孟祥雨，宋學(xué)宏＊＊，陳桂娟，馮育青，吳林坤，沈振華

(1:蘇州大學(xué)基礎(chǔ)醫(yī)學(xué)與生物科學(xué)學(xué)院，蘇州 215123)

(2:蘇州市農(nóng)業(yè)委員會，蘇州 215128)

(3:江蘇省太湖漁業(yè)管理委員會，蘇州 215004)

太湖為淺水湖泊，部分湖區(qū)水生植被分布茂盛，其殘體堆積造成湖底高程增加.近年來，在東太湖、貢山灣、鎮(zhèn)湖灣、光福灣、胥口灣、東山灣、西山和東山相連的湖區(qū)以及東太湖和南太湖相連的湖區(qū)均存在生物量較大的水生植物[1].以水生植物為主、促淤效應(yīng)為輔的沼澤化評價原則構(gòu)建沼澤化定量評價體系.分析表明，東太湖處于沼澤化盛期，其沼澤化綜合指數(shù)為全湖最高[2].因此，有必要對水生植物暴長的區(qū)域進行人工干預(yù)，調(diào)控水生植物群落結(jié)構(gòu)，開展太湖的水生植物資源利用，減緩太湖東部尤其是東太湖的沼澤化進程[3].近年來，圍繞太湖東部湖區(qū)水草災(zāi)害，蘇州市吳中區(qū)與吳江區(qū)成立了水草打撈隊，進行水草人工打撈，以控制水草瘋長.但是這種控草措施不但會消耗大量人力、財力，打撈出的水草處理和處置是目前面臨的重大難題.因此，綜合利用水草，尋求打撈出來水草的出路問題急待解決.

中華絨螯蟹(Eriocheir sinensis)，又稱河蟹，是經(jīng)濟價值較高的水產(chǎn)養(yǎng)殖動物.金剛等對河蟹胃含物的分析表明，河蟹為雜食性兼肉食性動物，以底層群落為食[4].Rudnick 等對美國舊金山灣的河蟹胃含物進行分析表明，河蟹雖為雜食性，但主要攝食水生植物[5].東太湖是太湖東南部的一個面積約13400 hm2的湖灣，具有豐富的水生植物和螺蜆資源，水生植物主要為沉水性的金魚藻、穗花狐尾藻、苦草、馬來眼子菜、輪葉黑藻、伊樂藻等[6].國內(nèi)多項研究已分析了黑藻等多種沉水植物的營養(yǎng)成分，并進行了飼喂水產(chǎn)動物的養(yǎng)殖實驗[7-10]，這些研究結(jié)果表明沉水植物的營養(yǎng)豐富，利用潛力大.本研究在湖泊中圍成一定面積的半封閉水體，利用湖泊內(nèi)源性水草與螺螄資源開展不同放養(yǎng)密度下河蟹養(yǎng)殖實驗，以生長速度、河蟹品質(zhì)、水環(huán)境質(zhì)量為評判指標，探討利用湖泊內(nèi)源性餌料養(yǎng)殖河蟹的可行性，并在此基礎(chǔ)上估算出這種方式養(yǎng)殖河蟹的適宜放養(yǎng)量，旨在為控制草型湖泊的水草瘋長、維護水域生態(tài)穩(wěn)定提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù).

1 材料與方法

1.1 實驗地點選擇與圍網(wǎng)設(shè)置

東太湖敞水區(qū)常年平均水深為1.76 m，換水周期約為10 d[11].在該區(qū)大咀港養(yǎng)殖區(qū)南側(cè)(30°99'45″N，120°38'09″E)設(shè)置18 個網(wǎng)圍作為實驗區(qū)，每個網(wǎng)圍面積為667.5 m2(26.7 m×25.0 m)，由竹竿、鐵絲、網(wǎng)片、石龍等建成;采用雙層網(wǎng)片圍網(wǎng)，外層網(wǎng)衣用常規(guī)養(yǎng)蟹用的9 股7#網(wǎng)，內(nèi)層采用聚乙烯無結(jié)密眼網(wǎng)(網(wǎng)目0.8 mm)，養(yǎng)殖數(shù)天后水體內(nèi)有機物將網(wǎng)眼基本堵塞，使網(wǎng)圍與外湖間可以進行緩慢的水交換，使養(yǎng)殖實驗在半封閉的條件下進行.

1.2 扣蟹的放養(yǎng)與養(yǎng)殖管理

實驗用蟹種來自蘇州市吳中區(qū)臨湖扣蟹養(yǎng)殖基地，平均規(guī)格為27.5 ±2.3 g/只.實驗設(shè)A1、A2、A33 個放養(yǎng)密度組，A1組各網(wǎng)圍中放養(yǎng) 200 只(3000 只/hm2)、A2組放養(yǎng) 400 只(6000 只/hm2)、A3組放養(yǎng) 600 只(9000 只/hm2)，每組設(shè)3 個平行.飼喂太湖內(nèi)源性餌料螺螄和水草，分別從太湖螺螄或水草生物量較高的水域打撈，其中水草主要品種為輪葉黑藻、金魚藻、苦草、伊樂藻等;螺螄主要品種為銅銹環(huán)棱螺、梨形環(huán)棱螺.螺螄每月投放1 次，投喂量為河蟹體重的10 倍;水草每2 ～4 d 投喂1 次，投喂量視河蟹吃食情況而定.投喂時將養(yǎng)殖實驗區(qū)內(nèi)廢草及時撈出.各放養(yǎng)密度設(shè)對照組B1、B2、B3，投喂外源性餌料魚肉和玉米，投餌量為體重的10%，隔天投喂，動植物餌料比為6∶4.實驗時間為2011年5月20日到9月30日，期間進行水草、螺螄投入量及養(yǎng)殖廢草撈出量的記錄，并做好網(wǎng)衣的維護和防逃管理.

1.3 水質(zhì)調(diào)查

2011年5-11月，對各養(yǎng)殖圍網(wǎng)中進行水質(zhì)指標的跟蹤測定，監(jiān)測頻次為40 天/次，共5 次.水質(zhì)指標分析參照文獻[12].以與實驗區(qū)相隔 3 km(30°98'71″N，120°38'36″E)及 6 km(30°98'30″N，120°40'11″E)的東太湖自然資源保護區(qū)(非養(yǎng)殖區(qū))作為2 個對照點，測定水質(zhì).

1.4 實驗區(qū)投入產(chǎn)出比的計算

實驗區(qū)投入的成本包括網(wǎng)圍的折舊費(網(wǎng)圍一般使用3年)、蟹種費、養(yǎng)殖人工費、太湖水草與螺螄的打撈運輸費(折合成螺螄3.7 元/kg，水草1.8 元/kg);商品飼料玉米2.8 ～3.0 元/kg，冰鮮魚3.4 ～3.8 元/kg.至養(yǎng)殖結(jié)束時，平均規(guī)格為150 g/只的實驗組蟹銷售價平均為90 元/kg、平均規(guī)格為160 g/只的對照組蟹銷售價平均為120 元/kg.

1.5 河蟹品質(zhì)的測定

采用恒溫(105℃)烘干失水法(GB/T 5009.3-2003)測定水分;用微量凱氏定氮法(GB/T 5009.5-2003)測定粗蛋白含量;用索氏脂肪提取法(GB/T 5009.6-2003)測定粗脂肪含量.

1.6 數(shù)據(jù)處理

各參數(shù)計算公式為:

式中，Wt為收獲時河蟹重量(g);W0為放養(yǎng)時河蟹重量(g);L 為體長(cm);Nt為收獲時的河蟹數(shù)量，N0為放養(yǎng)時的河蟹數(shù)量，實驗結(jié)果以平均值±標準方差表示，采用SPSS 16.0 分析軟件，經(jīng)One-Way ANOVA 分析，采用Duncan's 多重檢驗分析實驗結(jié)果平均數(shù)的差異顯著性，顯著水平為0.05.

2 結(jié)果與分析

2.1 不同養(yǎng)殖模式下河蟹生長及其生產(chǎn)狀況

9月底養(yǎng)殖實驗結(jié)束時，將各網(wǎng)圍的養(yǎng)殖總投入成本與該網(wǎng)圍商品河蟹的銷售收入相比，得出各實驗組的投入產(chǎn)出比(表1).經(jīng)過4 個月的養(yǎng)殖實驗后，A1、A2、A3各處理組的成蟹規(guī)格均能達到150 g/只，各組間無顯著差異;河蟹的增肉倍數(shù)、肥滿度也較為一致.回捕率與放養(yǎng)密度呈負相關(guān)，放養(yǎng)密度越高，回捕率越低(P ＜0.05);投入產(chǎn)出比對密度存在依賴性，當放養(yǎng)密度大于6000 只/hm2時，產(chǎn)出大于投入，產(chǎn)生一定的經(jīng)濟效益.

與處理組相比，相同放養(yǎng)密度下投入外源性餌料的對照組B1、B2、B3的成蟹規(guī)格、增肉倍數(shù)均顯著高于投喂水草與螺螄的養(yǎng)殖實驗組A1、A2、A3(P ＜0.05)，但肥滿度的提高不顯著;低密度(3000 只/hm2)養(yǎng)殖組B1的回捕率顯著高于A1組(P ＜0.05)，但產(chǎn)量無顯著差異;其它兩個放養(yǎng)密度A2與B2、A3與B3組的回捕率差異不顯著，但B2與B3組的產(chǎn)量分別高于A2與A3養(yǎng)殖組(P ＜0.05);相同放養(yǎng)密度下對照各組的投入產(chǎn)出比均高于實驗養(yǎng)殖組(表1).

表1 不同養(yǎng)殖模式下河蟹的養(yǎng)殖效果Tab.1 The culture performance of E.sinensis under different breeding patterns

表2 不同養(yǎng)殖模式對河蟹可食部分營養(yǎng)成分的影響(鮮重百分比，%)Tab.2 Effects of different breeding patterns on nutritional components in edible parts of E.sinensis(as a percentage basis of wet weight，%)

2.2 不同模式下的河蟹營養(yǎng)成分比較

不同養(yǎng)殖模式下河蟹的含水量、蛋白質(zhì)、粗脂肪、肝體比等營養(yǎng)成分含量無顯著差異(P ＞0.05)，這些指標達到了陽澄湖優(yōu)質(zhì)河蟹的品質(zhì)要求[13].無論投外源性餌料還是湖泊中的水草與螺螄，各組的河蟹粗脂肪含量及肝體比雖然均與放養(yǎng)密度呈負相關(guān)，但差異不顯著(P ＞0.05，表 2).

2.3 不同養(yǎng)殖模式對水質(zhì)的影響

5-11月，雖然各實驗區(qū)的水質(zhì)指標無顯著差異，但投喂湖泊中的水草與螺螄的養(yǎng)殖區(qū)水質(zhì)有優(yōu)于投喂外源性餌料對照區(qū)的趨勢，其中TP 含量顯著低于對照區(qū)(P ＜0.05)，而與非養(yǎng)殖區(qū)相近(P ＞0.05).同時，無論是投喂湖泊中的水草與螺螄還是投喂外源性餌料，養(yǎng)殖區(qū)的高錳酸鹽指數(shù)(CODMn)、總氮(TN)、硝態(tài)氮(NO3--N)、銨態(tài)氮(NH4+-N)、總磷(TP)、葉綠素a (Chl.a)、透明度等水質(zhì)指標均略差于非養(yǎng)殖區(qū)，但各區(qū)水中溶解氧(DO)與pH 值差異不大(表3).

表3 5-11月不同養(yǎng)殖模式對水質(zhì)指標的影響Tab.3 Effects of different breeding patterns on water quality parameters from May to November

2.4 河蟹養(yǎng)殖實驗區(qū)的N、P收支

在整個實驗養(yǎng)殖周期，各圍網(wǎng)的投入品數(shù)量見表4.根據(jù)表4 的數(shù)據(jù)及河蟹的投入、產(chǎn)出量，采用物料平衡法估算各圍網(wǎng)的N、P 收支情況(表5).將湖泊內(nèi)源性餌料扣除后結(jié)果顯示，投喂湖泊內(nèi)源性餌料的A1、A2、A3實驗組輸入湖泊的N、P 營養(yǎng)鹽為負數(shù)，即這種方式是從湖泊輸出了N、P 營養(yǎng)鹽，隨著養(yǎng)殖密度的增加，投喂內(nèi)源性餌料組的N、P 凈輸出量顯著提高(P ＜0.05).而投喂外源性餌料的水域有N、P 營養(yǎng)鹽輸入湖中，造成N、P 污染，其中，高密度B3組養(yǎng)殖區(qū)顯著高于較低密度的B2、B1養(yǎng)殖區(qū)(P ＜0.05).

3 討論

3.1 投喂湖泊內(nèi)源性餌料對河蟹生長特性的影響

在湖泊富營養(yǎng)化治理過程中，人們根據(jù)水體特定的環(huán)境條件，通過選擇適當?shù)聂~、蝦、貝類進行人工放養(yǎng)，修復(fù)水域被破壞的水生動植物群落組成，增強水體自凈能力，維持生態(tài)平衡，從而達到既保護水環(huán)境又能充分利用水體漁產(chǎn)力的目的.本研究利用河蟹喜食沉水植物與螺螄的特性，在東太湖水草瘋長的區(qū)域，利用其豐富的水草與螺螄資源進行河蟹養(yǎng)殖.結(jié)果顯示，各組的河蟹含水量基本一致，無論是利用湖泊內(nèi)源性餌料的養(yǎng)殖還是投喂外源性餌料的養(yǎng)殖，河蟹可食部分的蛋白質(zhì)、脂肪含量都無顯著差異(表2)，養(yǎng)成的商品河蟹與陽澄湖中華絨鰲蟹品質(zhì)相近;投喂湖泊內(nèi)源性餌料進行養(yǎng)殖的河蟹平均重量均能達到150 g/只，已達到大規(guī)格蟹的上市標準.可見，投喂湖泊內(nèi)源性餌料的養(yǎng)殖方式不但能將河蟹養(yǎng)成，而且品質(zhì)也較好.因此，從河蟹生產(chǎn)性能和河蟹品質(zhì)分析，說明利用湖泊內(nèi)源性餌料養(yǎng)殖河蟹可滿足河蟹正常生長的需求.

表4 各圍網(wǎng)水草、螺螄及飼料的總投入量(kg/hm2)Tab.4 The total inputs of aquatic weeds，snails and feed in each net-pen

表5 各養(yǎng)殖區(qū)的N、P 收支(kg/hm2)*Tab.5 The nitrogen and phosphorus budgets in each culture area

3.2 投喂湖泊內(nèi)源性餌料養(yǎng)殖河蟹對水環(huán)境生態(tài)修復(fù)的貢獻

沉水植物是湖泊生態(tài)系統(tǒng)的重要組成成分，常作為湖泊環(huán)境變化的指示物[14-15]，具有吸收和固定水體中氮磷營養(yǎng)物質(zhì)、增加空間生態(tài)位、抑制生物性和非生物性懸浮物、改善水下光照和溶解氧條件、凈化水質(zhì)和為其他水生生物提供多樣化的生境等生態(tài)功能[16-17]，在維持湖泊生態(tài)系統(tǒng)結(jié)構(gòu)和功能方面起到十分重要的作用，但沉水植物生物量過多，枯草腐爛造成二次污染，是湖泊沼澤化的重要因素.本研究雖然未能進行沉水植物生物量的測定，但實驗過程中目測發(fā)現(xiàn)，在生態(tài)保護區(qū)(非養(yǎng)殖區(qū))沉水植物的生物量非常大，覆蓋率達90%以上，在秋季產(chǎn)生大量的枯草沉入水底而腐爛，引起水體藍藻的大量繁殖;而實驗養(yǎng)殖區(qū)的沉水植物覆蓋率基本保持在40% ～50%，且植株生命力很旺盛，很少見到枯黃的植株.本文也對各區(qū)的浮游生物進行了初步調(diào)查，發(fā)現(xiàn)非養(yǎng)殖區(qū)在9月的藻類生物量高于實驗養(yǎng)殖區(qū);而實驗區(qū)的藍藻生物量遠少于非養(yǎng)殖區(qū).因此，本研究結(jié)果驗證了當水體中沉水植物種植密度較大時，人為地將其適量遷出水體，有助于降低湖泊營養(yǎng)負荷，使富營養(yǎng)化得到控制[18].養(yǎng)殖水體的N、P 收支情況表明，利用沉水植物養(yǎng)殖河蟹在一定程度上能提高湖泊的營養(yǎng)輸出量，降低湖泊的營養(yǎng)負荷，維持湖泊生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)[19].

3.3 投喂湖泊內(nèi)源性餌料養(yǎng)殖河蟹可部分解決打撈的水草出路問題，產(chǎn)生一定的經(jīng)濟效益

無論對實驗區(qū)還是對面積更大的湖泊而言，利用湖泊內(nèi)源性水草、螺螄養(yǎng)殖河蟹，將湖泊中的TN 與TP轉(zhuǎn)化為河蟹營養(yǎng)成分，再以水產(chǎn)品的方式輸出水體，都是一種經(jīng)濟有效的水質(zhì)凈化方式.綜合實驗養(yǎng)殖區(qū)域的水質(zhì)與經(jīng)濟效益指標，作者認為利用草型湖泊內(nèi)源性餌料進行河蟹養(yǎng)殖適宜的放養(yǎng)密度為6000 只/hm2左右，按這一密度估算，投喂湖泊內(nèi)源性餌料的河蟹養(yǎng)殖每年消耗沉水植物6000 kg/hm2，可輸出N、P 分別為1.40 和0.12 kg/hm2.谷孝鴻等2002年的調(diào)查數(shù)據(jù)表明，東太湖輪葉黑藻、苦草、金魚藻等河蟹喜食的水生植物現(xiàn)存量為9.8×104t[3]，按照20%的利用率保守估算，投喂水草與螺螄的東太湖河蟹養(yǎng)殖面積可達3267 hm2左右，每年能從東太湖輸出N 和P 分別為53.9 和5.7 t，相當于消減了3.1 萬人城鎮(zhèn)居民一年的生活污水中排出的氮、磷[20]，將發(fā)揮較好的凈水作用.

從投入產(chǎn)出比分析，本項目的養(yǎng)殖效益與放養(yǎng)密度呈正相關(guān);飼喂湖泊內(nèi)源性餌料進行河蟹養(yǎng)殖時，當放養(yǎng)量達到6000 只/hm2時就能產(chǎn)生經(jīng)濟效益.如果打撈水草的費用由地方政府環(huán)保費中支出，則放養(yǎng)量為6000 只/hm2的湖泊河蟹養(yǎng)殖投入產(chǎn)出比可以從0.9∶1 提高到0.6∶1，養(yǎng)殖管理者可獲得更高的經(jīng)濟效益，同時部分解決了打撈出的水草出路問題.

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