3種水質調控方式下參池沉積物—水界面N、P通量的研究

雷兆霖，黨子喬，張東升,3，孫亞慧，李樂洲，張津源，王玉龍，周 瑋

( 1.大連海洋大學 水產與生命學院，遼寧 大連 116023； 2.全國水產技術推廣總站，中國水產學會， 北京 100000； 3.大連海洋大學，農業農村部北方海水增養殖重點實驗室，遼寧 大連 116023； 4.大連海洋大學 經濟管理學院，遼寧 大連 116023 )

沉積物作為上覆水營養鹽重要的源和匯，是影響養殖池塘水質的重要因素。沉積物—水界面N、P通量的變化是研究界面營養鹽儲存、收支、循環的直接手段，可以直觀反映水體的營養條件和水質狀態，對評價池塘初級生產力水平、調控養殖池塘水質、保護養殖生態系統具有重要意義[1-3]。沉積物—水界面N、P通量的研究，國內多見于21世紀初，目前已廣泛應用于海洋和陸地水域的水質環境研究和和水域生態系統研究[4-5]。汪雅露[6]對膠州灣沉積物—海水界面營養鹽的遷移研究發現，夏季沉積物為水體無機氮(NO3--N：2.35×108，NO2--N：6.35×107，NH4+-N：1.34×109mmol/d)的源，冬季的表現為無機氮(NO33--N：6.39×107，NO23--N：-1.49×107，NH4+-N：1.33×108mmol/d)和無機磷(PO43--P：-2.20×107mmol/d)的匯，無機氮交換通量與有機質礦化擴散、間隙水無機氮含量和表層沉積物葉綠素a季節變化有關。董慧等[7-8]對多個湖泊和河口沉積物—水界面的N、P營養鹽通量比較，證明高溫、貧氧條件下有機物礦化可促進沉積物PO43--P和NH4+-N的釋放，促進NO3--N、NH4+-N、PO43--P通量交換，NO2--N表現相反。楊平等[9]發現，養殖期間沉積物N、P營養鹽釋放能力減弱，中后期表現為對NO3--N[(1.87±1.15) mg/(m2·h)]、NO2--N[(1.58±0.51) mg/(m2·h)]和PO43--P[(1.22±0.62) mg/(m2·h)]的吸收。皮坤等[2]研究了池塘沉積物—水界面N、P營養鹽通量變化與環境因子的相關關系，指出NOx--N與上覆水溶解氧水平呈正相關，NH4+-N和PO43--P釋放通量與上覆水溶解氧水平呈負相關，以上N、P營養鹽通量均與pH、溫度呈正相關。蔣增杰等[10]對唐島灣網箱養殖區沉積物—水界面溶解無機氮擴散通量研究發現，上覆水和沉積物間隙水中無機氮均以NO3--N為主，NO2--N在間隙水和上覆水中的含量表現為逐步積累，其擴散釋放影響養殖水質。然而，針對仿刺參(Apostichopusjaponicus)養殖池塘沉積物—水界面N、P通量的研究相對較少。

仿刺參養殖多以池塘養殖為主，N、P的沉積與釋放對養殖水質、仿刺參生長有重要影響[11-12]。現有海參養殖池塘水質管理方式多以自然納潮、微孔曝氣增氧技術為主[13]。自然納潮換水模式改善水質，但無法有效去除池底有機物易造成沉積危害養殖生產[14]。微孔曝氣增氧技術多應用于蝦蟹養殖，通過氣泡霧化擴散可影響曝氣管微孔3～4 m范圍，有效提升底層溶解氧至6.3 mg/L，但因其建設、維護成本較高等問題制約該技術的應用發展[15-16]。近年來本項目組開發了以表底層水質強制交換結合生物包的生物凈化為主要機理的養水機技術。研究發現，養水機水質調控方式對參池底質環境調控作用顯著，可抑制有機物積累，有利于間隙水內源性營養鹽釋放，硝化作用和N、P消解[17-18]。相關數據表明，養水機管理模式具有打破水體分層、“肥水促活”、增產增效的效果，可將成活率提高到95%以上，單產提高到30%[16]。但目前對詮釋產生這一效果的理論依據不夠充分。筆者通過對3種水質調控作用下仿刺參池塘沉積物—水界面N、P通量的研究，探究不同水質調控方式下的養殖池塘沉積物—水界面物質流動規律。

1 材料與方法

1.1 試驗池塘

試驗池塘位于大連寶發海珍品有限公司3個南北走向的605 m×85 m標準矩形海參池塘，分別為自然池塘(N 39.7866°，E 123.3208°)、微孔曝氣池塘(N 39.7873°，E 123.3255°)和養水機池塘(N 39.7870°，E 123.3230°)。池塘泥沙底質底部鋪設網礁，南北各一排進水閘門，每月根據潮汐變化換水3～5 d，冬季結冰后無換水。試驗池塘內海參規格、密度相當，試驗期間均不投餌、不投藥，統一管理。

自然納潮池塘無其他養殖裝置。

微孔曝氣池塘底部鋪設微孔曝氣裝置，裝置由微孔曝氣盤、總供氣管和空壓機(0.1 kW/667 m2)組成，池塘缺氧即開始工作。

養水機池塘最深處(南端)安置養水機(750 W)一臺，每日21:00至翌日9:00工作12 h，冬季正常工作。養水機[CN200620006141.5]主要由4部分組成，分別為進水組件[CN201621364576.7]、生物包、水動力裝置和養殖池塘專用噴頭[CN201410415402.8](圖1)，設備介紹及工作機理參考文獻[13-14,16,19]；微孔曝氣設備介紹及工作機理參考文獻[20-22]。

圖1 養水機模擬圖Fig.1 Simulation diagram of water quality regulator unit

1.2 試驗方法

1.2.1 樣品采集

試驗時間為2015年10月—2016年9月，每月各池塘換水前3～5 d進行采樣。試驗點為池塘最深處，在此附近設3個平行采樣點。采用實驗室培養法測定沉積物—水界面N、P通量，操作如下：在不同養殖池塘內各采集3組原狀沉積物樣品(使用王友紹等[23]設計的無擾動沉積物采集器)置于玻璃培養容器(直徑10 cm，高25 cm)內。用有機玻璃采水器采集底層水樣。采集的沉積物樣和底層水樣迅速送回實驗室，同時將沉積物樣品的高度調整至10 cm。將采樣管靜置4 h，充分沉降后以虹吸法將上覆水用采集的底層水(用醫用紗布過濾)進行置換,培養管內水柱約15 cm時密封培養容器口(放有磁力攪拌子)。培養容器置于水浴培養箱中,黑暗條件下培養4 h。位于培養箱中央的磁力攪拌器帶動每個培養容器內的磁力攪拌子(位于沉積物上方7 cm處)，緩慢勻速地攪動(60 r/min),以便培養管內溶解氧和營養鹽分布均勻。

1.2.2 樣品測定

水體NO3-、NO2-、NH4+和PO43-質量濃度按照GB 17378.4—2007《海洋監測規范》[24]中規定的方法進行測定，每組樣品重復測定3次。

1.3 計算方法

營養鹽通量計算公式：

式中，F為營養鹽通量[mg/(m2·d)]；Δρ為培養前后培養器上覆水中營養鹽質量濃度的變化(空白對照校正)

(mg/L)；V表示培養器中上覆水的體積(m3)；S表示培養器底部橫截面積(m2)；t表示培養時間(d)。計算結果正值表示營養鹽由沉積物向上覆水釋放，負值表示營養鹽被沉積物吸收。

1.4 數據處理

使用Excel 2013、SPSS 21.0對試驗數據進行處理并制圖。

2 結 果

2.1 3種水質調控方式下參池沉積物—水界面NOx-通量

3種參池沉積物—水界面NOx-通量變化趨勢基本一致，波動范圍自然納潮池塘為-36.0～10.8 mg/(m2·d)、微孔曝氣池塘為-12.0～8.4 mg/(m2·d)、養水機池塘為0.6～5.4 mg/(m2·d)，周年極差比較養水機池塘最小(R自：46.8>R微：20.4>R養：4.8)(圖2)。2015年10、11月，2016年1、2、6、9月NOx-正通量期間，養水機池塘NOx-通量速率[4.2、5.4、1.8、1.8、3.6、1.8 mg/(m2·d)]較另兩池塘低且差異顯著(P<0.05)。2016年3、7、8月自然納潮池塘[-31.8、-36.0、-33.6 mg/(m2·d)]和微孔曝氣池塘[-10.8、-12.0、-6.0 mg/(m2·d)]出現顯著負通量(P<0.05)，養水機池塘NOx-通量為正通量但出現低值[0.6、3.6、0.6 mg/(m2·d)]。

圖2 3種水質調控方式下參池沉積物—水界面NOx-通量年動態變化Fig.2 Annual dynamic changes in NOx- flux in the sediment-water interface of sea cucumber A. japonicus ponds under three water quality control methods

2.2 3種水質調控方式下參池沉積物—水界面NH4+通量

3種參池沉積物—水界面NH4+通量變化趨勢基本一致，波動范圍自然納潮池塘為-102.6～71.4 mg/(m2·d)、微孔曝氣池塘為-90.6～78.0 mg/(m2·d)、養水機池塘為5.4～81.6 mg/(m2·d)，周年極差比較養水機池塘最小(R自：174.0>R微：168.6>R養：76.2)(圖3)。正通量顯著性差異比較，2016年1月自然納潮池塘NH4+通量[71.4 mg/(m2·d)]最大(P<0.05)，2016年4、5月養水機池塘NH4+通量[81.6、65.4 mg/(m2·d)]最大(P<0.05)。2016年3月自然納潮池塘NH4+通量速率[-80.4 mg/(m2·d)]較另兩池塘大且方向為負，此時差異顯著(P<0.01),7、8月自然納潮[-102.6、-101.4 mg/(m2·d)]和微孔曝氣池塘[-90.6、-90.0 mg/(m2·d)]較養水機池塘出現極顯著負通量(P<0.01)，養水機池塘NH4+通量為低正通量[17.4、19.8 mg/(m2·d)]。

2.3 3種水質調控方式下參池沉積物—水界面的PO43-通量

3種參池沉積物—水界面PO43-通量變化方向和趨勢基本一致，波動范圍自然納潮池塘為18.6～76.2 mg/(m2·d)、微孔曝氣池塘為30.0～73.2 mg/(m2·d)、養水機池塘為29.4～50.4 mg/(m2·d)，周年極差比較養水機池塘最小(R自：57.6>R微：43.2>R養：21.0)(圖4)。2016年3、8月微孔曝氣池塘PO43-通量[55.2、64.8 mg/(m2·d)]較另兩池塘大且差異顯著(P<0.01)，自然納潮池塘[35.4、44.4 mg/(m2·d)]和養水機池塘[33.6、47.4 mg/(m2·d)]無顯著差異(P>0.05)；自然納潮池塘7月PO43-通量[76.2 mg/(m2·d)]最大且差異顯著(P<0.05)。

圖4 3種水質調控方式下參池沉積物—水界面PO43-通量周年變化Fig.4 Annual change in PO43- flux in the sediment-water interface of sea cucumber A. japonicus ponds under three water quality control methods

2.4 試驗期間3種水質調控方式下參池產量

試驗期間3種水質調控方式下參池產量對比：養水機>微孔曝氣>自然納潮(表1)。

表1 試驗期間3種水質調控方式下參池產量Tab.1 Yields of sea cucumber in culture ponds underthree water quality control methods

3 討 論

3.1 3種水質調控方式對NOx-通量的作用效果比較

相關研究發現，沉積物—水界面NOx-擴散通量受界面營養鹽質量濃度差[25]影響外，同時與水溫、溶解氧[2,5,20]、氧化還原環境[3]、水動力條件[26]和沉積物有機質含量[27]、微生物活性[28]等因素有關。

本試驗中，參池沉積物—水界面NOx-通量變化趨勢基本一致，均于化冰期(3月)和夏季(7、8月)顯著降低，自然納潮和微孔曝氣池塘該時期均出現顯著負通量，養水機池塘周年表現為正通量。相關研究報道中池塘沉積物—水界面NOx-通量與本試驗結果一致，多于夏季NOx-由上覆水向沉積物擴散(負通量)且具季節變化趨勢[1,3,25]。本試驗中，2016年3、7、8月自然納潮池塘和微孔曝氣池塘出現極顯著負通量(P<0.01)，養水機池塘NOx-出現低的正通量，分析原因與養水機池塘水層交換能力較強有關，此時底層增氧使底泥耗氧率[696、726、718 mg/(m2·d)]、沉積物有機質含量(0.91%、1.03%、0.98%)及脲酶活性(195.51、95.00、113.36 U/g)均低于另兩池塘[17-18,28-29]，促進NOx-通量向上擴散形成正通量[27]。2015年10、11月和2016年1、2、6、9月NOx-正通量期間，養水機池塘NOx-通量速率較另兩池塘低且差異顯著(P<0.05)，其原因在于養水機池塘水體擾動促進水層垂直交換，實現底層增氧、CO2含量降低[14,16,19]，高氧化還原環境下pH相對降低[3]，養水機池塘pH較另兩池塘小[30]，水中氨毒性影響最小；試驗池塘均為限制性富營養化水體[30]，養水機池塘沉積物堿性磷酸酶、蛋白酶活性顯著低于另兩池塘[14,18]，降低NOx-通量速率的同時可減少富營養化發生幾率[31]。

養水機池塘打破水體分層能力較強，促進上下水層交換[16]，研究團隊發現養水機池塘溶解氧波動最小(8.9 mg/L)且處于較高水平[18,30]，沉積物有機質含量(0.84%)、微生物活性(4.47 U/g)較低且波動最小(0.28%、1.02 U/g)[17-18]，故3種池塘NOx-通量極差比較養水機池塘最小(R自>R微>R養)。

3.2 3種水質調控方式對NH4+通量的作用效果比較

本試驗參池沉積物—水界面NH4+通量變化趨勢基本一致，均于化冰期和夏季出現顯著降低，自然納潮池塘該時期表現為顯著負通量，微孔曝氣池塘夏季表現為顯著負通量，養水機池塘周年均表現為正通量。相關研究報道中池塘沉積物—水界面NH4+通量變化趨勢與本研究相似，多出現在夏季發生沉降(負通量)且具季節變化趨勢[26,32-33]。根據上文對NOx-的相關討論，分析造成以上原因有四：一是沉積物—水界面NH4+質量濃度梯度差為通量變化直接因素[1,25,27]；二是沉積物氧化還原環境間接影響NH4+通量[26]；三是沉積物有機質含量低NH4+通量多表現為底泥吸收[32,34]；四是水體擾動強度與NH4+交換通量呈負相關[3]。

3種池塘正通量顯著性差異比較，2016年1月自然納潮池塘NH4+通量最大(P<0.05)，2016年4、5月養水機池塘NH4+通量最大(P<0.05)。分析原因：1月自然納潮池塘溶解氧水平相對較低，相對低的氧化還原電位抑制硝化作用，NH4+增多向上覆水釋放；養水機打破水體躍層、降低沉積物—水界面NH4+質量濃度差[16]，魯曉倩[30]平行觀測，4月(11.5 ℃)、5月(22.1 ℃)溫度持續升高，養水機池塘藻類生物量(9.21、12.85 mg/L)較另兩池塘大，藻類繁殖交換至底層利用NH4+，產生負質量濃度差形成正通量。

本試驗中，2016年3月自然納潮池塘NH4+通量較另兩池塘大且方向為負，7、8月自然納潮和微孔曝氣池塘出現極顯著負通量(P<0.01)，養水機池塘NH4+出現低的正通量。分析原因：當沉積物提供NH4+未能滿足該界面硝化作用所需時表觀通量為負[35]，3月自然納潮池塘為NH4+負通量，與此時沉積物硝化作用較強有關，沉積物有機質含量低表現為底泥對NH4+的吸收[34]，因該池塘沉積物有機質含量(1.29%)相對較高，故排除沉積物有機質含量對NH4+通量的影響。林青等[13]報道該時期底棲硅藻生物量養水機池塘(13.50 mg/L)>微孔曝氣池塘(12.15 mg/L)>自然納潮池塘(11.87 mg/L)，魯曉倩[30]觀測發現，7、8月養水機池塘50～150 cm水層初級生產力[1.76、3.93 g/(m2·d)]較另兩池塘大，證明7、8月養水機池塘水體擾動能力強，表層藻類交換至底層，間隙水溶解氧水平(5.88、7.78 mg/L)較另兩池塘大[18]。養水機池塘NH4+通量周年極差較另兩池塘小(R自>R微>R養)，原因與NOx-通量極差相似[16-18,30]。

3.3 3種水質調控方式對PO43-通量作用效果比較

在本試驗觀測周期內，3種池塘沉積物—水界面PO43-通量均表現為正，變化趨勢基本一致。眾多研究結果中的PO43-通量變化趨勢與本試驗結果一致，多于夏季出現最大值[24,32]，并指出沉積物—水界面PO43-通量擴散受多種因素影響，主要受界面PO43-質量濃度差、氧化還原環境、擾動作用及沉積物有機質含量等因素影響[24,34,36-37]。相關研究發現，溶解氧含量與氧化還原電位呈對數線正相關，pH與氧化還原電位呈線性負相關，溫度與溶解氧呈負相關[38]。本試驗中，2016年3、8月微孔曝氣池塘PO43-通量較另兩池塘大且差異極顯著(P<0.01)，自然納潮池塘和養水機池塘無顯著差異(P>0.05)；自然納潮池塘7月PO43-通量較另兩池塘大且差異顯著(P<0.05)。其原因為：自然納潮池塘7月(0.68 mg/L)和微孔曝氣池塘3月(0.355 mg/L)、8月(0.755 mg/L)界面負營養鹽質量濃度差均達到最大，促進沉積物PO43-向上覆水中釋放[18,39]。如前所述，養水機池塘水體在受到擾動的情況下，形成穩定的氧化—還原環境，底棲藻類繁殖促進間隙水增氧[13,18]，抑制沉積物PO43-向上覆水中釋放。

相關研究發現，pH與堿性磷酸酶活性呈正相關[27]，堿性磷酸酶活性越大沉積物中磷的釋放能力越大，水體環境越差[40]。魏亞南等[14]研究發現，養水機池塘沉積物堿性磷酸酶周年極差(0.550 mg/g)最小，平均值(0.244 mg/g)最低。養水機因攪動作用強，水中PO43-質量濃度周年極差(0.035 mg/L)較小、平均值(0.024 mg/L)最小[41]，間隙水溶解氧極差(17.11 mg/L)較小、平均值(11.315 mg/L)最大[18]。本試驗結果顯示，3種池塘PO43-通量極差比較養水機池塘最小(R自>R微>R養)，說明養水機池塘水體環境較好。

3.4 3種水質調控方式下參池畝產比較

在本試驗觀測周期內，養水機調控方式下參池產量(1275 kg/hm2)顯著高于其他2種方式，自然納潮最低。試驗期間3種池塘仿刺參規格、密度相當，統一管理。團隊研究發現，養水機調控方式下仿刺參成活率高達95%[14,16]，目前參池產量研究相對較少，現有研究發現2012—2014年遼寧省仿刺參出塘量分別為783.75、1011.38、888.75 kg/hm2 [42]，低于養水機池塘平均產量，試分析參池畝產差異原因與水質調控方式有關。

綜上所述，養水機較其他兩種水質調節方式有較強的水體擾動能力，降低化冰期和夏季升溫底層缺氧的風險、富營養化程度[43]，增加底棲藻類生物量有利于海參覓食[44]，結合試驗期間3種調控方式下參池產量情況，發現養水機調控方式在沉積物—水界面N、P通量作用效果方面較好。