2. 中国科学院南京土壤研究所土壤与农业可持续发展国家重点实验室, 江苏 南京 210008;
3. 中国科学院常熟农业生态试验站, 江苏 南京 210008;
4. 农业部环境保护科研检测所, 天津 300191
2. State Key Laboratory of Soil and Sustainable Agriculture, Institute of Soil Science, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
3. Changshu Agroecological Experimental Station, Chinese Academy of Sciences, Nanjing 210008, China;
4. Agro-Environmental Protection Institute, Ministry of Agriculture, Tianjin 300191, China
甲烷(CH4)和氧化亚氮(N2O)是大气中2种主要温室气体。稻田是CH4和N2O的重要排放源, 对全球变暖的贡献尤为突出。100 a时间尺度内, 单位质量CH4和N2O的增温潜势分别是CO2的28倍和265倍[1]。CH4和N2O的全球平均摩尔分数在2011年又创新高, 其中,
秸秆还田作为一项重要的农田管理措施, 能够增强土壤固碳能力, 提高土壤有机质含量[3-4], 通过增加土壤有效碳、氮量影响土壤碳氮转化过程, 进而影响CH4和N2O排放[5]。若在水稻移栽前将6 t·hm-2秸秆全部还田, 当季CH4排放量相当于无有机物料添加的稻田土壤CH4排放量的3.1倍[6], 不同秸秆还田方式、不同还田时间显著影响水稻生长季CH4排放总量[7]。稻季麦秆埋于墒沟处理CH4排放总量高于麦秆均匀混施处理[7]。目前, 关于秸秆还田对N2O排放影响的研究结果不一致。有研究发现秸秆覆盖还田对土壤N2O排放具有一定促进作用[8-9]。而长期秸秆还田能够刺激土壤微生物固氮, 并且通过向稻田土壤提供可溶性碳降低土壤氧化还原电位, 增加Fe2+含量, 促进N2O向N2转化, 又能够在一定程度上抑制N2O排放[5, 10]。稻田土壤在连续淹水条件下, 施用秸秆并不能减少后季麦季N2O排放, 但在常规灌溉条件下, 秸秆还田可有效地减少后季麦田N2O排放[11]。
南方太湖地区以水稻-小麦轮作和水稻-油菜轮作为主, 由于复种指数高, 倒茬间隔时间短, 在自然状态下微生物难以在短时间内将作物秸秆分解, 会带来播种质量差、病虫害加剧等现象, 严重影响下一季作物的生长[12]。因此, 每年在夏秋季收割季节农民往往采用秸秆田间原位焚烧方式, 这不仅损失大量营养元素, 浪费资源, 造成土壤肥力衰竭, 而且由秸秆田间焚烧所引起的雾霾等一系列生态环境问题更不容忽视, 秸秆田间原位焚烧被国家法律明文禁止。为了探索生产效应和生态效应双赢的秸秆利用方式, 农业部近年来重点实施的“土壤有机质提升项目”以秸秆全量还田为手段, 以提升土壤有机质为目标, 将秸秆腐熟剂作为秸秆资源化利用的一种重要途径在南方主要稻作产区加以大力推广。秸秆腐熟剂是有机物料腐熟剂中的一种, 主要应用微生物的分解代谢原理加速农作物秸秆分解、腐熟。相关研究表明, 相对于秸秆直接还田, 秸秆配施腐熟剂通过加速秸秆腐熟过程改变土壤中碳、氮转化过程以及微生物种群特征[10, 13-16], 进一步影响与碳氮交换过程相关的温室气体CH4和N2O的排放。但迄今为止, 关于秸秆腐熟剂对温室气体排放的影响还鲜见报道[17]。因此, 笔者以秸秆资源化利用为目的, 采用静态暗箱-气相色谱法研究秸秆腐熟剂对秸秆还田稻田温室气体CH4和N2O排放的影响, 为评估秸秆腐熟剂对秸秆还田稻田系统CH4和N2O排放的综合影响提供科学依据。
1 材料与方法 1.1 试验设计大田试验在江苏省常熟市辛庄镇中国科学院常熟农业生态试验站(31°32′ N, 120°41′ E)进行。该站位于太湖流域, 长期以稻麦轮作种植体系为主, 属于北亚热带湿润气候区, 该地区年平均气温为15.5 ℃, 年降水量为1 038 mm, 田间试验期间平均气温和降水的季节动态变化见图 1, 试验期间的气象资料由该试验站内气象站提供, 与试验田块距离为50 m。供试土壤为湖积物发育的潜育型水稻土(乌栅土), 土壤有机质含量为35.0 g·kg-1, 全氮含量为2.01 g·kg-1, pH值(水土质量比为2.5:1) 为7.35。
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图 1 2015年水稻季节平均气温和降水的季节变化 Figure 1 Seasonal variations of mean air temperature and precipitation during the rice growing season in 2015 at Changshu test station |
试验共设置5个处理:空白处理(NN, 仅施磷肥、钾肥), 当地常规处理(FP, 施用氮肥、磷肥、钾肥), 秸秆还田处理(S, 氮肥、磷肥、钾肥与秸秆均匀混施), 秸秆与金葵子秸秆腐熟剂配施(SJ, 氮肥、磷肥、钾肥、秸秆与金葵子秸秆腐熟剂均匀混施), 秸秆与宁粮秸秆腐熟剂配施(SN, 氮肥、磷肥、钾肥、秸秆与宁粮秸秆腐熟剂均匀混施), 每个处理设3个重复, 共15个小区, 每个小区面积为25 m2。所施用秸秆为剪成10 cm长的小麦秸秆, 与稻田表层(0~15 cm)土壤充分混合, 秸秆还田量为4.8 t·hm-2。秸秆腐熟剂由佛山金葵子植物营养有限公司和南京宁粮生物肥料有限公司生产。金葵子腐熟剂施用量为30 kg·hm-2, 将其均匀撒施于秸秆上; 宁粮腐熟剂施用量为60 g·hm-2, 用6 kg清水将其活化, 再稀释200倍, 喷施于秸秆上。磷肥施用量为75 kg·hm-2(过磷酸钙, P2O5含量为120 g·kg-1), 钾肥施用量为120 kg·hm-2(氯化钾, KCl含量为600 g·kg-1), 均作为基肥一次性施入。氮肥施用量为180 kg·hm-2(尿素, N含量为460 g·kg-1), 除NN处理外, 其余处理均在6月29日(基肥)、7月10日(追肥)和8月3日(追肥)按4:3:3的质量比施入。每个气体采样框内包含6穴苗, 每穴2苗, 各处理水分管理模式为前期淹水、中期烤田和后期间歇湿润灌溉模式, 为当地常规水分管理模式。
1.2 采样方法试验于2015年水稻季进行, 供试水稻品种为南梗46, 生育期为116 d。试验采用静态暗箱-气相色谱法测定。气体采样箱分为2个部分, 顶层和底层规格分别为50 cm×50 cm×50 cm和50 cm×50 cm×60 cm, 厚度为5 mm, 均采用PVC板制成。根据水稻生长高度的变化适时选择顶层或2层。在底座及底层箱体顶端均设计有4 cm深水槽, 采样时加水密封, 将底座于水稻移栽前装入小区。顶层箱体中部留有抽气孔, 每次抽取60 mL箱内气体, 分别在箱体加水密闭后0、10、20和30 min连续采集4个样品。48 h内用安捷伦气相色谱7890A测定其浓度。根据样品浓度的线性变化规律分析得到CH4和N2O排放通量。采样频率为每周1次, 每次均在上午09:00—11:00完成。
1.3 数据处理CH4或N2O排放通量计算公式为
| $F = \rho \times V/A \times \Delta C/\Delta t \times 273/\theta。$ | (1) |
式(1) 中, F为CH4(以C计)或N2O(以N计)排放通量, mg·m-2·h-1或μg·m-2·h-1; ρ为标准状况下CH4-C或N2O-N密度, 数值分别为0.54和1.25 g·L-1; V为气体采样箱体积, m3; A为底座内框面积, m2; ΔC/Δt为CH4或N2O排放速率, μL·L-1·h-1或nL·L-l·h-1; θ为箱内温度, ℃。
将各处理3次重复的平均值作为CH4和N2O排放通量; 水稻生长季CH4和N2O平均排放通量以相邻2次采样时间间隔为权重, 将各次排放通量进行加权平均计算获得; CH4和N2O累积排放量用平均排放通量和水稻生长时间的乘积表示[4]。
综合温室效应(GWP, PGW，以CO2计, kg·hm-2)的计算以水稻田排放CH4、N2O的增温潜势之和来表示。以CO2作为参考气体, 在100 a的时间尺度上, 单位质量CH4〔m(CH4)〕和N2O〔m(N2O)〕分别为单位质量CO2的28倍和265倍[1]。计算公式如下:
| ${P_{{\text{GW}}}} = 28 \times m({\text{C}}{{\text{H}}_4}) + 265 \times m({{\text{N}}_2}{\text{O}})。$ |
温室气体排放强度(GHGI, IGHG，以CO2计, kg·kg-1)用单位产量的PGW表示, 计算公式如下:
| ${I_{{\rm{GHG}}}}{\rm{ = }}{P_{{\rm{GW}}}}/Y。$ | (2) |
式(2) 中, Y为水稻产量，t·hm-2。
化学氮肥的N2O排放系数计算公式如下:
| ${k_{{{\rm{N}}_2}{\rm{O}}}} = ({E_{施氮}} - {E_{未施氮}})\backslash Q \times 100\%。$ | (3) |
式(3) 中, kN2O为N2O排放系数, kg·kg-1; E施氮为施氮肥处理N2O排放量, kg·hm-2; E未施氮为未施氮肥处理N2O排放量, kg·hm-2; Q为施肥量, kg·hm-2。
采用Microsoft Excel 2010软件完成数据整理和图表制作, 采用JMP 7.0软件进行多重比较, 差异显著性水平设为α=0.05(Student′s法)。
2 结果与分析 2.1 腐熟剂对CH4季节变化和累积排放通量的影响由图 2可知, 在整个水稻生长季, 各处理CH4排放通量的季节变化趋势基本相同, 但各处理CH4排放峰出现的时间不同, 配施腐熟剂处理CH4排放峰出现时间早于其他处理。在水稻移栽初期(6月30日—7月14日), CH4排放通量(以C计)随水稻生长进程呈现递增趋势, 其峰值为73 mg·m-2·h-1; 直至中期排水烤田(7月30日), CH4排放通量快速降低; 之后各处理CH4排放通量均保持在较低水平, 至成熟期CH4排放通量接近于零。腐熟剂混施的2个处理CH4排放峰出现时间和持续时间不同, SJ处理CH4排放随着水稻生长进程缓慢上升, 直到移栽11 d(7月9日)出现1个峰值后缓慢下降直到烤田, 而SN处理CH4排放从水稻移栽后6 d(7月4日)出现CH4排放峰值, 而后略有下降并一直维持在较高水平直到烤田。此外, 相关分析结果表明, FP处理CH4排放季节动态变化规律与大气平均气温的变化趋势之间存在显著线性相关关系(P<0.05, 图 1~2), 而S、SJ和SN处理CH4排放与大气平均气温无显著相关关系。
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图 2 水稻生长季CH4排放通量的季节变化 Figure 2 Seasonal variations of CH4 flux from rice paddy fields during the rice growing season in 2015 at Changshu test station |
FP和S处理CH4累积排放量(以C计)分别为313和354 kg·hm-2。与FP处理相比, S处理促进CH4排放, 增加13%, 但无显著差异。与S处理相比, SJ和SN处理促进CH4排放, 分别增加2.5%和9.6%, 但无显著差异(表 1)。
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表 1 水稻生长期CH4和N2O排放总量、水稻产量及温室气体排放强度(GHGI) Table 1 Total CH4 and N2O emissions, yield and greenhouse gas intensity during the rice growing season |
水稻生育期各处理N2O排放通量均呈现相同的变化趋势(图 3)。在水稻移栽初期, 各处理N2O排放通量均较小, 直至烤田期间排水后田面落干(7月30日), 各处理N2O排放通量迅速增加并出现明显的N2O排放峰值, 其中, 仅S、SJ和SN处理N2O排放峰值(以N计)分别为57、119和79 μg·m-2·h-1。烤田后复水及干湿交替期间也有少量N2O排放。水稻生长季内, S、SJ和SN处理N2O平均排放通量(以N计)分别为14.2、10.1和13.5 μg·m-2·h-1。
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图 3 水稻生长季N2O排放通量的季节变化 Figure 3 Seasonal variations of N2O flux from rice paddy fields during the rice growing season in 2015 at Changshu test station |
FP和S处理N2O累积排放量(以N计)分别为0.36和0.27 kg·hm-2。与FP处理相比, S处理N2O排放减少25.0%。与S处理相比, SJ处理N2O排放减少33.3%, 而SN处理N2O排放减少25.9%(表 1)。SJ和SN处理N2O排放系数为0.03%和0.04%, 而FP处理N2O排放系数为0.13%, 是配施腐熟剂处理的4.3倍和3.2倍, S处理N2O排放系数为0.08%, 是配施腐熟剂处理的2.7倍和2.0倍。
2.3 腐熟剂对水稻产量和单位温室气体排放强度的影响以大田水稻生长期CH4和N2O排放量和产量来计算单位稻谷产量的综合温室效应(GWP), 适用于评价秸秆腐熟剂对稻田CH4和N2O排放的影响。相对于S处理, 秸秆配施腐熟剂处理水稻产量增加7.5%~11.1%, 但差异不显著(表 1)。在100 a的时间尺度上, 各处理CH4和N2O排放对温室效应的贡献以SN处理为最高, 比S处理增加9.4%, SJ处理GWP比S处理增加2.2%。与S处理相比, 秸秆配施秸秆腐熟剂处理GHGI(以CO2计)平均值为0.57 kg·kg-1, 减少3.4%。
3 讨论与结论笔者研究中水稻生长期间各处理CH4排放通量季节变化呈单峰模式, 主要受到前期淹水、中期烤田、后期间歇性湿润灌溉的水分管理模式的影响[18-19], 另外CH4排放通量的季节变化与大气平均气温有一定的相关关系[20]。秸秆还田能保持和培肥地力, 已有研究表明秸秆还田能够显著增加CH4排放[21-23], 笔者研究发现相对于FP处理, S处理明显增加CH4排放(图 2, 表 1), 原因是秸秆作为一种有机肥, 其直接还田为CH4的产生提供基质，进而促进CH4排放[8, 24]。相对于S处理, 秸秆与腐熟剂配施处理促进CH4排放, 主要是由于秸秆腐熟剂可以加快秸秆腐熟, 腐熟剂中的微生物活体能有效地将秸秆分解成作物所需要的氮、磷、钾等大量营养元素, 同时能够提高土壤微生物数量, 增强微生物降解活性, 增加分解有机物质能力强的微生物数量[10, 13-14, 16], 从而改变土壤碳库容量[25], 为产甲烷菌提供基质, 且加速了土壤淹水后氧化还原电位的下降, 为产甲烷菌的生长提供有利环境。笔者研究中2种腐熟剂对CH4的增排效果不同, 其主要原因是不同秸秆腐熟剂腐熟秸秆的速率不同, 稻田在淹水条件下, 土壤中产甲烷菌活性快速恢复, 腐熟较快的SN处理可以更早地为水稻提供更加充足的有效养分[26], 从而为产甲烷菌提供基质, 因此对CH4排放的促进效果更加明显。
目前, 关于秸秆还田对N2O排放的影响并不完全一致, 其排放通量的季节变化与CH4排放呈现此消彼长的趋势, 主要受到秸秆类型、还田方法、还田时间以及土地利用类型等因素的影响[5, 19, 27]。通过对已发表文献进行整合分析, 发现秸秆还田与化肥混施可显著减少农田N2O排放[28], 笔者研究中秸秆还田处理减少N2O排放的结果与之一致。有机物料的C/N比直接影响土壤N2O排放[29]。小麦秸秆C/N比相对较高, 其直接还田虽然可以大幅增加微生物生物量碳和微生物生物量氮, 但同时土壤中大量矿质氮也被微生物所固持[30], 导致土壤矿质氮含量降低, 从而减少N2O排放。通过研究秸秆腐熟剂与秸秆配施对N2O排放具有减排效果, 配施秸秆腐熟剂可使稻田N2O排放减少8.9%~12.7%[17], 笔者研究结果也证明相对于S处理, 秸秆配施腐熟剂处理可以减少更多的N2O排放, 减少幅度约达30%。主要原因是由于外源微生物的引入增加了分解秸秆的微生物种类和数量, 与S处理相比, 秸秆腐熟剂在加快秸秆分解速率的同时, 还同化了大量矿质氮, 配施腐熟剂处理微生物生物量显著增加[31], 以致更多的土壤矿质氮被微生物固持[30], 直接导致底物浓度降低, 这成为制约N2O排放的关键因素。而不同腐熟剂对底物浓度的影响存在一定差异, 这是导致不同秸秆腐熟剂对N2O排放量影响差异的主要原因。笔者研究中N2O排放仅在烤田期间出现1个明显的排放峰, 烤田期间土壤通气性增加, 硝化作用增强, 土壤中大量NH4+-N转化为NO3--N[27], 底物浓度和土壤通气性是该阶段影响N2O排放的主要因素[17]。而由于腐熟剂的腐熟效果主要出现在水稻移栽前期, 随着水稻的生长进程其效果逐渐减弱, 这也是烤田之后各处理N2O排放基本无差异的原因之一。从N2O排放系数来看, 笔者研究中各处理N2O排放系数变化范围为0.03%~0.13%, 与前人对水稻季节N2O排放系数的研究结果具有可比性[11, 32]。其中, 秸秆配施秸秆腐熟剂处理N2O排放系数较低, 与FP处理相比, 分别减少76.9%和69.2%。
笔者采用GHGI这一指标来评价秸秆配施腐熟剂对温室效应的影响。就各秸秆还田处理而言, 相对于S处理, 秸秆配施腐熟剂处理GHGI减少1.7%~5.1%。这说明秸秆腐熟剂的施用可以在田间条件下快速腐熟秸秆, 节省劳动力, 且不会增加稻田单位产量温室气体排放, 但水稻产量没有显著提高, 因此, 如何实现秸秆腐熟剂的生态效益和生产效益的双赢还需要进一步研究。
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