李玲玲，李書田

(農(nóng)業(yè)部植物營養(yǎng)與肥料重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，中國農(nóng)業(yè)科學(xué)院農(nóng)業(yè)資源與農(nóng)業(yè)區(qū)劃研究所，北京100081)

化肥減施并合理配施有機(jī)肥可確保糧食安全與環(huán)境友好，被認(rèn)為是創(chuàng)造集約與可持續(xù)農(nóng)業(yè)雙贏局面的一個重要因素［1］。由于有機(jī)肥養(yǎng)分完全，且肥效較長，含有微生物、酶等，因此可促進(jìn)根際營養(yǎng)，保水、保肥，調(diào)節(jié)土壤理化性狀，提高土壤緩沖能力［2-3］，提高農(nóng)產(chǎn)品品質(zhì)［4］。適量施用還可增加土壤固碳，減少溫室氣體CO2排放［5］。近年來，隨著種植業(yè)和養(yǎng)殖業(yè)的發(fā)展，農(nóng)作物秸稈和畜禽糞便的數(shù)量增加，據(jù)估算，當(dāng)前全國有機(jī)肥資源量約為49.5億噸，可提供氮、磷、鉀(N+P2O5+K2O)養(yǎng)分約7400萬噸［6］，然而，由于技術(shù)和政策措施等方面的原因，有機(jī)肥有效返還農(nóng)田的比例仍然不高，加劇了環(huán)境風(fēng)險［7-8］。因此，在不超出耕地有機(jī)肥承載量的條件下，施用有機(jī)肥仍是化肥減施、培肥地力、減少面源污染的主要途徑之一。

有機(jī)肥中的氮大部分為有機(jī)氮，而有機(jī)氮必須礦化為無機(jī)氮后才能被作物吸收利用，因此，了解有機(jī)肥施入土壤后氮素礦化及影響因素，對高效、合理施用有機(jī)肥具有重要指導(dǎo)意義。國內(nèi)外研究者采用不同的方法對有機(jī)肥氮素礦化進(jìn)行了大量研究，取得一定進(jìn)展，對指導(dǎo)有機(jī)肥的合理施用、提高有機(jī)肥氮素利用率起到了重要作用。為此，本文對現(xiàn)有的研究進(jìn)行綜合和分析，針對存在的問題，提出今后研究建議。

1 有機(jī)肥氮素礦化的研究方法

研究有機(jī)肥中有機(jī)氮礦化的方法很多，歸結(jié)起來主要有室內(nèi)培養(yǎng)法和田間原位培養(yǎng)法兩種。

1.1 室內(nèi)培養(yǎng)法

室內(nèi)培養(yǎng)法是在適宜的溫度、水分條件下研究有機(jī)肥氮素礦化，分為好氣培養(yǎng)法和原狀土柱培養(yǎng)法。好氣培養(yǎng)法又分為非淋洗通氣培養(yǎng)法［9-12］和間歇淋洗通氣培養(yǎng)法［9，13］。非淋洗通氣培養(yǎng)法即將有機(jī)肥與土壤充分混勻培養(yǎng)，定期取樣測定礦質(zhì)氮含量，培養(yǎng)一段時間后有機(jī)肥氮素礦化量為施用有機(jī)肥處理培養(yǎng)前后礦質(zhì)氮含量與不施有機(jī)肥對照培養(yǎng)前后礦質(zhì)氮含量的差值。間歇淋洗通氣培養(yǎng)法是將有機(jī)肥與摻有一定量石英或蛭石的土壤混勻一起培養(yǎng)，并用加壓抽氣控制含水量，采用0.01 mol/L CaCl2間歇淋洗礦化的無機(jī)氮。間歇淋洗通氣培養(yǎng)法排除了培養(yǎng)體系中礦化氮累積對后續(xù)氮素礦化的影響，可連續(xù)培養(yǎng)測定，適用于大批樣品的快速培養(yǎng)測定，使用較為廣泛，但其缺點(diǎn)是土壤結(jié)構(gòu)被破壞，通氣較好，可能過高估計有機(jī)氮的礦化潛力。而原狀土柱培養(yǎng)法與非淋洗通氣培養(yǎng)法類似，雖然不破壞土壤結(jié)構(gòu)，但由于礦質(zhì)氮不像間歇淋洗法那樣定期移出，積累的礦質(zhì)氮影響之后有機(jī)氮的礦化，可能低估有機(jī)氮的礦化潛力。

1.2 田間原位培養(yǎng)法

田間原位培養(yǎng)法在田間條件下進(jìn)行，主要有聚乙烯袋培養(yǎng)法［11-12，14-15］、頂蓋埋管培養(yǎng)法［15-16］、離子交換樹脂法［17-18］等。

聚乙烯袋培養(yǎng)法最簡便、成本最低，對試驗(yàn)點(diǎn)位的溫度波動反應(yīng)靈敏，也是目前田間試驗(yàn)條件下研究有機(jī)肥氮素礦化使用最早、且最廣泛的一種研究方法。具體做法是:先用環(huán)刀或土鉆采集土樣，一部分用來分析采樣點(diǎn)土壤礦質(zhì)氮含量，另一部分放入聚乙烯袋，與一定的有機(jī)肥混合均勻，埋入取土點(diǎn)進(jìn)行原位培養(yǎng)，聚乙烯袋敞口露出地面，培養(yǎng)一段時間后，取出培養(yǎng)袋，測定其中的礦質(zhì)氮含量變化，計算有機(jī)肥氮素的礦化量。這種培養(yǎng)法的缺陷在于:聚乙烯袋不透水，使得袋內(nèi)水分含量不能真實(shí)地反應(yīng)田間試驗(yàn)條件下的水分狀況。而且，培養(yǎng)前采樣時破壞了土壤結(jié)構(gòu)，培養(yǎng)過程中土壤動物或植物根系可能對培養(yǎng)袋造成的物理性破壞，將導(dǎo)致礦化出氮通過質(zhì)流和擴(kuò)散作用轉(zhuǎn)移到培養(yǎng)袋外的土壤［14］。此外，有研究表明，聚乙烯袋內(nèi)大量的礦質(zhì)氮素累積也將影響有機(jī)肥氮素的進(jìn)一步轉(zhuǎn)化，如影響硝化反硝化作用［19-20］。

頂蓋埋管培養(yǎng)法是用PVC管或金屬管培養(yǎng)，克服了聚乙烯袋不透水且易被損壞的缺陷。培養(yǎng)過程中保持頂部封口、底部開放、管側(cè)壁穿孔，以獲得與外部土壤環(huán)境相似的通氣狀況和土壤濕度，還可防止土壤和有機(jī)肥被雨水直接淋洗［16］。但有研究者提出，頂蓋埋管培養(yǎng)法中，管內(nèi)礦化氮可能通過通氣孔和開放的培養(yǎng)管底部發(fā)生擴(kuò)散或質(zhì)流，轉(zhuǎn)移至管外土壤［20］，此外，進(jìn)入培養(yǎng)管內(nèi)或在培養(yǎng)管周圍生長的作物根系可能會吸收利用培養(yǎng)微環(huán)境內(nèi)的礦化氮。

鑒于聚乙烯袋培養(yǎng)法和頂蓋埋管培養(yǎng)法的這些缺點(diǎn)，研究者提出用更精密的離子交換樹脂芯法來研究有機(jī)肥氮素礦化，包括離子交換樹脂袋法［17］和離子交換樹脂膜法［18］。具體操作步驟為:采用PVC管直接插入土壤，取管內(nèi)表層0—5 cm的土壤與應(yīng)施有機(jī)肥混勻重新裝入管內(nèi)，PVC管上下兩端用離子交換樹脂袋或離子交換樹脂膜封口，形成一個“三明治夾心”結(jié)構(gòu)，在不破壞土壤原狀的條件下進(jìn)行培養(yǎng)。與聚乙烯袋培養(yǎng)法和頂蓋埋管培養(yǎng)法相比，此法費(fèi)時、費(fèi)力，須做預(yù)試驗(yàn)充分考慮離子競爭和樹脂吸附飽和點(diǎn)，以確保有機(jī)肥和土壤培養(yǎng)過程中礦化出的氮能完全被離子交換樹脂所吸附。但這種培養(yǎng)方法不僅對試驗(yàn)點(diǎn)位微區(qū)土壤溫度、濕度、通氣狀況反應(yīng)靈敏，而且可以消除礦質(zhì)氮累積對有機(jī)氮轉(zhuǎn)化過程的影響，還可提供基于一定質(zhì)量或體積的土壤-有機(jī)肥的氮素轉(zhuǎn)化［21］。

2 影響有機(jī)肥氮素礦化的因素

有機(jī)肥施入土壤后，通過一系列物理、化學(xué)和生物學(xué)過程完成有機(jī)氮素礦化。因此，凡是影響土壤物理、化學(xué)和生物學(xué)的因素必然影響有機(jī)氮的礦化過程和礦化速率，這些因素除有機(jī)肥本身特性外，還包括溫度、水分、土壤理化性質(zhì)如土壤質(zhì)地等。

2.1 有機(jī)肥本身特性

不同有機(jī)肥的特性不同，這決定了其施入土壤后的礦化行為，同時也決定了其通過礦化可轉(zhuǎn)化為植物有效性氮的數(shù)量。王正銀［22］研究表明，雞糞的礦化速率較快，但整個礦化過程較短暫;豬糞則具有持續(xù)性和衡穩(wěn)性，施用豬糞的處理累積礦化氮呈緩慢增加趨勢;牛糞礦化氮累積總量最低，且礦化過程由慢到快，呈低速遞增趨勢。這一點(diǎn)與其他研究一致，如Eghball等［23］指出，豬糞和雞糞有機(jī)氮的礦化率大約可達(dá)到55%，牛糞的礦化率大約為30%。趙明等［24］通過室內(nèi)培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)研究表明，雞糞、豬糞、牛糞的堿解氮釋放量在培養(yǎng)120 d時分別為施入氮總量的 39.9%、35.3% 和 20.6%。Cordovil等［25］采用室內(nèi)培養(yǎng)法估算活性氮時認(rèn)為，用有機(jī)肥可礦化氮與全氮含量之比來表示有機(jī)肥的活性氮百分?jǐn)?shù)(ANF，Active N Fraction)，則雞糞的活性氮百分?jǐn)?shù)相對最高，約為37%，豬糞的活性氮百分?jǐn)?shù)略大于豬糞堆肥，但均介于25% ～33%之間。即使是同種畜禽糞便，腐熟與否以及腐熟程度也影響有機(jī)氮的礦化，腐熟處理可降低畜禽糞便有機(jī)肥氮素礦化量，且腐熟程度越充分，降低幅度越大［26-27］。Hadas和Portnoy研究表明，堆肥后氮素有效性相對降低，牛糞堆肥在培養(yǎng)32周后釋放的無機(jī)氮量僅為全氮的11% ～29%，不超過不溶性氮的10%［28］。其原因主要是，有機(jī)肥腐熟過程中微生物的參與將無機(jī)態(tài)氮和易轉(zhuǎn)化有機(jī)態(tài)碳氮化合物分解，或以氣體形式損失，或形成較穩(wěn)定的腐殖質(zhì)，增加了有機(jī)肥剩余碳氮的穩(wěn)定性［29-31］。

有機(jī)肥的C/N比在調(diào)控其氮素礦化與固持的過程中起著至關(guān)重要的作用，是決定有機(jī)肥氮素礦化的最主要的特性指標(biāo)之一［25］。寬C/N比有機(jī)肥施入土壤后，在礦化初期，如果條件適宜，有機(jī)肥碳、氮礦化速率較大，礦化出的碳部分為微生物提供碳源，部分以CO2的形式釋放出來，相應(yīng)地，部分氮被微生物吸收，滿足其對氮素營養(yǎng)的需求，因此出現(xiàn)了氮的凈固定［28，32］。之后，隨著 C/N比逐漸變窄，開始出現(xiàn)氮的凈礦化。C/N比在4～15范圍內(nèi)，有機(jī)肥的氮素礦化量和礦化速率與其C/N比之間存在顯著負(fù)相關(guān)關(guān)系［11，25，33-35］。一般認(rèn)為，當(dāng)有機(jī)肥的C/N比小于15時，有機(jī)肥可出現(xiàn)凈礦化;C/N比大于19時，有機(jī)肥出現(xiàn)凈固定。沈其榮等［33］認(rèn)為，有機(jī)肥總C/N比影響氮素礦化的總趨勢，豬糞、雞糞的C/N比小于12，其氮素有效性高，而牛糞、羊糞的總C/N比大于20，其氮素有效性則低。李俊良等［34］認(rèn)為，不同有機(jī)肥料的全碳及碳氮聯(lián)合測定的氮素之比和氮素礦化率成直線關(guān)系，和植物吸收氮素成冪函數(shù)相關(guān)，在C/N比低于17～21時，有機(jī)肥料開始釋放無機(jī)氮，在C/N比小于14時，植物才能大量吸收有機(jī)肥料中的氮素。Calderón等［36］在采用培養(yǎng)實(shí)驗(yàn)研究107種乳牛糞的碳、氮礦化動力學(xué)時，也認(rèn)為在培養(yǎng)期間出現(xiàn)凈礦化的有機(jī)肥的平均C/N比為16.0，而出現(xiàn)礦化量為負(fù)值即出現(xiàn)凈固定的有機(jī)肥的平均 C/N 比為 19.0。Probert等［37］認(rèn)為，C/N比20是有機(jī)肥在培養(yǎng)初期出現(xiàn)凈固定和凈礦化的臨界值，當(dāng)C/N比大于20時，有機(jī)肥在礦化初始階段出現(xiàn)凈固定，直至這部分新固定的氮重新釋放，土壤無機(jī)氮含量才開始逐漸增多。

有機(jī)肥料的礦化不僅與其C/N比有關(guān)，還受有機(jī)肥的氮素含量、尿酸含量、碳氮化合物組分、有機(jī)氮/無機(jī)氮比例、纖維素和木質(zhì)素含量的影響。若有機(jī)肥碳組分以糖、淀粉和有機(jī)酸為主時，會提高有機(jī)肥氮的礦化率，而含纖維素、半纖維素較多時，則礦化速率減緩［33，38-40］。Tagliavini等［39］在研究蘋果葉子及黑麥草腐解過程中氮素礦化動力學(xué)特征時，發(fā)現(xiàn)木質(zhì)素與氮的比率大，比率約13的有機(jī)肥中木質(zhì)素最終不能被降解，但當(dāng)比率大于23時，木質(zhì)素最終可得以降解。有研究表明，高氮含量能抑制木質(zhì)素生物降解酶類的形成及減少可降解木質(zhì)素的微生物數(shù)量(如擔(dān)子菌)。朱大威等［40］指出，作物殘體的礦化與其初始C/N比，初始碳、氮含量以及木質(zhì)素的含量均相關(guān)。近紅外光譜分析技術(shù)的發(fā)展有助于將有機(jī)肥碳、氮組分進(jìn)一步細(xì)分，以便更深入地研究不同碳、氮組分對有機(jī)肥氮素礦化的影響。然而，有研究認(rèn)為，C/N比及其碳、氮含量和組分與有機(jī)肥礦化量的關(guān)系即使達(dá)到了顯著水平，但由于回歸系數(shù)較?。?1］，也不能充分解釋不同有機(jī)肥氮素礦化的差異性。因此，僅憑其組成參數(shù)還不能對有機(jī)肥氮素礦化做出準(zhǔn)確的預(yù)測。

有機(jī)肥的種類和特性也影響其氮素礦化動力學(xué)特征。一般來說，不同有機(jī)物料在與土壤混合培養(yǎng)時的氮素礦化可概括為下面4個模式:

1)在礦化最初階段為氮的凈固定，之后一段時間出現(xiàn)凈礦化;

2)氮素釋放速率隨礦化的進(jìn)行逐漸減慢;

3)整個培養(yǎng)期內(nèi)氮素呈穩(wěn)定的線性釋放;

4)培養(yǎng)最初幾天快速釋放，之后速率減慢，呈線性釋放。

家畜、家禽有機(jī)肥的礦化特征為非線性釋放1)、4)模式的綜合，即在前4周無凈礦化或極少礦化，4～12周礦化速率逐漸加快，之后以恒定的速率常數(shù)釋放氮素，直至26周培養(yǎng)結(jié)束，可用Stanford和 Smith［42］提出的氮素礦化單庫模型來描述［10，43-45］。但對于C/N比不斷變化的有機(jī)物如作物秸稈，要采用更為復(fù)雜的模型表述，并同時考慮溫度、水分和土壤質(zhì)地的影響［40］。

因此，有機(jī)氮素的礦化和有效性與有機(jī)肥的種類、特性、處理方式、腐熟程度等密切相關(guān)，但關(guān)于有機(jī)肥中有機(jī)氮種類和特性與氮素礦化和有效性的關(guān)系，不同土壤對不同有機(jī)肥礦化和有效性的影響的研究較少，有待進(jìn)一步研究。

2.2 溫度

有機(jī)肥的氮素礦化是由多種微生物和土壤酶參與的一系列過程，溫度通過影響微生物群落結(jié)構(gòu)、數(shù)量、活性以及土壤酶活性影響有機(jī)肥氮素礦化。相關(guān)研究資料表明，隨著溫度升高，土壤中可溶性礦化底物擴(kuò)散增強(qiáng)，更易于被微生物利用，土壤微生物群落結(jié)構(gòu)發(fā)生明顯改變，嗜溫微生物含量增加，易礦化氮庫容增加，有機(jī)肥氮素礦化量也隨之增加［46-47］。培養(yǎng)溫度在30～35℃之間時，硝化速率最快［48］，表明此溫度范圍為有機(jī)肥礦化的最適溫度。Whitmore［49］認(rèn)為，溫度對腐熟雞糞氮素礦化的影響符合指數(shù)方程 kT=k0exp［1/T0-B/T］，式中，T0、T分別為參考溫度和設(shè)定溫度，k0、kT分別為相對應(yīng)的礦化速率常數(shù)，B為常數(shù)。多數(shù)研究者使用有效積溫來表示溫度對有機(jī)肥氮素礦化的影響，如李俊良等［34］采用好氣培養(yǎng)—間歇淋洗實(shí)驗(yàn)研究表明，玉米秸稈和豬糞氮素的礦化累積量與有效積溫之間的關(guān)系可用直線方程y=a+bx來描述，相關(guān)系數(shù)分別為0.9417 和 0.9925;沈其榮等［33］的淹水培養(yǎng)試驗(yàn)結(jié)果表明，牛糞、羊糞、豬糞、雞糞的氮素礦化累積量與有效積溫的關(guān)系可用y=x/(a+bx)表示，礦化量高低依次為雞糞 ＞豬糞 ＞羊糞 ＞牛糞。此外，Griffin和Honeycutt［50］采用室內(nèi)好氣非淋洗實(shí)驗(yàn)表明，當(dāng)土壤水分含量最佳時，在10～24℃溫度范圍內(nèi)，豬糞、雞糞、牛糞的氮素礦化量隨溫度升高而增加，NO-3-N的累積速率與有效積溫的關(guān)系可用單指數(shù)函數(shù)描述，NH+4-N的累積速率與有效積溫成直線相關(guān)。因此，使用有效積溫來表示有機(jī)肥的礦化與溫度之間的關(guān)系更為合理，使得采用不同培養(yǎng)溫度所得有機(jī)肥的礦化速率可以相互比較。

2.3 水分

水分條件將改變土壤通氣狀況，影響有機(jī)肥中可溶性底物在土壤中的擴(kuò)散，改變微生物群落結(jié)構(gòu)及活性［51］，進(jìn)而影響有機(jī)肥氮素礦化過程中的氨化、硝化、反硝化作用。有研究表明，當(dāng)田間持水量(WHC)為18% ～45%時，有機(jī)肥氮素凈礦化量隨水分含量增加而增加［52］。WHC為60%時，參與有機(jī)肥氮素礦化的好氣微生物的活性最強(qiáng)，有機(jī)肥的硝化速率最大［53］。超過此值，參與反硝化作用的厭氧微生物活性增強(qiáng)，反硝化作用較強(qiáng)［54］;反之，低水分含量降低土壤中可溶性底物的擴(kuò)散作用，土壤微生物活性受到抑制，硝化作用較弱，不能及時地為作物提供有效氮，甚至造成氨毒害［32］。

此外，雨養(yǎng)田的土壤含水量不是恒定不變的，而是處于一定的變化范圍內(nèi)。WHC為30% ～60%的干濕交替過程增加有機(jī)肥的礦化量，礦化速率加快，增加的幅度與土壤有機(jī)質(zhì)含量和干燥時間長短有關(guān)［32］。其原因可能是，干燥過程導(dǎo)致微生物活性降低［55］，數(shù)量減少［32］，其所固定氮通過微生物細(xì)胞的自溶或腐解得以釋放;干燥使有機(jī)氮轉(zhuǎn)化為可溶性較強(qiáng)的復(fù)合體，從而易于微生物對其進(jìn)行分解，使無機(jī)氮釋放增多［32］;干濕交替導(dǎo)致土壤中水溶性團(tuán)聚體的裂解，使得其與微生物的接觸表面積增大，礦化量增大。

2.4 土壤質(zhì)地

土壤質(zhì)地不同，其孔隙系統(tǒng)、通氣狀況以及持水能力不同，進(jìn)而影響參與降解有機(jī)肥的微生物活性，因此其對有機(jī)肥氮的礦化速率及礦化量的影響更為復(fù)雜，很難斷定試驗(yàn)結(jié)果差異是單純由質(zhì)地差異引起，還是由其他因素的交互作用所致。

目前，對于土壤質(zhì)地與有機(jī)肥礦化關(guān)系的研究結(jié)果為有機(jī)肥氮素凈礦化量與土壤粘粒含量呈負(fù)相關(guān)［10，56-57］或不相關(guān)［58-59］。認(rèn)為有機(jī)肥的礦化速率與土壤粘粒含量呈負(fù)相關(guān)的原因是土壤質(zhì)地越粘重，土壤顆粒越細(xì)，對礦化底物的物理性保護(hù)越強(qiáng)，對微生物活動的抑制越強(qiáng)，有機(jī)肥礦化速率越慢［57］。此外，土壤質(zhì)地越粘重，施入有機(jī)肥易礦化碳庫容減小幅度越小，C/N比降低的速率越慢，有機(jī)氮的礦化速率越慢［56］。然而，15N標(biāo)記有機(jī)肥氮研究試驗(yàn)表明，土壤粘粒含量在4% ～16%之間時，有機(jī)肥氮礦化速率受土壤質(zhì)地的影響較小，而土壤氮的微生物固定則與粘粒含量呈正相關(guān)，即土壤粘粒含量越高，施入有機(jī)肥后微生物對土壤中無機(jī)氮的固定量越高，有機(jī)肥的凈礦化量越低，但有機(jī)肥自身的礦化速率并不受影響［58-59］。

因此，土壤粘粒含量的變化范圍以及研究方法可能影響土壤質(zhì)地對有機(jī)肥氮素礦化研究的結(jié)論。當(dāng)土壤粘粒含量較低時，有機(jī)肥自身氮素礦化速率不受土壤質(zhì)地影響。常規(guī)試驗(yàn)中，有機(jī)肥氮素礦化的動態(tài)趨勢可能被土壤內(nèi)源氮的動態(tài)變化所掩蔽，采用穩(wěn)定性同位素15N更能客觀地揭示土壤質(zhì)地對有機(jī)肥氮素礦化的影響。

2.5 其它理化性狀

除土壤溫度、水分、質(zhì)地之外，其它理化性狀也可能影響有機(jī)肥氮素礦化，如土壤pH值、土壤重金屬含量等［60-61］。試驗(yàn)表明，當(dāng)雞糞中尿酸和未消化蛋白在土壤pH≥5時，降解速率最快［60］;銀(Ag)、汞(Hg)和銅(Cu)的加入可能通過抑制參與氮素礦化酶類如β-葡萄糖苷酶活性，進(jìn)而抑制有機(jī)肥氮素的礦化［62］。

2.6 施肥

施用化學(xué)氮肥對有機(jī)肥氮素礦化的影響有兩種情況:一種是促進(jìn)作用，增加其氮素礦化量，提高礦化速率，特別是在砂質(zhì)、低肥土壤上，這種效果尤其顯著［63-65］;另一種是無顯著影響。有研究表明，無論土壤肥力高低，配施尿素均可增加有機(jī)肥氮的凈礦化量，尤其在礦質(zhì)氮含量較低的土壤上更明顯［65-66］，可能是因?yàn)榛实氖┤胍环矫娼档陀袡C(jī)肥礦化初始C/N比，從而使有機(jī)肥氮易于礦化，另一方面土壤礦質(zhì)氮含量較低時，異養(yǎng)微生物活性較低，適量添加化肥氮為異養(yǎng)微生物提供充足無機(jī)氮，增強(qiáng)了其活性，促進(jìn)了有機(jī)肥氮素的礦化分解［64，67］。但也有研究者認(rèn)為，配施尿素對有機(jī)肥氮素有效性無顯著影響［68］，可能是試驗(yàn)采用的有機(jī)肥C/N比較寬，即使施入適量的化肥氮，仍不足以使微生物活性發(fā)生顯著變化［63］，或者供試土壤內(nèi)源無機(jī)氮含量較高，即使不配施化肥，也能為微生物活動提供充足氮源?；逝c有機(jī)肥15N交叉標(biāo)記試驗(yàn)表明，豬糞和化肥配施時，由于豬糞性質(zhì)柔和、供肥平穩(wěn)，與單施豬糞相比，土壤微生物量氮來自于豬糞的比例變化不大，來自于土壤氮的比例卻有所提高，這可能與豬糞和化肥配施時氮素養(yǎng)分濃度較高，與土壤氮素發(fā)生置換作用，使土壤氮被微生物固定有關(guān)［69］。此外，等氮條件下化肥與有機(jī)肥配施，可增加粘土礦物固定態(tài)銨的總量及粘土礦物對有機(jī)肥氮的固定［70］，此部分“新固定銨”在作物生長生育期內(nèi)能夠再次釋放出來供作物利用，進(jìn)而提高有機(jī)肥氮素有效性［71-72］。但當(dāng)有機(jī)肥與含鉀無機(jī)肥料配施時，過量的鉀可能會阻礙固定態(tài)銨的釋放［71］。

3 問題與展望

我國是化肥消費(fèi)大國，化肥消費(fèi)量(N+P2O5+K2O)已占世界化肥消費(fèi)量的1/3以上，達(dá)到5600多萬噸，其中氮超過3000萬噸。氮肥施用過量、利用率低、損失嚴(yán)重等對生態(tài)環(huán)境構(gòu)成威脅，并限制農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展。如何利用好有機(jī)肥資源，實(shí)現(xiàn)有機(jī)無機(jī)配合一直是植物營養(yǎng)學(xué)科的研究熱點(diǎn)。與化肥一樣，有機(jī)肥的施用也不是越多越好，過量施用同樣會帶來硝酸鹽淋失、溫室氣體排放等生態(tài)風(fēng)險，有機(jī)無機(jī)肥料的用量和比例決定著其可以提供給作物的有效氮含量和供肥強(qiáng)度，是研究有機(jī)無機(jī)肥合理配施必須解決的首要問題。因此，必須了解有機(jī)肥的礦化潛力和生物有效性，才能確定有機(jī)肥的合理用量和有機(jī)無機(jī)配合施用的比例。

綜上，通過對有機(jī)肥礦化研究方法和影響有機(jī)氮礦化的因素進(jìn)行分析和綜合，以下問題值得進(jìn)一步研究。

1)雖然有機(jī)肥氮素礦化的研究方法相對成熟，但有機(jī)肥氮素礦化動力特征與作物有效性關(guān)系研究相對薄弱，是否可以通過測定有機(jī)肥氮素礦化來估計有機(jī)肥氮素有效性有待進(jìn)一步研究。室內(nèi)模擬試驗(yàn)的優(yōu)點(diǎn)在于培養(yǎng)條件易于控制，試驗(yàn)結(jié)果較穩(wěn)定，能夠得出規(guī)律性的結(jié)論，但有機(jī)肥氮素礦化的實(shí)驗(yàn)室培養(yǎng)結(jié)果與大田作物吸收氮素的相關(guān)性研究有待加強(qiáng)，旨在提出有機(jī)肥在不同氣候區(qū)域農(nóng)田的實(shí)際氮素礦化系數(shù)，為農(nóng)業(yè)中有機(jī)肥料的合理施用提供科學(xué)依據(jù)。

2)關(guān)于有機(jī)肥有機(jī)氮礦化和有效性，不同研究者研究結(jié)果各異，但關(guān)于有機(jī)肥氮替代化肥氮的比例研究少有報道，不同有機(jī)肥氮素釋放、轉(zhuǎn)化和替代化肥氮當(dāng)量需要進(jìn)一步研究。過去有機(jī)無機(jī)配合研究多數(shù)都是在推薦化肥用量的基礎(chǔ)上，研究增施有機(jī)肥的效果，很少考慮隨有機(jī)肥施入的養(yǎng)分，因而很可能過高估計有機(jī)肥料的作用和有機(jī)無機(jī)肥配合施用的交互作用。比較等養(yǎng)分條件下不同比例有機(jī)肥氮替代化肥氮對作物產(chǎn)量、氮素利用效率以及氮肥后效的影響，找出有機(jī)肥氮替代化肥氮的最佳替代比例，才是實(shí)現(xiàn)節(jié)約氮肥施用，實(shí)現(xiàn)有機(jī)無機(jī)配合的真正目標(biāo)。

3)目前對影響有機(jī)肥氮素礦化的因素研究較多，得到了一定的結(jié)果和規(guī)律，但如何把這些因素如土壤、溫度、水分的影響綜合考慮到有機(jī)肥氮素礦化動力學(xué)數(shù)學(xué)模型中，以預(yù)測不同氣候條件下有機(jī)肥的氮素礦化量、礦化速率和礦化潛力，對不同區(qū)域有機(jī)肥的合理施用更有實(shí)際性意義，應(yīng)該是今后研究的重點(diǎn)內(nèi)容之一。

4)國內(nèi)外關(guān)于有機(jī)肥的C/N比對有機(jī)氮礦化的影響研究較多，但對礦化過程中有機(jī)氮組分的轉(zhuǎn)化特征及其與氮素礦化的關(guān)系較少研究。近年來，近紅外光譜分析技術(shù)和色譜分析的發(fā)展將有助于對有機(jī)肥氮素組成進(jìn)行更精確地分析，以監(jiān)測不同氮組分的轉(zhuǎn)化及其對有機(jī)肥氮素礦化的影響。另外，雖然有機(jī)肥的施用能夠影響土壤微生物數(shù)量及其群落結(jié)構(gòu)，但這種微生物數(shù)量及其群落結(jié)構(gòu)的變化對有機(jī)肥的礦化是否有影響還缺乏深入系統(tǒng)地研究。

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