稻虾共作对秸秆还田后稻田温室气体排放的影响*

徐祥玉, 张敏敏, 彭成林, 佀国涵, 周剑雄, 谢媛圆, 袁家富**

(1.农业部潜江农业环境与耕地保育科学观测实验站 潜江 433100; 2.湖北省农业科学院植保土肥研究所/农业部废弃物肥料化利用重点实验室 武汉 430064)

稻虾共作对秸秆还田后稻田温室气体排放的影响*

徐祥玉1,2, 张敏敏1,2, 彭成林1,2, 佀国涵1,2, 周剑雄1,2, 谢媛圆1,2, 袁家富1,2**

(1.农业部潜江农业环境与耕地保育科学观测实验站 潜江 433100; 2.湖北省农业科学院植保土肥研究所/农业部废弃物肥料化利用重点实验室 武汉 430064)

稻虾共作模式是稻田种养复合模式的重要组成部分, 其主要特点是稻草全量还田、非稻季持续淹水和周年养殖克氏原螯虾。目前对稻虾共作模式稻田温室气体排放的影响尚不清楚。本研究以江汉平原冬泡无稻草还田为对照, 设置冬泡+稻草还田和冬泡+稻草还田+养虾处理, 探讨稻草还田及稻虾共作对稻田系统CH4、N2O和CO2排放的影响, 为准确评估稻田温室气体排放提供数据支撑和理论支持。结果表明, 在大田监测期间,冬泡+稻草还田处理 CH4累积排放量比冬泡无稻草还田处理显著增加(P＜0.05), 2015年和 2016年增幅分别为27.23%和 60.08%; 冬泡+稻草还田+养虾处理 CH4累积排放量比冬泡+稻草还田显著降低(P＜0.05), 2015年和2016年降幅分别为29.02%和41.19%。冬泡+稻草还田处理CO2累积排放比冬泡无稻草还田处理显著提高; 与冬泡无稻草还田处理相比较, 冬泡+稻草还田处理和冬泡+稻草还田+养虾处理对 N2O累积排放无显著影响。从温室效应角度看, 冬泡+稻草还田处理温室效应比冬泡无稻草还田处理大幅度增加, 而冬泡+稻草还田基础上进行养虾则可大幅度降低 CH4排放, 从而降低因秸秆还田带来的温室效应增强。所有处理水稻产量无显著差异, 与冬泡+稻草还田处理相比, 冬泡+稻草还田+养虾可显著降低温室气体排放强度。和冬泡无稻草还田处理相比, 冬泡+稻草还田和冬泡+稻草还田+养虾对土壤可溶性有机碳(DOC)、乙酸和NH4+-N并无显著影响。冬泡+稻草还田+养虾可极显著提高单位面积收益。

稻虾共作; 秸秆还田; 甲烷; 氧化亚氮; 温室气体

甲烷(CH4)和二氧化碳(CO2)是最重要的温室气体。大气中 CH4浓度从工业革命前的 0.72 μmol·mol-1升高到 2012年的 1.82 μmol·mol-1, 提高了 1.53倍,同时期CO2提高了40%[1]。目前 CH4对全球变暖的贡献率达20%～39%[2]。稻田是大气CH4的重要来源,年排放量为 31～112 Tg, 占全球总排放量的5%～19%[2], 中国稻田 CH4排放量为 7.2～9.5 Tg[3]。长期淹水造成的严格厌氧条件促进了 CH4的产生和排放, 而水稻生长期间的间歇性灌溉-晒田措施则能极大地抑制CH4排放[4]。非稻季管理措施(如水分和有机物料投入管理)对稻季CH4排放有很大影响[5]。秸秆还田是我国大力推广的秸秆利用方式, 是提高土壤有机质、改良土壤结构、合理利用秸秆资源的有效方式, 但同时刺激了CH4的排放[6-7]。

将水稻种植与鱼、虾、鸭等水产经济动物养殖组成的互利共生复合生态农业系统不仅节约空间,并能带来可观的经济效益[8]。传统稻鱼共生系统在世界很多国家均有分布[9-10], 并在此基础上发展起来多样化稻田复合种养模式[11-14]。稻虾(克氏原螯虾)共作模式是稻田综合种养模式之一, 该模式具有极高的经济效益, 每公顷增收达4.47万元(全国稻田综合种养交流会, 内部资料), 显著高于稻鱼和稻鸭模式[12,15], 截至 2016年, 仅在江汉平原推广面积已达20万hm2以上。稻虾共作模式存在以下特点: 1)克氏原螯虾周年存在于虾沟或稻田; 2)稻草秸秆全量还田; 3)非稻季稻田淹水深达50 cm以上; 4)淹水期间施用增氧剂、消毒剂等使水体中溶解氧增加; 5)稻季淹水期间克氏原螯虾在稻田掘洞导致水土界面增加。研究表明, 非稻季淹水耦合秸秆还田会大幅度提高稻季 CH4排放量[16], 而在此基础上养殖克氏原螯虾后温室气体排放并不清楚。我们猜想: 克氏原螯虾掘洞使水土界面增加, 由此使干湿交替过程中土壤孔隙容纳更多的氧气, 使复水后溶解氧消耗时间延长, 这可能会导致 CH4排放量降低而 CO2排放量升高, 最终致使温室效应降低。为了证明上述设想, 本研究通过连续两年监测非稻季淹水(W)、非稻季淹水+稻草还田(WS)以及非稻季淹水+稻草还田+养虾(WSC)3种模式下稻田的温室气体排放, 明确该模式温室气体排放特征及温室效应, 该结果可为准确评估我国稻田温室气体排放提供数据支撑。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

试验点位于湖北省潜江市后湖农场, 属江汉平原低湖区, 冬季静态地下水位 40～60 cm, 北亚热带季风湿润气候, 年均气温16.1 ℃, 无霜期246 d, 年均降雨量1 100 mm, 土壤类型为湖积物发育而成的潮土性水稻土, 试验点在此前种植制度为中稻–冬干。试验田土壤基本肥力为全氮 2.4 g·kg-1, 全磷0.45 g·kg-1, 全钾 19.5 g·kg-1, 有机质 26.43 g·kg-1,碱解氮 129.50 mg·kg-1, 速效磷 9.13 mg·kg-1, 速效钾 178.67 mg·kg-1, pH 7.12。

1.2 试验设计及田间管理

试验于2014年实施, 2015年水稻大田生长季节(6月底至 9月底)、2016年全年(3月底至 11月底)监测温室气体排放。

试验田总面积900 m2, 共设 3个处理: 冬泡无秸秆还田(W)、冬泡+秸秆还田(WS)和冬泡+秸秆还田+克氏原螯虾(WSC), 每个处理 3个重复, 共 9个小区, 每个小区100 m2。为了防止串水和串肥, 小区四周筑埂, 宽60 cm、高40 cm, 并用地膜包裹。在WSC处理的小区一侧开挖沟宽3.0～4.0 m、深0.8～1.0 m的虾沟, 且四周设尼龙网用以拦截虾逃逸, 尼龙网埋入地下约1.0 m, 地上露出约0.3 m, 并用小竹棍支撑。

水稻收获后稻草还田, 还田量为3 750 kg·hm-2,还田方式为高留茬加田面覆盖。水稻生长期间施N 180 kg·hm-2、施 P2O590 kg·hm-2、施 K2O 144 kg·hm-2,氮肥施用比例为基肥∶分蘖肥∶穗肥=5.8∶1.8∶2.4,磷肥一次性基肥施入, 钾肥施用比例为基肥∶穗肥=5∶5。基肥组成为复合肥(N∶P2O5∶K2O=25∶10∶16)加过磷酸钙(P2O5≥12%), 追肥为尿素(N≥46%)和氯化钾(K2O≥60%), 插秧前施入基肥, 插秧后15 d施入分蘖肥, 插秧后50 d施入穗肥。同时, 每公顷基施6 kg大粒锌(Zn≥25%)和60 kg大粒硅(SiO2≥20%)。

田间管理方式见表1。供试水稻为中稻品种‘鉴真2号’, 供试虾为克氏原螯虾。虾苗于2014年10月按照200 kg·hm-2(约40尾·kg-1)投放亲虾, 2015年因自然原因未统计虾产量。2015年 10月补投适量亲虾,2016年3—5月进行虾饲料投放, 投入饲料量平均为1 800 kg·hm-2, 饲料的主要成分全氮、全磷和全钾含量分别为 46.6 g·kg-1、11.0 g·kg-1和 10.5 g·kg-1, 4 月中旬开始捕捞成虾, 6月上旬捕捞成虾完毕, 而未成熟的幼虾随水迁移至虾沟中, 待整田、插秧、晒田控蘖及复水后再次进入稻田生活, 在中稻收获前收获第2季成熟小龙虾。

表1 不同处理的试验田管理措施Table 1 Managements of the experimental field of different treatments

1.3 气体样品采集与测定

采用静态箱采集气体, 以Agilent 7890A气相色谱仪分析测定, 静态采样箱分为底座、中段箱和顶箱3部分。底座(长42 cm、宽42 cm、高20 cm)用不锈钢制成, 上端有深3 cm、宽2 cm的密封水槽,底座四壁距上部10 cm处打两排直径为2 cm的孔,以利于水分和肥料的流动, 底座于水稻移栽前埋入土壤仅留水槽漏出田面。中段箱和顶箱(长42 cm、宽42 cm、高50 cm)均由不锈钢制作, 中段箱顶部有深3 cm、宽2 cm的密封水槽。在淹水期(深水期), 采样前先将中段箱放置于底座上, 待平衡2 h后, 放置顶箱。箱体外包一层保温隔热层。移栽后底座内 4兜水稻(密度与箱体外一致)。气体采集阶段为 2015年6月29日至9月10日和2016年3月14日至11月22日, 每个小区1个采样箱, 即每个处理3个采样箱, 每7～10 d一次, 采样时间为每日上午8:00—10:00。采气时, 预先在底座水槽中注入水, 盖上中段箱、顶箱, 在0 min、5 min、10 min、15 min、20 min用30 mL医用注射器采集1个气体样品, 24 h内带回实验室进行分析测定完毕。在每个处理选 1个小区, 距离底座 20 cm处埋设氧化还原单位参比电极, 埋设深度为20 cm和40 cm。不定期记录土壤氧化还原状况。

A：我们的定位是随着市场的扩大而变化的。过去公司的生产重点是礼品袋与礼品包装。现在我们的定位会更加深入，向精细包装这一块发展。此外，公司由单纯地做生产，延伸至为客户量身定制方案。客户只要告诉我们想要做的产品、活动，那么在包装这个部分，我们就可以帮他彻底解决，包括采销、制作，甚而运输过程中的二维码溯源，等等。我们现正在搭建一个智能包装平台，用来整合客户的数据信息，以更好地帮助到客户。

气体通量计算公式为:

式中:F为气体通量, 即FCH4(以 CH4计, mg·m-2·h-1)、FCO2(以 CO2计, mg·m-2·h-1)、FN2O(以 N2O 计,mg·m-2·h-1);ρ为标准状态下气体的密度(kg·m-3);V为密闭箱有效体积(m3);S为底座面积(m2); dC/dt表示单位时间内密闭箱内CO2和CH4的浓度变化量;T为密闭箱内平均气温。2015年因仪器原因没有测定N2O。

通过插值法进行累积排放量计算, 即: 以相邻两次监测日的平均通量乘以此期间天数作为该段时间累计排放量, 以此类推, 然后将各个时间段的累积排放量进行相加, 作为整个监测期累积排放量。增温潜势计算方法如下[16]: CH4综合增温潜势(GWP)是CO2的25倍, N2O综合增温潜势(GWP)是CO2的298倍, 单位面积GWP (CO2kg·hm-2)计算公式为:

1.4 土壤样品采集与测定

在采集气体的同时, 用不锈钢土壤采集器采集0～20 cm土层土样, 每个小区采集3个点做一个混合样, 剔除可见根系和石块, 带回实验室, 鲜样分析土壤可溶性土壤有机碳(DOC)、-N、-N和乙酸含量。

DOC和乙酸测定过程如下: 首先以烘干法测定土壤水分, 称取相当于烘干土 10 g的新鲜土样,以土∶水=1∶5的比例加入去离子水, 加入时扣除鲜土携带的水分。25 ℃恒温震荡30 min, 4 ℃下8 000 r·min-1离心 10 min, 上清液过 0.45 µm 滤膜,-18 ℃保存。一份在Elementar总有机碳分析仪测定DOC,另一份以 Waters高效液相色谱仪测定乙酸。乙酸测定参考孙宝利的方法[17]如下: C18反向色谱柱, 4.6 mm ×250 mm, 5 μm, 0.1%磷酸和乙腈(98∶2), 检测波长210 nm,流速1.0 mL·L-1, 进样体积20 µL, 柱温35 ℃。高效液相所用试剂均为色谱纯。

1.5 产值计算与数据分析

水稻产量分小区进行实产实收, 产值按照 2.8元·kg-1计算; 克氏原螯虾以每个小区单独进行实际捕捞、统计产量、及时售卖, 以实际捕捞和销售收入计算, 均价为24元·kg-1。养虾投入的饲料、人工、防逃网、捕捞网、水体和土壤解毒剂等物资和人工投入进行记录统计。

数据归纳和计算通过 Microsoft Excel进行, 显著性检验用SPSS软件进行, 采用One-way ANOVA、Two-way analysis、LSD法和重复测量数据方差分析格林豪斯-盖斯勒(Greenhouse-Geisser)检验法。

2 结果与分析

2.1 不同栽培模式下稻田CO2、CH4和N2O排放通量

CH4排放结果如图1和表2所示, 2015年监测期W、WSC和WS处理CH4累积排放量分别为(9.95±1.24) g·m-2、(9.22±2.77) g·m-2和(12.66±1.20) g·m-2。晒田导致 CH4排放量急剧降低, 且在复水后并未恢复, 晒田前W、WS和WSC处理CH4累积排放量占观测期总排放量的75.3%、81.1%和86.1%。2016年监测期W、WSC和 WS处理CH4累积排放量分别为(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月底的排水晒田以及 10月初的排水晒田, 均导致 CH4排放量急剧降低, 由此形成5月、7月和9月3个较为明显的排放峰, 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处理CH4累积排放量占观测期总排放量分别为 31.8%、45.9%、21.4%和 45.1%、42.3%、48.5%。可见, 在7月底排水晒田以前, CH4累积排放量已经占到总排放量的77%～88%。可以看出, WS比W处理CH4累积排放量显著增加(P＜0.05), 2015年和2016年增幅分别为27.23%和60.08%; WSC处理CH4累积排放量比WS显著降低(P＜0.05), 2015和2016年降幅分别为29.02%和41.19%, 且WSC主要降低了插秧前CH4排放。

图1 不同处理稻田CH4、CO2和N2O排放季节变化Fig.1 Seasonal changes of CH4, CO2 and N2O emissions from paddy field under different treatments

CO2排放结果显示(图 1, 表 2), 2015年监测期W、WS和 WSC处理 CO2累积排放量分别为(2.14±0.15) kg·m-2、(2.27±0.22) kg·m-2和(2.13±0.88)kg·m-2, 晒田复水使 CO2排放通量有一个明显的降低, 随后又持续升高。2016年W、WS和WSC处理在监测期 CO2累积排放量分别为(3.61±0.23) kg·m-2、(4.34±0.20) kg·m-2和(4.20±0.29) kg·m-2, 秸秆还田使CO2累积排放量显著提高(P＜0.05), 养虾对秸秆还田引起的CO2增排的抑制效果在不同年度表现不同(表2)。

N2O排放结果显示(图1, 表2), 2016年监测期W、WS和WSC处理N2O累积排放量分别为(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次排水晒田(7月20日)以前, N2O排放量一直很低且平稳, 排水晒田使 N2O排放量开始升高, 随后的淹水和排水活动使N2O排放通量变化幅度增大,直至水稻收获。其中WS比W处理N2O累积排放量提高12.8%, WSC比 WS处理N2O累积排放量降低7.5%, 可见秸秆还田使 N2O累积排放量提高, 而养虾对秸秆还田引起的N2O增排有抑制效果, 但均不显著。

表2 2015年和2016年不同处理稻田温室气体累积排放量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含量的动态变化

图2 2015年和2016年不同处理稻田土壤-N和-N含量动态变化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和乙酸含量的动态变化

两年结果显示(图3), 稻季DOC浓度变化趋势为先降低后升高再降低的趋势, 2016年水稻收获以后DOC浓度急剧升高, 这主要是由于水稻收割后稻草还田耦合淹水导致。表3显示, DOC含量仅与WSC处理中N2O排放通量呈显著相关。乙酸浓度在不同年度变化不一致且与CH4排放通量无显著相关关系。

图3 2015年和2016年不同处理稻田土壤可溶性有机碳和乙酸含量动态变化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温度变化

5 cm土壤温度变化在不同处理间无明显差异,但在不同年度间不一致(图4), 土壤温度主要受到气温影响, 如2015年6月下旬气温平均27 ℃, 而2016年同期则为25 ℃, 再如, 2015年7月17日测定土壤温度为24 ℃左右, 7月16日和7月17日最高气温分别为25 ℃和27 ℃, 2016年7月18日测定土壤温度为28 ℃左右, 7月17日和7月18日当日最高气温为 33 ℃和 30 ℃, 可见, 土壤温度受到前期和当日气温影响较大。表3显示, 监测期5 cm土壤温度与CH4和CO2排放通量之间无显著关系, 但与WSC处理N2O之间显著负相关。扣除自排水起至复水后一定时间5 cm土壤温度与CH4排放之间的相关关系,从全监测期土壤温度(TA)到扣除自排水起至复水后25 d土壤温度(TD), 土壤温度与CH4排放相关性呈显著逐步紧密的状态, 可见排水晒田对 CH4排放通量的影响滞后效应较长, 若在恰当的时间进行适宜的排水晒田, 可显著降低CH4排放。

图4 监测期不同处理5 cm土壤温度和大气温度变化Fig.4 Variations of air mean temperature and soil temperature in 5 cm soil layer during monitoring periods under different treatments

表3 不同处理下土壤因子与CH4、CO2和N2O排放通量的相关关系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的变化

图5 2015年和2016年不同处理下20 cm和40 cm土层土壤氧化还原状况动态变化Fig.5 Eh value variations of 20 cm and 40 cm soil layers in paddy field under different treatments in 2015 and 2016

本研究监测了水稻大田阶段土壤20 cm和40 cm土层的土壤 Eh值(图 5)。2015年监测期内两个土层Eh值均变幅不大, 比较平稳, Eh值介于-30～-50 mv;2016年则有较大起伏, 20 cm土层上有明显的两个峰值, WS峰值出现时间较W和WSC提前约20 d; 40 cm土层上, 同样有两个峰值且不同处理之间出现时间一致, 且WSC处理Eh值一直较高, 两年变化不一致可能与年度之间晒田程度不一致有关系。2015年和 2016年WSC、W、WS处理在20 m土层土壤氧化还原电位均值分别为-40.98 mv、-38.10 mv、-39.62 mv和-36.20 mv、-33.48 mv、-28.20 mv, 40 cm土层分别为-32.80 mv、-35.18 mv、-38.38 mv和-17.17 mv、-22.45 mv、-31.08 mv,可见, 在连续两年养虾后, WSC处理在40 cm土层氧化还原电位比 20 cm土层高, 显示出养虾稻田掘洞活动可能带来底层氧化状态的改善。

2.6 不同栽培模式下稻田土壤环境因子数据分析

不同处理对土壤环境因子的影响如表 4所示,2016年度WSC处理-N含量显著高于W和WS处理, 其他因子在处理之间均无显著差异。

表4 不同年份不同处理对土壤因子的影响Table 4 Effects of different treatments on soil parameters in different years

2.7 稻虾模式对水稻产量及温室效应的影响

从表5看出, 2015年观测期内WSC处理排放的CO2和 CH4的温室效应最低, 显著低于 WS处理;2016年观测期则 W 处理 CO2温室效应显著低于WSC和WS处理, WSC处理CH4的温室效应最低,显著低于WS处理。综合来看, 2015年度WSC处理总温室效应最低, 比WS处理降低7.8%, 2016年度W处理总温室效应最低, 比WS处理低21.3%, WSC处理比WS处理低11.1%。两年结果来看, WS处理带来了温室效应大幅度增加, 而WSC处理则可有效抑制这种增排效应, 这种减排效果主要是通过降低CH4排放来实现的。表5显示CO2和CH4全球增温潜势在处理与年度的交互F分别为5.380和14.088,P值分别为0.021和0.001, 均小于0.05, 说明处理和年度之间有交互效应, 这主要可能是由于年度间气候不同、监测期时间长短不同导致, 如2015年9月初就停止监测, 而2016年显示同时期CO2排放尚处于较高阶段(图 2), 此后 CH4也有一个小排放高峰(图 1)。

表6为2015年和2016年两年合计产出, 3个处理水稻产量和产值无显著差异, WSC处理中克氏原螯虾使净产值增加 3.2万元, 其单位面积产值分别是W和WS处理的1.78倍和1.82倍。与W 相比较,WS使温室气体排放强度提高。与WS相比较, WSC则使温室气体排放强度显著降低, 这主要是由于WSC使温室效应明显降低(表5)。

表5 2015年和2016年不同处理的温室效应[全球增温潜势(GWP)]Table 5 Global warming potentials (GWP) of different treatments in 2015 and 2016

表6 2015年和2016年不同处理水稻产量、产值及温室气体排放强度Table 8 Rice yields, output and greenhouse gas intensity of different treatments in 2015 and 2016

3 讨论

3.1 稻虾共作模式对稻季CH4排放的影响

秸秆还田在提高土壤固碳能力的同时, 极大地刺激了 CH4排放[18-19], 持续淹水叠加秸秆还田对CH4排放具有强烈的激发作用[20]。本研究表明, WS处理CH4排放显著高于W处理。稻田种养结合对稻季 CH4排放的影响已有报道[12,15]: 袁伟玲等[15]认为稻鱼模式CH4排放比对照降低12%～18%、稻鸭模式降低 23%～26%, 稻鸭模式下稻田 CH4的 GWP比对照降低 18%[12]; Frei等[21]研究表明稻鱼会增加 CH4排放。稻虾模式非稻季的深度淹水使 CH4通过气泡和液相扩散排放的几率大幅度降低[22], 虽然深度淹水使土壤Eh值降低, 但克原氏螯虾掘洞使整个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, 这种双重作用可能使土壤 Eh值不会发生较大的变化, 但可以降低产 CH4菌丰度、增加CH4氧化菌丰度[23], 由此导致 CH4的产生和排放发生变化。资料表明, 与水稻-油菜种植模式比较, 稻虾模式下 CH4排放量降低 39.5%～64.7%[13-14]。本研究表明, WSC处理比WS处理CH4累积排放量降低29.02%(2015年)和 41.19%(2016年)(表 4), 与程琳[14]的结果差距较大, 可能原因该作者比较的是油菜-水稻的水旱轮作, 且该研究可能没有秸秆还田, 而本研究是长期淹水且秸秆还田, 与水旱轮作相比, 长期淹水加秸秆还田会显著提高稻季CH4排放量[20]。

3.2 稻虾共作模式对稻季CO2和N2O排放的影响

现有资料表明, 秸秆还田对土壤 CO2排放通量的影响结果并不一致, 有研究表明秸秆还田会促进土壤 CO2排放[24-25], 也有研究表明秸秆还田会降低CO2排放[26-27], 这种不一致的结果, 主要是由于还田方式不同造成的[24], 如覆盖还田下, 土壤与秸秆结合并不紧密, 会导致有氧降解加剧, 从而导致CO2排放增加。稻田种养模式不同, 对稻季 CO2排放的影响也有所差异。稻鸭模式在放养鸭期间和整个稻季均明显提高稻田 CO2排放[12], 是由于鸭子活动增加了土壤与氧气的接触机会, 促进土壤微生物好氧呼吸, 导致CO2排放增加。而程琳[14]以水稻-油菜轮作为对照研究发现, 稻虾模式明显降低稻季CO2排放量, 可能的原因是稻油轮作属于水旱轮作体系, 水稻收获至下季水稻播种期间土壤处于完全好氧阶段, 土壤有一个较长时间的缓冲过程, CO2排放量很难急剧降低; 而稻虾模式下土壤一直处于淹水状态, 土壤微生物好氧呼吸的过程受到强烈抑制,因此CO2排放量难以有明显的提高。本研究表明, 与W相比较, 2015年WS对CO2排放无显著影响, 2016年则显著增加; 与WS相比较, WSC对CO2排放无显著影响。说明长期淹水情况下, 秸秆还田对稻季CO2排放无显著影响, 但可显著增加周年 CO2排放,这可能是由于稻草还田增加了非稻季 CO2排放, 但在此基础上养虾则对CO2排放无影响。

秦晓波等[28]研究表明, 稻草还田对稻田N2O的排放无显著影响; 而张岳芳等[19]研究表明, 麦秸还田可显著降低稻季N2O的排放。有研究者认为这种秸秆还田对稻季N2O排放的影响受到还田方式的强烈影响。如肖小平等[29]研究表明, 免耕稻草还田比旋耕和翻耕N2O排放显著降低。不同稻田种养模式对 N2O排放的影响不同, 有研究表明[12,15], 与水稻单作相比, 稻鸭共作显著提高了稻季 N2O排放; 而Datta等[30]研究表明, 稻鱼共作会显著降低 N2O 排放。这种结果的不一致, 可能与养殖品种、养殖过程等的环境影响不同有关。本研究表明, WS比W显著增加稻季N2O排放, 而WSC比WS显著降低N2O排放, 其排放量与 W 基本相当, 因为在养殖克氏原螯虾过程中施用生石灰消毒是常用措施, 这会使水体pH提高, 而pH与N2O排放显著负相关[30], 这可能是WSC降低N2O排放的一个原因。

3.3 稻虾共作模式对土壤环境的影响

稻田种养模式是在传统单纯的水稻系统中增加养殖活动, 对稻田系统造成极大的扰动, 首先是水体环境中的溶解氧浓度增加[12], 还原性物质含量降低[31], 土壤-N浓度显著提高,-N浓度则无明显影响[14]。本研究表明, WSC处理40 cm土层Eh值高于20 cm土层, 说明克氏原螯虾掘洞影响远高于鸭和鱼, 长期养虾可显著改善深层土壤氧化还原状况, 这很可能使整个稻田系统 CH4产生量降低而氧化量升高。除2016年-N外, 土壤乙酸、-N和DOC含量在不同处理之间均并无显著差别(表5),而随时间变化有显著差异(表 4), 表明在长期淹水情况下稻草还田和养殖小龙虾对上述因子无显著影响,而土壤温度变化、水分管理变化、作物生长消耗养分以及水稻根系分泌物增加对其影响较大。而彭娜等[32]研究表明, 持续淹水以及持续淹水且稻草还田可显著提高土壤可溶性有机碳和有机酸浓度从而导致CH4排放量增加。其原因可能是在本研究中, 秸秆还田方式为留高茬与水体表面覆盖还田结合, 秸秆与土壤接触并不紧密, 使微生物对秸秆的分解受到限制, 在此基础上加入小龙虾后, 小龙虾通过取食秸秆减少DOC来源, 同时小龙虾活动改变了土壤微生物结构[33], 使利用有机酸的微生物丰度提高从而降低乙酸累积。

4 结论

与冬泡无秸秆还田稻田相比较, 秸秆还田显著提高了稻田 CH4排放, 在秸秆还田的基础上养殖克氏原螯虾可大幅度抑制因秸秆还田带来的 CH4增排效应, CH4排放在淹水期主要受到土壤温度调控, 在干湿交替情况下则受多种因素共同影响; 与冬泡无秸秆还田相比较, 秸秆还田提高周年 CO2排放。不同处理之间水稻产量并无显著差异, 与冬泡+秸秆还田相比, 冬泡+秸秆还田+养虾可显著降低温室气体排放强度。

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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

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* 国家自然科学基金项目(41301306)、湖北省农业科学院竞争性项目(2016jzxjh008)、湖北省农业科技创新项目(2016-620-000-001-020)、国家科技支撑计划课题(2013BAD07B10)和湖北省农业科学院重大研发成果培育专项项目(2017CGPY01)资助

** 通讯作者: 袁家富, 主要研究方向为土壤改良与生态环境。E-mail: fu1682@sina.com

徐祥玉, 主要研究方向为土壤环境过程及碳氮循环。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