水蕹菜和罗莎生菜对麦穗鱼养殖系统水质的影响

2023-02-26刘东姣杜新科王世兴张冀野刘丽雪申旭红

水产学杂志 2023年1期

刘东姣，杜新科，王世兴，张冀野，刘丽雪，申旭红

（1.中国农业大学烟台研究院，山东烟台 264670；2.山东省烟台生态环境监测中心，山东烟台 264010）

近年来随着人民生活水平的提高，对水产品的需求不断增加，水产养殖业总产值稳步增长，预计到2030 年我国养殖鱼类产量将占到世界鱼类总量的62%[1]。但水产养殖的发展也引起了严重的环境问题。传统淡水养殖的残饵及养殖动物排泄物会造成水体氮含量过高，使水体富营养化，影响养殖动物健康[2]。生态可持续养殖是水产养殖的发展趋势。

鱼菜共生是将水产养殖与水耕栽培相结合的新型养殖模式，养殖水体中鱼类排泄物、残饵等物质可转化为蔬菜可吸收的养料，在收获鱼类及蔬菜的同时，改善水环境污染问题[3,4]。鱼菜共生系统中植物对水体的净化作用是实现生态可持续养殖的关键。目前对植物净水已有大量研究，主要集中在石菖蒲（Acorus tatarinowii）、蝴蝶花（Iris japonica）、紫叶酢浆草（Oxalis triangularis）和凤眼莲（Eichhornia crassipes）等挺水植物以及番茄、青菜和芹菜等可食用蔬菜[5-9]。鱼菜共生体系中对养殖动物的选择主要集中在可食用经济鱼类，如鲈（Lateolabrax japonicus）、鲫（Carassius crassius）和鲤（Cyprinus carpio）[5-14]。研究发现，不同的水培植物因种植密度、浮床覆盖比例以及养殖水产品种类的不同，对氮的吸收效率也不同[5,6]；构建合理的鱼菜共生养殖模式能够显著提高罗非鱼的生长速度、成活率和肥满度[7]。

水蕹菜（Ipomoea aquatica）和罗莎生菜（Lactuca sativa）作为常见的可食用水培植物，已有在草鱼（Ctenopharyngodon idella）和金鲫鱼菜共生系统的相关研究[8,9]。水蕹菜和罗莎生菜生长快，适应能力强，具有在鱼菜共生系统中大规模应用的广阔前景。麦穗鱼（Pseudorasbora parva）为鲤科麦穗鱼属的一种小型淡水鱼，对水质变化十分敏感，可作为水环境监测的指示鱼种[10]。随着居民水产品消费的多样化，麦穗鱼逐渐走上了餐桌，作为优质的观赏鱼饵料，麦穗鱼人工养殖已成为一种趋势。本试验通过建立水蕹菜-麦穗鱼和罗莎生菜-麦穗鱼的鱼菜共生系统，研究水蕹菜和罗莎生菜对麦穗鱼养殖系统中氮的处理效果，对研究养殖系统水质净化具有重要意义，以期为进一步完善鱼菜共生系统的运行机制和理论体系及养殖系统模式提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 材料

麦穗鱼捕自烟台市牟平区野外池塘，随后在实验室进行消毒等处理。选取生长状况良好，体长为（7.3±0.56）cm，体质量为（3.88±0.78）g，规格相近的麦穗鱼进行试验。

水蕹菜和罗莎生菜购于山东寿禾种业，水蕹菜的初始株高为（26.1±1.84）cm，罗莎生菜的初始株高为（13.85±0.92）cm。

试验所用饵料由蓝鲫饲料和拉丝蛋白粉（1∶0.2）配置，制成直径约1.0 mm 的团状饵料。

1.2 方法

试验于中国农业大学烟台研究院实验室内完成。麦穗鱼、水蕹菜与罗莎生菜在正式试验前先分别进行驯养和暂养。正式试验共6 周（42 d），设水蕹菜-麦穗鱼和罗莎生菜-麦穗鱼2 个处理组和1个单一养殖麦穗鱼的对照组，每组设3 个重复。试验选用9 个泡沫箱（40 cm×24 cm×16 cm），放置在实验室靠窗处以保证充足的光照，每个箱中投放麦穗鱼12 尾。搭建水蕹菜和罗莎生菜浮床，浮床面积占水体表面积35%，分别固定在泡沫保温箱一侧，菜根裹海绵固定防止其松动，用纱布裹住菜根防止麦穗鱼啃食。每日于早、中、晚定时投喂，及时补充因蒸发及取样而减少的水量，保证水体体积恒定。

1.3 样品收集与测定

自试验开始，每隔7 d 取一次水样检测水质，共取得6 组水样数据。分别检测了水体pH、溶氧（DO）、总氨氮（TAN）、亚硝酸盐氮（NO2--N）、硝酸盐氮（NO3--N）和总氮（TN）含量等指标，其中，pH 与DO 使用AZ-8403 便携式多功能水质检测仪实时测得；TAN 浓度采用HJ 535-2009《水质氨氮的测定纳氏试剂分光光度法》测定；NO2--N 浓度采用GB/T 7493-1987《水质亚硝酸盐氮的测定分光光度法》测定；NO3--N 浓度采用HJ/T 346-2007《水质硝酸盐氮的测定紫外分光光度法》测定；TN 浓度采用HJ 636-2012《水质总氮的测定碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法》测定。

1.4 数据处理与统计分析

采用SPSS 17.0 对实验数据进行单因素方差分析，若存在显著性差异，再进行Duncan’s 多重比较以检验组间的差异显著性。以P＜0.05 作为差异显著水平，描述性统计值采用平均值±标准差（Mean±SD）表示。采用Excel 2016 对数据进行折线图绘制。

2 结果与分析

2.1 麦穗鱼成活率

水蕹菜组和罗莎生菜组麦穗鱼的存活率分别为86.11%和83.33%，显著高于对照组（69.44%）（P＜0.05）（表1）。

2.2 不同养殖系统pH 的变化情况

各系统pH 随时间变化先下降再升高，三组pH均在6.66～7.77 之间波动，各组间无显著差异（P＞0.05）（图1）。

图1 各系统pH 的变化情况Fig.1 Variation in pH values in different systems

2.3 不同养殖系统DO 的变化

如图2 所示，在整个养殖周期内，对照组DO 浓度整体较水蕹菜组和罗莎生菜组高。其中，对照组DO 浓度显著高于水蕹菜组（P＞0.05）；与罗莎生菜组相比，除第7 d 和第35 d 差异不显著，其他结果均有显著差异（P＞0.05）（表1）。对照组DO 浓度分布在4.15～8.25 mg/L 之间。水蕹菜组和罗莎生菜组DO 浓度均在养殖前期（7～35 d）降低，养殖后期（35～42 d）升高，DO 浓度分别分布在2.30～5.90 mg/L和4.10～6.30 mg/L 之间。对比水蕹菜组和罗莎生菜组，除第28 d 和第42 d，罗莎生菜组DO 浓度均显著高于水蕹菜组（P＜0.05）。

图2 各系统溶氧的变化情况Fig.2 Variation in DO concentrations in different systems

2.4 不同养殖系统TAN 变化规律

水蕹菜组和罗莎生菜组TAN 浓度范围分别为0.41～3.91 mg/L 和0.21～3.61 mg/L，这两组TAN 浓度变化趋势接近，在7～21 d 下降趋势明显，分别比养殖初期下降88.57%和94.26%，在21～42 d 维持在较低水平。对照组TAN 浓度分布在0.52～5.30 mg/L之间，在7～14 d TAN 浓度明显上升，14～28 d 下降，但仍显著高于水蕹菜组和罗莎生菜组（P＜0.05），35～42 d 维持在较低浓度（图3）。整个试验周期，水蕹菜组和罗莎生菜组前期显著降低了系统中TAN浓度，试验后期TAN 维持在较低浓度，处理效果无显著性差异（表1）。

图3 各系统总氨氮浓度的变化情况Fig.3 Variation in TAN levels in the different systems

表1 各系统第42 d 麦穗鱼成活率和水质指标Tab.1 The survival rate of topmouth gudgeon and water quality indicators in each system at day 42

2.5 不同养殖系统NO2--N 浓度变化规律

水蕹菜组、罗莎生菜组和对照组NO2--N 浓度范围分别为0.61～4.40 mg/L、0.50～3.75 mg/L 和0.02～6.13 mg/L。在7～21 d 水蕹菜组和罗莎生菜组NO2--N 浓度明显上升，21～35 d 出现波动，35～42 d明显下降（图4）。

在42 d 取样时，水蕹菜组和罗莎生菜组NO2--N 浓度维持在较低值，分别为0.93 mg/L 和1.46 mg/L。对照组从试验开始，NO2--N 浓度一直处于升高的趋势，在第42 d 达到最大值6.13 mg/L。试验结束时各组NO2--N 浓度差异显著（P＜0.05），浓度由大到小排列为：对照组＞罗莎生菜组＞水蕹菜组（表1）。

2.6 不同养殖系统NO3--N 浓度变化规律

水蕹菜组、罗莎生菜组和对照组NO3--N 浓度范围分别为3.42～10.60 mg/L、2.13～8.25 mg/L 和0.98～19.50 mg/L。在7～21 d 水蕹菜组和罗莎生菜组NO3--N 浓度均先上升后下降，在21～35 d 又上升，35～42 d 均下降。对照组NO3--N 浓度基本保持上升趋势，其中，在28～42 d 上升幅度较大，最终达到一个高值（19.50 mg/L）（图5）。试验结束时各组NO3--N 浓度差异显著（P＜0.05），浓度由大到小为：对照组＞罗莎生菜组＞水蕹菜组（表1）。

图5 各系统硝酸盐氮浓度的变化情况Fig.5 Variation in NO3--N levels in the different systems

2.7 水蕹菜组和罗莎生菜组TN 浓度变化

水蕹菜组和罗莎生菜组TN 浓度范围分别为4.01～22.10 mg/L 和9.21～22.60 mg/L。水蕹菜组和罗莎生菜组TN 浓度变化趋势接近，在7～21 d 先升高后降低，在21～35 d 又均出现上升趋势。第35 d 之后，罗莎生菜组TN 浓度继续上升，水蕹菜组TN 浓度出现下降趋势（图6）。试验结束时水蕹菜组TN浓度低于罗莎生菜组，但差异不显著（P＞0.05）（表1）。

图6 水蕹菜组和罗莎生菜组总氮浓度的变化情况Fig.6 Concentration changes of TN in two treatment groups

3 讨论

3.1 水蕹菜和罗莎生菜对养殖水体pH 和DO 浓度的影响

麦穗鱼适宜生存的pH 为5.50～9.50[11]。本试验各组pH 均在适宜区间内，能够保证麦穗鱼正常生长。本试验中，对照组DO 浓度除第35 d 略小于罗莎生菜组外，其余均显著高于水蕹菜组和罗莎生菜组（P＜0.05），说明生物浮床影响水体产生溶氧。生物浮床遮蔽部分水面，影响藻类的光合作用及水气交换，导致水体溶氧输入受限；发达的植物根系又为硝化细菌繁殖提供了良好的场所，促进硝化反应的进行，该过程进一步消耗了水体溶氧[12]。

3.2 水蕹菜和罗莎生菜对养殖水体TAN 和NO2--N 的影响

本试验第7～21 d，水蕹菜组和罗莎生菜组TAN浓度显著下降，对照组TAN 浓度呈升高趋势，各组NO2--N 浓度均出现升高趋势，但对照组升高幅度小于水蕹菜组和罗莎生菜组（图3、图4）。在第14 d 和21 d，对照组TAN 浓度均显著高于水蕹菜组和罗莎生菜组（P＜0.05），而NO2--N 浓度均显著低于水蕹菜组和罗莎生菜组（P＜0.05）。试验前期的结果说明：该阶段麦穗鱼处于调整适应期，代谢较快，水体中TAN 浓度偏高。随着试验进行，水蕹菜组和罗莎生菜组植物根系中硝化细菌的数量和丰富度达到一定水平，加速TAN 向NO2--N 转化[10]。

自第21 d 开始，水蕹菜组和罗莎生菜组TAN浓度基本稳定，NO2--N 浓度出现波动变化，最终维持在较低的浓度，说明此时系统中硝化反应正以稳定速率进行。对照组TAN 浓度自第21 d 开始下降，NO2--N 浓度持续升高。对照组TAN 浓度下降的原因，一是有大量TAN 向NO2--N 转化，导致NO2--N浓度升高（图4）；二是NH3挥发，对照组水体表面积大，使得NH3挥发量较大。该结果说明：没有蔬菜存在的系统，有害氮盐会持续累积，长时期的养殖活动容易对鱼体生长产生不利影响（表1）。

3.3 水蕹菜和罗莎生菜对养殖水体NO3--N 的影响

NO3--N 是TAN 经硝化反应的最终产物，毒性较低，只有达到较高浓度才会对鱼体产生毒害作用[13]。试验初期（7～14 d）水蕹菜组和罗莎生菜组NO3--N 浓度较对照组明显升高，说明TAN 向NO3--N 转化速率较高，而蔬菜根系对于NO3--N 的吸收成为加快该反应进行的促进因素。试验初期，蔬菜根系吸收营养盐的能力还没有达到最大化，容易造成水体中NO3--N 累积，因此在第14 d 水蕹菜组和罗莎生菜组NO3--N 浓度显著高于对照组（P＜0.05）。

自第14 d 开始，水蕹菜组和罗莎生菜组NO3--N 浓度没有出现大幅度波动，说明当养殖系统进入稳定运行阶段后，蔬菜根系能够以一定速度吸收水体中的NO3--N，且伴随着水体DO 的消耗，根系表面噬氢菌属、红细菌属等反硝化细菌对NO3--N的反硝化作用增强，能够将其转化为N2排出养殖系统[20]。

自第7 d 开始对照组NO3--N 浓度一直呈上升趋势，与NO2--N 变化趋势相似（图5）。该结果说明，没有蔬菜的吸收作用，水体中氮盐缺少有效的输出途径，长时间累积会造成水体富营养化，危及鱼体生命。

3.4 水蕹菜和罗莎生菜对养殖水体净化效果比较

试验第42 d，水蕹菜组NO2--N 和NO3--N 浓度均显著低于罗莎生菜组（P＜0.05），TN 浓度虽差异不显著（P＞0.05），但同样低于罗莎生菜组（图6），说明水蕹菜吸收水体无机氮盐，减少有害氮盐的效果优于罗莎生菜。韩璐瑶等[14]从吸收动力学角度分析了水蕹菜和生菜根系对氮、磷营养盐的吸收能力，认为水蕹菜拥有最大的吸收速率Imax和最小亲和力常数Km，水蕹菜适宜任意浓度的水体净化，而生菜更适合低氮、磷水平的水体净化。戴习林等[15]在对虾养殖水体的净化研究中发现，蕹菜平均日吸收氮量显著大于生菜。

蔬菜对NO3--N 的吸收能力增强，必然会加快水体中硝化反应速率，大量消耗水体中DO。由DO数据可以看出，整个试验周期内水蕹菜组DO 浓度整体偏低，除第42 d，水蕹菜组DO 浓度显著低于罗莎生菜组（P＜0.05）。由DO 数据可以进一步验证，本试验条件下水蕹菜吸收氮盐的效率高于罗莎生菜。