不同类型附着基对刺参生长和氮磷收支的影响＊

刘 峰，王 芳，董双林，任贻超，秦传新，高云芳

（1.中国海洋大学海水养殖教育部重点实验室，山东 青岛266003；2.山东省淡水水产研究所，山东 济南250013）

N、P是水域生态系统中物质循环的重要元素，其含量和比例的改变会影响水体藻类的群落结构和生长、底质营养盐的分布和积累及系统能量的流动和转化［1－3］。近年来由于工农业、生活和养殖废水的大量排放，导致池塘水体、湖泊河流和近海水体富营养化及底质污染问题日益突出，因此研究系统N、P收支，掌握N、P循环、转移和积累等的变化规律，控制水体N、P污染和底质“内负荷”的问题逐渐成为热点［4－8］。N、P收支能够有效揭示水体N、P的来源和归宿，是评价养殖系统N、P重要性、转化效率及养殖污染程度的有效方法。目前已应用在大型湖泊、河流和近海富营养化及池塘养殖研究中，一般见于对虾、鱼类和贝类养殖池塘。仿刺参（Apostichopus japonicus以下简称刺参）是典型沉积食性动物，附着基不仅可为刺参生长提供必要条件，使刺参免受敌害生物侵害，而且其附着的底栖生物和微生物还是刺参生长的主要食物来源。目前，养殖生产中采用的附着基类型有多种，不同类型附着基对刺参生长、存活以及池塘N、P收支和底质N、P积累的影响还未见详细报道。本文选取石头（Stone，ST）、瓦片（Earthenware，EA）、塑料管（Plastic pipe，PL）、空心砖（Brick，BR）和水泥管（Cement pipe，CP）5种较为常见的附着基类型，研究附着基类型对刺参生长、存活、系统N、P收支及底质N、P积累的影响，以期为刺参池塘养殖水体N、P污染、底质“内负荷”防治和附着基材料的选择提供参考。

1 材料与方法

1.1 实验池塘

实验于2007年5月16日～11月21日在山东荣成好当家集团刺参养殖场进行。池塘由虾池改造而成，面积约2.4hm2（98m×241m），年平均水深约为1.8m，设有1个进水口和1个出水口。采用网式围隔实验法［9］，以竹竿为支撑框架，外覆网目为0.5cm的网式围隔，下部网围埋入底质约0.3m深，整个网围规格为8m（L）×8m（W）×2m（H）。所有网围均投放相同密度（10ind·m－2）和规格（（5.0±0.2）g·ind－1）的刺参，每个处理设4个重复，共20个网围隔用作实验，刺参幼苗于2007年5月16号放入网围中，于2007年11月21日收获。

1.2 附着基类型

实验采用石头（ST）、瓦片（EA）、塑料管（PL）、空心砖（BR）和水泥管（CP）为附着基，每个网围隔内附着基的投放体积基本相同（见图1）：每一堆石头附着基使用3块体积约为0.3m×0.2m×0.2m的石头垒成品字型，每个附着基之间的间距为0.4m，每个围隔内石头附着基的总体积为2.304m3；3个0.4m×0.35m瓦片用绳子捆绑成三角形，每2个三角形并排放在一起为一组，每组之间的间距为0.4m，每个网围隔内瓦片附着基的总体积为2.24m3；4个长0.4m直径0.15m的塑料管分成2层通过绳子绑在一起为一组，每组之间的间距也为0.4m，每个围隔内塑料管附着基的总体积为2.304m3；长0.4m，宽0.3m，高0.15m的空心砖平放在池塘底部，每个空心砖之间的间距为20cm，每个围隔内空心砖附着基的总体积为2.304m3；12根长0.8m直径0.3m的水泥管水平放在池塘底部，每个水泥管之间间距0.3m，每个围隔内水泥管附着基的总体 积为2.713m3。所有附着基均顺水流方向放置［10］。

图1 实验网围和附着基Fig.1 The Earthen pond and different shelters

1.3 样品采集和测定

1.3.1 水样 养殖过程中每15d采集水样测定水体中无机氮（TIN）、总氮（TN）、总磷（TP）含量；实验过程中每月池塘换水2次，换水过程共持续6～10d，每次用标杆法估算换水进入和流出的水量。水样测定方法参照《海洋监测规范》［11］。

1.3.2 生物体样品 分别于放苗前、收获前采集刚毛藻和刺参样品，于60℃烘干测定含水率后，研细过100目筛，用Vario ELⅢ德国元素分析仪测定TN［12］，采用“酸溶－钼锑抗比色法”测定 TP［13］。

1.3.3 沉积样品 使用柱状有机玻璃底泥采集器（r＝2.0cm），垂直插入沉积物后再拔出，从底部截取一段长为5cm的柱状表层沉积物。在每个围网内距网边约1.5m的四角各取一个样品，混合、烘干、研磨、过100目筛后保存待测。沉积物中TN和TP含量的测定方法同1.3.2。

1.3.4 其它样品 将采到的沉积物表层5cm泥样用离心机（2 000r／min）离心20min后得间隙水，测定TN、TP，并据此计算水体中N、P的渗漏；在实验末期测定网围上吸附的营养盐；用带刻度容器接自然降雨以计算降雨带入的N、P。

氨的挥发量根据以下公式推算［14］：

其中：F为气液界面氨的通量；CNH3为非离子氨浓度；K为物质转化系数［15］（cm·h－1）：

1.4 数据处理

所得数据使用SPSS 15.0进行统计分析，采用单因子方差分析及Duncan多重比较处理，以P＜0.05作为差异显著水平。

2 结果

2.1 不同类型附着基下刺参的生长和成活

不同类型附着基下刺参的放养和收获情况见表1。从表1中可以看出，收获时各处理组刺参的产量为ST＞BR＞PL＞CP＞EA，其中，ST和BR组刺参的产量显著高于 EA、PL和 CP组（P＜0.05），EA、PL和CP组间差异不明显（P＞0.05）。各处理组间刺参成活率大小关系为ST＞BR＞PL＝CP＞EA，其中，ST组显著高于其他组（P＜0.05），EA组显著低于其他组（P＜0.05），PL、BR和CP组间差异不明显（P＞0.05）。

表1 不同类型附着基下刺参的放养和收获情况Table 1 Information on stocking and Harvest in different treatments

2.2 不同类型附着基下刺参养殖系统N、P输入

不同类型附着基下刺参养殖系统N、P输入见表2。从表2中可以看出，由于实验采用的是网围，具有流通性，故各附着基处理组间N、P输入比例相同。系统N、P输入贡献的各项差异明显，其顺序为进水＞水层＞雨水＞刺参。进水是刺参养殖系统N、P输入的主要途径，其次为水层输入。N输入进水最高，为90.36%，刺参最低，仅为0.31%；P输入进水最高，为91.11%，刺参最低，仅为0.87%。

表2 不同类型附着基下系统的N、P输入和输出百分比Table 2 The percentages of the inputs and outputs of N、P in different shelter types

2.3 不同类型附着基下刺参养殖系统N、P输出

不同类型附着基下刺参养殖系统N、P输出见表2。从表2中可以看出，由于实验网围输出各项存在差异，故各附着基处理组间N、P输出比例存在不同，但差异较小。换水是刺参养殖系统N、P输出的主要途径，其次为底泥积累。系统N输出贡献的各项顺序为换水（71.24%）＞底泥积累（13.53%）＞渗漏（6.20%）＞水层（5.52%）＞刚毛藻（2.60%）＞吸附（0.67%）＞刺参（0.30%）＞氨挥发（0.22%），N输出各项中换水最高，各组平均值为71.24%，组间差异不显著（P＞0.05）。底泥积累次之，均值为13.53%，其中 PL（22.1%）＞EA（17.3%）＞BR（11.8%）＞CP（10.3%）＞ST（6.15%），ST组明显低于其他组（P＜0.05）；氨挥发最低，均值仅为0.22%，组间差异不显著（P＞0.05）；其它各项组间差异不显著（P＞0.05）。

系统P输出贡献的各项顺序为换水（57.58%）＞底泥积累（18.27%）＞水层（9.1%）＞刚毛藻（7.45%）＞渗漏（6.11%）＞吸附（1.11%）＞刺参（0.96%），P输出各项中换水最高，各组平均值为57.58%，底泥积累次之，均值为18.27%，其中 ST（22.3%）＞EA（19.9%）＞BR（17.6%）＞CP（17.1%）＞ PL（14.5%）；刺参最低，均值仅为0.96%，各项组间差异不显著（P＞0.05）。

3 讨论

3.1 附着基类型对刺参生长和存活的影响

目前，人们开展了附着基对鲍、扇贝、毛蚶、青蛤和沙蚕等海洋经济动物幼体变态附着影响的研究［16］，不同类型的附着基对刺参出现几率的影响也有零星报道［17］。自然环境中刺参多栖息在水流舒缓的海域，摄食附着在岩石、沙地或者其他底质中的有机物，主要包括生物残饵、微生物（硅藻、细菌、原生动物、蓝藻等）和动、植物残体碎屑及粪便等［18－19］。因此刺参养殖中，人们常模拟自然条件，采用附着基类型有石头、瓦片、水泥管、空心砖等多种废旧建材。但由于缺乏科学研究，人们对附着基的选择多就地取材，存在随机性和盲目性。从本实验中可以看出，收获时不同类型附着基间刺参产量为ST＞BR＞PL＞CP＞EA，其中，ST和BR组明显较高，PL组则略高于CP和EA组。各处理组间刺参成活率大小关系为ST＞BR＞PL＝CP＞EA，ST组最高，EA组最低，PL和CP组相同。石头（ST）和空心砖（BR）2种附着基下刺参产量和成活率虽高，但材料成本也很高，投放和清池所需劳动力成本较大。塑料管（PL）附着基下刺参成活率和产量虽低于ST和BR组，但具有养殖成本低、收获和清池便利的优势。

3.2 不同类型附着基下刺参养殖系统N、P的收支

N、P收支能揭示水体N、P的来源和归宿，是评价养殖池塘N、P重要性、转化效率及养殖污染程度的有效方法［20］。在传统池塘养殖中，饵料和肥料是系统N、P输入的主要来源，降水、补充水、生物固氮作用等比例较小。N、P输出以，底泥积累为主，其次为生物利用［21－24］。

从本实验中可以看出，不同附着基处理组刺参产量和成活率存在显著差异（P＜0.05），在N、P输出项目上，各处理组刺参所占比例非常低且差异均不显著（P＞0.05）。这说明实际生产中，不同附着基种类对刺参生长和成活存在明显影响，但附着基种类对系统N、P利用的影响在统计学上差异不显著。这是因为刺参池塘养殖与传统池塘养殖存在显著不同：第一，刺参池塘养殖多不投喂，依靠潮汐换水带来大量的颗粒有机物，通过沉降、生物摄食排泄等途径汇入底质中成为刺参饵料，故换水是系统N、P流通的主要途径（见表2）；第二，夏眠期间刺参出现大量死亡、生长基本停止甚至体重减轻的现象，产量相对传统养殖生物较低，加上刺参生长周期较长和频繁大量换水，导致系统N、P流通量增大，故刺参在系统N、P流通中所占比例不足1%，相对传统养殖生物较低；第三，刚毛藻作为非养殖生物，超越刺参成为生物输出的主要途径。刚毛藻繁殖力强，生物量大，在水体营养盐竞争中占据绝对优势［25］，虽与摄食底质的刺参无直接竞争，但高温和多雨会导致刚毛藻类腐烂沉底，引起池底溶氧缺失，可能是刺参死亡的原因之一。大型藻类有利的作用在于可以大量吸收水体N、P，能够有效降低水体及底质N、P积累［26－28］。池塘换水流通量较大、刺参养殖周期较长、刚毛藻过量繁殖及系统对N、P利用不足等，是导致不同附着基种类对系统N、P利用影响差异不显著的主要原因，如何提高系统N、P利用效率将是今后刺参池塘养殖研究中需要解决的重要问题。

3.3 不同类型附着基下刺参养殖系统底质的N、P积累

池塘养殖中未被利用的N、P主要有3个去处：其它生物（主要是浮游生物和大型藻类）利用、外环境排放和池塘自身底质积累。水体N、P含量过高易引发水域富营养化，底质积累也会作为内源污染重新释放到水体中，造成二次污染。沉积食性底栖动物对底质摄食和生物扰动，可以促进底质有机物的分解及矿化，

从而转化为可溶解性代谢物进入水域。张志南［29］等证明底栖动物活动能引起底质层再悬浮或迁移、有机物含量变化和底质粒度的差异，不仅能对底质初级结构造成改变，其活动范围内颗粒上下混合，也能促使颗粒态和溶解态物质释放进入水体再悬浮。因此，底栖动物是水域环境同水生生物间物质循环和能量流动的重要环节，在食物链中处于承上启下的关键位置，而底质N、P含量和分布对底栖动物摄食和生长也具有重要影响。研究已证明在浅海筏式养殖海区、在参、虾混养中、在贝、藻、参混养中，刺参对底部有机物消除效果明显［30－32］。

从本实验中可以看出，底质N积累PL＞EA＞BR＞CP＞ST，PL最高，ST最低；P积累ST＞EA＞BR＞CP＞PL，ST最高，PL最低，EA、BR和CP组底质N、P积累呈现相同趋势。这说明刺参可以通过摄食、排泄及生物扰动等活动改变底质N、P数量、分布、稳定性、迁移及循环，但底质N、P含量变化主要还是受其他多种环境因素的影响。首先，换水N、P流通量、沉积作用的差异和刚毛藻生长吸收、腐烂等，是影响池塘底质N、P含量的主要原因；其次，池塘平均水深仅1.8m，风浪扰动易影响底质 N、P释放［33－34］；再次，池塘底质N、P含量受季节性环境变化影响。如水温、DO、pH值、氧化还原电位、微生物等。在稳定水体中，微生物是影响底质N变化的主要因子，生物扰动能促进微生物反硝化作用，加快N素的转化与释放［35］。P释放受环境条件制约，但在相同外部条件下，底泥释P机制的差别主要归因于底泥本身不同P饱和度和P组分构成［36］，受微生物和生物扰动影响程度较N素要低很多。ST组与PL组底质N、P积累呈现相反的现象，可能是与2组附着基底质微生物、生物扰动对N、P影响差异相关。石头附着基适合刺参生长，微生物和底栖生物生命活动较为活跃，可能导致其N积累最低。事实上各组间底质条件不同，5种附着基上附着的生物残饵、微生物和动、植物残体碎屑及粪便、刺参个体摄食选择等存在差异，都有可能是造成各组间底质N、P积累不同的原因，其具体变化过程和影响机制较为复杂，有待进一步的研究和探索。

4 结论

（1）不同附着基种类对刺参生长和成活存在明显影响。收获时ST和BR组刺参的产量明显高于其它组（P＜0.05），刺参的成活率ST组最高EA组最低（P＜0.05），PL组下刺参生长和成活率低于ST和BR组高于EA组。但相比其他附着基，塑料管附着基具有成本低、收获和清池便利的优势。

（2）不同附着基种类对系统N、P收支和底质积累的影响不明显。刺参池塘换水量大、养殖周期较长及系统对N、P利用不足等，是导致各组差异不显著的主要原因。各组间底质条件不同、附着基上附着的有机物、微生物和动、植物残体及粪便、刺参个体摄食选择等存在差异，都可能是造成各组间底质N、P积累不同的原因，但其具体变化过程和影响机制较为复杂，有待进一步的研究和探索。

（3）综合以上因素，推荐刺参池塘养殖中采用塑料管作为附着基。但在滩涂底播养殖中，由于水流湍急和潮汐冲刷等因素，塑料管易移动位置，甚至被海水冲走，故不适合作为滩涂底播人工渔礁的选择。

［1］ 彭近新，陈慧君.水质富营养化与防治 ［M］.北京：中国环境科学出版社，1988：94－112.

［2］ Garber K J，Hartman R T.Internal phosphorus loading to shallow Edinbro Lake in northwestern Pennsylvania ［J］.Hydrobiologia，1985，122（1）：45－52.

［3］ Lambertus L.Phosphorus accumulation in sediments and internal loading［J］.Hydrobiol Bull，1986，20（1）：213－214.

［4］ Jackson C，Preston N，Thompson P，et al.Nitrogen budget and effluent nitrogen components at an intensive shrimp farm ［J］.Aquaculture，2003，218：397－411.

［5］ Hari B，Madhusoodana K B，Tohny T，et a1.The effect of carbohydrate addition on water quality and the nitrogen budget in extensive shrimp culture systems［J］.Aquaculture，2006，252：248－263.

［6］ Raphae J M，Alexander I，Dominique M，et a1.Spatial carbon，nitrogen and phosphorus budget of a village in the West African savanna－I.Element pools and structure of a mixed－farming system［J］.Agricultural Systems，2004，79：55－81.

［7］ Dhirendra P T，Lin K C.Water quality and nutrient budget in closed shrimp（Penaeus monodon）culture systems［J］.Aquaculture Engineering，2003，27：159－176.

［8］ Casillas H R，Magallon B F，Portillo Clarck G.Nutrient mass balances in semi－intensive shrimp ponds from Sonora，Mexico using two feeding strategies：Trays and mechanical dispersal［J］.Aquaculture，2006，258：289－298.

［9］ 李德尚，杨红生，王吉桥.一种池塘陆基实验围隔［J］.青岛海洋大学学报：自然科学版，1998，28（2）：199－204.

［10］ 秦传新，董双林，牛宇峰，等.不同类型附着基对刺参Apostichopus japonicus生长和存活的影响 ［J］.中国海洋大学学报：自然科学版，2009，39（3）：392－396.

［11］ 国家质量技术监督局.海洋监测规范—海水分析 ［S］.北京：中国标准出版社，1998.

［12］ 江伟，李心清，蒋倩，等.凯氏蒸馏法和元素分析仪法测定沉积物中全氮含量的异同及其意义 ［J］.地球化学，2006，35（3）：319－324.

［13］ 扈传昱，王正方，吕海燕.海水和海洋沉积物中总磷的测定 ［J］.海洋环境科学，1999，18（3）：48－52.

［14］ Briggs M S P.A nutrient budgets of some intensive marine shrimp culture ponds in Thailand［J］.Aquaculture and Fisheries Manageering，1994，25：789－811.

［15］ Wiler R.Rate of loss of ammonia from water to the atmosphere［J］.Fish Res Board，1979，36：685－689.

［16］ 张涛.海洋无脊椎动物幼体变态附着研究进展Ⅰ：影响因子［J］.海洋科学，2000，24（1）：25－29.

［17］ Uthicke S，Karez R.Sediment patch selectivity in tropical sea cucumbers（holothurioidea：Aspidochirotida）analysed with multiple choice experiments［J］.J Exp Mar Biol Ecol，1999，236：69－87.

［18］ Choe S.Study of sea cucumber：morphology，ecology and propagation of sea cucumber ［M］.Tokyo：Kaibundou Publisher，1963：219.

［19］ 张宝琳，孙道元.灵山岛浅海岩礁区剌参（Apostichopus japonicus）食性初步分析 ［J］.海洋科学，1995（3）：11－13.

［20］ Green B W，Boyd C E.Chemical budgets for organically fertilized fish ponds in the dry trophics［J］.J World Aquac Soc，1995，26（3）：284－296.

［21］ 杨逸萍，王增焕，孙健，等.精养虾池主要水化学因子变化规律和氮的收支 ［J］.海洋科学，1990（1）：15－17.

［22］ 徐永健.对虾综合养殖池塘氮磷的收支、变动及其利用率的研究［D］.青岛：中国海洋大学，2000.

［23］ 常杰，田相利，董双林，等.对虾、青蛤和江蓠混养系统氮磷收支的实验研究 ［J］.中国海洋大学学报：自然科学版，2006，36（5）：33－39.

［24］ 齐振雄，李德尚，张曼平.对虾养殖池塘氮磷收支的实验研究［J］.生态学杂志，1994，13（2）：66－68.

［25］ Ren Y C，Dong S L，Wang F，et al.Sedimentation and sediment characteristics in sea cucumber Apostichopus japonicus （Selenka）culture ponds［J］.Aquaculture Research，2010，42（1）：14－21.

［26］ Craggs R J.Wastewater treatment by Algal Turf Scrubbing［J］.Water Science and Technology，2001，44（11－12）：427－433.

［27］ 牛化欣，马甡，田相利，等.菊花心江蓠对中国明对虾养殖环境净化作用的研究 ［J］.中国海洋大学学报：自然科学版，2006，36（5）：45－48.

［28］ 宋玉芝，秦伯强，高光.氮及氮磷比对附着藻类及浮游藻类的影响 ［J］.湖泊科学，2007，19（2）：125－130.

［29］ 张志南.水层－底栖耦合生态动力学研究的某些进展 ［J］.青岛海洋大学学报：自然科学版，2000，30（1）：115－122.

［30］ Yang H S，Yuan X T，Zhou Y，et a1.Effects of body size and water temperature on food consumption and growth in the sea cucumber（Apostichopus japonicus Selenka）with special reference to aestivation［J］.Aquaculture Research，2005，36：1085－1092.

［31］ Yang H S，Zhou Y，Zhang T，et al.Metabolic characteristics of sea cucumber Apostichopus japonicus（Selenka）during aestivation［J］.J Exp Mar Boil Ecol，2006，330（2）：505－510.

［32］ Zheng Z M，Dong S L，Tian X L，et al.Sediment－water Fluxes of Nutrients and Dissolved Organic Carbon in Extensive Sea Cucumber Culture Ponds［J］.Clean，2009，37（3）：218－224.

［33］ 范成新，杨龙元，张路.太湖底泥及其间隙水中氮磷垂直分布及相互关系分析 ［J］.湖泊科学，2000，12（4）：359－366.

［34］ 龙麟，周凌云，韩剑娇.赵怡珂苏南典型河段磷的分布及释放特性研究 ［J］.环境保护科学，2006，32（4）：23－26.

［35］ 吕晓霞，宋金明.南黄海不同粒度表层沉积物中可转化氮与环境因子的关系 ［J］.环境化学，2004，23（3）：314－319.

［36］ Bostrom B，Jansson M，Forsberg C.Phosphorus release from lake sediments［J］.Arch Hydrobiol Beih Ergebn Limnol，1982，18：5－59.