大口黑鱸(Micropterus salmoides)不同養(yǎng)殖模式氮磷收支及養(yǎng)殖效果研究*

劉 梅 原居林 倪 蒙 練青平 郭愛環(huán)

大口黑鱸()不同養(yǎng)殖模式氮磷收支及養(yǎng)殖效果研究*

劉 梅 原居林①倪 蒙 練青平 郭愛環(huán)

(農(nóng)業(yè)農(nóng)村部淡水漁業(yè)健康養(yǎng)殖重點實驗室 浙江省淡水水產(chǎn)遺傳育種重點實驗室 浙江省淡水水產(chǎn)研究所 湖州 313001)

為了揭示池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖模式(Inner-Pond Raceway Aquaculture, IPRA)氮磷收支變化及養(yǎng)殖效果情況, 闡明其生態(tài)特征及營養(yǎng)物質(zhì)的來源與歸宿, 合理評價IPRA的經(jīng)濟與生態(tài)效益, 通過定期采樣計算氮磷的輸入和輸出項目, 同時設(shè)置傳統(tǒng)常規(guī)養(yǎng)殖池塘(usual pond aquaculture, UPA)為對照組。結(jié)果表明: (1) 兩種養(yǎng)殖模式中, 飼料是池塘氮、磷輸入的主要來源, 分別占IPRA和UPA池塘氮輸入的95.02%±2.31%和94.57%±1.82%, 占兩種模式磷輸入的93.19%±2.75%和91.81%±4.44%; (2) 底泥沉積是氮、磷輸出的主要方式, 占IPRA和UPA氮輸出的45.16%±1.31%和53.98%±1.48%, 占磷輸出的40.28%±3.19%和59.59%±4.45%, 差異顯著(<0.05), 其次是養(yǎng)殖產(chǎn)出, IPRA漁獲物氮輸出比例37.73%±0.91%高于UPA的35.07%±0.99%, 差異不顯著(>0.05), 磷輸出比例25.50%±1.77%顯著高于UPA的20.78%±1.33% (<0.05); (3) IPRA對氮的絕對和相對利用率高于UPA, 但差異不顯著(>0.05), 而對磷的利用率顯著高于UPA (<0.05), IPRA提高了養(yǎng)殖對象對氮、磷的吸收利用率; (4) IPRA耗水系數(shù)、排水系數(shù)及排污系數(shù)均顯著低于UPA (<0.05), 但IPRA養(yǎng)殖效益顯著高于UPA (<0.05)。綜上所述, IPRA是一種清潔高效的新型養(yǎng)殖模式, 可以進行推廣應(yīng)用。本研究旨在為今后更好地開展IPRA水質(zhì)管理和科學(xué)養(yǎng)殖提供數(shù)據(jù)支撐, 同時為IPRA模式在節(jié)水生態(tài)、經(jīng)濟效益等評價方面提供理論依據(jù)。

池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖; 大口黑鱸(); 氮磷收支; 養(yǎng)殖效果

池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖(inner-pond raceway aquaculture, IPRA)簡稱“跑道養(yǎng)殖”, 于2013年通過美國大豆出口協(xié)會引入我國, 是傳統(tǒng)常規(guī)池塘養(yǎng)殖(usual pond aquaculture, UPA)模式經(jīng)過工程化改造, 形成高密度循環(huán)水養(yǎng)殖水槽和池塘生態(tài)凈水區(qū)相結(jié)合的新型復(fù)合養(yǎng)殖系統(tǒng), 是對傳統(tǒng)池塘養(yǎng)殖的革命性改變(Brown, 2011, 2014)。與UPA相比, IPRA養(yǎng)殖技術(shù)具有水資源利用效率高、養(yǎng)殖水體水質(zhì)好和操作方便的優(yōu)點, 因此近年來在我國各地得到普遍應(yīng)用, 是有效解決當(dāng)前水產(chǎn)養(yǎng)殖問題的新型養(yǎng)殖模式之一。據(jù)不完全統(tǒng)計, 截至2019年底, 全國建成的池塘IPRA養(yǎng)殖系統(tǒng)就有2000條以上, 推廣面積近2700 hm2。國內(nèi)已開展了IPRA系統(tǒng)養(yǎng)殖草魚()(王浩偉, 2015)、鱖魚()(錢克林等, 2017)、青魚()(鄒禮根等, 2018)、花鱸()(王力等, 2018)、大口黑鱸()(原居林等, 2018a, b)、黃顙魚()(劉梅等, 2019)以及羅非魚()(陰晴朗等, 2019)等多個品種試驗, 相關(guān)研究主要從水質(zhì)改善、病害防治、馴化技巧、市場效益等方面進行了總結(jié)分析(馬立鳴等, 2016; 唐仁軍等, 2017)。經(jīng)過本團隊近幾年的IPRA養(yǎng)殖探索, 已證明大口黑鱸是最適宜養(yǎng)殖的主要品種之一, 取得了較好的生態(tài)和經(jīng)濟效益。目前原居林等(2018a)對兩種不同模式養(yǎng)殖的大口黑鱸生長性能、形體指標和肌肉營養(yǎng)成分進行研究; 王裕玉等(2019)研究證實IPRA水槽高密度養(yǎng)殖不影響大口黑鱸的正常生長。

在水產(chǎn)養(yǎng)殖過程中, 氮、磷是池塘物質(zhì)循環(huán)的基礎(chǔ), 能夠直接影響池塘水體中浮游植物的群落結(jié)構(gòu)(郝俊等, 2016; 張雷鳴等, 2020), 能夠直接反映水體中營養(yǎng)物質(zhì)的積累(Zhang, 2018)。養(yǎng)殖系統(tǒng)內(nèi)氮磷收支及氮磷的利用率常作為評價養(yǎng)殖模式優(yōu)劣的重要指標(Serpa, 2012), 并且氮磷收支可以量化養(yǎng)殖水體和底泥的潛在污染水平(皮坤等, 2018)。目前國內(nèi)外對不同養(yǎng)殖類型和不同養(yǎng)殖模式池塘的氮磷收支進行了較全面的研究, 如李金亮等(2010)、周玲(2010)以及高杉等(2011)分別對凡納濱對蝦()、羅非魚、牙鲆()和貝類混養(yǎng)池塘進行氮磷收支研究。但是關(guān)于IPRA其養(yǎng)殖過程中氮磷收支研究尚未見報道, 還是停留在直觀的節(jié)水環(huán)保概念中, 缺乏系統(tǒng)的監(jiān)測與數(shù)據(jù)分析。

因此, 本文以大口黑鱸為研究對象, 通過對IPRA和UPA模式的氮、磷收支及養(yǎng)殖效果進行對比分析, 闡明兩種模式的生態(tài)特征及營養(yǎng)物質(zhì)的來源與歸宿, 合理評價IPRA的經(jīng)濟與生態(tài)效益, 為今后更好地開展IPRA水質(zhì)管理和科學(xué)養(yǎng)殖提供數(shù)據(jù)支撐, 對于水產(chǎn)養(yǎng)殖綠色發(fā)展和養(yǎng)殖模式轉(zhuǎn)型升級具有重要參考作用。

1 材料與方法

1.1 實驗地點

在浙江省湖州市南潯區(qū)勤勞村現(xiàn)代漁業(yè)園區(qū)選取本實驗所需的兩種養(yǎng)殖模式。其中, 選擇3個水域面積約2.0 hm2的IPRA模式池塘, 每個池塘安裝有三條流水養(yǎng)殖槽, 生態(tài)凈水區(qū)投放鰱()、鳙()等濾食性魚類, 水面利用生態(tài)浮床種植銅錢草()、狐尾藻(L.)等耐低溫水生植物, 并配有4臺水車式增氧機(2.0 kW·h/臺), 如圖1所示。UPA池塘面積約0.5 hm2, 共選3個池塘, 每個配有1臺水車式增氧機(2.0 kW·h/臺), 確保兩種養(yǎng)殖模式單位面積水面增氧機功率基本一致, 平均為4.0 kW·h/hm2。其中, IPRA循環(huán)水槽主體采用玻璃鋼, 規(guī)格為(長25.0 m×寬16.0 m×深2.5 m), 由3條獨立水槽組成, 每條水槽的規(guī)格為(長22.0 m×寬5.0 m×深2.5 m), 集污槽在流水槽后部, 規(guī)格為(長16.0 m×寬3.0 m×深2.5 m)。水槽后端設(shè)有生物柵, 即在水槽后端10—20 m處種植一定面積的盆栽荷花, 通過水生植物的根部吸收和莖葉的攔截, 達到有效減少不同形態(tài)內(nèi)源氮磷的集中釋放, 降低外塘水質(zhì)凈化壓力。另外, 池塘靠近水槽的一側(cè)建有1個集污池, 規(guī)格為長(6.0 m×寬3.0 m×深2.0 m), 連接1條(長20.0 m×寬0.6 m×深0.5 m)的過濾渠, 過濾渠內(nèi)鋪設(shè)火山石濾料。池塘循環(huán)水槽養(yǎng)殖系統(tǒng)設(shè)備主要有3套氣提式推水增氧系統(tǒng), 1套底層增氧系統(tǒng), 1套吸污系統(tǒng)組成。

1.2 養(yǎng)殖管理

在平均水深為2.0 m的IPRA和UPA池塘放養(yǎng)規(guī)格為(8.52±1.2) g的已馴食好的健康大口黑鱸苗種, 使兩種模式養(yǎng)殖密度保持一致, 均為37500尾/hm2, 其中IPRA模式大口黑鱸平均分布在3條水槽中; 兩種模式均投放規(guī)格為(35.0±7.5) g的鰱、鳙魚種, 使兩種模式中鰱、鳙魚密度保持一致, 鰱、鳙魚密度分別為1500尾/hm2和350尾/hm2, 其中IPRA鰱、鳙投放到生態(tài)凈水區(qū), 實驗期間水位保持在(2.0±0.1) m。兩種模式每天6:00、12:00、18:00時投喂三次飼料, 最初投喂的日餌料量約占魚總體重的2%—3%, 以后視前一天的攝食量和天氣情況作適當(dāng)調(diào)整, 并做好相關(guān)生產(chǎn)記錄。IPRA養(yǎng)殖槽內(nèi)底增氧24 h運行(除喂食外), 推水設(shè)備一般在1:00—18:00運行, 當(dāng)喂食時關(guān)閉推水裝置, 喂食結(jié)束20 min后再開啟; 生態(tài)凈水區(qū)增氧機一般每天1:00—9:00、14:00—22:00增氧, UPA增氧時間與IPRA生態(tài)凈水區(qū)一致, 同時根據(jù)天氣情況調(diào)整充氣時間與時長。IPRA每次在投喂結(jié)束40 min后開啟養(yǎng)殖槽后端配的吸污設(shè)備30 min, 以最大程度地將糞便和殘餌轉(zhuǎn)移出水體。IPRA整個實驗期間除根據(jù)需要補充因蒸發(fā)及滲透而丟失的水以外, 一直不換水, UPA則根據(jù)天氣及水環(huán)境狀況進行適當(dāng)換排水。養(yǎng)殖試驗從2019年4月12日開始在水槽內(nèi)進行鱸魚苗馴食, 馴食成功后于5月31日進行投放, 于2019年12月31日結(jié)束, 試驗結(jié)束時, IPRA組大口黑鱸平均體重量為(453.28±12.42) g, UPA對照組平均體重量為(498.22±15.35) g。試驗所用配合飼料購自浙江聯(lián)興飼料科技有限公司, 其干物質(zhì)主要成分: 粗蛋白質(zhì)43.25%±0.29%、粗脂肪6.24%±0.72%、粗纖維5.12%±0.26%、灰分15.21%±0.18%。

圖1 IPRA示意圖

1.3 水樣的采集和氮、磷含量的測定

根據(jù)以往對IPRA不同位置的水質(zhì)的檢測發(fā)現(xiàn), 圖2a中紅色三角形采樣點處為水質(zhì)變化明顯處, 因此選取該處為水質(zhì)采樣點。UPA模式采用五點采樣法采集水樣, 如圖2b所示。IPRA模式三條養(yǎng)殖槽中1-1、1-2、1-3的水質(zhì)求平均值后作為養(yǎng)殖槽的水質(zhì)與UPA進行比較。另外, 根據(jù)水質(zhì)實際監(jiān)測情況, IPRA中采樣點2—4處水質(zhì)平均值作為養(yǎng)殖槽后端水質(zhì), 采樣點5—7處水質(zhì)平均值作為養(yǎng)殖槽前端水質(zhì)。每隔15 d, 采取每個采樣點上、中、下層水樣混合的方法采集水樣500 mL。

IPRA池塘配有生態(tài)凈水區(qū), 因此在養(yǎng)殖期間不進行大規(guī)模換水, 只在高溫期進水2次, 每次0.2 m深的水體, 養(yǎng)殖結(jié)束不需排干池塘, 可繼續(xù)使用兩個養(yǎng)殖周期實現(xiàn)不排水。UPA在養(yǎng)殖期間排水3次, 每次排水0.2 m, 進水4次, 每次進水0.2 m, 養(yǎng)殖結(jié)束時排干池塘。采集每次排水和進水水樣并測定其總氮總磷。養(yǎng)殖期間, 采用直徑50 cm的圓筒在該漁業(yè)園區(qū)收集每次降雨的雨水, 混勻后測定其總氮總磷, 養(yǎng)殖期間總降雨量來自湖州市氣象局。

水質(zhì)監(jiān)測指標包括溶解氧、水溫、pH、總氮、總磷、CODMn、氨氮、亞硝態(tài)氮。其中, 水溫、pH、溶解氧現(xiàn)場采用哈希HQ40D便攜式水質(zhì)測定儀測定, 總氮、總磷、CODMn、氨氮、亞硝態(tài)氮的測定需將水樣冷藏帶回實驗室后, 按照《水和廢水監(jiān)測分析方法》(國家環(huán)境保護總局, 2002)測定: 總氮采用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法(GB 11894-89)測定; 總磷采用鉬酸銨分光光度法(GB 11893-89)測定; 氨態(tài)氮采用納氏試劑比色法(GB 7479-87)測定; 硝態(tài)氮采用酚二酸分光光度法(GB 7480-87)測定; 亞硝態(tài)氮采用鹽酸萘乙二胺分光光度法(GB7493-87) 測定; CODMn采用酸性高錳酸鉀法(GB/T 11892)測定。

1.4 底泥的采集和氮、磷含量的測定

在養(yǎng)殖開始和結(jié)束時用柱狀采泥器采集兩種模式底泥樣品, 測量沉積物厚度并測定其總氮和總磷, 總磷采用堿熔-鉬銻抗比色法(HJ 632-2011)測定, 總氮采用元素分析儀(Vario ELIII, 德國)測定。

圖2 IPRA和UPA池塘水質(zhì)采樣點示意圖(紅色三角形代表水樣采樣點)

如圖3所示, IPRA水體循環(huán)流動, 其底泥沉積不同于UPA, 因此本研究將環(huán)形養(yǎng)殖底泥從吸污設(shè)備后段開始模擬拉直后選取采樣點。吸污設(shè)備后端至生物柵之間沿同一水平線每隔1 m進行底泥采樣, 共采集6個, 即采樣點1—6。采樣點7距離吸污設(shè)備25 m, 采樣點8距離吸污設(shè)備65 m, 采樣點9位于攔水壩與池塘右側(cè)岸邊中間位置, 采樣點10和11分別距離池塘右側(cè)岸邊80 m和140 m, 采樣點12與采樣點9位置相對稱, 采樣點13、14分別距離池塘左側(cè)岸邊25 m和65 m。如圖3b所示, 采用五點采樣法采取UPA池塘底泥, 厚度采用五點平均值。

IPRA各采樣點養(yǎng)殖結(jié)束時底泥厚度如圖4所示。吸污槽后端, 生物柵前面6 m處, 即采樣點1—6, 底泥厚度顯著高于UPA模式(<0.05); 生物柵20 m之后底泥厚度降低至(13.75±0.15) cm, 攔水壩之后的采樣點9—13底泥厚度顯著低于UPA模式(<0.05)。

因此, 根據(jù)不同位置底泥的氮、磷含量和沉積物厚度, 將IPRA分割成12個區(qū)域, 進行整個池塘底泥氮磷總量的計算, 分割區(qū)域如圖5所示。UPA模式5個采樣點底泥厚度差異較小, 故采用五個采樣點的平均氮磷含量和平均厚度計算整個池塘氮磷沉積量。根據(jù)每個區(qū)域的面積和底泥厚度計算出每區(qū)域底泥的體積, 再根據(jù)底泥的容重計算各區(qū)域底泥的重量, 繼而得到底泥中的氮磷含量。

1.5 飼料及生物制劑的采集和氮、磷含量的測定

準確記錄不同養(yǎng)殖時期對應(yīng)的不同型號的飼料投喂量, 并收集不同型號的大口黑鱸膨化飼料各1 kg,氮磷含量的測定采用原子發(fā)射光譜法(NY/Y 3318-2018)中的方法, 即樣品經(jīng)干灰化后, 待測液導(dǎo)入發(fā)射光譜儀(ICP AES)中測定。采集養(yǎng)殖過程中使用的過磷酸鈣和氨基酸生物制劑各1 kg, 采用自動分析儀測定法(GB/T 22923-2008)中的方法測定總氮和總磷。

1.6 漁獲物的采集和氮、磷含量的測定

采集兩個模式池塘放養(yǎng)時的魚苗和收獲時的商品魚, 魚苗投放時是相同一批, 因此采集10—25尾魚苗; 養(yǎng)殖結(jié)束采集IPRA池塘的每條養(yǎng)殖槽和UPA池塘各6尾商品魚, 同時采集鰱、鳙魚各6尾, 冷藏帶回實驗室測定。依據(jù)國家標準——食品中蛋白質(zhì)的測定(GB 5009.5-2016)進行總氮和總磷的測定。

圖3 IPRA和UPA池塘底泥采樣點示意圖(藍色三角形標志代表底泥采樣點)

圖4 IPRA和UPA底泥采樣點對應(yīng)厚度圖

1.7 IPRA模式水生植物氮、磷含量測定

在養(yǎng)殖開始和結(jié)束采集各品種水生植物5 kg, 采用“NY/T2017-2011植物中氮、磷、鉀的測定”中規(guī)定的方法, 即用鼓風(fēng)箱趕盡水分, 植物樣品粉碎機粉碎后過40目篩混勻, 凱氏定氮儀法測定總氮, 鉬銻抗吸光光度法測定總磷。

1.8 計算方法

1.8.1 氮磷收支的計算 采用物料平衡原理計算兩種養(yǎng)殖模式池塘氮、磷收支。

()INPUT=in+in++++in+, (1)

()OUTPUT=out+out+out+()+, (2)

式(1)中,in為通過池塘初始水體和換水輸入的氮、磷(kg/hm2);in為通過放養(yǎng)魚苗輸入的氮、磷(kg/hm2);為通過餌料輸入的氮、磷(kg/hm2);為通過生物制劑輸入的氮、磷(kg/hm2);為降雨輸入的氮、磷(kg/hm2);in為水生植物輸入的氮、磷(kg/hm2);為生物肥料形式輸入的氮、磷。式(2)中,out為通過末期水體和排水輸出的氮、磷(kg/hm2),out為通過漁獲物輸出的氮、磷(kg/hm2);out為通過水生植物輸出的氮、磷(kg/hm2);為底泥沉積輸出的氮、磷(kg/hm2);吸污輸出的氮、磷(kg/hm2);為其他形式輸出的氮、磷(kg/hm2)。

圖5 IPRA底泥區(qū)域分割圖

1.8.2 兩種模式氮、磷利用率計算 收獲商品魚的氮、磷總含量占池塘氮、磷總輸入量的比例稱作氮、磷的絕對利用率, 而收獲商品魚的氮、磷總含量占飼料輸入氮、磷總量的比例稱作氮、磷的相對利用率(Zhang, 2018)。

氮的絕對利用率=h/in×100%, (3)

氮的相對利用率=h/f×100%, (4)

磷的絕對利用率=h/in×100%, (5)

磷的相對利用率=h/f×100%, (6)

式中,h為收獲大口黑鱸的總含氮量(kg/hm2),in為池塘氮輸入總量(kg/hm2),f為投喂飼料的總含氮量(kg/hm2),h為收獲大口黑鱸的總含磷量(kg),in為池塘磷輸入總量(kg/hm2),f為投喂飼料的總含磷量(kg/hm2)。

1.8.3 兩種模式耗水系數(shù)、排水系數(shù)和氮、磷排污系數(shù)計算 耗水系數(shù)指生產(chǎn)1 kg的水產(chǎn)品所消耗的水資源量(m3/kg); 排水系數(shù)定義為單位面積向外界水體排放的養(yǎng)殖尾水(m3/hm2); 氮、磷排污系數(shù)指生產(chǎn)1 kg的水產(chǎn)品向外界水體排放的氮、磷量(g/kg)。

耗水系數(shù)=in/×100%, (7)

排水系數(shù)=out/×100%, (8)

排污系數(shù)=out/×100%, (9)

式中,in為池塘初始水體和累計換入水量(m3);為池塘養(yǎng)殖產(chǎn)量(kg);out為養(yǎng)殖結(jié)束時外排的水體和累計換出水量(m3);為養(yǎng)殖池塘面積(hm2)。

1.9 統(tǒng)計分析

采用Excel 2010和SPSS 20.0數(shù)據(jù)分析軟件對試驗結(jié)果進行圖表繪制和統(tǒng)計分析, 時間變化差異和空間變化差異用單因素方差分析(One-way ANOVA), 方差分析前先進行方差齊性檢驗, 以<0.05作為差異顯著水平。

2 結(jié)果

2.1 池塘氮、磷收支分析

養(yǎng)殖試驗期間兩種模式的氮、磷收支估算見表1。UPA的氮、磷輸入項目主要包括飼料、放養(yǎng)魚苗、養(yǎng)殖初的水體、降雨和養(yǎng)殖期間換水, 而IPRA的氮、磷輸入除了這五項外還包括水生植物的氮、磷輸入。飼料是池塘氮、磷的主要輸入方式, 分別占IPRA和UPA總氮輸入的95.02%±2.31%和94.57%±1.82%, 占總磷輸入的93.19%±2.75%和91.81%±4.44%。其次是養(yǎng)殖初始水體的輸入, 分別占IPRA和UPA氮輸入的3.12%±0.17%和3.20%±0.25%, 占磷輸入的比例分別為4.36%±0.31%和4.36%±0.38%。放養(yǎng)魚苗的氮磷輸入, 分別占IPRA和UPA氮輸入的0.49%±0.04%和0.50%±0.036%, 磷輸入的占比分別為0.42%±0.03%和0.46%±0.03%; 生物制劑占IPRA氮、磷輸入的0.40%±0.03%和3.74%±0.30%, 占UPA的0.54%±0.04%和4.87%±0.42%; 水生植物和降水輸入的氮、磷占1.0%以下。

UPA的氮、磷輸出項目主要包括底泥沉積、漁獲物、養(yǎng)殖末期水體和其他支出, 而IPRA的氮、磷輸出除了這五項外還包括水生植物和吸污輸出氮、磷。氮、磷支出項目中, 底泥沉積是池塘氮、磷最主要的支出方式, IPRA底泥氮、磷支出分別為45.16%±1.31%和40.28%±3.19%, 顯著低于UPA的53.98%±1.45%和59.59%±4.45% (<0.05)。其次, IPRA漁獲物氮支出的比例為37.73%±0.91%, 高于UPA氮支出35.07%±0.99%, IPRA漁獲物磷支出的比例為25.50%±1.77%, 顯著高于UPA磷支出的20.78%±1.33% (<0.05)。IPRA和UPA中有6.40%±0.44%和7.69%±0.57%的氮以末期水體的形式輸出, 有7.52%±0.56%和11.90%±0.80%的磷以末期水體形式支出。另外, IPRA中特有的吸污裝備將9.42%±0.68%的氮和22.86%±1.53%的磷移出養(yǎng)殖池塘。

表1 兩種養(yǎng)殖模式氮、磷收支估算

Tab.1 Budgets of nitrogen and phosphorous in two modes

2.2 兩種模式池塘氮、磷利用率比較

兩種模式漁獲物氮磷含量差異變化較大, 至養(yǎng)殖結(jié)束時, IPRA大口黑鱸氮磷含量分別為(2.90±0.21)和(0.41±0.01) g/100g, 顯著高于UPA氮磷含量(<0.05)(表2)。兩種模式養(yǎng)殖池塘氮、磷絕對利用率和相對利用率見表3, IPRA氮的絕對利用率為37.73%±1.31%, 高于UPA的35.07%, 但差異不顯著(>0.05), IPRA磷的絕對利用率為25.51%±0.92%, 顯著高于UPA的20.78%±0.80% (<0.05); IPRA氮的相對利用率為39.89%±1.20%, 高于UPA的37.01%±1.23%, 磷的相對利用率為28.60%±1.11%, 顯著高于UPA的22.64%±0.92% (>0.05), IPRA的餌料系數(shù)1.05±0.07高于UPA的0.97±0.06, 但兩者差異不顯著(>0.05)。

表2 兩種模式養(yǎng)殖開始魚體重量及氮、磷含量

Tab.2 Nitrogen and phosphorus contents of fish harvesting in IPRA and UPA

表3 兩種模式池塘氮、磷利用率(%)

Tab.3 TN and TP utilization efficiency of harvested products for IPRA and UPA

注: 表中同列數(shù)據(jù)肩標不同字母表示差異顯著(<0.05), 下同

2.3 兩種模式排水系數(shù)和排污系數(shù)比較

兩種模式耗水系數(shù)和排水系數(shù)見表4, IPRA產(chǎn)量低于UPA, 差異不顯著(>0.05), 其耗水系數(shù)和排水系數(shù)均顯著低于UPA(<0.05)。兩種模式單位面積/產(chǎn)量輸出到外界水體中的氮磷含量見表5, UPA單位養(yǎng)殖面積氮磷排放量及排污系數(shù)均顯著低于IPRA(<0.05), IPRA的氮磷排放量是UPA四倍以上, 其排污系數(shù)是IPRA的四倍以上, 差異極顯著(<0.01)。

表4 兩種養(yǎng)殖模式耗水系數(shù)和排水系數(shù)比較

Tab.4 Comparison of water consumption for IPRA and UPA modes during aquaculture periods

注: 以IPRA模式三個養(yǎng)殖周期整體換水一次為標準, “*”為IPRA模式一個養(yǎng)殖周期的平均分配排水量

表5 兩種養(yǎng)殖模式單位產(chǎn)量排污系數(shù)比較

Tab.5 Comparison of nitrogen and phosphorus output per unit production between two modes

注: 以IPRA模式三個養(yǎng)殖周期整體換水一次為標準, “*”為IPRA模式一個養(yǎng)殖周期的平均分配排放量

2.4 兩種養(yǎng)殖模式養(yǎng)殖經(jīng)濟效益

兩種模式養(yǎng)殖成本如表6所示。IPRA的推水設(shè)備和吸污設(shè)備使IPRA電費高于UPA, IPRA整個系統(tǒng)建設(shè)費用為24萬元, 使用年限為10年, 則每年的設(shè)備折舊費用為1.2萬元/hm2, IPRA更便于投喂和捕撈, 因此人工費用低于UPA。其他費用包括生物制劑、魚藥費用以及IPRA對設(shè)施的維護費用。

兩種模式養(yǎng)殖收益見表7。IPRA雖然成本有所增加, 但是其養(yǎng)殖大口黑鱸因其營養(yǎng)品質(zhì)高, 受到消費者青睞, IPRA大口黑鱸單價(28元/kg)高于UPA單價(23元/kg), 價格優(yōu)勢明顯, 同時便于管理捕撈, 降低了人工成本, 因此IPRA利潤顯著高于UPA(<0.05), IPRA利潤率為53.96%±2.21%。

3 討論

3.1 兩種養(yǎng)殖模式的氮、磷輸入差異

本研究結(jié)果說明飼料是池塘氮、磷輸入的主要來源, 其次是初始養(yǎng)殖水體。這與劉朋(2012)得出的草魚-鰱-凡納濱對蝦養(yǎng)殖系統(tǒng)中, 氮磷輸入首先是飼料, 占比分別為87.03%—90.45%和90.06%—91.13%, 其次是水體的結(jié)果一致, 目前已有較多類似養(yǎng)殖系統(tǒng)氮磷輸入的研究結(jié)論報道(李金亮等, 2010)。在養(yǎng)殖密度相同的情況下, IPRA飼料輸入氮、磷占比大于UPA, 其原因主要是IPRA系統(tǒng)中的大口黑鱸長期處于運動狀態(tài), 需要消耗大量能量, 因此需要攝入更多的飼料維持正常代謝和生長(Yuan, 2019), 本試驗中IPRA餌料系數(shù)高于UPA也證實這一點。養(yǎng)殖初始水體分別占IPRA和UPA氮總輸入的3.12%±0.17%和3.20%±0.25%, 總磷輸入4.36%±0.31%和4.36%±0.38%, 這與Thakur等(2003)對精養(yǎng)蝦塘的氮、磷輸入中, 養(yǎng)殖初始水體輸入氮、磷分別占池塘氮、磷總輸入的3.9%和2.12%的結(jié)果一致。放養(yǎng)魚苗輸入的氮、磷占池塘氮、磷總輸入的比例由于放養(yǎng)魚苗的種類和放養(yǎng)規(guī)格不同而存在差異(鐘全福, 2019), 高杉等(2011)的研究結(jié)果發(fā)現(xiàn)不同放養(yǎng)規(guī)格牙鲆池塘放養(yǎng)魚苗氮、磷輸入占總輸入的比例不同。降雨輸入的氮、磷占比都很小, 都小于1%, 與相關(guān)研究結(jié)果一致, 如魏寶成等(2018)比較了傳統(tǒng)池塘、分隔式池塘和序批式池塘氮磷收支情況, 其中降雨氮輸入占3.39%—4.03%, 磷輸入占0.49%—0.86%。

表6 兩種養(yǎng)殖模式養(yǎng)殖成本比較

Tab.6 The cost structure of the two aquaculture modes

表7 兩種養(yǎng)殖模式經(jīng)濟效益比較

Tab.7 The profits of the two aquaculture modes

注: 為2019年12月份上市時大口黑鱸塘口價

3.2 兩種養(yǎng)殖模式的氮、磷輸出差異

兩種模式中底泥沉積和漁獲物是氮、磷支出的主要方式。本實驗底泥沉積分別占IPRA和UPA氮支出的45.16%±1.31%和53.98%±1.45%, 占磷支出的40.28%±3.19%和59.59%±4.45%, 這與常杰等(2006)的實驗結(jié)果氮、磷在沉積物中的支出分別占了氮、磷總支出的40.28%±3.19%和59.59%±4.45%較一致, 與鐘全福(2019)的試驗結(jié)果氮、磷在沉積物中的支出分別占氮、磷總支出的50%左右類似, 說明IPRA符合一般池塘養(yǎng)殖氮、磷支出規(guī)律。IPRA以底泥沉積方式支出的氮、磷所占比例顯著低于UPA支出的比例, 主要是由于IPRA種植水生植物對氮、磷的吸收利用以及配備的吸污裝備將部分殘餌糞便移出養(yǎng)殖水體。另一方面, 兩種模式底泥沉積占總磷支出的比例大于占總氮支出的比例, 這主要是因為養(yǎng)殖水體中顆粒態(tài)有機磷含量占總磷50%以上, 易于沉積在底泥中, 且可溶性無機磷易被底泥中鐵、鋁或鈣、鎂離子等吸附固定, 生成單獨固相的磷酸鐵、磷酸鋁或磷酸鈣鹽等難溶于水的化合物而被固定在底泥中(劉小莉, 2013; 楊平等, 2017)。IPRA吸污方式占磷輸出的22.86%±1.53%, 高于占氮輸出的9.42%±0.68%, 主要是由于養(yǎng)殖過程中磷的形態(tài)主要是顆粒態(tài)磷, 易于被吸污泵移出養(yǎng)殖水體。

氮、磷支出的主要方式中, 漁獲物分別占IPRA和UPA氮支出的37.73%±0.91%和35.07%±0.99%, 占磷支出的25.50%±1.77%和20.78%±1.33%。李卓佳等(2012)研究的對蝦單養(yǎng)組養(yǎng)殖生物占氮、磷總輸出分別為22.4%和10.5%, 混養(yǎng)組養(yǎng)殖生物占氮、磷總輸出分別為36.0%—47.0%和14.8%—18.1%, 與本文結(jié)果相似。養(yǎng)殖期間兩種模式氮、磷有一定程度的損失, 滲漏可能是池塘氮、磷流失的原因, 另外反硝化作用產(chǎn)生的氮氣和氨等氣體揮發(fā)的脫氮作用也可造成氮的損失(陳明海等, 2015), 尤其是養(yǎng)殖高溫期的硝態(tài)氮含量較高, 微生物活動強烈, 為反硝化作用提供了有利條件(Jiang, 2008; 皮坤等, 2018)。

3.3 兩種養(yǎng)殖模式的氮、磷利用率差異

很多研究表明, UPA氮磷利用率較低, 如Green等(1995)的結(jié)果表明精養(yǎng)模式池塘下羅非魚對投入飼料的氮磷利用率分別為18.0%—21.0%和16.0%—18.0%; 董佳(2013)對三疣梭子蟹()和凡納濱對蝦()混養(yǎng)系統(tǒng)的氮、磷收支研究表明, 氮的利用率為8.7%—24.4%, 磷的利用率為14.1%—18.9%; 陳明海等(2015)對放養(yǎng)鯽魚()苗規(guī)格不同的兩個池塘進行氮、磷收支研究表明, 僅有29.73%—31.29%和9.03%—10.06%的氮、磷營養(yǎng)鹽以鯽魚漁獲物的方式產(chǎn)出。本實驗中, IPRA養(yǎng)殖魚體對氮、磷的相對利用率和絕對利用率高于已有研究結(jié)果和本實驗中UPA, 說明IPRA提高了養(yǎng)殖對象對氮磷的吸收利用率, 將氮磷更有效的轉(zhuǎn)化為蛋白質(zhì), 但是并沒有降低餌料系數(shù)。其原因分析如下: IPRA養(yǎng)殖系統(tǒng)相對于UPA而言, 其對大口黑鱸營養(yǎng)物質(zhì)代謝的影響主要是與水流速度改變有關(guān)。水流對魚類營養(yǎng)成分的研究國內(nèi)外較多, 但結(jié)論不一。Ogata等(2000)和Hernández等(2002)在研究流速對牙鲆()和虹鱒()時發(fā)現(xiàn)水流速度對兩種魚類的常規(guī)營養(yǎng)成分無顯著性影響; 而朱志明(2014)在分析運動對多鱗四須鲃()肌肉成分影響時發(fā)現(xiàn), 運動訓(xùn)練能促進肌肉和肝臟蛋白質(zhì)沉積但抑制了脂肪沉積; 崔凱等(2018)對IPRA養(yǎng)殖草魚研究發(fā)現(xiàn)草魚體型更加完美, 且肉質(zhì)蛋白含量較高, 脂肪含量較低。上述兩種關(guān)于運動方式對魚類營養(yǎng)成分影響的不同結(jié)論可能與魚的種類、運動方法、測定的組織、飼料配方等不同有關(guān)。本研究前期結(jié)果(Yuan, 2019)與朱志明(2014)的結(jié)果相一致, 這主要與IPRA養(yǎng)殖的大口黑鱸長期處于頂水游泳狀態(tài), 其運動量增加, 代謝速率提高, 能量消耗加大, 肌肉中原有糖原被大量消耗, 致使蓄存的脂肪被分解利用提供能量有關(guān), 因此造成脂肪含量降低; 同時, 運動促進了大口黑鱸蛋白質(zhì)合成率的提高, 蛋白質(zhì)合成大于分解, 因而蛋白質(zhì)含量有所增加。另外, 磷是核酸和磷脂的重要組分, 運動導(dǎo)致碳水化合物的大量分解而在體內(nèi)沉積較多磷。因此, 本試驗IPRA系統(tǒng)中大口黑鱸持續(xù)運動, 需要攝入較多飼料進行代謝提供能量, 增加了餌料系數(shù), 但是積累了較多蛋白質(zhì), 從而增加了魚體氮含量, 本研究中IPRA中養(yǎng)殖的大口黑鱸其體內(nèi)氮磷含量顯著高于UPA也證實了上述解釋的合理性。

3.4 生態(tài)和經(jīng)濟效益比較

在UPA下通過定期的換排水以保證養(yǎng)殖水質(zhì), 這樣造成了大量的水資源消耗, 帶有大量氮磷營養(yǎng)物質(zhì)的養(yǎng)殖尾水, 并未通過有效處理而直接排放到周邊河道, 嚴重影響周圍水域環(huán)境(Cai, 2013; Dauda, 2019), 因此降低養(yǎng)殖期間單位產(chǎn)量和單位面積的耗水量, 從源頭減少養(yǎng)殖尾水的排放, 是改善養(yǎng)殖水環(huán)境, 提高養(yǎng)殖生態(tài)效益的關(guān)鍵措施(Li, 2020)。本實驗中, IPRA生產(chǎn)單位產(chǎn)量大口黑鱸的耗水量和單位產(chǎn)量氮磷輸出量均低于UPA, 其原因有三個: (1) IPRA養(yǎng)殖魚體集中在養(yǎng)殖槽內(nèi), 便于管理, 捕撈時不需要排干水進行捕撈, 加之餌料集中投喂, 殘餌糞便便于收集, 從而減輕了殘餌和排泄物對養(yǎng)殖水質(zhì)的污染; (2) IPRA水體可以通過生態(tài)凈水區(qū)濾食性魚類以及水生植物進行凈化; (3) IPRA只需引入少量水體來維持因水體蒸發(fā)造成的水量減少。而UPA采用傳統(tǒng)的養(yǎng)殖方式在養(yǎng)殖期間需不斷換水來維持水質(zhì)健康(Lemonnier, 2006), 養(yǎng)殖結(jié)束捕撈時也需排干池塘, 導(dǎo)致養(yǎng)殖單位水產(chǎn)品的耗水量明顯增加。

IPRA養(yǎng)成的商品魚因其長期處于游動中, 品質(zhì)有所提升, 且能夠抵抗運輸中的應(yīng)激反應(yīng)。鄒禮根等(2018)研究發(fā)現(xiàn)IPRA養(yǎng)殖的青魚肉質(zhì)中鮮味氨基酸和DHA含量有所升高, 脂肪含量下降; 劉梅等(2019)比較了野生、常規(guī)池塘和IPRA模式養(yǎng)殖的黃顙魚肌肉品種, 同樣發(fā)現(xiàn)IPRA模式的肌肉營養(yǎng)品種優(yōu)于常規(guī)池塘, 與野生比較接近; 另外, 本團隊已有研究結(jié)果表明, IPRA飽和脂肪酸顯著低于UPA, 但單不飽和脂肪酸和多不飽和脂肪酸顯著高于UPA, IPRA對于提高大口黑鱸營養(yǎng)品質(zhì)具有積極作用(原居林等, 2018a)。當(dāng)前市場上, IPRA養(yǎng)殖的大口黑鱸由于體型顏色好, 營養(yǎng)品質(zhì)高, 受到消費者青睞, 因此單價高于UPA, 但價格優(yōu)勢還不夠明顯。另外, IPRA使投喂捕撈更容易, 使IPRA的人工費低于UPA, IPRA在養(yǎng)殖期間水質(zhì)優(yōu)于UPA, 減少了生物制劑的使用, 且底泥沉積在養(yǎng)殖槽后端6 m內(nèi), 在清塘?xí)r, 能更加省時省力清理IPRA池塘沉積物, 減少人工成本。如陰晴朗等(2019)進一步利用該模式開展吉富羅非魚一年兩造養(yǎng)殖, 提高了養(yǎng)殖效益, 實現(xiàn)了資源的高效利用。

4 結(jié)論

與UPA一樣, 飼料是IPRA池塘氮、磷輸入的主要來源, 底泥沉積是氮、磷輸出的主要方式, IPRA具有集中集污、易于收集的優(yōu)勢, 但后期仍需改進固體廢棄物集污裝置以提高收集效率。另外, IPRA提高了養(yǎng)殖對象對氮、磷的吸收利用率, 其耗水系數(shù)、排水系數(shù)以及排污系數(shù)均顯著低于UPA, 且IPRA凈利潤顯著高于UPA, 具有顯著的經(jīng)濟和生態(tài)效益, 是一種清潔高效的新型生產(chǎn)模式, 可以進行大面積推廣。

馬立鳴, 趙 睿, 范毛毛, 2016. 新型池塘循環(huán)流水養(yǎng)殖模式初探. 中國水產(chǎn), (1): 78—83

王 力, 郭水榮, 徐鈴?fù)? 2018. 池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖七星鱸和斑點叉尾實例. 水產(chǎn)養(yǎng)殖, 39(3): 4—6

王浩偉, 2015. 草魚池塘循環(huán)水養(yǎng)殖系統(tǒng)生態(tài)及經(jīng)濟效益分析與評價. 南京: 南京農(nóng)業(yè)大學(xué)碩士學(xué)位論文, 32—41

王裕玉, 徐 跑, 聶志娟等, 2019. 池塘工程化循環(huán)水養(yǎng)殖模式下養(yǎng)殖密度對大口黑鱸生長性能和生理指標的影響. 淡水漁業(yè), 49(3): 90—95

皮 坤, 張 敏, 李保民等, 2018. 主養(yǎng)草魚與主養(yǎng)黃顙魚池塘沉積物—水界面氮磷營養(yǎng)鹽通量變化及與環(huán)境因子的關(guān)系. 水產(chǎn)學(xué)報, 42(2): 246—256

朱志明, 2014. 運動訓(xùn)練下多鱗四須鲃()肌肉和肝臟糖、脂代謝研究. 廣州: 暨南大學(xué)博士學(xué)位論文, 65—82

劉 朋, 2012. 草魚不同混養(yǎng)系統(tǒng)有機碳、氮和磷收支及變動的初步研究. 青島: 中國海洋大學(xué)碩士學(xué)位論文, 21—33

劉 梅, 宓國強, 郭建林等, 2019. 池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖模式對黃顙魚生長性能、形體指標、血清生化指標及肌肉營養(yǎng)成分的影響. 動物營養(yǎng)學(xué)報, 31(4): 1704—1717

劉小莉, 2013. 草魚不同養(yǎng)殖模式池塘水環(huán)境和沉積物特征性氮磷垂直分布研究. 青島: 中國海洋大學(xué)碩士學(xué)位論文, 11—19

陰晴朗, 王志芳, 郭忠寶等, 2019. 池塘循環(huán)水槽一年兩造養(yǎng)殖吉富羅非魚的經(jīng)濟和生態(tài)效益分析. 南方水產(chǎn)科學(xué), 15(6): 25—33

李卓佳, 虞 為, 朱長波等, 2012. 對蝦單養(yǎng)和對蝦-羅非魚混養(yǎng)試驗圍隔氮磷收支的研究. 安全與環(huán)境學(xué)報, 12(4): 50—55

李金亮, 陳雪芬, 賴秋明等, 2010. 凡納濱對蝦高位池養(yǎng)殖氮、磷收支研究及養(yǎng)殖效果分析. 南方水產(chǎn), 6(5): 13—20

楊 平, 金寶石, 譚立山等, 2017. 九龍江河口區(qū)養(yǎng)蝦塘沉積物-水界面營養(yǎng)鹽交換通量特征. 生態(tài)學(xué)報, 37(1): 192—203

鄒禮根, 郭水榮, 翁麗萍等, 2018. 兩種不同養(yǎng)殖模式對青魚肌肉營養(yǎng)品質(zhì)的影響. 寧波大學(xué)學(xué)報(理工版), 31(4): 25—30

張雷鳴, 原居林, 倪 蒙等, 2020. 兩種池塘養(yǎng)殖模式水質(zhì)因子和浮游植物群落比較分析. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報, 32(2): 317—326

陳明海, 唐匯娟, 孫依依等, 2015. 豐產(chǎn)鯽精養(yǎng)池塘氮磷的動態(tài)與收支. 華中農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報, 34(2): 95—100

國家環(huán)境保護總局, 2002. 水和廢水監(jiān)測分析方法. 4版. 北京: 中國環(huán)境科學(xué)出版社, 101—200

周 玲, 2010. 兩種羅非魚精養(yǎng)模式的氮、磷收支研究. 湛江: 廣東海洋大學(xué)碩士學(xué)位論文, 11—20

郝 俊, 馬旭洲, 王 武等, 2016. 河蟹生態(tài)養(yǎng)殖池浮游植物功能類群的結(jié)構(gòu)特征. 湖泊科學(xué), 28(5): 1047—1056

鐘全福, 2019. 羅非魚為主多品種混養(yǎng)池塘氮磷收支. 廣東海洋大學(xué)學(xué)報, 39(6): 48—53

原居林, 劉 梅, 倪 蒙等, 2018a. 不同養(yǎng)殖模式對大口黑鱸生長性能、形體指標和肌肉營養(yǎng)成分影響研究. 江西農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報, 40(6): 1276—1285

原居林, 李 明, 劉 梅等, 2018b. 水庫串聯(lián)池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖模式研究. 科學(xué)養(yǎng)魚, (5): 81—83

錢克林, 凌武海, 段國慶等, 2017. 鱖魚池塘循環(huán)流水養(yǎng)殖試驗. 科學(xué)養(yǎng)魚, (10): 40—41

高 杉, 吳立新, 姜志強等, 2011. 牙鲆和貝類混養(yǎng)池塘中氮、磷收支的研究. 大連海洋大學(xué)學(xué)報, 26(3): 203—208

唐仁軍, 成世清, 梁培義等, 2017. 池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖集成技術(shù)研究與應(yīng)用. 科學(xué)養(yǎng)魚, (3): 21—22

常 杰, 田相利, 董雙林等, 2006. 對蝦、青蛤和江蘺混養(yǎng)系統(tǒng)氮磷收支的實驗研究. 中國海洋大學(xué)學(xué)報, 36(S1): 33—39

崔 凱, 汪 翔, 魏澤能等, 2018. 池塘內(nèi)循環(huán)流水養(yǎng)殖模式的關(guān)鍵技術(shù)研究——以安徽省為例. 安徽農(nóng)業(yè)科學(xué), 46(17): 86—91

董 佳, 2013. 三疣梭子蟹()池塘混養(yǎng)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)優(yōu)化和氮磷收支的實驗研究. 青島: 中國海洋大學(xué)碩士學(xué)位論文, 5—220

魏寶成, 劉興國, 曾憲磊等, 2018. 兩種復(fù)合式池塘養(yǎng)殖團頭魴的氮磷收支分析. 上海海洋大學(xué)學(xué)報, 27(5): 693—702

Brown T W, Chappell J A, Boyd C E, 2011. A commercial-scale, in-pond raceway system forcatfish production. Aquacult Eng, 44(3): 72—79

Brown T W, Hanson T R, Chappell J A, 2014. Economic Feasibility of an in-pond raceway system for commercial catfish production in west Alabama. North Am J Aquacult, 76(1): 79—89

Cai C F, Gu X H, Ye Y T, 2013. Assessment of pollutant loads discharged from aquaculture ponds around Taihu Lake, China. Aquacult Res, 44(5): 795—806

Dauda A B, Ajadi A, Tola-Fabunmi A S, 2019. Waste production in aquaculture: sources, components and managements in different culture systems. Aquacult Fish, 4(3): 81—88

Green B W, Boyd C E, 1995. Chemical budgets for organically fertilized fish ponds in the dry tropics. J World Aquacult Soc, 26(3): 284—296

Hernández M D, Mendiola P, de Costa J, 2002. Effects of intense exercise training on rainbow trout growth, body composition and metabolic response. J Physiol Biochem, 58(1): 1—7

Jiang X, Jin X C, Yao Y, 2008. Effects of biological activity, light, temperature and oxygen on phosphorus release processes at the sediment and water interface of Taihu Lake, China. Water Res, 42(8—9): 2251—2259

Lemonnier H, Faninoz S, 2006. Effect of water exchange on effluent and sediment characteristics and on partial nitrogen budget in semi-intensive shrimp ponds in New Caledonia. Aquacult Res, 37(9): 938—948

Li Z F, Yu E M, Zhang K, 2020. Water treatment effect, microbial community structure, and metabolic characteristics in a field-scale aquaculture wastewater treatment system. Front Microbiol, 11: 930

Ogata H Y, Oku H, 2000. Effects of water velocity on growth performance of juvenile Japanese flounder. J World Aquacult Soc, 31(2): 225—231

Serpa D, Ferreira P P, Caetano M, 2012. Modelling of biogeochemical processes in fish earth ponds: model development and calibration. Ecol Modell, 247: 286—301

Thakur D P, Lin C K, 2003. Water quality and nutrient budget in closed shrimp () culture systems. Aquacult Eng, 27(3): 159—176

Yuan J L, Ni M, Liu M, 2019. Analysis of the growth performances, muscle quality, blood biochemistry and antioxidant status offarmed in in-pond raceway systems versus usual-pond systems. Aquaculture, 511: 734241

Zhang K, Xie J, Yu D G, 2018. A comparative study on the budget of nitrogen and phosphorus in polyculture systems of snakehead with bighead carp. Aquaculture, 483: 69—75

A COMPARATIVE STUDY ON NITROGEN AND PHOSPHORUS BUDGET AND AQUACULTURE EFFECT OFIN TWO MODES

LIU Mei, YUAN Ju-Lin, NI Meng, LIAN Qing-Ping, GUO Ai-Huan

(Agriculture Ministry Key Laboratory of Healthy Freshwater Aquaculture, Key Laboratory of Freshwater Aquaculture Genetic and Breeding of Zhejiang Province, Zhejiang Institute of Freshwater Fisheries, Huzhou 313001, China)

To discuss the changes of nitrogen and phosphorus budget and aquaculture effect of Inner-Pond Raceway Aquaculture (IPRA) mode, expound its ecological characteristics, nutrient orientation, and rationally evaluate the ecological and economic benefits of IPRA, the input and output of nitrogen and phosphorus were analyzed based on regular sampling. Meanwhile, the usual pond aquaculture (UPA) mode was set as the control treatment. Results show that: (1) Feed was the main source of nitrogen and phosphorus input, accounting for 95.02%±2.31% and 94.57%±1.82% of the nitrogen input, and 93.19%±2.75% and 91.81%±4.44% of the phosphorus input in IPRA and UPA modes respectively. (2) Sediment deposition was the main mode of nitrogen and phosphorus output, accounting for 45.16%±1.31% and 53.98%±1.48% of nitrogen output as well as 40.28%±3.19% and 59.59%±4.45% of phosphorus output in IPRA and UPA in<0.05, respectively. The second part was the fish output, accounting for 37.73%±0.91% and 35.07%±0.99% of the nitrogen output in IPRA and UPA with>0.05 and 25.50%±1.77% and 20.78%±1.33% of the phosphorus output in IPRA and UPA with<0.05, respectively. (3) The relative and absolute utilization rates of nitrogen and phosphorus in IPRA mode were significantly higher than those in UPA (<0.05). IPRA improved the utilization rates of nitrogen and phosphorus in the breeding objects. (4) The water consumption coefficient, drainage coefficient, and pollution discharge coefficient of IPRA were significantly lower than those of UPA (<0.05). The profit of IPRA was significantly higher than that of UPA (<0.05). Above all, the IPRA is a clean and efficient new aquaculture mode, which can be promoted and applied. This study provided a data support for better implementation of water quality management and scientific aquaculture for IPRA in the future, and built a theoretical basis for the evaluation of IPRA in water-saving ecology and other aspects.

Inner-Pond Raceway Aquaculture;; nitrogen and phosphorus budget; aquaculture effect

* 國家重點研發(fā)計劃項目, 2020YFD0900105號; 浙江省農(nóng)業(yè)重大技術(shù)協(xié)同推廣項目, 2020XTTGSC01號; 湖州公益性重點應(yīng)用研究項目, 2019GZ17號; 浙江省省屬院所扶持專項, 2021YSZX006號。劉 梅, 博士, 助理研究員, E-mail: liumei@ zju.edu.cn

原居林, 高級工程師, E-mail: yuanjulin1982@126.com

2020-09-01,

2020-12-07

S965.1

10.11693/hyhz20200900242