鮑婷，王夢杰，吳俊男，劉耀斌，李鳳博，馮金飛，方福平

（中國水稻研究所，杭州311400）

池塘養(yǎng)殖是我國重要的水產(chǎn)養(yǎng)殖方式。近30 a來，我國池塘養(yǎng)殖規(guī)模和產(chǎn)量呈不斷增加趨勢。2018年，全國淡水池塘養(yǎng)殖面積達2.67×106hm2，養(yǎng)殖產(chǎn)量達2.21×1010kg，分別占淡水養(yǎng)殖總面積和總產(chǎn)量的51.8%和74.7%[1]。為了提高產(chǎn)量，我國池塘養(yǎng)殖普遍采用高密度、高投餌率的精養(yǎng)模式[2]，過量的飼料投入和魚類代謝產(chǎn)物的積累導(dǎo)致養(yǎng)殖塘體氮等養(yǎng)分污染嚴重。以往研究顯示，魚、蝦等水產(chǎn)品生長所吸收的氮僅占餌料投入的20.0%～27.2%，超過70%的氮殘留在養(yǎng)殖塘底泥和水體中。其中底泥中的氮富集尤為嚴重，占總投入量的50.4%～69.6%[3-5]。養(yǎng)殖池塘冗余的氮不僅會影響魚蝦的正常生長，尾水的排放還會對外源水體產(chǎn)生富營養(yǎng)化污染[6]。近年來，養(yǎng)殖池塘N2O排放問題也日益引起關(guān)注[7-9]。全球數(shù)據(jù)的估算顯示，到2030年全球水產(chǎn)養(yǎng)殖N2O年排放量將達到3.83×108kg，占人類總排放的5.7%，是主要的人為排放源之一[10]。如何消減養(yǎng)殖塘體的N2O排放，是當前池塘養(yǎng)殖可持續(xù)發(fā)展面臨的重要問題之一。

作物（水稻、蔬菜等）-魚共作是我國典型的生態(tài)農(nóng)作模式。以往研究顯示[11-13]，稻-魚共作或魚-菜共作有利于提高農(nóng)作系統(tǒng)氮磷等養(yǎng)分利用效率、減少養(yǎng)分流失。近年來，有研究開始關(guān)注稻-魚共作對養(yǎng)殖水體N2O排放的影響。Li等[14]研究顯示，稻魚共作養(yǎng)殖池塘比單養(yǎng)魚養(yǎng)殖池塘N2O排放量和排放系數(shù)分別降低85.6%和83.3%。Datta等[15]對稻田養(yǎng)魚模式的研究顯示，與水稻單作相比，稻魚共作模式可以減少19.4%的N2O排放。對于魚-菜共生系統(tǒng)N2O排放的研究則相對較少，鄒藝娜等[16]報道了在魚菜共生系統(tǒng)中，以N2O形式釋放的氮素約占氮素總投入的1.54%，與普通水產(chǎn)養(yǎng)殖相比，其N2O轉(zhuǎn)化率沒有明顯增加。不同作物由于生長特征和生物量的差異，在與水產(chǎn)動物共作中，對系統(tǒng)中氮素轉(zhuǎn)化的調(diào)控可能存在較大差異。綜合比較不同作物對養(yǎng)殖水體冗余氮素的富集效應(yīng)以及對N2O排放的消減效應(yīng)，可以為共生系統(tǒng)中作物的選擇提供理論依據(jù)和參考。

本研究通過盆栽模擬試驗，研究4種作物[粳稻（Oryza sativaL.subsp.japonica Kato）、秈稻（Oryza sativaL.subsp.sativa）、小白菜（Brassica rapaL.ssp.pekinensis）和空心菜（Ipomoea aquaticForsk）]與黃顙魚（Pelteobagrus fulvidraco）共作對養(yǎng)殖水體N2O排放通量、功能基因、養(yǎng)殖水體和底泥氮濃度，以及對氮素利用效率差異的影響，以期能為共生系統(tǒng)中作物品種的選擇提供理論支持。

1 材料與方法

1.1 試驗設(shè)計

試驗于2019年在浙江省杭州市中國水稻研究所實驗基地（119.95°E，30.05°N）進行。試驗設(shè)置了5個處理：粳稻（安粳優(yōu)1號）+黃顙魚（JR-F）、秈稻（農(nóng)兩優(yōu)漁1號）+黃顙魚（IR-F）、小白菜（雜交青梗）+黃顙魚（LC-F）、空心菜（柳葉空心菜）+黃顙魚（WS-F）和單養(yǎng)黃顙魚對照（CK）。每個處理3個重復(fù)。采用盆栽模擬試驗，試驗選用長寬高分別為1.75、1.25、1 m的塑料大桶，以保證水產(chǎn)動物有充足的活動空間。在試驗基地附近選擇了一個連續(xù)養(yǎng)殖10 a的精養(yǎng)池塘，挖取池塘底泥，混勻后，鋪在盆栽塑料大桶底部，底泥鋪設(shè)高度為20 cm，以模擬池塘環(huán)境。

4種作物均于2019年6月21日移栽，粳稻、秈稻、小白菜和空心菜的初始生物量（干質(zhì)量）分別為10.66、11.59、21.11 g·m-2和6.69 g·m-2。水稻直接種植于底泥中，每個桶栽種4叢水稻，每叢2株，株行距為50 cm×50 cm?？招牟撕托“撞瞬捎酶〈卜N植，每個桶設(shè)置4個浮床，浮床尺寸為0.4 m×0.4 m。每個浮床種植9株蔬菜，株行距8 cm×8 cm。作物移栽40 d后，開始放養(yǎng)黃顙魚苗，CK的魚苗放養(yǎng)時間與共作系統(tǒng)相同。非共作期為作物單作期間，時間為6月21日—7月31日，共作期為水稻/蔬菜-魚共作時期，時間為8月1日—10月23日。放養(yǎng)規(guī)格為4～5 g·尾-1，放養(yǎng)量為80尾·桶-1。放魚后使用160 W增氧泵每日上午9：00—11：00、下午14：00—18：00、晚上23：00—次日早上6：00桶內(nèi)曝氣增氧，取樣的上午暫停增氧。隨著水稻不斷生長，每周添加去氯后的自來水逐漸提高水位。桶內(nèi)水位最高為85 cm。所有處理的水位保持一致。試驗期間未使用化學(xué)肥料和農(nóng)藥。黃顙魚馴養(yǎng)3 d后投喂配合飼料，日投飼兩次，分別為上午7：00和下午6：00；日投飼量為黃顙魚體質(zhì)量的4%，上午占40%，下午占60%。整個試驗周期氮投入量為150.83 g。根據(jù)黃顙魚體質(zhì)量、食用量和反應(yīng)及時增添飼料。水稻于2019年10月23日收獲；蔬菜每月收獲1次，最后一次收獲時間為10月23日，共收獲4次；黃顙魚在水稻收獲后第2 d捕獲。

1.2 采樣與分析

1.2.1 N2O凈排放通量

N2O凈排放通量采用靜態(tài)箱-氣相色譜法測定[20]。靜態(tài)箱規(guī)格為0.5 m×0.5 m×0.5 m。采樣箱內(nèi)配有風扇以確保氣體完全混合，外覆保溫和反光材料，減少采樣期間外界溫度和太陽光的干擾。每個試驗桶內(nèi)安裝可調(diào)節(jié)高度的支架，取樣時將靜態(tài)箱放置在支架上進行取氣。在整個試驗期，每周一次，在上午8：00—10：00用鋁箔氣袋以10 min的間隔采集氣體樣品。氣體樣品帶回實驗室后，采用氣相色譜儀（GC 2010，島津）分析氣體樣品中N2O濃度。N2O排放通量采用公式（1）計算[14]：

式中：F為N2O排放通量，μg·m-2·h-1；ρ為標準狀態(tài)下N2O密度，1.964 kg·m-3；V為靜態(tài)箱的體積，m3；A為靜態(tài)箱的基底面積，m2；P為箱內(nèi)大氣壓，P0為標準大氣壓，kPa；dC/dt為采樣箱內(nèi)N2O濃度隨時間變化的斜率，10-9min-1；T為采樣過程中靜態(tài)箱內(nèi)平均溫度，℃。

渦流的本質(zhì)是電磁感應(yīng)現(xiàn)象，它是指移動的金屬導(dǎo)體在磁場中運動時，在移動金屬中產(chǎn)生感應(yīng)電動勢，從而產(chǎn)生感應(yīng)電流的現(xiàn)象。其產(chǎn)生的基本條件有兩個：一個是不斷變化的磁場，不斷變化磁場會帶來磁通量的變化，另一個是金屬體本身可自行構(gòu)成閉合回路，因此，感應(yīng)電動勢才能最終在閉合回路中形成感應(yīng)電流。．當金屬導(dǎo)體回路的電阻很小時，會在閉合回路中產(chǎn)生很大的感應(yīng)電流，就像水中的旋渦，因此簡稱渦流。從以上原理分析可以發(fā)現(xiàn)：在電磁爐上使用的鍋必須滿足一個條件，那就是鍋的材質(zhì)必須是具有磁性的。所以電磁爐使用的鍋應(yīng)該是鐵系(搪瓷、鑄鍋、不銹鐵)鍋，不銹鋼鍋，復(fù)合底鍋必須是電磁爐專用。

1.2.2 土壤孔隙水和上覆水N2O濃度

在水稻移栽后，將直徑0.5 cm、長度5 cm的陶瓷土壤溶液采樣器垂直插入土壤中，用20 mL注射器采集上覆水（水面以下20 cm）和土壤孔隙水10 mL，注入20 mL真空玻璃瓶中。每月采集一次。樣品采集后立刻運回實驗室，用頂空-平衡法測定上覆水和土壤孔隙水中N2O濃度。具體過程為：先將樣品平衡溫度至室溫，使用注射器于樣品玻璃瓶中注入N2以中和壓力，劇烈搖動樣品并使其平衡20 min。采用注射器將玻璃瓶中氣體吸入，將其注入氣相色譜儀中，測定N2O的濃度。土壤孔隙水和上覆水中N2O濃度采用公式（2）計算[21-23]：

式中：CN2O為上覆水/土壤孔隙水中N2O濃度，μL·L-1；CA為真空玻璃瓶中頂空氣體N2O濃度，μL·L-1；V1和V2分別為真空玻璃瓶中氣體和液體的體積，L；B為Bunsen溶解系數(shù)（26℃）。

1.2.3 水體和底泥養(yǎng)分等常規(guī)指標和功能基因測定

在氣體采樣的同一天采用取水器采集每個處理的養(yǎng)殖水體樣品。在每個桶里采集兩個20 cm深處水樣500 mL混合均勻后作為一個混合樣品，水樣帶回實驗室后4℃保存，24 h內(nèi)測定。水樣經(jīng)0.45μm玻璃纖維濾膜過濾后，采用連續(xù)流動分析儀（Skalar San++，荷蘭）測量水中銨態(tài)氮（NH+4-N）、硝態(tài)氮（NO-3-N）、亞硝態(tài)氮（NO-2-N）的濃度?？偟═N）采用過硫酸鉀氧化法測定；溶氧（DO）和pH通過梅特勒-托利多溶氧儀S7和手持式pH儀S2原位測量。

采用底泥取樣器采集每個處理的底泥樣品，每月一次。在每個桶里采集3個表層（0～5 cm）底泥樣品，混勻后分為3份，一份自然風干，另一份-20℃保存，第三份-80℃保存測微生物功能基因。風干樣采用凱氏定氮法測TN；鮮樣冷凍干燥后采用靛酚藍比色法測NH+4-N和采用紫外分光光度法測NO-3-N；鮮樣采用水提取-過硫酸鉀氧化法測定可溶性有機氮（DON）[24]。

反硝化過程重要的酶基因[土壤亞硝酸鹽還原酶（nirK、nirS）和N2O還原酶（nosZ）]豐度采用實時熒光定量PCR分析。即用土壤DNA快速提取試劑盒（MP Biomedicals，美國）提取土壤DNA，用0.8%的瓊脂糖凝膠電泳檢測所提DNA片段大小，并用超微量紫外分光光度計測定DNA濃度及質(zhì)量[25]。設(shè)計nirK、nirS、nosZ基因引物，進行實時熒光定量PCR分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 N2O排放

全試驗期不同作物-魚共作和單養(yǎng)魚處理N2O的排放通量動態(tài)變化如圖1所示。各處理N2O排放通量呈波動變化趨勢。單養(yǎng)魚處理（CK）在7月8日和10月14日出現(xiàn)較高的N2O排放峰，其他處理N2O排放峰相對較低（圖1）。進一步分析了單養(yǎng)魚處理出現(xiàn)N2O排放峰時水體NO-3-N、NO-2-N和DO含量特征（圖2），在7月8日出現(xiàn)第一個N2O排放峰時，養(yǎng)殖水體NO-3-N和NO-2-N含量均出現(xiàn)峰值；而10月14日出現(xiàn)第二個N2O排放峰時，除了水體NO-3-N含量較高外，DO含量也較低。這說明N2O排放峰的出現(xiàn)可能與水體NO-3-N和NO-2-N含量較高以及DO含量較低有關(guān)。

在非共作期（6月21日—7月31日）、共作期（8月1日—10月21日）以及全試驗期，單養(yǎng)魚處理N2O排放量和排放系數(shù)均顯著高于4種作物-魚共作處理（表1）。在非共作期，4種作物-魚共作處理之間N2O排放量沒有顯著差異。但是在共作期，秈稻-魚共作處理N2O排放量要顯著低于蔬菜-魚共作處理。從全試驗期來看，在4種共作處理中，秈稻-魚共作處理對N2O的消減效應(yīng)最佳。與單養(yǎng)魚處理相比，其N2O排放總量減少了82.1%。其次是粳稻-魚和空心菜-魚處理，其N2O排放總量分別減少了69.2%和67.9%；小白菜-魚共作處理對N2O的消減效應(yīng)相對較低，其N2O排放總量僅減60.3%。

2.2 上覆水和土壤孔隙水中N2O濃度

上覆水和土壤孔隙水中N2O濃度均值如圖3所示。不同處理上覆水N2O濃度在0.75～1.36μL·L-1。作物-魚共作處理上覆水N2O濃度均顯著低于單養(yǎng)魚，JR-F、IR-F、LC-F和WS-F處理分別比CK處理降低30.0%、43.3%、24.4%和44.4%。不同處理土壤孔隙水中N2O濃度在0.54～1.92μL·L-1。單養(yǎng)魚處理上覆水N2O濃度和土壤孔隙水濃度無顯著差異；粳稻和秈稻-魚共作處理土壤孔隙水N2O濃度均低于上覆水（圖3），分別減少了37.1%和24.2%；而小白菜和空心菜-魚共作處理土壤孔隙水N2O濃度均顯著高于上覆水中N2O濃度，分別增加了87.1%和146.6%。

與上覆水中N2O規(guī)律不同，兩種蔬菜-魚共作處理土壤孔隙水N2O濃度與單養(yǎng)魚處理沒有顯著差異。兩種水稻-魚共作處理土壤孔隙水N2O濃度則分別比單養(yǎng)魚處理降低了61.2%和62.1%。這與水稻和蔬菜的種植方式有關(guān)。蔬菜種植在浮床上，僅能減少養(yǎng)殖水體中N2O濃度，而不能消減土壤孔隙水中N2O濃度。種植水稻可以同時減少養(yǎng)殖水體和土壤孔隙水中N2O濃度。

表1不同處理非共作期、共作期和全試驗期的N2O排放量和排放系數(shù)Table 1 N2Oemission amount and emission coefficient of different treatments during monoculture stage，co-culture stage and full experimental stage

2.3 養(yǎng)殖水體和底泥氮濃度

非共作期、共作期和全試驗期各處理養(yǎng)殖水體氮濃度如圖4所示。在非共作期，與單養(yǎng)魚處理相比，兩種水稻-魚共作處理顯著降低養(yǎng)殖水體TN、NH+4-N、NO-3-N和NO-2-N濃度；兩種蔬菜-魚共作處理顯著降低養(yǎng)殖水體NO-3-N濃度，TN、NH+4-N、NO-2-N濃度與單養(yǎng)魚處理沒有顯著差異。在共作期，兩種水稻-魚共作處理養(yǎng)殖水體TN、NH+4-N、NO-3-N、NO-2-N濃度均與單養(yǎng)魚處理沒有顯著差異，兩種蔬菜-魚共作處理顯著降低養(yǎng)殖水體TN、NO-3-N濃度。從全試驗期來看，兩種水稻-魚共作處理顯著降低養(yǎng)殖水體TN、NH+4-N、NO-3-N濃度，NO-2-N濃度與單養(yǎng)魚沒有顯著差異；兩種蔬菜-魚共作養(yǎng)殖水體顯著降低NO-3-N濃度，TN、NH+4-N、NO-2-N濃度與單養(yǎng)魚處理沒有顯著差異。

各處理底泥氮含量如圖5所示。在非共作期，4種作物-魚共作處理底泥TN、NH+4-N、NO-3-N、DON含量與單養(yǎng)魚處理沒有顯著差異，但是兩種水稻-魚共作處理NH+4-N、DON含量顯著低于兩種蔬菜-魚共作處理。在共作期，兩種水稻-魚共作處理顯著降低了底泥TN、NH+4-N、DON含量，NO-3-N含量與單養(yǎng)魚處理沒有顯著差異；兩種蔬菜-魚共作處理底泥TN、NH+4-N、NO-3-N、DON含量均與單養(yǎng)魚沒有顯著差異。在全試驗期，兩種水稻-魚共作處理顯著降低了底泥NH+4-N和DON含量；兩種蔬菜-魚共作處理底泥TN、NH+4-N、NO-3-N、DON含量與單養(yǎng)魚沒有顯著差異。這些結(jié)果表明，兩種水稻-魚共作處理可以減少底泥NH+4-N和DON濃度，共作期的消減效應(yīng)較強；兩種蔬菜-魚共作處理不能減少底泥氮濃度。

2.4 土壤反硝化細菌（nir K、nir S、nos Z）基因豐度

分別測定了不同處理共作處理前期（8月13日）

圖5不同處理非共作期、共作期和全試驗期底泥TN、NH+4-N、NO-3-N和DON濃度

Figure 5 Concentrations of TN，NH+4-N，NO-3-Nand DONin soil of different treatments during monoculture stage，co-culture stage and full experimental stage和后期（10月15日）底泥中反硝化細菌基因豐度，如表2所示。前期不同作物-魚共作處理土壤亞硝酸鹽還原酶（nirK、nirS）和N2O還原酶（nosZ）基因豐度均小于后期。前期單養(yǎng)魚處理土壤nirK基因豐度最低，顯著低于秈稻-魚和空心菜-魚共作處理；4種作物-魚共作處理與單養(yǎng)魚處理底泥nirS基因豐度無顯著差異；底泥nosZ基因豐度與nirK基因豐度規(guī)律一致，同樣表現(xiàn)為單養(yǎng)魚處理土壤nosZ基因豐度最小，且顯著低于秈稻-魚和空心菜-魚共作處理。后期單養(yǎng)魚處理土壤亞硝酸鹽還原酶（nirK、nirS）和N2O還原酶（nosZ）基因豐度與4種作物-魚共作處理都沒有顯著差異，但是秈稻-魚共作處理土壤nirK和nosZ基因豐度均顯著高于空心菜-魚共作處理。這些結(jié)果表明，4種作物-魚共作和單養(yǎng)魚處理的功能基因差異主要體現(xiàn)在nirK和nosZ基因豐度上，秈稻-魚共作處理前期和后期nosZ基因豐度均最高，促進反硝化中間產(chǎn)物N2O還原為N2，與秈稻-魚共作處理N2O排放總量最少規(guī)律一致。

2.5 生物量和氮收支平衡

2019年盆栽試驗的氮投入均為飼料投入。試驗結(jié)束后4種作物-魚共作處理收獲的黃顙魚生物量和氮吸收量與單養(yǎng)魚處理沒有顯著差異（表3）；作物收獲后，兩種水稻的生物量和氮吸收量均高于兩種蔬菜，其中空心菜的生物量與氮吸收量最低。4種作物-魚共作處理氮利用率均高于單養(yǎng)魚處理，其中秈稻-魚、粳稻-魚和小白菜-魚共作處理氮利用率均顯著增加。

3 討論

淡水養(yǎng)殖系統(tǒng)N2O排放可能受到水生植物、水體無機氮濃度、DO濃度、溫度、pH等因素的影響[26-27]。以往研究發(fā)現(xiàn)，N2O排放峰易出現(xiàn)在高無機氮濃度、低DO濃度條件下[7，28]。本研究發(fā)現(xiàn)單養(yǎng)魚處理在7月8日和10月14日出現(xiàn)較高的N2O排放峰，其他處理N2O排放峰相對較低（圖1）。通過將單養(yǎng)魚處理N2O通量與養(yǎng)殖水體NO-3-N、NO-2-N和DO含量對比發(fā)現(xiàn)，7月8日養(yǎng)殖水體NO-3-N和NO-2-N含量均出現(xiàn)峰值（圖2），這可能主要因為CK處理沒有種植水稻，前期水體和底泥中存在大量無機氮，經(jīng)硝化和反硝化作用產(chǎn)生N2O。因此，充沛的無機氮底物可能是7月8日測量出現(xiàn)N2O排放峰的主要原因。在后期，10月14日出現(xiàn)N2O排放峰，可能有兩方面的原因，一是充沛的底物，10月14日前后水體NO-3-N含量也較高；二是10月14日水體DO較低，這可能是連續(xù)陰雨天，再加上后期CK處理水質(zhì)的惡化，藻類呼吸耗氧以及有機物降解耗氧導(dǎo)致水體DO下降。

表2不同處理共作前期和后期底泥nir K、nir S、nos Z基因豐度Table 2 Gene abundance of nir K，nir Sand nos Zin soil of different treatmentsat early and late co-culture stages

表3不同處理魚和作物的生物量、氮吸收量以及氮利用率Table 3 Biomass，N absorption and Nutilization efficiency of fish and crops under different treatments

如何消減池塘養(yǎng)殖的N2O排放問題日益引起關(guān)注。本研究選取了兩種水稻（粳稻和秈稻）和兩種蔬菜（小白菜和空心菜）作為研究對象，比較不同類型作物-魚共作對養(yǎng)殖系統(tǒng)N2O排放的影響。研究結(jié)果顯示，4種作物-魚共作處理均顯著降低了N2O排放總量和排放系數(shù)。這與Li等[14]、袁偉玲等[29]對稻-魚共作系統(tǒng)的研究結(jié)果相近。但是Sumeth等[30]的研究結(jié)果表明羅非魚-小白菜、生菜、韭菜和西紅柿等水培浮床系統(tǒng)的N2O排放通量高于單養(yǎng)魚處理。這可能是因為該研究的系統(tǒng)結(jié)構(gòu)與本研究不同，其研究的共作系統(tǒng)是魚池、浮床、過濾池和曝氣池聯(lián)合，排放總量由多個系統(tǒng)疊加，而本研究的作物和魚培養(yǎng)在同一生態(tài)系統(tǒng)中。也有研究表明，養(yǎng)殖池塘種植伊樂藻、輪葉黑藻等水生植物對N2O排放無顯著影響[31]。因此，作物-魚共作對養(yǎng)殖系統(tǒng)N2O排放的影響與研究品種和系統(tǒng)結(jié)構(gòu)有關(guān)。

作物-魚共作對養(yǎng)殖系統(tǒng)N2O的消減可能存在多種途徑。一方面，水稻和蔬菜的生長可以直接吸收底泥或水體中的無機氮。與單養(yǎng)魚相比，水稻-魚共作可以顯著降低底泥NH+4-N和DON濃度，顯著降低水體TN、NH+4-N、NO-3-N濃度；蔬菜-魚共作可以顯著降低水體NO-3-N濃度（圖4和圖5）。因此，水稻和蔬菜的生長吸收減少了N2O產(chǎn)生的底質(zhì)氮[14]，從而減少N2O的排放。另一方面，在養(yǎng)殖系統(tǒng)中，反硝化作用是底泥產(chǎn)生N2O的關(guān)鍵途徑[32]，反硝化微生物功能基因（nirK、nirS和nosZ）豐度決定了N2O的排放潛力[33]。作物與魚共作，作物的通氣組織可以通過蒸騰作用和氣體交換將氧氣從大氣中轉(zhuǎn)移到根部區(qū)域[34]，從而提高根系區(qū)域氧氣的濃度[35]，同時根系呼吸消耗氧氣，在根系部分形成根際好氧、兼氧和厭氧區(qū)域，為不同類型的微生物提供良好生存環(huán)境[36]。好氧微生物對有機質(zhì)的分解促進反硝化微生物的生長，厭氧區(qū)域也有利于反硝化微生物的生長和繁殖[37]，功能基因的測定結(jié)果也顯示，作物-魚共作有利于提高底泥中nirK和nosZ功能基因豐度（表2）。因此，作物-魚共作有利于反硝化微生物的生長繁殖，加速反硝化速率，促進N2O進一步還原為N2，減少N2O的排放。

本研究發(fā)現(xiàn)，兩種水稻-魚共作處理的減排效果顯著優(yōu)于兩種蔬菜-魚共作處理。其原因可能主要是作物種植方式的差異。水稻與魚共作，是選用高稈品種直接種植在底泥中，水稻的生長可以同時吸收水體（有水生根）和底泥中無機氮（圖4和圖5），抑制水體和底泥中N2O的產(chǎn)生（圖3）；而蔬菜與魚共作是種植在浮床上，僅能降低養(yǎng)殖水體氮元素（圖4），對底泥中無機氮沒有顯著影響（圖5）。因此，其對N2O的消減作用要弱于水稻。在兩種水稻-魚共作處理中，秈稻-魚共作處理的減排效應(yīng)顯著優(yōu)于粳稻-魚共作處理。這可能主要有兩方面的原因：一方面，秈稻的生物量高于粳稻（表3），秈稻吸收和利用的氮素較多。秈稻-魚共作處理非共作期養(yǎng)殖水體TN、NH+4-N濃度、底泥DON濃度和共作期養(yǎng)殖水體NH+4-N、NO-2-N濃度、底泥NH+4-N、DON濃度均低于粳稻-魚共作處理（圖4和圖5）。作物吸收和利用的氮素較多，而供給微生物的氮素則相應(yīng)減少。因此秈稻對于產(chǎn)N2O底質(zhì)氮的消減作用要強于粳稻。另一方面，秈稻-魚共作處理土壤nosZ基因豐度在共作初期和后期均高于粳稻-魚共作處理（表2），可能提高了N2O還原為N2的能力，導(dǎo)致反硝化作用產(chǎn)生的N2O總量減少。對于兩種蔬菜-魚共作處理，空心菜-魚共作處理N2O排放量顯著低于小白菜-魚處理（表1）。雖然小白菜的生物量和氮吸收量均高于空心菜（表3），但在全試驗期小白菜-魚共作和空心菜-魚共作處理水體總氮和無機氮含量均沒有顯著差異（圖4和圖5）。因此，兩種蔬菜-魚共作處理對N2O排放效應(yīng)的差異可能主要是由于兩種蔬菜對反硝化過程的功能基因以及N2O排放過程的影響存在差異。其作用機理還需要進一步深入研究。

4 結(jié)論

與單養(yǎng)魚處理相比，作物-魚共作處理均顯著降低淡水養(yǎng)殖系統(tǒng)N2O的排放。在共作處理N2O產(chǎn)生過程中，作物對底泥中的nirK和nosZ功能基因豐度均有顯著調(diào)控作用，秈稻-魚共作處理前期和后期nosZ基因豐度均最高，顯著減少了上覆水和土壤孔隙水中N2O濃度。同時作物-魚共作顯著降低養(yǎng)殖水體和底泥氮濃度，減少水產(chǎn)養(yǎng)殖氮污染。作物-魚共作處理獲得了水產(chǎn)品和作物產(chǎn)品，提高了氮素利用率。這些結(jié)果表明，作物-魚共作具有減緩N2O排放的潛力，是減輕氣態(tài)氮損失的有效途徑。