鰱鱅鲴混養對水環境及氮素遷移轉化的影響

陳玲玲,高月香,張毅敏*,朱月明,孔 明,許雪婷,王涌濤,黃天寅

?

鰱鱅鲴混養對水環境及氮素遷移轉化的影響

陳玲玲1,2,高月香2,張毅敏2*,朱月明2,孔 明2,許雪婷2,王涌濤1,黃天寅1

(1.蘇州科技大學環境科學與工程學院,江蘇 蘇州 215009；2.環境保護部南京環境科學研究所,江蘇 南京 210000)

利用15N穩定同位素技術研究混養細鱗斜頜鲴對鰱鱅魚水環境及氮素遷移轉化的影響.結果顯示:實驗期間,鲴鰱鱅組各營養鹽濃度經過短暫升高后迅速降低,實驗結束時,TN,TP,NO3--N,NO2--N,PO43--P濃度分別達到2.67,0.13,0.93,0.026,0.0035mg/L,鰱鱅組各營養鹽濃度總體保持增長趨勢并于第10d后顯著大于鲴鰱鱅組相應值(<0.05),到實驗結束分別為鲴鰱鱅組的1.80,1.69,1.73,1.72,1.83倍.與對照組相比,有魚組的葉綠素濃度Chla和藻細胞密度明顯下降,到實驗結束,鰱鱅組的Chl a和藻細胞密度分別為34.69mg/m3,1.96′106cells/L,鲴鰱鱅組分別為25.32mg/m3,1.9′106cells/L,均顯著低于對照組(<0.05).同位素分析結果顯示:標記物15N微囊藻進入系統后,部分被鰱鱅魚攝食同化為機體組成部分,再通過魚類分泌,排泄等方式進入水體,水體中含氮營養鹽被藻類生長吸收,此外,一部分微囊藻沉淀和魚類排泄物作為沉積腐質被鲴魚攝食同化為其機體組成部分.

穩定同位素技術；細磷斜頜鲴鰱魚；微囊藻

為治理富營養化水體,遏制藍藻爆發,非經典生物操縱理論提出了利用濾食性魚類鰱(),鱅()直接牧食藻類的方法,但是對于該理論的應用一直存在爭議.一方面,Ke等[1]通過圍隔實驗發現鰱鱅腸道對微囊藻的貢獻率最高可達80%~100%;李元鵬等[2]也通過向富營養化水庫投放鰱鱅魚,發現鰱鱅魚對水體中COD,TN,TP,NH3-N和藻類等均達到一定的去除效果.但Starling等[3]研究表明鰱魚10d內排泄糞便重量近乎其自身重量,而其沉淀糞便沉積物所釋放的營養鹽將對水質產生負面影響.谷孝鴻等[4]也發現鰱鱅魚體儲存的氮、磷只占總氮、總磷的一小部分,大部分仍滯留在水體中,而魚類攝食,排泄活動和對底泥的擾動會加速水體中氮、磷養分循環,促進浮游植物密度的提高.近些年,許多學者發現細鱗斜頜鲴()與河蟹、鱖魚、青蝦、泥鰍等水生動物套養可以更好地維持水環境的生態平衡,創造更多的經濟效益[5-7].細鱗斜頜鲴是生活在水體底層的魚類,以刮取有機碎屑、污泥雜質及水表面殘渣泡沫中的裸藻為食,有水底“清潔夫”之稱[8],而鰱、鱅魚屬于水體中上層魚類,主要以浮游生物為食,將三者混養可豐富生物和食物鏈結構,提高經濟效益.

此外,在水域生態學中穩定同位素是一種被廣泛運用的示蹤劑[9-11],王銀平等[12]曾利用該技術研究鰱,羅非魚攝食15N標記物微囊藻干粉后排泄氮在水中的遷移轉化規律;Bergner等[13]也利用15N標記魚體組織,在飼養中接受不同的蛋白質來源以研究魚類的蛋白質代謝與植物蛋白質的氨基酸區別.因此,本論文結合兩者考慮,設計在模擬的富營養水環境下將鲴魚與鰱鱅魚混養,利用穩定同位素技術,通過鰱鱅魚牧食藻類,鲴魚攝食底層碎屑的食物鏈結構,探究鲴鰱鱅魚混養對水環境和氮素遷移轉化的影響.

1 材料與方法

1.1 實驗材料

實驗裝置:采用9個100L的白色塑料圓桶,桶高65cm,頂部直徑52cm,底部直徑40cm.

實驗用水:采用經過曝氣除氯的自來水,銅綠微囊藻(藻密度約為7.4×106cells/L)和一定量的化學藥劑(1.40gNaNO3,0.90gK2HPO4)在恒溫循環水箱中混合均勻后分裝到實驗裝置中.

實驗魚種:細鱗斜頜鲴(Plagiogathops),體長(10.12±0.56)cm,體重(13.45±3.98)g,魚齡接近1齡,由湖南醴陵市國家鲴魚良種場提供.鰱(),體長(10.28±2.00)cm,體重(30.68±3.87)g.鱅()體長(14.48±0.43)cm,體重(46.21±2.24)g,由安徽香泉鰱鱅養殖魚塘提供.

銅綠微囊藻:中國科學院水生生物研究所接種的純種銅綠微囊藻()藻種,采用BG11培養基擴大培養,培養溫度為(25±0.5)℃,光照強度為2000lx,光暗比為 12h:12h.

1.2 實驗方法

銅綠微囊藻培養液用15NH4Cl(98atom%15N)溶液進行15N標記,標記后離心去除上清液后進行冷凍干燥,再添加等量誘食劑制成藻食顆粒物待用.

實驗設計為鰱鱅組,鲴鰱鱅組和對照組3組,每組設3個平行實驗.1~3#為鰱鱅組(5尾鰱,3尾鱅),4~6#為鲴鰱鱅組(5尾鰱,3尾鱅,5尾鲴),7~9#為對照組(不放魚)排除因實驗環境對銅綠微囊藻產生的影響.實驗前將鲴鰱鱅魚放入清水中饑餓處理3d排空腸胃,挑選其中活潑健康,大小接近的個體作為實驗材料.實驗水桶上方裝有日光燈,光照時間為9:30~21:00,24h曝氣.

實驗時間為2018年5月21~6月9日,共計20d,于實驗前1d,實驗第1,5,10,15,20d上午09:30取樣監測,監測的指標有:TN,TP,NH3-N,NO3--N, NO2--N, PO43--P,Chl a,SS和藻細胞密度.實驗第1d及以后每隔5d采集魚類生物體,浮游藻類,沉積腐質和水體進行穩定同位素比值測定,由于鳙魚生物量有限,因此分別于實驗第1,10,20d進行采樣,采集樣品分別記為δ15N(鲴),δ15N(鰱),δ15N(鱅),δ15N(浮游藻類),δ15N(沉積腐質), δ15N(氨氮)和δ15N(硝酸鹽氮),同位素比值單位為‰.

1.3 指標測試和分析方法

1.3.1 水質指標 營養鹽TN,TP,NH3-N,NO3--N, NO2--N,PO43--P濃度測定方法參照《水和廢水監測分析方法(第四版)》[14],SS濃度依據《湖泊富營養化調查規范》[15]中所述方法進行測定,Chl a濃度測定采用熱乙醇萃取分光光度法[16],藻細胞密度采用血小板顯微鏡計數法和分光光度法[17].

1.3.215N同位素比值測定 實驗期間采集的魚類生物體、沉積腐質、浮游藻類樣品均放入儀器中冷凍干燥,干燥后的樣品進行研磨,水體中δ15N(氨氮)樣品處理按照Lehmann等[18]提供的方法,δ15N(硝酸鹽氮)樣品測定按照吳俊森等[19]提供的方法,所有樣品最終送入元素分析儀-同位素比質譜儀聯機(FLASH 2000-Thermo Fisher DELTA V advantage,測定精度δ15N￡±0.1‰)中測定氮同位素組成.

1.4 數據處理與分析

文中數據采用Execl和SPSS進行單因素方差分析和顯著相關性分析,利用Origin2018進行作圖.

2 結果與分析

2.1 各組水體中營養鹽、Chl a、SS濃度和藻細胞密度的變化

由圖1可知,實驗前期,鲴鰱鱅組各營養鹽濃度(除NH3-N)快速增長,TN,TP,NO3--N,NO2--N, PO43-- P濃度分別于實驗第1,5d達到最大值為3.94,0.20, 1.19,0.034,0.0039mg/L,隨后濃度逐漸下降,到實驗結束分別達到2.67,0.13,0.93,0.026,0.0035mg/L.而鰱鱅組各營養鹽濃度(除NH3-N)總體保持持續增長并于第10d后顯著大于鲴鰱鱅組相應值(<0.05),到實驗結束,鰱鱅組TN,TP, NO3--N,NO2--N,PO43--P分別為鲴鰱鱅組的1.80,1.69,1.73,1.72,1.83倍.實驗期間NH3-N濃度變化略有不同,實驗前期,3組的NH3-N濃度快速下降,實驗后期趨于穩定,到實驗結束,對照組、鰱鱅組和鲴鰱鱅組均達到最低值,分別為0.08,0.13,0.16mg/L,去除率分別為85.96%,77.19%, 71.93%.

由圖2可知,對照組懸浮固體SS濃度圍繞30.52mg/L上下浮動,變化較小,實驗第1d鰱鱅組和鲴鰱鱅組SS濃度達到最大值,分別為43.13, 45.17mg/L,顯著高于對照組(<0.05),隨后濃度逐漸下降,實驗第10d后均低于對照組.Chl a濃度表現為實驗前期鰱鱅組和鲴鰱鱅組濃度快速下降,鰱鱅組于第5d達到最小值33.85mg/m3,極顯著低于對照組(<0.01),隨后緩慢增長并趨于平穩,而鲴鰱鱅組Chl a濃度持續下降,于第15d顯著低于鰱鱅組(<0.05),實驗結束達到最小值25.32mg/m3.藻細胞密度變化與Chl a,SS不同,鰱鱅組和鲴鰱鱅組藻細胞密度自實驗開始后持續下降,并于第5d后均顯著低于對照組(<0.05),至實驗結束,鰱鱅組和鲴鰱鱅組藻細胞密度分別達到最低值1.96′106,1.90′106cells/L,為對照組的69.50%和67.37%.

2.2 各組合中生物相和非生物相中δ15N值的變化

由圖3可知,自實驗第1d投加標記物微囊藻干粉后,3組水體中δ15N值均明顯增大.實驗期間,對照組的δ15N(氨氮)值和δ15N(硝酸鹽氮)值分別圍繞平均值491.57‰,292.89‰上下浮動,最大幅度分別為9.11%, 18.53%,顯著低于鲴鰱鱅組(<0.05).鲴鰱鱅組的δ15N(氨氮)值和δ15N(硝酸鹽氮)值在實驗前期快速增長并于第10d達到最大值,分別為1108.66‰,668.64‰,隨后均逐漸下降,到實驗結束分別為956.14‰,406.73‰.鰱鱅組δ15N(氨氮)值和δ15N(硝酸鹽氮)值前期迅速增長,δ15N(氨氮)值于第5d達到最大值788.72‰后迅速下降,且顯著低于鲴鰱鱅組(<0.05),而δ15N(硝酸鹽氮)值與鲴鰱鱅組對應值變化趨勢相似,實驗第10d達到最大值490.61‰,但顯著低于鲴鰱鱅組(<0.05).

由圖4可知,實驗前期,對照組的δ15N(浮游藻類)值保持增長,并于第10d達到最大值1153.95‰后逐步下降,而鰱鱅組和鲴鰱鱅組中δ15N(浮游藻類)自實驗開始就保持下降趨勢,極顯著低于對照組(<0.01),到實驗結束達到最低值,分別為324.74‰,307.17‰.鰱鱅組δ15N(沉積腐質)值自實驗第1d就持續下降,而鲴鰱鱅組則經歷短暫的升高后于第5d達到最高值1229.54‰后迅速下降,到實驗結束鰱鱅組和鲴鰱鱅組δ15N(沉積腐質)值均達到最低值,分別為681.97‰,349.17‰.

由圖5可見,鰱鱅組和鲴鰱鱅組的鰱魚和鱅魚δ15N值變化趨勢相似,但總體上鰱鱅組的δ15N(鰱)值,δ15N(鱅)值均大于鲴鰱鱅組相應值,且2組均表現為δ15N(鰱)值大于δ15N(鱅)值.實驗前期,鰱鱅組和鲴鰱鱅組的δ15N(鰱)值,δ15N(鱅)值均迅速增長,第10d達到最大值分別為282.485‰,276.72‰,279.04‰, 260.12‰,隨后逐漸下降.鲴鰱鱅組的δ15N(鲴)值自實驗開始就保持增長趨勢,實驗前期δ15N(鲴)值低于δ15N(鰱)值和δ15N(鱅)值,實驗結束時達到最大值307.65‰,顯著高于δ15N(鱅)值和δ15N(鰱)值(<0.05).

圖5 各組不同魚類δ15N值的變化 Fig.5 Changes of δ15N values of different fishes in each group

2.3 不同組合中的氮素值相關性分析

由表1可知,各組NH3-N與TN, NO3--N, NO2--N, δ15N(氨氮)和δ15N(硝酸鹽氮)均成負相關,其中鰱鱅組和對照組NH3-N與TN,δ15N(硝酸鹽氮)和NO3--N呈顯著相關性,鲴鰱鱅組未達到顯著水平,同時,鰱鱅組和對照組的TN與對應組中其他不同形態氮素成一致相關性,其中與NO3--N,NO2--N和δ15N(氨氮)均呈正相關性,同時表現為與相應組的δ15N(硝酸鹽氮)呈正顯著相關性,鰱鱅組的TN與NO3--N,NO2--N也達到顯著水平,說明實驗水體的氮鹽主要由硝酸鹽氮貢獻,鲴鰱鱅組TN與其NH3-N,NO3--N,δ15N(氨氮)和δ15N(硝酸鹽氮)均成正相關,但未達到顯著水平.

表1 實驗中各組合水體中不同形態氮素測定值的相關關系 Table 1 Correlation of different morphological nitrogen values in each combination of water in the text

注:*表示顯著相關,<0.05.

3 討論

3.1 各實驗組合對水環境的影響

研究指出,大規模放養鰱,鱅對藻類有明顯消耗作用[20],尤其是藍,綠藻的生物量能被控制在較低的水平[21].范振強等[22]也發現以水華微囊藻為優勢種的高藻原水經過在水廠預沉池放養鰱魚進行預處理后,藻類總量,藍藻和水華微囊藻含量分別下降了61.8%,76.1%和78.2%.本次實驗鰱鱅組和鲴鰱鱅組的Chl.a和藻細胞密度與對照組對應值相比,均明顯下降,鰱、鱅魚生理特征顯示,其鰓粑、腭褶和鰓粑管上皮都分布有味蕾和豐富的粘液細胞[23],另外從鰱鱅所生活水體中的浮游生物組成和它們腸管中食物組成的一致性來看,它們對食物并無選擇能力[24],更能表明鰱,鱅確實能夠攝食銅綠微囊藻.但鰱鱅魚類牧食排泄活動也會導致營養物質重新進入水體,陳少蓮等[25]通過實驗研究發現鰱,鱅魚組水體中氮,磷釋放率分別為無魚水體的1.8和1.41倍,王嵩等[26]通過圍隔實驗也發現水體總磷較放魚前明顯上升.本次研究中鰱鱅組TN,TP等部分營養鹽濃度持續增高,到實驗后期,鰱鱅組水體中各營養鹽濃度均高于鲴鰱鱅組,分析原因是放養鰱,鳙會在很大程度上加速浮游生物—有機質—微生物—營養鹽這一鏈條的循環速率,加速了水體富營養化鹽氮磷的溢出作用[27].本次實驗中后期,鲴鰱鱅組相較于鰱鱅組水體各營養鹽濃度明顯下降,同時,水體Chl a和藻細胞密度也明顯低于對照組和鰱鱅組,原因可能是細鱗斜頜鲴喜食一些能形成“水華”的藻類,如微囊藻,絲狀顫藻等,并主要以水中有機碎屑和腐殖質為食[28],混養鲴魚可以減少鰱鳙攝食微囊藻后的排泄物,同時降低排泄物中微囊藻活性,減少了因鰱鳙排泄物引起的水環境污染和生態影響[29].

3組的NH3-N濃度自實驗開始就迅速下降,到實驗結束,對照組,鰱鱅組和鲴鰱鱅組3組均達到最低值,去除率分別達到85.96%,77.19%,71.93%,分析可能是曝氣對水體中NH3-N有一定的吹脫作用,且曝氣營造的好氧環境也抑制了NH3-N的產生,加快了其分解[30].同時,實驗期間3組的NH3-N濃度表現為鲴鰱鱅組高于鰱鱅組,對照組濃度明顯低于鰱鱅組和鲴鰱鱅組,可能是因為氨作為魚類最主要的排泄產物之一,在肝臟內通過自由氨基酸的轉氨和脫氨作用產生,靠擴散作用等透過細胞膜而排出體外[31],而鲴鰱鱅組魚類密度明顯高于鰱鱅組.

3.2 各實驗組合中15N的遷移轉化

經過同位素標記的標記物進入生態系統,在傳遞過程中會產生具有一定規律性的分餾效應,各生物與非生物相同位素比值有一定的差異,通過此差異性可以研究標記元素的遷移轉化[32].本次實驗通過將用15N標記過的銅綠微囊藻做成食物投加到系統中,實驗前期,各組水體中δ15N(氨氮)值和δ15N(硝酸鹽氮)值明顯增長,分析可能是實驗前期藻類處于生長適應期,釋放的15N大大超過藻類生物合成過程中吸收的[33],此外魚體通過鰓排出15N以及微生物從沉積的魚類排泄物和衰亡藻類分解出的15N也會導致δ15N(氨氮)值增高[34],而硝化細菌在好氧環境中將水體中的NH3-N轉化為NO3--N,因此δ15N(硝酸鹽氮)值也逐步增長.隨著實驗的進行,藻類生長所需的15N超過釋放的,鲴鰱鱅組和鰱鱅組中魚類生物量減少,各組中魚類排出的15N量也隨之降低,但生物量總體表現為鲴鰱鱅組高于鰱鱅組,因此實驗后期,鰱鱅組和鲴鰱鱅組的δ15N(氨氮)和δ15N(硝酸鹽氮)值開始下降,且總體表現為鲴鰱鱅組δ15N(氨氮)和δ15N(硝酸鹽氮)值高于鰱鱅組對應值.

實驗第1d,各組δ15N(浮游藻類)值和δ15N(沉積腐質)值均迅速升高,說明無機氮能夠有效地被微囊藻利用[35],而沉積腐質主要由魚類排泄物,懸浮物顆粒物和藻類衰亡的沉淀物組成,δ15N(沉積腐質)值迅速增加,原因可能有以下3個:喂食過程中部分未被攝食的餌料作為懸浮顆粒物沉淀到裝置底部;藻類生長適應期部分衰亡沉淀;魚類的代謝活動導致排泄物增多.對比王銀平等[12]實驗研究中δ15N(沉積腐質)值緩慢升高到第5d達到最大之后下降,本次實驗鰱鱅組和鲴鰱鱅組的δ15N(浮游藻類)值和δ15N(沉積腐質)值自實驗第1d后迅速下降,同時鰱鱅組和鲴鰱鱅組中各魚類的δ15N值逐步升高,說明魚類能夠有效進行牧食活動.此外,各組魚類δ15N值表現為鰱鱅組和鲴鰱鱅組δ15N(鰱)值和δ15N(鱅)值于第10d達到最大值后趨于平穩,且2組的δ15N(鰱)值分別高于相應組的δ15N(鱅)值,原因是鰱魚和鳙魚的腸道發育不同,當魚體長超過3cm,鰱魚的腸道明顯長于鳙魚,使得鰱魚攝食消化率高于鱅魚.

3.3 各實驗組合中不同相15N的收支平衡

根據樣品經同位素質譜儀分析出的15N原子百分比(atom%)和氮含量百分比(N%),計算得出樣品中的15N增加量(excess15N)及15N存儲量(store15N).

excess

15

N

[36]

=

式中:atom%sample為樣品15N原子百分比平均值; atom%control為標記前樣品15N原子百分比平均值;sample為樣品質量.;excess15N為15N原子的增加量,mmol;store15N為15N原子的存儲量,μmol.

根據以上公式計算得出每組投加的標記物微囊藻中15N總量為19.34μmol,由表2可見,實驗第1d,3組沉積腐質的15N存儲量占比較大,鰱鱅組,鲴鰱鱅組和對照組分別為總量的20.77%,21.56%和20.66%,說明標記物微囊藻干粉有部分沉淀.隨著實驗的進行,各類魚體中過量15N存儲量均有所增高,但占總量的百分比不高,到實驗結束,鰱鱅組的鰱魚,鳙魚轉化百分比分別是7.31%和6.96%,鲴鰱鱅組分別為7.15%, 6.73%,同時,鲴魚達到了轉化最大百分比7.85%.實驗期間,浮游藻類的15N存儲量表現為對照組高于鰱鱅組和鲴鰱鱅組,實驗結束時,鰱鱅組和鲴鰱鱅組分別達到最低值0.45和0.42μmol,占總量的2.33%和2.19%,對照組則為1.79μmo,占比9.27%.同時,各組水體中營養鹽15N存儲量表現為NH3-N大于NO3--N,對比實驗第1d和第20d,鰱鱅組,鲴鰱鱅組和對照組硝酸鹽氮過量15N存儲量分別增加了2.96,2.65和0.38μmol,此外,根據各組中不同相的占比總和可知,投加的標記物并未全部轉化到監測的生物和非生物相中,說明系統中微生物也參與了15N的遷移轉化.由實驗中15N存儲量數據和食物鏈相關知識分析可知,標記物微囊藻進入系統后,一部分經鰱鱅魚攝食后被同化成魚類有機體組成部分,一部分標記物下沉和魚類排泄物一起作為沉積腐質被鲴鰱鱅組中鲴魚攝食并同化成其機體組成部分,而魚類分泌,排泄等活動使氮營養鹽進入水體,水體中含氮營養鹽被浮游藻類生長利用.

表2 實驗各組合中不同相15N存儲量及其百分比 Table 2 15N storage and its percentage of different phases in each combination of the text

4 結論

4.1 鲴魚與鰱鱅魚混養能夠有效減緩鰱鱅魚排泄活動對水質造成的負面影響,并能達到協同控藻的效果,到實驗結束,鲴鰱鱅組TN,TP顯著低于鰱鱅組(<0.05),分別為2.67,0.13mg/L,Chl.a和藻細胞密度也達到最低值,分別為25.32mg/m3,1.90′106cell/L,極顯著低于對照組(<0.01).

4.2 鲴魚因食物來源和魚體吸收消化率的差異性,使得其與鰱鱅魚相比能更有效的吸收和存儲15N.實驗期間,δ15N(鲴)值一直呈上升趨勢,到實驗結束, δ15N(鲴)值達到最大值307.65‰,顯著高于δ15N(鱅)值和δ15N(鰱)值(<0.05).

4.3 同位素標記物微囊藻進入系統后,一部分經鰱鱅魚攝食同化成為魚類有機體組成部分,又通過魚類分泌,排泄等方式進入水體,水體中含氮營養鹽被浮游藻類生長利用,一部分未被攝食的微囊藻沉淀和魚類排泄物作為沉積腐質經鲴魚攝食同化成其機體組成部分.

[1] Ke Z X, Xie P, Guo L G, et al. In situ study on the control of toxic Microcystis blooms using phytoplanktivorous fish in the subtropical Lake Taihu of China: A large fish pen experiment [J]. Aquaculture, 2007,265(1):127-138.

[2] 李元鵬,于惠莉,顧學林,等.鰱鳙魚原位修復水庫水質的試驗[J]. 凈水技術, 2017,36(10):52-56.Li Y P, Yu H L, Gu X L, et al. Experiment of reservoir water quality in-situ remediation with silver and bighead carps [J]. Water Purification Technology, 2017,36(10):52-56.

[3] Starling L D R M. Control of eutrophication by silver carp (Hypophthalmichthys molitrix) in the tropical Paranoá Reservoir (Brasília, Brazil): a mesocosm experiment [J]. Hydrobiologia, 1993, 257(3):143-152.

[4] 谷孝鴻,劉桂英.濾食性鰱鳙魚對池塘浮游生物的影響[J]. 農村生態環境, 1996,(1):6-10+41.Gu X H, Liu G Y. Impact of Silver Carp and Head Carp in Fish Ponds on Plankton [J]. Rural Ecological Environment, 1996,(1):6-10,41.

[5] 侯冠軍,宋光同,陳 靜,等.蝦蟹混養池塘套養細鱗斜頜鲴試驗[J]. 水產養殖, 2012,33(12):18-22.Hou G J, Song G T, Chen J, et al. Text of Shrimp, crab andpolyculture ponds [J]. Journal of Aquaculture, 2012,33(12):18-22.

[6] 凌 俊,江 河,胡 王,等.池塘蟹、鱖、鲴、鳙健康混養增效模式[J]. 科學養魚, 2013,(11):25-27.Ling J, Jiang H, Hu W, et al. Pond crab, scorpion, silver carp and bighead carp health polyculture efficiency model [J]. Scientific Fish Farming, 2013,(11):25-27.

[7] 陳 軍,王煜恒,王會聰,等.投放不同密度的細鱗斜頜鲴對河蟹養殖水質和經濟效益的影響[J]. 江蘇農業科學, 2017,45(23):174-177.Chen J, Wang Y H, Wang H C, et al. Effects of different density ofon the water quality and economic benefits of crab farming [J]. Jiangsu Agricultural Sciences, 2017,45(23):174-177.

[8] 楊四秀.鲴魚的生物學特性及養殖技術[J]. 內陸水產, 2004, (5):28-29. Yang S X. Biological characteristics and culture techniques of[J]. Inland Aquatic Products, 2004,(5):28-29.

[9] Burford M A, Preston N P, Glibert P M, et al. Tracing the fate of15N-enriched feed in an intensive shrimp system [J]. Aquaculture, 2002,206(3):199-216.

[10] Kang C K, Choy E J, Son Y, et al. Food web structure of a restored macroalgal bed in the eastern Korean peninsula determined by C and N stable isotope analyses [J]. Marine Biology, 2008,153(6):1181-1198.

[11] 王海霞,劉 瑀,關春江,等.營養條件對微藻碳,氮穩定同位素組成的影響[J]. 中國環境科學, 2014,34(3):727-733.Wang H X, Liu Y, Guan C J, et al. Effects of nutritional conditions on the stable carbon and nitrogen isotope of microalgae [J]. China Environmental Science, 2014,34(3):727-733.

[12] 王銀平,谷孝鴻,曾慶飛,等.食微囊藻干粉魚類對水環境的影響及氮素遷移轉化規律[J]. 湖泊科學, 2015,27(3):475-485.Wang Y P, Gu X H, Zeng Q F, et al. Impacts of faeces from microcystis-dietary silver carp () and tilapia () on the aquatic environments and the transferring of fae[1]ces-sourced nitrogen [J]. J. Lake Sciences, 2015, 27(3):475-485.

[13] Bergner H, G?tz K P, Simon M, et al.15N-labeling of fishes using15N isotopes in aquarium water and the effect of a different protein nutrient on the15N elimination after the labeling period [J]. Archiv für Tierern?hrung, 1993,45(2):139.

[14] 魏復盛.水和廢水監測分析方法(第四版) [M].北京:中國科學出版社, 2002:200-284.Wei F S. Water and wastewater monitoring and analysis methods (Fourth edition) [M]. Beijing: China Science Press, 2002:200-284.

[15] 金相燦,屠清瑛.湖泊富營養化調查規范[M]. 北京:中國環境科學出版社, 1990:143. Jin X C, Tu Q Y. Lake eutrophication survey specification [M]. Beijing: China Environmental Science Press, 1990:143.

[16] 陳宇煒,陳開寧,胡耀輝.浮游植物葉綠素a測定的“熱乙醇法”及其測定誤差的探討[J]. 湖泊科學, 2006,18(5):550-552.Chen Y W, Chen K N, Hu Y H. Discussion on possible error for phytoplankton chlorophyll-a concentration analysis using hot-ethanol extraction method [J]. Journal of Lake Sciences, 2006,18(5):550-552.

[17] Dickman M. A new method for making permanent phytoplankton mounts [J]. Hydrobiologia, 1968,31(2):161-167.

[18] Lehmann M F, Bernasconi S M, Mckenzie J A. A method for the extraction of ammonium from freshwaters for nitrogen isotope analysis [J]. Analytical Chemistry, 2001,73(19):4717-4721.

[19] 吳俊森,王麗麗,賈瑞寶,等.同位素分析法測定硝酸鹽氮預處理方法研究[J]. 山東建筑大學學報, 2012,27(1):8-10.Wu J S, Wang L L, Jia R B, et al. Study on pretreatment for measurement nitrate nitrogen in isotopic analysis method [J]. Journal of Shandong Jianzhu University, 2012,27(1):8-10.

[20] 朱雪霞.億尾鰱鳙魚苗可“滅”藍藻120萬噸[N]. 江蘇科技報, 2015-02-13(A01). Zhu X X. Billions of silver carp and bighead carp fry can "kill" cyanobacteria 1.2 million tons [N]. Jiangsu Science and Technology News, 2015-02-13(A01).

[21] 崔福義,林 濤,馬 放,等.水體治理中鰱鳙生物操縱作用的實驗研究[J]. 南京理工大學學報(自然科學版), 2004,(6):668-672.Cui F Y, Lin T, Ma F, et al. Experimental study on the Biological manipulation of silver carp and bighead carp in water treatment [J]. Journal of Nanjing University of Science And Technology, 2004,(6):668-672.

[22] 范振強,崔福義,馬 華,等.放養鰱魚預處理高藻原水的除藻效能及特性[J]. 環境科學, 2008,(3):632-637.Fan Z Q, Cui F Y, Ma H, et al. Effectiveness and characteristics of treating algae-laden raw water by stocking silver carp [J]. Environmental Science, 2008,(3):632-637.

[23] 孫曉明,孟慶聞.鰱、鳙濾食及消化器官的發育,構造與食性的相互關系[J]. 水產學報, 1992,(3):202-212.Sun X M, Meng Q W. The relationship between the development of sputum, sputum filter and digestive organs, structure and diet of silver carp and bighead carp [J]. Journal of Fisheries of China, 1992,(3):202-212.

[24] 周 潔,林 峰.鰱、鳙的食性及其對藻類的消化利用[J]. 水生生物學報, 1990,(2):170-175+197-198. Zhou J, Lin F. The feeding habits of silver carp and bighead carp and their digestion and utilization of algae [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 1990,(2):170-175+197-198.

[25] 陳少蓮,劉肖芳,華 俐.鰱、鳙在東湖生態系統的氮、磷循環中的作用[J]. 水生生物學報, 1991,(1):8-26.Chen S L, Liu X F, Hua L. The role of silver carp and bighead in the nitrogen and phosphorus cycles of the East Lake ecosystem [J]. Acta Hydrobiologica Sinica, 1991,(1):8-26.

[26] 王 嵩,王啟山,張麗彬,等.水庫大型圍隔放養鰱魚、鳙魚控藻的研究[J]. 中國環境科學, 2009,29(11):1190-1195.Wang S, Wang Q S, Zhang L B, et al. Large enclosures experimental study on algal control by silver carp and bighead [J]. China Environmental Science, 2009,29(11):1190-1195.

[27] 劉 敏,徐敏嫻,許迪亮,等.鰱、鳙非經典生物操縱作用的研究進展與應用現狀[J]. 水生態學雜志, 2010,31(3):99-103.Liu M, Xu M X, Xu D L, et al. Research progress and application status of non-classical biological manipulation ofand[J]. Journal of Hydroecology, 2010,31(3):99-103.

[28] 李艷和,江 河,管遠亮,等.細鱗斜頜鲴湖泊套養試驗[J]. 安徽農業科學, 2005,(11):2085-2086.Li Y H, Jiang H, Guan Y L, et al.lake nesting test [J]. Anhui Agricultural Sciences, 2005,(11):2085-2086.

[29] 郭艷敏,高月香,張毅敏,等.鲴對食微囊藻鰱鳙排泄物及藻活性的作用研究[J]. 中國環境科學, 2016,36(12):3784-3792.Guo Y M, Gao Y X, Zhang Y M, et al. Effect ofon feces and microcystis activity from microcystis-dietary silver carp and bighead carp [J]. China Environmental Science, 2016,36(12):3784-3792.

[30] 胡湛波,劉 成,周權能,等.曝氣對生物促生劑修復城市黑臭河道水體的影響[J]. 環境工程學報, 2012,6(12):4281-4288.Hu Z B, Liu C, Zhou Q N, et al. Effects of aeration to remediation of black-odorous urban river by using biostimulants [J]. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2012,6(12):4281-4288.

[31] 吳 晗,張毅敏,周 創,等.溫度對細鱗斜頜鲴生理學特性影響的研究[J]. 環境工程, 2015,33(5):23-27+89.Wu H, Zhang Y M, Zhou C, et al. Influence of temperature on physiological Characteristics of[J]. Environmental Engineering, 2015,33(5):23-27+89.

[32] Gribsholt B, Boschker S, Struyf E, et al. Nitrogen processing in a tidal freshwater marsh: A whole-ecosystem15N labeling study [J]. Limnology and Oceanography, 2005,50(6):1945-1959.

[33] 郭艷敏.鰱鳙鲴組合系統控制富營養化水體中藍藻活性和氮素遷移轉化的研究[D]. 南京:東南大學, 2017.Guo Y M. Studies on the variation of cyanophyta activity and nitrogen migration and transformation in biomanipulation process by silver carp,bighead carp and[D]. Nanjing:Southeast University, 2017.

[34] Burford M A, Glibert P M. Short-term nitrogen uptake and regeneration in early and late growth phase shrimp ponds [J]. Aquaculture Research, 1999,30(3):215-227.

[35] 吳軒浩,高佳逸,嚴楊蔚,等.無機氮和有機氮對銅綠微囊藻生長和產毒影響的比較[J]. 環境科學學報, 2015, 35(3):677-683.Wu X H, Gao J Y, Yan Y W, et al. Comparison of inorganic nitrogen and organic nitrogen on the growth and microcystin production of[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015,35(3):677-683.

[36] 李 柯.藍藻分解所釋放營養鹽在沉水植被區的歸趨[D]. 武漢:華中農業大學, 2011.Li K. The fate of nutrients released during the decomposing of cyanobacterial detritus in submerged macrophytes zones [D]. Wuhan: Huazhong Agricultural University, 2011.

Effects ofandpolyculture on water environment and nitrogen migration and transformation.

CHEN Ling-ling1,2, GAO Yue-xiang2, ZHANG Yi-min2*, ZHU Yue-ming2, KONG Ming2, XU Xue-ting2, WANG Yong-tao1, HUANG Tian-yin1

(1.School of Environmental Science and Engineering, Suzhou University of Science and Technology, Suzhou 215009, China；2.Nanjing Institute of Environmental Sciences, Ministry of Environmental Protection, Nanjing 210000, China)., 2019,39(3)：1181~1188

15N stable isotope tracer technique was employed to study the effects of(),(Silver carp) and(bighead carp) polyculture on water environment and nitrogen migration and transformation. The results showed thateach nutrient salt concentration in the,silver carpandbighead carp group decreased rapidly after a brief increase and at the end of the test, while TN, TP, NO3--N,NO2--N and PO43--P respectively reached 2.67, 0.13, 0.93, 0.026 and 0.0035mg/L. The nutrient concentration of the silver carp and bighead carp group generally maintained an increasing trend and was significantly greater than the corresponding value of the,silver carp and bighead carp group after the 10th day (<0.05), while TN, TP, NO3--N, NO2--N and PO43--P of it were 1.80, 1.69, 1.73, 1.72 and 1.83 times of that group when the experiment was over. Chl a and the cell density of algae in the fish group decreased significantly compared with the control group, while the silver carpandbighead carp group reaching 34.69mg/m3, 1.96′106cells/L and the, silver and bighead carpgroup reaching 25.32mg/m3, 1.9′106cells/L respectively at the end of the test, which were significantly lower than the control group (<0.05). The isotope analysis showed thatmarked15N was assimilated partly by thesilver carp and bighead carp body and entered the water body through fish secretion and excretion, then the nitrogen in water were absorbed by algae after being put into the water. In addition, somesedimentation and fish excrement were assimilated as the sedimentary humus into the body ofby ingestion.

stable isotope technique；；and；

X52

A

1000-6923(2019)03-1181-08

陳玲玲(1992-),女,江蘇泰州人,蘇州科技大學碩士研究生,主要從事水環境治理和流域生態保護研究方向.

2018-08-07

國家水體污染控制與治理重大專項課題(2017ZX07202006);中央級公益性科研院所基本科研業務專項(GYZX160105);長江經濟帶突發事故環境風險分級與防控對策研究(GYZX170104)

* 責任作者, 研究員, zym7127@163.com