稻田濕地循環利用池塘養殖尾水效果

陶 玲 彭格格 陳思媛 郝柳柳 代梨梨 彭 亮 李 谷

(中國水產科學研究院長江水產研究所, 武漢 430223)

我國大規模池塘養殖改造于20世紀70年代末開始, 至今大部分地區仍沿用“進水渠+池塘+排水溝”的養殖方式。隨著水產養殖水平提高和養殖規模擴大, 大量飼料投入和魚類代謝產物積累導致池塘內源性污染加重, 養殖尾水排放量也大大增加[1]。池塘養殖尾水排放, 不僅浪費寶貴淡水資源, 而且加劇周圍湖泊、河流等受納水體富營養化程度。實現養殖尾水達標排放和資源化利用具有越來越重要的現實意義[2]。

稻田在生產糧食的同時, 也發揮著濕地的功能[3]。當灌溉水源中含有高濃度的氮(TN濃度3 mg/L以上)和磷時, 稻田同時具有凈化水體的作用[4], 可作為一種高效節能、環境友好、經濟效益顯著的水質凈化修復系統[5]。當前, 將稻田當作濕地用于處理低污染水體[6]和農村生活污水[7,8]已有報道。池塘養殖尾水富含來源于殘餌和糞便的氮磷營養物質, 可為水稻生長提供營養。在我國南方平原湖區及河流故道, 水稻生產與池塘生產并行存在, 因此將池塘養殖尾水用于稻田灌溉和凈化回用, 不僅是一種可行的資源循環利用方式, 為池塘養殖尾水提供一種額外的效益, 而且與最佳環境管理實踐(BMP)所倡導的先進理念相一致。目前, 養殖尾水用于稻田灌溉和循環利用已有少量報道[9,10]。但系統性開展稻田-魚塘復合系統生產效果、營養物質利用效率和相關機理研究還未見詳細報道。本研究通過對稻田進行生態工程改造, 強化稻田濕地凈化功能, 同時利用稻田生產功能為池塘漁業生產功能服務, 形成稻田-池塘循環水養殖系統, 以達到水資源和營養物質再利用和減少污染排放, 實現生產和環境保護雙贏的目的。通過連續兩年開展稻田濕地對池塘養殖尾水凈化效果和系統的生產性能研究, 評估稻田-池塘系統的生產效果和環境生態效應, 以期為該模式的優化和推廣應用提供數據支撐, 為促進我國池塘養殖綠色和可持續發展提供可供參考的模式。

1 材料與方法

1.1 稻田-魚塘循環水養殖系統構建

試驗系統位于湖北省荊州市沙市區長江水產研究所試驗場(30°16′N, 112°18′E), 主要由池塘、稻田和生態溝構成(圖1)。5口池塘平行排列, 面積均為600 m2, 保持水深1.5—2.0 m, 池塘之間以涵管連接; 稻田面積為420 m2。池塘養殖尾水通過水泵進入稻田, 依水流狀態分為表面流和滲流。稻田滲流改造方式參照澇漬地排水方法, 即在田間縱向開挖長×寬×深分別為20 m×0.3 m×0.6 m溝槽, 內置穿孔收水管(直徑11 cm), 且收水管四周用粗砂和谷殼包裹, 防止顆粒物質堵塞。田間收水管間距為4 m, 收水管一端用總收水管橫向連接, 總收水管開口于集水池（圖2)。

圖1 稻田-魚塘循環水養殖系統平面布置圖(a)和工藝流程圖(b)Fig.1 Schematic diagram (a) and process (b) of the paddy-fishpond integrated system

圖2 稻田滲流改造結構示意圖Fig.2 Schematic diagram of the paddy field reconstructed for subsurface flow

1.2 系統運行與生產管理

本試驗研究開展于2017年和2018年, 2017年池塘主養異育銀鯽, 2018年主養草魚, 稻田種植 “豐兩優香一號”品種。每年6月中下旬, 水稻處于分蘗期時開始, 每日以不超過池塘水體總量10%的水量進行循環利用。表面流方式, 即養殖尾水從田面漫過稻田, 水力負荷為 0.51 m/d; 表面流+滲流聯合運行方式, 即控制表面流和滲流出水口同時打開, 出水混合后再回用到養殖池塘, 水力負荷為 0.74 m/d,滲流出水量約為表面流出水量的20%。陰雨天停止運行, 因干旱導致池塘水位降低時用地下水補充。池塘養殖管理按常規方式進行。水稻在防蟲治病時使用低殘留、無毒和無公害的生態環保型農藥。

1.3 樣品采集與分析

樣品采集分別在每年的7—8月稻田進行養殖尾水處理期間, 每15天采集稻田進出水水樣用于水質分析。另外, 分別在每年的8月中旬用已滅菌的采樣瓶采集稻田進出水水樣, 在低溫情況下帶回實驗室進行Biolog-ECO檢測。7—10月每30天在各個池塘的5處不同位置采集表層水樣, 混合后取500 mL水樣帶回實驗室進行水質分析。

水質理化分析水溫(T)、溶解氧(DO)、pH和透明度(SD)等水質指標現場測定, 總氮(TN)、亞硝酸鹽氮(-N)、氨氮(-N)、總磷(TP)、高錳酸鹽指數(CODMn)和葉綠素a(Chl.a)等水質指標測定方法均按照《水和尾水監測分析方法》(第四版)進行[11]。

水樣微生物碳代謝多樣性測定和分析進出稻田水樣中微生物碳源代謝多樣性測定和分析參照文獻[12]進行。具體操作步驟如下: 取150 μL原水樣接種至ECO板的每個孔中, 將接種好的板置于25℃恒溫培養7d, 于0、24h、48h、72h、96h、120h、144h和168h, 用MicroStation? Systems酶標儀分別在590和750 nm下測定光密度值。單個碳源的利用率計算時, 先將單孔在590和750 nm的吸光值分別減去對照孔吸光值, 再用每個對應孔590 nm的光密度值減去750 nm的光密度值, 得到單孔實際顏色反應的光密度值, 負值調到零。為最大程度地體現各樣點之間的差異, 并保證各樣點均進入了對數增長期而未到穩定期, 選擇72h的數據來計算各樣點的Shannon指數(H′)、Shannon均勻度指數(Eh)、Simpson指數(D)、McIntosh指數(U)和McIntosh均勻度指數(Eu), 其公式見參考文獻[13]。為了更清晰掌握稻田進出水中每一種碳源的利用變化規律, 對每一種碳源的利用率做出相關性熱圖進行對比分析。

池塘排污系數計算整個養殖過程中池塘不排水, 魚收獲后池塘水全部排空, 因此最后的污染物排放量即為整個養殖過程中排放量。根據池塘養殖末期排放的養殖尾水中TN、TP和CODMn濃度的實測值和排水量, 以及初始補水濃度值和水量,得到污染物濃度的差值, 測算單位養殖產量下的排污系數, 公式計算如下:

式中,Mi為第i種污染物的單位養殖產量排污系數,kg/t;Q排j,i為養殖過程中的第j次排水所排放的廢水量, m3;C排j,i為第j次排放到水體中第i種污染物的濃度, mg/L;Q補j,i為養殖過程中第j次補水的水量,m3;C補j,i為第j次補水水體中第i種污染物的濃度,mg/L; ΔW為養殖生物凈產量或質量增量, t。

1.4 試驗數據分析

采用SPSS 26.0統計分析軟件進行數據統計分析, 采用Origin軟件繪制稻田濕地進出水中微生物碳源利用聚類熱圖。

2 結果

2.1 稻田濕地水質凈化效果分析

稻田濕地進出水水質變化稻田濕地對鯽魚和草魚養殖池塘的尾水中DO、pH、T的影響及其他水質指標的凈化效果見表1和表2。養殖尾水以表面流方式流過稻田, 稻田出水中DO分別增加了5.03和1.04 mg/L。稻田濕地對鯽和草魚養殖尾水中-N、-N、TN、TP和CODMn的百分比去除率分別為2.94%—33.38%、12.60%—92.45%、16.06%—32.36%、23.34%—48.50%和15.37%—61.12%。在表面流+滲流聯合運行方式下, 滲流運行方式對除-N的各指標的百分比去除率均高于表面流運行方式。

表1 稻田進出水DO、pH、T變化Tab.1 Values of DO, pH and T in the inflow and outflow

表2 稻田濕地對養殖尾水的去除效率Tab.2 Percent reduction rate of the paddy wetland

稻田面積去除率和氮磷回收利用量稻田濕地面積去除率和氮磷的回收利用量的計算結果見表3。稻田濕地對TN和TP的面積去除率分別為0.27—0.35和0.04—0.08 g/(m2·d)。試驗結果表明一個養殖期內池塘養殖尾水中4.34—5.64 kg的N和0.69—1.29 kg的P被截留到稻田濕地。

表3 稻田濕地對池塘養殖尾水的氮磷截留量Tab.3 Amount of N and P retained in the paddy wetland

池塘氮磷排放系數比較養殖池塘多在秋冬季捕撈后干塘, 干塘時大量養殖尾水排放可能對周邊水環境造成較大污染。池塘養殖排放的污染物主要是TN、TP和COD等, 這些指標的排污系數可反映池塘養殖尾水排放的污染強度。本試驗比較了循環水養殖池塘和傳統池塘的氮磷排放系數,估算結果表明循環水養殖池塘的TN、TP和COD的排污系數比對照池塘排污系數分別降低0.71—3.03、0.27—0.31和4.19—8.81 kg/t(表4)。

表4 池塘排污系數比較Tab.4 Pollutant discharge rate

2.2 稻田進出水浮游細菌群落代謝特征

稻田進出水微生物群落碳源利用率根據碳源化學官能團及微生物生理代謝途徑等可將ECO板上的31種碳源劃分為6大類: 聚合物4種、糖類10種、羧酸7種、氨基酸6種、酚類2種和胺類2種。Biolog-ECO技術可有效識別容易被水體微生物利用的碳源類型, 類型和利用率的變化預示著微生物群落中微生物的種類和代謝能力的改變。

如圖3所示, 稻田濕地進出水中微生物對單一碳源的利用率均發生了改變。其中, 單獨表面流運行方式下, D-葡萄胺酸、α-丁酮酸、D, L-α-甘油、I-赤藻糖醇、苯乙基胺和2-羥苯甲酸等碳源在稻田進出水中的利用程度產生差異。在稻田濕地表面流和滲流聯合運行方式下, D-葡萄胺酸、α-D-乳糖、α-環式糊精和苯乙基胺等碳源的利用產生差異, 具體表現為在進水中這些碳源未被利用, 而在出水中被利用, 或是進水中被利用而在出水中未被利用, 表明稻田濕地不僅對池塘養殖尾水進行營養物質的回收利用, 還能對處理后回用水中的微生物代謝功能多樣性產生影響。

圖3 稻田進出水微生物群落碳源代謝特征Fig.3 Utilization pattern of carbon sources by microbial communities in the inflow and outflow of the paddy wetland

稻田進出水微生物代謝功能多樣性變化采用多樣性Shannon指數(H′)、Shannon均勻度(Eh)、Simpson指數(D)、McIntosh指數(U)和McIntosh均勻度(Eu)從不同功能多樣性角度來反映稻田進出水微生物代謝功能多樣性。由圖4可以看出, 單獨表面流運行方式下, 稻田濕地出水中微生物代謝Shannon指數(H′)顯著高于進水, 其他多樣性指標差異均不顯著; 稻田濕地表面流和滲流聯合運行方式下, 稻田濕地出水中微生物代謝Shannon指數(H′)和Simpson指數(D)均顯著高于進水(P＜0.05); 該運行方式下比較表面流出水和滲流出水中微生物代謝多樣性, 滲流出水中微生物代謝Shannon均勻度(Eh)指數顯著高于表面流出水。以上結果表明兩種運行方式下稻田濕地均能顯著提高回用的養殖尾水中微生物代謝功能多樣性, 且表面流+滲流聯合運行方式的提高效果更好。

圖4 稻田進出水微生物代謝多樣性指數Fig.4 Diversity of microbial community in the inflow and outflow

2.3 循環水養殖系統池塘水質特征

表5列出了稻田-池塘循環水系統中循環塘與對照塘的主要水質指標?？梢? 主養鯽循環塘水中DO含量顯著高于對照塘,-N和TP含量顯著低于對照塘(P＜0.05)。主養草魚循環塘水中TP含量顯著低于對照塘(P＜0.05), 對照池塘在天氣不好的情況下經常出現攝食不旺盛甚至浮頭的情況, 而試驗塘則很少出現。循環水養殖鯽和草魚池塘水中的TN、CODMn和Chl.a含量均低于對照塘。因此,可以表明經稻田濕地凈化回用形成的循環水系統中循環塘的水質總體優于對照塘, 且對不同養殖魚類水體的改善效果的程度不一樣。

表5 池塘水質理化特征Tab.5 Physical-chemical characteristics of water quality in the fishpond

2.4 循環水養殖系統生產性能

主養鯽和草魚的池塘漁獲物統計結果見表6。循環水養殖系統主養魚產量提高了22%以上, 餌料系數較對照塘分別降低0.35和0.52, 平均體重高于對照塘, 鯽成活率與對照塘相比無明顯差別, 但草魚成活率明顯高于對照塘。稻田水稻平均產量達到9239 kg/hm2。

表6 池塘漁獲物統計Tab.6 Culture efficiency of the fishpond

3 討論

3.1 稻田作為濕地的水質凈化和氮磷循環利用

稻田作為濕地可以通過土壤過濾、吸附、共沉、離子交換、水稻吸收和微生物分解來實現對養殖尾水中有機物的高效去除[14,15]。整體而言, 高水力負荷條件下稻田濕地對池塘養殖尾水中氮磷百分比去除率低于人工濕地[16,17], 因為高水力負荷條件下養殖尾水在稻田內的停留時間較短, 但其面積去除率達到0.27—0.35和0.04—0.08 g/(m2·d)。日本連續多年對稻田濕地的凈化效果監測表明, 普通稻田的平均氮去除量為2.7—3.0 kg/(hm2·d)[18]。Zhou等[19]利用飼料稻處理低污染河時(進水中TN為1.15—4.54 mg/L)發現, 水稻生長季的氮去除量為1.63—1.89 kg/(hm2·d)。本研究中稻田濕地對養殖尾水中TN的去除量略高于上述研究結果中的去除范圍。這表明經過改造的稻田濕地具有更好的氮去除和利用效率, 這些被截留到稻田中的氮、磷養分可實現循環利用, 減少稻田化肥投入。高水力負荷運行方式下，一定面積的稻田可以處理更多的養殖尾水, 但如何確定最佳的稻田-池塘面積配比還需要進一步研究。

水產養殖尾水中污染物的排放量受養殖模式、養殖種類、產量和密度的影響。中國淡水水產養殖模式主要有池塘養殖、稻田綜合養殖和工廠化養殖等。由于養殖模式、水產品種類和數量的差異, 不同區域水產養殖業污染物排放強度有所不同[20]。淡水池塘養殖草魚, 投喂大量的飼料, 使草魚養殖池塘排放的尾水中氮磷的濃度更高, 單位面積產污系數更高。根據《第一次全國污染源普查水產養殖業污染源產排污系數手冊》[21], 池塘養殖草魚的TN、TP和COD的產污系數達到7.975、1.569和90.877 kg/t, 而鯽池塘養殖為2.321、1.089和24.18 kg/t。本研究中進入稻田濕地的鯽養殖池塘尾水中TN和TP的平均濃度為3.84和0.84 mg/L, 而草魚養殖尾水中TN和TP的平均濃度為8.05和1.01 mg/L。因此, 兩年試驗中進入稻田濕地處理的尾水的氮磷濃度不同。人工濕地的去除率與進水濃度有關, 但由于本研究中對草魚和鯽養殖尾水進行處理時的運行方式和水力負荷不同, 因而不能對稻田濕地處理不同養殖品種尾水的效果進行比較,需開展進一步研究以得出稻田濕地對不同養殖種類尾水的處理效果。

3.2 稻田濕地進出水中浮游細菌群落代謝多樣性特征

微生物對碳源利用的變化與微生物種類、數量和活性有關。微生物對Biolog ECO生態板中 31種碳源的利用率圖譜展示了微生物群落總體生理特征, 單碳源利用率差異可以了解微生物對具體的碳源代謝能力差異[22]。稻田不同灌溉處理(長期灌溉, 濕潤灌溉, 間歇灌溉)下, 土壤微生物群落在α-環式糊精和D-葡萄胺酸兩種碳源上形成了主要的差異[23]。本研究結果表明, 稻田濕地進出水中以D-葡萄胺酸、α-環式糊精、α-D-乳糖和苯乙基胺等作為碳源的微生物種群差異較大, 這與該結果較一致。α-D-乳糖可被乳酸菌類微生物利用, 分解成乳酸[24], 表明稻田出水中出現了乳酸菌類微生物而在進水中檢測不到。群落多樣性是群落穩定性的一個重要尺度, 對生態系統的功能起著重要作用。目前普遍認為低群落多樣性更易導致系統崩潰, 產生水質惡化問題。高碳源利用多樣性預示著微生物具有更多代謝途徑利用更多不同類型碳源, 更容易利用環境中變化快的有機碳源[25]。微生物群落多樣性指數是反映物種豐富度和均勻度的綜合指標,其變化能夠準確反映群落功能多樣性總體的動態變化[26]。本研究結果顯示, 經稻田濕地凈化后出水中微生物對碳源的利用率產生差異, 稻田濕地出水中浮游細菌Shannon指數和Simpson指數顯著提高,揭示了經稻田濕地處理后, 回用到池塘的回用水中微生物具有更多的代謝途徑來利用更多的碳源類型, 可能原因是稻田土壤具有豐富的有機質和多樣的微生物類群, 養殖尾水流經稻田土壤, 土壤顆?？赡茈S水流進入出水中使出水中微生物群落種類產生變化。另外, 池塘養殖尾水進入稻田形成薄層水流, 有害物質易揮發出去, 水體pH和溫度在稻田凈化過程中產生變化也為不同功能、不同代謝能力的微生物提供了合適的生存場所, 從而引起稻田濕地出水中微生物群落代謝多樣性的變化, 使具有更高多樣性的微生物的回用水進入到池塘, 這有利于池塘養殖環境的穩定。

3.3 循環水養殖系統生產性能

連續兩年的實驗表明, 循環塘主養鯽魚和草魚,其養殖產量提高且餌料系數較對照塘降低, 主要原因在于稻田和池塘組成的循環水養殖系統中循環塘水中-N等有害物質得到有效控制, 加上水體中DO含量更高且穩定, 從而養殖產量得到提升。需要說明的是, 池塘養殖尾水中營養物質配比不一定能完全滿足水稻生長需要, 在水稻需肥高峰期需進行田間觀察, 如葉片出現黃化現象, 需適時追施或葉面噴施肥料以彌補作物需肥盛期養分不足問題。

4 結論

(1)由稻田-魚塘耦合形成的循環水養殖系統,稻田作為水質凈化單元, 在較高水力負荷條件下,對-N、-N、TN、TP和CODMn的百分比去除率分別為2.94%—33.38%、 12.60%—92.45%、16.06%—32.36%、23.34%—48.50%和15.37%—61.12%, 且出水中DO顯著提高。(2)循環水養殖池塘產量明顯提高, 稻田水稻產量穩定達到9239 kg/hm2。(3)由稻田-魚塘耦合形成的循環水養殖系統,減少了池塘中營養物質累積, 使TN、TP和CODMn排污系數分別降低0.71—3.03、0.27—0.31和4.19—8.81 kg/t, 從而降低池塘養殖尾水排放的負面影響。(4)稻田濕地出水中微生物群落碳源利用特征產生變化, 回用出水中浮游細菌代謝功能多樣性顯著提高, 有利于養殖池塘水質穩定。