2023, Vol. 54
中国海洋湖沼学会主办。
文章信息
- 张翔宇, 宋协法, 于智海, 宋元照, 苏鹏, 董登攀, 李贤. 2023.
- ZHANG Xiang-Yu, SONG Xie-Fa, YU Zhi-Hai, SONG Yuan-Zhao, SU Peng, DONG Deng-Pan, LI Xian. 2023.
- 不同生长阶段红鳍东方鲀(Takifugu rubripes)循环水养殖系统的水质调控和氮磷收支研究
- STUDY ON NITROGEN/PHOSPHORUS BUDGET AND WATER QUALITY CONTROL OF RECIRCULATING AQUACULTURE SYSTEM OF TAKIFUGU RUBRIPES IN DIFFERENT AGES
- 海洋与湖沼, 54(3): 856-865
- Oceanologia et Limnologia Sinica, 54(3): 856-865.
- http://dx.doi.org/10.11693/hyhz20220900240
文章历史
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收稿日期：2022-09-21
收修改稿日期：2022-11-14
2. 中国科学院海洋研究所 山东青岛 266071;
3. 大连富谷食品有限公司 辽宁大连 116400
2. Institute of Oceanology, Chinese Academy of Sciences, Qingdao 266071, China;
3. Dalian Fugu Corporation, Dalian 116400, China
红鳍东方鲀(Takifugu rubripes)作为我国名贵经济鱼类, 具有很高的营养与医药价值, 在中国北方及日韩地区, 市场需求较大(高露姣等, 2011)。由于受到船舶航行、海洋污染等因素影响, 野生种群的资源量大量减少, 2016年我国取消红鳍东方鲀的相关禁令后, 作为红鳍东方鲀主要出口国, 养殖产量随国内外需求量的增加而不断增加(Hou et al, 2022)。根据渔业统计年鉴显示, 相比于2019年的养殖产量, 2020年我国北方海水养殖红鳍东方鲀产量大幅度增加, 约为4 101 t, 主要集中在天津、河北、辽宁地区(农业农村部渔业渔政管理局等, 2021)。
目前, 我国北方地区红鳍东方鲀的海水养殖主要采用“陆-海接力”养殖模式, 即在初夏至秋季进行海上网箱养殖, 而在温度较低的冬季和春季在陆基循环水养殖系统内进行保育(刘超, 2015)。关于红鳍东方鲀的相关研究主要集中于在陆基养殖期间红鳍东方鲀的生长性能及养殖系统的水质周期变化情况等, 例如Lin等(2017)曾对红鳍东方鲀循环水养殖系统在冬季保育期的水质状况与饲料转化率(feed conversion rate, FCR)进行了研究, 表明整个冬季保育期水质利于鱼类生长, FCR为1.21±0.3; Kikuchi等(2006)曾对红鳍东方鲀在封闭循环水养殖系统中的生长情况进行了研究, 研究结果表明封闭循环水系统可为红鳍东方鲀提供最佳养殖环境, 红鳍东方鲀存活率较高, 生产效果较好。
在养殖过程中, 水质的动态变化可反映鱼类养殖生长环境状况, 氮磷收支规律可以反馈养殖系统、养殖模式是否具有高效性, 从而评估特定养殖生物在特定养殖条件下的养殖效果(王晓亮等, 2013)。国外Briggs等(1994)最早在1994年研究了集约化对虾养殖池塘氮磷收支, 而目前国内对红鳍东方鲀循环水养殖系统氮磷收支与利用率的相关研究欠缺, 无法从整体上反映养殖生态系统的运转情况及物质代谢过程。因此本研究对不同生长阶段下红鳍东方鲀循环水养殖系统氮磷收支情况以及氮磷利用率进行测定, 以探究循环水系统氮磷物质流动方向, 研究结果可为红鳍东方鲀循环水系统的养殖管理提供基础数据和科学建议。
1 材料与方法 1.1 养殖系统及管理本研究于大连富谷渔业生态园区内开展。2种不同生长阶段的红鳍东方鲀(以下简称“河鲀”)分别在两套独立的循环水养殖系统中进行养殖, 每套系统均有10个养殖池, 养殖池规格为100 m3 (最长宽: 8.1 m, 深度: 2.3 m), 养殖水体可达到90 m3。系统水处理单元主要包括旋流分离器、微滤机(物理过滤)、三级生物滤池(生物过滤)和紫外杀菌消毒装置等。具体水处理工艺如图 1所示。实验期间, 两套系统养殖水体温度为15.6~18.1 ℃, pH为6.56~7.14, 盐度为28.1~28.7, 溶解氧为8.16~11.1 mg/L。
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| 图 1 水处理工艺流程图 Fig. 1 Flowchart of sewage treatment |
本研究选取一龄和二龄两种处于不同生长阶段的河鲀进行实验, 分别于1号和2号循环水养殖系统中进行养殖, 其平均初始体重分别为0.406 kg和0.992 kg, 总生物量分别为11 137.50 kg和11 137.62 kg, 养殖密度为10.45~14.38 kg/m3。实验持续42 d, 实验结束1号与2号系统鱼体平均体重分别为0.410 kg和1.005 kg, 养殖密度为10.42~14.07 kg/m3。
每天上午9:00进行投饵, 并于10:50和15:50进行系统排污。每天定时检查池内死鱼并及时捞出, 记录各养殖池河鲀死亡数量。每间隔5~6 d进行一次系统整体换水, 换水量为65%。养殖期间, 每日使用多参数水质分析仪(WTW Mult3630, 德国)对每个养殖池的pH、溶解氧、盐度等基础水质参数进行检测。
1.2 样品收集与分析 1.2.1 水样采集每日上午11:00分别在两套系统的固定采样位点(养殖池、生物滤池)进行水样采集, 采集量为50 mL, 取样结束后迅速于4 ℃环境下进行保存, 并完成相关水质检测分析。除此之外, 在实验开始后的第20天和第40天分别对两套系统进行24 h水质检测, 以投喂后2 h为起点(上午11:00), 每间隔2 h采集一次水样。
1.2.2 残饵粪便采集分别在微滤机、旋流分离器排污口处设置沉积物收集装置, 每日8:00对残饵粪便等沉积物进行收集称重。将收集的沉积物搅拌均匀后从中称取10 g样品, 使用DHS-16A水分测定仪(上海尚义, 中国)在105 ℃下进行干燥并测定干重。干燥后样品经粉碎处理后测定其氮、磷元素含量(单位: g/kg)。
1.2.3 饲料样品采集养殖选用含48%粗蛋白、8%粗脂肪、1%总磷的河鲀专用配合饲料(红星饲料公司, 中国), 实验期间每日对投喂饲料进行称重。同时对饲料取样100 g并测定其氮、磷含量(单位: g/kg)。
1.2.4 鱼类样品采集实验结束后, 分别从两套系统中各取100条河鲀(10条/池)进行称重。实验开始和结束时在两套系统中随机取样(6条/系统), 鱼体干燥后进行全鱼粉碎, 测定其氮、磷含量(单位: g/kg)。
1.3 计算公式氮、磷收支关系(Pouil et al, 2019):
(1)式中, 氮、磷输入(∑输入)来源: 商业饲料和换水; 氮、磷输出项目(∑输出): 残饵粪便等沉积物、养殖水体输出、鱼体生长输出。
氮、磷输入量与输出量计算:
(2)式中, M(N/P): 氮、磷量(单位: g), m: 物质总质量(单位: kg), C(N/P): 单位物质氮、磷含量(单位: g/kg)。
(3)式中, Wout: 向外界水体排放的氮、磷总量(单位: g), M: 系统产量(单位: kg) (刘梅等, 2021)。
(4)
(5)
(6)
(7)式中, NT: 河鲀收获时总含氮量(单位: kg), Nin: 氮输入总量(单位: kg), Nf: 投喂饲料的总含氮量(单位: kg), PT: 河鲀收获时总含磷量(单位: kg), Pin: 磷输入总量(单位: kg), Pf: 投喂饲料的总含磷量(单位: kg) (Zhang et al, 2018)。
1.4 样品测定方法水质检测方法参照国家标准GB/T-12763。总氮(TN)、总磷(TP)、总氨氮(TAN)、亚硝酸盐(NO2–-N)、硝酸盐(NO3–-N)、活性磷酸盐(PO43–-P)的测定方法选用分光光度法(国家质量技术监督局, 2004), 化学需氧量(CODMn)选用高锰酸钾氧化滴定法(中华人民共和国国家质量监督检验检疫总局等, 2008), 悬浮物(SS)选用重量法(章文华等, 2020)。氮元素测定采用凯氏定氮法, 磷元素测定采用ICP-MS元素分析法(李玉全等, 2007)。
1.5 数据分析采用单因素方差(One-way ANOVA, IBM SPSS Statistics 25.0)分析进行数据的差异显著性检验。通过主成分分析(IBM SPSS Statistics 25.0)评价两套系统的水质状况及主要因子, 为消除各水质指标的量纲差异所带来的影响, 对原始数据进行标准差标准化处理(Z-score标准化) (马恺等, 2021)。
2 结果 2.1 水质动态变化 2.1.1 单日内水质动态变化两次24 h水质监测结果显示, 一龄河鲀系统养殖期间其各水质指标(除CODMn)的浓度变化范围均比二龄高。其中一龄河鲀养殖系统的氨氮浓度变化范围在0.35~0.94 mg/L, 符合其安全养殖范围。表 1和图 2所示, 两系统亚氮、悬浮物、CODMn的最高浓度间差异显著(P < 0.05), 其中1号系统亚氮、CODMn的最高浓度较2号系统更高, 总氮、活性磷酸盐、总磷、悬浮物的最低浓度间差异显著(P < 0.05), 1号系统总氮、活性磷酸盐、总磷的最低浓度较2号系统更低, 悬浮物最低浓度较高。1号系统中氨氮的浓度在投喂后10 h达到最高, 亚氮、总氮、CODMn、硝氮、活性磷酸盐、总磷与悬浮物的浓度分别在投喂后2、1.5与4 h达到最高。2号系统的氨氮、亚氮最高浓度均出现在投喂后2 h, 硝氮最高浓度出现在投喂后8 h, 总氮、悬浮物、CODMn与活性磷酸盐、总磷的最高浓度分别出现在投喂后4 h与10 h。
| 生长阶段 | 指标 | 氨氮 | 亚氮 | 硝氮 | 总氮 | 活性磷酸盐 | 总磷 | 悬浮物 | CODMn |
| 一龄 | 最高浓度 | 0.94±0.11a1 | 0.1±0.01a1 | 7.9±0.22a1 | 9.97±1.24a1 | 0.8±0.03a1 | 0.88±0.01a1 | 13.91±0.91a1 | 46.2±2.67a1 |
| 最低浓度 | 0.35±0.01a2 | 0.04±0.01a2 | 3.6±0.43a2 | 4.09±0.68a2 | 0.21±0.03a2 | 0.31±0.05a2 | 0.74±0.06a2 | 3.6±0.22a2 | |
| 二龄 | 最高浓度 | 0.79±0.04a1 | 0.04±0.003b1 | 7.19±0.09a1 | 11.8±1.19a1 | 0.7±0.03a1 | 1.01±0.13a1 | 18.63±1.32b1 | 28.8±1.43b1 |
| 最低浓度 | 0.39±0.07a2 | 0.01±0.001a2 | 5.14±0.40a2 | 8.91±0.1b2 | 0.45±0.11b2 | 0.67±0.05b2 | 0.37±0.02b2 | 3.2±0.45a2 | |
| 注: 浓度单位为mg/L; 数字1与2表示同一组内(一龄或二龄)的水质因子最高浓度与最低浓度是否存在显著性差异, 字母a与b表示不同组内(一龄与二龄)的水质因子最高浓度或最低浓度间是否存在显著性差异 | |||||||||
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| 图 2 24 h各营养盐浓度变化 Fig. 2 Changes of nutrient concentration in 24 hours |
为确定系统中水质关键污染因子, 本研究对所有水质指标进行了主成分分析。1号系统各主成分特征值与贡献率按特征值> 1, 累计方差贡献率 > 75% (马恺等, 2021)的原则选取主成分。结果表明, 前4个主成分方差贡献率达到原始数据的89.693%, 且4个主成分特征值均 > 1, 表明前4个主成分可代表系统水质变化信息。结合图 3和表 2分析结果显示: 第一主成分的方差贡献率最高, 为41.441%, 与第1主成分密切相关的是硝氮、亚氮、化学需氧量(CODMn), 第二主成分方差贡献率为22.726%, 与其密切相关的指标是氨氮、磷酸盐和总磷。通过以上分析, 一龄河鲀循环水养殖系统水质状况主要取决于第一主成分(杨竞等, 2011), 关键污染因子为亚氮、硝氮和化学需氧量(CODMn)。由主成分得分与客观权重(即方差贡献率)之积计算水质综合得分可知: 投喂后2、4、10、14 h水质等级分别为9、6、7、8级(水质等级越高代表水质状况越差)。
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| 图 3 两套养殖系统24 h水质主成分分析图 Fig. 3 The principal component analysis of 24-hour water quality in two culture systems 注: a. 1号系统; b. 2号系统 |
| 成分矩阵 | 主成分分析 | ||||||||||
| 指标 | 一龄系统 | 二龄系统 | 投喂后时间/h | 综合得分a | 水质等级 | 综合得分b | 水质等级 | ||||
| 1 | 2 | 1 | 2 | 2 | 1.484 | 9 | 0.644 | 6 | |||
| 氨氮 | 0.02 | 0.924 | 0.277 | –0.578 | 4 | 0.998 | 6 | 1.163 | 8 | ||
| 亚氮 | 0.839 | 0.382 | 0.799 | 0.419 | 6 | 0.296 | 3 | 0.499 | 4 | ||
| 硝氮 | 0.91 | 0.178 | 0.618 | 0.535 | 8 | 0.488 | 4 | 0.301 | 3 | ||
| 总氮 | 0.739 | –0.068 | 0.792 | –0.158 | 10 | –1.212 | 7 | 0.610 | 5 | ||
| 磷酸盐 | –0.492 | 0.551 | 0.204 | 0.922 | 14 | –1.390 | 8 | –1.097 | 7 | ||
| 总磷 | –0.709 | 0.509 | 0.029 | 0.813 | 18 | 0.102 | 5 | –1.826 | 9 | ||
| 化学需氧量 | 0.871 | –0.22 | 0.496 | –0.177 | 22 | –0.576 | 1 | 0.104 | 1 | ||
| 悬浮物 | 0.75 | 0.173 | 0.715 | –0.167 | 24 | –0.193 | 2 | –0.271 | 2 | ||
| 溶解氧 | 0.369 | –0.458 | –0.748 | –0.156 | |||||||
| pH | –0.412 | –0.653 | –0.928 | 0.129 | |||||||
| 温度 | –0.331 | –0.433 | 0.698 | –0.549 | |||||||
| 注: 图中综合得分上标a、b分别表示一龄系统和二龄系统的水质综合得分。成分矩阵中1、2分别表示两系统的第一主成分与第二主成分 | |||||||||||
2号系统各主成分特征值与贡献率的结果表明, 前4个主成分方差贡献率达到原始数据的89.924%。结合表 2中分析结果显示: 第一主成分的方差贡献率40.300%为最高, 与第一主成分密切相关的是亚氮、总氮、化学需氧量(CODMn), 第二主成分方差贡献率为22.726%, 与其密切相关的指标是氨氮、磷酸盐和总磷。通过以上分析, 二龄河鲀循环水养殖系统水质状况主要取决于第一主成分(马恺等, 2021), 关键污染因子为亚氮、总氮和化学需氧量(CODMn)。通过计算水质综合得分可知: 投喂后2、4、14、18 h水质等级分别为6、8、7、9级(水质等级越高代表水质状况越差)水质情况较差。
经比较, 两套养殖系统均在投喂后2、4、14 h呈现出较高的水质等级, 且1号系统和2号系统分别在投喂后10 h和18 h出现了水质较差的情况。2号系统主成分综合得分较1号系统最高综合得分更高, 波动更大(图 4), 说明2号系统的水处理单元不稳定, 大规格的养殖对象(二龄)可能会增大系统水处理压力。
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| 图 4 两套系统24 h水质综合得分变化 Fig. 4 Changes in comprehensive score on 24-hour water quality in two culture systems |
一龄与二龄河鲀循环水养殖系统N、P元素收支情况如表 3所示。一龄与二龄河鲀循环水养殖系统的氮磷输入项目主要包括饲料总输入, 循环水系统每日补充蒸腾及微滤机反冲洗等损失的水量输入, 整体换水时补入的新水输入。饲料输入是系统氮、磷输入的主要方式, 分别占一龄河鲀系统和二龄河鲀系统氮输入的97.75%和99.16%, 磷输入的99.16%和98.89%; 日补水输入系统的氮分别占一龄河鲀系统和二龄河鲀系统的0.31%、0.46%, 分别占磷总输入的0.12%、0.15%; 整体换水时, 每次换水量为养殖池的65%, 其氮输入分别占一龄河鲀系统和二龄河鲀系统氮总输入的1.94%和2.86%, 磷输入分别占0.72%和0.96%。
| 养殖规格 | 指标 | 氮磷输入项目 | ||
| 饲料总输入(I) | 每日补水(W1) | 换水(W2) | ||
| 一龄河鲀 | 总氮/kg | 154.346±26.201 | 0.494±0.035 | 3.059±0.217 |
| 占比/% | 97.75 | 0.31 | 1.94 | |
| 总磷/kg | 33.831±0.992 | 0.040±0.007 | 0.245±0.209 | |
| 占比/% | 99.16 | 0.12 | 0.72 | |
| 二龄河鲀 | 总氮/kg | 116.725±18.357 | 0.557±0.027 | 3.453±0.147 |
| 占比/% | 96.68 | 0.46 | 2.86 | |
| 总磷/kg | 25.584±0.583 | 0.039±0.006 | 0.243±0.0787 | |
| 占比/% | 98.89 | 0.15 | 0.96 | |
| 一龄河鲀 | 总氮/kg | 39.141±1.121 | 46.614±0.934 | 72.139±1.784 |
| 占比/% | 24.79 | 29.52 | 45.69 | |
| 总磷/kg | 16.025±0.670 | 3.691±0.218 | 14.399±0.657 | |
| 占比/% | 46.97 | 10.82 | 42.21 | |
| 二龄河鲀 | 总氮/kg | 34.203±0.875 | 42.377±0.782 | 44.152±0.926 |
| 占比/% | 28.33 | 35.10 | 36.57 | |
| 总磷/kg | 13.217±0.626 | 3.231±0.143 | 9.663±0.186 | |
| 占比/% | 50.62 | 12.37 | 37.01 | |
一龄与二龄河鲀循环水养殖系统的氮磷输出项目主要包括鱼类生长吸收, 养殖水体以及残饵粪便。所有输出项目中, 残饵粪便输出是氮输出项目中最主要的形式, 分别占一龄与二龄河鲀循环水养殖系统氮总输出的46.73%和36.79%, 分别占磷总输出的42.56%和36.82%; 养殖水体中输出的氮分别占一龄和二龄河鲀系统总输出的28.11%和34.80%, 输出的磷分别占总输出的10.07%和11.53%; 鱼类生长吸收输出的氮分别占一龄和二龄河鲀系统总输出的25.16%和28.41%, 鱼类生长吸收输出的磷是磷输出项目中最主要的形式, 分别占一龄和二龄河鲀系统的47.37%和51.66%。
根据两系统的氮磷收支情况可知:
式中, I表示饲料总输入, W1表示每日补水输入, W2表示总换水输入, Pg表示鱼类生长输出, R表示养殖水体输出, E表示残饵粪便输出。
2.3 氮磷利用率在总投喂量相同的条件下, 实验期间一龄与二龄河鲀系统存活率无显著性差异(P > 0.05), 二龄河鲀与一龄河鲀相比特定生长率(SGR)更高, 饲料系数(FCR)更低, 二龄河鲀的N、P元素吸收转化效率较一龄河鲀更高, 二者间存在显著性差异(P < 0.05), 二龄河鲀的氮磷绝对利用率、相对利用率与饲料转化率较一龄河鲀高(表 4、表 5)。
| 生长阶段 | 存活率/% | 特定生长率(SGR) | 系统生物量增量/kg |
| 一龄 | 97.12±0.71 | 0.20±0.24 | 911.92 |
| 二龄 | 96.93±0.49 | 0.30±0.12 | 1871.86 |
| 生长阶段 | 绝对利用率/% | 相对利用率/% | 饲料系数(FCR) | |||
| 氮 | 磷 | 氮 | 磷 | |||
| 一龄 | 24.79 | 46.97 | 25.36 | 47.37 | 2.18±1.30 | |
| 二龄 | 28.33 | 50.62 | 29.30 | 51.66 | 0.80±0.35 | |
两系统氮磷收支中, 将以沉积物形式存在的N、P输出量与饲料的N、P总输入量构建回归方程模型(图 5)。2号系统以沉积物形式存在的N元素输出量与总输入量呈现幂函数相关关系, 其他相关性均为多项式相关关系。两系统以沉积物形式存在的P元素输出量与系统P元素输入量呈正相关。
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| 图 5 系统氮、磷元素的总养分输入与沉积物中氮、磷元素积累的关系 Fig. 5 Relationship between total nutrient input and accumulation of nitrogen and phosphorous in sediments of the system |
本实验所使用的循环水养殖系统采用双排水排污系统, 旋流分离器的污水排放频次为2次/d, 微滤机反冲洗的污水实时排放。系统微滤机与旋流分离器的氮、磷排放量与排污系数如表 6所示, 相比2号系统, 1号系统的氮、磷排放量及排污系数均较高。
| 水处理单元 | 氮排放量/kg | 磷排放量/kg | 单位产量氮排污系数/(g/kg) | 单位产量磷排污系数/(g/kg) |
| 1号系统微滤机 | 30.976 | 6.183 | 2.578 | 0.515 |
| 1号系统旋流分离器 | 41.163 | 8.216 | 3.426 | 0.684 |
| 2号系统微滤机 | 23.948 | 5.241 | 1.652 | 0.362 |
| 2号系统旋流分离器 | 20.204 | 4.422 | 1.394 | 0.305 |
循环水养殖系统水质日间波动较小, 单日内持续波动, 因此对单日内水质情况进行了连续监测。1号与2号系统的养殖水体中, 各项含氮营养盐的浓度高值点出现时间不一致: 硝氮与总氮的变化趋势相似, 这是由于溶解在水中的总氮主要为无机氮, 当养殖水体经过生物滤池的硝化作用处理后, 水体中各形式的无机氮转化为了硝氮(王峰等, 2013)。氨氮浓度变化范围大, 且随时间推移会产生一定波动, 这可能由氨氮主要来源为残饵、养殖生物代谢排泄物(沈建, 2014), 其在系统中的积累与转化取决于系统的水处理效率、养殖对象等, 受影响因素多, 因此较为不稳定。系统中亚硝酸盐的浓度变化较小, 亚氮作为硝化作用的中间产物, 一般不会大量积累, 因此浓度也不会有大幅度的变化。从不同养殖规格来看, 一龄河鲀系统水体中的含氮营养盐浓度较二龄河鲀系统波动较大, 且一龄河鲀系统氨氮、亚氮、硝氮的最高浓度较二龄河鲀系统更高, 这可能与小规格鱼种比大规格鱼种代谢更为旺盛有关, 这与Dosdat等(1996)在不同规格鱼种的氮排泄率研究中的结果相一致, 也与两系统氮元素收支结果相吻合。
本研究中活性磷酸盐浓度占总磷的51.3%~ 59.4%, 活性磷酸盐和总磷的浓度变化趋势基本一致。两种养殖规格下溶解于水体中的P元素占比较少, 且两系统差异较小。这可能因为在弱碱性的循环水养殖条件下, PO43–-P易与Ca2+、Mg2+等离子形成磷酸盐沉淀(杨燕, 2021), 同时饲料中所含的总磷成分仅占1%, 因此水体中的活性磷酸盐与总磷浓度较低且形式较为稳定。CODMn与悬浮物在循环水系统中不易积累, 除刚投喂后水中的部分残饵无法被立即处理, 呈现出一个浓度高值点, 随时间推移, CODMn和悬浮物浓度逐渐趋于平稳。
主成分分析中, 样本的主成分综合得分越高, 其指标的方差贡献率越大, 样本对整体数据的影响力越大, 在水质评价中, 主成分综合得分越高, 说明样品中污染物含量越高, 水质越差(冉桂花等, 2013; 龚清莲等, 2016), 得分和等级可以定量描述两套循环水系统的水质污染程度。由表 2得到, 两套养殖系统在投喂后2~4 h和10~18 h均出现了水质较差的情况。Gómez-Requeni等(2003)研究发现, 循环水系统中氨氮浓度在投喂后3 h达到峰值, 之后浓度逐渐降低并在夜间达到稳定状态。而Dosdat等(1996)研究结果表明, 循环水系统在养殖不同海水鱼种时, 大多数系统除了会在投喂后2~4 h内出现排氨峰值, 10~18 h也会出现氨氮累计情况, 与本研究的结果一致。早期研究中就提出了不同排氨情况可能与投喂策略的不同有关(Spyridakis et al, 1989), 循环水养殖系统在每日固定时间进行一次大量投喂, 这容易导致养殖系统中TAN在某时间浓度突增, 超出生物过滤系统的处理负荷(Dalsgaard et al, 2015), 当某一时间点向系统投入大量饲料后, 固体残饵随时间推移可能会不断分解为细小固体颗粒物, 降低系统水处理单元的处理效率(Godoy-Olmos et al, 2022)。本研究中, 通过投喂后10~18 h的pH和总氨氮指标可以发现: 此时的pH较高而且TAN有一定的积累, 而硝化反应消耗碱度, 说明此时硝化系统的处理效率较低。当氨氮浓度较低时, 生物滤池的工作效率也会大大降低, 从而导致夜间时间TAN的积累(Guerdat et al, 2010)。综上联系本研究结果, 系统在投喂后2、4、14 h确会产生水质较差情况, 因此建议实际生产中加强对投喂后2、4和14 h系统的水质检测。
3.2 氮、磷收支差异分析养殖系统中氮元素较易为鱼体所吸收, 除了部分用于鱼体生长, 大部分是以鱼体吸收后再排泄的方式进入养殖系统(刘峰等, 2011), 例如高攀等(2021)在研究罗非鱼池塘鱼菜共生混养养殖系统氮磷收支过程中, 发现氮元素用于鱼体生长比例较高。而本研究中两套系统以沉积物形式输出的N元素占比46.73%和36.79%, 用于鱼体生长的N元素占比25.16%和28.41%, 这可能由于循环水养殖系统属于单养、精养系统, 大量饲料定时投入可能会使N元素还未被鱼体吸收就以沉积物形式进入系统, 这与王申等(2018)在循环水精养系统以及混养粗养系统氮磷收支比较研究中的结果相似。对比不同生长阶段(表 3), 二龄河鲀养殖系统中鱼体对N元素的吸收利用效果相比一龄河鲀系统有显著性提高(P < 0.05), 而而常青等(1997)、沈美芳等(2002)研究发现, 随体重的增长, 鱼体内蛋白质含量及蛋白质合成能力下降, 氮元素的获取更多会依靠外界吸收, 与本实验研究结果相似。
本研究中, 两系统P元素以沉积物形式输出的比例均与用于鱼体生长的输出比例相近, 而之前研究中表明, 饲料中的P元素大多为无机磷, 过量的P元素主要由粪便排出, 还有部分P元素会随尿液排到水体中, 较少部分被鱼体吸收用于生长(刘峰等, 2011)。本研究结果显示, 较多P元素可被鱼体吸收用于生长, 这可能与河鲀对P元素的需求量高于大多数养殖鱼类有关(Xu et al, 2020)。通过表 5和图 5对比不同养殖规格, 二龄河鲀养殖系统中鱼体对P元素的吸收利用效果相比一龄系统有显著性提高(P < 0.05), 且二龄河鲀系统在较低投喂水平下, P元素以沉积物形式输出的占比较一龄系统更少, P元素更多为鱼体所吸收利用。如果不断增加输入系统的P元素, 以沉积物形式流失的P元素会大量增加, 而本研究中每日的P元素输入量较少, 还未达到会以沉积物形式大量流失的输入水平。由此可见, 氮磷收支情况也会随投喂策略的变化而发生改变(孙国祥等, 2014)。
3.3 氮、磷利用率相比于一龄河鲀循环水养殖系统, 二龄河鲀循环水养殖系统的氮、磷相对利用率与绝对利用率均较高, 说明在二龄河鲀养殖阶段, 河鲀对氮、磷的利用效率更高, 但二龄河鲀的饵料系数并未降低。其原因可能是二龄河鲀在进行游泳运动时, 代谢消耗的能量相比一龄河鲀更高, 从而促进了蛋白质合成率的提高, 因此二龄河鲀系统中鱼体吸收的氮元素更高。通过图 5我们可以发现, 如果不断增加一龄系统N元素输入, 以沉积物形式流失的氮元素不会呈现明显的增长趋势, 这与之前Pouil等(2019)研究中呈现的线性关系有所不同, 可能与鱼体规格不同会导致鱼体的饲料蛋白吸收以及胃排泄不同有关(程小飞等, 2020; 黄铭等, 2020), 从而影响氮元素的流失量。本研究中结果显示, 一龄系统在增加N元素输入后, 以残饵粪便等沉积物形式流失的N元素量减少, 被鱼体吸收的N元素会逐渐增多, 有利于养殖经济效益的提升。
3.4 生态效益根据微滤机与旋流分离器的排污数据显示, 循环水养殖系统每日通过微滤机与旋流分离器, 将含有大量氮磷营养物质的养殖尾水未通过有效处理而直接排放, 虽保证了养殖环境的洁净, 但一定程度上影响周围水域环境(Cai et al, 2013; Dauda et al, 2019)。本实验中一龄河鲀在养殖过程中排污量较二龄河鲀系统更高, 为增加生态效益, 在养殖一龄河鲀阶段应尽量减少养殖生物量, 从源头减少尾水污染。同时, 作为工厂化循环水系统养殖, 应在微滤机与旋流分离器污水排放系统的后续加补尾水处理单元, 对排出的尾水进行收集处理, 通过生物过滤或化学沉淀的方法将污水中的氮磷营养盐转化为环境污染较小的存在形式, 最大程度发挥循环水养殖系统环保的特点, 增加生态效益。
4 结论一龄和二龄红鳍东方鲀循环水养殖系统分别在投喂后2、4、10、14 h和2、4、14、18 h出现营养盐浓度高值点。主成分分析结果显示, 一号系统的亚氮、硝氮、CODMn指标主成分贡献率分别为0.839、0.910、0.871, 二号系统的亚氮、硝氮、总氮指标主成分贡献率分别为0.799、0.618、0.792。因此针对不同生长阶段应对不同时间段内的水质指标进行重点监测; 亚氮、硝氮指标可作为红鳍东方鲀循环水养殖水质的指示因子。
氮磷收支结果显示, 二龄红鳍东方鲀循环水养殖系统中其用于鱼体生长发育的氮磷收支占比均比一龄红鳍东方鲀循环水养殖系统高, 说明二龄红鳍东方鲀循环水养殖系统与一龄红鳍东方鲀循环水养殖系统的氮磷吸收率相比显著性提高(P < 0.05)。因此在接下来的养殖过程中, 一龄红鳍东方鲀养殖系统可增加高蛋白饲料的投喂量, 而二龄系统鱼体营养吸收效果相对较好, 可增加投喂量和饲料中磷元素营养物质配比, 以实现红鳍东方鲀更佳生长效果, 增加养殖收益。同时建议在一龄红鳍东方鲀养殖阶段尽量减少养殖数量, 在系统后续增加尾水处理单元, 增加生态效益。
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