連續(xù)多年減氮配施生物炭對土壤酶活性、微生物群落及花生產(chǎn)量的影響

摘要：為研究不同比例氮肥與生物炭配施對土壤結構及微生態(tài)環(huán)境的影響，2020—2023年間通過大田試驗，利用磷脂脂肪酸等方法，設置常規(guī)施肥（CK）、減氮15%+低量生物炭（RN15B）、減氮30%+中量生物炭（RN30B）、減氮45%+高量生物炭（RN45B）、減氮60%+超高量生物炭（RN60B）5個處理，采集0～20 cm土樣，分析測定土壤結構、酶活性、微生物群落結構以及花生產(chǎn)量。結果表明，與CK相比，不同施肥年限下減氮配施生物炭能夠提高土壤孔隙度、酶活性，改變微生物菌群結構。2023年時，RN60B處理土壤容重最低，孔隙度最高，容重較CK顯著降低8.61%（P<0.05），孔隙度顯著提高6.30%；RN30B處理土壤脲酶、過氧化氫酶活性均最高，較CK分別顯著提高7.14%、8.84%，RN45B處理土壤堿性磷酸酶、蔗糖酶的活性均最高，較CK分別顯著提高22.41%、18.61%；RN30B、RN45B、RN60B處理細菌和放線菌的生物量較RN15B處理分別顯著提高6.19%、10.80%、9.34%和5.85%、10.58%、6.41%；花生產(chǎn)量表現(xiàn)為RN45B＞RN30B＞RN15B＞CK＞RN60B。相關分析表明，花生產(chǎn)量與過氧化氫酶活性、脲酶活性呈顯著正相關關系；冗余分析表明，土壤細菌、放線菌、總菌落的生物量與土壤孔隙度、堿性磷酸酶活性、蔗糖酶活性、脲酶活性、過氧化氫酶活性呈正相關關系，與土壤容重呈負相關關系，其中，土壤孔隙度（65.6%）和堿性磷酸酶活性（60.3%）為主要驅動因子。由此可知，減氮配施生物炭能夠改善土壤物理結構和微生物群落結構，提高土壤酶活性以及花生產(chǎn)量。總體來說，RN45B處理表現(xiàn)最佳。

關鍵詞：生物炭；土壤微生物；酶活性；花生；產(chǎn)量

中圖分類號：S565.206；S154.3 文獻標志碼：A

文章編號：1002-1302（2024）17-0260-08

收稿日期：2024-03-11

基金項目：河南省科技攻關項目（編號：182102110311）；商丘市科技攻關項目（編號：153021）。

作者簡介：趙耀東（1985—），男，河南商丘人，碩士，講師，主要從事農(nóng)業(yè)技術服務與推廣模式研究。E-mail：sqzyzyd@163.com。

花生是我國第二大油料作物，在保障我國糧油安全方面發(fā)揮著重要作用，據(jù)統(tǒng)計，2020年我國花生種植面積超過470萬hm2，總產(chǎn)量可達 1 799萬t［1-2］。氮是花生生長發(fā)育的必要元素，其含量高低對花生植株養(yǎng)分累積、運輸以及光合作用起關鍵作用［3］?；ㄉ璧科毡楦哂谝话戕r(nóng)作物，合理追施氮肥可改善花生葉片光合性能，增加根系根瘤菌固氮作用，促進養(yǎng)分吸收利用，提高花生產(chǎn)量［4］。但大量追施氮肥，不僅造成資源浪費、氮肥利用率降低，還會造成土壤板結、活性失調、微生態(tài)環(huán)境惡化、土壤污染加重等問題［5-8］。因此，減氮增效對提升花生田土地生產(chǎn)力，促進花生產(chǎn)業(yè)健康發(fā)展具有重要意義。有研究表明，有機無機肥配施可改善土壤結構，提高土壤養(yǎng)分含量，促進根系養(yǎng)分吸收與利用，提高作物產(chǎn)量［9-11］。

生物炭大多由農(nóng)業(yè)廢棄生物質在高溫厭氧條件下裂解而成，含有豐富的官能團和陽離子，具有較強的吸附能力，施入土壤中能夠降低根系吸收養(yǎng)分所需的自由能［12-13］。有研究表明，生物炭還田不僅能夠改善土壤物理結構，提高土壤有機質含量及pH值，還能夠改善土壤微生態(tài)環(huán)境［14-15］。李娟等的研究表明，長期配施生物炭有利于促進大粒徑團聚體形成，改善土壤結構，提高土壤穩(wěn)定性和抗蝕性［16］。周冉冉等的研究表明，施入生物炭能夠提高土壤酶活性，改善土壤理化性質，增強連作土壤生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定性［17］。

土壤酶是具有催化能力的活性物質，能夠參與土壤中大多數(shù)生物化學反映過程，是評價土壤質量的重要指標［18-19］。土壤微生物能敏銳地反映農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤環(huán)境的微小變化，在土壤養(yǎng)分轉化和健康土壤構建等方面發(fā)揮作用，也是評價土壤質量及生態(tài)系統(tǒng)穩(wěn)定的重要指標［20-21］。因此，探究不同施肥措施條件下土壤酶活性及微生物菌群變化對評價土壤質量及肥力演變具有重要意義。

目前，國內(nèi)外關于生物炭對花生的應用研究多集中在生理特性及產(chǎn)量方面，關于生物炭對花生田土壤物理結構及微生態(tài)環(huán)境變化的影響缺乏深入且系統(tǒng)的研究［22-23］。因此，為提高花生田土地生產(chǎn)力以及保障花生綠色安全生產(chǎn)，本研究通過不同比例減氮配施生物炭，研究不同處理對土壤結構、酶活性以及微生物菌群變化的影響，并探討它們之間的關聯(lián)性，找到適宜的氮肥與生物炭配施比例，旨在為花生綠色安全生產(chǎn)中氮肥與生物炭的合理施用提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗地概況

該試驗于2020年10月至2023年10月在河南省商丘市睢陽區(qū)包公廟鎮(zhèn)朱樓村（115°52′ E，35°84′ N）進行。試驗地位于河南省東部，冬季寒冷干燥，夏季高溫潮濕，四季分明，屬于典型暖溫帶大陸性季風季候。年平均溫度約為14.2 ℃，年均降水量約為720 mm，年均日照時長約為2 200 h，無霜期約為212 d，供試土壤為黃潮土中壤，基礎土壤（0～20 cm）理化性質：土壤容重1.45 g/cm3，孔隙度48.89%，pH值8.07，堿解氮含量48.16 mg/kg，速效鉀含量112.82 mg/kg，速效磷含量54.29 mg/kg。試驗區(qū)種植制度為花生—油菜連作。

1.2 供試材料

供試花生品種：冀花4號。供試油菜品種：中雙9號。供試化肥：純氮、過磷酸鈣（16% P2O5）、硫酸鉀（50% K2O）。供試生物炭：油菜秸稈（N、P2O5、K2O含量分別為4.26、3.82、6.48 g/kg）在500 ℃厭氧高溫條件下燒制2 h而成。

1.3 試驗設計

試驗按照等量施氮原則分別設常規(guī)施肥（CK）、減氮15%+低量生物炭（5.28 t/hm2，記為RN15B）、減氮30%+中量生物炭（10.56 t/hm2，記為 RN30B）、減氮45%+高量生物炭（15.84 t/hm2，記為RN45B）、減氮60%+超高量生物炭（ 21.12 t/hm2，記為RN60B）5個處理，3次重復，共計15個小區(qū)，隨機區(qū)組排列。小區(qū)長、寬分別為7、6 m，保護行3 m。常規(guī)施肥用量：純氮150 kg/hm2，過磷酸鈣600 kg/hm2，硫酸鉀150 kg/hm2。花生種植密度為15萬穴/hm2，生育期每年6月15日至10月8日；油菜種植密度為18萬株/hm2，生育期為每年11月1日至6月1日。處理中磷肥、鉀肥、生物炭以及70%氮肥作為基肥施入，30%氮肥在花生結莢期進行追肥。其他花生管理措施均按照當?shù)馗弋a(chǎn)示范進行。油菜季不作特殊處理，均按照當?shù)胤N植習慣進行。

1.4 測試項目與方法

1.4.1 樣品采集

每年花生收獲前1周進行土壤樣品采集。利用專業(yè)土鉆通過“S”形取樣法采集 0～20 cm土樣，通過冰盒帶回實驗室后將樣品分為3部分：一部分置于零下40 ℃冰箱，用于土壤微生物測定；一部分置于零下4 ℃冰箱，用于測定土壤酶活性；其他部分用于測定土壤理化性質。每年同時通過環(huán)刀取0～20 cm土樣，用于土壤容重、孔隙度等指標測定。植株樣品采集：每年在花生收獲時，測定小區(qū)內(nèi)全部花生產(chǎn)量，并進行公頃折算。

1.4.2 測定方法

土壤容重、孔隙度測定均采用環(huán)刀法［24］測定。蔗糖酶、堿性磷酸酶、脲酶、過氧化氫酶（CAT）的活性測定分別采用3，5-二硝基水楊酸比色法、磷酸苯二鈉比色法、苯酚鈉-次氯酸鈉比色法、高錳酸鉀滴定法［25］。微生物菌群采用磷脂脂肪酸法（PLFA）［26］測定。

1.6 數(shù)據(jù)分析

利用Excel 2018進行數(shù)據(jù)計算與圖表制作，利用DPS 19.05進行方差分析與相關性分析，利用CANOCO 5.0進行冗余分析。

2 結果與分析

2.1 減氮配施生物炭對土壤物理結構的影響

2.1.1 減氮配施生物炭對土壤容重的影響

由圖1-A可知，與CK相比，減氮配施生物炭能夠不同程度地降低土壤容重。2022年時，RN45B、RN60B處理土壤容重較CK分別顯著降低6.04%、5.37%（P<0.05），而不同減氮配施生物炭處理的土壤容重均無顯著變化。各處理土壤容重表現(xiàn)為CK＞RN15B＞RN30B＞RN60B＞RN45B；2023年時，RN30B、RN45B、RN60B處理的土壤容重較CK分別顯著降低6.62%、7.95%、8.61%；而不同減氮配施生物炭處理中，RN45B、RN60B處理土壤容重較RN15B處理分別顯著降低5.44%、6.12%。各處理土壤容重表現(xiàn)為CK＞RN15B＞RN30B＞RN45B＞RN60B。

2.1.2 孔隙度

由圖1-B可知，與CK相比，減氮配施生物炭能夠不同程度提高土壤孔隙度。2022年時，不同減氮配施生物炭處理土壤孔隙度較CK提高2.34%～4.16%，但均無顯著性差異，不同減氮配施生物炭處理土壤孔隙度間也均無顯著差異。各處理土壤孔隙度表現(xiàn)為RN60B＞RN45B＞RN30B＞RN15B＞CK。2023年時，RN45B、RN60B處理土壤孔隙度較CK分別顯著提高5.19%、6.30%，不同減氮配施生物炭處理間土壤孔隙度均無顯著差異。各處理土壤孔隙度表現(xiàn)與2022年一致，均為RN60B＞RN45B＞RN30B＞RN15B＞CK。

2.2 減氮配施生物炭對土壤酶活性的影響

2.2.1 減氮配施生物炭對土壤脲酶活性的影響

由圖2-A可知，與CK相比，不同生物炭處理均可提高土壤脲酶活性。2022年時，RN30B、RN45B、RN60B 處理脲酶活性較CK分別顯著提高8.33%、12.04%、6.48%。不同減氮配施生物炭處理中，RN45B處理的脲酶活性較RN15B、RN60B處理分別顯著提高8.04%、5.22%。各處理土壤脲酶活性表現(xiàn)為RN45B＞RN30B＞RN60B＞RN15B＞CK。2023年時，與CK相比，RN30B、RN45B處理脲酶活性分別顯著提高7.14%、6.35%。不同減氮配施生物炭處理中，RN30B處理脲酶活性較RN60B處理顯著提高5.47%，其他減氮配施生物炭處理間土壤脲酶活性均無顯著差異。各處理土壤脲酶活性表現(xiàn)為 RN30B＞RN45B＞RN15B＞RN60B＞CK。

2.2.2 減氮配施生物炭對土壤堿性磷酸酶活性的影響

由圖2-B可知，與CK相比，減氮配施生物炭能夠顯著提高土壤堿性磷酸酶活性。2022年時，不同減氮配施生物炭處理土壤堿性磷酸酶活性較CK顯著提高5.43%～16.28%，而不同減氮配施生物炭處理間，只有RN15B處理顯著低于其他3個處理。各處理土壤堿性磷酸酶活性表現(xiàn)為RN60B＞RN45B＞RN30B＞RN15B＞CK；2023年時，不同生物炭處理堿性磷酸酶活性較CK顯著提高7.76%～22.41%，而不同減氮配施生物炭處理中，RN30B、RN45B處理堿性磷酸酶活性顯著高于RN15B、RN60B處理。各處理土壤堿性磷酸酶活性表現(xiàn)為RN45B＞RN30B＞RN60B＞RN15B＞CK。

2.2.3 減氮配施生物炭對土壤過氧化氫酶活性的影響

由圖3-A可知，與CK相比，減氮配施生物炭能夠不同程度地提高土壤CAT活性。2022年時，RN30B、RN45B處理土壤CAT活性較CK分別顯著提高7.64%、7.01%，而不同減氮配施生物炭處理間土壤CAT活性均無顯著變化。各處理土壤CAT活性表現(xiàn)為RN30B＞RN45B＞RN60B=RN15B＞CK。2023年時，RN15B、RN30B、RN45B處理土壤CAT活性較CK分別顯著提高6.08%、8.84%、7.73%，而不同減氮配施生物炭處理中，只有RN30B處理土壤CAT活性顯著高于RN60B處理。各處理土壤過氧化氫酶活性表現(xiàn)為RN30B＞RN45B＞RN15B＞RN60B＞CK。

2.2.4 減氮配施生物炭對土壤蔗糖酶活性的影響

由圖3-B可知，與CK相比，減氮配施生物炭能夠不同程度地提高土壤蔗糖酶活性。2022年時，RN30B、RN45B、RN60B處理土壤蔗糖酶活性較CK分別顯著提高7.44%、10.48%、11.89%，而不同減氮配施生物炭處理中，RN45B、RN60B處理土壤蔗糖酶活性較RN15B處理分別顯著提高5.77%、7.13%。各處理土壤蔗糖酶活性表現(xiàn)為RN60B＞RN45B＞RN30B＞RN15B＞CK。2023年時，不同減氮配施生物炭處理土壤蔗糖酶活性較CK顯著提高5.03%～18.61%，而不同減氮配施生物炭處理中，RN30B、RN45B處理土壤蔗糖酶活性顯著高于RN15B、RN60B處理。各處理土壤蔗糖酶活性表現(xiàn)為RN45B＞RN30B＞RN60B＞RN15B＞CK。

2.3 減氮配施生物炭對土壤微生物菌群生物量的影響

由圖4可知，不同施肥處理土壤微生物菌群結構差異較大。2022年時，與CK相比，減氮配施生物炭能夠提高土壤細菌、放線菌以及總菌落的生物量，降低真菌生物量以及真菌生物量/細菌生物量。其中，RN30B、RN45B、RN60B處理土壤細菌生物量較CK分別顯著提高7.55%、14.65%、10.42%；各減氮配施生物炭處理放線菌生物量較CK顯著提高10.86%～22.62%；RN45B處理總菌落生物量較CK顯著提高5.25%；各減氮配施生物炭處理真菌生物量、真菌生物量/細菌生物量分別顯著降低 5.81%～16.46%、9.68%～27.42%。而不同減氮配施生物炭處理中，RN45B處理能夠同時顯著提高土壤細菌生物量、總菌落生物量，細菌生物量較RN15B、RN30B處理分別顯著提高9.21%、6.60%。RN30B處理能夠同時顯著提高細菌生物量和放線菌生物量，放線菌生物量較RN15B、RN60B處理分別顯著提高10.61%、9.27%；RN45B處理能最大幅度降低真菌生物量以及真菌生物量/細菌生物量，真菌生物量顯著低于RN15B、RN60B處理，真菌生物量/細菌生物量顯著低于其他減氮配施生物炭處理。

2023年時，各減氮配施生物炭處理土壤微生物群落結構變化與2022年相似。與CK相比，RN30B、RN45B、RN60B處理能夠顯著提高土壤細菌、放線菌的生物量，各減氮配施生物炭處理均可顯著降低真菌生物量以及真菌生物量/細菌生物量，不同施肥處理總菌落生物量均無顯著性變化。而不同減氮配施生物炭處理中，RN30B、RN45B、RN60B處理細菌生物量和放線菌生物量較RN15B處理分別顯著提高6.19%、10.80%、9.34%和5.85%、10.58%、6.41%，RN45B處理真菌生物量以及真菌生物量/細菌生物量顯著低于RN15B、RN30B處理。

2.4 減氮配施生物炭對花生產(chǎn)量的影響

由圖5可知，不同施肥處理對花生產(chǎn)量產(chǎn)生較大的影響。2021年時，與CK相比，RN30B、RN45B、RN60B處理花生產(chǎn)量分別顯著提高10.32%、8.50%、6.33%，RN15B處理無顯著變化。不同減氮配施生物炭處理中，RN30B、RN45B處理花生產(chǎn)量較RN15B處理分別顯著提高7.09%、5.32%，RN60B處理花生產(chǎn)量與RN15B處理無顯著差異。各處理花生產(chǎn)量表現(xiàn)為RN30B＞RN45B＞RN60B＞RN15B＞CK。2022年時，RN30B、RN45B處理花生產(chǎn)量較CK分別顯著提高5.64%、14.22%，RN15B、RN60B處理花生產(chǎn)量與CK相比均無顯著差異。不同減氮配施生物炭處理中，RN45B處理花生產(chǎn)量較其他處理顯著提高7.13%～12.70%，其他減氮配施生物炭處理間均無顯著差異。各處理花生產(chǎn)量表現(xiàn)為 RN45B＞RN30B＞RN60B＞RN15B＞CK。2023年時，與CK相比，RN30B、RN45B處理花生產(chǎn)量分別顯著提高6.13%、8.04%，RN60B處理花生產(chǎn)量較CK降低，但差異不顯著。RN60B處理花生產(chǎn)量顯著低于其他減氮配施生物炭處理。各處理花生產(chǎn)量表現(xiàn)為RN45B＞RN30B＞RN15B＞CK＞RN60B。

2.5 各指標間相關性分析

由花生產(chǎn)量與土壤容重、孔隙度以及酶活性的相關性分析結果（表1）可知，花生產(chǎn)量與土壤CAT活性、脲酶活性呈顯著正相關關系，與土壤孔隙度、蔗糖酶活性、堿性磷酸酶活性呈正相關關系，與土壤容重呈負相關關系。土壤容重與孔隙度呈極顯著負相關關系（P＜0.01），與堿性磷酸酶活性、蔗糖酶活性呈顯著負相關關系，與過氧化氫酶活性、脲酶活性呈負相關關系。土壤孔隙度與土壤脲酶活性、脲酶活性、堿性磷酸酶活性、蔗糖酶活性、CAT活性呈正相關關系，但均未達顯著水平。不同土壤酶活性間均呈顯著正相關關系。由此可見，減氮配施生物炭可通過改善土壤物理結構提高土壤酶活性，進而提高花生產(chǎn)量。

為進一步探究土壤微生物菌群結構與土壤物理性質及酶活性的相關性，利用土壤微生物菌群結構與土壤容重、孔隙度以及酶活性進行冗余分析。結果（圖6）表明，圖6-A、圖6-B能在累積變量73.04%、68.08%水平上解釋減氮配施生物炭處理土壤結構及酶活性對土壤微生物菌群結構的影響。其中，土壤細菌、放線菌以及總菌落的生物量與土壤孔隙度、脲酶活性、堿性磷酸酶活性、蔗糖酶活性、CAT活性呈正相關關系，與土壤容重呈負相關關系，土壤真菌生物量、真菌生物量/細菌生物量與之相反，其中土壤孔隙度（65.6%）和堿性磷酸酶活性（60.3%）為主要驅動因子。圖6中各處理點空間分布較散，表明各減氮配施生物炭處理重復對土壤微生物菌群結構變化產(chǎn)生的影響不同。由此可見，減氮配施生物炭在改善土壤物理結構，提高土壤酶活性的同時，對土壤微生物群落結構變化也有較大的影響。

3 討論與結論

土壤容重、孔隙度能夠反映土壤緊實狀況，有研究表明，土壤容重及孔隙度的變化能夠對作物根系水肥氣熱條件產(chǎn)生較大的影響［27］。生物炭孔隙結構豐富，具有較強的吸附能力，施入土壤中能夠促進小粒徑團聚體向大粒徑團聚體轉化，提高土壤孔隙度，降低土壤容重［28］。本研究發(fā)現(xiàn)，與單施化肥處理相比，減氮配施生物碳能夠提高土壤孔隙度，降低土壤容重，這與楊珂等的研究結果［29］較為一致。這是因為生物炭質地松散且多孔，施入土壤中能夠增加土壤孔隙度，降低土壤容重，且在一定用量范圍內(nèi)，隨著生物炭施入越多，土壤孔隙度越大，容重越小。但也有研究表明，施入生物炭會降低土壤孔隙度，這可能跟生物炭種類不同有關，某些機械強度較低的生物炭易轉化為較小顆粒，堵塞了原有的土壤空隙，從而導致土壤孔隙度降低［30］。

施肥、耕作等人為因素會對土壤酶活性變化產(chǎn)生較大影響［31］。有研究表明，生物炭較強的吸附能力不僅能夠促進酶促反應，也能夠吸附保護酶促反應結合位點抑制酶促反應，從而降低酶活性［15］。本試驗發(fā)現(xiàn)，減氮配施生物炭能夠提高土壤堿性磷酸酶、蔗糖酶、脲酶、過氧化氫酶活性。其中，在一定減氮比例和生物炭施用量范圍內(nèi)，隨著施入生物炭量增加，土壤酶活性逐漸提高，施用量超過某個閾值，酶活性會降低，這與李玥等的研究結果［32］較為一致。這可能是因為生物炭較強的吸附能力促使大粒徑大團聚體形成，使其表面擁有更多的活性位點，利于微生物的大量繁殖，加快生物炭及有機物料腐解，其足量的反應底物又進一步刺激土壤微生物分泌更多的酶，從而增強其活性［33］。氮肥減量過多時，土壤養(yǎng)分含量不足以供應植物根系吸收利用，從而造成土壤養(yǎng)分失衡，減少以養(yǎng)分為底物的酶促反映，從而降低土壤酶活性。

土壤微生物群落結構多樣性對土壤養(yǎng)分轉化以及根系養(yǎng)分吸收利用能力有較大的影響，有研究表明，土壤微生物菌群結構及功能的改變是作物減產(chǎn)、肥力下降的重要原因［34］。生物炭會影響土壤微生物代謝活性，改變其結構比例［35-36］。譚春玲等研究發(fā)現(xiàn)，生物炭利用其自身結構特性可以為微生物代謝活動提供良好的生存環(huán)境和碳源底物，進而提高微生物代謝活動［37］。侯寧等研究發(fā)現(xiàn)，施入生物碳能夠在一定程度上改良和優(yōu)化微生物環(huán)境，提高優(yōu)勢菌門的多樣性和數(shù)量［38］。本研究發(fā)現(xiàn)，氮肥減量配施生物炭能夠增加土壤總菌落、細菌、放線菌的生物量，降低真菌生物量。分析認為，施入生物炭改善了土壤物理結構，為微生物代謝活動提供了良好的生存環(huán)境以及代謝利用物質，提高了某類優(yōu)勢菌群數(shù)量，改變了菌群結構。其中，RN45B處理細菌生物量最高，這可能是因為施入的生物炭與化肥比例腐解后更適宜土壤微生物分解與利用。

本試驗結果表明，減氮配施生物炭能夠提高花生產(chǎn)量，這與施入生物炭改善土壤物理結構、提高土壤酶活性以及改變土壤微生物菌群結構密切相關，通過花生產(chǎn)量與土壤容重、孔隙度以及酶活性的相關性分析結果也證實了以上解釋。而土壤微生物菌群結構與土壤容重、孔隙度以及酶活性進行的冗余分析結果顯示，土壤細菌、放線菌以及總菌落的生物量與土壤容重、脲酶活性、堿性磷酸酶活性、蔗糖酶活性、CAT活性呈正相關關系，與土壤容重呈負相關關系，土壤孔隙度（65.6%）和堿性磷酸酶活性（60.3%）為主要驅動因子。由此表明，減氮配施生物炭在改善土壤物理結構、提高土壤酶活性的同時，對土壤微生物群落結構變化也有較大的影響。綜合土壤結構、酶活性、微生物群落結構以及花生產(chǎn)量可知，RN45B處理表現(xiàn)最優(yōu)。

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