周 南， 陳 懿， 葉 嬋， 潘文杰，

(1.貴州大學(xué)農(nóng)學(xué)院，貴州貴陽 550025； 2.貴州省煙草科學(xué)研究院，貴州貴陽 550081)

生物炭是由可再生生物質(zhì)在密閉缺氧的條件下，經(jīng)過高溫?zé)峤舛傻囊环N高科技產(chǎn)品[1]。生物炭含碳量豐富、孔隙多、穩(wěn)定性強(qiáng)，它能改善土壤質(zhì)地，提高土壤肥力，增強(qiáng)土壤碳匯能力[2]，土壤的碳匯潛力與土壤有機(jī)碳礦化有著密切的聯(lián)系；土壤有機(jī)碳礦化是指在微生物作用下土壤有機(jī)碳分解釋放碳的過程，它反映土壤有機(jī)碳從有機(jī)物轉(zhuǎn)變成無機(jī)物(CO2—C)的過程，是土壤中重要的生化過程之一[3]。生物炭生產(chǎn)工藝簡(jiǎn)單，來源廣泛，價(jià)格低廉，添加到土壤中后不僅能顯著提高土壤有機(jī)碳含量，還能增加土壤有效營(yíng)養(yǎng)元素的含量，從而促進(jìn)植物生長(zhǎng)[4]。生物炭應(yīng)用于土壤后可以減緩陸地生態(tài)系統(tǒng)的碳循環(huán)[5]，增強(qiáng)土壤對(duì)大氣CO2的固定能力，減少溫室氣體的排放量[4]，已有研究表明，土壤中添加生物炭可顯著降低CO2通量[6]；生物炭空隙多、抗分解能力強(qiáng)[7]，其吸附固定作用會(huì)抑制土壤中原有機(jī)碳的礦化能力[8]。

氮是植物生長(zhǎng)發(fā)育所必需的大量元素之一，也是土壤供肥能力的重要指標(biāo)[9]；土壤中的氮大多以有機(jī)態(tài)的形式存在，必須被土壤中的微生物礦化為無機(jī)態(tài)氮后才能被植物吸收和利用，其中無機(jī)氮主要以硝態(tài)氮(NO3--N)和銨態(tài)氮(NH4+-N)的形式存在，NO3--N、NH4+-N的礦化速率直接反映土壤氮素的有效性，土壤氮礦化與土壤碳氮比(C/N)、溫度、酶活性及微生物活性等因素密切相關(guān)，生物炭添加到土壤后能增大土壤C/N，進(jìn)而顯著影響土壤氮礦化、氮固化及氮礦化速率，使土壤氮素和碳素的礦化得以聯(lián)通流動(dòng)，已有研究表明，土壤中添加生物炭后能顯著影響土壤凈氮礦化量[10]。溫度是影響土壤氮礦化最重要的因素之一，二者呈顯著正相關(guān)關(guān)系，在一定范圍內(nèi)隨溫度的升高，礦質(zhì)氮轉(zhuǎn)化過程加快，進(jìn)而促進(jìn)土壤有機(jī)碳的礦化[11]。本研究通過室內(nèi)培養(yǎng)向土壤中添加不同有機(jī)物來探討生物炭基產(chǎn)品對(duì)土壤及其碳氮礦化特性的影響，以期為生物炭基產(chǎn)品的開發(fā)提供理論支撐。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)材料

試驗(yàn)于2017年2月在貴州省煙草科學(xué)研究院(106°33′E、26°33′N)進(jìn)行，該地屬亞熱帶濕潤(rùn)溫和型氣候，海拔 1 200 m，年均溫度15 ℃，年均降水量1 200 mm。供試土壤采集于貴州省煙草科學(xué)研究院龍崗試驗(yàn)基地，用“S”形多點(diǎn)混合取樣法采集0～20 cm耕層土壤，并立即帶回實(shí)驗(yàn)室，剔除石塊和雜草后過5 mm篩，充分混勻后分成2份，一份鮮土用于室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，另一份風(fēng)干后供理化分析[12]，準(zhǔn)確稱取 3 kg 鮮土平均分成3份，分別添加10 g酒糟有機(jī)肥、10 g炭基酒糟有機(jī)肥、10 g竹炭充分混勻；供試品種為云煙87；供試肥料酒糟有機(jī)肥、炭基酒糟有機(jī)肥、竹炭由金沙增孟專業(yè)合作社提供。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

1.2.1 碳礦化試驗(yàn) 試驗(yàn)設(shè)置5個(gè)處理，分別為添加酒糟有機(jī)肥土壤(T1)、添加炭基酒糟有機(jī)肥土壤(T2)、添加竹炭土壤(T3)、空白土壤(不添加任何有機(jī)物，CK)，4次重復(fù)。

1.2.2 氮礦化試驗(yàn) 試驗(yàn)設(shè)置4個(gè)處理，分別為添加酒糟有機(jī)肥土壤(T1)、添加炭基酒糟有機(jī)肥土壤(T2)、添加竹炭土壤(T3)、空白土壤(不添加任何有機(jī)物，CK)，3次重復(fù)。

1.3 試驗(yàn)方法

1.3.1 碳礦化培養(yǎng)方法 稱取50 g“1.2.1”節(jié)中的土壤于 1 000 mL 培養(yǎng)瓶中，并將其均勻地平鋪于瓶底(期間用稱質(zhì)量法保持土壤恒質(zhì)量)，然后吸取25 mL濃度為0.1 mol/L的NaOH溶液加入50 mL小燒杯中，再將小燒杯輕輕放入培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)，然后用保鮮膜將培養(yǎng)瓶加蓋密封，置于28 ℃人工氣候室內(nèi)培養(yǎng)，另設(shè)空白土壤作為對(duì)照。在培養(yǎng)1、3、5、7、10、14、21、28、35、42、49、56 d時(shí)取出小燒杯，并將燒杯內(nèi)的NaOH溶液轉(zhuǎn)移到 50 mL 的容量瓶?jī)?nèi)，用煮沸去除CO2的蒸餾水定容，從中準(zhǔn)確吸取25 mL于50 mL三角瓶中，加入 2 mL BaCl2溶液，再加2滴酚酞指示劑，用標(biāo)準(zhǔn)HCl滴定至紅色消失[13-14]。然后再在燒杯內(nèi)重新加入25.0 mL NaOH溶液，放回培養(yǎng)瓶?jī)?nèi)，進(jìn)入下一個(gè)培養(yǎng)時(shí)期，在培養(yǎng)第1周無須開蓋換氣，7 d后每隔 3.5 d 開啟瓶蓋換氣1次。

1.3.2 氮礦化培養(yǎng)方法 取“1.2.2”節(jié)中添加有機(jī)物的土壤100 g于1 000 mL培養(yǎng)瓶中，并將其均勻地平鋪于瓶底(其間每隔 3 d 用稱質(zhì)量法保持土壤恒質(zhì)量)，加蓋密封并扎2個(gè)小孔保持通氣條件，然后將其放置于28 ℃人工培養(yǎng)室內(nèi)培養(yǎng)，另設(shè)空白土壤作為對(duì)照。分別在培養(yǎng)的1、3、5、7、14、21、28、35、42、49、56 d 隨機(jī)取樣，稱取1.11 g CaCl2溶于 1 000 mL 去離子水中，在隨機(jī)取出的培養(yǎng)瓶中稱取10 g土樣放入250 mL錐形瓶中，加入100 mL配制好的CaCl2溶液，振蕩2 h，靜置3～5 min后過濾，將濾液用瓶裝好，等待上機(jī)檢測(cè)[15]。

1.4 測(cè)量方法

有機(jī)碳含量采用重鉻酸鉀外加熱法[16-17]測(cè)定；土壤有機(jī)碳礦化量采用NaOH吸收CO2-HCl標(biāo)液滴定方法測(cè)定；土壤NH4+-N、NO3--N濃度采用全自動(dòng)間斷化學(xué)分析儀測(cè)定。

1.5 計(jì)算方法

M=(V0-V)×C×B×22/m；

Δt=ti+1-ti；

Vsoc=M/Δt；

TM=M1+M2+M3+…+Mn；

R=TM/TC。

式中：M為有機(jī)碳礦化量，mg/kg；V0為空白滴定時(shí)消耗標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的體積，mL；V為樣品滴定時(shí)消耗標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的體積，mL；C為標(biāo)準(zhǔn)鹽酸的濃度，mol/L；B為稀釋倍數(shù)；22為1/2二氧化碳的摩爾質(zhì)量；m為樣品干質(zhì)量，kg；ti為培養(yǎng)起始時(shí)間，ti+1為培養(yǎng)結(jié)束時(shí)間，Δt為培養(yǎng)時(shí)間；Vsoc為有機(jī)碳礦化速率，mg/(kg·d)；TM為有機(jī)碳累積礦化量，mg/kg；R為有機(jī)碳累積礦化率，%；TC為初始土壤總有機(jī)碳含量，mg/kg。

1.6 數(shù)據(jù)處理

試驗(yàn)數(shù)據(jù)采用SPSS 21.0軟件進(jìn)行分析，相關(guān)圖表制作在Sigmaplot和Excel 2010中完成，采用單因素方差檢驗(yàn)添加不同種類的炭基有機(jī)肥后土壤有機(jī)碳礦化之間的差異顯著性。為分析不同炭基產(chǎn)品添加到土壤后對(duì)土壤碳礦化累積量的影響，采用雙指數(shù)碳素礦化動(dòng)態(tài)模型[3，18]分析土壤有機(jī)碳的動(dòng)態(tài)變化：

TM=Ca×(1-e-Kat)+Cs×(1-e-Kst)。

式中：TM'為時(shí)間t時(shí)土壤有機(jī)碳的礦化累積量，g/kg；t為培養(yǎng)時(shí)間，d；Ca為初始土壤可礦化活性碳庫的大小，g/kg；Cs為初始土壤可礦化慢性碳庫的大小，g/kg；Ka為活性碳庫降解率，g/kg；Ks為慢性碳庫降解率，g/kg；Cr為初始土壤可礦化活性碳庫與初始土壤可礦化慢性碳庫的總和，即Ca+Cs，可反映土壤碳的可礦化潛力，g/kg。

2 結(jié)果分析

2.1 土壤有機(jī)碳礦化速率

由圖1可以看出，各處理間土壤有機(jī)碳礦化速率隨時(shí)間延長(zhǎng)的變化趨勢(shì)基本一致，即在培養(yǎng)前期土壤有機(jī)碳礦化速率急劇下降，后期逐漸趨于平穩(wěn)。培養(yǎng)前14 d為土壤有機(jī)碳快速礦化階段，其礦化速率整體表現(xiàn)為T1>T2>T3>CK，T1處理、T2處理、T3處理、CK前14 d平均土壤有機(jī)碳礦化速率分別為506.39、286.89、121.74、104.19 mg/(kg·d)，T1處理明顯大于其他處理，T2處理明顯大于T3處理和CK，T3處理與CK之間無明顯差異。

2.2 土壤有機(jī)碳累積礦化量

2.2.1 土壤有機(jī)碳累積礦化量的動(dòng)態(tài)變化 由圖2可知，各處理土壤有機(jī)碳累積礦化量在整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期內(nèi)均表現(xiàn)為 T1>T2>T3>CK。培養(yǎng)至14 d時(shí)，土壤有機(jī)碳累積礦化量變化范圍為1.34～5.59 g/kg，分別占整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期有機(jī)碳總礦化量的32.0%～53.1%，其中T1處理最大，CK最小。培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，T1、T2、T3處理與CK的土壤有機(jī)碳累積礦化量分別為 10.530、7.350、4.305、4.190 g/kg，其中T1處理明顯高于其他處理，T2處理明顯高于T3處理和CK，T3處理與CK無明顯差異。表明前14 d為土壤有機(jī)碳的主要礦化階段，添加酒糟有機(jī)肥、炭基酒糟有機(jī)肥可明顯提高土壤有機(jī)碳的累積礦化量。

2.2.2 土壤有機(jī)碳累積礦化量的動(dòng)態(tài)模型構(gòu)建 土壤有機(jī)碳累積礦化量能很好地用雙指數(shù)碳素礦化動(dòng)態(tài)模型進(jìn)行曲線擬合，且擬合后的曲線能很好地反映土壤有機(jī)碳礦化累積量的動(dòng)態(tài)變化趨勢(shì)，各處理雙指數(shù)碳素礦化動(dòng)態(tài)模型的相關(guān)系數(shù)均≥0.999 7，且回歸關(guān)系的F檢驗(yàn)P值均小于0.01(表1)，表明各處理的土壤有機(jī)碳礦化累積量與培養(yǎng)時(shí)間的雙指數(shù)碳素礦化動(dòng)態(tài)模型均呈極顯著相關(guān)關(guān)系，利用擬合后的模型能有效預(yù)測(cè)土壤有機(jī)碳礦化累積量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化規(guī)律。由表1可知，土壤碳素可礦化潛力(Cr)表現(xiàn)為T1>T2>T3>CK，其中T1處理極顯著高于其他處理(P<0.01)，T2、T3處理與CK無顯著差異。T1處理初始土壤可礦化活性碳庫大小為 2.645 g/kg，極顯著高于其他處理(P<0.01)，T2處理極顯著高于T3處理、CK(P<0.01)，T3處理顯著高于CK(P<0.05)。各處理活性碳庫降解率(Ka)在0.423～0.713 g/kg 之間波動(dòng)，但Ka差異均未達(dá)到顯著性水平(P>0.05)。T1處理、T2處理、T3處理、CK初始土壤可礦化慢性碳庫大小分別為11.311、10.262、10.352、9.891 g/kg，其中T1處理最大，CK最小，各處理間均無顯著差異。T1處理慢性碳庫降解率(Ks)極顯著高于其他處理(P<0.01)，T2處理極顯著高于T3處理、CK(P<0.01)，T3處理與CK無顯著差異(P>0.05)。表明添加酒糟有機(jī)肥、炭基酒糟有機(jī)肥可顯著提高土壤活性碳庫，增加土壤有機(jī)碳礦化潛力，但酒糟有機(jī)肥可顯著加快慢性碳庫的降解率，與炭基酒糟有機(jī)肥、竹炭相比，更不利于土壤非活性有機(jī)碳的保存，土壤碳庫易快速減少，土壤質(zhì)量不穩(wěn)定。

表1 不同處理土壤碳累積礦化量雙指數(shù)方程及相關(guān)參數(shù)

注：**表示在0.01(單側(cè))水平上顯著相關(guān)。同列數(shù)據(jù)后不同大寫、小寫字母分別表示處理間在0.01、0.05水平上差異顯著。下表同。

2.3 有機(jī)物碳累積礦化率

外源添加有機(jī)物碳累積礦化率可反映有機(jī)碳的相對(duì)穩(wěn)定性。由表2可以看出，T1、T2處理的有機(jī)物碳累積礦化率隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)而不斷升高，T3處理有機(jī)物碳累積礦化率較低，3個(gè)處理在各時(shí)段的有機(jī)物碳累積礦化率均表現(xiàn)為T1>T2>T3。培養(yǎng)1 d時(shí)，T1、T2處理的有機(jī)物碳累積礦化率分別為 9.627%、4.228%，分別是T3處理有機(jī)碳累積礦化率的 13.45、5.91倍，且各處理間的差異均達(dá)到了極顯著水平(P<0.01)。培養(yǎng)14 d時(shí)，T1、T2處理的有機(jī)物碳累積礦化率占整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期的50%以上，為有機(jī)物碳礦化的主要時(shí)期。培養(yǎng) 56 d 時(shí)，T1處理的有機(jī)物碳累積礦化率極顯著高于T2處理(P<0.01)，T2處理極顯著高于T3處理。表明不同有機(jī)物在土壤中的有機(jī)碳礦化程度不同，其中竹炭礦化程度極低，炭基酒糟有機(jī)肥適中，酒糟有機(jī)肥最高。

表2 不同處理有機(jī)物碳累積礦化率隨時(shí)間延長(zhǎng)的變化情況

2.4 外源有機(jī)物輸入對(duì)土壤總有機(jī)碳的影響

土壤有機(jī)碳含量是指土壤有機(jī)質(zhì)中的碳元素含量，在土壤物理、化學(xué)和生物特性中發(fā)揮著極其重要的作用，其含量變化是影響土壤肥力的關(guān)鍵因素。由圖3可知，在培養(yǎng)結(jié)束時(shí)，土壤有機(jī)碳含量表現(xiàn)為T3>T2>T1>CK，且T3處理與T1處理、CK的差異達(dá)到了極顯著水平(P<0.01)，T1、T2處理之間的差異不顯著，但它們顯著高于CK，T3處理顯著高于T1、T2處理，T1、T2處理顯著高于CK。表明土壤中添加炭基酒糟有機(jī)肥既能促進(jìn)有機(jī)碳的降解，又能延長(zhǎng)有機(jī)碳庫存時(shí)間。

2.5 土壤銨態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化

從圖4可以看出土壤中添加不同類型的有機(jī)物后，各處理土壤NH4+-N含量隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)的規(guī)律。在培養(yǎng)1d時(shí)，T1處理土壤的NH4+-N含量極顯著高于其他處理(P<0.01)，T2處理極顯著高于T3處理、CK(P<0.01)，T3處理與CK無顯著差異(P>0.05)。培養(yǎng)1～3 d，T1、T2處理的土壤 NH4+-N 含量開始急劇下降。培養(yǎng)3～21 d，各處理的土壤NH4+-N含量隨培養(yǎng)時(shí)間的延長(zhǎng)趨于平穩(wěn)且保持在一個(gè)相對(duì)較低的水平。培養(yǎng)21～35 d，各處理的土壤NH4+-N含量開始迅速上升，且T2、T3處理在培養(yǎng)35 d時(shí)達(dá)到峰值，此時(shí)T1處理、T2處理、T3處理、CK的NH4+-N含量分別為9.699、13.294、11.579、9.181 mg/kg，其中T2處理最高，CK最低，各處理間差異不顯著。培養(yǎng)35～56 d，NH4+-N含量整體上快速下降，培養(yǎng)至56 d時(shí)降至整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期的最低值。表明土壤中添加炭基酒糟有機(jī)肥可促進(jìn)土壤氨化作用，提高土壤銨態(tài)氮含量。

2.6 土壤硝態(tài)氮含量的動(dòng)態(tài)變化

從圖5可以看出，各處理的土壤NO3--N含量隨培養(yǎng)時(shí)間的變化均整體表現(xiàn)為先下降后上升的趨勢(shì)。培養(yǎng)1 d時(shí)，T1、T2處理極顯著高于T3處理、CK(P<0.01)。培養(yǎng)1～7 d，T1、T2處理的土壤NO3--N含量迅速下降。培養(yǎng)7～56 d，各處理土壤NO3--N含量整體隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)而上升，且在整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期土壤NO3--N含量均表現(xiàn)為T1>T2>CK>T3。表明添加酒糟有機(jī)肥、炭基酒糟有機(jī)肥可提高土壤NO3--N含量，促進(jìn)土壤硝化作用，而添加竹炭可降低土壤NO3--N含量，抑制土壤氮礦化。

2.7 土壤氮累積礦化量的動(dòng)態(tài)變化

從圖6可以看出，在整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期中各處理的土壤氮累積礦化量整體表現(xiàn)為T1>T2>CK>T3。從開始培養(yǎng)至培養(yǎng) 1 d 時(shí)，T1處理極顯著高于其他處理(P<0.01)，T2處理極顯著高于T3處理、CK(P<0.01)，T3處理與CK無顯著差異(P>0.05)。培養(yǎng)至7 d時(shí)，各處理土壤氮累積礦化量的變化范圍為27.136～65.524 mg/kg，分別占整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期土壤氮累積礦化量的26.3%～28.6%，其中T1處理最高，CK最低。培養(yǎng)7～56 d時(shí)，土壤氮累積礦化量均表現(xiàn)為T1處理與T2處理無顯著差異(P>0.05)，T3處理與CK無顯著差異(P>0.05)，T1、T2處理極顯著高于T3處理和CK(P<0.01)，且培養(yǎng)至 56 d 時(shí)，T1、T2處理的土壤氮累積礦化量分別比CK高 116.102、96.663 mg/kg。說明培養(yǎng)前1周為土壤氮素快速礦化階段，添加酒糟有機(jī)肥、炭基酒糟有機(jī)肥能促進(jìn)土壤氮礦化，提升土壤礦質(zhì)氮含量。

3 討論

生物炭施入土壤后能夠提高土壤有機(jī)物含量，補(bǔ)充養(yǎng)分，改善土壤理化性質(zhì)[19]，但由于生物炭穩(wěn)定性強(qiáng)，吸附能力大，能聚合土壤單分子，具有減弱土壤微生物降解有機(jī)碳的能力，因此單獨(dú)施用生物炭對(duì)短期內(nèi)提升土壤肥力效果不明顯[20]。本研究中各處理在培養(yǎng)前14 d均為土壤有機(jī)碳快速礦化階段，與李有兵等的研究結(jié)果[21]一致。已有研究表明，不同生物炭添加到土壤中的結(jié)果均為負(fù)效應(yīng)[22-23]，與本研究中的活性碳庫降解率結(jié)果一致，但在整個(gè)培養(yǎng)時(shí)期中，添加竹炭處理的土壤有機(jī)碳礦化速率、土壤有機(jī)碳累積礦化量與空白土壤的差異不明顯。這可能是因?yàn)橥寥烙袡C(jī)碳礦化是由活性碳庫(如糖類)和慢性碳庫(如多酚類)兩大碳庫共同作用的結(jié)果。黃文昭等研究認(rèn)為，向土壤中添加外源有機(jī)物后會(huì)引起土壤有機(jī)碳礦化的正負(fù)變化，是由于微生物的活性、數(shù)量及組成的改變引起的[24]。本研究中向土壤中添加酒糟有機(jī)肥和炭基酒糟有機(jī)肥后可在培養(yǎng)前期大幅度提升土壤有機(jī)碳累積礦化量和礦化速率，這與陳吉等的研究結(jié)論[25]相一致，究其原因，可能是培養(yǎng)初期土壤微生物活性強(qiáng)，微生物所需的可溶性有機(jī)碳供應(yīng)充足，加快了土壤中微生物的繁殖，促進(jìn)了土壤呼吸，導(dǎo)致土壤呼出的CO2迅速增加，另外，外源有機(jī)碳與土壤固有有機(jī)碳在不同組分碳源之間的周轉(zhuǎn)可能直接影響土壤有機(jī)碳的穩(wěn)定性。

土壤氮礦化主要由氨化和硝化2個(gè)部分組成，氨化作用能使土壤中的N轉(zhuǎn)化為NH4+-N，從而促使植物對(duì)氮素的充分吸收和利用。顧春朝研究認(rèn)為，長(zhǎng)期單施有機(jī)肥在短期內(nèi)能顯著提高土壤供氮能力，但會(huì)導(dǎo)致土壤供氮容量大，供氮強(qiáng)度小，在栽培過程中須要不斷補(bǔ)充土壤的氮素供應(yīng)[26]。在本研究中添加酒糟有機(jī)肥處理的NO3--N含量和土壤氮素累積礦化量都顯著高于其他處理，但氮素礦化速度過快，不利于長(zhǎng)期持久地為植物生長(zhǎng)提供所必需的氮素，添加炭基酒糟有機(jī)肥處理既能促進(jìn)土壤氮的礦化量，又能避免土壤有機(jī)氮礦化過快造成不必要的氮素?fù)p失，這與張璐等的研究結(jié)果[27-28]一致，可能是因?yàn)橥寥牢⑸锏纳L(zhǎng)、繁殖和固持與土壤中的C/N密切相關(guān)[29-30]，C/N越高，對(duì)土壤氮礦化的激發(fā)效應(yīng)就越顯著[31-32]。

4 結(jié)論

本研究通過56 d的室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)分析3種外源添加有機(jī)物對(duì)土壤有機(jī)碳、氮礦化的影響，綜合分析認(rèn)為，土壤中添加炭基酒糟有機(jī)肥、酒糟有機(jī)肥后均能明顯提高土壤碳礦化速率、土壤碳累積礦化量、有機(jī)物礦化率、土壤無機(jī)氮及NO3--N含量；土壤添加酒糟有機(jī)肥后前14 d的有機(jī)碳礦化量和無機(jī)氮礦化量分別占總礦化量的53.1%、35.15%，礦化效果過早，容易導(dǎo)致養(yǎng)分流失，不利于前期植物對(duì)養(yǎng)分的吸收；土壤添加竹炭，碳、氮礦化作用小?？梢姡c竹炭和酒糟有機(jī)肥相比，施用炭基酒糟有機(jī)肥能明顯提高土壤碳氮礦化能力，增強(qiáng)土壤碳礦化潛力，提升土壤碳庫存，使土壤氮素釋放更適合作物生長(zhǎng)需求。

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