姚 遠(yuǎn)，馬 泉，鄭國利，李春燕,2，丁錦峰,2，朱 敏,2，郭文善,2，朱新開,2,3

(1.揚州大學(xué)江蘇省作物遺傳生理重點實驗室，江蘇揚州 225009； 2.糧食作物現(xiàn)代產(chǎn)業(yè)技術(shù)協(xié)同創(chuàng)新中心，江蘇揚州 225009； 3.教育部農(nóng)業(yè)與農(nóng)產(chǎn)品安全國際合作聯(lián)合實驗室，江蘇揚州 225009)

中國是農(nóng)業(yè)大國，秸稈資源豐富，每年產(chǎn)出農(nóng)作物秸稈近7億t[1]。隨著農(nóng)作物產(chǎn)量驟增，農(nóng)作物秸稈資源量也不斷增長，過剩的秸稈資源如何處理成為難題。目前中國秸稈資源的利用有三種途徑，一是直接作為肥料還入田間；二是經(jīng)過加工作為飼料原材料；三是作為工業(yè)生產(chǎn)原料，發(fā)展生物石化能源[2]。

有關(guān)秸稈還田對作物產(chǎn)量以及土壤肥力、酶活性等影響的研究很多，但由于涉及到秸稈還田方式、還田量、還田深度等因素，結(jié)果不盡一致。前人研究認(rèn)為，水稻秸稈直接還田使土壤孔隙度增大，土壤通風(fēng)失墑快，致使小麥出苗率和幼苗素質(zhì)下降，從而造成冬小麥有效穗數(shù)降低[3-4]，但水稻秸稈直接還田可以增加土壤碳素和氮素的供應(yīng)，增加土壤脲酶和蔗糖酶的活性，特別是長期使用后的效應(yīng)更加明顯[5-6]。也有研究表明，秸稈直接焚燒后還田可造成0～5 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)和氮素含量的減少[7]，同時導(dǎo)致多種酶活性降低[8]，但可以增加土壤中磷素和鉀素的含量，并有一定的去除病蟲害的能力[9]。近年來部分省市相繼開工建設(shè)秸稈發(fā)電項目，致使秸稈消耗量遞增，電廠發(fā)電后產(chǎn)生的草木灰的合理利用也受到廣泛關(guān)注[2]。易 姝等[10]研究表明，草木灰還田可以在一定程度上保持土壤墑情，提高土壤pH。但截至目前，有關(guān)秸稈直接還田與草木灰還田對土壤養(yǎng)分含量、酶活性以及作物產(chǎn)量的影響到底有多大差異，還鮮有報道。因此，本研究基于秸稈還田與草木灰還田試驗，探討不同秸稈還田方式對小麥產(chǎn)量以及小麥成熟期土壤有機(jī)質(zhì)含量、氮素含量和酶活性的影響，以期為秸稈高效、合理還田提供 依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗區(qū)概況

于2018-2019年度和2019-2020年度在揚州大學(xué)江蘇省作物遺傳生理重點實驗室試驗場進(jìn)行田間試驗。前茬為水稻，土質(zhì)為沙壤土，土壤基礎(chǔ)肥力如表1所示，秸稈中養(yǎng)分如表2所示。

表1 試驗田土壤基礎(chǔ)肥力狀況

表2 供試秸稈養(yǎng)分含量

1.2 試驗設(shè)計

試驗采用單因素隨機(jī)區(qū)組設(shè)計，共設(shè)3個處理：(1)秸稈直接還田處理，兩個試驗?zāi)甓冉斩捑撬窘斩捜窟€田，秸稈還田量為9 000 kg·hm-2，于播種前人工拋勻，旋耕進(jìn)土壤中。(2)草木灰還田處理，草木灰為同類等量秸稈焚燒形成，于播種前人工拋撒均勻，旋耕進(jìn)土壤中。(3)秸稈不還田處理(對照)，田間表面無秸稈，僅留稻樁。各處理施氮量均為225 kg·hm-2，氮肥運籌比例為基肥∶狀蘗肥∶拔節(jié)肥∶孕穗肥= 5∶1∶2∶2，基肥于播種前施用，狀蘗肥于4～5葉期施用，拔節(jié)肥于葉齡余數(shù)2.5時施用，孕穗肥于倒1葉期時施用；磷肥(P2O5)和鉀肥(K2O)施用量均為120 kg·hm-2，在播種前和拔節(jié)期分兩次施用。供試小麥品種為揚麥25，分別于2018年11月2日和2019年10月30日播種，小區(qū)播種機(jī)條播，基本苗225×104株·hm-2，行距27 cm，小區(qū)面積 8.4 m2，重復(fù)3次。

1.3 測定項目與方法

1.3.1 產(chǎn)量及其構(gòu)成因素測定

于小麥成熟期，每個小區(qū)選取3個1 m行長，測其穗數(shù)；連續(xù)取40～60個穗，測定穗粒數(shù)。人工計數(shù)測定千粒重，按13%水分計算千粒重，重復(fù)3次。成熟期每小區(qū)收割1.08 m2測定產(chǎn)量。

1.3.2 土壤有機(jī)質(zhì)和氮素含量的測定

于小麥成熟期，采用五點取樣法，每個處理采集0～20 cm、20～40 cm、40～60 cm土層的土壤樣品，樣品經(jīng)風(fēng)干后研磨、過100目篩分裝用于測定養(yǎng)分含量。采用重鉻酸鉀容量法-外加熱法測定土壤有機(jī)碳的含量，然后計算有機(jī)質(zhì)的含量(有機(jī)質(zhì)含量=有機(jī)碳含量×1.724)；用靛酚藍(lán)比色法測定銨態(tài)氮含量；用紫外分光光度法測定硝態(tài)氮含量。

1.3.3 土壤脲酶和蔗糖酶活性的測定

土壤取樣方法同1.3.2，置于-80 ℃貯藏，待測時樣品經(jīng)風(fēng)干后研磨、過50目篩分裝，用于土壤酶的測定。土壤中脲酶活性采用苯酚-次氯酸鈉比色法測定；蔗糖酶活性采用3,5-二硝基水楊酸比色法測定。

1.4 數(shù)據(jù)分析

采用Excel 2003進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計和繪圖，采用DPS 7.5數(shù)據(jù)處理系統(tǒng)進(jìn)行方差分析。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同秸稈還田方式對小麥產(chǎn)量及其構(gòu)成因素的影響

由表3可以看出，不同秸稈還田方式對小麥產(chǎn)量的影響不同。與秸稈不還田處理相比，兩個試驗?zāi)甓炔菽净疫€田處理的產(chǎn)量均顯著提高，增幅分別為13.65%和6.70%；與秸稈直接還田處理相比，草木灰還田處理的產(chǎn)量在2018-2019年度顯著提高，而在2019-2020年度無顯著差異；秸稈直接還田處理的產(chǎn)量與秸稈不還田處理相比，在2018-2019年度無顯著差異，在2019-2020年度顯著提高。分析作物產(chǎn)量構(gòu)成三要素發(fā)現(xiàn)，不同秸稈還田方式間對產(chǎn)量影響較大的是穗數(shù)和千粒重，草木灰還田處理的穗數(shù)在2018-2019年度顯著高于秸稈直接還田處理，而與秸稈不還田處理間無顯著差異，秸稈直接還田處理與秸稈不還田處理之間的產(chǎn)量也無顯著差異；在2019-2020年度不同秸稈還田方式對小麥穗數(shù)差異顯著，表現(xiàn)為草木灰還田處理>秸稈不還田處理>秸稈直接還田處理。不同秸稈還田方式在2018-2019年度對小麥穗粒數(shù)無顯著差異；在2019-2020年度草木灰還田處理、秸稈不還田處理的穗粒數(shù)顯著低于秸稈直接還田處理，且草木灰還田處理與秸稈不還田處理間無顯著差異。千粒重在2018-2019年度以草木灰還田處理最高，且顯著高于秸稈不還田處理和秸稈直接還田處理；在2019-2020年度以秸稈直接還田處理最高，顯著高于秸稈不還田處理和草木灰還田處理，且秸稈不還田處理和草木灰還田處理間無顯著差異。表明在本試驗條件下，草木灰還田具有一定的增產(chǎn)效應(yīng)，表現(xiàn)為增穗增產(chǎn)，秸稈直接還田也能適當(dāng)提高小麥產(chǎn)量，但主要是增加了小麥的穗粒數(shù)和千粒重。

表3 不同秸稈還田方式對小麥產(chǎn)量及其構(gòu)成因素的影響

2.2 不同秸稈還田方式對土壤有機(jī)質(zhì)含量的影響

從表4可以看出，2018-2019和2019-2020年度不同秸稈還田方式對小麥成熟期0～20 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)含量有顯著影響，且不同秸稈還田方式處理下0～20 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)含量差異顯著，兩年度均表現(xiàn)為秸稈直接還田處理>秸稈不還田處理>草木灰還田處理，其中秸稈直接還田處理的土壤有機(jī)質(zhì)含量在兩個年度比秸稈不還田處理分別增加27.51%和19.33%，而草木灰還田處理的土壤有機(jī)質(zhì)含量則均顯著下降；隨著土層的深入，土壤有機(jī)質(zhì)含量趨于平穩(wěn)，20～40 cm和40～60 cm土層中，草木灰還田處理的土壤有機(jī)質(zhì)含量最高，但與其他兩個處理間無顯著差異。這表明秸稈直接還田有利于耕層土壤貯存有機(jī)質(zhì)，能顯著增加0～20 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)含量，而草木灰還田在一定程度上不利于表層土壤有機(jī)質(zhì)的積累，深層土壤略有改善。兩個試驗?zāi)甓韧寥郎顚佑袡C(jī)質(zhì)含量存在差異，可能是由于氣候條件不一致導(dǎo)致的土壤水分不同，進(jìn)而造成秸稈腐解速度不一致有關(guān)。

表4 不同秸稈還田方式對土壤有機(jī)質(zhì)含量的影響

2.3 不同秸稈還田方式對土壤氮素含量的影響

由表5可知，2018-2019年度和2019-2020年度不同秸稈還田方式對小麥成熟期各土層土壤的硝態(tài)氮含量均有顯著影響。不同秸稈還田方式處理下0～20 cm土層土壤硝態(tài)氮含量差異顯著，兩年度均表現(xiàn)為草木灰還田處理>秸稈不還田處理>秸稈直接還田處理，其中，2018-2019年度和2019-2020年度草木灰還田處理的土壤硝態(tài)氮含量比秸稈不還田處理分別提高11.89%和 9.88%，說明草木灰還田處理能夠顯著增加0～20 cm土層土壤的硝態(tài)氮含量；20～40 cm土層土壤硝態(tài)氮含量在兩個試驗?zāi)甓染憩F(xiàn)為秸稈直接還田處理顯著低于秸稈不還田處理和草木灰還田處理，且草木灰還田處理和秸稈不還田處理之間差異不顯著，說明秸稈直接還田處理顯著降低了20～40 cm土層土壤的硝態(tài)氮含量；40～60 cm土層土壤硝態(tài)氮含量在兩個試驗?zāi)甓染憩F(xiàn)為草木灰還田處理與秸稈直接還田處理差異不顯著，但均顯著小于秸稈不還田處理，表明無論秸稈直接還田還是草木灰還田，在一定程度上均可減輕40～60 cm土層土壤中硝態(tài)氮的淋溶。

表5 不同秸稈還田方式對土壤氮素含量的影響

2018-2019年度和2019-2020年度不同秸稈還田方式對小麥成熟期各土層土壤銨態(tài)氮含量均有顯著影響。小麥成熟期0～20 cm土層土壤的銨態(tài)氮含量均最高，不同處理下0～20 cm土層土壤銨態(tài)氮含量在兩年度均表現(xiàn)為草木灰還田處理>秸稈不還田處理>秸稈直接還田處理，其中草木灰還田處理的土壤銨態(tài)氮含量在兩個年度分別比秸稈不還田處理提高16.07%和17.14%，說明草木灰還田處理能夠顯著增加0～20 cm土層土壤銨態(tài)氮含量；秸稈不還田處理下20～40 cm和40～60 cm土層土壤銨態(tài)氮含量在兩個試驗?zāi)甓染罡?，顯著高于秸稈直接還田處理和草木灰還田處理，且草木灰還田處理均顯著高于秸稈直接還田處理(除 40～60 cm土層土壤銨態(tài)氮含量在2018-2019年度秸稈直接還田處理和草木灰還田處理間無顯著差異)，說明無論秸稈直接還田還是草木灰還田，在一定程度上均可減輕20～40 cm和40～60 cm土層土壤銨態(tài)氮的淋溶。結(jié)合土壤有機(jī)質(zhì)含量變化結(jié)果可以看出，在相同施氮量下，秸稈直接還田處理把一定量的土壤硝態(tài)氮和銨態(tài)氮轉(zhuǎn)換成了有機(jī)氮。

2.4 不同秸稈還田方式對土壤酶活性的影響

由表6可知，2018-2019年度和2019-2020年度不同秸稈還田方式對小麥成熟期各土層土壤脲酶活性均有顯著影響。兩個試驗?zāi)甓?～20 cm、20～40 cm土層均以秸稈直接還田處理的土壤脲酶活性最高，且顯著高于秸稈不還田處理和草木灰還田處理(除2019-2020年度20～40 cm土層中秸稈直接還田處理與草木灰還田處理無顯著差異外)。另外，0～20 cm土層草木灰還田處理的土壤脲酶活性在2018-2019年度顯著高于秸稈不還田處理，在2019-2020年度兩處理間無顯著差異；20～40 cm土層中草木灰還田處理的土壤脲酶活性在2019-2020年度顯著高于秸稈不還田處理，而在2018-2019年度無顯著差異。40～60 cm土層中草木灰還田處理的土壤脲酶活性在兩個試驗?zāi)甓染罡?，?018-2019年度顯著高于秸稈直接還田處理和秸稈不還田處理，且秸稈直接還田處理顯著高于秸稈不還田處理；在2019-2020年度顯著高于秸稈不還田處理，且秸稈直接還田處理與秸稈不還田處理間無顯著差異。說明秸稈直接還田處理能夠顯著提高0～20 cm和20～40 cm土層土壤的脲酶活性，而草木灰還田處理能顯著提高深層(40～60 cm)土壤的脲酶活性。

表6 不同秸稈還田方式對土壤酶活性的影響

2018-2019年度和2019-2020年度不同秸稈還田方式對小麥成熟期各土層土壤蔗糖酶活性均有顯著影響。0～20 cm土層中不同秸稈還田方式處理的土壤蔗糖酶活性在兩個試驗?zāi)甓染町愶@著，表現(xiàn)為草木灰還田處理>秸稈直接還田處理>秸稈不還田處理；20～40 cm土層中草木灰還田處理的土壤蔗糖酶活性與秸稈直接還田處理在兩個試驗?zāi)甓染鶡o顯著差異，在2019-2020年度顯著高于秸稈不還田處理。40～60 cm土層中秸稈直接還田處理的土壤蔗糖酶活性在 2018-2019年度與草木灰還田處理無顯著差異，均顯著高于秸稈不還田處理；2019-2020年度秸稈直接還田處理的土壤蔗糖酶活性顯著高于草木灰還田處理和秸稈不還田處理，且草木灰還田處理顯著高于秸稈不還田處理。說明草木灰還田處理能顯著提高0～20 cm、20～40 cm和40～60 cm各土層中土壤蔗糖酶活性，促進(jìn)土壤中蔗糖水解成葡萄糖和果糖，增加土壤中易溶性營養(yǎng)物質(zhì)的含量，而秸稈直接還田處理能顯著提高0～20 cm和 40～60 cm土層的土壤蔗糖酶活性。

3 討 論

3.1 不同秸稈還田方式影響小麥產(chǎn)量的原因 分析

3.1.1 調(diào)控小麥產(chǎn)量及其構(gòu)成因子形成

前人研究發(fā)現(xiàn)，秸稈直接還田會降低小麥穗數(shù)，一方面秸稈直接還田會使出苗率降低[3]；另一方面秸稈的分解在前期會消耗土壤中大量氮素，導(dǎo)致小麥苗期幼苗質(zhì)量不佳[11]，而連續(xù)的水稻秸稈直接還田會增加小麥產(chǎn)量[6]。本試驗結(jié)果表明，兩個試驗?zāi)甓冉斩捴苯舆€田處理的產(chǎn)量均高于秸稈不還田處理，這可能與本試驗點進(jìn)行了連續(xù)幾年的秸稈還田處理有關(guān)，但不同秸稈還田方式對產(chǎn)量與產(chǎn)量構(gòu)成要素的影響不同，草木灰還田處理的增產(chǎn)效應(yīng)表現(xiàn)為增穗增產(chǎn)，可能是因為草木灰的特性極易吸水，又具備植物所需的養(yǎng)分[12]，使得小麥幼苗質(zhì)量好，增加了小麥穗數(shù)；秸稈直接還田處理的增產(chǎn)效應(yīng)則主要是增加了小麥的穗粒數(shù)和千粒重，而單位面積穗數(shù)略有下降，這和前人研究結(jié)果基本一致[4,6,11]。因此，小麥生產(chǎn)過程中采用不同的秸稈還田方式，對產(chǎn)量與產(chǎn)量構(gòu)成要素的影響不同，采用的技術(shù)途徑與技術(shù)措施應(yīng)有差異，有待進(jìn)一步深入探討。

3.1.2 調(diào)控土壤理化性狀與土壤酶活性

土壤有機(jī)質(zhì)包括各種動植物殘體以及微生物及其生命活動的各種有機(jī)代謝產(chǎn)物，為作物提供所需的各種營養(yǎng)元素，可以改善土壤的結(jié)構(gòu)性、通氣性和吸附性，與小麥的產(chǎn)量有一定的相關(guān)性[13]。張 靜等[14]研究表明，玉米秸稈翻壓還田可以增加0～40 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)含量。在本試驗條件下，兩年度水稻秸稈直接還田處理有利于增加小麥成熟期0～60 cm土層土壤中的有機(jī)質(zhì)含量，且在0～20 cm土層達(dá)到顯著水平，原因可能是水稻秸稈中有機(jī)碳在土壤中腐解形成有機(jī)質(zhì)。但不同秸稈還田方式對土壤有機(jī)質(zhì)含量的影響不同，本研究結(jié)果表明，兩個試驗?zāi)甓炔菽净疫€田處理顯著降低小麥成熟期耕層(0～20 cm)土壤有機(jī)質(zhì)含量，而在20～60 cm土層土壤有機(jī)質(zhì)含量有增加的趨勢。與前人研究相比，有異同之處。易 姝等[10]在盆栽試驗中的研究結(jié)果表明，秸稈灰施入土壤對土壤有機(jī)質(zhì)含量影響很小。本研究大田試驗條件下的結(jié)果與之不一致，可能原因一是試驗方法不一樣，二是草木灰對不同層次土壤有機(jī)質(zhì)分布有影響，一方面草木灰會促進(jìn)小麥根系對土壤養(yǎng)分的吸收[15]，造成表層土壤有機(jī)質(zhì)含量下降；另一方面草木灰會增加土壤對水的入滲速率[16]，同時草木灰中一部分有機(jī)碳是穩(wěn)定的固體芳香烴[17]，這種物質(zhì)會隨著水的滲入進(jìn)入到土壤深層，導(dǎo)致土壤表層有機(jī)質(zhì)含量減少，深層有機(jī)質(zhì)含量有所增加。

硝態(tài)氮是土壤中存在和植株極易吸收利用的主要氮素形態(tài)[18]。兩年度試驗結(jié)果表明，水稻秸稈直接還田處理降低了小麥成熟期0～60 cm土層土壤硝態(tài)氮含量，與韓明明[19]研究玉米秸稈直接還田對0～120 cm土層土壤硝態(tài)氮含量的影響一致。水稻秸稈直接還田處理導(dǎo)致土壤速效氮素含量降低，這可能與秸稈腐解導(dǎo)致土壤微生物增加，土壤微生物可以把土壤氮素固持在土壤中有關(guān)[20]。而鄒清祺等[21]研究表明，秸稈焚燒還田會提高土壤硝態(tài)氮含量。本研究發(fā)現(xiàn)，與秸稈不還田處理相比，0～40 cm土層土壤中草木灰處理的硝態(tài)氮含量提高，這可能與草木灰有較大的比表面積和較強(qiáng)的吸附作用有關(guān)[22]，但在40～60 cm土層中草木灰處理的土壤硝態(tài)氮含量降低，說明草木灰有一定防止土壤速效養(yǎng)分淋溶的能力。

兩年度試驗結(jié)果表明，水稻秸稈直接還田處理對小麥成熟期0～60 cm土層銨態(tài)氮含量的影響與硝態(tài)氮的影響一致，都呈下降趨勢。草木灰還田處理對小麥成熟期土壤銨態(tài)氮的影響在0～20 cm和40～60 cm土層土壤硝態(tài)氮的影響一致，而在20～40 cm土層土壤銨態(tài)氮含量小于秸稈不還田處理，這可能與草木灰還田會增加土壤pH[10]有關(guān)，pH的增加會促進(jìn)土壤硝化反應(yīng)的進(jìn)行[23]，使得土壤銨態(tài)氮向土壤硝態(tài)氮轉(zhuǎn)變，進(jìn)而造成20～40 cm土層銨態(tài)氮含量降低。

土壤酶活性是土壤肥力的一個重要指標(biāo)，在很大程度上反應(yīng)了土壤中物質(zhì)循環(huán)與轉(zhuǎn)化的強(qiáng)度[24]，影響植株的生長。本研究結(jié)果表明，水稻秸稈直接還田處理提高了0～60 cm土層土壤的脲酶活性，原因可能是秸稈腐解為土壤帶來大量有機(jī)物，有利于增加土壤微生物的數(shù)量，從而提高土壤脲酶活性[25]。草木灰還田處理提高了0～60 cm土層土壤的蔗糖酶活性，原因可能是土壤中速效養(yǎng)分的增加促進(jìn)小麥的代謝活動，促進(jìn)蔗糖酶活性提高[15,26]。而在40～60 cm土層中不同秸稈還田方式對土壤酶活性的影響與耕作層(0～20 cm)不同，40～60 cm土層中草木灰還田處理的土壤脲酶活性高于水稻秸稈直接還田處理，可能與草木灰吸附尿素滲入到土壤深層有關(guān)[27]；而水稻秸稈直接還田處理的土壤蔗糖酶活性高于草木灰還田處理，可能與土壤微生物數(shù)量有關(guān)[25]。不同秸稈還田方式對深層土壤酶活性的影響還需進(jìn)一步探究。

3.1.3 調(diào)控植株生長狀況

前人研究表明，玉米[28]、水稻[4]秸稈直接還田會使越冬期和拔節(jié)期小麥幼苗莖蘗數(shù)減少，而在小麥孕穗期則相反[28]；也有研究表明，雖然水稻秸稈直接還田處理的小麥孕穗期莖蘗數(shù)少于秸稈不還田處理，但由于水稻秸稈直接還田對土壤養(yǎng)分的補(bǔ)償效應(yīng)，該處理的小麥葉面積指數(shù)高于秸稈不還田處理[6]；生物質(zhì)炭還田處理也顯著影響冬小麥的莖蘗數(shù)與旗葉葉面積[17]。本試驗結(jié)果表明，秸稈直接還田處理下土壤脲酶和蔗糖酶活性均有所提高，但苗期生長不如秸稈不還田處理，分蘗數(shù)減少，葉面積指數(shù)降低(未發(fā)表)，因而不利于穗數(shù)的形成，但中后期隨養(yǎng)分釋放，土壤供肥能力增加，促進(jìn)了穗分化與發(fā)育，穗粒數(shù)和粒重提高。草木灰還田處理則表現(xiàn)出與秸稈直接還田處理不一樣的養(yǎng)分供應(yīng)能力，有利于小麥幼苗質(zhì)量提高，分蘗數(shù)增加，但在中后期因養(yǎng)分供應(yīng)不足，導(dǎo)致小麥籽粒千粒重有所下降。

3.1.4 調(diào)控其他因素

土壤微生物是土壤有機(jī)質(zhì)和速效養(yǎng)分的一部分，是重要的植物養(yǎng)分儲備庫[29]。前人研究認(rèn)為，稻草秸稈還田處理可顯著提高土壤微生物碳和微生物氮的含量[30]，同時土壤微生物的增加促進(jìn)還田秸稈的腐解[31]，而秸稈的腐解會增加土壤氮素的固定[32],本試驗秸稈直接還田處理對土壤氮素的影響與之基本相符。Wang等[33]研究表明，生物炭施入土壤中土壤酶活性與細(xì)菌多樣性之間存在關(guān)聯(lián)；Otsuka等[34]發(fā)現(xiàn)，生物炭入土后土壤細(xì)菌多樣性顯著增加，并顯著提高了土壤氮素循環(huán)相關(guān)酶的活性。本試驗草木灰還田處理對土壤酶活的影響與之相吻合。

3.2 秸稈炭化還田的有效利用

由于秸稈直接焚燒存在嚴(yán)重的環(huán)境負(fù)面效應(yīng)，當(dāng)前國家禁止秸稈直接焚燒還田。梁星星等[12]認(rèn)為，生物質(zhì)發(fā)電廠采用秸稈炭化設(shè)備和炭基肥生產(chǎn)設(shè)備可以實現(xiàn)秸稈的回收和草木灰的高效利用，是未來解決草木灰來源的潛在途徑。本研究表明，水稻秸稈炭化后形成的草木灰有較好的應(yīng)用效果，能提高土壤養(yǎng)分含量和小麥產(chǎn)量。但由于草木灰同等質(zhì)量下相對體積偏大，養(yǎng)分含量少，影響運輸與施用。因而，可采取相關(guān)設(shè)備與措施使草木灰形態(tài)固形化，添加相應(yīng)養(yǎng)分制成草木灰顆粒肥料[35]，將有利于促進(jìn)草木灰的農(nóng)田利用。草木灰無菌無毒，持水能力較好，營養(yǎng)元素全面，能制成較好的育苗基質(zhì)，可滿足作物農(nóng)業(yè)機(jī)械化的播種要求[36]，間接實現(xiàn)了還田的作用，其多元化利用途徑將進(jìn)一步深入研究。