河蟹生态养殖池塘不同水层水质变化的研究

吴 凯，马旭洲*，王友成，郎月林，李星星

（1上海海洋大学农业部淡水水产种质资源重点实验室，上海201306；2上海市水产养殖工程技术研究中心，上海201306；3水产动物遗传育种中心上海市协同创新中心，上海201306；4上海鱼跃水产专业合作社，上海201611；5遵义市水产站，贵州563000）

河蟹，学名中华绒螯蟹（Eriocheir sinensis），又称螃蟹、大闸蟹和毛蟹，隶属方蟹科（Grapsidae）绒螯蟹属（Eriocheir）［1］。因其具有独特的风味和较高的营养价值而受到广大消费者的青睐，养殖规模不断扩大。为了增加收益，有些地区以增加放养密度及投饵量的方法来增加产量，结果造成养殖水环境的恶化。河蟹养殖离不开水，水质差必然影响河蟹的生长及品质。据调查，河蟹池塘养殖可引起周围水环境氮、磷含量的升高［2］。但也有报道指出，河蟹的放养密度适宜，投饵科学，对环境基本无影响［3］，还可以起到净化水质的作用［4-5］。生态养殖模式可以最大程度上避免养殖对水环境造成不良的影响，因此河蟹生态养殖模式不断应用于实际生产中，且在不同的地方形成了具有本地特色的生态养殖模式，如“当涂模式”“宿松模式”“宝应模式”和“盘山模式”［1］。

关于河蟹生态养殖对水质影响的研究较多［6-7］。戴恒鑫等［8］研究河蟹生态养殖池塘时发现，溶解氧和温度存在明显的昼夜变化和垂直变化规律，但并未对其他水质因子进行监测及分析。众所周知，氨氮对水产动物有一定的毒害作用，且氨氮的毒性随着浓度的变化存在差异［9-10］。河蟹生态养殖池塘不同深度水层的氨氮浓度可能不同，对河蟹的影响程度可能因水层深度不同而存在区别。因此，探究河蟹生态养殖池塘不同水层水质因子的昼夜变化有助于更准确地掌握水质因子的动态变化规律。本试验于2014年8月选择3个连续的晴天天气对上海松江泖港地区河蟹生态养殖池塘不同水层的温度、DO、pH、CODMn、NH+4-N、NO－2-N、NO－3-N和PO3－4-P进行昼夜监测，以期全面了解水质因子在垂直方面的动态变化规律，增强日常管理的调控和突发事件的应对。

1 材料与方法

1.1 试验材料

试验所用池塘为上海松江泖港三泖水产养殖基地（北纬30°57′，东经121°8′）的3个河蟹养殖池塘，面积均为5 000 m2。3个池塘均为东西走向，南北相互毗邻，周围环境相同，河蟹的投放量相同，均为7 500只/hm2，底质环境基本一致。试验期间，养殖池塘只进水不排水，平均水位为1.2 m，最高水位不超过1.5 m。

1.2 试验设计

每个池塘的中央设置3个采样点，采样点之间相距10 m左右，每个采样点的垂直方向距水面30 cm（上层）、65 cm（中层）和100 cm（下层）处为水样的采集点，每个采集点每次采样300 mL，同一池塘同一深度采集点采集到的水样混匀。试验于2014年8月选择3个连续的晴天对3个池塘的3个水层的水质因子进行昼夜监测，每次试验17：00为第一次采样，之后每隔4 h采样一次，每天采样6次。本试验的晴天为晴天、风力0—2级、全天气温均值约30℃，池塘无明显波浪。

1.3 样品分析方法

采样后立刻测定水体的水温、溶解氧（DO）和pH，其他水质指标于下次采样之前在实验室内全部测定。水质指标温度、DO、pH、CODMn、NH4+-N、NO2－-N、NO3－-N、PO34－-P的测定方法参照《水和废水检测方法》（第四版）［11］。其中温度和DO值采用美国YSI550A溶氧仪测定，pH采用pHSJ-3F型pH计测定，高锰酸盐指数（CODMn）采用酸性高锰酸钾法测定，氨氮（NH4+-N）浓度采用纳氏试剂光度法测定，亚硝酸盐（NO2－-N）浓度采用盐酸萘乙二胺比色法测定，硝酸盐（NO3－-N）浓度采用紫外分光光度法测定，磷酸盐（PO34－-P）浓度采用钼锑抗分光度法测定。

1.4 数据处理

试验数据采用SPSS 20.0和Excel 2003软件进行统计和作图。采用单因素方差分析（one-way ANOVA）和LSD法进行方差分析和差异显著性检验（α＝0.05）。

2 结果与分析

2.1 水温、DO、pH、CODMn的变化

水温不仅影响着水生生物的生长、繁殖、水中食物的丰富程度和池塘中物质的循环速度，还影响着水生生物的垂直分布。不同水层的水体受太阳辐射强度不同，水温存在差异，且随着太阳活动的周期性变化而变化。由图1可知，3个水层的水温昼夜变化趋势相同，17：00最高，夜晚逐渐下降，5：00最低，日出之后开始缓慢升高，一天中水温的变化幅度不大。同一时间，3个水层温度大小为上层＞中层＞下层，但温差较小，表明试验池塘在垂直方向温差较小。溶解氧是判定水体自净能力的一种依据，而且影响水生生物的呼吸、物质的转化等。由于空气、水生植物为水体供氧位置的差异和耗氧、水生生物的垂直分布不同，水体中的溶解氧在垂直方向存在差异。本试验中3个水层的溶解氧昼夜变化趋势和水温相似，也是17：00最高，5：00最低，夜晚逐渐下降，日出之后开始缓慢上升，但昼夜变化幅度较小。同一时间，溶解氧浓度在垂直方向大小为上层＞中层＞下层，上层和中层溶解氧浓度显著高于下层，但上层和中层溶解氧浓度差异不显著。

河蟹养殖池塘种植了较多的水生植物，水生植物呼吸作用的强度可影响水体中pH的变化。试验发现，3个水层的pH变化表现为夜晚下降、白天升高的趋势，与水生植物呼吸作用强度的变化相吻合，表明水生植物在水体pH的变化中起到重要的作用。垂直方向上，底泥以及微生物的呼吸作用可能导致pH存在差异。同一时间，3个水层pH大小为上层＞中层＞下层，表明下层水体的呼吸作用较强，但pH差异较小。3个水层的 CODMn浓度昼夜变化趋势相似，17：00最低，17：00—1：00缓慢升高，1：00达到最高，1：00—13：00缓慢降低，表明夜晚水体中还原性物质浓度高于白天。3个水层水体中还原性物质浓度差异不显著，大小为上层＜中层＜下层，表明水体中还原性物质浓度在垂直方向有递变的趋势。

图1 水体温度、DO、pH、CODMn的动态变化Fig.1 Dynam ic changes of water tem perature，DO，pH，CODMn in water

2.2 NH+4-N、NO-2-N、NO-3-N和PO3-4-P的变化

由图2可知，3个水层NH+4-N浓度昼夜变化趋势相似，即17：00—5：00缓慢升高，5：00—13：00缓慢降低，5：00和17：00分别达到最高值和最低值。NH+4-N浓度存在明显的分层现象，同一时间3个水层NH+4-N浓度差异显著，大小为上层＜中层＜下层，表明随着水体深度的增加，NH+4-N有递增的现象。NH+4-N的昼夜变化和垂直变化均较明显，表明NH+4-N是一种受外界影响较大的水质因子。与NH+4-N相似，NO－2-N也表现出较明显的昼夜变化趋势，17：00—5：00缓慢升高，5：00—13：00缓慢降低，5：00和17：00分别达到最高值和最低值。NO－2-N和NH+4-N也存在差异，同一时间3个水层NO－2-N浓度大小为上层＜中层＜下层，其中上层水体NO－2-N显著低于下层，上层和中层及中层和下层间差异不显著；NO－2-N的昼夜变化幅度较大，且上层和中层的变化幅度高于下层，表明下层NO－2-N浓度较稳定，不易被氧化或还原。

图2 水体NH+4-N、NO-2-N、NO-3-N和PO3-4-P的动态变化Fig.2 Dynam ic changes of NH+4-N、NO-2-N、NO-3-N and PO3-4-P in water

3个水层NO3－-N浓度昼夜变化表现为夜晚降低、白天升高的趋势，即17：00—5：00缓慢降低，5：00—13：00缓慢升高，5：00和17：00分别达到最低值和最高值。NO3－-N与NO2－-N和NH4+-N的变化趋势相反，表明水体三氮（氨氮、亚硝酸盐氮和硝酸盐氮）转化影响着三氮在水体中的浓度。垂直方向上，同一时间3个水层NO3－-N浓度大小为上层＞中层＞下层，且差异显著，表明随着水体深度的增加，NO3－-N浓度变化较明显。河蟹养殖池塘中每天有外源性的饵料性磷进入水体，同时可溶性的磷酸盐被水生植物吸收利用。试验测得，3个水层PO34－-P浓度存在昼夜变化趋势，但变化幅度较小，没有表现出明显的升高或降低趋势，表明外源性增加的磷和被吸收利用的磷基本呈持平状态。垂直方向上，3个水层的PO34－-P浓度存在差异，但不显著，表明随着水层深度的变化，PO34－-P浓度的变化并不明显。

3 讨论

3.1 水温、DO、pH、CODMn变化的原因

影响水温变化的主要因素是太阳辐射，水面对太阳光反射及水体颗粒物的散射，使下层水体吸收的太阳光较上层水体少，水温呈现分层现象。河蟹养殖池塘水深1.5 m左右且水质较清澈，太阳光透射率高，是3个水层水温无显著差异的主要原因。

河蟹养殖池塘溶解氧的主要来源为水草的光合作用和空气扩散作用，溶解氧的消耗主要为呼吸作用［12］。河蟹养殖池塘种植了大量的水草，不仅为河蟹提供了天然的青饲料，还为水体源源不断地输送氧气，光照越强光合作用效率越高［13-15］。白天光照强，水草的光合作用强，光合作用大于呼吸作用，水体的溶解氧不断升高，夜晚光合作用停止而呼吸作用不断消耗氧气，水体的溶解氧不断下降。本试验发现，夜晚3个水层的溶解氧浓度不断下降，5：00达到最低值，日出后溶解氧浓度开始上升，变化趋势和水草光合作用强度变化趋势相似，说明水草的光合作用是影响水体溶解氧浓度的主要原因。

pH的昼夜变化是多个因素作用的结果，呼吸作用产生大量的酸性气体CO2是pH昼夜变化的主要原因。本试验发现，河蟹养殖池塘pH的变化幅度较小，无显著差异，pH的变化趋势与朱浩等［16］和李奕雲等［17］的试验结果基本相同。但朱浩等和李奕雲等测得的pH谷值时间分别是1：00和3：00左右，本试验pH谷值时间为5：00，主要原因为3种池塘的理化条件差别较大。河蟹养殖池塘种植了大量的轮叶黑藻、伊乐藻和苦草，夜晚呼吸作用产生大量CO2使水体的pH下降，黎明前呼吸作用一直高于光合作用，CO2不断积累，因此河蟹养殖池塘昼夜pH谷值出现的时间较鱼塘和虾塘晚。

CODMn是反应池水有机物和还原性无机物的污染指数。宋学宏等［18］研究表明，水温在10—28℃时，微生物降解CODMn速度随温度增加而增加。纪晓亮等［19］对城市湿地水质昼夜变化研究发现，白天CODMn升高，夜晚下降。本试验发现，河蟹生态养殖池塘CODMn的变化表现为白天下降、夜晚升高，看似与纪晓亮等和宋学宏等的研究相矛盾，其实不然，原因是河蟹养殖池塘无污水流入，不存在由于污水的流入而导致CODMn昼夜变化的情况；河蟹是底栖动物，夜晚活动量大于白天，河蟹取食和爬行过程中搅起早期未被摄食的饲料残饵和底泥，使水体中有机物浓度增加，CODMn增加。河蟹养殖池塘种植了大量的伊乐藻、轮叶黑藻和苦草，白天河蟹进入水草中躲避，活动量减少，CODMn降低，水草对降低CODMn有一定的作用。

3.2 水体NH+4-N、NO-2-N、NO-3-N和PO3-4-P变化的原因

自然水体的NH4+-N浓度较NO3－-N低，但养殖水体中，由于养殖对象的代谢物以NH3的形式排出，使NH4+-N在许多养殖水环境中超标。本试验发现，NH4+-N浓度5：00最高，17：00最低，主要原因是夜晚呼吸作用和河蟹运动消耗了大量的氧气，有助于NH4+-N的形成，5：00前NH4+-N不断富集，白天河蟹养殖池塘内大量的轮叶黑藻、伊乐藻和苦草等水生植物光合作用为水体输送的氧气较多，部分NH4+-N被氧化为NO3－-N［20］，且水生植物光合作用吸收氮磷［21-22］。

NO2－-N为无机氮中间状态，在无机氮循环过程中，NO2－-N含量的升高常常表明水环境中氮循环受阻，NO2－-N有一定的毒性，应引起足够的重视［23-25］。本试验发现，17：00—5：00水体的NO2－-N浓度不断升高，5：00—13：00水体的NO2－-N浓度不断降低，主要原因是NO2－-N为三氮循环的中间环节，夜晚水环境溶解氧浓度下降，低氧环境有助于NO2－-N的形成，白天水环境溶解氧浓度升高，大部分NO2－-N以全程反硝化方式还原为气态氮［26］。

NO3－-N为3种无机氮盐中最高价态，是自然水体中无机氮盐的主要存在形式，NO3－-N浓度与硝化反应的速率有很大关系。本研究发现，水体中NO3－-N浓度的变化趋势表现为白天升高、夜晚降低，主要原因是NO3－-N是三氮中比较稳定的形式，白天水体中溶解氧浓度较高，NO3－-N为三氮转化的主要方向，水体中的NO3－-N浓度升高，夜晚水体中的溶解氧浓度降低，不利于NO3－-N的生成，水体中的NO3－-N浓度降低。

磷作为各种生物必须营养元素之一，其需要量比氮低，但自然水环境中磷多以不溶解的化合物形式存在，能够被浮游植物和沉水植物吸收的主要是可溶性磷酸盐［27-28］。自然水体中含量较低的可溶性磷酸盐常常是浮游植物和沉水植物的生长限制因子。河蟹养殖池塘PO34－-P的来源主要为水源的代入、饵料、生物代谢和底泥的释放［29］。本试验发现，一天内PO34－-P浓度变化幅度很小，主要原因是虽然每天都有饵料性可溶性磷酸盐进入水体，但水草会吸收一部分，正因为水草对磷的吸收作用，使得养殖过程中水体中的可溶性磷酸盐没有持续增长。

3.3 水质因子之间的关系

当水体中溶解氧浓度下降时，氨氮和亚硝氮浓度升高；当水体中溶解氧浓度升高时，氨氮和亚硝氮浓度降低。可见，水体溶解氧浓度与氨氮和亚硝氮浓度呈负相关关系。氨氮具有一定的毒性，有研究表明氨氮可以直接或间接影响养殖水生动物的生长和繁殖［9-10］，且水体中溶解氧浓度越低，氨氮的毒性越大［30］。本试验研究的河蟹生态养殖池塘种植了大量的轮叶黑藻、伊乐藻和苦草，可以为池塘输送大量的溶解氧（上层最大时平均6.151 mg/L），高溶氧条件下，硝化和氨化反应都受到较大的影响，故本试验得出的结果是水体溶解氧浓度与氨氮和亚硝氮浓度呈负相关关系。这与廖晓数等［31］研究结果不同，主要原因是低氧状态下硝酸菌受到抑制，亚硝化菌基本不受影响，低溶氧对氨化反应的影响有限。本试验还发现，硝氮的变化趋势和氨氮、亚硝氮相反，且硝氮和氨氮的变化幅度相对于亚硝氮较高。俞盈等［32］研究污水三氮转化时发现，室内和室外条件下氨氮转化十分迅速，亚硝酸盐氮没有出现明显的累积现象。张砺彦［26］研究溶解氧对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化脱氮的影响中发现，溶解氧浓度较高时，大部分亚硝氮以全程反硝化方式还原为气态氮。本试验所用的池塘为河蟹生态养殖池塘，池塘内种植了大量的水草，水体溶解氧浓度较高，有利于亚硝氮的迅速转化，昼夜变化中亚硝氮浓度积累较小，变化幅度不大。

［1］王武，王成辉，马旭洲.河蟹生态养殖［M］.2版.北京：中国农业出版社，2013.

［2］陈家长，胡庚东，瞿建宏，等.太湖流域池塘河蟹养殖向太湖排放氮磷的研究［J］.农村生态环境，2005，21（1）：21-23.

［3］吴庆龙，陈开宁，胡耀辉，等.东太湖河蟹网围养殖的环境效应［J］.农业环境保护，2001，20（6）：432-434.

［4］戴恒鑫，马旭洲，李应森，等.湖南大通湖河蟹池塘生态养殖模式对水质净化的试验研究［J］.安全与环境学报，2012，12（5）：89-94.

［5］王高龙，王友成，马旭洲，等.上海松江泖港地区蟹种养殖对水质的影响［J］.安全与环境学报，2015，15（3）：317-321.

［6］吴伟，范立民，瞿建宏，等.池塘河蟹生态养殖对水体环境的影响［J］.安全与环境学报，2006，6（4）：50-54.

［7］吴伟，吴婷婷，何杰，等.东太湖河蟹围网生态养殖对水环境的影响［J］.中国生态农业学报，2007，15（2）：140-146.

［8］戴恒鑫，李应森，马旭洲，等.河蟹生态养殖池塘溶解氧分布变化的研究［J］.上海海洋大学学报，2013，22（1）：66-73.

［9］MILADINOVIC N，WEATHERLY L R.Intensification of ammonia removal in a combined ion-exchange and nitrification column［J］.Chemical Engineering Journal，2008，135（1）：15-24.

［10］WETT B，RAUCHW.The role of inorganic carbon limitation in biological nitrogen removal of extremely ammonia concentrated wash water［J］.Water Research，2003，37（5）：1100-1110.

［11］国家环保总局.水和废水检测分析方法［M］.4版.北京：中国环境科学出版社，2002.

［12］姚宏禄.综合养鱼高产池塘的溶氧变化周期［J］.水生生物学报，1988，12（3）：199-211.

［13］RUIZ JM，ROMERO J.Effects of disturbances caused by coastal constructions on spatial structure，growth dynamics and photosynthesis of he seagrass Posidonia oceania［J］.Marine Pollution Bulletin，2003，46：1523-1533.

［14］NOBORU M，HITOSHIK，YUZURUM M，et al.Relationships between critical photon irradiance for growth and daily compensation point of juvenile Sargassum macrocarpum［J］.Fisheries Science，2000，66（6）：1032-1038.

［15］MIYUKIM，YASUTSUGU Y，YUSHO A.Critical light conditions for young Ecklonia cava and Eisenia bicyclis with reference to photosynthesis［J］.Hydrobiologia，1987，151：447-455.

［16］朱浩，刘兴国，王健，等.池塘养殖水体不同水层水质变化研究［J］.渔业现代化，2012，39（4）：12-15.

［17］李奕雯，李卓佳，曹煜成，等.对虾海水高密度养殖后期水质因子的昼夜变化规律［J］.南方水产，2010，6（6）：26-31.

［18］宋学宏，邴旭文，孙丽萍，等.阳澄湖养殖水体COD降解动力学研究［J］.安徽农业大学学报，2010，37（2）：328-332.

［19］纪晓亮，李鹏程，商栩，等.城市湿地水质昼夜变化研究［J］.环境保护科学，2013，39（5）：18-21，50.

［20］高岩，易能，张志勇，等.凤眼莲对富营养化水体硝化、反硝化脱氮释放N2O的影响［J］.环境科学学报，2012，32（2）：349-359.

［21］赵琳，李正魁，周涛，等.伊乐藻-氮循环菌联用对太湖梅梁湾水体脱氮的研究［J］.环境科学，2013，34（8）：3057-3063.

［22］高光.伊乐藻、轮叶黑藻净化养鱼污水效果试验［J］.湖泊科学，1996，8（2）：184-188.

［23］洪美玲，陈立侨，孙新谨，等.亚硝酸盐急性胁迫对中华绒螯蟹幼体相关免疫指标和应激蛋白（HSP70）表达的影响［J］.应用与环境生物学报，2011，17（5）：688-693.

［24］曲克明，徐勇，马绍赛，等.不同溶解氧条件下亚硝酸盐和非离子氨对大菱鲆的急性毒性效应［J］.海洋水产研究，2007，28（4）：83-88.

［25］吕晓燕，李嘉尧，方燕，等.亚硝酸盐对红螯光壳螯虾不同组织免疫相关酶活性及超微结构的影响［J］.水产学报，2010，34（12）：1812-1820.

［26］张砺彦.溶氧对好氧颗粒污泥同步硝化反硝化脱氮的影响［J］.安全与环境学报，2006，6（6）：1-4.

［27］吴晓霞，范长禄，凌辉，等.伊乐藻对富营养化水体的净化作用分析［J］.西北植物学报，2013，33（4）：787-791.

［28］PALOMMKIR F，TAYLOR M D，BIELENBERG D G，et al.Nitrogen and phosphor-rus remediation by three floating aquatic macrophytes in greenhouse-based laboratory-scale subsurface constructed wetlands［J］.Water，Air＆Pollution，2009，197（1/2/3/4）：223-232.

［29］隋少峰，罗启芳.武汉东湖底泥释磷特点［J］.环境科学，2001，22（1）：102-105.

［30］李波，樊启学，张磊，等.不同溶氧水平下氨氮和亚硝酸盐对黄颡鱼的急性毒性研究［J］.淡水渔业，2009，39（3）：31-35.

［31］廖晓数，贺锋，成水平，等.选定因素下湿地基质中氨氮释放的正交试验研究［J］.农业环境科学学报，2008，27（1）：291-294.

［32］俞盈，付广义，陈繁忠，等.水体中三氮转化规律及影响因素研究［J］.地球化学，2008，37（6）：565-571.