高温季节蟹塘不同水生植物对水质净化和温室气体排放的影响

刘永茂，付为国，金梅娟，施林林，沈明星①，张进权

(1.江苏大学农业装备工程学院，江苏 镇江 212013；2.江苏太湖地区农业科学研究所，江苏 苏州 215155)

中华绒螫蟹(Eriocheirsinensis，以下简称“河蟹”)养殖业为我国淡水渔业的支柱性产业之一，其高产高效的关键技术之一是如何科学合理地在养殖水体内种植水生植物[1-2]，蟹塘水生植物不仅可为河蟹提供天然饵料以及栖息、蜕壳、隐蔽的场所[1,3]，还可净化水质，进而提高河蟹的产量与品质[1]。如伊乐藻(Elodeanuttdlii)常被作为蟹塘植物进行广泛种植[4]。然而，伊乐藻不耐高温，高温季节不仅停止生长，而且大量死亡腐烂，致使河蟹生境恶化，对河蟹生长尤为不利，因此寻找伊乐藻的替代品是现代河蟹生态养殖的重要研究内容。

蕹菜(Ipomoeaaquatica)和水稻(Oryzasativa)可水生生长，且在35～40 ℃范围内生长良好[5-6]，是优良的高温期蟹塘候选植物。目前已有将蕹菜和水稻作为水生植物栽植蟹塘的初步报道[7-9]。河蟹养殖过程中，水体高碳氮负荷促进了CH4和N2O等温室气体排放[3]。朱林等[10]和林海等[11]对夏季池塘温室气体排放的研究表明，夏季养殖塘均表现为温室气体的源，但栽植不同水生植物的养殖塘所产生的温室效应也不相同。因此，合理安排高温季蟹塘水生植物对温室气体减排至关重要。

该研究以伊乐藻为对照，选用蕹菜和水稻2种植物，分别作为蟹塘水生植物栽植于河蟹养殖塘，比较研究其在高温季节对河蟹产量、蟹塘水质净化效果及温室气体减排效应的影响，为选择河蟹稳产、蟹塘低污染风险以及低温室气体排放相协同的耐高温蟹塘水生植物提供依据。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

试验于2018年4—11月在苏州市相城区太平镇河蟹养殖塘(31°26′37.84″ N，120°42′43.92″ E)进行。河蟹养殖周期内气温和降雨量的变化如图1所示。养殖周期内降雨量变化范围为0.25～86.25 mm，日均降雨量为2.95 mm。日均温变化范围为10.1～35.0 ℃，其中4—6月均温为23.4 ℃，7—9月气温最高，均温高达30.0 ℃，为高温期，10月均温为19.5 ℃。

1.2 试验设计

试验塘为2015年人工开挖，每个塘的面积约为100 m2，深度为1.5 m，四周用混凝土作为隔离，并用高约20 cm的垂直铝板防止河蟹逃逸。试验共设伊乐藻、蕹菜和水稻3个处理，分别记为EL、IP和OR，采用随机区组设计，每个处理重复3次。

图1 2018年河蟹养殖周期内气温和降雨量变化

水生植物的栽种面积约占塘面的60%，并分成2个30%覆盖小区。栽种方式如下：(1)伊乐藻，3月15日在9个蟹塘池底60%的区域栽种伊乐藻，方式为幼苗移栽，每簇种植面积为0.5 m×0.5 m，每簇40株左右，簇间距为1.0 m。(2)蕹菜，4月20日在室内培育，室温下生长30～40 d后，将蕹菜移入蟹塘，使其覆盖度为塘面的60%，其底部伊乐藻已在前期人工移除。(3)水稻，4月10日播种并培育毯苗，水稻幼苗在室温下生长50～60 d后移入蟹塘，保持水稻覆盖度为60%，且底部伊乐藻也经人工移除。蕹菜和水稻四周用浮框固定，防止无序漂浮。

4月5日放养蟹苗，蟹苗规格为80～100 只·kg-1，投放量为15 000只·hm-2。以饲料、冰鲜带鱼等作为河蟹饵料，并根据河蟹生长情况动态投喂，平均每日每只蟹约1.5～2.5 g，投饵时间为17:00左右。试验期间每日对蟹塘微孔增氧7～10 h，一般为20:00至次日06:00，阴雨天全天持续增氧；根据降雨情况和水位变化，为保证蟹塘水位，每2～3 d进水1次。养殖期内向蟹塘投放螺蛳8 000 kg·hm-2，用于净化水质和提供活体饵料。

1.3 样品采集与测定

1.3.1水样采集与测定

因高温期为河蟹养殖关键期，笔者仅对7—9月养殖水体进行动态监测，期间每隔10 d对每个塘按“S”型分5点取样测定，时间为09:00—11:00，如遇雨天或台风则延后采样。现场测量溶解氧(DO)浓度、水温和pH值，深度为水下20 cm；同时取5～10 cm深处水样混合后立即冰冻，尽快带回实验室利用流动分析仪(Skalar SAN++)测定总氮(TN)、总磷(TP)、铵态氮(NH4+-N)、硝态氮(NO3--N)和亚硝态氮(NO2--N)浓度。叶绿素a(Chl a)浓度参照HJ 897—2017《水质叶绿素a的测定 分光光度法》测定[12]。

1.3.2植株样的采集、测定与计算

养殖结束时，每个塘收割1 m2植物，带回实验室晾干水分，将植株样品在105 ℃下杀青20 min，然后80 ℃烘干至恒量，记录植株干物质量。植株样品经粉碎机(FZ102，泰斯特，天津)粉碎后，分别测定植株TN和TP含量[13]。计算植株TN和TP同化量，公式为

AN=MN×D/1 000，

(1)

AP=MP×D/1 000。

(2)

式(1)～(2)中，AN为植株氮同化量，kg·hm-2；MN为植株氮含量，g·kg-1；D为植株干物质量，kg·hm-2；AP为植株磷同化量，kg·hm-2；MP为植株磷含量，g·kg-1。

1.3.3CH4与N2O的采集、测定与计算

7—9月每隔10 d采集1次温室气体，采气时间为08:30—11:30[14]。CH4和N2O采用静态箱法采集。采样箱为有机玻璃制成的无底长方体，箱体外层包裹锡箔，底座用泡沫板制成，箱体的长、宽、高分别为37、37、60 cm。采样前先将底座放置于蟹塘水面中心位置并固定，为尽可能减少采样干扰，在蟹塘中心位置处搭建木桥以便采样。采样时，先在底座凹槽内添加适量的水，再将顶箱扣在底座凹槽内，同时接通电源、打开风扇，混匀箱内气体。扣箱时按0、10、20和30 min时间间隔，用50 mL注射器抽取约100 mL气体打入真空的铝箔采样袋内，并记录箱内温度。每次采完气体后，将顶箱移走，保留底座不动。将采样袋带回实验室，CH4和N2O气体浓度采用岛津GC-2014C气相色谱仪测定。

蟹塘N2O与CH4排放通量计算公式[15]为

(3)

蟹塘N2O与CH4累积排放量的计算公式[16]为

(4)

式(4)中，Y为气体累积排放量，kg·hm-2；Fi和Fi+1分别为第i次和第i+1次采样的气体排放通量，mg·m-2·h-1；ti+1-ti为2次采样间隔天数，d；n为采样次数；100为单位转换系数。

不同温室气体的全球增温潜势(GWP)不同，100 a时间尺度上，CH4和N2O的GWP 分别为CO2的25和298倍，将1 kg·hm-2CO2通量的GWP定为1，可求得100 a时间尺度上各处理CH4和N2O的GWP[17]。将各处理的CH4和N2O排放量转化为CO2当量(Eq-CO2)，更加有利于评价蟹塘不同水生植物处理的温室效应。

1.3.4水生植物管理与河蟹产量测定

7—9月为保持60%的蕹菜和伊乐藻覆盖率，定期将超出限制区域生长的蕹菜和伊乐藻进行刈割，使蕹菜和伊乐藻的覆盖率与水稻保持一致，将刈割的植物组织计入总生物量。10月底池塘中的水完全排干后，常规捕捉河蟹，测定其产量。

1.4 数据处理

采用Excel 2016进行数据整理，SPSS 21.0软件进行统计分析，试验结果以平均值±标准误表示，各处理的数据用单因素(one-way ANOVA) LSD法进行差异显著性检验(显著性水平为P<0.05)，运用Sigma Plot 12.5软件作图。蟹塘水环境评价依据GB 3838—2002《地表水环境质量标准》。

2 结果与分析

2.1 河蟹产量变化

与伊乐藻处理相比，蕹菜和水稻处理河蟹总产量分别减少85.39和7.34 kg·hm-2，公蟹产量分别减少93.33和31.53 kg·hm-2，母蟹产量分别增加7.94和42.19 kg·hm-2。3个处理间河蟹产量均无显著差异(表1)。

表1 不同处理下河蟹产量

2.2 水体环境因子变化特征

2.2.1蟹塘水体氮浓度变化

蕹菜、水稻比伊乐藻有更高的TN削减能力，且多数时间点差异显著(除7月18日和9月18日以外)。由图2可见，蕹菜和水稻处理水体TN平均质量浓度分别为0.66和0.64 mg·L-1，较伊乐藻处理分别削减18.0%和19.4%，且差异显著(P<0.05)；NH4+-N平均质量浓度分别为0.07和0.04 mg·L-1，较伊乐藻处理分别削减30.3%和62.3%，但差异不显著(P>0.05)。试验期间各处理水体TN和NH4+-N浓度随时间变化的趋势总体一致。伊乐藻、蕹菜和水稻处理下蟹塘水体TN平均质量浓度达到GB 3838—2002中的Ⅲ类水标准(≤ 1.0 mg·L-1)。

蕹菜与水稻处理NO3--N平均质量浓度均为0.04 mg·L-1，较伊乐藻处理削减26.1%，且差异显著(P<0.05)；NO2--N平均质量浓度较伊乐藻处理分别削减44.6%和61.7%，且差异显著(P<0.05)。

以上水质分析结果表明，在河蟹生长和水质管理关键期，蕹菜和水稻可将蟹塘水体中氮含量控制在较低水平，且对TN的削减效果显著好于伊乐藻(P<0.05)，水稻对TN的削减效果虽高于蕹菜，但两者差异不显著(P>0.05)。

EL—伊乐藻；IP—空心菜；OR—水稻。

2.2.2蟹塘水体磷浓度变化

由图3可见，试验期间，各处理TP浓度随时间的变化趋势总体一致。

EL—伊乐藻；IP—空心菜；OR—水稻。

与伊乐藻相比，蕹菜和水稻处理对蟹塘水体中TP有削减作用，而大多数时间点无显著差异(P>0.05)。蕹菜和水稻处理TP平均质量浓度均为0.04 mg·L-1，较伊乐藻处理削减29.9%。综上，依据地表Ⅲ类水标准〔ρ(TP)≤ 0.05 mg·L-1〕，伊乐藻处理7月18、30日和9月18日的TP浓度超标，超标幅度依次为36.0%、14.0%和47.8%。蕹菜和水稻处理水体TP平均浓度达到地表Ⅲ类水标准。

2.2.3蟹塘水生植物对氮磷的吸收富集作用

由表2可知，各处理植物TN含量差异显著，蕹菜最高，伊乐藻次之，水稻最低。与伊乐藻相比，蕹菜TN含量提高67.78%，水稻TN含量下降29.34%；蕹菜和水稻TP含量分别较伊乐藻下降0.62%和29.72%。与伊乐藻相比，蕹菜氮同化量提高87.54%(P<0.05)，水稻氮同化量降低32.27%(P<0.05)；蕹菜磷同化量提高10.17%(P>0.05)，水稻磷同化量降低32.83%(P<0.05)。

2.2.4水温、pH值、DO与Chl a浓度变化

图4显示，蕹菜和水稻处理平均水温均为28.7 ℃，较伊乐藻处理显著降低(P<0.05)。蕹菜和水稻处理DO平均质量浓度分别为7.11和5.72 mg·L-1，显著低于伊乐藻处理(P<0.05)。这可能是因为蕹菜和水稻的蟹塘覆盖度达60%左右，其漂浮或悬浮于水中，影响了水中藻类的光合作用。

蕹菜和水稻处理水体pH均值分别为9.28和8.70，低于伊乐藻处理，但无显著差异(P>0.05)。3个处理的水体pH值表现为伊乐藻>蕹菜>水稻，原因之一是伊乐藻的光合作用致使水体中游离的CO2被大量消耗，改变了水中的CO2-HCO3--CO32-平衡[18]，使得pH值升高。

表2 不同处理下植物体内富集的氮磷量

蕹菜和水稻处理Chl a平均质量浓度分别为2.53和3.57 μg·L-1，较伊乐藻处理显著降低(P<0.05)。试验期间，蟹塘水体Chl a浓度随时间的变化趋势基本一致，但8月10日伊乐藻处理Chl a质量浓度出现峰值(8.55 μg·L-1)。主要有以下2个方面的原因：其一，高温天气池塘水体蒸发作用加强，为保证水位，进水量增大，进水引入浮游植物，其在高水温条件下生长速率较高；其二，随着水温的升高，伊乐藻逐渐死亡，所占面积减退，对氮、磷元素的吸收逐渐减少，某些藻类开始增殖，导致伊乐藻处理水体Chl a浓度上升。

EL—伊乐藻；IP—空心菜；OR—水稻。

2.3 蟹塘CH4和N2O排放通量的变化

2.3.1CH4排放通量变化

各处理蟹塘CH4排放通量呈先上升后下降的时间变化趋势。蕹菜和水稻处理CH4排放通量在7月30日出现峰值，分别为5.98和8.06 mg·m-2·h-1。试验期间，蕹菜和水稻处理CH4平均排放通量分别为2.12和2.08 mg·m-2·h-1，比伊乐藻处理有所增加，但无显著差异(P>0.05)。

2.3.2N2O排放通量变化

由图5可见，伊乐藻处理N2O排放通量呈先上升后下降的时间变化趋势，蕹菜和水稻处理N2O排放通量则先下降后上升。蕹菜和水稻处理N2O平均排放通量分别为0.38和0.48 mg·m-2·h-1，较伊乐藻处理有所减少，但无显著差异(P>0.05)。

EL—伊乐藻；IP—空心菜；OR—水稻。

2.3.3CH4和N2O累积排放量及综合温室效应

从CH4累计排放量(表3)来看，试验期间蕹菜和水稻处理CH4累积排放量显著高于伊乐藻处理(P<0.05)，其值分别为36.32、31.40和8.21 kg·hm-2。由表3可知，伊乐藻和水稻处理N2O累积排放量高于蕹菜处理，其值分别为8.99、6.55、5.66 kg·hm-2，但3者间无显著差异(P>0.05)。

不同处理下CH4和N2O排放的GWP表现为伊乐藻>水稻>蕹菜，且伊乐藻和水稻处理CH4和N2O排放的GWP分别比蕹菜增加100.73 和1 189.14 kg·hm-2(以CO2当量计)。该结果表明，伊乐藻和水稻可导致温室效应加强，但3个处理间并无显著差异(P>0.05)。对伊乐藻和水稻而言，蕹菜更有助于减少CH4和N2O排放的温室效应。

表3 不同处理下蟹塘的温室效应

3 讨论

3.1 不同处理下河蟹产量及蟹塘水体氮磷含量的变化

苏南地区高温热害天气主要集中于7—8月，持续高温致使河蟹生长缓慢，蜕壳延迟，产量和品质下降。尽管蕹菜和水稻处理水温较低，但河蟹产量均无显著差异，这可能与蕹菜及水稻处理水体DO浓度较低有关，下一步研究应进一步提高蕹菜和水稻处理水体DO浓度。7月中旬伊乐藻开始出现浮根和死亡等现象，蕹菜长势良好，而水稻由于密度较大，在8月中下旬即开始结实并逐渐死亡，因此利用水稻毯苗作全周期净化植物可能并不适宜。蕹菜生物量最高，伊乐藻次之，水稻最低，蕹菜的TN富集量显著高于伊乐藻和水稻，伊乐藻与蕹菜的TP富集量无显著差异。

蟹塘水体中冗余的氮磷来源于残饵及河蟹排泄物。伊乐藻处理的蟹塘水体中TN、TP、NH4+-N、NO3--N和NO2--N浓度高于蕹菜和水稻。这主要是因为伊乐藻在7月中旬出现一定程度的衰亡和腐烂，死亡腐烂的伊乐藻会向水中释放氮磷[19]，从而造成蟹塘水体氮磷浓度上升；而蕹菜和水稻漂浮或悬浮于水中，根系直接从上覆水吸收养分，与底泥的交互作用较小[20]。高温季节保持60%的蕹菜和水稻覆盖对蟹塘水体中的氮磷均有去除效果，但两者差异不显著(P>0.05)。主要原因是蟹塘水体营养不足在很大程度上限制了蕹菜和水稻的生长，而伊乐藻扎根底泥，从底泥吸收养分供给其生长[20]，故不存在营养不足的问题；其次，蕹菜和水稻可通过同化吸收、促进水中含氮磷颗粒物的沉降以及反硝化等途径降低水体中氮含量[21]。水源TN平均质量浓度为1.25 mg·L-1，养殖塘定期换水及高温季节科学管理，蟹塘水体水质总体上富营养化程度不高，水质达到地表Ⅲ、Ⅳ类水标准。例如，李凤博等[7]在鱼塘种植60%的水稻发现，种稻鱼塘水体中冗余的氮含量比不种稻鱼塘显著降低，且至水稻收获期，种稻鱼塘TN、TP、NH4+-N、NO3--N质量浓度分别为0.49、0.08、0.10和0.08 mg·L-1。笔者试验中水稻对蟹塘水体氮磷的去除效果与上述研究较为接近。王茂元[9]研究了覆盖率为5%、10%和20%的蕹菜浮床对罗非鱼养殖池塘的净化作用，结果表明，蕹菜浮床覆盖率为20%时对池塘水体氮磷的去除率最大，试验结束时池塘水体TN、TP、NH4+-N、NO3--N质量浓度分别为1.53、0.22、0.30和1.02 mg·L-1。从净化效果来看，笔者试验中蕹菜对蟹塘水体氮磷的去除效果要好于上述研究，这可能是覆盖率的差异所致。

3.2 不同处理下蟹塘温室气体的排放及综合增温效应

3.2.1CH4排放量

3个处理CH4排放通量随时间变化总体呈减弱态势。夏季蟹塘CH4排放量为69.1 kg·hm-2[11]，该试验3个处理蟹塘CH4排放量分别较其降低47.44%、54.56%和88.12%，说明蟹塘CH4排放量具有地区差异性。稻田转变为蟹塘后，残饵和排泄物等有机物比作物残余物更易分解，为CH4生成提供了丰富的碳源；池塘沉积物被永久淹没，形成的厌氧环境为CH4生成提供了理想条件，使得蟹塘CH4排放量急剧增加[3]。该试验中，蕹菜和水稻处理CH4排放量均显著高于伊乐藻，其原因与CH4产生所需厌氧环境及CH4产生后上下交换过程中被氧化的程度有关[22]。其一，蕹菜和水稻处理水体DO浓度相对较低，池塘底层易形成缺氧或厌氧环境，有利于产甲烷菌的繁殖[22]；其二，伊乐藻的光合作用使得水体中DO浓度增加，CH4被氧化；其三，前人研究表明植物通气组织是CH4的重要传输途径[23]。HU等[24]发现，养殖过程中连续曝气时CH4排放量相对较低，且曝气增氧是影响CH4排放的关键因素。蕹菜和水稻处理水体DO浓度较低，CH4排放较伊乐藻处理有所增加。如何通过对蕹菜和水稻处理采取曝气增氧措施，以控制CH4增排有待进一步研究。

3.2.2N2O排放量

水生生态系统沉积物中微生物的硝化和反硝化作用是N2O产生和排放的主要途径，N2O排放量受无机氮底物浓度的影响。高温季节蟹塘水深约1.0 m，淹水厌氧环境抑制了硝化作用的进行[25]。3个处理N2O排放量均较低，且N2O排放量无显著差异，但蕹菜和水稻处理较伊乐藻处理有所降低，可能与微生物的硝化和反硝化作用有关。池塘生态系统N2O产生与排放还受温度、沉积物理化条件、沉积物中碳氮含量、植被覆盖等多重因素的影响。

3.2.3蟹塘综合温室效应

有研究发现，在蟹塘种植水草对CO2和CH4有明显的减排效果，具有减缓综合温室效应的潜力[11]。笔者试验在未考虑不同处理蟹塘CO2排放环境效益的前提下，对河蟹养殖系统CH4和N2O排放产生的温室效应进行了分析，3个处理在河蟹养殖高温期均表现为温室气体的源，而蕹菜处理产生的综合温室效应最低，表明蕹菜的减排效果更佳，因此，在蟹塘种植蕹菜具有较好的推广价值。

4 结论

蕹菜和水稻作为高温季蟹塘净化植物，与伊乐藻相比，对公母河蟹产量的影响无显著差异，从产量上具有替代传统养殖模式的潜力。与伊乐藻相比，蕹菜和水稻对蟹塘水体中TN有明显削减作用，且多数时间点差异显著，对TP的削减作用则无显著差异。与伊乐藻相比，蕹菜的氮磷同化量最高，水稻次之。高温期3种水生植物蟹塘均表现为大气CH4和N2O的源，但综合温室效应明显不同。蕹菜虽然显著增加了CH4排放(P<0.05)，但N2O排放有所降低(P>0.05)，蕹菜处理的综合温室效应较伊乐藻和水稻处理分别减少16.7%和15.7%。综合考虑3种水生植物处理下的河蟹产量、水体净化效果和温室效应，以蕹菜作为高温季节蟹塘的优选水生植物最为适合。