李建政， 王道龍， 王立剛， 王迎春， 李 虎

(中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所， 農(nóng)業(yè)部面源污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院-美國(guó)新罕布什爾大學(xué)可持續(xù)農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)研究聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室， 北京 100081)

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華北冬小麥/夏玉米農(nóng)田水氮管理的溫室效應(yīng)評(píng)價(jià)

李建政， 王道龍， 王立剛*， 王迎春， 李 虎

(中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所， 農(nóng)業(yè)部面源污染控制重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室， 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院-美國(guó)新罕布什爾大學(xué)可持續(xù)農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)研究聯(lián)合實(shí)驗(yàn)室， 北京 100081)

農(nóng)田； 溫室氣體； 排放強(qiáng)度； 減排評(píng)價(jià)； APSIM

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)作為人工管理系統(tǒng)，可為溫室氣體減排提供諸多選擇，如肥料管理、 水分管理、 秸稈還田等方面。目前，對(duì)于農(nóng)田管理措施的溫室效應(yīng)評(píng)價(jià)，已經(jīng)不僅僅局限于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)某個(gè)方面(如農(nóng)田固碳、 N2O或CH4排放)，而是正逐漸地向全生命周期評(píng)價(jià)的方向發(fā)展，并且將農(nóng)田投入品在生產(chǎn)和運(yùn)輸過(guò)程中的排放(以下簡(jiǎn)稱“農(nóng)田投入品排放”)也包含在內(nèi)，考察整個(gè)系統(tǒng)的凈溫室效應(yīng)[3-4]，以便客觀、 科學(xué)地進(jìn)行評(píng)價(jià)與管理。李建政等[5]通過(guò)對(duì)可作為農(nóng)田溫室氣體減排技術(shù)評(píng)價(jià)指標(biāo)的對(duì)比和分析，確定了適用于中國(guó)國(guó)情的農(nóng)田減排技術(shù)評(píng)價(jià)指標(biāo): 即以單位面積糧食產(chǎn)量作為約束性指標(biāo)，溫室氣體排放強(qiáng)度作為綜合指標(biāo)，并將土壤有機(jī)碳變化(SOC)、 N2O直接排放、 水稻田CH4排放與農(nóng)田投入品排放作為后者的分項(xiàng)指標(biāo)。農(nóng)田投入品排放可依據(jù)農(nóng)田投入品在生產(chǎn)和運(yùn)輸過(guò)程中的排放因子(以下簡(jiǎn)稱“農(nóng)田投入品排放因子”)來(lái)獲得，而SOC、 CH4、 N2O和產(chǎn)量的計(jì)量方法主要有田間試驗(yàn)、 IPCC(Tier1和Tier2)和過(guò)程機(jī)理模型方法。田間試驗(yàn)可信度高，但是對(duì)于SOC和糧食產(chǎn)量可能需要較高的時(shí)間成本和經(jīng)濟(jì)成本[6-12]。IPCC(Tier1和Tier2)方法所需數(shù)據(jù)較少，計(jì)算簡(jiǎn)單，適用于區(qū)域尺度[13]，但其不涉及對(duì)產(chǎn)量的估算，也不能全面估算某些措施的溫室氣體排放總量(如，無(wú)法估算灌溉對(duì)于N2O排放的影響和減少氮肥用量對(duì)于土壤有機(jī)碳的影響)。過(guò)程機(jī)理模型是基于試驗(yàn)和生物物理化學(xué)規(guī)律而構(gòu)建起來(lái)的，由氣象數(shù)據(jù)和管理方式來(lái)驅(qū)動(dòng)[11, 14]，需要試驗(yàn)數(shù)據(jù)進(jìn)行校正和驗(yàn)證，可用于模擬不同管理技術(shù)對(duì)SOC、 N2O(CH4)和產(chǎn)量的短期和長(zhǎng)期影響。從未來(lái)的發(fā)展來(lái)看，模型的內(nèi)部機(jī)理過(guò)程可通過(guò)大量田間試驗(yàn)數(shù)據(jù)的校正與驗(yàn)證逐漸得到發(fā)展和完善，成為農(nóng)田減排技術(shù)評(píng)價(jià)指標(biāo)(SOC、 N2O、 CH4和產(chǎn)量)計(jì)量的主要方法。

華北平原(NCP)作為全國(guó)糧食主產(chǎn)區(qū)之一，生產(chǎn)了全國(guó)50%的小麥和33%的玉米[15]，依靠大量水肥投入來(lái)保障糧食產(chǎn)量是該地區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)的特點(diǎn)[16-17]，而農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料的生產(chǎn)環(huán)節(jié)與農(nóng)田應(yīng)用環(huán)節(jié)也都伴隨溫室氣體的排放。河南是華北平原冬小麥-夏玉米輪作模式的典型地區(qū)之一，本文利用選擇的農(nóng)田溫室氣體減排技術(shù)評(píng)價(jià)方法對(duì)冬小麥/夏玉米輪作系統(tǒng)下不同水氮管理措施(氮肥施用、 灌溉和有機(jī)肥配施3個(gè)方面)進(jìn)行評(píng)價(jià)，為華北平原冬小麥/夏玉米輪作系統(tǒng)溫室氣體減排技術(shù)的篩選與應(yīng)用提供科學(xué)依據(jù)，也對(duì)我國(guó)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)力的保持和生態(tài)環(huán)境的保護(hù)都具有重要的理論與實(shí)踐意義。

1　評(píng)價(jià)方法及模型參數(shù)和農(nóng)田投入品排放因子的確定

1.1評(píng)價(jià)方法的確定

在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)減排效應(yīng)評(píng)價(jià)的指標(biāo)中，土壤固碳深度和評(píng)價(jià)指標(biāo)(SOC、 N2O/CH4和糧食產(chǎn)量)所需的時(shí)間尺度都會(huì)對(duì)最終的溫室氣體排放效應(yīng)產(chǎn)生影響。

土壤固碳深度的確定: 不同土壤深度固碳效應(yīng)是不同的，對(duì)172個(gè)取樣深度在0—50 cm之間的點(diǎn)位數(shù)據(jù)[18-19]進(jìn)行分析得出，在取樣深度≤25 cm的82個(gè)點(diǎn)位中，免耕固碳率高于傳統(tǒng)耕作的點(diǎn)位占比約為91%，而在取樣深度≥30 cm的90個(gè)點(diǎn)位中，其占比下降到58%，因此為客觀反映農(nóng)田管理措施的固碳效果，選取的土壤深度應(yīng)不小于30 cm，本文選用30 cm作為土壤固碳深度。

時(shí)間尺度的確定: 通過(guò)分析不同農(nóng)田管理措施下土壤固碳達(dá)到平衡狀態(tài)的時(shí)間尺度[6-9]得出: 多數(shù)管理措施的固碳量達(dá)到平衡狀態(tài)的時(shí)間在20年左右，超過(guò)20年的技術(shù)措施其大部分固碳效應(yīng)主要體現(xiàn)在前20年。此外，IPCC[13]中土壤碳庫(kù)達(dá)到平衡的缺省時(shí)間也為20年，因此本研究將模擬固碳的時(shí)間尺度確定為20年，也可充分反映農(nóng)田管理措施對(duì)N2O/CH4排放和糧食產(chǎn)量的影響[10-12, 20-21]，能夠消除短時(shí)間指標(biāo)的誤差，相對(duì)科學(xué)可靠。在農(nóng)田投入品的化石排放方面，暫時(shí)不考慮生產(chǎn)工藝改進(jìn)等因素對(duì)農(nóng)田投入品的影響，則其將每年保持不變。

評(píng)價(jià)方法的確定: 本研究利用試驗(yàn)數(shù)據(jù)校正和驗(yàn)證后的機(jī)理模型進(jìn)行20年尺度的模擬來(lái)獲取糧食產(chǎn)量、 土壤固碳量(土深為30 cm)和N2O排放量的年均值，依據(jù)實(shí)地調(diào)研和農(nóng)田投入品排放因子來(lái)獲取農(nóng)田投入品在生產(chǎn)和運(yùn)輸過(guò)程中的化石排放，結(jié)合IPCC[13]中不同溫室氣體全球增溫潛勢(shì)(N2O為298， CH4為25， CO2為1)來(lái)估算不同農(nóng)田管理措施的溫室氣體排放總量(AE-GHG， aggregated emissions of GHG)和排放強(qiáng)度(GHGI， GHG intensity)。

1.2APSIM模型及其參數(shù)設(shè)置

APSIM(Agricultural Production Systems Simulator)模型以日為尺度，需要每日最高溫、 最低溫、 降雨和光照輻射作為氣象數(shù)據(jù)來(lái)驅(qū)動(dòng)模型[22]。根據(jù)積溫來(lái)模擬作物生育期，可由春化作用參數(shù)(小麥)和光周期參數(shù)(小麥和玉米)來(lái)調(diào)整； 通過(guò)養(yǎng)分、 水分和光照輻射來(lái)調(diào)節(jié)生物量的日累積量?？捎糜谀M不同管理和氣候條件下的作物生長(zhǎng)，并且已在華北地區(qū)得到了應(yīng)用[22]。在模型中，有機(jī)質(zhì)被分成三個(gè)概念庫(kù): 新鮮有機(jī)質(zhì)庫(kù)(FOM)、 微生物碳庫(kù)(BIOM)和腐殖質(zhì)碳庫(kù)(HUM)。每個(gè)庫(kù)的降解速率都符合一級(jí)動(dòng)力學(xué)方程，并受到每層土壤溫度、 水分和碳氮比的調(diào)控[14]。APSIM可用于模擬土壤有機(jī)質(zhì)分解和相關(guān)聯(lián)的氮礦化和固定，并已經(jīng)在公主嶺、 烏魯木齊、 鄭州和徐州得到了驗(yàn)證[14]。APSIM通過(guò)模擬硝化和反硝化過(guò)程來(lái)模擬N2O排放。反硝化產(chǎn)生的N2O是通過(guò)反硝化速率與反硝化過(guò)程中產(chǎn)生的N2與N2O的比例來(lái)估算的[23]，硝化產(chǎn)生的N2O是通過(guò)硝化速率與比例常數(shù)(0.002)來(lái)估算的。反硝化速率與硝化速率都受到離子濃度、 水分、 溫度、 pH的影響。本研究采用的是APSIM 7.5版本。

鄭州試驗(yàn)基地(N34°47′，E113°40′)從1990年開(kāi)始設(shè)立了不同施肥結(jié)構(gòu)下作物產(chǎn)量與土壤肥力和肥料效益長(zhǎng)期定位監(jiān)測(cè)試驗(yàn)，具體的試驗(yàn)設(shè)置和土壤參數(shù)詳見(jiàn)文獻(xiàn)[22]。王迎春[22]利用APSIM對(duì)該試驗(yàn)點(diǎn)位不同處理下的小麥(鄭麥9023)和玉米(鄭單8號(hào))的生育期、 產(chǎn)量和生物量進(jìn)行了模擬，并校正了作物參數(shù)(表1)。

表1　作物參數(shù)

1.3農(nóng)田投入品排放因子

依據(jù)生命周期分析的方法，通過(guò)對(duì)相關(guān)文獻(xiàn)的查閱與甄別，確定了農(nóng)田投入品排放因子(表2)。

表2　農(nóng)田投入品排放因子

其中電力排放考慮到了地區(qū)差異，包含了電力的生產(chǎn)和傳輸損耗等[31]； 柴油的排放包含了燃燒和運(yùn)輸； 化肥的排放包含了生產(chǎn)和運(yùn)輸，3種化肥的運(yùn)輸排放以及氮肥的生產(chǎn)排放源于國(guó)內(nèi)數(shù)據(jù)[3, 32]，而磷肥和鉀肥的生產(chǎn)排放源于國(guó)外數(shù)據(jù)[3]； 農(nóng)藥的排放源自國(guó)外數(shù)據(jù)，包含了生產(chǎn)、 包裝、 運(yùn)輸?shù)萚33]； 種子的排放包含了多數(shù)農(nóng)田投入品的排放[34]。污泥堆肥和豬糞堆肥過(guò)程中(運(yùn)輸、 機(jī)械操作、 加工、 干燥等的化石燃料排放和堆肥中的CH4和N2O排放)的溫室氣體排放因子分別為177.75 和189.14 kg/t (干物質(zhì))[35]，結(jié)合其氮含量2.18%和1.36%，可折算出常見(jiàn)有機(jī)肥(含氮量2%)的平均排放因子。李建政等[5]因考慮到N2O間接排放監(jiān)測(cè)難度大和排放量低于直接排放，而在計(jì)算溫室氣體排放強(qiáng)度(GHGI)時(shí)予以忽略，但本文為了全面估算溫室氣體排放強(qiáng)度，依據(jù)中國(guó)旱地氮肥投入的N2O間接排放因子 (0.0032 kg/kg， N)[32]而將其計(jì)算在內(nèi)(假設(shè)有機(jī)肥與化肥的間接排放系數(shù)相等)。

對(duì)于農(nóng)田機(jī)械投入，其在生產(chǎn)、 維修和運(yùn)輸過(guò)程中的能耗來(lái)源于West和Marland[36]。假設(shè)旋耕犁與鏵式犁、 秸稈粉碎機(jī)與圓盤耙的能耗相等。調(diào)研中農(nóng)民多采用手撒化肥的方式，農(nóng)藥噴霧器與國(guó)外大型噴霧器不一致，因此不必將這兩項(xiàng)的農(nóng)業(yè)機(jī)械投入計(jì)算在內(nèi)。在中國(guó)電力生產(chǎn)和鋼鐵生產(chǎn)過(guò)程中，89%的能源消耗來(lái)源于煤[31, 37]，因此將褐煤燃燒的排放因子0.101 kg/MJ[13]用于將農(nóng)業(yè)機(jī)械投入能耗轉(zhuǎn)化為溫室氣體排放，可得出聯(lián)合收獲機(jī)、 旋耕犁、 秸稈粉碎機(jī)和播種機(jī)的排放量分別為18.79、 10.30、 5.56和5.86 kg/hm2。

2　常規(guī)農(nóng)民措施和其他措施的情景設(shè)置

2.1常規(guī)農(nóng)民措施

2.2氮肥梯度、 灌溉梯度和有機(jī)肥配施的情景設(shè)置

表3　常規(guī)農(nóng)民措施的農(nóng)田投入

在常規(guī)氮肥(尿素)的基礎(chǔ)上，將灌溉水量從0至420 mm設(shè)置了7個(gè)梯度(一個(gè)梯度為60 mm)，按小麥播種期、 小麥拔節(jié)期、 小麥灌漿期、 小麥開(kāi)花期、 玉米播種期、 小麥越冬期和玉米大喇叭口期依次增加(每次灌溉量為60 mm)。其余的措施與以上提到的常規(guī)農(nóng)民措施(CFP)相一致。

在底肥氮(尿素)總量不變(小麥和玉米分別為N 180和90 kg/hm2)的前提下，有機(jī)肥(含氮量為2%，C ∶N=13 ∶1)按照0%、 25%、 50%、 75%和100%來(lái)替代小麥和玉米底肥中的氮量。小麥和玉米追肥(尿素)仍與常規(guī)一致，分別為120和130 kg/hm2。配施大量有機(jī)肥需要在小麥和玉米收獲后各增加旋耕還田1次，因此旋耕總耗油會(huì)增加44.58 kg/hm2。其余的措施與以上調(diào)研的常規(guī)農(nóng)民措施(CFP)相一致。

3　結(jié)果與分析

3.1APSIM模型對(duì)于N2O的模擬

王迎春[22]和Wang等[14]已經(jīng)利用校正后的APSIM模型分別進(jìn)行了作物產(chǎn)量和土壤有機(jī)碳的模擬研究，本文不再列出其模擬結(jié)果，這里只對(duì)N2O排放量模擬驗(yàn)證進(jìn)行闡述。在不調(diào)整模型中N2O模擬相關(guān)參數(shù)的前提下，通過(guò)對(duì)不同氮肥用量的模擬表明，N2O年度排放模擬值分布在曲周、 禹城、 桓臺(tái)和封丘四個(gè)點(diǎn)位試驗(yàn)觀測(cè)值的范圍內(nèi)(圖1)，并且與試驗(yàn)觀測(cè)值表現(xiàn)出較好的一致性，也同時(shí)說(shuō)明在模擬N2O排放對(duì)不同施氮量的反饋方面，APSIM模型具有一定的可靠性，可用于該地區(qū)每年的N2O直接排放估算。

圖1　模擬值與其他試驗(yàn)值N2O直接排放(年度)對(duì)比Fig.1　Comparison of simulated values and experimental results in direct N2O emissions (annually)[注(Note): 虛線為模擬值的線性趨勢(shì)線Dashed line was the linear trend line of the simulated data； 試驗(yàn)觀測(cè)值來(lái)自桓臺(tái)、 禹城、 封丘和曲周 Experimental values were measured in Huantai, Yucheng, Fengqiu and Quzhou City.]

3.2產(chǎn)量和溫室氣體排放的情景分析

在當(dāng)前常規(guī)種植模式下，通過(guò)對(duì)底肥中不同有機(jī)氮肥與無(wú)機(jī)氮肥配施比例的分析(圖2c)可看出，年均糧食產(chǎn)量無(wú)明顯變化，溫室氣體排放總量隨著有機(jī)肥在底肥中配施比例的增加而呈現(xiàn)小幅度減少的趨勢(shì)。若將常規(guī)措施中的底肥(N)全部替換為有機(jī)肥，兩者的糧食產(chǎn)量在20年間不存在顯著性差異(P=0.63)，而年均溫室氣體排放總量(AE-GHG)可減少約0.03 t/hm2，溫室氣體排放強(qiáng)度(GHGI)則基本無(wú)變化，雖然有機(jī)肥可帶來(lái)更多的土壤固碳，但是若考慮到其堆肥生產(chǎn)排放和還田過(guò)程增加的油耗排放，其總體溫室氣體減排量并不明顯(圖2d)。

圖2　不同措施對(duì)產(chǎn)量、 溫室氣體排放和溫室氣體排放強(qiáng)度的影響Fig.2　The response of yield, GHG emissions and GHG intensity (GHGI) to different management practices[注(Note): CFP—常規(guī)農(nóng)民措施Farmers' practices； N400—減少后的施氮量為N 400 kg/hm2 N rate was reduced to N 400 kg/hm2； I240—減少后的灌溉量(240 mm) Reduced irrigation amount (240 mm)； ON-all—底肥氮全為有機(jī)氮All basal N come from organic materials; dSOC—土壤有機(jī)碳變化Variation of soil organic carbon； N2Od—N2O直接排放Direct N2O emissions; N2Oi—N2O間接排放Indirect N2O emissions; EP&DO—電力生產(chǎn)傳輸排放與柴油燃燒運(yùn)輸排放Emissions from electricity generation and transmission& diesel oil production and transportation; N—N肥生產(chǎn)和運(yùn)輸排放Emissions from N fertilizer production and transportation; Others—機(jī)械生產(chǎn)、 P肥、 K肥、 農(nóng)藥和種子生產(chǎn)運(yùn)輸排放Emissions from production and transportation of machinery, P&K fertilizer, pesticides and seeds; 以上數(shù)據(jù)為20年的年均值The above data are annual average in 20 years.]

4　討論

本文利用構(gòu)建出的評(píng)價(jià)方法對(duì)華北平原冬小麥/夏玉米典型種植模式的管理措施進(jìn)行了實(shí)例分析，確定出當(dāng)前常規(guī)農(nóng)民措施下，溫室氣體減排技術(shù)優(yōu)化的方向應(yīng)以減少氮肥施用為主，不僅可減少溫室氣體排放，還可降低氮素淋溶。在實(shí)際應(yīng)用當(dāng)中可結(jié)合緩控肥、 分次施肥等技術(shù)減低氮肥用量并提高氮肥利用率[40]。

在冬小麥/夏玉米種植模式中，相對(duì)于優(yōu)化施肥，優(yōu)化灌溉的總溫室氣體減排潛力有限，但卻可以在一定程度上減少地下水的開(kāi)采。另外本研究中對(duì)灌溉的情景設(shè)計(jì)比較簡(jiǎn)單，在實(shí)際當(dāng)中可依據(jù)作物的需水規(guī)律進(jìn)行灌溉，并且還可逐漸改進(jìn)灌溉方式(如改漫灌為噴灌或滴灌)來(lái)提高水分利用效率。此外，還可將優(yōu)化氮肥用量與優(yōu)化灌溉措施相結(jié)合來(lái)實(shí)現(xiàn)保障產(chǎn)量與溫室氣體減排的“雙贏”[41]。

在冬小麥/夏玉米輪作農(nóng)田的以往研究中[27, 42-44]，由于忽略了有機(jī)肥在堆肥生產(chǎn)過(guò)程中的溫室氣體排放，而認(rèn)為配施有機(jī)肥具有一定的溫室氣體減排效果，但本文的評(píng)價(jià)分析得出這個(gè)措施的溫室氣體減排潛力是非常有限的。優(yōu)化氮肥和灌溉可減少農(nóng)民的經(jīng)濟(jì)投入而易于推廣，而配施有機(jī)肥由于其用量多則會(huì)增加人工成本，導(dǎo)致這項(xiàng)技術(shù)應(yīng)用潛力會(huì)進(jìn)一步降低。

在農(nóng)田投入品排放方面(表2)，本研究中采用的氮肥排放因子[32]高于國(guó)外數(shù)據(jù)，如West和Marland[36]中3.14 kg/kg和Grassini[45]中的2.68 kg/kg，原因在于核算邊界和化肥生產(chǎn)中能源消費(fèi)結(jié)構(gòu)的不同，但可以通過(guò)技術(shù)的革新而大幅度降低其生產(chǎn)過(guò)程中的溫室氣體排放量[32]。其他農(nóng)田投入(如磷肥、 鉀肥、 農(nóng)藥、 種子和機(jī)械)的溫室氣體排放，雖然借助了國(guó)外的數(shù)據(jù)，但在本研究中這些因素都保持不變或變化很小，因此不會(huì)對(duì)本文的研究結(jié)果構(gòu)成影響。磷肥和鉀肥的用量較多，若能找到國(guó)內(nèi)生產(chǎn)的排放因子，則會(huì)對(duì)其總排放量產(chǎn)生較大影響； 農(nóng)藥和種子的用量少，采用國(guó)外的排放因子對(duì)于總排放不會(huì)產(chǎn)生很大影響； 機(jī)械投入排放不僅與其生產(chǎn)、 運(yùn)輸和維修產(chǎn)生的排放有關(guān)，也與其壽命、 年工作面積等有關(guān)，因此可在未來(lái)結(jié)合實(shí)地調(diào)研來(lái)進(jìn)一步估算其本地區(qū)的排放。

5　結(jié)論

1)提出了以田間試驗(yàn)與過(guò)程模型相結(jié)合，輔以調(diào)研作為農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)不同措施溫室氣體減排效應(yīng)的評(píng)價(jià)方法，并確定固碳的土壤深度為≥30 cm，減排效應(yīng)評(píng)價(jià)的時(shí)間尺度確定為20年。

2)本研究選擇APSIM 模型作為評(píng)價(jià)模型，在確定作物參數(shù)和土壤參數(shù)的基礎(chǔ)上，利用多點(diǎn)監(jiān)測(cè)數(shù)據(jù)對(duì)APSIM 模型的N2O排放模擬效果進(jìn)行了驗(yàn)證，擬合程度具有較好的一致性。

3)對(duì)華北平原冬小麥/夏玉米輪作系統(tǒng)不同措施進(jìn)行了評(píng)價(jià)，結(jié)果表明: 在不顯著影響產(chǎn)量的前提下，相對(duì)于目前常規(guī)農(nóng)民措施，優(yōu)化氮肥和優(yōu)化灌溉可分別減少溫室氣體排放約1.45和0.29 t/(hm2·a)，減少溫室氣體排放強(qiáng)度約0.08和0.01 t/t，而配施有機(jī)肥無(wú)明顯減排效應(yīng)。因此當(dāng)前減排技術(shù)選擇的方向應(yīng)以減少氮肥施用為主，可同時(shí)實(shí)現(xiàn)氮肥生產(chǎn)運(yùn)輸和農(nóng)田土壤排放2個(gè)環(huán)節(jié)的減排。

[1]IPCC. Climate Change 2007: Mitigation of climate change: contribution of working group Ⅲ to the fourth assessment report of the intergovernmental panel on climate change[M]. New York, USA: Cambridge University Press, 2007.

[2]Wang J X, Huang J K, Rozelle S. Climate change and China’s agricultural sector: an overview of impacts, adaptation and mitigation[Z]. International centre for trade and sustainable development and international food and agricultural trade Policy Council, 2010, (5): 1-31.

[3]Cui Z L, Yue S C, Wang G L,etal. Closing the yield gap could reduce projected greenhouse gas emissions: a case study of maize production in China[J]. Global Chang Biology, 2013, 19(8): 2467-2477.

[4]Chen X P, Cui Z L, Fan M S,etal. Producing more grain with lower environmental costs[J]. Nature, 2014, 514(7523): 486-489.

[5]李建政, 王迎春, 王立剛, 等. 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)溫室氣體減排技術(shù)評(píng)價(jià)指標(biāo)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 26(1): 297-303.

Li J Z, Wang Y C, Wang L G,etal. Evaluation indices of greenhouse gas mitigation technologies in cropland ecosystem[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2015, 26(1): 294-303.

[6]Rui W Y, Zhang W J. Effect size and duration of recommended management practices on carbon sequestration in paddy field in Yangtze Delta Plain of China: A meta-analysis[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2010, 135(3): 199-205.

[7]West T O, Six J. Considering the influence of sequestration duration and carbon saturation on estimates of soil carbon capacity[J]. Climate Change, 2007, 80(1/2): 25-41.

[8]Zhu L Q, Yang M F, Chen C Q. Effect of improved management practices on soil organic carbon sequestration in wheat-maize double cropping system in North China[J]. Journal of Agricultural Science, 2012, 4(9): 114-125.

[9]朱利群, 楊敏芳, 徐敏輪, 等. 不同施肥措施對(duì)我國(guó)南方稻田表土有機(jī)碳含量及固碳持續(xù)時(shí)間的影響[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 23(1): 87-95.

Zhu L Q, Yang M F, Xu M L,etal. Effects of different fertilization modes on paddy field topsoil organic carbon content and carbon sequestration duration in South China[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2012, 23(1): 87-95.

[10]張秀芝, 高洪軍, 彭暢, 等. 等氮量投入下有機(jī)無(wú)機(jī)肥配施對(duì)玉米產(chǎn)量及氮素利用的影響[J]. 玉米科學(xué), 2012, 20(6): 123-127.

Zhang X Z, Gao H J, Peng C,etal. Effects of combined application of organic manure and chemical fertilizer on maize yield and nitrogen utilization under equal nitrogen rates[J]. Journal of Maize Sciences, 2012, 20(6): 123-127.

[11]陳長(zhǎng)青, 胡清宇, 孫波, 等. 長(zhǎng)期施肥下石灰性潮土有機(jī)碳變化的 DNDC 模型預(yù)測(cè)[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2010, 16(6): 1410-1417.

Chen C Q, Hu Q Y, Sun B,etal. Simulating trends in soil organic carbon of in calcareous fluvo-aquic soil under long-term fertilization using the DNDC model[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2010, 16(6): 1410-1417.

[12]高洪軍, 彭暢, 張秀芝, 等. 長(zhǎng)期秸稈還田對(duì)黑土碳氮及玉米產(chǎn)量變化的影響[J]. 玉米科學(xué), 2012, 19(6): 105-107.

Gao H J, Peng C, Zhang X Z,etal. Effect of long-term straw returning field on the carbon and nitrogen in black soil and maize yield[J]. Journal of Maize Sciences, 2011, 19(6): 105-107.

[13]IPCC. 2006 IPCC guidelines for national greenhouse gas inventories, prepared by the national greenhouse gas inventories programme[M]. Hayama, Japan： IGES, 2006.

[14]Wang G C, Wang E L, Huang Y,etal. Soil carbon sequestration potential as affected by management practices in Northern China: A simulation study[J]. Pedosphere, 2014, 24(4): 529-543.

[15]Liang W L, Carberry P, Wang G Y,etal. Quantifying the yield gap in wheat-maize cropping systems of the Hebei Plain, China[J]. Field Crops Research, 2011, 124(2): 180-185.

[16]鐘茜, 巨曉棠, 張福鎖. 華北平原冬小麥/夏玉米輪作體系對(duì)氮素環(huán)境承受力分析[J]. 植物營(yíng)養(yǎng)與肥料學(xué)報(bào), 2006, 12(3): 285-293.

Zhong Q, Ju X T, Zhang F S. Analysis of environmental endurance of winter wheat/summer maize rotation system to nitrogen in North China Plain[J]. Plant Nutrition and Fertilizer Science, 2006, 12(3): 285-293.

[17]柳長(zhǎng)順, 陳獻(xiàn), 喬建華. 華北地區(qū)井灌區(qū)農(nóng)戶灌溉用水狀況調(diào)查研究[J]. 水利發(fā)展研究, 2004, 4(10): 38-41.

Liu C S, Chen X, Qiao J H. Survey of farmers' water use status in well irrigation area in North China[J]. Water Resources Development Research, 2004, 4(10): 38-41.

[18]West T O, Post W M. Soil organic carbon sequestration rates by tillage and crop rotation: a global data analysis[J]. Science Socienty of Ameriaca Journal, 2002, 66(6): 1930-1946.

[19]VandenBygaart A J, Gregorich E G, Angers D A. Influence of agricultural management on soil organic carbon: A compendium and assessment of Canadian studies[J]. Canadian Journal of Soil Scence, 2003, 83(4): 363-380.

[20]Adviento-Borbe M A A, Haddix M L, Binder D L,etal. Soil greenhouse gas fluxes and global warming potential in four high-yielding maize systems[J]. Global Change Biology, 2007, 13(9): 1972-1988.

[21]Shang Q Y, Yang X X, Gao C,etal. Net annual global warming potential and greenhouse gas intensity in Chinese double rice-cropping systems: a 3-year field measurement in long-term fertilizer experiments[J]. Global Change Biol, 2011, 17(6): 2196-2210.

[22]王迎春. 華北平原典型農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)氮磷平衡動(dòng)態(tài)模擬研究[D]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院博士學(xué)位論文, 2009.

Wang Y C. Modelling Nitrogen and Phosphorous Balances in Agro-ecosystem in the North China Plain [D]. Beijing: PhD Dissertation, Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2009.

[23]Thorburn P J, Biggs J S, Collins K,etal. Using the APSIM model to estimate nitrous oxide emissions from diverse Australian sugarcane production systems[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2010, 136(3/4): 343-350.

[24]Hu X K, Su F, Ju X T,etal. Greenhouse gas emissions from a wheat-maize double cropping system with different nitrogen fertilization regimes[J]. Environment Pollution, 2013, 176: 198-207.

[25]Dong Y S, Scharffe D, Domroes M,etal. N2O emissions from agricultural soils in the North China Plain: the effect of chemical nitrogen fertilizer and organic manure[J]. Journal of Environmental Sciences, 2000, 12(4): 463-468.

[26]Cui F, Yan G X, Zhou Z X,etal. Annual emissions of nitrous oxide and nitric oxide from a wheat-maize cropping system on a silt loam calcareous soil in the North China Plain[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2012, 48: 10-19.

[27]Yan G X, Zheng X H, Cui F,etal. Two-year simultaneous records of N2O and NO fluxes from a farmed cropland in the northern China plain with a reduced nitrogen addition rate by one-third[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2013, 178: 39-50.

[28]Cai Y J, Ding W X, Luo J F. Nitrous oxide emissions from Chinese maize-wheat rotation systems: A 3-year field measurement[J]. Atmos Environ, 2013, 65: 112-122.

[29]Meng L, Ding W X, Cai Z C. Long-term application of organic manure and nitrogen fertilizer on N2O emissions, soil quality and crop production in a sandy loam soil[J]. Soil Biology and Biochemistry, 2005, 37(11): 2037-2045.

[30]Ding W X, Luo J F, Li J,etal. Effect of long-term compost and inorganic fertilizer application on background N2O and fertilizer-induced N2O emissions from an intensively cultivated soil[J]. Science of Total Environment, 2013, 465: 115-124.

[31]候萍. 中國(guó)電網(wǎng)電力的生命周期評(píng)價(jià)研究[D]. 成都: 四川大學(xué)碩士學(xué)位論文, 2012.

Hou P. Life cycle assessment of Chinese grid power [D]. Chengdu: MS Thesis, Sichuan University, 2012.

[32]Zhang W F, Dou Z X, He P,etal. New technologies reduce greenhouse gas emissions from nitrogenous fertilizer in China[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2013, 110(21): 8375-8380.

[33]Audsley E, Stacey K F, Parsons D J,etal. Estimation of the greenhouse gas emissions from agricultural pesticide manufacture and use[R]. Cranfield: Cranfield University, 2009.

[34]EB. Ecoinvent database[DB/OL]. http: //www.ecoinvent.ch/, 2011.

[35]鐘佳. 污泥/豬糞堆肥及其農(nóng)田利用全過(guò)程的溫室氣體與氨氣排放特征研究[D]. 北京: 中國(guó)科學(xué)院大學(xué)碩士學(xué)位論文, 2013.

Zhong J. Emission characteristics of greenhouse gas and ammonia from the full process of sludge/swine manure composting and land application of the compost [D]. Beijing: MS Thesis, University of Chinese Academy of Sciences, 2013.

[36]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]. Agricuture Ecosystems and Environment, 2002, 91(1/3): 217-232.

[37]楊建新, 劉炳江. 中國(guó)鋼材生命周期清單分析[J]. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2002, 22(4): 519-522.

Yang J X, Liu B J. Life cycle inventory of steel products in China[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2002, 22(4): 519-522.

[38]裴宏偉, 沈彥俊, 劉昌明. 華北平原典型農(nóng)田氮素與水分循環(huán)[J]. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2015, 1: 26(1): 283-296.

Pei H W, Shen Y J, Liu C M. Nitrogen and water cycling of typical cropland in the North China Plain[J]. Chinese Journal of Applied Ecology, 2015, 26(1): 283-296.

[39]王激清, 馬文奇, 江榮風(fēng), 等. 我國(guó)水稻、 小麥、 玉米基肥和追肥用量及比例分析[J]. 土壤通報(bào), 2008, (2): 329-333.

Wang J Q, Ma W Q, Jiang R F,etal. Analysis about amount and ratio of basal fertilizer and topdressing fertilizer on rice, wheat, maize in China[J]. Chinese Journal of Soil Science, 2008, 39(2): 329-333.

[40]王賀. 華北平原砂質(zhì)土壤夏玉米對(duì)肥料類型及施肥方法的響應(yīng)研究[D]. 北京: 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué)院博士學(xué)位論文, 2012.

Wang H. Summer maize response to fertiliser sources and their application methods in the sandy soils of North China Plain [D]. Beijing: PhD Dissertation, Chinese Academy of Agricultural Science, 2012.

[41]陳靜, 王迎春, 李虎, 等. 滴灌施肥對(duì)免耕冬小麥水分利用及產(chǎn)量的影響[J]. 中國(guó)農(nóng)業(yè)科學(xué), 2014, 47(10): 1966-1975.

Chen J, Wang Y C, Li H,etal. Effects of drip fertigation with no-tillage on water use efficiency and yield of winter wheat[J]. Scientia Acricultura Sinica, 2014, 47(10): 1966-1975.

[42]Li H, Qiu J J, Wang L G,etal. Modelling impacts of alternative farming management practices on greenhouse gas emissions from a winter wheat-maize rotation system in China[J]. Agriculture, Ecosystems & Environment, 2010, 135(1/2): 24-33.

[43]Gong W, Yan X Y, Wang J Y,etal. Long-term manuring and fertilization effects on soil organic carbon pools under a wheat-maize cropping system in North China Plain[J]. Plant and Soil, 2009, 314(1-2): 67-76.

[44]Qiu J J, Li C S, Wang L G,etal. Modeling impacts of carbon sequestration on net greenhouse gas emissions from agricultural soils in China[J]. Global Biogeochemical Cycles, 2009, 23(1): 1-16.

[45]Grassini P, Cassman K G. High-yield maize with large net energy yield and small global warming intensity[J]. Proceedings of the National Academy of Sciences, 2012, 109(4): 1074-1079.

Evaluation of nitrogen and water management on greenhouse gas mitigation in winter wheat-summer maize cropland system in North China

LI Jian-zheng, WANG Dao-long, WANG Li-gang*, WANG Ying-chun, LI Hu

(InstituteofAgriculturalResourcesandRegionalPlanning,ChineseAcademyofAgriculturalSciences/KeyLaboratoryofNon-pointSourcePollutionControl,MinistryofAgriculture/CAAS-UNHJointLaboratoryforSustainableAgro-ecosystemResearch,Beijing100081,China)

cropland; greenhouse gas; emission intensity; mitigation evaluation; APSIM

2015-05-29接受日期: 2015-08-26

公益性行業(yè)( 農(nóng)業(yè))科研專項(xiàng)(201303103，201103039)； 國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(31270486，31200337)； 中國(guó)清潔發(fā)展機(jī)制基金贈(zèng)款項(xiàng)目(1214012)資助。

李建政(1985—)， 男， 河北邯鄲人， 博士研究生， 從事農(nóng)田碳氮循環(huán)研究。 E-mail: ljz01@yahoo.com

Tel: 010-82109757， E-mail: wangligang@caas.cn

X511; S19

A

1008-505X(2016)04-0921-09