飼料蛋白含量對(duì)稻-黃顙魚共作模式氣態(tài)氮排放、黃顙魚生長和氮利用率的影響

王夢(mèng)杰 吳俊男 劉耀斌 徐春春 馮金飛 李鳳博 方福平

飼料蛋白含量對(duì)稻-黃顙魚共作模式氣態(tài)氮排放、黃顙魚生長和氮利用率的影響

王夢(mèng)杰#吳俊男#劉耀斌 徐春春 馮金飛 李鳳博 方福平*

(中國水稻研究所，杭州311401；*通信聯(lián)系人，E-mail：fangfuping@caas.cn)

【目的】明確飼料蛋白含量對(duì)稻-黃顙魚共作模式下N2O和NH3揮發(fā)特征及黃顙魚生長的影響，有利于稻-黃顙魚綜合種養(yǎng)的高效、綠色發(fā)展?！痉椒ā坎捎门柙阅M試驗(yàn)，以常規(guī)單養(yǎng)黃顙魚模式為對(duì)照，系統(tǒng)研究了不同飼料蛋白含量對(duì)稻-黃顙魚共作模式下N2O和NH3的排放特征、水體和底泥的氮含量以及黃顙魚生長的影響?！窘Y(jié)果】在相同蛋白含量下，稻-黃顙魚共作模式的N2O和NH3揮發(fā)分別比單養(yǎng)黃顙魚模式降低18.3%和76.20%，水體總氮和無機(jī)氮含量降低41.30%和48.85%，黃顙魚蛋白累積量增加20.00%，氮利用率增加171.50%。在稻-黃顙魚共作模式下，提高飼料蛋白含量會(huì)顯著增加N2O排放量和水體殘留氮含量，但對(duì)NH3揮發(fā)無顯著影響；黃顙魚特定生長率和蛋白累積量與飼料蛋白含量呈二次曲線關(guān)系。飼料氮利用效率隨飼料蛋白含量增加呈線性降低趨勢(shì)?！窘Y(jié)論】綜合考慮黃顙魚生長和N2O排放以及養(yǎng)殖水體氮?dú)埩舻纫蛩?，確定稻-黃顙魚共作模式飼料蛋白含量不宜超過43.04%。

稻-黃顙魚共作；飼料蛋白含量；N2O排放；NH3揮發(fā)；生長

池塘養(yǎng)殖是我國重要的水產(chǎn)養(yǎng)殖方式，其產(chǎn)量占淡水水產(chǎn)品產(chǎn)量的70%以上[1]。水產(chǎn)動(dòng)物對(duì)飼料蛋白質(zhì)含量要求較高(25%～50%)，為了提高產(chǎn)量，我國池塘養(yǎng)殖普遍采用高密度放養(yǎng)、大量投喂高蛋白餌料的集約化精養(yǎng)模式。大量高蛋白餌料殘留和魚蝦排泄物導(dǎo)致養(yǎng)殖池塘氮素高度富集，養(yǎng)殖水體和底泥中富集的氮會(huì)轉(zhuǎn)化為N2O和NH3等氣體氮，對(duì)大氣環(huán)境產(chǎn)生污染[2]。其中，N2O是主要的溫室氣體之一，其全球增溫潛勢(shì)是CO2的298倍。全球水產(chǎn)養(yǎng)殖N2O年排放量達(dá)到3.67萬t，是主要的農(nóng)業(yè)溫室氣體排放源之一[3]。為了應(yīng)對(duì)全球氣候變化挑戰(zhàn)，我國提出了2030年實(shí)現(xiàn)“碳達(dá)峰”，2060年實(shí)現(xiàn)“碳中和”的戰(zhàn)略目標(biāo)。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)是我國第二大溫室氣體排放源，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的溫室氣體減排對(duì)于實(shí)現(xiàn)“雙碳”目標(biāo)至關(guān)重要[4]。我國的水產(chǎn)養(yǎng)殖規(guī)模和產(chǎn)量均居世界第一位，水產(chǎn)養(yǎng)殖產(chǎn)生的N2O等氣態(tài)氮排放備受關(guān)注。因此，如何在保障水產(chǎn)品供給的前提下，消減池塘養(yǎng)殖的N2O和NH3揮發(fā)是未來水產(chǎn)養(yǎng)殖可持續(xù)發(fā)展面臨的重要問題。

水稻不僅是我國重要的糧食作物，而且對(duì)水體氮污染也具有顯著的凈化作用。以往研究顯示，將水稻與魚、蝦、蟹等水產(chǎn)動(dòng)物進(jìn)行共作，可以顯著降低養(yǎng)殖水體的氮污染[5]。在稻-魚共作系統(tǒng)中，投喂高蛋白飼料不僅是保障水產(chǎn)動(dòng)物快速生長的主要食物來源，也是系統(tǒng)主要的氮輸入源。因此，飼料蛋白含量是影響稻-魚共作系統(tǒng)氮循環(huán)以及氮污染(N2O和NH3揮發(fā)等)的關(guān)鍵參數(shù)。養(yǎng)殖系統(tǒng)N2O和NH3揮發(fā)與飼料氮投入呈正相關(guān)關(guān)系[6]。由于水產(chǎn)動(dòng)物對(duì)飼料蛋白的高需求，提高飼料蛋白含量固然有利于促進(jìn)水產(chǎn)動(dòng)物生長；但是高蛋白飼料的投喂也可能導(dǎo)致N2O和NH3揮發(fā)的增加[7-8]。因此，如何平衡二者的效應(yīng)是水產(chǎn)動(dòng)物單作和稻-魚共作系統(tǒng)共同面臨的重要問題。以往對(duì)飼料蛋白含量的研究主要是在水產(chǎn)養(yǎng)殖單作系統(tǒng)中進(jìn)行，主要關(guān)注蛋白含量對(duì)養(yǎng)殖魚類生長參數(shù)、飼料利用效率以及產(chǎn)量和綜合效益的影響[9-10]。對(duì)于稻-魚共作系統(tǒng)，調(diào)控飼料蛋白含量究竟會(huì)對(duì)共作系統(tǒng)中N2O和NH3揮發(fā)、水產(chǎn)動(dòng)物的生長以及氮素利用產(chǎn)生怎樣的影響，目前尚不清楚。

為此，本研究以稻-黃顙魚共作模式為例，采用盆栽模擬試驗(yàn)，重點(diǎn)研究了不同蛋白含量(25%、30%、35%、40%和45%)飼料投喂對(duì)稻-黃顙魚共作模式N2O和NH3揮發(fā)動(dòng)態(tài)、水體和底泥不同形態(tài)氮含量、黃顙魚生長以及共作系統(tǒng)氮利用效率的影響，以期闡明飼料蛋白含量對(duì)共作系統(tǒng)生產(chǎn)力與氣態(tài)氮排放的綜合影響。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)在浙江省杭州市富陽區(qū)中國水稻研究所試驗(yàn)農(nóng)場(chǎng)(30°05′ N, 119°95′ E)進(jìn)行。選擇稻-黃顙魚共作模式，設(shè)置了5個(gè)飼料蛋白含量梯度，分別為25%、30%、35%、40%和45%(RF-P25、RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45)，同時(shí)，參照生產(chǎn)中黃顙魚養(yǎng)殖飼料投喂情況，設(shè)置了單養(yǎng)黃顙魚投喂40%蛋白飼料(F-P40)為對(duì)照，每個(gè)處理設(shè)置3個(gè)重復(fù)。試驗(yàn)土壤為多年養(yǎng)魚池塘底泥，經(jīng)風(fēng)干、粉碎、混勻后鋪在試驗(yàn)桶底部，鋪設(shè)高度為25 cm，以模擬養(yǎng)殖池塘環(huán)境。底泥土壤理化性質(zhì)為全氮1.25 ± 0.02 g/kg，銨態(tài)氮32.61 ± 1.67 mg/kg，硝態(tài)氮14.09 ± 3.59 mg/kg，有機(jī)質(zhì)5.00±0.23 g/kg，pH6.46±0.04。

水稻選用高稈品種安粳優(yōu)1號(hào)，2020年6月19日移栽至試驗(yàn)桶中，每桶移栽4穴水稻，每穴2株，株行距為50 cm×50 cm。移栽后，根據(jù)水稻生長狀況和蒸發(fā)量補(bǔ)加鄰近黃顙魚塘水，水深以不淹沒水稻心葉為準(zhǔn)，以免影響水稻正常生長。每次取3個(gè)補(bǔ)加水重復(fù)樣，測(cè)定水體總氮濃度。2020年8月10日放養(yǎng)黃顙魚苗(每尾體質(zhì)量)9.5 g，每桶放養(yǎng)80尾。放入魚苗后夜間使用增氧泵供氧，馴養(yǎng)3 d后(8月13日)開始投喂自制飼料，日投飼兩次，分別為7：00、18：00。投飼量為黃顙魚體質(zhì)量的6%，上午占40%，下午占60%。每兩周隨機(jī)捕撈各個(gè)處理試驗(yàn)桶中10尾黃顙魚稱量后放回原試驗(yàn)桶，據(jù)此來調(diào)整日投飼量，10月26日收獲黃顙魚和水稻。整個(gè)試驗(yàn)共經(jīng)歷130 d，稻-黃顙魚共作77 d，整個(gè)試驗(yàn)期未使用任何化肥、除草劑和殺蟲劑。

1.2 試驗(yàn)飼料配制

參照國家研究委員會(huì)(National Research Council, NRC)[11]黃顙魚飼料配制方法，以秘魯進(jìn)口魚粉、豆粕、小麥粉、麥麩、卵磷脂、菜籽油、抗氧化劑、纖維素為原材料，按照表1分別配制蛋白含量為25%、30%、35%、40%和45%的飼料。飼料開始配制前將各原料粉碎、混勻，隨后按表1稱取原料混合均勻，加入30%蒸餾水繼續(xù)攪拌混勻，使用飼料顆粒機(jī)將飼料壓制成條狀(1.5 mm×3.0 mm)，60℃下烘干(24 h)，隨后保存于?20℃冰箱中備用。

1.3 樣品采集與測(cè)定

N2O排放通量采用靜態(tài)箱-氣相色譜法測(cè)定。靜態(tài)箱為0.5 m×0.5 m×0.5 m的不銹鋼暗箱。每個(gè)試驗(yàn)桶內(nèi)安裝可調(diào)節(jié)高度的支架，取樣時(shí)將靜態(tài)箱放置在支架上(支架在水面下2 cm處)取氣，種稻處理取樣時(shí)靜態(tài)箱罩住一簇水稻。2020年6月22日第一次樣品采集，10月26日進(jìn)行最后一次樣品采集，每間隔7 d進(jìn)行一次樣品采集，整個(gè)試驗(yàn)期共進(jìn)行了19次樣品采集。氣體取樣時(shí)間均在8:00至10:00之間進(jìn)行，每次采樣時(shí)間為30 min，固定好靜態(tài)箱后，分別在0、10、20、30 min通過自動(dòng)進(jìn)樣器采集4個(gè)氣體樣品于300 mL真空鋁箔袋中，帶回實(shí)驗(yàn)室使用氣相色譜儀(GC 2010島津，日本)測(cè)定。N2O排放通量計(jì)算方法[12]：

在公式1)中，F(xiàn)lux(N2O)表示N2O排放通量(μg·m?2h?1)；表示標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下的N2O密度(1.964 kg·m?3)；表示取樣箱體積(m3)；表示取樣箱底面積(m2)；表示取樣箱內(nèi)的大氣壓；0表示標(biāo)準(zhǔn)大氣壓；d/d表示取樣箱內(nèi)N2O含量隨時(shí)間變化的斜率(10?9·min?1)；表示取樣箱內(nèi)平均溫度(℃)。

NH3揮發(fā)氣體樣品采集使用改進(jìn)的動(dòng)態(tài)氣流吸收法[13]，收集裝置由氣泵、密閉箱、吸收瓶、安全瓶和氣吹式流量計(jì)組成。密閉箱規(guī)格與N2O取樣靜態(tài)箱相同。NH3采樣日期和次數(shù)與N2O相同，13:30－15:30采集氣體，采樣時(shí)間為45 min。樣品帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行測(cè)定。NH3揮發(fā)通量計(jì)算方法[14]：

公式2)中，F(xiàn)lux(NH3)表示NH3揮發(fā)通量(mg·m?2h?1)；表示吸收液中的NH4+濃度(mg·L?1)；表示氨揮發(fā)吸收液體積(mL)；0表示取樣時(shí)間(h)；表示取樣箱底面積(m2)。

N2O和NH3累計(jì)排放量計(jì)算方法[15]：

公式3)中，Emission表示N2O或NH3累計(jì)排放量(kg·hm?2)；Flux表示第次取樣測(cè)得N2O或NH3排放通量(μg·m?2h?1和mg·m?2h?1)；Flux+1表示第+1次取樣測(cè)得N2O或NH3揮發(fā)通量(μg·m?2h?1和mg·m?2h?1)；表示相鄰兩次取樣間隔時(shí)間(d)。

水樣的采集時(shí)間與氣體同步，用于水體基礎(chǔ)理化指標(biāo)的測(cè)定。在試驗(yàn)桶內(nèi)選取3個(gè)采樣點(diǎn)用取水器于水面下10 cm進(jìn)行水樣采集，并將水樣混合均勻作為待測(cè)水樣。水樣測(cè)定指標(biāo)主要包括pH、溶氧量(DO)、生物需氧量(BOD)、化學(xué)需氧量(COD)、可溶性碳(TOC)、總氮(TN)、銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3?-N)和亞硝態(tài)氮(NO2?-N)含量。水體DO和pH值分別使用便攜式溶氧儀(梅特勒-托利多S7，上海)和pH儀(梅特勒-托利多S2，上海)測(cè)定；BOD采用五日培養(yǎng)法測(cè)定；COD采用硫酸外加熱法測(cè)定；水樣經(jīng)0.45 μm微孔濾膜過濾后，使用流動(dòng)注射分析儀(斯卡拉Skalar Plus Systems，荷蘭)測(cè)定水體銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3?-N)和亞硝態(tài)氮(NO2?-N)含量；總氮(TN)采用過硫酸鉀氧化法測(cè)定；TOC含量采用碳氮分析儀(耶拿Multi 3100N/C，德國)測(cè)定。

RF－稻-黃顙魚共作處理；F－黃顙魚單養(yǎng)處理；P25－飼料蛋白含量為25%；P30－飼料蛋白含量為30%；P35－飼料蛋白含量為35%；P40－飼料蛋白含量為40%；P45－飼料蛋白含量為45%。

Fig. 1. Dynamics of N2O (A) and NH3(B) flux rates under different treatments during the experimental periods.

在水稻移栽前(6月17日)進(jìn)行第一次底泥樣品采集，作為背景土樣，水稻移栽后每月采集一次底泥樣品，用于底泥基礎(chǔ)理化指標(biāo)的測(cè)定。在水稻根系附近選取3個(gè)取樣點(diǎn)，用取土器采集0～15 cm深的土樣，混勻后分為兩份，一份保存在?20℃冰箱中，另一份置于陰涼處風(fēng)干后混勻過篩，測(cè)定。土樣的測(cè)定指標(biāo)主要為全氮(TN)、銨態(tài)氮(NH4+-N)、硝態(tài)氮(NO3?-N)含量。TN采用凱氏定氮法測(cè)定；NH4+-N和NO3?-N采用氯化鉀浸提-分光光度法測(cè)定。

試驗(yàn)結(jié)束時(shí)，統(tǒng)計(jì)每個(gè)試驗(yàn)桶黃顙魚存活率和收獲產(chǎn)量，并隨機(jī)選取10條魚，測(cè)定體質(zhì)量。剪取背部肌肉用于測(cè)定黃顙魚身體組織含水率、粗蛋白含量。統(tǒng)計(jì)每個(gè)試驗(yàn)桶水稻籽粒產(chǎn)量，隨機(jī)選每個(gè)試驗(yàn)桶中一株水稻取地上部，按籽粒、莖、葉分樣，用于測(cè)定不同組織中總氮含量和地上生物量。水稻不同組織(籽粒、莖、葉)中總氮含量采用半微量凱氏定氮法測(cè)定。測(cè)定黃顙魚粗蛋白含量(Crude Protein Rate, CPR)，計(jì)算特定生長率、飼料轉(zhuǎn)化系數(shù)和飼料利用率。參考《國家標(biāo)準(zhǔn)GB/T14924.9－2001》測(cè)定投喂飼料、黃顙魚粗蛋白含量。黃顙魚相關(guān)參數(shù)按照下列方法計(jì)算[11]：

SR(%)=H/S×100%； 4)

SGR(%·d?1)=[ln?(W)?ln (0)]/×100%； 5)

FCR(kg?kg?1)=W/(W?0)； 6)

PG(g)= CPRt×t?CPR0×0；7)

FU(%)= [(W×N)?(0×0)]/(N×W)×100%；8)

其中，SR為存活率(Survival rate)； SGR為特定生長率(Specific growth rate)；FCR為飼料轉(zhuǎn)化系數(shù)(Feed conversion rate)；PG為每尾魚的蛋白增長量(Protein gain)；FU為飼料利用率(Feed utilization)；H和S分別為收獲數(shù)量和存活數(shù)量；W和0分別是黃顙魚收獲體質(zhì)量和放養(yǎng)體質(zhì)量；為放養(yǎng)天數(shù)；CPR和CPR0分別是黃顙魚收獲和放養(yǎng)時(shí)粗蛋白含量。N和0分別是黃顙魚收獲和放養(yǎng)時(shí)氮含量(N=CPR/ 6.25)，N是飼料氮含量，W是投喂飼料質(zhì)量。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用SPSS 19.0軟件進(jìn)行處理間的方差分析和不同參數(shù)間的Pearson相關(guān)性分析，鄧肯多重比較進(jìn)行差異顯著性檢驗(yàn)，<0.05表示差異顯著；<0.01表示差異極顯著。采用 Origin 9.0 軟件進(jìn)行制圖。文中列舉數(shù)據(jù)均為3個(gè)重復(fù)均值±標(biāo)準(zhǔn)差(Mean±SD)。

2 結(jié)果與分析

2.1 飼料蛋白含量對(duì)N2O和NH3揮發(fā)的影響

從圖1-A可以看出，在稻-黃顙魚共作處理中，RF-P25處理N2O排放通量沒有出現(xiàn)明顯的排放峰值，并且在9月7日(?10.08 μg·m?2h?1)、10月5日(?4.86 μg·m?2h?1)排放通量為負(fù)值。RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45處理N2O排放通量整體呈波動(dòng)變化趨勢(shì)。投喂飼料后，單養(yǎng)黃顙魚處理F-P40在9月14日(52.09 μg·m?2h?1)、10月12日(27.16 μg·m?2h?1)出現(xiàn)兩次排放通量峰值。從N2O累積排放量來看(圖2-A)，稻-黃顙魚共作處理N2O累積排放量隨飼料蛋白含量增加而增加。但是，稻-黃顙魚共作處理N2O排放量均顯著低于單養(yǎng)黃顙魚處理。這表明稻-黃顙魚共作有利于減少養(yǎng)殖水體的N2O排放。但是，隨著飼料蛋白含量增加，稻-黃顙魚共作和黃顙魚單養(yǎng)系統(tǒng)N2O排放的差異不斷減小。這說明蛋白含量的增加會(huì)消減水稻對(duì)N2O的減排作用。

各處理中NH3揮發(fā)通量季節(jié)變化(如圖1-B)顯示，稻-黃顙魚共作處理中，不同蛋白含量飼料投喂下NH3揮發(fā)通量變化趨勢(shì)一致，投喂飼料未對(duì)稻魚共作模式中NH3揮發(fā)通量產(chǎn)生顯著影響；單養(yǎng)黃顙魚處理中，投喂飼料后NH3揮發(fā)通量開始顯著增加；8月17日至9月28日期間NH3揮發(fā)通量高于稻-魚共作處理，且在9月7日出現(xiàn)較高的NH3揮發(fā)峰(0.26 mg·m?2h?1)；9月21日后降低至投喂飼料前水平，持續(xù)至試驗(yàn)結(jié)束。從NH3揮發(fā)總量來看(圖2-B)，飼料蛋白含量對(duì)稻-黃顙魚共作處理NH3揮發(fā)總量無顯著影響，不同稻-黃顙魚共作處理間NH3揮發(fā)總量無顯著差異。相較于單養(yǎng)黃顙魚處理，稻-魚共作模式NH3揮發(fā)總量顯著降低。

圖2 稻-黃顙魚共作對(duì)N2O (A)和NH3 (B)累積排放量的影響

Fig. 2. Cumulative emissions of N2O (A) and NH3(B) under rice-catfish co-culture.

圖3 稻-黃顙魚共作水體總氮和無機(jī)氮含量變化

Fig. 3. Dynamics of the concentrations of total nitrogen and inorganic nitrogen in the water under rice-catfish co-culture.

表2 稻-黃顙魚共作處理中水體總氮和無機(jī)氮含量

同列中不同小寫字母表示不同投喂率間差異顯著（<0.05）。**表示0.01水平上差異顯著。

Different lowercase letters in the same column indicate significant difference at different feeding rates (<0.05). ** indicates significant difference at the 0.01 level.

2.2 飼料蛋白含量對(duì)水體和底泥氮含量的影響

由圖3可知，放魚前由于水稻的生長吸收作用，稻-黃顙魚處理水體總氮、硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮含量均呈逐漸降低趨勢(shì)，銨態(tài)氮含量較低，無明顯變化趨勢(shì)。8月13日放魚投喂飼料后，RF-P25處理水體總氮、硝態(tài)氮含量呈緩慢增加趨勢(shì)，銨態(tài)氮、亞硝態(tài)氮含量均在8月31日出現(xiàn)一次峰值，9月14日之后一直保持較低水平，無明顯變化趨勢(shì)，但是，RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45處理水體銨態(tài)氮含量在9月7日之后仍保持增加趨勢(shì)。RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45處理水體總氮、硝態(tài)氮濃度幅大于RF-P25處理，銨態(tài)氮、亞硝態(tài)氮含量在8月31日出現(xiàn)峰值，且顯著高于RF-P25處理；投喂飼料后，單養(yǎng)黃顙魚處理中總氮含量增幅大于稻-黃顙魚共作處理，銨態(tài)氮含量在8月24日至10月12日均顯著高于稻-黃顙魚共作處理，硝態(tài)氮含量與各稻-黃顙魚共作處理接近，亞硝態(tài)氮濃度在8月17日至9月14日急劇增加，達(dá)到峰值后開始降低，但始終高于稻-黃顙魚共作處理。從平均含量來看(表2)，水體總氮和無機(jī)氮含量隨飼料蛋白含量增加而顯著增加。在相同飼料投喂條件下，RF-P40處理水體總氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮平均含量比F-P40處理分別顯著降低了41.30%、45.04%、12.5%和46.43%。結(jié)果表明飼料蛋白含量增加導(dǎo)致水體殘留氮含量增加，相同飼料投喂下稻魚共作模式可以有效降低水體氮養(yǎng)分含量。

表3 底泥總氮、銨態(tài)氮和硝態(tài)氮平均含量

同列不同小寫字母表示不同投喂率間差異顯著（<0.05，=3）。**表示0.01水平上差異顯著。

Different lowercase letters in the same column indicate significant difference at different feeding rates (<0.05,=3). ** indicates significant difference at the 0.01 level.

由表3可知，飼料蛋白含量為25%～40%時(shí)底泥全氮含量無顯著差異，且顯著低于45%飼料蛋白含量處理；飼料蛋白含量在30%～45%之間底泥氨態(tài)氮含量無顯著差異，且高于25%飼料蛋白含量處理。在相同飼料投喂條件下，底泥氨態(tài)氮含量RF處理比F處理顯著降低35.54%。

2.3 氣態(tài)氮排放與水體和底泥參數(shù)的相關(guān)性分析

由表4可知，在稻-黃顙魚共作模式(RF)下，N2O排放通量與水體NO3?、TOC含量呈顯著正相關(guān)，與DO含量和pH呈顯著負(fù)相關(guān)；NH3揮發(fā)通量與水體和底泥碳氮含量等參數(shù)相關(guān)未達(dá)顯著。在單養(yǎng)黃顙魚模式(F)下，N2O排放通量與水體NH4+、NO3?、NO2?、TOC含量呈顯著正相關(guān)，與pH值呈顯著負(fù)相關(guān)；NH3揮發(fā)通量與水體NH4+、TOC含量呈正相關(guān)，與DO和底泥pH呈顯著負(fù)相關(guān)。

2.4 飼料蛋白含量對(duì)黃顙魚生長性能和氮收支結(jié)構(gòu)的影響

由表5可知，相同蛋白含量飼料投喂條件下，稻魚共作處理與單養(yǎng)黃顙魚處理中黃顙魚HW(收獲量)、SGR(特定生長率)、SR(存活率)、FCR(飼料轉(zhuǎn)化系數(shù))和FU(飼料氮利用率)無顯著差異。但單養(yǎng)黃顙魚處理CPR(粗蛋白含量)顯著低于稻-黃顙魚共作處理，說明稻魚共作模式中黃顙魚對(duì)飼料蛋白利用更有效，有利于黃顙魚肌肉粗蛋白沉積。在稻魚共作模式中，不同飼料蛋白含量投喂不影響黃顙魚HW和SR。從黃顙魚的生長性和蛋白累積量來看，SGR、CPR和PG均隨飼料蛋白含量的增加而呈增加趨勢(shì)。但從飼料轉(zhuǎn)化效率來看，F(xiàn)CR隨飼料蛋白含量呈先增加再降低的趨勢(shì)。FU 則隨飼料蛋白含量增加而呈不斷降低趨勢(shì)。

進(jìn)一步分析了整個(gè)系統(tǒng)的氮收支情況，如表6所示，飼料是系統(tǒng)氮輸入的主要來源，飼料氮占總輸入氮的75.10%～81.13%。稻-黃顙魚共作模式下，40%和45%飼料蛋白含量投喂處理中黃顙魚氮收獲量高于25%、30%和35%飼料蛋白含量投喂處理；總體氮利用率隨飼料蛋白含量的增加而降低。與單養(yǎng)黃顙魚處理相比，稻-黃顙魚共作處理中氮利用率均顯著增加，RF-P25、RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45處理氮利用率分別增加了17.15%、13.13%、12.44%、12.41%和10.75%。

表4 N2O和NH3揮發(fā)通量與水體和底泥參數(shù)相關(guān)性分析（n=18）

*表示0.05水平上顯著相關(guān)，**表示0.01水平上顯著相關(guān)。

* Indicates significant correlation at the 0.05 level, ** indicates significant correlation at the 0.01 level.

表5 不同飼料蛋白含量投喂處理下黃顙魚生長性能和飼料利用率

同列不同小寫字母表示不同處理差異顯著性（<0.05，=3）, *表示0.05水平上差異顯著性，**表示0.01水平上差異顯著性。HW表示收獲產(chǎn)量；SR表示存活率；SGR表示特定生長率；FCR表示飼料轉(zhuǎn)化系數(shù)；FU表示飼料氮利用率；CPR表示粗蛋白含量；PG表示每尾魚的蛋白累積量。

Different lowercase letters in the same column indicate significant difference under different treatments (<0.05,=3); * indicates significant difference at the 0.05 level; ** indicates significant difference at the 0.01 level. HW, Harvest fish weight; SR, Survival rate; SGR, Specific growth rate; FCR, Feed conversion ratio; FU, Feed utilization; CPR, Crude protein; PG, Protein gain per fish.

選擇代表黃顙魚生長性能的特定生長率和蛋白累積量，代表環(huán)境效應(yīng)的N2O排放量、NH3揮發(fā)量和水體總氮含量以及飼料氮利用效率這6個(gè)指標(biāo)與飼料蛋白含量進(jìn)行擬合分析。如圖4所示，除了NH3之外，N2O和水體氮含量均隨飼料蛋白含量呈線性增加趨勢(shì)。飼料氮的利用效率隨飼料蛋白含量的增加呈線性降低趨勢(shì)。因此，要提高飼料氮利用效率，減少N2O排放和水體氮?dú)埩簦瑧?yīng)盡可能地減少飼料蛋白含量。但是，減少飼料蛋白含量必然影響黃顙魚的生長。從生長指標(biāo)與飼料蛋白含量擬合的結(jié)果來看，達(dá)到最高特定生長率和蛋白累積量的蛋白含量分別為43.04%和43.75%。再進(jìn)一步增加飼料蛋白含量，對(duì)生長沒有明顯促進(jìn)作用，但是卻顯著降低了飼料氮利用效率，并且顯著增加了水體氮含量。因此，建議稻-黃顙魚共作模式的飼料蛋白含量不超過43.04%。

表6 稻-黃顙魚共作模式下不同處理中的氮收支情況

3 討論

在相同飼料蛋白含量下，稻-黃顙魚共作模式的N2O和NH3排放量顯著低于黃顙魚單養(yǎng)模式[16]。這與稻田養(yǎng)魚模式的研究結(jié)果相近。復(fù)合種養(yǎng)模式的氣態(tài)氮排放顯著低于單種水稻模式，這主要是由于水稻和水產(chǎn)動(dòng)物對(duì)養(yǎng)分的互補(bǔ)利用，提高了氮利用效率，減少了氣態(tài)氮排放[17-18]。在水產(chǎn)養(yǎng)殖中，水產(chǎn)動(dòng)物對(duì)飼料蛋白水平的要求較高，蛋白質(zhì)含量的多少不但會(huì)影響?zhàn)B殖產(chǎn)品的生長發(fā)育而且也會(huì)影響?zhàn)B殖系統(tǒng)的環(huán)境效益[19]。本研究進(jìn)一步探索了飼料蛋白含量對(duì)稻-黃顙魚共作系統(tǒng)氣態(tài)氮排放以及氮素利用效率的影響。結(jié)果顯示(圖2-A)，稻-黃顙魚共作處理中N2O排放量與飼料蛋白含量呈正相關(guān)，飼料蛋白含量增加會(huì)促進(jìn)稻-黃顙魚共作系統(tǒng)N2O排放。這主要是因?yàn)轱暳系鞍缀吭黾訒?huì)提高養(yǎng)殖水體中銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量(表2)。水產(chǎn)養(yǎng)殖系統(tǒng)中N2O的排放主要產(chǎn)生于水體和底泥中的硝化和反硝化作用。水體中無機(jī)氮源的增加為硝化和反硝化過程提供充足的氮源，從而促進(jìn)N2O排放[20]。

圖4 不同飼料蛋白含量與特定生長率、蛋白累積量、氮利用率、N2O累積排放量、NH3累積排放量和水體總氮含量的擬合分析

Fig. 4. Fitting analysis of different dietary protein contents and specific growth rate(SGR), protein gain(PG), N utilization, N2O cumulative emission, NH3cumulative emission and total nitrogen contents in water.

在養(yǎng)殖水體中，由于魚的排泄以及殘留飼料的降解，會(huì)導(dǎo)致水體NH4+含量較高，在適宜的環(huán)境條件下會(huì)轉(zhuǎn)化成NH3釋放到大氣中[20]。NH3雖然極易溶于水，但其溶解態(tài)(NH3·H2O)在水中極不穩(wěn)定，容易受水體pH值、溫度等環(huán)境因素的影響[21]。本研究的結(jié)果顯示(表4)，單養(yǎng)魚處理NH3揮發(fā)通量與水體NH4+含量表現(xiàn)出較高的正相關(guān)性，在水體NH4+含量較高時(shí)(8月24日～9月21日)，黃顙魚單養(yǎng)處理NH3揮發(fā)通量出現(xiàn)峰值。因此，影響?zhàn)B殖水體NH3揮發(fā)量的主因可能是水體中NH4+含量。其次，養(yǎng)殖水體的pH值、溫度等環(huán)境因素也會(huì)影響NH3揮發(fā)量[22]。在本研究中，與單養(yǎng)魚處理相比，稻-魚共作處理顯著降低了水體NH4+含量。這可能是導(dǎo)致稻-魚共作處理NH3揮發(fā)顯著降低的主要因素。在稻-魚共作處理中，水體NH4+含量隨飼料蛋白含量的增加而增加，但是NH3揮發(fā)量并沒有表現(xiàn)出隨之增加的趨勢(shì)。這可能是主要是由于水稻根系分泌有機(jī)酸，導(dǎo)致稻-魚共作處理水體的pH值(7.43±0.02)顯著低于單養(yǎng)魚處理(7.97±0.06)，從而抑制了水體中NH4+轉(zhuǎn)化成游離態(tài)的NH3，導(dǎo)致稻-魚共作處理的NH3揮發(fā)量并沒有隨水體NH4+含量的增加而增加。

飼料蛋白是養(yǎng)殖魚類合成自身蛋白質(zhì)的主要氨基酸來源，也是魚類維持生命活動(dòng)的主要能源基質(zhì)[23-24]。飼料蛋白含量過低不能滿足魚類營養(yǎng)需求[25]；飼料蛋白含量過高則會(huì)造成飼料浪費(fèi)，破壞養(yǎng)殖環(huán)境。投入適宜蛋白含量的飼料可以減少魚類代謝廢物的排放，提高飼料利用率，節(jié)約飼料成本[26]。在本研究中，飼料蛋白含量顯著影響黃顙魚的生長。飼料蛋白含量為25%～40%，黃顙魚SGR和PG隨飼料蛋白含量的增加而顯著增加，飼料蛋白含量超過40%之后，對(duì)黃顙魚生長無顯著促進(jìn)作用。這與大嘴鱸[27]、斑點(diǎn)叉尾鮰[28]、短體下眼鲿[29]等魚類攝食不同蛋白水平飼料的研究規(guī)律一致。飼料轉(zhuǎn)化系數(shù)和飼料氮利用率隨投喂飼料蛋白水平增加而降低，在蛋白含量達(dá)到黃顙魚適宜蛋白含量時(shí)便無顯著差異，與LEE等[31]的結(jié)論一致。在本研究中，我們綜合考慮黃顙魚生長性能和環(huán)境效應(yīng)，建議稻-黃顙魚共作模式飼料蛋白含量不超過43.04%，這與陳曦飛等[32]對(duì)黃顙魚飼料蛋白含量推薦范圍(38%～45%)一致。

4 結(jié)論

1)稻-黃顙魚共作系統(tǒng)中N2O排放隨飼料蛋白含量的增加而增加，NH3揮發(fā)隨飼料蛋白含量的增加無顯著變化。稻-黃顙魚共作系統(tǒng)N2O和NH3的排放量顯著低于單養(yǎng)黃顙魚系統(tǒng)。

2)稻-黃顙魚共作系統(tǒng)中，水體總氮、銨態(tài)氮、硝態(tài)氮和亞硝態(tài)氮含量隨飼料蛋白含量增加而顯著增加，水體總氮、無機(jī)氮和底泥氨態(tài)氮含量顯著低于單養(yǎng)黃顙魚系統(tǒng)。稻-黃顙魚共作系統(tǒng)中，N2O排放通量與水體NO3-含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系，NH3揮發(fā)通量與水體和底泥氮含量等參數(shù)并沒有顯著相關(guān)性；單養(yǎng)黃顙魚系統(tǒng)中，N2O排放通量與水體NH4+、NO3?、NO2?含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系，NH3揮發(fā)通量與水體中NH4+含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系。

3)N2O和水體氮含量均隨飼料蛋白含量呈線性增加趨勢(shì)。飼料氮的利用效率隨飼料蛋白含量的增加呈線性降低趨勢(shì)。特定生長率和蛋白累積量與飼料蛋白含量呈二次曲線關(guān)系。最高特定生長率和蛋白累積量對(duì)應(yīng)蛋白含量分別為43.04%和43.75%。再進(jìn)一步增加飼料蛋白含量，對(duì)生長性能沒有促進(jìn)作用，但是卻顯著降低了飼料氮利用效率，并且顯著增加了水體氮含量。因此，建議稻-黃顙魚共作模式的飼料蛋白含量不超過43.04%。

[1] 于秀娟, 徐樂俊, 吳反修. 中國漁業(yè)統(tǒng)計(jì)年鑒[M]. 北京: 中國農(nóng)業(yè)出版社, 2020: 15-46.

Yu X J, Xu L J, Wu F X. China Fishery Statisticai Yearbook [M]. Beijing: China Agriculture Press, 2020: 15-46. (in Chinese)

[2] Crab R, Avnimelech Y, Defoirdt T, Bossier P, Verstraete W. Nitrogen removal techniques in aquaculture for a sustainable production[J]., 2007, 270(1-4): 1-14.

[3] Yuan J, Xiang J, Liu D, Kang H, He T, Kim S, Ding W. Rapid growth in greenhouse gas emissions from the adoption of industrial-scale aquaculture[J]., 2019, 9: 318-322.

[4] 張衛(wèi)建, 嚴(yán)圣吉, 張俊, 江瑜, 鄧艾興. 國家糧食安全與農(nóng)業(yè)雙碳目標(biāo)的雙贏策略[J]. 中國農(nóng)業(yè)科學(xué), 2021, 54(18): 3892-3902.

Zhang W J, Yan S J, Zhang J, Jiang Y, Deng A X. Win-Win strategy for national food security and agricultural double-carbon goals [J]., 2021, 54(18): 3892-3902. (in Chinese)

[5] 李成芳, 曹湊貴, 汪金平, 潘盛剛, 葉成, 葉威. 稻鴨、稻魚共作生態(tài)系統(tǒng)中稻田田面水的N素動(dòng)態(tài)變化及淋溶損失[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008, 28(10): 2125-2132.

Li C F, Cao C G, Wang J P, Pan S G, Ye C, Ye W. Dynamic variations and losses of N in floodwater of paddy fields in integrated rice-duck and rich-fish ecosystems [J]., 2008, 28 (10): 2125 -2132. (in Chinese with English abstract)

[6] Hu Z, Lee J W, Chandran K, Kim S, Khanal S K. Nitrous oxide (N2O) emission from aquaculture: A review [J]., 2012, 46(12): 6470-6480.

[7] Wei Z, Xia L, Yan X. Vertical distribution of denitrification end-products in paddy soils [J]., 2017, 576(15): 462-471.

[8] 丁維新, 袁俊吉, 劉德燕, 陳增明. 淡水養(yǎng)殖系統(tǒng)溫室氣體CH4和N2O排放量研究進(jìn)展[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2020, 39(4): 749-761.

Ding W X, Yuan J J, Liu D Y, Chen Z M. CH4and N2O emissions from freshwater aquaculture [J]., 2020, 39(4): 749-761. (in Chinese)

[9] Silva-Carrillo Y, Hernández C, Hardy R W, B González-Rodríguez, Castillo-Vargasmachuca S. The effect of substituting fish meal with soybean meal on growth, feed efficiency, body composition and blood chemistry in juvenile spotted rose snapper(Steindachner, 1869)[J]., 2012, (364-365): 180-185.

[10] 韓慶, 羅玉雙, 夏維福, 王文斌. 不同飼料蛋白源對(duì)黃顙魚生長的影響[J]. 上海海洋大學(xué)學(xué)報(bào), 2002, 11(3): 259-263.

Han Q, Luo Y S, Xia W F, Wang W B. Effects of different protein levels and animal protein percentage on[J]., 2002, 11(3): 259-263. (in Chinese)

[11] NRC. Nutrient Requirements of Fish and Shrimp [M]. Washington, DC: The National Academies Press, 2011: 221-228, 253-268.

[12] 李香蘭, 徐華, 蔡祖聰. 水分管理影響稻田氧化亞氮排放研究進(jìn)展[J]. 土壤, 2009, 41(1): 1-7.

Li X L, Xu H, Cai Z C. Effect of water management on nitrous oxide emission from rice paddy field: A review [J]., 2009, 41(1): 1-7. (in Chinese)

[13] 王朝輝, 劉學(xué)軍, 巨曉棠, 張福鎖. 田間土壤氨揮發(fā)的原位測(cè)定——通氣法[J]. 植物營養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2002, 8(2): 205-209.

Wang Z H, Liu X J, Ju X T, Zhang F S. Field in situ determination of ammonia volatilization from soil: Venting method[J]., 2002, 8(2): 205-209. (in Chinese)

[14] Li F, Feng J, Zhou X, Xu C, Jijakli M H, Zhang W, Fang F. Impact of rice-fish/shrimp co-culture on the N2O emission and NH3volatilization in intensive aquaculture ponds[J]., 2019, 655(3): 284-291.

[15] 楊園園, 高志嶺, 王雪君. 有機(jī),無機(jī)氮肥施用對(duì)苜蓿產(chǎn)量,土壤硝態(tài)氮和溫室氣體排放的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2016, 27(3): 822-828.

Yang Y Y，Gao Z L，Wang X J. Impacts of organic and inorganic fertilizations on alfalfa yield，soil nitrate and greenhouse gas emissions [J]., 2016, 27(3): 822-828. (in Chinese with English abstract)

[16] 李成芳, 曹湊貴, 汪金平, 展茗, 袁偉玲, 高超, 潘圣剛. 稻鴨稻魚共作生態(tài)系統(tǒng)N素平衡的研究[J]. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2008(4): 1326-1334.

Li C F, Cao C G, Wang J P, Zhan M, Yuan W L, Gao C, Pan S G. Studies on nitrogen cycling in integrated rice- duck, rice-fish ecosystems[J]., 2008(4): 1326-1334. (in Chinese with English abstract)

[17] Yang P, Tan L S, Huang J F, He Q H, Tong C. Diurnal variations of CH4and N2O fluxes from the drained aquaculture pond in the Minjiang River Estuary during early winter[J]., 2018, 39(1): 300-309.

[18] Sun G, Sun M, Du L S, Zhang L S, Zhang Z, Wang Z C, Zhang G B, Nie S A, Xu H Q, Wang H. Ecological rice-cropping systems mitigate global warming: A meta-analysis[J]., 2021, 789: 147-155.

[19] 劉國鋒, 徐跑, 吳霆, 徐增洪, 徐剛春. 中國水產(chǎn)養(yǎng)殖環(huán)境氮磷污染現(xiàn)狀及未來發(fā)展思路[J]. 江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2018, 34(1): 225-233.

Liu G F, Xu P, Wu T, Xu Z H, Xu G C. Present condition of aquaculture nitrogen and phosphorus environmental pollution and future development strategy[J]., 2018, 34(1): 225-233. (in Chinese with English abstract)

[20] Shuang W, Hu Z, Tao H, Jie C, Kai Y, Zou J. Annual methane and nitrous oxide emissions from rice paddies and inland fish aquaculture wetlands in southeast China [J]., 2018, 175: 135-144.

[21] Bouldin D R, Johnson R L, Burda C, Kao C W. Losses of inorganic nitrogen from aquatic systems [J]., 1974, 3(2): 107-114.

[22] Lian Z, Ouyang W, Liu H, Zhang D, Liu L. Ammonia volatilization modeling optimization for rice watersheds under climatic differences [J]., 2021, 765(1): 44-71.

[23] 王昂, 馬旭洲, 于永清, 徐靜, 呂為群. 北方稻蟹共作系統(tǒng)氨揮發(fā)損失的研究[J]. 浙江農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2018, 30(4): 622-631.

Wang A, Ma X Z, Yu Y Q, Xu J, LüW Q. Ammonia volatilization from rice-crab culture systems in northern China [J]., 2018, 30(4): 622-631. (in Chinese with English abstract)

[24] Collins S A, ?verland, Margareth, Skrede A, Drew M D. Effect of plant protein sources on growth rate in salmonids: Meta-analysis of dietary inclusion of soybean, pea and canola/rapeseed meals and protein concentrates [J]., 2013(400-401): 85-100.

[25] 李晨晨, 黃文文, 金敏, 朱婷婷, 羅嘉翔, 馬紅娜, 袁野, 周歧存. 大豆?jié)饪s蛋白替代魚粉對(duì)黃顙魚生長,飼料利用,消化酶和抗氧化酶活性的影響[J]. 動(dòng)物營養(yǎng)學(xué)報(bào), 2018, 30(1): 375-386.

Li C C, Huang W W, Jin M, Zhu T T, Luo J X, Ma H N, Yuan Y, Zhou Q C. Effects of fish meal replacement with soybean protein concentrate on growth performance，feed utilization and digestive enzyme and antioxidant enzyme activities of yellow catfish () [J]., 2018, 30(1): 375- 386. (in Chinese with English abstract)

[26] He J, Feng P, Lv C, Lv M, Wang R. Effect of a fish-rice co-culture system on the growth performance and muscle quality of tilapia () [J]., 2020, 17: 1-13.

[27] Zhang J, Zhao N, Zaki S, Li Y, Ma J, Lou Y. Effects of dietary lipid and protein levels on growth and physiological metabolism of Pelteobagrus fulvidraco larvae under recirculating aquaculture system (RAS) [J]., 2018, 495: 458-464.

[28] Cai Z, Qian X, Xie S. Optimal dietary protein concentrations for largemouth bass (Micropterus salmoides) of different sizes (10-500g)., 2020, 28(2): 831-840.

[29] Garling D L, Wilson R P. Optimum dietary protein to energy ratio for channel catfish fingerlings, Ictalurus punctatus[J]., 1976, 106(9): 1368-1375.

[30] Giri S K, Sahoo B N, Paul S N, Sahu A K. Effect of dietary protein levels on growth, feed utilization and carcass composition of endangered bagrid catfish Horabagrus brachysoma (Gunther 1864) fingerlings [J]., 2011, 17(3): 332-337.

[31] Lee S M, Park C S, Bang I C. Dietary protein requirement of young Japanese flounder Paralichthys olivaceus fed isocaloric diets [J]., 2010, 68(1): 158-164.

[32] 陳曦飛, 許潔, 艾春香. 黃顙魚的營養(yǎng)需求研究與配合飼料研發(fā)[J]. 飼料工業(yè), 2011, 32(10): 48-51.

Chen X F, Xu J, Ai C X. Research on nutrient requirement of yellow catfish and research and development of compound feed [J]., 2011, 32(10): 48-51. (in Chinese)

Effect of Feed Protein Contents on Gaseous Nitrogen Emissions, Growth Performance of Catfish and Nitrogen Utilization in Rice-yellow Catfish Co-culture Model

WANG Mengjie#, WU Junnan#, LIU Yaobin, XU Chunchun, FENG Jinfei, LI Fengbo, FANG Fuping*

(China National Rice Research Institute, Hangzhou 311401, China; Corresponding author, E-mail:)

【Objective】 Clarifying the effect of protein contents in the feeds on N2O and NH3emissions and on the growth of yellow catfish () is conducive to the efficient and green development of rice-catfish co-culture model. 【Methods】In this study, pot-experiments were conducted to systematically study the effects of different dietary protein contents on the dynamics of N2O and NH3flux rates, the nitrogen accumulation in the water and bottom soil, and the growth performance of yellow catfish in the rice-catfish co-culture treatments compared to the catfish monoculture. 【Results】Rice-catfish co-culture significantly reduced the N2O emission, NH3emission, total and inorganic nitrogen in the water by 18.30%, 76.20%, 41.30% and 48.85%, and significantly increased the protein accumulation of catfish and nitrogen use efficiency by 20.00% and 171.50%, respectively, as compared with catfish monoculture under the same protein streatment. The N2O emission and residual nitrogen in the water of rice-catfish co-culture treatments increased with the rise of the contents of protein in the feeds, but the NH3flux rates did not show positive correlation with the contents of protein in the feeds. The specific growth rate and protein gain of catfish showed a quadratic correlation with the contents of protein in the feeds. And the nitrogen use efficiency decreased linearly with the increase of protein contents in the feeds.【Conclusion】The recommended protein contents in the feeds for rice-catfish co-culture model is less than 43.04% based on the synthetical evaluation on the effect of protein contents on the growth performance of catfish, N2O emission, and residue of nitrogen in the aquaculture water.

rice-yellow catfish co-culture; feed protein content; N2O emission; NH3volatilization; growth

10.16819/j.1001-7216.2022.211008

2021-10-25；

2022-04-06。

國家自然科學(xué)基金資助項(xiàng)目（41877548，41907410）。

，E-mail：fangfuping@caas.cn)