趙明月,劉源鑫,張雪艷

1 中國農(nóng)業(yè)科學院農(nóng)業(yè)環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展研究所,北京 100081 2 首都師范大學交叉科學研究院,北京 100048 3 中國科學院地理科學與資源研究所陸地表層格局與模擬院重點實驗室,北京 100101

2021年8月,聯(lián)合國政府間氣候變化專業(yè)委員會(IPCC)發(fā)布第六次評估報告第一工作組報告《氣候變化2021:自然科學基礎》指出,2011至2020年,全球地表溫度比工業(yè)革命時期上升1.09℃,2019年CO2濃度達到0.041%,高于200萬年以來的任何時候。為積極應對和減緩全球氣候變化,控制CO2等溫室氣體排放,對充分發(fā)揮陸地生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能,增加固碳,提出了迫切需求。陸地生態(tài)系統(tǒng)固碳能力巨大,對全球和區(qū)域碳循環(huán)具有重要影響意義[1—2],是實現(xiàn)“碳中和”目標的重要生態(tài)措施[3—4]。陸地生態(tài)系統(tǒng)固碳效應、季節(jié)和地區(qū)差異、驅(qū)動機制均是目前研究的熱點[5—7]。根據(jù)全球碳收支項目發(fā)布的《Global Carbon Budget 2021》,2020年全球陸地系統(tǒng)碳匯量(2.9±1)Gt C/a[8],其中全球大氣CO2濃度升高是當前陸地生態(tài)系統(tǒng)碳匯增加的主導因素之一[9—10]。中國陸地生態(tài)系統(tǒng)在全球陸地碳匯中發(fā)揮了重要作用,中國約占世界陸地面積的6.5%,貢獻了全球陸地碳匯10%—31%[11]。農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)作為陸地三大系統(tǒng)之一,占陸地生態(tài)系統(tǒng)的38.5%,是碳循環(huán)過程最活躍的碳庫。其碳匯及固碳能力在以往的研究中,往往被低估甚至忽略了[12]。事實上,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)既可能是碳“源”,也可能是碳“匯”。一方面,農(nóng)田作物和土壤呼吸向大氣中釋放CO2,全球農(nóng)業(yè)排放的二氧化碳占人為溫室氣體排放總量21%—25%,是溫室氣體重要排放源之一[13],因此人們普遍認為農(nóng)業(yè)系統(tǒng)是碳源。但與此同時,農(nóng)作物進行光合作用吸收和固定大氣中的CO2,以生物量的形式貯存在作物中,并利用農(nóng)田土壤進行固碳[14]。因此,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)作為全球碳平衡中的重要角色,其與大氣CO2具有雙向傳導作用,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能逐漸受到重視[15]。

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯對全球碳循環(huán)的重要作用,表現(xiàn)在農(nóng)作物和農(nóng)田土壤碳匯兩個方面。農(nóng)作物碳庫普遍小于農(nóng)田土壤碳庫,其研究也相對薄弱,已有研究多集中在農(nóng)作物碳儲量估算[16]、影響因素、時空分異與尺度變化方面[17],對農(nóng)作物凈碳匯效益的分析尚顯不足[18]。研究者普遍認為,由于農(nóng)作物增加的生物量大多在短時期內(nèi)經(jīng)分解又釋放到大氣中,因此認為農(nóng)作物生物量碳匯約為零[19]。陸地土壤有機碳儲量約為1400—1500 Pg,是地球表面最大的碳庫,約為大氣中碳儲量的2倍,土壤中碳儲量的變化直接影響到大氣中CO2[20],其中農(nóng)田土壤碳儲量約占陸地土壤碳儲量的8%—10%。由于土壤碳匯固定在土壤中有機碳的穩(wěn)定性及持續(xù)時間尚存爭議,且不同研究區(qū)域、農(nóng)田種植結(jié)構(gòu)、農(nóng)田管理措施等都會對農(nóng)田土壤碳匯產(chǎn)生影響,因此農(nóng)田土壤碳匯估算的不確定性較高。

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)助力“碳中和”愿景體現(xiàn)在大氣CO2固定和減排兩個方面,主要通過加強土壤固碳能力和提高化肥等農(nóng)業(yè)生產(chǎn)資料利用率來實現(xiàn)。由于管理方式、輪作和耕作制度等農(nóng)田措施對土壤有機碳的儲存和轉(zhuǎn)化有較大影響[21],利用保護性耕作、結(jié)合覆蓋、輪作、農(nóng)藥病蟲害防治等措施,可以減少碳庫損失、增加碳輸入以增加土壤固碳。由于氣候變化、地理環(huán)境和人類活動等影響作用,不同農(nóng)田管理措施在不同區(qū)域的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯效果差異顯著,如何判別農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯潛力,并據(jù)此提出針對性措施提高農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯,目前研究尚未取得統(tǒng)一定論。

“十四五”時期,我國生態(tài)文明建設進入了以降碳為重點戰(zhàn)略方向、推動減污降碳協(xié)同增效、促進經(jīng)濟社會發(fā)展全面綠色轉(zhuǎn)型、實現(xiàn)生態(tài)環(huán)境質(zhì)量改善由量變到質(zhì)變的關鍵時期。2021年10月,國務院印發(fā)了《2030年前碳達峰行動方案》,特別指出“推進農(nóng)業(yè)農(nóng)村減排固碳”。在此背景下,針對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯相關概念混雜、研究方法多樣、中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯現(xiàn)狀和潛力不明的問題,本研究基于文獻綜述和SoilGrids250數(shù)據(jù),厘清農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯相關概念和研究方法,分析中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯時空演變規(guī)律,根據(jù)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)固碳潛力提出固碳技術(shù)和措施。本研究結(jié)果有助于深化農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯科學認知,促進農(nóng)業(yè)農(nóng)村部門深入貫徹生態(tài)文明理念,提高農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)對國家碳中和的貢獻。

1 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯相關概念解析

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳庫包括作物碳庫和農(nóng)田土壤碳庫,是維系社會系統(tǒng)糧食安全和工業(yè)原材料、調(diào)節(jié)大氣CO2的重要組成部分。表征農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯的相關概念較多且容易混淆,本文做簡單梳理,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)和社會經(jīng)濟系統(tǒng)、大氣CO2之間碳循環(huán)相關邏輯如圖1所示。農(nóng)田農(nóng)作物碳庫,主要包括經(jīng)濟產(chǎn)量和秸稈,反映農(nóng)作物在生長、收獲和收割過程中對大氣碳庫的固定和排放。農(nóng)田土壤碳庫是土壤有機質(zhì)、微生物活動和根系生長共同作用的結(jié)果。二者組成的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)與大氣系統(tǒng)、社會經(jīng)濟系統(tǒng)進行復雜的碳交換過程。施肥、耕作、收割等農(nóng)田管理加劇了農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)與其他系統(tǒng)的碳交換過程,使之變得更復雜。

圖1 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán)示意圖Fig.1 Schematic diagram of carbon cycle in farmland ecosystem綠色箭頭表示從固碳來源,灰色箭頭表示碳損失,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)及子系統(tǒng)內(nèi)綠色流入量和灰色流出量的差值為碳匯量

農(nóng)田總初級生產(chǎn)力(Gross Primary Production, GPP)是指農(nóng)作物在一定時間段內(nèi)生產(chǎn)的全部有機物的總量,表征進入農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的初始能量和物質(zhì),是陸地碳通量中的重要組成部分[22—23]。農(nóng)作物生物量(Crop Biomass, CB)是指單位時間單位面積內(nèi)有機物質(zhì)干重總量,含地上和地下生物量。農(nóng)作物凈初級生產(chǎn)力(Net Primary Production, NPP)是農(nóng)作物光合作用產(chǎn)生的有機質(zhì)減去呼吸作用,反映農(nóng)作物通過光合作用固定大氣CO2的能力,是表征農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)固碳能力和生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力的重要指標[24—25]。農(nóng)田土壤有機碳(Soil Organic Carbon, SOC)是土壤碳庫的重要組成部分,是由腐殖質(zhì)、動植物殘體和微生物體組成的含碳有機化合物。農(nóng)田系統(tǒng)中,植物根系、凋落物及人為歸還使得農(nóng)作物的部分碳再次歸還到土壤中。農(nóng)田土壤固碳潛力(Carbon Sequestration Potential, CSP)是農(nóng)田土壤在立地環(huán)境條件下最大穩(wěn)定碳庫存,受到氣候變化、人類活動和土壤特性等共同影響[26—28]。

基于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中碳交換過程中相關概念,研究中常用農(nóng)田凈生態(tài)系統(tǒng)生產(chǎn)力(Net Ecosystem Productivity, NEP)或凈生態(tài)系統(tǒng)碳交換量(Net Ecosystem Exchange, NEE)衡量區(qū)域尺度生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯情況。NEP是一定時間內(nèi)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)GPP減去農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)呼吸(含自養(yǎng)呼吸和異養(yǎng)呼吸),即農(nóng)田NPP減去異養(yǎng)呼吸[29]。NEP代表從大氣到農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的凈碳通量,為正值表明該生態(tài)系統(tǒng)在一定時間內(nèi)對CO2的吸收量大于排放量,該生態(tài)系統(tǒng)是碳匯,反之則為碳源。NEE指生態(tài)系統(tǒng)呼吸減去NPP[30],和NEP大小相等符號相反。

由上述概念可知,在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中,農(nóng)作物碳匯等于農(nóng)作物生物量減去人類收獲和其他用途的消耗,由于農(nóng)作物收獲期短,糧食和秸稈大多被消費和消耗掉,很難作為碳固定下來,因此,研究者普遍認為農(nóng)作物的碳匯為零[19]。因此,農(nóng)田土壤是農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)重要的碳源,也是主要的碳匯,農(nóng)田土壤碳匯等于有機碳投入減去土壤呼吸和肥料分解排放的碳。

2 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯研究方法

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯估算方法按照研究對象可分為農(nóng)作物生物量評估、土壤有機碳評估和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯評估。

農(nóng)作物生物量評估方法主要有統(tǒng)計分析、遙感模擬和基于生理生態(tài)過程的模型模擬[31]。統(tǒng)計分析方法主要是利用作物產(chǎn)量數(shù)據(jù)、作物經(jīng)濟產(chǎn)量、經(jīng)濟作物含水率和收貨系數(shù)進行估算,遙感模擬主要依賴于植被指數(shù)、凈初級生產(chǎn)力等；生態(tài)過程模型充分考慮作物生長、環(huán)境與人為管理,包括作物生長模型(Crop Growth Model)、作物表面模型(Crop Surface Models)等,常見的作物生長模型包括WOFOSRT模型、DSSAT模型、CERES模型、APSIM模型、CCSODS模型和AquaCrop模型等。

土壤有機碳評估方法包括Meta 分析、土壤調(diào)查數(shù)據(jù)差減和土壤有機碳模型[32]。Meta分析作為一種整合分析方法,可以綜合對比以往研究結(jié)果,在區(qū)域或全球尺度得到一個相對普遍的結(jié)論。土壤調(diào)查數(shù)據(jù)差減依據(jù)國家1958—1960年、1979—1985年開展的全國土壤普查,空間分辨率高,數(shù)據(jù)詳實,但缺少年份更新,難以理清年際變化特征?；谶^程的土壤有機碳模型考慮土壤生態(tài)生理過程,識別關鍵影響因素,可預判未來土壤有機碳變化,較好服務于土壤管理,主要包括Century、CANDY、DAISYS、DNDC、NCSOIL、RothC、Agro-C和SCNC等[10]。

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳核算方法包括渦度相關法、靜態(tài)箱—氣相色譜法、大氣反演模型、生態(tài)系統(tǒng)模型法等。渦度相關法利用感應器測定植被上方的三維風速、溫度、濕度和CO2濃度,根據(jù)雷諾原理計算CO2垂直通量,通過觀測NEE得到農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳收支[33]。其優(yōu)點在于可連續(xù)、直接測定NEE,對農(nóng)田不會產(chǎn)生損害,適用于測定較大尺度的下墊面通量；缺點是靈敏度低、操作繁瑣,觀測對環(huán)境條件要求較高,例如需要平坦的下墊面,并且大氣邊界層內(nèi)湍流劇烈且湍流間歇期不宜過長。靜態(tài)箱—氣相色譜法將靜態(tài)箱罩在所要測量的樣本上,每隔一段時間抽取箱中氣體,利用氣相色譜儀測定溫室氣體的濃度,并求出CO2濃度隨時間的變化率[34]。其優(yōu)點是能夠?qū)Φ桶魑锖粑M行觀測,彌補渦度相關法夜間弱湍流交換情況下通量觀測不足和白天通量組分難以區(qū)分的問題,通過多點觀測可評價生態(tài)系統(tǒng)呼吸的空間變異規(guī)律。大氣反演法可以動態(tài)評估區(qū)域尺度上的碳源匯分布,缺點是大氣CO2濃度觀測站分布不均,發(fā)展中國家站點較少；且受人為CO2排放估算精度影響,人為排放高估,則陸地碳匯也會高估?；谶^程的碳循環(huán)模型,優(yōu)點是有利于進行歸因分析,估算不同因子的貢獻率,可預測未來碳源/匯。例如,改變模型輸入中CO2濃度,可得到植被生長對CO2濃度上升的敏感性。缺點是簡化復雜的生態(tài)過程可增加結(jié)果的不確定性,同時參數(shù)、驅(qū)動因子等模型輸入數(shù)據(jù)也會增加不確定性。

通過上述“自下而上”和“自上而下”的估算方法,研究普遍認為農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)是重要碳匯,但不同估算方法得出的結(jié)果存在較大差異。研究通過禹城冬小麥—夏玉米復種農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)呼吸,比較了渦度相關法和靜態(tài)箱/氣相色譜法差異,結(jié)果發(fā)現(xiàn)兩種方法實時觀測的夜間通量結(jié)果具有較好的一致性,靜態(tài)箱/氣相色譜法白天的觀測結(jié)果較渦度相關法高[33]。大氣CO2濃度和大氣反演模型是造成估算結(jié)果不確定性的主要原因。Pacala 等[35]估算美國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯為0.0—0.04 Pg C/a, Jiang 等[36]基于大氣反演估算中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯水平為(0.021±0.004)Pg C/a。綜上，針對農(nóng)作物生物量、農(nóng)田土壤有機碳和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯評估方法的總結(jié)和適用范圍，如表1所示。

表1 農(nóng)作物生物量、土壤有機碳和農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳交換研究方法

3 中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯時空分異規(guī)律

學者利用多種方法對中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯進行核算,但結(jié)果差異較大?？偟膩碚f,中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的碳源/匯范圍為-0.002—0.120 Pg C /a,平均值為(0.043±0.010) Pg C /a。在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中,植被碳匯的平均值約為0 Pg C /a,土壤碳匯平均值為(0.017±0.005) Pg C /a[45]。本節(jié)從中國農(nóng)作物生物量變化、土壤有機碳空間分布和土壤碳匯3個關鍵方面,解析農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯時空分異規(guī)律。

3.1 農(nóng)作物生物量變化

農(nóng)作物碳匯基本為零,但農(nóng)作物生物量能夠評估農(nóng)田生產(chǎn)力,是重要的農(nóng)田管理監(jiān)測指標,能夠為陸地碳收支和耕地產(chǎn)量預測提供依據(jù)[46]。中國農(nóng)作物生物量的變化率出現(xiàn)波動性增長但趨勢放緩的趨勢。采用農(nóng)業(yè)統(tǒng)計和遙感數(shù)據(jù)估算結(jié)果表明,1981—2000年期間中國農(nóng)作物的生物量按0.0125—0.0143 Pg C/a 的速率增加[19]。2010年中國農(nóng)作物產(chǎn)生的NPP為596 Tg C,其中地上NPP為517 Tg C,地下NPP為80 Tg C[47]。TW 模型和ZGS 模型評估2000—2015年中國農(nóng)田NPP均值分別為1130.60 g/m2和810.90 g/m2[48]?；?001—2010年MODIS數(shù)據(jù)集的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)NPP平均值變化范圍0.21—17.24 Mg hm-2a-1,時間上表現(xiàn)為先增加后減少[49]。從空間分布來看,農(nóng)作物生物量呈現(xiàn)出區(qū)域差異,中國南部,尤其是長江中下游農(nóng)業(yè)區(qū)農(nóng)作物生物量最高,其次是黃淮海農(nóng)業(yè)區(qū),黃土高原、內(nèi)蒙古及長城沿線等北方地區(qū)較低。

3.2 農(nóng)田土壤碳匯時空變化

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能的重要來源是土壤有機碳累積,在此本研究關注農(nóng)田土壤有機碳儲量和表層有機碳密度的空間分布規(guī)律。農(nóng)田土壤有機碳的主要來源包括植物體(秸稈、根系和根系滲出液)和添加到土壤中的有機肥。氣候類型、下墊面條件和社會經(jīng)濟發(fā)展情況決定了農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)固碳初始狀態(tài)。中國地域遼闊,縱貫7個氣候帶,從東到西橫跨三級階梯,海拔差4000多米,社會經(jīng)濟發(fā)展情況存在東西差異和城鄉(xiāng)差異。從空間格局來看,總體上農(nóng)田土壤有機碳呈現(xiàn)從西到東、從南至北遞增的趨勢[50]。

此外,中國農(nóng)田土壤碳源/匯是不斷變化的[51]?；谖墨I記載、土壤普查資料數(shù)據(jù)及DNDC過程模擬結(jié)果表明,1930—1990年期間,中國農(nóng)田土壤有機碳是碳源[52],1960—1980 年期間,中國農(nóng)田耕層土壤有機碳含量從23.0 g/kg下降到15.0 g/kg[50],農(nóng)田土壤有機碳降低主要出現(xiàn)在中國東部、南部、以及部分西北干旱地區(qū)。根據(jù)1979—1982年全國第二次土壤普查數(shù)據(jù)估算,中國自然土壤開墾后耕地土壤耕層有機碳庫的總損失約為2 Pg[53]。李長生[54]根據(jù)1990年的數(shù)據(jù)利用DNDC模擬表明中國農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中土壤有機碳每年丟失73.8 Tg。20世紀90年代以來,中國農(nóng)田土壤有機碳含量增加,逐漸發(fā)揮碳匯功能[55]。據(jù)黃耀和孫文娟[56]研究,1993年來中國耕作土壤有機碳呈較明顯增加趨勢,大約增加311—401 Tg C。2004—2013年的土壤采樣和文獻調(diào)研結(jié)果顯示,全國土壤有機碳總平均含量為(14.59±6.29) g/kg,水田耕層土壤有機碳含量(18.26 ±7.06) g/kg顯著高于旱地土壤(11.63±5.65) g/kg[57]。農(nóng)田土壤表層(0—20 cm)年固碳量在9.6—25.5 Tg 之間,30 cm 深度在 11—36.5 Tg 之間。單位耕地面積的固碳速率,20 cm 深度每年 74—184 kg C/hm2,30 cm 深度則為每年 85—281 kg C/hm2[58]。從空間分布格局來看有機碳含量由高到低的區(qū)域順序為華南>西南>東北>華東>華北>西北,其中,華北、華東、西南農(nóng)田表土有機碳含量顯著增加；華東地區(qū)有機碳增加的農(nóng)田面積占全國農(nóng)田比例最大,東北最小[59]。

3.3 農(nóng)田土壤有機碳時空變化

為彌補文獻調(diào)研中土壤有機碳數(shù)據(jù)覆蓋重合或者不全面、采樣點時間不一致等造成結(jié)果對比困難的問題,本研究根據(jù)全球土壤數(shù)據(jù)制圖結(jié)果,對比中國農(nóng)田不同表層(0—5、5—15、15—30cm)土壤有機碳含量空間分布。首先選擇SoilGrids250數(shù)據(jù)[60](https://www.isric.org/explore/soilgrids/faq-soilgrids)；其次,根據(jù)GlobeLand30土地利用覆被數(shù)據(jù)提取耕地作為研究區(qū)(http://www.globallandcover.com),重采樣到1km空間分辨率；最后,根據(jù)中國農(nóng)業(yè)氣候區(qū)劃(https://geodata.pku.edu.cn)進行分區(qū)統(tǒng)計。以上數(shù)據(jù)分析和處理通過GEE(https://developers.google.cn/earth-engine)和ArcGIS10.7(https://github.com/Esri)完成,中國農(nóng)田表層土壤有機碳含量空間布局如圖2所示。

由于耕地主要分布在暖溫帶、中亞熱帶、中溫帶、北亞熱帶、干旱中溫帶、南亞熱帶和干旱暖溫帶,上述地區(qū)的耕地占中國耕地總面積的96.2%,因此本研究中主要關注這些地區(qū)。從空間上來看,東北地區(qū)和南方地區(qū)土壤表層有機碳含量較高,有機碳含量的高值普遍分布在黑龍江地區(qū),但南方丘陵山區(qū)的中亞熱帶地區(qū)土壤表層有機碳平均值最高。從不同土壤分層來看,0—5 cm土壤表層有機碳含量分布在4.4—157.1 g/kg之間,5—15 cm土壤表層有機碳含量分布在3.1—164.3 g/kg之間,15—30 cm土壤表層有機碳含量分布在3.0—135.3 g/kg之間。13個農(nóng)業(yè)氣候帶中,0—5 cm土壤有機碳含量平均值分布在16.7—86.5 g/kg之間；5—15 cm土壤有機碳含量平均值分布在9.4—54.7 g/kg之間；15—30 cm土壤有機碳含量平均值分布在8.0—26.2 g/kg之間,并且0—5 cm土壤有機碳含量由高到低的順序表現(xiàn)為中溫帶>中亞熱帶>南亞熱帶>北亞熱帶>干旱中溫度>暖溫帶>干旱暖溫帶。

圖2 不同農(nóng)業(yè)區(qū)劃帶農(nóng)田表層土壤有機碳空間分布Fig.2 Spatial distribution of topsoil organic carbon in farmland in different agricultural zoning zonesSOC:Soil organic carbon,土壤有機碳

4 農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯影響因素及固碳潛力

4.1 氣候變化和農(nóng)田管理對農(nóng)田土壤碳匯的影響

在自然因素和農(nóng)田管理的雙重作用下,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳庫在全球碳庫中最為活躍,因此也造成了其影響因素研究的不確定性。研究普遍認為,氣候因素對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯具有直接影響,而農(nóng)田管理措施具有決定性作用。

氣候因素對自然植被生產(chǎn)力具有直接影響[61]。研究表明,降水增加有助于農(nóng)作物生物量增加[62—63],提高秸稈產(chǎn)量,有助于增加土壤有機碳輸入。同時,降水和溫度通過改變土壤水分、通氣狀況和土壤溫度,影響土壤微生物活動和繁殖,進而影響土壤有機碳含量[64]。氣候要素對土壤有機碳的影響在不同地區(qū)不同立地條件表現(xiàn)出差異[65—67]。但由于農(nóng)田管理往往能彌補和改善氣候因素對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng),尤其是土壤有機碳的負面影響,專門針對氣候要素對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯開展影響機理研究較少。

農(nóng)田管理措施,如耕作方式、施肥處理和土地利用方式,對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯具有決定性作用[32, 68]。一方面,耕作管理措施會加速表層土壤養(yǎng)分降解和淋溶進入深層,同時部分農(nóng)業(yè)投入品直接作為碳源形式進入土層,從而增加土壤碳匯；但另一方面,耕作擾動會加速土壤微生物呼吸從而向大氣排放CO2。研究表明,農(nóng)田中使用化肥與有機肥配施,可顯著提高土壤增碳作用,可達0.889 tC hm-2a-1；秸稈還田、施有機肥和免耕對土壤增碳作用亦十分明顯,分別為0.597、0.545、0.514 tC hm-2a-1[69]。因此,合理調(diào)節(jié)農(nóng)田管理措施,估算土壤碳匯潛力,對調(diào)節(jié)土壤碳庫循環(huán)和增加碳匯具有重要意義。

4.2 農(nóng)田土壤固碳潛力

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯能力取決于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)固碳的初始狀態(tài)、飽和水平和提升路徑三個方面。氣候條件、環(huán)境要素和人類活動三大影響因素共同決定了農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)固碳的初始狀態(tài),農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯飽和水平和維系時間主要是自然因素作用的結(jié)果。人類活動決定了提升路徑。施肥、灌溉等農(nóng)田管理使土壤有機碳的含量短時間內(nèi)迅速發(fā)生變化。通過實施土壤固碳措施,在未來幾十年內(nèi),每年可能補償0.1%—27%的農(nóng)業(yè)溫室氣體排放[70]。

農(nóng)田土壤有機碳變化研究表明,初始土壤有機碳含量高,容易導致有機碳加速分解和流失；初始有機碳含量越低,其增加潛力越大[71]?；诘诙稳珖寥榔詹閿?shù)據(jù),中國農(nóng)田表層土壤有機碳密度為 26.6—32.5t C/hm2,低于美國農(nóng)田的平均值 43.7 t C/hm2[72]和歐洲農(nóng)田的平均值 40.2 t C/hm2[73]。這說明我國利用化肥和有機碳配施增加作物干物質(zhì)產(chǎn)量、提高土壤碳輸入、促進農(nóng)田土壤固碳具有較大潛力。

農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)的固碳潛力主要集中在農(nóng)田土壤[74—75]。由于對固碳潛力邊界的界定和評估方法的不同,導致研究結(jié)果缺乏一致性。研究顯示,肥料和有機殘留管理、保護性耕作、種植模式、灌溉等管理措施是增加土壤有機碳匯的主要措施。例如,與秸稈不還田相比,秸稈還田可顯著增加7.7%—14.6%的土壤有機碳含量[76]。秸稈還田后,約有8%—35.7%的有機碳轉(zhuǎn)化為土壤有機碳,并被保存到土壤碳庫中[77]。在實際情況下,上述措施往往都不是單一實行的,而是多種措施配套使用。例如秸稈還田,配合免耕、合理施肥等多種手段和技術(shù),能顯著提高土壤有機碳和作物產(chǎn)量。梁二等[78]研究認為,在維持20 世紀80 年代農(nóng)田管理和氣候條件不變的情況下,中國農(nóng)田土壤固碳潛力約為668 Tg C。Yan等[79]研究顯示,在采用50%免耕和50%秸稈還田的條件下,中國農(nóng)田土壤年均固碳將達到32.5 Tg C。同時,在土壤保持、保護性耕作、免耕、秸稈還田、水肥管理等措施下,農(nóng)田土壤固碳速率為0—1.48 tC hm-2a-1),固碳潛力400—2000 TgC/a。總結(jié)上述農(nóng)田管理措施、對土壤有機碳的潛在影響及固碳效果，如表2所示。

表2 農(nóng)田措施對土壤有機碳固碳潛力的影響效果

5 研究不足和展望

中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳源/匯對維系全球陸地生態(tài)系統(tǒng)碳循環(huán),維持糧食產(chǎn)量和品質(zhì),甚至對保障全球糧食安全都具有重要意義。農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能包括農(nóng)作物生物量固碳和農(nóng)田土壤固碳,且主要依賴后者。受制于氣候因素和農(nóng)田管理活動的共同影響,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)固碳潛力和能力差異性較大。中國農(nóng)田土壤有機碳含量較低,呈現(xiàn)時空分布不均且總體上逐年緩慢增長的趨勢?？v觀全球,由于各國環(huán)境條件和農(nóng)業(yè)實踐方法不同,采取的土壤固碳措施差別很大。但沒有一個國家達到“4p1000”倡議的期望目標,這說明為了實現(xiàn)這一目標,需要探索更多的措施和方案[70]。未來四十年,是中國大力挖掘生態(tài)系統(tǒng)碳匯潛力的關鍵時期,推動農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯科學研究和技術(shù)推廣,是助力“碳中和”的重要路徑之一。

中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯功能已達成共識,但碳匯估算不確定性高,結(jié)果缺乏一致性。由于農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)排放溫室氣體,尤其是水稻田排放甲烷,加之化肥等農(nóng)田管理無疑增加了碳排放,因此很長時間內(nèi)人們認為農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)為碳源。隨著有機肥和科學農(nóng)田管理,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng),尤其是農(nóng)田土壤固碳的功能逐漸受到關注。1980年以來,中國農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)開始實現(xiàn)凈固碳,且碳匯功能不斷增強。但由于固碳邊界界定、管理措施、研究方法和數(shù)據(jù)的復雜性,對碳匯估算仍存在較大的不確定性[59]。尤其是作為最活躍的陸地生態(tài)系統(tǒng)碳庫,農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯時空差異大,進一步增大了估算結(jié)果的不確定性。

氣候因素對農(nóng)田土壤有機碳的影響存在較大時空差異,對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯的影響往往被忽略。農(nóng)田土壤有機碳庫及碳匯潛力是自然和人為作用的共同結(jié)果,但農(nóng)田土壤的碳匯飽和水平應是自然因素作用的結(jié)果,人類活動通過改變實施路徑起到干擾或加劇的作用。研究普遍認為水熱條件是有機碳含量和變化的控制因素[58],但氣候因素對土壤有機碳的變化影響研究存在差異,厘定氣候變化對農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯的影響機理及風險預判研究不足。如何在人為措施中增加氣候變化適應性管理,是未來農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)碳匯研究的一個重要方向。同時,實施有效的農(nóng)田管理措施,包括施用有機肥、秸稈還田、保護性耕作等,對土壤固碳的貢獻率仍值得探究。

土壤固碳技術(shù)不斷發(fā)展和創(chuàng)新,如何因地制宜協(xié)調(diào)本地自然和人為影響因素是提升土壤碳匯的關鍵。肥料和有機殘留管理、保護性耕作、種植模式、灌溉等農(nóng)田管理可有效提高土壤有機碳含量,提升碳匯水平。但在實際情況中,農(nóng)田管理措施往往以提高產(chǎn)量為目的,甚至造成土壤碳源的現(xiàn)象。保護性耕作固碳技術(shù)通過減少對土壤的擾動,降低土壤侵蝕,促進蓄水保墑,提高表層土壤有機碳含量,增強土壤固碳能力。農(nóng)作物秸稈還田固碳技術(shù)通過秸稈粉碎拋撒、機械還田,將碳保留在土壤中,增加土壤有機質(zhì)含量。科學推廣保護性耕作,提升生物質(zhì)和秸稈還田水平,開發(fā)和推廣農(nóng)田管理措施和技術(shù),以及評估其碳匯能力,是挖掘農(nóng)田土壤碳匯潛力的重要方向。