不同降水格局下填閑種植對(duì)旱作冬小麥農(nóng)田夏閑期土壤溫室氣體排放的影響

戈小榮, 王俊*, 張祺, 付鑫, 李志鵬

(1.西北大學(xué)城市與環(huán)境學(xué)院, 陜西 西安 710127;2.陜西省地表系統(tǒng)與環(huán)境承載力重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室, 陜西 西安710127)

在主要糧食作物收獲至播種的休閑期間引種填閑作物(cover crop)是一種能夠提高土壤肥力和后續(xù)作物產(chǎn)量的農(nóng)業(yè)管理措施[1]。填閑作物通常并不用于經(jīng)濟(jì)生產(chǎn), 在生長(zhǎng)一定時(shí)間后可以翻耕入土用作綠肥以補(bǔ)充土壤養(yǎng)分供應(yīng)或者刈割收獲后用于飼草。已有研究表明, 這種方式具有改良土壤結(jié)構(gòu)、增加額外碳輸入、促進(jìn)養(yǎng)分循環(huán)、刺激微生物活性、提高土壤肥力和作物產(chǎn)量、抑制雜草生長(zhǎng)和病蟲(chóng)害以及控制土壤侵蝕等多種生態(tài)效益[2-3], 因此, 近年來(lái)在世界很多地區(qū)得到了大面積推廣。

與裸地休閑相比, 引種填閑作物后的土壤水熱條件與碳/氮庫(kù)均發(fā)生了顯著改變, 這必然會(huì)影響溫室氣體排放的過(guò)程。研究表明, 引種填閑作物會(huì)刺激土壤呼吸, 排放大量的CO2[4]。Mancinelli等[5]在意大利地中海氣候條件下研究發(fā)現(xiàn), 豆科類(lèi)較非豆科類(lèi)更能提高土壤CO2的排放。但Sainju等[6]在美國(guó)北達(dá)科他州研究表明引種豆科類(lèi)填閑作物排放通量低于非豆科類(lèi), 且豆科和非豆科混播CO2排放高于單播。在地中海耕地系統(tǒng)中, 作物休閑期土壤吸收CH4, 成為大氣的匯[7]；與裸地對(duì)照相比, 種植填閑作物后土壤對(duì)CH4的吸收量減少[8]；Kim等[9]研究表明水稻(Oryzasativa)系統(tǒng)中高碳氮比的非豆科作物對(duì)土壤CH4排放的刺激作用顯著大于豆科填閑作物。填閑作物對(duì)土壤N2O排放的影響效果和機(jī)制較為復(fù)雜, Basche等[10]通過(guò)文獻(xiàn)分析發(fā)現(xiàn), 約58%的研究認(rèn)為填閑種植刺激了N2O排放, 而其余42%的研究則結(jié)果相反。Mitchell等[11]、Jarecki等[12]發(fā)現(xiàn)填閑作物可以通過(guò)降低土壤硝態(tài)氮含量和淋溶損失來(lái)暫時(shí)減少N2O排放, 但同時(shí)會(huì)導(dǎo)致土壤活性碳庫(kù)增加刺激N2O排放。

冬小麥(Triticumaestivum)單作是黃土高原旱作農(nóng)業(yè)區(qū)主要的耕作系統(tǒng)之一, 目前針對(duì)引種填閑作物對(duì)土壤水分、養(yǎng)分和作物生產(chǎn)力效應(yīng)已展開(kāi)了較為系統(tǒng)的研究[13], 但對(duì)溫室氣體排放的影響研究尚未涉及。夏季休閑期(7-9月)降水充沛且變率較大, 而降水是影響黃土高原地區(qū)作物生長(zhǎng)的重要因素。為此本試驗(yàn)針對(duì)不同降水格局下引種填閑作物對(duì)土壤溫室氣體的排放和綜合增溫潛勢(shì)進(jìn)行研究, 旨在為黃土高原地區(qū)推廣填閑種植尋找可行性依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

試驗(yàn)在陜西省咸陽(yáng)市長(zhǎng)武縣中國(guó)科學(xué)院長(zhǎng)武農(nóng)業(yè)生態(tài)試驗(yàn)站(107°44′ E, 35°12′ N)進(jìn)行。地處黃土高原中南部渭北旱塬, 地勢(shì)平坦, 平均海拔1200 m, 年平均降水量584 mm, 主要集中在7-9月, 年際變化大, 干旱頻繁。年平均氣溫9.2 ℃, 年日照時(shí)數(shù)2230 h, 無(wú)霜期171 d, 屬暖溫帶半干旱半濕潤(rùn)大陸性季風(fēng)氣候, 是典型的旱作農(nóng)業(yè)區(qū)。土壤為黑壚土, pH值為8.4, 土壤有機(jī)質(zhì)含量約10.5 g·kg-1, 土質(zhì)疏松, 土層深厚。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

圖1 試驗(yàn)期間降水量Fig.1 Precipitation during the experimental period

試驗(yàn)以盆栽形式進(jìn)行, 將大田土壤均勻混合, 過(guò)1 mm篩子裝入花盆, 花盆直徑30 cm, 高20 cm。在花盆底部鋪部分礫石以改善排水。填閑作物種植共4種處理, 包括裸地對(duì)照(fallow control), 長(zhǎng)武懷豆單播(Changwu soybean, 播量為82.5 kg·hm-2), 黑麥草單播(ryegrass, 播量為21.4 kg·hm-2)和長(zhǎng)武懷豆與黑麥草混播(mixed of Changwu soybean and ryegrass, 播量為長(zhǎng)武懷豆41.25 kg·hm-2+黑麥草10.7 kg·hm-2)。降水格局為自然降水和減半降水, 減半降水通過(guò)降水控制裝置實(shí)現(xiàn)[14], 防雨棚由鋼制框架與透明膠條凹槽所組成, 將鋼制框架底端固定于土壤0.5 m以下, 最大限度保持其穩(wěn)定, 頂部透明膠條凹槽以相同間隔安置, 防雨棚四周保持開(kāi)放, 在不影響空氣運(yùn)動(dòng)及其他自然條件下實(shí)現(xiàn)減半降水的目的。試驗(yàn)期間降水量如圖1。氮肥施肥量為90 kg·hm-2, 試驗(yàn)共8個(gè)處理, 每處理3個(gè)重復(fù), 共24個(gè)花盆。2016年7月19日播種, 為保證作物出苗, 在播種前3 d每盆噴灑300～500 mL水, 以保證土壤達(dá)到田間持水量(0.224 m3·m-3)水平。試驗(yàn)于9月20日終止, 分別收獲地上和地下生物量, 洗凈后于60 ℃溫度烘干, 稱(chēng)重測(cè)定干物質(zhì)質(zhì)量。

1.3 樣品的采集與測(cè)定

溫室氣體測(cè)定采用靜態(tài)箱-氣相色譜法[15]。在填閑作物種植期間, 每周采集2～3次氣體樣品, 測(cè)定時(shí)間限定于8:00-10:00, 該時(shí)段測(cè)量值最接近24 h平均值[16]。每次于0、20和40 min三個(gè)時(shí)間段用注射器(20 mL)采集；雨后平衡1～2 d再進(jìn)行采樣。氣體采集裝置由兩部分組成：一個(gè)固定基座(安置在地下8 cm地上4 cm處)和一個(gè)帶有通風(fēng)口和采樣口的靜態(tài)箱氣室。靜態(tài)箱氣室和固定基座由聚乙烯化合物制成(直徑21 cm、高12 cm), 外層用反光錫紙包裹作為隔熱層, 底部設(shè)有一層軟橡膠在采樣時(shí)可以與基座密封。采樣時(shí)將帶有通風(fēng)口和采樣口的靜態(tài)箱氣室罩在事先安置的基座上, 用軟橡膠帶密閉。采集氣樣過(guò)程中, 有植物處于靜態(tài)箱內(nèi), 箱內(nèi)氣溫尤其在晴天變化較大, 最大可使箱內(nèi)氣溫上升14 ℃, 短時(shí)間內(nèi)氣溫驟然升高可能會(huì)抑制植物的光合作用。減少了植物光合作用消耗的二氧化碳與土壤排放之間對(duì)沖的誤差[17]。采集氣樣的同時(shí)用TDR100便攜式土壤水分測(cè)速儀測(cè)量基座邊緣的土壤水分(%), 用數(shù)字溫度傳感器(TP3001, 中國(guó))測(cè)量土壤溫度(℃)。CO2、CH4和N2O氣體濃度采用具有熱導(dǎo)檢測(cè)器(TCD)、氫火焰離子化檢測(cè)器(FID)和電子捕獲檢測(cè)器(ECD), 用高純氮做載氣的氣相色譜儀(安捷倫7890A)測(cè)定, 并利用HM模型計(jì)算氣體通量[15]。

全球增溫潛勢(shì)(global warming potential, GWP)是估算不同溫室氣體對(duì)氣候系統(tǒng)潛在效應(yīng)的指標(biāo), 表示相同質(zhì)量的不同溫室氣體對(duì)溫室效應(yīng)增加的相對(duì)輻射效應(yīng)[18]。在GWP 的估算中, 以CO2作為參考?xì)怏w, 據(jù)IPCC報(bào)告[19]以100年影響尺度為計(jì), N2O和CH4的GWP 分別為CO2的265和28倍, 表示3種溫室氣體的聯(lián)合作用[20-21]。溫室氣體排放強(qiáng)度(greenhouse gas intensity, GHGI)表示農(nóng)業(yè)中生產(chǎn)單位產(chǎn)量的糧食對(duì)溫室氣體的潛在影響[22], 即單位面積生物產(chǎn)量的溫室氣體排放通量。

GWP(kg CO2· hm-2)=GWPindirect+GWPsoil export-GWPresidue

(1)

式中: GWPindirect指農(nóng)業(yè)活動(dòng)投入所排放的CO2, 包括人工勞動(dòng)、灌溉機(jī)械耗電、運(yùn)輸燃油和肥料投入。其中人工勞動(dòng)忽略不計(jì), 呼吸排放CO2是人生存的基本特征[23]；GWPsoil export指土壤累計(jì)溫室氣體排放通量;GWPresidue是前一年返回到土壤的作物殘留固定的CO2, 本試驗(yàn)屬盆栽試驗(yàn), 試驗(yàn)前土壤中無(wú)作物殘留物, 因此也忽略不計(jì)。

GWPsoil export=CO2×44/12+CH4×16/12×28+N2O×44/28×265

(2)

式中: GWPsoil export指土壤累計(jì)溫室氣體排放通量(kg CO2·hm-2), 其中CO2是土壤排放CO2的累計(jì)排放通量(kg C·hm-2), CH4為土壤排放CH4累計(jì)排放通量(kg C·hm-2), N2O為土壤排放N2O累計(jì)排放通量(kg N ·hm-2)。

GHGI(kg CO2· kg-1)=GWP/Y

(3)

式中：GWP 是農(nóng)田綜合增溫潛勢(shì)(kg CO2·hm-2), Y 為填閑作物地上生物量(kg·hm-2)。

1.4 數(shù)據(jù)的處理與分析

采用Microsoft Excel和SAS-MIXED模型對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理分析, 處理間差異的多重比較采用Least-significant difference(LSD)法完成, 采用Origin Pro 9.0制圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤水分和溫度

降水格局、填閑作物類(lèi)型對(duì)土壤水分和溫度均具有極顯著影響(P<0.01)。與自然降水相比, 減半降水平均具有較低的土壤水分含量和較高的土壤溫度。與裸地對(duì)照相比, 填閑種植處理作物生長(zhǎng)消耗了較多的水分, 土壤水分下降顯著, 而由于夏閑期氣溫較高, 變干后溫度也有所提高(表1)。第1～11、17天和第26～28天自然降水的土壤水分含量高于減半降水, 但在第46～61天自然降水低于減半降水, 可能是因?yàn)樽匀唤邓畻l件下生長(zhǎng)的填閑作物較減半降水條件下更加旺盛, 其根系較為發(fā)達(dá), 水分消耗過(guò)大所致(圖2a)。綜合降水格局來(lái)看, 第14、23、26、32 和45天裸地對(duì)照土壤水分含量高于填閑種植各處理。第22～28天, 第55～57天單播黑麥草處理的土壤水分含量高于單播長(zhǎng)武懷豆和混播處理(圖2b)。與自然降水相比, 減半降水在第11、17天以及第26～51天顯著提高了土壤溫度(圖3a), 而在第51天單播長(zhǎng)武懷豆和單播黑麥草處理土壤溫度顯著高于裸地對(duì)照和混播處理(圖3b)。

2.2 土壤溫室氣體通量

2.2.1CO2通量 降水格局、填閑作物類(lèi)型對(duì)CO2排放通量具有顯著影響, 且具有極顯著性交互作用(P<0.001)。自然降水日均CO2排放通量平均較減半降水提高了49.3%；綜合降水格局來(lái)看, 與裸地對(duì)照相比, 單播黑麥草、單播長(zhǎng)武懷豆和混播處理日均CO2排放通量分別提高了140.8%, 135.6% 和 137.7%, 不同填閑作物處理間差異不顯著(表1)。

圖4顯示, 填閑作物生長(zhǎng)后期CO2排放通量高于初期。與自然降水相比, 除第1、8、29和32天外, 減半降水顯著降低了CO2排放通量。在第11～32天, 兩種降水格局下CO2排放均表現(xiàn)為下降趨勢(shì)且呈波谷形態(tài), 這期間自然降水CO2排放總量為48.3 kg C·hm-2, 占生長(zhǎng)季累計(jì)排放通量的16.8%, 減半降水排放總量為31.2 kg C·hm-2, 占生長(zhǎng)季累計(jì)排放通量的16.6%(圖4a)。與裸地對(duì)照相比, 在第32天后填閑種植顯著提高了CO2排放, 其中在第45, 55和64天單播黑麥草處理CO2排放通量顯著高于其他填閑處理(圖4b)。另外, 在減半降水格局下, 填閑種植各處理與裸地對(duì)照間的CO2排放通量差異在第32天后較自然降水格局下有所減小(圖4c、d)。

2.2.2N2O通量 降水格局、填閑作物類(lèi)型對(duì)土壤N2O排放通量均具有顯著影響(P<0.001)。與自然降水相比, 減半降水日均土壤N2O排放通量減少了17.9%；與裸地對(duì)照相比, 單播黑麥草、單播長(zhǎng)武懷豆和混播處理日均N2O排放通量分別降低了8.0%、21.8% 和 27.4%, 且單播黑麥草處理與單播長(zhǎng)武懷豆和混播兩個(gè)處理間差異顯著。降水格局和填閑作物類(lèi)型間還存在極顯著交互作用, 其中在自然降水格局下, 單播黑麥草和單播長(zhǎng)武懷豆處理土壤N2O排放通量相比無(wú)顯著性差異, 而在減半降水格局下, 單播黑麥草處理顯著高于單播長(zhǎng)武懷豆和混播處理(表1)。

從土壤N2O通量動(dòng)態(tài)來(lái)看(圖5)。第1～17天土壤N2O排放呈快速下降趨勢(shì), 且這時(shí)期N2O排放通量在整個(gè)生長(zhǎng)期間占據(jù)了較大比重, 其中裸地對(duì)照、單播黑麥草和混播處理排放通量分別占生長(zhǎng)季累計(jì)排放通量的67.0%、66.5% 和75.0%, 這期間單播長(zhǎng)武懷豆處理排放總量為53.24 g N·hm-2, 高于其整個(gè)生長(zhǎng)季的累計(jì)排放通量47.77 g N·hm-2；生長(zhǎng)后期, 各填閑處理N2O排放通量在0 g N·hm-2·d-1左右波動(dòng)。其中在第8、26和48天減半降水N2O排放通量顯著低于自然降水(圖5a)。第1、17、23和 42天, 單播長(zhǎng)武懷豆處理N2O排放通量低于其他處理, 且在第45和55天單播長(zhǎng)武懷豆處理明顯低于單播黑麥草處理(圖5b)。另外, 在第42天減半降水格局下單播長(zhǎng)武懷豆處理顯著低于其他各處理, 但在自然降水格局下各處理并無(wú)顯著差異(圖5c、d)。

表1 降水格局和填閑作物對(duì)土壤溫室氣體排放、土壤溫度及土壤水分的影響Table 1 Effects of rainfall pattern and crop species on greenhouse gas flux, soil temperature and soil water content

2.2.3CH4通量 與CO2和N2O排放相反, 供試土壤CH4通量為負(fù)值, 值越小表明土壤對(duì)CH4的吸收越強(qiáng)烈。降水格局對(duì)CH4通量沒(méi)有顯著影響, 而不同填閑作物處理CH4通量具有極顯著性差異, 且填閑作物、種植時(shí)間之間也存在顯著的交互作用(P<0.001)(表1)。平均來(lái)看, 單播長(zhǎng)武懷豆處理的CH4日均吸收量分別比裸地對(duì)照、單播黑麥草和混播處理降低了65.8%、63.7%和68.9%。在第1～35天, 所有填閑作物處理的CH4排放通量均為負(fù)值且各處理無(wú)明顯差異, 在第35天之后, 單播長(zhǎng)武懷豆、黑麥草和混播處理的CH4通量波動(dòng)起伏較大, 其中在第35、42、45、58 和61天, 單播長(zhǎng)武懷豆處理的CH4通量為正值, 且顯著高于其他處理(圖6)。

圖2 不同降水格局(a)、不同填閑作物(b)的土壤水分變化Fig.2 Soil water content under different rainfall pattern (a) and cover crop (b)

圖3 不同降水格局(a)、不同填閑作物(b)的土壤溫度變化Fig.3 Soil temperature content under different rainfall pattern (a) and cover crop (b)

圖4 不同降水格局(a)、不同填閑作物(b)及其交互作用(c、d)的土壤CO2排放通量Fig.4 Soil CO2 emission flux under different rainfall pattern (a), cover crop (b) and their interactions (c, d)

圖5 不同降水格局(a)、不同填閑作物(b)及其交互作用(c、d)的土壤N2O排放通量Fig.5 Soil N2O emission flux under different rainfall pattern (a), cover crop (b) and their interactions (c, d)

圖6 不同降水格局(a)、不同填閑作物(b)的土壤CH4排放通量Fig.6 Soil CH4 emission flux under different rainfall pattern (a), cover crop (b)

2.3 綜合增溫潛勢(shì)、生物量及溫室氣體排放強(qiáng)度

本研究綜合增溫潛勢(shì)主要源于土壤CO2和N2O 的排放與肥料投入的碳排放, 而CH4吸收量對(duì)綜合增溫潛勢(shì)的抵消僅占很小比例。減半降水格局因增加控制降水裝置, 會(huì)有額外的碳排放。GWP的差異性在于各處理間的溫室氣體排放量及控制降水裝置的碳輸入。降水格局和填閑作物對(duì)農(nóng)田綜合增溫潛勢(shì)均具有顯著影響(P<0.01)(表2)。平均來(lái)看, 減半降水格局的綜合增溫潛勢(shì)值比自然降水格局降低了26.1%, 主要是減半降水格局下土壤CO2和N2O排放較低所致。與裸地對(duì)照相比, 單播黑麥草、長(zhǎng)武懷豆和混播處理綜合增溫潛勢(shì)平均分別增加了67.9%, 65.5%和 67.8%, 但填閑作物處理間差異不顯著。降水格局和填閑作物具有極顯著交互作用, 自然降水格局下填閑作物處理與裸地對(duì)照的綜合增溫潛勢(shì)差異顯著大于減半降水格局。

降水格局和填閑作物處理對(duì)填閑作物生物量和溫室氣體排放強(qiáng)度具有顯著影響(P<0.05)(表2)；與自然降水格局相比, 減半降水格局下的填閑作物地上生物量、地下生物量及總生物量平均分別降低了53.2%、48.8%和52.1%, 溫室氣體排放強(qiáng)度則平均提高了47.2%。而綜合降水格局來(lái)看, 單播長(zhǎng)武懷豆較單播黑麥草和混播處理提高了43.7%和24.4%的地上生物量, 但溫室氣體強(qiáng)度降低了28.3%和10.6%。

2.4 相關(guān)性分析

通過(guò)相關(guān)性分析可知, 土壤水分與土壤CO2和N2O排放呈正相關(guān)(圖7a、b), 隨著土壤水分的增加, CO2和N2O排放通量會(huì)提高。圖8顯示, 填閑作物的生物量也與土壤CO2排放呈正相關(guān), 且地下生物量較地上部分對(duì)土壤CO2排放的影響更顯著。

圖7 CO2、N2O排放通量和土壤水分的相關(guān)性分析Fig.7 Relationships between CO2 and N2O flux and soil water content

圖8 累計(jì)CO2排放通量和填閑作物生物量的相關(guān)性分析Fig.8 Relationship between accumulated CO2 flux and cover crop biomass

3 討論

在干旱與半干旱系統(tǒng)中, 溫室氣體排放主要受水分影響, 低土壤水分下的土壤CO2排放對(duì)水分變化更為敏感[24]。隨著降水的增加, 土壤水分提高, 植物生長(zhǎng)良好, 微生物活性較高, 溫室氣體排放增加。第1～35天長(zhǎng)武懷豆、黑麥草和混播處理作物出苗, 但因降水量少, 土壤水分較低抑制了植物的生長(zhǎng), 土壤CO2排放降低。一般情況下當(dāng)土壤水分接近最大田間持水量時(shí), 土壤孔隙被水分所填充, 使CO2從土壤中排放出來(lái)[25]；但當(dāng)土壤水分過(guò)高或者過(guò)低時(shí), 都會(huì)抑制土壤的溫室氣體排放。試驗(yàn)地區(qū)田間持水量為0.224 m3·m-3, 實(shí)測(cè)自然降水格局下土壤水分為0.077 m3·m-3, 減半降水格局下土壤水分為0.065 m3·m-3, 土壤水分含量下降導(dǎo)致了土壤CO2排放的減少, 例如Sainju等[26]在美國(guó)北達(dá)科他州也發(fā)現(xiàn), 非灌溉條件下的土壤CO2排放通量顯著低于灌溉農(nóng)田。Chirinda等[27]研究表明種植黑麥草(Loliumperenne)、菊苣 (Cichoriumintybus)、三葉草(Trifoliumrepens)或者混播可顯著提高土壤CO2的排放。本試驗(yàn)中裸地對(duì)照的CO2排放通量顯著低于填閑作物處理結(jié)果與此相一致。研究表明填閑作物因增加了底物供給的有效性, 提高了微生物的代謝活動(dòng), 增加了土壤溫室氣體的排放, 植物根系的呼吸值是由其生物量而決定的, 生物量越高土壤CO2排放通量越高[6, 28]；Curtin等[29]研究結(jié)果表明填閑作物根系CO2排放量對(duì)土壤溫室氣體排放貢獻(xiàn)率為30%～50%。本研究中填閑作物生物量與CO2排放通量顯著相關(guān), 且地下生物量較地上部分對(duì)土壤CO2排放具有更顯著的影響, 說(shuō)明作物根系呼吸對(duì)土壤CO2排放具有重要影響。Sainju等[6]試驗(yàn)研究表明豆科植物的地下生物量低于非豆科植物, 豆科植物較非豆科植物CO2排放通量少, 混播處理下CO2排放通量高于單播作物。雖然填閑作物處理間總生物量無(wú)明顯差異, 但長(zhǎng)武懷豆地下生物量顯著低于黑麥草和混播(表2), 因此CO2排放通量相對(duì)較少。本試驗(yàn)CO2排放通量范圍在0.7～12.7 kg C·hm-2·d-1, 低于Barsotti等[30]在美國(guó)蒙大納州試驗(yàn)結(jié)果3～28 kg C·hm-2·d-1, 排放峰值低于Wang等[28]盆栽試驗(yàn)結(jié)果42 kg C·hm-2·d-1及Mosier等[31]在美國(guó)科羅拉多州的結(jié)果72 kg C·hm-2·d-1, 但與Sanz-Cobena等[7]的結(jié)果一致。

土壤N2O通量試驗(yàn)前期(第1～17天)顯著高于后期(圖5), 這可能是因?yàn)樵诓デ笆┑屎? 土壤氮含量在種植后的1～3周保持較高水平, 增加了氮基質(zhì)的可用性和硝化作用, 因此在該階段由于氮的礦化作用增加了N2O的排放量。17 d后隨著氮的淋失以及填閑作物對(duì)氮的攝取和固定, 各處理N2O的排放量均較低[7]。土壤水分狀況是影響N2O排放過(guò)程的重要因素, 例如Wang等[28]研究認(rèn)為土壤水分含量增加會(huì)加速氮的礦化作用或反硝化過(guò)程, 刺激土壤N2O排放。本研究中土壤N2O排放通量與水分含量呈正相關(guān)關(guān)系也進(jìn)一步證實(shí)了這一點(diǎn)。另外, Huang等[32]研究認(rèn)為作物的碳氮比是影響土壤溫室氣體排放的主要因素, 低碳氮比的作物會(huì)刺激土壤N2O的排放。但在填閑作物生長(zhǎng)后期, 作物對(duì)氮的吸收會(huì)降低土壤氮素有效性[12], 且豆科作物因固氮作用更為明顯, 所含50%～60%的氮直接來(lái)源于對(duì)土壤氮的攝取[33], 從而降低N2O排放；因此雖然豆科作物具有較低的碳氮比, 但在生長(zhǎng)期間增加了作物根系對(duì)氮的攝取, 進(jìn)而減少N2O的排放[34], 本試驗(yàn)的研究結(jié)果與此相一致, 單播長(zhǎng)武懷豆與混播N2O排放通量較少。本試驗(yàn)N2O排放量范圍在-1.4～8.9 g N·hm-2·d-1, 低于Barsotti等[30]的試驗(yàn)結(jié)果(1～90 g N·hm-2·d-1), 高于Sanz-Cobena等[7]的試驗(yàn)結(jié)果(-2.71～3.43 g N·hm-2d-1)。

CH4排放通量在不同降水格局下無(wú)顯著性差異, Hirota等[35]提出當(dāng)土壤水分含量低于0.1 m3·m-3時(shí)水分對(duì)土壤的氧化能力不再產(chǎn)生影響；本試驗(yàn)土壤水分變化范圍在0.065～0.077 m3·m-3, 與其結(jié)果相一致。CH4排放通量與CO2、N2O排放相反, 各處理在大多數(shù)時(shí)期呈負(fù)值, 成為大氣的匯。本試驗(yàn)豆科填閑作物CH4吸收量較少, 種植長(zhǎng)武懷豆填閑下NH4+或NH4+生成的化合物可以降低土壤的氧化能力, 與Sanz-Cobena等[7]的試驗(yàn)結(jié)果一致, 卻與Kim等[9]和唐海明等[36]在水稻田系統(tǒng)種植填閑作物會(huì)刺激CH4的排放, 且非豆科植物效果顯著高于豆科植物的結(jié)果相反, 原因有待進(jìn)一步研究。CH4排放通量范圍在-3.8～3.7 g C·hm-2·d-1, 與Barsotti等[30](-5～15 g C·hm-2·d-1), Kessavalou等[37](-12～5 g C·hm-2·d-1)和Sanz-Cobena等[7](-14.13～6.01 g C·hm-2·d-1)的結(jié)果相比, 高于其最低值, 低于其最高值。

對(duì)綜合增溫潛勢(shì)效應(yīng)評(píng)價(jià)時(shí), 不僅需要考慮土壤溫室氣體排放, 還需計(jì)算農(nóng)事活動(dòng)所轉(zhuǎn)換的碳排放量。各處理強(qiáng)化了CO2和N2O的排放源特征, Mosier等[31]認(rèn)為基于土壤有機(jī)碳(soil organic carbon， SOC)的N2O和基于土壤呼吸的CO2的排放量占很大比重, 而CH4的貢獻(xiàn)率較低。氮肥的施入會(huì)顯著刺激N2O的排放, 在本試驗(yàn)中因氮肥施入, 顯著提高綜合增溫潛勢(shì)效應(yīng)。本研究中不同降水格局下, 綜合增溫潛勢(shì)和溫室氣體排放強(qiáng)度具有顯著差異, 而在Sainju等[38]研究中這兩個(gè)指標(biāo)沒(méi)有明顯差異, 可能是因?yàn)樗芯繒r(shí)間尺度、區(qū)域和氣候條件不同。在不同種植系統(tǒng)中, 綜合增溫潛勢(shì)值高于Mosier等[31]和Sainju等[38]的試驗(yàn)結(jié)果, 與Barsotti等[30]的結(jié)果相似；溫室氣體排放強(qiáng)度范圍在0.52～1.23 kg CO2· kg-1, 低于Barsotti等[30](0.78～1.86 kg CO2·kg-1)的結(jié)果, 高于Mosier等[31](-0.20～0.36 kg CO2·kg-1)的結(jié)果, 與Sainju等[38](-4.59～2.85 kg CO2·kg-1)結(jié)果相差較大。如果僅評(píng)價(jià)綜合增溫潛勢(shì)效應(yīng), 在減半降水格局下裸地對(duì)照溫室氣體排放通量最低。但農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)需尋求經(jīng)濟(jì)效益與環(huán)境效益的平衡點(diǎn), 在減少溫室氣體排放同時(shí), 也要滿足提高后續(xù)土地肥力需求。從系統(tǒng)生產(chǎn)力的角度進(jìn)行綜合評(píng)估, 引種填閑作物是為了充分利用夏閑期的光熱水資源, 并為土壤提供肥力, 填閑作物的生物量影響土壤肥力的高低, 土壤肥力越大對(duì)后續(xù)糧食作物的產(chǎn)量增加越有利[2]。綜合考慮綜合增溫潛勢(shì)和溫室氣體排放強(qiáng)度, 在自然降水格局下單播豆科作物其溫室氣體排放強(qiáng)度較低, 又能保證較高的地上生物量, 且豆科作物具有很好的固氮養(yǎng)地作用, 對(duì)后續(xù)糧食作物生長(zhǎng)具有積極的影響。同時(shí)需要注意氮肥的施用量, 結(jié)合豆科植物本身的固氮性質(zhì), 合理施氮, 減少N2O排放量, 降低增溫潛勢(shì)。

4 結(jié)論

基于旱作冬小麥農(nóng)田填閑種植試驗(yàn)結(jié)果, 供試土壤表現(xiàn)為CO2、N2O的排放源和CH4的弱吸收匯。降水格局與填閑作物種類(lèi)對(duì)土壤溫室氣體排放和綜合增溫潛勢(shì)具有顯著影響。與自然降水相比, 減半降水顯著降低了土壤CO2、N2O排放通量、綜合增溫潛勢(shì)和填閑作物生物量積累, 但顯著增加了溫室氣體排放強(qiáng)度。與裸地對(duì)照相比, 種植填閑作物提高了土壤CO2排放和綜合增溫潛勢(shì), 但降低了土壤N2O排放。 與單播黑麥草和混播處理相比, 單播長(zhǎng)武懷豆具有較高的地上生物量和較低的溫室氣體排放強(qiáng)度, 因此在自然降水條件單播種植長(zhǎng)武懷豆能夠兼顧經(jīng)濟(jì)效益與生態(tài)效益, 適宜在本地區(qū)作為夏季填閑作物加以推廣。

參考文獻(xiàn)References：

[1] Yadav R L, Dwivedi B S, Pandey P S. Rice-wheat cropping system: assessment of sustainability under green manuring and chemical fertilizer inputs. Field Crops Research, 2000, 65(1): 15-30.

[2] Elfstrand S, Hedlund K, Martensson A. Soil enzyme activities, microbial community composition and function after 47 years of continuous green manuring. Applied Soil Ecology, 2007, 35(3): 610-621.

[3] Gabriel J L, Quemada M. Replacing bare fallow with cover crops in a maize cropping system: yield, N uptake and fertiliser fate. European Journal of Agronomy, 2011, 34(3): 133-143.

[4] Robertson G P, Grace P R. Greenhouse gas fluxes in tropical and temperate agriculture: The need for a full-cost accounting of global warming potentials. Environment, Development and Sustainability, 2004, 6(1): 51-63.

[5] Mancinelli R, Marinari S, Felice V D,etal. Soil property, CO2emission and aridity index as agroecological indicators to assess the mineralization of cover crop green manure in a Mediterranean environment. Ecological Indicators, 2013, 34(34): 31-40.

[6] Sainju U M, Jabro J D, Stevens W B. Soil carbon dioxide emission and carbon content as affected by irrigation, tillage, cropping system and nitrogen fertilization. Journal of Environmental Quality, 2008, 37(1): 98-106.

[7] Sanz-Cobena A, García-Marco S, Quemada M,etal. Do cover crops enhance N2O, CO2or CH4emissions from soil in Mediterranean arable systems. Science of the Total Environment, 2014, 466-467(1): 164-174.

[8] Campbell B, Chen L, Dygert C,etal. Tillage and crop rotation impacts on greenhouse gas fluxes from soil at two long-term agronomic experimental sites in Ohio. Journal of Soil & Water Conservation, 2014, 69(6): 543-552.

[9] Kim S Y, Lee C H, Gutierrez J,etal. Contribution of winter cover crop amendments on global warming potential in rice paddy soil during cultivation. Plant and Soil, 2013, 366(1/2): 273-286.

[10] Basche A D, Miguez F E. Do cover crops increase or decrease nitrous oxide emissions? A meta-analysis. Journal of Soil and Water Conservation, 2014, 69(6): 471-482.

[11] Mitchell D C, Castellano M J, Sawyer J E,etal. Cover crop effects on nitrous oxide emissions:Role of Mineralizable carbon. Soil Science of Society America Journal, 2013, 77(5): 1765-1773.

[12] Jarecki M K, Parkin T B, Chan A S K,etal. Cover crop effects on nitrous oxide emission from a manure-treated Mollisol. Agriculture, Ecosystems and Environment, 2009, 134(1): 29-35.

[13] Yang N, Zhao H B, Wang Z H,etal. Accumulation and translocation of dry matter and nutrients of wheat rotated with legumes and itsrelation to grain yield in a dryland area. Acta Ecologica Sinica, 2012, 32(15): 4827-4835.

楊寧, 趙護(hù)兵, 王朝輝, 等. 豆科作物-小麥輪作方式下旱地小麥花后干物質(zhì)及養(yǎng)分累積、轉(zhuǎn)移與產(chǎn)量的關(guān)系. 生態(tài)學(xué)報(bào), 2012, 32(15): 4827-4835.

[14] Fay P A, Carlisle J D, Knapp A K,etal. Altering rainfall timing and quantity in a Mesic grassland ecosystem: Design and performance of painfall manipulation shelters. Ecosystems, 2003, 3(3): 308-319.

[15] Hutchinson G L, Mosier A R. Improved soil cover method for field measurement of nitrous oxide fluxes. Soil Science Society of America Journal, 1981, 45(2): 311-316.

[16] Zhang D C, Cai D Y, Dai K,etal. Comparative study of two different soil respiration measuring methods in dryland farm. Soil and Fertilizer Sciences, 2011, (4): 1-4.

張丁辰, 蔡典雄, 代快, 等. 旱地農(nóng)田兩種土壤呼吸測(cè)定方法的比較. 中國(guó)土壤與肥料, 2011, (4): 1-4.

[17] Du R, Wang G C, Lü D R,etal. Application of box method in field experiment of grassland greenhouse gas flux. Chinese Journal of Atmospheric Sciences, 2001, 25(1): 61-70.

杜睿, 王庚辰, 呂達(dá)仁, 等. 箱法在草地溫室氣體通量野外實(shí)驗(yàn)觀測(cè)中的應(yīng)用研究. 大氣科學(xué), 2001, 25(1): 61-70.

[18] Zhang Y F, Chen L G, Zhu P P,etal. Preliminary study on effect of straw incorporation on net global warming potential in high production rice-wheat double cropping systems. Journal of Agro-Environment Science, 2012, 31(8): 1647-1653.

張?jiān)婪? 陳留根, 朱普平, 等. 秸稈還田對(duì)稻麥兩熟高產(chǎn)農(nóng)田凈增溫潛勢(shì)影響的初步研究. 農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2012, 31(8): 1647-1653.

[19] Intergovernmental Panel on Climate Change (IPCC). Climate change 2014: synthesis report. contribution of working groups I, II and III to the fifth assessment report of the intergovernmental panel on climate change. Journal of Romance Studies, 2014, 4(2): 85-88.

[20] Sainju U M. Net global warming potential and greenhouse gas intensity. Soil Science Society of America Journal, 2016, 1: 1-9.

[21] Yan C P, Zhang Y M, Hu C S,etal. Greenhouse gas exchange and comprehensive global warming potential under different wheat-maize rotation patterns. Chinese Journal of Eco-Agriculture, 2016, 24(6): 704-715.

閆翠萍, 張玉銘, 胡春勝, 等. 不同耕作措施下小麥-玉米輪作農(nóng)田溫室氣體交換及其綜合增溫潛勢(shì). 中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào), 2016, 24(6): 704-715.

[22] Cheng C, Zeng Y J, Yang X X,etal. Effect of different tillage methods on net global warming potential and greenhouse gas intensity in double ricecropping systems. Acta Scientiae Circumstantiae, 2015, 35(6): 1887-1895.

成臣, 曾勇軍, 楊秀霞, 等. 不同耕作方式對(duì)稻田凈增溫潛勢(shì)和溫室氣體強(qiáng)度的影響. 環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào), 2015, 35(6): 1887-1895.

[23] 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. Agriculture Ecosystems and Environment, 2002, 91(1/2/3): 217-232.

[24] Wildung R E, Garland T R, Buschbom R L. The interdependent effects of soil temperature and water content on soil respiration rate and plant root decomposition in arid grassland soil. Soil Biology and Biochemistry, 1975, 7(6): 373-378.

[25] Davidson E A, Verchot L V, Cattanio J H,etal. Effects of soil water content on soil respiration in forests and cattle pastures of eastern Amazonia. Biogeochemistry, 2000, 48(1): 53-69.

[26] Sainju U M, Stevens W B, Caesar-tonthat T,etal. Soil greenhouse gas emissions affected by irrigation, tillage, crop rotation, and nitrogen fertilization. Journal of Environmental Quality, 2012, 41(6): 1774-1786.

[27] Chirinda N, Olesen J E, Porter J R,etal. Soil properties, crop production and greenhouse gas emissions from organic and inorganic fertilizer-based arable cropping systems. Agriculture Ecosystems and Environment, 2010, 139(4): 584-594.

[28] Wang J, Sainju U M, Barsotti J L. Residue placement and rate, crop species, and nitrogen fertilization effects on soil greenhouse gas emissions. Journal of Environmental Protection, 2012, 3(9): 1238-1250.

[29] Curtin D, Wang H, Selles F,etal. Tillage effects on carbon fluxes in continuous wheat and fallow-wheat rotations. Soil Science Society of America Journal, 2000, 64(6): 2080-2086.

[30] Barsotti J L, Sainju U M, Lenssen A W,etal. Net greenhouse gas emissions affected by sheep grazing in dryland cropping systems. Soil Science Society of America Journal, 2013, 77(3): 1012-1025.

[31] Mosier A R, Halvorson A D, Reule C A,etal. Net global warming potential and greenhouse gas intensity in irrigated cropping systems in northeaster Colorado. Journal of Environmental Quality, 2006, 35(4): 1584-1598.

[32] Huang Y, Zou J W, Zheng X H,etal. Nitrous oxide emissions a influenced by amendment of plant residues with different C∶N ratios. Soil Biology and Biochemistry, 2004, 36(6): 973-981.

[33] Gabriel J L, Muoz-Carpena R, Quemada M. The role of cover crops in irrigated systems: water balance, nitrate leaching and soil mineral nitrogen accumulation. Agriculture Ecosystems and Environment, 2012, 155(2): 50-61.

[34] Gentile R,Vanlauwe B, Chivenge P. Interactive effects from combining fertilizer and organic residue inputs on nitrogen transformations. Soil Biology and Biochemistry, 2008, 40(9): 2375-2384.

[35] Hirota M, Tang Y, Hu Q,etal. Methane emissions from different vegetation zones in a Qinghai-Tibetan Plateau wetland. Soil Biology and Biochemistry, 2004, 36(5): 737-748.

[36] Tang H M, Tang W G, Shuai X Q,etal. Effects of winter cover crop on methane and nitrous oxide emission from paddy field. Chinese Journal of Applied Ecology, 2010, 21(12): 3191-3199.

唐海明, 湯文光, 帥細(xì)強(qiáng), 等. 不同冬季覆蓋作物對(duì)稻田甲烷和氧化亞氮排放的影響. 應(yīng)用生態(tài)學(xué)報(bào), 2010, 21(12): 3191-3199.

[37] Kessavalou A, Mosier A R, Doran J W,etal. Fluxes of carbon dioxide, nitrous oxide, and methane in grass sod and winter wheat-fallow tillage management. Journal of Environmental Quality, 1998, 27: 1094-1104.

[38] Sainju U M, Stevens W B, Caesar-tonthat T. Net global warming potential and greenhouse gas intensity influenced by irrigation, tillage, crop rotation, and nitrogen fertilization. Journal of Environmental Quality, 2014, 43(3): 777-788.