煙稈生物質(zhì)炭對土壤碳氮礦化的影響

李志剛，張繼光，申國明*，高 林，王 瑞，孟貴星，張繼旭，戴衍晨（.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院煙草研究所，青島 2660；2.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院研究生院，北京 0008；.湖北省煙草公司恩施州公司，湖北 恩施 445000）

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煙稈生物質(zhì)炭對土壤碳氮礦化的影響

李志剛1，2，張繼光1，申國明1*，高 林1，王 瑞3，孟貴星3，張繼旭1，戴衍晨1，2
（1.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院煙草研究所，青島 266101；2.中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院研究生院，北京 100081；3.湖北省煙草公司恩施州公司，湖北 恩施 445000）

摘 要：為優(yōu)化煙草廢棄物的資源化利用，采用室內(nèi)培養(yǎng)試驗(yàn)，研究了煙稈生物質(zhì)炭對土壤有機(jī)碳、有機(jī)氮礦化特征的影響。結(jié)果發(fā)現(xiàn)，與對照（生物質(zhì)炭添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為 0.0%）相比，添加煙稈生物質(zhì)炭后能一定程度促進(jìn)土壤有機(jī)碳的礦化，且1.0%添加量處理的有機(jī)碳累積礦化量最高，其次為0.5%及2.0%的添加量處理；與其他處理相比，2.0%添加量處理能顯著降低土壤總有機(jī)碳的累積礦化率，促進(jìn)土壤中有機(jī)碳的積累；添加煙稈生物質(zhì)炭對土壤無機(jī)氮含量、有機(jī)氮的礦化及硝化速率均無顯著影響。說明較高量的煙稈生物質(zhì)炭（2.0%）添加能提高土壤有機(jī)碳含量，對于煙田土壤的增碳固氮效應(yīng)及廢棄煙稈的資源化利用方面具有重要指導(dǎo)意義。

關(guān)鍵詞：煙稈生物質(zhì)炭；土壤；碳礦化；氮礦化

生物質(zhì)炭（biochar）通常是指由生物質(zhì)在完全或部分缺氧的情況下經(jīng) 300～700 ℃熱解炭化產(chǎn)生的一類高度芳香化難熔性固態(tài)物質(zhì)。由于其特殊的理化性質(zhì)，生物炭作為一種新型農(nóng)業(yè)功能材料施入土壤中，能夠改良土壤物理性質(zhì)、持留養(yǎng)分元素、提高土壤有機(jī)碳含量等，并在農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)固碳減排中發(fā)揮重要作用［1-6］。Schmidt等［7］發(fā)現(xiàn)在生物質(zhì)炭施用初期，土壤有機(jī)碳會發(fā)生損失。Liang等［8］的研究表明，含黑炭高的土壤比含黑炭低的土壤總有機(jī)碳的礦化率低。Spokas等［9］也發(fā)現(xiàn)添加不同種類生物炭的土壤，其有機(jī)碳礦化速率既有提高也有減少，有的甚至無影響。此外，生物質(zhì)炭還具有很強(qiáng)的吸附能力，可吸附土壤中的銨根離子、硝酸鹽，能有效減少氮素的流失［10-12］。同時(shí)土壤中施加生物質(zhì)炭后會降低氮氧化物的排放［13-20］，但也有研究發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭能促進(jìn)土壤中氮氧化物的排放［21，-22］?？梢?，施用生物質(zhì)炭對土壤碳氮轉(zhuǎn)化過程的影響尚沒

有取得一致性規(guī)律，這可能與不同土壤的理化性狀、生物質(zhì)炭的來源、熱解溫度及其性質(zhì)有關(guān)［23］，還需要進(jìn)一步的深入研究。

煙草作為一種重要葉用經(jīng)濟(jì)作物，在農(nóng)業(yè)生產(chǎn)過程中會產(chǎn)生大量煙草廢棄物（主要為煙稈），國內(nèi)外許多煙區(qū)處理方式是煙稈拔出焚燒或丟棄腐爛，這不僅造成了養(yǎng)分資源的巨大浪費(fèi)和損失，而且也產(chǎn)生了較嚴(yán)重的環(huán)境污染及病害傳播風(fēng)險(xiǎn)，如何開展廢棄煙稈的資源化利用變得越來越迫切［24-25］。目前有關(guān)煙稈資源的利用主要涉及提取化學(xué)原料、堆肥、生產(chǎn)生物質(zhì)燃料與飼料等方面［26］，而將廢棄煙稈高溫?zé)峤庵谱魃镔|(zhì)炭，施入煙田中符合我國大力發(fā)展綠色循環(huán)農(nóng)業(yè)的方針政策，同時(shí)在土壤理化性狀改善、肥料利用率提升以及固碳減排等方面發(fā)揮重要作用，但煙稈生物炭的用量與土壤有機(jī)碳氮轉(zhuǎn)化的關(guān)系是生產(chǎn)應(yīng)用中亟需解決的問題。因此，本文通過室內(nèi)模擬培養(yǎng)試驗(yàn)，研究煙稈生物質(zhì)炭不同添加量對土壤有機(jī)碳、氮礦化的影響，將為煙稈廢棄物的資源優(yōu)化利用、煙稈生物炭的適宜用量及其土壤生態(tài)效應(yīng)提供理論與實(shí)踐指導(dǎo)。

1 材料與方法

1.1 供試土壤與煙稈生物質(zhì)炭

試驗(yàn)于2015年4月在湖北省恩施市“清江源”現(xiàn)代煙草農(nóng)業(yè)科技園進(jìn)行，當(dāng)?shù)貙儆诩撅L(fēng)性山地氣候，年均氣溫13.3 ℃，多年平均降雨量1435 mm，供試土壤采自茅壩槽村（30°16′N，109°21′E，海拔1223 m）的植煙田，土壤類型為黃棕壤，在施肥起壟前，采用“S”形多點(diǎn)混合取樣采集0～25cm耕層土壤，立即帶回實(shí)驗(yàn)室，剔除石塊和根系后過2 mm篩，充分混勻后分成兩份，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。供試土壤基本化學(xué)性質(zhì)為：pH 5.80，有機(jī)碳14.30g/kg，堿解氮112.72mg/kg，有效磷 21.58mg/kg，速效鉀 155.58mg/kg。

將前一年采集的廢棄煙稈，在秸稈炭化爐中以400 ℃裂解制成煙稈生物質(zhì)炭，充分混勻過篩后分成兩份，一份用作培養(yǎng)試驗(yàn)材料，另一份分析其化學(xué)性質(zhì)。供試煙稈生物質(zhì)炭基本化學(xué)性質(zhì)為 pH 10.20，灰分含量13.23%，有機(jī)碳171.00g/kg、無機(jī)氮85.48mg/kg，有效磷720.42mg/kg、速效鉀17.30mg/kg。

1.2 培養(yǎng)試驗(yàn)

取上述土壤和生物質(zhì)炭樣品，參照前人研究進(jìn)行培養(yǎng)試驗(yàn)［10，17，27-29］。試驗(yàn)共設(shè)4個(gè)處理：0.0%（對照，即不添加生物質(zhì)炭），0.5%（即添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為0.5%的生物質(zhì)炭），1.0%（即添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為1.0%的生物質(zhì)炭），2.0%（添加質(zhì)量分?jǐn)?shù)為2.0%的生物質(zhì)炭），其質(zhì)量分?jǐn)?shù)均以干土計(jì)，每個(gè)處理設(shè)置3次重復(fù)。

1.2.1 土壤有機(jī)碳礦化 土壤有機(jī)碳礦化參考匡崇婷等［28］和李淑香等［30］的試驗(yàn)方法并稍作改進(jìn)，不同處理的土壤在25 ℃下恒溫培養(yǎng)，并保持60%田間持水量，分別在第0、1、3、7、14、21、28、42、56、84天隨機(jī)取樣，采用堿液吸收法測定CO2的釋放量。

1.2.2 土壤氮礦化 有機(jī)氮礦化的具體試驗(yàn)步驟為：稱取相當(dāng)于10g干土的不同生物炭處理鮮土，分別裝入100 mL塑料瓶中，加蓋密封并扎兩個(gè)小孔保持通氣條件，然后在25 ℃下恒溫培養(yǎng)，保持60%田間持水量。分別在第 0、1、3、7、14、21、28、42、56、84天隨機(jī)取樣，采用分光光度法測定土壤NH4+-N和NO3--N含量。

1.3 測定方法

土壤有機(jī)質(zhì)采用重鉻酸鉀-外加熱法測定；pH采用雷磁PHS-3C型pH計(jì)測定；土壤NH4+-N采用KCl浸提-靛酚藍(lán)比色法測定；土壤NO3-N采用雙波長分光光度法測定；土壤有機(jī)碳礦化采用NaOH吸收CO2-H2SO4標(biāo)液滴定方法測定；土壤堿解氮采用堿解擴(kuò)散法測定；土壤有效磷采用 0.05mol/L HCl-0.025mol/L（1/2 H2SO4）法測定；速效鉀采用火焰光度法測定。

1.4 計(jì)算方法與數(shù)據(jù)處理

式中M為有機(jī)碳礦化量（mg/kg）；V1為滴定樣品中氫氧化鈉所用硫酸的體積（mL）；V2為滴定空白樣中氫氧化鈉所用硫酸的體積（mL）；C0為硫酸溶液的標(biāo)準(zhǔn)濃度（mol/L）；44為 CO2的摩爾質(zhì)量（g/mol）；m為土樣質(zhì)量（kg）。

式中Vsoc為有機(jī)碳礦化速率［mg/（kg·d）］；M為有機(jī)碳礦化量（mg/kg）；△t為培養(yǎng)時(shí)間（d）。

式中∑Mn為某段時(shí)間內(nèi)的有機(jī)碳累積礦化量（mg/kg）；M為有機(jī)碳礦化量（mg/kg）；n為測定時(shí)間。

式中R為有機(jī)碳累積礦化率（%）；∑Mn為某時(shí)間段內(nèi)的有機(jī)碳累積礦化量（mg/kg）；S為土壤初始（第0天）有機(jī)碳含量（mg/kg）。

式中Vm為土壤氮礦化速率（NMR，mg/（kg·d）；NM為土壤無機(jī)氮含量（mg/kg）；△t為培養(yǎng)時(shí)間（d）；i為測定次數(shù)。

式中Vn為土壤氮硝化速率［NNR，mg/（kg·d）］；NN為土壤硝態(tài)氮含量（mg/kg）；△t為培養(yǎng)時(shí)間（d）；i為測定次數(shù)。

采用Excel 2003和SAS 9.0軟件進(jìn)行數(shù)據(jù)處理作圖與統(tǒng)計(jì)分析。

2 結(jié) 果

2.1 土壤有機(jī)碳的礦化

2.1.1 土壤有機(jī)碳礦化速率與累積礦化量 由圖 1可以看出，添加不同質(zhì)量分?jǐn)?shù)的煙稈生物質(zhì)炭后，各處理的土壤有機(jī)碳礦化速率與對照呈現(xiàn)一致的變化趨勢，但生物炭處理的土壤有機(jī)碳礦化速率總體高于對照。從第1天到第21天，有機(jī)碳礦化速率迅速下降，生物炭各處理土壤的有機(jī)碳礦化速率下降了79.01%～88.46%；在第21天后，礦化速率趨于平穩(wěn)，至培養(yǎng)結(jié)束時(shí)各處理與對照之間幾乎無差別?？梢姡c對照相比，添加煙稈生物質(zhì)炭后能一定程度提高土壤的有機(jī)碳礦化速率，但各處理間的礦化速率差異不大。

圖1 土壤總有機(jī)碳礦化速率隨時(shí)間的變化Fig.1 Mineralization rate of SOC changed with incubation time

從圖2可以看出，各處理的土壤有機(jī)碳累積礦化量隨培養(yǎng)時(shí)間呈逐漸增加趨勢。在培養(yǎng)的中后期，添加0.5%、1.0%和2.0%煙稈生物質(zhì)炭處理的有機(jī)碳累積礦化量顯著高于對照，且從礦化培養(yǎng)的第21天開始，1.0%處理的土壤有機(jī)碳累積礦化量最大，其次為0.5%和2.0%處理。由于有機(jī)碳礦化速率與累積礦化量之間存在數(shù)量關(guān)系，隨著礦化培養(yǎng)時(shí)間的延長，生物炭各處理與對照之間的土壤有機(jī)碳累積礦化量差異逐漸增大。

圖2 土壤有機(jī)碳累積礦化量隨時(shí)間的變化Fig.2 Accumulative mineralization of SOC changed with incubation time

2.1.2 土壤總有機(jī)碳累積礦化率 土壤總有機(jī)碳累積礦化率指在整個(gè)培養(yǎng)時(shí)段內(nèi)（84 d）的有機(jī)碳累積礦化量占土壤初始（第0天）有機(jī)碳含量的百分率。添加 0.0%、0.5%、1.0%和 2.0%生物炭后，各處理土壤的初始有機(jī)碳含量分別為 14304.82、18053.11、20812.57和23859.42mg/kg，經(jīng)過84 d培養(yǎng)之后各處理存留的有機(jī)碳含量分別為13489.36、16971.44、19613.78和22873.06mg/kg。由圖3可以看出，添加不同量煙稈生物質(zhì)炭培養(yǎng)84 d后，其土壤總有機(jī)碳累積礦化率分別為 5.70%、5.99%、5.76%和4.13%，其中2.0%處理的總有機(jī)碳累積礦化率顯著低于其他3個(gè)處理?？梢?，施用煙稈生物質(zhì)炭顯著增加土壤中的有機(jī)碳含量，且2.0%處理土壤的有機(jī)碳累積礦化率最低，其固碳效果最佳。

圖3 土壤總有機(jī)碳累積礦化率Fig.3 Accumulative mineralization rate of SOC

2.2 土壤有機(jī)氮的礦化

2.2.1 土壤銨態(tài)氮、硝態(tài)氮動態(tài)變化 從圖4、5可以看出，土壤中添加不同量的煙稈生物質(zhì)炭后，各處理土壤NH4+-N和NO3--N含量隨培養(yǎng)時(shí)間均與對照呈現(xiàn)一致的變化趨勢，且彼此間無顯著差異。從第0天到第1天，土壤NH4+-N含量急劇下降，各處理的土壤NH4+-N含量分別下降了96.65%～98.67%；第14天之后，NH4-N含量開始趨于穩(wěn)定，并始終維持在較低水平。而從第0天到第3天，各處理的土壤NO3--N含量就迅速下降，分別降低了40.70%～41.70%；第3天之后，土壤的NO3--N含量逐漸升高，并在培養(yǎng)的第56天左右，各處理土壤的 NO3--N含量再次達(dá)到初始值并進(jìn)一步增加。

圖4 土壤銨態(tài)氮含量隨時(shí)間的變化Fig.4 NH4+-N content of soil changed with incubation time

圖5 土壤硝態(tài)氮含量隨時(shí)間的變化Fig.5 NO3--N content of soil changed with incubation time

2.2.2 土壤有機(jī)氮礦化速率動態(tài)變化 從圖6可以看出，各處理的土壤有機(jī)氮礦化速率隨培養(yǎng)時(shí)間呈先減小后增大并趨于平穩(wěn)的趨勢。從第1天到第14天，各處理有機(jī)氮礦化速率先減小后逐漸增大但均為負(fù)值，說明土壤中無機(jī)氮含量逐漸降低，可能發(fā)生了NH4+-N的大量吸附或固持；在第21天之后，各處理的有機(jī)氮礦化速率逐漸穩(wěn)定并基本在正值，說明此時(shí)土壤中的無機(jī)氮含量開始緩慢增加，但生物炭各處理與對照之間無顯著差異。

2.2.3 土壤硝化速率動態(tài)變化 各處理的土壤硝化速率也隨培養(yǎng)時(shí)間呈現(xiàn)一致的變化趨勢（圖7），從第0天到第28天，各處理的硝化速率波動較大，但總趨勢是先迅速減小后逐漸增大，即培養(yǎng)開始時(shí)，土壤的反硝化作用可能占主導(dǎo)使得 NO3--N含量迅速減少，之后硝化作用增強(qiáng)，土壤NO3--N含量迅速增加；在第28天之后，各處理的土壤硝化速率逐漸穩(wěn)定在正值，表示硝化作用繼續(xù)占據(jù)主導(dǎo)位置，使得NO3--N含量逐漸增加。

圖6 土壤氮礦化速率隨時(shí)間的變化Fig.6 N mineralization rate of soil changed with incubation time

圖7 土壤硝化速率隨時(shí)間的變化Fig.7 Nitrification rate of soil changed with incubation time

3 討 論

3.1 煙稈生物質(zhì)炭對土壤有機(jī)碳礦化的影響

土壤有機(jī)碳的礦化是是煙田土壤碳循環(huán)的關(guān)鍵過程之一，有機(jī)碳礦化直接關(guān)系到土壤中養(yǎng)分的供給、溫室氣體的排放及其土壤質(zhì)量的保持等諸多方面。添加生物質(zhì)炭能改變土壤的有機(jī)碳組分［8］，但添加生物質(zhì)炭是促進(jìn)還是抑制土壤有機(jī)碳的礦化，目前的研究結(jié)論并不一致［2，7-9，31-33］。Hamer等［31］和 Wardle等［32］認(rèn)為生物質(zhì)炭提高了土壤微生物活性，從而促進(jìn)了有機(jī)碳的分解。Liang等［8］認(rèn)為含黑炭高的土壤比含黑炭低的土壤其有機(jī)碳礦化率低。Spokas等［9］研究則發(fā)現(xiàn)不同種類生物質(zhì)炭添加后對土壤有機(jī)碳礦化的影響并不一致。

本研究結(jié)果表明，添加0.5%、1.0%和2.0%煙稈生物質(zhì)炭能夠一定程度促進(jìn)土壤有機(jī)碳的礦化，但添加量與促進(jìn)效果之間不呈正相關(guān)，當(dāng)添加量達(dá)到2.0%時(shí)，土壤有機(jī)碳的礦化反而出現(xiàn)降低。由此可見，煙稈生物質(zhì)炭對土壤有機(jī)碳礦化作用的影響是雙重的，即在一定范圍內(nèi)，隨著煙稈生物質(zhì)炭量的增加，促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化的作用更加明顯，但當(dāng)超過某一閾值后，其促進(jìn)土壤有機(jī)碳礦化的效果反而降低。由于過多的煙稈生物質(zhì)炭吸附土壤中簡單有機(jī)分子，使其聚合成更復(fù)雜的有機(jī)分子，這在一定程度上保護(hù)或減弱了土壤有機(jī)碳的礦化作用效果［8］。0.5%和 1.0%處理的土壤有機(jī)碳礦化增加，可能與煙稈生物質(zhì)炭本身含有較多有機(jī)碳成分有關(guān)，因?yàn)樯镔|(zhì)炭中易分解物質(zhì)的分解會造成土壤有機(jī)碳礦化量和礦化速率的提高［34-35］。因此，雖然這兩個(gè)處理的土壤有機(jī)碳礦化速率及累積礦化量明顯高于對照，但兩者的土壤總有機(jī)碳累積礦化率與對照相比無顯著差異（圖3）；2.0%處理雖然土壤有機(jī)碳的礦化速率及累積礦化量均高于對照，但由于土壤中隨之加入了更多的有機(jī)碳成分（土壤初始有機(jī)碳含量遠(yuǎn)大于對照），導(dǎo)致其總有機(jī)碳的累積礦化率顯著低于對照，最終促進(jìn)了土壤有機(jī)碳的積累，起到了較高量的生物炭增加土壤碳貯存的作用。

3.2 煙稈生物質(zhì)炭對土壤氮礦化及硝化作用的影響

土壤有機(jī)氮礦化在一定程度上可以表征土壤的供氮能力，并且氮礦化過程受外源物質(zhì)、溫濕度、土壤質(zhì)地、pH及耕作方式等多種因素及其交互作用的綜合影響。目前，外源生物質(zhì)炭對土壤氮素轉(zhuǎn)化的影響依然存在分歧。趙明等［36］的研究認(rèn)為生物質(zhì)炭能夠提高土壤有機(jī)氮的礦化量；Dempster等［38］則發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭與氮肥配施能夠降低土壤有機(jī)氮的礦化作用；Nelissen等［37］認(rèn)為生物質(zhì)炭能夠促進(jìn)NH4+-N向NO3--N的轉(zhuǎn)化，即促進(jìn)土壤硝化作用；而 Clough等［22］的研究則發(fā)現(xiàn)生物質(zhì)炭能夠降低土壤的硝化速率。生物質(zhì)炭對土壤氮轉(zhuǎn)化的影響主要與生物炭的結(jié)構(gòu)、土壤類型及性質(zhì)、酚類物質(zhì)含量、氮轉(zhuǎn)化微生物種群結(jié)構(gòu)及活性等多因素的不同作用有關(guān)［39-40］。

本研究中，添加煙稈生物質(zhì)炭對土壤無機(jī)氮動態(tài)、有機(jī)氮礦化和硝化作用均無顯著影響。在培養(yǎng)前期，NH4+-N和NO3--N含量大量減少；在培養(yǎng)中后期，NH4+-N含量基本不變，而NO3--N含量卻逐漸升高。這可能是在培養(yǎng)前期，由于有機(jī)氮的礦化作用弱、微生物的氮固持以及部分氮素通過反硝化以氣體形式揮發(fā)等原因，導(dǎo)致了土壤中的無機(jī)氮含量逐漸降低；在培養(yǎng)中后期，有機(jī)氮的礦化作用增強(qiáng)，同時(shí)微生物固持的無機(jī)氮得到釋放，土壤硝化作用逐漸占主導(dǎo)地位，從而造成了土壤 NO3--N含量升高。但不同添加量的煙桿生物質(zhì)炭的作用并未顯現(xiàn)。DeLuca等［41］的研究也表明，在農(nóng)田和草地兩種土壤中添加生物炭后，其對土壤礦化作用及硝化作用均無明顯影響，但是由于生物炭對NH4+的吸附或固定，土壤氨化作用略有下降。目前，關(guān)于生物質(zhì)炭添加土壤后，究竟如何影響土壤氮素礦化及硝化作用的進(jìn)程及其機(jī)理，尚沒有明確的科學(xué)解釋［40］。下一步需要從生物炭的制備工藝、結(jié)構(gòu)特性、土壤性質(zhì)的影響及敏感微生物種群結(jié)構(gòu)與功能的響應(yīng)等多個(gè)方面深入探討其內(nèi)在機(jī)制。

4 結(jié) 論

（1）添加煙稈生物質(zhì)炭能一定程度提高土壤有機(jī)碳的礦化速率，其有機(jī)碳的累積礦化量以1.0%生物炭添加量處理最高，其次為0.5%和2.0%添加量處理；此外2.0%生物炭添加處理土壤有機(jī)碳的增加最明顯，同時(shí)顯著降低土壤總有機(jī)碳的累積礦化率，固碳效果最佳。

（2）添加不同量的煙稈生物質(zhì)炭對土壤無機(jī)氮、土壤有機(jī)氮礦化及硝化速率均無顯著影響，因此煙稈生物質(zhì)炭添加到土壤中具有一定的固氮效果。

（3）本研究僅從煙稈生物質(zhì)炭添加對土壤有機(jī)碳/氮礦化的影響上進(jìn)行了初步分析，下一步應(yīng)從煙稈生物質(zhì)炭結(jié)構(gòu)、土壤理化性質(zhì)、氮轉(zhuǎn)化微生物種群及活性等方面對其作用機(jī)理進(jìn)行深入闡述。

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Study on the Effects of Tobacco Stem Biochar on Soil Organic Carbon and Nitrogen Mineralization

LI Zhigang1，2， ZHANG Jiguang1， SHEN Guoming1*， GAO Lin1， WANG Rui3，MENG Guixing3， ZHANG Jixu1， DAI Yanchen1，2
（1.Tobacco Research Institute of CAAS， Qingdao 266101， China； 2.Graduate School of CAAS， Beijing 100081， China； 3.Enshi Tobacco Company of Hubei Province， Enshi， Hubei 445000， China）

Abstract:The purpose of this study was to provide reference for the resource utilization of tobacco waste.The soils for test were added with different amounts of tobacco stem biochar （mass fraction of 0.0%， 0.5%， 1.0% and 2.0%） and incubated for 84 days to study the effect of tobacco stem biochar on soil organic carbon （SOC） and nitrogen mineralization characteristics.The results indicated that， compared with the control （mass fraction of 0.0% biochar addition）， tobacco stem biochar could promote the soil organic carbon mineralization to certain degree.The accumulative mineralization of SOC was the highest in the 1.0% biochar addition treatment，followed by the 0.5% biochar treatment and 2.0% biochar treatment.The 2.0% biochar treatment could significantly reduce the accumulative mineralization rate of SOC compared with the other treatments， and then promoted the accumulation of SOC.Furthermore， adding tobacco stem biochar in soil had no significant effect on soil nitrogen mineralization rate and nitrification rate.In summary， tobacco stem biochar added to tobacco soil could effectively improve the SOC content at the higher application rate， which would have important implication for the carbon and nitrogen conservation of tobacco soil， and the resource utilization of the waste tobacco stems.

Keywords:tobacco stem biochar； soil； carbon mineralization； nitrogen mineralization

中圖分類號：S572.062

文章編號：1007-5119（2016）02-0016-07

DOI：10.13496/j.issn.1007-5119.2016.02.004

基金項(xiàng)目：中國煙草總公司科技重點(diǎn)項(xiàng)目“‘清江源’生態(tài)富硒特色煙葉生產(chǎn)關(guān)鍵技術(shù)研究與應(yīng)用”（110201202014）；國家自然科學(xué)基金項(xiàng)目（41201291）

作者簡介：李志剛，男，在讀碩士研究生，研究方向?yàn)橥寥郎鷳B(tài)。E-mail：zhiganglee2013@163.com。*通信作者，E-mail：ycssgm@163.com

收稿日期：2015-07-27 修回日期：2016-02-22