周王子，洪 軍，劉原草，董 斌

（1.武漢大學(xué)水資源與水電工程科學(xué)國家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，武漢 430072；2.葛洲壩中固科技股份有限公司，武漢 430000）

0 引 言

水稻是我國重要的糧食作物，超過65%的人口主食水稻[1]。氮素作為水稻的主要營養(yǎng)元素之一，因其對水稻產(chǎn)量的促進(jìn)作用而受到廣泛關(guān)注。稻田的氮素管理是水稻“兩高一優(yōu)”生產(chǎn)研究的重點(diǎn)。不合理的氮素管理不僅無法促進(jìn)水稻氮素吸收和提高產(chǎn)量，而且還造成氮素資源的浪費(fèi)[2]。未被利用的氮素以地表徑流、深層滲漏與氣態(tài)的形式從農(nóng)田中損失，導(dǎo)致面源污染與大氣環(huán)境惡化[3]。特別是對于氮素的反硝化氣態(tài)損失，稻田長期淹水條件為該項(xiàng)損失所需的厭氧環(huán)境創(chuàng)造了條件，其所產(chǎn)生的N2O是重要的溫室氣體，加劇了全球氣候變暖[4]。

稻田氮素去向的動態(tài)分析是實(shí)現(xiàn)氮素優(yōu)化管理的基礎(chǔ)[5]。由于監(jiān)測工作量大、試驗(yàn)周期長、環(huán)境因素復(fù)雜等原因，全面涉及氮素各去向的田間試驗(yàn)研究往往難以開展。近年來，生物地球化學(xué)模型已成為研究農(nóng)田養(yǎng)分元素遷移動態(tài)的重要工具[6]， 其中由Li 等[7,8]開發(fā)的DNDC （Denitrification-Decomposition）模型因其對氮素生物化學(xué)過程的良好描述、清晰的子模塊劃分以及友好的操作界面，從而在世界各地得到廣泛應(yīng)用[9-11]。DNDC 模型最初用于農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中碳素與氮素氣態(tài)損失的模擬[12]；隨著模型中水文與營養(yǎng)模塊的日益完善，該模型能夠有效反映作物對養(yǎng)分的吸收量[13]與養(yǎng)分淋失量[14]，從而發(fā)展為綜合的養(yǎng)分平衡模型。

DNDC 模型作為有效的養(yǎng)分平衡分析工具，其應(yīng)用目前多局限于農(nóng)田中養(yǎng)分單項(xiàng)損失的模擬與驗(yàn)證層面，缺乏對養(yǎng)分各去向特征的綜合把握。因此，本研究以2017年湖北省孝昌縣的田間試驗(yàn)為基礎(chǔ)，在成功驗(yàn)證DNDC 模型可靠性的基礎(chǔ)上，定量地分析了典型水稻氮素管理模式下氮素去向的動態(tài)特征，同時對不同的氮素管理模式進(jìn)行情景模擬與評價。研究結(jié)果可為我國南方稻田的優(yōu)化管理提供指導(dǎo)，以最終實(shí)現(xiàn)氮素高效利用與低氮污染。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于湖北省孝感市孝昌縣高崗村，地理位置為北緯32°23′，東經(jīng)114°07′，屬亞熱帶季風(fēng)氣候。全年平均氣溫為15.2°C，降雨量達(dá)1 130 mm，多年平均無霜期為246 d。土壤以水稻土與潮土為主，水稻土以潴育型水稻土為主。水稻為一季中稻，于四月上旬育秧，五月中上旬移栽，九月中旬收割。

1.2 大田觀測試驗(yàn)

選擇研究區(qū)內(nèi)三塊水稻田（編號為S1、S2 與S3）作為試驗(yàn)觀測田（圖1），其主要施肥管理與土壤本底值如表1所示。三塊田的施肥管理存在一定區(qū)別，但其均為當(dāng)?shù)氐湫偷氖┓什呗裕瑢ζ洳扇≈挥^測不干預(yù)的原則。三塊田的施氮量分別為90 kg/hm2、120 kg/hm2與150 kg/hm2（以S1 到S3 的順序敘述，下同），按4∶3∶3 的結(jié)構(gòu)分為基肥、分蘗肥與拔節(jié)肥施入稻田。磷肥與鉀肥均一次基施，施肥量分別為54 kg/hm2（折算為P2O5當(dāng)量）與90 kg/hm2（折算為K2O當(dāng)量）。在水稻種植前取得土壤樣品，根據(jù)標(biāo)準(zhǔn)方法[15]測定各項(xiàng)土壤本底值。

表1 試驗(yàn)田的施肥管理與土壤本底值Tab.1 Fertilization management and soil properties in experimental fields

圖1 研究區(qū)內(nèi)試驗(yàn)田的地理位置Fig.1 Location of experimental fields in the study area

于2017年5月31日（分蘗期）至9月14日（收獲期）對涉及稻田氮素去向的數(shù)據(jù)進(jìn)行觀測。其中，氮素隨地表水的流入（灌溉）與流出（徑流和滲漏）負(fù)荷通過進(jìn)出水流量與水質(zhì)總氮濃度計(jì)算而得。進(jìn)出水流量由旋槳式流速儀測定，水樣總氮濃度采用堿性過硫酸鉀紫外分光光度法（HJ 363-2012）分析，監(jiān)測與取樣頻率均為4 h 一次（灌溉或排水時段內(nèi)）。

氮素滲漏損失通過田面水滲漏速率及其總氮濃度計(jì)算而得。滲漏速率由測滲筒測定[圖2（a）]。測滲筒為直徑16 cm，長度為70 cm 的圓柱形鋼管，將其垂直打入土表以下40 cm 深度，以保證其完全穿透犁底層。筒內(nèi)水層深度的變化即為滲漏量，監(jiān)測頻率為每天兩次。滲漏水采用自制的裝置采集[圖2（b）]。該裝置為L 形的聚乙烯管，其豎管高度70 cm，橫管長度50 cm，兩者內(nèi)徑均為11 cm。橫管上部均勻布設(shè)直徑2 cm 的濾水小孔，并用紗布纏繞。將橫管埋入試驗(yàn)田面以下40 cm，埋入后對裝置與土表的縫隙做防滲處理（鋪設(shè)防滲膜），以防田面水直接進(jìn)入橫管內(nèi)。采用隔膜泵從豎管將橫管內(nèi)的滲漏水抽取上來，分析其總氮濃度。滲漏水取樣頻率為1 d 一次（施肥后7 d內(nèi)）或6 d一次（非施肥影響期）。

圖2 測滲筒與滲漏水收集裝置示意圖Fig.2 Schematic diagrams of the permeameter and the leaching collection pipe

氮素的氨揮發(fā)損失采用通氣法[16]原位監(jiān)測，該方法基于簡易的氨氣吸收裝置（圖3）。裝置由15 cm的聚氯乙烯圓管與兩塊等徑的海綿組成，每塊海綿充分吸收15 mL磷酸甘油，隨后固定在圓管內(nèi)。低處的海綿用于吸收稻田揮發(fā)氨氣，頂部的海綿用于防止大氣中的氨被下部海綿吸收。將該裝置放置在試驗(yàn)田表面，并以每天一次（施肥后7 d 內(nèi)）或每3 d 一次（非施肥影響期）的頻率更換海綿。將被更換的低處海綿浸入200 mL 的氯化鉀溶液并振蕩1 h 時，采用納什試劑比色法（HJ 535-2009）測定浸提液的銨態(tài)氮濃度。氨揮發(fā)的速率可按照參考文獻(xiàn)[16]給出的公式計(jì)算而得。

圖3 通氣法測定氨揮發(fā)裝置Fig.3 Device for measuring ammonia volatilization by venting method

水稻收獲后對稻谷與稻草的吸氮量進(jìn)行測定。在每個試驗(yàn)田內(nèi)隨機(jī)選擇三塊1 m2的區(qū)域，且在每塊區(qū)域內(nèi)隨機(jī)割取三蔸水稻植株，將其帶回實(shí)驗(yàn)室內(nèi)進(jìn)行考種與脫粒，隨后分別對籽粒與稻草烘干并稱重。采用過氧化氫消解-凱氏定氮法（NY/T 2017-2011）測定植物樣全氮含量。

此外，還對研究區(qū)內(nèi)試驗(yàn)田的田面水位、農(nóng)田管理（耕作、施肥、灌溉方式與時間）以及氣象數(shù)據(jù)進(jìn)行監(jiān)測，以完善DNDC 模型所需的輸入數(shù)據(jù)。其中，田面水位由HOBO U20L-04 自記水位計(jì)自動監(jiān)測，監(jiān)測頻率為每5 min 一次；逐小時氣象數(shù)據(jù)（降水強(qiáng)度、氣溫、氣壓、風(fēng)速、日照時間）由中國氣象數(shù)據(jù)網(wǎng)（http://data.cma.cn/data/weatherBk.html）獲取。

1.3 DNDC模型及其設(shè)置、驗(yàn)證與情景模擬

DNDC 模型是模擬農(nóng)業(yè)生態(tài)系統(tǒng)中碳、氮循環(huán)的生物地球化學(xué)過程模型。該模型由6 個模塊組成：土壤氣候、植物生長、有機(jī)質(zhì)分解、硝化、反硝化與發(fā)酵。前3個子模塊根據(jù)氣候、土壤、植被與人類活動的生態(tài)驅(qū)動因素計(jì)算土壤環(huán)境變量（土壤溫度、水分、pH、氧化還原電位和基質(zhì)濃度），后3個子模塊使用計(jì)算所得的環(huán)境變量來模擬與氣體相關(guān)的生化反應(yīng)（氮?dú)狻⒌趸镆约凹淄榈臍怏w釋放）。具體而言，土壤氣候子模塊通過整合氣候信息和土壤熱力與水力特性，得以計(jì)算土壤溫度、濕度以及氧化還原電位。該模塊還包含一個串聯(lián)的箱式模型，用于模擬土壤剖面內(nèi)的水分入滲。植物生長子模塊根據(jù)積溫、氮需求量以及水分脅迫情況，得以計(jì)算作物生物量累積及其在谷物、秸稈與根系中的分配情況。不同作物的生長曲線與生物量分配系數(shù)被儲存在作物庫文件中，可被隨時調(diào)用。該作物庫文件還包含作物固氮的經(jīng)驗(yàn)系數(shù)，可實(shí)現(xiàn)對作物固氮的粗略估計(jì)。有機(jī)質(zhì)分解子模塊通過整合氣候、土壤、植物與耕作等信息，得以計(jì)算土壤有機(jī)質(zhì)向銨態(tài)氮、硝態(tài)氮與溶解性有機(jī)氮的轉(zhuǎn)化率。硝化作用模塊能夠模擬硝化菌活性以及銨態(tài)氮被硝化的過程，而反硝化作用模塊能夠模擬硝態(tài)氮被還原成氮氧化物與氮?dú)獾倪^程。這兩個模塊同時運(yùn)行，且兩者通過“厭氧球”這一概念實(shí)現(xiàn)耦合。發(fā)酵模塊量化了厭氧條件下甲烷的產(chǎn)生、氧化和運(yùn)移。每個子模塊具體實(shí)現(xiàn)詳見Li等[7,8]的研究。

采用DNDC（9.5 版）對三塊試驗(yàn)田的氮素去向（水稻吸氮量、滲漏損失、氨揮發(fā)、反硝化）進(jìn)行模擬。模擬所需的基本數(shù)據(jù)包括氣象、土壤性狀、作物性狀與田間管理數(shù)據(jù)，這些數(shù)據(jù)大多已在田間觀測試驗(yàn)中獲取。模型中所需的大氣CO2濃度被設(shè)置為390 mg/L，氮沉降指數(shù)為2.16 mg/L。作物生長參數(shù)（最高生物量、生物量比例）采用模型默認(rèn)值而未被率定。由于本研究對作物吸氮量的關(guān)注主要是總量大小而非動態(tài)變化，故對總量進(jìn)行驗(yàn)證已經(jīng)能夠滿足要求。模型中有機(jī)肥施入（Manure Amendment）、地膜覆蓋（Film mulch）以及放牧（Grazing）等與作物相關(guān)的模塊均未被設(shè)置，因?yàn)樵囼?yàn)田均未實(shí)施此類管理措施。

模型驗(yàn)證通過對比氮素的滲漏損失動態(tài)、氨揮發(fā)動態(tài)與水稻植株吸氮量的實(shí)測值與模擬值來實(shí)現(xiàn)。其中，水稻吸氮量的模擬效果通過其與實(shí)測值的相對誤差反映，氮素?fù)p失動態(tài)的模擬效果由決定系數(shù)（R2）與納什系數(shù)（NSE）來反映，兩者計(jì)算公式為：

式中：Xobs(i)與Xsim(i)分別為第i個觀測值與模擬值；與分別為所有觀測值與模擬值的平均值；n為觀測數(shù)據(jù)的個數(shù)。R2與NSE的范圍分別為0～1 與-∞～1，兩者數(shù)值越接近1，表明模擬值對實(shí)測值的匹配程度越好，其中NSE=0 通常被作為判斷模型是否有效的閾值。

雖然氮素的徑流損失在田間試驗(yàn)也得到了觀測，但該流失動態(tài)不用于模型的驗(yàn)證。這是因?yàn)镈NDC模型對徑流的模擬基于各土層含水量和田間持水量之間的水勢梯度，其與稻田徑流產(chǎn)生的實(shí)際機(jī)理存在較大偏差（稻田徑流的產(chǎn)生一般是由于田面水位高于田埂或排水口）；DNDC 標(biāo)準(zhǔn)模型也鮮有用于稻田氮素徑流損失的模擬。后文將就模型對稻田徑流損失考慮不足所可能造成的不利影響進(jìn)行討論。

DNDC 模型擁有明確物理意義的參數(shù)，參數(shù)不存在因模型輸入數(shù)據(jù)的不同而發(fā)生變化[17]，因此模型對不同情景具有強(qiáng)大的預(yù)測能力。為了提供具體的氮素優(yōu)化管理措施，需對不同施肥量與施氮方式下的氮素各去向負(fù)荷進(jìn)行情景模擬。其中，施氮量在保持施肥結(jié)構(gòu)不變的情況選從50 kg/hm2每次增加25 kg/hm2至200 kg/hm2；施氮方式則考慮尿素表施（試驗(yàn)田現(xiàn)有方式）、尿素深施（20 cm 施肥深度）、廄肥混施與秸稈還田（均占基施化肥的一半）。獲得較高稻谷吸氮量（反映稻谷產(chǎn)量與品質(zhì)）與較低氮素流失的氮素管理即為優(yōu)化管理模式。

2 結(jié)果與分析

2.1 模型驗(yàn)證

DNDC 模型對氮素滲漏損失的模擬效果如圖4所示。由圖4可知，模型能夠較為準(zhǔn)確地模擬各試驗(yàn)田的氮素滲漏損失動態(tài)。各試驗(yàn)田內(nèi)的滲漏損失模擬值與實(shí)測值擬合程度較為理想，R2與NSE均處于較高的水平（R2=0.860 2、0.695 5、0.649 3；NSE=0.786 2、0.621 4、0.513 5），其線性相關(guān)性均達(dá)到顯著水平（P＜0.001），且高于判斷模型有效的NSE=0 這一閾值。盡管S1田塊在施分蘗肥時（移栽后37 d），其峰值滲漏損失的模擬值要低于實(shí)測值（模擬值為0.130 4 kg/(hm2·d)，實(shí)測值為0.175 4 kg/(hm2·d)，模擬低于實(shí)測25.66%），但考慮到試驗(yàn)測量誤差等因素，這一峰值模擬差距并不會顯著影響氮素去向總體特征分析。

圖4 試驗(yàn)田氮素滲漏損失模擬值與實(shí)測值的比較Fig.4 Comparison between simulated and measured values of nitrogen leaching losses in experimental fields

模型對氨揮發(fā)的模擬效果如圖5所示。由圖5可知，模型能夠較為準(zhǔn)確地模擬氨揮發(fā)動態(tài)。模擬與實(shí)測的擬合度總體達(dá)理想水平（R2=0.766 9、0.725 5、0.783 9；NSE=0.590 1、0.673 5、0.755 9）。盡管各試驗(yàn)田在分蘗肥使用時（S1 田塊為移栽后37 d，S2田塊為移栽后19 d，S3田塊為移栽后39 d）的模擬值與實(shí)測值均存在一定出入，但不會顯著影響對氮素總體特征的分析。

圖5 試驗(yàn)田氨揮發(fā)模擬值與實(shí)測值的比較Fig.5 Comparison between simulated and measured values of ammonia volatilization in experimental fields

模型對水稻植株吸氮量的模擬效果如表2所示。各試驗(yàn)田稻谷與稻草吸氮量的模擬值均較為接近實(shí)測值，實(shí)測值與模擬值的相對誤差絕對值大多低于10%；僅S1 田塊的稻草吸氮量模擬值高于實(shí)測值11.91%，但其相對誤差也僅略高于10%，誤差處在可接受的范圍內(nèi)。雖然未能對植株吸氮的動態(tài)變化進(jìn)行驗(yàn)證，但考慮到模型內(nèi)水稻生長參數(shù)具有很強(qiáng)的代表性，故認(rèn)為模型對水稻植株吸氮量的模擬能夠用于氮素總體去向特征的分析。

表2 稻谷與稻草吸氮量的模擬值與實(shí)測值的比較Tab.2 Comparison between simulated and measured values of nitrogen uptakes by rice and straw

由于缺乏實(shí)測數(shù)據(jù)，模型未能對氮素的反硝化損失進(jìn)行驗(yàn)證。但是，模型中反硝化模擬與滲漏損失、氨揮發(fā)等氮素?fù)p失項(xiàng)模擬相互耦合，故上述驗(yàn)證已能確保模型對包括反硝化在內(nèi)的氮素各去向模擬的可靠性。

2.2 氮素去向特征

DNDC 模擬的試驗(yàn)田氮素?fù)p失動態(tài)如圖6所示。由圖6可知，施肥是造成稻田氮素滲漏損失的重要誘因，各試驗(yàn)田的氮素滲漏損失均在施肥后迅速升高，隨后5 d 內(nèi)逐漸降至低水平。三塊試驗(yàn)田在施肥后5 d 內(nèi)的氮素滲漏損失占總滲漏損失的比例分別高達(dá)93.68%、81.72%與84.13%，可見該時間段是造成氮素滲漏的主要時期。

圖6 試驗(yàn)田氮素滲漏損失、氨揮發(fā)與反硝化動態(tài)Fig.6 Dynamics of nitrogen leaching losses,ammonia volatilization and denitrification in experimental fields

氮素的氣態(tài)損失（氨揮發(fā)與反硝化）雖然在施肥后出現(xiàn)一定程度的上升趨勢，但其均對基肥施用的響應(yīng)較弱。相比之下，兩者對分蘗肥的響應(yīng)非常劇烈，特別是氨揮發(fā)在施分蘗肥后上升至全生育期內(nèi)的最高水平；此外，氮素反硝化損失在水稻落干黃熟時期（分別為移栽后第133 d、118 d 與128 d）出現(xiàn)急劇上升的現(xiàn)象，甚至在S2 與S3 田塊中，該時期的峰值達(dá)到全生育期最高水平。由此可知施肥并不是造成氮素氣態(tài)損失高峰的唯一因素，氣候與水分均是影響氮素氣態(tài)損失的潛在因素。

表3給出了由DNDC 模擬的試驗(yàn)田內(nèi)氮素各去向負(fù)荷（除徑流損失）。徑流損失采用實(shí)測值，雖然觀測時段未能涵蓋返青期，但據(jù)調(diào)查這一時段并未發(fā)生暴雨與人為排水，故觀測期內(nèi)的徑流損失基本涵蓋了整個生育期的情況。由表3可知，稻谷在S1、S2 與S3 田塊的吸氮量分別為49.51 kg/hm2、37.50 kg/hm2與46.98 kg/hm2；由于3個田塊的施氮量隨編號排序依次遞增，可知提升施氮量并不能保證更大的稻谷吸氮量。

試驗(yàn)田的氮素氣態(tài)損失量（氨揮發(fā)與反硝化損失之和分別為10.35 kg/hm2、28.28 kg/hm2與34.69 kg/hm2）均高于隨水體流失量（徑流與滲漏損失之和分別為1.99 kg/hm2、4.34 kg/hm2與6.07 kg/hm2）；前者占總損失量（12.35 kg/hm2、32.62 kg/hm2與40.76 kg/hm2）的比例分別高達(dá)83.86%、86.69% 與85.11%，而后者僅占16.14%、13.31%與14.89%。此外，施氮量較大的田塊造成的各項(xiàng)氮素?fù)p失亦較大，特別是對于氣態(tài)損失，其受施氮的促進(jìn)效應(yīng)遠(yuǎn)高于施氮對氮素隨水流失的促進(jìn)效應(yīng)。

稻季后的土壤氮盈余量可根據(jù)氮素總輸入量與總輸出量計(jì)算而得，其結(jié)果也在表3給出。其中，氮素的總輸入除包含施氮以及田間觀測試驗(yàn)所獲取的氮沉降與灌溉輸入外，還包含DNDC模型所采用作物相關(guān)系數(shù)法計(jì)算的生物固氮量，其值（10.09 kg/hm2、8.78 kg/hm2與10.12 kg/hm2）處于前人研究的范圍[18]，具有可靠性。由表3可知，S1田塊的土壤氮含量在稻季后減少；S2 與S3 田塊則存在土壤氮盈余現(xiàn)象，且對于施氮量更大的S3田塊，其土壤氮盈余量也更大。

表3 試驗(yàn)田氮素各去向途徑在水稻生育期內(nèi)的總量 kg/hm2Tab.3 The amounts of different nitrogen outputs from experimental fields during a rice season

2.3 情景模擬

采用DNDC模型對不同氮素管理模式下的氮素各去向負(fù)荷（除徑流損失）進(jìn)行模擬。其中，針對施氮量逐漸增加的情景模擬結(jié)果如圖7所示。由圖7可知，在施氮量低于100 kg/hm2時，施氮量增加促進(jìn)稻谷對氮素的吸收；而當(dāng)施氮量高于100 kg/hm2時，稻谷吸氮量基本保持穩(wěn)定?？梢?，100 kg/hm2為研究區(qū)施氮閾值，超過這一閾值會導(dǎo)致氮素利用的下降。氮素氣態(tài)損失始終隨施氮量增加而增加，特別是氨揮發(fā)隨施氮量增加的斜率也在逐漸上升，這促使高水平施氮下的氨揮發(fā)損失達(dá)到極高水平，甚至可超過稻谷吸氮量。盡管施氮在一定程度上加劇氮素滲漏損失，但其值始終低于10 kg/hm2，維持在較低的水平。

圖7 試驗(yàn)田不同施氮量下氮素各去向負(fù)荷Fig.7 Nitrogen output loads under different nitrogen application rates in experimental fields

針對不同施氮方式的情景模擬結(jié)果如表4所示。由表4可知，施氮方式對稻谷吸氮的影響僅在S1 田塊中有所體現(xiàn)，且秸稈還田方式下的吸氮量最高；S2 與S3 田塊的稻谷吸氮在四種施氮方式下均保持一致。施氮方式對氮素滲漏損失的影響較小，其值在不同施氮方式下的差異分別僅為0.49 kg/hm2、0.29 kg/hm2與2.28 kg/hm2。然而，施氮方式對氮素氣態(tài)損失的影響非常顯著。尿素深施相比于表施方式能夠略微減少氨揮發(fā)與反硝化的氮素?fù)p失負(fù)荷；農(nóng)家肥基施雖然相比于尿素表施能夠減少氨揮發(fā)，但是卻加劇了反硝化的損失量；秸稈還田能夠同時抑制氨揮發(fā)與反硝化，其對氣態(tài)損失的控制最為顯著。

表4 試驗(yàn)田不同施氮方式下氮素各去向負(fù)荷kg/hm2Tab.4 Nitrogen output loads under different nitrogen application methods in experimental fields

3 討 論

以往對DNDC模型的應(yīng)用大多聚焦于養(yǎng)分的單項(xiàng)模擬，如夏文建等[19]僅考慮作物吸氮與氮素氣態(tài)損失，趙崢[6]僅考慮徑流與滲漏損失。本研究則全面考慮了氮素各去向的模擬，并且用原位觀測數(shù)據(jù)對模擬成功驗(yàn)證。用于驗(yàn)證氮素滲漏損失的實(shí)測數(shù)據(jù)分別多達(dá)27、30 與28 個，氨揮發(fā)實(shí)測數(shù)據(jù)分別達(dá)41、44 與44 個，兩項(xiàng)數(shù)據(jù)均滿足驗(yàn)證數(shù)據(jù)量的要求。盡管模型未對氮素的徑流損失進(jìn)行模擬，但實(shí)測數(shù)據(jù)表明其損失量處于極低的水平（表3），故其并不影響對氮素各去向總體特征分析。

氣態(tài)損失是氮素的主要損失途徑，這一發(fā)現(xiàn)與以往的研究結(jié)論相符[20]。氣態(tài)損失不僅造成氮素資源的浪費(fèi)，還導(dǎo)致因氨揮發(fā)引起的大氣酸化[3]以及因反硝化產(chǎn)生氮氧化物引起的氣候變暖[4]，故對氮素氣態(tài)損失的控制具有重要意義。分蘗肥導(dǎo)致氨揮發(fā)的顯著增高，故該施肥時期是控制氨揮發(fā)的關(guān)鍵時期。另外，在水稻臨近收獲的黃熟期，稻田自然落干，有利于N2O 的產(chǎn)生[21]，因此三塊試驗(yàn)田黃熟期的反硝化損失都出現(xiàn)了顯著的增大（圖6）。

稻田中氮素隨水體的流失較少，出現(xiàn)這一現(xiàn)象的原因在于稻田的水管理與土壤條件。具體而言，稻田中常修筑田埂以適應(yīng)水稻生產(chǎn)對水的高需求。除了在水稻中期為曬田而進(jìn)行的排水外，其他主動排水與降雨導(dǎo)致的徑流不多；此外，水稻耕作使得稻田土壤產(chǎn)生密實(shí)的犁底層，其顯著抑制了土壤水分的深層滲漏。因此，稻田排水不應(yīng)當(dāng)是農(nóng)田面源污染的主要來源，在某種程度上其可被視為凈化水質(zhì)的濕地[22,23]；而被重點(diǎn)關(guān)注的農(nóng)田面源污染可能主要源于旱田而非稻田[24]。

根據(jù)情景模擬可提出本研究區(qū)內(nèi)稻田的氮素優(yōu)化管理模式，即控制施氮量為100 kg/hm2，并結(jié)合秸稈還田方式。氮肥施用量在高施氮水平下的進(jìn)一步提升并不會促進(jìn)稻谷吸氮量增加，相反其存在加劇氮素氣態(tài)損失的風(fēng)險。100 kg/hm2的施氮量是使得稻谷吸氮最大的施氮水平。研究區(qū)所習(xí)慣采用的90 kg/hm2施氮量為施氮不足，采用優(yōu)化施氮水平可使稻谷吸氮量提升12.67%；研究區(qū)內(nèi)120 kg/hm2與150 kg/hm2的施氮量為施氮過量，經(jīng)優(yōu)化后可在保證稻谷吸氮量不變的情況下分別減少33.74%與65.57%的氮素氣態(tài)損失。雖然DNDC（9.5版）難以直接模擬稻谷的生物量（其僅能模擬植稻谷對碳素與氮素吸收），但是稻谷吸氮量一般與產(chǎn)量呈顯著的正相關(guān)關(guān)系[25]，因此100 kg/hm2可被認(rèn)為是使得產(chǎn)量最高的最優(yōu)施氮水平。秸稈還田能夠顯著降低施氮量，且同時抑制氨揮發(fā)與反硝化損失。當(dāng)還田氮素占基施氮素的一半時，其與未還田處理相比分別削減17.64%、34.28%與29.71%的氮素氣態(tài)損失。

4 結(jié) 論

（1）經(jīng)驗(yàn)證后的DNDC模型能夠準(zhǔn)確模擬中國南方典型稻田的氮素各去向負(fù)荷，包括水稻植株吸氮、氮素滲漏、氨揮發(fā)與反硝化，可用于稻田氮素去向結(jié)構(gòu)分析。

（2）氮素的氣態(tài)損失是稻田內(nèi)氮素?fù)p失的主要途徑。其中，對氨揮發(fā)與反硝化的控制要特別關(guān)注分蘗期施肥與水稻黃熟落干對該氣態(tài)損失的顯著促進(jìn)作用。

（3）基于DNDC模型的情景模擬可提出具體的氮素優(yōu)化管理模式。研究區(qū)內(nèi)的氮素優(yōu)化管理為控制施氮量100 kg/hm2與秸稈還田相結(jié)合，該優(yōu)化管理模式可保證稻谷吸氮量與產(chǎn)量最高，且顯著抑制氮素氣態(tài)損失。