楚天舒 賴世宣 楊增玲

(中國農(nóng)業(yè)大學 工學院，北京 100083)

人類活動產(chǎn)生的溫室氣體(Greenhouse gas, GHG)與全球氣候變暖存在密切聯(lián)系[1]。農(nóng)業(yè)對溫室氣體排放的貢獻率占14%，僅次于工業(yè)[2]。在種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)中，農(nóng)作物種植和畜禽養(yǎng)殖過程中均產(chǎn)生溫室氣體[3-5]。所以，核算與分析區(qū)域種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放量[6]，找出制約其低碳化發(fā)展的因素，并提出相關建議，具有重要意義。

現(xiàn)有研究主要依據(jù)《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南》[7]等基礎資料對種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放進行核算與分析。在種植業(yè)研究中，張丹[8]根據(jù)11個省3 240位農(nóng)戶樣本數(shù)據(jù)，核算獲得玉米、小麥和水稻的碳足跡分別為0.48、0.75、1.60 kg/kg。王鈺喬等[9]研究發(fā)現(xiàn)2005—2015年我國小麥和玉米的碳足跡均呈現(xiàn)增長趨勢。此外，油菜、燕麥、棉花的碳足跡分別為1.40[10]、0.38[11]、1.04 kg/kg[12]，而設施蔬菜為9 073.95 kg/hm2[13]。在養(yǎng)殖業(yè)研究中，張哲瑜等[14]對北京市24家規(guī)模豬場調(diào)研發(fā)現(xiàn)，每1 kg生豬的溫室氣體排放量為2.19 kg。其中，腸道CH4排放量、糞便管理過程中CH4排放量、糞便管理過程中N2O排放量和能源消耗CO2排放量分別為0.16、0.12、0.97和0.95 kg/kg。白玫等[15]和黃文強[16]分別對北京市和東營市規(guī)模化奶牛場進行調(diào)研發(fā)現(xiàn)，每生產(chǎn)1 kg標準奶的溫室氣體排放量為0.95和1.34 kg。

2020年2月，聯(lián)合國政府間氣候變化專門委員會(Intergovernmental Panel on Climate Change，簡稱IPCC)發(fā)布了《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南2019修訂版》[17]，對《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南》[7]進行補充與修訂。經(jīng)文獻檢索，尚未有研究報道采用《IPCC2019指南》(《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南2019修訂版》，簡稱《IPCC2019指南》)對區(qū)域種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)進行溫室氣體排放計算與分析。黑龍江農(nóng)墾是我國機械化大農(nóng)業(yè)的代表，對其種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)歷年的溫室氣體排放的分析與評價顯得尤為重要。本研究擬采用最新溫室氣體清單指南，以黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)為研究對象，計算分析與評價該系統(tǒng)2009—2018年溫室氣體排放量與土壤固碳量，以期為區(qū)域種養(yǎng)業(yè)綠色發(fā)展提供基礎數(shù)據(jù)。

1 材料與方法

1.1 數(shù)據(jù)與計算方法來源

區(qū)域種養(yǎng)業(yè)溫室氣體排放計算方法主要參考《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南2019修訂版》[17]、《2006年IPCC國家溫室氣體清單指南》[7]；化肥用量、農(nóng)作物產(chǎn)量、畜禽養(yǎng)殖量等數(shù)據(jù)來自于《黑龍江墾區(qū)統(tǒng)計年鑒 2010—2019》[18]。

1.2 溫室氣體排放計算與評價

1.2.1系統(tǒng)邊界

結合生命周期評價方法、最新溫室氣體清單指南和黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)實際生產(chǎn)現(xiàn)狀，確定本研究系統(tǒng)邊界，繪制黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體排放與土壤固碳示意圖(圖1)，便于分析系統(tǒng)溫室氣體排放與土壤固碳的各個途徑。其中，溫室氣體種類主要為CO2、CH4和N2O，將3種氣體統(tǒng)一轉(zhuǎn)化為CO2當量進行計算。種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體排放的主要來源為：主要物資碳排放、土壤N2O排放、稻田CH4排放、秸稈焚燒碳排放、腸道CH4排放、糞便管理過程中CH4排放和糞便管理過程中N2O排放。根據(jù)《IPCC2019指南》，養(yǎng)殖業(yè)所需的青貯飼料、能量飼料和蛋白飼料主要考慮來自于當?shù)胤N植業(yè)，為了避免重復計算，暫不納入計算。由于飼料添加劑、獸藥和畜禽舍的數(shù)據(jù)無法獲得，本研究暫且不計。土壤固碳主要來自于種養(yǎng)業(yè)有機物料的輸入，包括農(nóng)作物秸稈和根系、畜禽糞便有機肥。

圖1 溫室氣體排放與土壤固碳示意圖Fig.1 Schematic diagram of GHG emissions and soil carbon sequestration

1.2.2種養(yǎng)業(yè)溫室氣體排放計算方法

本研究中黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放為：

C=Cinput+CN2O+Cpaddy-CH4+Cstraw-burning+
LAM-N2O+LAM-CH4+LEN

(1)

式中：C為種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放量，kg；Cinput為主要物資碳排放量，kg；CN2O為土壤N2O排放量，kg；Cpaddy-CH4為稻田CH4排放量，kg；Cstraw-burning為秸稈焚燒碳排放量，kg；LAM-N2O為糞便管理過程中N2O排放量，kg；LAM-CH4為糞便管理過程中CH4排放量，kg；LEN為腸道CH4排放量，kg。

1)主要物資碳排放為：

(2)

式中：Ni為第i種主要物資用量[18]；Ei為第i種主要物資的碳排放系數(shù)，i=1, 2,…,n。其中，種子由農(nóng)作物單位面積播種量[19-32]、種植面積[18]和碳排放系數(shù)[33-37]計算獲得，其他系數(shù)詳見表1。

表1 主要物資的碳排放系數(shù)(Ei)Table 1 Carbon emission factors for major material inputs (Ei)

2)土壤N2O排放分為直接排放與間接排放為：

CN2O=DN2O+IN2O

(3)

式中：DN2O為土壤N2O直接排放量，kg；IN2O為土壤N2O間接排放量，kg。

土壤N2O直接排放主要有4個途徑，采用式(4)計算：

DN2O=DN2O-SN+DN2O-ON+DN2O-CR+DN2O-SOM

(4)

式中：DN2O-SN、DN2O-ON、DN2O-CR和DN2O-SOM分別為化肥(包括氮肥和復合肥)、有機肥、農(nóng)作物秸稈還田和土壤有機碳損失引起的N2O排放量，kg。

化肥引起的N2O排放為：

DN2O-SN=NSN×E12-SN×44/28×265

(5)

NSN=NNF+NCF×wc

(6)

式中：NSN為化肥氮輸入量，kg；E12-SN為化肥氮輸入土壤N2O直接排放系數(shù)，參考文獻[47]，本研究取E12-SN=0.011 kg/kg；44/28為N與N2O轉(zhuǎn)換系數(shù)；265為N2O的100 a全球增溫潛勢[48]；NNF、NCF分別為氮肥、復合肥施用量[18]，kg；wc為復合肥的氮質(zhì)量分數(shù)，wc=28.41%[49]。

有機肥引起的N2O排放為：

DN2O-ON=NON×E12-ON×44/28×265

(7)

NON=NOF×wo

(8)

式中：NON為有機肥氮輸入量，kg；E12-ON為有機肥氮輸入土壤N2O直接排放系數(shù)，取E12-ON=0.01 kg/kg[47]；NOF為有機肥施用量[18]，kg；wo為有機肥的氮質(zhì)量分數(shù)，實地調(diào)研獲得wo=1.78%。

農(nóng)作物秸稈還田引起的N2O排放為：

DN2O-CR=NCR×E12-CR×44/28×265

(9)

NCR=Na×wa×
(1-Rremove-Rburn×Cf)+Nb×wb

(10)

Na=Y×Rg×RAG

(11)

Nb=Y×Rg×(1+RAG)×Rs

(12)

式中：NCR為農(nóng)作物秸稈和地下根的氮輸入量，kg；E12-CR為農(nóng)作物秸稈還田氮輸入土壤N2O直接排放系數(shù)，參考文獻[17]取E12-CR=5×10-3kg/kg；Na為農(nóng)作物的地上部殘余物量，kg；wa為農(nóng)作物地上部殘余物的氮質(zhì)量分數(shù)，g/kg；Rremove、Rburn分別為秸稈離田率、秸稈焚燒率，參考文獻[50]，2008年Rremove=6%，Rburn=40%，2012年Rremove=9%，Rburn=28%；Cf為燃燒系數(shù)[17]；wb為農(nóng)作物地下部殘余物的氮質(zhì)量分數(shù)，g/kg；Nb為農(nóng)作物的地下部殘余物量，kg；Y為農(nóng)作物籽粒產(chǎn)量[18]，kg；Rg為農(nóng)作物籽粒干物質(zhì)比例，%；RAG為農(nóng)作物地上部殘余物與產(chǎn)量之比，%；Rs為農(nóng)作物地下根與地上生物量(地上生物量包括農(nóng)作物籽粒產(chǎn)量與農(nóng)作物地上部殘余物)之比，%。

土壤有機碳損失引起的N2O排放為：

DN2O-SOM=NSOM×E12-SOM×44/28×265

(13)

(14)

ΔC=CSOC×α

(15)

CSOC=wSOM×D×S×ρb

(16)

式中：NSOM為土壤有機碳損失導致的礦化氮量，kg；E12-SOM為土壤有機碳損失引起的N2O直接排放系數(shù)，參考文獻[17]取E12-SOM=5×10-3kg/kg；ΔC為土壤有機碳年損失量，kg；RCN為土壤有機質(zhì)的碳氮比，RCN=12.06[51]；CSOC為土壤有機碳量，kg；α為土壤有機碳年下降速率，α=5‰[52]；wSOM為土壤有機碳質(zhì)量分數(shù)，wSOM=2.646%[51]；D為農(nóng)田耕層厚度，D=0.25 m[53]；S為農(nóng)作物種植面積，hm2；ρb為農(nóng)田耕層土壤容重，ρb=1.25×103kg/m3[53]。

土壤N2O間接排放主要有2個途徑，采用式(17)計算：

IN2O=IN2O-ATD+IN2O-L

(17)

IN2O-ATD=(RATD-SN×NSN+RATD-ON×NON)×
E13×44/28×265

(18)

IN2O-L=(NSN+NON+NCR+NSOM)×
Rleach×E14×44/28×265

(19)

式中：IN2O-ATD為氨揮發(fā)經(jīng)過大氣氮沉降引起的N2O排放量，kg；IN2O-L為土壤氮淋溶和徑流損失引起的N2O排放量，kg；RATD-SN為化肥以NH3形式揮發(fā)的比例，RATD-SN=21.3%[54]；RATD-ON為有機肥以NH3形式揮發(fā)的比例，RATD-ON=23.0%[54]；E13為大氣氮沉降引起的N2O排放系數(shù)，E13=5×10-3kg/kg[17]；Rleach為氮淋溶和徑流損失比例，Rleach=12.6%[54]；E14為氮淋溶和徑流損失引起的N2O排放系數(shù)，E14=1.1×10-2kg/kg[54]。

3)稻田甲烷排放為：

Cpaddy-CH4=Spaddy×Rreturn×E15×28×t+
Spaddy×(1-Rreturn)×E16×28×t

(20)

E15=Ec×Fw×Fp×Fo

(21)

E16=Ec×Fw×Fp

(22)

Fo=(1+NROA×RCFOA)0.59

(23)

NROA=Yrice×Rg,rice×RAG,rice

(24)

式中：Spaddy為水稻種植面積，hm2；Rreturn為秸稈還田率，參考文獻[50]，2008年Rreturn=54%，2012年Rreturn=63%；28為CH4的100 a全球增溫潛勢[48]；t為水稻生育天數(shù)，t=130 d[55]；E15為稻田日CH4排放系數(shù)(秸稈還田)；E16為稻田日CH4排放系數(shù)(秸稈不還田)；Ec為稻田基準排放系數(shù)，Ec=1.32 kg/(hm2·d)[17]；Fw為水稻種植期內(nèi)水淹狀況的換算系數(shù)，F(xiàn)w=0.55[17](黑龍江農(nóng)墾水稻種植期內(nèi)灌溉主要采用淺、濕、干間歇灌溉技術)；Fp為水稻種植期前水淹狀況的換算系數(shù)，F(xiàn)p=0.89[17](黑龍江農(nóng)墾水稻種植期前不淹水)；Fo為秸稈種類和量的換算系數(shù)；NROA為單位面積水稻秸稈量，t/hm2；RCFOA為秸稈的轉(zhuǎn)換系數(shù)，RCFOA=0.19[17]；Yrice為水稻單位面積產(chǎn)量，t/hm2；Rg,rice為水稻的干物質(zhì)比例，Rg,rice=0.89[17]；RAG,rice為水稻地上部殘余物與產(chǎn)量之比，RAG,rice=1.40[17]。

4)秸稈露天焚燒碳排放為：

Cstraw-burning=Cstraw-burning-CO2+Cstraw-burning-CH4+
Cstraw-burning-N2O

(25)

Cstraw-burning-CO2=Na×Rburn×G×E17

(26)

Cstraw-burning-CH4=Na×Rburn×G×E18×28

(27)

Cstraw-burning-N2O=Na×Rburn×G×E19×265

(28)

式中：Cstraw-burning-CO2為秸稈焚燒產(chǎn)生CO2排放量，kg；Cstraw-burning-CH4為秸稈焚燒產(chǎn)生CH4排放量，kg；Cstraw-burning-N2O為秸稈焚燒產(chǎn)生N2O排放量，kg；G為農(nóng)作物秸稈的燃燒系數(shù)[17]；E17為秸稈焚燒CO2的排放系數(shù)，E17=1.39 kg/kg[56]；E18為秸稈焚燒CH4的排放系數(shù)，E18=2.19×10-3kg/kg[56]；E19為秸稈焚燒N2O的排放系數(shù)，E19=7×10-5kg/kg[56]。

5)腸道CH4排放為：

(29)

式中：nj代表規(guī)?；蚍且?guī)模養(yǎng)殖模式下動物年養(yǎng)殖量[18]，頭；E22,j為規(guī)模或非規(guī)模養(yǎng)殖模式下每頭動物年腸道CH4排放系數(shù)[17]，kg/頭，j=1和2分別代表規(guī)模和非規(guī)模養(yǎng)殖模式。此外，非反芻動物的E22,j采用相應的排放系數(shù)[17]，而反芻動物的E22,j為：

E22,j=Mj×365×EDM×Ym,j/55.65

(30)

式中：Mj為規(guī)模或非規(guī)模養(yǎng)殖模式下干物質(zhì)采食量，kg/(頭·d)，根據(jù)不同生長階段奶牛、肉牛和肉羊的體重和日增重，查閱NY/T 34—2004《奶牛飼養(yǎng)標準》[57]、NY/T 815—2004《肉牛飼養(yǎng)標準》[58]、NY/T 816—2004《肉羊飼養(yǎng)標準》[59]獲取Mj；365為365 d；EDM為單位干物質(zhì)的能量，EDM=18.45 MJ/kg[17]；Ym,j為規(guī)模或非規(guī)模養(yǎng)殖模式下CH4轉(zhuǎn)換率[17]，%；55.65為CH4熱值，55.65 MJ/kg[17]。

6)糞便管理過程中N2O的排放為：

LAM-N2O=LAM-N2O-use+LAM-N2O-nuse

(31)

LAM-N2O-use=LN2O,use+LN2O-ATD,use+LN2O-L,use

(32)

LAM-N2O-nuse=LN2O,nuse+LN2O-ATD,nuse+LN2O-L,nuse

(33)

(34)

(35)

(36)

(37)

(38)

(39)

Nex=Nrate×TAM/1 000×tanimal

(40)

7)糞便管理過程中CH4的排放為：

LAM-CH4=LAM-CH4,use+LAM-CH4,nuse

(41)

(42)

表2 畜禽糞便管理過程中N2O和CH4排放的部分計算參數(shù)Table 2 Selected calculated parameters for N2O and CH4 emissions from manure management

(43)

VS,j=VS-rate,j×TAM/1 000×tanimal

(44)

貂、貉、兔、鴕鳥和鹿的糞便管理過程中CH4的排放為：

(45)

式中：E27為5種動物的糞便管理過程中CH4排放系數(shù)[17]，kg/頭。

1.2.3土壤固碳計算方法

在本研究范疇中，土壤固碳主要來自于種養(yǎng)業(yè)廢棄物(秸稈和根系、畜禽糞便有機肥)。根據(jù)《IPCC2019指南》中最新方法推薦，改編自CENTURY生態(tài)系統(tǒng)模型的“靜穩(wěn)態(tài)方法”可用于土壤有機碳的變化量的計算。CENTURY生態(tài)系統(tǒng)模型[61]由美國科羅拉多州立大學研發(fā)與推廣應用。IPCC研究團隊根據(jù)該分析模型，開發(fā)了基于Excel平臺的計算軟件[17]，便于相關科研人員操作。

農(nóng)田土壤有機碳變化量為：

ΔCOG=CSOC,y-CSOC,y-1

(46)

式中：ΔCOG為土壤有機碳變化量，kg；CSOC,y為第y年的土壤有機碳量，kg；CSOC,y-1為第(y-1)年的土壤有機碳量，kg；CSOC,y和CSOC,y-1采用式(47)計算：

CSOC,y=CActive,y+CSlow,y+CPassive,y

(47)

式中：CActive,y、CSlow,y、CPassive,y為第y年主動、慢速和被動3個亞碳庫的有機碳量，kg。CActive,y、CSlow,y、CPassive,y由第y年的碳輸入(有機物料的有機碳輸入量、木質(zhì)素質(zhì)量分數(shù)、氮質(zhì)量分數(shù))、有機碳分解參數(shù)(耕層砂粒質(zhì)量分數(shù)、月平均氣溫、平均月降水量、平均月潛在蒸發(fā)蒸騰量)等參數(shù)計算獲得。

有機物料的木質(zhì)素質(zhì)量分數(shù)、氮質(zhì)量分數(shù)取自于《IPCC2019指南》；耕層砂粒質(zhì)量分數(shù)取自于FAO的世界土壤數(shù)據(jù)庫[62]；月平均氣溫、平均月降水量取自于中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)[63]；平均月潛在蒸發(fā)蒸騰量取自于FAO的CropWat8.0軟件[64]和CLIMWAT軟件[65]計算結果。有機物料的有機碳輸入量采用式(48)計算：

Ninput=NOG×wCR

(48)

式中：Ninput為有機物料的有機碳輸入量，kg；NOG為有機物料的干物質(zhì)量，kg；wCR為有機物料的碳質(zhì)量分數(shù)[17]，kg/kg。

此外，由于應用范圍限制，CENTURY模型僅適用于旱地作物種植情況下農(nóng)田土壤有機碳的變化量的研究，不適用于水稻種植情況。

1.2.4種養(yǎng)業(yè)溫室氣體凈排放評價指標

為研究黑龍江種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放的現(xiàn)狀，本研究選取以下2個指標對系統(tǒng)進行評價：

1)溫室氣體凈排放量。溫室氣體凈排放量為種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放量減去土壤固碳量，表征種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)過程中溫室氣體凈排放情況，采用式(49)計算：

NG=C-ΔCOG×44/12

(49)

式中：NG為溫室氣體凈排放量，kg。

2)單位產(chǎn)值溫室氣體凈排放量。單位產(chǎn)值溫室氣體凈排放量為種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)創(chuàng)造單位產(chǎn)值的溫室氣體凈排放情況，即在經(jīng)濟角度衡量溫室氣體排放量大小，采用式(50)計算：

Cpv=NG/V

(50)

式中：Cpv為單位產(chǎn)值溫室氣體凈排放量，kg/萬元；V為種養(yǎng)業(yè)的總產(chǎn)值，萬元。

2 結果與分析

2.1 種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體排放分析

本研究選取2009—2018年黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的相關數(shù)據(jù)，按照溫室氣體排放計算方法，計算得到黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放情況。2009—2018年黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放量呈現(xiàn)“增長—下降后平穩(wěn)”的趨勢(圖2)。2009年黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)溫室氣體排放量為2.27×1010kg；2009—2012年溫室氣體排放量快速增長，平均年增長率達到4.72%，至2012年達到最高值2.61×1010kg；2012年后，溫室氣體排放量下降后趨于平穩(wěn)，2018年碳排放量為2.48×1010kg，主要物資碳排放、土壤N2O排放、稻田CH4排放、秸稈焚燒碳排放、糞便管理過程中N2O排放、糞便管理過程中CH4排放和腸道CH4排放分別為7.15×109、2.14×109、5.92×109、8.76×109、1.93×108、3.44×107和5.75×108kg。整體而言，秸稈焚燒碳排放、主要物資碳排放和稻田CH4排放為黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體排放的主要來源，占總排放量的84.87%。而腸道CH4排放、糞便管理過程中N2O排放和糞便管理過程中CH4排放，僅占總排放量的6.36%。但是畜禽糞便未利用所產(chǎn)生的N2O和CH4排放量分別占糞便管理過程中N2O和CH4排放量的57.30%和46.84%。因此，建議黑龍江農(nóng)墾加大農(nóng)作物秸稈和畜禽糞便資源綜合利用，減少秸稈焚燒和畜禽糞便未利用，調(diào)控主要物資用量，優(yōu)化稻田水肥管理措施。

圖2 2009—2018年黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體排放量Fig.2 GHG emissions for crop-farm animal production system of HLRA from 2009 to 2018

2.2 土壤固碳分析

根據(jù)式(46)～(48)計算出以2009年作為起始，2種農(nóng)作物秸稈和根系輸入引起的土壤有機碳的變化量。玉米和大豆秸稈和根系輸入引起的土壤有機碳的變化量分別呈現(xiàn)“增長”和“下降—增長”趨勢(圖3)，2010—2018年累計增長了2.15×109和1.53×108kg。

根據(jù)式(46)～(48)計算出以2009年作為起始，5種畜禽糞便有機肥輸入引起的土壤有機碳的變化量(圖4)。其中，奶牛、肉牛、蛋雞和生豬有機肥輸入引起的土壤有機碳的變化量主要呈現(xiàn)“下降”趨勢，2010—2018年累計為-1.43×108、-5.46×107、-2.67×106和-9.68×107kg。主要原因是，從2009年起4種畜禽養(yǎng)殖量快速下降，進而畜禽糞便有機肥輸入量也快速下降，導至畜禽糞便有機肥的有機碳輸入量小于土壤有機碳分解量。而肉雞有機肥輸入引起的土壤有機碳的變化量呈現(xiàn)“下降—增長”趨勢，由于2016年起肉雞養(yǎng)殖量快速增長，2010—2018年累計為2.26×106kg。

綠色柱和紅色柱代表土壤有機碳的變化量分別為正值和負值，圖4同。The green bar and the red bar represent cumulative change of SOC stocks, which are positive and negative respectively. Same as Fig.4.圖3 玉米和大豆的秸稈、根系輸入引起土壤有機碳的變化量(ΔCOG)Fig.3 Cumulative change of SOC stocks by maize and soybean straw and roots input (ΔCOG)

圖4 畜禽糞便有機肥輸入引起土壤有機碳的變化量(ΔCOG)Fig.4 Cumulative change of SOC stocks by manure input (ΔCOG)

本研究分析歷年秸稈和根系輸入、畜禽糞便有機肥輸入引起土壤有機碳的變化情況發(fā)現(xiàn)，其分別呈現(xiàn)“增長”和“下降”趨勢。但從中長期面上觀測數(shù)據(jù)來看，隨著開墾時間的增加，東北黑土區(qū)土壤有機碳呈現(xiàn)“下降”趨勢[52]。這是因為IPCC推薦的“靜穩(wěn)態(tài)方法”僅考慮到秸稈和根系、畜禽糞便有機肥的輸入對土壤有機碳的貢獻，尚未考慮到風蝕水蝕等因素對土壤有機碳的負面影響。因此，為了緩解土壤有機碳“下降”的長期趨勢，建議增大種養(yǎng)業(yè)廢棄物的輸入，使其有機碳輸入量大于土壤有機碳分解量，促進土壤有機碳固定。

2.3 種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體凈排放評價

2010年黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體凈排放量為2.24×1010kg，2010—2014年主要由于溫室氣體排放量變化而變化，2014年及以后主要由于秸稈和根系、畜禽糞便有機肥輸入量減少，土壤有機碳變化量快速下降，導致溫室氣體凈排放量增長，2018年為2.49×1010kg。而單位產(chǎn)值溫室氣體凈排放量呈現(xiàn)“下降—波動—增長”的趨勢，2010年單位產(chǎn)值溫室氣體凈排放量為3.15×103kg/萬元，2018年為3.25×103kg/萬元。這表明近年來黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體凈排放量有所增長、經(jīng)濟效益有所下降。

圖5 溫室氣體凈排放量和單位產(chǎn)值溫室氣體凈排放量Fig.5 Net GHG emissions and net GHG emissions per value

3 討 論

根據(jù)研究結果，本研究從以下3方面進行分析，并提出助力系統(tǒng)減排增效的建議。

1)種養(yǎng)業(yè)廢棄物方面。作為低效且粗放的種養(yǎng)業(yè)廢棄物處理方式，秸稈焚燒和畜禽糞便未利用所帶來的溫室氣體排放量較大，其資源化利用能助力系統(tǒng)減排。而種養(yǎng)業(yè)廢棄物資源化利用一直是黑龍江農(nóng)墾的重點工作。經(jīng)實地調(diào)研與訪談，各個農(nóng)場種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)規(guī)模與結構存在一定的差異，導至各個農(nóng)場的廢棄物資源化利用水平與難易程度不一。因此，建議從各個管理局層面出發(fā)，分析下屬農(nóng)場種養(yǎng)業(yè)廢棄物資源量與利用率情況，著重面向廢棄物資源量大而資源利用率低的地區(qū)，建設區(qū)域種養(yǎng)業(yè)廢棄物第三方集中處理中心，收集本區(qū)域內(nèi)秸稈和畜禽糞便進行好氧堆肥或厭氧發(fā)酵等集中處理，將廢棄物轉(zhuǎn)化成有機肥或沼肥，并就近還田利用。這樣既提升種養(yǎng)業(yè)廢棄物資源化利用水平，也減少秸稈焚燒和畜禽糞便未利用所帶來的溫室氣體排放。

2)土壤固碳方面。在傳統(tǒng)的認知中，有機物料輸入農(nóng)田都能促進土壤有機碳的形成。而從土壤與肥料學角度分析，這種傳統(tǒng)認知僅考慮了有機物料的有機碳輸入過程，未考慮土壤有機碳的分解過程。土壤有機碳的形成是有機物料的有機碳輸入過程和土壤有機碳分解過程雙重作用的結果，兩個過程都會受到有機物料輸入量、區(qū)域氣候和土壤理化特性等因素影響。近年來，黑龍江農(nóng)墾畜禽養(yǎng)殖量呈現(xiàn)“下降”趨勢，畜禽糞便有機肥農(nóng)田輸入量同步下降，導至有機肥輸入引起的有機碳輸入量小于土壤有機碳分解量，土壤有機碳的變化量呈現(xiàn)負值。因此，科學合理規(guī)劃種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)規(guī)模，確定適宜的有機物料(秸稈和根系、畜禽糞便有機肥)農(nóng)田輸入量顯得至關重要。短時間的快速增加或減少有機物料輸入量均不利于土壤有機碳的固定，建議采用土壤碳模型模擬分析與實地驗證的方法，確定適宜的有機物料輸入種類與量，并在一段時間內(nèi)保持相對緩慢增長，逐步促進農(nóng)田土壤有機碳固定。

此外，由于CENTURY模型不適用于水田作物，本研究未對水稻秸稈輸入引起的土壤有機碳的變化量進行計算與分析。今后可以考慮使用其他土壤有機碳經(jīng)典過程模型解決此問題。

3)農(nóng)機應用方面。主要物資碳排放作為黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)中第二大溫室氣體排放來源。其中，農(nóng)機碳排放量為主要物資中最大組成部分，約占總量的1/4。農(nóng)場走訪調(diào)研了解到，各個農(nóng)場的農(nóng)機具配套種類齊全、數(shù)量眾多。由于涉及到現(xiàn)有農(nóng)機具選配、不同作物生產(chǎn)的農(nóng)機作業(yè)需求、特殊氣候條件下農(nóng)機作業(yè)需求等諸多因素，農(nóng)機具使用現(xiàn)在主要依賴于農(nóng)機手的實踐經(jīng)驗，農(nóng)場尚未開展農(nóng)機具使用效率研究。由于農(nóng)機具使用效率直接關系到農(nóng)場整體的生產(chǎn)效率，建議黑龍江農(nóng)墾聯(lián)合科研單位，開展農(nóng)機具使用效率研究，提出農(nóng)機具種類與數(shù)量的優(yōu)化建議，挖掘黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)減排潛力。

本研究根據(jù)最新溫室氣體清單指南，嘗試對區(qū)域種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體排放與土壤固碳進行核算，更新部分溫室氣體排放計算方法和參數(shù)，但無法與其它的研究成果進行橫向?qū)Ρ确治觥Ｒ虼?，未來本研究團隊還將開展更多地方種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)評價與實證分析，對研究范圍、計算方法和參數(shù)選取進一步的優(yōu)化調(diào)整。

4 結 論

本研究核算和分析了2009—2018年黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放量和土壤固碳量，得到以下結論：

1)在溫室氣體排放方面，黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)的溫室氣體排放量均呈現(xiàn)“增長—下降后平穩(wěn)”的趨勢，2018年為2.48×1010kg，秸稈焚燒碳排放、主要物資碳排放、稻田CH4排放為主要來源，約占排放總量的84.87%。

2)在土壤固碳方面，玉米和大豆的秸稈、根系輸入引起土壤有機碳的累積變化量分別為2.15×109和1.53×108kg，而奶牛、肉牛、蛋雞、肉雞和生豬有機肥輸入引起的土壤有機碳的累計變化量分別為-1.43×108、-5.46×107、-2.67×106、2.26×106和-9.68×107kg。

3)近年來黑龍江農(nóng)墾種養(yǎng)業(yè)生產(chǎn)系統(tǒng)溫室氣體凈排放量有所增長、經(jīng)濟效益有所下降。

因此，建議黑龍江農(nóng)墾加大農(nóng)作物秸稈和畜禽糞便資源綜合利用，建立第三方集中處理中心，減少秸稈焚燒和畜禽糞便未利用；確定適宜的有機物料輸入種類與量，促進土壤碳固定；開展農(nóng)機具使用效率研究，挖掘其減排增效潛力。