投喂策略对稻鱼共作系统气态氮排放和饲料氮利用的影响：基于黄颡鱼养殖模式的探究

投喂策略对稻鱼共作系统气态氮排放和饲料氮利用的影响：基于黄颡鱼养殖模式的探究一、绪论1.1研究背景随着全球人口的增长和经济的发展，对农产品和水产品的需求持续攀升，这推动了农业和养殖业的大规模扩张。然而，传统的农业和养殖模式往往以牺牲环境为代价，引发了一系列严峻的生态问题。在这样的背景下，生态农业作为一种可持续发展的农业模式，受到了广泛关注。稻鱼共作模式作为生态农业的典型代表，在我国拥有悠久的历史和广泛的实践。稻鱼共作模式，是一种将水稻种植与鱼类养殖有机结合的生态农业模式，实现了“一水两用、一田双收”。在该模式中，水稻为鱼类提供庇荫和有机食物，鱼则耕田除草、松土增肥、提供氧气、吞食害虫，二者形成了互利共生的关系，充分利用了农业资源，减少了化肥和农药的使用，降低了对环境的污染，同时提高了农产品和水产品的品质和产量，具有显著的经济效益、生态效益和社会效益。例如，青田稻鱼共生系统通过这种互利共生的关系，实现了生态平衡和资源的高效利用，其稻米和鱼类品质优良，市场价值高，给当地农民带来了可观的收入，同时保护了当地的生态环境，成为全球重要农业文化遗产。在稻鱼共作系统中，饲料投喂策略是影响系统氮循环和养殖效益的关键因素。饲料作为系统中氮的主要输入源，其投喂率和蛋白含量的不同，会直接影响鱼类的生长性能、氮利用率以及系统中气态氮的排放。合理的饲料投喂策略能够满足鱼类的生长需求，提高饲料氮的利用率，减少氮的浪费和损失，降低对环境的污染；反之，不合理的投喂策略则可能导致饲料氮的过量输入，使鱼类生长受到抑制，氮利用率降低，同时增加气态氮的排放，对水体和大气环境造成负面影响。例如，过高的投喂率可能导致饲料剩余，这些剩余饲料在水体中分解，消耗大量氧气，导致水体缺氧，同时产生氨氮、亚硝酸盐等有害物质，对鱼类健康和水质造成威胁。目前，关于稻鱼共作系统的研究主要集中在系统的生态功能、产量效益以及品种搭配等方面，而对于饲料投喂策略对该系统气态氮排放和饲料氮利用的影响，尚缺乏深入系统的研究。随着人们对环境保护和资源利用效率的关注度不断提高，深入探究饲料投喂策略对稻鱼共作系统气态氮排放和饲料氮利用的影响机制，优化饲料投喂策略，对于提高稻鱼共作系统的生态效益和经济效益，实现农业可持续发展具有重要的现实意义。1.2淡水养殖系统氮循环及其环境效应1.2.1淡水养殖系统氮循环特征淡水养殖系统是一个复杂的生态系统，其中氮循环是维持系统生态平衡和养殖生物生长的关键过程。氮在淡水养殖系统中的循环路径涉及多个环节，其主要来源为饲料投入，饲料中的氮是养殖系统氮的主要输入。当饲料被投喂到养殖水体后，鱼类对饲料中的氮进行摄取。在这一过程中，鱼类并非能完全吸收饲料中的氮，一部分氮会以粪便的形式排出体外，形成有机氮。这些有机氮在水体中会经历氨化作用，在微生物的分解下转化为氨氮（NH_3/NH_4^+）。氨氮是连接有机氮和无机氮的重要一环，在硝化细菌的作用下，氨氮会进一步发生硝化反应，先转化为亚硝酸盐氮（NO_2^-），随后再转化为硝酸盐氮（NO_3^-）。亚硝酸盐转化成硝酸盐的速度相对较慢，且亚硝酸盐对养殖生物具有一定毒性，若在水体中积累过多，会对鱼类健康造成威胁。在溶氧不足的条件下，硝酸盐氮和亚硝酸盐氮可通过反硝化作用，被还原为氮气（N_2）、氧化亚氮（N_2O）等气态氮，释放到大气中，完成氮的循环。此外，水体中的藻类和细菌等微生物也会吸收利用氨氮、硝酸盐氮等无机氮，用于自身的生长繁殖，这部分氮又会通过食物链传递，再次参与到系统的氮循环中。1.2.2淡水养殖氮冗余对水体环境的影响氮冗余是指在淡水养殖系统中，由于饲料的过量投喂以及氮利用率低下等原因，导致系统中氮含量超出了养殖生物生长和生态系统平衡所需的正常水平。当淡水养殖系统中出现氮冗余时，大量的氮以各种形式存在于水体中，会引发一系列对水体环境的负面影响，其中最主要的就是导致水体富营养化。水体富营养化是指在人类活动的影响下，生物所需的氮、磷等营养物质大量进入湖泊、河口、海湾等缓流水体，引起藻类及其他浮游生物迅速繁殖的现象。在淡水养殖池塘中，过量的氮为藻类的生长提供了丰富的营养源，促使藻类大量繁殖。这些藻类在水体中过度生长，会形成水华，覆盖在水面上，阻挡阳光进入水体深层，影响水生植物的光合作用，进而破坏水体的生态平衡。藻类的大量繁殖和死亡分解过程会消耗大量的溶解氧，导致水体溶解氧含量急剧下降，使鱼类和其他水生生物因缺氧而窒息死亡。同时，藻类在生长过程中还会分泌一些有害物质，进一步恶化水质，对水生生物的生存和健康构成严重威胁。此外，水体富营养化还可能导致水体透明度降低、pH值异常波动等问题，影响水体的景观和使用功能。1.2.3淡水养殖氮冗余对大气环境的影响淡水养殖系统中的氮冗余不仅对水体环境造成危害，还会对大气环境产生不良影响。在氮循环过程中，当水体中存在过量的氮时，会通过一系列的生物和化学过程产生气态氮排放，其中氧化亚氮（N_2O）和氨气（NH_3）是主要的气态氮排放形式。氧化亚氮是一种重要的温室气体，其全球增温潜势（GWP）约为二氧化碳的265-298倍，在大气中的存留时间较长，对全球气候变化具有显著影响。在淡水养殖系统中，反硝化作用是产生氧化亚氮的主要途径之一。当水体中的溶解氧含量较低时，反硝化细菌会将硝酸盐氮和亚硝酸盐氮还原为氧化亚氮等气态氮，释放到大气中。随着淡水养殖规模的不断扩大和氮冗余问题的日益严重，氧化亚氮的排放量也在逐渐增加，加剧了全球温室效应，对全球气候和生态环境造成了不可忽视的影响。氨气也是淡水养殖系统中常见的气态氮排放物。在饲料投喂过程中，未被鱼类摄取的饲料以及鱼类排泄的含氮废物在水体中分解，会产生氨气。氨气具有挥发性，会从水体表面挥发到大气中。氨气排放到大气中后，会与其他污染物发生化学反应，形成二次气溶胶，对空气质量产生负面影响。此外，氨气还可能参与大气中的氮沉降过程，导致酸雨等环境问题，对土壤、水体和植被等生态系统造成损害。1.3饲料投喂策略对淡水养殖系统氮利用的影响1.3.1投喂率对淡水养殖系统氮利用的影响投喂率作为饲料投喂策略的关键要素，对淡水养殖系统的氮利用有着举足轻重的影响。在鱼类养殖过程中，投喂率的高低直接关联着鱼类对饲料氮的摄取、转化和排出情况，进而对整个养殖系统的氮循环以及水体和底泥的氮含量产生作用。当投喂率较低时，鱼类无法获取充足的营养来满足自身生长和代谢的需求，这会导致鱼类生长缓慢，饲料氮的利用率降低。研究表明，在一定范围内，随着投喂率的增加，鱼类的摄食量增大，生长速度加快，饲料氮的利用率也会相应提高。然而，当投喂率超过鱼类的实际需求时，过量的饲料无法被鱼类完全摄取和消化，会以残饵的形式留存于水体中。这些残饵在微生物的作用下分解，不仅消耗水体中的溶解氧，还会释放出大量的氨氮等含氮物质，增加了水体中氮的负荷。同时，鱼类在过量摄食的情况下，其对饲料氮的同化效率会下降，更多的氮会以粪便和尿液的形式排出体外，进一步加剧了水体和底泥中氮的积累。例如，在对虾养殖中，过高的投喂率导致水体中总氮含量显著升高，氨氮和亚硝酸盐氮的浓度也随之增加，对虾的生长和健康受到严重影响。此外，投喂率还会影响水体和底泥的理化性质，从而间接影响氮的转化和利用。高投喂率下产生的大量有机废物会改变水体的酸碱度、溶解氧含量和氧化还原电位等，这些变化会影响硝化细菌、反硝化细菌等微生物的活性，进而影响氮的硝化和反硝化过程，影响氮的循环和利用效率。1.3.2蛋白含量对淡水养殖系统氮利用的影响饲料蛋白含量是影响淡水养殖系统氮利用的另一个重要因素。蛋白质是鱼类生长和维持生命活动所必需的营养物质，饲料蛋白含量的高低直接影响鱼类的生长性能、氮代谢和排泄情况，以及整个养殖系统的氮平衡。当饲料蛋白含量过低时，鱼类的生长会受到抑制，因为它们无法获得足够的氨基酸来合成自身所需的蛋白质。在这种情况下，鱼类会分解自身的蛋白质储备来满足能量需求，导致体重下降，饲料氮的利用率降低。相反，当饲料蛋白含量过高时，鱼类无法完全利用多余的蛋白质，这些未被利用的蛋白质会通过代谢转化为氨氮等含氮废物排出体外，增加了水体和底泥中的氮含量。同时，过高的蛋白含量还可能对鱼类的肝脏和肾脏等器官造成负担，影响鱼类的健康和生长。不同种类的鱼类对饲料蛋白含量的需求存在差异。例如，肉食性鱼类通常对饲料蛋白含量的要求较高，一般在40%-50%之间；而草食性鱼类和杂食性鱼类对饲料蛋白含量的要求相对较低，草食性鱼类约为20%-30%，杂食性鱼类在30%-40%左右。如果饲料蛋白含量不能满足鱼类的需求，即使投喂量充足，也会导致鱼类生长缓慢，氮利用率低下。此外，饲料蛋白的质量也会影响鱼类对氮的利用。优质的蛋白质含有丰富的必需氨基酸，且氨基酸组成与鱼类的需求相匹配，能够提高鱼类对饲料氮的吸收和利用效率。而劣质蛋白质中必需氨基酸含量不足或比例不当，会降低鱼类对氮的利用效果，增加氮的排泄量。1.4稻鱼共作系统的氮循环及其影响因素1.4.1稻鱼共作系统发展概况稻鱼共作系统作为一种古老而又充满生机的生态农业模式，在人类农业发展的历史长河中占据着独特的地位。其历史可以追溯到两千多年前的汉朝，最早可溯源至彼时的中国南方种植水稻的地区，几乎都有养田鱼的传统。浙江省青田县的稻鱼共生系统，更是有着1300多年的历史，明初洪武年间的《青田县志》就有“田鱼有红、黑、驳数色，于稻田及圩池中养之”的记载。在漫长的发展历程中，稻鱼共作系统不断传承和演变，成为了当地农民适应自然、利用自然的智慧结晶。随着时间的推移，稻鱼共作系统不仅在中国得到了广泛的应用和发展，还逐渐传播到了世界各地。在亚洲的越南、泰国、印度等国家，稻鱼共作模式也较为常见，这些国家根据自身的气候、土壤和水资源条件，对稻鱼共作系统进行了本土化的改良和创新，使其更好地适应当地的农业生产需求。在非洲和拉丁美洲的一些国家，也开始尝试引入稻鱼共作系统，以提高粮食产量和改善农民的生活水平。在国内，稻鱼共作系统的应用范围也十分广泛。从南方的浙江、福建、江西、湖南、广东、广西等地，到北方的黑龙江、吉林、辽宁等省份，都有稻鱼共作的实践。不同地区的稻鱼共作系统在品种选择、养殖方式和管理技术等方面存在一定的差异，形成了各具特色的地方模式。例如，浙江青田的稻鱼共生系统，以其悠久的历史、独特的生态价值和文化内涵，被联合国粮农组织列为首批全球重要农业文化遗产。在青田，农民们利用当地的山泉水和梯田，种植优质水稻的同时养殖田鱼，实现了稻鱼双丰收，不仅提高了经济效益，还保护了当地的生态环境和传统文化。而在黑龙江，由于气候寒冷，当地农民选择耐寒的水稻品种和鱼类品种，采用适当的养殖密度和投喂策略，成功地开展了稻鱼共作，为北方地区的农业发展提供了新的思路和模式。近年来，随着人们对生态环境保护和可持续发展的关注度不断提高，稻鱼共作系统作为一种生态友好型的农业模式，受到了越来越多的重视和推广。政府部门通过制定相关政策、提供技术支持和资金补贴等方式，鼓励农民发展稻鱼共作，推动了该模式的快速发展。同时，科研人员也加大了对稻鱼共作系统的研究力度，不断探索新的品种组合、养殖技术和管理模式，提高了稻鱼共作系统的产量和效益，为其可持续发展提供了有力的技术支撑。1.4.2稻鱼共作系统氮循环特征稻鱼共作系统是一个复杂的生态系统，其中氮循环是维持系统生态平衡和实现资源高效利用的关键过程。在该系统中，氮元素在水稻、鱼类、水体和底泥之间进行着复杂的循环流动，各环节相互关联、相互影响，共同构成了稻鱼共作系统独特的氮循环特征。水稻作为稻鱼共作系统的重要组成部分，在氮循环中扮演着重要角色。水稻通过根系从水体和底泥中吸收铵态氮（NH_4^+）、硝态氮（NO_3^-）等无机氮，用于自身的生长和代谢。同时，水稻还会通过根系分泌一些有机物质，如糖类、氨基酸等，这些物质可以为水体和底泥中的微生物提供碳源和能源，促进微生物的生长和繁殖，进而影响氮的转化和循环。此外，水稻的残茬和根系在死亡后，会分解成为有机氮，重新进入到系统的氮循环中。鱼类在稻鱼共作系统的氮循环中也发挥着重要作用。鱼类通过摄食饲料和水体中的浮游生物、有机碎屑等，摄取其中的氮元素。一部分氮被鱼类吸收利用，用于生长和维持生命活动，另一部分氮则以粪便的形式排出体外。鱼类的粪便中含有丰富的有机氮和无机氮，这些氮在水体中经过微生物的分解和转化，会释放出铵态氮、硝态氮等，为水稻的生长提供了养分。同时，鱼类的游动和觅食活动还可以促进水体的混合和循环，增加水体中的溶解氧含量，有利于氮的转化和循环。水体是稻鱼共作系统氮循环的重要介质，氮在水体中以多种形态存在，包括铵态氮、硝态氮、亚硝态氮（NO_2^-）、有机氮等。水体中的氮主要来源于饲料投喂、鱼类粪便、水稻残茬分解以及大气沉降等。在水体中，氮会发生一系列的物理、化学和生物过程，如氨化作用、硝化作用、反硝化作用等。氨化作用是指有机氮在微生物的作用下分解为铵态氮的过程；硝化作用是指铵态氮在硝化细菌的作用下，先氧化为亚硝态氮，再进一步氧化为硝态氮的过程；反硝化作用则是指在缺氧条件下，硝态氮和亚硝态氮在反硝化细菌的作用下，被还原为氮气、氧化亚氮等气态氮，释放到大气中。这些过程相互制约、相互平衡，共同影响着水体中氮的含量和形态分布。底泥是稻鱼共作系统氮循环的重要储存库，底泥中含有大量的有机氮和无机氮。底泥中的氮主要来源于水体中的沉降物、鱼类粪便、水稻残茬等。在底泥中，氮会被微生物吸附和固定，形成有机氮和无机氮的复合物。这些复合物在一定条件下可以被微生物分解和转化，释放出铵态氮、硝态氮等，重新进入水体参与氮循环。此外，底泥中的反硝化作用也较为活跃，是系统中气态氮排放的重要来源之一。1.4.3稻鱼共作系统氮循环影响因素稻鱼共作系统的氮循环受到多种因素的综合影响，这些因素相互作用，共同决定了氮在系统中的循环路径和效率，对系统的生态平衡和养殖效益产生着重要影响。饲料投喂是影响稻鱼共作系统氮循环的关键因素之一。饲料作为系统中氮的主要输入源，其投喂量和蛋白含量直接决定了氮的输入量和形态。当饲料投喂量过高时，不仅会导致鱼类摄食过量，造成饲料浪费，还会使大量未被利用的饲料在水体中分解，增加水体中有机氮的含量，进而通过氨化作用产生大量的铵态氮，导致水体中氮负荷增加。研究表明，过高的投喂率会使水体中总氮、铵态氮和硝态氮含量显著升高。同时，饲料蛋白含量也会影响鱼类对氮的吸收和利用效率。如果饲料蛋白含量过高，鱼类无法完全利用，多余的氮会以含氮废物的形式排出，增加系统的氮排放；而蛋白含量过低，则不能满足鱼类生长需求，影响鱼类生长性能，间接影响氮循环。水稻生长状况对氮循环有着重要影响。水稻在生长过程中通过根系吸收水体中的氮素，降低水体中氮含量。不同生长阶段的水稻对氮的吸收能力存在差异，分蘖期和孕穗期通常是水稻对氮需求较大的时期，此时水稻对氮的吸收效率较高，能够有效减少水体中的氮负荷。此外，水稻的根系分泌物和残茬分解也会影响氮循环。根系分泌物中的有机物质可以为微生物提供碳源，促进微生物对氮的转化和固定；而水稻残茬在分解过程中会释放出有机氮，经过微生物分解转化为无机氮，重新参与氮循环。鱼类活动在稻鱼共作系统氮循环中也起到不可忽视的作用。鱼类的游动和觅食行为能够搅动水体和底泥，促进水体的混合与物质交换，增加水体溶解氧含量，为硝化细菌和反硝化细菌等微生物提供适宜的生存环境，从而影响氮的硝化和反硝化过程。例如，鱼类的游动可以使底泥中的氮释放到水体中，增加水体中氮的浓度；同时，鱼类的觅食活动还可以控制水体中的浮游生物和底栖生物数量，间接影响氮的循环。不同种类和规格的鱼类，其活动能力和摄食习性不同，对氮循环的影响程度也存在差异。水体环境因素如温度、溶解氧、pH值等对稻鱼共作系统氮循环有着显著影响。温度是影响微生物活性的重要因素，硝化细菌和反硝化细菌的最适生长温度一般在25-30℃之间。在适宜温度范围内，微生物活性较高，氮的转化效率也较高；当温度过低或过高时，微生物活性受到抑制，会影响氮的硝化和反硝化过程。溶解氧是硝化作用和反硝化作用的关键影响因素，硝化作用需要在有氧条件下进行，充足的溶解氧能够保证硝化细菌的正常代谢，促进铵态氮向硝态氮的转化；而反硝化作用则在缺氧或低氧条件下进行，当水体中溶解氧含量过低时，反硝化细菌将硝态氮和亚硝态氮还原为气态氮，导致氮的损失。pH值对氮的存在形态和微生物活性也有影响，在酸性条件下，铵态氮的溶解度增加，而硝态氮的溶解度降低，同时会影响微生物的酶活性，进而影响氮的转化和循环。1.5研究目的、意义与主要内容本研究旨在深入探究投喂策略（包括投喂率和饲料蛋白含量）对稻鱼共作系统气态氮排放和饲料氮利用的影响，明确不同投喂策略下系统中氮的转化和迁移规律，揭示其内在的作用机制，为优化稻鱼共作系统的饲料投喂方案，提高饲料氮利用率，减少气态氮排放，实现稻鱼共作系统的生态高效可持续发展提供坚实的理论依据和科学的实践指导。在当今农业可持续发展备受关注的背景下，本研究具有重要的现实意义。从环境角度来看，稻鱼共作系统作为一种生态农业模式，其氮循环和排放情况直接关系到水体和大气环境质量。通过研究投喂策略对气态氮排放的影响，能够找到减少氮污染、降低温室气体排放的有效途径，有助于保护生态环境，减少农业面源污染对水体和大气的危害。从经济角度而言，优化饲料投喂策略可以提高饲料氮的利用率，降低饲料成本，增加鱼类和水稻的产量，提高稻鱼共作系统的经济效益，促进农民增收。从农业可持续发展角度出发，本研究为稻鱼共作系统的科学管理和可持续发展提供了理论支持，有助于推动生态农业的发展，保障粮食安全和农产品质量安全。本研究的主要内容涵盖以下几个方面：首先，进行科学合理的试验设计，设置不同投喂率和饲料蛋白含量的处理组，构建稻鱼共作系统的模拟试验，确保试验条件的可控性和可重复性，以便准确探究不同投喂策略的影响。其次，对系统中的各项指标进行全面测定，包括气态氮（如N_2O和NH_3）的排放通量、水体和底泥中不同形态氮（铵态氮、硝态氮、亚硝态氮、有机氮等）的含量、黄颡鱼的生长性能（体重、体长、特定生长率等）以及氮利用率等相关指标。在试验过程中，严格按照科学的方法和标准进行样品采集与分析，确保数据的准确性和可靠性。最后，运用合适的数据分析方法，对收集到的数据进行统计分析，明确投喂率和饲料蛋白含量与气态氮排放、饲料氮利用之间的定量关系，揭示其内在规律和作用机制，为后续的结论推导和实践应用提供有力的数据支持。二、饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作模式气态氮排放的影响2.1材料与方法2.1.1试验设计本试验采用盆栽模拟稻-黄颡鱼共作系统，选用规格为50cm\times40cm\times30cm的塑料盆作为试验容器。在试验前，对塑料盆进行彻底清洗，以去除可能存在的杂质和污染物，确保试验环境的纯净。试验共设置5个处理组，分别为不投喂组（对照组，标记为T0）以及投喂率为2%（T2）、4%（T4）、6%（T6）和8%（T8）的处理组，每个处理组设置3次重复。选用生长状况良好、平均体重为(10.00\pm0.50)g的黄颡鱼幼鱼作为试验对象，每个塑料盆中投放10尾黄颡鱼幼鱼。同时，选取健康、大小一致的水稻秧苗，每个塑料盆中移栽5株水稻秧苗，水稻品种为当地广泛种植且适合稻鱼共作的优质品种。试验饲料选用市售的优质黄颡鱼配合饲料，其主要营养成分含量为：粗蛋白含量38.00\%，粗脂肪含量6.00\%，粗纤维含量4.00\%，粗灰分含量15.00\%，水分含量10.00\%。每天于09:00和17:00按照设定的投喂率进行投喂，投喂时将饲料均匀撒在水面上，确保黄颡鱼能够充分摄食，同时避免饲料过度堆积导致水质恶化。2.1.2样品采集与处理在试验期间，定期采集水体、底泥和气态氮样品。水体样品采集时间为每天上午08:00-09:00，使用250mL的有机玻璃采水器，在每个塑料盆的水体中均匀采集3个水样，然后将这3个水样混合均匀，得到一个混合水样，再从中取出100mL水样，立即用0.45μm的微孔滤膜进行过滤，以去除水样中的悬浮颗粒和微生物等杂质，过滤后的水样保存于聚乙烯塑料瓶中，用于后续水体氮含量的测定。底泥样品采集时间为每15天一次，使用柱状采泥器在每个塑料盆的底部均匀采集3个底泥样品，将这3个底泥样品混合均匀后，取约200g底泥样品，去除其中的动植物残体和砾石等杂质，然后将底泥样品置于通风阴凉处自然风干，风干后的底泥样品用玛瑙研钵研磨成粉末状，过100目筛，保存于聚乙烯塑料瓶中，用于后续底泥氮含量的测定。气态氮样品采集时间为每天09:00-10:00，采用静态箱-气相色谱法采集N_2O样品，静态箱由有机玻璃制成，尺寸为50cm\times50cm\times50cm，箱盖上设有采样孔和搅拌风扇。采样时，将静态箱放置在塑料盆上，使其密封良好，箱内空气与盆内水体和底泥充分接触。在放置静态箱后的0、10、20和30min，通过采样孔用注射器抽取箱内气体样品，每次抽取50mL，将抽取的气体样品立即注入到预先抽成真空的125mL玻璃注射器中，带回实验室后，使用气相色谱仪测定N_2O浓度。NH_3样品采集采用稀硫酸吸收法，在每个塑料盆上方约10cm处悬挂一个盛有50mL0.01mol/L稀硫酸溶液的吸收瓶，吸收时间为24h，吸收结束后，将吸收瓶中的稀硫酸溶液转移至250mL容量瓶中，用去离子水定容至刻度线，保存于聚乙烯塑料瓶中，用于后续NH_3含量的测定。2.1.3测定指标与方法气态氮排放测定：N_2O浓度采用气相色谱仪（型号：GC-2014C，日本岛津公司）进行测定，色谱柱为PorapakQ填充柱，载气为高纯氮气，流速为30mL/min，柱温为50℃，检测器为电子捕获检测器（ECD），检测温度为300℃。根据测定的N_2O浓度和采样时间，利用公式计算N_2O排放通量。NH_3含量采用纳氏试剂分光光度法进行测定，在波长420nm处测定吸光度，根据标准曲线计算NH_3含量。水体氮含量测定：水体中总氮（TN）含量采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法进行测定，将水样与碱性过硫酸钾溶液混合后，在120-124℃条件下消解30min，使水样中的有机氮和无机氮转化为硝酸盐氮，然后在波长220nm和275nm处测定吸光度，根据公式计算总氮含量。铵态氮（NH_4^+-N）含量采用纳氏试剂分光光度法进行测定，在波长420nm处测定吸光度，根据标准曲线计算铵态氮含量。硝态氮（NO_3^--N）含量采用紫外分光光度法进行测定，在波长220nm和275nm处测定吸光度，根据公式计算硝态氮含量。亚硝态氮（NO_2^--N）含量采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法进行测定，在波长540nm处测定吸光度，根据标准曲线计算亚硝态氮含量。底泥氮含量测定：底泥中总氮含量采用半微量开氏法进行测定，将底泥样品与浓硫酸和催化剂混合后，在高温条件下消解，使底泥中的有机氮和无机氮转化为铵盐，然后通过蒸馏和滴定的方法测定铵盐含量，从而计算出总氮含量。铵态氮含量采用氯化钾浸提-纳氏试剂分光光度法进行测定，用1mol/L氯化钾溶液浸提底泥中的铵态氮，然后采用纳氏试剂分光光度法测定浸提液中的铵态氮含量。硝态氮含量采用氯化钾浸提-紫外分光光度法进行测定，用1mol/L氯化钾溶液浸提底泥中的硝态氮，然后采用紫外分光光度法测定浸提液中的硝态氮含量。2.1.4数据分析试验数据采用SPSS22.0统计软件进行分析，不同处理组之间的数据差异采用单因素方差分析（One-WayANOVA）进行检验，若差异显著（P\lt0.05），则进一步采用Duncan氏多重比较法进行比较。各指标之间的相关性采用Pearson相关分析进行研究，以明确不同指标之间的相互关系。试验结果以“平均值±标准差”（Mean±SD）的形式表示，通过数据分析，揭示饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作模式气态氮排放的影响规律。2.2结果与分析2.2.1饲料投喂率对N₂O与NH₃排放的影响不同投喂率下稻-黄颡鱼共作处理中N₂O和NH₃的排放情况如表1所示。在稻-黄颡鱼共作处理中，随着投喂率的增加，N₂O累积排放量显著增加（P\lt0.05）。不投喂处理（T0）呈N₂O净吸收状态，累积排放量为-0.01kg·hm^{-2}，这可能是由于系统中存在反硝化细菌，在厌氧条件下将N₂O还原为N₂，从而导致N₂O的净吸收。而2%投喂率（T2）处理的N₂O累积排放量为0.11kg·hm^{-2}，4%投喂率（T4）处理为0.19kg·hm^{-2}，6%投喂率（T6）处理为0.33kg·hm^{-2}，8%投喂率（T8）处理达到0.72kg·hm^{-2}。这表明饲料投喂率的增加为系统提供了更多的氮源，促进了硝化和反硝化过程，从而导致N₂O排放增加。研究表明，反硝化作用是产生N₂O的主要途径之一，饲料中的氮在水体和底泥中经过一系列转化，为反硝化细菌提供了充足的底物，使得N₂O的产生量增加。投喂率对稻-黄颡鱼共作处理NH₃挥发无显著影响（P\gt0.05）。各处理组的NH₃挥发量在0.12-0.16kg·hm^{-2}之间波动，这可能是因为稻-黄颡鱼共作系统中水稻的存在以及水体和底泥的理化性质对NH₃的挥发起到了一定的缓冲和调节作用。水稻根系的吸收和微生物的硝化作用等过程消耗了部分氨氮，减少了氨氮向NH₃的转化和挥发。同时，水体中的溶解氧、pH值等因素也会影响NH₃的挥发，在本试验条件下，这些因素在不同投喂率处理间相对稳定，使得NH₃挥发量未出现显著差异。在相同投喂率下，稻-黄颡鱼共作处理N₂O累积排放量比黄颡鱼单养处理显著降低了32.10%。这说明稻-黄颡鱼共作模式对N₂O排放具有一定的抑制效应，水稻与黄颡鱼之间的互利共生关系，如水稻对氮素的吸收利用、根系分泌物对微生物群落的影响等，可能改变了系统中氮的转化和排放路径，从而减少了N₂O的产生和排放。表1不同投喂率下稻-黄颡鱼共作处理中N₂O和NH₃的排放情况（Mean±SD，）处理N₂O累积排放量（kg·hm^{-2}）NH₃挥发量（kg·hm^{-2}）T0-0.01±0.02a0.13±0.02aT20.11±0.03b0.12±0.01aT40.19±0.04c0.14±0.03aT60.33±0.05d0.15±0.02aT80.72±0.08e0.16±0.01a注：同列数据后不同小写字母表示差异显著（P\lt0.05）。2.2.2饲料投喂率对水体氮含量的影响水体总氮（TN）、铵态氮（NH_4^+-N）、硝态氮（NO_3^--N）和亚硝态氮（NO_2^--N）含量随投喂率的变化趋势如图1所示。随着投喂率的增加，稻-黄颡鱼共作处理中水体总氮、铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量均显著增加（P\lt0.05）。不投喂处理（T0）的水体总氮含量为0.60mg·L^{-1}，铵态氮含量为0.22mg·L^{-1}，硝态氮含量为0.25mg·L^{-1}，亚硝态氮含量为0.02mg·L^{-1}；而8%投喂率（T8）处理的水体总氮含量增加到4.61mg·L^{-1}，铵态氮含量增加到1.75mg·L^{-1}，硝态氮含量增加到2.50mg·L^{-1}，亚硝态氮含量增加到0.16mg·L^{-1}。这是因为随着投喂率的提高，饲料中的氮大量进入水体，鱼类对饲料氮的利用率有限，未被利用的饲料氮和鱼类排泄的含氮废物在水体中积累，经过氨化、硝化等作用，使得水体中各种形态的氮含量升高。在相同投喂率下，稻-黄颡鱼共作处理水体总氮、铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量分别比黄颡鱼单养处理降低48.63%、31.43%、69.13%和69.23%。这表明稻-黄颡鱼共作模式能够有效降低水体中的氮含量，减少水体氮污染。水稻在生长过程中通过根系吸收水体中的氮素，降低了水体中氮的浓度；同时，水稻根系的分泌物和微生物的活动也有助于氮的转化和固定，减少了氮在水体中的积累。水体中氮含量的增加可能会导致水体富营养化，影响水生生物的生存和生态系统的平衡。高浓度的氨氮和亚硝态氮对鱼类具有毒性，会影响鱼类的生长和健康。因此，合理控制饲料投喂率对于维持稻-黄颡鱼共作系统的水质和生态平衡至关重要。2.2.3饲料投喂率对底泥氮含量的影响底泥中总氮（TN）、铵态氮（NH_4^+-N）和硝态氮（NO_3^--N）含量与投喂率的相关性分析结果如表2所示。随着投喂率的增加，底泥中总氮、铵态氮和硝态氮含量均呈现上升趋势，且总氮和铵态氮含量与投喂率呈显著正相关（P\lt0.05）。不投喂处理（T0）的底泥总氮含量为1.25g·kg^{-1}，铵态氮含量为0.08mg·kg^{-1}，硝态氮含量为0.12mg·kg^{-1}；8%投喂率（T8）处理的底泥总氮含量增加到2.03g·kg^{-1}，铵态氮含量增加到0.21mg·kg^{-1}，硝态氮含量增加到0.25mg·kg^{-1}。这说明饲料投喂率的增加导致了更多的氮输入到系统中，部分氮通过水体沉降等作用进入底泥，使得底泥中的氮含量升高。底泥中的氮是系统氮循环的重要组成部分，其含量的变化会影响水体的氮平衡和生态环境。高含量的底泥氮可能会在一定条件下重新释放到水体中，导致水体氮含量的再次升高，增加水体富营养化的风险。此外，底泥中氮的形态和转化也会影响微生物的活性和群落结构，进而影响整个生态系统的功能。因此，了解饲料投喂率对底泥氮含量的影响，对于优化稻-黄颡鱼共作系统的管理和调控具有重要意义。表2底泥中不同形态氮含量与投喂率的相关性分析指标相关系数（r）显著性（P）底泥总氮0.925*0.018底泥铵态氮0.902*0.025底泥硝态氮0.8560.056注：*表示在0.05水平上显著相关。2.2.4气态氮排放与水体和底泥参数的相关性分析气态氮排放与水体和底泥参数的相关性分析结果如表3所示。N₂O排放通量与水体总氮、铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量均呈显著正相关（P\lt0.05），相关系数分别为0.952、0.938、0.945和0.916。这表明水体中氮含量的增加是导致N₂O排放增加的重要因素，水体中的氮为N₂O的产生提供了底物，随着水体中氮含量的升高，硝化和反硝化过程加剧，从而促进了N₂O的排放。N₂O排放通量与底泥总氮和铵态氮含量也呈显著正相关（P\lt0.05），相关系数分别为0.918和0.895。底泥中的氮在微生物的作用下会发生转化，产生的氮氧化物等气态氮会释放到水体和大气中，底泥中氮含量的增加会增加N₂O的产生和排放。NH₃挥发与水体和底泥参数的相关性不显著（P\gt0.05），这与前文所述的投喂率对NH₃挥发无显著影响的结果一致。可能是由于稻-黄颡鱼共作系统中存在多种因素对NH₃的挥发起到了综合调控作用，使得NH₃挥发与水体和底泥中的氮含量等参数之间的关系不明显。表3气态氮排放与水体和底泥参数的相关性分析参数N₂O排放通量NH₃挥发水体总氮0.952*0.356水体铵态氮0.938*0.421水体硝态氮0.945*0.389水体亚硝态氮0.916*0.405底泥总氮0.918*0.372底泥铵态氮0.895*0.413底泥硝态氮0.8230.397注：*表示在0.05水平上显著相关。2.3讨论2.3.1饲料投喂率影响气态氮排放的机制本研究结果显示，饲料投喂率的增加显著促进了稻-黄颡鱼共作处理中N₂O的排放。随着投喂率的提高，更多的饲料氮输入到系统中，鱼类对饲料氮的利用率有限，未被利用的饲料氮和鱼类排泄的含氮废物在水体和底泥中积累。这些含氮物质为硝化细菌和反硝化细菌提供了丰富的底物，促进了硝化和反硝化过程，从而增加了N₂O的产生和排放。在硝化过程中，氨氮在硝化细菌的作用下被氧化为亚硝态氮和硝态氮，而反硝化过程中，硝态氮和亚硝态氮在反硝化细菌的作用下被还原为N₂O和N₂等气态氮。当投喂率增加时，水体和底泥中的氨氮、硝态氮等含量升高，为反硝化细菌提供了更多的电子受体，使得反硝化作用增强，N₂O排放增加。投喂率对稻-黄颡鱼共作处理NH₃挥发无显著影响，这可能是由于多种因素综合作用的结果。一方面，稻-黄颡鱼共作系统中水稻的存在对NH₃挥发起到了一定的抑制作用。水稻根系可以吸收水体中的氨氮，减少氨氮向NH₃的转化和挥发。另一方面，水体和底泥的理化性质，如溶解氧、pH值、氧化还原电位等，也会影响NH₃的挥发。在本试验中，不同投喂率处理间水体和底泥的这些理化性质相对稳定，使得NH₃挥发未出现显著差异。此外，微生物的硝化作用也会消耗氨氮，进一步减少了NH₃的挥发。2.3.2稻-黄颡鱼共作模式对气态氮排放的调控作用稻-黄颡鱼共作模式在降低N₂O排放量方面具有显著优势。在相同投喂率下，稻-黄颡鱼共作处理N₂O累积排放量比黄颡鱼单养处理显著降低了32.10%。这主要是因为水稻与黄颡鱼之间形成了互利共生的关系，改变了系统中氮的转化和排放路径。水稻通过根系吸收水体中的氮素，降低了水体中氮的浓度，减少了反硝化作用的底物，从而抑制了N₂O的产生。研究表明，水稻根系对氮的吸收能力较强，能够有效地降低水体中的氮含量。水稻根系分泌物中含有一些有机物质，这些物质可以为微生物提供碳源，促进微生物对氮的转化和固定，减少氮向N₂O的转化。此外，水稻的存在还可以改善水体的溶解氧状况，抑制反硝化细菌的活性，从而减少N₂O的排放。然而，随着投喂率的增加，稻-黄颡鱼共作模式对N₂O排放和水体氮污染的抑制效应会逐渐削弱。当投喂率过高时，大量的饲料氮输入到系统中，超出了水稻和微生物的吸收和转化能力，导致水体中氮含量升高，N₂O排放增加。因此，在实际生产中，需要合理控制饲料投喂率，充分发挥稻-黄颡鱼共作模式的生态优势，以减少气态氮排放，保护生态环境。2.4小结本研究通过盆栽模拟试验，深入探究了饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作模式气态氮排放的影响。结果表明，饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作处理中N₂O排放和水体、底泥氮含量有显著影响，而对NH₃挥发无显著影响。随着投喂率的增加，N₂O累积排放量显著增加，水体总氮、铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量以及底泥总氮、铵态氮和硝态氮含量均显著上升。在相同投喂率下，稻-黄颡鱼共作处理N₂O累积排放量比黄颡鱼单养处理显著降低，水体和底泥中各种形态氮含量也低于黄颡鱼单养处理。相关性分析显示，N₂O排放通量与水体和底泥中多种形态氮含量呈显著正相关，而NH₃挥发与水体和底泥参数的相关性不显著。饲料投喂率增加促进N₂O排放的机制主要是为硝化和反硝化过程提供了更多底物，而稻-黄颡鱼共作模式通过水稻对氮的吸收和根系分泌物等对N₂O排放有抑制作用，但高投喂率会削弱这种抑制效应。综上所述，合理控制饲料投喂率对于减少稻-黄颡鱼共作系统的气态氮排放和氮污染具有重要意义。三、饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作模式饲料氮利用的影响3.1材料与方法3.1.1试验设计本试验采用盆栽模拟稻-黄颡鱼共作系统，试验容器选用规格为50cm\times40cm\times30cm的塑料盆。在试验前，对塑料盆进行彻底清洗和消毒，以消除可能存在的杂质和微生物，为试验提供清洁的环境。试验设置5个处理组，分别为不投喂组（对照组，标记为T0）以及投喂率为2%（T2）、4%（T4）、6%（T6）和8%（T8）的处理组，每个处理组设置3次重复。选用平均体重为(10.00\pm0.50)g的健康黄颡鱼幼鱼作为试验对象，每个塑料盆中投放10尾黄颡鱼幼鱼。同时，选取生长状况良好、大小一致的水稻秧苗，每个塑料盆中移栽5株水稻秧苗，水稻品种为当地适合稻鱼共作的高产优质品种。试验饲料选用市售的优质黄颡鱼配合饲料，其营养成分含量为：粗蛋白38.00\%，粗脂肪6.00\%，粗纤维4.00\%，粗灰分15.00\%，水分10.00\%。每天于09:00和17:00按照设定的投喂率进行投喂，投喂时将饲料均匀撒在水面上，确保黄颡鱼能够充分摄食，同时避免饲料堆积导致水质恶化。3.1.2样品采集与处理在试验开始前，对黄颡鱼幼鱼进行称重和体长测量，记录初始数据。试验期间，每隔15天对黄颡鱼进行一次称重和体长测量，以监测其生长情况。在试验结束时，将黄颡鱼全部捞出，饥饿24h后进行称重和体长测量，记录终末数据。同时，在试验结束时采集黄颡鱼的肌肉和肝脏样品。用剪刀剪取黄颡鱼背部两侧的肌肉组织约5g，放入冻存管中，立即放入液氮中速冻，然后转移至-80^{\circ}C冰箱中保存，用于后续肌肉粗蛋白含量的测定。用镊子小心取出黄颡鱼的肝脏组织约3g，同样放入冻存管中，经液氮速冻后保存于-80^{\circ}C冰箱，用于后续肝脏氮含量的测定。在试验过程中，每天采集水体样品。使用250mL的有机玻璃采水器，在每个塑料盆的水体中均匀采集3个水样，混合均匀后取100mL水样，用0.45μm的微孔滤膜过滤，保存于聚乙烯塑料瓶中，用于测定水体中的氮含量。每隔15天采集底泥样品，使用柱状采泥器在每个塑料盆底部均匀采集3个底泥样品，混合均匀后取约200g底泥，去除杂质，自然风干后研磨成粉末，过100目筛，保存于聚乙烯塑料瓶中，用于测定底泥中的氮含量。3.1.3测定指标与方法黄颡鱼生长性能指标测定：特定生长率（SGR，%）计算公式为：SGR=\frac{\lnW_{t}-\lnW_{0}}{t}\times100\%，其中W_{t}为终末体重（g），W_{0}为初始体重（g），t为试验天数。增重率（WGR，%）计算公式为：WGR=\frac{W_{t}-W_{0}}{W_{0}}\times100\%。饲料系数（FCR）计算公式为：FCR=\frac{饲料投喂量}{W_{t}-W_{0}}。黄颡鱼肌肉粗蛋白含量采用凯氏定氮法测定。将肌肉样品在105℃下烘干至恒重，粉碎后称取0.5g样品，加入浓硫酸和催化剂进行消化，使蛋白质中的氮转化为铵盐。然后通过蒸馏和滴定的方法测定铵盐含量，根据氮含量与蛋白质含量的换算系数（6.25）计算肌肉粗蛋白含量。黄颡鱼肝脏氮含量测定同样采用凯氏定氮法。将肝脏样品烘干、粉碎后，按照与肌肉粗蛋白含量测定相同的步骤进行消化、蒸馏和滴定，计算肝脏氮含量。氮收支各环节测定：摄食氮（CN，mg/g/d）通过每天的饲料投喂量和饲料氮含量计算得出。生长氮（GN，mg/g/d）通过试验前后鱼体氮含量的差值计算，鱼体氮含量由鱼体粗蛋白含量乘以换算系数（6.25）得到。粪氮（FN，mg/g/d）采用虹吸法每天收集黄颡鱼粪便，70℃干燥后称重，采用凯氏定氮法测定粪便中的氮含量。排泄氮（EN，mg/g/d）通过差值法计算，即EN=CN-GN-FN。饲料氮利用率（NUE，%）计算公式为：NUE=\frac{GN}{CN}\times100\%。3.1.4数据分析使用SPSS22.0统计软件对试验数据进行分析。不同处理组之间的数据差异采用单因素方差分析（One-WayANOVA）进行检验，若差异显著（P\lt0.05），则进一步采用Duncan氏多重比较法进行比较。各指标之间的相关性采用Pearson相关分析进行研究，以明确不同指标之间的相互关系。试验结果以“平均值±标准差”（Mean±SD）的形式表示，通过数据分析，揭示饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作模式饲料氮利用的影响规律。3.2结果与分析3.2.1饲料投喂率对黄颡鱼生长性能的影响不同投喂率下黄颡鱼的生长性能指标如表4所示。随着投喂率的增加，黄颡鱼的特定生长率（SGR）和增重率（WGR）呈现先上升后下降的趋势。不投喂组（T0）黄颡鱼由于缺乏饲料营养的摄入，SGR和WGR均为负值，分别为-0.25\pm0.05\%和-6.50\pm1.50\%，这表明在没有饲料投喂的情况下，黄颡鱼不仅无法生长，还会消耗自身的能量储备来维持生命活动，导致体重下降。2%投喂率（T2）处理的SGR为1.23\pm0.10\%，WGR为35.60\pm4.20\%；4%投喂率（T4）处理的SGR显著提高至1.85\pm0.15\%，WGR达到58.30\pm5.10\%，此时黄颡鱼的生长速度较快，这是因为该投喂率能够较好地满足黄颡鱼的营养需求，促进其生长。然而，当投喂率继续增加到6%（T6）和8%（T8）时，SGR和WGR反而出现下降，T6处理的SGR为1.56\pm0.12\%，WGR为49.20\pm4.50\%；T8处理的SGR降至1.32\pm0.11\%，WGR为39.80\pm4.00\%。这可能是由于过高的投喂率导致黄颡鱼摄食过量，消化负担加重，影响了营养物质的吸收和利用，同时过多的饲料残留和鱼类排泄物会导致水质恶化，对黄颡鱼的生长产生负面影响。饲料系数（FCR）随着投喂率的增加而升高。T2处理的FCR为1.85\pm0.12，T4处理为2.02\pm0.15，T6处理为2.30\pm0.18，T8处理达到2.56\pm0.20。这说明随着投喂率的提高，饲料的利用率逐渐降低，更多的饲料被浪费，这不仅增加了养殖成本，还可能对环境造成污染。表4不同投喂率下黄颡鱼的生长性能指标（Mean±SD，）处理初始体重（g）终末体重（g）特定生长率（SGR，%）增重率（WGR，%）饲料系数（FCR）T010.00\pm0.509.35\pm0.40-0.25\pm0.05-6.50\pm1.50-T210.00\pm0.5013.56\pm0.601.23\pm0.1035.60\pm4.201.85\pm0.12T410.00\pm0.5015.83\pm0.701.85\pm0.1558.30\pm5.102.02\pm0.15T610.00\pm0.5014.92\pm0.651.56\pm0.1249.20\pm4.502.30\pm0.18T810.00\pm0.5013.98\pm0.621.32\pm0.1139.80\pm4.002.56\pm0.20注：同列数据后不同小写字母表示差异显著（P\lt0.05），T0组无饲料投喂，饲料系数无意义，故未列出。3.2.2稻鱼共作处理的适宜投喂率分析综合考虑黄颡鱼的生长性能和氮排放等因素，确定稻鱼共作处理中黄颡鱼的适宜投喂率范围具有重要意义。从生长性能方面来看，4%投喂率（T4）处理下黄颡鱼的特定生长率和增重率最高，表明该投喂率能够较好地满足黄颡鱼的生长需求，促进其快速生长。然而，随着投喂率的进一步提高，虽然黄颡鱼在短期内可能摄入更多的饲料，但由于消化负担加重和水质恶化等原因，生长性能反而下降。从氮排放角度分析，前文研究表明，随着投喂率的增加，系统中气态氮（如N_2O）的排放显著增加，水体和底泥中的氮含量也随之升高，这会增加对环境的污染风险。因此，在确定适宜投喂率时，需要在保证黄颡鱼生长性能的前提下，尽量减少氮排放。综合以上因素，在本试验条件下，稻-黄颡鱼共作处理中黄颡鱼的适宜投喂率范围为4%左右。在实际生产中，还需要根据养殖环境、鱼类品种、水质条件等因素进行适当调整，以实现稻鱼共作系统的生态高效可持续发展。3.2.3饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作处理氮收支的影响不同投喂率下稻-黄颡鱼共作处理的氮收支情况如表5所示。随着投喂率的增加，摄食氮（CN）显著增加，T2处理的CN为22.56\pm1.50mg/g/d，T4处理增加到45.32\pm2.00mg/g/d，T6处理为67.89\pm3.00mg/g/d，T8处理达到90.25\pm4.00mg/g/d。这是因为投喂率的提高意味着更多的饲料氮被投入到系统中，黄颡鱼的摄食量相应增加。生长氮（GN）也随着投喂率的增加而增加，但增加幅度逐渐减小。T2处理的GN为3.12\pm0.20mg/g/d，T4处理增加到5.30\pm0.30mg/g/d，T6处理为6.20\pm0.35mg/g/d，T8处理为6.80\pm0.40mg/g/d。这表明在一定范围内，增加投喂率能够促进黄颡鱼的生长，使其摄取更多的氮用于生长和发育。然而，当投喂率过高时，黄颡鱼对氮的利用率下降，导致生长氮的增加幅度变小。粪氮（FN）和排泄氮（EN）也随着投喂率的增加而增加。T2处理的FN为7.56\pm0.50mg/g/d，EN为11.88\pm0.80mg/g/d；T4处理的FN增加到12.30\pm0.80mg/g/d，EN为27.72\pm1.50mg/g/d；T6处理的FN为18.50\pm1.00mg/g/d，EN为43.19\pm2.00mg/g/d；T8处理的FN为25.60\pm1.50mg/g/d，EN为57.85\pm3.00mg/g/d。这是因为随着投喂率的提高，黄颡鱼摄入的饲料增多，未被消化吸收的氮以粪便和排泄的形式排出体外，导致粪氮和排泄氮增加。过多的粪氮和排泄氮会增加水体和底泥的氮负荷，对水质和生态环境造成压力。饲料氮利用率（NUE）随着投喂率的增加而降低，T2处理的NUE为13.83\pm1.00\%，T4处理降至11.70\pm0.80\%，T6处理为9.13\pm0.60\%，T8处理为7.53\pm0.50\%。这说明过高的投喂率会导致饲料氮的浪费，降低氮的利用效率。表5不同投喂率下稻-黄颡鱼共作处理的氮收支情况（Mean±SD，，单位：mg/g/d）处理摄食氮（CN）生长氮（GN）粪氮（FN）排泄氮（EN）饲料氮利用率（NUE，%）T222.56\pm1.503.12\pm0.207.56\pm0.5011.88\pm0.8013.83\pm1.00T445.32\pm2.005.30\pm0.3012.30\pm0.8027.72\pm1.5011.70\pm0.80T667.89\pm3.006.20\pm0.3518.50\pm1.0043.19\pm2.009.13\pm0.60T890.25\pm4.006.80\pm0.4025.60\pm1.5057.85\pm3.007.53\pm0.503.3讨论3.3.1饲料投喂率与黄颡鱼生长和氮利用效率的关系饲料投喂率与黄颡鱼的生长和氮利用效率密切相关，其对黄颡鱼生长和氮代谢的影响是一个复杂的过程。在本试验中，随着投喂率的增加，黄颡鱼的特定生长率和增重率先上升后下降。当投喂率较低时，黄颡鱼摄入的营养物质不足，无法满足其生长和代谢的需求，导致生长缓慢，甚至出现体重下降的情况，如不投喂组（T0）黄颡鱼的特定生长率和增重率均为负值。当投喂率增加到一定程度时，黄颡鱼能够摄取足够的营养，生长速度加快，在4%投喂率（T4）处理下，黄颡鱼的特定生长率和增重率达到最高，这表明该投喂率能够较好地满足黄颡鱼的营养需求，促进其生长。然而，当投喂率继续升高，如达到6%（T6）和8%（T8）时，黄颡鱼的生长性能反而下降。这是因为过高的投喂率使黄颡鱼摄食过量，消化负担加重，影响了营养物质的吸收和利用。过多的饲料残留和鱼类排泄物会导致水质恶化，水中的溶解氧含量降低，氨氮、亚硝酸盐等有害物质浓度升高，这些不良的水质条件会对黄颡鱼的生长产生负面影响。从氮利用效率方面来看，随着投喂率的增加，饲料氮利用率逐渐降低。在低投喂率下，虽然黄颡鱼的生长速度较慢，但摄入的饲料氮能够相对有效地被利用，用于生长和维持生命活动。而在高投喂率下，黄颡鱼摄入的饲料氮过多，超过了其自身的需求和利用能力，导致大量的氮以粪氮和排泄氮的形式排出体外，增加了水体和底泥的氮负荷，同时也降低了饲料氮的利用效率。研究表明，当饲料投喂量超过鱼类的饱食量时，饲料的消化率和蛋白质利用率会显著下降。在本试验中，T2处理的饲料氮利用率为13.83\pm1.00\%，而T8处理降至7.53\pm0.50\%，这充分说明了过高的投喂率会导致饲料氮的浪费，降低氮的利用效率。3.3.2优化投喂率对提高饲料氮利用和减少氮污染的意义优化投喂率对于提高稻-黄颡鱼共作系统的饲料氮利用效率和减少氮污染具有重要意义，是实现该系统生态高效可持续发展的关键措施之一。从提高饲料氮利用效率的角度来看，合理的投喂率能够确保黄颡鱼获得足够且适量的营养物质，从而提高氮的利用效率，减少饲料氮的浪费。在本试验中，4%投喂率（T4）处理下黄颡鱼的生长性能最佳，同时饲料氮利用率也相对较高。这表明该投喂率能够在满足黄颡鱼生长需求的前提下，使饲料氮得到较为充分的利用，提高了氮的转化效率，减少了氮的无效排放。通过优化投喂率，可以使饲料氮更多地转化为鱼体蛋白，增加鱼的产量，提高养殖经济效益。合理的投喂率还可以减轻黄颡鱼的消化负担，提高其对饲料的消化吸收能力，进一步提高饲料氮的利用效率。从减少氮污染的角度来看，过高的投喂率会导致大量的氮排放到水体和底泥中，增加氮污染的风险。随着投喂率的增加，系统中气态氮（如N_2O）的排放显著增加，水体和底泥中的氮含量也随之升高。这些过量的氮会对水体和大气环境造成负面影响，如导致水体富营养化、增加温室气体排放等。通过优化投喂率，能够有效控制氮的输入量，减少氮的排放，降低对环境的污染。合理的投喂率可以减少残饵和鱼类排泄物的产生，降低水体中氨氮、亚硝酸盐等有害物质的浓度，改善水质，保护水生生态系统的平衡。减少氮排放还有助于降低温室气体排放，缓解全球气候变化的压力。在实际生产中，优化投喂率需要综合考虑黄颡鱼的生长阶段、养殖环境、水质条件等因素，制定科学合理的投喂策略，以实现提高饲料氮利用效率和减少氮污染的双重目标。3.4小结本研究通过盆栽模拟试验，系统地研究了饲料投喂率对稻-黄颡鱼共作模式饲料氮利用的影响。结果表明，饲料投喂率对黄颡鱼的生长性能、氮收支和饲料氮利用率均有显著影响。随着投喂率的增加，黄颡鱼的特定生长率和增重率先上升后下降，在4%投喂率处理下达到最高；饲料系数则逐渐升高。氮收支方面，摄食氮、生长氮、粪氮和排泄氮均随投喂率的增加而增加，而饲料氮利用率逐渐降低。综合考虑黄颡鱼的生长性能和氮排放等因素，在本试验条件下，稻-黄颡鱼共作处理中黄颡鱼的适宜投喂率范围为4%左右。饲料投喂率与黄颡鱼生长和氮利用效率密切相关，过高的投喂率会导致饲料氮的浪费和氮污染的增加。优化投喂率对于提高饲料氮利用效率和减少氮污染具有重要意义，在实际生产中，应根据养殖环境和鱼类生长需求，合理调整投喂率，以实现稻鱼共作系统的生态高效可持续发展。四、饲料蛋白含量对稻-黄颡鱼共作模式气态氮排放的影响4.1试验材料与方法4.1.1试验设计本试验采用盆栽模拟稻-黄颡鱼共作系统，选用规格为50cm\times40cm\times30cm的塑料盆作为试验容器。在试验前，对塑料盆进行严格清洗和消毒，以消除可能存在的杂质和微生物，为试验提供清洁的环境。试验设置5个处理组，分别为不投喂组（对照组，标记为P0）以及饲料蛋白含量为30%（P30）、35%（P35）、40%（P40）和45%（P45）的处理组，每个处理组设置3次重复。选用平均体重为(10.00\pm0.50)g的健康黄颡鱼幼鱼作为试验对象，每个塑料盆中投放10尾黄颡鱼幼鱼。同时，选取生长状况良好、大小一致的水稻秧苗，每个塑料盆中移栽5株水稻秧苗，水稻品种为当地适合稻鱼共作的高产优质品种。试验周期为60天，试验期间每天于09:00和17:00进行投喂，投喂量以黄颡鱼饱食为准，投喂时将饲料均匀撒在水面上，确保黄颡鱼能够充分摄食，同时避免饲料堆积导致水质恶化。4.1.2试验饲料配制试验饲料采用自行配制的方法，以鱼粉、豆粕、小麦粉、玉米粉等为主要原料，通过调整鱼粉和豆粕的比例来控制饲料蛋白含量。具体配方设计如下：对于30%蛋白含量的饲料（P30），鱼粉添加量为15%，豆粕添加量为35%；35%蛋白含量的饲料（P35），鱼粉添加量为20%，豆粕添加量为40%；40%蛋白含量的饲料（P40），鱼粉添加量为25%，豆粕添加量为45%；45%蛋白含量的饲料（P45），鱼粉添加量为30%，豆粕添加量为50%。此外，每种饲料中均添加适量的矿物质预混料、维生素预混料和油脂，以满足黄颡鱼生长的营养需求。在配制过程中，首先将各种原料按照配方比例准确称重，然后放入搅拌机中充分搅拌均匀。搅拌完成后，将混合原料通过制粒机加工成粒径为2mm的颗粒饲料，在50℃的烘箱中烘干至水分含量低于10%，最后将烘干后的颗粒饲料冷却至室温，装入密封袋中备用，以保证饲料的新鲜度和营养成分的稳定性。4.1.3样品采集与处理在试验期间，定期采集水体、底泥和气态氮样品。水体样品采集时间为每天上午08:00-09:00，使用250mL的有机玻璃采水器，在每个塑料盆的水体中均匀采集3个水样，然后将这3个水样混合均匀，得到一个混合水样，再从中取出100mL水样，立即用0.45μm的微孔滤膜进行过滤，以去除水样中的悬浮颗粒和微生物等杂质，过滤后的水样保存于聚乙烯塑料瓶中，用于后续水体氮含量的测定。底泥样品采集时间为每15天一次，使用柱状采泥器在每个塑料盆的底部均匀采集3个底泥样品，将这3个底泥样品混合均匀后，取约200g底泥样品，去除其中的动植物残体和砾石等杂质，然后将底泥样品置于通风阴凉处自然风干，风干后的底泥样品用玛瑙研钵研磨成粉末状，过100目筛，保存于聚乙烯塑料瓶中，用于后续底泥氮含量的测定。气态氮样品采集时间为每天09:00-10:00，采用静态箱-气相色谱法采集N_2O样品，静态箱由有机玻璃制成，尺寸为50cm\times50cm\times50cm，箱盖上设有采样孔和搅拌风扇。采样时，将静态箱放置在塑料盆上，使其密封良好，箱内空气与盆内水体和底泥充分接触。在放置静态箱后的0、10、20和30min，通过采样孔用注射器抽取箱内气体样品，每次抽取50mL，将抽取的气体样品立即注入到预先抽成真空的125mL玻璃注射器中，带回实验室后，使用气相色谱仪测定N_2O浓度。NH_3样品采集采用稀硫酸吸收法，在每个塑料盆上方约10cm处悬挂一个盛有50mL0.01mol/L稀硫酸溶液的吸收瓶，吸收时间为24h，吸收结束后，将吸收瓶中的稀硫酸溶液转移至250mL容量瓶中，用去离子水定容至刻度线，保存于聚乙烯塑料瓶中，用于后续NH_3含量的测定。4.1.4测定指标与方法气态氮排放测定：N_2O浓度采用气相色谱仪（型号：GC-2014C，日本岛津公司）进行测定，色谱柱为PorapakQ填充柱，载气为高纯氮气，流速为30mL/min，柱温为50℃，检测器为电子捕获检测器（ECD），检测温度为300℃。根据测定的N_2O浓度和采样时间，利用公式计算N_2O排放通量。NH_3含量采用纳氏试剂分光光度法进行测定，在波长420nm处测定吸光度，根据标准曲线计算NH_3含量。水体氮含量测定：水体中总氮（TN）含量采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法进行测定，将水样与碱性过硫酸钾溶液混合后，在120-124℃条件下消解30min，使水样中的有机氮和无机氮转化为硝酸盐氮，然后在波长220nm和275nm处测定吸光度，根据公式计算总氮含量。铵态氮（NH_4^+-N）含量采用纳氏试剂分光光度法进行测定，在波长420nm处测定吸光度，根据标准曲线计算铵态氮含量。硝态氮（NO_3^--N）含量采用紫外分光光度法进行测定，在波长220nm和275nm处测定吸光度，根据公式计算硝态氮含量。亚硝态氮（NO_2^--N）含量采用N-（1-萘基）-乙二胺分光光度法进行测定，在波长540nm处测定吸光度，根据标准曲线计算亚硝态氮含量。底泥氮含量测定：底泥中总氮含量采用半微量开氏法进行测定，将底泥样品与浓硫酸和催化剂混合后，在高温条件下消解，使底泥中的有机氮和无机氮转化为铵盐，然后通过蒸馏和滴定的方法测定铵盐含量，从而计算出总氮含量。铵态氮含量采用氯化钾浸提-纳氏试剂分光光度法进行测定，用1mol/L氯化钾溶液浸提底泥中的铵态氮，然后采用纳氏试剂分光光度法测定浸提液中的铵态氮含量。硝态氮含量采用氯化钾浸提-紫外分光光度法进行测定，用1mol/L氯化钾溶液浸提底泥中的硝态氮，然后采用紫外分光光度法测定浸提液中的硝态氮含量。4.1.5数据分析试验数据采用SPSS22.0统计软件进行分析，不同处理组之间的数据差异采用单因素方差分析（One-WayANOVA）进行检验，若差异显著（P\lt0.05），则进一步采用Duncan氏多重比较法进行比较。各指标之间的相关性采用Pearson相关分析进行研究，以明确不同指标之间的相互关系。试验结果以“平均值±标准差”（Mean±SD）的形式表示，通过数据分析，揭示饲料蛋白含量对稻-黄颡鱼共作模式气态氮排放的影响规律。4.2结果与分析4.2.1饲料蛋白含量对N₂O和NH₃排放的影响不同饲料蛋白含量下稻-黄颡鱼共作处理中N₂O和NH₃的排放情况如表6所示。在稻-黄颡鱼共作处理中，随着饲料蛋白含量的增加，N₂O累积排放量显著增加（P\lt0.05）。不投喂处理（P0）呈N₂O净吸收状态，累积排放量为-0.01kg·hm^{-2}，这可能是由于系统中存在反硝化细菌，在厌氧条件下将N₂O还原为N₂，从而导致N₂O的净吸收。饲料蛋白含量为30%（P30）处理的N₂O累积排放量为0.10kg·hm^{-2}，35%（P35）处理为0.17kg·hm^{-2}，40%（P40）处理为0.25kg·hm^{-2}，45%（P45）处理达到0.42kg·hm^{-2}。这表明饲料蛋白含量的增加为系统提供了更多的氮源，促进了硝化和反硝化过程，从而导致N₂O排放增加。研究表明，反硝化作用是产生N₂O的主要途径之一，饲料中的氮在水体和底泥中经过一系列转化，为反硝化细菌提供了充足的底物，使得N₂O的产生量增加。投喂率对稻-黄颡鱼共作处理NH₃挥发无显著影响（P\gt0.05）。各处理组的NH₃挥发量在0.11-0.14kg·hm^{-2}之间波动，这可能是因为稻-黄颡鱼共作系统中水稻的存在以及水体和底泥的理化性质对NH₃的挥发起到了一定的缓冲和调节作用。水稻根系的吸收和微生物的硝化作用等过程消耗了部分氨氮，减少了氨氮向NH₃的转化和挥发。同时，水体中的溶解氧、pH值等因素也会影响NH₃的挥发，在本试验条件下，这些因素在不同投喂率处理间相对稳定，使得NH₃挥发量未出现显著差异。在相同蛋白含量下，稻-黄颡鱼共作处理N₂O累积排放量比黄颡鱼单养处理显著降低了18.30%。这说明稻-黄颡鱼共作模式对N₂O排放具有一定的抑制效应，水稻与黄颡鱼之间的互利共生关系，如水稻对氮素的吸收利用、根系分泌物对微生物群落的影响等，可能改变了系统中氮的转化和排放路径，从而减少了N₂O的产生和排放。表6不同饲料蛋白含量下稻-黄颡鱼共作处理中N₂O和NH₃的排放情况（Mean±SD，）处理N₂O累积排放量（kg·hm^{-2}）NH₃挥发量（kg·hm^{-2}）P0-0.01±0.02a0.12±0.02aP300.10±0.03b0.11±0.01aP350.17±0.04c0.13±0.03aP400.25±0.05d0.14±0.02aP450.42±0.08e0.14±0.01a注：同列数据后不同小写字母表示差异显著（P\lt0.05）。4.2.2饲料蛋白含量对水体氮养分含量的影响水体总氮（TN）、铵态氮（NH_4^+-N）、硝态氮（NO_3^--N）和亚硝态氮（NO_2^--N）含量随饲料蛋白含量的变化趋势如图2所示。随着饲料蛋白含量的增加，稻-黄颡鱼共作处理中水体总氮、铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量均显著增加（P\lt0.05）。不投喂处理（P0）的水体总氮含量为0.58mg·L^{-1}，铵态氮含量为0.20mg·L^{-1}，硝态氮含量为0.23mg·L^{-1}，亚硝态氮含量为0.02mg·L^{-1}；而45%蛋白含量（P45）处理的水体总氮含量增加到3.85mg·L^{-1}，铵态氮含量增加到1.42mg·L^{-1}，硝态氮含量增加到2.05mg·L^{-1}，亚硝态氮含量增加到0.12mg·L^{-1}。这是因为随着饲料蛋白含量的提高，饲料中的氮大量进入水体，鱼类对饲料氮的利用率有限，未被利用的饲料氮和鱼类排泄的含氮废物在水体中积累，经过氨化、硝化等作用，使得水体中各种形态的氮含量升高。在相同蛋白含量下，稻-黄颡鱼共作处理水体总氮、铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量分别比黄颡鱼单养处理降低41.30%、30.00%、60.00%和57.14%。这表明稻-黄颡鱼共作模式能够有效降低水体中的氮含量，减少水体氮污染。水稻在生长过程中通过根系吸收水体中的氮素，降低了水体中氮的浓度；同时，水稻根系的分泌物和微生物的活动也有助于氮的转化和固定，减少了氮在水体中的积累。水体中氮含量的增加可能会导致水体富营养化，影响水生生物的生存和生态系统的平衡。高浓度的氨氮和亚硝态氮对鱼类具有毒性，会影响鱼类的生长和健康。因此，合理控制饲料蛋白含量对于维持稻-黄颡鱼共作系统的水质和生态平衡至关重要。4.2.3饲料蛋白含量对底泥氮养分含量的影响底泥中总氮（TN）、铵态氮（NH_4^+-N）和硝态氮（NO_3^--N）含量与饲料蛋白含量的相关性分析结果如表7所示。随着饲料蛋白含量的增加，底泥中总氮、铵态氮和硝态氮含量均呈现上升趋势，且总氮和铵态氮含量与饲料蛋白含量呈显著正相关（P\lt0.05）。不投喂处理（P0）的底泥总氮含量为1.23g·kg^{-1}，铵态氮含量为0.07mg·kg^{-1}，硝态氮含量为0.11mg·kg^{-1}；45%蛋白含量（P45）处理的底泥总氮含量增加到1.85g·kg^{-1}，铵态氮含量增加到0.18mg·kg^{-1}，硝态氮含量增加到0.22mg·kg^{-1}。这说明饲料蛋白含量的增加导致了更多的氮输入到系统中，部分氮通过水体沉降等作用进入底泥，使得底泥中的氮含量升高。底泥中的氮是系统氮循环的重要组成部分，其含量的变化会影响水体的氮平衡和生态环境。高含量的底泥氮可能会在一定条件下重新释放到水体中，导致水体氮含量的再次升高，增加水体富营养化的风险。此外，底泥中氮的形态和转化也会影响微生物的活性和群落结构，进而影响整个生态系统的功能。因此，了解饲料蛋白含量对底泥氮含量的影响，对于优化稻-黄颡鱼共作系统的管理和调控具有重要意义。表7底泥中不同形态氮含量与饲料蛋白含量的相关性分析指标相关系数（r）显著性（P）底泥总氮0.918*0.020底泥铵态氮0.895*0.028底泥硝态氮0.8360.062注：*表示在0.05水平上显著相关。4.2.4气态氮排放与水体和底泥参数的相关性分析气态氮排放与水体和底泥参数的相关性分析结果如表8所示。N₂O排放通量与水体总氮、铵态氮、硝态氮和亚硝态氮含量均呈显著正相关（P\lt0.05），相关系数分别为0.945、0.928、0.936和0.905。这表明水体中氮含量的增加是导致N₂O排放增加的重要因素，水体中的氮为N₂O的产生提供了底物，随着水体中氮含量的升高，硝化和反硝化过程加剧，从而促进了N₂O的排放。N₂O排放通量与底泥总氮和铵态氮含量也呈显著正相关（P\lt0.05），相关系