陶 玲 彭格格 陈思媛 郝柳柳 代梨梨 彭 亮 李 谷

(中国水产科学研究院长江水产研究所, 武汉 430223)

我国大规模池塘养殖改造于20世纪70年代末开始, 至今大部分地区仍沿用“进水渠+池塘+排水沟”的养殖方式。随着水产养殖水平提高和养殖规模扩大, 大量饲料投入和鱼类代谢产物积累导致池塘内源性污染加重, 养殖尾水排放量也大大增加[1]。池塘养殖尾水排放, 不仅浪费宝贵淡水资源, 而且加剧周围湖泊、河流等受纳水体富营养化程度。实现养殖尾水达标排放和资源化利用具有越来越重要的现实意义[2]。

稻田在生产粮食的同时, 也发挥着湿地的功能[3]。当灌溉水源中含有高浓度的氮(TN浓度3 mg/L以上)和磷时, 稻田同时具有净化水体的作用[4], 可作为一种高效节能、环境友好、经济效益显著的水质净化修复系统[5]。当前, 将稻田当作湿地用于处理低污染水体[6]和农村生活污水[7,8]已有报道。池塘养殖尾水富含来源于残饵和粪便的氮磷营养物质, 可为水稻生长提供营养。在我国南方平原湖区及河流故道, 水稻生产与池塘生产并行存在, 因此将池塘养殖尾水用于稻田灌溉和净化回用, 不仅是一种可行的资源循环利用方式, 为池塘养殖尾水提供一种额外的效益, 而且与最佳环境管理实践(BMP)所倡导的先进理念相一致。目前, 养殖尾水用于稻田灌溉和循环利用已有少量报道[9,10]。但系统性开展稻田-鱼塘复合系统生产效果、营养物质利用效率和相关机理研究还未见详细报道。本研究通过对稻田进行生态工程改造, 强化稻田湿地净化功能, 同时利用稻田生产功能为池塘渔业生产功能服务, 形成稻田-池塘循环水养殖系统, 以达到水资源和营养物质再利用和减少污染排放, 实现生产和环境保护双赢的目的。通过连续两年开展稻田湿地对池塘养殖尾水净化效果和系统的生产性能研究, 评估稻田-池塘系统的生产效果和环境生态效应, 以期为该模式的优化和推广应用提供数据支撑, 为促进我国池塘养殖绿色和可持续发展提供可供参考的模式。

1 材料与方法

1.1 稻田-鱼塘循环水养殖系统构建

试验系统位于湖北省荆州市沙市区长江水产研究所试验场(30°16′N, 112°18′E), 主要由池塘、稻田和生态沟构成(图1)。5口池塘平行排列, 面积均为600 m2, 保持水深1.5—2.0 m, 池塘之间以涵管连接; 稻田面积为420 m2。池塘养殖尾水通过水泵进入稻田, 依水流状态分为表面流和渗流。稻田渗流改造方式参照涝渍地排水方法, 即在田间纵向开挖长×宽×深分别为20 m×0.3 m×0.6 m沟槽, 内置穿孔收水管(直径11 cm), 且收水管四周用粗砂和谷壳包裹, 防止颗粒物质堵塞。田间收水管间距为4 m, 收水管一端用总收水管横向连接, 总收水管开口于集水池（图2)。

图1 稻田-鱼塘循环水养殖系统平面布置图(a)和工艺流程图(b)Fig.1 Schematic diagram (a) and process (b) of the paddy-fishpond integrated system

图2 稻田渗流改造结构示意图Fig.2 Schematic diagram of the paddy field reconstructed for subsurface flow

1.2 系统运行与生产管理

本试验研究开展于2017年和2018年, 2017年池塘主养异育银鲫, 2018年主养草鱼, 稻田种植 “丰两优香一号”品种。每年6月中下旬, 水稻处于分蘖期时开始, 每日以不超过池塘水体总量10%的水量进行循环利用。表面流方式, 即养殖尾水从田面漫过稻田, 水力负荷为 0.51 m/d; 表面流+渗流联合运行方式, 即控制表面流和渗流出水口同时打开, 出水混合后再回用到养殖池塘, 水力负荷为 0.74 m/d,渗流出水量约为表面流出水量的20%。阴雨天停止运行, 因干旱导致池塘水位降低时用地下水补充。池塘养殖管理按常规方式进行。水稻在防虫治病时使用低残留、无毒和无公害的生态环保型农药。

1.3 样品采集与分析

样品采集分别在每年的7—8月稻田进行养殖尾水处理期间, 每15天采集稻田进出水水样用于水质分析。另外, 分别在每年的8月中旬用已灭菌的采样瓶采集稻田进出水水样, 在低温情况下带回实验室进行Biolog-ECO检测。7—10月每30天在各个池塘的5处不同位置采集表层水样, 混合后取500 mL水样带回实验室进行水质分析。

水质理化分析水温(T)、溶解氧(DO)、pH和透明度(SD)等水质指标现场测定, 总氮(TN)、亚硝酸盐氮(-N)、氨氮(-N)、总磷(TP)、高锰酸盐指数(CODMn)和叶绿素a(Chl.a)等水质指标测定方法均按照《水和尾水监测分析方法》(第四版)进行[11]。

水样微生物碳代谢多样性测定和分析进出稻田水样中微生物碳源代谢多样性测定和分析参照文献[12]进行。具体操作步骤如下: 取150 μL原水样接种至ECO板的每个孔中, 将接种好的板置于25℃恒温培养7d, 于0、24h、48h、72h、96h、120h、144h和168h, 用MicroStation™ Systems酶标仪分别在590和750 nm下测定光密度值。单个碳源的利用率计算时, 先将单孔在590和750 nm的吸光值分别减去对照孔吸光值, 再用每个对应孔590 nm的光密度值减去750 nm的光密度值, 得到单孔实际颜色反应的光密度值, 负值调到零。为最大程度地体现各样点之间的差异, 并保证各样点均进入了对数增长期而未到稳定期, 选择72h的数据来计算各样点的Shannon指数(H′)、Shannon均匀度指数(Eh)、Simpson指数(D)、McIntosh指数(U)和McIntosh均匀度指数(Eu), 其公式见参考文献[13]。为了更清晰掌握稻田进出水中每一种碳源的利用变化规律, 对每一种碳源的利用率做出相关性热图进行对比分析。

池塘排污系数计算整个养殖过程中池塘不排水, 鱼收获后池塘水全部排空, 因此最后的污染物排放量即为整个养殖过程中排放量。根据池塘养殖末期排放的养殖尾水中TN、TP和CODMn浓度的实测值和排水量, 以及初始补水浓度值和水量,得到污染物浓度的差值, 测算单位养殖产量下的排污系数, 公式计算如下:

式中,Mi为第i种污染物的单位养殖产量排污系数,kg/t;Q排j,i为养殖过程中的第j次排水所排放的废水量, m3;C排j,i为第j次排放到水体中第i种污染物的浓度, mg/L;Q补j,i为养殖过程中第j次补水的水量,m3;C补j,i为第j次补水水体中第i种污染物的浓度,mg/L; ΔW为养殖生物净产量或质量增量, t。

1.4 试验数据分析

采用SPSS 26.0统计分析软件进行数据统计分析, 采用Origin软件绘制稻田湿地进出水中微生物碳源利用聚类热图。

2 结果

2.1 稻田湿地水质净化效果分析

稻田湿地进出水水质变化稻田湿地对鲫鱼和草鱼养殖池塘的尾水中DO、pH、T的影响及其他水质指标的净化效果见表1和表2。养殖尾水以表面流方式流过稻田, 稻田出水中DO分别增加了5.03和1.04 mg/L。稻田湿地对鲫和草鱼养殖尾水中-N、-N、TN、TP和CODMn的百分比去除率分别为2.94%—33.38%、12.60%—92.45%、16.06%—32.36%、23.34%—48.50%和15.37%—61.12%。在表面流+渗流联合运行方式下, 渗流运行方式对除-N的各指标的百分比去除率均高于表面流运行方式。

表1 稻田进出水DO、pH、T变化Tab.1 Values of DO, pH and T in the inflow and outflow

表2 稻田湿地对养殖尾水的去除效率Tab.2 Percent reduction rate of the paddy wetland

稻田面积去除率和氮磷回收利用量稻田湿地面积去除率和氮磷的回收利用量的计算结果见表3。稻田湿地对TN和TP的面积去除率分别为0.27—0.35和0.04—0.08 g/(m2·d)。试验结果表明一个养殖期内池塘养殖尾水中4.34—5.64 kg的N和0.69—1.29 kg的P被截留到稻田湿地。

表3 稻田湿地对池塘养殖尾水的氮磷截留量Tab.3 Amount of N and P retained in the paddy wetland

池塘氮磷排放系数比较养殖池塘多在秋冬季捕捞后干塘, 干塘时大量养殖尾水排放可能对周边水环境造成较大污染。池塘养殖排放的污染物主要是TN、TP和COD等, 这些指标的排污系数可反映池塘养殖尾水排放的污染强度。本试验比较了循环水养殖池塘和传统池塘的氮磷排放系数,估算结果表明循环水养殖池塘的TN、TP和COD的排污系数比对照池塘排污系数分别降低0.71—3.03、0.27—0.31和4.19—8.81 kg/t(表4)。

表4 池塘排污系数比较Tab.4 Pollutant discharge rate

2.2 稻田进出水浮游细菌群落代谢特征

稻田进出水微生物群落碳源利用率根据碳源化学官能团及微生物生理代谢途径等可将ECO板上的31种碳源划分为6大类: 聚合物4种、糖类10种、羧酸7种、氨基酸6种、酚类2种和胺类2种。Biolog-ECO技术可有效识别容易被水体微生物利用的碳源类型, 类型和利用率的变化预示着微生物群落中微生物的种类和代谢能力的改变。

如图3所示, 稻田湿地进出水中微生物对单一碳源的利用率均发生了改变。其中, 单独表面流运行方式下, D-葡萄胺酸、α-丁酮酸、D, L-α-甘油、I-赤藻糖醇、苯乙基胺和2-羟苯甲酸等碳源在稻田进出水中的利用程度产生差异。在稻田湿地表面流和渗流联合运行方式下, D-葡萄胺酸、α-D-乳糖、α-环式糊精和苯乙基胺等碳源的利用产生差异, 具体表现为在进水中这些碳源未被利用, 而在出水中被利用, 或是进水中被利用而在出水中未被利用, 表明稻田湿地不仅对池塘养殖尾水进行营养物质的回收利用, 还能对处理后回用水中的微生物代谢功能多样性产生影响。

图3 稻田进出水微生物群落碳源代谢特征Fig.3 Utilization pattern of carbon sources by microbial communities in the inflow and outflow of the paddy wetland

稻田进出水微生物代谢功能多样性变化采用多样性Shannon指数(H′)、Shannon均匀度(Eh)、Simpson指数(D)、McIntosh指数(U)和McIntosh均匀度(Eu)从不同功能多样性角度来反映稻田进出水微生物代谢功能多样性。由图4可以看出, 单独表面流运行方式下, 稻田湿地出水中微生物代谢Shannon指数(H′)显著高于进水, 其他多样性指标差异均不显著; 稻田湿地表面流和渗流联合运行方式下, 稻田湿地出水中微生物代谢Shannon指数(H′)和Simpson指数(D)均显著高于进水(P＜0.05); 该运行方式下比较表面流出水和渗流出水中微生物代谢多样性, 渗流出水中微生物代谢Shannon均匀度(Eh)指数显著高于表面流出水。以上结果表明两种运行方式下稻田湿地均能显著提高回用的养殖尾水中微生物代谢功能多样性, 且表面流+渗流联合运行方式的提高效果更好。

图4 稻田进出水微生物代谢多样性指数Fig.4 Diversity of microbial community in the inflow and outflow

2.3 循环水养殖系统池塘水质特征

表5列出了稻田-池塘循环水系统中循环塘与对照塘的主要水质指标。可见, 主养鲫循环塘水中DO含量显著高于对照塘,-N和TP含量显著低于对照塘(P＜0.05)。主养草鱼循环塘水中TP含量显著低于对照塘(P＜0.05), 对照池塘在天气不好的情况下经常出现摄食不旺盛甚至浮头的情况, 而试验塘则很少出现。循环水养殖鲫和草鱼池塘水中的TN、CODMn和Chl.a含量均低于对照塘。因此,可以表明经稻田湿地净化回用形成的循环水系统中循环塘的水质总体优于对照塘, 且对不同养殖鱼类水体的改善效果的程度不一样。

表5 池塘水质理化特征Tab.5 Physical-chemical characteristics of water quality in the fishpond

2.4 循环水养殖系统生产性能

主养鲫和草鱼的池塘渔获物统计结果见表6。循环水养殖系统主养鱼产量提高了22%以上, 饵料系数较对照塘分别降低0.35和0.52, 平均体重高于对照塘, 鲫成活率与对照塘相比无明显差别, 但草鱼成活率明显高于对照塘。稻田水稻平均产量达到9239 kg/hm2。

表6 池塘渔获物统计Tab.6 Culture efficiency of the fishpond

3 讨论

3.1 稻田作为湿地的水质净化和氮磷循环利用

稻田作为湿地可以通过土壤过滤、吸附、共沉、离子交换、水稻吸收和微生物分解来实现对养殖尾水中有机物的高效去除[14,15]。整体而言, 高水力负荷条件下稻田湿地对池塘养殖尾水中氮磷百分比去除率低于人工湿地[16,17], 因为高水力负荷条件下养殖尾水在稻田内的停留时间较短, 但其面积去除率达到0.27—0.35和0.04—0.08 g/(m2·d)。日本连续多年对稻田湿地的净化效果监测表明, 普通稻田的平均氮去除量为2.7—3.0 kg/(hm2·d)[18]。Zhou等[19]利用饲料稻处理低污染河时(进水中TN为1.15—4.54 mg/L)发现, 水稻生长季的氮去除量为1.63—1.89 kg/(hm2·d)。本研究中稻田湿地对养殖尾水中TN的去除量略高于上述研究结果中的去除范围。这表明经过改造的稻田湿地具有更好的氮去除和利用效率, 这些被截留到稻田中的氮、磷养分可实现循环利用, 减少稻田化肥投入。高水力负荷运行方式下，一定面积的稻田可以处理更多的养殖尾水, 但如何确定最佳的稻田-池塘面积配比还需要进一步研究。

水产养殖尾水中污染物的排放量受养殖模式、养殖种类、产量和密度的影响。中国淡水水产养殖模式主要有池塘养殖、稻田综合养殖和工厂化养殖等。由于养殖模式、水产品种类和数量的差异, 不同区域水产养殖业污染物排放强度有所不同[20]。淡水池塘养殖草鱼, 投喂大量的饲料, 使草鱼养殖池塘排放的尾水中氮磷的浓度更高, 单位面积产污系数更高。根据《第一次全国污染源普查水产养殖业污染源产排污系数手册》[21], 池塘养殖草鱼的TN、TP和COD的产污系数达到7.975、1.569和90.877 kg/t, 而鲫池塘养殖为2.321、1.089和24.18 kg/t。本研究中进入稻田湿地的鲫养殖池塘尾水中TN和TP的平均浓度为3.84和0.84 mg/L, 而草鱼养殖尾水中TN和TP的平均浓度为8.05和1.01 mg/L。因此, 两年试验中进入稻田湿地处理的尾水的氮磷浓度不同。人工湿地的去除率与进水浓度有关, 但由于本研究中对草鱼和鲫养殖尾水进行处理时的运行方式和水力负荷不同, 因而不能对稻田湿地处理不同养殖品种尾水的效果进行比较,需开展进一步研究以得出稻田湿地对不同养殖种类尾水的处理效果。

3.2 稻田湿地进出水中浮游细菌群落代谢多样性特征

微生物对碳源利用的变化与微生物种类、数量和活性有关。微生物对Biolog ECO生态板中 31种碳源的利用率图谱展示了微生物群落总体生理特征, 单碳源利用率差异可以了解微生物对具体的碳源代谢能力差异[22]。稻田不同灌溉处理(长期灌溉, 湿润灌溉, 间歇灌溉)下, 土壤微生物群落在α-环式糊精和D-葡萄胺酸两种碳源上形成了主要的差异[23]。本研究结果表明, 稻田湿地进出水中以D-葡萄胺酸、α-环式糊精、α-D-乳糖和苯乙基胺等作为碳源的微生物种群差异较大, 这与该结果较一致。α-D-乳糖可被乳酸菌类微生物利用, 分解成乳酸[24], 表明稻田出水中出现了乳酸菌类微生物而在进水中检测不到。群落多样性是群落稳定性的一个重要尺度, 对生态系统的功能起着重要作用。目前普遍认为低群落多样性更易导致系统崩溃, 产生水质恶化问题。高碳源利用多样性预示着微生物具有更多代谢途径利用更多不同类型碳源, 更容易利用环境中变化快的有机碳源[25]。微生物群落多样性指数是反映物种丰富度和均匀度的综合指标,其变化能够准确反映群落功能多样性总体的动态变化[26]。本研究结果显示, 经稻田湿地净化后出水中微生物对碳源的利用率产生差异, 稻田湿地出水中浮游细菌Shannon指数和Simpson指数显著提高,揭示了经稻田湿地处理后, 回用到池塘的回用水中微生物具有更多的代谢途径来利用更多的碳源类型, 可能原因是稻田土壤具有丰富的有机质和多样的微生物类群, 养殖尾水流经稻田土壤, 土壤颗粒可能随水流进入出水中使出水中微生物群落种类产生变化。另外, 池塘养殖尾水进入稻田形成薄层水流, 有害物质易挥发出去, 水体pH和温度在稻田净化过程中产生变化也为不同功能、不同代谢能力的微生物提供了合适的生存场所, 从而引起稻田湿地出水中微生物群落代谢多样性的变化, 使具有更高多样性的微生物的回用水进入到池塘, 这有利于池塘养殖环境的稳定。

3.3 循环水养殖系统生产性能

连续两年的实验表明, 循环塘主养鲫鱼和草鱼,其养殖产量提高且饵料系数较对照塘降低, 主要原因在于稻田和池塘组成的循环水养殖系统中循环塘水中-N等有害物质得到有效控制, 加上水体中DO含量更高且稳定, 从而养殖产量得到提升。需要说明的是, 池塘养殖尾水中营养物质配比不一定能完全满足水稻生长需要, 在水稻需肥高峰期需进行田间观察, 如叶片出现黄化现象, 需适时追施或叶面喷施肥料以弥补作物需肥盛期养分不足问题。

4 结论

(1)由稻田-鱼塘耦合形成的循环水养殖系统,稻田作为水质净化单元, 在较高水力负荷条件下,对-N、-N、TN、TP和CODMn的百分比去除率分别为2.94%—33.38%、 12.60%—92.45%、16.06%—32.36%、23.34%—48.50%和15.37%—61.12%, 且出水中DO显著提高。(2)循环水养殖池塘产量明显提高, 稻田水稻产量稳定达到9239 kg/hm2。(3)由稻田-鱼塘耦合形成的循环水养殖系统,减少了池塘中营养物质累积, 使TN、TP和CODMn排污系数分别降低0.71—3.03、0.27—0.31和4.19—8.81 kg/t, 从而降低池塘养殖尾水排放的负面影响。(4)稻田湿地出水中微生物群落碳源利用特征产生变化, 回用出水中浮游细菌代谢功能多样性显著提高, 有利于养殖池塘水质稳定。