腐熟剂适宜用量显著提高秸秆腐解率并降低麦玉轮作农田周年温室气体排放

Optimizing decomposer application to enhance straw decomposition and mitigate greenhouse gas emissions in a wheat-maize rotation system

摘要

目的 长期秸秆还田易因腐解不足引发土壤结构退化及环境风险。本研究基于关中平原冬小麦-夏玉米轮作（麦玉轮作）农田开展秸秆全量还田试验，旨在探究施加不同剂量腐熟剂对麦玉轮作系统秸秆腐解特征及温室气体排放的影响，实现作物产量提升以及温室气体减排。 方法 于2020-2021年在陕西省杨凌示范区进行试验，采用单因素完全随机区组设计，设置腐熟剂30 kg/hm²（T1）、45 kg/hm²（T2）、60 kg/hm²（T3）、75 kg/hm²（T4）共4个处理，以不施腐熟剂（CK）为对照，通过田间试验测算温室气体的周年排放规律，剖析其对全年土壤温室气体（CO₂、N₂O和CH₄）排放特征的影响。 结果 在还田后30、90、120和360 d时，T2的腐解率分别较CK增加30.66%、10.68%、6.95%和3.21%，其中30、90 d时腐解率显著高于CK。该区域农田土壤CO₂和N₂O是排放源，CH₄是吸收汇。施加不同剂量腐熟剂可显著调节温室气体的排放速率与总量。与CK相比，T3处理下周年CO₂和N₂O累计排放量显著降低，而周年CH₄累计吸收量增加2倍。此外，腐熟剂施加对麦玉轮作农田土壤周年温室气体的综合增温潜势（GWP）亦有显著影响。T2处理农田土壤周年GWP为2 107.01 kg CO₂-eq/hm²，温室气体排放强度为0.11 kg CO₂-eq/hm²。不同处理之间GWP表现为T4>T1>T2>CK>T3，且不同处理间差异显著（P<0.05）。T3处理农田土壤周年GWP最低，为1 833.20 kg CO₂-eq/hm²，而温室气体排放强度在T4下达到最大，为0.13 kg CO₂-eq/hm²。施加不同剂量腐熟剂对夏玉米和冬小麦产量亦有显著影响，T2的夏玉米产量最高，为12 293.78 kg/hm²，冬小麦产量为7 318.50 kg/hm²，总产量最高。 结论 综上所述，秸秆还田配施45 kg/hm²的腐熟剂可加快秸秆分解速率，显著降低周年温室气体的排放量，优化了夏玉米和冬小麦周年产量，既能兼顾环境效益，又在成本控制上更具优势。

Abstract

Objective Long-term straw incorporation can lead to impaired soil structure and environmental risks due to slow decomposition. This study， conducted on the Guanzhong Plain in a winter wheat-summer maize rotation system， investigated the effects of different decomposer application rates on straw decomposition and greenhouse gas emissions， with the goal of identifying a strategy that enhances crop yield while reducing greenhouse gas emission. Methods A field experiment was conducted in the Yangling Demonstration Zone， Shaanxi Province from 2020 to 2021. A single-factor， completely randomized block design was employed with four decomposer application rates： 30 kg/hm2（T1）， 45 kg/hm2 （T2）， 60 kg/hm2 （T3）， and 75 kg/hm2 （T4）， alongside a control with no decomposer （CK）. Annual GHG fluxes were monitored to determine their cumulative emissions and global warming potential. Results At 30， 90， 120， and 360 days after incorporation，the straw decomposition rate under T2 was 30.66%， 10.68%， 6.95% and 3.21% higher than CK， respectively，with the increases at 30 and 90 days being statistically significant. The soil was a net source for CO₂ and N₂O emissions and a net sink for CH₄. Decomposer application significantly regulated GHG flux. Compared to CK， the T3 treatment significantly reduced cumulative annual CO₂ and N₂O emissions and doubled the cumulative CH₄ uptake. Decomposer application also significantly affected the annual global warming potential （GWP） of the system. The GWP across treatments ranked as T4> T1> T2> CK >T3， with significant differences （p<0.05）. The T3 treatment resulted in the lowest annual GWP （1 833.2 kgCO₂-eq/hm²）， while T2 produced a GWP of 2 107.01 kgCO₂-eq/hm² with a GHG emission intensity of 0.11 kgCO₂-eq/hm². Crop yields were also significantly influenced. T2 yielded the highest summer maize （12 293.78 kg/hm²） and winter wheat （7 318.50 kg/hm²） production， resulting in the highest total yield. Conclusion In summary，straw incorporation combined with a decomposer at 45 kg/hm² （T2） accelerated straw decomposition， significantly reduced annual GHG emissions， and optimized crop yields. This approach effectively balances environmental benefits with economic viability.

Graphical abstract

关键词

腐熟剂 / 秸秆还田 / 温室气体 / 腐解特征 / 作物产量

Key words

Decomposer / Straw incorporation / Greenhouse gases / Decomposition characteristics / Crop yield

全球变暖趋势逐年加剧，极端气候事件频繁发生，近年来减少温室气体排放的研究备受重视。农田土壤是温室气体排放的关键源区，其释放的N₂O、CH₄和CO₂等温室气体对全球气候变暖具有显著影响^［1］。大气中每年有5%~20%的CO₂、15%~30%的CH₄、80%~90%的N₂O来源于土壤，农田温室气体减排技术已成为全球农业与环境科学领域的研究焦点^［2-3］。

作物秸秆是宝贵的自然资源，富含氮、磷、钾等营养元素，具有重要的农业利用价值。还田是目前秸秆最主要的处理方式，可显著改善土壤理化特征、提高土壤肥力、促进作物增产^［4-6］。进行秸秆还田时，秸秆会在土壤中吸收水分而膨胀，进而导致土壤中的大孔隙空间减少，提高土壤的保水性能和含水量^［7］。研究表明秸秆还田可促进土壤有机碳固存，提高并维持农艺生产力，土壤固碳可能抵消0.4~1.2 GtC/年的化石燃料排放，或全球排放量的5%~15%^［8］，秸秆还田技术已被IPCC列为全球土壤碳增汇的优先措施之一^［9］。然而，秸秆还田在发挥积极作用的同时，也可能伴随某些不利影响。其中，微生物介导的分解过程可能导致N₂O和CH₄排放量增加，进而部分抵消其在固碳减排方面的潜在效益^［10-11］。

在冬小麦-夏玉米（麦玉轮作）研究中发现，采用深松结合秸秆还田技术能够促进植株快速生长，显著增加干物质积累。该技术还可有效提高玉米干物质合成能力，促进氮、磷、钾的吸收，增加籽粒干物质比例，使玉米产量提升11.78%，并优化氮、磷、钾肥的利用效率^［12］。然而，传统的秸秆还田在提高土壤碳存储的同时，亦会造成温室气体排放增加^［13-15］。施加秸秆腐熟剂可改善此问题，腐熟剂主要由微生物组成，这些细菌、真菌等真核原核生物在作用于秸秆时能将体内的养分进行转化释放，从而提高作物产量和改善作物品质^［16］。施用秸秆腐熟剂可在短期内协调农田生产力与养分消耗之间的平衡关系，提高土壤肥力^［17-18］。添加腐熟剂可加速秸秆分解，减轻对小麦生长的潜在负面影响，增产幅度为8.18%~9.27%^［19］。

麦玉轮作是关中平原最为常见的种植模式，其农田碳氮平衡和温室气体排放特征已得到广泛研究，包括还田方式^［1，12］、还田量和施肥管理^［4-5］、还田年限^［6］对农田碳氮养分平衡及温室气体排放的影响。然而，在小麦-玉米轮作体系中，关于秸秆还田配合腐熟剂对促进秸秆腐解进程适宜剂量的量化及周年温室气体减排中的作用缺乏系统验证。因此，本研究在前人工作的基础上，通过田间试验，系统监测周年农田土壤温室气体排放动态，明确秸秆还田配施腐熟剂对周年温室气体排放的作用机制，有助于进行该区域温室气体排放评估，亦可为优化该区域麦玉轮作体系秸秆还田新策略和温室气体减排新技术提供一定的理论依据。

1 材料与方法

1.1　试验地概况

试验于2020年6月-2021年11月在陕西省杨凌示范区西北农林科技大学农作一站（34°21' N，108°10' E）进行。该区域为典型的暖温带半湿润气候类型，海拔524 m，年平均温度14.6 ℃，试验期间降雨量762.1 mm，为典型的旱作雨养农业区，其季节气候状况较为独特。试验场地的地势较为平坦，土壤类型是塿土。试验地土壤基础养分见表1，试验季节气象条件见图1。

1.2　试验设计

本试验采用随机区组设计，小区面积为30 m²（5 m*6 m），重复3次。设4个秸秆配施腐熟剂处理，即腐熟剂30 kg/hm²（T1）、腐熟剂45 kg/hm²（T2）、腐熟剂60 kg/hm²（T3）、腐熟剂75 kg/hm²（T4），以秸秆还田不施腐熟剂为对照（CK）。试验所用秸秆腐熟剂为人元秸秆腐熟剂，此腐熟剂富含细菌、放线菌、丝状菌及酵母菌等多种不同的微生物菌群，有效活菌数量不少于8.0×10⁷ cfu/g。秸秆腐熟剂在前茬作物冬小麦收获（2020年6月13日）、秸秆全量还田后施用。前茬作物冬小麦秸秆还田量可达7600 kg/hm²，秸秆所含氮浓度为0.49%，旋耕翻埋于20 cm土层。供试夏玉米品种为‘郑单958’，种植密度为67 500株/hm²，行距为60 cm，播种前一次性施入225 kg/hm²纯氮，夏玉米生育期为6月14日-10月7日。供试冬小麦品种‘西农979’播种量为180 kg/hm²，播种前一次性施入120 kg/hm²纯氮，冬小麦季节夏玉米秸秆不还田，于10月17日播种，翌年6月10日收获。试验小区全年无灌溉，其它管理同一般大田试验。

1.3　样品采集和指标测定

1.3.1　腐解特征

本试验采用尼龙网袋法测试小麦秸秆腐解进程，取50 g粉碎的小麦秸秆（烘干后剪成2~3 cm小段）分别按4个处理对应网兜平展的面积进行比例置换以确定腐熟剂剂量，加入原位土壤，加入氮肥0.043 g（与大田氮肥量一致），提供接近自然条件下的土壤环境，混匀后装入100目尼龙网袋 （25 cm×35 cm），封口后水平埋于15~20 cm深的土层中，并做好取样标记。在秸秆埋后0~100 d的每隔10 d时以及埋后120 d、360 d时进行取样，采用尼康Z30相机拍摄小麦秸秆外部形态特征，同时采用西湾XSP-35TV型号显微镜（目镜：广角WF10X/18 mm，物镜：185消色差物镜10X，光源：LED冷光源）观测秸秆表皮微观结构，每次抽取3袋样本称重，计算秸秆腐解率，计算公式为：

腐解率=(m_{\mathrm{0}}-m_{\mathrm{t}})/m_{\mathrm{0}}\times \mathrm{100}\mathrm{\%}（1）

式中，m₀指秸秆初始干物质质量（g）；m_t 指秸秆取样时的干物质质量（g），t为取样间隔时间。

1.3.2　作物产量测定

在夏玉米成熟期，每小区选取30个玉米果穗，风干后测量其百粒质量和水分含量，计算单位面积产量；在冬小麦收获期，每小区收获1 m双行，脱粒晒干后测定籽粒产量。

1.3.3　温室气体排放通量测定

分别于夏玉米种植后每10 d、冬小麦种植后每30 d，收集1次温室气体，施肥和降雨后进行加测。使用50 mL的注射器，10 min抽取1次，共抽取4次，将样本箱里的气体抽取进气袋，同时即刻记录各个时间点样本箱内部的温度情况。将采集到的气体用岛津GC-2010 Plus气相色谱仪进行精准分析，温室气体排放通量计算公式为：

F=\rho \times h\times (\mathrm{d}\mathrm{c}/\mathrm{d}\mathrm{t})\times \mathrm{273}/(\mathrm{273}+T)（2）

式中，F指温室气体的排放通量（mg/（m²∙h）），ρ指温室气体标准条件下的密度（mg/m³），h指采样箱的有效高度（m），dc/dt指温室气体的浓度变化率，T指在采样时采样箱内部的平均温度（℃）。

温室气体的累积排放量计算公式为^［20］：

E_c=\sum [(F_{\mathrm{i}}+F_{\mathrm{i}+\mathrm{1}})/\mathrm{2}\times {\mathrm{10}}^{-\mathrm{3}}\times d\times \mathrm{24}\times \mathrm{10}]（3）

式中，E_c 指CH₄或N₂O的累积排放量（kg/hm²），F_i 和F_i+1指相邻的2个采样时期的气体排放通量（mg/（m²∙h）），d是相邻2个采样时期间隔的天数。

CH₄和N₂O的增温潜势（GWP）在100年的时间尺度内是CO₂的28倍和265倍，GWP计算公式为^［20］：

\mathrm{G}\mathrm{W}\mathrm{P}(\mathrm{k}\mathrm{g}(\mathrm{C}{\mathrm{O}}_{\mathrm{2}}\mathrm{e}\mathrm{q})/\mathrm{h}{\mathrm{m}}^{\mathrm{2}})=\mathrm{28}{E}_c\left(\mathrm{C}{\mathrm{H}}_{\mathrm{4}}\right)+\mathrm{265}{E}_c\left({\mathrm{N}}_{\mathrm{2}}\mathrm{O}\right)（4）

式中，E_c （CH₄）和E_c （N₂O）分别代表CH₄和N₂O的排放总量（kg/hm²）。

单位经济产出所对应的温室气体排放强度（GHGI）可量化为等效CO₂的排放量，其计算公式为^［20］：

\mathrm{G}\mathrm{H}\mathrm{G}\mathrm{I}=\mathrm{G}\mathrm{W}\mathrm{P}/Y（5）

式中，Y为单位面积产量，本文按夏玉米和冬小麦总产量计算。

1.4　统计分析

运用Excel 2016软件进行数据整理，运用SPSS 25.0软件进行统计分析，采用LSD法进行组间差异显著性比较，使用Smart PLS 3.0（University of South Alabama，美国）软件对施加不同剂量腐熟剂处理与N₂O累积排放量、CH₄累积排放量、周年作物产量、GWP、GHGI数据进行路径分析。利用Origin 2018进行作图。

2 结果与分析

2.1　秸秆腐熟还田后的腐解特征

2.1.1　不同腐解时期小麦秸秆外部形态特征及表皮微观结构

对还田10、20、30、40、100、120以及360 d时的小麦秸秆外部形态特征（图2）和表皮微观结构（图3）进行比较，可以看出原始小麦秸秆表面光滑平整，结构较为紧密，且有光泽，形状完整；腐解10~30 d时，小麦秸秆外部形态出现较为明显的腐解迹象，秸秆表面光泽度逐渐消失，光滑外表皮颜色变深，叶、鞘等组织开始脱落；40~120 d时，秸秆原本的筒状形态变为无规则的扁平状，表面开裂，整体结构开始变得松散；腐解至360 d，秸秆外部形态遭到严重破坏，表现为碎屑状的小段结构。观察腐解初期表皮微观结构可发现，原生表皮组织呈现出紧密排列的状态，透光性能相对较低；0~30 d内，腐解过程致使细胞结构出现了轻微破损；腐解40~120 d，小麦秸秆表皮的孔隙度增加，透光性也有了明显提升，细胞结构完整性明显下降，呈即将破裂状态；腐解360 d，原有的细胞结构基本消失不见，转而形成细丝状的新结构。

2.1.2　施加不同剂量腐熟剂后秸秆腐解率

小麦秸秆的腐解率随着还田天数的增加逐渐增大（图4），10~40 d时秸秆腐解较快，40~120 d时秸秆腐解率缓慢降低，腐解至240~360 d各处理间差异不显著。在冬小麦收获期施加不同剂量的腐熟剂，翻埋秸秆最终腐解率为67.55%~69.72%。施用秸秆腐熟剂有利于还田小麦秸秆腐解，随着腐熟剂剂量的增加，秸秆腐解率呈现先增加后降低的趋势。在还田30、90 d后，T2处理的腐解率分别较CK增加30.66%、10.68%（P<0.05）；在120 d时，添加腐熟剂的处理较CK增幅为3.62%~10.82%，T2处理腐解率较CK、T1处理分别增加6.95%、10.82%；在360 d时，各处理间差异不显著，T4、T2处理腐解率较CK增加1.69%、3.21%。秸秆还田配施腐熟剂能够明显加速秸秆的腐解，T2效果最佳。

2.2　不同剂量腐熟剂下夏玉米与冬小麦产量

从图5可见，不同剂量腐熟剂处理下的作物产量存在明显差异，相较CK，秸秆还田配施不同剂量腐熟剂后作物产量均显著提高。夏玉米和冬小麦产量均随着腐熟剂浓度的增加呈现先增加后降低的趋势。夏玉米生长期间施加不同剂量腐熟剂后产量均显著高于对照，其中T2增长最为明显，较CK提高18.70%。冬小麦生长期间T2、T3的产量显著高于CK，分别增长13.40%、19.45%，但T2和T3的产量之间无显著差异。

2.3　秸秆腐熟还田后温室气体排放量及强度

2.3.1　不同剂量腐熟剂下N₂O排放特征及累积排放量

图6为不同剂量腐熟剂处理下的土壤N₂O排放通量。在整个取样观测期内，各处理N₂O的排放呈现双峰曲线变化，最大值出现在施肥或重大降雨事件后，高峰持续时间约1周。试验初期，施加腐熟剂处理的N₂O排放通量显著高于不施腐熟剂处理。排放波峰主要集中在夏玉米播种、收获后，冬季呈现较为平稳状态。第1次排放峰中，最高峰值出现在T4处理，其次为T3处理，其中，T4、T3分别较CK增加了167.95%和99.97%。第2次排放峰，T4处理排放通量最大，其次为T1处理，分别较CK增加7.07倍和2.53倍。在冬小麦生长季，T2处理的N₂O排放仅出现1个较明显的峰值，峰值为0.78 mg/（m²·h），相较于CK提高5.6%。腐熟剂的施用会增加N₂O的排放通量，且随着腐熟剂剂量的增加而增多，冬季排放较弱。

各试验处理的N₂O累积排放量如图7所示，不同剂量腐熟剂处理下，周年土壤N₂O的累积排放量随腐熟剂剂量的增加整体上表现为增加趋势。T4处理的N₂O累积排放量为7.58 kg/hm²，与CK、T1、T2和T3处理相比，分别提高16.27%、3.94%、6.65%和18.50%。虽然夏玉米生育期较冬小麦更短，但其对N₂O排放的贡献却比较突出，各处理间累积排放范围分别为1.52~3.88 kg/hm²和2.31~3.20 kg/hm²。试验结果表明，T2、T3处理的周年N₂O累积排放量低于其它剂量处理。

2.3.2　不同剂量腐熟剂下CH₄排放特征及累积排放量

由图8可见，不同剂量腐熟剂处理下的土壤CH₄排放通量值整体为负，说明土壤是CH₄的吸收汇。夏玉米季（6-10月），各处理CH₄吸收通量整体变化趋势无明显差异，T3的CH₄排放通量最大，CH₄排放的最高峰值出现在CK组（2020年6月21日），为0.028 mg/（m²·h）。CH₄吸收高峰出现在T4处理（2020年7月18日），为-0.17 mg/（m²·h），较CK增加71.53%。冬小麦季CH₄排放通量出现明显的波动，主要表现为T2、T3处理的吸收速率明显增强。在冬小麦生长前期，CH₄的排放通量波动起伏较大，T2、T3和T4处理较CK吸收量增幅为67.00%、76.74%和57.27%。在1月到3月期间存在一定程度的排放情况，而在冬小麦生长的后期，各个处理之间的差异逐渐减小，直至生育期结束时，观测到了最大的吸收峰值，其中T3处理较CK吸收量增幅为31.53%（P<0.05）。

不同剂量腐熟剂下土壤CH₄的累积排放量如图9所示，T2、T3处理的周年土壤CH₄的累积吸收量与CK相比增幅为10.45%~83.29%，其中T3处理的吸收量与CK、T2相比差异显著。冬小麦季后和夏玉米季后休闲时期，各处理间差异较小。在夏玉米生长季节，T4处理CH₄吸收量最大，是CK的1.64倍（P<0.05），其它处理间差异不显著。在冬小麦季节，T3处理CH₄吸收量最大，为3.34 kg/hm²，贡献了主要的吸收量，其次是T2处理为2.97 kg/hm²，较CK分别增加199.73%、41.56%。秸秆还田配施腐熟剂增加了土壤对CH₄的吸收，其中T2、T3吸收量最大。

2.3.3　不同剂量腐熟剂下CO₂排放通量及累积排放量

施加不同剂量腐熟剂后土壤CO₂的排放通量如图10所示。在整个夏玉米生长阶段，CO₂排放呈现出多峰曲线的特征且主要在施肥或施肥+降雨（灌溉）之后出现，在夏玉米生长的中前期，土壤呼吸速率波动较大且频繁，在中后期，土壤呼吸速率逐渐下降且趋于平稳，冬小麦季节CO₂排放较弱。夏玉米生长季CO₂排放通量的峰值区间在840.63~1 546.18 mg/（m²·h）。2020年7月18日，T1处理的CO₂排放通量分别较CK、T2、T3和T4处理高出21.82%、32.87%、14.21%和8.96%。秸秆还田期间，随着腐熟剂剂量的增加，表现为土壤呼吸速率增强，其中T1、T2处理的CO₂排放通量较低。翌年2月，T1、T4处理的CO₂排放通量高于其它处理，分别较CK增加24.57%、12.38%。

图11为秸秆还田配施不同剂量腐熟剂下土壤周年CO₂累积排放量，增施腐熟剂对CO₂的排放具有一定的促进作用。CO₂累积排放量主要由冬小麦和夏玉米生长季土壤贡献，冬小麦闲田季排放量大于夏玉米后闲田季。T1、T4处理的周年CO₂累积排放量较CK增幅为15.04%~23.24%。T2、T3处理的周年CO₂累积排放量与CK相比，无显著差异。在夏玉米生长季，增施腐熟剂处理的CO₂的累积排放量较CK增幅为5.26%~54.23%（P<0.05）。以上结果表明，秸秆还田配施腐熟剂可显著降低CO₂排放。

2.3.4　不同剂量腐熟剂下全球增温趋势和温室气体排放强度

不同剂量腐熟剂处理对作物产量、GWP、GHGI均具有显著影响（表2）。T2和T3的周年作物产量显著高于T1和T4，T2和T3的周年作物产量较CK分别增长16.66%和14.66%（P<0.05）。T2处理的夏玉米GWP较CK增加16.86%（P<0.05），T3与CK之间差异不显著。T2的周年GWP较CK增加8.96%（P<0.05），T3较CK降低5.48%（P<0.05），可见T3对GWP的影响较小。T3的GHGI最小，为0.10 kg CO₂-eq/kg。T2的GHGI为0.11 kg CO₂-eq/kg，与CK差异不显著。

2.4　不同剂量腐熟剂下温室气体排放特征的路径分析

如图12所示，施加不同剂量腐熟剂对N₂O累积排放量和GWP为正向影响，对CH₄累积排放量为负向影响（P>0.05）。N₂O累积排放量和CH₄累积排放量对GWP均有极显著正向影响（P<0.001）。GWP与GHGI之间为显著正相关（P<0.001），而GWP与周年产量呈现负相关关系。总体而言，施加不同剂量腐熟剂对周年作物产量有直接的正向影响（P<0.05），进而对GHGI产生极显著的负向影响（P<0.001）。

3 讨论

3.1　不同剂量腐熟剂下小麦秸秆腐解特征

马新平等^［21］借助失重率法发现施加腐熟剂可促进下茬小麦秸秆的分解，杨晓燕等^［22］研究发现腐熟剂将小麦秸秆的腐解速率提高了7.63%。然而，本研究中T4处理跟对照组CK相比腐解率提高了3.21%，低于前人结果的原因可能与腐熟剂类型或环境条件差异有关。本研究中玉米生长季节是秸秆腐解的主要时期，这是因为随着时间推移秸秆中的可溶性有机物消耗殆尽，转变为纤维素和木质素等难以分解的有机物，微生物对这些物质的利用率不高，使得腐解速度变慢^［23］。

不同剂量腐熟剂处理下，还田小麦秸秆的腐解速率均表现为随腐解时间的延长先缓慢增加再经历腐解快速期直至腐解停滞期。导致这种变化的原因可能与关中平原夏季高温多雨有关，冬小麦季节温度相对较低，降雨量较少，土壤微生物活性弱，从而导致麦秆腐解较慢，可见秸秆腐解能促进养分更好地释放，有利于夏玉米的生长。本研究发现在腐解初期（0~20 d），T4腐解率大于T2，随后逐渐降低，施加腐熟剂剂量较高时可能加速秸秆初期分解，但若土壤有效氮不足，微生物会与作物竞争氮素，导致短期氮固定，反而不利于腐解。适量外源氮素添加调节了还田秸秆的C/N，不仅为微生物的生长提供了充足的氮源，还提高了土壤中纤维素等一些碳水化合物的水解酶的活性^［24］，进而实现快速腐解。在后续的试验中，应充分考虑和妥善解决尼龙网袋的影响效应，使得该方法能更真实地反映土壤实际情况，并进一步考虑腐熟剂和肥料的互作对秸秆整体腐解速率的影响。

3.2　不同剂量腐熟剂下夏玉米和冬小麦产量

一般认为，秸秆还田能增加土壤有机质及养分含量，改善土壤物理及生物性状，实现作物产量的提升。张云芳等^［25］研究发现添加腐熟剂可以显著加快小麦秸秆的分解速度，增加后茬水稻穗数和粒数，增产幅度为4.65%~7.52%。本研究结果表明，添加腐熟剂处理的夏玉米产量较CK增加6.98%~18.70%，添加腐熟剂处理的冬小麦产量较CK增加1.06%~20.33%。T2处理后夏玉米产量增长最为明显，较对照处理显著提高18.70%；冬小麦产量显著提高13.40%且与T3差异不显著。

张红娟等^［26］在2021-2024年间通过对土壤微生物变化进行监测，发现秸秆还田配施腐熟剂不仅显著增加了土壤有机质、速效钾、有效磷和碱解氮含量，还显著增加了碳、氮代谢功能基因的丰度，最终使小麦产量增加11.24%。李方杰等^［27］通过连续2年的试验发现，添加腐熟剂可以促进玉米籽粒灌浆进程，进而实现产量提升。本研究中，玉米小麦的增产可能与腐熟剂促进秸秆腐解、增加土壤有效养分有关，这为作物干物质积累与产量形成提供了物质基础^［28］。不仅如此，腐熟剂的作用还体现在更直接的生理调控上：它通过持续分解释放活性物质，实现了对作物的适时养分供应。这种动态补给机制能显著延长籽粒发育后期的灌浆持续时间并提高其速率，确保了灌浆后期充足的物质来源，从而直接促进产量提升^［27］。秸秆腐熟还田对土壤性状和产量的影响可能存在多年的累积效应，且还田的效应也受气候条件的影响，因此，还需要进行长期的定位试验观测。

3.3　不同剂量腐熟剂下温室气体周年排放特征

本研究以玉米播种为起点，小麦收获为终点，主要研究麦-玉轮作的农田生态系统全年的温室气体排放通量。本试验结果表明，T2、T3处理的周年N₂O累积排放量低于其它剂量的腐熟剂。T2、T3处理的周年土壤CH₄的累积吸收量与CK相比，增幅为10.45%~83.29%，其中T3处理的吸收量与CK、T2相比差异显著。周文涛等^［29］的研究发现，种植不同作物结合不同的肥水管理以及耕作实践，会对土壤CH₄和N₂O的生成与释放造成复杂影响。本研究发现，在玉米生长的季节里，所观察到的CH₄累积通量一直呈现为负值，玉米田是大气的净吸收源，此发现与华北平原冬小麦田连续2年土壤CH₄通量为负值的研究结果相符^［30-31］。CH₄排放是由产甲烷菌以有机质为底物，在严格厌氧条件下产生的^［32］，并且CH₄排放量与有机碳分解速率呈正相关^［33］。主要原因是稻田秸秆还田后，翻耕处理可能会破坏土壤产甲烷菌生存的厌氧环境，从而降低了CH₄排放，旱地农田土壤通气条件好，氧气易于扩散到土壤中，提高甲烷氧化微生物和甲烷氧化酶的活性，好气土壤中的CH₄易被氧化菌氧化成CO₂，削弱CH₄的排放特征，强化了土壤作为CH₄的吸收汇特征^［30］。

本研究发现，增施腐熟剂对CO₂的排放具有一定的促进作用。T1、T4处理的周年CO₂累积排放量较CK增加15.04%~23.24%。T2、T3处理的周年CO₂累积排放量与CK相比差异不显著。添加腐熟剂造成CO₂排放增加的主要原因可能在于秸秆腐解释放了较多易分解物质，为微生物活动及繁殖提供了碳源，从而促进了CO₂排放^［34］。随腐解时间增加，土壤中易分解有机碳和肥料氮素被微生物大量利用而减少，微生物为了生存开始分解较难分解的有机物质，因此呼吸代谢强度减弱，CO₂排放减少^［35］。本研究中添加腐熟剂处理N₂O排放高峰通常与施肥和同期降雨事件高度吻合，这与前人关于降雨驱动反硝化作用的结论一致^［36］，其次，秸秆引入了易分解有机质，促进了反硝化微生物活动。各处理N₂O年排放量在7.58~8.81 mg/（m²·h），基本位于我国旱地农田N₂O年排放变化范围内^［37-38］。在麦-玉轮作农田中，N₂O成为GWP的主要贡献者^{［20，39］}，这与本研究结果一致，本研究发现GWP的增加由N₂O排放增加所驱动，这在路径分析中也得到进一步证实（图12）。在GHGI方面，本研究结果表明，相对于对照处理，T2、T3处理对产量的提升作用最大，导致GHGI更低，这与陕西关中平原连续4年的麦玉轮作试验得到的GHGI变化趋势相似^［20］。

计算农田经济效益可得，T2的净收益最高，为1 8757.93元/hm²。T1处理与CK处理差异较小，T4处理由于腐熟剂的成本过高，造成了入不敷出的现象^［40］。综合经济与环境效益，尽管T3处理（60 kg/hm²）在温室气体减排和小麦产量方面表现突出，但T2处理（45 kg/hm²）投入更低且周年产量较T3略有增加，从而实现更高的投入产出比。T2处理既能兼顾环境效益，又在成本控制上更具优势，更符合实际生产的推广需求。

4 结论

从短期监测结果分析，关中平原旱作麦玉轮作区，添加腐熟剂较小麦秸秆直接还田腐解率更大，还田秸秆最终腐解率为67.55%~69.72%，且腐熟剂作用主要集中于腐解前期。75 kg/hm²处理N₂O累计排放量较CK偏高约16.72%，促进了N₂O排放。各处理显著降低了稻田CH₄排放、CO₂温室气体排放强度。秸秆腐熟还田能够提高夏玉米、冬小麦产量，45 kg/hm²剂量处理是综合效益最好的处理。下一步的研究，应建立低碳可持续的耕作还田管理手段，优化农机农艺管理措施，助力“双碳”目标实现。

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基金资助

国家自然科学基金(31601256)

中国博士后科学基金(2016M602869)