沈仕洲，萬(wàn)辰，3，馬瑛駿，4，胡玉康，3，王風(fēng)，張克強(qiáng)*

（1.農(nóng)業(yè)農(nóng)村部環(huán)境保護(hù)科研監(jiān)測(cè)所，天津 300191；2.國(guó)家農(nóng)業(yè)環(huán)境大理觀測(cè)實(shí)驗(yàn)站，云南大理 671004；3.云南農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，昆明 650201；4.東北農(nóng)業(yè)大學(xué)資源與環(huán)境學(xué)院，哈爾濱 150030）

隨著規(guī)?；?、集約化畜禽養(yǎng)殖業(yè)的快速發(fā)展，畜禽糞便的排放量日益增加，這給農(nóng)村生態(tài)環(huán)境治理帶來(lái)了巨大壓力[1]。畜禽糞便中含有豐富的有機(jī)質(zhì)以及氮、鉀、磷等營(yíng)養(yǎng)元素，是一種優(yōu)質(zhì)的有機(jī)肥源[2-3]，無(wú)害化處理后用作農(nóng)作物肥料，不僅能提高作物產(chǎn)量和品質(zhì)[4]，還能改善土壤結(jié)構(gòu)和培肥土壤[5]，同時(shí)可減輕畜禽糞便對(duì)環(huán)境的污染[6]。氮素是限制作物生長(zhǎng)和產(chǎn)量形成的首要因素，畜禽糞便等有機(jī)物料中的氮主要以有機(jī)氮形式存在[7]，需經(jīng)過(guò)礦化作用轉(zhuǎn)化為銨態(tài)氮和硝態(tài)氮才能被植物吸收利用[8]。有機(jī)肥種類繁多，包括人糞尿、廄肥、堆肥、綠肥、餅肥、沼氣肥等，不同有機(jī)肥具有不同的性質(zhì)及組成[9]，通過(guò)影響土壤中微生物活動(dòng)，使得不同有機(jī)肥施入土壤后氮素礦化特征存在差異[10]。鄭福麗等[11]在種植生姜時(shí)，分別施入發(fā)酵雞糞、精制有機(jī)肥和生物有機(jī)肥，通過(guò)測(cè)定分析，發(fā)現(xiàn)發(fā)酵雞糞、生物有機(jī)肥和精制有機(jī)肥的氮素礦化率分別為30.48%、25.24%、27.02%；CASSITYDUFFER 等[12]采用好氣培養(yǎng)法研究了47 種有機(jī)物料的氮素礦化過(guò)程，發(fā)現(xiàn)不同種類的商業(yè)有機(jī)肥、家禽糞便和堆肥肥料的凈氮礦化率分別為25%～93%、10%～15%、1%～5%。因此施用有機(jī)肥不能簡(jiǎn)單參照化肥施用量方式，按照其全氮含量制定施用量，而應(yīng)根據(jù)相關(guān)試驗(yàn)研究來(lái)確定有機(jī)肥礦化率，科學(xué)制定有機(jī)肥的施用量。盲目施用有機(jī)肥不但不能使作物持續(xù)增產(chǎn)，還會(huì)造成氮磷養(yǎng)分在土壤中過(guò)量累積并通過(guò)淋溶和徑流等多種途徑進(jìn)入自然水體，進(jìn)而加劇水體富營(yíng)養(yǎng)化等環(huán)境污染問題[13-15]，對(duì)生態(tài)環(huán)境造成破壞。研究表明，有機(jī)肥對(duì)環(huán)境的影響主要源于硝態(tài)氮污染[16]，有機(jī)氮施入土壤后，除部分被土壤固定以及被植物吸收利用外，大部分經(jīng)硝化作用轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮[17]，這不僅會(huì)對(duì)土壤和水體環(huán)境造成潛在威脅，還會(huì)造成作物體內(nèi)硝酸鹽含量累積[18]，影響作物品質(zhì)。因此，探究有機(jī)肥施入土壤后的氮素礦化特征，對(duì)合理、高效施用有機(jī)肥有重要指導(dǎo)意義。本研究通過(guò)田間原位培養(yǎng)試驗(yàn)測(cè)定水旱輪作條件下有機(jī)肥氮素礦化量，探究4 種有機(jī)肥（雞糞、羊糞、豬糞和牛糞）氮素礦化特征，為預(yù)估有機(jī)肥供氮能力和其高效合理施用提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)地概況

試驗(yàn)地位于云南省大理市云南大理農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家野外觀測(cè)研究站內(nèi)（25°53′34″N，100°10′27″E）。試驗(yàn)地氣候?qū)儆诘湫偷牡途暥雀咴衼啛釒髂霞撅L(fēng)氣候，平均海拔1 980 m，年平均氣溫14.6 ℃，主導(dǎo)風(fēng)向?yàn)槲髂巷L(fēng)，多年平均降雨量為1 048 mm 且多集中在6—10月[19]。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

本試驗(yàn)為田間原位培養(yǎng)試驗(yàn)，共設(shè)置5 個(gè)施肥處理：不施肥處理（CK）、羊糞處理（ShM）、牛糞處理（CoM）、雞糞處理（ChM）和豬糞處理（PiM）。供試土壤采自云南大理農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)國(guó)家野外觀測(cè)研究站內(nèi)農(nóng)田耕層土壤（0～20 cm），樣品經(jīng)過(guò)風(fēng)干后過(guò)1 mm 篩備用。供試有機(jī)肥采自洱海流域典型養(yǎng)殖場(chǎng)，包括羊糞、牛糞、雞糞和豬糞，樣品經(jīng)堆肥腐熟和風(fēng)干后過(guò)1 mm篩備用。供試土壤及有機(jī)肥基本理化性質(zhì)見表1。

在PET 材質(zhì)塑料瓶（8.5 cm×6.5 cm）中裝入156 g風(fēng)干土樣，再稱取一定質(zhì)量的風(fēng)干有機(jī)肥加入土樣中充分混勻，施氮量為185 kg·hm-2，通過(guò)各有機(jī)肥氮素含量計(jì)算有機(jī)肥添加量，供試有機(jī)肥添加量見表2，最后加入200 mL 蒸餾水，在土樣表面形成約3 cm 水層以達(dá)到淹水條件，將試驗(yàn)裝置埋入試驗(yàn)區(qū)土壤表層以下5 cm 進(jìn)行培養(yǎng)。試驗(yàn)時(shí)間為2020年12月1日—2021 年10 月1 日，培養(yǎng)時(shí)長(zhǎng)依照水旱輪作時(shí)長(zhǎng)設(shè)為300 d，0～150 d 為雨季淹水培養(yǎng)，180～300 d 為旱季好氣培養(yǎng)，分別于培養(yǎng)第30、60、90、120、150、180、210、240、270、300 d進(jìn)行破壞性采樣。

1.3 測(cè)定項(xiàng)目及方法

各試驗(yàn)處理按照設(shè)定時(shí)間采集培養(yǎng)裝置中的土樣，土樣攪拌均勻后稱取20 g 于浸提瓶中，另加入100 mL 濃度為2 mol·L-1的氯化鉀浸提液，在恒溫振蕩器中振蕩1 h。振蕩完成后，將浸提瓶中水樣過(guò)濾收集，土壤銨態(tài)氮采用靛酚藍(lán)比色法測(cè)定，土壤硝態(tài)氮采用氯化鉀浸提-分光光度法測(cè)定[20]。

1.4 統(tǒng)計(jì)與分析

礦質(zhì)氮含量=銨態(tài)氮含量+硝態(tài)氮含量

氮素累積礦化量=測(cè)定礦質(zhì)氮含量-初始礦質(zhì)氮含量

凈氮礦化速率=氮素累積礦化量/培養(yǎng)時(shí)間

氮素礦化率=（有機(jī)肥處理氮素累積礦化量-對(duì)照處理氮素累積礦化量）/添加物料全氮含量×100%

利用SPSS 25.0 對(duì)數(shù)據(jù)進(jìn)行處理及顯著性差異分析，用Origin 2019b繪圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 不同有機(jī)肥處理土壤銨態(tài)氮和硝態(tài)氮的變化

由圖1 可以看出，各有機(jī)肥處理初始銨態(tài)氮含量均較低，在3.18～6.29 mg·kg-1之間。CK 處理銨態(tài)氮含量在整個(gè)試驗(yàn)周期內(nèi)呈緩慢上升趨勢(shì)，銨態(tài)氮濃度變化不顯著。在0～30 d，CoM、ChM 和PiM 處理銨態(tài)氮含量迅速上升，ShM 處理變化不顯著。在30～60 d，ShM 處理銨態(tài)氮含量迅速下降，第60 d 時(shí)僅有1.74 mg·kg-1，ChM 處理略微下降，其他施肥處理持續(xù)上升。在60～90 d，CoM、PiM處理銨態(tài)氮含量顯著下降，下降幅度分別為14.54%和28.62%，其他處理呈上升趨勢(shì)。在60～150 d，除CoM 在120～150 d 銨態(tài)氮含量下降4.08%外，其他處理均呈持續(xù)上升趨勢(shì)，其中ChM 和ShM 處理銨態(tài)氮含量顯著升高，在第150 d，ChM處理土壤銨態(tài)氮含量達(dá)到最大值，各處理土壤銨態(tài)氮含量大小為ChM＞CoM＞PiM＞ShM＞CK，分別為62.61、30.51、27.88、23.32、13.30 mg·kg-1。在150～180 d，除ChM 處理銨態(tài)氮含量下降外，其余各有機(jī)肥處理均呈上升趨勢(shì)，且均達(dá)到最大值，CoM、ShM 和PiM處理銨態(tài)氮含量分別為35.32、34.03、31.20 mg·kg-1。在180～300 d，各有機(jī)肥處理土壤銨態(tài)氮含量均呈下降趨勢(shì)，ChM 和PiM 銨態(tài)氮含量迅速下降，下降了5.69 mg·kg-1和4.52 mg·kg-1，CoM 和ShM 銨態(tài)氮含量略有下降。第300 d 各處理土壤銨態(tài)氮含量大小為ChM＞CoM＞ShM＞PiM＞CK，土壤銨態(tài)氮含量分別為55.84、33.54、33.53、26.68、15.51 mg·kg-1。

由圖2 可以看出，各有機(jī)肥處理硝態(tài)氮含量變化趨勢(shì)相似。在0～30 d，各有機(jī)肥處理的硝態(tài)氮含量迅速下降，其中ShM 處理下降最為顯著，下降了12.55 mg·kg-1，CoM、ChM 和PiM 處理則分別下降了7.33、4.80、7.82 mg·kg-1。在30～60 d，各有機(jī)肥處理硝態(tài)氮含量均升高，第60 d 時(shí)，CoM 和ChM 處理分別上升至7.10 mg·kg-1和9.15 mg·kg-1，顯著大于其他施肥處理。第60 d 后，各有機(jī)肥處理硝態(tài)氮含量均不斷下降，處理間差異不斷減小，在180～210 d，不同處理間趨于一致并保持相對(duì)穩(wěn)定。第210 d，ShM、CoM、ChM 和PiM處理硝態(tài)氮含量分別降至0.03、0.07、0.02、0.05 mg·kg-1，CK 處理與施肥處理變化趨勢(shì)相似，210 d 硝態(tài)氮含量為0.03 mg·kg-1，與施肥處理間差異較小。第210 d后，CoM和ChM處理土壤硝態(tài)氮含量出現(xiàn)回升，在第300 d時(shí)分別上升至2.88 mg·kg-1和2.14 mg·kg-1。

2.2 不同處理凈氮礦化速率的變化

由表3 可以看出，各有機(jī)肥處理凈氮礦化速率呈波動(dòng)變化。在0～30 d，ChM和CoM處理氮素礦化最劇烈，分別達(dá)到0.60 mg·kg-1·d-1和0.45 mg·kg-1·d-1，遠(yuǎn)高于其他施肥處理，ShM 處理最低，僅為-0.40 mg·kg-1·d-1，這一階段不同施肥處理間的凈氮礦化速率差異最為顯著。在30～60 d，ChM 和CoM 處理的凈氮礦化速率出現(xiàn)下降，比前30 d 分別下降了95.00%和28.89%，ShM 處理凈氮礦化速率上升，但仍為負(fù)值，PiM 處理也出現(xiàn)了上升。這一階段CoM 處理的凈氮礦化速率最高，達(dá)到0.32 mg·kg-1·d-1，ShM 處理最低，僅為-0.12 mg·kg-1·d-1。在60～90 d，ShM 處理上升至0.28 mg·kg-1·d-1，CoM 和PiM 處理迅速下降，變?yōu)樨?fù)值，分別為-0.33 mg·kg-1·d-1和-0.16 mg·kg-1·d-1，均為試驗(yàn)階段最低。在90～120 d，除ShM 下降0.20 mg·kg-1·d-1以外，其余各處理均有不同程度上升，ChM 和PiM 上升量最大，分別上升0.44 mg·kg-1·d-1和0.41 mg·kg-1·d-1。在120～150 d，ChM 和ShM 繼續(xù)呈上升趨勢(shì)，其余各處理均呈下降趨勢(shì)。在150～180 d，ChM處理的凈氮礦化速率迅速下降至-0.07 mg·kg-1·d-1，ShM 處理繼續(xù)上升，達(dá)到試驗(yàn)階段最大值，為0.34 mg·kg-1·d-1，CoM 和PiM 處理間無(wú)顯著性差異，均為0.09 mg·kg-1·d-1。在180～210 d，各有機(jī)肥處理的凈氮礦化速率均降低，ShM、CoM、ChM、PiM 處理分別為0.01、-0.02、-0.14、-0.13 mg·kg-1·d-1。在210 d 后，各處理凈氮礦化速率無(wú)顯著性變化，且均接近0?？傮w上，各處理在培養(yǎng)前期凈氮礦化速率較高，培養(yǎng)后期速率較低。

表3 不同處理凈氮礦化速率變化（mg·kg-1·d-1）Table 3 Changes in the rate of net nitrogen mineralization in different treatments（mg·kg-1·d-1）

2.3 不同處理氮素累積礦化量的變化

由圖3 可以看出，各有機(jī)肥處理的氮素累積礦化量總體上呈先上升后逐漸下降的趨勢(shì)。第30 d 時(shí)，CK 和PiM 處理氮素累積礦化量為負(fù)值，分別為-1.13 mg·kg-1和-2.58 mg·kg-1，在后續(xù)試驗(yàn)階段均為正值。在前90 d，ChM 處理變化不顯著，CoM 處理在前60 d保持上升，在第60 d 時(shí)達(dá)到最大，為23.13 mg·kg-1，后持續(xù)下降。在前120 d，ShM 處理氮素累積礦化量均為負(fù)值，在第60 d 降到最低，為-15.78 mg·kg-1。在第120 d，CoM 處理氮素累積礦化量趨于穩(wěn)定，在120～300 d，CoM 處理氮素累積礦化量變化在-14.83%～7.78%。ChM 處理在第120～150 d 呈迅速上升的趨勢(shì)，在第150 d 達(dá)到最大，為49.71 mg·kg-1，上升幅度為52.11%，后持續(xù)下降，第150 d 各有機(jī)肥處理氮素累積礦化量大小為ChM＞PiM＞CoM＞ShM，分別為49.71、14.53、13.90、4.25 mg·kg-1。在第180 d，PiM 的氮素累積礦化量達(dá)到最大，為17.34 mg·kg-1。在210 d 后，除ChM 呈下降趨勢(shì)外，其余各處理氮素累積礦化量無(wú)顯著變化，在第300 d 各有機(jī)肥處理氮素累積礦化量大小為ChM＞CoM＞ShM＞PiM，分別為32.99、17.60、13.90、12.83 mg·kg-1，CK 處理的氮素累積礦化量在培養(yǎng)期間內(nèi)保持緩慢上升，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)為5.58 mg·kg-1，顯著低于各施肥處理。

2.4 不同有機(jī)肥氮素礦化率的變化

由表4 可以看出，ChM 處理氮素礦化率在前150 d 不斷上升，第150 d 時(shí)升至最高81.78%，在210～240 d 時(shí)沒有顯著變化，后隨時(shí)間延長(zhǎng)不斷降低。CoM 處理氮素礦化率在第60 d 時(shí)達(dá)到最高12.01%，第90 d時(shí)氮素礦化率迅速下降，隨后保持穩(wěn)定。ShM 處理氮素礦化率在前120 d 為負(fù)值，第180 d 時(shí)上升至18.79%，此后隨時(shí)間延長(zhǎng)氮素礦化無(wú)顯著變化。PiM處理氮素礦化率在第30 d 和第90 d 為負(fù)值，在150～180 d 較高，為22.20%～23.77%，210 d 后無(wú)顯著變化。各有機(jī)肥氮素礦化率在培養(yǎng)前期變化較快，210 d 后變化趨勢(shì)減小。在第150 d 時(shí)，不同有機(jī)肥氮素礦化率差異顯著，ChM 和PiM 處理氮素礦化率較高；在第300 d 時(shí)，ChM 處理氮素礦化率最高，為48.66%，ShM和PiM 處理氮素礦化率無(wú)顯著差異，CoM 處理氮素礦化率最低，僅有6.31%。

表4 不同有機(jī)肥氮素礦化率變化（%）Table 4 Changes of nitrogen mineralization rate of different organic fertilizers（%）

3 討論

3.1 水旱輪作下不同有機(jī)肥處理對(duì)土壤礦質(zhì)氮的影響

在整個(gè)培養(yǎng)期間內(nèi)，培養(yǎng)裝置中的礦質(zhì)氮主要為銨態(tài)氮，而硝態(tài)氮含量很低，培養(yǎng)第30 d到培養(yǎng)結(jié)束，不同有機(jī)肥及CK處理的銨態(tài)氮含量占總礦質(zhì)氮含量的平均值為92.47%。在前150 d 淹水培養(yǎng)條件下，銨態(tài)氮含量迅速升高，而在后150 d好氣培養(yǎng)條件下，銨態(tài)氮含量變化不顯著。張玉玲等[21]通過(guò)研究水田、旱地利用方式下土壤有機(jī)氮礦化特征發(fā)現(xiàn)，淹水處理下可供礦化的有機(jī)態(tài)氮數(shù)量較少，且在淹水培養(yǎng)21 d內(nèi)，可礦化有機(jī)態(tài)氮就幾乎釋放殆盡，而旱地培養(yǎng)126 d內(nèi)，可礦化有機(jī)態(tài)氮釋放緩慢，這與本研究結(jié)果一致，說(shuō)明淹水厭氧條件能促進(jìn)有機(jī)態(tài)氮向銨態(tài)氮的轉(zhuǎn)化。張璐等[22]采用淹水密閉培養(yǎng)法研究發(fā)現(xiàn)，施用豬糞及牛糞的土壤銨態(tài)氮含量呈快速上升趨勢(shì)，且銨態(tài)氮為主要的無(wú)機(jī)氮形態(tài)。這與好氧培養(yǎng)試驗(yàn)結(jié)果不同。本研究中試驗(yàn)設(shè)置在雨季淹水條件培養(yǎng)時(shí)，培養(yǎng)裝置中氧氣含量很低，硝化作用受到限制，在前150 d，各處理硝態(tài)氮含量持續(xù)下降，未淹水土壤中氨化細(xì)菌和亞硝化細(xì)菌數(shù)量以及脲酶活性均高于淹水土壤。淹水條件下，土壤中釋放出的銨態(tài)氮只有部分轉(zhuǎn)化為硝態(tài)氮，且在厭氧條件下，硝態(tài)氮易發(fā)生反硝化作用或異化還原成銨，所以硝態(tài)氮含量較低[23]。本研究在旱季好氧條件培養(yǎng)時(shí)，在150～210 d 時(shí)硝態(tài)氮含量繼續(xù)下降，在210 d后，除雞糞和牛糞硝態(tài)氮含量出現(xiàn)回升外，其余各處理繼續(xù)下降。原因可能是雞糞和牛糞在培養(yǎng)150 d 后仍有較高的銨態(tài)氮釋放量，從而在硝化菌的作用下轉(zhuǎn)化成硝態(tài)氮。試驗(yàn)中，羊糞、牛糞及豬糞處理的銨態(tài)氮含量在培養(yǎng)前90 d 變化最大，隨著時(shí)間延長(zhǎng)，變化趨勢(shì)逐漸減小并趨于穩(wěn)定，這與沈其榮等[24]的研究結(jié)果相似，本試驗(yàn)中羊糞處理的銨態(tài)氮含量在培養(yǎng)前期出現(xiàn)驟降，這和羊糞C/N 較高有關(guān)。

3.2 水旱輪作下不同有機(jī)肥氮素礦化量

本研究表明，淹水條件下施用不同有機(jī)物料均顯著提高了土壤中礦質(zhì)氮含量。經(jīng)300 d 培養(yǎng)，不同有機(jī)肥處理的氮素累積礦化量為12.83～32.99 mg·kg-1，雞糞、牛糞、羊糞和豬糞的氮素礦化率分別為48.66%、6.31%、17.93%和14.77%，其中雞糞的氮素礦化率和氮素累積礦化量顯著高于其他有機(jī)物料。多個(gè)研究中均發(fā)現(xiàn)雞糞的氮素礦化效果顯著高于其他有機(jī)物料[25-26]，這與雞糞的C/N 較低有關(guān)。李濤等[27]發(fā)現(xiàn)在秸稈還田條件下，通過(guò)施加無(wú)機(jī)氮肥調(diào)節(jié)成低C/N 時(shí)，土壤無(wú)機(jī)氮含量較高，王利利等[28]的研究指出C/N 過(guò)高或者過(guò)低，土壤氮素活性均較低，不利于氮素礦化。本研究中供試羊糞、牛糞和豬糞的氮素礦化率與其他研究相比偏低，這可能是培養(yǎng)條件所致，淹水條件降低了土壤孔隙及氧氣含量，從而使微生物活性和數(shù)量以及酶活性受到限制[29]。馬芬等[30]的研究表明，在土壤含水量為70%田間持水量時(shí)，土壤氮素礦化速率顯著高于40%田間持水量及飽和110%田間持水量處理。

3.2 水旱輪作下不同有機(jī)肥氮素礦化特征

從不同有機(jī)物料處理的凈氮礦化速率變化趨勢(shì)來(lái)看，培養(yǎng)前150 d，各有機(jī)物料處理的凈氮礦化速率較快，雞糞和牛糞處理的凈氮礦化速率在0～30 d 最快，羊糞和豬糞處理分別在150～180 d 和90～120 d 最快。隨培養(yǎng)時(shí)間延長(zhǎng)，不同有機(jī)物料處理的凈氮礦化速率均不斷下降并逐漸穩(wěn)定，且各處理間差異逐漸減小。AZEEZ等[31]在對(duì)家禽糞、山羊糞和牛糞的研究中發(fā)現(xiàn)，有機(jī)物料的氮釋放分為3 個(gè)階段：初始快速釋放、中期恒定釋放、后期下降。本研究中5 種有機(jī)物料的氮素礦化可大致分為2 個(gè)階段，即快速礦化階段和恒定礦化階段，沒有下降階段。有機(jī)肥處理的氮素礦化出現(xiàn)這一變化的原因是前期各處理土壤中營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)充足，微生物大量繁殖，極大地促進(jìn)了氮素礦化作用，隨著營(yíng)養(yǎng)物質(zhì)的不斷消耗，微生物活性降低以及生成腐殖質(zhì)，氮素礦化受到抑制[32]。通過(guò)有機(jī)物料的凈氮礦化速率變化可以看出，培養(yǎng)結(jié)束時(shí)不同處理間氮素礦化量和礦化率的差異，主要來(lái)源于前期淹水培養(yǎng)。各有機(jī)物料處理土壤銨態(tài)氮含量在前60 d 或前180 d 呈不斷上升趨勢(shì)，隨后不斷下降，第180 d 后相對(duì)穩(wěn)定，整個(gè)培養(yǎng)期間雨季以及旱季初期土壤銨態(tài)氮含量較高，特別在培養(yǎng)前60 d。雞糞處理在0～150 d 時(shí)，礦質(zhì)氮含量快速上升，在各個(gè)時(shí)期含量均高，可滿足作物不同時(shí)期的氮素需求，但較高的氮素礦化率也會(huì)造成養(yǎng)分流失以及作物貪青晚熟等風(fēng)險(xiǎn)[33]。豬糞處理的土壤礦質(zhì)氮含量在30～60 d 上升明顯，但礦質(zhì)氮含量較低，難以滿足作物不同時(shí)期的氮素需求。牛糞處理的礦質(zhì)氮含量在前60 d上升迅速，而后各時(shí)期氮素礦化率較為平穩(wěn)，可滿足作物養(yǎng)分。而羊糞處理前120 d 氮素累積礦化量均為負(fù)值，在培養(yǎng)前期礦質(zhì)氮含量較低，無(wú)法滿足作物苗期旺盛的養(yǎng)分需求。

4 結(jié)論

（1）雨季淹水條件可促進(jìn)有機(jī)肥礦化作用，但卻抑制了硝化作用，旱季好氣條件下有機(jī)肥礦化速率平穩(wěn)，無(wú)明顯上升或下降現(xiàn)象。

（2）各有機(jī)肥處理的凈氮礦化速率在雨季培養(yǎng)期較高，集中在前30 d，且不同處理間差異顯著，其中雞糞和牛糞處理顯著高于羊糞和豬糞處理，旱季培養(yǎng)期各處理的凈氮礦化速率較低且穩(wěn)定，不同處理間差異較小。

（3）總體來(lái)看，水旱輪作條件下4種畜禽有機(jī)肥的氮素礦化效果表現(xiàn)為雞糞＞牛糞＞羊糞＞豬糞，氮素累積礦化量分別為32.99、17.60、13.90、12.83 mg·kg-1。