舟山釣梁圍墾一期工程對附近海域生態系統影響研究

吳鵬，倪勇強，孫毛明，毛珊珊，張廣之，汝少國

（1.中國海洋大學 海洋生命學院，山東 青島 266003；2.浙江省水利河口研究院，浙江 杭州 310020）

舟山是一個地少人多的海島市，隨著經濟的快速發展，土地需求量劇增，圍填海已成為解決土地資源不足的重要途徑。釣梁圍墾是目前舟山市面積最大的圍填海工程，分三期建設。一期工程主要是圍海工程，于2004年12月首先建設北II段促淤堤（烏龜山-牛頭山）、北III段促淤堤（牛頭山-梁橫島）（圖1），于2008年12月施工建設北I段促淤堤（釣山-烏龜山），2009年6月促淤堤全部合攏，形成了面積為24 950.15畝的半封閉的海灣。圍填海會破壞原有的自然生態系統，導致灘涂內底棲動物和潮間帶生物種類、數量的減少及生物多樣性的降低（馬長安等，2012；黃少峰等2011；呂巍巍等，2012），但關于圍填海對浮游生物影響的研究較少，且尚未見以實際圍填海工程為例的多年度比較分析報道。因此，本文以釣梁圍墾一期工程附近海域為研究對象，綜合分析了海域海水水質和浮游植物、浮游動物、大型底棲動物、潮間帶底棲動物群落結構的變化，為合理利用海洋灘涂資源和濕地生態修復提供基礎數據，也為研究同類型的灘涂圍海環境影響評價提供參考。

圖1 監測站位分布

1 材料和方法

1.1 調查時間和站位設置

2006年11月、2007年8月和12月以及2011年8月對釣梁圍墾一期工程（圍海區）以及附近海域（122°11'25.57-122°19'16.14E，30°3'53.05-30°7'48.76N）（圖1）進行了水質和生態調查。2006年11月的調查站位為L12和L14（圍海區內）、L8和L9（圍海區外）、D2和D3（潮間帶生物）；2007年8月和12月的調查站位為L11和L13（圍海區內）、L1-L7和L16-L18（圍海區外）、D1和D4（潮間帶生物）；2011年8月的調查站位為L10、L11、L13（圍海區內）、L5、L6、L7、L15、L16、L18（圍海區外）、D1、D4、D5、D6（潮間帶生物）。同時收集國家海洋局第二研究所2003年1月圍海工程實施之前的調查數據。

1.2 樣品采集與處理

2006年和2007年的水質、生物樣品采集及分析方法按《海洋調查規范》（GB12763-91）和《海洋監測規范》（GB17378-1998）進行，2011年按《海洋調查規范》（GB12763-2007）和《海洋監測規范》（GB17378-2007）進行。水質采樣采表層（0.5 m）和底層水樣，調查項目包括pH、鹽度、懸浮物（SS）、溶解氧（DO）、化學需氧量（CODMn）、無機氮（包括NO3-N、NO2-N、NH3-N）、活性磷酸鹽、石油類等；生態調查項目包括浮游植物（水樣和淺水III型浮游生物網樣）、浮游動物（采用淺水I型浮游生物網）、底泥中大型底棲動物及潮間帶大型底棲動物（0.5 mm孔徑套篩篩選）。

1.3 數據處理與統計分析

工程附近海域水質執行《海水水質標準》（GB3097-1997）第二類標準，采用單因子污染指數評價法對海域海水水質狀況進行分析評價，采用富營養化水平評價法（鄒景忠等，1983）對海域營養狀況進行分析評價。分析Spearman秩相關系數（李巧香等，2010；魯志文等，2006）評價水質變化趨勢。

營養水平評價公式為：

EI=（COD × DIN × DIP×106）/4500

式中：EI為富營養化指數；COD為化學需氧量質量濃度（mg/L）；DIN為無機氮質量濃度（mg/L）；DIP為活性磷酸鹽質量濃度（mg/L）。當EI值大于1時，表明水體呈富營養化，EI值越高，水體富營養化程度越嚴重。

定量描述群落特征的參數采用Shannon-Wiener多樣性指數（H′）、Pielou均勻度指數（J）和Jaccard相似性指數（Js）：

式中：H′表示多樣性指數，S為樣品中總種數；Pi表示第i種的個體數與總個體數的比值；a為月份A的種數，b為月份B的種數，c為月份A和B的共有種數。

本文運用Microsoft Excel進行數據的初步處理和分析，采用SPSS 16.0軟件進行多重比較分析評價群落結構參數的年際差異和季節差異，采用SPSS 16.0軟件分析pearson相關系數評價群落指標與環境因子之間的相關關系。

2 結果與分析

2.1 海水水質變化

調查區域2006年11月水溫18.5℃～19.2℃；2007年 8月水溫 26.0℃～28.2℃，鹽度 29.6～34.9，12月水溫15.2℃～15.8℃，鹽度25.1～29.0；2011年8月水溫26.5℃～27.9℃，鹽度25.5～25.8。由表1和表2可見，無機氮和活性磷酸鹽嚴重超過GB3097-1997第二類標準，圍海區內外海水均呈現高度富營養化。且2011年8月圍海區外SS的監測值明顯大于圍海區內，圍海區內CODMn、DIP超標率大于圍海區外。由各監測指標秩相關系數評價結果（表3）可知，圍海區外氮磷比顯著增加，圍海區內氮磷比和富營養化水平指數均增加不顯著；SS、pH、CODMn、DIN、石油類、DIP均無顯著變化。以圍海區內鄰近站點L13、L14為例，圍海過程中SS較高（2006年11月、2007年8月和12月分別為526 mg/L、700 mg/L和714 mg/L），圍海工程結束后SS僅為200 mg/L；圍海區外選擇鄰近促淤堤的L5-L9站位分析，SS呈現波動上升趨勢（2006年11月為442 mg/L，2007年8月降為241mg/L，但2007年12月和2011年8月為600 mg/L左右）。其余各水質監測指標在L13、L14站位和L5-L9站位的年際變化規律分別與圍海區內所有站點、圍海區外所有站點平均值的變化趨勢一致。

表1 海水水質監測評價結果

表2 工程區域及附近海域富營養化水平

表3 主要指標秩相關系數評價結果

2.2 生物群落結構變化

2.2.1 浮游植物群落結構變化

2006年11月-2011年8月工程附近海域共采集到浮游植物132種，其中硅藻門105種，甲藻門22種，藍藻門2種，金藻門、綠藻門、褐藻門各1種（圖2-A）。由表4浮游植物的群落Jaccard相似性指數可知，2007年冬夏兩季浮游植物相似性指數為64.6%，群落組成成分中等相似；2006年與2007年冬季相似度指數為28.6%，群落組成成分中等不相似；2007年與2011年夏季相似性系數為24.0%，群落組成成分極不相似，年際浮游植物群落更替明顯。

以同季節浮游植物的監測數據進行分析，細胞豐度在圍海區內，2007年12月顯著低于2006年11月（P<0.05），2011年8月較2007年8月顯著增加（P<0.05），在圍海區外，2007年12月顯著低于2006年11月（P<0.05），2011年8月較2007年8月無顯著變化；多樣性指數在圍海區內無顯著差異，而在圍海區外2007年12月極顯著低于2006年11月（P<0.01）；均勻度指數在圍海區內，2011年8月顯著低于2007年8月（P<0.05），在圍海區外極顯著低于2007年8月（P<0.01）（圖3）。浮游植物的細胞豐度、多樣性指數在圍海區內L13、L14站位和圍海區外L5-L9站位變化規律一致，2007年較2006年減少，2011年較2007年增加，而均勻度指數先增加后減少，呈現相反的變化規律。

圖2 浮游植物 (A)、浮游動物 (B)、底棲動物 (C)、潮間帶動物 (D)種類數變化

圖3 浮游植物細胞豐度（A）、多樣性指數（B）和均勻度指數（C）變化

表4 群落相似性系數變化（Js，%）

2.2.2 浮游動物群落結構變化

2003年1月，工程附近海域共有100余種浮游動物（橈足類、水母類、毛顎類、端足類占主要部分），本次調查的浮游動物總種數有所減少（圖2-B），浮游幼體在全部種類中所占比例由2006年的9%上升為2011年的21%。2006年與2007年冬季、2007年與2011年夏季浮游動物相似性系數分別為23.2%、36.2%（表4），群落組成成分極不相似或中等不相似，年際浮游動物群落更替明顯。浮游動物豐度、生物量季節變化趨勢明顯，夏季的浮游動物豐度、生物量、多樣性指數均顯著高于冬季（圖4，P<0.05）。以年際間同季節比較分析得知，圍海區內外2011年8月的浮游動物生物量比2007年8月顯著降低（P＜0.05），而豐度、多樣性指數、均勻度指數沒有顯著變化。圍海區內L13、L14站位浮游動物的生物量在2007年12月比2006年11月增加，但2011年8月與2007年8月相比有所減少，多樣性指數逐年增加。圍海區外L5～L9站位浮游動物的生物量和豐度逐年減少，多樣性指數逐年增加。

圖4 浮游動物生物量（A）、豐度（B）、多樣性指數（C）、均勻度數（D）變化

表5 底棲動物生物量、棲息密度和多樣性指數變化

2.2.3 底棲動物群落結構變化

2003年調查數據表明工程區域及附近海域擁有大型底棲動物26種，2006年11月和2011年8月種類數分別為9種和13種（圖2-C）。2003年甲殼類在總種類數占據絕對優勢，而2006年之后多毛類種數逐漸增加，到2011年已經達到總種類數的85%。2006年與2007年冬季、2007年與2011年夏季底棲動物群落相似性系數分別為21.7%，16.0%（表4），群落組成成分極不相似，年際底棲動物群落更替明顯。由表5可知，圍海區內2011年8月的大型底棲動物棲息密度、生物量、多樣性指數較2006年和2007年顯著降低（P＜0.05），均勻度無顯著差異，圍海區外棲息密度、生物量、多樣性指數、均勻度指數均無顯著變化。圍海區內L13站位底棲動物的棲息密度僅為10個/m2，生物量為0.1 g/m2，相較于2007年8月和12月的監測值（棲息密度分別為100個/m2、500個/m2，生物量分別為0.58 g/m2、3.22 g/m2）顯著減少，圍海區外的L5-L7站位生物量和棲息密度也呈現減少趨勢，但不如L13站位變化劇烈。

2.2.4 潮間帶生物群落結構變化

2003年監測到項目海域有12種潮間帶動物，2006-2011年調查結果顯示軟體動物、甲殼類物種數以及總種類數均有所增加（圖2-D），年際潮間帶生物群落更替明顯（表4）。2011年潮間帶動物棲息密度、生物量與2003年相比減少，但與2006年、2007年的調查數據無顯著差異。圍海過程中（2006年11月-2007年12月）多樣性指數出現短暫的升高（P＜0.05），圍海工程結束后2011年8月降低。2011年均勻度指數比2006年、2007年顯著降低（P＜0.05）。

表6 潮間帶生物生物量、棲息密度和多樣性指數變化

3 討論

圍填海是許多國家和地區解決土地資源缺乏的重要途徑，但同時也帶來了沿海灘涂環境污染、生物棲息地破碎化等生態問題。林明珠和謝世友指出晉江沿海圍填海可造成有害藻類大量繁殖，水質變壞，危害潮灘動物（林明珠等，2008）。福建江陰過橋山圍海區海水富營養化程度較高（張麗，2009），江蘇省條子泥圍海養殖區水質凈化等生態服務價值有較大損失（王靜等，2012）。本次調查發現釣梁圍墾一期工程海域水體無機氮和活性磷酸超標嚴重，隨著促淤堤的建設，導致圍填海區的水動力發生改變，港灣內納潮量減少（陳道信等，2009），水流交換速度減慢，污染物短時間內不能得到充分稀釋擴散，CODMn和DIP超標站位增加。

水體環境的變化狀況與浮游植物、浮游動物、底棲動物群落結構參數改變密切相關。將圍海區內外所有站位的群落指標和環境因子之間進行相關性分析，2006年11月浮游植物的H′、2011年浮游植物細胞豐度與SS呈顯著負相關，與DO呈顯著正相關（表7）。2007年8月浮游動物生物量、豐度與水溫呈現極顯著正相關關系。圍海過程中浮游動物受懸浮物影響較大，2006年11月-2007年8月的豐度、生物量等指標與SS呈現顯著或極顯著負相關關系。在圍海工程結束后，底棲動物棲息密度、H′與水溫、溶解氧呈極顯著負相關，與DIN、DIP呈顯著負相關，與鹽度、SS呈顯著正相關；生物量、H′與石油類呈現顯著正相關；而在圍海過程中這些群落指標與水質的相關關系并不顯著。

表7 群落指標與環境因子之間的關系（雙尾檢驗）

浮游植物是水域的初級生產者，在海洋生態系統物質循環和能量轉化中具有重要意義，浮游植物群落結構的變化，是反映海洋環境狀況的重要指標（Suikkanen et al，2007）。調查期間，海水水質氮磷比顯著增加，除2006年11月圍海區外海域的氮磷比小于15∶1，圍海區內及圍海區外的其他年份氮磷比值均大于15∶1，水體中有一部分氮相對過剩，即為磷限制富營養化（胡明輝等，1989）。氮磷比值嚴重偏離浮游植物的生長需求比例（Redfield et al，1963），對浮游植物影響較大。水體富營養化程度的增加也會導致浮游動物、底棲動物物種數的降低和耐污性物種豐度的增加（吳利等，2011；Dussart et al，1984）。

浮游植物的變化還受到海水中懸浮物含量的影響，2006年11月浮游植物的多樣性指數、2011年浮游植物細胞豐度與SS呈顯著負相關。促淤堤修建過程中，對灘涂底質的擾動較大，有較大量的泥沙流失進入海域和灘涂，使海水中局部懸浮物濃度過高（2007年8月監測站位最大值為2 410.0 mg/L，2007年12月最大值為1 960.4 mg/L）。海水透明度下降，不利于浮游植物的光合作用，進而影響浮游植物的細胞分裂和生長，使單位水體內浮游植物的數量降低（陳金平，2006）。因此，懸浮物的增加是導致施工過程中浮游植物豐度和多樣性指數下降的重要原因。2009年促淤堤合攏，之后不再施工建設，監測結果表明圍海區內浮游植物的細胞豐度有了一定的恢復，但圍海區外因為懸浮物濃度過高（圍海區內SS為287.4 mg/L，圍海區外為692.8 mg/L），恢復并不明顯。浮游植物是浮游動物的餌料來源，浮游植物的變化通過食物鏈傳遞影響浮游動物的種群動態（韓希福等，2001），懸浮顆粒也會黏附在浮游動物體表面，干擾其正常的生理功能。

水溫是影響浮游動物生長發育群落組成和數量變化等極為重要的環境因子，通過浮游動物群落參數與水質理化參數的相關分析結果表明，水溫與夏季浮游動物生物量和豐度呈現顯著正相關。相較于冬季的低溫環境，夏季更適宜浮游動物的生存和生長，所以夏季浮游動物的生物量和豐度均顯著高于冬季，與陳小慶等對舟山漁場及其附近海域的海洋生態系統調查結果相一致（陳小慶等，2010）。在不同的研究中對浮游植物和浮游動物影響的環境因子并不一致，但一般認為浮游植物、浮游動物的群落特征受光照、溫度、鹽度、營養鹽等環境因子的影響（杜虹 等，2011；莊軍蓮等，2011；杜萍等，2011）。本次調查中，浮游植物、浮游動物的生物量和豐度的變化一致，主要與海水中懸浮物的濃度、溶解氧等物理因素有關，而受pH、鹽度、COD、營養鹽（氮、磷）等因素的影響較小。圍海帶來的人為干擾有可能改變了浮游植物、浮游動物的群落結構與環境之間的相關關系。

2003年大型底棲動物有26種，至2011年僅有13種，圍海區內底棲動物的棲息密度、生物量和多樣性指數均顯著下降，而圍海區外變化并不顯著。圍海區內潮間帶底棲動物的棲息密度和均勻度也呈現下降趨勢。潮汐帶來豐富的營養物質和食物，使底棲動物、潮間帶動物生物多樣性保持在一定高度，圍海后灘涂高程改變，潮汐的動力作用減弱，使底棲動物種類數改變、潮間帶生物的生物量和棲息密度下降（馬長安等，2012；黃少峰等，2011）；促淤使灘涂底質也發生了巨大改變，沉積物粒度、有機質含量均是影響底棲動物種類組成、群落結構和分布的主要因素（王家棟等，2009；付姍姍等，2012），且底棲動物相對于浮游生物活動性差，不適應圍海區內的底質環境的破壞和堤外淤積環境的迅速改變，所以圍海對于底棲動物的不利影響更大。潮間帶動物物種數在2011年達到40種，分析原因為逐漸淤積的過程中，潮間帶區域擴大，為潮間帶生物提供了更廣闊的生存環境，故總種數會有所增加。2006年監測站位較少可能是導致浮游動物、底棲動物的種類數在2006年均達到最低值的原因，年際間監測站位的不同也可能會造成統計分析的偏差。

綜上所述，導致動物群落結構及多樣性的改變的重要原因是圍海造成潮灘高程、水動力、底質、懸浮物等多種環境因子的改變。生境的改變使水域內生物種類減少，生態系統結構單一，極易受到外界環境因素的影響，再加上養殖污染等，進一步加劇了濕地動物種類和數量的減少。因此必須科學制定圍填海方式，采用“生態圍海”，采取適當措施保護灘涂上的原有生物群落并對圍海區進行生態恢復。

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