李 威，成永旭，孙 颖，刘小飞，刘明明，陈焕根，李嘉尧**

(1.上海海洋大学水产科学国家级实验教学示范中心/上海海洋大学上海水产养殖工程技术研究中心/上海海洋大学农业部淡水水产种质资源重点实验室 上海 201306；2.江苏省渔业技术推广中心 南京 210036 )

稻虾综合种养模式属于一种稻田种养结合的生态农业模式，即在稻田中养殖克氏原螯虾(小龙虾，Procambarus clakii)，近年来发展迅速，获得较好的效益。目前，对于该模式的研究主要集中于小龙虾的养殖技术[1]、营养品质[2]以及该模式下土壤微生物群落组成的变化[3]，但对稻虾种养生态系统中的秸秆循环利用对土壤理化性质及酶活性方面鲜有报道。根据中国小龙虾产业发展报告[4]，2018年稻虾种养模式养殖面积为84 万hm2，因此产生的秸秆资源非常丰富。秸秆还田作为改善土壤环境和提高土壤肥力的一种重要方式已经被广泛认可[5-6]。已有研究表明，在单独种植农作物的土壤实施秸秆还田可以显著提高土壤全氮、全钾含量，增加腐殖质含量，提高土壤肥力[7]；与秸秆不还田处理相比，秸秆还田可以增加土壤脲酶、过氧化氢酶和蔗糖酶的活性[8]。土壤酶作为土壤组分中最活跃的有机组分之一，与营养元素转移、有机质的矿化分解、能量转移等密切相关[9]。脲酶是一种专一的水解酶，可以把尿素分解为铵态氮，利于土壤有机态氮向有效态氮转化，被植物吸收利用[10]。土壤多酚氧化酶参与土壤中芳香族化合物的转化，在腐殖化过程起着重要作用，可以修复土壤环境[11]。

但是禾本科植物秸秆的C/N 一般较高，土壤微生物自身的C/N 比较低，因此单独还田会造成微生物与作物争夺土壤无机氮的现象，由于秸秆自身的组成成分不易改变，可以通过添加一定的氮素促进秸秆的分解，提高土壤无机氮含量[12]。因此秸秆还田配施氮肥不仅可以减少秸秆分解过程中微生物对氮素的固持[13]，更能增加土壤速效养分和微生物量碳、氮[14]。在中国，氮肥的使用量通常大于作物的需求，例如在中国东部和东南部以及华北平原的传统农业中，氮肥的年施用量为550～600 kg·hm-2，几乎是最高粮食产量和氮素吸收所需最低施用量(约180 kg·hm-2)的3 倍[15-16]，大部分氮素通过渗漏淋溶被损失掉。虽然研究表明秸秆还田时要配施一定的氮肥，但是秸秆中氮素资源丰富，实行秸秆还田可以减少氮肥施用量，部分解决过量施用氮肥引发的环境污染问题[17]。同时有研究表明，秸秆还田下配施适量的氮肥可以提高水稻对氮肥的利用率，减少氮肥的损失[18]。

由于稻虾种养模式周年长期淹水，秸秆泡田处理和盲目施用化肥不仅造成田面水污染、污染土壤环境，而且增加养殖成本，目前已成为该模式的主要生态问题[19-20]。因此充分利用秸秆资源，改变氮肥的施用量，是稻虾种养模式稳定长期发展的关键措施之一。本试验以秸秆还田配施氮肥调整C/N 为切入点，通过调节秸秆还田输入的C/N 对稻虾冬春季养殖水体、土壤养分以及土壤酶活性的影响，旨在为稻虾种养冬春季合理秸秆还田提供理论依据。

1 材料与方法

1.1 试验地概况

试验在上海海洋大学崇明基地(31°34′N，121°33′E)进行，地处上海市崇明区竖新镇。试验地属于亚热带海洋性季风气候，温和湿润，年均日照数2 094.2 h，年平均气温15.2℃，无霜期229 d，雨水充沛，年平均降雨量1 025 mm，试验期间试验地气温、水温和降雨情况如图1所示。

供试土壤为砂壤土，试验开始前0～20 cm 土层土壤总氮 0.62 g·kg-1，总磷 0.33 g·kg-1，有机质5.58 g·kg-1，速效磷4.31 mg·kg-1，速效钾18.11 mg·kg-1，铵态氮4.43 mg·kg-1，硝态氮3.10 mg·kg-1，pH 6.7。供试水稻品种为‘南粳46’。试验所用氮肥均为尿素(N，46.4%)。

1.2 试验设计

试验于2017—2018年稻虾种养冬春季进行，采取田间小区试验，小区面积125 m2(12.5 m×10 m)，小区四周用水泥砌围，之间隔着1 m 宽的土埂。按小区面积的10%在四周开“回”字沟，环沟深度为0.6 m，上宽0.5 m，下宽0.3 m。共设置5 种处理：秸秆不还田不施氮肥(CK)、单施氮肥(N1)、秸秆还田不施氮肥(S，碳氮比为35)、秸秆还田配施氮肥(SN1，碳氮比为25)、秸秆还田配施氮肥(SN2，碳氮比为15)。水稻于2017年 11月 9日收割完毕，秸秆还田量为1 500 kg·hm-2，秸秆经自然风干后，粉碎成3～5 cm 的段状，于2017年12月20日铺盖于土壤表面，氮肥均匀泼洒在水稻种植平台上，各处理统一浅耕15 cm，加水保持水位在平台以上30 cm，试验塘水位明显下降时，加水至统一水位线，冬季水位线在平台以上30 cm，春季水位线在平台以上40 cm。每个处理3 个重复，不同处理小区随机排列，每个小区均有独立的进排水口，保证不同处理的水环境相互独立。在每个试验小区环沟内由秋季保留下的喜旱莲子草(Alternanthera philoxeroides)面积占环沟总面积的30%左右，待春季生长速度加快时及时打捞控制面积。2018年3月20日，除对照处理外每个试验塘放养5 kg 平均规格为(5±2) g 的幼虾。试验期间，每天傍晚17：00 按小龙虾体重的5%投喂商业配合饲料(浙江澳华饲料有限公司)，根据天气状况和小龙虾体重变化灵活改变投喂量。饲料主要营养成分为：粗蛋白(干重)28.60%、小麦粉28.3%、菜粕27.5%、花生粕8%、豆粕8%、棉粕6%、总脂(干重)4.34%、鱼粉4%，试验结束后收获成虾。具体试验设计如表1所示。

表1 各试验处理的秸秆和氮肥施用量及C/NTable1 Application rates of rice straw and urea，and C/N ratios of the experimental treatments

1.3 样品采集与测定

1.3.1 样品采集

在2017年12月14日、2018年1月21日、2月25日、3月30日、4月16日、5月20日采集土壤和水质样品。每个小区按“五点法”采集土壤表层土(0～20 cm)，装入自封袋，带回实验室剔除可见的动、植物残体和石块等杂质，自然阴干后过0.425 mm 筛网。一部分用于测定土壤理化性质，一部分用于测定土壤酶活性。用环刀采集土壤，放入烘箱中，在100℃下烘干至恒重，利用土壤干重和湿重的差值计算容重。在环沟四周每条边的中心点采集水质样品，每个点用采水器采集距离水面30 cm 水体500 mL；一部分水样用于测定水体总氮(TN)、总磷(TP)浓度，一部分水样经0.22 μm 微孔滤膜过滤后用于测定铵态氮( NH+4-N )、亚硝态氮NO-2-N)浓度。

1.3.2 测定方法

水体TN 采用碱性过硫酸钾消解紫外分光光度法测定，水体TP 采用过硫酸钾消解-钼锑抗分光光度法测定，NH+4-N、NO-2-N采用全自动间断化学分析仪(CleverChem380，德国)测定。水体pH、水温、溶解氧(DO)采用哈希多参数水质测量仪(HQ40d，美国)测定。试验中所用试剂、药品均购自国药集团化学试剂有限公司。

土壤pH 采用电位测定法(土水比为1∶2.5)测定，土壤TN 采用半自动凯氏定氮蒸馏法测定，土壤速效钾采用火焰光度法测定，土壤有机质、铵态氮、硝态氮、TP、速效磷、脲酶、酸性蛋白酶、纤维素酶、多酚氧化酶采用苏州科铭生物技术有限公司生产的试剂盒测定。其中有机质采用重铬酸钾容量法、铵态氮采用靛酚蓝比色法、硝态氮采用酚二磺酸比色法、土壤TP 和速效磷采用钼锑抗比色法、脲酶采用靛酚蓝比色法、酸性蛋白酶采用茚三酮比色法、纤维素酶采用3，5-二硝基水杨酸比色法、多酚氧化酶采用邻苯三酚比色法测定。

1.4 数据分析与处理

所有试验数据均采用平均值±标准误差表示。采用Microsoft Excel 2016 软件处理数据和做图，用SPSS 22.0 软件对试验数据进行单因素方差分析(One-way ANOVA)、Person 相关性分析，利用Duncan 法进行组间差异性分析，差异显著性水平为P＜0.05。

2 结果与分析

2.1 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对养殖水体TN、TP、NH +4-N 动态变化的影响

在整个试验期间，养殖水体的pH 为7.45～8.64，温度为4.90～28.7℃，溶氧为2.37～16.95 mg·L-1。各处理组 NO-2-N浓度很低，小于0.005 mg·L-1，对小龙虾生长无影响，可忽略不计。水体的TN、TP、NH+4-N 的变化情况如图2所示。试验期间，除4月份 SN1 处理 NH+4-N 浓度较高外，其他采样时期SN1、SN2 处理 NH+4-N 浓度均低于N1、S 处理。CK 组水体 NH+4-N 浓度变化幅度不大且保持较低水平，不同处理 6 次采样的 NH+4-N 浓度平均值大小为S＞N1＞SN1＞SN2＞CK。S、SN1、SN2 处理水体TN浓度在4、5月份采样中随着还田C/N 降低呈现降低的趋势，S、SN1 在3月份以后开始快速上升，在最后一次采样中达最大值。由图2C 可以看出，水体TP 浓度在刚还田后骤然降低然后缓速升高，在3月份以后各处理快速升高，在最后两次采样中，CK 组水体TP 浓度低于其他处理组。

图2 秸秆还田期间不同C/N 比处理下的稻虾田水体NH +4-N(A)、总氮(B)和总磷(C)浓度Fig.2 Concentrations of NH +4-N (A)，total nitrogen (TN，B) and total phosphorus (TP，C) in water of rice-crayfish fields under different treatments during the straw returning period

2.2 秸秆还田配施氮肥对土壤养分含量的影响

秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤速效磷的影响表现为SN1＞SN2＞S＞CK＞N1，SNI 处理的土壤速效磷含量显著高于其他处理，而N1 处理显著低于其他处理，表明适宜的秸秆还田C/N 可以显著增加土壤速效磷含量(图3A)。

由图3B 可以看出，不同秸秆还田处理对土壤有机质的影响差异显著，各处理均高于CK 处理。伴随着秸秆还田配施氮肥调节C/N 的降低，有机质呈现先降低后升高的趋势，SN2 处理显著高于S、SN1 处理组。与还田前土壤有机质含量相比较，除CK 处理外，其他处理都提高了有机质的含量，其中SN2 处理增加了56.1%。

不同秸秆还田处理还会影响土壤铵态氮和硝态氮含量。S、SN1、SN2 处理土壤硝态氮含量均高于N1 处理，且3 个处理C/N 越低土壤硝态氮含量越高，其中SN2 处理组显著高于S、SN1 处理，较还田前增加240%，但与CK 处理无显著差异(图3C)。而S、SN1、SN2 处理土壤铵态氮含量虽然显著高于N1 处理，但是随还田C/N 降低而降低，S、SN1、SN2 处理间无显著差异(图3D)。不同秸秆还田处理土壤无机氮含量随C/N 降低而升高，SN2 处理组土壤无机氮含量最高，与CK 无显著差异，各处理组均显著高于N1(图3E)。

2.3 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤容重动态变化的影响

秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤容重的影响如图4所示。整个试验期内，随着还田时间的延长，SN2 处理土壤容重一直在下降，其他几种处理呈现先下降后上升再下降的规律性变化。CK 处理在各采样期内均高于其他4 种处理，N1 处理在2月25日之后呈现缓慢升高的趋势。秸秆还田的3 个处理中，S、SN1 处理的土壤容重均高于SN2 处理。这5 种处理在各个时期相较于还田前，土壤容重都处于下降状态。从试验结果来看，稻虾田进行秸秆还田可以降低土壤容重。

2.4 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤酶活性动态变化的影响

秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤脲酶活性的影响如表2所示。N1 处理在采样前期表现出较高的脲酶活性，但是在4、5月份脲酶活性急剧下降显著低于其他处理。在试验期间，S 处理组土壤脲酶活性一直高于CK 处理，表明秸秆单独还田可以提高土壤脲酶活性。总体来看，秸秆还田配施氮肥处理提高了2月份、3月份、4月份采样时的土壤脲酶活性，其中以SN2 处理组效果最好。

在整个还田试验期间，SN1 处理土壤酸性蛋白酶活性波动较小，其他各处理3、4月份酶活性较高(表2)。3月份之前秸秆还田配施氮肥处理土壤酸性蛋白酶活性高于秸秆不还田处理，3月份SN2 处理显著高于其他处理，3月份以后S、SN1 处理均低于对照处理。S、SN1 和SN2 处理相比，除2月份采样外，其余采样时期SN2 处理均高于其他两个处理组，并且在3—5月份采样中显著高于S、SN1 处理。

图3 秸秆还田配施氮肥调整C/N 对稻虾田土壤养分的影响Fig.3 Effects of straw returning with different C/N ratios on soil nutrients contents of rice-crayfish fields

图4 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对稻虾田土壤容重的影响Fig.4 Effects of straw returning with different C/N ratios on soil bulk density of rice-crayfish fields

不同处理土壤纤维素酶活性表现为，N1 处理在1月份纤维素酶活性达最大值，之后酶活性开始降低(表2)。秸秆还田的3 个处理(S、SN1、SN2)，前期随着C/N 的降低，土壤纤维素酶活性呈升高的趋势，在4月份以后SN1 处理低于S、SN2 处理。SN1、SN2 处理纤维素酶活性在4月份之前均高于CK 处理，其中在3月份的采样中SN1、SN2 处理较CK 处理分别提高55.15%、11.32%，4月份之后CK、SN1、SN2 处理纤维素酶活性大小为SN2＞CK＞SN1。综合各采样时期的纤维素酶活性来看，SN2 处理酶活性的平均值略高于其他处理。

不同处理土壤多酚氧化酶活性，在试验期内表现出了相同的变化规律(表2)：先升高后降低再升高。N1、SN1、SN2、CK 处理在2月份酶活性达到峰值，并且SN2 显著高于其他处理。在S、SN1、SN2处理中，除去4月份的采样中SN2 处理酶活性低于SN1 处理，在其他时期内，随着不同秸秆配施氮肥调节C/N 值的降低，多酚氧化酶活性呈现升高的趋势，并且SN2 处理显著高于其他处理。在整个试验期内，N1 处理一直保持较高的酶活性，仅次于SN2处理，表明N1 处理和SN2 处理能提高土壤多酚氧化酶活性。

3 讨论

3.1 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对养殖水体的影响

本试验水体TN 浓度在12月份至3月份变化趋势不明显，也有文献表明在秸秆还田过程中水体铵态氮和总氮含量在8～10 d 之后趋于稳定[21]。钟君伟等[22]通过对克氏原螯虾进行急性攻毒试验发现，克氏原螯虾对于 NH+4-N 的安全耐受质量浓度为37.89 mg·L-1，在本试验各处理组中 NH+4-N 最高浓度为0.89 mg·L-1，远低于安全质量浓度。水体TN 浓度在3月份以后高于1 mg·L-1的国家Ⅲ类地表水环境质量标准(主要适用于饮用水源地Ⅱ级保护区、鱼虾越冬场、水产养殖区等渔业水域等)，但是随着还田C/N的降低水体TN 浓度随之降低。水体TP 浓度在4月份以后高于0.2 mg·L-1的国家Ⅲ类地表水环境质量标准，但是各处理之间差异不显著，表明随着秸秆还田C/N 的降低没有加剧水体富营养化的风险。由相关性分析可知水温与TN、TP 呈极显著正相关，相关系数分别为0.981(P＜0.01)和0.967(P＜0.01)，表明由于天气转暖，水温升高，秸秆腐解速度加快，秸秆中N、P元素释放到水体中造成TN、TP 浓度升高。

表2 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤酶活性的影响Table2 Effects of straw returning with different C/N ratios on soil enzymes activities of rice-crayfish fields

N1 处理相较于秸秆配施氮肥处理，保持较高的水体 NH+4-N 浓度，这是由于水稻秸秆的C/N 值较大，腐解过程中，微生物为了满足自身生长的需求，需要不断从外界环境中补充氮源，所以固持了部分氮源[23]，因为秸秆施入土壤后，其降解速度会受到自身化学组成成分的影响，一般认为C/N 为25 是决定秸秆施入土壤后对土壤氮素固持与否的关键拐点[24]，由于水稻秸秆碳氮比高于25，因此施入土壤后必然导致土壤微生物对氮素的固持，因此需要补施氮肥来缓解对氮素的固持作用，满足秸秆降解和微生物生长繁殖对氮素的需求。并且在秸秆还田配施氮肥对土壤无机氮含量的影响中，可以得出S、SN1、SN2处理组无机氮含量高于N1 处理组；尽管秸秆在腐解过程中会释放出一些氮素，但是很快被土壤微生物固持，只有很少一部分释放到水体中；同时随着秸秆还田配施氮肥调整C/N 的减小，水体 NH+4-N 浓度呈减小的趋势，表明秸秆还田配施氮肥较单施氮肥能够有效降低氮素向水体的释放，从而有利于降低稻田氮素向外界流失的风险。

3.2 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤养分的影响

本研究结果表明，秸秆还田可以提高土壤有机质含量，并且SN2 处理较秸秆还田前增加56.1%，与S、SN1 处理差异显著，有相关研究也发现秸秆还田配施化肥应调整C/N≤20 为宜[25]。分析其原因，一方面与秸秆不还田处理相比，水稻秸秆作为一种有机肥能提升土壤中有机质含量；小龙虾摄食秸秆排泄粪便到土壤中也增加了土壤中有机质的含量[26]。另一方面合适的土壤C/N，能增强土壤微生物的繁殖，促进秸秆的分解，使秸秆中营养元素释放到土壤中[27]。秸秆还田不仅增加了土壤有机质含量，还可以显著提高土壤磷含量(图3A)，并且适宜的还田C/N 比秸秆单独还田更能提高土壤磷含量[28]。究其原因可能是一方面秸秆的施入为土壤输入了一定的磷素；另一方面是因为在秸秆腐解过程中，纤维素和半纤维素含量逐渐降低，比较难降解的木质素含量相对在增加，进而导致了水稻秸秆呈现出疏松多孔的结构，易于吸附秸秆中释放的磷元素[29]。

在本试验中，不同处理对于土壤无机氮含量的影响表明，在稻虾田中氮素主要以 NH+4-N 的形式存在。与CK 处理相比，S、SN1 处理均显著降低了土壤硝态氮含量。原因是由于稻田养殖小龙虾期间一直保持长期淹水的状态，小龙虾筑穴等生物扰动行为改善了稻田土壤的通透性，增加了土壤的孔隙度，同时本试验结果表明秸秆还田也降低了土壤容重，有助于硝化作用的发生，促使土壤铵态氮向硝态氮的转化，致使土壤硝态氮向外界释放[3，30]。目前已有研究发现，硝态氮是土壤氮素向外界释放的主要形式，与硝态氮相比，铵态氮易被土壤胶体和土壤颗粒吸附，不易遭灌溉水淋洗而迅速渗漏[31-32]。综合试验的情况来看，施用氮肥调节不同秸秆C/N 还田对土壤无机氮含量影响不一致，C/N 越低土壤无机氮含量越高，这表明在秸秆还田时低C/N 有利于土壤氮素的供应[12]，促进土壤微生物的生长繁殖。

3.3 秸秆还田配施氮肥调节C/N 对土壤酶活性的影响

土壤酶作为最活跃的土壤有机组分之一，与营养元素转移、有机质的矿化分解、环境质量、能量转移等密切相关[9]。脲酶是一种专一的水解酶，可以把尿素分解为铵态氮，有利于土壤有机态氮向有效态氮的转化，利于植物吸收利用[10]。在本试验中，在还田前期N1 处理土壤脲酶表现出较高酶活性，在2月之后开始下降，表明单施氮肥肥效不持久，在施入土壤前期很快被分解掉。前期脲酶活性高，尿素转化快，短时间内 NH+4-N 浓度升高[33]，间接导致了N1 处理水体铵态氮浓度在前期高于其他处理。但是后期N1 处理脲酶活性降低，导致土壤中的氮素含量降低，这也是后期N1 处理下土壤无机氮含量低的原因之一。SN1 处理和N1 处理氮肥的施用量一致，但是SN1 处理土壤脲酶一直保持较高的酶活性，表明秸秆还田配施氮肥，可以使肥效更持久；SN2 处理比SN1 处理施用了更多的氮肥，但是2—4月SN2处理的脲酶活性显著高于SN1 处理，表明秸秆还田配施氮肥调节C/N 为15 更能提高土壤脲酶活性，提高氮素供应水平。

土壤酸性蛋白酶是由微生物活体、动植物残体分解和动植物根系分泌形成的，具有离体活性，参与土壤的氮素循环[34]。从土壤酸性蛋白酶活性动态变化来看，N1、SN2 处理在3月份后酶活性达最高值，表明秸秆还田配施氮肥或者单施氮肥对土壤酸性蛋白酶活性的影响主要在还田中后期。但是SN1处理酸性蛋白酶活性在整个还田期间始终没有大的波动，原因可能是该处理秸秆C/N 对于土壤微生物生长繁殖没有抑制，也没有很好的促进作用，使整个土壤环境一直处于很平稳的状态。秸秆还田150 d后，与CK 处理相比，SN2 处理组土壤酸性蛋白酶活性显著增高，而其他3 种处理低于CK 处理。原因可能是该处理降低了土壤容重、增加了其通透性，改善了土壤环境，有效地促进秸秆腐解，加快了养分释放，有利于土壤微生物的生长繁殖，使土壤酶活性得到一定程度的提高[35]。

一般认为，土壤中氧化酶类的活性与腐殖质的合成有关，土壤中水解酶的活性与有机质降解过程有关[34]。整个试验期间内各秸秆还田处理之间，虽然SN2 处理纤维素酶活性在大部分采样时期较其他处理略高，但是整体纤维素酶活性差别不大。原因一方面可能是各处理的秸秆还田量较少且一致，有研究表明改变碳的输入会对土壤纤维素酶造成显著性的影响[36]；任万军等[35]对秸秆还田对土壤酶活性的影响研究表明，在还田量为5～6 t·hm-2前提下，秸秆还田处理土壤纤维素酶活性比不还田处理高4.5%～29.9%。另一方面稻虾养殖期间长期淹水的环境抑制了土壤纤维素酶活性。

土壤多酚氧化酶参与土壤中芳香族化合物的转化，与土壤中氨基酸、糖类、蛋白质、矿物质等物质反应生成有机质和色素，在腐殖化过程起着重要作用，并可修复土壤环境[11]。在本试验中，S 处理土壤多酚氧化酶活性与CK差异不显著，低于N1处理，表明单独秸秆还田会抑制土壤中多酚氧化酶的活性[37]。但是，SN2 处理与其他几种处理相比，除4月份以外，其他时期显著提高了土壤多酚氧化酶活性。随着秸秆还田C/N 的降低，土壤多酚氧化酶活性呈线性升高的趋势。表明单独秸秆还田会抑制土壤多酚氧化酶的活性，而秸秆还田配施氮肥调节C/N 为15 会显著提高多酚氧化酶活性。

4 结论

1)本研究条件下，单施氮肥会使稻虾田土壤酸性速效磷、无机氮含量降低；秸秆配施氮肥处理可以降低土壤容重，增加土壤酸性速效磷、有机质、铵态氮含量。稻虾田中土壤无机氮素主要以 NH+4-N 形式存在，在秸秆还田C/N 为15 时无机氮含量最高。

2)土壤多酚氧化酶活性在秸秆还田C/N 为15 时最高，随着秸秆还田C/N 的升高酶活性有降低的趋势；单施氮肥可在短期内增高土壤脲酶活性，秸秆配施氮肥可以保持较长时间的土壤脲酶活性，在秸秆还田C/N 为15 时效果最好。