2024, Vol. 45
种植系统氮流失, 一直是农业面源污染的重要组成部分. 2017年第二次全国污染排查数据显示, 种植业来源的氮排放占到了全国废水氮总排放量的24%[1]. 种植系统的氮流失由施用氮肥的当季流失和土壤来源氮的流失两个部分组成.
首先, 施用氮肥的当季流失与肥料施用策略息息相关. 这既包括养分的投入强度, 也包括养分的投入形态[2~4]. 其中, 在养分的投入强度方面, 因太湖流域地处经济发达区域, “十一五”期间的调查数据显示, 该流域种植业肥料投入强度普遍较高, 稻季平均施氮量达到300~350 kg·hm-2, 且以化肥为主要形态[5~7]. “十三五”以来, 在农业农村部“化肥使用量零增长行动”[8]的引导下, 太湖流域全面推行养分投入减量. 截至2021年, 太湖流域稻季的氮投入强度已普遍低于240 kg·hm-2（未发表调研数据）, 在稳产保供的前提下, 稻季进一步削减养分投入强度的余地已不大[5, 9]. 此外, 在养分的投入形态方面, 前期研究显示有机肥替代和缓控释肥深施可有效降低径流途径氮损失[4, 10, 11], 下渗途径氮损失[12~15]. 但是, 当前对减氮条件下纯化肥、有机肥替代和缓控释肥深施策略的氮流失研究, 缺少了对不同流失途径（包含径流、下渗、侧渗）和流失时期的特征分析, 这导致后续污染削减拦截工作的开展缺少明确的方向.
其次, 土壤来源氮的流失主要为土壤中矿质态氮的流失. 土壤中的矿质态氮含量决定于其中微生物驱动的氮转化过程. 无论是前茬种植盈余而来的氮, 还是土壤自身多种形态的氮, 土壤环境中的C/N是决定其转化方向的关键[16, 17]. 秸秆作为C/N较高的有机物料, 它的还田是改变土壤氮转化的重要原因[18~21]. 此前关于秸秆还田的研究发现, 还田秸秆配施无机肥能为微生物的生长提供充足的碳源和营养元素[22, 23], 提升微生物活性[24~26], 提高土壤氮的固定能力[27], 改变土壤中各形态氮素分布[20], 一定程度降低土壤剖面矿质态氮含量[23], 影响氮的利用效率和流失情况[19, 28, 29]. 2022年以来, 农业农村部对农作物秸秆综合利用提出了具体要求, 太湖流域各市局积极响应, 分区县设置了10%~30%不等的秸秆离田任务. 在连续秸秆还田多年后, 秸秆管理方式的改变将如何影响稻田系统氮的转化和流失, 是否需要在肥料策略上进行响应, 相关问题亟需解决.
对此, 本研究选取太湖流域种植时长超过20 a且持续秸秆还田超过5 a的稻田系统, 基于该流域近年主推的肥料施用策略, 结合秸秆还田和离田两种管理措施, 自泡田期起对稻田系统水稻全生育期的氮流失进行监测, 分析秸秆和肥料管理措施对不同途径的氮流失强度及负荷的影响, 明确不同秸秆和肥料管理措施下控污消纳的关键环节和时间点；同时, 结合水稻产量和氮利用效率, 对不同秸秆和肥料管理措施在该流域应用的生产适宜性和环境友好性进行研判, 以期为以农业绿色发展为目标的秸秆和肥料管理措施优化, 提供数据支持.
1 材料与方法 1.1 供试小区环境及土壤属性 1.1.1 供试小区环境本研究开展于江苏省常州市金坛区朱林镇沙湖村（31°43'24″N, 119°29'37″E）. 试验区属典型北亚热带季风气候, 四季分明, 年平均气温为15.3℃, 降水量为1 064 mm. 本试验开展前, 该区以稻麦轮作或稻绿轮作为主要种植模式, 已连续种植水稻20 a以上, 自2016年起连续秸秆全量还田6 a. 2022年5月小麦收获时, 根据试验处理设置要求, 分田块进行秸秆还田和秸秆离田, 此后进行翻耕和平整, 修筑构建8 m×12 m试验小区多个（图 1）.
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图 1 试验小区不同处理及沟渠系统示意 Fig. 1 Diagram of different treatments and ditch system in the test plot |
小麦收获秸秆未处置前, 在试验区多点取土混合为基础土样, 检测其基本理化性质：ω（有机质）为18.47 g·kg-1, ω（全氮）为1.03 g·kg-1, ω（全磷）为0.62 g·kg-1, ω（铵态氮）为15.52 mg·kg-1, ω（硝态氮）为25.43 mg·kg-1, ω（速效磷）为25.31 mg·kg-1, ω（速效钾）为71.02 mg·kg-1, pH 6.62.
1.2 试验设计及田间管理本试验包含秸秆管理和肥料管理两个模块, 涉及两种秸秆管理措施、3个氮肥施用梯度和3个肥料品种. 具体处理设置如表 1所示.
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表 1 试验处理设置1） Table 1 Detail of treatments with different nitrogen fertilizer or straw management measures |
除无氮处理外, 各处理均以尿素为化肥氮；所有处理均于基肥一次性施用磷肥（磷酸二氢钾）90 kg·hm-2（以P2O5计）；于基肥和穗肥50%∶50%施用钾肥（氯化钾）120 kg·hm-2（以K2O计）. 每个处理3次重复. 稻季小区试验开展于2022年, 6月17日移栽水稻幼苗, 基肥、分蘖肥和穗肥分别施用于6月16日、7月3日和8月5日, 10月24日收获. 试验区拥有独立灌、排系统, 其中排水沟为构建硬化沟渠. 除移栽10 d内田面水高度维持在5~8 cm, 基肥期、分蘖肥期和穗肥期的其他时候仅当田面水层高度低于2 cm才进行补水, 补水以5~6 cm为上限. 烤田期进行主动排水, 施用穗肥40 d后, 不再刻意保留水层, 仅通过灌溉保证土层湿润.
1.3 样品采集及指标测定 1.3.1 植株样品采集及指标测定收获时, 根据各处理有效穗数, 选取代表性植株样品4穴, 贴地割采其地上部分. 将水稻茎叶和穗分开, 单独作为作物样品, 称重后带回. 于105℃烘箱内杀青30 min, 在80℃温度下分别烘至恒重, 再次称重后计算含水量并折算干物质量. 此后, 将水稻茎叶和穗样品研磨, 用凯氏法（Foss Scino KT260, China）测定其中氮含量, 用于作物氮吸收量及分配情况的计算. 各处理产量以每个小区的实产实收记数为统计.
1.3.2 径流及农田排水样品的采集及指标测定在试验开始前, 将每个小区排水沟渠一侧分割出3 m×4 m的单独区域, 在其排水口处对接PVC排水管, 将径流及农田排水引入收集池, 并在收集池前端装设流量计, 用于单次径流及农田排水量的计算和样品收集. 2022年稻季, 本试验从水稻移栽前的泡田期开始, 对径流和主动排水事件进行监测, 共监测到：泡田排水（6月14日）、径流（6月25日）和烤田排水（7月11~20日）这3次事件. 其中, 泡田排水和烤田排水均因排水量较大, 中途清空收集池1次后, 再次收集, 故分别收集2次并获得样品42个, 径流样品21个, 合计105个. 排水发生前, 读取收集池前端流量计数据；排水结束后, 再次读取流量计数据, 并搅动收集池中存水采集排水样品. 冷冻储存, 使用流动分析仪（Skalar, 荷兰）测定排水样品的总氮含量.
1.3.3 下渗样品的采集及指标测定在试验开始前, 在每个小区中埋设土壤渗漏液抽取装置, 定期抽取20~40 cm处的下漏液[14, 15]（施肥后的第1、3、5和7 d, 以及其余保有田面水层时的每周固定时间）. 因田面水层仅保留至9月10日, 在此期间, 累积采集下渗液22次, 获取样品462个. 冷冻储存, 使用流动分析仪（Skalar, 荷兰）测定下渗液样品的总氮含量.
1.3.4 田面水样品的采集及指标测定于肥期的1~7 d每日固定时间（09：00）多点采集田面水混合样品, 其余保有田面水层的时段, 每周采集田面水样品1次. 在6月16日至9月10日期间, 累计采集田面水样品32次, 获取样品672个. 冷冻储存, 使用流动分析仪（Skalar, 荷兰）测定田面水样品的矿质态氮含量.
1.4 数据处理及统计分析 1.4.1 氮利用效率基于明确各处理作物产量、地上部分氮吸收量和氮投入量, 本试验选取氮表观利用效率、氮农学效率和氮收获指数为指标, 衡量氮肥效率. 其中, 地上部分氮吸收量计算见式（1）和式（2）, 氮利用效率计算见式（3）~（5）.
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(1) |
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(2) |
式中, NA和NA0分别为施氮处理和无氮处理地上部分氮吸收量（kg·hm-2）；CNS和CNS0分别为施氮处理和无氮处理秸秆氮含量（g·kg-1）；MS和MS0分别为施氮处理和无氮处理秸秆生物量（kg·hm-2）；CNG和CNG0分别为施氮处理和无氮处理籽粒氮含量（g·kg-1）；MG和MG0分别为施氮处理和无氮处理籽粒生物量（kg·hm-2）；1 000为单位换算数.
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(3) |
式中, RNU为氮表观利用效率（%）；NI为氮投入量（kg·hm-2）.
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(4) |
式中, ANU为氮农学效率（kg·kg-1）；Y为施氮处理产量（kg·hm-2）；Y0为无氮处理产量（kg·hm-2）.
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(5) |
式中, NHI为氮收获指数（%）.
1.4.2 径流和农田排水途径氮流失量在明确收集区域大小的前提下, 根据单次事件收集池收集的排水体积和排水样品总氮含量, 对每次径流或农田排水事件的氮流失量进行计算, 见式（6）；以水稻移栽前泡田期至水稻收获为时间段, 通过对其中多个排水事件氮流失量进行累加计算出径流和农田排水途径氮流失量, 见式（7）.
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(6) |
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(7) |
式中, NRk为第k次排水事件的氮流失量（kg·hm-2）；NR为径流和农田排水途径氮流失量（kg·hm-2）；cRNk为第k次排水总氮含量（mg·L-1）；Vk为第k次排水收集池收集的排水体积（m3）；式（7）中n为5, 即k=1, 2, ⋯, 5；S1为排水收集区域面积, 本试验为12 m2；S2为折算面积, 本试验为104 m2；1 000为单位换算数.
1.4.3 下渗途径氮流失量保有田面水层时稻田土壤含水饱和, 因此, 可基于下渗系数对两次采样间隔时段的下渗量进行计算, 见式（8）；将保有田面水层的多次下渗途径氮流失量进行累加, 见式（9）.
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(8) |
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(9) |
其中, Qlk为第k次下渗氮流失量（kg·hm-2）；Ql为下渗途径氮流失量（kg·hm-2）；cLNk为第k次下渗液总氮含量（mg·L-1）；n为22, 即k=1, 2, 3, ⋯, 22；Ks为下渗系数, cm·d-1, 通过土壤渗漏仪取原位土测定, 本试验中土壤Ks为7.08×10-1 cm·d-1；Δt为距离前次采样间隔天数（d）；10为单位换算数.
1.4.4 侧渗途径氮流失量试验区边置放贴有水深刻度的不透明圆柱形容器, 种植开始后用排水沟渠内水将其灌注至8~10 cm高度, 此后, 田面水采集时每日（或每周）读取容器中水层高度数值. 以两次高度之差作为依据, 确定排水沟渠水面蒸发强度. 同时, 在侧方排水沟渠中插入刻度标高尺, 每日（或每周）田面水采集时读取沟渠水层高度, 以临近2次高度之差作为依据, 结合下渗系数及排水沟渠梯形截面参数, 计算田面水侧渗速率, 见式（10）：
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(10) |
式中, Pk为第k天田面水侧渗速率（cm·d-1）, E0为排水沟渠水面蒸发强度（cm·d-1）, Δht为临近2次高度之差（cm）, t为2次沟渠水层高度间隔（d）, ΔS为排水沟渠因水层下降减少的梯形面积（m2）, SE为排入该排水沟渠的封闭小区面积（m2）.
根据田面水铵态氮、硝态氮含量及其田埂截留率, 计算单日侧渗途径氮流失量, 见式（11）；通过将保有田面水层的单日侧渗途径氮流失量进行累加, 计算出侧渗途径氮流失量, 见式（12）.
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(11) |
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(12) |
式中, QSk为第k天侧渗途径氮流失量[kg·（hm2·d）-1]；QS为侧渗途径氮流失量（kg·hm-2）；cNHk为第k天田面水铵态氮含量（mg·L-1）；cNOk为第k天田面水硝态氮含量（mg·L-1）；式（12）中n为32, 即k=1, 2, 3, ⋯, 32；KNHR为田埂对铵态氮的截留率；KNOR为田埂对硝态氮的截留率；本试验中田埂宽度1.40 m, KNHR取50%, KNOR取30%[25]；10为单位换算数.
1.5 统计分析利用SPSS 26分别对秸秆管理和肥料管理的相关数据进行差异显著性分析, 其中, 对作物产量、径流、下渗和侧渗途径氮流失量数据, 采用ANOVA检验（P < 0.05）, 以Duncan法分析结果, 表示差异；对秸秆管理的氮利用效率和泡田排水的数据, 采用T检验（P < 0.05）；利用Microsoft Excel软件对数据进行制图.
2 结果与分析 2.1 作物产量及氮利用效率肥料作为供给作物生长的主要外源氮, 是决定作物产量的关键. 从产量实收数据来看（图 2）, 所有施用氮肥的处理, 作物产量并未因秸秆管理办法的区别以及肥料种类的改变而产生显著性差异, 仅不施用氮肥的对照处理产量显著较低. 氮肥施用较对照处理提升产量34%~48%.
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不同小写字母表示CKR、CKR0、CFR和CFR0处理某个指标的数值, 统计上差异显著（P < 0.05）；不同大写字母表示RCN、RRN和OCN处理某个指标的数值, 统计上差异显著（P < 0.05）, 下同 图 2 不同秸秆和肥料管理措施下的水稻产量 Fig. 2 Yields of rice under different nitrogen fertilizer or straw management measures |
不同的秸秆管理方式对氮表观利用效率和农学效率产生量影响显著. 如表 2所示, 秸秆离田条件下的氮肥施用, 对于作物氮累积的促进作用显著优于秸秆还田条件下, 可见缺少还田秸秆的补给, 水稻植株氮积累量对氮肥施用更为敏感；而氮收获指数未呈现显著差异, 说明秸秆还田与否对氮在籽粒和秸秆中的分配影响不大. 有机肥的替代一定程度降低了水稻植株的氮积累量, 但总的来说, 不同的肥料种类对氮农学效率和氮在籽粒和秸秆中的分配影响并不显著.
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表 2 氮素表观利用效率、农学效率及收获指数1） Table 2 Nitrogen recovery use efficiency, agronomic efficiency, and harvest index |
2.2 氮流失途径及强度 2.2.1 径流
水稻移栽前的泡田排水是前期监测较为忽略的部分, 对此, 本研究根据秸秆管理方式的差异对其进行监测. 数据显示, 秸秆离田条件下泡田氮流失量较高于还田条件[图 3（a）], 但未达到显著. 进入种植期后, 施用氮肥时, 秸秆离田处理具有较高的氮流失量（未达到显著）；不施用氮肥时, 未见差异[图 3（b）]. 肥料类型的不同未能使种植期的氮流失量产生显著差异, 但是有机无机处理较化肥和缓控肥处理降低16%的氮流失量.
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图 3 径流及排水途径氮流失量 Fig. 3 Amount of nitrogen loss via runoff or drainage |
氮肥施用是带来下渗途径氮流失的主要原因, 且下渗途径氮流失通量与氮施用梯度相关[图 4（a）]. 施用氮肥时, 秸秆还田条件下的下渗液氮浓度, 在基肥期和分蘖肥期的多数时候显著较秸秆离田条件降低15%以上；不施用氮肥时, 秸秆还田条件下的下渗液氮浓度在基肥期和分蘖肥期较高于秸秆离田条件；剩余的其他时段则没有较大差异. 化肥处理在基肥期、分蘖肥前期较有机无机和缓控肥处理, 具有较高的下渗液氮浓度；缓控肥处理的下渗液氮浓度在3个肥期虽数据存在波动, 但整体较为稳定；有机无机处理在同等氮施用梯度下, 其下渗液氮浓度较化肥和缓控肥处理更低.
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图 4 种植期各阶段下渗及侧渗途径氮流失通量 Fig. 4 Nitrogen loss flux via leaching and lateral seepage in each stage of the planting period |
下渗途径的氮流失主要发生在基肥期和分蘖肥期, 这两个时段的贡献总和占整个种植期的76%~83%（图 5）. 施用氮肥时, 秸秆还田显著降低了下渗途径的氮流失量；相同施氮梯度时, 有机肥替代能有效降低26%的下渗途径氮流失量.
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图 5 下渗途径氮流失量 Fig. 5 Amount of nitrogen loss via leaching |
与下渗相似, 氮流失量与氮施用梯度相关；秸秆管理对侧渗途径的氮流失量影响并不显著；缓控肥和有机肥的施用, 有效削减了田面水中矿质态氮峰值, 分别降低了25%和37%的侧渗途径氮流失量（图 6）. 氮肥施用条件下, 基肥期侧渗途径的氮流失占全种植期的41%~61%, 基肥期每日的侧渗损失占比为2%~4%, 而分蘖肥期和穗肥期的日贡献仅在1%左右, 后期则不足0.5%. 化肥处理在基肥期侧渗氮流失峰值更为明显, 而有机肥施用一定程度减缓了3个肥期内日侧渗量间差异[图 4（b）].
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图 6 侧渗途径氮流失量 Fig. 6 Amount of nitrogen loss via lateral seepage |
氮肥施用条件下, 秸秆还田一定程度增加了基肥期侧渗途径氮流失通量, 但在其他时段秸秆管理对侧渗途径氮流失通量影响并不显著[图 4（b）]. 缓控肥处理在3个肥期对侧渗途径氮流失通量的削减作用明显, 但是到达后期时, 即使化肥处理的施用量较高, 其侧渗途径氮流失通量均明显低于缓控肥和有机肥处理.
2.2.4 氮流失途径及其强度稻季氮总流失量为9.23~16.74 kg·hm-2, 占氮肥施用量的5.05%~7.08%；其中, 径流排水途径的氮流失在2.75~3.84 kg·hm-2, 下渗途径的氮流失为1.60~4.31 kg·hm-2, 侧渗途径的氮流失在5.13~8.83 kg·hm-2（表 3）. 秸秆管理方式的差异并未对种植季总氮流失量产生显著影响, 仅在施用氮肥时, 秸秆还田显著降低了下渗途径的氮流失量. 不同的肥料类型中, 有机肥的替代显著降低了下渗、侧渗两个途径的氮流失量, 缓控肥对侧渗氮流失的降低也达到了显著水平.
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表 3 氮流失情况及其流失强度1） Table 3 Nitrogen loss amount in each pathway and the nitrogen loss proportion and intensity |
值得注意的是, 稻田作为以产量为目标的农业系统, 比起追求最低氮流失量, 更应综合产量去对待氮流失量. 从生产单位重量稻米的氮流失量（氮流失强度）数据上看, 不施用氮肥并不是最为环境友好措施；相同氮水平下, 秸秆还田较离田具有更低的氮流失强度；肥料品种上的改变, 可以较化肥降低9%~27%的氮流失强度.
3 讨论从肥料和秸秆管理入手减少氮流失量是当前针对种植业面源污染治理最有效的源头削减技术措施[30]. 由于水稻对水分管理的特殊需求, 虽然本研究种植期内采用较低水层的灌溉办法, 但仍再种植期内的烤田前24 d和烤田后48 d保留一定田面水层, 且水层高度高于侧方排水沟中的水层高度, 因此, 较旱地作物增加了下渗和侧渗的两个途径的氮流失风险. 尤其是侧渗途径的氮流失量, 在本研究中占到了氮肥施用量的2.45%~3.96%, 远高于下渗途径的氮流失量（1.11%~1.60%）. 对比此前研究数据, 侧渗途径的氮流失量可占到施用氮肥的4%~7%[31~34], 本研究侧渗途径的氮流失量较低. 鉴于单位时间侧渗水量和其中的氮浓度共同决定了侧渗途径氮流失量. 对侧渗水量而言, 土壤的饱和导水率是最为重要的因子[35, 36], 且田面水与排水沟渠水层的高度差也与侧渗水量存在相关性[37]. 本研究试验小区的灌溉水层保留在3~5 cm, 整个稻季侧渗损失水量约占灌溉水量和降水量总量的21.93%, 这暗示着灌溉管理以及周边沟塘水位的动态调节对于削减侧渗水量具有重要意义. 对侧渗液氮浓度而言, 氮施用梯度的影响主要发生在基肥期, 可见随着田间郁闭度和根系生物量的增加, 田面水中氮浓度较为稳定[38, 39]；在非肥期的时段里, 缓控肥的持续释放一定程度提升了侧渗液氮浓度, 可见氮肥的释放特性是影响侧渗液氮浓度的关键；秸秆对侧渗液氮浓度并未见报道, 有研究提出秸秆还田影响了田面水中氮的转化路径, 因此会降低下渗液中的硝态氮和铵态氮浓度[15, 21, 40]. 此前有研究发现, 当田面水中矿质态氮浓度一定时, 增加田埂宽度是提高铵态氮截留率的关键[31, 33, 37, 41], 但是硝态氮截留率对田埂宽度响应不明显, 这也一定程度解释了, 缓控肥在后期侧渗途径氮流失量相对较高的原因（田面水中硝态氮显著高于其他处理, 数据未发表）. 本研究侧向排水渠田埂宽度达到1.4 m, 生成超过5 a, 参考相关研究对铵态氮截留效率可达到50%[31, 33]. 可见本研究涉及的田埂条件和所用的水分管理办法, 在减少侧渗氮流失上已具有一定优势. 值得注意的是, 在绝对平坦的地块上, 稻田系统的侧渗理应发生在4个方向, 但是, 现实田块往往存在一定高差. 本研究所用农田即为东低西高, 80 m东西走向落差约为10~12 cm, 且侧向排水渠位于最东侧, 因此, 推测农田面积与排水渠长度的比例, 也应是影响单位面积农田侧渗途径损失水量的关键. 参考稻田空间分布格局对农业小流域径流氮的影响结果, 径流输出通量与周边具备净化功能的沟渠或湿地面积比例相关[42], 然而当前并未有侧渗氮的相关研究.
本研究期间仅监测到径流一次, 距离最近施肥事件9 d, 发生时径流时仅对照施氮处理的排液氮浓度在1.88~2.16 mg·L-1, 其余处理均在1 mg·L-1左右, 且有机肥处理具有最低的排液氮浓度. 前期关于有机肥替代的研究也发现了对径流氮30%~60%的削减效果, 当有机肥物料种类、替代比例和氮投入总量存在差异时对径流氮的削减也会有所不同[10, 12]. 烤田期由于发生降水, 因此主动排水一次, 距离最近施肥事件已有14 d, 显著差异主要发生在是否进行氮肥施用的处理差异上, 且在这次排水事件中, 缓控肥处理（RRN）较化肥处理（RCN）在同样施肥水平下具有较高氮流失量. 多数缓控肥研究显示其能通过控制田面水铵态氮浓度而实现径流氮损失的削减[38, 43, 44], 带来这一差异的原因主要在于排水发生的时间. 结合本研究的田面水数据, 化肥处理自施肥10 d左右起氮浓度较低于缓控肥处理. 因此, 当排水发生在远离施肥时, 缓控肥可能径流损失的风险有所增加, 但是所幸氮流失量的绝对值已相对较低. 秸秆还田对泡田期排水和种植期径流途径的氮流失均呈现一定削减作用（图 3）. 秸秆作为高C/N比的物料[18~21], 对种植环境氮固定能力的提升[27], 是削减排水氮流失的主要原因. 由此可见, 对于径流或排水而言, 事件的发生固然与秸秆和肥料的管理措施有关, 但发生降水或灌溉事件时的田面水及土壤条件, 对流失量的影响更甚[45].
4 结论（1）施氮条件下, 肥料和秸秆管理措施在当季未对产量带来显著影响. 但是, 秸秆离田会提升水稻植株对施氮的敏感度, 因此, 秸秆离田下的氮表观利用效率和农学效率相对更高.
（2）稻田系统氮流失是多途径流失的综合体现, 尤其是侧渗途径的氮流失是稻田系统氮流失不可忽视的重要部分. 削减肥料施用后的田面水氮峰值（尤其是肥后一周内）, 对于降低多途径的氮流失绝对值意义重大. 有机肥替代和秸秆还田措施, 对于降低径流液、下渗液中氮浓度和减少径流排出体积具有积极作用, 由此, 也有效降低了稻田系统的氮流失量.
（3）结合产量评价各管理措施对氮流失的削减效果, 可以发现：适宜的氮施用水平仍是控制氮流失的前提, 在此基础上, 实施秸秆还田和肥料类型优化措施能够进一步降低单位稻米产出的氮流失.
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