不同比例过磷化物的磷氮化肥在植物和土壤中的作用

1、不同比例过磷化物的磷氮化肥在植物和土壤中的作用Fiona A. Robertson a,*, David M. Nash b 接稿于 2007 年 5月30日 修订于2008年1月21日 2008年3月7日 见于网页浏览摘要由于在农田中过量排放氮磷农肥到水里，导致了水体的富营养化，目前这已经是众多国家面临的一个问题。畜牧草场地表径流中的营养流失很好的证明了我们所遇到的问题，然而，这些营养的来源和控制这些肥料流入水路所采取的过程我们还无从掌握。畜牧地里大量的营养成分在陆地河流中流失，这或许是因为普遍增加的土壤-植物系统中的肥料远多于那些在施肥后流失的肥料。这篇论文的主要目的就是测量25年时间里，

2、氮磷对于过磷酸钙肥料在植物，土壤和蛋白质背景下对于氮和磷的流失效应和作用。测量的样品来自秋天干燥的土壤环境，或者冬天潮湿的土壤环境，分别在12和15个月在上一次的肥料应用后测量所得。过磷化物的应用导致了植物磷和土壤磷的急速生长，和总氮量的稍微减少。土壤中磷和氮主要集中于距离表面25mm深处。土壤水中可提取的磷，氯化钙中可提取的磷，和氯化钙有机磷被证明与肥料的应用并没有太大关系。磷和氮的浓度在一定程度上随着化肥使用的增长而增长并且显示着很强的季节性(秋季：0.06-0.77 毫克磷/升和0.6-5.5 毫克氮/升；冬节：0.04-0.20毫克磷/升 和 0.4-1.7毫克氮/升)。陆地河流中的磷

3、元素在秋季主要为溶解磷，在冬季为微粒磷。而陆地河流中的氮元素中有机氮含量所占比例多，溶解性无机氮 （ 氨和氨根）和一部分微粒氮相对少一些。陆地河中磷和氮的浓度通常超过洲际淡水的质量标准 （< 0.04毫克磷/升和 < 0.90毫克氮/升) ,表明正是因为这样的牧场系统营养流失背景才会导致淡水水体的富营养化。介绍由于从农田中过量排放氮磷农肥经水路途径导致水体的富营养化，现在这已经是众多国家要面对的一个问题(Haygarth 和 Jarvis,1999) 。从放牧厂出来的大量营养物质通过地表径流损失掉，这已被多项研究所证明（纳尔逊等人，1996年；海加斯和贾维斯，1997；纳什等，20

4、00）。但是，人们对于这些营养成分的来源和控制它们进入水体的有效措施还知之甚少，这是补救战略发展的关键限制过程（纳什等人，2000）。在高降雨量（550-750毫米）的澳大利亚维多利亚州西南区，根据对水中营养物质的监测结果显示有近一半的水路中磷含量贫乏，并且超过一半的水路贫氮素浓度很低（维多利亚流域管理委员会，2002）。土地的主要用途旱地放牧被认为是营养素的主要来源 ，虽然对于个问题我们得到的信息还不够充分(格莱内尔格-霍普金斯流域管理机构，2002年) 。在关于放羊畜牧场地区的研究中（梅兰, 2003)，施肥和放养率均为为最大条件，与高肥力状况水质量相比，磷浓度在地表径流中（0.19-1.

5、26毫克磷/升）要高。在陆地使用磷氮肥料后，磷和氮浓度会增加(夏普利和锡尔斯，1976；麦科尔和吉布森，1979；麦克道尔和卡托，2005；纳什等，2005；巴洛等，2007）。同时，虽然这种影响可能很大，但往往是相对时间很短，数周或数月后消失（夏普利和锡尔斯，1976；麦克道等人，2003；纳什等，2005；欧文斯，2006；巴洛等，2007）。在旱地乳品牧场（纳什等，2005）发现，每年的地表径流大多数磷损失是由于土壤磷肥力普遍提高，多年来在土壤植物系统施肥（即组成'系统'的部分养分流失），而不是化肥或放牧直接的影响。最近，避免在大雨的时候使用化肥，可以使运用于化肥中营养流

6、失最小化。然而，就现有的知识来说，我们能做的还是非常有限。 这项工作的主要目标是测量长期使用过磷酸钙化肥对土壤、植物中磷，氮及潜在背景条件下磷和氮在地表径流运动中的影响，地表径流从澳大利亚南部地区高降雨量（550 750毫米）处始发。我们的具体目标有：（1）探究不同磷浓度的化肥施用对土壤和植物中磷积累的影响；（2）了解不同浓度的磷肥对土壤和植物中影响N肥量的影响；（3）计算地表径流中潜在的磷、氮损失量；（4）确定地表径流中氮和磷的化学形态；（5）研究陆地上磷和氮与施肥背景下磷肥和氮肥在土壤和植物中的相关关系（6）比较上述情况下秋季和冬季两个季的关系。第二个目标是调查土壤和植物状况，它们可能对探

7、究容易随地表径流流失的磷和氮有用。这些测试包括'农艺'测试，通常用于评估植物养分有效性，'环境'测试已在开发的测试尝试基础上涉及土壤养分供应养分损失水方面有所发展（Pote等，1999；McDowell和康德伦，2004；施罗德等人，2004）。2 方法2.1 实验场地实验场在澳大利亚（378490S，1428040E，海拔约205米）维多利亚州汉密尔顿附近，那里的平均降雨量为700毫米/年。土壤由玄武岩区所得，被定义为布朗铭溶染料（伊斯贝尔，1996年）和强淋溶土（粮农组织，2006）。五地块（约0.6公顷牧场）从一个长期实验中所选取（详细内容见凯莱等，199

8、9）。该地于1977年播种黑麦草（黑麦草），和地下三叶（Trifolium subterraneum属）面积混合物多年生长。自从1978年以来，每年施肥 0，4，8，16或23公斤磷 /公顷（如过磷酸钙）。过磷酸钙含有8.8的磷，11硫，19的钙。2.2 降雨模拟降雨模拟器在研究中的应用已经在各个地方都有了很完善的定义（汉弗莱等人，2002；夏普利和克雷曼，2003）。它的每个喷嘴（TeeJet150 WSQ模拟，喷涂系统公司，美国），可以强降雨70毫米/小时（1毫米，95的重复模拟置信区间），同时被放置在离地面3米处。降雨模拟共进行了两次：第一次在秋季（2005年4月6日至5月12日）于干燥

9、的土壤条件下进行；第二次在冬季（2005年8月24日至9月27日）于潮湿的土壤条件下进行。两个地点都选择陆地流量测量（1%-4坡度）。在每一个位置，地块表面都被插入钢框架（地上和地下总共750毫米宽，2000毫米高，40毫米长）。地面水流由斜坡上的钢槽流下，并通过塑料管输送到5升的塑料瓶中收集。对于每一个模拟过程，直至水流出现30分钟后开始地面漫流，此时，模拟降雨中心降雨量正好适中。如果在秋季的60分钟或者冬季的105分钟以后坡面流没有发生，则实验终止，这些时间的选择是在初步试验的基础上陆地相邻地块的地面水流发生时间。所有收集地表径流的收集瓶，每5分钟更换一次，在每个模拟过程结束时，所有的收集

10、瓶称重。从每个坡面收集的地表径流混合在一个60升的容器，从中抽取约2公升为样本（称为0 - 30分钟样本），各小区尽可能在之后的数日中模拟进行两次试验。期间第一次和第二次模拟中时间为秋季29 h和冬季24小时（在秋天更长时间和更大频率的条件下，此期间大风模拟降雨无法使用）。在秋季模拟，坡面流分开的样本也收集30至35分钟后坡面流模拟的第二只（30-35分钟称为样本）的开始。用于降雨模拟实验的雨水（天然降水储存在一个塑料箱）每天采集一次。2.3 土壤和植物采样和测量预模拟的（1-24小时后）土壤和植物样品来自0.4米宽的坡面流，注意及时采取相邻坡面流量和内部水量，后仿真（1-4小时后）模拟。土壤

11、取样深度分别为0-25毫米处，0-50毫米处和0-100毫米处，使用20毫米直径的取样器（分别为100，40，15毫米直径的芯）。在冬季，0-25毫米深处的样品用小锅铲采掘（四个样品共约0.02平方米）。事实证明，短芯的取样器对湿土壤没有效果。植物材料取样方法为：将所有植物切割放于地表，并在约0.3平方米区域内收集所有样本。模拟前，要拍摄坡面比表径流图以方便进行地面植物覆盖的百分比计算，株高在10个地块内沿对角线确定其位置。在第二次模拟后2-4 小时内，土壤测量在该10个位点用锥贯入测量。在2005年5月20日，用钢锥测量（70毫米直径，55毫米深）地面水流处的土壤容重密度。2.4 样品分析坡

12、面流和雨水样品通过0.45毫米滤膜过滤器在30分钟（纯水Durapore1秋季样品和Pall Acrodisc1冬季样本）内收集。过滤后的和未过滤的样品，在标准分析（格林伯格等人，2005）前，存放在48（秋季样品）或208（冬季样本）环境。所有样本均分析总固体（TS；在105.8蒸发）、总磷（TP；碱性过硫酸钾消解和磷钼蓝法）和全氮（TN，碱性过硫酸钾消解和镉还原法）。过滤后的样品进行分析溶解活性磷（DRP；磷钼蓝法）；铵（靛酚蓝法）和硝酸盐（镉还原法）。 磷和氮的确定进行了利用流动注射仪器（LaChat仪器，密尔沃基，威斯康星州，美国）。未过滤的样品使用标准的电子式电能表进行分析pH值和电

13、导率（EC）。土壤水分的提取，将雨后的湿润土壤0-25毫米深的样品挖取200-300克，于3000转时离心10分钟后提取（Toifl等，2003）。离心分离在13小时内完成并进行收集，所有提取的土壤水分通过0.45毫米滤膜过滤器如前所述进行采集。秋天的样品进行分析DRP，对冬季样品进行分析包括总磷，总氮，铵和硝酸盐，分析方法与地表径流样品使用方法相同。土壤中含水率估计方法为，在之前称重，保持40条件下至恒重（选择此温度而不是标准温度105，为了使同样的土壤样品可用于分析水份和其他分析）后再称重干燥样品。植物干重估计在70条件下能干燥至恒重的样品。干燥后的植物样本做总磷分析（电感耦合等离子体发射

14、光谱法，电感耦合等离子体发射光谱仪）以及总氮、总碳分析（Leco的感应炉）。干燥的土壤样品进行粉碎至粒径小于2毫米，使用标准方法（雷门和希金森，1992）做pHW分析（土：水=1:5）， pHCa分析（土：氯化钙=1:5），电导率分析（EC，土：水=1:5），速效磷分析（奥尔森等人，1954年），铵和硝酸盐分析（氯化钾提取物），科尔韦尔磷分析（科尔韦尔，1963年）。有机磷的测量是科尔韦尔P减去过磷酸钾消化后科尔韦尔P值。水提取磷（星期三）的测定在萃取1小时后（土壤：水=1:10）通过0.45毫米膜过滤提取。氯化钙，提取磷（PCA）的测定在萃取后1小时（1:10的比例土：0.01米氯化钙）通过

15、一惠特曼2号滤纸提取。 磷的吸附平衡浓度为2毫克/升，由雷门和希金森（1992）描述的粒径测定比重计法（Gee和巴德，1986）为基础，确定磷的吸附平衡方案。土壤样品进行了进一步的“小于0.5毫米的分析，全磷和氮（硝酸，高氯酸消解ICP - OES测定后）和有机碳（修改沃克利黑方法，雷门和希金森，1992）测定。2.5 计算和统计分析坡面流中的总磷是指未过滤样品中的全磷浓度，总溶解磷指全磷在过滤样品中的磷浓度（计划书）。颗粒P（PP）的计算用总磷和TDP之间的差值获取。溶解反应活性磷的计算为TP和TPR之间的差值。同样，TN是未过滤的样品中总氮浓度，总溶解氮（TDN）是过滤样品中全氮含量。颗粒

16、氮（PN）的计算为TN和TDN之间的差异。溶解有机氮的计算为TDN和溶解无机氮（德国工业标准=铵+硝酸）之间的差值。（TS）总固体是指未过滤固体样品的浓度，总溶解固体（TDS）是过滤样品固体的浓度。总悬浮固体（TSS）的计算公式为TS和TDS之间的差值。所有样品分析物的背景为雨水浓度。所有结果均使用线性回归方程利用方差进行分析拟合。数据转换要进行必要调整以符合正常或方差同质性的要求。对结构数据识别，回归分析采用的肥料处理手段中，各个数据都用于分析其变化。除非另有说明，评估的意义在95置信水平（P小于0.05）。3 结果与讨论3.1 土壤和植物秋季降雨前土壤水分含量很低（开始100mm且小于15

17、%），冬天含量明显更高（开始100毫米且水分含量30-43）。该地区全年降雨量为700毫米（图1），但是，本实验处于异常干燥的时期进行，全年降雨量为541毫米，因而土壤水分含量的长期平均水平要比实验期高得多。冬季土壤水分含量随深度下降，但秋季并非如此，水分含量与化肥施用量无关，请见表1。在一定程度上，土壤全磷、全氮和土壤有机碳随着施肥的增加而增加（图2）。在最初100毫米深度内，肥料施磷占全磷的64%-77%，肥料施氮为24%-32%，同时在开始50毫米深度内，有机碳为24%-30%（图2）。而磷含量的增加与施磷多少有直接关系，在较高的化肥施用量时氮含量的轻微增长大概是受豆科植物生长促进（索尔

18、等，1999）和生物固氮的影响。土壤碳略有增加反映了植物种类的普遍增加。速效磷和科尔韦尔磷（土壤磷含量实验）与施用的磷肥有直接的线性关系（图3a - f）。无论在秋季还是冬季，磷肥约90%的变化与中速效磷和科尔韦尔磷的变化有关。这些试验证明，土壤表层磷的积累是在长期接收化肥，粪便和牧场残留的过程中发生的（海加斯等，1998）。土壤磷的环境测试中(PW和PCa)没有表现出与施肥有一致关系（图的3G - L）。在秋季，磷肥的应用对0至25mm深度的PW变化值贡献为45%,对0至25mm深度的PCa变化值贡献为34%，但在其他深度以及冬季并无此关系。在秋季，肥料施磷对0至25mm以及0至50mm土层

19、中的有机磷变化贡献值为92%，但是，同样条件下，冬季并不存在该关系。具体方法见表1。在任何深度，速效磷及磷含量与科尔韦尔磷含量相互之间相关以及与土壤全磷相关。有机磷与土壤全磷，速效磷和科尔韦尔磷呈正相关（r为0.53-0.74）。总体而言，PW 以及PCa之间并没有显著相关性，它们与速效磷，科尔韦尔磷，有机磷，或全磷均无关（数据未显示）。结果表明在秋季与冬季,土壤无机氮对磷肥施用的反应不同（图4）。在秋季，施肥对氨和硝酸盐的变化约有30%-50%的贡献率。在冬季，氨含量与施肥，但对硝酸盐的变化来说，施肥的贡献度约为70%。铵浓度在秋季和冬季相似，但在冬季硝酸盐浓度显著降低（P浓度小于0.05毫

20、克/升），可能是由于过多的植物在湿润的土壤条件下摄取营养所致。虽然溶解于土壤溶液（TDP和TDN）总营养成分在秋季没有进行测量，但冬季浓度为0.5-1.7毫克 / 升和11-21毫克/升。TDP和TDN的增加都与磷肥施用呈曲线关系，主要是由于有机物的溶解（DUP和DON）。无机物的溶解在土壤溶液中总溶解量占小部分（DRP占TDP的百分比为48、DIN占TDN的百分比为18）。相对于硝酸盐，DIN通常含有更多的氨（平均比例68的硫酸铵和32硝态氮）。发现磷在土壤中有机溶液中的比例很大是根据纳什等人 （2007年）在澳大利亚南部奶牛牧场的数据分析报告。土壤溶液中的磷和氮的浓度高度相关（r = 0.

21、92），但他们并没有与土壤磷和氮的分析有关（数据未显示）。磷吸附量稳定在2毫克/ 升表示在这些土壤水分中地表径流磷浓度随土壤中的浓磷度（P在对测量土壤水分含量为基础）的下降吸附量增加。磷肥的应用深度仅为0-25毫米。磷的吸附在0-25毫米内高于深层土壤（见表1）。这些结果可能反映了土壤中可吸附层和高磷浓度处理的下降使由于该部分土地被有机物质或磷肥占用（巴罗等人，1998年;Nziguheba等，1998）。 另外，磷的吸附明显减少可能是由于增加了土壤有机质中磷释的放引起（Guppyetal,等，2005）。土壤pHW 和 pHCa变化不大，但在0-25毫米的深度比其他深处稍大，秋季比冬季大。在

22、所有深度上土壤EC与过磷酸钙施用量的增加呈线性关系。粒度分析表明，试验田的土壤质地非常良好，在100毫米内随深度变化较小（表1所示）。在0-50毫米土壤容重平均密度为1.0公克立方公分，土壤强度在0-40毫米的深度内（贯入阻力）变化很大。秋季土壤的贯入阻力（平均1890千帕）比冬季（平均900千帕显著提高，反映了土壤水分的季节性差异。秋季（1300-6600公斤/公顷）植物干重比在冬季（150 - 3300公斤/公顷）大得多，这一般与施肥量的增加有关（图6a）。秋季植物株高（30-120毫米）比冬季（40 - 50毫米）更加合理与可变，但与化肥使用量相关性小（图6B）。随着施肥量从75增长至1

23、00地面覆盖率在秋季近乎100，但在冬季却大大减少。随着磷含量的增加以及牧草和豆类的播种，牧草种类组成差异较大（索尔等，1999）。无论冬季还是秋季，植物磷浓度与过磷酸钙施用量的增加呈线性关系。植物氮浓度的增加只有在秋季（图6）与化肥施用量相关。 冬季磷和氮的浓度大于秋季，但由于植物干重的减少，总植物磷，氮在冬季反而较低（图6）。随着化肥施用量的下降，冬季碳与磷的比例与碳与氮的比例低于秋季（图6）。这表明，植物残体的分解过程中会导致大量的冬季磷和氮（也可能是更大的磷和氮入水）的净矿化，尤其是在较高的施肥量中（布莱尔和博兰，1978年亚历山大，1977）。3.2 坡面流模拟降雨量将会产生坡面流，

24、同时坡面流量由模拟降雨量产生。这表明，模拟降雨的量与之前的降雨率没有一致关系。在秋季，地表径流的产生至少需要30%的模拟降雨量，而冬季则只需要7%。秋季产生地表径流的平均降雨量明显少于冬季。秋季的平均坡面径流量也明显少于冬季（秋季为6和4毫米，冬季为9和13毫米）。通常情况下，秋季坡面径流的收集不会在30分钟内产生，这表明坡面流的产生是由于土地水渗透，即它是多余的地表径流入渗（纳什等，2002）。然而，在冬季，坡面流的生成随时间增加而增加，这表明过饱和地表径流现象越来越普遍。在冬季，坡面径流量往往较少，同时在模拟1以及模拟2中产生坡面径流的雨量较大，这也与上述坡面径流与多余水分渗透的结论相吻合

25、。在大多数的模拟中，60-80%的降雨量不能随地表径流或土壤，并推测这些雨水渗入了土层深度100毫米以下。这在很大程度上是有可能通过土壤裂缝和渠道流发生，因为土壤在模拟降雨后经常保持干燥（模拟后在0-100毫米深的水含量为秋季17-25和冬季39-45的）。产生坡面流的雨水量和坡面流量均与土壤含水量，土壤容重，土壤贯入阻力，百分比地面覆盖，植物干重，株高等因素无关，这可能会令人惊讶，因为这些土壤和植物的因素已在其他研究中表明会影响坡面流（Gascho等，1998；Elliott和卡尔森，2004；科斯廷，1980）。然而，这里的结果可以这样解释：这些土壤和植物较大差别，或在一个狭窄的范围值内下

26、降。坡面流的总磷浓度为0.04-0.76毫克/升（见7A）。 秋季的总磷浓度高于冬季，除了在磷肥方案中，总磷浓度与之前的施肥率呈线性关系，秋季时施肥率对总磷浓度的贡献率为58%，冬季则为70%。这种线性影响关系与其他工人的调查结果一致（麦克道尔等，2003）。在秋季，TP的肥料应完全归因于DRP；在冬季，肥料效应同时归因于DRP和聚丙烯。聚丙烯可能包括土壤，植物和动物粪便颗粒。因此，总磷随地表径流的主要组成部分：秋季是DRP（35-84）和冬季是PP（67-96）。在这两个季节，地表径流TP的比例是DRP与施肥频率呈线性关系。类似的趋势曾分别由麦克道尔（2003年）和道赫蒂（2006）在新西兰

27、以及澳大利亚的过磷酸钙牧场中报道过。总氮浓度随地表径流在0.46毫克至5.54毫克之间（图159）。同样，在非零施肥处理情况下，秋季的浓度大于冬季浓度，总氮浓度的增加与化肥施用量增加更加优化，秋季较为明显，冬季相对较弱。这种肥料效应是由于秋天的PN，DIN和DON反应和冬季PN反应（图8）。DIN为两个季节中最主要的氨（图8d），这与罗伯逊，马克纳什曾在生态系统和环境126（2008）195-208 203发表过论调相悖。地表径流中的P随着长期施用磷肥受到影响。土壤中氨的含量通常被认为是不发生变化的（拉德和Russell，1983）。秋季，模拟实验1（平均磷0.42毫克/ 升和氮2.96毫克

28、/ 升）所示的总磷和总氮的含量明显比模拟实验2（0.1磷7毫克/ L和氮1.38毫克 / 升）多，主要是由于磷和氮的溶解形式（图7和8）减少。在冬季，模拟实验1和2中总磷和总氮浓度并无显著差异。在第一个秋天模拟可能是由于表面极度干燥引起的这些相对高浓度物质，它们通过部分土壤微生物渗透再润湿，导致微生物细胞裂解产生磷并随后产生氮融入土壤溶液（特纳和海加斯，2001；Fierer和Schimel，2003）。这种微生物生物量的增加和不稳定磷的减少曾由Nguyen和Marschner（2005年）报告.在第一个模拟中出现高浓度现象可能是由于可溶性磷，氮在之前较为干旱的月份时积累在土壤表层或在牧场。干

29、旱时的牧场，例如目前的秋季，可能含有大量的无机磷是由雨水降临所致（布罗姆菲尔德和Jones，1972）。这些趋势表明，秋季第一次模拟实验中所观测到的含有大量磷和氮的地表径流会由于重复降雨以及地表径流而减少。这符合新西兰的调查结果地表径流中的磷的含量冬天（较为湿润的季节）比夏天高（麦科尔和Gibson，1979）。秋季模拟实验2中，地表径流中的总磷在0-30分钟内样品浓度与30-35分钟时样品没有显著差异（分别为0.17毫克/升和0.16毫克/升），这表示流动的磷在前35分钟的模拟过程中没有明显地减少。这符合由欧文斯和Shipitalo的研究发现，草原中有降雨形成的地表径流中的磷的浓度与地表径流

30、大小无关。但是总氮浓度，比起0至30分钟的样本（1.38毫克/升），30-35分钟样品浓度较低（平均1.25毫克/升），这是由于DON以及DIN的减少所致（数据未显示）。 磷和氮之间的这种差异可能与在其来源差异有关：地表径流的磷来源是很容易吸水的土池，也许是浸没池；而地表径流中的氮来源于补充相对缓慢的无机土壤，有机土壤和植物，它们更加依赖于微生物或植物的增加。随地表径流磷，氮的浓度随时间趋势表明，磷的运输将主要取决于坡面流量，而氮运输将受到坡面流量和坡面流的氮浓度的共同影响。地表径流中TDP和TDN浓度明显比冬季土壤溶液中的浓度低（图7和图8）。土壤溶液中的TDP和DUP浓度有显著的相关性，地

31、表径流中的TP，DRP以及TDP也是一样（表2）。在秋季，DRP的浓度与土壤溶液中可溶性磷的浓度有关，但冬季没有。土壤溶液中的氮含量与地表径流中的氮含量无显著相关性（数据未显示）。地表径流中磷、氮含量与土壤中磷、氮含量的的对比结果与纳什等在澳大利亚南部的奶牛牧场系统实验的结果一致（2006年），即地表径流中的磷浓度（3-6毫克/ L）和土壤中的浓度（5-8毫克/ L）相似。纳什等人的研究表明，地表径流中的磷大部分为有机物。纳什（2006）指出，这可能是由于地表径流与土壤溶液之间采样的延迟导致。这在目前的研究中却解释不通，因为采样时间的误差仅为2小时。因为对土壤溶液（0-25毫米深）的提取中使用

32、了大量的植物材料，一些有机磷和氮来自与植物组织部分。另外，有机磷和氮可能是未到地表径流而残留在土壤小孔中的物质产生的。在坡面流的所有深度中，磷的浓度与土壤全磷，速效磷，科尔韦尔磷和有机磷明显相关（见表2），秋季地表径流中的的聚丙烯除外。0至50mm的浓度通常比0至25mm以及0至100毫米深度的浓度高。对秋季与冬季的数据进行对比发现，这种相关性更加显著（数据未显示）。土壤磷的环境测试，PW和PCa，包括这项研究在内证明，土壤磷与其他相关的排水和地表径流有关（Poter等，1999；McDowell和康德伦，2004；纳什，2006 ）。秋天，PW和PCa在表层土壤中的含量与地表径流中的磷含量略

33、有相关，但在冬季无任何关系（见表2）。秋季与冬季的数据对比之后发现，PW和PCa的含量都与地表径流中的磷浓度无关（数据未显示）。这个结果表示，PW和PCa在此项研究中作用不大。秋天，地表径流中的TN，TDN，DON和DIN与土壤全氮和无机氮（表3）呈正相关（相关性不是很强）。在冬季，地表径流中的氮浓度无论与无机氮还是其他要素均无显著相关性（数据未显示）。植物磷，当作为公斤/公顷表示时，无论在秋季还是冬季，都与地表径流的总磷，TDP和DRP相关。当植物磷含量以干物质的百分数表示，它只与秋季地表径流中的磷呈正相关（表2）。秋季，植株含氮与地表径流的氮相关性较弱，而冬季完全无关（见表3），虽然植物磷

34、、氮的潜在贡献坡面流不能被忽略（夏普利，1981），氮在这项研究中表明，总植物磷，氮与潜在移动磷，氮相关性较小，因此不会对地表径磷和氮的浓度的预测造成很大的偏差。秋季，坡面流中TSS的含量较低（1-28毫克/ 升），表明土壤侵蚀并不是一个重要因素，且不受降雨概率的影响；冬季的TSS浓度未测量。需要指出和承认的是在这项研究中所用的小块土地是不符合实际情况的，因为它们消除了细沟侵蚀的可能性，如沟壑侵蚀过程。坡面流的平均pH值在秋季为6.4，冬季为 6.7，但不受施肥的影响。坡面流中EC的含量介于0.10和0.31dS/m，且随施肥量的增加而增加（数据未显示），反映了土壤EC趋势。3.3 对水质的影

35、响本文研究长期施肥导致了草场存在的差异，但对可测量的地表径流的产生没有影响。由于磷肥的长期应用，土壤和牧草均富含磷，尽管这个牧场还没有施用任何氮肥。土壤磷，氮含量大多集中在表面25毫米，这个区域与地表径流发生相互作用（夏普利，1985）。随着施用磷肥的增加，地表径流中的氮和磷的相应增加，反映了土壤植物系统中的磷和氮的积累。在以上条件下，地表径流氮浓度的增加表明，豆科植物源性氮就像化肥衍生的氮气一样容易通过地表径流流失，就好像氮被过滤掉一样（Cameron，2002）。秋季降雨模拟（在干燥的土壤条件下）产生的地表径流中的磷和氮含量比冬季大（在湿润的土壤条件下）。有证据表明，这种影响将随着重复降雨

36、而减小。大多数磷随地表径流是无机态的（DRP的）并且源自土壤，而氮包括无机态，有机态和微粒形式，可能来自于土壤，动物排泄物和植物。这项研究表明，颗粒磷，氮，有机氮和铵的DIN分数也有助于了解地表径流的总P和N的浓度。所有这些磷和氮都可以在水生生物中找到，应该将它们考虑到营养盐的污染中（Uusitalo等，2003；Heathwaite和Johnes，1996）。一些论文认为，牧场系统产生的地表径流中的磷和氮的浓度应该与水质目标进行比较。必须承认，施用降雨模拟技术的营养盐浓度记录并不一定代表随地表径流进入河道的实际营养浓度。在这项研究中的养分含量可能受到了坡面流长或短路径的高降雨强度的影响（Gascho等，1998；夏普利和克雷曼，2003；多尔蒂等人，2004年）。此外，营养流失不仅取决于地表径流中养分含量，还与牧场和水流之间的水文过程有关。在维多利亚州，标准已定为总磷0.025-0.040毫克/升以及海拔1000米以下地区为0.35-0.90 毫克 /升（维多利亚州，2003年）。通过这些目标值与本研究中的总磷和总氮浓度比较表明（磷0.04-0.76毫克/ 升和氮0.46-5.54毫克 / 升），这些牧场系统导致水质下降，特别是在秋季和较高的化肥施用量条件下。磷肥在该地区应用差别很大，平均为15孔径P/公顷，旱地放牧系统与此处的研究相似（奎因等人，2005）。15年的报告显