然湿地面积大幅减少, 从1956年的3 070 hm2, 减少到2005年的320 hm2, 50年间减少为原来的1/10, 而人工养殖池塘面积从无到有增至1 931.5 hm2, 天然湿地仅占湿地总面积的22.07%。大量养殖废水排放, 超出养殖水域的自净能力, 水质恶化, 原有大面积天然湿地消失, 20世纪50年代中期以前, 河流、沼泽与沼泽化草甸、盐沼等天然湿地在七里海周边广泛分布, 近50年以来, 随着人口的增长和经济的发展, 人类对滨海湿地的开发利用强度不断增大, 大面积天然湿地被稻田、盐田、养殖池塘和库塘等人工湿地取代, 使得以此为生存环境的生物失去栖息场所, 水生生物和鸟类数量明显减少, 生物多样性降低, 生态问题日益严重。

(2) 河口湿地

河口湿地处于河流与海的过渡地带, 淡水和盐水在此交汇, 动植物资源丰富, 具有较高的生物多样性和巨大的环境调节功能, 同时由于各种自然要素与人为要素相互作用, 使得河口成为复杂多变的动态环境, 是典型的生态环境脆弱区域, 近年来, 海水池塘养殖业发展迅速, 人工养殖池塘侵占了大面积的天然湿地, 河口原有的动态平衡发生变化, 使原本脆弱的湿地生态环境更加恶化。滦河口原有大面积由植被和滩涂构成的湿地, 现已被人工养殖池塘所代替, 根据1956年地形图和2005年TM影像图可分别计算出滦河口天然湿地总面积, 其中1956年为4 335 hm2, 2005年为1 975 hm2, 50年来天然湿地面积萎缩过半, 目前滦河口湿地因稻田和养殖池塘的开发, 原有天然湿地几乎荡然无存 (图4、图5) , 人工养殖池塘面积现已增至4 602.5 hm2。人类开发利用活动的加剧, 使湿地成为养殖污水的承泄区, 水体污染严重, 该区生态系统自稳定性下降, 湿地生态功能减弱, 曾将此作为栖息、繁殖地的世界珍禽———黑嘴鸥, 数量显著减少, 同时, 受生境单一化的影响, 区域鸟类组成和数量也发生了明显的改变。

(3) 潮滩湿地

潮滩湿地滩面平坦、宽阔, 底质细腻, 适宜各种潮间带生物和滩涂鸟类的栖息, 具有较高的生产力和生物多样性, 近年来, 受到人类开发活动影响, 大面积的天然潮滩湿地被围垦为养殖池塘, 到2004年全省潮滩湿地面积由1980年的51 316.8 hm2减少到41 918.1 hm2, 14年来1/5之多的潮滩湿地消失, 首先造成作为初级生产者的植物被破坏, 进而导致潮间带底栖生物以及鱼类甚至滩涂鸟类的栖息、捕食地和繁殖场所丧失, 生物的种群数量减少甚至濒临灭绝, 最终导致潮滩湿地生态系统失衡。

3. 周边土地次生盐渍化

近年来, 大量陆基 (潮上带) 人工养殖池塘的修建, 加剧了周边土地次生盐渍化, 一方面利用地下水养殖, 会造成地下水日益枯竭, 局部地面下降, 进而导致海水倒灌;另一方面养殖池塘的渗水带来大量水盐, 由于渗漏水补偿, 引起周边地下水位抬高, 当地下水位超过其临界深度时, 地下水和土体中的盐分随土壤毛管水流通过地面蒸发耗损而聚于表土, 直接导致土壤次生盐渍化。

土壤发生次生盐渍化后, 因土壤含盐量高, 周边地区植物生长受到抑制, 主要以矮小芦苇和盐地碱蓬为主, 而原生盐生生境空间缩小、滨海盐生植被分布区萎缩。在自然状态下, 滨海盐生植被受生境条件影响, 呈条带状集中分布于临近海岸区域, 在其受人类滩涂及潮上带养殖池塘开发的影响下, 原生盐化生境极度萎缩, 原有滨海盐生植被分布空间多被大量人工养殖池塘所占据, 仅在堤埝上有少量残留。同时, 潮上带养殖池塘因长期蓄积海水, 使周边区域地下水位上升、矿化度升高, 造成土壤的次生盐渍化, 引发非盐生植被向盐生植被的逆向演替, 盐生植被分布区向周边区域扩张。

此外, 沿海防护林生态系统十分脆弱, 抗干扰能力低。其附近开发的养殖池塘致使土壤次生盐渍化, 对防护林树木生长产生了巨大的环境压力, 造成树木干枯、死亡, 防护林带退缩。曾分布于黄骅歧口至旧狼坨子沿岸贝壳沙堤坝的防护林, 受采挖贝壳沙及筑池养虾等人类活动的影响, 已不复存在。人类若不减少人工养殖池塘的开发, 其对土壤盐渍化范围随着时间的推移将逐步扩大, 对其周边生境及沿海防护林的破坏也将愈演愈烈。

4. 古贝壳堤破坏严重

黄骅境内自西向东分布着6条与岸线基本平行的古贝壳堤, 堤高0.5~5 m, 宽几十至几百米, 长数十米、上百米或延伸百余公里。其横剖面顶部上凸, 两翼减薄到尖灭。古贝壳堤是渤海湾西岸七千多年来成陆过程中产生的, 它的发育规模、时间跨度和所包含的地质古环境信息可为研究古海洋变迁、环境变化趋势等提供天然本底。除供科学研究外, 古贝壳堤可抵御风暴潮, 贝土还可加工为天然饲料添加剂和建筑材料, 同时其上又可生长野酸枣、麻黄草等耐盐碱植物。近年来, 人类在巨大的经济利益驱动下, 大面积古贝壳堤被盲目开发为养殖池塘, 目前, 黄骅境内的古贝壳堤地上部分基本已消失殆尽, 古贝壳堤受到严重破坏。

三、建议及对策

养殖水域良好的生态环境是海水池塘养殖业赖以生存和发展的基础, 随着养殖规模不断扩大, 传统分散经营的养殖方式所造成的生态环境问题已日益严重, 因此协调养殖生产与环境的关系, 减少海水养殖对沿岸环境造成的负面影响, 是保证海水池塘养殖业可持续发展的根本途径。

1. 优化养殖模式, 大力发展工厂化养殖

目前, 河北省池塘养殖模式相对较落后, 缺乏健康、科学的养殖模式, 养殖区域布局不合理, 养殖区域过于集中, 今后应注重优化养殖模式的研究, 大力发展高效、低污的工厂化 (集约化) 养殖, 同时应合理布局养殖区域, 根据养殖水域的营养水平和环境承受能力, 确定适宜的养殖容量, 排污量不得超过临近海域自净能力, 适宜开发新的养殖区域, 充分利用近岸海水养殖资源, 改善养殖生态环境条件, 将有利于养殖生物和养殖水域的生态平衡, 减少海水养殖对海洋环境造成的污染。

2. 提高饵料质量和利用率, 杜绝滥用药物

残余饵料是导致养殖自身污染的重要因素, 因此需要优化养殖技术, 提高所投饵料营养结构及转化率等, 以降低残饵对养殖水体的污染。此外, 目前水产养殖所用化学药品种类繁多, 缺乏产品质量标准和严格的检测监督管理, 不少药物使用后不仅残留在养殖环境中, 而且通过食物链进入人体, 直接威胁到人类的食品安全, 因此应制定统一的养殖药品使用规范, 加强科学管理, 严格控制药品的使用, 坚决杜绝滥用药物。

3. 加大科研投入, 注重技术创新

目前河北省水产养殖科研力量比较薄弱, 科研条件相对落后, 今后应当加大科研投入, 重视技术创新能力, 不断提高海水池塘养殖的科技含量和技术水平, 开发新的养殖技术, 提高饵料的利用率, 引进新品种, 加强养殖模式和养殖容量等方面的研究。

4. 加强行政管理和执法力度

由于对海水池塘养殖的管理相对滞后, 缺乏强有力的行政管理手段, 使得河北省海水池塘养殖业局部开发规模过度, 养殖负载力过大, 环境容量减小, 因此应不断健全政府的管理体制和队伍建设, 处理好资源开发与生态保护之间的矛盾, 切实加强对海水池塘养殖开发的管理, 加大治污力度和执法力度。

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