2018, Vol. 39
2. 三峡库区生态环境教育部重点实验室, 重庆 400715
, GAO Ming1,2
, ZHOU Peng1 , WANG Fu-hua1 , GAO Yong-qin1 , CHEN Shi-qi1 , WU Si-qi1 , DENG Jing-lin1 , WEN Ting1
2. Key Laboratory of Eco-environments in Three Gorges Reservoir Region, Ministry of Education, Chongqing 400715, China
全球气候正经历一场以变暖为主要特征的显著变化, 其中人为温室气体排放很可能是促使这一转变的主要原因[1]. IPCC评估报告指出, 农业温室气体占全球总温室气体排放的13.5%, 与交通(13.1%)所导致的温室气体排放相当[2]. CO2、CH4和N2O是农业活动产生的主要3种温室气体, 也是《京都议定书》规定主要减排的气体[3].水稻是我国种植面积最大的粮食作物[4], 来源于稻田排放的CH4量为6.15 Mt, 是仅次于畜牧业的重要来源, 约占中国排放总量的17.93%[5], 稻田生态系统在全球气候变暖中起到重要的作用[6].
据联合国粮农组织统计, 中国食用菌出口量高达160.8万t, 占全球食用菌进出口总量的70%以上[7], 我国作为食用菌生产量最大的国家, 大规模食用菌种植同时也伴随产生了近8.36×107 t的菌渣[8], 食用菌收获后产生的大量菌渣的堆放和进一步处理逐渐成为困扰菇农的一大难题.每年大量的菌渣被当做农业垃圾随意丢弃或者焚烧, 造成环境污染.因此, 科学地处理食用菌菌渣, 促进农业经济循环刻不容缓.我国稻田的化肥施用量高于世界施肥的平均水平, 投入稻田的化肥约占世界稻田化肥的37%[9].围绕资源节约、环保、可持续发展的目标, 在化肥减量的条件下配施菌渣, 既可以提高化肥利用率, 又可以实现农业废弃物的有效利用.菌渣直接还田因其简便实用而易于被农民所接受[10], 但是多数研究集中在菌渣作为堆肥原材料的碳素物质转化[11]、菌渣还田后对农田土壤养分的影响[12]以及菌渣对水稻生长性状、产量的影响[13], 菌渣还田后对农田生态系统温室气体排放的研究结果存在较大的差异和分歧[7, 14].李柘锦等[14]认为与单施化肥相比, 菌渣还田会增加农田生态系统温室气体排放; 而黄小林[7]设置了6个不同梯度菌渣处理, 认为菌渣投入量低于55 t·hm-2时, 菌渣还田会降低农田温室气体排放, 且温室气体排放量随着菌渣投入的增加而降低.菌渣还田量对温室气体排放的影响程度如何还尚不清楚.
本文以西南地区典型紫色水稻土为研究对象, 对菌渣不同还田量下稻田温室气体排放特点进行对比分析, 探索菌渣最佳还田量, 对菌渣循环利用和推广具有重要的理论和现实意义, 也对西南丘陵区紫色水稻土农业废弃物还田应用提供科学支撑.
1 材料与方法 1.1 试验设计本试验在西南大学温室大棚内以盆栽方式进行, 试验地点海拔242 m, 年平均气温18.3℃.供试土壤取自西南大学试验农场(E106°24′41″, N29°48′47″), 为侏罗纪沙溪庙组紫色泥页岩发育形成的灰棕紫泥土.其基本理化性质为:有机碳含量(13.95±1.47)g·kg-1, 碱解氮(121.52±1.00)mg·kg-1, 有效磷(164.25±5.60)mg·kg-1, 速效钾(208.62±9.30) mg·kg-1, pH为7.86±0.02.土壤装盆前先过2 mm筛, 再加以充分混合后装盆.试验盆钵为PVC密闭圆桶, 上口直径24.4 cm, 下口直径21 cm, 高度23 cm, 每盆装入6 kg干土.试验共设5个处理:①不施肥(CK)、②施化肥(NPK)、③施用菌渣9 t·hm-2+NPK(LM)、④施用菌渣18 t·hm-2+NPK(MM)、⑤施用菌渣36 t·hm-2+NPK(HM), 每个处理6次重复, 试验采取随机区组设计.
供试水稻品种为宜香优2115, 2017年3月1日播种, 2017年5月1日插秧, 定苗2穴, 每穴2株, 8月15日喷施农药, 9月1日收割(图 1).施肥措施:NPK施肥处理按照当地农民习惯, 氮肥按N 0.2 g·kg-1, 磷肥按P2O5 0.12 g·kg-1, 钾肥按K2O 0.16 g·kg-1施入.供试肥料为尿素(N质量分数46%), 钾肥(KCl质量分数60%), 过磷酸钙(P2O5质量分数12%).氮肥施肥比例为基肥:分蘖肥=60%:40%.基肥于5月6日施入; 在6月1日施入追肥.钾肥、磷肥作为底肥一次施入.基肥和菌渣与土样一起充分混匀后, 装入盆中, 追肥溶于水中施于土壤表面.
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图 1 水稻生长期及农作处理状况 Fig. 1 Growth of rice and the management of crops |
供试菌渣取自重庆梨木食用菌专业合作社, 为收获金针菇后的废弃菌棒, 其含氮量11.21 g·kg-1, 含磷量为1.93 g·kg-1, 含钾量为0.43g·kg-1, pH为7.7.除CK处理外, 各处理保持等氮磷钾的输入处理.所施化肥量=(NPK处理氮、磷、钾含量-该处理菌渣氮、磷、钾含量)/化肥所含氮、磷、钾的质量分数来计算尿素、过磷酸钙、氯化钾的施用比例(表 1).
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表 1 不同处理化肥及菌渣施用量/g·pot-1 Table 1 Amount of fertilizer applied in different treatments/g·pot-1 |
1.2 分析方法 1.2.1 温室气体排放测定方法
本试验采用静态暗箱法采集CH4、CO2和N2O这3种气体.用于气体采集的箱体为分节组合式标准箱, 由顶箱、延长箱和底盘组成.顶箱和延长箱均由不锈钢制成, 箱体尺寸均为30 cm×30 cm×50 cm, 箱体外覆白色棉被, 防止在太阳辐射下箱内温度升高, 每盆水稻底部固定一个高度3 cm、直径50 cm的PVC底座.顶箱上部装有2个轴流扇, 用于混合箱内气体, 顶部安装有电源插头和JM624型便携式测温计采集口, 侧面安装有气体样品采集口.采样时视作物生长情况适时增加延长箱, 将顶箱或延长箱罩在底座上, 用水密封.采样频率为每7~10 d一次, 每次采样时间控制在上午08:30~11:30进行, 遇到施肥情况, 采样频率增加, 为每1~3 d一次, 持续一周.扣箱后立刻用60 mL的三通阀注射器采集第一次样品, 之后每隔10 min采集一次, 共采集4次样品, 采样后立即将样品带回实验室分析.气体样品采用Agilent GC-7890A气相色谱仪进行分析, CH4用FID检测器(火焰离子化检测器), N2O用ECD检测器(电子俘获检测器), 具体分析方法及工作条件详见文献[15].标准气体由中国计量科学研究院提供(摩尔分数分别为CH4 10.3×10-6和N2O 407×10-9), 根据4个气样浓度随采样时间的变化率, 参照文献[16]的方法, 计算排放通量.通过内插累加法[5]求得整个水稻季CH4、CO2和N2O的排放通量. 100年尺度下, 综合增温潜势(GWP)的计算方法参照文献[17], 计算公式为:
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(1) |
自然风干后的原始土壤过1 mm筛用于测定土壤pH、碱解氮、速效钾、有效磷, 土壤pH采用pH计(美国Sartorius公司PT-10 pH测定仪)测定(土水比1:2.5);土壤碱解氮采用碱解扩散法测定; 土壤速效钾采用NH4Ac浸提-火焰光度计法测定; 土壤有效磷采用0.5 mol·L-1 NaHCO3浸提-钼蓝比色法测定.具体测定步骤参见文献[18, 19].土壤碳储量[14]计算公式为:
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(2) |
式中, h代表土层深度(cm), y 代表土壤容重(g·cm-3), C 为土壤有机碳(SOC)含量(g·kg-1).土壤SOC于土壤水稻插秧前和水稻收获后按照5点取样法分0~10 cm、10~20 cm土层采集, 每盆混合为一个土样装入自封袋带回实验室, 土样带回实验室后剔除植物残根和石砾等杂质, 风干后过0.25 mm筛测定SOC, 土壤有机碳采用重铬酸钾外加热法测定.土壤容重于水稻插秧前和水稻收获后, 采用环刀法进行测定.
1.2.3 植物有机碳的测定植物有机碳的测定采用重铬酸钾容量法, 称取磨碎烘干过0.25 mm筛的植物样品0.01~0.02 g(含C约50%以内)倒入干的150 mL三角瓶中, 用移液管缓缓准确加入0.4 mol·L-1重铬酸钾溶液10 mL, 用定量加液器加浓硫酸10 mL, 然后参照土壤有机碳测定步骤消煮滴定, 滴定时最终溶液的体积不得小于120 mL.植株碳储量[20]计算公式为:
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(3) |
式中, SOCplant代表单株植物固碳量(g·株-1), B1、B2、B3、B4为水稻植株、根系、穗及籽粒生物量(g·株-1), C1、C2、C3、C4为水稻植株、根系、穗及籽粒SOC含量(g·kg-1).
1.2.4 间接排放试验期间记录物资投入种类及用量, 用于计算间接排放, 计算公式[14]如下:
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(4) |
式中, In和EF分别代表第n种物资的用量和GHG排放系数(表 2).
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表 2 水稻生产各物资用量与排放系数 Table 2 Material consumption and emission coefficients of rice production |
1.2.5 温室气体净排放
采用土壤碳库的方法对水稻生育期温室气体净排放进行计算[14, 23], 公式内容如下:
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(5) |
式中, NGHGE(net greenhouse gas emissions)代表整个观测期温室气体净排放量, 当其为正值时, 代表系统排放温室气体到大气, 为温室气体的源, 当其为负值时则相反, 为温室气体的汇. GWPsoil为土壤排放的CH4和N2O(CO2在土壤碳库法中不予计算[23]). GWPindirect为电力、化肥和农药等投入到农田的生产和使用过程带来的间接排放. GWPSOC代表由土壤碳库的变化量引起的增温潜势, 公式如下:
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(6) |
SOC前和SOC后为水稻插秧前和收获后土壤碳储量(kg·hm-2), 计算方法见公式(2). GWPplant(kg·hm-2)代表由植株固碳减少的增温潜势, 公式如下:
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(7) |
图 2分别是LM处理、MM处理、HM处理与CK和NPK对比的CH4排放通量曲线. LM处理[图 2(a)]和MM处理[图 2(b)]CH4排放通量曲线是双峰型, NPK处理CH4排放通量曲线为单峰型, 峰值为(47.34±8.52)mg·(m2·h)-1, 出现时间在抽穗期.如图 2(c)所示, HM处理是很明显的单峰型曲线, 峰值为(167.6±22.36)mg·(m2·h)-1, 出现时间在分蘖期, 施追肥后, HM处理CH4排放通量出现显著高值.
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图 2 菌渣还田量对紫色水稻土CH4排放通量的影响 Fig. 2 Effects of different mushroom residue treatments on CH4 flux emissions in purple paddy soil |
图 3分别是LM处理、MM处理、HM处理与CK和NPK对比的CO2排放通量曲线.各处理CO2的平均排放通量大小变化依次为:MM处理670.95mg·(m2·h)-1>LM处理605.49 mg·(m2·h)-1>NPK处理599.6 mg·(m2·h)-1>HM处理583.71 mg·(m2·h)-1>CK处理351.9 mg·(m2·h)-1.菌渣投入量低于18 t·hm-2时, 菌渣施用越多, CO2的平均排放通量越大; 菌渣投入量为36 t·hm-2时, CO2的平均排放通量低于NPK处理. LM处理CO2排放通量曲线是单峰型曲线, 峰值(1 197.44±132.62)mg·(m2·h)-1出现在分蘖期[图 3(a)], CK处理CO2排放通量曲线峰值(560.5±167.4)mg·(m2·h)-1也出现在分蘖期. NPK处理CO2排放通量曲线呈现双峰型, 峰值分别为(1 050.87±99.66)mg·(m2·h)-1和(1 023.04±65.62)mg·(m2·h)-1, 均出现在分蘖期. MM处理CO2排放通量曲线呈现双峰型, 峰值分别为(1 243.37±99.68)mg·(m2·h)-1和(1 356.4±167.04)mg·(m2·h)-1, 出现时间分别在分蘖期和拔节期[图 3(b)].
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图 3 菌渣还田量对紫色水稻土CO2排放通量的影响 Fig. 3 Effects of different mushroom residue treatments on CO2 flux emissions in purple paddy soil |
图 4分别是LM处理、MM处理、HM处理与CK和NPK对比的N2O排放通量曲线.各处理N2O的平均排放通量大小变化依次为:NPK处理13.95 μg·(m2·h)-1>MM处理5.77 μg·(m2·h)-1>LM处理1.48 μg·(m2·h)-1>CK处理-0.029 μg·(m2·h)-1>HM处理-3.62 μg·(m2·h)-1.菌渣投入量低于18 t·hm-2时, 菌渣施用越多, N2O的平均排放通量越大; 菌渣投入量为36 t·hm-2时, 以吸收N2O气体为主. NPK处理N2O排放通量变化曲线受到化肥施用的显著影响, 插秧两周后和追肥施用一周后分别出现峰值(81.74±23.54)μg·(m2·h)-1和(77.01±21.42)μg·(m2·h)-1. LM处理插秧后出现最高吸收峰值(-84.85±9.28)μg·(m2·h)-1, 其他菌渣处理也在插秧后施追肥前这段时间出现较大的吸收峰值, 原因可能是菌渣施入土壤后有关微生物或酶活性被改变, 导致土壤N2O排放量的减少.
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图 4 菌渣还田量对紫色水稻土N2O排放通量的影响 Fig. 4 Effects of different mushroom residue treatments on N2O flux emissions in purple paddy soil |
HM处理较其他处理显著增加了CH4排放总量(P < 0.01), 其值高达(121.78±5.31) kg·hm-2, 分别是CK、NPK、LM和MM处理平均CH4排放总量的2.01、1.86、1.76和1.84倍, 而其他处理CH4排放总量差异并不明显[图 5(a)].不同菌渣处理较CK处理均显著增加了CO2排放的总量(P < 0.01)[图 5(b)]. CO2排放总量LM处理[(2 539.82±58.81) kg·hm-2]、MM处理[(2 746.99±68.96) kg·hm-2]和HM处理[(2 284.81±61.09) kg·hm-2]较对照处理分别增加了82.86%、97.78%和64.50%; LM处理和MM处理比等氮磷钾条件下纯施化肥处理增加了1.14%和9.39%, HM处理比NPK处理减少了9.01%.各处理水稻生育期N2O总排放量值极少, LM和HM处理在整个观测期以吸收N2O为主, CK、NPK和MM处理N2O累积排放量在25.88~261.11 g·hm-2之间, 大小依次为NPK>MM>CK处理[图 5(c)].
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相同字母表示该两者间的差异性不显著(P >0.05) 图 5 不同处理对紫色水稻土温室气体累积排放量的影响 Fig. 5 Effects of different mushroom residue treatments on GHG cumulative emissions in purple paddy soil |
菌渣还田处理均增加了温室气体的综合增温潜势, 各处理平均GWPsoil均高于CK处理, HM处理GWPsoil显著高于其它处理(P < 0.01), 见表 3, NPK、LM和MM处理GWPsoil差异并不显著(P>0.05).不同处理的GWPsoil大小依次为HM>LM>NPK>MM>CK处理, 由于稻田排放N2O的量非常少, 整个观测期CH4对温室气体综合增温潜势影响明显. MM处理平均GWPCH4高于NPK处理, 而MM处理平均GWPsoil却低于NPK处理, 说明N2O对温室气体增温潜势的贡献仍不能忽视. 3种温室气体以100 a尺度下CO2排放当量计, 不同处理对水稻生育期温室气体排放的影响大小依次为:HM>MM>LM>NPK>CK处理, LM、MM和HM处理整个观测期平均温室气体排放分别是CK处理的1.47、1.53和1.82倍, 比NPK处理分别提高了0.97%、5.2%和25.7%.菌渣还田处理间, 菌渣投入量越多, 对温室气体排放的影响就越大, HM处理整个观测期对温室气体排放的贡献为5 309.5 kg·hm-2, 比LM和MM处理分别提高了24.53%和19.52%, MM处理仅比LM处理提高了4.19%.
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表 3 水稻生育期不同处理净温室气体排放(以CO2计) /kg·hm-2 Table 3 Net greenhouse gas emissions during different growth stages in paddy cropland(CO2)/kg·hm-2 |
GWPSOC反映了碳储量对增温潜势的影响, GWPSOC为正值表示土壤的固碳能力, GWPSOC为负值表示土壤流失碳的能力.如表 3所示, 各处理在水稻生产期GWPSOC均为负值, 菌渣还田处理碳固能力各不相同.与CK处理相比, 除LM处理土壤固碳能力下降外, NPK、MM、HM处理土壤固碳能力均有不同程度上升. LM处理GWPSOC比CK处理减少了22.3%, 而MM处理比NPK处理增加了59.3%, 说明菌渣投入量为18 t·hm-2时, 增强了稻田的固碳能力.
就GWPindirect而言, 菌渣还田量越多, 间接排放越少, HM处理间接排放最少, 分别比LM和MM减少了36.6%和27.9%.这与化肥的施用量有关, 菌渣还田越少, 化肥施用越高, 这也是NPK处理的间接排放最多的原因.
GWPplant反映了植物固碳对增温潜势的影响, 与GWPSOC类似, GWPplant越高, 植株固碳能力越强.菌渣还田量越多, 植株固碳能力反而下降(表 3). LM处理植株固碳能力最强(表 3), 其次是MM处理和NPK处理, 最后是HM处理和CK处理, 这与植物生物量和各处理水稻植物的固碳量有关, 植物固碳量在411.5~459.8 g·kg-1之间, 各菌渣处理植物固碳量均低于NPK处理植物固碳量, 但是LM和MM处理植物生物量较高, 因此LM处理植株固碳能力最强.
除MM处理外, 其他处理的NGHGE均为正值, 表明MM处理为温室气体的汇, 固碳减排能力较好, 其他处理为温室气体的源, 向大气排放了GHG.各处理对NGHGE的影响各不相同, CK处理整个观测期净温室气体排放最多, 其次是LM处理. LM处理NGHGE比CK处理减少了1.23%, 是NPK处理的3.8倍. HM处理NGHGE比LM处理减少了34.6%, 是NPK处理的2.5倍. MM处理在水稻生育期净温室气体排放最少, 为-490.29 kg·hm-2, NGHGE比CK处理减少了8 281.8 kg·hm-2, 比NPK处理减少了2 500.4 kg·hm-2, 比LM和MM处理分别减少了8 185.6 kg·hm-2和5 518.7 kg·hm-2.
3 讨论 3.1 菌渣还田量对水稻温室气体排放的影响已有关于农业废弃物还田的GHG排放研究主要集中于作物秸秆[24, 25]和畜禽粪便[14, 26, 27], 对来自于农业食用菌废弃物菌渣带来的GHG排放甚少涉及[14].石生伟等[28]认为采用腐熟后的菌渣代替新鲜的稻草和牛粪还田可以使稻田CH4排放量降低约60%, CH4和N2O的整体温室效应降低约50%, 但是其研究并没有考虑菌渣不同还田量对稻田CH4排放量和增温效应的影响.本研究认为, 与CK和NPK处理相比, 施用菌渣处理低于18 t·hm-2时对CH4排放量降低作用并不明显, 菌渣投入量为36 t·hm-2时, 显著增加了稻田CH4的排放(图 5). HM处理高CH4排放的原因可能是高量菌渣还田增加了土壤中微生物对有机碳的矿化, 长期淹水造成的严格厌氧条件促进了CH4的产生[29]. HM处理CH4排放通量6月出现显著高值可能是因为追肥施入带来了产甲烷菌生长繁殖所需的氮源, 促进了CH4的排放. MM处理比NPK处理平均降低了约1%的CH4和N2O整体温室效应, HM处理比NPK处理平均提高了76.6%的GWPsoil. MM处理比单施化肥处理N2O累积排放量降低了45.7%, 在45%~80%范围内[28]. N2O累积通量LM及HM处理为负值, 而MM处理累积通量却为正值的原因可能是N2O排放通量与硝化和反硝化细菌的数量和活性密切相关, LM处理菌渣还田量较少, 可能没有提供足够的碳源来供硝化和反硝化细菌繁殖, 相应的细菌数量也较少, 硝化和反硝化作用较弱, 中间产物N2O产生也较少; MM处理菌渣和化肥配施可能适宜硝化和反硝化细菌繁殖, 硝化和反硝化作用较强, 中间产物N2O产生较多; HM处理氮肥施用量较少, 缺少N源, 导致硝化和反硝化作用完全, 中间产物N2O产生也较少.虽然LM与HM处理以吸收N2O为主, 但是吸收能力非常弱, 整个观测期仅为-17.06~-66.90 g·hm-2, 可忽略不计. CO2释放量与植物呼吸强度有密切关系, 由于菌渣含氮量较丰富, HM处理菌渣含量最高, 在等氮磷钾条件下化肥施用较少, 而短时间内菌渣内的氮不能通过微生物的分解而被植物吸收利用, 因此HM处理水稻生长状况劣于LM处理和MM处理, 呼吸作用强度分别比LM处理和MM处理降低了10.0%和16.8%.
3.2 菌渣还田量对土壤碳储量的影响农田土壤碳库是陆地生态系统中最活跃和最有影响力的碳库之一[30], 全球农业土壤碳库储量及其固碳能力被认为是评估近期温室气体减排潜力的重要依据[31].菌渣还田处理均不同程度减少土壤碳储量(表 3), 李柘锦等[14]的研究中第二年菌渣处理也降低了土壤碳储量, 原因首先与植物生长过程中固定了土壤中的碳源有关, 其次可能与菌渣施用时间较短有关, 本研究SOC采集时间间隔仅为104 d, 菌渣可能未腐解完全, 另外, 土壤中的微生物在厌氧条件下将SOC矿化生成CH4和CO2, 造成所有处理土壤碳储量均有所减少.本试验中菌渣投入量9 t·hm-2的土壤碳储量降低程度最大, 分别比NPK、MM和HM处理降低了2.33倍、7.19倍和1.81倍, 原因一方面可能是LM处理菌渣和化肥配施的量造成SOC和铁铝氧化物结合受损进而影响土壤SOC的稳定性[32], 另一方面是LM处理土壤中的碳素受到激发被植物吸收利用造成的(表 3).而MM处理土壤碳储量降低程度最小, 为-1 216.20 kg·hm-2, 固碳能力分别比CK、NPK、LM和HM提高了85.1%、59.3%、87.8%和65.6%. HM处理固碳能力介于LM和MM处理之间, 为-3 540.42 kg·hm-2, 比CK处理固碳能力提高56.5%, 比LM处理提高了64.5%. HM处理土壤固碳能力低于MM处理的主要原因是菌渣内含有大量的活性有机碳, 可以固定到土壤中, 但是超过一定限度, 土壤固碳能力会减弱, HM处理高量菌渣还田带来了大量碳源, 但是整个水稻生育期土壤固碳能力有限, 而多余的碳会在淹水条件下被矿化分解成CH4.由于化肥的施用对于SOC固定作用变异很大, Khan等[33]的研究发现化肥施用会降低土壤碳含量, Yang等[34]却认为化肥处理对SOC无明显影响.本研究中除对照处理外, 各处理化肥施用量各不相同(表 1), 因此GWPSOC也出现较大差异, LM处理中化肥比例较高, 土壤固碳作用变异较大[33].
3.3 菌渣还田量对NGHGE的影响土壤固碳、作物固碳、土壤温室气体排放和人类物资投入带来的排放等多方面的因素最终共同决定着农田生态系统的净温室气体排放[14, 16, 35, 36].本研究中, 菌渣还田处理净温室气体排放在-490.29~7 791.52 kg·hm-2之间(表 3), 除MM处理外, 各处理结果均显示为温室气体的“源”.李柘锦等[14]的研究结果显示菌渣处理净温室气体排放在-4 952.91~15 019.06 kg·hm-2之间, 主要表现为温室气体的“源”[14]. CK与NPK处理也表现为温室气体的“源”, Baah-Acheamfour等[16]和West等[37]也认为农田生态系统的净温室气体以排放为主.与CK处理相比, NPK、LM和HM处理的NGHGE分别减少了74.2%、1.2%和35.5%, MM处理的总GWP减少了1.1倍, 原因主要与土壤的固碳能力有关, 土壤碳库小幅度的变化就可能影响全球碳平衡, 导致全球气候变化[38].作物的固碳能力也不容忽视, 土壤的固碳能力CK处理高于LM处理, 但是LM处理作物固碳能力是CK处理的1.8倍, 导致了LM处理对净温室气体排放的贡献优于CK处理.菌渣投入量18 t·hm-2与化肥配施净温室气体排放最低, 是各处理中唯一能够实现“汇”功能的还田方式, 固碳减排的效果最好.
4 结论(1) 土壤温室气体排放随着菌渣还田量的增加而增加, 且菌渣还田处理之间差异显著.与CK处理相比, 无机肥、菌渣与化肥处理土壤温室气体排放均显著增加.与NPK处理相比, LM处理土壤温室气体排放差异较小, MM与HM处理温室气体累积排放量更高.以100年尺度来看, HM处理增温效应明显, 约为其他处理的两倍, NPK、LM和MM处理增温效应差异不显著, 但均显著高于CK处理.
(2) 除LM处理土壤固碳能力低于CK处理外, NPK、MM与HM处理固碳能力均较高.在施肥处理中, MM处理土壤固碳能力最高, 比纯施化肥处理提高了59.2%; LM处理植物固碳能力最高, 为5889.08 kg·hm-2, 比NPK和MM处理提高了16.1%~22.2%, 约为CK处理和HM处理的2.1倍.
(3) 除MM处理外, 各处理NGHGE以排放为主, 表现为温室气体的“源”.菌渣还田量对NGHGE的影响差异显著, MM处理整个水稻生产期NGHGE值最小, 为-490.29 kg·hm-2, 表现为温室气体的“汇”, 18 t·hm-2菌渣还田是紫色水稻土净温室气体排放最优还田量.
| [1] | IP CC. Climate change 2007-the physical science basis:working group I contribution to the fourth assessment report of the IPCC[M]. Cambridge: Cambridge University Press, 2007. |
| [2] | Parry M L, Canziani O F, Palutikof J P, et al. Contribution of working group Ⅱ to the fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[J]. Encyclopedia of Language & Linguistics, 2007, 12(1): 171-175. |
| [3] |
王斌, 李玉娥, 万运帆, 等. 控释肥和添加剂对双季稻温室气体排放影响和减排评价[J]. 中国农业科学, 2014, 47(2): 314-323. Wang B, Li Y E, Wan Y F, et al. Effect and assessment of controlled release fertilizer and additive treatments on greenhouse gases emission from a double rice field[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2014, 47(2): 314-323. DOI:10.3864/j.issn.0578-1752.2014.02.011 |
| [4] |
高菊生, 黄晶, 董春华, 等. 长期有机无机肥配施对水稻产量及土壤有效养分影响[J]. 土壤学报, 2014, 51(2): 314-324. Gao J S, Huang J, Dong C H, et al. Effects of long-term combined application of organic and chemical fertilizers on rice yield and soil available nutrients[J]. Acta Pedologica Sinica, 2014, 51(2): 314-324. DOI:10.11766/trxb201303210133 |
| [5] |
石生伟, 李玉娥, 刘运通, 等. 中国稻田CH4和N2O排放及减排整合分析[J]. 中国农业科学, 2010, 43(14): 2923-2936. Shi S W, Li Y E, Liu Y T, et al. CH4 and N2O emission from rice field and mitigation options based on field measurements in China:an integration analysis[J]. Scientia Agricultura Sinica, 2010, 43(14): 2923-2936. DOI:10.3864/j.issn.0578-1752.2010.14.011 |
| [6] |
汤洁, 方天儒, 侯克怡, 等. 盐碱区不同开发年限水田温室气体排放规律及影响因素[J]. 环境科学, 2014, 35(12): 4727-4734. Tang J, Fang T R, Hou K Y, et al. Rules and impact factors of greenhouse gases emission in the saline-alkali paddy fields in different years[J]. Environmental Science, 2014, 35(12): 4727-4734. |
| [7] |
黄小林. 菌渣还田对农田温室气体排放的影响研究[D]. 雅安: 四川农业大学, 2012: 4-7. Huang X L. Effects of mushroom residues on GHS emissions from soils under rice-wheat rotation[D]. Yaan: Sichuan Agricultural University, 2012: 4-7. |
| [8] |
董雪梅, 王延锋, 孙靖轩, 等. 食用菌菌渣综合利用研究进展[J]. 中国食用菌, 2013, 32(6): 4-6. Dong X M, Wang Y F, Sun J X, et al. Research on utilization of edible fungi residue[J]. Edible Fungi of China, 2013, 32(6): 4-6. |
| [9] | FAO. Statistical database[EB/OL]. http://www.fao.org/statistics/databases/en/, 2010-12-30. |
| [10] |
刘中良, 郑建利, 孙哲, 等. 麦秸、稻壳及菌渣还田对设施菜地的青椒品质及产量的影响[J]. 中国土壤与肥料, 2017(1): 98-102. Liu Z L, Zheng J L, Sun Z, et al. Effects of wheat straw, rice husk and mushroom dregs returning on quality and yield of protected green peppers[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2017(1): 98-102. DOI:10.11838/sfsc.20170117 |
| [11] |
王义祥, 高凌飞, 叶菁, 等. 菌渣垫料堆肥过程碳素物质转化规律[J]. 农业工程学报, 2016, 32(S2): 292-296. Wang Y X, Gao L F, Ye J, et al. Change of carbon substance characteristics during composting of waste packing and fungus chaff[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2016, 32(S2): 292-296. |
| [12] |
温广蝉, 叶正钱, 王旭东, 等. 菌渣还田对稻田土壤养分动态变化的影响[J]. 水土保持学报, 2012, 26(3): 82-86. Wen G C, Ye Z Q, Wang X D, et al. Effects of edible fungus residue on dynamic changes of soil nutrients in paddy field[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2012, 26(3): 82-86. |
| [13] |
冯德庆, 黄勤楼, 黄秀声, 等. 菌渣对水稻生长性状、产量及土壤肥力的影响[J]. 中国土壤与肥料, 2012(1): 74-77. Feng D Q, Huang Q L, Huang X S, et al. Effects of mushroom dregs on the rice growth traits, yield and paddy soil fertility[J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2012(1): 74-77. |
| [14] |
李柘锦, 隋鹏, 龙攀, 等. 不同有机物料还田对农田系统净温室气体排放的影响[J]. 农业工程学报, 2016, 32(S2): 111-117. Li Z J, Sui P, Long P, et al. Effects of different organic wastes application on net greenhouse gas emission in farmland system[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2016, 32(S2): 111-117. |
| [15] |
郭艳亮, 王丹丹, 郑纪勇, 等. 生物炭添加对半干旱地区土壤温室气体排放的影响[J]. 环境科学, 2015, 36(9): 3393-3400. Guo Y L, Wang D D, Zheng J Y, et al. Effect of biochar on soil greenhouse gas emissions in Semi-arid region[J]. Environmental Science, 2015, 36(9): 3393-3400. |
| [16] | Baah-Acheamfour M, Carlyle C N, Lim S S, et al. Forest and grassland cover types reduce net greenhouse gas emissions from agricultural soils[J]. Science of the Total Environment, 2016, 571: 1115-1127. DOI:10.1016/j.scitotenv.2016.07.106 |
| [17] |
王月玲, 耿增超, 王强, 等. 生物炭对塿土土壤温室气体及土壤理化性质的影响[J]. 环境科学, 2016, 37(9): 3634-3641. Wang Y L, Geng Z C, Wang Q, et al. Influence of biochar on greenhouse gases emissions and physico-chemical properties of loess soil[J]. Environmental Science, 2016, 37(9): 3634-3641. |
| [18] | 鲁如坤. 土壤农业化学分析方法[M]. 北京: 中国农业科技出版社, 2000. |
| [19] | 杨剑虹, 王成林, 代亨林. 土壤农化分析与环境监测[M]. 北京: 中国大地出版社, 2008. |
| [20] | 陈窈君, 张迪, 胡学玉, 等. 生物炭对农田土壤-植物系统有机碳储量的影响[J]. 环境科学与技术, 2017, 40(11): 8-16. |
| [21] |
刘巽浩, 徐文修, 李增嘉, 等. 农田生态系统碳足迹法:误区、改进与应用—兼析中国集约农作碳效率[J]. 中国农业资源与区划, 2013, 34(6): 1-11. Liu X H, Xu W X, Li Z J, et al. The missteps, improvement and application of carbon footprint methodology in farmland ecosystems with the case study of analyzing the carbon efficiency of China's intensive farming[J]. Chinese Journal of Agricultural Resources and Regional Planning, 2013, 34(6): 1-11. DOI:10.7621/cjarrp.1005-9121.20130601 |
| [22] |
王兴, 赵鑫, 王钰乔, 等. 中国水稻生产的碳足迹分析[J]. 资源科学, 2017, 39(4): 713-722. Wang X, Zhao X, Wang Y Q, et al. Assessment of the carbon footprint of rice production in China[J]. Resources Science, 2017, 39(4): 713-722. |
| [23] | Huang J X, Chen Y Q, Sui P, et al. Estimation of net greenhouse gas balance using crop-and soil-based approaches:two case studies[J]. Science of the Total Environment, 2013, 456-457: 299-306. DOI:10.1016/j.scitotenv.2013.03.035 |
| [24] |
曹湛波, 王磊, 李凡, 等. 土壤呼吸与土壤有机碳对不同秸秆还田的响应及其机制[J]. 环境科学, 2016, 37(5): 1908-1914. Cao Z B, Wang L, Li F, et al. Response of soil respiration and organic carbon to returning of different agricultural straws and its mechanism[J]. Environmental Science, 2016, 37(5): 1908-1914. |
| [25] |
张冉, 赵鑫, 濮超, 等. 中国农田秸秆还田土壤N2O排放及其影响因素的Meta分析[J]. 农业工程学报, 2015, 31(22): 1-6. Zhang R, Zhao X, Pu C, et al. Meta-analysis on effects of residue retention on soil N2O emissions and influence factors in China[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2015, 31(22): 1-6. DOI:10.11975/j.issn.1002-6819.2015.22.001 |
| [26] |
刘昊, 曹国军, 耿玉辉, 等. 不同农业废弃物还田对土壤碳排放及碳固定的影响[J]. 水土保持学报, 2016, 30(3): 239-243. Liu H, Cao G J, Geng Y H, et al. Effects of different agricultural residues on soil carbon emission and carbon fixation[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2016, 30(3): 239-243. |
| [27] |
万合锋, 赵晨阳, 钟佳, 等. 施用畜禽粪便堆肥品的蔬菜地CH4、N2O和NH3排放特征[J]. 环境科学, 2014, 35(3): 892-900. Wan H F, Zhao C Y, Zhong J, et al. Emission of CH4, N2O and NH3 from vegetable field applied with animal manure composts[J]. Environmental Science, 2014, 35(3): 892-900. |
| [28] |
石生伟, 李玉娥, 李明德, 等. 不同施肥处理下双季稻田CH4和N2O排放的全年观测研究[J]. 大气科学, 2011, 35(4): 707-720. Shi S W, Li Y E, Li M D, et al. Annual CH4 and N2O emissions from double rice cropping systems under various fertilizer regimes in Hunan Province, China[J]. Chinese Journal of Atmospheric Sciences, 2011, 35(4): 707-720. |
| [29] | Sass R L, Fisher F M, Turner F T, et al. Methane emission from rice fields as influenced by solar radiation, temperature, and straw incorporation[J]. Global Biogeochemical Cycles, 1991, 5(4): 335-350. DOI:10.1029/91GB02586 |
| [30] | Schoeneberger M, Bentrup G, De Gooijer H, et al. Branching out:agroforestry as a climate change mitigation and adaptation tool for agriculture[J]. Journal of Soil and Water Conservation, 2012, 67(5): 128A-136A. DOI:10.2489/jswc.67.5.128A |
| [31] | Santos V B, Araújo A S F, Leite L F C, et al. Soil microbial biomass and organic matter fractions during transition from conventional to organic farming systems[J]. Geoderma, 2012, 170: 227-231. DOI:10.1016/j.geoderma.2011.11.007 |
| [32] | Van De Vreken P, Gobin A, Baken S, et al. Crop residue management and oxalate-extractable iron and aluminium explain long-term soil organic carbon sequestration and dynamics[J]. European Journal of Soil Science, 2016, 67(3): 332-340. DOI:10.1111/ejss.2016.67.issue-3 |
| [33] | Khan S A, Mulvaney R L, Ellsworth T R, et al. The myth of nitrogen fertilization for soil carbon sequestration[J]. Journal of Environmental Quality, 2007, 36(6): 1821-1832. DOI:10.2134/jeq2007.0099 |
| [34] | Yang X Y, Ren W D, Sun B H, et al. Effects of contrasting soil management regimes on total and labile soil organic carbon fractions in a loess soil in China[J]. Geoderma, 2012, 177-178: 49-56. DOI:10.1016/j.geoderma.2012.01.033 |
| [35] |
张恒恒, 严昌荣, 张燕卿, 等. 北方旱区免耕对农田生态系统固碳与碳平衡的影响[J]. 农业工程学报, 2015, 31(4): 240-247. Zhang H H, Yan C R, Zhang Y Q, et al. Effect of no tillage on carbon sequestration and carbon balance in farming ecosystem in dryland area of northern China[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2015, 31(4): 240-247. |
| [36] |
张赛, 王龙昌, 黄召存, 等. 保护性耕作下小麦田土壤呼吸及碳平衡研究[J]. 环境科学, 2014, 35(6): 2419-2425. Zhang S, Wang L C, Huang Z C, et al. Soil respiration and carbon balance in wheat field under conservation tillage[J]. Environmental Science, 2014, 35(6): 2419-2425. |
| [37] | West T O, Marland G. A synthesis of carbon sequestration, carbon emissions, and net carbon flux in agriculture:comparing tillage practices in the United States[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2002, 91(1-3): 217-232. |
| [38] |
田娜, 王义祥, 翁伯琦. 土壤碳储量估算研究进展[J]. 亚热带农业研究, 2010, 6(3): 193-198. Tian N, Wang Y X, Weng B Q. Advances in estimating soil carbon storage[J]. Subtropical Agriculture Research, 2010, 6(3): 193-198. |