放養(yǎng)密度對(duì)寒區(qū)稻-扣蟹共作模式中河蟹生長(zhǎng)及水質(zhì)的影響

王世會(huì)，趙志剛，羅亮，張瑞，郭坤，徐偉，梁利群，張旭彬

（1.中國水產(chǎn)科學(xué)研究院黑龍江水產(chǎn)研究所,黑龍江省冷水性魚類種質(zhì)資源及增養(yǎng)殖重點(diǎn)開放實(shí)驗(yàn)室，黑龍江 哈爾濱 150070；2.中國水產(chǎn)科學(xué)研究院鹽堿水域漁業(yè)程技術(shù)研究中心（哈爾濱），黑龍江 哈爾濱 150070；3.黑龍江省水產(chǎn)技術(shù)推廣總站，黑龍江 哈爾濱 150010）

作為我國目前主推的一項(xiàng)生態(tài)循環(huán)農(nóng)業(yè)綠色種養(yǎng)模式，稻漁綜合種養(yǎng)發(fā)展迅速。該種養(yǎng)模式可顯著增加經(jīng)濟(jì)效益，使種植業(yè)與水產(chǎn)養(yǎng)殖業(yè)的生態(tài)環(huán)境服務(wù)功能更加明顯，是發(fā)展“高效、優(yōu)質(zhì)、生態(tài)、健康、安全”環(huán)境友好型水產(chǎn)養(yǎng)殖的有效途徑[1]。稻蟹綜合種養(yǎng)是稻漁綜合種養(yǎng)的重要模式之一，主要分布在我國北方地區(qū)，2019 年在全國的應(yīng)用面積為1.37×105hm2[2]。與水稻單作模式比較，稻蟹綜合種養(yǎng)的優(yōu)勢(shì)在于可以實(shí)現(xiàn)一田兩出[3]。目前對(duì)稻蟹綜合種養(yǎng)模式下的土壤理化性質(zhì)[4]、底棲生物[5]、浮游動(dòng)物[6]、稻田水質(zhì)變化[7，8]、中華絨螯蟹（Eriocheir sinensis）腸道微生物和環(huán)境微生物[9]、經(jīng)濟(jì)和環(huán)境效應(yīng)評(píng)估[10]、氯蟲苯甲酰胺類農(nóng)藥的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[11]、甲烷和氧化亞氮排放[12]和水稻品質(zhì)[13]等均有研究，但針對(duì)我國高寒地區(qū)（黑龍江省）稻蟹綜合種養(yǎng)中華絨螯蟹生長(zhǎng)及水質(zhì)狀況研究較少，這不利于全面評(píng)估我國稻蟹綜合種養(yǎng)模式經(jīng)濟(jì)及生態(tài)效益。黑龍江省作為我國水稻種植面積第一大省，發(fā)展稻蟹綜合種養(yǎng)潛力巨大。盡管稻田資源豐富，但黑龍江省地處高寒地區(qū)，水產(chǎn)動(dòng)物在稻田中的生長(zhǎng)期短、有效積溫低，適合稻漁綜合種養(yǎng)的水產(chǎn)動(dòng)物較少。稻蟹共作模式作為黑龍江省目前主要的稻漁綜合種養(yǎng)模式，在生產(chǎn)過程中能夠產(chǎn)生良好的綜合效益。

中華絨螯蟹俗稱河蟹或大閘蟹，主要分布于我國東部沿海通海的河流或湖泊中[14,15]，長(zhǎng)期地理隔離形成了不同的地理種群，包括遼河、黃河、長(zhǎng)江、甌江和閩江等水系[16]。遼河水系和長(zhǎng)江水系中華絨螯蟹是目前已成功開發(fā)的稻蟹共作模式的主要養(yǎng)殖種類，遼河水系中華絨螯蟹生長(zhǎng)成熟期較短，是目前寒冷地區(qū)稻蟹共作模式的主要養(yǎng)殖對(duì)象，但其商品規(guī)格相對(duì)較小，市場(chǎng)價(jià)格受限。長(zhǎng)江水系中華絨螯蟹因個(gè)體較大，市場(chǎng)價(jià)格相對(duì)較高。已有諸多文獻(xiàn)報(bào)道了湖泊和池塘養(yǎng)殖模式下不同水系中華絨螯蟹的生長(zhǎng)性能[17-19]，但在寒區(qū)稻蟹共作模式下長(zhǎng)江水系中華絨螯蟹生長(zhǎng)性能等研究較少。水質(zhì)理化因子嚴(yán)重影響稻蟹共作的經(jīng)濟(jì)和生態(tài)效益，探明其在稻蟹綜合種養(yǎng)過程中的變化規(guī)律，對(duì)于解析該模式在高寒地區(qū)的生態(tài)效益具有重要意義。為此，本研究以長(zhǎng)江水系中華絨螯蟹為研究對(duì)象，采用放養(yǎng)密度，探究水稻單作及稻-扣蟹共作期間中華絨螯蟹與水稻的生長(zhǎng)性能及水質(zhì)變化狀況，以期為我國寒冷地區(qū)稻蟹共作模式的科學(xué)構(gòu)建提供技術(shù)參數(shù)，及為寒冷地區(qū)稻田大規(guī)格蟹種培育提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 材料及實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)

實(shí)驗(yàn)蟹為長(zhǎng)江水系III 期幼蟹，平均體質(zhì)量為（1.02±0.16）g；實(shí)驗(yàn)用水稻品種為“綏粳4”。實(shí)驗(yàn)在黑龍江省綏化市北林區(qū)稻漁綜合種養(yǎng)基地（127.08°E，46.88°N）進(jìn)行（圖1）。灌溉用水源為呼蘭河。

圖1 實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)示意圖Fig.1 Schematic diagram of experiment location

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究共設(shè)置1 個(gè)對(duì)照組（水稻單作，RM）和3個(gè)處理組（稻蟹共作組，RCC）：中華絨螯蟹設(shè)3 個(gè)密度，分別為22 500 只/hm2（稻蟹共作I，RCCI）、45 000只/hm2（稻蟹共作II，RCCII）和67 500 只/hm2（稻蟹共作III，RCCIII），每個(gè)實(shí)驗(yàn)單元300 m2，每組3 個(gè)重復(fù)，共計(jì)12 個(gè)實(shí)驗(yàn)單元。對(duì)照組不挖環(huán)溝，常規(guī)手插秧，插秧行距30 cm，穴距15 cm，每穴3～4 株；處理組在距稻田埂1 m 處開挖梯形環(huán)溝，環(huán)溝上部寬0.6 m、下部寬0.3 m、深0.4 m，環(huán)溝面積不超過稻田總面積的10%。處理組采用“大壟雙行，邊溝加密”的栽培模式，手插秧，插秧行距40 cm 與行距20 cm 間隔排列，穴距15 cm，每穴3～4 株。借助稻田邊際通風(fēng)透光的優(yōu)勢(shì)，在環(huán)溝周圍兩側(cè)增加插秧密度，將環(huán)溝占用的水稻補(bǔ)上，保證每個(gè)稻田塊插秧穴數(shù)一致。稻田四周設(shè)底端埋入土下20 cm、地面上40 cm 高的防逃網(wǎng)。6 月2 日水稻插秧，7 月6 日投放長(zhǎng)江水系III 期幼蟹，每天17:00 給中華絨螯蟹投喂配合飼料（盤錦光合蟹業(yè)有限公司），按體質(zhì)量2%～3%投喂，晴天正常投喂，小雨天少投喂，大雨天不投喂。稻蟹共作期間，每?jī)芍苌衔?:00～11:00采集一次水質(zhì)樣品。

1.3 數(shù)據(jù)采集、分析及指標(biāo)測(cè)定

1.3.1 水稻和扣蟹生長(zhǎng)性能

9 月下旬，統(tǒng)計(jì)水稻產(chǎn)量、養(yǎng)成扣蟹平均體質(zhì)量。隨機(jī)取100 只養(yǎng)成扣蟹，擦干體表水分后，用電子天平精確稱重（精確度=0.01 g），計(jì)算增重率（weight gain rate,WGR,%）和特定生長(zhǎng)率（specific growth rate,SGR,%/d）。計(jì)算公式如下：

式中：Wf為終末扣蟹的體質(zhì)量（g），Wi為初始III 期幼蟹的體質(zhì)量（g），D 為養(yǎng)殖時(shí)間（d）。

1.3.2 水體和土壤環(huán)境因子測(cè)定

水體溫度（TEMP）、溶解氧（DO）、pH 和電導(dǎo)率（SPC）采用美國維賽多參數(shù)水質(zhì)分析儀（YSI Professional Plus）現(xiàn)場(chǎng)測(cè)定。水體總氨氮（TAN）、亞硝酸態(tài)氮（NO2-N）、硝酸態(tài)氮（NO3-N）、總氮（TN）、正磷酸鹽（PO4-P）、總磷（TP）、化學(xué)需氧量（COD）和葉綠素a（Chl.a）含量按照水和廢水監(jiān)測(cè)分析方法[20]測(cè)定，土壤TN、TP 采用相應(yīng)方法[21，22]測(cè)定。

所有數(shù)據(jù)均采用平均值±標(biāo)準(zhǔn)誤（Mean±SE）表示，采用SPSS 22.0 軟件統(tǒng)計(jì)分析。數(shù)據(jù)采用單因素方差（ANOVA）分析，Duncan 氏法多重比較，P<0.05 表示差異顯著。

2 結(jié)果與分析

2.1 中華絨螯蟹生長(zhǎng)和水稻產(chǎn)量

三種放養(yǎng)密度中華絨螯蟹的終末體質(zhì)量、WGR和SGR 均無顯著性差異（P>0.05）。稻蟹共作組水稻產(chǎn)量均高于水稻單作產(chǎn)量，且稻蟹共作III 產(chǎn)量顯著高于其他處理組（P<0.05）（表1）。

表1 不同處理組中華絨螯蟹的生長(zhǎng)參數(shù)及水稻產(chǎn)量Tab.1 The growth performance of Eriocheir sinensis and yield of Oryza sativa L.in each treatment

2.2 水環(huán)境因子

整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，水稻單作與稻蟹共作組的TEMP、DO、pH、TAN、NO2-N、NO3-N、TN 和COD 含量均無顯著性差異（P>0.05）。稻蟹共作組SPC、TP、Chl.a 含量顯著高于水稻單作（P<0.05），水稻單作PO4--P 含量則顯著高于稻蟹共作組（P<0.05）。水稻單作組土壤中TN 和TP 含量均高于稻蟹共作組，且TN 含量存在顯著性差異（P<0.05）（表2）。

表2 實(shí)驗(yàn)期間各處理組水質(zhì)及土壤參數(shù)Tab.2 Water quality and soil parameters in each treatment during the experiment

整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，稻田水體TEMP 呈現(xiàn)波動(dòng)性變化（圖2），進(jìn)入8 月份后，TEMP 逐漸下降，9 月2 日降至18.8℃左右。四組稻田TEMP 基本一致，無顯著性差異（P>0.05）。pH 呈先下降后上升趨勢(shì)，但各組略有不同（圖3）。8 月5 日水稻單作pH 為5.68，而稻蟹共作I 為5.87，稻蟹共作II 為5.92，稻蟹共作III 為5.99，以上四組間均存在顯著性差異（P<0.05）。8 月15 日水稻單作pH 為6.68，稻蟹共作I 為6.84，稻蟹共作II 為6.94，稻蟹共作III 為6.90，水稻單作與稻蟹共作組存在顯著性差異（P<0.05），稻蟹共作組內(nèi)無顯著性差異（P>0.05）。9 月2 日稻蟹共作I和稻蟹共作II 無顯著性差異（P>0.05），但以上兩個(gè)處理組與稻蟹共作III 存在顯著性差異（P<0.05）。

圖2 各處理組稻田水體溫度變化Fig.2 Changes in paddy field water temperature in each treatment

圖3 各處理組稻田水體p H 變化Fig.3 Changes in paddy field water pH in each treatment

圖4 和圖5 分別為各處理組稻田水體DO 和SPC 變化趨勢(shì)。整體來看，7 月11 日到8 月24 日間，除稻蟹共作I 外，其余各組稻田中水體DO 值均降低，8 月24 日之后又逐漸升高。7 月11 日水稻單作與稻蟹共作組DO 值存在顯著性差異（P<0.05）。8月5 日，水稻單作、稻蟹共作II 和稻蟹共作III DO值無顯著性差異（P>0.05），但與稻蟹共作I 有顯著性差異（P<0.05）。9 月2 日，稻蟹共作II 和稻蟹共作III DO 值無顯著性差異（P>0.05），但與稻蟹共作I 均有顯著性差異（P<0.05）。實(shí)驗(yàn)期間,水稻單作SPC 值較低，而稻蟹共作組SPC 值則基本穩(wěn)定在0.3～0.4 ms/cm 左右。除8 月15 日水稻單作與稻蟹共作組SPC 值無顯著性差異（P>0.05）外，其余各測(cè)量時(shí)間點(diǎn)水稻單作SPC 值均顯著低于稻蟹共作組SPC 值（P<0.05）。7 月25 日和8 月24 日稻蟹共作組內(nèi)SPC 值存在顯著性差異（P<0.05）。

圖4 各處理組稻田水體溶解氧量變化Fig.4 Changes in dissolved oxygen（DO）levels in paddy field water in each treatment

圖5 各處理組稻田水體電導(dǎo)率變化Fig.5 Changes in paddy field water conductivity（SPC）in each treatment

實(shí)驗(yàn)期間，水稻單作和稻蟹共作組稻田水體TAN 數(shù)值均呈現(xiàn)先降低后升高再降低的趨勢(shì)（圖6），但出現(xiàn)的時(shí)間不同。7 月25 日，稻蟹共作II 與稻蟹共作III TAN 值無顯著性差異（P>0.05），水稻單作與稻蟹共作I TAN 值無顯著性差異（P>0.05），但水稻單作TAN 值顯著高于稻蟹共作II（P<0.05）。8 月5 日，水稻單作TAN 值顯著高于稻蟹共作組（P<0.05）。其余各采樣時(shí)間，水稻單作與稻蟹共作組TAN 值間均無顯著性差異（P>0.05）。圖7 為水體NO2-N 數(shù)值變化情況。實(shí)驗(yàn)期間水稻單作水體NO2-N 值整體上呈下降趨勢(shì)，而稻蟹共作組則波動(dòng)較大。7 月11 日，水稻單作與稻蟹共作I NO2--N 值無顯著性差異（P>0.05），但卻顯著高于稻蟹共作II、稻蟹共作III（P<0.05）。8 月5 日和8 月15 日，稻蟹共作III NO2--N 值顯著高于其余各處理組（P<0.05）。

圖6 各處理組稻田水體總氨氮變化Fig.6 Changes in total ammonia nitrogen（TAN）in paddy field water in each treatment

圖7 各處理組稻田水體亞硝酸態(tài)氮變化Fig.7 Changes in nitrite nitrogen（NO2--N）in paddy field water in each treatment

實(shí)驗(yàn)期間各處理組稻田水體NO3--N 和TN 數(shù)值變化情況見圖8 和圖9。7 月11 日—7 月25 日，各組NO3-N 值均呈下降趨勢(shì)，隨后穩(wěn)定在0～0.50 mg/L 之間。整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，稻蟹共作III NO3--N 值均顯著高于其余各處理組（P<0.05）。整體來看，TN數(shù)值呈現(xiàn)波動(dòng)變化。8 月5 日，水稻單作與稻蟹共作I TN 值無顯著性變化（P>0.05），但與其他處理組差異顯著（P<0.05）。8 月24 日，水稻單作與稻蟹共作組均存在顯著性差異（P<0.05）。

圖8 各處理組稻田水體硝酸態(tài)氮變化Fig.8 Changes in nitrate nitrogen（NO3--N）in paddy field water in each treatment

圖9 各處理組稻田水體總氮變化Fig.9 Changes in total nitrogen（TN）in paddy field water in each treatment

圖10 和圖11 分別為各處理組稻田水體PO4-P和TP 數(shù)值變化趨勢(shì)。整體來看，水稻單作PO4--P值呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)（圖10），且7 月11 日到8 月24 日間采樣點(diǎn)水稻單作與稻蟹共作組PO4--P 值均存在顯著性差異（P<0.05）。9 月2 日，稻蟹共作組PO4--P 值均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)。整個(gè)養(yǎng)殖期間，除7 月11 日，水稻單作TP 值與稻蟹共作組數(shù)值無顯著性差異（P>0.05）外，其余采樣點(diǎn)水稻單作TP 值均顯著低于稻蟹共作組（P<0.05）。9 月2 日，稻蟹共作組TP 值降低，稻蟹共作I 與稻蟹共作III無顯著性差異（P>0.05），但與稻蟹共作II 均存在顯著性差異（P<0.05）。

圖10 各處理組稻田水體正磷酸鹽變化Fig.10 Changes in orthophosphate（PO4-P）in paddy field water in each treatment

圖11 各處理組稻田水體總磷變化Fig.11 Changes in total phosphorus（TP）in paddy field water in each treatment

整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，水稻單作COD 值呈先降低再升高最后下降的趨勢(shì)（圖12）；隨著扣蟹放養(yǎng)密度的增大，稻蟹共作組間COD 值差異較大。除8 月5日，各處理組COD 值無顯著性差異（P>0.05）外，其余采樣時(shí)間均存在顯著性差異（P<0.05）。整體來看，各采樣時(shí)間點(diǎn)水稻單作Chl.a 值均穩(wěn)定在0.02 mg/L左右，低于稻蟹共作組。7 月25 日、8 月5 日和8 月24 日，水稻單作Chl.a 值顯著低于稻蟹共作組（P<0.05）（圖13）。

圖12 各處理組稻田水體化學(xué)需氧量變化Fig.12 Changes in chemical oxygen demand（COD）in paddy field water in each treatment

圖13 各處理組稻田水體葉綠素a 變化Fig.13 Changes in Chl.a in paddy field water in each treatment

3 討論

稻蟹共作是利用水稻與中華絨螯蟹互利共生使物質(zhì)和能量向有利于水稻和中華絨螯蟹生長(zhǎng)的方向流動(dòng)，促進(jìn)稻蟹共生生態(tài)系統(tǒng)內(nèi)的物質(zhì)和能量良性循環(huán)[23]。水稻田為中華絨螯蟹提供了優(yōu)良的生存環(huán)境和食物來源及隱蔽場(chǎng)所；而中華絨螯蟹可以捕食雜草及害蟲，排泄的糞便及未殘余飼料可以為水稻施肥，促進(jìn)水稻生長(zhǎng)。本研究表明，稻蟹共作I中華絨螯蟹終末平均體質(zhì)量為（16.02±0.58）g，明顯高于遼寧盤錦地區(qū)稻蟹共作養(yǎng)成中華絨螯蟹平均體質(zhì)量（11.97±0.15）g[7]，這可能與養(yǎng)殖中華絨螯蟹的不同地理種群有關(guān)。本實(shí)驗(yàn)采用的是長(zhǎng)江水系中華絨螯蟹，而盤錦地區(qū)所采用的是遼河水系中華絨螯蟹。遼寧盤錦地區(qū)稻田的養(yǎng)殖環(huán)境與黑龍江高寒地區(qū)稻田養(yǎng)殖環(huán)境也有所差異，以上兩方面都可能造成中華絨螯蟹生長(zhǎng)的差異。本實(shí)驗(yàn)扣蟹終末體質(zhì)量、WGR 和SGR 均明顯高于長(zhǎng)江流域池塘養(yǎng)殖扣蟹[24]，可能與初始苗種體質(zhì)量、苗種質(zhì)量以及養(yǎng)殖環(huán)境、幼蟹放養(yǎng)密度等有關(guān)。本研究表明：水稻單作產(chǎn)量低于稻蟹共作，這與張?jiān)平艿萚7]和孫文通等[8]的研究結(jié)果一致。首先稻蟹共作組采用大壟雙行的水稻栽培方式，具有邊際效應(yīng)，可以提高水稻產(chǎn)量[25]，其次稻蟹共作組中華絨螯蟹的覓食活動(dòng)可以翻動(dòng)土壤，改良土壤結(jié)構(gòu)[26]，糞便中含有豐富的可降解有機(jī)碳，有利于微生物增殖，促進(jìn)土壤活性改善，增加土壤養(yǎng)分，促進(jìn)水稻生長(zhǎng)[8]。稻蟹共作III的水稻產(chǎn)量最高，說明在一定放養(yǎng)密度條件下，水稻產(chǎn)量隨著放養(yǎng)密度的提高而增加。

稻田水質(zhì)理化因子是稻蟹共作生態(tài)系統(tǒng)的重要環(huán)境因素，環(huán)境中水質(zhì)的質(zhì)量顯著影響水稻、中華絨螯蟹以及水體中浮游生物的生長(zhǎng)[7]。稻田水體淺，水環(huán)境因子不穩(wěn)定，探究稻蟹共作期間水環(huán)境因子的變化，可以為水稻、中華絨螯蟹生長(zhǎng)提供重要的科學(xué)依據(jù)。溫度是影響中華絨螯蟹生長(zhǎng)發(fā)育的重要因子，溫度過高（≥30℃）對(duì)中華絨螯蟹生長(zhǎng)不利，中華絨螯蟹生長(zhǎng)的最適溫度為20～26℃。溫度影響中華絨螯蟹生長(zhǎng)發(fā)育主要體現(xiàn)在攝食、1 齡性早熟、生長(zhǎng)蛻殼和性腺發(fā)育等方面[8]。整體來看，水稻單作TEMP 略高于稻蟹共作，但無顯著性差異（P>0.05）。7～8 月間，稻田TEMP 呈現(xiàn)先下降再上升的趨勢(shì)，主要與2019 年黑龍江省7～8 月間持續(xù)降水有關(guān)。DO 是中華絨螯蟹養(yǎng)殖中另一重要水環(huán)境因子[27]，其來源主要是空氣中氧氣溶解和水體中植物光合作用。影響稻田水體溶解氧的因素主要有：光照強(qiáng)度、水溫、空氣中氧分壓和水體中浮游植物數(shù)量等。本研究表明，稻蟹共作組水體DO 含量高于水稻單作，可能有以下三個(gè)原因。首先是稻蟹共作組“大壟雙行，邊溝加密”的栽培模式有利于水體接收更多的光照；其次，稻蟹共作組水體中Chl.a 含量顯著高于水稻單作組，說明稻蟹共作組水體中浮游植物數(shù)量顯著高于水稻單作，故其光合作用總量更大，釋放出氧氣量更高，因此水體中DO 含量更高。第三，中華絨螯蟹在稻田中覓食擾動(dòng)水體，也可以增加一部分空氣中氧氣溶解在水體中。在稻蟹共作組，隨著中華絨螯蟹放養(yǎng)密度的增加，水體中DO含量略下降，這可能與中華絨螯蟹密度高，呼吸作用總耗氧量高有關(guān)。本研究中7～8 月，稻蟹共作模式的pH 均呈弱酸性，且數(shù)值逐漸降低，可能與此期間持續(xù)降水有關(guān)，導(dǎo)致水體光照不足，水體中浮游植物和中華絨螯蟹呼吸作用占主導(dǎo)，產(chǎn)生CO2溶解于水體中，導(dǎo)致水體pH 降低。SPC 是表征水體溶解性固體物質(zhì)或鹽度的重要參數(shù)，可以直接反應(yīng)水體中可溶性離子總量[28]，并與水體營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)濃度和懸浮物含量呈一定的正相關(guān)性[29]。本研究表明，稻蟹共作組SPC 數(shù)值顯著高于水稻單作（P<0.05），說明中華絨螯蟹對(duì)水稻田泥土的擾動(dòng)，加速了泥土中可溶性離子溶解到水體中。這與在稻鴨共作[30]和稻蝦共作[31]的研究結(jié)果一致。

水體中總氮包括有機(jī)態(tài)氮和無機(jī)態(tài)氮兩大類，有機(jī)態(tài)氮主要是氨基酸、蛋白質(zhì)、核酸和腐殖酸等物質(zhì)中所含的氮；無機(jī)態(tài)氮主要有AN、NO2--N 和NO3--N[32]。稻田水體AN 多來自含氮有機(jī)物分解還原以及水生動(dòng)物自身代謝[33]。NO2--N 是水體中含氮有機(jī)物分解的中間產(chǎn)物，氧氣充足時(shí)可以轉(zhuǎn)化為NO3--N，而氧氣不足時(shí)則可以轉(zhuǎn)化為毒性較強(qiáng)的AN[8]。水體中NO3-N 主要由施肥和NO2--N轉(zhuǎn)化而來，可以被水體中的浮游植物和水稻直接吸收。其中AN 和NO2--N含量是影響甲殼動(dòng)物生長(zhǎng)、免疫以及生理機(jī)能的主要限制因素之一[34-36]。實(shí)驗(yàn)期間，稻蟹共作組水體TAN、NO2--N、NO3--N和TN 值與水稻單作無顯著性差異（P>0.05），說明稻蟹共作并未顯著影響稻田水體含氮物質(zhì)的指標(biāo)。稻田水體NO3--N含量可以間接反映水稻田的氮肥供應(yīng)能力。7 月11 日—7 月25 日期間，各組NO3--N值均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，主要是由于此期間水稻對(duì)氮素的需求量大，因此NO3-N 呈較快的下降趨勢(shì)，這與已往研究文獻(xiàn)結(jié)果一致[22,37]。整體來看，稻蟹共作組隨著中華絨螯蟹養(yǎng)殖密度的增加，NO3--N含量呈現(xiàn)遞增的趨勢(shì)，說明中華絨螯蟹放養(yǎng)密度增大，硝化細(xì)菌數(shù)量增多，因此將NO2--N轉(zhuǎn)化為NO3--N的能力增強(qiáng)，故NO3--N含量逐漸增多。稻蟹共作組中土壤TN 含量顯著高于水稻單作組（P<0.05），可能與中華絨螯蟹活動(dòng)能有效促進(jìn)水稻吸收土壤氮有關(guān)。

磷肥是植物生長(zhǎng)發(fā)育過程中不可或缺的肥料，其重要性不亞于氮。磷是植物中核酸和蛋白質(zhì)的主要組成部分，在物質(zhì)的形成、代謝及運(yùn)轉(zhuǎn)等方面都起著非常重要的作用[38]。PO4--P 含量可以間接反映水稻田磷肥供應(yīng)能力，而TP 則可以反映水體P 元素物質(zhì)的含量。本研究表明，水稻單作PO4--P 含量顯著高于稻蟹共作組（P<0.05），這與水稻單作Chl.a含量顯著低于稻蟹共作組一致。說明稻蟹共作組浮游植物量增加，消耗PO4--P 量增加，故而稻蟹共作組PO4--P 含量低于水稻單作。稻蟹共作組TP 含量顯著高于水稻單作（P<0.05），說明稻蟹共作可以提高水體TP 的含量，這與稻鴨共作的研究結(jié)果一致[30]，稻蟹共作組TP 含量高與中華絨螯蟹在稻田中的覓食擾動(dòng)、糞便排泄以及飼料殘餌分解等有關(guān)。COD 是表征環(huán)境水樣中有機(jī)物污染的特定綜合指標(biāo)，反映水環(huán)境中有機(jī)物的含量，且其主要來源為養(yǎng)殖過程中的代謝產(chǎn)物和殘餌累積[39]。本研究表明，稻蟹共作組COD 含量高于水稻單作，說明中華絨螯蟹的擾動(dòng)以及飼料殘餌的分解等使水體中有機(jī)物的含量升高。

綜上所述，本文系統(tǒng)研究了北方寒區(qū)稻-扣蟹共作模式下，中華絨螯蟹和水稻的生長(zhǎng)性能，以及在整個(gè)稻蟹綜合種養(yǎng)周期內(nèi)稻田水質(zhì)理化因子的變化規(guī)律。結(jié)果表明，在高緯度寒冷地區(qū)稻蟹綜合種養(yǎng)過程中，設(shè)置適宜的蟹苗放養(yǎng)密度可培育出大規(guī)格扣蟹，可顯著增加水稻的產(chǎn)量，與水稻單作相比，該模式除稻田水體SPC、TP 和葉綠素a 含量較高之外，其他水質(zhì)參數(shù)并未表現(xiàn)出顯著變化。這將為后續(xù)稻蟹綜合種養(yǎng)過程中大規(guī)格商品蟹的養(yǎng)殖奠定基礎(chǔ)。本研究結(jié)果也為稻-扣蟹共作模式在高寒地區(qū)的推廣提供依據(jù)。