徐祥玉, 張敏敏, 彭成林, 佀國(guó)涵, 周劍雄, 謝媛圓, 袁家富**

(1.農(nóng)業(yè)部潛江農(nóng)業(yè)環(huán)境與耕地保育科學(xué)觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站 潛江 433100; 2.湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院植保土肥研究所/農(nóng)業(yè)部廢棄物肥料化利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 武漢 430064)

稻蝦共作對(duì)秸稈還田后稻田溫室氣體排放的影響*

徐祥玉1,2, 張敏敏1,2, 彭成林1,2, 佀國(guó)涵1,2, 周劍雄1,2, 謝媛圓1,2, 袁家富1,2**

(1.農(nóng)業(yè)部潛江農(nóng)業(yè)環(huán)境與耕地保育科學(xué)觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站 潛江 433100; 2.湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院植保土肥研究所/農(nóng)業(yè)部廢棄物肥料化利用重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室 武漢 430064)

稻蝦共作模式是稻田種養(yǎng)復(fù)合模式的重要組成部分, 其主要特點(diǎn)是稻草全量還田、非稻季持續(xù)淹水和周年養(yǎng)殖克氏原螯蝦。目前對(duì)稻蝦共作模式稻田溫室氣體排放的影響尚不清楚。本研究以江漢平原冬泡無(wú)稻草還田為對(duì)照, 設(shè)置冬泡+稻草還田和冬泡+稻草還田+養(yǎng)蝦處理, 探討稻草還田及稻蝦共作對(duì)稻田系統(tǒng)CH4、N2O和CO2排放的影響, 為準(zhǔn)確評(píng)估稻田溫室氣體排放提供數(shù)據(jù)支撐和理論支持。結(jié)果表明, 在大田監(jiān)測(cè)期間,冬泡+稻草還田處理 CH4累積排放量比冬泡無(wú)稻草還田處理顯著增加(P＜0.05), 2015年和 2016年增幅分別為27.23%和 60.08%; 冬泡+稻草還田+養(yǎng)蝦處理 CH4累積排放量比冬泡+稻草還田顯著降低(P＜0.05), 2015年和2016年降幅分別為29.02%和41.19%。冬泡+稻草還田處理CO2累積排放比冬泡無(wú)稻草還田處理顯著提高; 與冬泡無(wú)稻草還田處理相比較, 冬泡+稻草還田處理和冬泡+稻草還田+養(yǎng)蝦處理對(duì) N2O累積排放無(wú)顯著影響。從溫室效應(yīng)角度看, 冬泡+稻草還田處理溫室效應(yīng)比冬泡無(wú)稻草還田處理大幅度增加, 而冬泡+稻草還田基礎(chǔ)上進(jìn)行養(yǎng)蝦則可大幅度降低 CH4排放, 從而降低因秸稈還田帶來(lái)的溫室效應(yīng)增強(qiáng)。所有處理水稻產(chǎn)量無(wú)顯著差異, 與冬泡+稻草還田處理相比, 冬泡+稻草還田+養(yǎng)蝦可顯著降低溫室氣體排放強(qiáng)度。和冬泡無(wú)稻草還田處理相比, 冬泡+稻草還田和冬泡+稻草還田+養(yǎng)蝦對(duì)土壤可溶性有機(jī)碳(DOC)、乙酸和NH4+-N并無(wú)顯著影響。冬泡+稻草還田+養(yǎng)蝦可極顯著提高單位面積收益。

稻蝦共作; 秸稈還田; 甲烷; 氧化亞氮; 溫室氣體

甲烷(CH4)和二氧化碳(CO2)是最重要的溫室氣體。大氣中 CH4濃度從工業(yè)革命前的 0.72 μmol·mol-1升高到 2012年的 1.82 μmol·mol-1, 提高了 1.53倍,同時(shí)期CO2提高了40%[1]。目前 CH4對(duì)全球變暖的貢獻(xiàn)率達(dá)20%～39%[2]。稻田是大氣CH4的重要來(lái)源,年排放量為 31～112 Tg, 占全球總排放量的5%～19%[2], 中國(guó)稻田 CH4排放量為 7.2～9.5 Tg[3]。長(zhǎng)期淹水造成的嚴(yán)格厭氧條件促進(jìn)了 CH4的產(chǎn)生和排放, 而水稻生長(zhǎng)期間的間歇性灌溉-曬田措施則能極大地抑制CH4排放[4]。非稻季管理措施(如水分和有機(jī)物料投入管理)對(duì)稻季CH4排放有很大影響[5]。秸稈還田是我國(guó)大力推廣的秸稈利用方式, 是提高土壤有機(jī)質(zhì)、改良土壤結(jié)構(gòu)、合理利用秸稈資源的有效方式, 但同時(shí)刺激了CH4的排放[6-7]。

將水稻種植與魚(yú)、蝦、鴨等水產(chǎn)經(jīng)濟(jì)動(dòng)物養(yǎng)殖組成的互利共生復(fù)合生態(tài)農(nóng)業(yè)系統(tǒng)不僅節(jié)約空間,并能帶來(lái)可觀的經(jīng)濟(jì)效益[8]。傳統(tǒng)稻魚(yú)共生系統(tǒng)在世界很多國(guó)家均有分布[9-10], 并在此基礎(chǔ)上發(fā)展起來(lái)多樣化稻田復(fù)合種養(yǎng)模式[11-14]。稻蝦(克氏原螯蝦)共作模式是稻田綜合種養(yǎng)模式之一, 該模式具有極高的經(jīng)濟(jì)效益, 每公頃增收達(dá)4.47萬(wàn)元(全國(guó)稻田綜合種養(yǎng)交流會(huì), 內(nèi)部資料), 顯著高于稻魚(yú)和稻鴨模式[12,15], 截至 2016年, 僅在江漢平原推廣面積已達(dá)20萬(wàn)hm2以上。稻蝦共作模式存在以下特點(diǎn): 1)克氏原螯蝦周年存在于蝦溝或稻田; 2)稻草秸稈全量還田; 3)非稻季稻田淹水深達(dá)50 cm以上; 4)淹水期間施用增氧劑、消毒劑等使水體中溶解氧增加; 5)稻季淹水期間克氏原螯蝦在稻田掘洞導(dǎo)致水土界面增加。研究表明, 非稻季淹水耦合秸稈還田會(huì)大幅度提高稻季 CH4排放量[16], 而在此基礎(chǔ)上養(yǎng)殖克氏原螯蝦后溫室氣體排放并不清楚。我們猜想: 克氏原螯蝦掘洞使水土界面增加, 由此使干濕交替過(guò)程中土壤孔隙容納更多的氧氣, 使復(fù)水后溶解氧消耗時(shí)間延長(zhǎng), 這可能會(huì)導(dǎo)致 CH4排放量降低而 CO2排放量升高, 最終致使溫室效應(yīng)降低。為了證明上述設(shè)想, 本研究通過(guò)連續(xù)兩年監(jiān)測(cè)非稻季淹水(W)、非稻季淹水+稻草還田(WS)以及非稻季淹水+稻草還田+養(yǎng)蝦(WSC)3種模式下稻田的溫室氣體排放, 明確該模式溫室氣體排放特征及溫室效應(yīng), 該結(jié)果可為準(zhǔn)確評(píng)估我國(guó)稻田溫室氣體排放提供數(shù)據(jù)支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)點(diǎn)位于湖北省潛江市后湖農(nóng)場(chǎng), 屬江漢平原低湖區(qū), 冬季靜態(tài)地下水位 40～60 cm, 北亞熱帶季風(fēng)濕潤(rùn)氣候, 年均氣溫16.1 ℃, 無(wú)霜期246 d, 年均降雨量1 100 mm, 土壤類(lèi)型為湖積物發(fā)育而成的潮土性水稻土, 試驗(yàn)點(diǎn)在此前種植制度為中稻–冬干。試驗(yàn)田土壤基本肥力為全氮 2.4 g·kg-1, 全磷0.45 g·kg-1, 全鉀 19.5 g·kg-1, 有機(jī)質(zhì) 26.43 g·kg-1,堿解氮 129.50 mg·kg-1, 速效磷 9.13 mg·kg-1, 速效鉀 178.67 mg·kg-1, pH 7.12。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)及田間管理

試驗(yàn)于2014年實(shí)施, 2015年水稻大田生長(zhǎng)季節(jié)(6月底至 9月底)、2016年全年(3月底至 11月底)監(jiān)測(cè)溫室氣體排放。

試驗(yàn)田總面積900 m2, 共設(shè) 3個(gè)處理: 冬泡無(wú)秸稈還田(W)、冬泡+秸稈還田(WS)和冬泡+秸稈還田+克氏原螯蝦(WSC), 每個(gè)處理 3個(gè)重復(fù), 共 9個(gè)小區(qū), 每個(gè)小區(qū)100 m2。為了防止串水和串肥, 小區(qū)四周筑埂, 寬60 cm、高40 cm, 并用地膜包裹。在WSC處理的小區(qū)一側(cè)開(kāi)挖溝寬3.0～4.0 m、深0.8～1.0 m的蝦溝, 且四周設(shè)尼龍網(wǎng)用以攔截蝦逃逸, 尼龍網(wǎng)埋入地下約1.0 m, 地上露出約0.3 m, 并用小竹棍支撐。

水稻收獲后稻草還田, 還田量為3 750 kg·hm-2,還田方式為高留茬加田面覆蓋。水稻生長(zhǎng)期間施N 180 kg·hm-2、施 P2O590 kg·hm-2、施 K2O 144 kg·hm-2,氮肥施用比例為基肥∶分蘗肥∶穗肥=5.8∶1.8∶2.4,磷肥一次性基肥施入, 鉀肥施用比例為基肥∶穗肥=5∶5。基肥組成為復(fù)合肥(N∶P2O5∶K2O=25∶10∶16)加過(guò)磷酸鈣(P2O5≥12%), 追肥為尿素(N≥46%)和氯化鉀(K2O≥60%), 插秧前施入基肥, 插秧后15 d施入分蘗肥, 插秧后50 d施入穗肥。同時(shí), 每公頃基施6 kg大粒鋅(Zn≥25%)和60 kg大粒硅(SiO2≥20%)。

田間管理方式見(jiàn)表1。供試水稻為中稻品種‘鑒真2號(hào)’, 供試蝦為克氏原螯蝦。蝦苗于2014年10月按照200 kg·hm-2(約40尾·kg-1)投放親蝦, 2015年因自然原因未統(tǒng)計(jì)蝦產(chǎn)量。2015年 10月補(bǔ)投適量親蝦,2016年3—5月進(jìn)行蝦飼料投放, 投入飼料量平均為1 800 kg·hm-2, 飼料的主要成分全氮、全磷和全鉀含量分別為 46.6 g·kg-1、11.0 g·kg-1和 10.5 g·kg-1, 4 月中旬開(kāi)始捕撈成蝦, 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、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季成熟小龍蝦。

表1 不同處理的試驗(yàn)田管理措施Table 1 Managements of the experimental field of different treatments

1.3 氣體樣品采集與測(cè)定

采用靜態(tài)箱采集氣體, 以Agilent 7890A氣相色譜儀分析測(cè)定, 靜態(tài)采樣箱分為底座、中段箱和頂箱3部分。底座(長(zhǎng)42 cm、寬42 cm、高20 cm)用不銹鋼制成, 上端有深3 cm、寬2 cm的密封水槽,底座四壁距上部10 cm處打兩排直徑為2 cm的孔,以利于水分和肥料的流動(dòng), 底座于水稻移栽前埋入土壤僅留水槽漏出田面。中段箱和頂箱(長(zhǎng)42 cm、寬42 cm、高50 cm)均由不銹鋼制作, 中段箱頂部有深3 cm、寬2 cm的密封水槽。在淹水期(深水期), 采樣前先將中段箱放置于底座上, 待平衡2 h后, 放置頂箱。箱體外包一層保溫隔熱層。移栽后底座內(nèi) 4兜水稻(密度與箱體外一致)。氣體采集階段為 2015年6月29日至9月10日和2016年3月14日至11月22日, 每個(gè)小區(qū)1個(gè)采樣箱, 即每個(gè)處理3個(gè)采樣箱, 每7～10 d一次, 采樣時(shí)間為每日上午8:00—10:00。采氣時(shí), 預(yù)先在底座水槽中注入水, 蓋上中段箱、頂箱, 在0 min、5 min、10 min、15 min、20 min用30 mL醫(yī)用注射器采集1個(gè)氣體樣品, 24 h內(nèi)帶回實(shí)驗(yàn)室進(jìn)行分析測(cè)定完畢。在每個(gè)處理選 1個(gè)小區(qū), 距離底座 20 cm處埋設(shè)氧化還原單位參比電極, 埋設(shè)深度為20 cm和40 cm。不定期記錄土壤氧化還原狀況。

A：我們的定位是隨著市場(chǎng)的擴(kuò)大而變化的。過(guò)去公司的生產(chǎn)重點(diǎn)是禮品袋與禮品包裝。現(xiàn)在我們的定位會(huì)更加深入，向精細(xì)包裝這一塊發(fā)展。此外，公司由單純地做生產(chǎn)，延伸至為客戶量身定制方案?？蛻糁灰嬖V我們想要做的產(chǎn)品、活動(dòng)，那么在包裝這個(gè)部分，我們就可以幫他徹底解決，包括采銷(xiāo)、制作，甚而運(yùn)輸過(guò)程中的二維碼溯源，等等。我們現(xiàn)正在搭建一個(gè)智能包裝平臺(tái)，用來(lái)整合客戶的數(shù)據(jù)信息，以更好地幫助到客戶。

氣體通量計(jì)算公式為:

式中:F為氣體通量, 即FCH4(以 CH4計(jì), mg·m-2·h-1)、FCO2(以 CO2計(jì), mg·m-2·h-1)、FN2O(以 N2O 計(jì),mg·m-2·h-1);ρ為標(biāo)準(zhǔn)狀態(tài)下氣體的密度(kg·m-3);V為密閉箱有效體積(m3);S為底座面積(m2); dC/dt表示單位時(shí)間內(nèi)密閉箱內(nèi)CO2和CH4的濃度變化量;T為密閉箱內(nèi)平均氣溫。2015年因儀器原因沒(méi)有測(cè)定N2O。

通過(guò)插值法進(jìn)行累積排放量計(jì)算, 即: 以相鄰兩次監(jiān)測(cè)日的平均通量乘以此期間天數(shù)作為該段時(shí)間累計(jì)排放量, 以此類(lèi)推, 然后將各個(gè)時(shí)間段的累積排放量進(jìn)行相加, 作為整個(gè)監(jiān)測(cè)期累積排放量。增溫潛勢(shì)計(jì)算方法如下[16]: CH4綜合增溫潛勢(shì)(GWP)是CO2的25倍, N2O綜合增溫潛勢(shì)(GWP)是CO2的298倍, 單位面積GWP (CO2kg·hm-2)計(jì)算公式為:

1.4 土壤樣品采集與測(cè)定

在采集氣體的同時(shí), 用不銹鋼土壤采集器采集0～20 cm土層土樣, 每個(gè)小區(qū)采集3個(gè)點(diǎn)做一個(gè)混合樣, 剔除可見(jiàn)根系和石塊, 帶回實(shí)驗(yàn)室, 鮮樣分析土壤可溶性土壤有機(jī)碳(DOC)、-N、-N和乙酸含量。

DOC和乙酸測(cè)定過(guò)程如下: 首先以烘干法測(cè)定土壤水分, 稱取相當(dāng)于烘干土 10 g的新鮮土樣,以土∶水=1∶5的比例加入去離子水, 加入時(shí)扣除鮮土攜帶的水分。25 ℃恒溫震蕩30 min, 4 ℃下8 000 r·min-1離心 10 min, 上清液過(guò) 0.45 μm 濾膜,-18 ℃保存。一份在Elementar總有機(jī)碳分析儀測(cè)定DOC,另一份以 Waters高效液相色譜儀測(cè)定乙酸。乙酸測(cè)定參考孫寶利的方法[17]如下: C18反向色譜柱, 4.6 mm ×250 mm, 5 μm, 0.1%磷酸和乙腈(98∶2), 檢測(cè)波長(zhǎng)210 nm,流速1.0 mL·L-1, 進(jìn)樣體積20 μL, 柱溫35 ℃。高效液相所用試劑均為色譜純。

1.5 產(chǎn)值計(jì)算與數(shù)據(jù)分析

水稻產(chǎn)量分小區(qū)進(jìn)行實(shí)產(chǎn)實(shí)收, 產(chǎn)值按照 2.8元·kg-1計(jì)算; 克氏原螯蝦以每個(gè)小區(qū)單獨(dú)進(jìn)行實(shí)際捕撈、統(tǒng)計(jì)產(chǎn)量、及時(shí)售賣(mài), 以實(shí)際捕撈和銷(xiāo)售收入計(jì)算, 均價(jià)為24元·kg-1。養(yǎng)蝦投入的飼料、人工、防逃網(wǎng)、捕撈網(wǎng)、水體和土壤解毒劑等物資和人工投入進(jìn)行記錄統(tǒng)計(jì)。

數(shù)據(jù)歸納和計(jì)算通過(guò) Microsoft Excel進(jìn)行, 顯著性檢驗(yàn)用SPSS軟件進(jìn)行, 采用One-way ANOVA、Two-way analysis、LSD法和重復(fù)測(cè)量數(shù)據(jù)方差分析格林豪斯-蓋斯勒(Greenhouse-Geisser)檢驗(yàn)法。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同栽培模式下稻田CO2、CH4和N2O排放通量

CH4排放結(jié)果如圖1和表2所示, 2015年監(jiān)測(cè)期W、WSC和WS處理CH4累積排放量分別為(9.95±1.24) g·m-2、(9.22±2.77) g·m-2和(12.66±1.20) g·m-2。曬田導(dǎo)致 CH4排放量急劇降低, 且在復(fù)水后并未恢復(fù), 曬田前W、WS和WSC處理CH4累積排放量占觀測(cè)期總排放量的75.3%、81.1%和86.1%。2016年監(jiān)測(cè)期W、WSC和 WS處理CH4累積排放量分別為(28.48±5.21) g·m-2、(26.81±2.05) g·m-2和(45.59±2.30) g·m-2。6月初的水稻移栽、7月底的排水曬田以及 10月初的排水曬田, 均導(dǎo)致 CH4排放量急劇降低, 由此形成5月、7月和9月3個(gè)較為明顯的排放峰, 其中5月排放峰(4月初至6月初)和7月排放峰(6月初至8月初)的W、WS和WSC處理CH4累積排放量占觀測(cè)期總排放量分別為 31.8%、45.9%、21.4%和 45.1%、42.3%、48.5%?？梢?jiàn), 在7月底排水曬田以前, CH4累積排放量已經(jīng)占到總排放量的77%～88%?？梢钥闯? WS比W處理CH4累積排放量顯著增加(P＜0.05), 2015年和2016年增幅分別為27.23%和60.08%; WSC處理CH4累積排放量比WS顯著降低(P＜0.05), 2015和2016年降幅分別為29.02%和41.19%, 且WSC主要降低了插秧前CH4排放。

圖1 不同處理稻田CH4、CO2和N2O排放季節(jié)變化Fig.1 Seasonal changes of CH4, CO2 and N2O emissions from paddy field under different treatments

CO2排放結(jié)果顯示(圖 1, 表 2), 2015年監(jiān)測(cè)期W、WS和 WSC處理 CO2累積排放量分別為(2.14±0.15) kg·m-2、(2.27±0.22) kg·m-2和(2.13±0.88)kg·m-2, 曬田復(fù)水使 CO2排放通量有一個(gè)明顯的降低, 隨后又持續(xù)升高。2016年W、WS和WSC處理在監(jiān)測(cè)期 CO2累積排放量分別為(3.61±0.23) kg·m-2、(4.34±0.20) kg·m-2和(4.20±0.29) kg·m-2, 秸稈還田使CO2累積排放量顯著提高(P＜0.05), 養(yǎng)蝦對(duì)秸稈還田引起的CO2增排的抑制效果在不同年度表現(xiàn)不同(表2)。

N2O排放結(jié)果顯示(圖1, 表2), 2016年監(jiān)測(cè)期W、WS和WSC處理N2O累積排放量分別為(0.273±0.024)g·m-2、(0.308±0.050) g·m-2和(0.285±0.022) g·m-2,在第1次排水曬田(7月20日)以前, N2O排放量一直很低且平穩(wěn), 排水曬田使 N2O排放量開(kāi)始升高, 隨后的淹水和排水活動(dòng)使N2O排放通量變化幅度增大,直至水稻收獲。其中WS比W處理N2O累積排放量提高12.8%, WSC比 WS處理N2O累積排放量降低7.5%, 可見(jiàn)秸稈還田使 N2O累積排放量提高, 而養(yǎng)蝦對(duì)秸稈還田引起的N2O增排有抑制效果, 但均不顯著。

表2 2015年和2016年不同處理稻田溫室氣體累積排放量Table 2 Total CH4, CO2 and N2O emissions (mean ± SE) from paddy field under different treatments in 2015 and 2016

2.2 不同栽培模式下稻田土壤-N和-N含量的動(dòng)態(tài)變化

圖2 2015年和2016年不同處理稻田土壤-N和-N含量動(dòng)態(tài)變化Fig.2 Variations of soil NO3--N and NH4+-N contents in paddy field under different treatments in 2015 and 2016

2.3 不同栽培模式下稻田土壤 DOC和乙酸含量的動(dòng)態(tài)變化

兩年結(jié)果顯示(圖3), 稻季DOC濃度變化趨勢(shì)為先降低后升高再降低的趨勢(shì), 2016年水稻收獲以后DOC濃度急劇升高, 這主要是由于水稻收割后稻草還田耦合淹水導(dǎo)致。表3顯示, DOC含量?jī)H與WSC處理中N2O排放通量呈顯著相關(guān)。乙酸濃度在不同年度變化不一致且與CH4排放通量無(wú)顯著相關(guān)關(guān)系。

圖3 2015年和2016年不同處理稻田土壤可溶性有機(jī)碳和乙酸含量動(dòng)態(tài)變化Fig.3 Variations of soil dissolved organic carbon and acetic acid contents in paddy field under different treatments in 2015 and 2016

2.4 不同栽培模式下稻田土壤溫度變化

5 cm土壤溫度變化在不同處理間無(wú)明顯差異,但在不同年度間不一致(圖4), 土壤溫度主要受到氣溫影響, 如2015年6月下旬氣溫平均27 ℃, 而2016年同期則為25 ℃, 再如, 2015年7月17日測(cè)定土壤溫度為24 ℃左右, 7月16日和7月17日最高氣溫分別為25 ℃和27 ℃, 2016年7月18日測(cè)定土壤溫度為28 ℃左右, 7月17日和7月18日當(dāng)日最高氣溫為 33 ℃和 30 ℃, 可見(jiàn), 土壤溫度受到前期和當(dāng)日氣溫影響較大。表3顯示, 監(jiān)測(cè)期5 cm土壤溫度與CH4和CO2排放通量之間無(wú)顯著關(guān)系, 但與WSC處理N2O之間顯著負(fù)相關(guān)?？鄢耘潘鹬翉?fù)水后一定時(shí)間5 cm土壤溫度與CH4排放之間的相關(guān)關(guān)系,從全監(jiān)測(cè)期土壤溫度(TA)到扣除自排水起至復(fù)水后25 d土壤溫度(TD), 土壤溫度與CH4排放相關(guān)性呈顯著逐步緊密的狀態(tài), 可見(jiàn)排水曬田對(duì) CH4排放通量的影響滯后效應(yīng)較長(zhǎng), 若在恰當(dāng)?shù)臅r(shí)間進(jìn)行適宜的排水曬田, 可顯著降低CH4排放。

圖4 監(jiān)測(cè)期不同處理5 cm土壤溫度和大氣溫度變化Fig.4 Variations of air mean temperature and soil temperature in 5 cm soil layer during monitoring periods under different treatments

表3 不同處理下土壤因子與CH4、CO2和N2O排放通量的相關(guān)關(guān)系Table 3 Correlation of CH4, CO2 and N2O fluxes with selected soil parameters in paddy field under different treatments

2.5 不同栽培模式下稻田土壤Eh的變化

圖5 2015年和2016年不同處理下20 cm和40 cm土層土壤氧化還原狀況動(dòng)態(tài)變化Fig.5 Eh value variations of 20 cm and 40 cm soil layers in paddy field under different treatments in 2015 and 2016

本研究監(jiān)測(cè)了水稻大田階段土壤20 cm和40 cm土層的土壤 Eh值(圖 5)。2015年監(jiān)測(cè)期內(nèi)兩個(gè)土層Eh值均變幅不大, 比較平穩(wěn), Eh值介于-30～-50 mv;2016年則有較大起伏, 20 cm土層上有明顯的兩個(gè)峰值, WS峰值出現(xiàn)時(shí)間較W和WSC提前約20 d; 40 cm土層上, 同樣有兩個(gè)峰值且不同處理之間出現(xiàn)時(shí)間一致, 且WSC處理Eh值一直較高, 兩年變化不一致可能與年度之間曬田程度不一致有關(guān)系。2015年和 2016年WSC、W、WS處理在20 m土層土壤氧化還原電位均值分別為-40.98 mv、-38.10 mv、-39.62 mv和-36.20 mv、-33.48 mv、-28.20 mv, 40 cm土層分別為-32.80 mv、-35.18 mv、-38.38 mv和-17.17 mv、-22.45 mv、-31.08 mv,可見(jiàn), 在連續(xù)兩年養(yǎng)蝦后, WSC處理在40 cm土層氧化還原電位比 20 cm土層高, 顯示出養(yǎng)蝦稻田掘洞活動(dòng)可能帶來(lái)底層氧化狀態(tài)的改善。

2.6 不同栽培模式下稻田土壤環(huán)境因子數(shù)據(jù)分析

不同處理對(duì)土壤環(huán)境因子的影響如表 4所示,2016年度WSC處理-N含量顯著高于W和WS處理, 其他因子在處理之間均無(wú)顯著差異。

表4 不同年份不同處理對(duì)土壤因子的影響Table 4 Effects of different treatments on soil parameters in different years

2.7 稻蝦模式對(duì)水稻產(chǎn)量及溫室效應(yīng)的影響

從表5看出, 2015年觀測(cè)期內(nèi)WSC處理排放的CO2和 CH4的溫室效應(yīng)最低, 顯著低于 WS處理;2016年觀測(cè)期則 W 處理 CO2溫室效應(yīng)顯著低于WSC和WS處理, WSC處理CH4的溫室效應(yīng)最低,顯著低于WS處理。綜合來(lái)看, 2015年度WSC處理總溫室效應(yīng)最低, 比WS處理降低7.8%, 2016年度W處理總溫室效應(yīng)最低, 比WS處理低21.3%, WSC處理比WS處理低11.1%。兩年結(jié)果來(lái)看, WS處理帶來(lái)了溫室效應(yīng)大幅度增加, 而WSC處理則可有效抑制這種增排效應(yīng), 這種減排效果主要是通過(guò)降低CH4排放來(lái)實(shí)現(xiàn)的。表5顯示CO2和CH4全球增溫潛勢(shì)在處理與年度的交互F分別為5.380和14.088,P值分別為0.021和0.001, 均小于0.05, 說(shuō)明處理和年度之間有交互效應(yīng), 這主要可能是由于年度間氣候不同、監(jiān)測(cè)期時(shí)間長(zhǎng)短不同導(dǎo)致, 如2015年9月初就停止監(jiān)測(cè), 而2016年顯示同時(shí)期CO2排放尚處于較高階段(圖 2), 此后 CH4也有一個(gè)小排放高峰(圖 1)。

表6為2015年和2016年兩年合計(jì)產(chǎn)出, 3個(gè)處理水稻產(chǎn)量和產(chǎn)值無(wú)顯著差異, WSC處理中克氏原螯蝦使凈產(chǎn)值增加 3.2萬(wàn)元, 其單位面積產(chǎn)值分別是W和WS處理的1.78倍和1.82倍。與W 相比較,WS使溫室氣體排放強(qiáng)度提高。與WS相比較, WSC則使溫室氣體排放強(qiáng)度顯著降低, 這主要是由于WSC使溫室效應(yīng)明顯降低(表5)。

表5 2015年和2016年不同處理的溫室效應(yīng)[全球增溫潛勢(shì)(GWP)]Table 5 Global warming potentials (GWP) of different treatments in 2015 and 2016

表6 2015年和2016年不同處理水稻產(chǎn)量、產(chǎn)值及溫室氣體排放強(qiáng)度Table 8 Rice yields, output and greenhouse gas intensity of different treatments in 2015 and 2016

3 討論

3.1 稻蝦共作模式對(duì)稻季CH4排放的影響

秸稈還田在提高土壤固碳能力的同時(shí), 極大地刺激了 CH4排放[18-19], 持續(xù)淹水疊加秸稈還田對(duì)CH4排放具有強(qiáng)烈的激發(fā)作用[20]。本研究表明, WS處理CH4排放顯著高于W處理。稻田種養(yǎng)結(jié)合對(duì)稻季 CH4排放的影響已有報(bào)道[12,15]: 袁偉玲等[15]認(rèn)為稻魚(yú)模式CH4排放比對(duì)照降低12%～18%、稻鴨模式降低 23%～26%, 稻鴨模式下稻田 CH4的 GWP比對(duì)照降低 18%[12]; Frei等[21]研究表明稻魚(yú)會(huì)增加 CH4排放。稻蝦模式非稻季的深度淹水使 CH4通過(guò)氣泡和液相擴(kuò)散排放的幾率大幅度降低[22], 雖然深度淹水使土壤Eh值降低, 但克原氏螯蝦掘洞使整個(gè)稻田中水土界面和含氧量大大增加, 而含氧量的增加可提高土壤 Eh, 這種雙重作用可能使土壤 Eh值不會(huì)發(fā)生較大的變化, 但可以降低產(chǎn) CH4菌豐度、增加CH4氧化菌豐度[23], 由此導(dǎo)致 CH4的產(chǎn)生和排放發(fā)生變化。資料表明, 與水稻-油菜種植模式比較, 稻蝦模式下 CH4排放量降低 39.5%～64.7%[13-14]。本研究表明, WSC處理比WS處理CH4累積排放量降低29.02%(2015年)和 41.19%(2016年)(表 4), 與程琳[14]的結(jié)果差距較大, 可能原因該作者比較的是油菜-水稻的水旱輪作, 且該研究可能沒(méi)有秸稈還田, 而本研究是長(zhǎng)期淹水且秸稈還田, 與水旱輪作相比, 長(zhǎng)期淹水加秸稈還田會(huì)顯著提高稻季CH4排放量[20]。

3.2 稻蝦共作模式對(duì)稻季CO2和N2O排放的影響

現(xiàn)有資料表明, 秸稈還田對(duì)土壤 CO2排放通量的影響結(jié)果并不一致, 有研究表明秸稈還田會(huì)促進(jìn)土壤 CO2排放[24-25], 也有研究表明秸稈還田會(huì)降低CO2排放[26-27], 這種不一致的結(jié)果, 主要是由于還田方式不同造成的[24], 如覆蓋還田下, 土壤與秸稈結(jié)合并不緊密, 會(huì)導(dǎo)致有氧降解加劇, 從而導(dǎo)致CO2排放增加。稻田種養(yǎng)模式不同, 對(duì)稻季 CO2排放的影響也有所差異。稻鴨模式在放養(yǎng)鴨期間和整個(gè)稻季均明顯提高稻田 CO2排放[12], 是由于鴨子活動(dòng)增加了土壤與氧氣的接觸機(jī)會(huì), 促進(jìn)土壤微生物好氧呼吸, 導(dǎo)致CO2排放增加。而程琳[14]以水稻-油菜輪作為對(duì)照研究發(fā)現(xiàn), 稻蝦模式明顯降低稻季CO2排放量, 可能的原因是稻油輪作屬于水旱輪作體系, 水稻收獲至下季水稻播種期間土壤處于完全好氧階段, 土壤有一個(gè)較長(zhǎng)時(shí)間的緩沖過(guò)程, CO2排放量很難急劇降低; 而稻蝦模式下土壤一直處于淹水狀態(tài), 土壤微生物好氧呼吸的過(guò)程受到強(qiáng)烈抑制,因此CO2排放量難以有明顯的提高。本研究表明, 與W相比較, 2015年WS對(duì)CO2排放無(wú)顯著影響, 2016年則顯著增加; 與WS相比較, WSC對(duì)CO2排放無(wú)顯著影響。說(shuō)明長(zhǎng)期淹水情況下, 秸稈還田對(duì)稻季CO2排放無(wú)顯著影響, 但可顯著增加周年 CO2排放,這可能是由于稻草還田增加了非稻季 CO2排放, 但在此基礎(chǔ)上養(yǎng)蝦則對(duì)CO2排放無(wú)影響。

秦曉波等[28]研究表明, 稻草還田對(duì)稻田N2O的排放無(wú)顯著影響; 而張?jiān)婪嫉萚19]研究表明, 麥秸還田可顯著降低稻季N2O的排放。有研究者認(rèn)為這種秸稈還田對(duì)稻季N2O排放的影響受到還田方式的強(qiáng)烈影響。如肖小平等[29]研究表明, 免耕稻草還田比旋耕和翻耕N2O排放顯著降低。不同稻田種養(yǎng)模式對(duì) N2O排放的影響不同, 有研究表明[12,15], 與水稻單作相比, 稻鴨共作顯著提高了稻季 N2O排放; 而Datta等[30]研究表明, 稻魚(yú)共作會(huì)顯著降低 N2O 排放。這種結(jié)果的不一致, 可能與養(yǎng)殖品種、養(yǎng)殖過(guò)程等的環(huán)境影響不同有關(guān)。本研究表明, WS比W顯著增加稻季N2O排放, 而WSC比WS顯著降低N2O排放, 其排放量與 W 基本相當(dāng), 因?yàn)樵陴B(yǎng)殖克氏原螯蝦過(guò)程中施用生石灰消毒是常用措施, 這會(huì)使水體pH提高, 而pH與N2O排放顯著負(fù)相關(guān)[30], 這可能是WSC降低N2O排放的一個(gè)原因。

3.3 稻蝦共作模式對(duì)土壤環(huán)境的影響

稻田種養(yǎng)模式是在傳統(tǒng)單純的水稻系統(tǒng)中增加養(yǎng)殖活動(dòng), 對(duì)稻田系統(tǒng)造成極大的擾動(dòng), 首先是水體環(huán)境中的溶解氧濃度增加[12], 還原性物質(zhì)含量降低[31], 土壤-N濃度顯著提高,-N濃度則無(wú)明顯影響[14]。本研究表明, WSC處理40 cm土層Eh值高于20 cm土層, 說(shuō)明克氏原螯蝦掘洞影響遠(yuǎn)高于鴨和魚(yú), 長(zhǎng)期養(yǎng)蝦可顯著改善深層土壤氧化還原狀況, 這很可能使整個(gè)稻田系統(tǒng) CH4產(chǎn)生量降低而氧化量升高。除2016年-N外, 土壤乙酸、-N和DOC含量在不同處理之間均并無(wú)顯著差別(表5),而隨時(shí)間變化有顯著差異(表 4), 表明在長(zhǎng)期淹水情況下稻草還田和養(yǎng)殖小龍蝦對(duì)上述因子無(wú)顯著影響,而土壤溫度變化、水分管理變化、作物生長(zhǎng)消耗養(yǎng)分以及水稻根系分泌物增加對(duì)其影響較大。而彭娜等[32]研究表明, 持續(xù)淹水以及持續(xù)淹水且稻草還田可顯著提高土壤可溶性有機(jī)碳和有機(jī)酸濃度從而導(dǎo)致CH4排放量增加。其原因可能是在本研究中, 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(duì)秸稈的分解受到限制, 在此基礎(chǔ)上加入小龍蝦后, 小龍蝦通過(guò)取食秸稈減少DOC來(lái)源, 同時(shí)小龍蝦活動(dòng)改變了土壤微生物結(jié)構(gòu)[33], 使利用有機(jī)酸的微生物豐度提高從而降低乙酸累積。

4 結(jié)論

與冬泡無(wú)秸稈還田稻田相比較, 秸稈還田顯著提高了稻田 CH4排放, 在秸稈還田的基礎(chǔ)上養(yǎng)殖克氏原螯蝦可大幅度抑制因秸稈還田帶來(lái)的 CH4增排效應(yīng), CH4排放在淹水期主要受到土壤溫度調(diào)控, 在干濕交替情況下則受多種因素共同影響; 與冬泡無(wú)秸稈還田相比較, 秸稈還田提高周年 CO2排放。不同處理之間水稻產(chǎn)量并無(wú)顯著差異, 與冬泡+秸稈還田相比, 冬泡+秸稈還田+養(yǎng)蝦可顯著降低溫室氣體排放強(qiáng)度。

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Effect of rice-crayfish co-culture on greenhouse gases emission in straw-puddled paddy fields*

XU Xiangyu1,2, ZHANG Minmin1,2, PENG Chenglin1,2, SI Guohan1,2,ZHOU Jianxiong1,2, XIE Yuanyuan1,2, YUAN Jiafu1,2**
(1.Qianjiang Scientific Observation and Experimental Station of Agro-Environment and Arable Land Conservation, Ministry of Agriculture, Qianjiang 433100, China; 2.Institute of Plant Protection and Soil Fertilizer, Hubei Academy of Agricultural Sciences /Key Laboratory of Agricultural Waste Fertilization, Ministry of Agriculture, Wuhan 430064, China)

Apr.1, 2017; accepted Jun.21, 2017

Traditional agricultural systems are currently faced with the challenge of insufficient food production and reducing the negative effects of crop cultivation and population growth on the environment.One effective way to meet this challenge is the crop and animal co-culture in the paddy fields in South China.Rice-crayfish co-culture is the main component of such way,which has distinctive characteristics of deep waterlogging in off-rice season, total or partial direct straw return to fields, crayfish breeding in the whole year and strong crayfish burrowing, rapid planting area and high economic benefits.While the burrowing behavior of crayfish increases water-soil surface area, deep water management increases total dissolves oxygen and concurrently weakened methane transmission via bubbling.Although all the above measures theoretically reduce methane emission in paddy fields, the potential effect on global warming of rice-crayfish co-culture systems is not entirely clear.This study involved three treatments ― waterlogging in off-rice season (W), waterlogging in off-rice season with straw return (WS)and waterlogging in off-rice season with straw return and crayfish (WSC).The aim was to investigate the characteristics of methane (CH4), nitrous oxide (N2O) and carbon dioxide (CO2) emissions under different treatments and to provide data support for accurate assessment of paddy greenhouse gas emission.The results showed that the cumulative CH4emissions were respectively (10.0±1.2) g·m-2, (9.2±2.8) g·m-2and (12.7±1.2) g·m-2under W, WSC and WS in 2015 and (28.5±5.2) g·m-2, (26.8±2.1)g·m-2and (45.6±3.3) g·m-2under W, WSC and WS in 2016.Compare with W, cumulative CH4emission under WS increased by 27.23% and 60.08% respectively in 2015 and 2016.Compared with WS, WSC decreased cumulative CH4emission respectively by 29.02% and 41.19% in 2015 and 2016.Cumulative CO2emission significantly increased under WS, compare with W in both years.There was only a slight effect on cumulative N2O emission of WS and WSC compared with W.Rice yield was 8.81 t·hm-2under WSC treatment and not different between W and WS treatments.Global warming potential (GWP)of WS significantly increased compare with W, and this increase was suppressed by WSC due to decreasing CH4emission.Then compared with WS, WSC treatment significantly decreased greenhouse gas intensity.There were no significant differences in soil dissolved organic carbon, acetic acid, NH4+-N and NO3--N contents among W, WS and WSC.Compare with W and WS, WSC considerably increased rice-crayfish co-culture benefits per unit area with less greenhouse gases emission.

Rice-crayfish co-culture; Straw return; Methane; Nitrous oxide; Greenhouse gas

S154.1; S181

A

1671-3990(2017)11-1591-13

10.13930/j.cnki.cjea.170280

徐祥玉, 張敏敏, 彭成林, 佀國(guó)涵, 周劍雄, 謝媛圓, 袁家富.稻蝦共作對(duì)秸稈還田后稻田溫室氣體排放的影響[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2017, 25(11): 1591-1603

Xu X Y, Zhang M M, Peng C L, Si G H, Zhou J X, Xie Y Y, Yuan J F.Effect of rice-crayfish co-culture on greenhouse gases emission in straw-puddled paddy fields[J].Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2017, 25(11): 1591-1603

* 國(guó)家自然科學(xué)基金項(xiàng)目(41301306)、湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院競(jìng)爭(zhēng)性項(xiàng)目(2016jzxjh008)、湖北省農(nóng)業(yè)科技創(chuàng)新項(xiàng)目(2016-620-000-001-020)、國(guó)家科技支撐計(jì)劃課題(2013BAD07B10)和湖北省農(nóng)業(yè)科學(xué)院重大研發(fā)成果培育專(zhuān)項(xiàng)項(xiàng)目(2017CGPY01)資助

** 通訊作者: 袁家富, 主要研究方向?yàn)橥寥栏牧寂c生態(tài)環(huán)境。E-mail: fu1682@sina.com

徐祥玉, 主要研究方向?yàn)橥寥拉h(huán)境過(guò)程及碳氮循環(huán)。E-mail: xuxiangyu2004@sina.com

2017-04-01 接受日期: 2017-06-21

* This study was supported by the National Natural Science Foundation of China (41301306), the Competitive Project of Hubei Academy of Agricultural Sciences (2016jzxjh008), the Hubei Agricultural Science and Technology Innovation Project (2016-620-000-001-020), the National Key Technologies R&D Program of China (2013BAD07B10) and the Scientific and Technological Achievements Cultivation Project of Hubei Academy of Agricultural Sciences (2017CGPY01).

** Corresponding author, E-mail: fu1682@sina.com