下载:
-
现代农业中无土育苗技术的广泛应用，极大促进了种苗工厂化的发展。泥炭作为无土育苗的重要基质来源，具有质轻、透气、保水保肥能力强等多种优良特性，但其价格昂贵且不可再生，因此亟需寻找可替代泥炭的生态型育苗基质[1]。园林废弃物堆肥产品作为一种廉价易得的育苗基质，富含有机质和其他营养成分，可有效替代泥炭用于基质育苗[2]。但其容重较大，pH、电导率较高，营养元素不均衡[3−4]，并且如果在育苗基质中高比例添加园林废弃物堆肥产品，可能会导致植物生长矮小、叶片黄化、出苗率低、品质差或产生“烧苗”现象[5−6]，因此需要对园林废弃物堆肥产品进行改良和优化[7−8]。
腐熟花生Arachis hypogaea壳质地较轻，营养元素丰富，将其作为基质组分可有效降低基质容重，增加基质通气性和持水性，提高基质肥力[9]。朱巧莲等[10]将腐熟花生壳替代泥炭用作金线莲Anoectochilus roxburghii的栽培基质后发现：腐熟花生壳可显著降低基质容重，增加其持水量和非毛管孔隙度，提高其全氮含量；梁新安等[11]将腐熟花生壳替代草炭用作黄瓜Cucumis sativus的育苗基质后发现：添加适当比例腐熟花生壳可有效提高基质总孔隙度，改善其理化性质，增加其保水保肥性。腐植酸作为一种重要的基质改良剂，可有效改善基质物理结构，增加其养分[12]。刘宇锋等[13]将腐植酸添加至床垫料用作辣椒Capsicum annuum的栽培基质后发现：适当比例腐植酸的添加可显著降低基质容重，提高其总孔隙度和通气孔隙度，有效改善其品质；顾鑫等[14]将腐植酸施入土壤用于玉米Zea mays种植后发现：适当比例腐植酸的施用可有效降低土壤盐碱特性，提高土壤肥力，达到良好的改良效果。因此，腐熟花生壳和腐植酸的协同作用是否可用作改良园林废弃物堆肥产品，使其可高效替代泥炭进行植物育苗值得研究。
紫苏Perilla frutescens为唇形科Labiatae的1年生草本植物，含有多种活性成分，具有较高的药用、食用和文化价值[15]。紫苏叶、根和种子是天然营养物质的有效来源，含有丰富的酚类化合物，具有良好的抗过敏、抗中毒和抗肿瘤作用[16]，因此，有关紫苏育苗的研究也逐渐成为热点。但是，将园林废弃物堆肥产品作为泥炭替代基质用于紫苏无土育苗的研究相对较少。本研究利用腐熟花生壳和腐植酸改良园林废弃物堆肥产品，并将其用于紫苏育苗。通过温室育苗试验，探讨不同处理的育苗基质对紫苏出苗的影响，以期筛选出适合紫苏育苗的最优育苗基质，为园林废弃物资源化再利用和药用植物紫苏的育苗基质开发探索新途径。
-
紫苏种子购于北京林业大学科技股份有限公司。供试园林废弃物堆肥产品来源于植物园堆肥厂，采用好氧堆肥法堆置。堆肥前，将园林废弃物粉碎至2 cm，调节含水量为60%，添加尿素调节碳氮比为25%~30%，并加入0.5 mg·kg−1自制菌剂(主要成分为枯草芽孢杆菌Bacillus subtilis、乳酸菌和放线菌)；堆肥过程中隔7 d翻堆1次，并定期定量洒水，使堆体含水率维持约60%，堆肥周期为45 d。堆置后的园林废弃物堆肥产品质地疏松、无结块、无明显异臭味和可视杂物， pH为7.89，电导率为1.99 mS·cm−1，质量分数全氮为17.73 g·kg−1，全磷为4.46 g·kg−1，全钾为3.14 g·kg−1，铵态氮为714.09 mg·kg−1，硝态氮为129.58 mg·kg−1，速效磷为4 764.97 mg·kg−1，速效钾为627.76 mg·kg−1，符合GB/T 33891—2017《绿化用有机基质》的产品质量要求。
供试用改良剂腐熟花生壳、腐植酸均购于北京林业大学科技股份有限公司。腐熟花生壳使用前粉碎，过2 mm筛。其pH为6.8，电导率为1.51 mS·cm−1，质量分数全氮为26.9 g·kg−1，全磷为13.22 g·kg−1，全钾为3.84 g·kg−1，铵态氮为1 256.85 mg·kg−1，硝态氮为207.00 mg·kg−1，速效磷为9 601.65 mg·kg−1，速效钾为765.84 mg·kg−1。腐植酸为黑色粉末状，粒径为0.125~1.000 mm。其pH为5.6，电导率为0.95 mS·cm−1，质量分数腐植酸为700.00 g·kg−1，黄腐酸为200.00 g·kg−1，全氮为10.29 g·kg−1，全磷为11.39 g·kg−1，全钾为3.63 g·kg−1，铵态氮为536.80 mg·kg−1，硝态氮为92.74 mg·kg−1，速效磷为3 927.41 mg·kg−1，速效钾为604.59 mg·kg−1。
-
本次育苗试验在北京林业大学科技股份有限公司温室苗圃进行。按表1设计，在园林废弃物堆肥产品中添加腐熟花生壳和腐植酸。共设9个育苗基质处理，每处理重复10盆。
表 1 正交试验设计
Table 1. Orthogonal experimental design
处理 不同育苗基质的原材料组成/% 处理 不同育苗基质的原材料组成/% 处理 不同育苗基质的原材料组成/% 腐熟花生壳(干质量) 腐植酸(干质量) 腐熟花生壳(干质量) 腐植酸(干质量) 腐熟花生壳(干质量) 腐植酸(干质量) T1 0 0 T4 1.5 0 T7 3.0 0 T2 0 3.0 T5 1.5 3.0 T8 3.0 3.0 T3 0 6.0 T6 1.5 6.0 T9 3.0 6.0 -
根据表1所示：分别将添加了9种不同质量分数腐熟花生壳和腐植酸的园林废弃物堆肥产品置于210 mm×150 mm×185 mm的塑料花盆(基质表面距花盆顶部约3 cm)，拌入质量比为0.1%的多菌灵，杀菌消毒后，灌水至饱和，置于温室稳定3 d，备用。在制备基质的同时，采集样品。
-
选取颗粒饱满、大小一致的紫苏种子，均匀播种于花盆，每粒种子埋于距基质表面1 cm处，每盆播种3粒，并对基质充足灌水。播种至幼苗发芽期间，始终保持基质湿润。
-
播种后，每天观察出苗情况，统计出苗数，计算紫苏在21 d内的出苗率。紫苏播种后第40天统计其幼苗株数(紫苏在出苗后可能发生死亡现象，因此，紫苏在播种后第21天的出苗株数和第40天的出苗株数并不完全一致)、幼苗叶片数、被虫(小菜蛾Plutella xylostella)咬食叶片数和被虫咬食株数，计算其单株叶片数、死亡率、受虫害叶片率和受虫害株率。出苗率=(种子出苗数/供试种子粒数)×100%，受虫害叶片率=(被虫咬食叶片数/叶片总数)×100%，受虫害株率=(被虫咬食株数/总株数)×100%，死亡率=(死亡数/总株数)×100%。
-
参照ZHANG等[8]和鲍士旦[17]的方法，测定育苗基质的容重、最大含水量、总孔隙度、通气孔隙、持水孔隙、水气比、pH、电导率以及全氮、全磷、全钾、铵态氮、硝态氮、速效磷、速效钾和有机质质量分数等。其中：容重、最大含水量、总孔隙度、通气孔隙、持水孔隙、水气比等指标用环刀法测定；pH用pH 400防水型笔式pH计(上海仪电科学仪器股份有限公司)测定；电导率用EC 400防水型笔式电导率/TDS/盐度计(上海仪电科学仪器股份有限公司)测定；全氮用H2SO4-H2O2消煮，凯氏定氮法(K1306型全自动凯氏定氮仪，上海晟声自动化分析仪器有限公司)测定；全磷用H2SO4-H2O2消煮，钼锑抗比色法(752型紫外光栅分光光度计，上海元析仪器有限公司)测定；全钾用H2SO4-H2O2消煮，火焰光度计法(FP640型火焰光度计，上海精密科学仪器有限公司)测定；铵态氮用2 mol·L−1KCl浸提，靛酚蓝比色法测定；硝态氮用酚二磺酸比色法测定；速效磷用NaHCO3浸提-钼锑抗比色法测定；速效钾用NH4OAc浸提，火焰光度法测定；有机质用稀释热法测定。
-
采用Excel 2019和SPSS 23.0软件进行数据处理与单因素方差分析；采用CANOCO 5.0分析紫苏育苗与育苗基质理化性质的关系；采用模糊数学的隶属函数法综合评价紫苏在不同处理基质的育苗情况。具体计算方法为[2]：①若某指标与紫苏育苗呈正相关，则用公式R(xi)=(xi−xmin)/(xmax−xmin)求其隶属函数值。其中：xi为某指标测定值，xmax、xmin分别为该指标的最大值和最小值，R(xi)为指标xi的隶属函数值；②若某指标与紫苏育苗呈负相关，则用公式R(xi)=1−(xi−xmin)/(xmax−xmin)求其隶属函数值。③将各指标的隶属函数值进行累加后求其平均值，即为紫苏幼苗的综合评价指数。值越大，说明紫苏育苗效果越好，育苗基质越适宜。
-
由表2可知：与T1相比，添加腐熟花生壳和腐植酸的基质(T2~T9)容重显著(P＜0.05)降低，分别降低了11.49%、13.54%、14.80%、17.36%、18.21%、22.38%、32.57%、24.27%；最大含水量显著(P＜0.05)增加，分别增加了6.13%、6.12%、11.81%、17.62%、18.31%、22.71%、29.56%、24.56%；总孔隙度显著(P＜0.05)增加，分别增加了3.42%、11.82%、15.64%、17.58%、23.25%、25.48%、31.65%、25.86%；通气孔隙度显著(P＜0.05)增加，分别增加了23.43%、21.12%、52.07%、53.15%、34.49%、122.27%、124.04%、88.33%；持水孔隙度显著(P＜0.05)增加，分别增加了0.22%、10.34%、9.81%、11.89%、21.45%、9.99%、16.86%、15.87%；水气比降低但不显著，分别降低了18.82%、8.92%、27.81%、26.96%、9.71%、50.52%、47.85%、38.49%。
表 2 不同基质的物理性质
Table 2. Physical properties of different substrates
处理 容重/(g·cm−3) 最大含水量/% 总孔隙度/% 通气孔隙度/% 持水孔隙度/% 水气比/% T1 0.44±0.02 a 64.59±0.72 g 62.92±0.08 e 8.68±0.04 d 54.24±0.14 e 6.25±0.06 a T2 0.39±0.03 b 68.55±1.09 f 65.07±0.09 e 10.71±0.03 c 54.36±0.13 e 5.07±0.07 a T3 0.38±0.05 b 68.54±1.11 f 70.36±0.10 d 10.51±0.05 c 59.85±0.12 c 5.69±0.04 a T4 0.37±0.04 b 72.22±0.11 e 72.76±0.11 c 13.20±0.03 b 59.56±0.09 d 4.51±0.02 a T5 0.36±0.01 b 75.97±1.14 d 73.98±0.13 c 13.29±0.09 b 60.69±0.18 b 4.57±0.02 a T6 0.36±0.03 b 76.42±1.08 c 77.55±0.10 b 11.67±0.08 c 65.87±0.20 a 5.64±0.07 a T7 0.34±0.06 c 79.26±0.65 b 78.95±0.09 b 19.29±0.11 a 59.66±0.32 d 3.09±0.04 a T8 0.30±0.02 e 83.68±0.54 a 82.83±0.06 a 19.45±0.10 a 63.39±0.18 a 3.26±0.02 a T9 0.33±0.02 d 80.45±0.45 b 79.19±0.06 b 16.35±0.14 a 62.85±0.21 a 3.84±0.07 a 理想范围 ＜0.40[8] 70.00~85.00[8] 70.00~90.00[8] 10.00~30.00[18] 45.00~−65.00[18] 2.00~4.00[19] 说明：同列不同小写字母表示不同处理间差异显著 (P＜0.05) -
由表3可知：与T1相比，添加腐熟花生壳和腐植酸的基质(T2~T9) pH显著(P＜0.05)降低，分别降低了1.77%、3.30%、3.93%、5.32%、7.22%、8.62%、9.63%、11.53%；电导率显著(P＜0.05)降低，分别降低了13.57%、20.10%、23.12%、24.12%、25.63%、23.62%、26.13%、30.15%；全氮质量分数显著(P＜0.05)增加，分别增加了1.07%、0.73%、14.44%、13.25%、11.73%、30.34%、28.82%、25.83%；全磷质量分数显著(P＜0.05)增加，分别增加了38.34%、31.83%、41.48%、23.77%、23.54%、63.90%、65.47%、60.09%；全钾质量分数无显著变化；铵态氮质量分数显著(P＜0.05)增加，分别增加了12.62%、0.94%、28.84%、50.53%、48.09%、85.52%、85.53%、85.59%；硝态氮质量分数显著(P＜0.05)增加，分别增加了0.08%、9.71%、16.86%、14.63%、3.89%、11.06%、27.54%、6.53%；除T3外，其他处理的速效磷质量分数显著(P＜0.05)增加，T2、T4、T5、T6、T7、T8、T9分别增加了1.54%、6.82%、18.13%、10.03%、22.15%、31.45%、20.27%；速效钾质量分数显著(P＜0.05)增加，分别增加了1.51%、1.90%、1.86%、2.06%、2.80%、0.60%、0.99%、3.05%；有机质质量分数显著(P＜0.05)增加，分别增加了0.05%、0.17%、13.26%、12.77%、13.09%、22.66%、23.24%、22.73%。
表 3 不同基质的化学性质
Table 3. Chemical properties of different substrates
处理 pH 电导率/(mS·cm−1) 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 全钾/(g·kg−1) T1 7.89±0.08 a 1.99±0.74 a 17.73±0.68 e 4.46±1.07 b 3.14±0.04 a T2 7.75±0.12 a 1.72±0.14 a 17.92±1.54 e 6.17±1.25 a 3.20±0.03 a T3 7.63±0.02 a 1.59±0.12 b 17.86±2.11 e 5.88±0.45 a 3.45±0.27 a T4 7.58±0.10 a 1.53±0.03 b 20.29±1.38 c 6.31±1.00 a 3.16±0.06 a T5 7.47±0.08 b 1.51±0.06 b 20.08±3.10 c 5.52±0.45 a 3.27±0.03 a T6 7.32±0.04 c 1.48±0.05 b 19.81±1.14 d 5.51±1.03 a 3.19±0.14 a T7 7.21±0.05 d 1.52±0.08 b 23.11±2.03 a 7.31±0.75 a 3.38±0.09 a T8 7.13±0.09 e 1.47±0.02 b 22.84±1.98 a 7.38±0.96 a 3.34±0.11 a T9 6.98±0.06 f 1.39±0.01 c 22.31±2.87 b 7.14±0.42 a 3.51±0.19 a 处理 铵态氮/(mg·kg−1) 硝态氮/(mg·kg−1) 速效磷/(mg·kg−1) 速效钾/(mg·kg−1) 有机质/(mg·kg−1) T1 714.09±44.38 d 129.58±5.24 c 4 764.97±82.52 e 627.76±3.24 d 548.69±12.91 f T2 804.24±62.78 c 129.69±0.93 c 4 838.35±130.58 d 637.22±2.24 b 548.98±14.93 f T3 720.83±111.33 d 142.16±8.82 b 4 690.12±175.35 e 639.70±1.25 a 549.65±18.31 f T4 920.03±28.44 b 151.43±17.54 a 5 090.17±168.04 c 639.44±7.95 a 621.43±9.22 d T5 1074.94±32.49 b 148.54±2.33 a 5 628.76±202.95 b 640.71±2.23 a 618.78±9.37 e T6 1 057.53±173.67 b 134.62±18.06 b 5 242.77±45.47 c 645.31±0.25 a 620.52±11.54 d T7 1 324.80±115.38 a 143.91±5.24 b 5 820.21±331.18 b 631.53±8.20 c 673.02±15.90 c T8 1 324.87±85.48 a 165.26±4.36 a 6 263.58±89.33 a 633.95±1.50 c 676.22±8.56 b T9 1 325.27±28.26 a 138.04±3.55 b 5 730.77±117.63 b 646.93±3.00 a 673.43±18.88 c 说明：同列不同小写字母表示不同处理间差异显著 (P＜0.05) -
由图1可知：T4、T5、T7、T8、T9紫苏种子在播种后第7天开始出苗，T6在播种后第8天开始出苗，T3在播种后第9天开始出苗，T1和T2在播种后第10天开始出苗。其中，T8和T9紫苏种子出苗速度较快，并且在播种后第11天出苗率已达80%以上，分别为84%和88%；T1和T2紫苏种子出苗速度较慢，在播种后第21天出苗率仍均不足60%，分别为55%和58%。在播种后的第21天，紫苏在不同基质内的出苗率从高到低依次为T9、T8和T6、T7、T5、T4、T3、T2、T1，其中T6~T9的出苗率大于80%，分别为91%、88%、91%、93%，T1~T5的出苗率小于80%，分别为55%、58%、65%、71%、75%。
图 1 紫苏播种21 d内出苗情况
Figure 1. Seedling emergence rates in 21 days of P. frutescens
由表4可知：不同基质的紫苏幼苗单株叶片数、幼苗死亡率、幼苗受虫害叶片率和幼苗受虫害株率有显著(P＜0.05)差异。其中，T8和T9紫苏幼苗单株叶片数较多，T3和T4紫苏幼苗单株叶片数较少；T1和T2紫苏幼苗死亡率较高，T8和T9紫苏死亡率较低；T1和T6紫苏幼苗受虫害叶片率较高，T3和T5紫苏幼苗受虫害叶片率较低；T5和T6紫苏幼苗受虫害株率较高，T3和T8紫苏幼苗受虫害株率较低。
表 4 不同基质的紫苏幼苗单株叶片数、死亡率、受虫害叶片率和受虫害株率
Table 4. Number of leaves per plant, mortality rate, leaf infestation rate and plant infestation rate of P. frutescens seedlings in different substrates
处理 单株叶片数/片 死亡率/% 受虫害叶片率/% 受虫害株率/% T1 5.40±1.51 b 36.12±1.44 a 12.46±0.43 b 19.54±0.76 e T2 5.37±1.03 b 33.17±2.63 b 8.56±0.58 f 19.43±0.31 e T3 4.21±1.57 d 22.89±2.63 d 6.99±0.89 h 18.57±0.99 f T4 4.46±0.50 d 21.30±1.88 e 11.83±0.54 c 21.78±0.76 c T5 4.50±2.22 d 32.20±1.64 c 7.43±1.11 g 23.84±1.98 b T6 5.03±0.81 c 14.31±0.92 f 17.73±1.02 a 26.46±1.53 a T7 4.82±1.31 c 12.67±2.75 g 10.84±0.98 d 23.72±0.92 b T8 6.12±0.59 a 10.74±1.75 i 9.93±0.47 e 17.65±0.83 g T9 6.43±0.62 a 11.34±2.42 h 11.95±0.87 c 20.68±0.54 d 说明：同列不同小写字母表示不同处理间差异显著 (P＜0.05) -
冗余分析结果显示：多个理化性质间存在共线性，因此选用向前选择法筛选出方差膨胀因子小于10的容重、总孔隙度、pH、电导率以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数等8个理化性质作为解释变量。图2为紫苏育苗情况与筛选后基质理化性质间的冗余分析排序图。在基质理化性质中，容重、pH、电导率、总孔隙度和全氮质量分数对紫苏育苗情况有较高的解释量；紫苏幼苗出苗率、受虫害叶片率和受虫害株率与育苗基质总孔隙度以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数呈正相关，与育苗基pH、电导率、容重呈负相关；紫苏幼苗单株叶片数与育苗基质全氮、全磷、全钾质量分数以及总孔隙度呈正相关，与育苗基质pH、容重呈负相关，与育苗基质速效钾质量分数、电导率相关性较弱；紫苏幼苗死亡率与育苗基质pH、电导率、容重呈正相关，与育苗基质总孔隙度以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数呈负相关。
图 2 紫苏育苗情况与筛选后育苗基质理化性质间的冗余分析
Figure 2. Redundancy analysis of P. frutescens seedling state and physicochemical characters of seedling substrate after screening
-
通过模糊数学的隶属函数法，计算T1~T9基质的紫苏育苗综合评价指数。由表5可知：T2~T9的紫苏幼苗综合评价指数均高于T1，其中T8的紫苏幼苗综合评价指数最高，表明T8的紫苏育苗效果最优。
表 5 不同育苗基质对紫苏育苗情况的综合评价
Table 5. Comprehensive evaluation of P. frutescens seedlings on different substrates
处理 单指标评价指数 综合评
价指数出苗率 单株叶
片数死亡率 受虫害
叶片率受虫害
株率T1 0.00 0.54 0.00 0.49 0.79 0.36 T2 0.08 0.52 0.12 0.85 0.85 0.48 T3 0.26 0.00 0.52 1.00 0.92 0.54 T4 0.42 0.11 0.58 0.55 0.65 0.46 T5 0.53 0.13 0.15 0.96 0.48 0.45 T6 0.95 0.37 0.86 0.00 0.25 0.49 T7 0.87 0.27 0.92 0.64 0.49 0.64 T8 0.95 0.86 1.00 0.73 1.00 0.91 T9 1.00 1.00 0.98 0.54 0.74 0.85 -
除T1 (100%园林废弃物堆肥产品)外，T2~T9的容重均小于0.40 g·cm−3，表明腐熟花生壳和腐植酸可以降低基质紧实度，使其更为疏松透气。这与已有研究结果[10−12]一致。在一定范围内，孔隙度越大，基质容纳的空气和水分越多，基质的排水能力和保水能力就越好[20]。添加适宜比例腐熟花生壳和腐植酸可显著增加基质的含水量和孔隙度，改善基质中大、小孔隙的比例，从而改善园林废弃物堆肥产品的保水性和通气性，使其处于理想范围。其主要原因可能是由于腐熟花生壳质地疏松，具有较大的孔隙，腐植酸含羧基、羟基等亲水基团，可促进基质中水稳性大团聚体的形成，减少微团聚体的含量，因此将两者结合可降低基质容重，提高基质水分供给和气体交换能力，从而起到保水保肥作用[8, 21]。
-
理想基质的pH为6.0~7.5[7]。未添加腐熟花生壳和腐植酸的园林废弃物堆肥产品(T1)的pH大于7.5，呈碱性，不利于种子萌发和幼苗生长；添加腐熟花生壳和腐植酸后(T2~T9)，基质环境变成中性，达到理想要求。这可能是因为腐熟花生壳和腐植酸中含有较多羧基、酚羟基等酸性基团可解离出较多的H+，可与园林废弃物堆肥产品中的碱性物质发生中和反应，使基质的pH下降[21, 22]。这表明腐熟花生壳和腐植酸作为改良剂可有效调节园林废弃物堆肥产品的pH，使基质酸碱环境可达理想范围。
理想育苗基质的电导率应小于0.65 mS·cm−1(GB/T 33891—2017)。本研究中，T1~T9的电导率均不在理想范围，但是腐熟花生壳和腐植酸的添加可降低基质可溶性盐的含量，其主要原因可能是由于腐熟花生壳和腐植酸中含有较多的酚羟基，此类官能团上的H+可与基质水溶液的K+、Na+等盐基离子发生离子交换作用，减少基质水溶液的可溶性盐含量，达到降低基质电导率的效果[23]。
腐熟花生壳和腐植酸的添加可提高基质中铵态氮和硝态氮质量分数，主要原因可能是由于腐植酸可提高脲酶活性，促进尿素分解，还可与尿素分解产生的NH4+结合生成稳定的腐植酸铵盐，避免了氨的挥发，增加了NH4+质量分数；腐熟花生壳含有丰富的纤维素，质地坚硬，疏松多孔，利于硝化细菌附着或将其作为固体碳源进行利用，从而提高了硝化细菌的活性，增加了NO3−质量分数[24−25]。因此，将腐熟花生壳和腐植酸作为改良剂添加至园林废弃物堆肥产品中，可增强基质供应氮元素的能力，有助于植物对基质养分的吸收。
添加腐熟花生壳和腐植酸可提高基质中全磷和速效磷质量分数，主要原因可能是由于腐熟花生壳和腐植酸自身含有较多的磷素，且腐熟花生壳疏松多孔的结构适合微生物生长，又可为其提供所需的碳源，增强微生物活动和数量，两者的添加可显著加速有机磷向无机磷的转化。另外，腐植酸含有的胡敏酸可与基质的铁、铝等金属发生络合反应，减缓磷的固定；腐植酸含有的酸性基团还可活化基质的无机固定态磷[23]。因此，将两者联合添加可提高基质的全磷和速效磷质量分数，增强基质供应磷素的能力。
添加腐植酸可在一定程度上增强基质供应速效钾的能力，可能是由于腐植酸粉末具有巨大的表面积，带有大量的电荷，可与基质的K+进行吸附交换作用，补充基质溶液的钾质量分数，从而增加基质的钾利用率[14, 23]。
添加腐熟花生壳和腐植酸可以有效增加基质的有机质供应，主要原因可能是由于腐熟花生壳含大量的纤维素、半纤维素和木质素等含碳有机化合物和蛋白质等含氮化合物，同时，腐植酸也是一种大分子有机物质，有机质丰富，将两者联合添加可有效增加基质肥力，提高有机质供应水平[14]。
-
种子的出苗率和出苗速度是衡量育苗基质优劣的重要指标，其中种子出苗率达80%是判断基质适宜的首要依据[2, 7, 26]。本研究表明：紫苏种子在T6~T9的出苗率达80%，出苗情况较好。可能是由于T6~T9的基质容重、pH、电导率等较低，总孔隙度以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数等较高，可为紫苏种子提供合适的水分、氧气、温度和养分，比较适合紫苏种子出苗。
叶片数量是影响生态系统服务的植物功能性状之一，可反映植株的生长情况[27]。本研究表明：T8和T9的紫苏生长发育较好，可生长出更多的叶片进行光合作用和蒸腾作用，可能是由于T8和T9的容重和pH较低，总孔隙度以及全氮、全磷、全钾质量分数等较高，其通气性较好且供肥能力较强，可提供给幼苗更多的养分，利于幼苗生长和叶片建成。
本研究表明：紫苏幼苗死亡率受总孔隙度、容重、pH、电导率以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数的影响较大，且随基质容重、pH、电导率的增加而增加，随基质总孔隙度以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数的增加而减少。T6~T9的紫苏幼苗死亡比例较低，可能是由于T6~T9的基质容重、pH、电导率较低，总孔隙度以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数较高，可为紫苏提供良好的基质环境，比较适合紫苏幼苗成活。
T8的紫苏幼苗虫害发生率较低，抗虫性较好，可能是由于T8的养分质量分数较高，酸碱性适宜，可溶性盐质量分数较低，不仅可为紫苏幼苗提供充足的合成次生代谢产物等防御性物质所需的原料，使其加强化学防御，提高其对害虫直接或间接的防御能力，也可以为其提供适宜的基质环境，增加其营养和根系活力，进而增强紫苏幼苗对害虫的耐受性，提高其抗虫性。
-
添加腐熟花生壳和腐植酸可显著降低园林废弃物堆肥产品的容重、pH、电导率，提高其最大含水量和孔隙度，增加其全氮、全磷、铵态氮、硝态氮、速效磷、速效钾和有机质质量分数。表明腐熟花生壳和腐植酸可使园林废弃物堆肥产品质量得到一定程度的提高。改良后的园林废弃物堆肥产品可显著提高紫苏幼苗发芽率和发芽速度，降低幼苗死亡率和虫害发生率，提高抗虫性，有利于紫苏快速出苗和成活，同时具有一定的生物防治效果。在9种不同基质中，紫苏幼苗综合效果由高向低依次为T8、T9、T7、T3、T6、T2、T4、T5、T1，表明T8 (即3.0%腐熟花生壳+3.0%腐植酸)为最优组配。这一组配不仅可以改善园林废弃物堆肥产品的理化性质，增加养分质量分数，还可以提高紫苏出苗率，降低幼苗受虫害程度。
Effect of green waste compost combined decomposed peanut shells and humic acid on seedling emergence of Perilla frutescens
-
摘要:
目的 研究不同配比的腐熟花生Arachis hypogaea壳和腐植酸改良园林废弃物堆肥产品的效果，以及改良后的园林废弃物堆肥产品作为育苗基质对紫苏Perilla frutescens出苗的影响，探究有利于紫苏育苗的最佳配比基质，为园林废弃物的合理利用提供科学依据。 方法 运用正交设计，将不同质量分数的腐熟花生壳(0、1.5%、3.0%)和腐植酸(0、3.0%、6.0%)添加至园林废弃物堆肥产品中，通过测定基质理化性质，观察其复合效果；通过测定紫苏出苗率、出苗速度、单株叶片数、死亡率、受虫害叶片率和受虫害株率等，基于冗余分析(RDA)和隶属函数法，观察改良后的园林废弃物堆肥产品对紫苏出苗的影响。 结果 添加腐熟花生壳和腐植酸可显著 (P＜0.05)降低园林废弃物堆肥产品的容重、pH和电导率，改善其含水量和孔隙度，增加其全氮、全磷、铵态氮、硝态氮、速效磷、速效钾和有机质质量分数；复合后的园林废弃物堆肥产品可显著(P＜0.05)提高紫苏出苗率和出苗速度，增加其幼苗单株叶片数，降低其幼苗死亡率、受虫害株率和受虫害叶片率。冗余分析表明：紫苏出苗率、受虫害叶片率和受虫害株率与育苗基质总孔隙度以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数呈正相关，与育苗基质pH、电导率、容重呈负相关；紫苏幼苗单株叶片数与育苗基质全氮、全磷、全钾质量分数以及总孔隙度呈正相关，与育苗基质pH、容重呈负相关；紫苏幼苗死亡率与育苗基质pH、电导率、容重呈正相关，与育苗基质总孔隙度以及全氮、全磷、全钾、速效钾质量分数呈负相关。 结论 腐熟花生壳和腐植酸可有效改善园林废弃物堆肥产品的理化性质，提高园林废弃物堆肥产品质量；改良后的园林废弃物堆肥产品可降低幼苗死亡程度，有利于紫苏快速出苗和成活；同时，其可显著降低紫苏幼苗虫害发生率，提高其抗虫性，达到一定的生物防治效果。其中3.0%腐熟花生壳+3.0%腐植酸为最优复配组合。图2表5参27 Abstract:Objective The objective is to study the effect of decomposed peanut (Arachis hypogaea) shells and humic acid with different proportions on the improvement of green waste compost products, as well as the impact of the improved green waste compost products as nursery substrate on Perilla frutescen seedling emergence, so as to explore the best proportion of the substrate conducive to P. frutescen seedling. Method Using orthogonal design, different mass fractions of the decomposed peanut shells (0, 1.5%, 3.0%) and humic acid (0, 3.0%, 6.0%) were added to the green waste compost products, and the composite effect was observed by measuring physical and chemical properties of the substrate. Based on redundancy analysis (RDA) and membership function method, the effects of improved green waste compost products on seedling emergence were observed through the measurement of germination rate, germination speed and number of seedling leaves per plant, mortality rate, leaf infestation rate and plant infestation rate of P. frutescen. Result Adding decomposed peanut shells and humic acid could significantly (P＜0.05) reduce the bulk density, pH and EC values, improve the water content and porosity, and increase the mass fractions of total N, total P, NH4+-N , NO3−-N, available P, available K and organic matter of green waste compost products. And the composite green waste compost products could significantly (P＜0.05) increase the germination rate, germination speed and the number of leaves per seedling, reduce the mortality rate, the percentage of insect damaged plants and damaged leaves of P. frutescen. RDA showed that the percentage of seedling emergence, the percentage of damaged leaves and damaged plants of P. frutescen seedlings were positively correlated with the total porosity, mass fractions of total N, total P, total K and available K of the substrate, but negatively correlated with pH, EC and bulk density of the substrate. The number of leaves per plant of P. frutescen seedlings was positively correlated with mass fractions of total N, total P, total K and total porosity of the substrate, but negatively correlated with pH and bulk density of the substrate. The mortality rate of seedlings was positively correlated with pH, EC and bulk density of the substrate, but negatively correlated with mass fractions of total porosity, total N, total P, total K and available K of the substrate. Conclusion The decomposed peanut shells and humic acid can effectively improve the physical and chemical properties of green waste compost products and optimize their quality. The optimized green waste compost products can reduce the death rate of seedlings, and facilitate the rapid emergence and survival of P. frutescen. At the same time, the optimized green waste compost products can significantly reduce the incidence of insect pests, improve insect resistance, and achieve a certain biological control effect. The optimal combination is 3.0% decomposed peanut shells + 3.0% humic acid. [Ch, 2 fig. 5 tab. 27 ref.] -
随着工业化进程的加速推进，人类活动产生的温室气体排放量增加，应对气候变化已成为全球共同关注的社会和科学问题。中国积极参与全球气候治理，1993年签署《联合国气候变化公约》，成为首批缔约方；2007年颁布《中国应对气候变化国家方案》，明确减排目标和政策措施；2020年9月正式提出“2030年前实现碳达峰、2060年前实现碳中和”的目标[1]。碳足迹分析被广泛用于量化产品在其生命周期中的温室气体排放量[2]，是科学制定减排战略的前提与基础。2023年11月中国提出将加快建立产品碳足迹管理体系，碳足迹评估已成为实现碳达峰和碳中和(“双碳”)目标的重要抓手。竹笋是一种健康的森林食品，其产业是中国林业重点发展的十大富民产业之一[3]。中国作为全球竹类资源最丰富的国家，竹笋产品约占世界产量的95%，是中国16个大宗出口农产品之一[4]。随着欧美等发达国家“碳关税”等绿色贸易规则的推进和实施，碳足迹评估已成为企业产品出口的必选项目。
目前在农林产品碳足迹评估领域，学者们主要针对碳足迹评估方法、产品碳足迹评估和减排潜力等方面展开相关研究。投入产出法[5]是一种自上而下的计算方法，适用于评估某个部门或产业的碳足迹；生命周期法采用自下而上的计算方法，适用于产品或服务的碳足迹评估[6]。在产品碳足迹评估及构成研究中，有学者对农产品如柚Citrus maxima [7]、水稻Oryza sativa[8]和苹果Malus pumila[9]进行碳足迹评估，发现减少肥料施用量是降低碳排放的关键。周鹏飞等[10]对竹砧板进行碳足迹评价，结果表明：竹砧板的碳足迹为114.552 8 kg·m−3，为低碳产品。陈莎等[11]通过对中国纸产品全生命周期评价，计算出中国2010和2015年纸产品的温室气体排放量分别为13.4和20.3 Mt，并呈逐年上升的趋势。在减排潜力方面，诸多学者基于碳足迹研究对棉花 Gossypium hirsutum种植经营模式[12]、人造板生产[13]展开减排潜力评估，分别提出科学施肥、调整能源结构等减排路径。
在国外“碳关税”等绿色贸易规则和国内“双碳”战略背景下，准确评估中国五大主要出口竹笋产品的碳足迹、隐含碳排放和减排潜力具有重要意义。雷竹笋通常被用于鲜食和加工成竹笋产品[14] ，是产量较大的典型竹笋品种。由于近几年高产笋用竹的栽培、管理和加工工艺日趋类同[15]，因此，本研究选择5种典型的雷竹笋产品开展相关碳足迹的研究，能较好地代表出口竹笋产品碳足迹的现状。本研究以5种主要出口雷竹Phyllostachys violascens笋产品为研究对象，全程溯源竹笋种植、生产和分销阶段生命周期的碳足迹；根据海关出口数据估算2015—2023年隐含碳排放和碳排放强度，并基于碳排放热点协同设计减排路径，量化减排效果，旨在推动竹笋产业低碳高质量发展。
1. 数据来源与研究方法
1.1 数据来源
1.1.1 产品选择
竹笋是竹鞭或秆基上的芽萌发分化而成的膨大的芽和幼嫩的茎[16]。竹笋产品类型主要包括鲜笋和竹笋加工产品。竹笋加工产品是指将鲜笋通过一定的工艺后加工成可直接食用的产品。根据目前海关分类目录，竹笋产品共分为鲜竹笋或冷藏竹笋(简称鲜食笋)、其他方法制作或保藏的未冷冻竹笋(简称水煮笋)、盐水竹笋、笋干丝、竹笋罐头5类。对应海关5类出口竹笋产品及相关生产工艺，本研究分别选取雷竹笋的鲜食笋、水煮笋、盐水手剥笋(简称手剥笋)、笋干丝和调味笋罐头(简称调味笋)开展典型竹笋产品的碳足迹研究。
1.1.2 数据来源
浙江省杭州市临安区与湖州市安吉县是雷竹笋主产区，竹林面积分别为5.65和6.73 万hm2，是浙江省乃至全国高效栽培技术推广最早、面积最大的地区[17]。选择两地开展竹笋产品碳足迹的评估具有典型性和代表性。竹笋种植经营数据来源于临安区某竹笋专业合作社2022年2月至2023年3月的实地调查和农事台账。竹笋产品生产环节数据来源于浙江某生态农业有限公司、安吉某食品有限公司、杭州某食品有限公司和安吉县天荒坪镇某股份经济合作社等4家竹笋加工企业的实地调查。竹笋产品出口数据来源于2015—2023年的中国海关数据。
1.2 研究方法
1.2.1 碳足迹核算
采用英国标准协会《商品和服务在生命周期内的温室气体排放评价规范》(PAS 2050: 2011)为评估标准。考虑到出口竹笋产品在消费和处置过程中碳排放的不确定性，选择包含种植、生产及分销阶段的生命周期系统边界(图1)。为了便于比较5种竹笋产品的碳足迹，功能单位确定为kg·kg−1[表示不同温室气体的影响转化为等效的二氧化碳(CO2)排放量]。
图 1 竹笋产品碳足迹评估系统边界Figure 1 Boundary of carbon footprint assessment system for bamboo shoot products竹笋产品碳足迹评估系统边界包括种植、生产和分销等3个阶段的温室气体排放。①种植阶段，包括农资投入、农资运输、农资施用和农业机械使用等。种植阶段碳排放核算方法：竹笋种植目前主要分为覆盖经营和非覆盖经营。覆盖是指在秋末冬初将砻糠等增温保温材料覆盖在土壤表面，达到早出笋、提高经济效益的目的[18]。覆盖经营中，主要涉及覆盖、水肥一体灌溉、化学杀虫、人工除草等措施；非覆盖主要依据自然生长原则，采用适度的人工干预，如杀虫、除草等措施。本研究不考虑竹林碳汇对竹笋种植经营碳排放的抵消作用。种植阶段碳排放量计算公式如下：
$$ {C}_{1}=\sum _{i=1}^{n}{P}_{i}\times {E}_{i}+\sum _{j=1}^{n}{M}_{j}\times {D}_{j}\times {E}_{j}+N\times \alpha \times \frac{44}{28}\times {G}_{{\mathrm{N}}_2{\mathrm{O}}}。 $$ (1) 式(1)中：C1为种植阶段碳排放量(kg·kg−1)；Pi为第i类农资投入量或农业机械能源消耗量(kg或kW·h)；Ei为第i类农资或能源的碳排放因子[kg·kg−1或kg·(kW·h)−1]；Mj为第j类农资或能源的运输质量(t)；Dj为运输距离(km)；Ej第j类农资或能源运输方式的碳排放因子(kg·km−1·t−1)；N为施用化肥中所含的氮量(kg)；α为施用含氮肥引起的氮化亚氮(N2O)排放因子(kg·kg−1)，44/28为氮(N2)转换为氧化亚氮的系数，$G_{{\mathrm{N}}_2{\mathrm{O}}} $为100 a尺度下相对于二氧化碳的氧化亚氮增温潜势。②生产阶段，包括鲜笋运输、鲜笋加工、附加物投入和附加物运输等。种植阶段碳排放量核算方法：
$${C}_{2}=\sum _{i=1}^{n}{M}_{i}\times {D}_{i}\times {E}_{i}+\sum _{j=1}^{n}{P}_{j}\times {E}_{j}。 $$ (2) 式(2)中：C2为生产阶段碳排放量(kg·kg−1)；Mi为第i类原材料的运输质量(t)；Di为第i类原材料的运输距离(km)；Ei为第i类运输方式的碳排放因子(kg·km−1·t−1)；Pj为第j类原材料投入量或能源消耗量(kg或kW·h)，Ej为第j类原材料或能源的碳排放因子[kg·kg−1或kg·(kW·h)−1]。③分销阶段包括产品分销(至港口)。分销阶段碳排放量核算计算公式如下：
$$ {C}_{3}=\sum _{i=1}^{n}{M}_{i}\times {D}_{i}\times {E}_{i}。 $$ (3) 式(3)中：C3为分销阶段碳排放量(kg·kg−1)；Mi为第i类竹笋产品的运输质量(kg)；Di为第i类竹笋产品的运输距离(km)；Ei为竹笋产品运输方式的碳排放因子(kg·km−1·t−1)。
综合系统评估边界内各阶段排放，竹笋产品碳足迹计算公式如下：
$${C}_{\mathrm{E}}={C}_{1}+{C}_{2}+{C}_{3}。 $$ (4) 式(4)中：CE为竹笋产品碳足迹(kg·kg−1)。
1.2.2 竹笋产品出口隐含碳排放
出口隐含碳排放是出口产品在生产国的整个生命周期中直接和间接排放的二氧化碳[19]。竹笋产品出口隐含碳排放计算公式为：
$$ C=\sum _{i=1}^{n}{C}_{\mathrm{E}i}\times {Q}_{i}。$$ (5) 式(5)中：C为竹笋产品出口隐含碳排放量(kg)；$ {C}_{\mathrm{E}i} $为第i种竹笋产品碳足迹 (kg·kg−1)；Qi为第i种竹笋产品代表海关分类的出口量(kg)。
1.2.3 竹笋产品出口隐含碳排放强度
出口隐含碳排放强度反映了出口贸易的碳排放成本。降低出口隐含碳排放强度是协调出口贸易和碳减排的有效措施[20]。竹笋产品的出口隐含碳排放与出口额决定了其碳排放强度的变化趋势。计算公式如下[21]：
$$ {I}_{\mathrm{C}i}=\frac{{C}_{i}}{{{P}_{\mathrm{E}\mathrm{X}}}_{i}}。$$ (6) 式(6)中： ICi为第i年竹笋产品出口隐含碳排放强度(t·万元−1)；Ci表示第i年竹笋产品出口隐含碳排放总量(t)； PEXi表示第i年竹笋产品的出口总贸易额(万元)。
2. 结果与分析
2.1 竹笋产品碳足迹评估
2.1.1 种植阶段碳排放
基于覆盖与非覆盖2种经营模式的实地调查，在种植阶段单位质量鲜竹笋的碳排放量表现出明显的差异。表1显示：覆盖经营下的鲜笋碳足迹为0.300 4 kg·kg−1，非覆盖经营的碳足迹为0.002 8 kg·kg−1。在2种竹笋种植经营模式中，农资投入碳排放的占比均处于最高水平，其次是农资运输碳排放。
表 1 种植阶段碳排放量核算结果Table 1 Results of carbon emission accounting at planting stage产品阶段 排放源 排放因子/
(kg·kg−1)或[kg·(kW·h)−1]或(kg·km−1·t−1)不同经营方式碳排放量/(kg·kg−1) 覆盖经营 非覆盖经营 种植阶段 农资投入 复合肥[22] 2.470 0 0.221 6 0.002 8 农药[23] 16.610 0 氮肥[24] 7.480 0 有机肥[25] 0.089 0 农资运输 中型货车[26] 0.042 0 0.045 7 0.000 0 农业机械使用 电力[27] 0.581 0 0.004 3 0.000 0 农资施用 N2O间接排放[28] 0.002 3 0.028 8 0.000 0 合计 0.300 4 0.002 8 2.1.2 生产与分销阶段碳排放
本研究计算了鲜食笋和4种典型竹笋加工产品在生产与分销阶段的碳排放量。计算结果如表2所示：受到能源消耗、运输和包装材料等的影响，5种竹笋产品的生产与分销阶段碳排放存在差异，其中调味笋的碳排放量最大，为1.384 9 kg·kg−1，鲜食笋的碳排放量最小，为0.023 1 kg·kg−1。
表 2 生产与分销阶段碳排放量核算结果Table 2 Carbon emission accounting results in production and distribution stages产品阶段 排放源 排放因子/(kg·kg−1)或
(kW·h)−1或(t·m)−1鲜笋和各种竹笋加工产品碳排放量/(kg·kg−1) 鲜食笋 水煮笋 手剥笋 笋干丝 调味笋 生产阶段 鲜笋运输 轻型货车 0.083 0 0.000 0 0.003 3 0.014 1 0.159 9 0.006 0 鲜笋加工 电力 0.581 0 0.000 0 0.239 8 0.660 5 0.621 1 0.245 9 生物质燃料[29] 0.196 5 附加物投入 玻璃瓶[30] 0.933 8 0.011 6 0.063 5 0.313 5 0.094 3 1.114 3 蒸煮袋[31] 8.810 0 塑料编织袋[32] 2.510 0 香油[33] 1.770 0 附加物运输 微型货车 0.120 0 0.000 0 0.000 0 0.000 3 0.010 8 0.001 4 小计 0.011 6 0.306 6 0.988 4 0.886 1 1.367 6 分销阶段 产品分销 中型货车 0.042 0 0.011 5 0.011 4 0.011 5 0.012 1 0.017 3 合计 0.023 1 0.318 0 0.999 9 0.898 2 1.384 9 在生产阶段，鲜食笋因为不需要进行后续加工，仅有附加物的运输和投入排放，碳排放最小；笋干丝、手剥笋和调味笋的碳排放量相近，处于较高的水平；水煮笋的碳排放量较低。从排放源看，鲜笋加工是水煮笋、手剥笋和笋干丝碳排放最多的环节；附加物投入是调味笋和鲜食笋碳排放最多的环节。在产品分销阶段，各种竹笋产品的碳排放比较接近。
2.1.3 竹笋产品碳足迹核算
根据实地调查和农事台账记录，覆盖经营模式下的竹林在每年11月开始覆盖，12月至翌年1和2月采收。基于海关月度出口数据，每年12、1与2月覆盖经营的鲜食笋出口量占该类竹笋产品全年出口量的50.2%，因此，鲜食笋种植阶段的碳排放量以覆盖和非覆盖2种模式下的碳排放均值计算；根据企业生产实际，4种出口竹笋产品均采用非覆盖经营模式下的碳排放量计算。计算结果如表3所示。5种竹笋产品的碳足迹由大到小依次为调味笋(1.387 4 kg·kg−1)、手剥笋(1.010 8 kg·kg−1)、笋干丝(0.927 4 kg·kg−1)、水煮笋(0.324 9 kg·kg−1)、鲜食笋(0.174 8 kg·kg−1)。鲜食笋的碳足迹最小，种植阶段碳排放占比最大，生产阶段与分销阶段碳排放相近，因此鲜食笋的减排措施应优先考虑从竹笋种植开始。在4种竹笋加工产品中，碳排放主要集中在生产阶段，该阶段平均碳排放占比达96.57%，种植阶段碳排放与分销阶段碳排放占比较小。
表 3 竹笋产品碳足迹核算结果Table 3 Carbon footprint accounting results of 5 bamboo shoot products生产阶段 鲜食笋 水煮笋 手剥笋 笋干丝 调味笋 碳足迹/
(kg·kg−1)占比/
%碳足迹/
(kg·kg−1)占比/
%碳足迹/
(kg·kg−1)占比/
%碳足迹/
(kg·kg−1)占比/
%碳足迹/
(kg·kg−1)占比/
%种植阶段 0.151 7 86.78 0.006 9 2.13 0.010 8 1.07 0.029 2 3.15 0.002 5 0.18 生产阶段 0.011 6 6.64 0.306 6 94.36 0.988 5 97.80 0.886 1 95.54 1.367 6 98.57 分销阶段 0.011 5 6.58 0.011 4 3.51 0.011 5 1.13 0.012 1 1.31 0.017 3 1.25 合计 0.174 8 100 0.324 9 100 1.010 8 100 0.927 4 100 1.387 4 100 2.1.4 竹笋产品碳排放热点分析
为了分析竹笋产品碳足迹构成中各排放源的贡献，将占比超过10%的定义为碳排放热点[34]。表4显示：鲜食笋的排放热点为农资投入，碳排放占比为64.21%。鲜笋运输是笋干丝的排放热点之一，碳排放占比为17.24%。鲜笋加工是水煮笋、手剥笋、笋干丝和调味笋的共同排放热点，碳排放占比分别为73.80%、65.35%、66.97%和17.73%。附加物投入是水煮笋、手剥笋、笋干丝和调味笋的另一个共同排放热点，碳排放占比分别为19.55%、31.02%、10.16%和80.31%。
表 4 竹笋产品碳足迹构成Table 4 Carbon footprint composition of 5 bamboo shoot products产品阶段 排放源 碳排放占比/% 鲜食笋 水煮笋 手剥笋 笋干丝 调味笋 种植阶段 农资投入 64.21 2.13 1.07 3.15 0.18 农资运输 13.10 0.00 0.00 0.00 0.00 农械使用 1.23 0.00 0.00 0.00 0.00 农资施用 8.24 0.00 0.00 0.00 0.00 生产阶段 鲜笋运输 0.00 1.02 1.40 17.24 0.43 鲜笋加工 0.00 73.80 65.35 66.97 17.73 附加物投入 6.64 19.55 31.02 10.16 80.31 附加物运输 0.00 0.01 0.03 1.16 0.10 分销阶段 产品分销 6.58 3.51 1.13 1.31 1.25 2.2 竹笋产品出口隐含碳排放估算
2.2.1 历年竹笋产品出口情况
对历年竹笋产品的出口结构和出口数量(表5)进行分析。在中国竹笋产品出口结构中，调味笋的出口量远大于其他4类竹笋产品，平均出口占比为86.69%；水煮笋平均占比达9.09%；手剥笋、笋干丝和鲜食笋平均出口占比较小，分别为1.98%、1.18%、1.06%。在产品出口结构变化趋势上，鲜食笋和水煮笋出口结构呈现下降趋势；手剥笋、笋干丝和调味笋的出口占比呈波动上升趋势。从出口数量来看，2015—2018年竹笋产品出口数量维持在16 万t，2018—2023年呈波动下降趋势。
表 5 中国竹笋产品出口量Table 5 Export quantity of Chinese bamboo shoot products年份 不同竹笋产品出口量/t 出口总量/t 鲜食笋 水煮笋 手剥笋 笋干丝 调味笋 2015 1 964 26 555 3 316 1 804 125 441 159 080 2016 2 201 21 535 3 034 1 777 131 352 159 900 2017 1 959 14 577 3 061 1 796 135 061 156 454 2018 1 804 13 449 3 011 1 658 137 426 157 347 2019 1 534 11 038 3 013 1 866 128 673 146 123 2020 1 301 7 463 2 579 1 846 118 632 131 822 2021 1 454 9 361 2 594 1 624 132 139 147 172 2022 863 10 461 2 723 1 595 120 732 136 375 2023 1 060 8 047 2 729 1 525 109 670 123 031 平均 1 571 13 610 2 895 1 721 126 570 146 367 2.2.2 历年竹笋产品出口隐含碳排放
随着欧盟“碳边境调节机制”等绿色贸易规则的推进和实施，产品出口成本增加。通过核算竹笋产品的出口隐含碳排放，不仅能促进竹笋产业的低碳发展，也为中国计算产品出口碳排放提供重要的依据。本研究利用5种典型竹笋产品碳足迹的核算结果，结合历年的竹笋产品出口数据，估算历年竹笋产品出口隐含碳排放。结果如表6所示。出口规模是影响出口隐含碳排放的最主要因素，竹笋产品出口隐含碳排放在2015—2023年呈波动下降趋势。历年竹笋产品出口平均隐含碳排放为18.482 0 万t，2018年的隐含碳排放最高，为19.992 7 万t，2023年的隐含碳排放最低，为15.912 7 万t。在竹笋产品出口隐含碳排放的构成中，由于调味笋的出口占比高、产品碳足迹大，该类竹笋产品的出口隐含碳排放占比明显高于其他类型的竹笋产品。
表 6 中国历年竹笋产品出口隐含碳排放分析Table 6 Analysis of implied carbon emissions of bamboo shoots exported in China over the years年份 不同竹笋产品出口隐含碳排放/t 出口隐含碳排放/t 鲜食笋 水煮笋 手剥笋 笋干丝 调味笋 2015 343 8 629 3 351 1 673 174 034 188 030 2016 385 6 998 3 066 1 648 182 236 194 332 2017 342 4 737 3 093 1 666 187 381 197 219 2018 315 4 370 3 043 1 537 190 661 199 927 2019 268 3 586 3 045 1 730 178 518 187 148 2020 227 2 425 2 606 1 712 164 587 171 558 2021 254 3 042 2 622 1 506 183 327 190 751 2022 151 3 399 2 752 1 480 167 501 175 283 2023 185 2 615 2 759 1 414 152 154 159 127 平均 275 4 422 2 926 1 596 175 600 184 820 2.2.3 历年竹笋产品出口隐含碳排放强度
2015—2023年5类竹笋产品历年出口隐含碳排放强度以及竹笋产品综合隐含碳排放强度如表7所示。表7显示：5类竹笋产品的平均出口隐含碳排放强度由大到小排序依次为调味笋、手剥笋、水煮笋、笋干丝、鲜食笋。从变化趋势看，5类竹笋产品的出口隐含碳排放强度在2015—2023年均呈现波动下降的趋势，其中下降幅度最大的是笋干丝，为27.69%，下降幅度最小的是调味笋，为4.10%。
表 7 竹笋产品出口隐含碳排放强度Table 7 Implicit carbon emission intensity of bamboo shoot products export年份 5类竹笋产品出口隐含碳排放强度/(t·万元−1) 竹笋产品综合隐含碳排放强度/
(t·万元−1)鲜食笋 水煮笋 手剥笋 笋干丝 调味笋 2015 0.081 1 0.190 3 0.715 4 0.116 8 1.362 0 0.957 6 2016 0.080 5 0.172 3 0.695 1 0.115 8 1.141 5 0.868 8 2017 0.083 8 0.173 8 0.681 6 0.112 4 1.133 6 0.913 1 2018 0.062 6 0.158 1 0.707 6 0.123 4 1.142 0 0.923 9 2019 0.076 8 0.140 2 0.684 3 0.142 8 1.147 5 0.930 2 2020 0.063 5 0.134 2 0.686 1 0.101 1 1.258 3 0.990 7 2021 0.081 3 0.132 9 0.726 5 0.088 0 1.487 0 1.121 9 2022 0.061 8 0.119 9 0.675 8 0.078 9 1.376 1 0.999 7 2023 0.053 9 0.140 8 0.609 6 0.084 5 1.306 1 0.996 0 平均 0.071 7 0.151 4 0.686 9 0.107 1 1.261 6 0.966 9 历年竹笋产品综合平均隐含碳排放强度为0.966 9 t·万元−1，受出口额和出口隐含碳排放的影响，一方面竹笋产品的出口额随着出口数量的波动下降而下降；另一方面，在竹笋产品的出口结构中，碳足迹最大的调味笋出口占比不断攀升，碳足迹较低的其他类型竹笋产品出口占比下降，导致出口隐含碳排放的下降趋势较出口数量平缓。因此从整体来看，竹笋产品出口的综合隐含碳排放强度呈波动上升趋势。
2.3 不确定性分析
综合考虑了竹笋种植阶段、生产阶段和分销阶段的碳排放。选择系统边界的不同会对碳足迹的评价结果产生影响。在评估竹笋产品碳足迹过程中，全程收集了各阶段的初级数据，一些相关碳排放因子主要选择来自国内外数据库及参考文献，可能会对研究结果产生差异。此外，在估算中国竹笋产品出口隐含碳排放与碳排放强度时，选择了5种代表性竹笋产品，但不同的竹种、种植环境和加工工艺可能会导致竹笋产品碳足迹的差异，从而对估算结果产生影响。因此，在未来的研究中，应规范竹笋产品碳排放因子数据的选择，进一步提升碳足迹评估结果的可信度和准确性；扩展不同地区、不同竹种的竹笋产品碳足迹评估研究，推动竹笋产业低碳高质量发展。
3. 减排情景设计及减排量估算
3.1 减排情景设计
通过上述排放热点的识别，确定了农资投入、鲜笋运输、鲜笋加工和附加物投入是有效的减排方向。减排情景一：农资投入是鲜食笋的排放热点。近年来，中国大力推进农药化肥减量增效工作，部分地区降幅达30%以上[35]。根据《“十四五”全国农业绿色发展规划》提出的持续推进药肥减量要求，以减少30%农资投入量作为减排路径。减排情景二：鲜笋运输是笋干丝的排放热点，主要受到运输质量、运输距离与运输方式的影响。目前，竹笋加工企业采用轻型货车进行分散运输，排放因子为0.083 0 kg·t−1·km−1；将轻型货车优化为中型货车，采用公共物流集中运输，排放因子为0.042 0 kg·t−1·km−1，从而减少鲜笋运输碳排放。减排情景三：鲜笋加工是4种竹笋加工产品共同的排放热点，主要受到电力消耗和生物质燃料投入量的影响。《中国区域电网二氧化碳排放因子研究(2023)》报告提出：“十四五”期间中国非化石能源发电占比进一步提高，各省电力排放因子平均年下降速率为4.07%。据此估算2024年电力排放因子为0.534 7 t·(MW·h)−1。减排情景四：附加物投入作为4种竹笋加工产品的共同排放热点，主要涉及到包装、调味品的投入量。采取包装轻量化的减排情景设计，蒸煮袋包装将厚度由原先的12 μm优化至7 μm；玻璃瓶包装平均壁厚由3.5 mm降低至2.0 mm[36]。
3.2 减排优化结果
基于碳足迹核算与政策指导的减排情景设计，应用情景假设方法，计算涉及直接排放或间接排放的共8个排放源在减排优化前后的碳排放量变化(图2A~E)量，其中灰色区域代表减排优化前的碳排放量，黄色区域代表减排优化后的碳排放量。在减排情景优化下，5种产品的碳足迹都有不同程度的下降。下降幅度由大到小依次为调味笋(31.95%)、鲜食笋(21.69%)、笋干丝(19.25%)、水煮笋(17.16%)、手剥笋(10.71%)，平均下降幅度为20.15%。
图 2 竹笋产品减排优化前后结果对比Figure 2 Comparison of results before and after emission reduction optimization of 5 bamboo shoot products4. 结论
本研究核算了5种典型雷竹笋产品种植阶段、生产阶段和分销阶段的碳足迹，并结合海关出口数据估算了2015—2023年的竹笋产品出口隐含碳排放与碳排放强度。结论如下：①5种典型雷竹笋产品的碳足迹存在显著差异，碳足迹为0.2~1.4 kg·kg−1。在碳足迹构成中，农资投入、鲜笋运输、鲜笋加工和附加物投入是竹笋产品的排放热点。②受出口规模影响，2015—2023年中国竹笋产品的出口隐含碳排放总体呈现先上升后波动下降趋势。由于竹笋产品出口结构的变化，每类竹笋产品的出口隐含碳排放强度呈波动下降趋势，竹笋产品综合隐含碳排放强度呈现波动上升趋势。③结合排放热点分析与政策指导，对5种竹笋产品开展了减排情景优化设计。优化前后，水煮笋和调味笋的碳足迹下降幅度均超过30%；笋干丝和鲜食笋的碳足迹下降幅度为20%~30%；手剥笋的碳足迹下降幅度最小，为10%~20%。
-
图 2 紫苏育苗情况与筛选后育苗基质理化性质间的冗余分析
Figure 2 Redundancy analysis of P. frutescens seedling state and physicochemical characters of seedling substrate after screening
表 1 正交试验设计
Table 1. Orthogonal experimental design
处理 不同育苗基质的原材料组成/% 处理 不同育苗基质的原材料组成/% 处理 不同育苗基质的原材料组成/% 腐熟花生壳(干质量) 腐植酸(干质量) 腐熟花生壳(干质量) 腐植酸(干质量) 腐熟花生壳(干质量) 腐植酸(干质量) T1 0 0 T4 1.5 0 T7 3.0 0 T2 0 3.0 T5 1.5 3.0 T8 3.0 3.0 T3 0 6.0 T6 1.5 6.0 T9 3.0 6.0 
下载: 导出CSV
表 2 不同基质的物理性质
Table 2. Physical properties of different substrates
处理 容重/(g·cm−3) 最大含水量/% 总孔隙度/% 通气孔隙度/% 持水孔隙度/% 水气比/% T1 0.44±0.02 a 64.59±0.72 g 62.92±0.08 e 8.68±0.04 d 54.24±0.14 e 6.25±0.06 a T2 0.39±0.03 b 68.55±1.09 f 65.07±0.09 e 10.71±0.03 c 54.36±0.13 e 5.07±0.07 a T3 0.38±0.05 b 68.54±1.11 f 70.36±0.10 d 10.51±0.05 c 59.85±0.12 c 5.69±0.04 a T4 0.37±0.04 b 72.22±0.11 e 72.76±0.11 c 13.20±0.03 b 59.56±0.09 d 4.51±0.02 a T5 0.36±0.01 b 75.97±1.14 d 73.98±0.13 c 13.29±0.09 b 60.69±0.18 b 4.57±0.02 a T6 0.36±0.03 b 76.42±1.08 c 77.55±0.10 b 11.67±0.08 c 65.87±0.20 a 5.64±0.07 a T7 0.34±0.06 c 79.26±0.65 b 78.95±0.09 b 19.29±0.11 a 59.66±0.32 d 3.09±0.04 a T8 0.30±0.02 e 83.68±0.54 a 82.83±0.06 a 19.45±0.10 a 63.39±0.18 a 3.26±0.02 a T9 0.33±0.02 d 80.45±0.45 b 79.19±0.06 b 16.35±0.14 a 62.85±0.21 a 3.84±0.07 a 理想范围 ＜0.40[8] 70.00~85.00[8] 70.00~90.00[8] 10.00~30.00[18] 45.00~−65.00[18] 2.00~4.00[19] 说明：同列不同小写字母表示不同处理间差异显著 (P＜0.05)
下载: 导出CSV
表 3 不同基质的化学性质
Table 3. Chemical properties of different substrates
处理 pH 电导率/(mS·cm−1) 全氮/(g·kg−1) 全磷/(g·kg−1) 全钾/(g·kg−1) T1 7.89±0.08 a 1.99±0.74 a 17.73±0.68 e 4.46±1.07 b 3.14±0.04 a T2 7.75±0.12 a 1.72±0.14 a 17.92±1.54 e 6.17±1.25 a 3.20±0.03 a T3 7.63±0.02 a 1.59±0.12 b 17.86±2.11 e 5.88±0.45 a 3.45±0.27 a T4 7.58±0.10 a 1.53±0.03 b 20.29±1.38 c 6.31±1.00 a 3.16±0.06 a T5 7.47±0.08 b 1.51±0.06 b 20.08±3.10 c 5.52±0.45 a 3.27±0.03 a T6 7.32±0.04 c 1.48±0.05 b 19.81±1.14 d 5.51±1.03 a 3.19±0.14 a T7 7.21±0.05 d 1.52±0.08 b 23.11±2.03 a 7.31±0.75 a 3.38±0.09 a T8 7.13±0.09 e 1.47±0.02 b 22.84±1.98 a 7.38±0.96 a 3.34±0.11 a T9 6.98±0.06 f 1.39±0.01 c 22.31±2.87 b 7.14±0.42 a 3.51±0.19 a 处理 铵态氮/(mg·kg−1) 硝态氮/(mg·kg−1) 速效磷/(mg·kg−1) 速效钾/(mg·kg−1) 有机质/(mg·kg−1) T1 714.09±44.38 d 129.58±5.24 c 4 764.97±82.52 e 627.76±3.24 d 548.69±12.91 f T2 804.24±62.78 c 129.69±0.93 c 4 838.35±130.58 d 637.22±2.24 b 548.98±14.93 f T3 720.83±111.33 d 142.16±8.82 b 4 690.12±175.35 e 639.70±1.25 a 549.65±18.31 f T4 920.03±28.44 b 151.43±17.54 a 5 090.17±168.04 c 639.44±7.95 a 621.43±9.22 d T5 1074.94±32.49 b 148.54±2.33 a 5 628.76±202.95 b 640.71±2.23 a 618.78±9.37 e T6 1 057.53±173.67 b 134.62±18.06 b 5 242.77±45.47 c 645.31±0.25 a 620.52±11.54 d T7 1 324.80±115.38 a 143.91±5.24 b 5 820.21±331.18 b 631.53±8.20 c 673.02±15.90 c T8 1 324.87±85.48 a 165.26±4.36 a 6 263.58±89.33 a 633.95±1.50 c 676.22±8.56 b T9 1 325.27±28.26 a 138.04±3.55 b 5 730.77±117.63 b 646.93±3.00 a 673.43±18.88 c 说明：同列不同小写字母表示不同处理间差异显著 (P＜0.05)
下载: 导出CSV
表 4 不同基质的紫苏幼苗单株叶片数、死亡率、受虫害叶片率和受虫害株率
Table 4. Number of leaves per plant, mortality rate, leaf infestation rate and plant infestation rate of P. frutescens seedlings in different substrates
处理 单株叶片数/片 死亡率/% 受虫害叶片率/% 受虫害株率/% T1 5.40±1.51 b 36.12±1.44 a 12.46±0.43 b 19.54±0.76 e T2 5.37±1.03 b 33.17±2.63 b 8.56±0.58 f 19.43±0.31 e T3 4.21±1.57 d 22.89±2.63 d 6.99±0.89 h 18.57±0.99 f T4 4.46±0.50 d 21.30±1.88 e 11.83±0.54 c 21.78±0.76 c T5 4.50±2.22 d 32.20±1.64 c 7.43±1.11 g 23.84±1.98 b T6 5.03±0.81 c 14.31±0.92 f 17.73±1.02 a 26.46±1.53 a T7 4.82±1.31 c 12.67±2.75 g 10.84±0.98 d 23.72±0.92 b T8 6.12±0.59 a 10.74±1.75 i 9.93±0.47 e 17.65±0.83 g T9 6.43±0.62 a 11.34±2.42 h 11.95±0.87 c 20.68±0.54 d 说明：同列不同小写字母表示不同处理间差异显著 (P＜0.05)
下载: 导出CSV
表 5 不同育苗基质对紫苏育苗情况的综合评价
Table 5. Comprehensive evaluation of P. frutescens seedlings on different substrates
处理 单指标评价指数 综合评
价指数出苗率 单株叶
片数死亡率 受虫害
叶片率受虫害
株率T1 0.00 0.54 0.00 0.49 0.79 0.36 T2 0.08 0.52 0.12 0.85 0.85 0.48 T3 0.26 0.00 0.52 1.00 0.92 0.54 T4 0.42 0.11 0.58 0.55 0.65 0.46 T5 0.53 0.13 0.15 0.96 0.48 0.45 T6 0.95 0.37 0.86 0.00 0.25 0.49 T7 0.87 0.27 0.92 0.64 0.49 0.64 T8 0.95 0.86 1.00 0.73 1.00 0.91 T9 1.00 1.00 0.98 0.54 0.74 0.85
下载: 导出CSV
-
[1] MORALES-CORTS M R, GÓMEZ-SÁNCHEZ M Á, PÉREZ-SÁNCHEZ R. Evaluation of green/pruning wastes compost and vermicompost, slumgum compost and their mixes as growing media for horticultural production [J]. Scientia Horticulturae, 2014, 172: 155 − 160. [2] 郝丹, 张璐, 孙向阳, 等. 园林废弃物堆肥和牛粪有机肥用于金盏菊育苗的研究[J]. 西北林学院学报, 2019, 34(4): 150 − 155. HAO Dan, ZHANG Lu, SUN Xiangyang, et al. Effects of green waste compost and cow manure organic fertilizer on the emergence rate of Calendula of ficinalis [J]. Journal of Northwest Forestry University, 2019, 34(4): 150 − 155. [3] BARRETT G E, ALEXANDER P D, ROBINSON J S, et al. Achieving environmentally sustainable growing media for soilless plant cultivation systems: a review [J]. Scientia Horticulturae, 2016, 212: 220 − 234. [4] BUSTAMANTE M A, GOMIS M P, PEREZ-MURCIA M D, et al. Use of livestock waste composts as nursery growing media: effect of a washing pre-treatment[J/OL]. Scientia Horticulturae, 2021, 281: 109954[2022-03-10]. doi: 10.1016/j.scienta.2021.109954. [5] 余韵, 刘勇, 烟亚萍, 等. 园林废弃物堆肥对楸树苗木生长和养分状况的影响[J]. 福建农林大学学报(自然科学版), 2020, 49(4): 492 − 497. YU Yun, LIU Yong, YAN Yaping, et al. Effects of garden waste compost on the growth and nutrient status of Catalpa bungei seedlings [J]. Journal of Fujian Agriculture and Forestry University (Natural Science Edition), 2020, 49(4): 492 − 497. [6] 殷泽欣, 张璐, 白一帆. 园林绿化废弃物堆肥替代泥炭用于波斯菊的栽培[J]. 浙江农林大学学报, 2022, 39(5): 1045 − 1051. YIN Zexin, ZHANG Lu, BAI Yifan. Replacing peat with garden waste compost in Cosmos bipinnata cultivation [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2022, 39(5): 1045 − 1051. [7] 胡亚利, 孙向阳, 龚小强, 等. 混合改良剂改善园林废弃物堆肥基质品质提高育苗效果[J]. 农业工程学报, 2014, 30(18): 198 − 204. HU Yali, SUN Xiangyang, GONG Xiaoqiang, et al. Mix-ameliorant improving substrates quality of waste compost from garden and seedling effect [J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2014, 30(18): 198 − 204. [8] ZHANG Lu, SUN Xiangyang, TIAN Yun, et al. Biochar and humic acid amendments improve the quality of composted green waste as a growth medium for the ornamental plant Calathea insignis [J]. Scientia Horticulturae, 2014, 176: 70 − 78. [9] 董文召, 韩锁义, 徐静, 等. 花生壳研究现状与应用前景分析[J]. 中国农学通报, 2019, 35(32): 14 − 19. DONG Wenzhao, HAN Suoyi, XU Jing, et al. Research status and application prospect of peanut shell [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2019, 35(32): 14 − 19. [10] 朱巧莲, 池冰婕, 童晨晓, 等. 花生壳替代泥炭土对基质及金线莲生长和品质的影响[J]. 福建农业学报, 2021, 36(1): 71 − 77. ZHU Qiaolian, CHI Bingjie, TONG Chenxiao, et al. Effect of peanut shell replacing peat soil on cultivation substrate properties and Anoectochilus roxburghii growth and quality [J]. Fujian Journal of Agricultural Sciences, 2021, 36(1): 71 − 77. [11] 梁新安, 梁芳芳, 李庆伟, 等. 不同基质配比对黄瓜幼苗质量的影响[J]. 中国农学通报, 2016, 32(4): 77 − 82. LIANG Xin’an, LIANG Fangfang, LI Qingwei, et al. Effect of different compound substrates on cucumber seedling [J]. Chinese Agricultural Science Bulletin, 2016, 32(4): 77 − 82. [12] 刘灿华, 袁天佑, 闫军营, 等. 减氮配施腐植酸对耕层土壤理化性质的影响[J]. 中国土壤与肥料, 2020(5): 77 − 83. LIU Canhua, YUAN Tianyou, YAN Junying, et al. Effects of combined application of humic acid and reducing N fertilizer on soil physical and chemical properties [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2020(5): 77 − 83. [13] 刘宇锋, 罗佳, 苏天明, 等. 外源腐殖酸对栽培基质性状和辣椒生长发育的影响[J]. 江苏农业学报, 2016, 32(3): 647 − 655. LIU Yufeng, LUO Jia, SU Tianming, et al. Physico-chemical properties of a soilless substrate and growth of pepper influenced by exogenous humic acid [J]. Jiangsu Journal of Agricultural Sciences, 2016, 32(3): 647 − 655. [14] 顾鑫, 任翠梅, 王丽娜, 等. 施用腐植酸改良大庆苏打盐碱土的效应[J]. 中国土壤与肥料, 2021(4): 77 − 82. GU Xin, REN Cuimei, WANG Li’na, et al. Effects of humic acid application on soda saline-alkali soil in Daqing [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2021(4): 77 − 82. [15] 何育佩, 郝二伟, 谢金玲, 等. 紫苏药理作用及其化学物质基础研究进展[J]. 中草药, 2018, 49(16): 3957 − 3968. HE Yupei, HAO Erwei, XIE Jinling, et al. Research process on pharmacological effect and substance basis of Perilla frutescens [J]. Chinese Traditional and Herbal Drugs, 2018, 49(16): 3957 − 3968. [16] LEE J H, CHO Y S. Assessment of phenolic profiles from various organs in different species of perilla plant (Perilla frutescens (L. ) Britt. ) and their antioxidant and enzyme inhibitory potential[J/OL]. Industrial Crops and Products, 2021, 171: 113914[2022-03-10]. doi: 10.1016/j.indcrop.2021.113914. [17] 鲍士旦. 土壤农化分析[M]. 3版. 北京: 中国农业出版社, 2000. BAO Shidan. Soil Agrochemical Analysis[M]. 3rd ed. Beijing: China Agriculture Press, 2000. [18] YU Ping, HUANG Lan, LI Qiansheng, et al. Effects of mixed hardwood and sugarcane biochar as bark-based substrate substitutes on container plants production and nutrient leaching[J/OL]. Agronomy, 2020, 10(2): 156[2022-03-10]. doi: 10.3390/agronomy10020156. [19] 饶宝蓉, 刘忠辉, 周先治, 等. 栽培基质对多花黄精组培苗生长的影响[J]. 中草药, 2020, 51(24): 6337 − 6344. RAO Baorong, LIU Zhonghui, ZHOU Xianzhi, et al. Influence of cultivation medium on growth of tissue cultured seedlings of Polygonatum cyrtonema [J]. Chinese Traditional and Herbal Drugs, 2020, 51(24): 6337 − 6344. [20] 伍海兵, 李爱平, 方海兰, 等. 绿地土壤孔隙度检测方法及其对土壤肥力评价的重要性[J]. 浙江农林大学学报, 2015, 32(1): 98 − 103. WU Haibing, LI Aiping, FANG Hailan, et al. Green-belt soil testing methods for porosity and the importance of porosity on soil fertility evaluation [J]. Journal of Zhejiang A&F University, 2015, 32(1): 98 − 103. [21] 麻永红, 肖玉, 杨曾奖, 等. 不同基质对铁皮石斛苗期生长特性的影响[J]. 中南林业科技大学学报, 2017, 37(7): 73 − 77. MA Yonghong, XIAO Yu, YANG Zengjiang, et al. Effects of the different media on growth of Dendrobium officinale seedling [J]. Journal of Central South University of Forestry &Technology, 2017, 37(7): 73 − 77. [22] 唐章, 杨新瑶, 闫馨予, 等. 发酵松树皮和花生壳对地下水中砷的减毒效应[J]. 环境化学, 2021, 40(3): 868 − 875. TANG Zhang, YANG Xinyao, YAN Xinyu, et al. Detoxification effect of fermented pine bark and peanut shell against groundwater arsenic [J]. Environmental Chemistry, 2021, 40(3): 868 − 875. [23] 张敬敏, 刘春生, 叶桂梅, 等. 腐殖酸与无机肥配施对I-107欧美杨养分和土壤肥力的影响[J]. 林业科学, 2011, 47(9): 158 − 161. ZHANG Jingmin, LIU Chunsheng, YE Guimei, et al. Populus×euramericara cv. ‘74/76’ nutrient content and soil fertility affected by application of humic acid with inorganic fertilizers [J]. Scientia Silvae Sinicae, 2011, 47(9): 158 − 161. [24] 丁绍兰, 谢林花, 马蕊婷. 壳类生物质释碳性能研究[J]. 环境污染与防治, 2016, 38(10): 1 − 5, 11. DING Shaolan, XIE Linhua, MA Ruiting. Study on carbon release performance of shells biomass [J]. Environmental Pollution &Control, 2016, 38(10): 1 − 5, 11. [25] 王平, 付战勇, 李絮花, 等. 腐植酸对土壤氮素转化及氨挥发损失的影响[J]. 中国土壤与肥料, 2018(4): 28 − 33. WANG Ping, FU Zhanyong, LI Xuhua, et al. The influence of humic acid on soil nitrogen transformation and ammonia volatilization losses [J]. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2018(4): 28 − 33. [26] 姜生秀, 李昌龙, 李得禄. 衰败梭梭林下土壤结皮发育过程中水分补给对黄花补血草种子萌发的影响[J]. 西北林学院学报, 2021, 36(3): 115 − 120. JIANG Shengxiu, LI Changlong, LI Delu. Effects of soil crust and supply on seed germination of Limonium aureum under decayed Haloxylon ammodendron forest [J]. Journal of Northwest Forestry University, 2021, 36(3): 115 − 120. [27] 潘权, 郑华, 王志恒, 等. 植物功能性状对生态系统服务影响研究进展[J]. 植物生态学报, 2021, 45(10): 1140 − 1153. PAN Quan, ZHENG Hua, WANG Zhiheng, et al. Effects of plant functional traits on ecosystem services: a review [J]. Chinese Journal of Plant Ecology, 2021, 45(10): 1140 − 1153. -
-
链接本文:
https://zlxb.zafu.edu.cn/article/doi/10.11833/j.issn.2095-0756.20220292
点击查看大图
计量
- 文章访问数: 473
- HTML全文浏览量: 114
- PDF下载量: 88
- 被引次数: 0
