随着规模化、集约化畜禽养殖业的快速发展，畜禽粪便的排放量日益增加，这给农村生态环境治理带来了巨大压力^[1]。畜禽粪便中含有丰富的有机质以及氮、钾、磷等营养元素，是一种优质的有机肥源^[2-3]，无害化处理后用作农作物肥料，不仅能提高作物产量和品质^[4]，还能改善土壤结构和培肥土壤^[5]，同时可减轻畜禽粪便对环境的污染^[6]。氮素是限制作物生长和产量形成的首要因素，畜禽粪便等有机物料中的氮主要以有机氮形式存在^[7]，需经过矿化作用转化为铵态氮和硝态氮才能被植物吸收利用^[8]。有机肥种类繁多，包括人粪尿、厩肥、堆肥、绿肥、饼肥、沼气肥等，不同有机肥具有不同的性质及组成^[9]，通过影响土壤中微生物活动，使得不同有机肥施入土壤后氮素矿化特征存在差异^[10]。郑福丽等^[11]在种植生姜时，分别施入发酵鸡粪、精制有机肥和生物有机肥，通过测定分析，发现发酵鸡粪、生物有机肥和精制有机肥的氮素矿化率分别为30.48%、25.24%、27.02%；CASSITY- DUFFER等^[12]采用好气培养法研究了47种有机物料的氮素矿化过程，发现不同种类的商业有机肥、家禽粪便和堆肥肥料的净氮矿化率分别为25%~93%、10%~15%、1%~5%。因此施用有机肥不能简单参照化肥施用量方式，按照其全氮含量制定施用量，而应根据相关试验研究来确定有机肥矿化率，科学制定有机肥的施用量。盲目施用有机肥不但不能使作物持续增产，还会造成氮磷养分在土壤中过量累积并通过淋溶和径流等多种途径进入自然水体，进而加剧水体富营养化等环境污染问题^[13-15]，对生态环境造成破坏。研究表明，有机肥对环境的影响主要源于硝态氮污染^[16]，有机氮施入土壤后，除部分被土壤固定以及被植物吸收利用外，大部分经硝化作用转化为硝态氮^[17]，这不仅会对土壤和水体环境造成潜在威胁，还会造成作物体内硝酸盐含量累积^[18]，影响作物品质。因此，探究有机肥施入土壤后的氮素矿化特征，对合理、高效施用有机肥有重要指导意义。本研究通过田间原位培养试验测定水旱轮作条件下有机肥氮素矿化量，探究4种有机肥（鸡粪、羊粪、猪粪和牛粪）氮素矿化特征，为预估有机肥供氮能力和其高效合理施用提供科学依据。

试验地位于云南省大理市云南大理农田生态系统国家野外观测研究站内（25°53′34″N，100°10′27″ E）。试验地气候属于典型的低纬度高原中亚热带西南季风气候，平均海拔1980m，年平均气温14.6℃，主导风向为西南风，多年平均降雨量为1048mm且多集中在6—10月^[19]。

本试验为田间原位培养试验，共设置5个施肥处理：不施肥处理（CK）、羊粪处理（ShM）、牛粪处理（CoM）、鸡粪处理（ChM）和猪粪处理（PiM）。供试土壤采自云南大理农田生态系统国家野外观测研究站内农田耕层土壤（0~20cm），样品经过风干后过1mm筛备用。供试有机肥采自洱海流域典型养殖场，包括羊粪、牛粪、鸡粪和猪粪，样品经堆肥腐熟和风干后过1 mm筛备用。供试土壤及有机肥基本理化性质见表 1。

表 1 Table 1

表 1 供试土壤及有机肥的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of tested soil and organic fertilizer

表 1 供试土壤及有机肥的基本理化性质 Table 1 Basic physical and chemical properties of tested soil and organic fertilizer

在PET材质塑料瓶（8.5cm×6.5cm）中装入156g风干土样，再称取一定质量的风干有机肥加入土样中充分混匀，施氮量为185kg·hm^-2，通过各有机肥氮素含量计算有机肥添加量，供试有机肥添加量见表 2，最后加入200mL蒸馏水，在土样表面形成约3cm水层以达到淹水条件，将试验装置埋入试验区土壤表层以下5cm进行培养。试验时间为2020年12月1日— 2021年10月1日，培养时长依照水旱轮作时长设为300d，0~150d为雨季淹水培养，180~300d为旱季好气培养，分别于培养第30、60、90、120、150、180、210、240、270、300d进行破坏性采样。

表 2 Table 2

表 2 供试有机肥添加量 Table 2 Tested amount of organic fertilizer

表 2 供试有机肥添加量 Table 2 Tested amount of organic fertilizer

各试验处理按照设定时间采集培养装置中的土样，土样搅拌均匀后称取20g于浸提瓶中，另加入100mL浓度为2mol·L^-1的氯化钾浸提液，在恒温振荡器中振荡1h。振荡完成后，将浸提瓶中水样过滤收集，土壤铵态氮采用靛酚蓝比色法测定，土壤硝态氮采用氯化钾浸提-分光光度法测定^[20]。

矿质氮含量=铵态氮含量+硝态氮含量

氮素累积矿化量=测定矿质氮含量-初始矿质氮含量

净氮矿化速率=氮素累积矿化量/培养时间

氮素矿化率=（有机肥处理氮素累积矿化量-对照处理氮素累积矿化量）/添加物料全氮含量×100%

利用SPSS25.0对数据进行处理及显著性差异分析，用Origin2019b绘图。

由图 1可以看出，各有机肥处理初始铵态氮含量均较低，在3.18~6.29mg·kg^-1之间。CK处理铵态氮含量在整个试验周期内呈缓慢上升趋势，铵态氮浓度变化不显著。在0~30d，CoM、ChM和PiM处理铵态氮含量迅速上升，ShM处理变化不显著。在30~60d，ShM处理铵态氮含量迅速下降，第60d时仅有1.74 mg·kg^-1，ChM处理略微下降，其他施肥处理持续上升。在60~90d，CoM、PiM处理铵态氮含量显著下降，下降幅度分别为14.54%和28.62%，其他处理呈上升趋势。在60~150d，除CoM在120~150d铵态氮含量下降4.08%外，其他处理均呈持续上升趋势，其中ChM和ShM处理铵态氮含量显著升高，在第150d，ChM处理土壤铵态氮含量达到最大值，各处理土壤铵态氮含量大小为ChM>CoM>PiM>ShM>CK，分别为62.61、30.51、27.88、23.32、13.30mg·kg^-1。在150~180 d，除ChM处理铵态氮含量下降外，其余各有机肥处理均呈上升趋势，且均达到最大值，CoM、ShM和PiM处理铵态氮含量分别为35.32、34.03、31.20mg·kg^-1。在180~300d，各有机肥处理土壤铵态氮含量均呈下降趋势，ChM和PiM铵态氮含量迅速下降，下降了5.69mg·kg^-1和4.52mg·kg^-1，CoM和ShM铵态氮含量略有下降。第300d各处理土壤铵态氮含量大小为ChM>CoM>ShM>PiM>CK，土壤铵态氮含量分别为55.84、33.54、33.53、26.68、15.51mg·kg^-1。

图 1 不同处理土壤铵态氮含量变化 Figure 1 Changes of soil ammonium nitrogen content in different treatments

由图 2可以看出，各有机肥处理硝态氮含量变化趋势相似。在0~30d，各有机肥处理的硝态氮含量迅速下降，其中ShM处理下降最为显著，下降了12.55 mg·kg^-1，CoM、ChM和PiM处理则分别下降了7.33、4.80、7.82mg·kg^-1。在30~60d，各有机肥处理硝态氮含量均升高，第60d时，CoM和ChM处理分别上升至7.10mg·kg^-1和9.15mg·kg^-1，显著大于其他施肥处理。第60d后，各有机肥处理硝态氮含量均不断下降，处理间差异不断减小，在180~210d，不同处理间趋于一致并保持相对稳定。第210d，ShM、CoM、ChM和PiM处理硝态氮含量分别降至0.03、0.07、0.02、0.05mg· kg^-1，CK处理与施肥处理变化趋势相似，210d硝态氮含量为0.03mg·kg^-1，与施肥处理间差异较小。第210 d后，CoM和ChM处理土壤硝态氮含量出现回升，在第300d时分别上升至2.88mg·kg^-1和2.14mg·kg^-1。

图 2 不同处理土壤硝态氮含量变化 Figure 2 Changes of soil nitrate nitrogen content in different treatments

由表 3可以看出，各有机肥处理净氮矿化速率呈波动变化。在0~30d，ChM和CoM处理氮素矿化最剧烈，分别达到0.60mg·kg^-1·d^-1和0.45mg·kg^-1·d^-1，远高于其他施肥处理，ShM处理最低，仅为-0.40mg· kg-1·d^-1，这一阶段不同施肥处理间的净氮矿化速率差异最为显著。在30~60d，ChM和CoM处理的净氮矿化速率出现下降，比前30d分别下降了95.00%和28.89%，ShM处理净氮矿化速率上升，但仍为负值，PiM处理也出现了上升。这一阶段CoM处理的净氮矿化速率最高，达到0.32mg·kg^-1·d^-1，ShM处理最低，仅为-0.12mg·kg^-1·d^-1。在60~90d，ShM处理上升至0.28mg·kg^-1·d^-1，CoM和PiM处理迅速下降，变为负值，分别为-0.33mg·kg^-1·d^-1和-0.16mg·kg^-1·d^-1，均为试验阶段最低。在90~120d，除ShM下降0.20mg· kg-1·d^-1以外，其余各处理均有不同程度上升，ChM和PiM上升量最大，分别上升0.44mg·kg^-1·d^-1和0.41 mg·kg^-1·d^-1。在120~150d，ChM和ShM继续呈上升趋势，其余各处理均呈下降趋势。在150~180d，ChM处理的净氮矿化速率迅速下降至-0.07mg·kg^-1·d^-1，ShM处理继续上升，达到试验阶段最大值，为0.34 mg·kg^-1·d^-1，CoM和PiM处理间无显著性差异，均为0.09mg·kg^-1·d^-1。在180~210d，各有机肥处理的净氮矿化速率均降低，ShM、CoM、ChM、PiM处理分别为0.01、-0.02、-0.14、-0.13mg·kg^-1·d^-1。在210d后，各处理净氮矿化速率无显著性变化，且均接近0。总体上，各处理在培养前期净氮矿化速率较高，培养后期速率较低。

表 3 Table 3

表 3 不同处理净氮矿化速率变化（mg·kg-1·d-1） Table 3 Changes in the rate of net nitrogen mineralization in different treatments(mg·kg-1·d-1)

表 3 不同处理净氮矿化速率变化（mg·kg-1·d-1） Table 3 Changes in the rate of net nitrogen mineralization in different treatments(mg·kg-1·d-1)

由图 3可以看出，各有机肥处理的氮素累积矿化量总体上呈先上升后逐渐下降的趋势。第30d时，CK和PiM处理氮素累积矿化量为负值，分别为-1.13 mg·kg^-1和-2.58mg·kg^-1，在后续试验阶段均为正值。在前90d，ChM处理变化不显著，CoM处理在前60d保持上升，在第60d时达到最大，为23.13mg·kg^-1，后持续下降。在前120d，ShM处理氮素累积矿化量均为负值，在第60d降到最低，为-15.78mg·kg^-1。在第120d，CoM处理氮素累积矿化量趋于稳定，在120~ 300d，CoM处理氮素累积矿化量变化在-14.83%~ 7.78%。ChM处理在第120~150d呈迅速上升的趋势，在第150d达到最大，为49.71mg·kg^-1，上升幅度为52.11%，后持续下降，第150d各有机肥处理氮素累积矿化量大小为ChM>PiM>CoM>ShM，分别为49.71、14.53、13.90、4.25mg·kg^-1。在第180d，PiM的氮素累积矿化量达到最大，为17.34mg·kg^-1。在210 d后，除ChM呈下降趋势外，其余各处理氮素累积矿化量无显著变化，在第300d各有机肥处理氮素累积矿化量大小为ChM>CoM>ShM>PiM，分别为32.99、17.60、13.90、12.83mg·kg^-1，CK处理的氮素累积矿化量在培养期间内保持缓慢上升，培养结束时为5.58 mg·kg^-1，显著低于各施肥处理。

图 3 不同处理氮素累积矿化量变化 Figure 3 Changes in cumulative nitrogen mineralization in different treatments

由表 4可以看出，ChM处理氮素矿化率在前150 d不断上升，第150d时升至最高81.78%，在210~240 d时没有显著变化，后随时间延长不断降低。CoM处理氮素矿化率在第60d时达到最高12.01%，第90d时氮素矿化率迅速下降，随后保持稳定。ShM处理氮素矿化率在前120d为负值，第180d时上升至18.79%，此后随时间延长氮素矿化无显著变化。PiM处理氮素矿化率在第30d和第90d为负值，在150~ 180d较高，为22.20%~23.77%，210d后无显著变化。各有机肥氮素矿化率在培养前期变化较快，210d后变化趋势减小。在第150d时，不同有机肥氮素矿化率差异显著，ChM和PiM处理氮素矿化率较高；在第300d时，ChM处理氮素矿化率最高，为48.66%，ShM和PiM处理氮素矿化率无显著差异，CoM处理氮素矿化率最低，仅有6.31%。

表 4 Table 4

表 4 不同有机肥氮素矿化率变化（%） Table 4 Changes of nitrogen mineralization rate of different organic fertilizers(%)

表 4 不同有机肥氮素矿化率变化（%） Table 4 Changes of nitrogen mineralization rate of different organic fertilizers(%)

在整个培养期间内，培养装置中的矿质氮主要为铵态氮，而硝态氮含量很低，培养第30d到培养结束，不同有机肥及CK处理的铵态氮含量占总矿质氮含量的平均值为92.47%。在前150d淹水培养条件下，铵态氮含量迅速升高，而在后150d好气培养条件下，铵态氮含量变化不显著。张玉玲等^[21]通过研究水田、旱地利用方式下土壤有机氮矿化特征发现，淹水处理下可供矿化的有机态氮数量较少，且在淹水培养21d内，可矿化有机态氮就几乎释放殆尽，而旱地培养126d内，可矿化有机态氮释放缓慢，这与本研究结果一致，说明淹水厌氧条件能促进有机态氮向铵态氮的转化。张璐等^[22]采用淹水密闭培养法研究发现，施用猪粪及牛粪的土壤铵态氮含量呈快速上升趋势，且铵态氮为主要的无机氮形态。这与好氧培养试验结果不同。本研究中试验设置在雨季淹水条件培养时，培养装置中氧气含量很低，硝化作用受到限制，在前150d，各处理硝态氮含量持续下降，未淹水土壤中氨化细菌和亚硝化细菌数量以及脲酶活性均高于淹水土壤。淹水条件下，土壤中释放出的铵态氮只有部分转化为硝态氮，且在厌氧条件下，硝态氮易发生反硝化作用或异化还原成铵，所以硝态氮含量较低^[23]。本研究在旱季好氧条件培养时，在150~210d时硝态氮含量继续下降，在210d后，除鸡粪和牛粪硝态氮含量出现回升外，其余各处理继续下降。原因可能是鸡粪和牛粪在培养150d后仍有较高的铵态氮释放量，从而在硝化菌的作用下转化成硝态氮。试验中，羊粪、牛粪及猪粪处理的铵态氮含量在培养前90d变化最大，随着时间延长，变化趋势逐渐减小并趋于稳定，这与沈其荣等^[24]的研究结果相似，本试验中羊粪处理的铵态氮含量在培养前期出现骤降，这和羊粪C/N较高有关。

本研究表明，淹水条件下施用不同有机物料均显著提高了土壤中矿质氮含量。经300d培养，不同有机肥处理的氮素累积矿化量为12.83~32.99mg·kg^-1，鸡粪、牛粪、羊粪和猪粪的氮素矿化率分别为48.66%、6.31%、17.93%和14.77%，其中鸡粪的氮素矿化率和氮素累积矿化量显著高于其他有机物料。多个研究中均发现鸡粪的氮素矿化效果显著高于其他有机物料^[25-26]，这与鸡粪的C/N较低有关。李涛等^[27]发现在秸秆还田条件下，通过施加无机氮肥调节成低C/N时，土壤无机氮含量较高，王利利等^[28]的研究指出C/N过高或者过低，土壤氮素活性均较低，不利于氮素矿化。本研究中供试羊粪、牛粪和猪粪的氮素矿化率与其他研究相比偏低，这可能是培养条件所致，淹水条件降低了土壤孔隙及氧气含量，从而使微生物活性和数量以及酶活性受到限制^[29]。马芬等^[30]的研究表明，在土壤含水量为70%田间持水量时，土壤氮素矿化速率显著高于40%田间持水量及饱和110%田间持水量处理。

从不同有机物料处理的净氮矿化速率变化趋势来看，培养前150d，各有机物料处理的净氮矿化速率较快，鸡粪和牛粪处理的净氮矿化速率在0~30d最快，羊粪和猪粪处理分别在150~180d和90~120d最快。随培养时间延长，不同有机物料处理的净氮矿化速率均不断下降并逐渐稳定，且各处理间差异逐渐减小。AZEEZ等^[31]在对家禽粪、山羊粪和牛粪的研究中发现，有机物料的氮释放分为3个阶段：初始快速释放、中期恒定释放、后期下降。本研究中5种有机物料的氮素矿化可大致分为2个阶段，即快速矿化阶段和恒定矿化阶段，没有下降阶段。有机肥处理的氮素矿化出现这一变化的原因是前期各处理土壤中营养物质充足，微生物大量繁殖，极大地促进了氮素矿化作用，随着营养物质的不断消耗，微生物活性降低以及生成腐殖质，氮素矿化受到抑制^[32]。通过有机物料的净氮矿化速率变化可以看出，培养结束时不同处理间氮素矿化量和矿化率的差异，主要来源于前期淹水培养。各有机物料处理土壤铵态氮含量在前60d或前180d呈不断上升趋势，随后不断下降，第180d后相对稳定，整个培养期间雨季以及旱季初期土壤铵态氮含量较高，特别在培养前60d。鸡粪处理在0~150 d时，矿质氮含量快速上升，在各个时期含量均高，可满足作物不同时期的氮素需求，但较高的氮素矿化率也会造成养分流失以及作物贪青晚熟等风险^[33]。猪粪处理的土壤矿质氮含量在30~60d上升明显，但矿质氮含量较低，难以满足作物不同时期的氮素需求。牛粪处理的矿质氮含量在前60d上升迅速，而后各时期氮素矿化率较为平稳，可满足作物养分。而羊粪处理前120d氮素累积矿化量均为负值，在培养前期矿质氮含量较低，无法满足作物苗期旺盛的养分需求。

（1）雨季淹水条件可促进有机肥矿化作用，但却抑制了硝化作用，旱季好气条件下有机肥矿化速率平稳，无明显上升或下降现象。

（2）各有机肥处理的净氮矿化速率在雨季培养期较高，集中在前30d，且不同处理间差异显著，其中鸡粪和牛粪处理显著高于羊粪和猪粪处理，旱季培养期各处理的净氮矿化速率较低且稳定，不同处理间差异较小。

（3）总体来看，水旱轮作条件下4种畜禽有机肥的氮素矿化效果表现为鸡粪>牛粪>羊粪>猪粪，氮素累积矿化量分别为32.99、17.60、13.90、12.83mg·kg^-1。