劉 梅 原居林 練青平 倪 蒙 郭愛(ài)環(huán) 張雷鳴,2 顧志敏,2

(1. 浙江省淡水水產(chǎn)研究所,農(nóng)業(yè)農(nóng)村部淡水漁業(yè)健康養(yǎng)殖重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 浙江省淡水水產(chǎn)遺傳育種重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 湖州 313001;2. 上海海洋大學(xué)水產(chǎn)與生命學(xué)院, 上海 201306)

養(yǎng)殖池塘系統(tǒng)磷主要分布在上覆水-沉積物-間隙水中, 其中沉積物即是磷的“源”又是磷的“匯”,因此研究養(yǎng)殖池塘沉積物-水界面的不同形態(tài)磷含量及釋放通量的變化規(guī)律, 對(duì)指導(dǎo)養(yǎng)殖水環(huán)境調(diào)控具有重要的指導(dǎo)意義[1,2]。目前, 養(yǎng)殖池塘沉積物-水界面營(yíng)養(yǎng)鹽通量的研究主要集中在網(wǎng)箱魚(yú)類(lèi)養(yǎng)殖[3]和蝦蟹類(lèi)傳統(tǒng)常規(guī)養(yǎng)殖池塘等方面, 如Cheng等[4]報(bào)道了大亞灣不同養(yǎng)殖網(wǎng)箱區(qū)域氮磷擴(kuò)散規(guī)律, 盧光明等[5]初步研究了鋸緣青蟹(Scylla serrata)養(yǎng)殖池塘中沉積物磷釋放的規(guī)律, 楊平等[6]開(kāi)展了九龍江河口區(qū)養(yǎng)蝦塘沉積物-水界面營(yíng)養(yǎng)鹽交換通量特征的研究, 這些研究均為養(yǎng)殖水環(huán)境調(diào)控及環(huán)境污染控制提供了借鑒。而淡水魚(yú)類(lèi)傳統(tǒng)常規(guī)養(yǎng)殖池塘相對(duì)較少[7,8], 并且不同養(yǎng)殖模式水體及沉積物磷含量差異較大, 尤其是近年來(lái)興起的池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖模式(Inner-circulation pond aquaculture, IPA)相關(guān)方面的研究尚未見(jiàn)報(bào)道。

IPA是2012年從美國(guó)引進(jìn), 主要技術(shù)原理是通過(guò)對(duì)養(yǎng)殖池塘進(jìn)行工程化改造, 建立養(yǎng)殖集中區(qū)(流水槽)和水質(zhì)凈化區(qū)(套養(yǎng)濾食性魚(yú)、蝦、貝類(lèi)或種植水生植物)兩大功能區(qū)域, 利用推水、曝氣設(shè)備和吸污裝置使池塘養(yǎng)殖水體流動(dòng)且飼料殘餌和糞便集中清除, 實(shí)現(xiàn)養(yǎng)殖水體的循環(huán)利用。與傳統(tǒng)養(yǎng)殖池塘模式(Usual Pond Aquaculture, UPA)相比, 具有水資源利用效率高、節(jié)地高效、水體水質(zhì)好和操作方便等優(yōu)勢(shì)[9,10], 由于其清潔生產(chǎn)理念契合了水生態(tài)環(huán)境保護(hù)的要求, 近年來(lái), 在我國(guó)各地得到廣泛推廣。據(jù)不完全統(tǒng)計(jì), 截至2019年底, 全國(guó)建成的池塘IPA系統(tǒng)就有2000條以上, 推廣面積近1000 ha。經(jīng)過(guò)團(tuán)隊(duì)近幾年的IPA養(yǎng)殖探索, 已證明大口黑鱸是最適宜養(yǎng)殖的主要品種之一[11], 取得了較好的經(jīng)濟(jì)和生態(tài)效益。

目前, IPA在實(shí)際生產(chǎn)中存在抽吸式集污效率不高的問(wèn)題, 只能做到回收殘餌及糞便總量的30%左右, 剩余大量有機(jī)顆粒在水槽后端隨著水流速度降低而大量集中沉降下來(lái), 且IPA采取流水區(qū)高密度養(yǎng)殖, 使養(yǎng)殖形式由傳統(tǒng)池塘的“散養(yǎng)”變?yōu)榧小叭︷B(yǎng)”模式, 改變了原有池塘的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化特征。因此, 通過(guò)比較IPA和UPA兩種模式上覆水-沉積物-間隙水中不同磷形態(tài)含量變化特征,分析水流速度對(duì)殘餌糞便磷組分溶失、分布與沉降的影響, 確定沉積物磷的沉降及釋放規(guī)律, 為IPA模式固體顆粒物收集改進(jìn)和水環(huán)境調(diào)控提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 實(shí)驗(yàn)池塘介紹

在浙江省湖州市菱湖鎮(zhèn)勤勞村設(shè)施化魚(yú)類(lèi)養(yǎng)殖基地進(jìn)行, 1口水深2.3 m、面積2.2 hm2經(jīng)過(guò)工程化改造后布設(shè)有4條IPA系統(tǒng)的池塘和旁邊1口水深2.3 m、面積0.67 hm2的常規(guī)池塘作為試驗(yàn)塘開(kāi)展養(yǎng)殖試驗(yàn)。鱸魚(yú)苗投放密度為3萬(wàn)尾/ hm2, 放養(yǎng)規(guī)格(7.8±0.6) g/尾, 其中IPA總投放6.6萬(wàn)尾, 將其平均分布在4條水槽中, 每條水槽投放量為1.65萬(wàn)尾, 水槽前端水流速度設(shè)置(0.30±0.05) m/s。大口黑鱸種投放前先做好相關(guān)馴食活動(dòng), 停食3d后投放IPA養(yǎng)殖系統(tǒng)中和常規(guī)池塘中。實(shí)驗(yàn)期間水位保持在(2.0±0.1) m。試驗(yàn)從2018年4月7日開(kāi)始在水槽內(nèi)進(jìn)行鱸魚(yú)苗馴食, 馴食成功后于5月20日按照上述放養(yǎng)密度進(jìn)行準(zhǔn)確投放, 于2018年12月31日結(jié)束。試驗(yàn)所用配合飼料購(gòu)自浙江聯(lián)興飼料科技有限公司,其干物質(zhì)主要成分: 粗蛋白質(zhì)(43.25±0.29)%、粗脂肪(6.24±0.72)%、粗纖維(5.12±0.26)%和灰分(15.21±0.18)%, 每天7:00和16:00各投喂1次, 最初投喂的日餌料量約占魚(yú)總體重的2%—3%, 以后視前1天的攝食量和天氣情況作適當(dāng)調(diào)整, 并做好相關(guān)生產(chǎn)記錄。

其中循環(huán)水槽主體采用玻璃鋼, 規(guī)格為長(zhǎng)25.0 m×寬21.0 m×深2.5 m, 由4條獨(dú)立水槽組成, 每條水槽的規(guī)格為長(zhǎng)22.0 m×寬5.0 m×深2.5 m, 集污槽在流水槽后部, 規(guī)格為長(zhǎng)21.0 m×寬3.0 m×深2.5 m。池塘靠近水槽的一側(cè)建有1個(gè)集污池, 規(guī)格為長(zhǎng)5 m×寬3 m×深2 m, 連接1條長(zhǎng)20 m×寬0.6 m×深0.5 m的過(guò)濾渠, 過(guò)濾渠內(nèi)鋪設(shè)火山石濾料。池塘循環(huán)水槽養(yǎng)殖系統(tǒng)設(shè)備主要有4套氣提式推水增氧系統(tǒng), 1套底層增氧系統(tǒng), 1套吸污系統(tǒng)組成, 圖 1a為IPA整體示意圖。

1.2 樣品的采集與分析

分別在養(yǎng)殖初期5月20日、養(yǎng)殖中期8月20日和養(yǎng)殖末期11月20日早上10點(diǎn)左右釆用SEABA KLL-Q2便攜式多參數(shù)水質(zhì)儀現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定各采樣點(diǎn)水深1.5 m處上覆水Eh、DO、T和pH, 底泥采用奧地利原位柱狀采泥器CORER-60(管內(nèi)徑86 mm×長(zhǎng)600 mm)采集沉積物樣品, 其中UPA采用五點(diǎn)法取樣, IPA則在水槽前端30 m、水槽后端2、5、10、20和30 m處取樣, 具體采樣位置如圖 1所示。采泥器原理為依靠自身重力垂直采集沉積物, 在采泥管徹底捕獲沉積物后垂直提升采泥器到劃船上進(jìn)行取樣, 每個(gè)采樣位置取底泥2根, 一根采取虹吸法抽掉上覆水后對(duì)底泥進(jìn)行分層取樣, 另一根保持垂直用來(lái)沉積物-水界面交換通量的測(cè)定, 并現(xiàn)場(chǎng)取下層上覆水20 L。

圖1 IPA (a)和UPA (b)模式采樣點(diǎn)示意圖Fig. 1 Sample points of IPA (a) and UPA (b) modes

沉積物池塘邊現(xiàn)場(chǎng)取樣, 取樣時(shí)垂直放置采泥管, 用活塞緩慢、均勻地將底泥頂出, 沉積物按照0—10(表層)、10—20(中層)、20—30 cm(下層)進(jìn)行現(xiàn)場(chǎng)分層。沉積物現(xiàn)場(chǎng)測(cè)量Eh值后用干凈聚乙烯自封袋密封保存, 排盡袋中的空氣, 上覆水立即裝入300 mL聚乙烯采樣瓶中, 4℃密封保存后帶回實(shí)驗(yàn)室。將各層底泥盡快運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室。然后取每個(gè)沉積物樣品一部分置于離心管中, 以4000 r/min的轉(zhuǎn)速離心20min, 將上清液轉(zhuǎn)移到10 mL離心管,最后經(jīng)過(guò)0.45 μm玻璃纖維濾膜過(guò)濾上清液, 此即為間隙水, 并立即測(cè)定間隙水的Eh和pH。各水樣品均保存在4 ℃冰箱中且于24h內(nèi)測(cè)定完各指標(biāo)。沉積物樣品經(jīng)自然風(fēng)干磨碎后過(guò)100目篩, 去除動(dòng)植物殘?bào)w及其他粗粒雜質(zhì)并充分混勻, 靜置備用。

剩下采泥管運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室后, 同樣緩慢移動(dòng)活塞移除底部多余底泥使培養(yǎng)底泥深度為20 cm, 并采用虹吸法吸取部分多余水體使培養(yǎng)水體水深統(tǒng)一達(dá)到30 cm, 并取出靜置1h后, 采用原位孵化法模擬養(yǎng)殖池塘沉積物-水界面通量的交換過(guò)程。即把沉積物采樣柱放置在實(shí)驗(yàn)室恒溫培養(yǎng)箱中培養(yǎng)24h,培養(yǎng)過(guò)程均在黑暗條件下進(jìn)行, 設(shè)定溫度為使培養(yǎng)水體達(dá)到每個(gè)養(yǎng)殖階段現(xiàn)場(chǎng)采樣時(shí)測(cè)定的上覆水體溫度的氣溫, 對(duì)上覆水微充氣(位于沉積物上方10 cm處), 用螺旋止水夾控制充氣量, 使培養(yǎng)水體DO和現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定的DO盡量保持一致(偏差不超過(guò)10%)。根據(jù)實(shí)測(cè)的上覆水體不同磷形態(tài)濃度變化,計(jì)算磷在沉積物水界面的擴(kuò)散通量。另外將上覆水加入另一個(gè)沒(méi)有沉積物的PVC管中, 作為現(xiàn)場(chǎng)養(yǎng)殖水空白對(duì)照, 以減少培養(yǎng)過(guò)程中的誤差。培養(yǎng)開(kāi)始前和結(jié)束時(shí)取得的水樣經(jīng)0.45 μm的微孔濾膜過(guò)濾后測(cè)定相關(guān)指標(biāo)。

1.3 樣品的分析

上覆水和間隙水理化指標(biāo)按照《水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法》(2002)測(cè)定[12]: 氨態(tài)氮采用納氏試劑比色法(GB7479-87)測(cè)定, 亞硝態(tài)氮采用鹽酸萘乙二胺分光光度法(GB7493-87)測(cè)定, 硝態(tài)氮采用酚二磺酸分光光度法(GB7480-87)測(cè)定, 總氮釆用堿性過(guò)硫酸鉀消解紫外分光光度法(GB11894-89)測(cè)定, 上覆水中總磷(TP)、顆粒態(tài)磷(PP)、溶解性活性磷(SRP)、溶解態(tài)有機(jī)磷(DOP)及間隙水中TP、SRP和DOP濃度采用鉬酸銨分光光度法(GB11893-89)測(cè)定。沉積物中的TP采用堿熔-鉬銻抗比色法測(cè)定, TN和TC采用元素分析儀(Vario ELIII, 德國(guó))測(cè)定。

沉積物磷形態(tài)分析采用SMT(Standards measurements and testing program of the European commission)磷分級(jí)分離方法[13,14], 該法具有操作簡(jiǎn)單,各形態(tài)磷的測(cè)定相對(duì)獨(dú)立, 準(zhǔn)確性好的特點(diǎn), 而且測(cè)定值之間可以互相檢驗(yàn)。該法將磷形態(tài)分為5種,即鐵鋁磷(Fe/Al-P, 主要是吸附在沉積物表面的弱吸附態(tài)磷, Al、Fe、Mn氧化物和水化物結(jié)合的磷)、鈣磷(Ca-P, 主要是與Ca結(jié)合的磷)、無(wú)機(jī)磷(IP)、有機(jī)磷(OP)和總磷(TP)。采用鉬銻抗分光光度法測(cè)定沉積物各形態(tài)磷含量。

1.4 計(jì)算方法

沉積物-水界面可溶性無(wú)機(jī)磷交換通量的計(jì)算公式如下:

1.5 統(tǒng)計(jì)分析

采用Excel 2010、Origin 8.0和SPSS 20.0數(shù)據(jù)分析軟件對(duì)試驗(yàn)結(jié)果進(jìn)行圖表繪制和統(tǒng)計(jì)分析, 時(shí)間變化差異和空間變化差異用單因素方差分析(One-way ANOVA), 方差分析前先進(jìn)行方差齊性檢驗(yàn), 以P＜0.05作為差異顯著水平。

2 結(jié)果

2.1 養(yǎng)殖塘上覆水和間隙水理化性質(zhì)

從整體上, 養(yǎng)殖池塘pH和DO的變化趨勢(shì)同水體溫度較一致(圖 2), 即養(yǎng)殖前期(4、5和6月),p H 和D O 隨著溫度的升高而呈顯著增加趨勢(shì)(P＜0.05), 至養(yǎng)殖中期(7和8月), 三者均達(dá)到最大,然后開(kāi)始呈下降趨勢(shì)。從圖 2可以看出, UPA和IPA養(yǎng)殖模式的上覆水pH前期上升最快, 從4月的7.5迅速升高至8月的8.9和8.6, 然后UPA在9月迅速下降至8.2, 其后維持在8.0左右, 而IPA在11月迅速下降至7.4, 至12月升至7.6; 2種模式間隙水的變化規(guī)律和上覆水類(lèi)似, 但波動(dòng)趨勢(shì)則較平緩。IPA和UPA兩種模式上覆水中DO較為充足, 其變化分別為5.4—8.9 mg/L和5.8—9.5 mg/L, 且到7月達(dá)到最大, 其后開(kāi)始緩慢下降。

圖2 養(yǎng)殖期內(nèi)pH、溶解度和溫度變化趨勢(shì)Fig. 2 The change trend of pH, DO and T in the aquaculture period

從總體上, UPA的Eh高于IPA模式(圖 3), 其中UPA和IPA上覆水Eh分別是72.1—168.9 mV和70.5—154.2 mV, 沉積物Eh在-87.5—164.7 mV和-102.5—194.3 mV, 上覆水Eh處于氧化性環(huán)境, 且養(yǎng)殖中期氧化性最強(qiáng), 而沉積物處于還原性環(huán)境,養(yǎng)殖中期還原性最強(qiáng)。

圖3 養(yǎng)殖期內(nèi)氧化還原電位變化趨勢(shì)Fig. 3 Changes of Eh in the aquaculture period

2.2 養(yǎng)殖塘上覆水和間隙水磷時(shí)空分布特征

在養(yǎng)殖初期, UPA和IPA上覆水中TP、IP和OP濃度最低, 均低于沉積物表層間隙水, 說(shuō)明存在沉積物磷向上覆水釋放的風(fēng)險(xiǎn)。在養(yǎng)殖中后期,UPA上覆水TP濃度(0.42 mg/L)高于表層間隙水(0.32 mg/L), IPA模式除水槽前端30 m處的上覆水TP濃度高于間隙水外, 水槽后端的上覆水TP濃度均低于表層間隙水。在養(yǎng)殖中期, 同TP一樣, UPA上覆水IP濃度高于表層間隙水, IPA模式中IP變化則和TP相反, 即水槽前端30 m處的上覆水IP濃度低于間隙水外, 后端采樣點(diǎn)均高于間隙水。至養(yǎng)殖后期, 2種模式所有監(jiān)測(cè)點(diǎn)上覆水中IP濃度均低于沉積物表層間隙水IP。在養(yǎng)殖中期UPA上覆水中OP濃度(0.2 mg/L)高于沉積物表層(0.14 mg/L), 同TP類(lèi)似, 與IP相反, 到養(yǎng)殖后期, 2種模式所有監(jiān)測(cè)點(diǎn)上覆水OP濃度均低于沉積物表層間隙水(圖 4)。

圖4 UPA養(yǎng)殖池塘上覆水-間隙水磷垂向特征Fig. 4 Vertical characteristics of phosphorus from overlayinginterstitial water in UPA

在垂向分布上, 養(yǎng)殖初期, UPA和IPA兩種模式間隙水TP、IP和OP變化波動(dòng)較小。在養(yǎng)殖中期,UPA間隙水TP、IP和OP濃度在10—20 cm處最大,IPA除水槽前端30 m和后端30 m處10—20 cm處最大, 后端2、5、10和20 m處則是0—10 cm間隙水濃度最高。在養(yǎng)殖末期, UPA、IPA水槽前端30 m處及養(yǎng)殖水槽后端30 m處TP、IP和OP處濃度在10—20 cm處最高, IPA水槽后端TP和OP濃度在2、5、10和20 m處表層沉積物濃度最高, 而IP濃度在表層最低。在養(yǎng)殖后期, UPA間隙水TP、IP和OP濃度在表層沉積物最高, IPA水槽前端30 m處TP濃度則在表層沉積物最低, 水槽后端各采樣點(diǎn)TP濃度則是表層間隙水最高, IP和OP濃度變化規(guī)律不明顯(圖 5)。

圖5 IPA養(yǎng)殖池塘上覆水-間隙水磷空間特征Fig. 5 Spatial characteristics of phosphorus from overlaying-interstitial water in IPA

2.3 養(yǎng)殖池塘沉積物磷時(shí)空分布特征

在養(yǎng)殖初期, UPA和IPA沉積物TP、IP和OP均比較低且差異不顯著(P＞0.05), 到養(yǎng)殖中后期,UPA沉積物TP、IP和OP顯著增加(P＜0.05; 圖 6), 而IPA不同采樣點(diǎn)增加幅度相差較大, 其中均值呈UPA＞水槽后端2 m＞水槽后端5 m＞水槽后端10 m＞水槽后端20 m＞水槽后端30 m＞水槽前端30 m(圖 7),且水槽后端2、5和10 m顯著高于水槽前端30 m和后端30 m(P＜0.05), 說(shuō)明IPA沉積物磷空間分布受水流方向影響較大。2種模式Fe/Al-P隨著養(yǎng)殖的進(jìn)行基本呈顯著增加趨勢(shì)(P＜0.05), Ca-P呈先降低后增加的趨勢(shì)。

圖6 UPA養(yǎng)殖塘沉積物不同形態(tài)磷含量分布特征Fig. 6 Characteristics of phosphorus content distribution from sediments in UPA

圖7 IPA養(yǎng)殖塘沉積物不同形態(tài)磷含量分布特征Fig. 7 Characteristics of phosphorus content distribution from sediments in IPA

UPA不同深度沉積物TP、IP和OP和間隙水變化規(guī)律較一致, 即呈現(xiàn)“中間高兩頭低”的現(xiàn)象, 而IPA沉積物TP、IP和OP變化在不同養(yǎng)殖時(shí)期和不同采樣點(diǎn)存在較大差異, 兩者的Fe/Al-P和Ca-P均隨著深度的增加而降低。在養(yǎng)殖初期, IPA所有采樣點(diǎn)不同深度磷含量波動(dòng)較小; 在養(yǎng)殖中期, 水槽前端30 m和后端30 m沉積物TP和OP濃度在10—20 cm最高, 而水槽后端2、5和10 m處在0—10 cm最高,該模式所有采樣點(diǎn)表層沉積物IP最高。至養(yǎng)殖后期, UPA沉積物TP、IP和OP均顯著增加(P＜0.05),且均高于IPA, 其中10—20 cm處最高; 而IPA沉積物TP、IP和OP順序依次為水槽后端2 m＞水槽后端5 m＞水槽后端10 m＞水槽后端20 m＞水槽后端30 m＞水槽前端30 m, 且水槽后端2、5和10 m處沉積物磷含量顯著大于其他3個(gè)采樣點(diǎn)(P＜0.05), 尤其是OP達(dá)到極顯著水平(P＜0.01), 水槽后端2、5和10 m處中下層(10—30 cm)OP含量最高, 最高值分別為1.02、1.17和1.08 mg/L, 而后端20和30 m處表層(0—10 cm)含量最高, 其值分別為0.072和0.42 mg/L。

2.4 養(yǎng)殖池塘上覆水-沉積物界面磷釋放通量估算

總體上磷通量變化情況 養(yǎng)殖初期磷的通量最低, 而到了中期和后期則磷通量大幅增加, 尤其養(yǎng)殖中期磷通量最大(圖 8)。UPA整個(gè)養(yǎng)殖期基本表現(xiàn)為沉積物對(duì)磷的吸收; IPA空間差異較大, 水槽前端30 m處沉積物則基本表現(xiàn)為對(duì)磷的吸收, 水槽后端2、5和10 m沉積物在養(yǎng)殖初期基本為少量吸收, 而到養(yǎng)殖中后期, 則轉(zhuǎn)變?yōu)閷?duì)磷的大量釋放,水槽后端20和30 m在養(yǎng)殖初期磷通量較小, 至養(yǎng)殖中期均轉(zhuǎn)變?yōu)閷?duì)磷的吸收, 至養(yǎng)殖末期則轉(zhuǎn)變?yōu)閷?duì)磷的釋放。

圖8 不同形態(tài)磷釋放通量空間分布特征Fig. 8 Spatial characteristics of phosphorus emission flux from sediments in UPA and IPA

不同形態(tài)磷通量變化情況 養(yǎng)殖初期, UPA和IPA水槽前端30 m和后端30 m沉積物對(duì)TP表現(xiàn)為釋放, 各組之間無(wú)顯著性差異(P＞0.05), 而水槽后端2、5、10和20 m處則表現(xiàn)為T(mén)P釋放, 其變化范圍為-4.1—9.3 mg/(m2·d); 2種模式采樣點(diǎn)均表現(xiàn)為沉積物對(duì)IP的吸收, IP通量為-7.2—11.1 mg/(m2·d), 各組之間無(wú)顯著性差異(P＞0.05), 而對(duì)OP均表現(xiàn)為沉積物對(duì)OP的吸收, UPA采樣點(diǎn)通量為12.9 mg/(m2·d),接近IPA水槽前端30 m和后端30 m, 而顯著低于水槽后端2、5、10和20 m(P＜0.05)。至養(yǎng)殖中期, UPA沉積物表現(xiàn)為對(duì)TP、IP和OP的釋放, 其通量值分別175.6、111.5和64.1 mg/(m2·d), 而IPA不同采樣點(diǎn)磷的通量值存在較大差異, 水槽前端30 m、后端20和30 m均表現(xiàn)為對(duì)磷的吸收, 水槽后端2、5和10 m則表現(xiàn)為釋放。至養(yǎng)殖末期, 除水槽前端30 m處對(duì)TP、IP和OP表現(xiàn)為少量吸收外, 其他各采樣點(diǎn)均表現(xiàn)為對(duì)磷的大量釋放, 且釋放量隨著距離增加顯著降低(P＜0.05), 對(duì)于TP和IP通量, 水槽后端2和5 m顯著高于后端10 m(P＜0.05), 后端10 m又顯著高于后端20和30 m(P＜0.05), 而OP釋放通量則是水槽后端2和5 m處顯著高于后端10、20和30 m處(P＜0.05)。

2.5 不同形態(tài)磷通量與環(huán)境因子的相互關(guān)系

將不同形態(tài)磷通量與上覆水體DO、Eh、pH、T及間隙水的pH和Eh進(jìn)行相關(guān)性分析(表 1)。結(jié)果表明, 不同養(yǎng)殖模式磷通量變化和環(huán)境因子存在一定差異, UPA和IPA兩種模式TP通量同上覆水pH、間隙水pH和上覆水T呈顯著正相關(guān)(P＜0.05), 和間隙水Eh呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系(P＜0.05)。2種模式IP通量和除上覆水DO以外的其余5種環(huán)境因子均呈顯著相關(guān)(P＜0.05), 且和T呈極顯著正相關(guān)(P＜0.01)。UPA沉積物OP通量?jī)H和上覆水T呈顯著正相關(guān)(P＜0.05), IPA沉積物OP通量同上覆水T呈顯著正相關(guān)(P＜0.05), 而和間隙水Eh呈顯著負(fù)相關(guān)(P＜0.05)。

表1 兩種模式不同形態(tài)磷通量與環(huán)境因子的相關(guān)性分析Tab. 1 The relationship between environmental factors and phosphorus emission fluxes of different forms in UPA and IPA

3 討論

3.1 養(yǎng)殖池塘上覆水及間隙水TP、IP與OP時(shí)空變化

時(shí)間尺度方面 在養(yǎng)殖初期, 2種養(yǎng)殖模式所有采樣點(diǎn)上覆水及間隙水磷含量均比較低。主要是由于放苗前, 養(yǎng)殖池塘?xí)宄嘤嘤倌?、潑灑生石灰和暴曬等前期?zhǔn)備工作, 一方面清除部分原有富含氮磷的淤泥, 另一方面經(jīng)過(guò)干濕交替及氧化還原過(guò)程使底泥中的有機(jī)磷分解礦化[15], 釋放出大量磷酸根, 與生石灰中的鈣、鐵和鎂等礦物質(zhì)結(jié)合沉淀, 固定在底泥的團(tuán)聚體中, 有效降低底泥有效磷含量, 減少了向間隙水和上覆水釋放。到養(yǎng)殖中期, UPA上覆水和間隙水磷含量顯著增加, 且間隙水磷濃度顯著大于上覆水, 主要是由于池塘沉積物中隨著養(yǎng)殖生產(chǎn)的進(jìn)行積累了較多的殘餌糞便, 且養(yǎng)殖中期為大口黑鱸生長(zhǎng)旺季, 較高溫度加速沉積物中有機(jī)物分解礦化, 致使沉積物間隙水中各形態(tài)磷含量顯著增加, 同時(shí)上層魚(yú)類(lèi)游泳的擾動(dòng)作用,加速了間隙水磷向上覆水水體釋放, 進(jìn)一步增加了上覆水中磷含量。至養(yǎng)殖后期, 盡管沉積物中積累較多有機(jī)物質(zhì), 但溫度較低, 魚(yú)類(lèi)攝食率下降, 微生物代謝較慢等諸多因素導(dǎo)致沉積物中有機(jī)質(zhì)礦化分解變慢, 致使間隙水磷含量并未顯著增加。上覆水由于前期養(yǎng)殖對(duì)象快速生長(zhǎng), 投喂餌料和排泄物均顯著增加, 致使上覆水體中溶解態(tài)磷積累呈增加趨勢(shì)。傳統(tǒng)池塘類(lèi)似變化規(guī)律已在多個(gè)研究中得到證實(shí)[7,16]。

空間尺度方面 在養(yǎng)殖初期, 同UPA一樣,IPA空間變異不大; 至養(yǎng)殖中后期, IPA則呈現(xiàn)較大的空間變異性, 即水槽前端上覆水TP和IP濃度高于間隙水, 而水槽后端均低于沉積物表層間隙水, 水槽后端各形態(tài)磷變化和UPA模式規(guī)律一致, 分析原因主要是由于IPA模式水體從水槽前端向后端推出, 小部分被吸污機(jī)吸出多余的殘餌糞便(約占30%), 大部分則隨水流的方向在水槽后端沉積, 溫度較高時(shí), 微生物代謝活動(dòng)較強(qiáng), 有機(jī)質(zhì)分解快, 礦化后的可溶性磷首先釋放到間隙水中[17], 使其濃度明顯增高, 而水槽前端殘餌糞便積累較少, 間隙水中的磷濃度較低。對(duì)于OP濃度, UPA整個(gè)養(yǎng)殖周期內(nèi)均是上覆水濃度低于間隙水, 且在垂向分布上,隨著深度的增加而降低, 可能是由于殘餌糞便在沉積物表層不斷積累, 這些有機(jī)質(zhì)首先分解成細(xì)微顆粒向間隙水遷移, 進(jìn)而釋放到上覆水中, 致使其表層OP含量顯著升高, 而中下層含量變化不大。而IPA養(yǎng)殖模式, 水槽前端殘餌糞便積累較少, 間隙水OP濃度較低, 而后端OP濃度則顯著升高, 且隨著水流方向呈降低趨勢(shì), 主要受水力沉積有關(guān)。因此,可考慮開(kāi)發(fā)適合IPA養(yǎng)殖特點(diǎn)的糞便易成型低磷餌料, 降低糞便隨水流的擴(kuò)散距離, 提高該系統(tǒng)固體顆粒物的收集效率, 減少氮磷沉積, 有效改善養(yǎng)殖水環(huán)境。

3.2 養(yǎng)殖池塘沉積物不同深度磷賦存形態(tài)變化

沉積物中TP的含量和分布特征, 能夠表征池塘底泥中磷的污染累積程度, 并不能夠直接說(shuō)明沉積物磷的生物穩(wěn)定性及釋放潛力, 沉積物磷釋放活力、遷移能力和生態(tài)效應(yīng)主要取決于沉積物磷賦存形態(tài)[18]。因此, 非常有必要對(duì)沉積物磷形態(tài)進(jìn)一步分析, 深入剖析底泥中磷的生物可利用性及可能對(duì)養(yǎng)殖池塘上覆水構(gòu)成的釋放風(fēng)險(xiǎn)。UPA沉積物不同深度的TP、OP和IP隨著養(yǎng)殖的進(jìn)行, 整體上呈增加趨勢(shì), 且中層增加幅度大于上層和下層, 造成這種差異的可能主要原因是魚(yú)類(lèi)游動(dòng)和攝食等生物擾動(dòng)作用[19,20], 引起表層底泥再懸浮, 進(jìn)而促進(jìn)底泥中溶解性磷酸根和有機(jī)碎屑顆粒向上覆水體流出; 同時(shí)生物擾動(dòng)增強(qiáng)了表層沉積物微生物的活性, 其代謝過(guò)程釋放出有機(jī)酸會(huì)降低微環(huán)境的pH, 使得吸附態(tài)磷在弱酸環(huán)境中產(chǎn)生釋放, 釋放到間隙水中的磷一部分?jǐn)U散到上覆水, 一部分則經(jīng)過(guò)復(fù)雜的生物化學(xué)作用進(jìn)入中下層沉積物中。李大鵬等[21]研究證明在再懸浮條件下(風(fēng)浪和生物擾動(dòng)等作用), 水體中IP呈逐漸增加趨勢(shì), 鄭余琦等[22]研究發(fā)現(xiàn)縊蟶的生物擾動(dòng)下表層沉積物微生物活性增強(qiáng), 磷含量顯著減少。而IPA模式則基本是沉積物表層TP、OP和IP最高, 同樣是由于IPA養(yǎng)殖的魚(yú)都被集中圈養(yǎng)在水槽中, 水槽后端不會(huì)存在強(qiáng)烈魚(yú)類(lèi)擾動(dòng)再懸浮作用。同間隙水一樣, IPA沉積物中磷的空間分布受水流的影響較大, IPA水槽后端沉積物磷含量隨著距離的增加而逐漸降低, 主要是推水作用導(dǎo)致沉積物在水槽后端堆積較多, 且隨著距離增加沉降量逐漸降低?；诖? 可以通過(guò)將現(xiàn)在集污區(qū)3 m長(zhǎng)度增加至6 m, 同時(shí)將現(xiàn)有的單向單軌吸污裝備升級(jí)改造為對(duì)向雙軌吸污裝備, 以進(jìn)一步提高集污區(qū)固體顆粒物的收集效率。

Fe/Al-P是可被生物潛在利用的磷, 在適當(dāng)?shù)难趸€原條件下可被生物利用[23]。本研究結(jié)果表明,隨著沉積物TP含量的增加, 其Fe/Al-P含量呈升高趨勢(shì), 且表層含量最高。主要是由于下層的沉積物,微生物不斷消耗DO分解有機(jī)質(zhì), 使沉積物環(huán)境變得相對(duì)還原, 金屬磷礦物被還原溶解, 釋放出的溶解磷酸鹽在濃度梯度的驅(qū)使下向上擴(kuò)散遷移至表層沉積物, 該層氧化還原電位較高, 重新形成礦物而沉淀下來(lái), 造成Fe/Al-P礦物在沉積物表層富集的現(xiàn)象。這與羅玉紅等[24]研究發(fā)現(xiàn)香溪河沉積物由于夏季受外源污染嚴(yán)重而呈現(xiàn)磷“表層富集”現(xiàn)象相一致。Ca-P主要為與鈣質(zhì)結(jié)合的P部分, 分為Ca2-P、Ca6-P、Ca8-P和Ca10-P等形態(tài), 除Ca2-P外,其他溶解性均很低, 被認(rèn)為是生物不可利用的磷[25,26]。本研究中Ca-P在養(yǎng)殖初期含量較高, 主要是由于曬塘?xí)r潑灑大量生石灰, 池塘底泥及間隙水中磷與生石灰中的鈣結(jié)合形成磷酸鈣沉積下來(lái), 引起表層沉積物Ca-P增加, 尤其是生物利用性強(qiáng)的Ca2-P增加。至養(yǎng)殖中期, UPA和IPA水槽后端由于表層沉積物主要是殘餌糞便堆積形成, Ca-P較低, 而養(yǎng)殖初期富含Ca-P的沉積物進(jìn)入下層, 因此, 表層沉積物Ca-P低于中層; 到養(yǎng)殖后期, 隨著表層有機(jī)質(zhì)被分解礦化, 致使其中的有機(jī)鈣轉(zhuǎn)化為游離態(tài)的鈣離子, 與沉積物中的磷酸根重新結(jié)合, 形成新的Ca-P沉積下來(lái), 增加了表層Ca-P[27]。因此, 在生產(chǎn)實(shí)際中, 尤其是IPA水槽后端20 m內(nèi)可以種植一定面積的盆栽荷花或者菱角, 通過(guò)水生植物的根部吸收和莖葉的攔截, 減少不同形態(tài)內(nèi)源磷的集中釋放, 降低外塘水質(zhì)凈化壓力。

3.3 環(huán)境因子對(duì)上覆水-沉積物界面磷釋放通量的影響

沉積物-水界面水體中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的交換通量是多個(gè)因素共同耦合的結(jié)果[28,29]。研究表明, 底泥-水界面磷的釋放通量受微生物活動(dòng)的影響, 微生物可把底泥中的有機(jī)磷分解為無(wú)機(jī)磷, 將不溶性磷轉(zhuǎn)化為可溶性磷, 從而增加磷的釋放[30], 其中溫度和溶解氧與微生物生命活動(dòng)密切相關(guān)。如Jiang等[31]研究表明隨著溫度的升高, 微生物活性增強(qiáng), 從而促進(jìn)底泥磷的釋放。本研究中磷的釋放通量在養(yǎng)殖中期達(dá)到最高, 主要是由于溫度升高, 沉積物與水體之間發(fā)生劇烈化學(xué)反應(yīng), 同時(shí)微生物活性增強(qiáng)加速了有機(jī)質(zhì)的分解, 加強(qiáng)了沉積物中磷的釋放與溶解。且隨著水體氮磷迅速增加, 水體中的藻類(lèi)快速增殖, 光合作用強(qiáng)烈, 導(dǎo)致水體DO、pH和Eh升高,該環(huán)境條件有利于沉積物磷的釋放。盧光明等[5]研究發(fā)現(xiàn), 微生物組沉積物磷的釋放量要明顯高于滅菌組, 磷釋放通量隨著溫度的升高而顯著增加。另外, 養(yǎng)殖中期時(shí)表層水體溫度較高, 大口黑鱸主要集中在水體下層游動(dòng), 加劇了沉積物表層有機(jī)物懸浮與再懸浮作用, 促進(jìn)了沉積物間隙水中的磷的釋放, 這與Nicholaus等[32]研究結(jié)果一致。因此, 各形態(tài)磷通量與溫度均成顯著的正相關(guān)性, 尤其是IP磷通量呈極顯著相關(guān)性。鑒于此, 為有效降低水體IP,避免藍(lán)藻爆發(fā)引起養(yǎng)殖對(duì)象應(yīng)激, 夏季時(shí)應(yīng)在水槽后端適當(dāng)位置放置若干浮床, 通過(guò)發(fā)達(dá)的植物根系吸收溶解性磷。

此外, 本研究表明磷通量對(duì)表層沉積物的Eh變化非常敏感, 與沉積物Eh呈顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系。相關(guān)研究表明Eh＜0的強(qiáng)還原性條件能夠促進(jìn)底泥中的磷大量釋放, 且底泥中釋放的磷是以Fe/Al-P為主[33,34]。Eh受養(yǎng)殖環(huán)境DO影響較大[34], 沉積物由于微生物耗氧分解有機(jī)質(zhì), DO較低, Eh也較低, 呈還原狀態(tài),從而使被Fe/Al吸附的磷酸鹽轉(zhuǎn)變成溶解態(tài)析出,沉積物P釋放量增加。在實(shí)際生產(chǎn)中, 養(yǎng)殖塘底部建議安裝一定數(shù)量的納米曝氣盤(pán), 增加下層水體的DO, 降低內(nèi)源磷的釋放。

pH也是影響磷通量變化的一個(gè)重要因素[34]。研究表明,溶解P的釋放量與pH呈U型相關(guān),即pH升高或降低均會(huì)促進(jìn)磷的釋放[35,36]。當(dāng)pH為3—7時(shí),磷主要以 HPO－42 和H2P O－4形式存在, 使得磷酸根離子從鎂鹽、硅酸鹽、鋁硅酸鹽及氫氧化鐵膠體中解吸附, 釋放到養(yǎng)殖水體中; 當(dāng)pH為8—10時(shí), 水體中OH-與無(wú)定形Fe-Al發(fā)生交換, 使沉積物中磷釋放量增加, 因此, pH升高有利于底泥中磷的釋放。在本試驗(yàn)中, 上覆水和間隙水中pH從養(yǎng)殖初期中性到養(yǎng)殖中期顯著升高到堿性狀態(tài), 至養(yǎng)殖末期波動(dòng)下降至中性狀態(tài), 而磷通量變化趨勢(shì)基本和pH一致, 因此, 2種養(yǎng)殖模式磷的釋放量和pH呈顯著正相關(guān)性?？梢?jiàn), 在養(yǎng)殖對(duì)象生長(zhǎng)旺季可通過(guò)添加微生態(tài)制劑抑制藻類(lèi)的過(guò)度繁殖, 如潑灑乳酸菌制劑中和堿性物質(zhì), 同時(shí)使用腐殖酸鈉, 提高水體緩沖力,降低磷的釋放量, 達(dá)到有效改善養(yǎng)殖水環(huán)境的目的。

4 結(jié)論

本文通過(guò)比較IPA和UPA池塘不同磷形態(tài)時(shí)空分布特征及釋放通量, 表明工程化改造明顯改變了原有池塘的營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)遷移轉(zhuǎn)化特征, 能夠使殘餌糞便等固體顆粒物集中沉積下來(lái), 更易于收集轉(zhuǎn)移出養(yǎng)殖水體。根據(jù)沉積規(guī)律及釋放特點(diǎn), 當(dāng)前的IPA系統(tǒng)可以將原有長(zhǎng)3 m的集污區(qū)增加到6 m, 同時(shí)將現(xiàn)有的單向單軌吸污裝備升級(jí)改造為對(duì)向雙軌吸污裝備, 提高固體顆粒物的收集效率; 可以在集污區(qū)后端20 m內(nèi)種植水生植物, 通過(guò)根部吸收和莖葉攔截, 減少內(nèi)源磷的釋放; 同時(shí)安裝底增氧裝置以及施用有益微生態(tài)制劑等多種措施, 最終達(dá)到有效改善養(yǎng)殖水環(huán)境的目的。