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Journal of Tropical Oceanography >

2017 , Vol. 36 >Issue 2: 96 - 105

DOI: https://doi.org/10.11978/2016065

Orginal Article

Influence on the biological community and environmental factors around Qi’ao Island caused by reclamation project

  • CUI Lei , 1 ,
  • LÜ Songhui , 1 ,
  • DONG Yuelei 1 ,
  • GAO Xingchen 2 ,
  • LI Li 1 ,
  • LIU Fenghua 1 ,
  • CEN Jingyi 1
Expand
  • 1. Research Center for Harmful Algae and Marine Biology, Jinan University, Guangzhou 510632, China
  • 2. Chinese Sturgeon Research Institute, China Three Gorges Corporation, Yichang 443100, China
Corresponding author: LÜ Songhui. E-mail:

Received date: 2016-06-28

  Request revised date: 2016-12-04

  Online published: 2017-04-06

Supported by

Guangdong Provincial Oceanic Special Promotion (A201501D08)

Project Management of the Strategic Priority Research Program

Copyright

热带海洋学报编辑部
Fold

Abstract

Land reclamation is an important way to use the ocean. But frequent human activities have a far-reaching influence on local marine ecosystem. Using the Qi’ao Island sea area as the study area, we surveyed the environmental factors and the changes of the biological community before and after reclamation. From the trend of the changes in the environment and the changes of phytoplankton, zooplankton, and the diversity and species of fish before and after reclamation, we investigated the influence on local marine ecosystems caused by the reclamation projects around the southern Qi’ao Island from 2010 to 2014. The results showed that the reclamation has had different degree of negative impact in terms of heavy metal pollution and eutrophication, and reduced the stability of local biological community. The community species has also decreased after the reclamation.

Key words： reclamation; Qi’ao Island; environmental factor; biological community

Cite this article

CUI Lei , LÜ Songhui , DONG Yuelei , GAO Xingchen , LI Li , LIU Fenghua , CEN Jingyi . Influence on the biological community and environmental factors around Qi’ao Island caused by reclamation project[J]. Journal of Tropical Oceanography, 2017 , 36(2) : 96 -105 . DOI: 10.11978/2016065

围填海是一种人类开发利用海洋的方式, 受到世界上多个国家的应用, 如荷兰、日本、韩国等。这种方式具有拓展城市空间、保护有限耕地资源、调整沿海产业结构布局、支撑港口大规模建设等优点, 带来巨大经济收益。与此同时国内外许多研究表明, 围填海工程的实施也会对当地海域的生态系统产生强烈的影响, 造成群落结构的破坏与多样性降低, 甚至引发海洋灾害(孙丽 等, 2010)。韩国新万金围填海工程导致当地海域的优势种发生改变, 从而引发了赤潮(Sato et al, 2002)。我国胶州湾河口附近潮间带生物受到围填海工程的影响, 生物多样性受到极大破坏, 从20世纪60年代到80年代, 生物种类从154种锐减至17种, 14种优势种仅剩1种(李加林 等, 2007)。
广东省有着中国最长的海岸线, 海水优质, 海洋资源丰富。珠江口及其邻近海域作为广东省非常重要且环境复杂的海域之一, 近多年来一直受到围填海工程的影响, 导致当地近岸海洋系统受到明显破坏。本研究以珠江口淇澳岛附近水域为研究对象, 通过对2010—2014年淇澳岛水域以西的唐家湾东部大陆沿岸的围填海工程的研究(图1), 探讨该工程完成前后海洋生物与环境因子变化情况, 借以探讨围填海工程对当地生境的影响。
Fig. 1 The reclamation project west of Qi’ao Island water area (from google map)

图1 淇澳岛水域西侧围填海工程施工区域卫星图(图片来源: 谷歌地图)

1 材料与方法

1.1 采样地点与采样时间

在淇澳岛水域共设3个采样站位QO-1 (113°38°42.00E, 22°28°0.70N)、QO-2(113°37°7.35E, 22°27°4.59N)以及QO-3(113°38°42.00E, 22°22°41.00N)进行调查, 站位布设如图2。
Fig. 2 The sampling stations of Qi’ao Island water area

图2 淇澳岛附近水域采样站位示意图

样品采集时间分别为2011年11月、2012年3月、2012年8月、2012年11月、2013年3月、2013年11月、2015年11月、2016年3月、2016年5月。

1.2 调查内容与检测方法

调查内容包括水体pH、溶解氧(DO)、温度(T)、盐度(Sal)、营养盐(磷酸盐PO4-、硝酸盐NO3-、亚硝酸盐NO2-、氨氮NH4+、总磷TP、总氮TN)、化学需氧量(COD)、叶绿素(Chl)、悬浮物(SS)、重金属(铜、锌、铬、汞、镉、铅、砷)、浮游植物细胞计数、浮游动物细胞计数、鱼种群数量。
其中pH、DO、温度、盐度通过水文监测仪YSI- 6600现场测定。营养盐、COD、叶绿素、悬浮物、重金属、浮游植物细胞计数、浮游动物细胞计数根据中国国家标准化管理委员会发布的《海洋监测规范》GB 17378-2007(国家海洋局, 2008)进行测定。鱼种群数量采用底拖网方式进行采样并按种计算个体数。

1.3 数据处理与分析

本文采用数据处理软件Cannon draw4.5、作图软件Origin7.5和ArcGIS10.2对所搜集测定的数据进行统计分析与作图。
浮游植物、浮游动物与鱼类各生态指数公式如下:
1) Shannon-Wiener多样性指数H′(孙儒泳 等, 1993):
式中: pi为第i种的个体数目与样品总个体数目的比值, S为总种类数。
2) Pielou均匀度指数J (Whittaker, 1972):
式中: H′为Shannon-Wiener多样性指数, S为总种类数。
3) Margalef多样性指数R(孙儒泳 等, 1993):
式中: S为总种类数, N为个体总数。
4) Simpson生态优势度指数D(孙儒泳 等, 1993):
式中: pi为第i种的个体数目与样品总个体数目的比值, S为总种类数。
5) 多样性阈值Dv (孙儒泳 等, 1993):
式中: H °为Shannon-Wiener多样性指数, J为Pielou均匀度指数。
6) 优势度Y (孙儒泳 等, 1993):
式中: n为第i种的个体数, N为所有种类总个体数目, fi为出现频率。其中Y值大于0.02的种定为优势种。
综合营养状态指数(ITL)由于可对营养状态进行连续的数值化分级, 从而为大多数研究工作者所采用。本文采用程婧蕾等(2009)修正的综合营养状态指数, 并选取总磷, 总氮和化学需氧量3个环境因子对淇澳岛水体营养现状进行初步评价, 公式如下:
ITL 值可以单独使用, 也可以用几个单独的值求得总体 ITL平均值, 即综合营养状态指数, 如下:
ITL值不大于30为贫营养, 介于30与50之间为中营养, 大于50为富营养(金相灿 等, 1995)。

2 结果

2.1 环境因子

2.1.1 重金属
从2011年3月至2015年11月以淇澳岛附近QO-2站位为研究对象进行重金属检测, 共进行8次调查, 检测结果见图3。从图中可以看出, 在这4年中重金属的变化趋势呈先减少后增加的趋势, 在2013年的3次调查中含量极低, 然后迅速增加。根据国家环保局1997年颁布的《中华人民共和国海水水质标准》
(GB3097-1997)(国家环境保护总局, 1997), 除了2015年11月该站位的Pb含量为二类海水水质标准外, 其余重金属含量均达到一类海水水质标准。
Fig. 3 Temporal distribution of heavy metal concentration at Station QO-2

图3 QO-2站位重金属含量时间分布

2.1.2 综合营养状态指数(ITL)评价
除了对淇澳岛附近水域中的重金属含量进行检测外, 本研究根据中华人民共和国地表水环境质量标准GB3838-2002(国家环境保护总局, 2002 )中加权的综合营养状态指数, 还对淇澳岛附近水域水体进行了评价, 评价结果见图4。研究结果显示, 从2011年11月至2016年3月, 综合营养状态差异极大。2012年3月与2013年3月水体为富营养状态, 2012年11月水体为贫营养状态, 其余时间内水体处于中营养状态。从表1可以看出, 总磷(TP)对总体指数增加的贡献率最大, 总氮(TN)次之, 化学需氧量(COD)贡献最小, 甚至有些时间内为负贡献, 如2012年11月两个站位QO-1与QO-2的COD含量极低, 说明水域的营养盐成分中有机污染所占比例较小。总体来看, 淇澳岛附近水域的污染程度受磷元素影响较大。
Tab. 1 Results of evaluation of ITL and relationship with the alignment of the nutrition category and ITL

表1 综合营养状态指数(ITL)结果及与营养类别的对应关系

调查时间 ITL (TP) ITL (TP) ITL (COD) ITL
QO-1 2011-11 58.40411 71.18249 -1.93814 42.54949
2012-03 96.05474 59.79778 20.59628 58.81627
2012-08 50.7794 54.10888 31.28259 45.39029
2012-11 53.22108 64.71129 -66.3137 17.20623
2013-03 48.31405 72.40241 — 60.35823
2013-08 50.38292 65.60242 12.75077 42.91204
2013-11 49.28281 64.88265 16.68652 43.61733
2015-11 44.32174 64.68554 2.890212 37.29916
2016-03 52.9104 66.48724 10.12694 43.17486
平均值 55.96347 64.87341 3.260187 43.48043
QO-2 2011-11 63.56276 67.60041 14.67732 48.6135
2012-03 97.25298 52.53767 24.16141 57.98402
2012-08 53.1964 53.87984 14.91755 40.6646
2012-11 47.1492 65.00202 -76.2621 11.96303
2013-03 45.89144 62.35763 — 54.12453
2013-08 22.71624 65.643 21.08313 36.48079
2013-11 45.28333 66.04099 14.38253 41.90229
2015-11 57.20921 64.936 14.89369 45.67963
2016-03 57.40511 64.24262 7.286138 42.97796
平均值 54.40741 62.47113 4.392458 42.26559
QO-3 2011-11 — — — —
2012-03 — — — —
2012-08 49.54345 57.75013 21.61822 42.9706
2012-11 — — — —
2013-03 50.06911 73.70313 — 61.88612
2013-08 53.7048 65.96416 15.51977 45.06291
2013-11 47.08079 63.39568 6.861464 39.11264
2015-11 47.3766 65.01571 -5.8642 35.50937
2016-03 46.02334 62.49294 8.921229 39.14584
平均值 48.96635 64.72029 9.411296 43.94791

注: “—”表示该月份未采样。

Fig. 4 Changes of ITL at different sampling sites

图4 各采样点综合营养状态指数(ITL)变化

2.1.3 主成分分析(PCA)
本研究将淇澳岛附近水域3个站位所检测的所有理化指标作为原始数据, 对在近5年共9次采样的12项理化参数(pH、DO、温度、磷酸盐、硝酸盐、亚硝酸盐、氨氮、总磷、总氮、化学需氧量、叶绿素、悬浮物)及252个数值进行主成分(PCA)分析, 得到的分析结果如图5和表2。
Fig. 5 Results of PCA analysis

图5 主成分分析结果

Tab. 2 Statistical characteristics of the first four axes of PCA analysis

表2 主成分分析(PCA)前4轴的统计特征

轴1 轴2 轴3 轴4
特征值 0.481 0.274 0.138 0.065
方差积累百分比/% 48.1 75.5 89.3 95.8
结果显示, 第1轴的特征值λ1为0.481, 第2轴特征值λ2为0.274, 共捕捉了75.5%的累计方差。从淇澳岛水域采样点与环境的相关性主成分分析结果可以看出, 各个月份的样点在排序轴中区域性分布明显, 其中除了2012年8月的3个采样点的环境因子分布在第4象限, 说明夏季温度升高、浮游植物大量繁殖, 因此主要受到温度和叶绿素的影响外, 2011年至2013年的其余所有采样点均分布在第1轴的负半轴处, 且所有代表营养盐的箭头位于第1、3象限, 说明这些采样点均受到了多种营养盐的影响, 富营养程度较高。2015年11月与2016年3月的采样点与之相反, 说明该时间段采样点的环境因子受富营养影响减弱, 并且2016年3月QO-1和QO-2采样点位于第4象限, 说明这两个站位的采样点受到COD的影响, 有机污染程度有所增加。

2.2 浮游植物

2.2.1 浮游植物的种类组成
本调查于2012年3月与2016年3月两次采样共鉴定30种藻类, 其中硅藻门20种, 甲藻门4种, 绿藻门2种, 隐藻门1种。两次调查中浮游植物群落优势种分别为骨条藻Skeletonema spp.(优势度0.86)、长菱形藻Nitzschia longissima(优势度0.15)、热带骨条藻S. tropicum(优势度0.94)。
2.2.2 浮游植物多样性指数
两次采样调查期间, 淇澳岛3个站位Margalef多样性指数范围是0.17~0.63, Shannon-Wiener多样性指数范围是0.04~1.40, Pielou均匀度指数范围是0.02~0.87, Simpson生态优势度指数是0.01~0.71, 多样性阈值范围是1.61~2.64。从图6可以看出, 除了Margalef多样性指数最高值出现在2016年,Shannon-Wiener多样性指数、Pielou均匀度指数、Simpson生态优势度指数、多样性阈值最高值均出现在2012年。
Fig. 6 Temporal variation between diversity index of the positions of QQ-1(a), QQ-2(b) and QQ-3(c) and algae cells density

图6 QQ-1站(a)、QQ-2站(b)及QQ-3站(c)的多样性指数与各站位细胞密度的时间变化(d)

从图上可以看出, 2016年3月调查期间3个站位的细胞密度均较2012年3月大幅度下降, 其中站位QO-1与QO-2除了Margalef多样性指数增加, Shannon-Wiener多样性指数、Pielou均匀度指数、Simpson生态优势度指数、多样性阈值都有明显下降, 说明这两个站位的浮游植物种类及多样性有所增加。QO-2站位的浮游植物的多样性阈值评价由较好(1.5~2.5)升高至丰富(2.5~3.5), 但是浮游植物群落结构稳定性减弱, 均匀度降低。QO-3站位的各项指数均呈上升, 说明虽然浮游植物细胞密度降低, 但是群落结构丰富度升高, 种类丰富, 种群稳定性较好, 可以承受较大的环境压力。

2.3 浮游动物

2.3.1 浮游动物的种类组成
本调查于2015年11月在淇澳岛3个站位采集浮游动物样品, 共鉴定16种浮游动物。其中优势种为裸桂水蚤Delius nudus(优势度0.22)和细长腹剑水蚤Oithona attenuata(优势度0.16)。
2.3.2 浮游动物多样性
本次调查各站位多样性指数见表3。与方宏达等(2009)在2006年同期调查的结果相比, 浮游动物优势种完全改变, 种类数量与Shannon-Wiener多样性指数降低, 但Pielou均匀度指数升高, 说明在淇澳岛附近水域浮游动物优势种发生很大的演替, 虽然群落结构整体分布均匀, 但是稳定性减弱。本次调查3个站位各项多样性指数无明显差异, 说明各站位群落结构趋于一致。
Tab. 3 Diversity index of zooplankton

表3 浮游动物多样性指数

区域 H R J D 种类数 Dv 总数/(个•L-1)
QO-1 1.43 0.80 0.68 0.64 8 2.07 403
QO-2 1.73 0.95 0.78 0.76 9 2.19 334
QO-3 1.93 1.12 0.84 0.83 10 2.30 261
平均值 1.70 0.96 0.77 0.75 9 2.20 332.6

2.4 鱼类

2.4.1 鱼类群落的种类组成
系镶嵌特点, 属印度-西太平洋亚热带动物区系, 以暖水性海水鱼类占优势(苏巍, 2014)。另外鱼类区系组成不包括洄游型及外来入侵物种, 即七丝鲚、鲻鱼等溯河、降海洄游型鱼类及莫桑比克罗非鱼Tilapia Mossambica、尼罗罗非鱼Oreochromis niloticus等生长较快、繁殖力强、适应环境能力强的鱼类。
Tab. 4 Species composition of fish in Qi’ao Island

表4 淇澳岛鱼类纲、目、科、属和种不同分类阶元组成

纲 目 数量(百分比/%)
科 属 种
软骨鱼纲 鳐形目 1(2.13) 1(1.23) 1(1.04)
硬骨鱼纲 鲱形目 2(4.26) 4(4.94) 6(6.25)
鲤形目 2(4.26) 5(6.17) 5(5.21)
鳗鲡目 2(4.26) 3(3.70) 3(3.13)
鲇形目 2(4.26) 2(2.47) 2(2.08)
颌针鱼目 2(4.26) 2(2.47) 2(2.08)
鲻形目 2(4.26) 3(3.70) 4(4.17)
鲈形目 25(53.19) 45(55.56) 57(59.38)
鲉形目 3(6.38) 6(7.41) 6(6.25)
鲀形目 2(4.26) 4(4.94) 4(4.17)
鲽形目 3(6.38) 5(6.17) 5(5.21)
合鳃鱼目 1(2.13) 1(1.23) 1(1.04)
总计 47 81 96
分析结果表明, 淇澳岛附近区域鱼类种类最多的为鲈形目鱼类, 其次是鲉形目和鲱形目鱼类, 鳐形目和合鳃鱼目的鱼类最少, 各有1种。从科作为分类阶元来看, 鰕虎鱼科、鮨科、鲹科及石首鱼科鱼类占周围水域鱼类总种类数的17.7%, 其余分布较为均匀。
从图2中可以清楚地看出区域划分与盐度的关系: QO-1区盐度较大; QO-2、QQ-3区域位于淇澳岛两侧, 鱼类的群落结构比较相似; QO-3区属于咸淡水区。淇澳岛鱼类组成呈现明显的空间变化, 3个区域主要由鲈形目鱼类、鲉形目、鲱形目的鱼类构成, 其中鲈形目鱼类各区分布最为广泛, 数量也最多; 鲉形目鱼类多集中在深水的QO-1区, 鲱形目鱼类在QO-2区较多, 鲤形目鱼类多集中在QO-3等近海区域。
2.4.2 物种优势度
本次调查共有9种优势鱼类: 七丝鲚(0.028)、凤鲚Coilia mystus(0.023)、花鰶Clupanodon thrissa (0.024)、中国花鲈Lateolabrax japonicus(0.020)、棘头梅童鱼(0.032)、皮氏叫姑鱼Johnius belangerii (0.025)、红点叶鰕虎鱼Gobiodon ervthrospilus(0.024)、红狼牙鰕虎鱼Odontamblyopus rubicundus(0.035)、青弹涂鱼Scartelaos histophorus(0.023)。其中, 棘头梅童鱼、红狼牙鰕虎鱼两种小型鱼类的个体数和生物量均占绝对优势。历史资料显示鱼类优势种为七丝鲚、斑鰶Konosirus punctatus、鳓Ilisha elongata、广东鲂、鲈Perca fluviatilis、棘头梅童鱼、短棘鲾Leiognathus equulus、银鲳Pampus argenteus、红狼牙鰕虎鱼、小头栉孔鰕虎鱼等。对比发现, 棘头梅童鱼、红狼牙鰕虎鱼、七丝鲚等鱼在历次鱼类资源调查中均为优势种, 它们占渔获物总量的百分比、优势度和出现频率均较高, 对淇澳岛鱼类浮游生物群落稳定性起到重要作用。棘头梅童鱼、七丝鲚均为近岸小型鱼类, 是淇澳岛渔业资源主要经济鱼类; 鰕虎鱼的发育过程直接受水质和底质环境影响, 可在一定程度上反映底层沉积环境的变动。因此, 淇澳岛鱼类的监测应该以这3种鱼类作为指示物种, 以了解鱼类对于附近水域环境的响应。
2.4.3 鱼类物种多样性指数
淇澳岛附近水域随着水深不断增加, 鱼类种类也不断增多。从表5可以看出, 鱼类物种结构的复杂性(Shannon-Wiener 指数)QO-1区域最大, QO-3区域物种多样性指数值偏低, 随着水深增加, 多样性指数总体呈递减的趋势, 说明随着淇澳岛各生境的不同, 其鱼类物种多样性组成有明显的变化趋势; 均匀性与异质性(Pielou指数)QO-1区域最大, QO-2区域适中, 淡水区域QO-3均较小; 种类丰富度指数QO-1区最大, QO-3区鱼类丰富度指数最差, 与物种丰富度基本一致。与历史调查资料相比, 鱼类物种多样性和丰富度均明显下降, 鱼类群落结构不稳定。
Tab. 5 Diversity index of fish

表5 鱼类多样性指数

区域 Shannon-Wiener 指数 Pielou 指数 种类丰富度指数 种类总数 个体总数
QO-1 3.6009 0.9143 8.8908 55 591
QO-2 2.9817 0.8234 6.6373 32 248
QO-3 2.9800 0.8848 5.7782 38 342
平均值 3.1875 0.8742 7.1021 96 1181

3 讨论

3.1 围填海对淇澳岛水域环境因子的影响

珠江口是我国经济活动频繁、人类活动影响与自然因素影响交汇的重要区域。淇澳岛位于珠江口西侧, 附近水域环境因子受半潮礁围填海工程的影响明显。从1966年开始淇澳岛地区的重金属含量就已受人类影响, 王爱军等(2011)研究表明, 2005—2008年间淇澳岛水域沉积物重金属含量逐年增高与陆地向海洋输入的重金属有关, 马玉(2014)的研究同样也证明这一观点, 并且表明2005年后珠江口沉积物重金属含量的上升是受大量的人类活动的影响(HUANG et al, 2003)。本研究对淇澳岛水域自2011年至2015年海水中重金属的含量进行检测, 结果发现重金属含量呈先下降后增高的趋势。此外, 在2016年3月海水中Pb含量增高, 首次达到二类海水标准。
近些年对珠江口富营养化的研究表明, 自1987年以来珠江口水质富营养化有不断加重的趋势(Huang et al, 2003); 而Yin等(2000、2001、2004)于2005年之前对珠江口水域的研究表明, 该水域氮富集而没有引发浮游植物高生物量, 磷限制是主要原因之一。本研究对2010—2014年淇澳岛水域以西的唐家湾东部大陆沿岸围填海工程实施期间及完成后的海水富营养化做出评价, 发现自2011年后磷对淇澳岛水域富营养状态指数的贡献率高于氮, 并且海区内富营养来源主要是无机营养物。但是主成分分析(PCA)研究结果表明, 自2015年后, 淇澳岛水域环境的限制因素从多种无机营养盐向代表浮游植物生物量的叶绿素过渡, 整个环境不受无机营养盐的限制, 且2016年部分站位受到化学需氧量的限制影响。由于化学需氧量的高低与有机污染物含量有关, 说明淇澳岛附近水域水质的富营养状态包含一定程度的有机营养物影响, 这可能与围填海工程施工完成后人类活动增多有关。

3.2 围填海对淇澳岛水域海洋生物的影响

海洋生物是整个海洋生态系统食物链的基本组成, 其分布特征与种群数量不仅受到环境因子的影响, 而且在时空变化上也很大程度地受到人为因素的干扰。围填海工程可以改变海洋的物理化学环境, 引起海洋生态系统的结构和功能的变化。围填海对浮游生态系统的影响一般是间接的, 围填海造成河口、海湾的潮流动力减弱, 引起了附近海区浮游植物、浮游动物、鱼类多样性的普遍降低及优势种和群落结构的变化(Hickey et al, 2002)。
本研究对淇澳岛水域南部半潮礁围填海工程实施前后附近水域3类海洋生物进行多样性调查, 发现浮游植物、浮游动物以及鱼类现今的群落结构稳定性较围填海工程完成之初均有不同程度的下降。
浮游植物作为海洋生态系统中的生产者, 对整个食物链的物质运输与能量传递起到举足轻重的作用。浮游植物的群落结构受水温、盐度、潮汐、营养盐、光照等影响, 围填海工程的实施改变了海洋环境中的理化因子, 从而间接地影响了整个浮游植物群落(Hickey et al, 2002)。许多地区围填海工程的实施也是如此, 如韩国新万金围填海工程造成当地浮游植物优势种发生演替(Sato et al, 2002), 胶州湾海域浮游植物细胞密度在围填海后处于亚健康状态(钟明美, 2010), 这些研究与本研究的结果一致。在对浮游植物群落结构的调查中发现, 在围填海工程结束后的几年内, 浮游植物细胞密度急剧减少, 优势种发生演替。
浮游动物作为整个生物链的初级消费者, 其数量与群落结构的变化反映了整个生态系统的稳定程度。调查期间, 浮游动物较围垦工程完成初期数量并无明显变化, 但是群落结构稳定性减弱, 优势种的优势度减弱, 种群结构发生完全演替, 这与黄备等(2015)对椒江口围填海工程对浮游动物影响的研究结果相似。在围垦结束后, 浮游动物的Shannon- Wiener指数降低, 种群多样性受到影响。而本次调查中, 浮游动物的均匀性却升高, 说明围垦对附近海域多样性的影响兼有正向和反向作用。李强等(2012)认为, 单从生物多样性指数值尚不足以全面评价围垦对浮游动物多样性的影响。因此, 关于围垦对海域生物多样性的影响研究尚欠深入, 尤其缺乏定量的明确结论, 需要对淇澳岛围填海工程与当地生境的关系作进一步的分析(蔡丽萍 等, 2011)。
围填海工程会对水流环境产生极大的影响, 可以造成附近海区生物多样性降低及优势种和群落结构的变化, 周围水域生物资源在种类数、生物量上都会出现明显降低趋势(胡聪, 2014)。围填海对生物的影响比较复杂, 直接影响主要是通过填埋的方式覆盖生物栖息地(包瑛瑛, 2015)。在施工过程中产生大量悬浮泥沙, 导致水体混浊、溶解氧浓度降低, 直接对生物的呼吸和消化系统造成影响, 尤其会影响生物幼体的存活率(许思思, 2011)。除此之外, 围填海对生物资源的间接影响更大, 围填海导致海岸线外推, 迫使生物迁移。围填海造成河口、海湾的潮流形态和动力减弱, 引起水体和底质理化性质改变, 影响生物生理及生活史过程, 很多滩涂资源直接被覆盖, 鱼类丧失了重要的栖息地、产卵场和繁育场(胡聪, 2014)。
理化环境的变化引起生物做出相应的行为反应。鱼类空间移动性较强, 可以更快更早地对围填海做出响应。近年来围填海工程和过度捕捞、水产养殖、环境污染等人为干扰的不断加强, 已经严重影响了淇澳岛区域渔业资源, 尤其是经济鱼类(李永振 等, 2000); 从优势种变化来看, 广东鲂、凤鲚Coilia mystus、花鲈Lateolabrax maculatus、银鲳、鳓、带鱼Trichiurus lepturus、斑鰶等传统经济鱼类优势度降低, 经济价值偏低的虾虎鱼类优势性显著, 而棘头梅童鱼、七丝鲚和花鰶仍然为优势种, 表明围填海对鱼类群落多样性的影响弱于对生物量和资源量的影响(詹海刚, 1998)。同样地, 浮游动物的种群变化又会进一步影响食物链中更高一级的鱼类的摄食, 也会改变鱼类的种群变化。如舟山群岛受大面积围填海影响, 渔业资源锐减(谢挺 等, 2009); 大连庄河市蛤蜊岛附近海域生物资源因连岛大堤的修建, 生态系统被破坏而彻底消失(狄乾斌 等, 2008)。在本次调查中, 鱼类的种群数量较围填海之前有一定的减少, 鱼类多样性减弱。虽然该结果与人类过度捕捞有关, 但是与围填海工程改变当地环境也不无关系。

4 结语

除了直接利用价值外, 海洋资源还有一些非使用价值, 例如选择价值、存在价值和遗传价值等。虽然这些多样性对于人类而言没有直接的使用价值, 但是对于整个海洋生态系统的长期存续与稳定有着至关重要的作用, 对人类的可持续发展意义重大。围填海过程对水域环境的影响是深远的, 可能会危及濒危物种的种群数量, 破坏珍稀动物的生存环境, 甚至导致物种的灭绝。我们在利用围填海工程开发利用海洋的同时, 应该也要重视海洋环境的保护工作, 做到海洋生态环境保护与海洋经济发展共赢。

The authors have declared that no competing interests exist.

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