佀國涵，彭成林，袁家富①，夏賢格，程建平，徐祥玉，賈平安，謝媛圓，周劍雄

(1.湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院植保土肥研究所，湖北 武漢 430064；2.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部廢棄物肥料化利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，湖北 武漢 430064；3.湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院糧食作物研究所，湖北 武漢 430064；4.潛江市農(nóng)技推廣中心，湖北 潛江 433199)

氮素是作物生長必需的營養(yǎng)元素，也是農(nóng)業(yè)生產(chǎn)可持續(xù)發(fā)展的根本要素，在作物產(chǎn)量形成和品質(zhì)方面起著至關(guān)重要的作用。目前我國已成為世界第一大氮肥消費(fèi)國，氮肥用量占全球用量的35%左右，其中稻田氮肥占世界稻田氮肥用量的36.1%[1-2]，且氮肥利用率僅為27.1% ～ 35.6%[3]。稻田中施入的氮肥大部分通過氣態(tài)揮發(fā)、淋溶和徑流等途徑損失進(jìn)入環(huán)境中[4]，其中一部分氮肥以硝態(tài)氮形式進(jìn)入地表水和地下水環(huán)境，污染水質(zhì)；而另外一部分氮肥轉(zhuǎn)化為氣態(tài)氮，例如NH3、N2和N2O等進(jìn)入大氣，而NH3揮發(fā)是氮肥氣態(tài)損失的主要途徑之一[5]。

稻蝦〔水稻(Oryzasativa)-克氏原螯蝦(Procambarusclarkii)〕共作模式是我國長江中下游地區(qū)一種新興的稻田種養(yǎng)復(fù)合生態(tài)模式，該模式將水稻種植和水產(chǎn)養(yǎng)殖進(jìn)行有機(jī)結(jié)合，充分利用農(nóng)田資源，實(shí)現(xiàn)了“一水兩用、一田雙收”的目的[6]。目前，全國稻蝦種養(yǎng)面積主要分布在湖北、湖南、安徽、江蘇和江西等長江中下游地區(qū)，且以湖北面積為最大，截至2018年湖北稻蝦種養(yǎng)面積約為38.07萬hm2，占全國總面積的48.96%[7]。稻蝦共作模式下水稻秸稈以泡水覆蓋形式還田，克氏原螯蝦能夠取食秸稈泡水腐解過程中產(chǎn)生的植物碎屑以及相關(guān)微生物、浮游動物[8]，這些均可能影響水稻季氨揮發(fā)特征。目前關(guān)于稻田復(fù)合種養(yǎng)生態(tài)系統(tǒng)中氨揮發(fā)方面的研究主要集中在稻魚、稻蟹和稻鴨模式。LI等[9]研究了稻魚和稻鴨共作系統(tǒng)的NH3揮發(fā)，發(fā)現(xiàn)由于魚和鴨子的存在降低了田面水pH，從而降低稻魚和稻鴨共作系統(tǒng)稻田NH3揮發(fā)。王昂等[10]研究了稻蟹共作系統(tǒng)氨的揮發(fā)損失，結(jié)果表明養(yǎng)蟹可以降低稻田NH3總揮發(fā)量，且其NH3總揮發(fā)量較中稻單作模式降低28.4%。稻蝦共作模式對大氣環(huán)境影響方面的研究主要集中在CH4、N2O和CO2等溫室氣體。SUN等[11]研究表明稻蝦共作模式顯著降低周年稻田CH4累積排放量，但可提高N2O累積排放量；徐祥玉等[12]研究表明稻蝦共作模式顯著降低水稻季CH4和N2O累積排放量，但對CO2累積排放量無顯著影響。目前關(guān)于稻蝦共作模式下秸稈還田對稻田氨揮發(fā)影響方面的研究鮮有報(bào)道，筆者采用通氣法，通過監(jiān)測分析稻蝦共作模式下稻田氨排放通量和氨揮發(fā)損失，并同步研究稻田氨揮發(fā)的影響因子，以期為評估稻蝦共作模式氮素?fù)p失提供數(shù)據(jù)支撐，為進(jìn)一步推廣稻蝦共作模式提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

試驗(yàn)區(qū)位于湖北省潛江市后湖農(nóng)場移民村(30°22′41.2″ N，112°41′32.5″ E)，該區(qū)域?qū)俳瓭h平原低湖區(qū)，冬季靜態(tài)地下水位為40～60 cm，屬北亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候區(qū)，年均氣溫為16.1 ℃，無霜期為246 d，年均降水量為1 100 mm，種植制度為“中稻-冬閑”，土壤類型為湖積物發(fā)育而成的潮土性水稻土。2014年試驗(yàn)前0～20 cm耕層土壤基本理化性狀：pH 為7.12，容重為0.97 g·cm-3，w(有機(jī)質(zhì))為26.43 g·kg-1，w(全氮)為2.36 g·kg-1，w(全磷)為0.45 g·kg-1，w(全鉀)為19.5 g·kg-1，陽離子交換量為28.1 cmol·kg-1，w(堿解氮)為129.5 mg·kg-1，w(銨態(tài)氮)為19.01 mg·kg-1，w(硝態(tài)氮)為8.03 mg·kg-1，w(速效磷)為9.13 mg·kg-1，w(速效鉀)為178.67 mg·kg-1。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

田間試驗(yàn)始于2014年10月，筆者試驗(yàn)于2018年6月至2018年10月進(jìn)行，設(shè)置冬泡無秸稈還田(W)、冬泡+秸稈還田(WS)和冬泡+秸稈還田+養(yǎng)蝦(WSC)3個(gè)處理。每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)，共9個(gè)小區(qū)，每個(gè)小區(qū)面積為100 m2，在小區(qū)周圍做寬60 cm、高40 cm的埂，并用地膜包裹。為了防止串水、串蝦，處理間設(shè)寬0.4 m、深1.0 m的溝，在稻蝦共作模式小區(qū)一側(cè)開挖寬3.0 m、深1.0 m的蝦溝，且四周設(shè)尼龍攔蝦網(wǎng)，尼龍網(wǎng)埋入地下約1.0 m深，地上露出約0.3 m高，并用小竹棍支撐。

就養(yǎng)蝦處理而言，蝦苗于2014年10月按照質(zhì)量為(5±2) g的幼蝦9.0萬尾·hm-2標(biāo)準(zhǔn)投放，蝦苗在稻田中自行繁殖，以后每年此時(shí)根據(jù)實(shí)際情況補(bǔ)投適量親蝦，在每年3～5月投放蝦飼料，飼料投入量平均為1 800 kg·hm-2，飼料中全氮、全磷和全鉀含量分別為46.6、11.0和10.5 g·kg-1，于每年6月上旬捕撈成蝦完畢，而未成熟的幼蝦隨水遷移至蝦溝中，待整田、施肥、插秧、曬田控蘗及復(fù)水后再次進(jìn)入稻田生活，在中稻收獲前收獲第2季成熟蝦，于10月底中稻留高茬收獲后，灌水冬泡進(jìn)行下一季克氏原螯蝦養(yǎng)殖，如此循環(huán)輪替[13]。

田間管理方式見表1。于2018年6月21日進(jìn)行整地施肥，于6月22日移栽水稻秧苗(3葉1心)，栽插原則是寬行窄株、溝邊密植，株行距為16.7 cm×26.6 cm，10月18日收割水稻。田間試驗(yàn)中氮肥(以N計(jì))、磷肥(以P2O5計(jì))和鉀肥(以K2O 計(jì))施用量分別為150、69和120 kg·hm-2，其中，氮肥為尿素，磷肥為過磷酸鈣，鉀肥為氯化鉀；基肥、分蘗肥和穗肥中氮肥施用量占總施氮量的比例分別為58.0%、18.0%和24.0%，磷肥作為基肥一次性施入，基肥和穗肥中鉀肥施用量占總施鉀量的比例分別為50%和50%。稻草還田方式為高留茬加田間覆蓋后灌水，并于水稻種植前旋耕掩埋，留茬高度約為40 cm，還田量為7 500 kg·hm-2，供試水稻為中稻品種鑒真2號，供試蝦為克氏原螯蝦。

表1 不同處理田間管理措施

1.3 樣品采集與分析

1.3.1田間氨揮發(fā)測定

稻田氨揮發(fā)收集采用通氣法[14]。收集裝置由內(nèi)徑為15 cm、高度為30 cm的聚氯乙烯硬質(zhì)塑料管制成，硬質(zhì)塑料管下層5 cm處浸入土壤中，為防止降水對測定結(jié)果的影響，在裝置頂部10 cm處支起一個(gè)半徑大于收集裝置的頂蓋。測定過程中分別將2塊厚度為2 cm、直徑為15 cm的海綿均勻地浸在15 mL磷酸甘油溶液(50 mL磷酸+40 mL丙三醇，定容至 1 000 mL)中并過夜，待完全吸收后置于管中，下層海綿距管底20 cm，用于捕獲土壤揮發(fā)的氨氣；上層海綿與管頂部相平，用于消除外界空氣中氨氣對下層海綿的干擾。施肥后第1周每天采樣1次，之后第2周每2 d采樣1次，之后根據(jù)測到的氨揮發(fā)量，每7 d 取樣1 次，直至監(jiān)測不到氨揮發(fā)時(shí)為止。每個(gè)小區(qū)均勻放置2個(gè)收集裝置，將收集的海綿帶回實(shí)驗(yàn)室，采用300 mL 1.0 mol·L-1KCl溶液進(jìn)行浸提，在25 ℃恒溫、轉(zhuǎn)速為180 r·min-1條件下振蕩1 h后過濾，采用AA3連續(xù)流動分析儀(德國SEAL公司)測定濾液中銨態(tài)氮含量。土壤氨揮發(fā)通量計(jì)算公式為

(1)

式(1)中，f為氨揮發(fā)通量(以N計(jì))，kg·hm-2·d-1；c為浸提液中氨氮濃度，mg·L-1；V為浸提液體積，mL；A為吸收氨氣的海綿有效面積，m2；t為采樣時(shí)間，d。氨揮發(fā)損失量是以氨揮發(fā)速率乘以相應(yīng)的時(shí)間間隔，然后將所有時(shí)間段的結(jié)果相累加得到。

1.3.2田面水取樣及測定指標(biāo)

于水稻移栽后第1天開始采集田面水樣，施肥后每2 d采集1次共采集2周，其他時(shí)間每周采集1次，直至水稻收獲。每次取樣時(shí)于每個(gè)小區(qū)采集2個(gè)水樣，每個(gè)水樣選擇2～3個(gè)采集點(diǎn)，釆用50 mL醫(yī)用注射器抽取田面水，注入塑料瓶中，取樣后立即帶回實(shí)驗(yàn)室放入4 °C冰箱中保存。采用AA3連續(xù)流動分析儀測定田面水中NH4+-N濃度，采用Mettler Toledo pH計(jì)測定田面水pH。

1.3.3數(shù)據(jù)質(zhì)量控制與統(tǒng)計(jì)分析

在樣品測定過程中嚴(yán)格進(jìn)行數(shù)據(jù)質(zhì)量控制，平行雙樣測定個(gè)數(shù)為某批樣品總數(shù)的20%，其測定合格率均大于95%；測定樣品時(shí)每批次均帶測標(biāo)準(zhǔn)樣(100 μg·mL-1銨態(tài)氮標(biāo)準(zhǔn)樣，北京北方偉業(yè)計(jì)量技術(shù)研究院出品)，且標(biāo)準(zhǔn)樣測定值均落在保證值95%置信水平范圍內(nèi)；每一批樣品均做2個(gè)空白樣，以校正有關(guān)外界因素對測定分析結(jié)果的影響。測定數(shù)據(jù)采用Excel 2007進(jìn)行初步處理，采用SPSS 21.0進(jìn)行方差分析，采用最小顯著性檢驗(yàn)(LSD)法比較不同處理間差異顯著性，差異顯著性水平設(shè)為α=0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同模式對稻田氨揮發(fā)通量動態(tài)變化的影響

由圖1可知，氨揮發(fā)通量在每次氮肥施用后迅速增大，在1～5 d內(nèi)達(dá)到峰值，隨后逐漸降低。在整個(gè)水稻生育期，氨揮發(fā)通量由大到小依次為基肥期、分蘗肥期和穗肥期。在基肥期，WS處理氨揮發(fā)通量均值顯著高于WSC和W處理(P<0.05)，WS、WSC和W處理氨揮發(fā)通量均值分別為(0.49±0.42)、(0.42±0.02)和(0.37±0.06) kg·hm-2·d-1；在分蘗肥期，以W處理氨揮發(fā)通量均值為最高，但不同處理間差異未達(dá)顯著水平(P>0.05)；在穗肥期，以WSC處理氨揮發(fā)通量均值為最高，為(0.09±0.01) kg·hm-2·d-1，且顯著高于WS和W處理(P<0.05)，而WS和W處理間氨揮發(fā)通量均值差異未達(dá)顯著水平(P>0.05)。由此可見，相對于冬泡秸稈不還田處理，冬泡+秸稈還田處理顯著提高基肥期氨揮發(fā)通量，但對分蘗肥期和穗肥期氨揮發(fā)通量影響不大；在冬泡+秸稈還田基礎(chǔ)上養(yǎng)殖克氏原螯蝦，可顯著降低基肥期氨揮發(fā)通量，但可提高穗肥期氨揮發(fā)通量。

2.2 不同模式對稻田氨揮發(fā)損失量的影響

由表2可知，不同處理氨揮發(fā)損失量為8.76～9.74 kg·hm-2，占總施氮量比例為5.84%～6.49%，其中WS處理氨揮發(fā)損失量較W和WSC處理分別提高11.19%和9.07%，但處理間差異不顯著。

表2 不同模式對稻田氨揮發(fā)損失量的影響

WSC為冬泡+秸稈還田+養(yǎng)蝦處理，WS為冬泡+秸稈還田處理，W為冬泡秸稈不還田處理。同列數(shù)據(jù)后英文小寫字母不同表示處理間某指標(biāo)差異達(dá)顯著水平(P<0.05)。基肥期為水稻移栽后1～14 d，分蘗肥期為移栽后15～54 d，穗肥期為移栽后55～110 d。

在基肥期，稻田氨揮發(fā)損失量為3.70～4.93 kg·hm-2，占基肥施氮量的4.26%～5.67%，WS處理氨揮發(fā)損失量及其占基肥比例顯著高于其他處理，其中WS處理氨揮發(fā)損失量較W和WSC處理分別提高33.24%和17.66%；在分蘗肥期，稻田氨揮發(fā)損失量為3.52～4.16 kg·hm-2，占分蘗肥施氮量的13.02%～15.40%，W處理氨揮發(fā)損失量及其占分蘗肥施氮量比例顯著高于WSC處理，其中W處理氨揮發(fā)損失量較WSC處理提高18.18%；在穗肥期，稻田氨揮發(fā)損失量為1.10～1.42 kg·hm-2，占穗肥施氮量的3.05%～3.94%，WSC處理氨揮發(fā)損失量及其占穗肥施氮量比例均顯著高于W和WS處理，其中WSC處理氨揮發(fā)損失量較WS和W處理分別提高29.09%和15.45%；WS處理氨揮發(fā)損失量及其占分蘗肥期或穗肥期比例在相應(yīng)施肥期較W處理有降低趨勢，但差異均未達(dá)顯著水平(P>0.05)。

可見，稻田氨揮發(fā)損失主要發(fā)生在水稻生長中前期，相對于冬泡秸稈不還田處理，冬泡+秸稈還田處理增加了基肥期氨揮發(fā)損失量，但在分蘗肥期和穗肥期氨揮發(fā)損失量有降低趨勢；在冬泡+秸稈還田基礎(chǔ)上養(yǎng)殖克氏原螯蝦，顯著降低基肥期氨揮發(fā)損失量，增加穗肥期氨揮發(fā)損失量，但氨揮發(fā)總損失量差異不大。

2.3 不同模式下田面水NH4+-N濃度動態(tài)變化

由田面水NH4+-N濃度動態(tài)變化(圖2)可知，至移栽后82 d，水稻處于成熟期，稻田處于濕潤狀態(tài)，無法采集田面水；基肥期田面水NH4+-N濃度在施肥后第2天即達(dá)到峰值，而分蘗肥和穗肥期則在第1天達(dá)到峰值，這可能與基肥施用后進(jìn)行土壤翻壓而分蘗肥和穗肥在表面撒施后未進(jìn)行土壤翻壓有關(guān)。在整個(gè)水稻生育期，田面水NH4+-N濃度峰值由大到小依次為基肥期、分蘗肥期和穗肥期。不同處理間比較(圖2～3)而言，在基肥期，田面水NH4+-N峰值濃度和濃度均值由大到小依次為WS、WSC和W處理；在分蘗肥期，以WSC處理峰值濃度和濃度均值為最低；而在穗肥期，以WSC處理峰值濃度和濃度均值為最高。

2.4 不同模式下田面水pH動態(tài)變化

由圖4可知，水稻全生育期內(nèi)田面水pH變幅為6.01～7.83，田面水pH在每次施肥后7 d內(nèi)呈先增加后降低趨勢，且在2～3 d內(nèi)達(dá)到最大值；在整個(gè)水稻生育期，田面水平均pH由大到小依次為分蘗肥期、基肥期和穗肥期；在基肥期，不同處理間田面水平均pH以WS處理(7.37±0.28)為最高，其次為WSC處理(7.30±0.42)，W處理(7.25±0.45)最低，但差異均未達(dá)顯著水平(P>0.05)；在分蘗肥期和穗肥期，不同處理間田面水pH差異不大。

2.5 氨揮發(fā)通量與田面水pH和田面水NH4+-N濃度相關(guān)性分析

由圖5可知，氨揮發(fā)通量與田面水NH4+-N濃度、田面水pH均呈極顯著正相關(guān)(P<0.01)，兩者決定系數(shù)R2分別為0.146 4和0.499 8，即田面水NH4+-N濃度和田面水pH越高，氨揮發(fā)通量就越大，可見影響稻田氨揮發(fā)通量的主要因素為田面水NH4+-N濃度和田面水pH。

3 討論

氨揮發(fā)是氮肥施入稻田后導(dǎo)致氮素氣態(tài)損失的重要途徑之一。筆者研究表明氨排放通量均在施肥后1～5 d內(nèi)上升到最大值，這表明施肥后1～5 d是氨排放最強(qiáng)烈的階段，之后則呈緩慢下降趨勢，該結(jié)果與陳園等[15]和肖新等[16]的研究結(jié)果一致。筆者研究表明，水稻季氨揮發(fā)損失量主要發(fā)生在水稻基肥期和分蘗肥期，且以分蘗肥期氨揮發(fā)損失占分蘗肥比例為最高，這與張靜等[17]和宋勇生等[18]的研究結(jié)果一致，這主要是由于基肥和分蘗肥施用量大且相對集中，而此時(shí)水稻根系尚不發(fā)達(dá)，對氮素營養(yǎng)物質(zhì)的吸收能力弱，需求量小，從而導(dǎo)致大量氮肥發(fā)生氨揮發(fā)損失[19]；另外，由于水稻分蘗期時(shí)間長，溫度高，光照強(qiáng)，高溫會通過提高脲酶活性加快尿素的水解速度，提高氨和NH4+-N的擴(kuò)散速率，促進(jìn)NH4+-N轉(zhuǎn)化為氨而增加尿素氮的揮發(fā)損失，同時(shí)施用水稻分蘗肥時(shí)采取表面撒施方式，可增加田面水中NH4+-N濃度，提高氨揮發(fā)損失量及其占施氮量比例[20-21]；在穗肥期，由于水稻已生長茂盛，阻礙了空氣流通，不利于氨揮發(fā)，同時(shí)水稻根系相對較發(fā)達(dá)，對氮素的吸收利用速度較快，從而降低了穗肥期氨揮發(fā)損失[22]。

筆者研究表明，水稻全生育期內(nèi)稻田氨揮發(fā)損失率為5.84%～6.49%，與馬玉華等[23]研究得到的稻田氨揮發(fā)損失率為6.2%～8.5%以及孫海軍等[24]應(yīng)用15N尿素標(biāo)記技術(shù)研究得到稻田氨揮發(fā)損失率為8.4% 的結(jié)果基本吻合，但低于汪軍等[25]對烏柵土研究得到的13.8%氨揮發(fā)損失率，究其原因可能與施氮量的差異有關(guān)，筆者試驗(yàn)中施氮量為150 kg·hm-2，馬玉華等[23]和孫海軍等[24]研究得到的氮肥施用量均為180 kg·hm-2，而汪軍等[25]研究得到的氮肥施用量為240 kg·hm-2，進(jìn)一步表明施氮量是影響稻田生態(tài)系統(tǒng)氨揮發(fā)損失的主要因子，因此控制適當(dāng)水平的氮肥施用量是減少氮肥損失的有效途徑，這與鄔剛等[26]和葉世超等[27]的報(bào)道結(jié)果一致。

筆者研究表明，與冬泡秸稈不還田處理相比，冬泡+秸稈還田處理氨揮發(fā)損失量在基肥期顯著提高，但在分蘗肥期和穗肥期有降低趨勢，這與DE RUIJTER等[28]和TIAN等[29]研究結(jié)果一致，這主要是因?yàn)樵诨势冢瑒偡胪寥乐械慕斩捲黾恿送寥离迕富钚?，促進(jìn)了尿素的水解，而有機(jī)物質(zhì)阻礙了NH4+-N進(jìn)入土壤，減少NH4+-N的晶穴固定，提高了田面水NH4+-N濃度[30]，從而提高基肥期氨揮發(fā)通量；而在分蘗肥期和穗肥期，由于還田秸稈碳氮比高，還田初期微生物需從土壤中吸收氮素來分解秸稈，可顯著降低耕作層土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮含量[31]，從而造成秸稈還田處理在分蘗肥期和穗肥期氨揮發(fā)損失量存在降低趨勢。李聰?shù)萚32]研究表明，克氏原螯蝦的食物來源中浮游動物和有機(jī)碎屑的貢獻(xiàn)率分別為11.2%～14.4%和21.2%～23.4%。筆者研究表明，相對于冬泡+秸稈還田處理，冬泡+秸稈還田+養(yǎng)蝦處理氨揮發(fā)損失量在基肥期顯著降低，但在穗肥期氨揮發(fā)損失量有所增加；這可能是由于稻蝦共作模式下秸稈還田方式為留高茬與水體表面覆蓋還田結(jié)合，秸稈與土壤接觸并不緊密，使微生物對秸稈的分解受到限制，同時(shí)克氏原螯蝦能夠攝食秸稈泡水腐解過程中產(chǎn)生的植物有機(jī)碎屑以及以有機(jī)碎屑為食的浮游動物，從而降低了秸稈中N含量，降低了氮素施入量，減少了基肥期氨揮發(fā)損失量。而在穗肥期，經(jīng)曬田覆水重新回到稻田中的克氏原螯蝦，在稻田中覓食爬行等活動攪動了水土界面，提高了土壤NH4+-N向田面水?dāng)U散速率，同時(shí)克氏原螯蝦的代謝產(chǎn)物也增加了額外的N素，理論上提高了田面水NH4+-N濃度，從而提高了穗肥期氨揮發(fā)損失量。稻田氨揮發(fā)是田面水中游離NH4+-N轉(zhuǎn)換為氣態(tài)NH3后經(jīng)水面揮發(fā)到空氣中的過程，與施氮量、田面水NH4+-N濃度和田面水pH等密切相關(guān)[33]。許多研究表明，田間水層NH4+-N濃度是影響稻田氨揮發(fā)通量的決定因子[34-35]。筆者研究中NH3揮發(fā)通量與田間水層NH4+-N濃度呈極顯著正相關(guān)的結(jié)果與之相一致。一般認(rèn)為，pH是影響稻田NH3揮發(fā)通量的另一個(gè)重要因素，在施入尿素后，由于尿素在水中的分解轉(zhuǎn)化，導(dǎo)致pH呈先升高后降低的變化趨勢，而pH升高會促進(jìn)NH4+-N向NH3轉(zhuǎn)化，引起氨揮發(fā)通量的增加[35]。筆者研究表明，田面水pH在每次施用肥料后呈先升高后降低趨勢，且田間水pH與氨揮發(fā)通量呈極顯著正相關(guān)。

4 結(jié)論

在整個(gè)水稻生育期，氨揮發(fā)通量由大到小依次為基肥期、分蘗肥期和穗肥期，且水稻季氨揮發(fā)損失量主要發(fā)生在水稻基肥期和分蘗肥期，且以分蘗肥期氨揮發(fā)損失占比為最高。相對于冬泡秸稈不還田處理，冬泡+秸稈還田處理顯著提高了基肥期氨揮發(fā)通量和氨揮發(fā)損失量，但其氨揮發(fā)損失量在分蘗肥期和穗肥期有降低趨勢；在冬泡+秸稈還田基礎(chǔ)上養(yǎng)殖克氏原螯蝦，顯著降低了基肥期氨揮發(fā)通量和氨揮發(fā)損失量，提高了穗肥期氨揮發(fā)通量和氨揮發(fā)損失量，但氨揮發(fā)總損失量與冬泡+秸稈還田處理相比差異未達(dá)顯著水平。氨揮發(fā)通量與田面水NH4+-N濃度、田面水pH均呈極顯著正相關(guān)。因此，今后可根據(jù)稻蝦共作模式下水稻各施肥期氨揮發(fā)特點(diǎn)，通過調(diào)整氮肥不同時(shí)期的施用比例，即提高基肥比例，降低穗肥比例，從而達(dá)到減少稻田氨揮發(fā)、提高氮肥利用率的目的。