高溫季節(jié)蟹塘不同水生植物對水質(zhì)凈化和溫室氣體排放的影響

劉永茂，付為國，金梅娟，施林林，沈明星①，張進(jìn)權(quán)

(1.江蘇大學(xué)農(nóng)業(yè)裝備工程學(xué)院，江蘇 鎮(zhèn)江 212013；2.江蘇太湖地區(qū)農(nóng)業(yè)科學(xué)研究所，江蘇 蘇州 215155)

中華絨螫蟹(Eriocheirsinensis，以下簡稱“河蟹”)養(yǎng)殖業(yè)為我國淡水漁業(yè)的支柱性產(chǎn)業(yè)之一，其高產(chǎn)高效的關(guān)鍵技術(shù)之一是如何科學(xué)合理地在養(yǎng)殖水體內(nèi)種植水生植物[1-2]，蟹塘水生植物不僅可為河蟹提供天然餌料以及棲息、蛻殼、隱蔽的場所[1,3]，還可凈化水質(zhì)，進(jìn)而提高河蟹的產(chǎn)量與品質(zhì)[1]。如伊樂藻(Elodeanuttdlii)常被作為蟹塘植物進(jìn)行廣泛種植[4]。然而，伊樂藻不耐高溫，高溫季節(jié)不僅停止生長，而且大量死亡腐爛，致使河蟹生境惡化，對河蟹生長尤為不利，因此尋找伊樂藻的替代品是現(xiàn)代河蟹生態(tài)養(yǎng)殖的重要研究內(nèi)容。

蕹菜(Ipomoeaaquatica)和水稻(Oryzasativa)可水生生長，且在35～40 ℃范圍內(nèi)生長良好[5-6]，是優(yōu)良的高溫期蟹塘候選植物。目前已有將蕹菜和水稻作為水生植物栽植蟹塘的初步報道[7-9]。河蟹養(yǎng)殖過程中，水體高碳氮負(fù)荷促進(jìn)了CH4和N2O等溫室氣體排放[3]。朱林等[10]和林海等[11]對夏季池塘溫室氣體排放的研究表明，夏季養(yǎng)殖塘均表現(xiàn)為溫室氣體的源，但栽植不同水生植物的養(yǎng)殖塘所產(chǎn)生的溫室效應(yīng)也不相同。因此，合理安排高溫季蟹塘水生植物對溫室氣體減排至關(guān)重要。

該研究以伊樂藻為對照，選用蕹菜和水稻2種植物，分別作為蟹塘水生植物栽植于河蟹養(yǎng)殖塘，比較研究其在高溫季節(jié)對河蟹產(chǎn)量、蟹塘水質(zhì)凈化效果及溫室氣體減排效應(yīng)的影響，為選擇河蟹穩(wěn)產(chǎn)、蟹塘低污染風(fēng)險以及低溫室氣體排放相協(xié)同的耐高溫蟹塘水生植物提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

試驗于2018年4—11月在蘇州市相城區(qū)太平鎮(zhèn)河蟹養(yǎng)殖塘(31°26′37.84″ N，120°42′43.92″ E)進(jìn)行。河蟹養(yǎng)殖周期內(nèi)氣溫和降雨量的變化如圖1所示。養(yǎng)殖周期內(nèi)降雨量變化范圍為0.25～86.25 mm，日均降雨量為2.95 mm。日均溫變化范圍為10.1～35.0 ℃，其中4—6月均溫為23.4 ℃，7—9月氣溫最高，均溫高達(dá)30.0 ℃，為高溫期，10月均溫為19.5 ℃。

1.2 試驗設(shè)計

試驗塘為2015年人工開挖，每個塘的面積約為100 m2，深度為1.5 m，四周用混凝土作為隔離，并用高約20 cm的垂直鋁板防止河蟹逃逸。試驗共設(shè)伊樂藻、蕹菜和水稻3個處理，分別記為EL、IP和OR，采用隨機區(qū)組設(shè)計，每個處理重復(fù)3次。

圖1 2018年河蟹養(yǎng)殖周期內(nèi)氣溫和降雨量變化

水生植物的栽種面積約占塘面的60%，并分成2個30%覆蓋小區(qū)。栽種方式如下：(1)伊樂藻，3月15日在9個蟹塘池底60%的區(qū)域栽種伊樂藻，方式為幼苗移栽，每簇種植面積為0.5 m×0.5 m，每簇40株左右，簇間距為1.0 m。(2)蕹菜，4月20日在室內(nèi)培育，室溫下生長30～40 d后，將蕹菜移入蟹塘，使其覆蓋度為塘面的60%，其底部伊樂藻已在前期人工移除。(3)水稻，4月10日播種并培育毯苗，水稻幼苗在室溫下生長50～60 d后移入蟹塘，保持水稻覆蓋度為60%，且底部伊樂藻也經(jīng)人工移除。蕹菜和水稻四周用浮框固定，防止無序漂浮。

4月5日放養(yǎng)蟹苗，蟹苗規(guī)格為80～100 只·kg-1，投放量為15 000只·hm-2。以飼料、冰鮮帶魚等作為河蟹餌料，并根據(jù)河蟹生長情況動態(tài)投喂，平均每日每只蟹約1.5～2.5 g，投餌時間為17:00左右。試驗期間每日對蟹塘微孔增氧7～10 h，一般為20:00至次日06:00，陰雨天全天持續(xù)增氧；根據(jù)降雨情況和水位變化，為保證蟹塘水位，每2～3 d進(jìn)水1次。養(yǎng)殖期內(nèi)向蟹塘投放螺螄8 000 kg·hm-2，用于凈化水質(zhì)和提供活體餌料。

1.3 樣品采集與測定

1.3.1水樣采集與測定

因高溫期為河蟹養(yǎng)殖關(guān)鍵期，筆者僅對7—9月養(yǎng)殖水體進(jìn)行動態(tài)監(jiān)測，期間每隔10 d對每個塘按“S”型分5點取樣測定，時間為09:00—11:00，如遇雨天或臺風(fēng)則延后采樣?，F(xiàn)場測量溶解氧(DO)濃度、水溫和pH值，深度為水下20 cm；同時取5～10 cm深處水樣混合后立即冰凍，盡快帶回實驗室利用流動分析儀(Skalar SAN++)測定總氮(TN)、總磷(TP)、銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3--N)和亞硝態(tài)氮(NO2--N)濃度。葉綠素a(Chl a)濃度參照HJ 897—2017《水質(zhì)葉綠素a的測定 分光光度法》測定[12]。

1.3.2植株樣的采集、測定與計算

養(yǎng)殖結(jié)束時，每個塘收割1 m2植物，帶回實驗室晾干水分，將植株樣品在105 ℃下殺青20 min，然后80 ℃烘干至恒量，記錄植株干物質(zhì)量。植株樣品經(jīng)粉碎機(FZ102，泰斯特，天津)粉碎后，分別測定植株TN和TP含量[13]。計算植株TN和TP同化量，公式為

AN=MN×D/1 000，

(1)

AP=MP×D/1 000。

(2)

式(1)～(2)中，AN為植株氮同化量，kg·hm-2；MN為植株氮含量，g·kg-1；D為植株干物質(zhì)量，kg·hm-2；AP為植株磷同化量，kg·hm-2；MP為植株磷含量，g·kg-1。

1.3.3CH4與N2O的采集、測定與計算

7—9月每隔10 d采集1次溫室氣體，采氣時間為08:30—11:30[14]。CH4和N2O采用靜態(tài)箱法采集。采樣箱為有機玻璃制成的無底長方體，箱體外層包裹錫箔，底座用泡沫板制成，箱體的長、寬、高分別為37、37、60 cm。采樣前先將底座放置于蟹塘水面中心位置并固定，為盡可能減少采樣干擾，在蟹塘中心位置處搭建木橋以便采樣。采樣時，先在底座凹槽內(nèi)添加適量的水，再將頂箱扣在底座凹槽內(nèi)，同時接通電源、打開風(fēng)扇，混勻箱內(nèi)氣體。扣箱時按0、10、20和30 min時間間隔，用50 mL注射器抽取約100 mL氣體打入真空的鋁箔采樣袋內(nèi)，并記錄箱內(nèi)溫度。每次采完氣體后，將頂箱移走，保留底座不動。將采樣袋帶回實驗室，CH4和N2O氣體濃度采用島津GC-2014C氣相色譜儀測定。

蟹塘N2O與CH4排放通量計算公式[15]為

(3)

蟹塘N2O與CH4累積排放量的計算公式[16]為

(4)

式(4)中，Y為氣體累積排放量，kg·hm-2；Fi和Fi+1分別為第i次和第i+1次采樣的氣體排放通量，mg·m-2·h-1；ti+1-ti為2次采樣間隔天數(shù)，d；n為采樣次數(shù)；100為單位轉(zhuǎn)換系數(shù)。

不同溫室氣體的全球增溫潛勢(GWP)不同，100 a時間尺度上，CH4和N2O的GWP 分別為CO2的25和298倍，將1 kg·hm-2CO2通量的GWP定為1，可求得100 a時間尺度上各處理CH4和N2O的GWP[17]。將各處理的CH4和N2O排放量轉(zhuǎn)化為CO2當(dāng)量(Eq-CO2)，更加有利于評價蟹塘不同水生植物處理的溫室效應(yīng)。

1.3.4水生植物管理與河蟹產(chǎn)量測定

7—9月為保持60%的蕹菜和伊樂藻覆蓋率，定期將超出限制區(qū)域生長的蕹菜和伊樂藻進(jìn)行刈割，使蕹菜和伊樂藻的覆蓋率與水稻保持一致，將刈割的植物組織計入總生物量。10月底池塘中的水完全排干后，常規(guī)捕捉河蟹，測定其產(chǎn)量。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2016進(jìn)行數(shù)據(jù)整理，SPSS 21.0軟件進(jìn)行統(tǒng)計分析，試驗結(jié)果以平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤表示，各處理的數(shù)據(jù)用單因素(one-way ANOVA) LSD法進(jìn)行差異顯著性檢驗(顯著性水平為P<0.05)，運用Sigma Plot 12.5軟件作圖。蟹塘水環(huán)境評價依據(jù)GB 3838—2002《地表水環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)》。

2 結(jié)果與分析

2.1 河蟹產(chǎn)量變化

與伊樂藻處理相比，蕹菜和水稻處理河蟹總產(chǎn)量分別減少85.39和7.34 kg·hm-2，公蟹產(chǎn)量分別減少93.33和31.53 kg·hm-2，母蟹產(chǎn)量分別增加7.94和42.19 kg·hm-2。3個處理間河蟹產(chǎn)量均無顯著差異(表1)。

表1 不同處理下河蟹產(chǎn)量

2.2 水體環(huán)境因子變化特征

2.2.1蟹塘水體氮濃度變化

蕹菜、水稻比伊樂藻有更高的TN削減能力，且多數(shù)時間點差異顯著(除7月18日和9月18日以外)。由圖2可見，蕹菜和水稻處理水體TN平均質(zhì)量濃度分別為0.66和0.64 mg·L-1，較伊樂藻處理分別削減18.0%和19.4%，且差異顯著(P<0.05)；NH4+-N平均質(zhì)量濃度分別為0.07和0.04 mg·L-1，較伊樂藻處理分別削減30.3%和62.3%，但差異不顯著(P>0.05)。試驗期間各處理水體TN和NH4+-N濃度隨時間變化的趨勢總體一致。伊樂藻、蕹菜和水稻處理下蟹塘水體TN平均質(zhì)量濃度達(dá)到GB 3838—2002中的Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)(≤ 1.0 mg·L-1)。

蕹菜與水稻處理NO3--N平均質(zhì)量濃度均為0.04 mg·L-1，較伊樂藻處理削減26.1%，且差異顯著(P<0.05)；NO2--N平均質(zhì)量濃度較伊樂藻處理分別削減44.6%和61.7%，且差異顯著(P<0.05)。

以上水質(zhì)分析結(jié)果表明，在河蟹生長和水質(zhì)管理關(guān)鍵期，蕹菜和水稻可將蟹塘水體中氮含量控制在較低水平，且對TN的削減效果顯著好于伊樂藻(P<0.05)，水稻對TN的削減效果雖高于蕹菜，但兩者差異不顯著(P>0.05)。

EL—伊樂藻；IP—空心菜；OR—水稻。

2.2.2蟹塘水體磷濃度變化

由圖3可見，試驗期間，各處理TP濃度隨時間的變化趨勢總體一致。

EL—伊樂藻；IP—空心菜；OR—水稻。

與伊樂藻相比，蕹菜和水稻處理對蟹塘水體中TP有削減作用，而大多數(shù)時間點無顯著差異(P>0.05)。蕹菜和水稻處理TP平均質(zhì)量濃度均為0.04 mg·L-1，較伊樂藻處理削減29.9%。綜上，依據(jù)地表Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)〔ρ(TP)≤ 0.05 mg·L-1〕，伊樂藻處理7月18、30日和9月18日的TP濃度超標(biāo)，超標(biāo)幅度依次為36.0%、14.0%和47.8%。蕹菜和水稻處理水體TP平均濃度達(dá)到地表Ⅲ類水標(biāo)準(zhǔn)。

2.2.3蟹塘水生植物對氮磷的吸收富集作用

由表2可知，各處理植物TN含量差異顯著，蕹菜最高，伊樂藻次之，水稻最低。與伊樂藻相比，蕹菜TN含量提高67.78%，水稻TN含量下降29.34%；蕹菜和水稻TP含量分別較伊樂藻下降0.62%和29.72%。與伊樂藻相比，蕹菜氮同化量提高87.54%(P<0.05)，水稻氮同化量降低32.27%(P<0.05)；蕹菜磷同化量提高10.17%(P>0.05)，水稻磷同化量降低32.83%(P<0.05)。

2.2.4水溫、pH值、DO與Chl a濃度變化

圖4顯示，蕹菜和水稻處理平均水溫均為28.7 ℃，較伊樂藻處理顯著降低(P<0.05)。蕹菜和水稻處理DO平均質(zhì)量濃度分別為7.11和5.72 mg·L-1，顯著低于伊樂藻處理(P<0.05)。這可能是因為蕹菜和水稻的蟹塘覆蓋度達(dá)60%左右，其漂浮或懸浮于水中，影響了水中藻類的光合作用。

蕹菜和水稻處理水體pH均值分別為9.28和8.70，低于伊樂藻處理，但無顯著差異(P>0.05)。3個處理的水體pH值表現(xiàn)為伊樂藻>蕹菜>水稻，原因之一是伊樂藻的光合作用致使水體中游離的CO2被大量消耗，改變了水中的CO2-HCO3--CO32-平衡[18]，使得pH值升高。

表2 不同處理下植物體內(nèi)富集的氮磷量

蕹菜和水稻處理Chl a平均質(zhì)量濃度分別為2.53和3.57 μg·L-1，較伊樂藻處理顯著降低(P<0.05)。試驗期間，蟹塘水體Chl a濃度隨時間的變化趨勢基本一致，但8月10日伊樂藻處理Chl a質(zhì)量濃度出現(xiàn)峰值(8.55 μg·L-1)。主要有以下2個方面的原因：其一，高溫天氣池塘水體蒸發(fā)作用加強，為保證水位，進(jìn)水量增大，進(jìn)水引入浮游植物，其在高水溫條件下生長速率較高；其二，隨著水溫的升高，伊樂藻逐漸死亡，所占面積減退，對氮、磷元素的吸收逐漸減少，某些藻類開始增殖，導(dǎo)致伊樂藻處理水體Chl a濃度上升。

EL—伊樂藻；IP—空心菜；OR—水稻。

2.3 蟹塘CH4和N2O排放通量的變化

2.3.1CH4排放通量變化

各處理蟹塘CH4排放通量呈先上升后下降的時間變化趨勢。蕹菜和水稻處理CH4排放通量在7月30日出現(xiàn)峰值，分別為5.98和8.06 mg·m-2·h-1。試驗期間，蕹菜和水稻處理CH4平均排放通量分別為2.12和2.08 mg·m-2·h-1，比伊樂藻處理有所增加，但無顯著差異(P>0.05)。

2.3.2N2O排放通量變化

由圖5可見，伊樂藻處理N2O排放通量呈先上升后下降的時間變化趨勢，蕹菜和水稻處理N2O排放通量則先下降后上升。蕹菜和水稻處理N2O平均排放通量分別為0.38和0.48 mg·m-2·h-1，較伊樂藻處理有所減少，但無顯著差異(P>0.05)。

EL—伊樂藻；IP—空心菜；OR—水稻。

2.3.3CH4和N2O累積排放量及綜合溫室效應(yīng)

從CH4累計排放量(表3)來看，試驗期間蕹菜和水稻處理CH4累積排放量顯著高于伊樂藻處理(P<0.05)，其值分別為36.32、31.40和8.21 kg·hm-2。由表3可知，伊樂藻和水稻處理N2O累積排放量高于蕹菜處理，其值分別為8.99、6.55、5.66 kg·hm-2，但3者間無顯著差異(P>0.05)。

不同處理下CH4和N2O排放的GWP表現(xiàn)為伊樂藻>水稻>蕹菜，且伊樂藻和水稻處理CH4和N2O排放的GWP分別比蕹菜增加100.73 和1 189.14 kg·hm-2(以CO2當(dāng)量計)。該結(jié)果表明，伊樂藻和水稻可導(dǎo)致溫室效應(yīng)加強，但3個處理間并無顯著差異(P>0.05)。對伊樂藻和水稻而言，蕹菜更有助于減少CH4和N2O排放的溫室效應(yīng)。

表3 不同處理下蟹塘的溫室效應(yīng)

3 討論

3.1 不同處理下河蟹產(chǎn)量及蟹塘水體氮磷含量的變化

蘇南地區(qū)高溫?zé)岷μ鞖庵饕杏?—8月，持續(xù)高溫致使河蟹生長緩慢，蛻殼延遲，產(chǎn)量和品質(zhì)下降。盡管蕹菜和水稻處理水溫較低，但河蟹產(chǎn)量均無顯著差異，這可能與蕹菜及水稻處理水體DO濃度較低有關(guān)，下一步研究應(yīng)進(jìn)一步提高蕹菜和水稻處理水體DO濃度。7月中旬伊樂藻開始出現(xiàn)浮根和死亡等現(xiàn)象，蕹菜長勢良好，而水稻由于密度較大，在8月中下旬即開始結(jié)實并逐漸死亡，因此利用水稻毯苗作全周期凈化植物可能并不適宜。蕹菜生物量最高，伊樂藻次之，水稻最低，蕹菜的TN富集量顯著高于伊樂藻和水稻，伊樂藻與蕹菜的TP富集量無顯著差異。

蟹塘水體中冗余的氮磷來源于殘餌及河蟹排泄物。伊樂藻處理的蟹塘水體中TN、TP、NH4+-N、NO3--N和NO2--N濃度高于蕹菜和水稻。這主要是因為伊樂藻在7月中旬出現(xiàn)一定程度的衰亡和腐爛，死亡腐爛的伊樂藻會向水中釋放氮磷[19]，從而造成蟹塘水體氮磷濃度上升；而蕹菜和水稻漂浮或懸浮于水中，根系直接從上覆水吸收養(yǎng)分，與底泥的交互作用較小[20]。高溫季節(jié)保持60%的蕹菜和水稻覆蓋對蟹塘水體中的氮磷均有去除效果，但兩者差異不顯著(P>0.05)。主要原因是蟹塘水體營養(yǎng)不足在很大程度上限制了蕹菜和水稻的生長，而伊樂藻扎根底泥，從底泥吸收養(yǎng)分供給其生長[20]，故不存在營養(yǎng)不足的問題；其次，蕹菜和水稻可通過同化吸收、促進(jìn)水中含氮磷顆粒物的沉降以及反硝化等途徑降低水體中氮含量[21]。水源TN平均質(zhì)量濃度為1.25 mg·L-1，養(yǎng)殖塘定期換水及高溫季節(jié)科學(xué)管理，蟹塘水體水質(zhì)總體上富營養(yǎng)化程度不高，水質(zhì)達(dá)到地表Ⅲ、Ⅳ類水標(biāo)準(zhǔn)。例如，李鳳博等[7]在魚塘種植60%的水稻發(fā)現(xiàn)，種稻魚塘水體中冗余的氮含量比不種稻魚塘顯著降低，且至水稻收獲期，種稻魚塘TN、TP、NH4+-N、NO3--N質(zhì)量濃度分別為0.49、0.08、0.10和0.08 mg·L-1。筆者試驗中水稻對蟹塘水體氮磷的去除效果與上述研究較為接近。王茂元[9]研究了覆蓋率為5%、10%和20%的蕹菜浮床對羅非魚養(yǎng)殖池塘的凈化作用，結(jié)果表明，蕹菜浮床覆蓋率為20%時對池塘水體氮磷的去除率最大，試驗結(jié)束時池塘水體TN、TP、NH4+-N、NO3--N質(zhì)量濃度分別為1.53、0.22、0.30和1.02 mg·L-1。從凈化效果來看，筆者試驗中蕹菜對蟹塘水體氮磷的去除效果要好于上述研究，這可能是覆蓋率的差異所致。

3.2 不同處理下蟹塘溫室氣體的排放及綜合增溫效應(yīng)

3.2.1CH4排放量

3個處理CH4排放通量隨時間變化總體呈減弱態(tài)勢。夏季蟹塘CH4排放量為69.1 kg·hm-2[11]，該試驗3個處理蟹塘CH4排放量分別較其降低47.44%、54.56%和88.12%，說明蟹塘CH4排放量具有地區(qū)差異性。稻田轉(zhuǎn)變?yōu)樾诽梁螅瑲堭D和排泄物等有機物比作物殘余物更易分解，為CH4生成提供了豐富的碳源；池塘沉積物被永久淹沒，形成的厭氧環(huán)境為CH4生成提供了理想條件，使得蟹塘CH4排放量急劇增加[3]。該試驗中，蕹菜和水稻處理CH4排放量均顯著高于伊樂藻，其原因與CH4產(chǎn)生所需厭氧環(huán)境及CH4產(chǎn)生后上下交換過程中被氧化的程度有關(guān)[22]。其一，蕹菜和水稻處理水體DO濃度相對較低，池塘底層易形成缺氧或厭氧環(huán)境，有利于產(chǎn)甲烷菌的繁殖[22]；其二，伊樂藻的光合作用使得水體中DO濃度增加，CH4被氧化；其三，前人研究表明植物通氣組織是CH4的重要傳輸途徑[23]。HU等[24]發(fā)現(xiàn)，養(yǎng)殖過程中連續(xù)曝氣時CH4排放量相對較低，且曝氣增氧是影響CH4排放的關(guān)鍵因素。蕹菜和水稻處理水體DO濃度較低，CH4排放較伊樂藻處理有所增加。如何通過對蕹菜和水稻處理采取曝氣增氧措施，以控制CH4增排有待進(jìn)一步研究。

3.2.2N2O排放量

水生生態(tài)系統(tǒng)沉積物中微生物的硝化和反硝化作用是N2O產(chǎn)生和排放的主要途徑，N2O排放量受無機氮底物濃度的影響。高溫季節(jié)蟹塘水深約1.0 m，淹水厭氧環(huán)境抑制了硝化作用的進(jìn)行[25]。3個處理N2O排放量均較低，且N2O排放量無顯著差異，但蕹菜和水稻處理較伊樂藻處理有所降低，可能與微生物的硝化和反硝化作用有關(guān)。池塘生態(tài)系統(tǒng)N2O產(chǎn)生與排放還受溫度、沉積物理化條件、沉積物中碳氮含量、植被覆蓋等多重因素的影響。

3.2.3蟹塘綜合溫室效應(yīng)

有研究發(fā)現(xiàn)，在蟹塘種植水草對CO2和CH4有明顯的減排效果，具有減緩綜合溫室效應(yīng)的潛力[11]。筆者試驗在未考慮不同處理蟹塘CO2排放環(huán)境效益的前提下，對河蟹養(yǎng)殖系統(tǒng)CH4和N2O排放產(chǎn)生的溫室效應(yīng)進(jìn)行了分析，3個處理在河蟹養(yǎng)殖高溫期均表現(xiàn)為溫室氣體的源，而蕹菜處理產(chǎn)生的綜合溫室效應(yīng)最低，表明蕹菜的減排效果更佳，因此，在蟹塘種植蕹菜具有較好的推廣價值。

4 結(jié)論

蕹菜和水稻作為高溫季蟹塘凈化植物，與伊樂藻相比，對公母河蟹產(chǎn)量的影響無顯著差異，從產(chǎn)量上具有替代傳統(tǒng)養(yǎng)殖模式的潛力。與伊樂藻相比，蕹菜和水稻對蟹塘水體中TN有明顯削減作用，且多數(shù)時間點差異顯著，對TP的削減作用則無顯著差異。與伊樂藻相比，蕹菜的氮磷同化量最高，水稻次之。高溫期3種水生植物蟹塘均表現(xiàn)為大氣CH4和N2O的源，但綜合溫室效應(yīng)明顯不同。蕹菜雖然顯著增加了CH4排放(P<0.05)，但N2O排放有所降低(P>0.05)，蕹菜處理的綜合溫室效應(yīng)較伊樂藻和水稻處理分別減少16.7%和15.7%。綜合考慮3種水生植物處理下的河蟹產(chǎn)量、水體凈化效果和溫室效應(yīng)，以蕹菜作為高溫季節(jié)蟹塘的優(yōu)選水生植物最為適合。