池塘內循環流水養殖模式對養殖塘上覆水-沉積物-間隙水磷時空分布特征及釋放通量的影響

劉 梅 原居林 練青平 倪 蒙 郭愛環 張雷鳴,2 顧志敏,2

(1. 浙江省淡水水產研究所,農業農村部淡水漁業健康養殖重點實驗室, 浙江省淡水水產遺傳育種重點實驗室, 湖州 313001;2. 上海海洋大學水產與生命學院, 上海 201306)

養殖池塘系統磷主要分布在上覆水-沉積物-間隙水中, 其中沉積物即是磷的“源”又是磷的“匯”,因此研究養殖池塘沉積物-水界面的不同形態磷含量及釋放通量的變化規律, 對指導養殖水環境調控具有重要的指導意義[1,2]。目前, 養殖池塘沉積物-水界面營養鹽通量的研究主要集中在網箱魚類養殖[3]和蝦蟹類傳統常規養殖池塘等方面, 如Cheng等[4]報道了大亞灣不同養殖網箱區域氮磷擴散規律, 盧光明等[5]初步研究了鋸緣青蟹(Scylla serrata)養殖池塘中沉積物磷釋放的規律, 楊平等[6]開展了九龍江河口區養蝦塘沉積物-水界面營養鹽交換通量特征的研究, 這些研究均為養殖水環境調控及環境污染控制提供了借鑒。而淡水魚類傳統常規養殖池塘相對較少[7,8], 并且不同養殖模式水體及沉積物磷含量差異較大, 尤其是近年來興起的池塘內循環流水養殖模式(Inner-circulation pond aquaculture, IPA)相關方面的研究尚未見報道。

IPA是2012年從美國引進, 主要技術原理是通過對養殖池塘進行工程化改造, 建立養殖集中區(流水槽)和水質凈化區(套養濾食性魚、蝦、貝類或種植水生植物)兩大功能區域, 利用推水、曝氣設備和吸污裝置使池塘養殖水體流動且飼料殘餌和糞便集中清除, 實現養殖水體的循環利用。與傳統養殖池塘模式(Usual Pond Aquaculture, UPA)相比, 具有水資源利用效率高、節地高效、水體水質好和操作方便等優勢[9,10], 由于其清潔生產理念契合了水生態環境保護的要求, 近年來, 在我國各地得到廣泛推廣。據不完全統計, 截至2019年底, 全國建成的池塘IPA系統就有2000條以上, 推廣面積近1000 ha。經過團隊近幾年的IPA養殖探索, 已證明大口黑鱸是最適宜養殖的主要品種之一[11], 取得了較好的經濟和生態效益。

目前, IPA在實際生產中存在抽吸式集污效率不高的問題, 只能做到回收殘餌及糞便總量的30%左右, 剩余大量有機顆粒在水槽后端隨著水流速度降低而大量集中沉降下來, 且IPA采取流水區高密度養殖, 使養殖形式由傳統池塘的“散養”變為集中“圈養”模式, 改變了原有池塘的營養物質遷移轉化特征。因此, 通過比較IPA和UPA兩種模式上覆水-沉積物-間隙水中不同磷形態含量變化特征,分析水流速度對殘餌糞便磷組分溶失、分布與沉降的影響, 確定沉積物磷的沉降及釋放規律, 為IPA模式固體顆粒物收集改進和水環境調控提供理論依據。

1 材料與方法

1.1 實驗池塘介紹

在浙江省湖州市菱湖鎮勤勞村設施化魚類養殖基地進行, 1口水深2.3 m、面積2.2 hm2經過工程化改造后布設有4條IPA系統的池塘和旁邊1口水深2.3 m、面積0.67 hm2的常規池塘作為試驗塘開展養殖試驗。鱸魚苗投放密度為3萬尾/ hm2, 放養規格(7.8±0.6) g/尾, 其中IPA總投放6.6萬尾, 將其平均分布在4條水槽中, 每條水槽投放量為1.65萬尾, 水槽前端水流速度設置(0.30±0.05) m/s。大口黑鱸種投放前先做好相關馴食活動, 停食3d后投放IPA養殖系統中和常規池塘中。實驗期間水位保持在(2.0±0.1) m。試驗從2018年4月7日開始在水槽內進行鱸魚苗馴食, 馴食成功后于5月20日按照上述放養密度進行準確投放, 于2018年12月31日結束。試驗所用配合飼料購自浙江聯興飼料科技有限公司,其干物質主要成分: 粗蛋白質(43.25±0.29)%、粗脂肪(6.24±0.72)%、粗纖維(5.12±0.26)%和灰分(15.21±0.18)%, 每天7:00和16:00各投喂1次, 最初投喂的日餌料量約占魚總體重的2%—3%, 以后視前1天的攝食量和天氣情況作適當調整, 并做好相關生產記錄。

其中循環水槽主體采用玻璃鋼, 規格為長25.0 m×寬21.0 m×深2.5 m, 由4條獨立水槽組成, 每條水槽的規格為長22.0 m×寬5.0 m×深2.5 m, 集污槽在流水槽后部, 規格為長21.0 m×寬3.0 m×深2.5 m。池塘靠近水槽的一側建有1個集污池, 規格為長5 m×寬3 m×深2 m, 連接1條長20 m×寬0.6 m×深0.5 m的過濾渠, 過濾渠內鋪設火山石濾料。池塘循環水槽養殖系統設備主要有4套氣提式推水增氧系統, 1套底層增氧系統, 1套吸污系統組成, 圖 1a為IPA整體示意圖。

1.2 樣品的采集與分析

分別在養殖初期5月20日、養殖中期8月20日和養殖末期11月20日早上10點左右釆用SEABA KLL-Q2便攜式多參數水質儀現場測定各采樣點水深1.5 m處上覆水Eh、DO、T和pH, 底泥采用奧地利原位柱狀采泥器CORER-60(管內徑86 mm×長600 mm)采集沉積物樣品, 其中UPA采用五點法取樣, IPA則在水槽前端30 m、水槽后端2、5、10、20和30 m處取樣, 具體采樣位置如圖 1所示。采泥器原理為依靠自身重力垂直采集沉積物, 在采泥管徹底捕獲沉積物后垂直提升采泥器到劃船上進行取樣, 每個采樣位置取底泥2根, 一根采取虹吸法抽掉上覆水后對底泥進行分層取樣, 另一根保持垂直用來沉積物-水界面交換通量的測定, 并現場取下層上覆水20 L。

圖1 IPA (a)和UPA (b)模式采樣點示意圖Fig. 1 Sample points of IPA (a) and UPA (b) modes

沉積物池塘邊現場取樣, 取樣時垂直放置采泥管, 用活塞緩慢、均勻地將底泥頂出, 沉積物按照0—10(表層)、10—20(中層)、20—30 cm(下層)進行現場分層。沉積物現場測量Eh值后用干凈聚乙烯自封袋密封保存, 排盡袋中的空氣, 上覆水立即裝入300 mL聚乙烯采樣瓶中, 4℃密封保存后帶回實驗室。將各層底泥盡快運回實驗室。然后取每個沉積物樣品一部分置于離心管中, 以4000 r/min的轉速離心20min, 將上清液轉移到10 mL離心管,最后經過0.45 μm玻璃纖維濾膜過濾上清液, 此即為間隙水, 并立即測定間隙水的Eh和pH。各水樣品均保存在4 ℃冰箱中且于24h內測定完各指標。沉積物樣品經自然風干磨碎后過100目篩, 去除動植物殘體及其他粗粒雜質并充分混勻, 靜置備用。

剩下采泥管運回實驗室后, 同樣緩慢移動活塞移除底部多余底泥使培養底泥深度為20 cm, 并采用虹吸法吸取部分多余水體使培養水體水深統一達到30 cm, 并取出靜置1h后, 采用原位孵化法模擬養殖池塘沉積物-水界面通量的交換過程。即把沉積物采樣柱放置在實驗室恒溫培養箱中培養24h,培養過程均在黑暗條件下進行, 設定溫度為使培養水體達到每個養殖階段現場采樣時測定的上覆水體溫度的氣溫, 對上覆水微充氣(位于沉積物上方10 cm處), 用螺旋止水夾控制充氣量, 使培養水體DO和現場測定的DO盡量保持一致(偏差不超過10%)。根據實測的上覆水體不同磷形態濃度變化,計算磷在沉積物水界面的擴散通量。另外將上覆水加入另一個沒有沉積物的PVC管中, 作為現場養殖水空白對照, 以減少培養過程中的誤差。培養開始前和結束時取得的水樣經0.45 μm的微孔濾膜過濾后測定相關指標。

1.3 樣品的分析

上覆水和間隙水理化指標按照《水和廢水監測分析方法》(2002)測定[12]: 氨態氮采用納氏試劑比色法(GB7479-87)測定, 亞硝態氮采用鹽酸萘乙二胺分光光度法(GB7493-87)測定, 硝態氮采用酚二磺酸分光光度法(GB7480-87)測定, 總氮釆用堿性過硫酸鉀消解紫外分光光度法(GB11894-89)測定, 上覆水中總磷(TP)、顆粒態磷(PP)、溶解性活性磷(SRP)、溶解態有機磷(DOP)及間隙水中TP、SRP和DOP濃度采用鉬酸銨分光光度法(GB11893-89)測定。沉積物中的TP采用堿熔-鉬銻抗比色法測定, TN和TC采用元素分析儀(Vario ELIII, 德國)測定。

沉積物磷形態分析采用SMT(Standards measurements and testing program of the European commission)磷分級分離方法[13,14], 該法具有操作簡單,各形態磷的測定相對獨立, 準確性好的特點, 而且測定值之間可以互相檢驗。該法將磷形態分為5種,即鐵鋁磷(Fe/Al-P, 主要是吸附在沉積物表面的弱吸附態磷, Al、Fe、Mn氧化物和水化物結合的磷)、鈣磷(Ca-P, 主要是與Ca結合的磷)、無機磷(IP)、有機磷(OP)和總磷(TP)。采用鉬銻抗分光光度法測定沉積物各形態磷含量。

1.4 計算方法

沉積物-水界面可溶性無機磷交換通量的計算公式如下:

1.5 統計分析

采用Excel 2010、Origin 8.0和SPSS 20.0數據分析軟件對試驗結果進行圖表繪制和統計分析, 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P＜0.05作為差異顯著水平。

2 結果

2.1 養殖塘上覆水和間隙水理化性質

從整體上, 養殖池塘pH和DO的變化趨勢同水體溫度較一致(圖 2), 即養殖前期(4、5和6月),p H 和D O 隨著溫度的升高而呈顯著增加趨勢(P＜0.05), 至養殖中期(7和8月), 三者均達到最大,然后開始呈下降趨勢。從圖 2可以看出, UPA和IPA養殖模式的上覆水pH前期上升最快, 從4月的7.5迅速升高至8月的8.9和8.6, 然后UPA在9月迅速下降至8.2, 其后維持在8.0左右, 而IPA在11月迅速下降至7.4, 至12月升至7.6; 2種模式間隙水的變化規律和上覆水類似, 但波動趨勢則較平緩。IPA和UPA兩種模式上覆水中DO較為充足, 其變化分別為5.4—8.9 mg/L和5.8—9.5 mg/L, 且到7月達到最大, 其后開始緩慢下降。

圖2 養殖期內pH、溶解度和溫度變化趨勢Fig. 2 The change trend of pH, DO and T in the aquaculture period

從總體上, UPA的Eh高于IPA模式(圖 3), 其中UPA和IPA上覆水Eh分別是72.1—168.9 mV和70.5—154.2 mV, 沉積物Eh在-87.5—164.7 mV和-102.5—194.3 mV, 上覆水Eh處于氧化性環境, 且養殖中期氧化性最強, 而沉積物處于還原性環境,養殖中期還原性最強。

圖3 養殖期內氧化還原電位變化趨勢Fig. 3 Changes of Eh in the aquaculture period

2.2 養殖塘上覆水和間隙水磷時空分布特征

在養殖初期, UPA和IPA上覆水中TP、IP和OP濃度最低, 均低于沉積物表層間隙水, 說明存在沉積物磷向上覆水釋放的風險。在養殖中后期,UPA上覆水TP濃度(0.42 mg/L)高于表層間隙水(0.32 mg/L), IPA模式除水槽前端30 m處的上覆水TP濃度高于間隙水外, 水槽后端的上覆水TP濃度均低于表層間隙水。在養殖中期, 同TP一樣, UPA上覆水IP濃度高于表層間隙水, IPA模式中IP變化則和TP相反, 即水槽前端30 m處的上覆水IP濃度低于間隙水外, 后端采樣點均高于間隙水。至養殖后期, 2種模式所有監測點上覆水中IP濃度均低于沉積物表層間隙水IP。在養殖中期UPA上覆水中OP濃度(0.2 mg/L)高于沉積物表層(0.14 mg/L), 同TP類似, 與IP相反, 到養殖后期, 2種模式所有監測點上覆水OP濃度均低于沉積物表層間隙水(圖 4)。

圖4 UPA養殖池塘上覆水-間隙水磷垂向特征Fig. 4 Vertical characteristics of phosphorus from overlayinginterstitial water in UPA

在垂向分布上, 養殖初期, UPA和IPA兩種模式間隙水TP、IP和OP變化波動較小。在養殖中期,UPA間隙水TP、IP和OP濃度在10—20 cm處最大,IPA除水槽前端30 m和后端30 m處10—20 cm處最大, 后端2、5、10和20 m處則是0—10 cm間隙水濃度最高。在養殖末期, UPA、IPA水槽前端30 m處及養殖水槽后端30 m處TP、IP和OP處濃度在10—20 cm處最高, IPA水槽后端TP和OP濃度在2、5、10和20 m處表層沉積物濃度最高, 而IP濃度在表層最低。在養殖后期, UPA間隙水TP、IP和OP濃度在表層沉積物最高, IPA水槽前端30 m處TP濃度則在表層沉積物最低, 水槽后端各采樣點TP濃度則是表層間隙水最高, IP和OP濃度變化規律不明顯(圖 5)。

圖5 IPA養殖池塘上覆水-間隙水磷空間特征Fig. 5 Spatial characteristics of phosphorus from overlaying-interstitial water in IPA

2.3 養殖池塘沉積物磷時空分布特征

在養殖初期, UPA和IPA沉積物TP、IP和OP均比較低且差異不顯著(P＞0.05), 到養殖中后期,UPA沉積物TP、IP和OP顯著增加(P＜0.05; 圖 6), 而IPA不同采樣點增加幅度相差較大, 其中均值呈UPA＞水槽后端2 m＞水槽后端5 m＞水槽后端10 m＞水槽后端20 m＞水槽后端30 m＞水槽前端30 m(圖 7),且水槽后端2、5和10 m顯著高于水槽前端30 m和后端30 m(P＜0.05), 說明IPA沉積物磷空間分布受水流方向影響較大。2種模式Fe/Al-P隨著養殖的進行基本呈顯著增加趨勢(P＜0.05), Ca-P呈先降低后增加的趨勢。

圖6 UPA養殖塘沉積物不同形態磷含量分布特征Fig. 6 Characteristics of phosphorus content distribution from sediments in UPA

圖7 IPA養殖塘沉積物不同形態磷含量分布特征Fig. 7 Characteristics of phosphorus content distribution from sediments in IPA

UPA不同深度沉積物TP、IP和OP和間隙水變化規律較一致, 即呈現“中間高兩頭低”的現象, 而IPA沉積物TP、IP和OP變化在不同養殖時期和不同采樣點存在較大差異, 兩者的Fe/Al-P和Ca-P均隨著深度的增加而降低。在養殖初期, IPA所有采樣點不同深度磷含量波動較小; 在養殖中期, 水槽前端30 m和后端30 m沉積物TP和OP濃度在10—20 cm最高, 而水槽后端2、5和10 m處在0—10 cm最高,該模式所有采樣點表層沉積物IP最高。至養殖后期, UPA沉積物TP、IP和OP均顯著增加(P＜0.05),且均高于IPA, 其中10—20 cm處最高; 而IPA沉積物TP、IP和OP順序依次為水槽后端2 m＞水槽后端5 m＞水槽后端10 m＞水槽后端20 m＞水槽后端30 m＞水槽前端30 m, 且水槽后端2、5和10 m處沉積物磷含量顯著大于其他3個采樣點(P＜0.05), 尤其是OP達到極顯著水平(P＜0.01), 水槽后端2、5和10 m處中下層(10—30 cm)OP含量最高, 最高值分別為1.02、1.17和1.08 mg/L, 而后端20和30 m處表層(0—10 cm)含量最高, 其值分別為0.072和0.42 mg/L。

2.4 養殖池塘上覆水-沉積物界面磷釋放通量估算

總體上磷通量變化情況 養殖初期磷的通量最低, 而到了中期和后期則磷通量大幅增加, 尤其養殖中期磷通量最大(圖 8)。UPA整個養殖期基本表現為沉積物對磷的吸收; IPA空間差異較大, 水槽前端30 m處沉積物則基本表現為對磷的吸收, 水槽后端2、5和10 m沉積物在養殖初期基本為少量吸收, 而到養殖中后期, 則轉變為對磷的大量釋放,水槽后端20和30 m在養殖初期磷通量較小, 至養殖中期均轉變為對磷的吸收, 至養殖末期則轉變為對磷的釋放。

圖8 不同形態磷釋放通量空間分布特征Fig. 8 Spatial characteristics of phosphorus emission flux from sediments in UPA and IPA

不同形態磷通量變化情況 養殖初期, UPA和IPA水槽前端30 m和后端30 m沉積物對TP表現為釋放, 各組之間無顯著性差異(P＞0.05), 而水槽后端2、5、10和20 m處則表現為TP釋放, 其變化范圍為-4.1—9.3 mg/(m2·d); 2種模式采樣點均表現為沉積物對IP的吸收, IP通量為-7.2—11.1 mg/(m2·d), 各組之間無顯著性差異(P＞0.05), 而對OP均表現為沉積物對OP的吸收, UPA采樣點通量為12.9 mg/(m2·d),接近IPA水槽前端30 m和后端30 m, 而顯著低于水槽后端2、5、10和20 m(P＜0.05)。至養殖中期, UPA沉積物表現為對TP、IP和OP的釋放, 其通量值分別175.6、111.5和64.1 mg/(m2·d), 而IPA不同采樣點磷的通量值存在較大差異, 水槽前端30 m、后端20和30 m均表現為對磷的吸收, 水槽后端2、5和10 m則表現為釋放。至養殖末期, 除水槽前端30 m處對TP、IP和OP表現為少量吸收外, 其他各采樣點均表現為對磷的大量釋放, 且釋放量隨著距離增加顯著降低(P＜0.05), 對于TP和IP通量, 水槽后端2和5 m顯著高于后端10 m(P＜0.05), 后端10 m又顯著高于后端20和30 m(P＜0.05), 而OP釋放通量則是水槽后端2和5 m處顯著高于后端10、20和30 m處(P＜0.05)。

2.5 不同形態磷通量與環境因子的相互關系

將不同形態磷通量與上覆水體DO、Eh、pH、T及間隙水的pH和Eh進行相關性分析(表 1)。結果表明, 不同養殖模式磷通量變化和環境因子存在一定差異, UPA和IPA兩種模式TP通量同上覆水pH、間隙水pH和上覆水T呈顯著正相關(P＜0.05), 和間隙水Eh呈顯著負相關關系(P＜0.05)。2種模式IP通量和除上覆水DO以外的其余5種環境因子均呈顯著相關(P＜0.05), 且和T呈極顯著正相關(P＜0.01)。UPA沉積物OP通量僅和上覆水T呈顯著正相關(P＜0.05), IPA沉積物OP通量同上覆水T呈顯著正相關(P＜0.05), 而和間隙水Eh呈顯著負相關(P＜0.05)。

表1 兩種模式不同形態磷通量與環境因子的相關性分析Tab. 1 The relationship between environmental factors and phosphorus emission fluxes of different forms in UPA and IPA

3 討論

3.1 養殖池塘上覆水及間隙水TP、IP與OP時空變化

時間尺度方面 在養殖初期, 2種養殖模式所有采樣點上覆水及間隙水磷含量均比較低。主要是由于放苗前, 養殖池塘會清除多余淤泥、潑灑生石灰和暴曬等前期準備工作, 一方面清除部分原有富含氮磷的淤泥, 另一方面經過干濕交替及氧化還原過程使底泥中的有機磷分解礦化[15], 釋放出大量磷酸根, 與生石灰中的鈣、鐵和鎂等礦物質結合沉淀, 固定在底泥的團聚體中, 有效降低底泥有效磷含量, 減少了向間隙水和上覆水釋放。到養殖中期, UPA上覆水和間隙水磷含量顯著增加, 且間隙水磷濃度顯著大于上覆水, 主要是由于池塘沉積物中隨著養殖生產的進行積累了較多的殘餌糞便, 且養殖中期為大口黑鱸生長旺季, 較高溫度加速沉積物中有機物分解礦化, 致使沉積物間隙水中各形態磷含量顯著增加, 同時上層魚類游泳的擾動作用,加速了間隙水磷向上覆水水體釋放, 進一步增加了上覆水中磷含量。至養殖后期, 盡管沉積物中積累較多有機物質, 但溫度較低, 魚類攝食率下降, 微生物代謝較慢等諸多因素導致沉積物中有機質礦化分解變慢, 致使間隙水磷含量并未顯著增加。上覆水由于前期養殖對象快速生長, 投喂餌料和排泄物均顯著增加, 致使上覆水體中溶解態磷積累呈增加趨勢。傳統池塘類似變化規律已在多個研究中得到證實[7,16]。

空間尺度方面 在養殖初期, 同UPA一樣,IPA空間變異不大; 至養殖中后期, IPA則呈現較大的空間變異性, 即水槽前端上覆水TP和IP濃度高于間隙水, 而水槽后端均低于沉積物表層間隙水, 水槽后端各形態磷變化和UPA模式規律一致, 分析原因主要是由于IPA模式水體從水槽前端向后端推出, 小部分被吸污機吸出多余的殘餌糞便(約占30%), 大部分則隨水流的方向在水槽后端沉積, 溫度較高時, 微生物代謝活動較強, 有機質分解快, 礦化后的可溶性磷首先釋放到間隙水中[17], 使其濃度明顯增高, 而水槽前端殘餌糞便積累較少, 間隙水中的磷濃度較低。對于OP濃度, UPA整個養殖周期內均是上覆水濃度低于間隙水, 且在垂向分布上,隨著深度的增加而降低, 可能是由于殘餌糞便在沉積物表層不斷積累, 這些有機質首先分解成細微顆粒向間隙水遷移, 進而釋放到上覆水中, 致使其表層OP含量顯著升高, 而中下層含量變化不大。而IPA養殖模式, 水槽前端殘餌糞便積累較少, 間隙水OP濃度較低, 而后端OP濃度則顯著升高, 且隨著水流方向呈降低趨勢, 主要受水力沉積有關。因此,可考慮開發適合IPA養殖特點的糞便易成型低磷餌料, 降低糞便隨水流的擴散距離, 提高該系統固體顆粒物的收集效率, 減少氮磷沉積, 有效改善養殖水環境。

3.2 養殖池塘沉積物不同深度磷賦存形態變化

沉積物中TP的含量和分布特征, 能夠表征池塘底泥中磷的污染累積程度, 并不能夠直接說明沉積物磷的生物穩定性及釋放潛力, 沉積物磷釋放活力、遷移能力和生態效應主要取決于沉積物磷賦存形態[18]。因此, 非常有必要對沉積物磷形態進一步分析, 深入剖析底泥中磷的生物可利用性及可能對養殖池塘上覆水構成的釋放風險。UPA沉積物不同深度的TP、OP和IP隨著養殖的進行, 整體上呈增加趨勢, 且中層增加幅度大于上層和下層, 造成這種差異的可能主要原因是魚類游動和攝食等生物擾動作用[19,20], 引起表層底泥再懸浮, 進而促進底泥中溶解性磷酸根和有機碎屑顆粒向上覆水體流出; 同時生物擾動增強了表層沉積物微生物的活性, 其代謝過程釋放出有機酸會降低微環境的pH, 使得吸附態磷在弱酸環境中產生釋放, 釋放到間隙水中的磷一部分擴散到上覆水, 一部分則經過復雜的生物化學作用進入中下層沉積物中。李大鵬等[21]研究證明在再懸浮條件下(風浪和生物擾動等作用), 水體中IP呈逐漸增加趨勢, 鄭余琦等[22]研究發現縊蟶的生物擾動下表層沉積物微生物活性增強, 磷含量顯著減少。而IPA模式則基本是沉積物表層TP、OP和IP最高, 同樣是由于IPA養殖的魚都被集中圈養在水槽中, 水槽后端不會存在強烈魚類擾動再懸浮作用。同間隙水一樣, IPA沉積物中磷的空間分布受水流的影響較大, IPA水槽后端沉積物磷含量隨著距離的增加而逐漸降低, 主要是推水作用導致沉積物在水槽后端堆積較多, 且隨著距離增加沉降量逐漸降低?；诖? 可以通過將現在集污區3 m長度增加至6 m, 同時將現有的單向單軌吸污裝備升級改造為對向雙軌吸污裝備, 以進一步提高集污區固體顆粒物的收集效率。

Fe/Al-P是可被生物潛在利用的磷, 在適當的氧化還原條件下可被生物利用[23]。本研究結果表明,隨著沉積物TP含量的增加, 其Fe/Al-P含量呈升高趨勢, 且表層含量最高。主要是由于下層的沉積物,微生物不斷消耗DO分解有機質, 使沉積物環境變得相對還原, 金屬磷礦物被還原溶解, 釋放出的溶解磷酸鹽在濃度梯度的驅使下向上擴散遷移至表層沉積物, 該層氧化還原電位較高, 重新形成礦物而沉淀下來, 造成Fe/Al-P礦物在沉積物表層富集的現象。這與羅玉紅等[24]研究發現香溪河沉積物由于夏季受外源污染嚴重而呈現磷“表層富集”現象相一致。Ca-P主要為與鈣質結合的P部分, 分為Ca2-P、Ca6-P、Ca8-P和Ca10-P等形態, 除Ca2-P外,其他溶解性均很低, 被認為是生物不可利用的磷[25,26]。本研究中Ca-P在養殖初期含量較高, 主要是由于曬塘時潑灑大量生石灰, 池塘底泥及間隙水中磷與生石灰中的鈣結合形成磷酸鈣沉積下來, 引起表層沉積物Ca-P增加, 尤其是生物利用性強的Ca2-P增加。至養殖中期, UPA和IPA水槽后端由于表層沉積物主要是殘餌糞便堆積形成, Ca-P較低, 而養殖初期富含Ca-P的沉積物進入下層, 因此, 表層沉積物Ca-P低于中層; 到養殖后期, 隨著表層有機質被分解礦化, 致使其中的有機鈣轉化為游離態的鈣離子, 與沉積物中的磷酸根重新結合, 形成新的Ca-P沉積下來, 增加了表層Ca-P[27]。因此, 在生產實際中, 尤其是IPA水槽后端20 m內可以種植一定面積的盆栽荷花或者菱角, 通過水生植物的根部吸收和莖葉的攔截, 減少不同形態內源磷的集中釋放, 降低外塘水質凈化壓力。

3.3 環境因子對上覆水-沉積物界面磷釋放通量的影響

沉積物-水界面水體中營養物質的交換通量是多個因素共同耦合的結果[28,29]。研究表明, 底泥-水界面磷的釋放通量受微生物活動的影響, 微生物可把底泥中的有機磷分解為無機磷, 將不溶性磷轉化為可溶性磷, 從而增加磷的釋放[30], 其中溫度和溶解氧與微生物生命活動密切相關。如Jiang等[31]研究表明隨著溫度的升高, 微生物活性增強, 從而促進底泥磷的釋放。本研究中磷的釋放通量在養殖中期達到最高, 主要是由于溫度升高, 沉積物與水體之間發生劇烈化學反應, 同時微生物活性增強加速了有機質的分解, 加強了沉積物中磷的釋放與溶解。且隨著水體氮磷迅速增加, 水體中的藻類快速增殖, 光合作用強烈, 導致水體DO、pH和Eh升高,該環境條件有利于沉積物磷的釋放。盧光明等[5]研究發現, 微生物組沉積物磷的釋放量要明顯高于滅菌組, 磷釋放通量隨著溫度的升高而顯著增加。另外, 養殖中期時表層水體溫度較高, 大口黑鱸主要集中在水體下層游動, 加劇了沉積物表層有機物懸浮與再懸浮作用, 促進了沉積物間隙水中的磷的釋放, 這與Nicholaus等[32]研究結果一致。因此, 各形態磷通量與溫度均成顯著的正相關性, 尤其是IP磷通量呈極顯著相關性。鑒于此, 為有效降低水體IP,避免藍藻爆發引起養殖對象應激, 夏季時應在水槽后端適當位置放置若干浮床, 通過發達的植物根系吸收溶解性磷。

此外, 本研究表明磷通量對表層沉積物的Eh變化非常敏感, 與沉積物Eh呈顯著負相關關系。相關研究表明Eh＜0的強還原性條件能夠促進底泥中的磷大量釋放, 且底泥中釋放的磷是以Fe/Al-P為主[33,34]。Eh受養殖環境DO影響較大[34], 沉積物由于微生物耗氧分解有機質, DO較低, Eh也較低, 呈還原狀態,從而使被Fe/Al吸附的磷酸鹽轉變成溶解態析出,沉積物P釋放量增加。在實際生產中, 養殖塘底部建議安裝一定數量的納米曝氣盤, 增加下層水體的DO, 降低內源磷的釋放。

pH也是影響磷通量變化的一個重要因素[34]。研究表明,溶解P的釋放量與pH呈U型相關,即pH升高或降低均會促進磷的釋放[35,36]。當pH為3—7時,磷主要以 HPO－42 和H2P O－4形式存在, 使得磷酸根離子從鎂鹽、硅酸鹽、鋁硅酸鹽及氫氧化鐵膠體中解吸附, 釋放到養殖水體中; 當pH為8—10時, 水體中OH-與無定形Fe-Al發生交換, 使沉積物中磷釋放量增加, 因此, pH升高有利于底泥中磷的釋放。在本試驗中, 上覆水和間隙水中pH從養殖初期中性到養殖中期顯著升高到堿性狀態, 至養殖末期波動下降至中性狀態, 而磷通量變化趨勢基本和pH一致, 因此, 2種養殖模式磷的釋放量和pH呈顯著正相關性?？梢? 在養殖對象生長旺季可通過添加微生態制劑抑制藻類的過度繁殖, 如潑灑乳酸菌制劑中和堿性物質, 同時使用腐殖酸鈉, 提高水體緩沖力,降低磷的釋放量, 達到有效改善養殖水環境的目的。

4 結論

本文通過比較IPA和UPA池塘不同磷形態時空分布特征及釋放通量, 表明工程化改造明顯改變了原有池塘的營養物質遷移轉化特征, 能夠使殘餌糞便等固體顆粒物集中沉積下來, 更易于收集轉移出養殖水體。根據沉積規律及釋放特點, 當前的IPA系統可以將原有長3 m的集污區增加到6 m, 同時將現有的單向單軌吸污裝備升級改造為對向雙軌吸污裝備, 提高固體顆粒物的收集效率; 可以在集污區后端20 m內種植水生植物, 通過根部吸收和莖葉攔截, 減少內源磷的釋放; 同時安裝底增氧裝置以及施用有益微生態制劑等多種措施, 最終達到有效改善養殖水環境的目的。