广东省是我国传统的水稻主产区之一，丰富的水热资源为水稻的生产种植提供了便利的自然条件。本地区水稻生产以双季稻为主：3月至7月种植早稻，8月至11月种植晚稻。据统计，2012年底广东全省水稻种植面积已达1.94×10⁶ hm²，总产量1.13×10⁷ t，水稻667 m²产量达到385 kg，是1978年（133.36 kg）的2.89倍^[1]。统计显示，三十多年来水稻单产的大幅增加主要依赖于化肥的大量投入^[2]。在经济利益驱动下，农户通常施用大量的、超过水稻营养需求的化肥，以达到提高产量、增加收益的目的。董稳军等^[3]报道，2001至2010年的10年间，水稻生产中氮肥平均用量为150 g·kg^-1，磷肥用量为63 kg·hm^-2，钾肥用量120 kg·hm^-2。相比广东省的其他地区，经济发达的珠江三角洲多数地区化肥施用量高于全省平均水平，其中广州南海区氮肥投入量高达343.5 kg·hm^-2，东莞市磷肥和钾肥用量分别高达145.5、154.5 kg·hm^{-2 [4]}。然而，基于作物的营养需求特性，其产量和化肥投入量之间并不是线性关系，而是符合报酬递减定律。长期过量施肥引起土壤次生盐渍化、作物产量及品质下降及水体富营养化等诸多生态、环境问题^{[5, 6, 7]}。近年来，化肥过量投入导致的稻田生态系统污染已成为本地区水稻生产面临的主要问题之一^[8]。

农田养分径流流失是水体富营养化的主要污染来源之一^[9]。Cho^[10]研究显示，稻田施肥期氮素径流流失量占全年流失量的68.2%。Ji 等^[11] 研究发现，洞庭湖双季稻土壤氮流失负荷达7.47 kg·hm^-2，占施氮量的2.49%，且施氮后15 d是氮流失的关键时期。太湖稻麦轮作系统氮素年均流失负荷为69.2 kg·hm^-2[12]，82%~93%的氮通过径流损失进入环境，是周边水体潜在的污染源。不同地区由于降雨量、施肥习惯、耕作制度等的差异，养分流失导致的面源污染问题也存在较大差异。广东地处热带、亚热带季风气候区，降雨量大、降雨强度高，同时基于本地区水稻生产中存在的过量施肥等问题，稻田养分流失必将对周边水环境产生污染风险。目前，鲜有针对广东地区稻田养分流失的相关研究和报道。本文分别选择位于粤北、粤中以及粤西的三个稻田试验点，连续开展了5年的地表养分径流监测研究，旨在分析、评价当地农户习惯施肥模式下稻田养分流失情况，以期为优化水稻施肥及保护稻田生态环境提供理论依据。

三个试验点分别位于清远（112°56′38″E，24°20′55″N），增城（119°53′20″E，30°23′55″N）和高州 （110°46′32″E，21°47′19″N）。从2008年到2012年对三个试验点连续开展了5年的监测研究。三个试验点所在地气候均属亚热带季风气候，清远、增城和高州年均气温分别为20.3、21.8、22.8 ℃，年均降雨量分别为1876、1922、1893 mm，80%的降雨量均集中在4—9月^[13]。三个试验点供试稻田土壤均为赤红壤，肥力水平中等。增城稻田土壤为宽谷冲积平原土，壤质土；高州试验点土壤为坡积物和洪积物发育的水稻土，质地为砂壤；清远试验点地处石灰岩低山丘陵地区，为壤质页黄泥土。试验点表层（0~20 cm）土壤基本理化性质见表 1。

表 1 供试土壤基本性质 Table 1 Basic properties of soils in experimental fields

表选项

试验共设两个处理：对照（CK，不施肥）和习惯施肥（CF）处理，每处理三次重复，随机排列。习惯施肥处理中有机肥和化肥用量及施用方法均按照当地农户的施肥量来进行（表 2）。有机肥一次性基施，化肥在水稻移栽后40 d内分2~3次施入土壤，有机肥和化肥均按照农户施肥习惯，采用撒施方式。有机肥种类主要为鸡粪和商品有机肥，化肥中氮肥主要为二元、三元复合肥，含少量尿素和碳酸氢铵。试验期间，水稻灌水、农药喷施、田间除草等管理措施均按照当地农户的常规模式进行。早稻生长期为4月至7月，晚稻生长期为8月至11月。

表 2 试验点水稻年施肥量 Table 2 Annual inputs of chemical fertilizers in rice production

表选项

三个试验点田间小区规格均相同，小区面积24 m²（6 m×4 m）。为防止降雨时水分侧向流动，在小区四周埋设塑料薄膜，每小区末端预埋设一条PVC排水管（内径8 cm，长50 cm），将降雨产生的径流水导入径流池（长3 m，宽1 m，深1 m）。于每次降雨后（连续降雨不超过3 d）采集径流水，采水前先测定径流池中径流液体积，并将池内径流液充分搅匀后，采集径流水样于2.5 L洁净塑料瓶中，带回实验室分析。试验期间降雨量通过雨量计测量，并采集雨水样品进行分析。每次采集径流液后用抽水机将径流水抽干，并清洗径流池，便于下次径流液收集。

径流液中总氮（TN）采用TC/TN分析仪（multi N/C 2100S，德国）测定^[14]，硝态氮（NO₃^--N）和铵态氮（NH₄⁺-N）均采用流动分析仪（Alliance-FuturaⅡ，法国）测定。氮径流负荷（kg·hm^-2）=[小区径流N浓度（mg·L^-1）×径流水体积（L）/1000]×10 000（m²）/小区面积（m²）；氮流失系数（%）=（施氮处理N流失负荷－不施肥处理N流失负荷）×100/施N量。

使用Excel 2007程序和SAS 9.0统计分析软件进行数据处理。

2008—2012年，增城、清远和高州三个试验点水稻生长期间的降雨量分别为1017~1978、772~1652 mm和1210~2831 mm，相应产生的径流量为441~912、529~1599 mm和576~2292 mm（图 1B），分别采集径流样品64、53次和67次，其中平均85%、72%和66%的径流事件发生在早稻季节。从图 1 A月均降雨量分布图可以看出，早稻生长期间的降雨量占全年降雨量比例较高，经计算在55%~57%之间；晚稻生长期间的降雨量占全年降雨量的22%~36%。稻田径流量消长变化与降雨量变化类似，说明降雨量是影响农田地表径流的一个主要因素，与前人的报道结果^[15]一致。

图 1 试验点2008—2012年月均（A）和年均（B）降雨量及年径流量 Figure 1 Monthly（A） and annual（B） precipitation and annual runoff at experimental sites during 2008 to 2012

图选项

图 2中，稻田施肥处理径流水铵态氮浓度分别为0.05~25.05（增城）、0.02~19.83 mg·L^-1（清远）和0.02~55.4 mg·L^-1（高州），均高于相应对照处理0.01~1.88、0.01~5.73、0.02~2.9 mg·L^-1的浓度。施肥和降雨时间间隔是影响稻田养分径流流失的主要因素之一，径流液中氮素浓度与田面水氮浓度直接相关^{[16, 17]}。研究显示，尿素氮肥施入稻田后2~3 d，田面水铵态氮浓度即达到峰值^[18]，主要是尿素施入稻田后发生水解。增城试验点，稻田径流液NH₄⁺-N浓度峰值（2008.04.28、2009.04.17、2010.05.15、2011.05.05和2012.04.13）仅出现在早稻季（图 2 A），分别为25.05、5.20、3.99、1.83、2.53 mg·L^-1，距离最近一次施氮时间分别为2、5、7、2、 8 d。清远试验点中稻田径流液铵态氮的浓度峰值也出现在早稻季（图 2 B），分别为10.31、1.84、7.12 mg·L^-1，对应径流发生时间为2008.04.24、2010.05.09和2012.04.29，距最近一次氮肥施用后6~9 d。高州试验点中（图 2 C），稻田径流液铵态氮峰值分别为1.81、2.21、1.47、14.12、55.4、26.2 mg·L^-1，发生在2008.04.14、2008.08.25、2009.08.20、2010.04.26、2010.08.13、2012.04.24，距最后一次施氮时间为3~10 d。

图 2 稻田地表径流铵态氮浓度（A：增城；B：清远；C：高州） Figure 2 Concentrations of ammonium nitrogen in runoff water from rice fields（A: Zengcheng；B: Qingyuan；C: Gaozhou）

图选项

本文中，三个试验点水稻生产中所用氮肥多数以复合肥提供，配施一定量的尿素或碳酸氢铵。由于复合肥中氮养分的释放速率相对慢于单质氮肥（如尿素等），部分径流事件的径流液铵态氮浓度峰值出现在施氮后3~10 d，与已有的报道中以尿素为氮肥^{[17, 19]}的研究结果相比，铵态氮浓度峰值出现时间较晚。如图 1 所示，增城、清远和高州降雨量主要分布在早稻季节，导致早稻季稻田径流液出现铵态氮浓度峰值的几率较高。另外，与增城和清远相比，高州地处粤西，临近南海，年均降雨量相对较高，且晚稻季内降雨量较高、暴雨频次较多，导致高州试验点部分时间晚稻径流液出现浓度峰值。本试验中，施氮肥后10 d内稻田径流液铵态氮浓度几乎均高于地表水Ⅴ类水标准值（2.0 mg·L^-1），存在一定的污染风险。稻田施用氮肥10 d以后，径流液铵态氮浓度均降至低于1.0 mg·L^-1的含量水平，主要是由植株对铵态氮的吸收、氨挥发、铵态氮渗漏、淋失及硝化、反硝化作用等因素影响所致^[18]。

径流水硝态氮浓度变化如图 3所示。增城试验点中（图 3 A），对照和施肥处理硝态氮浓度分别为0.02~3.21、0.03~10.34 mg·L^-1。连续5年所采集的64次径流水样品中，施肥处理48次样品硝态氮浓度低于1.0 mg·L^-1，其他径流样品的硝态氮浓度在1.0~10.34 mg·L^-1。清远试验点中（图 3 B），施肥处理径流液硝态氮浓度范围为0.05~3.07 mg·L^-1，略高于对照处理浓度（0.01~2.98 mg·L^-1）。该试验点监测时间内所采集的53次径流样品中，对照和施肥处理分别有83%和74%的样品硝态氮浓度低于1.0 mg·L^-1，其他样品含量为1~3 mg·L^-1。高州试验点中，对照处理硝态氮浓度在0.04~1.87 mg·L^-1之间，施肥处理硝态氮浓度为0.05~3.03 mg·L^-1。与其他两个试验点硝态氮浓度变化情况类似，高州试验点所采集的67次径流样品中（图 3 C），对照和施肥处理多数样品（85%和79%）的硝态氮浓度低于1 mg·L^-1，其他样品含量在1~3 mg·L^-1之间。试验结果表明，稻田中几乎所有径流事件硝态氮浓度均在地表水标准限值（10 mg·L^-1）范围内。王强等^[20]研究显示，稻田田面水硝态氮浓度多数低于10 mg·L^-1，尿素氮肥施用后NO₃^--N不是污染水体的主要氮素形态。本研究结果也说明稻田径流水硝态氮对环境的污染风险较小。田玉华等^[17]针对太湖地区稻田的研究表明，径流水硝态氮浓度基本不受施氮水平的影响，径流液中硝态氮的主要来源不是当季施入的肥料，而可能来源于灌溉水及雨水。本研究结果与之不同，施肥处理硝态氮浓度基本处于略高于对照含量的水平（图 3），说明施氮后田面水铵态氮发生了硝化作用，形成了一定量的硝态氮。在稻田厌氧生态条件下，施氮后短时间内，由于硝态氮形成量与反硝化作用的差值较小，导致田面水硝态氮含量比较低。当氮肥大量分解成铵态氮，硝化作用变得强烈，远大于反硝化作用，从而使硝态氮出现浓度峰值^[20]。Yoshida和Padre^[21]研究表明，淹水稻田的氧化性表层土壤中具有较高的硝化活性，30 ℃下约1/4的铵态氮转化为硝态氮。监测期内，三个试验点硝态氮浓度均不同程度地出现峰值（图 3），且与相应的铵态氮浓度峰值相比，均出现滞后现象，说明径流水中硝态氮来源于部分铵态氮的硝化作用。

图 3 稻田地表径流硝态氮浓度（A：增城；B：清远；C：高州） Figure 3 Concentrations of nitrate nitrogen in runoff water from rice fields（A：Zengcheng；B：Qingyuan；C：Gaozhou）

图选项

施氮后稻田径流液总氮浓度变化情况总体上与铵态氮浓度变化较为接近。增城试验点（图 4 A）施氮后2~8 d内均不同程度出现总氮浓度峰值，对照处理总氮浓度为0.23~28.85 mg·L^-1，施肥处理总氮浓度较高，为0.33~36.51 mg·L^-1。在所采集的64次径流样品中，对照和施肥处理分别有33%和52%的样品总氮浓度超出地表水Ⅴ类水标准限值2.0 mg·L^-1。对照处理总氮的最大值为28.85 mg·L^-1，对应于施肥处理的36.51 mg·L^-1，均发生在2010年第二次径流事件（4月23日）中。根据实际调查，对照处理较高的总氮浓度可能是由于受到了施肥处理的污染。清远试验点（图 4 B）施肥处理总氮浓度为0.46~21.01 mg·L^-1，高于相应对照处理的0.1~8.3 mg·L^-1。本试验点共采集径流样品53次，对照和施肥处理分别有15次和17次样品超过地表水Ⅴ类水标准（2.0 mg·L^-1），多数样品总氮浓度介于1.0~2.0 mg·L^-1之间。施肥对径流水总氮浓度影响较大，本试验点施氮后6~9 d内径流水浓度均有峰值出现，与相应的铵态氮浓度变化（图 2 B）较为相似。高州试验点（图 4 C）共采集径流样品67次，对照处理总氮浓度为0.39~7.87 mg·L^-1，施肥处理总氮浓度较高，为0.49~61.96 mg·L^-1。对比地表水Ⅴ类水标准，对照和施肥处理分别有30%和46%的样品总氮浓度超过2.0 mg·L^-1，多数样品总氮浓度在1.0~2.0 mg·L^-1之间。总体上，施肥处理径流水总氮浓度峰值出现时间与相应的铵态氮浓度规律相似，即施氮后10 d径流水中总氮浓度高于2.0 mg·L^-1的地表水Ⅴ类水标准，具有一定的环境污染风险。

图 4 稻田地表径流总氮浓度（A：增城；B：清远；C：高州） Figure 4 Total nitrogen concentrations in runoff water from rice fields（A：Zengcheng；B：Qingyuan；C：Gaozhou）

图选项

氮素在水稻田水土体系中的存在形态包括溶解的无机态和有机态及其他气态的氮，各种形态的氮在一定条件下可相互转化^[22]。经计算，本文中三个试验点稻田径流水总氮浓度均远高于矿质氮（硝态氮+铵态氮）浓度，说明径流水中包括一部分有机氮等其他形态氮。以高州试验点为例，2009年和2010年均采用有机无机复合肥来进行水稻施肥，因此施用有机肥一定程度上会提高总氮中有机氮所占比例。纪雄辉等^[23]针对洞庭湖双季稻的研究也显示，铵态氮及有机氮均是氮素径流损失的主导氮素形态。另外，稻田土壤有机氮的矿化^[24]一定程度上也有助于增加径流水总氮浓度。相关研究显示，在适宜的温度及pH条件下，稻田淹水土壤的有机氮矿化可增加铵态氮浓度，进而增加总氮的含量^[25]。本文中，水稻植株生长对氮的吸收、铵态氮和硝态氮淋溶、氨挥发及反硝化等作用导致田面水总氮含量不断降低，表现为随施肥时间延长，不同试验点总氮径流浓度趋于平稳，多数样品浓度介于1~2 mg·L^-1之间。

施肥对稻田矿质氮和总氮流失负荷的影响效应在不同试验点及同一试验点不同年份之间存在较大差异（表 3）。增城试验点中，施肥显著增加稻田矿质氮和总氮流失负荷，对照处理矿质氮和总氮流失负荷分别为8.15~12.88 kg·hm^-2和13.17~38.14 kg·hm^-2，施肥处理矿质氮和总氮流失负荷较相应对照处理分别提高26.5%~121.4%和39.2%~65.3%。清远试验点中，除2008和2010年外，其他三年的监测结果显示，施肥对稻田矿质氮和总氮流失负荷无显著影响，对照处理矿质氮和总氮流失负荷分别为3.7~11.18 kg·hm^-2和8.66~16.72 kg·hm^-2，施肥处理矿质氮和总氮流失负荷为4.46~16.18 kg·hm^-2和8.66~16.72 kg·hm^-2。高州试验点中，施肥显著增加稻田矿质氮流失负荷，而对总氮流失负荷的影响在不同年份之间差异较大。总体上，高州试验点施肥处理稻田矿质氮和总氮流失负荷相对高于其他两个试验点，其中矿质氮流失负荷为12.2~65.9 kg·hm^-2，总氮流失负荷为13.3~88.2 kg·hm^-2。三个试验点监测结果均显示，稻田氮流失负荷年际变化较大，其中以高州试验点的氮流失负荷变幅最大。通常，影响地表养分径流的因素包括地形、土壤性质、施肥、降雨量等多种因素^[15]。Zhao 等^[16]针对太湖地区稻麦轮作系统连续三年研究表明，不同年份间农田总氮流失负荷变幅较大（55.3~93.1 kg·hm^-2），降雨量、不合理排水及施肥等是导致农田养分流失的重要原因^{[16, 26]}。据报道，日本中等规模的稻田总氮流失负荷为10~60 kg·hm^{-2 [27]}，我国东北典型稻区总氮每季的流失负荷为5.89 kg·hm^{-2 [22]}，巢湖流域稻田当季总氮流失负荷为2.9~6.2 kg·hm^{-2 [28]}，不同地区稻田总氮流失负荷均存在时空变异性大的特点。与上述报道的研究结果相比，本文中增城和清远试验点总氮流失负荷总体上较为接近，而高州点个别年份（2010年和2012年）总氮流失负荷偏高，可能与当地施肥及降雨等因素有关。经计算，增城、清远和高州试验点中矿质氮流失负荷占总氮负荷的比例分别为45%~79%、39%~99%和20%~89%，矿质氮占总氮负荷的百分比变幅较大。总体来看，稻田流失的总氮中，除包括一定量的矿质氮外，也含有机态氮，主要来源于有机肥的施用及径流冲刷土壤所携带的有机氮。

表 3 稻田氮素径流流失负荷（kg·hm^-2） Table 3 Annual loads of nitrogen runoff from paddy fields

表选项

稻田总氮流失系数分析结果（图 5）显示，增城试验点总氮流失系数为1.4%~3.9%，清远和高州试验点的总氮流失系数变幅相对较大，分别为0.1%~5.5%和0.9%~21.6%，其中高州试验点2010年和2012年总氮流失系数分别达到15.4%和21.6%。针对我国其他地区如洞庭湖区双季稻田的研究显示，总氮径流损失量占施氮量的2.49%^[19]，太湖地区稻季的径流氮负荷占稻季施氮量的0.3%~5.8%^[17]，巢湖流域稻田氮流失量为施氮量的1.62%~3.46%^[28]。本文中，广东地区三个试验点稻田氮流失系数除高州在部分年份的数值偏高外，氮流失系数基本与上述其他地区的报道结果相接近。

图 5 稻田总氮流失系数 Figure 5 Runoff coefficients of nitrogen in paddy fields

图选项

图 6中，增城试验点早稻季和晚稻季总氮流失负荷占年度总负荷的百分比分别为62%~86%和14%~38%，说明氮流失主要发生在早稻季；清远试验点总氮流失负荷在早稻和晚稻季的分配规律与增城试验点相似，分别占全年总负荷的75%~86%和14%~25%；高州试验点除2009年氮流失负荷主要分配在晚稻季（63%）外，其他4年的总氮流失负荷主要分配在早稻季，流失比例为53%~81%。总体上，广东地区稻田氮的流失主要发生在早稻季节，即4—7月，与本地区降雨时空分布等因素有直接关系。

图 6 稻田总氮流失负荷在早、晚稻季的分配比例（A：增城；B：清远；C：高州） Figure 6 Distribution of nitrogen runoff loads between early and late rice（A：Zengcheng；B：Qingyuan；C：Gaozhou）

图选项

（1）广东稻田径流事件及氮流失负荷主要发生在4—7月的早稻季，与区域降雨分布有关。

（2）施肥明显增加稻田径流水铵态氮和总氮浓度，施氮后10 d铵态氮和总氮浓度均高于地表水V类水标准。

（3）稻田氮流失负荷表现出时空差异性大的特点，增城、清远和高州稻田施肥处理总氮年流失负荷分别为24.31~53.68、8.71~23.76 kg·hm^-2和13.32~88.16 kg·hm^-2，年流失系数为1.4%~3.9%、0.1~5.5%和0.9%~21.6%。矿质氮占总氮负荷的百分比变幅较大，为20%~99%。