养殖场施工噪声对大黄鱼幼鱼听觉敏感性的影响
doi: 10.3969/j.issn.2095-9869.20251002001
徐茂冉1 ， 朱弼成2 ， 张旭光1 ， 祝斐3
1. 上海海洋大学海洋牧场工程技术研究中心 海洋科学与生态环境学院 上海 201306
2. 中国科学院成都生物研究所 四川 成都 610213
3. 江苏海洋水产研究所 江苏 南通 226007
基金项目: 国家自然科学基金 (32373100) 和国家重点研发计划 (2023YFD2401902) 共同资助
Effects of Aquaculture Construction Noise on Auditory Sensitivity of Large Yellow Croaker, Larimichthys crocea
XU Maoran1 ， ZHU Bicheng2 ， ZHANG Xuguang1 ， ZHU Fei3
1. Engineering Technology Research Center of Marine Ranching, College of Oceanography and Ecological Science, Shanghai Ocean University, Shanghai 201306 , China
2. Chengdu Institute of Biology, Chinese Academy of Sciences, Chengdu 610213 , China
3. Jiangsu Marine Fisheries Research Institute, Nantong 226007 , China
摘要
大黄鱼(Larimichthys crocea)作为中国重要的经济养殖鱼类，具有灵敏的听觉能力，对水下噪声敏感，其养殖过程中面临的水下噪声胁迫和由此引起的福利损伤不容忽视。本研究旨在探究养殖场施工引发的水下噪音对养殖池内大黄鱼幼鱼的听觉能力的影响，分析个体大小与听觉阈值的关系，揭示工程水下噪声暴露对大黄鱼幼鱼听力的损害特征。实验采用微创的听觉诱发电位(auditory evoked potentials, AEP)技术，在养殖场施工前后，测量了不同体型大小的大黄鱼幼鱼的听觉阈值和频率敏感性，并通过广义线性混合效应模型(generalized linear mixed models, GLMMs)进行统计分析。结果显示，养殖场施工期间存在主峰值 840 Hz、143.59 dB 的宽频水下噪声；大黄鱼幼鱼的听觉敏感范围为 400~600 Hz，其中 500 Hz 平均听觉阈值为(75.75±4.14) dB；施工噪声暴露后大黄鱼幼鱼整体听觉阈值显著升高，平均升高 5.91 dB，尤其在其最敏感频率范围 400~600 Hz 的听觉阈值升高幅度最大，平均达 11.42 dB。进一步的分析研究发现，大黄鱼部分频率听觉敏感性与体重呈显著负相关，交互作用的统计分析也证明了体型因素对噪声暴露效果的影响。本研究首次获取了大黄鱼的幼鱼听觉曲线，证明了施工水下噪音可导致大黄鱼在敏感频段下听力显著损失，个体大小可能是影响大黄鱼听觉能力和噪声适应能力的重要因素，这些发现为改善养殖大黄鱼的生存环境、提升其福利水平提供科学依据。
Abstract

With the rapid development of aquaculture globally, the welfare of farmed aquatic animals has become a growing concern. As an emerging environmental stressor, underwater noise pollution has garnered major attention in ecotoxicological research because of its impact on the auditory system and behavioral patterns of fish. The large yellow croaker (Larimichthys crocea), a representative species of the family Sciaenidae, exhibits high auditory sensitivity. The impulsive low-frequency noise (800–1200 Hz) generated by construction activities (e.g., engineering drilling) in coastal aquaculture zones substantially overlaps with the most sensitive auditory frequency range (400–600 Hz) of this species, potentially causing hearing impairment and behavioral stress. Although previous studies have demonstrated that low-frequency acoustic stimuli affect physiological indicators in L. crocea, the direct evidence of hearing damage and the regulatory effects of body size remain insufficiently explored. This study aims to address these gaps by providing data that can be used to optimize aquaculture environments, enhance fish welfare, and establish noise management standards.

Juvenile large yellow croaker from the Rudong Institute in Jiangsu were subjected to short-term noise exposure experiments in a 6 × 1.5 × 1.5 m concrete tank. The noise source was an engineering drill (128T AVT HUMMER) operated 3–10 m from the tank. Construction activities were conducted daily from 07:00 to 11:00 for 10–20 min per session, at 30-min intervals, over three days. A Reson hydrophone (TC4032) and Brüel & Kjær data acquisition module were used to record the sound pressure level and particle motion of the construction noise. The underwater construction noise was broadband in nature, with a dominant spectral peak at 840 Hz and a corresponding sound pressure level of 143.59 dB. Spectral analysis revealed that the primary frequency range of the noise was 800–1,200 Hz, with intensities 40–60 dB higher than the baseline noise level in the aquaculture tank (60–80 dB). Auditory evoked potential (AEP) experiments were conducted in a 50 cm diameter cylindrical tank using a UW-30 underwater speaker to deliver pure-tone stimuli (100–1,200 Hz, 130–60 dB, 3 dB steps). The AEP signals were recorded using a TDT (Tucker-Davis technologies) auditory electrophysiology workstation. The experiment consisted of two phases: pre-exposure (control group) and post-exposure (treatment group). Each fish was tested at 10 frequencies (100–1200 Hz) to determine auditory thresholds. Generalized linear mixed models (GLMMs) were used to analyze the interaction effects of auditory thresholds on frequency, body weight, and noise exposure. Fixed effects included frequency, body weight, and group (control/treatment), whereas random effects accounted for individual variability. Post-exposure auditory thresholds in L. crocea increased significantly (P<0.001), with the greatest threshold elevation observed in the most sensitive frequency range (400–600 Hz), where the average hearing loss reached 11.42 dB. At 500 Hz—the frequency of peak auditory sensitivity in juvenile large yellow croaker—the mean pre-exposurehearing threshold was (75.75±4.14) dB. Following noise exposure, a mean hearing loss of 11.14 dB was observed, indicating substantial damage to critical communication frequencies. At 300 Hz and 400 Hz, body weight exhibited a significant positive correlation with auditory thresholds (Spearman’s r = 0.673, P = 0.033; r = 0.753, P = 0.012), indicating that larger individuals had reduced auditory sensitivity. The GLMM model revealed a significant interaction between body weight and noise exposure (P = 0.004), with the positive effect of body weight on auditory thresholds being more pronounced in the noise-exposed treatment group (noise-exposed).

In this study, we evaluated the effects of construction noise exposure on the auditory thresholds of L. crocea and explored the regulatory role of body size in auditory sensitivity. By integrating auditory evoked potential techniques and GLMMs, we elucidated the damage characteristics and potential mechanisms of construction noise in the auditory system of the fish, providing a scientific basis for noise management in aquaculture environments. The overlap between the dominant frequency of construction noise (840 Hz) and the most sensitive auditory range of the fish (400–600 Hz) resulted in the greatest hearing loss at critical communication frequencies, potentially disrupting acoustic communication and environmental perception. Larger individuals exhibited reduced auditory sensitivity in mid-frequency ranges (300–400 Hz), a pattern consistent with findings in other species (e.g., Scorpaenodes barbatus), which is likely linked to auditory system development and sound propagation efficiency. Noise-induced hearing impairment and stress behaviors may reduce foraging efficiency and reproductive success in L. crocea, ultimately affecting aquaculture yield. Furthermore, the observed cumulative effects of noise exposure highlighted the need to address the long-term risks of chronic noise pollution.

This study focused on juvenile fish; future research should be extended to adults and reproductive-stage individuals to assess differences in developmental sensitivity. Additionally, experiments conducted in closed tanks differ from those conducted in open-sea net-cage environments, necessitating validation under natural conditions. Long-term studies should incorporate histological analyses (e.g., inner ear hair cell damage) and behavioral ecological metrics to comprehensively evaluate the population-level impacts of noise.

随着全球水产养殖业的集约化和工业化发展，养殖鱼类的福利问题日益受到关注（Browning，2023; Tschirren et al，2021）。鱼类福利是指养殖过程中鱼类享有健康舒适的环境、充足的营养、免受痛苦与压力的生存状态，水下声音刺激也是影响鱼类福利的重要因素（秦传新等，2020）。在水产工业化养殖环境中，来自于充氧、投饵、过滤系统等设备的运行给鱼类养殖标准化的水质管理和营养供给提供基础，但同时也在养殖中引入新兴的物理胁迫源——水下噪声。在过去的研究中，水下噪声污染研究集中在船舶噪声（Codarin et al，2009; Badlowski et al，2024; Xu et al，2025）和海上风电场水下噪声（Niu et al，2023; Xie et al，2024）等对水生动物的生理及行为影响。然而，养殖环境中的水下噪声对鱼类感觉系统的影响仍鲜见报导。因此，对于水产养殖相关的水下噪声特征分析以及其对鱼类听觉能力、生理和行为进行评估也变得愈发重要。
很多鱼类依靠声音线索进行种间交流、生殖、觅食、导航和感知环境（Bass et al，2003; Ladich，2024; Lugli et al，2003; McKenna，2020）。以大黄鱼（Larimichthys crocea）为代表的石首鱼科（Sciaenidae）鱼类以其对声音的敏感性而备受关注。几乎所有石首鱼类都能发声，并将声音用于捕食、繁殖等行为（刘贞文等，2014; 殷雷明，2017; Kim et al，2024; Su et al，2023; Yoon et al，2025）。渔民常常通过听取石首鱼的生殖声音来定位其产卵场（Kim et al，2024）。研究表明，大多数鱼类通过感知水下声音的粒子运动（particle motion）（Popper，2023; Schulz-Mirbach et al，2020; Zhang et al，2021）来听到声音，少数鱼类因具有与内耳相连的特殊结构可以感知到水下声压（sound pressure）。石首鱼科鱼类以其独特的鱼鳔结构对水下声音的声压和粒子运动都具有一定的敏感性，这也是它们更容易被水下噪声影响的原因。大黄鱼肉质鲜美、营养丰富，是我国重要的沿海经济海洋鱼类（孙威博等，2025; Han et al，2025）。但大黄鱼对水下声音等外部刺激高度敏感，如历史上的敲罟作业，就是利用特定声音对大黄鱼进行破坏性的捕捞（Schulz-Mirbach et al，2012; Wilson et al，2009）。在养殖过程中也会因偶发的水下噪声或振动而引发大规模的应激死亡，这对养殖的技术和环境提出了新的挑战。
水下噪声源产生的连续性或脉冲性低频噪声，其频率范围往往与许多鱼类的听觉和发声的频率重叠（Duarte et al，2021），因而引发一系列与听觉相关的生理和行为反应（Cox et al，2018）。然而，目前关于大黄鱼的听觉能力及其在噪声暴露时的听觉损伤程度缺乏直接的证据，制约了养殖水下噪声对鱼类影响的准确评估。因此，本研究采用微创听觉诱发电位技术，结合养殖场典型施工时的水下噪声的特征分析，探究了施工噪声暴露对大黄鱼幼鱼听觉能力的影响，以明确其听觉损伤的具体表现，旨在阐明施工期水下噪声对大黄鱼听觉功能的影响机制，以期为制定水产养殖行业水下噪声管理标准提供关键科学依据，从而改善养殖环境，提升鱼类福利，推动大黄鱼养殖业的绿色可持续发展。
1 材料与方法
1.1 实验材料与设计
实验用大黄鱼为江苏海洋水产研究所如东养殖基地当年（2025 年 4—5 月）幼鱼，共计 26 尾，平均体长（11.22±3.18）cm，平均体重（23.33±24.12）g，养殖于长 6 m、宽 1.5 m、水深 1.5 m 的水泥鱼池内。养殖用水为自然海域海水，经过沉淀过滤后使用。水体盐度 26~28，溶解氧 6.5~7.4 mg/L，水温 20~22℃。养殖期间使用大功率增氧气泵（XGB-1500；1 500 W，双帆）曝气，每日定时投喂定制颗粒饵料（蛋白含量 42%，脂肪含量 3%）。每日进行日常吸污换水，换水率为 50%，有效去除水体中包括残余饲料在内的有害物质，降低病害发生风险。
测试时，选取体表无损伤、游动活跃的个体进行实验。其中选取体型水平接近的大黄鱼为标准体重组，噪声暴露前后各 7 尾[暴露前：（11.47±1.88）g； 暴露后：（10.76±1.69）g]，统计大黄鱼基础听力及噪声暴露损伤。此外，一些其他体重鱼（5.43、5.85、 16.86、20.51、20.40、18.29、42.40、58.58、49.80、 22.25 g），仅用作探究体重在大黄鱼听力中的影响纳入统计模型。
1.2 养殖场施工噪声
2025 年 5 月，养殖场因地下排水系统维修进行了土木施工。施工期间的主要噪声为养殖房外的工程钻机（128T AVT HUMMER；鼎灿）作业，同时夹杂水泥敲击、水泥搅拌等声源。工程作业地点距离大黄鱼养殖水泥水池 3~10 m 不等。钻机作业时间持续 3 d，每天施工时间为 07:00—11:00，每次钻机作业时间 10~20 min，中间间隔 30 min 敲击和挖土。施工期间，养殖环境保持正常水质参数。
为确定养殖池内水下噪声特征，使用水听器（Reson TC4032，灵敏度–170 dB re1 V/µPa; Teledyne Marine，Slangerup，丹麦）和信号采集仪（BK3050-A-040; Brüel & Kjær，Skodsborgvej，丹麦）记录和分析施工时钻机作业时水下噪声的声压特征。使用定制的粒子加速度计（灵敏度 10 mg/µPa，中国）和信号采集仪记录和分析水下噪声的粒子运动特征。粒子运动同时记录了 x、y、z 三轴方向的粒子加速度，并利用以下公式（Cardinal et al，2018）计算水体中总粒子加速度（dB re1 μm/s2）：
Ld=20log10⁡x2+y2+z2
(1)
1.3 鱼类听觉诱发电位
实验前，将实验大黄鱼先置于 2% 鱼安定（MS-222）海水小桶中麻醉，待其刚停止自主游动、推翻后不能迅速自主翻身时，立即放入听觉测试池中夹持放置，防止实验鱼过度麻醉，待其恢复正常鳃盖运动频率时开始听觉测试，减少麻醉深度对实验的影响。听觉诱发电位（auditory evoked potential，AEP）记录参考实验室之前的研究（张旭光等，2018）。实验在直径 50 cm 的圆柱形水槽内进行，水深约 25 cm。水槽底部放置水下扬声器（UW-30，University Sound，美国）。实验时，利用自制夹持器，使鱼头背露出水面 1~2 mm。听觉诱发电位由金属针电极（Rochester electro-medical，美国）采集，记录电极轻插于实验鱼头部（延脑上方），参考电极置于实验鱼鼻孔附近，接地电极直接置于实验水体中。所有电极均直接连接至前置放大器（RA4LI，Tucker Davis technologies，TDT，美国），并通过光纤与 TDT 听觉生理工作站（RZ6，内置数模转换和信号同步，TDT，美国）相连。
声音刺激信号由 SigGenRZ（TDT，美国）设置产生，并通过前级功放（S2-350，SANSUI，日本）输入水槽底部的水下扬声器。实验采用单纯音刺激频率为 100、200、300、400、500、600、700、800、1 000 和 1 200 Hz，声音时程（duration）为 12 ms，含 2 ms 起落（rase/fall），以减少声音输出的瞬变。声音刺激强度设置为从 130 dB re1 µPa（以下均简称 dB）以 3 dB 递减至 60 dB，每一梯度都设置 2 次相位相反（90°和 270°）的声音信号，以消除声波本身的干扰，重复 800 次。水下信号的实际强度由位于实验鱼内耳附近的水听器（8103，B&K，丹麦）进行实时监测，并同步输入 TDT 听觉电生理工作站。在实验完成后，采用定制粒子加速度计（灵敏度 10 mg/µPa，中国）监测背景和每个刺激频率在不同声压级的粒子加速度。
鱼类听觉阈值的确定，过去采用刺激声音强度逐步降低至产生不可重复的 AEP 的波形来确定（Kenyon et al，1998）。典型的 AEP 波形有 2 个重要特征，由于鱼类的听觉毛细胞的对称结构特征，不同声音相位的 AEP 波形具有一定的可重合性，且 AEP 频率往往是声音频率的 2 倍。因此，通对 AEP 波形进行傅里叶变换，得到频谱峰值（Casper et al，2006、 2007; Parmentier et al，2021），当频谱主峰位置完全偏离声音频率的 2 倍时，则为该频率的听觉阈值。该方法在面对较强的背景噪声时具有较强的稳定性，但该方法获得的听觉阈值明显高于其他的行为学结果（Popper，2023）。为了更可能接近反映真实的大黄鱼听觉水平，我们采用了规定信噪比的方式来确定听觉阈值，即规定一个固定的信噪比（AEP 信号段的波形峰峰值与非 AEP 信号波形的峰峰值的比值），一般设为 2∶1，当信噪比低于规定水平时，则认为到达听觉阈值，该方法的优势是各个频段具有统一均等的判断标准—— 相同比例的电幅值。
1.4 数据分析
对于本研究中 AEP 统计分析，在单个个体内部测试了多个频率。因此，设置个体为随机因素，频率、体重和是否噪声暴露是固定因素，听觉阈值反应是因变量，通过广义线性混合效应模型（generalized linear mixed models，GLMMs）进行分析，该模型的核心优势在于因变量可以不满足正态分布的假设，同时结合了固定效应和随机效应的优点，因此更加灵活和高效，十分适合小样本的统计（Bolker et al，2009; Ofori et al，2020）。所有数据以平均值±标准差（x-±SD，）表示，统计分析使用 MATLAB 和 SPSS Statistic 完成，使用 Origin 进行基础分析和作图。
2 结果
2.1 背景噪音与施工噪音特征
图1展示养殖池未启动增氧泵等主要养殖设备时的背景水下噪声，其频率分布以低频率为主，高频呈逐步衰减趋势。0~500 Hz 区间声压级约为 60~80 dB 与自然水域的水流声接近。整体频谱较为平稳，仅在 200~400 Hz 及 800~1 000 Hz 处有轻微波动，整体上属于低强度、宽频率范围的自然声景。在启动增氧泵、循环泵等养殖设备后整体声压级升高，相比未启动养殖设备时，其差值最高出现在 537 Hz 处，差值约为 35.27 dB，展示了增氧泵、循环泵等养殖设备所带来的水下噪声特征。
施工水下噪声波动剧烈，在时域中表现为脉冲特征（图1），在频谱分析中 500~1 200 Hz 处有多个峰值，其主峰值在 840 Hz，143.59 dB，其次峰值在 509 Hz， 130 dB。施工水下噪声的声压级整体比背景噪声值平均高出（47.43±11.43）dB，在低中频较背景噪声高出 40~60 dB，在高频段（3 000~4 000 Hz）高 30~50 dB（图2）。
图1养殖水池环境中水下噪声频谱特征分析
Fig.1Power spectrum of different underwater noise in aquaculture tank
图2施工钻机作业产生的水下噪声时域特征
Fig.2Time-domain characteristics of underwater noise from engineering activities
施工水下噪声粒子运动的频率组成与声压基本一致，主要能量集中在 x 轴和 y 轴方向上，z 轴方向粒子运动的差别与背景水下噪声接近，基本可以忽略不计（图3），符合施工噪音声源与养殖水池之间的位置关系。x 轴、y 轴和总体粒子运动的频谱主峰依然在 800 Hz 左右，但频率分布上更加平均。同时，在施工钻井作业时，大黄鱼多数集群在养殖池角落，有 4 条出现了失控的逃窜行为，占养殖池鱼群总数（37 尾）的 10.81%，表明大黄鱼施工期噪声刺激的感知，出现异常的行为特征。
2.2 听觉诱发电位实验结果
2.2.1 诱发电位波形特征
实验水槽的背景噪声在 700 Hz 以上频率普遍接近 40 dB（图4），低于实验系统各刺激声音的最低分贝值，表明听觉测试未受到背景噪声的掩蔽效应影响。实验中，AEP 波形背景电压幅值普遍在 50~100 nV（图5），实验以 2∶1 的信噪比为最低波形重复标准，即 100~200 nV 可重复的 AEP 信号电压幅值为阈值极限最低电压幅值，统一听觉阈值的认定标准。
图3养殖池水下噪声粒子运动的频谱特性
Fig.3Spectral characteristics of particle motion in an aquaculture tank
大黄鱼 AEP 波形，通常表现为相对于基线的低频起伏，在这个起伏的基础上存在明显的 2 倍于刺激信号频率的波形特征，表现为伴随波动数量的增加。 AEP 的延时一般在 3~5 ms 左右，完整的 AEP 波形持续时间基本与声音刺激时间相同，刺激强度逐渐衰减的过程中响应时间逐渐增加，且伴随波动也随之减少，而 AEP 信号波形结束的位置则基本不变。相反相位的 AEP 波形的波峰和波谷基本可以重合，但存在峰值差异。以 500 Hz 为例，可以发现 AEP 波形，其最初为一个相对于基线的负趋向起伏，紧接着一个正向的起伏，并伴随出现 5~7 个小波动。在 80 dB 的 AEP 波形中，图5示第一个绿色虚线框中，尽管在伴随波动数量减少，仍可见相反相位中伴随波的起伏趋势相互重合，但其峰值幅度明显不同。而在 77 dB 的 AEP 波形中的相同位置处，其伴随波的起伏趋势明显相反，表明此时大黄鱼已经不能感知到声音信号。
图4用于听觉诱发电位测量的实验水池的本底噪声频谱特性
Fig.4Spectral characteristics of the background noise in the experimental aquaculture tank utilized for auditory evoked potential recordings
2.2.2 大黄鱼听阈水平
养殖场施工前，实验共记录了 13 尾大黄鱼幼鱼，在 100~1 200 Hz 短纯音刺激下的 AEP 反应。取体重规格一致的 7 尾听觉阈值数据平均后，可得出大黄鱼的听力曲线图（图6a）。大黄鱼的基本听阈值呈现明显的“V”字形，其最低点为 500 Hz，是大黄鱼幼鱼的最敏感频率，在 3 dB 的分辨率（梯度衰减）下的最低阈值可以达到 65.90 dB，7 尾鱼的均值为（75.75±4.14）dB。在 100~500 Hz，其听觉阈值逐步降低，600 Hz 之后其听觉阈值迅速提高，在 100 Hz 的平均听觉阈值为（101.12±2.14）dB，700 Hz 的平均听觉阈值为（91.88±3.81）dB，在 1 200 Hz 的平均听觉阈值则达到（123.65±3.76）dB（图6）。整体来说，大黄鱼敏感听觉范围主要在 400~600 Hz，这一频率范围内听觉阈值与最低阈值差均不超过 3 dB。
在养殖场钻机作业结束后，立即对 11 尾大黄鱼幼鱼进行了听觉阈值测试，选取其中体重规格相近的 7 尾个体用于后续分析。结果显示，噪声暴露后大黄鱼的听觉阈值显著升高（图6b），暴露前后听阈差值的平均值为 5.91 dB，表明其听觉系统已发生急性功能性损伤，且在大黄鱼幼鱼最敏感的中低频段最为显著，而在最高频率点则效应减弱甚至反转。噪声暴露前后，在 100~300 Hz 范围的听觉阈值变化的数值幅度随频率提高。暴露后，分别升高至 105.40、91.97、 89.25 dB，增加了 2.27、4.68、8.57 dB。400~600 Hz 的听觉阈值最低，听觉阈值的升高幅值也最大且接近，跃升了 11.14、11.14、12 dB（平均值 11.42 dB），噪声暴露引起的阈值增幅大小之间无显著差异。700 Hz 和 800 Hz 声压增幅开始快速收窄，其中 700 Hz 的差值为 3.85 dB（85.40~89.26 dB），800 Hz 的差值降至 1.71 dB（91.88~93.6 dB）；1 000 Hz 声压增幅进一步减小至 0.85 dB（暴露前：111.18 dB；暴露