典型区域秸秆和有机肥混土填埋后的腐解特征

2023-04-11李德近马想孙悦徐明岗段英华

中国农业科学 2023年6期

李德近，马想,2，孙悦，徐明岗,3，段英华

李德近1，马想1,2，孙悦1，徐明岗1,3，段英华1

1中国农业科学院农业资源与农业区划研究所/北方干旱半干旱耕地高效利用全国重点实验室，北京 100081；2上海市园林科学规划研究院，上海 200232；3山西农业大学生态环境产业技术研究院，太原 030031

【目的】秸秆和有机肥是我国农田主要有机物料来源，翻压旋耕是其主要的还田方式，明确其在我国典型农田土壤中的腐解过程特征和驱动因素，可为更好利用秸秆资源与合理施用有机肥提供科学依据。【方法】在我国典型黑土、潮土和红壤上开展大田有机物料混土填埋试验。设置4种处理：小麦秸秆混土（WS+soil）、玉米秸秆混土（MS+soil）、猪粪混土（PM+soil）和牛粪混土（CM+soil），按土重﹕物料碳=100﹕4.5，称取物料土壤混合物200 g装于尼龙袋填埋于土壤中，填埋后1年内采样6次，之后2—2.5年采样一次，满3年采样一次，共8次采样。分析各混土有机物料的腐解差异，采用双指数方程明确易分解有机碳库和难分解有机碳库比例和腐解速率，阐明各土壤中有机物料的快速腐解速率、慢速腐解速率及积温转折点，并用随机森林模型来量化物料组成和环境因素分别对腐解速率的相对贡献。【结果】秸秆混土的腐殖化系数为22%—43%，有机肥混土的为45%—58%。有机肥混土腐解较秸秆慢，区域间差异不大，从北往南有机物料腐解加快，且秸秆腐解较有机肥快。秸秆的易分解有机碳库比例（70%—87%）高于有机肥的易分解有机碳库比例（57%—83%），且秸秆易分解碳库的腐解速率k1为（1.0%·a-1—4.9%·a-1），高于有机肥的k1（0.7%·a-1—1.1%·a-1）。秸秆在3种土壤上的积温转折点差别不大，积温转折点约为3 700℃，在此积温之前为快速腐解，之后为慢速腐解阶段。而有机肥的快速腐解和慢速腐解积温转折点差异从北往南逐渐增大，且有机肥的积温转折点为秸秆的2—5倍。土壤积温和土壤有机碳含量均是混土秸秆和有机肥腐解的主要驱动因素，对其腐解率贡献了约17%和13%。另外，对混土秸秆腐解的最主要驱动因素为土壤碳氮比，而对混土有机肥来说是时间因素。【结论】秸秆较有机肥腐解快，秸秆的易分解有机碳库比例高和腐解速率快是造成其腐解快的主要原因之一。对于秸秆来说碳氮比是影响其腐解的主要因素，对于有机肥来说则是时间，因此秸秆还田应多考虑土壤和物料自身碳氮比，对于有机肥则应充分考虑其长期效应。

秸秆；有机肥；腐解残留率；有机碳库比例；土壤积温

0 引言

【研究意义】有机物料在土壤中的输入和腐解影响土壤有机碳的积累和矿化[1-4]，是土壤有机质的重要来源之一。农作物秸秆和有机肥是农业生产中主要的有机物料。我国每年的秸秆产生量约占世界总量的30%[5-6]，其中小麦秸秆、玉米秸秆和水稻秸秆占秸秆总量75%。随着畜禽业大规模发展，有机肥产生量也日趋增长[7]，其中猪粪和牛粪占畜禽有机肥总量的76.6%[8]。这些有机物料的有效利用，不仅可提高耕地肥力还能提高作物产量。然而，由于腐解慢、养分含量低等原因，秸秆和有机肥的利用效率仍有待提高。探究主要有机物料的腐解特征和驱动因子对有机物料的高效利用和农田土壤培肥具有重要意义。【前人研究进展】有机物料的腐殖化系数和腐解速率是有机物料腐解的重要指标[9]。有研究表明[9]，无论秸秆还是有机肥在红壤中，第一个月腐解均快于第二个月。我国农田土壤中的有机物料腐殖化系数平均为33.5%，变化范围10%—75%[10]。有机物料腐解受到很多因素影响，如物料种类、土壤性质和气候差异。介晓磊等[11]在暖温带区的砂土中，将5种有机物料与砂土混合的腐解研究表明，腐解速率表现为玉米秸秆＞小麦秸秆＞鸡粪＞牛粪＞猪粪，即秸秆腐解快于有机肥。马想等[12]通过纯有机物料腐解试验发现，秸秆较有机肥更容易腐解，且在我国南方红壤中的腐解较在东北黑土中更快。不同土壤类型的土壤性质差异大，影响着土壤微生物活动进而影响有机物料腐解过程[10,13]。王晓玥等[14]通过研究有机物料在不同质地土壤中腐解特征发现，微生物对秸秆腐解的碳代谢强度均表现为黑土最大，潮土次之，红壤最低。土壤温度和水分影响微生物组成和活性，从而影响有机物料的腐解过程[15]。其中土壤积温能很好地表征有机物料腐解过程[12]。此外，有研究表明，与常规的公历年相比，土壤积温年（1个土壤积温年为3 652.5℃）能更好表征有机物料的腐殖化系数。积温可以消除区域差异，表征各有机物料腐解残留率之间的差异[12,15-17]。【本研究切入点】笔者之前的研究表明[12]，纯有机物料在1年的腐解过程中，秸秆腐解快于有机肥，并且易分解有机碳库的比例高于有机肥；秸秆和有机肥受到土壤、物料和气候的协同作用。然而，无论是秸秆还是有机肥施入土壤，往往是与土壤充分接触的，且很多农田会通过翻耕等将有机物料与土壤充分混匀，这种条件下土壤的差异对有机物料腐解的贡献会更大。因此，阐明有机物料混土后的腐解特征，尤其是长期的腐解特征及驱动因素，可为深入理解有机物料的腐解机制，推动有机肥的利用和秸秆还田提供理论依据。【拟解决的关键问题】本研究在黑土、潮土和红壤上开展为期3年多的有机物料混土田间腐解试验，分析小麦秸秆（WS）、玉米秸秆（MS）、猪粪（PM）和牛粪（CM）分别与土壤混合后，在填埋后1年内采样6次，之后2—2.5年采样一次，满3年采样一次，共8次采样，并测定土壤养分动态变化，并通过解析土壤积温和降雨量与有机物料腐解率的关系进而阐明：（1）不同有机物料混土腐解残留率在区域间差异及其与土壤积温的定量关系。（2）物料混土后土壤性质、气候因子和时间因素对有机物料腐解的相对贡献。

1 材料与方法

1.1 试验区概况

腐解试验于2012年11月至2016年10月，分别在吉林公主岭“国家黑土肥力肥效监测基地”（124°48′E、43°30′ N）、河南郑州“国家潮土肥力肥效监测基地”（113°40′ E、35°50′ N）和湖南祁阳“国家红壤肥力肥效监测基地”（111°52′ E、26°45′ N）进行。其中，公主岭属于温带季风气候，其年均气温5.5℃，年均降雨量520 mm，年均蒸发量 1 400 mm，≥10℃积温为2 800℃，无霜期为135 d。郑州属于暖温带大陆性季风气候，其年均气温（14.5℃）、年均降雨量（615 mm）、年蒸发量（1 450 mm）、≥10.0℃积温（5 170 ℃）和无霜期（220 d）均高于公主岭。祁阳属于亚热带季风气候，年均气温18.0℃，年均降雨量1 250 mm，年蒸发量1 470 mm，≥10℃积温为5 600℃，无霜期为300 d（数据来源于中国气象共享服务系统，http://cdc.cma. gov.cn/）。供试土壤分别为第四纪黄土状沉降物母质发育的黑土、黄河冲积物母质发育而来的潮土和第四纪红色黏土发育而来的红壤。各供试土壤基础理化性质见表1。

表1 供试土壤基础性质

*土壤质地分类采用国际制 *International system for soil texture classification

1.2 试验设计

试验采用尼龙网袋混土填埋法模拟田间有机物料还田。供试有机物料为小麦秸秆（wheat straw，WS）、玉米秸秆（maize straw，MS）、猪粪（pig manure，PM）和牛粪（cow manure，CM）。每种土壤上均设4个处理：小麦秸秆混土（WS+soil）、玉米秸秆混土（MS+soil）、猪粪混土（PM+soil）和牛粪混土（CM+soil），重复4次。3个试验点有机物料均相同，其在60℃下烘干、过2 mm筛后，按土重﹕物料碳=100﹕4.5充分混匀，随后称取200 g装入规格为长25 cm，宽15 cm，孔径为48 μm尼龙袋中。分别于2012年11月11—14日将尼龙袋在各试验点原位填埋，填埋深度约为20 cm。填埋后，浇水使土壤含水量达到田间持水量的80%，其余时间不浇水，依靠自然降水。在各个试验点的填埋区内随机填埋两个地温仪（HOBO S-TMB-M006），用于采集土壤温度（每小时记录1次温度），该仪器填埋深度与混合物填埋深度保持一致。分别通过试验点附近的湖南衡阳市、河南郑州市和吉林省公主岭市四平县气象站监测填埋期间的累计降雨量（数据来源于中国气象共享服务系统，http://cdc.cma.gov. cn/）。采用传统分析方法测定纯有机物料、混土后的有机碳和全氮含量[18]，有机物料混土前、后初始性质见表2。

表2 填埋前有机物料及其混土后的碳氮含量

1.3 样品采集与测定

尼龙袋填埋后，根据各试验点土壤积温累积速率设置不同的采样时间。其中，黑土的取样时间为填埋后129、181、222、256、300、360、880和1 431 d；潮土的取样时间为填埋后49、120、186、227、300、360、880和1 431 d；红壤的取样时间为填埋后49、151、212、255、304、360、730和1 431 d。每个处理取4袋，将取来的样品风干后过 0.15 mm 筛，测定有机碳和全氮含量。土壤有机碳（SOC）采用重铬酸钾容量法测定，混合物全氮（TN）采用浓硫酸消煮-凯氏定氮法测定[18]。

1.4 数据统计与分析

1.4.1 计算方法及公式

1.4.1.1不同时期各有机物料的残留率[12]

Rt=[（Ct×Wt）/（C0×W0）]×100 （1）

式中，Rt为腐解t天残留率（%）；Ct表示腐解t天时混合物的有机碳含量（g·kg-1），Wt为干重（kg）；C0和W0则为混合物的初始有机碳含量（g·kg-1）和重量（kg）。通常采用腐殖化系数来表征有机物的腐解程度，而根据腐殖化系数定义可知，在（1）式中，当t=365时的腐解残留率即为腐殖化系数。

1.4.1.2 土壤积温

AT=T1+T2+…Tn（2）

式中，AT为土壤积温，n为腐解天数，Tn为腐解第n天的土壤日平均温度（℃），其中仅计算大于0℃的土壤温度，计算公式如下：

Tn=（t1+t2+…t24）/24 （3）

式中，Tn为土壤日平均温度（℃），t1+t2+…t24为一天内24时刻的土壤温度总和（℃）。

1.4.1.3 积温年与公历年积温年是根据从最初使用有机物料之日起累积的度日积温（≥0℃）计算的；达到AT= 3 652.5℃的土壤积温为1个土壤积温年[17]，本研究采用了双直线模型通过腐解残留率与积温的拟合关系来表征有机碳腐解变化特征。因此，本研究将3 652.5℃代入双直线模型即可得到相应的腐解残留率。此外，本研究中的公历年即365 d为1个公历年。

1.4.1.4 易分解有机碳库与难分解有机碳库预测采用不同碳库动力学方程描述有机物料随时间腐解的动态学过程：

Rt= R1e-k1t+R2e-k2t（4）

式中，Rt是时间t（年）的剩余秸秆C（%），与（1）表示意义相同，此处由模型方程而得；R1和k1分别表征易分解有机碳库比例和腐解速率（%·a-1），R2和k2分别表征难分解有机碳库比例和腐解速率[19]。值得注意的是，腐解残留率和腐解速率表征意义相反，即腐解残留率越高腐解速率越小。

1.4.1.5 不同阶段腐解速率与积温转折点不同有机物料在不同腐解阶段，可利用土壤积温变化来表征有机物料腐解特征，其腐解速率和积温转折点由双直线模型计算得到。

Y1=[y1×(Tt-AT)+y2×(AT-AT1)]/(Tt-AT1) （5）

Y2=[y2×(AT2-AT)+y3×(AT- Tt)]/( AT2- Tt) （6）

kq= y1- y2（7）

ks= y2- y3（8）

式中，Y1和Y2表示腐解残留率（%），Tt表示积温转折点（℃），AT1代表最低土壤积温，AT2代表最高土壤积温，y1和y2代表斜率参数。快速阶段腐速率kq表示（拐点前斜率，%·℃-1），慢速腐解阶段腐解速率用ks表示，（拐点后斜率，%·℃-1）（与公式（4）不同，这里腐解速率是腐解残留率关于积温变化的函数）；土壤积温转折点Tt表征快速腐解转为慢速腐解时的临界点。

1.4.2 数据分析采用Microsoft Excel 2010和SPSS 22.0试验数据处理和统计分析，采用单因素方差分析（One-way ANOVA），Duncan 法进行多重比较，分析不同土壤（有机物料）间的差异；采用Rstudio中的“Random Forest”包分析理化性质、气候及试验时间等因素对混土残留率的相对贡献率；采用OriginPro 2021b绘制腐解残留率动态图与各因素对腐解残留率相对贡献分布图，SigmaPlot14.0绘制腐解残留率与积温变化分段函数图。

2 结果

2.1 混土有机物料的腐殖化系数

表3为1个公历年和1个积温年下有机物料的腐殖化系数。以公历年来看，秸秆与土壤混合物的腐殖化系数较低，为22%—43%，而有机肥的较高，为45%—58%。在黑土上，秸秆和有机肥混土后腐殖化系数差异相对于潮土和红壤变异较小，且红壤中有机肥的腐殖化系数约为秸秆的2倍。同一土壤上，小麦秸秆和玉米秸秆之间、猪粪和牛粪之间的腐殖化系数，均没有显著差异。对于同一有机物料混土而言，腐殖化系数大小均为黑土最高，具体表现为黑土中秸秆的腐殖化系数约为红壤中的2倍，而在潮土和红壤中无显著差异；猪粪在黑土中的腐殖化系数较潮土中显著高7%，较红壤中高12%，而牛粪在黑土和潮土中无显著差异，较红壤中高10%—11%。以积温年来看，猪粪和牛粪的腐殖化系数差异不大，均在50%左右，为秸秆腐殖化系数的1.5—2倍。

2.2 混土有机物料腐解残留率的动态变化

有机物料与土壤混合物的腐解残留率随时间的动态变化如图1所示。总体上，秸秆混土腐解快于有机肥混土，秸秆混土和有机肥混土腐解均是前360 d腐解较快，而360—1 431 d腐解较慢。黑土中，秸秆和有机肥混合黑土腐解在前181 d没有显著差异，181 d以后腐解差异逐渐增加。潮土中，秸秆和有机肥的腐解趋势在120 d开始有显著的差异，在186 d前有机肥的残留率较秸秆高22%—35%，在186 d后高17%。红壤中，有机肥混土腐解残留率在前49 d就显著高于有机肥，且差异先增加后减小，从49—360 d期间，差异显著增大，而有机肥从360—1 431 d，腐解残留率仍有显著降低趋势，最终秸秆残留率相对趋向稳定。

表3 秸秆和有机肥在纯物料和混土腐解条件下公历年和积温年下的腐殖化系数

数据后小写字母表示在同一类型土壤上4种有机物料混土腐殖化系数差异显著性（＜0.05）（纵向比较）；数据后大写字母表示在同一有机物料与不同土壤混合腐殖化系数差异显著性（＜0.05）（横向比较）

The lowercase letters after the data indicated that there was a significant difference in the humification coefficient of the four kinds of organic materials in the same type of soil (＜0.05) (vertical comparison). After the data, the capital letters indicated that there was a significant difference in the humification coefficient between the same organic material and different soils (＜0.05) (horizontal comparison)

图1 有机物料混土处理下腐解残留率动态变化

根据有机物料分解稳定性，可将秸秆和有机肥的有机碳库分为易分解有机碳库和难分解有机碳库，有机物料随时间的腐解过程可用双指数方程Rt=R1e-k1t+R2e-k2t来模拟（＜0.01）（表4）。在3种土壤上，秸秆和有机肥的易分解有机碳库比例（R1）较难分解有机碳库比例（R2）高，且易分解有机碳腐解速率较快（k1＞k2）。但不同物料间的各碳库比例和腐解速率在不同土壤上差异较大，秸秆的易分解有机碳库比例（70%—87%）高于有机肥的易分解有机碳库比例（57%—83%），且秸秆易分解有机碳库的腐解速率k1（1.0%·a-1—4.9%·a-1）高于有机肥的k1（0.7%·a-1—1.1%·a-1）。对于易分解有机碳库比例而言，在黑土中，秸秆易分解有机碳库的比例较有机肥高（15%左右）；在潮土和红壤上，秸秆和有机肥的易分解有机碳库的比例没有显著差异。但难分解有机碳库的比例在黑土和潮土上均表现为有机肥（17%—30%）高于秸秆（13%—15%），在红壤上没有显著差异。同一有机物料在不同土壤上碳库比例差异也较大，易分解有机碳库的比例在3种土壤上没有显著差异，难分解有机碳库比例则表现为红壤＞黑土＞潮土；易分解有机碳腐解速率（k1）和稳定碳库腐解速率（k2）表现为，红壤＞潮土＞黑土，且在红壤上稳定碳库比例腐解速率较黑土和潮土高7—9数量级。由此看出，但是在同一土壤上两个碳库对应的腐解速率则表现为，易分解有机碳库的比例越大则腐解速率越大。

2.3 土壤积温对有机物料混土腐解残留率的影响

土壤积温是影响有机物料腐解的重要因素。对混土有机物料的腐解残留率与土壤积温的关系进行分析发现，腐解过程可分为快速和缓慢阶段（图2）。总的来说，在填埋初期，随着土壤积温的增加，有机物料的腐解较快，等达到积温转折点后缓慢腐解，且秸秆的腐解速率显著高于有机肥（图2）。在黑土中，土壤积温每变化1 000℃，秸秆快速腐解速率和慢速腐解速率分别为56%—71%和22%—23%，高于有机肥的47%—48%和11%—16%。潮土中除了混土猪粪的慢速腐解速率较低之外，物料之间的腐解速率差异不大。在红壤中，土壤积温每变化1 000℃，混土秸秆的快速腐解速率较有机肥高14%—20%，但其慢速腐解阶段，有机肥腐解残留率变化较秸秆大。不同的是，积温转折点在3个地点间差异较大（表5）。在黑土中，除了玉米秸秆的转折点为2 370℃外，其他3种物料的积温转折点差别不大，约为3 700℃；在潮土上，秸秆的积温转折点为2 970—3 660℃，而有机肥为5 890℃。在红壤上，小麦秸秆的积温转折点为玉米秸秆的2倍左右，而有机肥的为秸秆的2—5倍。

表4 各有机物料混土后的碳库比例和腐解速率

R1表示易分解碳库比例（%），R2表示难分解碳库比例（%）；k1表示易分解有机碳库腐解速率（%·a-1），k2表示难分解有机碳库腐解速率（%·a-1）。数据后小写字母表示在同一类型土壤上4种有机物料混土腐解方程参数差异显著性，大写字母表示同一物料混土在3种土壤上腐解方程参数差异显著性（＜0.05）（纵向比较）；*代表在显著性（＜0.05）水平下显著

R1represents the proportion of easy-to-decompose carbon pool (%); R2represents the proportion of indecomposable carbon pool (%); k1represents the decay rate of easy-to-decompose carbon pool (%·a-1), and k2represents the decay rate of indecomposable carbon pool (%·a-1). The lowercase letters after the data indicated that there was a significant difference in the parameters of decomposition equation of the four kinds of organic materials in the same type of soil，Capital letters indicate significant differences in the parameters of the decomposition equation of the same material mixture on three types of soils. (＜0.05) (vertical comparison). * Stands for significant at the level of significance (＜0.05)

图中数据点对应相应分段模拟双线，且每种物料与相对应的土壤混合腐解

2.4 有机物料混土腐解的主要驱动因子

通过随机森林模型分析物料、土壤、环境和时间等因素对有机物料混土腐解的贡献率（图3）。对于混土秸秆和混土有机肥来说，土壤积温、累计降雨量和有机碳含量为排在前5位的贡献因素，贡献率约为14%—20%。对于混土秸秆来说，其首要影响因素为碳氮比，贡献率约为19%，而混土有机肥的首要影响因素为时间。总的来说，物料混土后土壤因素和环境（气候）因素对于秸秆腐解的贡献率分别约为59%和33%，对有机肥腐解的贡献率分别约为52%和28%。

表5 不同腐解阶段的有机物料混土腐解速率与积温转折点

kq, 表示快速腐解阶段的腐解速率（%·℃-1）； ks, 表示慢速腐解阶段的腐解速率（%·℃-1）

kq, which represents the decomposition rate of the rapid decomposition stage (%·℃-1); ks, which represents the decomposition rate of the slow decomposition stage (%·℃-1)

土壤有机碳Soil organic carbon, SOC; 土壤全氮Soil total nitrogen, TN; 土壤碳氮比C/N; 土壤质地Soil texture, ST; 土壤积温Soil accumulated temperature, SAT; 累计降雨量Accumulated precipitation, AcP; 时间Time, T

3 讨论

3.1 有机物料混土与不混土的腐解差异

有机物料与不同类型土壤混合腐解后的腐殖化系数（表3）表明，在不同区域土壤中，秸秆的腐殖化系数（22%—43%）较有机肥的腐殖化系数（45%—58%）变异大，说明秸秆的腐解较有机肥受土壤和气候的影响的程度更大。通过与之前[12]秸秆和有机肥在单独填埋腐解条件下的腐解系数对比，发现秸秆在黑土和潮土上的腐解系数在混土和单独填埋之间并无显著差异，但是在红壤上混土后明显增加，其在单独填埋条件下为11%，而在混土条件下为22%，这说明红壤上秸秆单独填埋的腐解较混土填埋更快。这可能是因为中国南方地区温度和湿度较高，本身有利于秸秆的腐解，但与土壤混合后红壤的酸性环境（pH=5.25）下微生物活性较低，且红壤质地黏重（表1），与秸秆混匀后反而不利于秸秆的腐解。李忠佩等[13]早在中国南方红壤地区研究发现，有机物料在酸度较大和黏粒含量高的红壤上残留率要高出一般的34%。红壤上有机肥的腐解系数在两种填埋方式下的结果与秸秆相反，其在单独填埋条件下为53%，而在混土条件下为45%，这说明对有机肥来说混土能加速其分解。究其原因，有机肥和土壤的碳氮比相对接近，施用后微生物活性较强，加速了有机肥的腐解[20]。对于黑土和潮土物料是否混土腐解来说，一方面可能是黑土常年积温相对较低，微生物活性较低，物料腐解缓慢，导致了纯物料腐解和混土腐解差异不大。另外物料腐解受到水分影响[15]，潮土虽然温度较高，但降雨量较少，这也可能是物料腐解差异较小原因之一。因此，对于不同物料在不同土壤上的施用要综合考虑土壤环境，尤其是水热条件，合理施用有机物料对长期土壤培肥有一定的作用。

3.2 有机物料混土后在不同土壤上腐解残留率的差异

通过有机物料混土后腐解残留率动态变化发现，在3种土壤上，秸秆和有机肥均表现为前期腐解快，后期腐解慢。这是因为腐解初期，微生物对有机碳利用有偏好性，先腐解糖类和蛋白质等小分子可溶物质（易分解有机碳库），后腐解木质素和芳香化合物等难腐解的物质（难分解有机碳库）[21]。马想等[12]和李玲[22]的研究发现秸秆腐解快于粪肥，且易分解碳库和腐解速率常数会受到有机物料性质的影响，本研究结果表明，无论是腐解初期还是腐解后期，总体上表现为秸秆腐解皆快于有机肥（腐解残留率越高腐解越慢）（图1）。这是因为秸秆混土腐解条件下，秸秆的易分解有机碳比例（70%—87%）高于有机肥的易分解有机碳库比例（57%—83%）（表5）。此外我们也发现，秸秆易分解碳库的腐解速率k1为1.0%·a-1—4.9%·a-1，高于有机肥的k1（0.7%·a-1—1.1%·a-1），说明有机物料的易分解碳库越高，其腐解速率越高。对于难分解碳库来说，秸秆的难分解碳库比例较有机肥低3%—15%，这也是秸秆腐解快于有机肥的主要原因之一。另外，本研究中的有机肥经堆沤腐解，秸秆取自玉米收割后直接使用，未经过“老化”过程，尽管有研究表明[23]直接施用作物秸秆与施用腐熟有机肥的培肥效果基本相同，但两者的腐熟程度可能也会影响其腐解速率。

进一步分析有机物料的腐解速率和积温转折点发现，不同物料在不同土壤中随温度的变化趋势也各不相同。在黑土上，秸秆和有机肥的积温转折点差异不大，可能是因为黑土温度较低影响较小，但是秸秆的快速腐解速率（63%·℃-1）和慢速腐解速率（22%·℃-1）均高于有机肥（47%·℃-1和14%·℃-1），说明黑土上腐解速率主要受到物料性质的影响。有研究发现[24-27]，有机物料的腐解速率与物料本身的木质素含量成反比，与半纤维素含量成正比。本研究中秸秆中木质素含量低于有机肥的，这也进一步明确了秸秆腐解速率高于有机肥。潮土上，秸秆和有机肥的快速和慢速腐解速率差异均不大，但是有机肥的积温转折点5 890℃明显高于秸秆的积温转折点3 300℃，说明温度和时间对潮土有机肥来说是重要的影响因素，这与表4中有机肥潮土混合物的易分解有机碳库腐解速率较低的结果是一致的，有机肥的长期培肥效应尤其值得重视。红壤上，秸秆和有机肥的慢速腐解速率差异不大，但快速腐解速率和积温转折点差异较大。秸秆的快速腐解速率（68%·℃-1）高于有机肥快速腐解速率（51%·℃-1），而有机肥的积温转折点是秸秆的积温转折点的2—5倍。秸秆在3个区域的积温转折点差别不大，但有机肥在3个区域的积温转折点差异较大，且在南方红壤上最高。这是秸秆腐解过程中主要受到物料性质的影响[12]，而本研究中，供试的秸秆是相同的，所以秸秆在3个区域内积温转折点相差不大的。但对有机肥来说，有机肥本身碳氮比与土壤相近，受到土壤性质影响较大[12]。例如土壤积温和土壤质地等（图3）。

3.3 有机物料混土腐解的驱动因素

腐解残留率越大，腐解量越少，腐解速率越大[12]。王宏燕等[28]研究表明，土壤积温和降雨量能有效预测腐解残留率。本研究通过将土壤积温和降雨量作为气候驱动因素，结合土壤性质和腐解时间影响因素分析发现，无论是秸秆还是有机肥，土壤积温都是其腐解的主要驱动因素（图3）。对于秸秆混土腐解来说，其腐解残留率受到土壤性质影响最大，尤其是碳氮比，其贡献率约19%（图3）。在有机物料之间，相对不缺氮，碳氮比越高，则有机物料腐解速率就越快[29-31]，这也是高碳氮比的秸秆较低碳氮比有机肥腐解快的原因之一。本研究将有机物料与土壤混合后，发现秸秆显著提高了土壤的有机碳和全氮含量，为土壤提供了大量的碳源，进而被微生物利用，增加了微生物活性。且随着腐解时间的延长，秸秆混土后在微生物快速分解作用下，将产生的养分释放到土壤中。因此，在秸秆还田过程中，可以考虑配施氮肥进行还田，降低秸秆的碳氮比，从而调节秸秆的腐解速率，促使秸秆腐解后释放的养分能及时供作物吸收利用。对于有机肥来说，虽然土壤性质也是影响有机肥腐解的最主要驱动因素，这与马想[32]的研究结果一致，但具体而言，有机肥本身的碳氮比较低，且对有机肥残留率的贡献率比较低，为11%（图3），说明土壤碳氮比不是有机肥腐解的主要驱动因素。相反，时间因素是影响有机肥腐解的重要因素，贡献率达20%（图3）。这是因为其易分解有机碳库比例较低，而难分解有机碳库比例较高，需要分解的时间较长。这说明腐解时间是限制有机肥腐解的关键因素。因此，有机肥的施用需要考虑长期效应，以达到可持续培肥和改良土壤同时释放养分供作物吸收利用。

4 结论

有机物料混土腐解条件下，秸秆的腐殖化系数（22%—43%）在区域间变异比有机肥混土后的腐殖化系数（45%—58%）大，秸秆较有机肥腐解更快，且呈现从北方到南方腐解逐渐加快的趋势。秸秆的易分解有机碳库比例高和腐解速率快是造成其差异的主要原因之一。而有机肥的快速分解和慢速腐解积温转折点差异从北往南逐渐增大，且有机肥的积温转折点为秸秆的2—5倍。综合分析表明，碳氮比是影响秸秆腐解主要因素，而时间因素则是影响有机肥腐解的重要因素，因此秸秆还田应考虑土壤和物料自身碳氮比，对于有机肥则应充分考虑其长期效应。

[1] LAL R. Soil carbon sequestration impacts on global climate change and food security. Science, 2004, 304(5677): 1623-1627. doi:10.1126/ science.1097396.

[2] ZHANG W J, XU M G, WANG X J, HUANG Q H, NIE J, LI Z Z, LI S L, HWANG S W, LEE K B. Effects of organic amendments on soil carbon sequestration in paddy fields of subtropical China. Journal of Soils and Sediments, 2012, 12(4): 457-470. doi:10.1007/s11368-011- 0467-8.

[3] YADVINDER-SINGH, GUPTA R K, JAGMOHAN-SINGH, GURPREET- SINGH, GOBINDER-SINGH, LADHA J K. Placement effects on rice residue decomposition and nutrient dynamics on two soil types during wheat cropping in rice–wheat system in northwestern India. Nutrient Cycling in Agroecosystems, 2010, 88(3): 471-480. doi:10.1007/ s10705-010-9370-8.

[4] HAMDI S, CHEVALLIER T, BERNOUX M. Testing the application of an agronomic concept to microbiology: a degree-day model to express cumulative CO2 emission from soils. European Journal of Agronomy, 2012, 43: 18-23. doi:10.1016/j.eja.2012.05.003.

[5] 李勇, 张磊, 曹鸿鹏, 邹思佳. 农作物秸秆综合利用现状及对策研究. 吉林农业, 2018(20): 40. doi:10.14025/j.cnki.jlny.2018.20.019.

LI Y, ZHANG L, CAO H P, ZOU S J. Study on the present situation and countermeasures of comprehensive utilization of crop straw. Agriculture of Jilin, 2018(20): 40. doi:10.14025/j.cnki.jlny.2018. 20.019. (in Chinese)

[6] 韩鲁佳, 闫巧娟, 刘向阳, 胡金有. 中国农作物秸秆资源及其利用现状. 农业工程学报, 2002, 18(3): 87-91. doi:10.3321/j.issn: 1002-6819.2002.03.022.

HAN L J, YAN Q J, LIU X Y, HU J Y. Straw resources and their utilization in China. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2002, 18(3): 87-91. doi:10.3321/j.issn:1002-6819.2002. 03.022. (in Chinese)

[7] 张雪辰, 邓双, 王旭东. 快腐剂对畜禽粪便堆肥过程中腐熟度的影响. 环境工程学报, 2015, 9(2): 888-894.

ZHANG X C, DENG S, WANG X D. Impact of decay promoting agent on maturity changes during composting of livestock and poultry manure. Chinese Journal of Environmental Engineering, 2015, 9(2): 888-894. (in Chinese)

[8] 杨帆, 李荣, 崔勇, 段英华. 我国有机肥料资源利用现状与发展建议. 中国土壤与肥料, 2010(4): 77-82. doi:10.3969/j.issn.1673- 6257.2010.04.017.

YANG F, LI R, CUI Y, DUAN Y H. Utilization and develop strategy of organic fertilizer resources in China. Soil and Fertilizer Sciences in China, 2010(4): 77-82. doi:10.3969/j.issn.1673-6257.2010.04.017. (in Chinese)

[9] 程汝饱. 秆粪肥在赤红壤中的矿化研究. 热带亚热带土壤科学, 1994, 3(2): 83-89.

CHENG R B. Study on humification and mineralization of different kinds of stalk-dung fertilizers in latored soil. Ecology and Environmnet, 1994, 3(2): 83-89. (in Chinese)

[10] 王金洲, 卢昌艾, 张文菊, 冯固, 王秀君, 徐明岗. 中国农田土壤中有机物料腐解特征的整合分析. 土壤学报, 2016, 53(1): 16-27.

WANG J Z, LU C A, ZHANG W J, FENG G, WANG X J, XU M G. Decomposition of organic materials in cropland soils across China: a metaanalysis. Acta Pedologica Sinica, 2016, 53(1): 16-27. (in Chinese)

[11] 介晓磊, 寇太记, 刘芳, 化党领, 刘世亮, 谭金芳, 朱建国, 董县中, 李有田. 有机物料在砂土中不同时段的腐解状况研究. 河南农业

大学学报, 2006, 40(3): 266-269.

JIE X L, KOU T J, LIU F, HUA D L, LIU S L, TAN J F, ZHU J G, DONG X Z, LI Y T. The study on decomposition law of organic material during different time in sandy soil. Journal of Henan Agricultural University, 2006, 40(3): 266-269. (in Chinese)

[12] 马想, 徐明岗, 赵惠丽, 段英华. 我国典型农田土壤中有机物料腐解特征及驱动因子. 中国农业科学, 2019, 52(9): 1564-1573. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2019.09.008.

MA X, XU M G, ZHAO H L, DUAN Y H. Decomposition characteristics and driving factors of organic materials in typical farmland soils in China. Scientia Agricultura Sinica, 2019, 52(9): 1564-1573. doi:10.3864/j.issn.0578-1752.2019.09.008.(in Chinese)

[13] 李忠佩, 林心雄. 瘠薄红壤中有机物质的分解特征. 生态学报, 2002, 22(8): 1224-1230. doi:10.3321/j.issn: 1000-0933.2002.08.008.

LI Z P, LIN X X. Characteristics of organic materials decomposition in infertile red soils. Acta Ecologica Sinica, 2002, 22(8): 1224-1230. doi:10.3321/j.issn: 1000-0933.2002.08.008. (in Chinese)

[14] 王晓玥, 蒋瑀霁, 隋跃宇, 孙波. 田间条件下小麦和玉米秸秆腐解过程中微生物群落的变化: BIOLOG分析. 土壤学报, 2012, 49(5): 1003-1011.

WANG X Y, JIANG Y J, SUI Y Y, SUN B. Changes of microbial communities during decomposition of wheat and maize straw: analysis by biolog. Acta Pedologica Sinica, 2012, 49(5): 1003-1011. (in Chinese)

[15] PRESCOTT C E. Litter decomposition: what controls it and how can we alter it to sequester more carbon in forest soils? Biogeochemistry, 2010, 101(1/2/3): 133-149. doi:10.1007/s10533-010-9439-0.

[16] YOUSEFI A R, OVEISI M, GONZALEZ-ANDUJAR J L. Prediction of annual weed seed emergence in garlic (L.) using soil thermal time. Scientia Horticulturae, 2014, 168: 189-192. doi:10.1016/j.scienta.2014.01.035.

[17] GREGORICH E G, JANZEN H, ELLERT B H, HELGASON B L, QIAN B D, ZEBARTH B J, ANGERS D A, BEYAERT R P, DRURY C F, DUGUID S D, MAY W E, MCCONKEY B G, DYCK M F. Litter decay controlled by temperature, not soil properties, affecting future soil carbon. Global Change Biology, 2017, 23(4): 1725-1734. doi:10. 1111/gcb.13502.

[18] 鲍士旦. 土壤农化分析. 3版. 北京: 中国农业出版社, 2000.

BAO S D. Soil and Agricultural Chemistry Analysis 3rd ed. Beijing: Chinese Agriculture Press, 2000. (in Chinese)

[19] CAI A D, LIANG G P, ZHANG X B, ZHANG W J, LI L, RUI Y C, XU M G, LUO Y Q. Long-term straw decomposition in agro- ecosystems described by a unified three-exponentiation equation with thermal time. Science of the Total Environment, 2018, 636: 699-708. doi:10.1016/j.scitotenv.2018.04.303.

[20] BRELAND T A. Enhanced mineralization and denitrification as a result of heterogeneous distribution of clover residues in soil. Plant and Soil, 1994, 166(1): 1-12. doi:10.1007/BF02185475.

[21] 陈兵, 王小利, 徐明岗, 李然, 李建华, 靳东升, 段英华, 孙楠. 煤矿复垦区不同有机物料的分解特征. 植物营养与肥料学报, 2020, 26(6): 1126-1134. doi:10.11674/zwyf.19478.

CHEN B, WANG X L, XU M G, LI R, LI J H, JIN D S, DUAN Y H, SUN N. Decomposition characteristics of different organic materials in coal mine reclamation area. Journal of Plant Nutrition and Fertilizers, 2020, 26(6): 1126-1134. doi:10.11674/zwyf.19478. (in Chinese)

[22] 李玲. 典型农田土壤中有机物料分解特性及影响因素[D]. 北京: 中国农业科学院, 2018.

LI L. Decomposition characteristics of organic materials and driving factors in typical cropland soils[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2018. (in Chinese)

[23] 杨志臣, 吕贻忠, 张凤荣, 肖小平, 刘沫. 秸秆还田和腐熟有机肥对水稻土培肥效果对比分析. 农业工程学报, 2008, 24(3): 214-218. doi:10.3321/j.issn: 1002-6819.2008.03.043.

YANG Z C, LÜ Y Z, ZHANG F R, XIAO X P, LIU M. Comparative analysis of the effects of straw-returning and decomposed manure on paddy soil fertility betterment. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering, 2008, 24(3): 214-218. doi:10.3321/j.issn: 1002-6819.2008.03.043. (in Chinese)

[24] AMIN B A Z, CHABBERT B, MOORHEAD D, BERTRAND I. Impact of fine litter chemistry on lignocellulolytic enzyme efficiency during decomposition of maize leaf and root in soil. Biogeochemistry, 2014, 117(1): 169-183. doi:10.1007/s10533-013-9856-y.

[25] 寇太记, 刘世亮, 介晓磊, 朱建国, 化党领, 李有田. 砂土中有机物质腐解与有机质调控. 土壤通报, 2006, 37(2): 2244-2248.

KOU T J, LIU S L, JIE X L, ZHU J G, HUA D L, LI Y T. Decomposition and management of organic matters in sandy soil. Chinese Journal of Soil Science, 2006, 37(2): 2244-2248. (in Chinese)

[26] 李然, 段英华, 孙楠, 邬磊, 张强, 靳东升, 郜春花, 洪坚平, 徐明岗. 煤矿区复垦土壤中有机肥的分解动态及其驱动因素. 应用生态学报, 2021, 32(12): 4467-4474. doi:10.13287/j.1001-9332.202112. 013.

LI R, DUAN Y H, SUN N, WU L, ZHANG Q, JIN D S, GAO C H, HONG J P, XU M G. Decomposition dynamics and driving factors of manure in reclaimed soils in coal mining area. Chinese Journal of Applied Ecology, 2021, 32(12): 4467-4474. doi:10.13287/j.1001-9332. 202112.013. (in Chinese)

[27] LUO Y Q, WHITE L W, CANADELL J G, DELUCIA E H, ELLSWORTH D S, FINZI A, LICHTER J, SCHLESINGER W H. Sustainability of terrestrial carbon sequestration: a case study in Duke Forest with inversion approach. Global Biogeochemical Cycles, 2003, 17(1): 1021. doi:10.1029/2002gb001923.

[28] 王宏燕, 彭驰, 侯中田. 降水和地积温对有机肥腐解的动态分析. 东北农业大学学报, 1996, 27(1): 20-25.

WANG H Y, PENG C, HOU Z T. The effect of rainfall and accumulated temperature of soil on the dynamic humifi cation of manure. Journal of Northeast Agricultural University, 1996, 27(1): 20-25. (inChinese)

[29] COTRUFO M F, WALLENSTEIN M D, BOOT C M, DENEF K, PAUL E. The Microbial Efficiency-Matrix Stabilization (MEMS) framework integrates plant litter decomposition with soil organic matter stabilization: do labile plant inputs form stable soil organic matter? Global Change Biology, 2013, 19(4): 988-995. doi:10.1111/ gcb.12113.

[30] TIAN G, BADEJO M A, OKOH A I, ISHIDA F, KOLAWOLE G O, HAYASHI Y, SALAKO F K. Effects of residue quality and climate on plant residue decomposition and nutrient release along the transect from humid forest to Sahel of West Africa. Biogeochemistry, 2007, 86(2): 217-229. doi:10.1007/s10533-007-9158-3.

[31] WANG X Y, SUN B, MAO J D, SUI Y Y, CAO X Y. Structural convergence of maize and wheat straw during two-year decomposition under different climate conditions. Environmental Science & Technology, 2012, 46(13): 7159-7165. doi:10.1021/es300522x.

[32] 马想. 我国典型农田土壤中有机物料的腐解特征及驱动因子[D]. 北京: 中国农业科学院, 2019.

MA X. Decomposition characteristics and driving factors of organic materials in typical cropland in China[D]. Beijing: Chinese Academy of Agricultural Sciences, 2019. (in Chinese)

Decomposition Characteristics of Straw and Organic Fertilizer Mixed Soil After Landfillin Typical Area

LI DeJin1, MA Xiang1, 2, SUN Yue1, XU MingGang1, 3, DUAN YingHua1

1Institute of Agricultural Resources and Regional Planning, Chinese Academy of Agricultural Sciences/State Key Laboratory of Efficient Utilization of Arid and Semi-arid Arable Land in Northern China, Beijing 100081;2Shanghai Academy of Landscape Architecture Science and Planning, Shanghai 200232;3Engineer and Technology Academy of Ecology and Environment, Shanxi Agricultural University, Taiyuan 030031

【Objective】Straw and manure are the main sources of organic materials in China, and rotary tillage is the main way of returning farmland. In this study, the characteristics and driving factors of their decomposition process in typical farmland soils in China were investigated to provide a scientific basis for better utilization of straw resources and rational application of manure.【Method】The landfill experiment of field organic material mixed with soil was carried out on a typical black soil, fluvo-aquic soil, and red soil in China. Four treatments were set up: wheat straw plus soil (WS+Soil), maize straw plus soil (MS+Soil), pig manure plus soil (PM+Soil), and cow manure plus soil (CM+Soil). All the organic materials (8 g carbon) were mixed with 200 g of soil in a nylon mesh bag buried in soil, six samples were taken within one year after landfilling, once from 2 to 2.5 years after landfilling, and once in 3 years, then a total of eight samples were taken. The decomposition differences of organic materials in different mixtures were analyzed. The double exponential equation was used to clarify the proportion and decomposition rate of easy-to-decompose carbon pool and refractory organic carbon pool, and to clarify the fast decomposition rate, slow decomposition rate and accumulated temperature turning point of organic materials in each soil. The random forest model was used to quantify the relative contribution of material composition and environmental factors to the decomposition rate.【Result】The humification coefficient of straw pluil was ranged from 22% to 43%, and that of manure plus soil was ranged from45% to 58%. The decomposition rate of manure plus soil was slower than straw plus soil, and there was little difference between regions. Besides, the decomposition of organic materials was accelerated from north to south, and the decomposition of straw was faster than that of organic fertilizers. The proportion of decomposable organic carbon poor of straw (70%-87%) was higher than that of organic fertilizer (57%-83%), and the decomposition rate of straw decomposable carbon pool k1(1.0%·a-1-4.9%·a-1) was higher than that of organic fertilizer k1(0.7%·a-1-1.1%·a-1). There was little difference in the turning point of accumulated temperature of straw in the three types of soil. Before 3 700℃, it was the stage of rapid decomposition, and then it was the stage of slow decomposition. On the other hand, the difference in accumulated temperature at the turning point of rapid decomposition and slow decomposition of organic fertilizer gradually increased from north to south, and the accumulated temperature at the turning point of organic fertilizer was 2-5 times higher that of straw. Soil accumulated temperature and soil organic carbon content were the main driving factors of mixed soil straw and organic fertilizer, contributing about 17% and 13% of the decomposition rate, respectively. In addition, the main driving factor for mixed soil straw was the ratio of soil carbon to nitrogen, but the main driving factor for mixed soil organic fertilizer was the time.【Conclusion】Straw returning to the field decomposed faster than organic fertilizer, and the high proportion of easily decomposable organic carbon pool with fast decomposition rate of straw was one of the main reasons for the difference. For straw, the ratio of carbon to nitrogen was the main factor affecting its decomposition, and for organic fertilizer, it was time. Therefore, the ratio of carbon to nitrogen of soil and material should be considered to regulate the decomposition of straw, and the long-term effect of organic fertilizer should be fully considered.

straw; organic fertilizer; raction of carbon remaining; proportion of organic carbon pool; soil accumulated temperature