黑龍江省稻-扣蟹共作模式中華絨螯蟹生長及水質(zhì)研究

王世會(huì)，趙志剛，羅亮，張瑞，郭坤，徐偉

（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）

中華絨螯蟹（Eriocheir sinensis）（俗稱河蟹）是我國重要的水產(chǎn)經(jīng)濟(jì)養(yǎng)殖種類之一[1]，野生種群廣泛分布于中國沿海及通海的河流湖泊中，主要有遼河、黃河、長江、甌江和閩江種群[2,3]。2019 年我國中華絨螯蟹養(yǎng)殖產(chǎn)量為77.87 萬t，產(chǎn)值超500 億元[4]。目前中華絨螯蟹的養(yǎng)殖模式主要有池塘養(yǎng)殖、湖泊或葦塘養(yǎng)殖和稻蟹共作等。長江流域受還湖恢復(fù)生態(tài)的迫切要求，中華絨螯蟹養(yǎng)殖模式現(xiàn)已逐漸轉(zhuǎn)變?yōu)槌靥辆B(yǎng)或半精養(yǎng)的方式。而東北高寒地區(qū)利用水稻宜漁面積大的優(yōu)勢(shì)，開展了稻蟹共作的養(yǎng)殖模式。與水稻單作模式比較，稻蟹共作的最大優(yōu)點(diǎn)就是可以實(shí)現(xiàn)一田兩出[5]。隨著稻蟹共作在全國漁業(yè)產(chǎn)業(yè)扶貧和助力鄉(xiāng)村振興等方面發(fā)揮的作用愈加明顯，對(duì)稻蟹共作模式科研攻關(guān)也逐漸增加。近些年來，在土壤理化性質(zhì)[6]、河蟹腸道微生物和環(huán)境微生物[7]、經(jīng)濟(jì)和環(huán)境效應(yīng)評(píng)估[8]、氯蟲苯甲酰胺類農(nóng)藥的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)估[9]等均有涉及。但對(duì)稻蟹共作中華絨螯蟹的生長性能研究較少。先前研究表明，不同水系中華絨螯蟹的養(yǎng)殖性能等存在一定的種質(zhì)差異。王世會(huì)等[10]研究表明，將遼河水系中華絨螯蟹扣蟹遷移至長江流域上海崇明島養(yǎng)殖，仍然保持其在遼河水系生長性能，即生殖蛻殼早、成蟹平均體質(zhì)量小等特點(diǎn)。但繁育子一代后，其后代生長性能與長江水系中華絨螯蟹無顯著性差異[11]。這說明不同水系中華絨螯蟹在相同/相似的養(yǎng)殖環(huán)境下，生長性能可能存在差異。黑龍江省地處我國東北邊陲，常年有效積溫低，水產(chǎn)動(dòng)物生長期短，相同生長時(shí)間內(nèi)成體體質(zhì)量小等不利因素，對(duì)當(dāng)?shù)氐拘肪C合種養(yǎng)產(chǎn)業(yè)的可持續(xù)發(fā)展提出了嚴(yán)峻的挑戰(zhàn)。本團(tuán)隊(duì)前期調(diào)研結(jié)果表明：黑龍江省稻田養(yǎng)殖成蟹雌體平均體質(zhì)量為60 g 左右，雄體100 g。但中華絨螯蟹扣蟹生長性能卻并未見報(bào)道，這不利于全面系統(tǒng)梳理黑龍江省稻蟹共作模式中華絨螯蟹生長性能，亟需加強(qiáng)此方面的相關(guān)研究。

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，顯著影響水稻、中華絨螯蟹以及水體中浮游動(dòng)植物的生長[12]。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、中華絨螯蟹生長提供重要的科學(xué)依據(jù)。探明稻蟹綜合種養(yǎng)中水質(zhì)理化因子的變化規(guī)律，對(duì)解析該模式在高寒地區(qū)的生態(tài)效益具有重要意義。本團(tuán)隊(duì)前期已經(jīng)開展了長江水系中華絨螯蟹不同放養(yǎng)密度實(shí)驗(yàn)。為此，本研究以長江水系中華絨螯蟹為對(duì)照，探究不同放養(yǎng)密度遼河水系中華絨螯蟹生長及水質(zhì)變化參數(shù)，以期為黑龍江省稻蟹共作模式技術(shù)推廣及應(yīng)用提供基礎(chǔ)數(shù)據(jù)資料。

1 材料與方法

1.1 材料及實(shí)驗(yàn)地點(diǎn)

實(shí)驗(yàn)用遼河和長江水系中華絨螯蟹仔蟹平均體質(zhì)量分別為（0.45±0.05）g 和（1.02±0.16）g，分別于7 月初購自遼寧省盤錦市和江蘇省鹽城市。實(shí)驗(yàn)在黑龍江省第二積溫帶的綏化市北林區(qū)稻漁綜合種養(yǎng)基地（127.08°E，46.88°N）進(jìn)行，稻田灌溉用水取自附近呼蘭河水系。

1.2 實(shí)驗(yàn)設(shè)計(jì)

本研究共設(shè)置1 個(gè)對(duì)照組（稻-長江蟹共作，RYZC）和2 個(gè)實(shí)驗(yàn)組（稻-遼河蟹共作組，RLHC），每組均設(shè)置3 個(gè)重復(fù)，共計(jì)9 個(gè)實(shí)驗(yàn)單元，每個(gè)實(shí)驗(yàn)單元300 m2。長江蟹投放密度為67 500 只/hm2，遼河蟹設(shè)置兩個(gè)密度：67 500 只/hm2（稻-遼河蟹共作I，RLHCI）和135 000 只/hm2（稻-遼河蟹共作II，RLHCII）。5 月初，實(shí)驗(yàn)稻田開挖距田埂1 m 的梯形“口”字形環(huán)溝，環(huán)溝上部寬為0.6 m，下部寬度為0.3 m，深0.4 m，確保環(huán)溝面積不超過《稻漁綜合種養(yǎng)技術(shù)規(guī)范第1 部分：通則SC/T 1135.1-2017》中規(guī)定的溝坑比，即不超過10%。稻田四周設(shè)置高為40 cm 的防逃網(wǎng),防逃網(wǎng)底端埋入土下20 cm。實(shí)驗(yàn)稻田塊水稻均采用“大壟雙行，邊溝加密”的栽培模式。6 月2 日，水工插秧，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。待水稻返青后，7 月6 日在稻田中投放遼河和長江水系仔蟹，每天17:00 投喂中華絨螯蟹配合飼料（沈陽禾豐飼料有限公司），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，每隔兩周采集一次水質(zhì)樣品，用于后續(xù)分析。

1.3 數(shù)據(jù)采集及指標(biāo)測定

1.3.1 水稻和扣蟹生長性能

9 月下旬至10 月上旬，統(tǒng)計(jì)每個(gè)實(shí)驗(yàn)田塊水稻產(chǎn)量；從養(yǎng)成扣蟹中隨機(jī)挑選100 只，用毛巾擦干體表水分后，用電子天平稱重（精確度=0.01 g），計(jì)算平均體質(zhì)量、增重率（weight growth rate,WGR,%）和特定生長率（specific growth rate,SGR,%/d）。計(jì)算公式如下：

WGR（%）=100×（Wf-Wi）/Wi；

SGR（%/d）=100×（lnWf-lnWi）/D。

式中：Wf和Wi分別為扣蟹的終末體質(zhì)量和初始體質(zhì)量（g），D 為整個(gè)養(yǎng)殖實(shí)驗(yàn)時(shí)間（d）。

1.3.2 水體和土壤環(huán)境因子測定

上午9:00～10:00，采用美國維賽多參數(shù)水質(zhì)分析儀（YSI Professional Plus）現(xiàn)場測定稻田水體的溫度（TEMP）、溶解氧量（DO）、pH 和電導(dǎo)率（SPC）。現(xiàn)場收集稻田中的水質(zhì)樣品，帶回黑龍江水產(chǎn)研究所分析。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）和葉綠素a（Chl.a）含量及化學(xué)需氧量（COD）按照水和廢水監(jiān)測分析方法[13]測定，土壤TN、TP 采用相應(yīng)方法[14,15]測定。

1.4 統(tǒng)計(jì)分析

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 代表差異顯著。

2 結(jié)果與分析

2.1 中華絨螯蟹生長參數(shù)及水稻產(chǎn)量

長江蟹終末體質(zhì)量和WGR 均高于遼河蟹，但僅終末體質(zhì)量存在顯著性差異（P＜0.05），遼河蟹SGR數(shù)值略高于長江蟹，但無顯著性差異（P＞0.05）。稻-長江蟹共作和稻-遼河蟹共作I 水稻產(chǎn)量顯著高于稻-遼河蟹共作II（P＜0.05）（表1）。

表1 各組中華絨螯蟹的生長參數(shù)及水稻產(chǎn)量Tab.1 The growth performance of Chinese mitten handed crab Eriocheir sinensis and yield of rice Oryza sativa L.in each treatment

2.2 水環(huán)境因子

整個(gè)實(shí)驗(yàn)期間，不同水系和不同的放養(yǎng)密度中華絨螯蟹養(yǎng)殖 稻田水體的TEMP、DO、pH、SPC、TAN、NO2-N、NO3-N、TN、PO4-P、TP、COD、Chl.a 和底泥的TN、TP 值均無顯著性差異（P＞0.05）（表2）。稻-遼河蟹共作I 的DO 值略高于稻-長江蟹共作和稻-遼河蟹共作II；稻-長江蟹共作NO3-N 值略高于稻-遼河蟹共作組；而稻-遼河蟹共作II 的COD 值則略高于稻-長江蟹共作和稻-遼河蟹共作I。

表2 實(shí)驗(yàn)期間各組水質(zhì)及底泥參數(shù)Tab.2 Water quality and sediment parameters in each treatment during the experiment

7 月稻田水體TEMP 呈波動(dòng)性變化。進(jìn)入8 月后，TEMP 逐漸下降，9 月2 日降低到18℃左右（圖1）。三組稻田水體的TEMP 基本一致，無顯著性差異（P＞0.05）。稻-長江蟹共作DO 呈先下降后上升的趨勢(shì)，而稻-遼河蟹共作水體DO 則呈現(xiàn)較大波動(dòng)（圖2）。僅8 月15 日和9 月2 日稻田水體DO 存在顯著性差異（P＜0.05），其余各采樣時(shí)間點(diǎn)均無顯著性差異（P＞0.05）。

圖1 各組稻田水體溫度變化Fig.1 Changes in water temperature in paddy field in each treatment

圖2 各組稻田水體溶解氧變化Fig.2 Changes in dissolved oxygen level（DO）in paddy field water in each treatment

實(shí)驗(yàn)期間各組稻田水體pH 和SPC 變化趨勢(shì)如圖3 和圖4 所示。三組稻田水體pH 整體上呈先下降后上升趨勢(shì)（圖3）。除7 月25 日和8 月15 日三組稻田水體pH 無顯著性差異（P＞0.05）外，其余各采樣時(shí)間點(diǎn)均存在顯著性差異（P＜0.05）。實(shí)驗(yàn)期間三組稻田水體SPC 則基本穩(wěn)定在0.3～0.4 ms/cm（圖4）。除8 月5 日三組稻田水體SPC 存在顯著性差異（P＜0.05）外，其余各采樣時(shí)間點(diǎn)水體SPC 均無顯著差異（P＞0.05）。

圖3 各組稻田水體pH 變化Fig.3 Changes in paddy field water pH in each treatment

圖4 各組稻田水體電導(dǎo)率變化Fig.4 Changes in paddy field water conductivity（SPC）in each treatment

三組TAN 穩(wěn)定在0.2～0.5 mg/L 之間，除7 月25 日稻-長江蟹共作與稻-遼河蟹共作水體TAN值存在顯著性差異（P＜0.05）外，其余各采樣時(shí)間點(diǎn)均無顯著性差異（P＞0.05）（圖5）。8 月5 日后，三組稻田水體NO2-N 值變化趨勢(shì)基本一致，僅8 月5 日，三組稻田水體NO2-N 值存在顯著性差異（P＜0.05），其余各采樣時(shí)間點(diǎn)均無顯著性差異（P＞0.05）（圖6）。

圖5 各組稻田水體總氨態(tài)氮變化Fig.5 Changes in total ammonia nitrogen（TAN）level in paddy field water in each treatment

圖6 各組稻田水體亞硝酸態(tài)氮變化Fig.6 Changes in nitrite nitrogen（NO2-N）level in paddy field water in each treatment

7 月11 日—7 月25 日，各組NO3-N 值均呈現(xiàn)下降趨勢(shì)，隨后穩(wěn)定在0.10～0.40 mg/L 之間。三組稻田水體NO3-N 值均無顯著性變化（P＞0.05）（圖7）。TN 值呈現(xiàn)波動(dòng)變化。7 月25 日、8 月5 日和8月24 日稻田水體TN 顯著性差異（P＜0.05），其余各采樣時(shí)間點(diǎn)均無顯著性變化（P＞0.05）（圖8）。

圖7 各組稻田水體硝酸態(tài)氮變化Fig.7 Changes in nitrate nitrogen（NO3-N）level in paddy field water in each treatment

圖8 各組稻田水體總氮變化Fig.8 Changes in total nitrogen（TN）level in paddy field water in each treatment

三組稻田水體PO4-P 值呈現(xiàn)先升高后降低的趨勢(shì)，各采樣時(shí)間點(diǎn)稻田水體PO4-P 均無顯著性差異（P＞0.05）（圖9）。僅8 月15 日三組稻田水體TP值存在顯著性差異（P＜0.05），其余各采樣時(shí)間點(diǎn)稻田水體TP 值均無顯著性差異（P＞0.05）（圖10）。

圖9 各組稻田水體正磷酸鹽變化Fig.9 Changes in orthophosphate（PO4-P）level in paddy field water in each treatment

7 月11 日、8 月5 日和8 月15 日各組稻田水體COD 存在顯著性差異（P＜0.05），其余各采樣時(shí)間點(diǎn)均無顯著性差異（P＞0.05）（圖11）。各采樣時(shí)間點(diǎn)稻田水體Chl.a 值呈現(xiàn)增加趨勢(shì)，但各采樣時(shí)間點(diǎn)三組稻田水體Chl.a 值均無顯著性差異（P＞0.05）（圖12）。

圖11 各組稻田水體化學(xué)需氧量變化Fig.11 Changes in chemical oxygen demand（COD）in paddy field water in each treatment

圖12 各組稻田水體葉綠素a 含量變化Fig.12 Changes in Chl.a level 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)[16]。水稻田為中華絨螯蟹提供了食物來源及隱蔽場所等優(yōu)良生存環(huán)境；而中華絨螯蟹可以捕食雜草及害蟲，其排泄的糞便及投喂殘余飼料可為水稻施肥，促進(jìn)水稻生長。本研究表明：長江蟹終末體質(zhì)量顯著高于遼河蟹，這與長江蟹初始體質(zhì)量高于遼河蟹有關(guān)，同時(shí)也可能與長江蟹移至黑龍江省養(yǎng)殖，長江蟹仍保留其在長江流域的生長特性有關(guān)。這與將遼河蟹移至長江流域養(yǎng)殖，養(yǎng)成成蟹平均規(guī)格仍然較小相一致[10]。初始投放的長江蟹平均體質(zhì)量高于遼河蟹，是因?yàn)殚L江流域中華絨螯蟹繁育時(shí)間早于遼河流域1 個(gè)月左右，故在同一放養(yǎng)時(shí)間節(jié)點(diǎn)上，長江蟹的平均體質(zhì)量要高于遼河蟹。遼河蟹平均體質(zhì)量為7 g 左右，這比張?jiān)平艿萚12]在遼寧盤錦地區(qū)稻蟹共作養(yǎng)成中華絨螯蟹平均體質(zhì)量低，這與黑龍江和遼寧兩地所處的地理位置有關(guān)。黑龍江地處高寒地帶，水生動(dòng)物生長期更短，至少相差半個(gè)月的生長期，故長成規(guī)格更小。但就WGR和SGR 而言，長江蟹和遼河蟹無顯著性差異，說明不同水系中華絨螯蟹種質(zhì)的WGR 和SGR 無明顯差異。水稻產(chǎn)量隨著中華絨螯蟹放養(yǎng)密度提高，產(chǎn)量明顯下降。這是因?yàn)楦呙芏确硼B(yǎng)后，中華絨螯蟹的覓食活動(dòng)等會(huì)破壞一部分水稻秧苗[17]。暗示著中華絨螯蟹的放養(yǎng)密度要根據(jù)環(huán)境容納量，盲目提高中華絨螯蟹放養(yǎng)密度，會(huì)顯著影響水稻產(chǎn)量，這與稻蟹綜合種養(yǎng)的基本原則相悖。

探究中華絨螯蟹和水稻共作期間水環(huán)境因子的變化可為蟹稻生長提供重要的科學(xué)依據(jù)。溫度是水生動(dòng)物和水生植物生長的最重要環(huán)境因子之一。本研究表明，7～8 月間，稻田TEMP 呈先下降再上升的趨勢(shì)，主要與2019 年度黑龍江省7～8 月間持續(xù)性降水有關(guān)。DO 是水產(chǎn)動(dòng)物養(yǎng)殖的另一個(gè)重要水環(huán)境因子[18]，其來源主要是空氣中氧氣溶解和水體中植物光合作用產(chǎn)生的氧氣。本研究表明：養(yǎng)殖后期稻-遼河蟹共作I 水體DO 高于稻-遼河蟹共作II，說明隨著中華絨螯蟹放養(yǎng)密度增加，水體DO逐漸降低。雖然增加放養(yǎng)密度，會(huì)加強(qiáng)中華絨螯蟹在稻田中覓食擾動(dòng)水體，增加一部分水體DO，但大量的中華絨螯蟹呼吸作用也會(huì)顯著增加水體中DO的消耗量。整體來看，中華絨螯蟹呼吸消耗DO 量高于覓食擾動(dòng)DO 的溶解量。7 月水體pH 呈下降趨勢(shì)，說明酸性逐漸增強(qiáng)，可能與此階段持續(xù)降水，水體光照不足有關(guān)，因此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 是反應(yīng)水體中可溶性離子總量的重要參數(shù)[19]，與水體營養(yǎng)物質(zhì)濃度和懸浮物含量呈一定的正相關(guān)性[20]。本研究表明，不同地理種群中華絨螯蟹及放養(yǎng)密度對(duì)稻田水體電導(dǎo)率影響不顯著。水環(huán)境因子中總氮包括有機(jī)態(tài)和無機(jī)態(tài)兩種狀態(tài)，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)氮主要有氨氮、NO2-N和NO3-N[21]。8 月5 日稻-長江蟹共作NO2-N 值最高，這與其DO 較低相一致。因?yàn)檠鯕馊狈?dǎo)致了NO2-N 不能轉(zhuǎn)化成NO3-N。7 月11 日—7 月25 日期間，不論是稻-長江蟹共作，還是稻-遼河蟹共作的NO3-N 值均呈快速下降趨勢(shì)，主要原因是此期間水稻對(duì)氮素的需求量大，這與已往研究結(jié)果一致[22]。COD 表明水環(huán)境中有機(jī)物含量，來源途徑為養(yǎng)殖過程中的水產(chǎn)動(dòng)物代謝產(chǎn)物和投喂殘餌累積[23]。本研究表明：實(shí)驗(yàn)前期稻-遼河蟹共作II COD較高，這與其放養(yǎng)中華絨螯蟹數(shù)量以及投喂殘餌較多有一定關(guān)系。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，本文研究了北方黑龍江省稻-扣蟹共作模式下，不同水系和放養(yǎng)密度中華絨螯蟹生長性能、水稻產(chǎn)量以及在稻蟹共作期間稻田水質(zhì)理化因子的變化規(guī)律。結(jié)果表明，黑龍江省稻蟹共作過程中，不同水系中華絨螯蟹對(duì)扣蟹規(guī)格有顯著性影響，而對(duì)整個(gè)試驗(yàn)期間水質(zhì)參數(shù)影響不大。仔蟹放養(yǎng)密度超過一定限度，會(huì)顯著影響水稻產(chǎn)量和水質(zhì)參數(shù)。此項(xiàng)研究將為黑龍江省稻蟹共作模式推廣提供依據(jù)，也為黑龍江省稻蟹共作模式的生態(tài)效益評(píng)估提供基礎(chǔ)理論參數(shù)。