飼料蛋白含量對稻-黃顙魚共作模式氣態氮排放、黃顙魚生長和氮利用率的影響

王夢杰 吳俊男 劉耀斌 徐春春 馮金飛 李鳳博 方福平

飼料蛋白含量對稻-黃顙魚共作模式氣態氮排放、黃顙魚生長和氮利用率的影響

王夢杰#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；*通信聯系人，E-mail：fangfuping@caas.cn)

【目的】明確飼料蛋白含量對稻-黃顙魚共作模式下N2O和NH3揮發特征及黃顙魚生長的影響，有利于稻-黃顙魚綜合種養的高效、綠色發展。【方法】采用盆栽模擬試驗，以常規單養黃顙魚模式為對照，系統研究了不同飼料蛋白含量對稻-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。【結果】在相同蛋白含量下，稻-黃顙魚共作模式的N2O和NH3揮發分別比單養黃顙魚模式降低18.3%和76.20%，水體總氮和無機氮含量降低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顯著增加N2O排放量和水體殘留氮含量，但對NH3揮發無顯著影響；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系。飼料氮利用效率隨飼料蛋白含量增加呈線性降低趨勢。【結論】綜合考慮黃顙魚生長和N2O排放以及養殖水體氮殘留等因素，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；生長

池塘養殖是我國重要的水產養殖方式，其產量占淡水水產品產量的70%以上[1]。水產動物對飼料蛋白質含量要求較高(25%～50%)，為了提高產量，我國池塘養殖普遍采用高密度放養、大量投喂高蛋白餌料的集約化精養模式。大量高蛋白餌料殘留和魚蝦排泄物導致養殖池塘氮素高度富集，養殖水體和底泥中富集的氮會轉化為N2O和NH3等氣體氮，對大氣環境產生污染[2]。其中，N2O是主要的溫室氣體之一，其全球增溫潛勢是CO2的298倍。全球水產養殖N2O年排放量達到3.67萬t，是主要的農業溫室氣體排放源之一[3]。為了應對全球氣候變化挑戰，我國提出了2030年實現“碳達峰”，2060年實現“碳中和”的戰略目標。農業生產是我國第二大溫室氣體排放源，農業生產的溫室氣體減排對于實現“雙碳”目標至關重要[4]。我國的水產養殖規模和產量均居世界第一位，水產養殖產生的N2O等氣態氮排放備受關注。因此，如何在保障水產品供給的前提下，消減池塘養殖的N2O和NH3揮發是未來水產養殖可持續發展面臨的重要問題。

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、蟹等水產動物進行共作，可以顯著降低養殖水體的氮污染[5]。在稻-魚共作系統中，投喂高蛋白飼料不僅是保障水產動物快速生長的主要食物來源，也是系統主要的氮輸入源。因此，飼料蛋白含量是影響稻-魚共作系統氮循環以及氮污染(N2O和NH3揮發等)的關鍵參數。養殖系統N2O和NH3揮發與飼料氮投入呈正相關關系[6]。由于水產動物對飼料蛋白的高需求，提高飼料蛋白含量固然有利于促進水產動物生長；但是高蛋白飼料的投喂也可能導致N2O和NH3揮發的增加[7-8]。因此，如何平衡二者的效應是水產動物單作和稻-魚共作系統共同面臨的重要問題。以往對飼料蛋白含量的研究主要是在水產養殖單作系統中進行，主要關注蛋白含量對養殖魚類生長參數、飼料利用效率以及產量和綜合效益的影響[9-10]。對于稻-魚共作系統，調控飼料蛋白含量究竟會對共作系統中N2O和NH3揮發、水產動物的生長以及氮素利用產生怎樣的影響，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，重點研究了不同蛋白含量(25%、30%、35%、40%和45%)飼料投喂對稻-黃顙魚共作模式N2O和NH3揮發動態、水體和底泥不同形態氮含量、黃顙魚生長以及共作系統氮利用效率的影響，以期闡明飼料蛋白含量對共作系統生產力與氣態氮排放的綜合影響。

1 材料與方法

1.1 試驗設計

試驗在浙江省杭州市富陽區中國水稻研究所試驗農場(30°05′ N, 119°95′ E)進行。選擇稻-黃顙魚共作模式，設置了5個飼料蛋白含量梯度，分別為25%、30%、35%、40%和45%(RF-P25、RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45)，同時，參照生產中黃顙魚養殖飼料投喂情況，設置了單養黃顙魚投喂40%蛋白飼料(F-P40)為對照，每個處理設置3個重復。試驗土壤為多年養魚池塘底泥，經風干、粉碎、混勻后鋪在試驗桶底部，鋪設高度為25 cm，以模擬養殖池塘環境。底泥土壤理化性質為全氮1.25 ± 0.02 g/kg，銨態氮32.61 ± 1.67 mg/kg，硝態氮14.09 ± 3.59 mg/kg，有機質5.00±0.23 g/kg，pH6.46±0.04。

水稻選用高稈品種安粳優1號，2020年6月19日移栽至試驗桶中，每桶移栽4穴水稻，每穴2株，株行距為50 cm×50 cm。移栽后，根據水稻生長狀況和蒸發量補加鄰近黃顙魚塘水，水深以不淹沒水稻心葉為準，以免影響水稻正常生長。每次取3個補加水重復樣，測定水體總氮濃度。2020年8月10日放養黃顙魚苗(每尾體質量)9.5 g，每桶放養80尾。放入魚苗后夜間使用增氧泵供氧，馴養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量的6%，上午占40%，下午占60%。每兩周隨機捕撈各個處理試驗桶中10尾黃顙魚稱量后放回原試驗桶，據此來調整日投飼量，10月26日收獲黃顙魚和水稻。整個試驗共經歷130 d，稻-黃顙魚共作77 d，整個試驗期未使用任何化肥、除草劑和殺蟲劑。

1.2 試驗飼料配制

參照國家研究委員會(National Research Council, NRC)[11]黃顙魚飼料配制方法，以秘魯進口魚粉、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%蒸餾水繼續攪拌混勻，使用飼料顆粒機將飼料壓制成條狀(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 樣品采集與測定

N2O排放通量采用靜態箱-氣相色譜法測定。靜態箱為0.5 m×0.5 m×0.5 m的不銹鋼暗箱。每個試驗桶內安裝可調節高度的支架，取樣時將靜態箱放置在支架上(支架在水面下2 cm處)取氣，種稻處理取樣時靜態箱罩住一簇水稻。2020年6月22日第一次樣品采集，10月26日進行最后一次樣品采集，每間隔7 d進行一次樣品采集，整個試驗期共進行了19次樣品采集。氣體取樣時間均在8:00至10:00之間進行，每次采樣時間為30 min，固定好靜態箱后，分別在0、10、20、30 min通過自動進樣器采集4個氣體樣品于300 mL真空鋁箔袋中，帶回實驗室使用氣相色譜儀(GC 2010島津，日本)測定。N2O排放通量計算方法[12]：

在公式1)中，Flux(N2O)表示N2O排放通量(μg·m?2h?1)；表示標準狀態下的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)；表示取樣箱內的大氣壓；0表示標準大氣壓；d/d表示取樣箱內N2O含量隨時間變化的斜率(10?9·min?1)；表示取樣箱內平均溫度(℃)。

NH3揮發氣體樣品采集使用改進的動態氣流吸收法[13]，收集裝置由氣泵、密閉箱、吸收瓶、安全瓶和氣吹式流量計組成。密閉箱規格與N2O取樣靜態箱相同。NH3采樣日期和次數與N2O相同，13:30－15:30采集氣體，采樣時間為45 min。樣品帶回實驗室進行測定。NH3揮發通量計算方法[14]：

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

N2O和NH3累計排放量計算方法[15]：

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

水樣的采集時間與氣體同步，用于水體基礎理化指標的測定。在試驗桶內選取3個采樣點用取水器于水面下10 cm進行水樣采集，并將水樣混合均勻作為待測水樣。水樣測定指標主要包括pH、溶氧量(DO)、生物需氧量(BOD)、化學需氧量(COD)、可溶性碳(TOC)、總氮(TN)、銨態氮(NH4+-N)、硝態氮(NO3?-N)和亞硝態氮(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)測定；BOD采用五日培養法測定；COD采用硫酸外加熱法測定；水樣經0.45 μm微孔濾膜過濾后，使用流動注射分析儀(斯卡拉Skalar Plus Systems，荷蘭)測定水體銨態氮(NH4+-N)、硝態氮(NO3?-N)和亞硝態氮(NO2?-N)含量；總氮(TN)采用過硫酸鉀氧化法測定；TOC含量采用碳氮分析儀(耶拿Multi 3100N/C，德國)測定。

RF－稻-黃顙魚共作處理；F－黃顙魚單養處理；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，用于底泥基礎理化指標的測定。在水稻根系附近選取3個取樣點，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干后混勻過篩，測定。土樣的測定指標主要為全氮(TN)、銨態氮(NH4+-N)、硝態氮(NO3?-N)含量。TN采用凱氏定氮法測定；NH4+-N和NO3?-N采用氯化鉀浸提-分光光度法測定。

試驗結束時，統計每個試驗桶黃顙魚存活率和收獲產量，并隨機選取10條魚，測定體質量。剪取背部肌肉用于測定黃顙魚身體組織含水率、粗蛋白含量。統計每個試驗桶水稻籽粒產量，隨機選每個試驗桶中一株水稻取地上部，按籽粒、莖、葉分樣，用于測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定。測定黃顙魚粗蛋白含量(Crude Protein Rate, CPR)，計算特定生長率、飼料轉化系數和飼料利用率。參考《國家標準GB/T14924.9－2001》測定投喂飼料、黃顙魚粗蛋白含量。黃顙魚相關參數按照下列方法計算[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為飼料轉化系數(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分別為收獲數量和存活數量；W和0分別是黃顙魚收獲體質量和放養體質量；為放養天數；CPR和CPR0分別是黃顙魚收獲和放養時粗蛋白含量。N和0分別是黃顙魚收獲和放養時氮含量(N=CPR/ 6.25)，N是飼料氮含量，W是投喂飼料質量。

1.4 數據分析

采用SPSS 19.0軟件進行處理間的方差分析和不同參數間的Pearson相關性分析，鄧肯多重比較進行差異顯著性檢驗，<0.05表示差異顯著；<0.01表示差異極顯著。采用 Origin 9.0 軟件進行制圖。文中列舉數據均為3個重復均值±標準差(Mean±SD)。

2 結果與分析

2.1 飼料蛋白含量對N2O和NH3揮發的影響

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)排放通量為負值。RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45處理N2O排放通量整體呈波動變化趨勢。投喂飼料后，單養黃顙魚處理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黃顙魚處理。這表明稻-黃顙魚共作有利于減少養殖水體的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系統N2O排放的差異不斷減小。這說明蛋白含量的增加會消減水稻對N2O的減排作用。

各處理中NH3揮發通量季節變化(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揮發通量變化趨勢一致，投喂飼料未對稻魚共作模式中NH3揮發通量產生顯著影響；單養黃顙魚處理中，投喂飼料后NH3揮發通量開始顯著增加；8月17日至9月28日期間NH3揮發通量高于稻-魚共作處理，且在9月7日出現較高的NH3揮發峰(0.26 mg·m?2h?1)；9月21日后降低至投喂飼料前水平，持續至試驗結束。從NH3揮發總量來看(圖2-B)，飼料蛋白含量對稻-黃顙魚共作處理NH3揮發總量無顯著影響，不同稻-黃顙魚共作處理間NH3揮發總量無顯著差異。相較于單養黃顙魚處理，稻-魚共作模式NH3揮發總量顯著降低。

圖2 稻-黃顙魚共作對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、硝態氮和亞硝態氮含量均呈逐漸降低趨勢，銨態氮含量較低，無明顯變化趨勢。8月13日放魚投喂飼料后，RF-P25處理水體總氮、硝態氮含量呈緩慢增加趨勢，銨態氮、亞硝態氮含量均在8月31日出現一次峰值，9月14日之后一直保持較低水平，無明顯變化趨勢，但是，RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45處理水體銨態氮含量在9月7日之后仍保持增加趨勢。RF-P30、RF-P35、RF-P40和RF-P45處理水體總氮、硝態氮濃度幅大于RF-P25處理，銨態氮、亞硝態氮含量在8月31日出現峰值，且顯著高于RF-P25處理；投喂飼料后，單養黃顙魚處理中總氮含量增幅大于稻-黃顙魚共作處理，銨態氮含量在8月24日至10月12日均顯著高于稻-黃顙魚共作處理，硝態氮含量與各稻-黃顙魚共作處理接近，亞硝態氮濃度在8月17日至9月14日急劇增加，達到峰值后開始降低，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、銨態氮、硝態氮和亞硝態氮平均含量比F-P40處理分別顯著降低了41.30%、45.04%、12.5%和46.43%。結果表明飼料蛋白含量增加導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分含量。

表3 底泥總氮、銨態氮和硝態氮平均含量

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，底泥氨態氮含量RF處理比F處理顯著降低35.54%。

2.3 氣態氮排放與水體和底泥參數的相關性分析

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，與DO含量和pH呈顯著負相關；NH3揮發通量與水體和底泥碳氮含量等參數相關未達顯著。在單養黃顙魚模式(F)下，N2O排放通量與水體NH4+、NO3?、NO2?、TOC含量呈顯著正相關，與pH值呈顯著負相關；NH3揮發通量與水體NH4+、TOC含量呈正相關，與DO和底泥pH呈顯著負相關。

2.4 飼料蛋白含量對黃顙魚生長性能和氮收支結構的影響

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(飼料轉化系數)和FU(飼料氮利用率)無顯著差異。但單養黃顙魚處理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。但從飼料轉化效率來看，FCR隨飼料蛋白含量呈先增加再降低的趨勢。FU 則隨飼料蛋白含量增加而呈不斷降低趨勢。

進一步分析了整個系統的氮收支情況，如表6所示，飼料是系統氮輸入的主要來源，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揮發通量與水體和底泥參數相關性分析（n=18）

*表示0.05水平上顯著相關，**表示0.01水平上顯著相關。

* 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表示收獲產量；SR表示存活率；SGR表示特定生長率；FCR表示飼料轉化系數；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，代表環境效應的N2O排放量、NH3揮發量和水體總氮含量以及飼料氮利用效率這6個指標與飼料蛋白含量進行擬合分析。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。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。因此，要提高飼料氮利用效率，減少N2O排放和水體氮殘留，應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。從生長指標與飼料蛋白含量擬合的結果來看，達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%。再進一步增加飼料蛋白含量，對生長沒有明顯促進作用，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模式[16]。這與稻田養魚模式的研究結果相近。復合種養模式的氣態氮排放顯著低于單種水稻模式，這主要是由于水稻和水產動物對養分的互補利用，提高了氮利用效率，減少了氣態氮排放[17-18]。在水產養殖中，水產動物對飼料蛋白水平的要求較高，蛋白質含量的多少不但會影響養殖產品的生長發育而且也會影響養殖系統的環境效益[19]。本研究進一步探索了飼料蛋白含量對稻-黃顙魚共作系統氣態氮排放以及氮素利用效率的影響。結果顯示(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，飼料蛋白含量增加會促進稻-黃顙魚共作系統N2O排放。這主要是因為飼料蛋白含量增加會提高養殖水體中銨態氮和硝態氮含量(表2)。水產養殖系統中N2O的排放主要產生于水體和底泥中的硝化和反硝化作用。水體中無機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.

在養殖水體中，由于魚的排泄以及殘留飼料的降解，會導致水體NH4+含量較高，在適宜的環境條件下會轉化成NH3釋放到大氣中[20]。NH3雖然極易溶于水，但其溶解態(NH3·H2O)在水中極不穩定，容易受水體pH值、溫度等環境因素的影響[21]。本研究的結果顯示(表4)，單養魚處理NH3揮發通量與水體NH4+含量表現出較高的正相關性，在水體NH4+含量較高時(8月24日～9月21日)，黃顙魚單養處理NH3揮發通量出現峰值。因此，影響養殖水體NH3揮發量的主因可能是水體中NH4+含量。其次，養殖水體的pH值、溫度等環境因素也會影響NH3揮發量[22]。在本研究中，與單養魚處理相比，稻-魚共作處理顯著降低了水體NH4+含量。這可能是導致稻-魚共作處理NH3揮發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揮發量并沒有表現出隨之增加的趨勢。這可能是主要是由于水稻根系分泌有機酸，導致稻-魚共作處理水體的pH值(7.43±0.02)顯著低于單養魚處理(7.97±0.06)，從而抑制了水體中NH4+轉化成游離態的NH3，導致稻-魚共作處理的NH3揮發量并沒有隨水體NH4+含量的增加而增加。

飼料蛋白是養殖魚類合成自身蛋白質的主要氨基酸來源，也是魚類維持生命活動的主要能源基質[23-24]。飼料蛋白含量過低不能滿足魚類營養需求[25]；飼料蛋白含量過高則會造成飼料浪費，破壞養殖環境。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，對黃顙魚生長無顯著促進作用。這與大嘴鱸[27]、斑點叉尾鮰[28]、短體下眼鲿[29]等魚類攝食不同蛋白水平飼料的研究規律一致。飼料轉化系數和飼料氮利用率隨投喂飼料蛋白水平增加而降低，在蛋白含量達到黃顙魚適宜蛋白含量時便無顯著差異，與LEE等[31]的結論一致。在本研究中，我們綜合考慮黃顙魚生長性能和環境效應，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]對黃顙魚飼料蛋白含量推薦范圍(38%～45%)一致。

4 結論

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

2)稻-黃顙魚共作系統中，水體總氮、銨態氮、硝態氮和亞硝態氮含量隨飼料蛋白含量增加而顯著增加，水體總氮、無機氮和底泥氨態氮含量顯著低于單養黃顙魚系統。稻-黃顙魚共作系統中，N2O排放通量與水體NO3-含量呈顯著正相關關系，NH3揮發通量與水體和底泥氮含量等參數并沒有顯著相關性；單養黃顙魚系統中，N2O排放通量與水體NH4+、NO3?、NO2?含量呈顯著正相關關系，NH3揮發通量與水體中NH4+含量呈顯著正相關關系。

3)N2O和水體氮含量均隨飼料蛋白含量呈線性增加趨勢。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。特定生長率和蛋白累積量與飼料蛋白含量呈二次曲線關系。最高特定生長率和蛋白累積量對應蛋白含量分別為43.04%和43.75%。再進一步增加飼料蛋白含量，對生長性能沒有促進作用，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. 中國漁業統計年鑒[M]. 北京: 中國農業出版社, 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] 張衛建, 嚴圣吉, 張俊, 江瑜, 鄧艾興. 國家糧食安全與農業雙碳目標的雙贏策略[J]. 中國農業科學, 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、稻魚共作生態系統中稻田田面水的N素動態變化及淋溶損失[J]. 環境科學學報, 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. 淡水養殖系統溫室氣體CH4和N2O排放量研究進展[J]. 農業環境科學學報, 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. 不同飼料蛋白源對黃顙魚生長的影響[J]. 上海海洋大學學報, 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, 劉學軍, 巨曉棠, 張福鎖. 田間土壤氨揮發的原位測定——通氣法[J]. 植物營養與肥料學報, 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,無機氮肥施用對苜蓿產量,土壤硝態氮和溫室氣體排放的影響[J]. 應用生態學報, 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. 稻鴨稻魚共作生態系統N素平衡的研究[J]. 農業環境科學學報, 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. 中國水產養殖環境氮磷污染現狀及未來發展思路[J]. 江蘇農業學報, 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. 北方稻蟹共作系統氨揮發損失的研究[J]. 浙江農業學報, 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. 大豆濃縮蛋白替代魚粉對黃顙魚生長,飼料利用,消化酶和抗氧化酶活性的影響[J]. 動物營養學報, 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. 黃顙魚的營養需求研究與配合飼料研發[J]. 飼料工業, 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。

國家自然科學基金資助項目（41877548，41907410）。

，E-mail：fangfuping@caas.cn)