Research on acoustic target strength of Larimichthys crocea in South China Sea based on Kirchhoff Approximation Model
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摘要:
渔业声学是评估鱼类丰度和分布的重要方法，而大黄鱼 (Larimichthys crocea) 的声学评估常受限于目标强度 (Target strength, TS) 数据不足。基于此，利用基尔霍夫近似模型 (Kirchhoff approximation model) 对南海地区养殖大黄鱼的目标强度进行了测定和计算，并探究了其姿态倾角、体长 (L) 及声波频率等因素与目标强度的关系，旨在补充大黄鱼的目标强度数据，为南海渔业资源的声学评估提供科学参考。结果表明，在38、70、120和200 kHz频率下，大黄鱼的目标强度与体长间的拟合关系分别为TS=20lgL−74.12、TS=20lgL−74.34、TS=20lgL−71.98和TS=20lgL−70.01。在相同频率下，大黄鱼的目标强度随体长的增加而增大，并且在姿态倾角介于 −20°~−10° 和10°~20° 时表现出较高的目标强度，这与其体鳔夹角、运动姿态和生活习性相符。当频率超过70 kHz时，大黄鱼的目标强度随频率的上升而增加，但非线性关系。
Abstract:Fisheries acoustics is as an important method for assessing fish abundance and distribution, but the acoustic assessment of Larimichthys crocea is often limited by insufficient Target strength (TS) data. Thus, we employed the Kirchhoff Approximation Model to measure and calculate the TS of cultured L. crocea in the South China Sea, and analyzed the relationship between its attitude inclination, body length (L), acoustic frequency and the target intensity, so as to supplement the target intensity data of L. crocea, and provide scientific references for the acoustic assessment of fishery resources in the South China Sea. The results show that at the frequencies of 38, 70, 120 and 200 kHz, the relationship between TS and body length can be approximated by TS=20lgL−74.12, TS=20lgL−74.34, TS=20lgL−71.98, and TS=20lgL−70.01, respectively. At the same frequencies, the TS of L. crocea increased with increasing body length, with higher values at angles of −20°−−10° and 10°−20°, aligning with their swim bladder orientation, movement posture and behavioral patterns. Moreover, when the frequency was over 70 kHz, the TS of L. crocea increased with increasing frequency but without a direct linear relationship.
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近年来，近岸和河口水体中尿素(urea)浓度不断升高，主要输入途径包括：1)种植农业施用的尿素经陆地径流带入海中。在过去的几十年全球尿素的施用量增加了100倍，未被吸收利用的尿素在施肥后通过径流等方式流入沿海[1]。2)近海养殖动物代谢废物直接排入水体[2]。在夏季，烟台四十里湾养殖的双壳贝类每天排泄尿素量氮(N)为0.2 t[3]。3)沿海城镇化和经济的发展导致大量工业和生活污水入海[4]。黄凯旋等[5]于2011年春季调查海南岛近海尿素(以氮浓度表示，Urea-N)浓度范围为2.07~3.30 μmol·L-1，较高浓度的尿素主要分布在排污口、养殖区或旅游区的近岸海域。以上因素均直接或间接使近海尿素浓度不断升高。
大亚湾是典型的亚热带海湾，2008年大亚湾东北部澳头海域Urea-N的平均浓度为2.01 μmol·L-1，10月高达20.50 μmol·L-1[6]；张云等[7]在2010年~2011年调查大亚湾海域Urea-N浓度变化范围为0.81~8.54 μmol·L-1，高于珠江口、长江口和秦皇岛海域。大鹏澳位于大亚湾的西南部，人类活动频繁，由于受陆源污染物输入、海水养殖自身污染和周边滨海旅游活动的影响，大鹏澳水体富养化较严重[8-11]。虽然目前对大亚湾的尿素与浮游植物脲酶的分布已进行了调查，但是关于大鹏澳水域的尿素浓度和浮游植物的脲酶活性分布特征及其影响因素尚不明确。笔者对大鹏澳的核电温排区、人工鱼礁区和水产养殖区以及内陆排污河口的尿素浓度和浮游植物脲酶进行调查，并结合相关理化环境因子，对比分析影响不同区域脲酶活性的主要因素，这对查明尿素的来源及其生物可利用性，深入探讨大鹏澳海域富营养化形成机制具有重要意义。
1. 材料与方法
1.1 采样时间与采样站位
2014年8月在大鹏澳湾内人类活动区域及内陆排污河口进行现场调查，调查区域包括核电温排区(Ⅰ)、人工鱼礁区(Ⅱ)、水产养殖区(Ⅲ)，以及陆地排污河口——南涌河口(Ⅳ)、龙岐河口(Ⅴ)和王母河口(Ⅵ)，在每个区域设置3个采样点，站位设置见图 1。
1.2 调查项目及方法
现场利用美国YSI Professional Plus便携式水质分析仪测定表层水体温度(T)和盐度(S)，利用5 L的有机玻璃采水器采集表层(水下0.5 m)水样，一部分水样经0.45 μm醋酸纤维滤膜过滤，滤膜低温保存(-20 ℃)用于测定叶绿素a(Chl-a)浓度，过滤后的水样用于测定营养盐，另一部分水样经孔径100 μm筛绢过滤后，用GF/F滤膜收集浮游植物颗粒，滤膜液氮保存用于测定脲酶活性(以NH4+-N表示)。
硝酸盐(NO3--N)、铵盐(NH4+-N)、亚硝酸盐(NO2--N)、磷酸盐(PO43--P)参考《海洋监测规范》(GB 17378.4—2007)的方法进行测定，溶解无机氮(DIN)=NO3--N+NH4+-N+NO2--N、Chl-a采用荧光法(Turner 10型荧光计)测定，尿素浓度采用二乙酰一肟法测定[4]，脲酶活性的测定参考黄凯旋等[5]的方法。
1.3 数据分析处理
使用SPSS 13.0软件进行数据分析，不同区域间理化环境因子的差异性采用单因素方差分析方法(ANOVA)，浮游植物脲酶活性与理化环境因子的相关性采用皮尔逊(Pearson)相关系数法分析。
2. 结果
2.1 不同区域理化环境因子的分布
大鹏澳不同区域的理化环境因子的分布见表 1。湾内区域和河口区域的温度变化范围分别为28.7~30.0 ℃和28.6~30.6 ℃，王母河口的温度显著高于鱼礁区和龙岐河口(P＜0.05)；湾内区域和河口区域的盐度变化范围分别为32.7~33.8和27.4~30.9，湾内区域的盐度显著高于河口区域(P＜0.05)。湾内区域的NO3--N、NH4+-N、DIN、PO43--P浓度变化范围分别为0.42~1.01 μmol·L-1、3.60~3.65 μmol·L-1、4.24~4.95 μmol·L-1、0.06~0.56 μmol·L-1，各区域间的NO3--N、NH4+-N、DIN浓度无显著差异(P＞0.05)，温排区的PO43--P浓度最低，导致c(DIN)/c(PO43-)显著高于其他区域(P＜0.05)。河口区域的NO3--N、NH4+-N、DIN、PO43--P浓度变化范围分别为3.10~86.65 μmol·L-1、6.76~25.36 μmol·L-1、10.18~106.44 μmol·L-1、0.39~2.04 μmol·L-1，南涌河口无机营养盐浓度与湾内各区域之间无显著差异(P＞0.05)，而龙岐河口和王母河口的无机营养盐浓度均显著高于其他区域(P＜0.05)。湾内各区域Chl-a质量浓度的变化范围为2.40~7.82 μg·L-1，河口区域的变化范围为2.28~5.77 μg·L-1，鱼礁区的Chl-a质量浓度最高，显著高于温排区、龙岐河口和王母河口(P＜0.05)。
表 1 夏季大鹏澳水域理化环境因子Table 1. Physical and chemical factors of different areas around Dapeng Cove during summer区域 area 水温/℃
water temperature盐度
salinityc(硝酸盐)/μmol·L-1
NO3--Nc(铵盐)/μmol·L-1
NH4+-Nc(溶解无机氮)/μmol·L-1
DINc(活性磷酸盐)/μmol·L-1
PO43--Pc(溶解无机氮)/c(活性磷酸盐)
c(DIN)/c(PO43-)ρ(叶绿素a)/μg·L-1
Chl-a温排区 thermal discharge area 30.0±0.9ab 33.8±0.2a 1.01±0.84a 3.63±0.12a 4.95±0.79a 0.06±0.03a 93.5±30.4a 2.40±0.83a 鱼礁区 artificial reef area 28.7±0.3a 33.5±0.1a 0.71±0.30a 3.60±0.08a 4.49±0.37a 0.29±0.02ab 15.4±0.7bc 7.82±2.83b 养殖区 aquaculture area 29.4±0.1ab 32.7±0.4a 0.42±0.15a 3.65±0.02a 4.24±0.14a 0.56±0.09b 7.7±1.1b 4.99±2.31ab 南涌河口 Nanyong estuary 29.5±0.8ab 30.9±1.4b 3.10±0.61a 6.76±0.54a 10.18±1.12a 0.39±0.07ab 27.1±8.3bc 5.77±1.94ab 龙岐河口 Longqi estuary 28.6±0.5a 29.4±0.5b 25.29±3.56b 25.36±3.51b 52.91±7.38b 1.45±0.42c 40.0±15.5bc 2.48±0.54a 王母河口 Wangmu estuary 30.6±0.6b 27.4±0.5c 86.65±4.20c 16.21±4.18c 106.44±9.06c 2.04±0.06d 52.2±3.7c 2.28±0.71a 注：同一列数据中标有不同小写字母表示不同区域间的理化环境因子具有显著性差异(P＜0.05)
Note：The different letters in the same column indicate significant difference among the physical and chemical factors of different areas (P＜0.05).2.2 不同区域尿素浓度与浮游植物脲酶活性的分布
大鹏澳水域的尿素浓度与脲酶活性的分布见图 2。湾内区域和河口区域的尿素浓度变化趋势与DIN相似，变化范围分别为0.28~1.21 μmol·L-1和0.38~3.50 μmol·L-1，龙岐河口和王母河口的尿素浓度显著高于其他区域(P＜0.05)，养殖区的尿素浓度显著高于温排区、鱼礁区和南涌河口(P＜0.05)，湾内区域和河口区域的尿素浓度分别相当于DIN浓度的6.30%~24.31%和3.13%~6.77%，其中养殖区的c(Urea-N)/c(DIN)显著高于其他区域(P＜0.05)。湾内区域和河口区域的浮游植物脲酶活性的变化范围分别为0.61~1.03 μmol·(L·h)-1和0.82~1.07 μmol·(L·h)-1，养殖区、龙岐河口和王母河口的较高，温排区和鱼礁区的脲酶活性较低，并且养殖区的脲酶活性显著高于温排区和鱼礁区(P＜0.05)。
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图 2 夏季大鹏澳不同区域的尿素浓度、尿氮/溶解无机氮和脲酶活性的分布不同字母表示差异显著(P＜0.05)Figure 2. Distribution of urea concentrations, Urea-N/DIN and urease activity in Dapeng Cove during summerDifferent letters indicate significant difference (P < 0.05).2.3 浮游植物脲酶活性与理化环境因子的相关性分析
通过相关性分析，各区域的脲酶活性与温度、盐度均无显著相关性(P＞0.05)(表 2)。养殖区的脲酶活性与尿素浓度呈显著正相关关系(P＜0.05)，在鱼礁区、养殖区和南涌河口，无机营养盐是脲酶活性的关键影响因子(P＜0.05)，其中在南涌河口，c(DIN)/c(PO43-)与脲酶活性呈显著负相关关系(P＜0.05)，而温排区、龙岐河口和王母河口的脲酶活性与无机营养盐和尿素均不存在显著相关性(P＞0.05)。鱼礁区、养殖区和南涌河口的脲酶活性与Chl-a浓度呈正相关关系，其中养殖区为极显著相关关系(P＜0.01)，而温排区、龙岐河口和王母河口的脲酶活性与Chl-a浓度呈负相关关系，但无显著相关性(P＞0.05)。
表 2 大鹏澳不同区域脲酶与理化环境因子的相关关系Table 2. Pearson correlation coefficients between urease activities and environmental factors in Dapeng Cove区域
area变异来源
source of variability温度
temperature盐度
salinity溶解无机氮
DIN活性磷酸盐
PO43--P溶解无机氮/活性磷酸盐
DIN/PO43-尿素
Urea叶绿素a
Chl-a温排区 thermal discharge area 脲酶活性 -0.207 -0.461 -0.164 -0.024 -0.252 0.392 -0.220 鱼礁区 artificial reef area -0.310 -0.551 -0.918* -0.672 -0.697 0.667 0.736 养殖区 aquaculture area -0.713 -0.369 0.605 0.897* -0.806 0.859* 0.922** 南涌河口 Nanyong estuary 0.774 -0.765 0.906* -0.905* -0.897* 0.802 0.683 龙岐河口 Longqi estuary 0.560 -0.660 -0.440 0.664 -0.466 0.562 -0.204 王母河口 Wangmu estuary 0.332 -0.190 0.450 0.717 0.232 0.680 -0.541 注：*. 在0.05水平上显著相关；**. 在0.01水平上极显著相关
Note：*. significant at 0.05 level；**. very significant at 0.01 level3. 讨论
氮源是海洋浮游植物生长必不可少的大量元素。过去，海洋生态学家主要关注无机氮源NO3-和NH4+，而对于海水中有机氮源尿素的分布及其生物可利用性知之甚少。大亚湾是中国南方受人类活动影响最典型的亚热带海湾，自20世纪80年代以来，其营养盐结构发生了巨大的变化[12]。张云等[7]于2011年调查显示，大亚湾夏季的尿素浓度为(4.32±1.65)μmol·L-1，并且多数调查区域的尿素浓度高于DIN。而该研究发现，大鹏澳水域夏季的尿素浓度为(1.55±1.46)μmol·L-1，较张云等[7]的调查结果偏低，并且各区域尿素浓度均低于DIN，这种差异可能是由于调查区域和调查时间不同所致。夏季的大亚湾海域处于丰水期，沿岸径流输入量增大，DIN浓度增加[12]，尤其是大鹏澳周边入海河水中DIN浓度贡献最大[8]，因此，相对于整个大亚湾水域而言，大鹏澳区域的氮源仍是以DIN为主。在龙岐河口和王母河口的尿素浓度显著高于其他区域，龙岐河和王母河的流经区域主要为人口密集的城镇生活区和工业区，南涌河流经区域主要为农田区和果园区，人口较少[8]，同时对比大鹏澳内的3个区域的尿素分布，养殖区显著高于温排区和鱼礁区，说明大鹏澳水域的尿素主要来自于陆地径流，其次为水产养殖生物排泄和养殖区的生活排污。
浮游植物能吸收利用不同种类的氮源，但都必须以NH4+的形式与浮游植物细胞内的碳水化合物衍生的酮酸相作用生成氨基酸而被利用[13]。尿素分子量小，结构简单，很容易被浮游植物吸收利用[14-15]，但是大部分浮游植物需通过脲酶将尿素分解成NH4+和二氧化碳(CO2)才能被同化[16]。该研究中各区域浮游植物的脲酶活性与尿素浓度呈正相关关系，表明浮游植物的脲酶是组成型调节而不是组成型表达[17]，尿素可诱导调节尿脢活性。通常水体中尿素浓度超过1 μmol·L-1时就会成为浮游植物的重要氮源[1, 18-21]。在所调查的区域内，养殖区、龙岐河口和王母河口的尿素浓度均超过了1 μmol·L-1，但只有养殖区浮游植物的脲酶活性与尿素浓度呈显著的正相关关系，在养殖区浮游植物的生物量是氮磷营养盐的主要控制因素之一[22]，同时海水中的Chl-a浓度是反映浮游植物现存量的重要指标，大亚湾的Chl-a浓度变化与藻类细胞密度的变化趋势一致，可表征浮游植物的生物量[12, 23-24]。相对于龙岐河口和王母河口，养殖区的Chl-a浓度较高，浮游植物的快速生长增加了对氮源的需求量，进而也增强了尿素的可利用性，起到诱导脲酶的作用。
研究显示，大鹏澳浮游植物的脲酶活性为(0.86±0.20)μmol·(L·h)-1，高于整个大亚湾的脲酶活性(0.029±0.047)μmol·(L·h)-1[7]，这与尿素浓度的分布正好相反，原因可能是尿素不是影响脲酶活性的唯一因素。浮游植物脲酶活性的调控机制非常复杂，不仅与尿素浓度有关，还受多种因子(包括温度、盐度、营养盐浓度与比例、浮游植物群落结构与丰度等)的影响。一般而言，外海海域的浮游植物对氮和磷的吸收大致按照16:1的Redfield定律[25-26]，而近岸海域的c(DIN)/c(PO43-)在5~15时最适合浮游植物的生长[9]。通常脲酶活性与浮游植物的生物量呈正相关关系[18]。在笔者研究中鱼礁区、养殖区和南涌河口的c(DIN)/c(PO43-)分别为15.4/1、7.7/1和27.1/1，有利于浮游植物的生长，Chl-a浓度较高，但是只有养殖区的脲酶活性与Chl-a浓度呈极显著正相关关系，养殖区的尿素浓度相当于DIN的24.31%，显著高于其他区域，对该区域的氮源贡献率最高，可作为重要氮源促进浮游植物的生长。温排区、龙岐河口和王母河口的c(DIN)/c(PO43-)分别为93.5/1、40.0/1和52.2/1，这3个区域浮游植物的生长繁殖受到PO43-限制，Chl-a浓度较低，因此，即使这3个区域的尿素浓度较高(分别为0.62 μmol·L-1、3.29 μmol·L-1和3.50 μmol·L-1)，也会限制尿素的可利用性。
从生理角度讲，NH4+的吸收利用比NO3-消耗较少能量，是浮游植物优先吸收的氮源[27]。因此，浮游植物体内脲酶活性表现出受NH4+的抑制调节，受NO3-的诱导作用[17]。虽然龙岐河口和王母河口的尿素浓度显著高于南涌河口，但是3个河口区域浮游植物的脲酶活性均较高，并无显著差异。相对于南涌河口，龙岐河口和王母河口的NH4+浓度过高可抑制浮游植物体内脲酶的诱导调节。同时，营养盐浓度对浮游植物的生物量影响也较大。一般来说，浮游植物生长速率随着营养盐浓度的增加而增大，但过高的营养盐浓度可抑制浮游植物的生长[28]。在龙岐河口和王母河口，DIN浓度显著高于南涌河口，不仅造成c(DIN)/c(PO43-)偏高，限制了浮游植物对氮源的吸收利用，而且过高的营养盐浓度会对浮游植物产生毒副作用，不利于浮游植物的生长繁殖，进而限制了对脲酶的诱导调节。
4. 结论
1) 夏季大鹏澳的尿素浓度较低，尿素相当于DIN浓度的3.13%~24.31%，氮源仍是以DIN为主；大鹏澳湾内和河口的尿素浓度相差较大，湾内和河口尿素浓度范围分别为0.28~1.21 μmol·L-1和0.38~3.50 μmol·L-1，靠近生活区和工业区的龙岐河口和王母河口的尿素浓度最高，养殖区次之，温排区、鱼礁区和南涌河口最低，人类活动对大鹏澳的尿素分布影响较大。
2) 总体来说，不同类型的人类活动对尿素可利用性影响亦不尽相同。大鹏澳夏季浮游植物脲酶活性为0.61~1.07 μmol·(L·h)-1，除了与尿素浓度正相关外，还受营养盐的浓度与比例以及浮游植物生物量的影响。合理的营养条件可促进浮游植物生长繁殖，表现出脲酶的诱导调节，增强尿素的可利用性，同时在养殖区尿素可作为浮游植物的重要氮源而被吸收利用。
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图 1 基尔霍夫近似模型坐标系结构示意图[25]
注：a. 侧向等距离切片；b. 腹背向等距离切片；c. 第j个体积单元；d. 坐标 (x, z) 向坐标 (u, v) 转化。
Figure 1. Geometric construction of acoustic fish models
Note: a. Lateral isometric slice; b. Abdominal and dorsal isometric section; c. jth element; d.Rotation of (x, z) to (u, v) coordinats.
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图 4 大黄鱼样本背向、侧向X光影像及基尔霍夫近似模型切片处理示意图
Figure 4. Back and side X-ray images of L. crocea samples and schematic diagram of Kirchhoff Approximation Model slice processing
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图 5 不同频率2个样品的目标强度随姿态倾角变化
Figure 5. Change of target intensity with attitude inclination of two samples at different frequencies
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图 6 角度分布为N [−5°, 10°] 时10尾大黄鱼在0~200 kHz频率带内的宽频目标强度谱图
Figure 6. Broadband TS spectrum of 10 individuals of L. crocea estimated by using pitch angle distribution N [−5°,10°] within frequency range of 0−200 kHz
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图 7 目标强度-体长拟合公式及散点图
Figure 7. Target strength-body length fitting formula and scatter plot
表 1 环境参数与海水鱼类声学参数
Table 1 Environmental parameters and acoustic parameters of marine fish
介质
Medium密度
Density/(kg·m−3)声速
Sound speed/(m·s−1)海水 Seawater 1 030 1 490 鱼体 Fish body 1 070 1 570 鱼鳔 Swim bladder 1.24 345 
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表 2 样品鱼形态学信息
Table 2 Morphological information of sample fish
编号
No.全长
Total length/cm体长
Body length/cm体质量
Body mass/g1 28.20 25.11 290 2 28.40 25.23 300 3 25.30 22.43 232 4 27.20 24.17 270 5 28.10 24.02 296 6 29.00 25.46 308 7 30.50 27.20 320 8 31.20 26.33 326 9 38.00 35.72 448 10 35.80 32.65 450
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表 3 样品鱼的形态学参数
Table 3 Morphological parameters of sample fish
编号
No.体长
Body length/cm体宽
Body width/cm体高
Body height/cm鳔长
Bladder length/cm鳔宽
Bladder width/cm鳔高
Bladder height/cm体鳔夹角
Tilt angle/(°)1 25.11 4.67 7.36 9.54 1.56 1.31 14.89 2 25.23 4.54 7.19 8.26 1.39 1.22 14.72 3 22.43 3.90 6.72 8.20 1.41 1.11 14.10 4 24.17 4.54 7.39 8.15 1.42 1.34 16.01 5 24.02 4.55 7.45 8.89 1.60 1.65 12.60 6 25.46 4.37 7.24 8.71 1.33 1.50 17.85 7 27.20 4.25 7.07 9.66 1.55 1.52 16.11 8 26.33 4.65 7.56 8.95 1.36 1.89 17.55 9 35.72 5.87 10.13 12.16 1.89 2.09 17.44 10 32.65 6.14 9.97 10.88 2.10 2.06 13.88 平均值 Mean 26.83 4.75 7.81 9.34 1.56 1.57 15.52
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表 4 姿态倾角概率密度函数为正态分布 (−5°, 10°) 时不同频率下大黄鱼的平均目标强度
Table 4 Average target strength of L. crocea at different frequencies at a normal attitude in clination probablity density function (−5°, 10°)
编号
No.体长
Body length/cm目标强度均值Average target strength/dB 回归系数 b20 38 kHz 70 kHz 120 kHz 200 kHz 38 kHz 70 kHz 120 kHz 200 kHz 1 25.11 −45.74 −46.08 −43.31 −41.47 −73.74 −74.08 −71.31 −69.47 2 25.23 −46.15 −46.77 −44.04 −42.14 −74.19 −74.81 −72.08 −70.18 3 22.43 −46.82 −47.97 −45.58 −43.92 −73.84 −74.99 −72.60 −70.94 4 24.17 −46.56 −47.15 −44.59 −42.56 −74.23 −74.82 −72.26 −70.23 5 24.02 −46.23 −47.09 −44.17 −42.65 −73.84 −74.70 −71.78 −70.26 6 25.46 −46.39 −47.09 −44.63 −42.66 −74.51 −75.21 −72.75 −70.78 7 27.20 −45.24 −45.94 −43.58 −41.45 −73.93 −74.63 −72.27 −70.14 8 26.33 −45.60 −46.05 −43.50 −41.39 −74.01 −74.46 −71.91 −69.80 9 35.72 −43.60 −41.43 −40.32 −37.95 −74.66 −72.49 −71.38 −69.00 10 32.65 −43.96 −42.96 −41.22 −39.04 −74.24 −73.24 −71.50 −69.32 平均值 Mean 26.83 −45.55 −45.77 −43.35 −41.45 −74.12 −74.34 −71.98 −70.01
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[1] 马彩华, 游奎, 李凤岐, 等. 南海鱼类生物多样性与区系分布[J]. 中国海洋大学学报 (自然科学版), 2006(4): 665-670. [2] 粟丽, 许友伟, 张魁, 等. 南海区拖网渔业发展趋势及其对渔业资源的影响[J]. 南方水产科学, 2023, 19(4): 41-48. doi: 10.12131/20230027 [3] 田思泉, 柳晓雪, 花传祥, 等. 南海渔业资源状况及其管理挑战[J/OL]. 上海海洋大学学报. http://kns.cnki.net/kcms/detail/31.2024.S.20240307.1752.012.html. [4] 赵欣. 南海渔业资源开发利用的时空特征及其治理[J]. 世界地理研究, 2022, 31(4): 762-772. doi: 10.3969/j.issn.1004-9479.2022.04.20222006 [5] 陈大刚, 张美昭. 中国海洋鱼类[M]. 青岛: 中国海洋大学出版社, 2015: 1231. [6] 杨卫, 王春苗. 我国大黄鱼养殖产业发展研究[J]. 海洋开发与管理, 2020, 37(5): 72-75. doi: 10.3969/j.issn.1005-9857.2020.05.014 [7] 金显仕, 田洪林, 单秀娟. 我国近海渔业资源研究历程及展望[J]. 水产学报, 2023, 47(11): 122-131. [8] 张丽媛, 杨剑虹, 熊清海, 等. 基于水声学的阳宗海鱼类行为特征及其资源评估[J]. 南方水产科学, 2024, 20(1): 110-119. doi: 10.12131/20230082 [9] 李哲, 朱文斌, 陈峰, 等. 近年我国渔业资源声学评估研究进展[J]. 浙江海洋大学学报(自然科学版), 2021, 40(1): 80-85, 92. [10] 武智, 李跃飞, 朱书礼, 等. 基于渔业声学调查的珠江东塔产卵场鱼类栖息地适宜性研究[J]. 南方水产科学, 2023, 19(3): 11-18. doi: 10.12131/20220283 [11] WOLFENKOEHLER W, LONG J M, GARY R, et al. Viability of side-scan sonar to enumerate Paddlefish, a large pelagic freshwater fish, in rivers and reservoirs[J]. Fish Res, 2023, 261: 106639. doi: 10.1016/j.fishres.2023.106639
[12] BECKER A, LOWRY M B, FOWLER A M, et al. 2023 Hydroacoustic surveys reveal the distribution of mid-water fish around two artificial reef designs in temperate Australia[J]. Fish Res, 2023, 257: 106509. doi: 10.1016/j.fishres.2022.106509
[13] DUNNING J, JANSEN T, FENWICK A J, et al. A new in-situ method to estimate fish target strength reveals high variability in broadband measurements[J]. Fish Res, 2023, 261: 106611. doi: 10.1016/j.fishres.2023.106611
[14] 万树杰, 陈新军, 童剑锋. 声散射模型在鱼类目标强度和种类识别研究中的应用及其进展[J]. 上海海洋大学学报, 2023, 32(1): 171-180. [15] RAUTUREAU C, GOULON C, GUILLARD J. In situ TS detections using two generations of echo-sounder, EK60 and EK80: the continuity of fishery acoustic data in lakes[J]. Fish Res, 2022, 249: 106237.
[16] 尚悦. 鱼种回波信号特征提取及分类方法研究[D]. 杭州: 浙江大学, 2019: 9-13. [17] 钱金玉. 莱州湾海洋牧场鱼礁区渔业资源声学调查技术研究[D]. 大连: 大连海洋大学, 2023: 5-7. [18] 杨毅. 鱼声散射特性分析及声学生物量监测方法研究[D]. 哈尔滨: 哈尔滨工程大学, 2021: 13-14. [19] 李佩杰. 尾明角灯鱼目标强度的模型法研究[D]. 大连: 大连海洋大学, 2016: 24-25. [20] 吴晛天, 胡忠军, 葛航, 等. 基于基尔霍夫近似模型的鲢和鳙目标强度测量[J/OL]. 水产学报. http://kns.cnki.net/kcms/detail/31.1283.S.20220721.1344.002.html. [21] 薛铭华. 西北太平洋鲐鱼声散射特征及在声学资源评估中的应用[D]. 上海: 上海海洋大学, 2022: 49-50. [22] 李斌. 基于基尔霍夫近似模型的多鳞鱚 (Sillago sihama) 和红牙䱛 (Otolithes ruber) 目标强度测量研究[D]. 大连: 大连海洋大学, 2017: 44-45. [23] 孙扬, 汤勇, 邢彬彬, 等. 基于基尔霍夫射线模型法的高白鲑目标强度研究[J]. 大连海洋大学学报, 2021, 36(2): 310-316. [24] 王金明. 基于模型法对黄河鲤的目标强度的测量[D]. 大连: 大连海洋大学, 2018: 11-14. [25] KUSDINAR A, HWANG B K, SHIN H O. Determining the target strength bambood wrasse (Pseudolabrus japonicus) using Kirchhoff-Ray Mode[J]. J Korean Soc Fish Ocean Technol, 2014, 50(4): 427-434. doi: 10.3796/KSFT.2014.50.4.427
[26] CLAY C S, HORNE J K. Acoustic models of fish: the Atlantic cod (Gadus morhua)[J]. J Acoust Soc Am, 1994, 96(3): 1661-1668. doi: 10.1121/1.410245
[27] LOVE R H. Dorsal-aspect target strength of an individual fish[J]. J Acoust Soc Am, 1971, 49(3B): 816-823. doi: 10.1121/1.1912422
[28] PROUD R, HANDEGARD N O, KLOSER R J, et al. From siphonophores to deep scattering layers: uncertainty ranges for the estimation of global mesopelagic fish biomass[J]. ICES J Mar Sci, 2019, 76(3): 718-733. doi: 10.1093/icesjms/fsy037
[29] SIMMONDS J, MACLENAN D. Fisheries acoustics: theory and practice[M]. 2nd ed. Oxford: Blackwell Science, 2005: 229-230.
[30] 刘家富. 大黄鱼养殖与生物学[M]. 厦门: 厦门大学出版社, 2013: 295. [31] LI D L, HAO Y F, DUAN Y Q. Nonintrusive methods for biomass estimation in aquaculture with emphasis on fish: a review[J]. Rev Aquac, 2020, 12(3): 1390-1411. doi: 10.1111/raq.12388
[32] GAUTHIER S, HORNE J K. Acoustic characteristics of forage fish species in the Gulf of Alaska and Bering Sea based on Kirchhoff-Approximation Models[J]. Can J Fish Aquat Sci, 2004, 61(10): 1839-1850. doi: 10.1139/f04-117
[33] WANZENBÖCK J, KUBECKA J, SAJDLOVA Z, et al. Hydroacoustic target strength vs. fish length revisited: data of caged, free-swimming European whitefish (Coregonus lavaretus L.) suggest a bi-phasic linear relationship under a limited range of tilt angles[J]. Fish Res, 2020, 229: 105620. doi: 10.1016/j.fishres.2020.105620
[34] FOOTE K G. Importance of the swimbladder in acoustic scattering by fish: a comparison of gadoid and mackerel target strengths[J]. J Acoust Soc Am, 1980, 67(6): 2084-2089. doi: 10.1121/1.384452
[35] 谢晓, 张辉, 孙立元, 等. 基于网箱控制法和模型法的长江4种淡水鱼目标强度研究[J]. 中国水产科学, 2020, 27(5): 536-546. -
期刊类型引用(2)
1. 杨艳，蓝一，刘佳敏，王茜. 渔业生物环境DNA宏条形码数据库研究进展. 湖北农业科学. 2025(01): 174-180 . 
百度学术
2. 李筱芹，吴开阳，倪达富，杨丽亚，鲁桃秀，张连博，邓华堂，吴彤飞，何荣超，付梅，姚维志，吕红健. 基于环境DNA技术的梯级水坝对长江上游重要支流鱼类多样性的影响研究——以綦江为例. 生态学报. 2024(19): 8865-8883 . 百度学术
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