土壤磷物种形成和可用性在高山草地和森林湖流域不同父的材料gydF4y2Ba
托马斯鹭gydF4y2Ba1gydF4y2Ba,gydF4y2Ba
但以理。g . -gydF4y2Ba
1gydF4y2Ba
*gydF4y2Ba,gydF4y2Ba
马里亚纳DobregydF4y2Ba
1gydF4y2Ba,gydF4y2Ba
芭芭拉·j·Cade-MenungydF4y2Ba
2gydF4y2Ba,gydF4y2Ba
Chinmay德瓦尔gydF4y2Ba
1gydF4y2Ba,gydF4y2Ba
艾琳·s·布鲁克斯gydF4y2Ba
1gydF4y2Ba,gydF4y2Ba茱莉亚PiaskowskigydF4y2Ba1gydF4y2Ba,gydF4y2BaCaley GaschgydF4y2Ba3gydF4y2Ba和gydF4y2Ba
亚历克斯嘎吱声gydF4y2Ba
1gydF4y2Ba
- 1gydF4y2Ba农业和生命科学学院,爱达荷州大学、莫斯科、ID、美国gydF4y2Ba
- 2gydF4y2Ba加拿大,加拿大农业及农业食品部激流研发中心、激流、SK、加拿大gydF4y2Ba
- 3gydF4y2Ba土壤科学、北达科塔州立大学法戈、ND,美国gydF4y2Ba
在太浩湖流域在加利福尼亚和内华达(美国),从流域管理营养出口到溪流和湖泊是一个重大的挑战,需要解决改善水质。从土壤淋溶和径流磷(P)是一个主要的营养来源的湖,和P加载不同流域潜在变化作为景观和生态系统的函数属性,以及流域管理。在这个研究中,P可用性和物种形成在太浩湖流域森林和草甸土壤测量两个流域不同母质类型。土壤发达安山父材料大约两倍总P相比发达花岗质父材料。不管母体材料,有机P是总数的79 - 92%的草地土壤、森林土壤,只有13 - 47%。大部分土壤有机P由单酯化合物,但大量,尤其是在草地土壤、二元酸酯P化合物(总额的30%提取P)浓度,水可榨出的P (WEP) ~ 10倍的花岗石的森林土壤安山森林土壤相比,有更差的水晶硅酸铝和铁氧化物保留P,从而限制WEP出口。在草地上土壤,微生物生物量磷大约是七倍森林土壤,这可能是一个重要的水槽P淋溶的高地森林。结果表明,生态系统和母质是重要的属性控制P物种形成和可用性在太浩湖流域,而有机P物质是土壤的重要组成部分,可用于土壤浸出。这些因素可以用于开发准确的预测P的可用性和更精确的森林管理实践减少P出口到塔霍湖。gydF4y2Ba
介绍gydF4y2Ba
太浩湖,位于内华达山脉在加利福尼亚和内华达,是美国第六大体积的湖。列为一个ultra-oligotrophic湖,这意味着它有自然低养分浓度和较低的初级生产,并以清晰的水(gydF4y2Ba舱口et al ., 2001gydF4y2Ba;gydF4y2Ba戈德堡et al ., 2015gydF4y2Ba)。近年来,然而,在太浩湖水质下降,海水透明度深度读数下降从1968年的~ 31日到2018年的21.6 (gydF4y2BaSchladow 2019gydF4y2Ba)。由于氨氮营养负荷,初级生产在太浩湖增加了~ 6%(每年gydF4y2BaJassby et al ., 1999gydF4y2Ba;gydF4y2Ba罗伯茨和路透社,2010年gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
从历史上看,在太浩湖藻类的生长受到co-limited氮(N)和磷(P) (gydF4y2Ba舱口et al ., 1999gydF4y2Ba)。然而,在全球已经观察到湖泊(gydF4y2BaElser et al ., 2009gydF4y2Ba),增加大气N加载和沉积改变了浮游生物物种和N: P化学计量学,改变营养限制在太浩湖P (gydF4y2Ba舱口et al ., 1999gydF4y2Ba;gydF4y2Ba戈德堡et al ., 2015gydF4y2Ba)。最近lake-clarity模型证明了一个回归历史的西奇在太浩湖深度阅读可能在20年内如果P加载每年都减少了至少2.75% (gydF4y2BaSahoo et al ., 2010gydF4y2Ba)。然而,控制P和随后的加载到地表水来源,全面理解P骑自行车和物种在太浩湖流域的土壤是必需的。gydF4y2Ba
P的物理形式,可以输入和周期在湖泊被定义为颗粒P > 0.45μm, P和解决方案,可以通过0.45 -μm过滤器,包括溶解和胶体P (gydF4y2Ba波尔et al ., 2016gydF4y2Ba)。P胶体粒子直径1到1000海里,胶体不到450海里可以通过0.45μm过滤器(gydF4y2Ba江et al ., 2017gydF4y2Ba),因此可以通过土壤和保持悬浮在地表水动员。溶解、胶体或微粒P物种可以有机(碳(C)绑定到一个组)或无机磷酸(单一或多个组)。太浩湖初级生产力的短期变化,良好解释的溶解无机和有机P负荷太浩湖流域流,造成每年1000公斤的溶解P (gydF4y2Ba舱口et al ., 1999gydF4y2Ba)。不同形式的P,物理和化学,流动性,不同环境反应性和生物利用度。磷酸溶解molybdate-reactive (MRP),也被称为可溶性活性磷酸盐(SRP),是最容易(生物可利用形式gydF4y2Ba舱口et al ., 1999gydF4y2Ba;gydF4y2BaSahoo et al ., 2010gydF4y2Ba)。因此,管理太浩湖流域景观减少P-load需要知识的土壤P物种和游泳池,和他们的潜力释放和传输到表面水域。gydF4y2Ba
大约6%的塔霍湖盆地被认为是城市和已经开发了住宅和商业用途。磷输入城市部分内的盆地占总额的18% P输入到湖(gydF4y2BaSahoo et al ., 2013gydF4y2Ba)。在非城市地区的盆地,50%被森林覆盖,黄松协会(gydF4y2BaTRPA 2015gydF4y2Ba)包含Jeffrey松(gydF4y2Ba松果体jeffreyigydF4y2BaBalf),白冷杉(gydF4y2Ba冷杉属concolorgydF4y2Ba(Gord。和Glend)。采用。Hildebr交货。],香柏木[gydF4y2BaCalocedrus decurrensgydF4y2Ba(托)。弗罗林)和糖松(gydF4y2Ba松果体labertianagydF4y2Ba道格拉斯);和另一个17%的太浩盆地景观是红色的冷杉包含红杉木协会(gydF4y2Ba冷杉属华丽号gydF4y2Baa·穆雷bis) Jeffrey松树和美国黑松(gydF4y2Ba松果体contortagydF4y2Ba道格拉斯Loudon交货)。干态和湿草地组成2和1%的非城市土地,分别包含草,莎草和冲(gydF4y2BaTRPA 2015gydF4y2Ba)。土壤在太浩湖流域开发安山,花岗岩、父母或混合材料(gydF4y2Ba外套et al ., 2016gydF4y2Ba)。在东部内华达山脉所作的研究表明,森林土壤花岗质父材料可以有更高的extractable-P浓度比发达安山父材料(gydF4y2BaJohnson et al ., 1997gydF4y2Ba;gydF4y2Ba外套et al ., 2016gydF4y2Ba)。然而,目前尚不清楚机械的过程,负责这些差异。gydF4y2Ba
土壤中无机和有机P分子物种不同的植被或动员潜力吸收的土壤剖面。gydF4y2BaUselman et al。(2012)gydF4y2Ba建议溶解有机P在土壤溶液的量在很大程度上是依赖于上面的类型和数量,地下有机物。一些森林土P是导出为微粒P (gydF4y2Ba草原和Kalff, 1988gydF4y2Ba)。的侵蚀微粒P量从一个站点导出取决于三个因素:(1)站点地理位置(斜率、气候和地质);(2)现场管理(收获,变薄和开发);和(3)野火的历史(gydF4y2Ba米勒et al ., 2006gydF4y2Ba)。微粒P进入河流和湖泊是不能直接供水生生物吸收,虽然它可以释放溶解P粒子,然后是可利用的支持水生藻类的生长(gydF4y2Ba年轻的et al ., 1985gydF4y2Ba;gydF4y2Ba里德et al ., 2018gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
森林的一个重要部分P存在于植物凋落物和O的视野可以illuviated中深度降低土壤剖面或迷失在径流(gydF4y2Ba米勒et al ., 2010gydF4y2Ba;gydF4y2Ba波尔et al ., 2016gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba米勒et al . (2005gydF4y2Ba,gydF4y2Ba2006)gydF4y2Ba观察到有机视野太浩湖流域森林地板有高水平的水溶性P可能的荷载通过陆路或地下流流,后者对穿过土壤。磷的淋溶O视野可以通过几种机制运入土壤,根据土壤物理性质,促进优惠与矩阵流(gydF4y2Baj et al ., 2017gydF4y2Ba;gydF4y2Ba罗et al ., 2019gydF4y2Ba)。在高山环境中,春季融雪径流是一个重要的P加载机制,因为它传输溶解,胶体、微粒P从分解森林凋落物和土壤,从而成为地下P加载溪流和湖泊(gydF4y2BaBacknas et al ., 2012gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
估计表明,地下水资源占总质量的15% P加载太浩湖(gydF4y2Ba罗伯茨和路透社,2010年gydF4y2Ba)。此外,61%(3700公斤)的年度总溶解磷在太浩湖流域地下水被认为是源于天然来源从unimpacted非城市地区,从覆盖森林凋落物中主要是P池和P释放吸附和mineral-bound土壤P池(gydF4y2Ba美国陆军集团的工程师,2003年gydF4y2Ba)。gydF4y2BaSohrt et al。(2019)gydF4y2Ba使用一个包体混合模型,包括土壤水分输入预测,高达92%的流P在混合落叶或常绿森林在欧洲从矿物的土壤淋溶的视野。考虑到土壤水文接口,由此可见,在太浩湖流域森林,土壤P生物地球化学是一个重要的因素,控制排入地表水,并减少P负荷释放森林必须了解网站和管理因素影响P溶解度和机动性。gydF4y2Ba
虽然草地组成的一个小区域太浩湖流域的分水岭,它们是重要的P控制器输入流,因为他们是过渡区连接陆地和水生生态系统和通常位于毗邻森林(gydF4y2Ba罗比et al ., 2015gydF4y2Ba)。一些草地太浩湖流域分为流环境区域(经济特区),这是一个指定使用的太浩湖流域管理单位面积高价值和管理优先级的基于生态系统服务,包括过滤和储存的养分径流(gydF4y2Ba罗比et al ., 2015gydF4y2Ba)。Forest-derived P通常通过草地生态系统水文运输,可以充当下沉,拦截释放P P或者来源溪流和湖泊。几组研究了河岸系统的能力来执行这些功能。例如,gydF4y2Ba凯西和Klaine (2001)gydF4y2Ba在草甸土壤磷吸附行为进行了研究,包括Cumulic Humaquepts(类似类群中发现一些太浩湖流域草地),并证明了吸附能力的重要性作为养分衰减机制。他们确定土壤P浓度低于100倍浓度会导致土壤溶液P水平超过美国环境保护署建议静水的水域。相比之下,gydF4y2Ba霍夫曼et al。(2006)gydF4y2Ba发现净亏损从在河岸草地土壤P通过浸出两年三个取样。在后面的研究中,gydF4y2Ba霍夫曼et al。(2009)gydF4y2Ba得出结论,尽管在河岸缓冲区是一个重要的沉积机理,P保留,这些缓冲区可能最终成为重要来源的溶解反应P释放表面或地下水。gydF4y2BaGergans et al。(2011)gydF4y2Ba研究营养流在太浩湖流域,包括河岸草地生态系统和观察到草地土壤磷的来源到附近的一个流,释放随季节。营养保留和释放的对比报告草地突出草地生物地球化学过程的复杂性,可以使他们的源或汇P为地表水。gydF4y2Ba
在森林土壤有机P物种已被证明是一个占主导地位的加载因素地表水(gydF4y2BaCondron et al ., 2005gydF4y2Ba;gydF4y2BaSohrt et al ., 2017gydF4y2Ba)。gydF4y2BaBacknas et al . (2012gydF4y2Ba)观察到更高的可溶性有机P(不稳定的单酯和二酯P物种)在表面视野灰化土混交林森林在芬兰相比更深的土壤。gydF4y2Ba安德森和Magdoff (2005)gydF4y2Ba观察到更高水平的不稳定有机P比无机P渗滤液从挤土柱淋溶与DNA(二元酸酯P)和正磷酸盐的解决方案。gydF4y2BaMissong et al。(2016)gydF4y2Ba大部分土壤分离提取从森林土壤胶体和电解分数,发现大部分可榨出的P在胶体有机结合P(二酯)。gydF4y2BaBrodlin et al . (2019 bgydF4y2Ba)研究了土壤中磷的形态从三个不同的父母材料在落叶森林和观察到的趋势有机P控制动员溶解。gydF4y2BaBol et al。(2016)gydF4y2Ba有机P在森林土壤进行了回顾,并指出,尽管这是一个重要组成部分P自行车、有机P物种缺乏知识的创建了一个“生态系统研究的盲点。”因此,动力学和P淋溶的脆弱性从森林和相邻草甸土壤需要调查了解对水质的潜在影响。特别是在太浩湖盆地等流域,通过森林土壤养分淋溶在哪里湖的主要输入。gydF4y2Ba
在本文中,我们研究了母质的影响和生态系统类型对土壤P物种和溶解度在太浩湖流域。我们假设会有截然不同的P在森林和草地生态系统生物地球化学,花岗质和安山父母总和可用的材料会影响土壤P,以及有机P .物种形成的数量和类型的土壤P被提取和测定gydF4y2Ba31日gydF4y2BaP核磁共振光谱学(P-NMR)阐明有机和无机物种。可以水萃取,可交换,土壤微生物生物量绑定P测量来确定土壤P分数可能可溶性和不稳定。这些提取的良好预测因子P固定和潜在土壤径流(gydF4y2Ba种种et al ., 1996gydF4y2Ba;gydF4y2BaCampo et al ., 1998gydF4y2Ba;gydF4y2BaVadas et al ., 2005gydF4y2Ba;gydF4y2Ba王et al ., 2010gydF4y2Ba;gydF4y2BaPistocchi et al ., 2018gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
方法gydF4y2Ba
学习网站和样本收集gydF4y2Ba
从两个亚高山草甸土壤采样系统(Paige草甸和米克斯草甸)及其附近的森林。研究地点位于西岸的太浩湖流域(gydF4y2Ba图1gydF4y2Ba)。佩奇草地是一个冲积泛滥平原森林包围的终碛山坡海拔~ 2115米。米克斯草原坐落在一个细长的冰川槽谷泛滥平原(海拔~ 1905米),在陡峭的森林山坡两侧的侧碛。单独的叶的内华达山区冰盖扩展现在的位置的草地,雕刻出他们当前的泛滥平原地形环境(gydF4y2Ba埃勒斯医生和吉伯德,2003gydF4y2Ba)。佩奇草甸及其周围的森林,土壤上开发冰川侵蚀玄武岩和安山岩石在中新世-通过更新时期火山活动(gydF4y2BaKortemeier et al ., 2018gydF4y2Ba)。米克斯草甸流域的地质基质主要是花岗闪长岩侵蚀的冰碛直到和冰水沉积(gydF4y2BaSaucedo 2005gydF4y2Ba)。草地都含有多年生牧草与莎草混合,冲和福布斯(gydF4y2Ba土壤调查人员,2007年gydF4y2Ba)。佩奇周围的森林草地是一个红色的冷杉林协会,而米克斯旁边的森林草甸由黄松协会(gydF4y2Ba土壤调查人员,2007年gydF4y2Ba;gydF4y2BaTRPA 2015gydF4y2Ba)。气候数据太浩从城市和卢比孔河SNOTEL电台节目近似累积降水量900毫米,年平均温度7.5°C (gydF4y2BaUSDA-NRCS 2019gydF4y2Ba)。土壤在附近SNOTEL站属于干旱的土壤水分和土壤温度的政权。在每个位置,3 - 5个土壤剖面特征被认为20 - 40厘米深度和使用铲子或去心器。的描述美国农业部nrc后的土壤进行土壤描述方法(gydF4y2BaSchoeneberger et al ., 2012gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
图1gydF4y2Ba。在佩奇草甸安山分水岭gydF4y2Ba(一)gydF4y2Ba并在米克斯草甸花岗石的分水岭gydF4y2Ba(b)gydF4y2Ba。实线是流域的边界。虚线森林土壤分开草地土壤,根据地图单位从SSURGO数据库。圈是草甸采样站点和三角形森林抽样地点。gydF4y2Ba
八个地点从每个ecosystem-parent材料类型抽样在6月,8月,2018年10月(gydF4y2Ba图1gydF4y2Ba)。样本取自顶部15厘米的土壤O地平线以下使用10厘米直径土钻。每八个复制的位置,一个复合混合收集的样本三个使从1米半径。抽样后,土壤被存储在冰在传输到实验室。每个样本的一部分已筛(< 2毫米)和烘干的50°C,和其余未干燥的存储在re-sealable塑料袋在4°C和渗(< 2毫米)之前立即分析。在每个站点上七到十四7厘米直径15厘米深度完整核取样体积密度测量。O-horizon从几个地方是由合成材料的样本在每个森林网站装进一个袋子里,完全混合。P-NMR分析和P可用性拔牙、field-moist样本使用,和P浓度调整使用含水量百分比取决于质量的差异之间的水field-moist和烘干的样本。其他分析使用50°C烘干的土壤。gydF4y2Ba
实验室分析gydF4y2Ba
土壤特性gydF4y2Ba
复制样本pH值的抽样分析了2018年6月,沙子,百分比和总有机C含量(TOC)、总氮(TN)、和oxalate-extractable铁(Fe),铝(Al),硅(Si)和p .土壤pH值测量土壤在1:1土壤18-megaohm去离子水质量比。砂的质量百分比测定土壤筛选< 2毫米分数通过63μm筛。在核干容重测量~ 50°C和纠正使用花岗岩和安山岩岩石密度2.65和2.60 g厘米gydF4y2Ba−3gydF4y2Ba分别为(gydF4y2Ba土壤调查人员,2014年gydF4y2Ba)。TOC和TN的浓度测量使用中枢神经系统干燥燃烧分析仪(日本岛津公司公司,俄勒冈州)。提取土壤中差铁和氧化铝晶体1:50固溶体的比例在黑暗中草酸铵溶液(0.2米gydF4y2Ba土壤调查人员,2014年gydF4y2Ba),动摇了4 h,允许在一夜之间解决,离心机(1500×gydF4y2BaggydF4y2Ba30分钟),过滤(直径0.22μm PES膜过滤器),并分析了电感耦合等离子体原子发射光谱法(icp - aes、热科学,沃尔瑟姆,马萨诸塞州)校准使用ISO的标准。gydF4y2Ba
土壤总磷gydF4y2Ba
的一个子集花岗质草甸(样本gydF4y2BangydF4y2Ba= 6),花岗石的森林(gydF4y2BangydF4y2Ba= 6)、安山草甸(gydF4y2BangydF4y2Ba= 5)和安山森林(gydF4y2BangydF4y2Ba= 5)分析了土壤总磷(TP)浓度的分析实验室(法国船级社,Inc .);温哥华BC;ISO / IEC 17025和ISO 9001)使用两步multi-acid (HNOgydF4y2Ba3gydF4y2Ba-HClOgydF4y2Ba4gydF4y2Ba高频和盐酸)heated-digestion ICP-mass光谱法和分析。gydF4y2Ba
总有机土壤P点火gydF4y2Ba
土壤总有机P的浓度相同的样本子集用于P-NMR分析测量使用点火方法(gydF4y2Ba桑德斯和威廉姆斯,1955年gydF4y2Ba;gydF4y2BaCade-Menun Lavkulich, 1997gydF4y2Ba)。重复0.5 g次级样本烘干的土壤都重。一个复制是焚烧在550°C / 2 h过渡时期和维护在这个温度对于一个额外的1 h 2小时40分钟冷却。两样本提取一60固溶体比1 N HgydF4y2Ba2gydF4y2Ba所以gydF4y2Ba4gydF4y2Ba,动摇了~ 16 h,离心机1500×gydF4y2BaggydF4y2Ba15分钟,上层清液提供了和分析colorimetrically (gydF4y2Ba墨菲和莱利,1962年gydF4y2Ba)。计算总有机P是焚烧和non-incinerated样本之间的差异。焚烧中的P浓度样品估计土壤总磷(TPgydF4y2Ba公司gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
土壤P P-NMR物种形成的分析gydF4y2Ba
样品的一个子集,包括至少两个复制从每个土壤/生态系统类型选择P NMR分析识别有机P的浓度和物种形成的土壤。以下标准提取程序P NMR (gydF4y2BaCade-Menun和普雷斯顿,1996年gydF4y2Ba;gydF4y2BaCade-Menun和刘,2014年gydF4y2Ba),2 g质量相当于未干燥的土壤样本被悬浮在25毫升的0.5 M氢氧化钠和0.1 NagydF4y2Ba2gydF4y2Baedta溶液,动摇了4 h,离心机1500×gydF4y2BaggydF4y2Ba20分钟,上层清液提供了和冻干。1毫升整除的从每个样本,提取了与去离子水稀释1:10,和icp - aes分析了总磷、铁和锰(Mn)浓度。P-NMR光谱学是在爱达荷州大学的化学系。大约0.24 g的冻干从每个样本中提取粉末溶解在0.9毫升NaOH-EDTA解决方案和0.1毫升和DgydF4y2Ba2gydF4y2BaO和0.5毫升的这个解决方案将被放置在一个5毫米NMR管。NMR光谱得到202.48 MHz在500 MHz力量皇冠三世光谱仪配备了5毫米宽带调查。1 dgydF4y2Ba31日gydF4y2BaP光谱获得了67.5°脉冲,在30°C,与质子解耦,总循环延迟(提前扫描延迟+收购时间)4 s, 3000 - 8000年扫描,由信噪比。这个延迟时间将足以放松基于P /铁+锰的比例在这些样本(gydF4y2Ba麦克道尔et al ., 2006gydF4y2Ba;gydF4y2BaCade-Menun和刘,2014年gydF4y2Ba)。光谱是策划7赫兹主要光谱谱线增宽,2赫兹谱线增宽评估细节。峰地区计算集成和目视检查使用坚果软件(Acorn NMR,利弗莫尔,2000版),用修正的退化正磷酸盐二元酸酯(gydF4y2BaCade-Menun和刘,2014年gydF4y2Ba;gydF4y2Ba施耐德et al ., 2016gydF4y2Ba)。高峰作业由文献和被证实使用肌醇六磷酸酯和β-glycerophosphate峰值(gydF4y2BaCade-Menun 2015gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
可推断出的土壤PgydF4y2Ba
不稳定土壤P浓度测量的使用可以水萃取的P (WEP), Bray-1 P (B1P),微生物生物量P (MBP)方法。Field-moist土壤样本中提取的比例为1:10固溶体中的WEP 18兆欧姆去离子水,动摇了1 h,离心机(1500 xgydF4y2BaggydF4y2Ba为10分钟),透过直径0.45 -μm PES膜过滤器(gydF4y2Ba郭,1996gydF4y2Ba;gydF4y2BaSelf-Davis et al ., 2009gydF4y2Ba)。一个整除的子样品过滤提取钼酸盐比色法(gydF4y2Ba墨菲和莱利,1962年gydF4y2Ba)。比色法措施磷酸盐与钼酸反应(MRP),这是作为无机P估计解决方案。然而,一些有机P物质可能水解在比色反应和MRP中包括测量,而复杂的无机磷化合物,如聚磷酸盐不会与钼酸反应(gydF4y2BaHaygarth Sharpley, 2000gydF4y2Ba;gydF4y2BaWorsfold et al ., 2016gydF4y2Ba)。因此,我们以后将WEP MRP称为WEPgydF4y2Ba先生gydF4y2Ba。WEP的总P被icp - aes分析。总WEP和WEP的区别gydF4y2Ba先生gydF4y2Ba浓度是操作上定义为molybdate-unreactive (WEPgydF4y2BaμgydF4y2Ba),这主要是由P与有机关联,non-hydrolysable和胶体形式(gydF4y2BaHaygarth et al ., 1997gydF4y2Ba;gydF4y2BaHaygarth Sharpley, 2000gydF4y2Ba)。除了土壤提取五个次级样本从复合O-horizon样本每个森林地面,经过2毫米筛,并提取1:50固溶体WEP和WEP比例gydF4y2Ba先生gydF4y2Ba。gydF4y2Ba
Field-moist土壤提取Bray-1 P (B1P)中描述gydF4y2Ba西姆斯(2009)gydF4y2Ba。的整除Bray-1提取是透过0.45 -μm PES膜过滤和测量colorimetrically (B1PgydF4y2Ba先生gydF4y2Ba通过icp - aes)和(B1P)。B1P和B1P之间的区别gydF4y2Ba先生gydF4y2Ba钼酸是B1P不起化学反应的(B1PgydF4y2BaμgydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
微生物生物量P (MBP)是衡量治疗1 g质量相当于使用1毫升氯仿未干燥的土壤样本,将其放置在一个真空的烧杯~ 30毫升氯仿,允许它蒸发24 h,然后提取Bray-1 P萃取剂(gydF4y2BaVoroney et al ., 2008gydF4y2Ba;gydF4y2BaReddy et al ., 2013gydF4y2Ba)。在酸性土壤,Bray-1是一个更好的提取微生物生物量比Na-bicarbonate提取P (gydF4y2BaOberson et al ., 1997gydF4y2Ba;gydF4y2Ba吴et al ., 2000gydF4y2Ba)。微生物生物量计算P是chloroform-fumigated和unfumigated样本之间的差异,没有效率的校正因子。gydF4y2Ba
统计分析gydF4y2Ba
三个季节的样本WEP、B1P和MBP汇集在统计分析使用混合模型估计的随机和固定效果。提取浓度低于方法检出限(MDL) ICP(0.05毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2BaWEP和B1P 0.1毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba½MDL MBP)被分配值。提取数据进行分析的广义线性混合模型使用对数正态分布分布。景观类型、母体材料作为固定效应及其相互作用进行评估,评估样本点是一个随机效应。重复测量的采样点的浓度建模使用复合对称协方差结构。除了总WEP和WEP的所有变量gydF4y2BaμgydF4y2Ba、样本识别效果估计在每个时间点。模型适合评估通过检查对数似和检查剩余的情节。所有分析R版本3.6 (gydF4y2BaR核心团队,2019年gydF4y2Ba使用“nlme”(包)gydF4y2Baibsen Pinheiro 2019gydF4y2Ba)模型构建和方差分析和“emmeans”(gydF4y2Ba披散下来,2019gydF4y2Ba)寻找估计边际方法并进行比较。图基诚实的意义差异(HSD)测试(gydF4y2BapgydF4y2Ba< 0.05)被用来测试意义配对比较如下:andesitic-meadow和安山森林,granitic-meadow与花岗质森林,安山森林与花岗质森林,和安山草甸与花岗质草甸。gydF4y2Ba
所有其他土壤数据检测意义通过拟合数据的方差分析(方差分析)线性模型和图基HSD测试是用来评估统计差异(gydF4y2BapgydF4y2Ba< 0.05)之间的治疗手段。皮尔森相关系数是用来评估土壤属性之间的关系的强度(起源实验室,北安普顿,MA)。gydF4y2Ba
结果gydF4y2Ba
土壤特性gydF4y2Ba
上层土壤剖面描述每个分水岭中列出gydF4y2Ba补充表1gydF4y2Ba。草地土壤都映射为始成,通常在春天和初夏aquic条件(gydF4y2Ba土壤调查人员,2007年gydF4y2Ba)。草地土壤的深色浓度1相比,浓度在2和3之间森林土壤。草地土壤的分类描述包括子组Cumulic Humaquept Paige草甸和Cumulic Humaquept和Aquic / Oxyaquic Dystroxerept米克斯草甸。这些子组之间的区别是一个更高的季节性水位和表层厚度足以成为松软或暗色在Cumulic Humaquepts。Aquic和Oxyaquic Dystroxerepts在米克斯草甸稍微更深的地下水位和暗淡色表层(约15厘米),接近会议松软或暗色表层的厚度要求。佩奇草地周围的森林土壤腐殖质Vitrixerands映射。米克斯的森林土壤腐殖质Dystroxerepts映射。gydF4y2Ba
有机视野~ 6厘米厚的花岗岩森林网站(gydF4y2Ba补充表1gydF4y2Ba),1.5 - 2厘米厚的安山网站。花岗石的森林站点,分解垃圾可以分为Oi和Oe的视野。相比之下,在采样时间(2018年10月),只有一个Oe地平线出现在安山森林的垃圾网站,暗示更大的垃圾分解率。森林的树冠覆盖的网站很相似:49%在安山站点和41%的花岗石的网站(gydF4y2BaLandfire 2020gydF4y2Ba)。在草地,O视野是0.5 - 3厘米厚。gydF4y2Ba
草地和森林土壤的pH值范围从pH值5.3至6.0,与草地略低于森林(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba)。平均含砂量是类似的花岗石的草甸,花岗石的森林,和安山草甸(分别为84、87和88%),但明显降低(75%)在安山森林土壤(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba)。森林和草地的土壤体积密度范围从0.78到1.46厘米gydF4y2Ba−3gydF4y2Ba。安山土壤体积密度明显低于花岗岩土壤(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba)。安山森林土壤含有最糟糕的水晶铁和铝氧化物草酸(以提取),由美国农业部nrc符合Andisol分类(gydF4y2Ba土壤调查人员,1999年gydF4y2Ba)。Oxalate-extractable铁和铝之间没有显著不同的其他三个ecosystem-parent材料类型(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba)。Oxalate-extractable硅浓度都遵循着相同的模式铁和铝浓度。Oxalate-extractable安山森林土壤中P浓度明显高于其他土壤,并显著降低花岗质草甸土壤相比,花岗石的森林土壤。土壤TOC浓度明显不同的两个森林之间的(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba),而不是两个草地,草地和森林之间没有显著差异在每一个分水岭。花岗石的森林土壤中平均TOC浓度最低的所有四个ecosystem-parent材料类型,而安山森林土壤平均TOC浓度最高。三倍平均TN浓度大约是在安山草甸土壤相比,安山森林土壤(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba),在安山森林土壤高于花岗石的森林。总氮浓度在森林花岗岩和花岗质草甸土壤没有显著不同。gydF4y2Ba
表1gydF4y2Ba。2018年6月土壤物理化学性质的复制取样。gydF4y2Ba
土壤总磷gydF4y2Ba
平均总土壤P浓度(TP)的土壤上开发安山父材料明显高于土壤发达的花岗质父材料(gydF4y2Ba图2gydF4y2Ba)。森林和草甸土壤内流域之间的差异并不显著。估计总通过焚烧和H P浓度gydF4y2Ba2gydF4y2Ba所以gydF4y2Ba4gydF4y2Ba提取土壤样品分析P-NMR类似于总P测量从三酸消化(斜率= 0.95,gydF4y2BargydF4y2Ba2gydF4y2Ba= 0.95;gydF4y2Ba补充表2gydF4y2Ba)。总P股票0-15 cm土壤矿物计算的平均体积密度分别为0.69,1.10,1.22,和1.81毫克公顷gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba花岗石的草甸,花岗石的森林,安山草甸,分别和安山森林。gydF4y2Ba
图2gydF4y2Ba。意味着土壤总磷。误差是标准错误。值和相同的字母不明显不同(α= 0.05),gydF4y2BangydF4y2Ba= 6为花岗岩母质和网站gydF4y2BangydF4y2Ba安山母质网站= 5。gydF4y2Ba
物种形成的土壤PgydF4y2Ba
在草地上土壤总有机P浓度决定从焚烧和HgydF4y2Ba2gydF4y2Ba所以gydF4y2Ba4gydF4y2Ba提取是TP的79 - 92%gydF4y2Ba公司gydF4y2Ba(gydF4y2Ba图3gydF4y2Ba,gydF4y2Ba补充表2gydF4y2Ba)。在森林土壤有机P浓度低得多(TP的13 - 47%gydF4y2Ba公司gydF4y2Ba比草地土壤)。gydF4y2Ba
图3gydF4y2Ba。森林和草地土壤中有机和无机P从安山和花岗质父材料由不同的HgydF4y2Ba2gydF4y2Ba所以gydF4y2Ba4gydF4y2Ba提取non-incinerated和焚烧土壤。酒吧内数字百分比有机P。gydF4y2Ba
NaOH-EDTA提取效率范围从33土壤P(总额的75%gydF4y2Ba补充表2gydF4y2Ba)。P不提取NaOH-EDTA被认为是主要mineral-bound无机P和不容易获得土壤溶液或生物循环(gydF4y2BaCade-Menun et al ., 2015gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
P-NMR光谱所示示例gydF4y2Ba图4gydF4y2Ba浓度(和提取比例P)所示gydF4y2Ba补充表3gydF4y2Ba,这些P物种的分组成池(总有机和无机P)和复合类(总聚磷酸盐等)所示gydF4y2Ba补充表4gydF4y2Ba的化学变化,确定P所示化合物gydF4y2Ba补充表5gydF4y2Ba。主P化合物类的浓度在每一个生态系统和母质类型所示gydF4y2Ba图5gydF4y2Ba。gydF4y2Ba
图4gydF4y2Ba。核磁共振光谱从NaOH-EDTA提取物的森林和草地土壤花岗石的网站。gydF4y2Ba
图5gydF4y2Ba。物种意味着P在土壤测量使用31-NMR NaOH-EDTA分析提取的土壤。单酯和二酯值修正了退化(用“c”前缀)。无机P是无机正磷酸盐和多磷酸盐化合物的总和。gydF4y2Ba
无机磷化合物鉴定NaOH-EDTA提取的核磁共振包括正磷酸盐、焦磷酸盐和聚磷酸盐。焦磷酸盐和聚磷酸盐组合在一起总聚磷酸盐(gydF4y2Ba补充表4gydF4y2Ba),这三个被总结成无机P (gydF4y2Ba补充表4gydF4y2Ba,gydF4y2Ba图5gydF4y2Ba)。所有土壤,正磷酸盐无机P是占主导地位的形式,和森林土壤发达父材料组成大部分P NaOH-EDTA提取物(71.2 - -84.7%为花岗石的森林;安山森林的51.7 - -69.3%)。相比之下,所有无机磷化合物的百分比和浓度低得多父材料在草甸土壤发达,平均21%的提取P (gydF4y2Ba图5gydF4y2Ba)。没有明确的趋势在生态系统和土壤母质类型为焦磷酸或磷酸盐,在场的所有样本,从NaOH-EDTA提取P的2.1 - -4.9%。gydF4y2Ba
有机土壤P由P-NMR比例提取直接与比例决定使用焚化和HgydF4y2Ba2gydF4y2Ba所以gydF4y2Ba4gydF4y2Ba提取(gydF4y2BargydF4y2Ba2gydF4y2Ba= 0.95,gydF4y2Ba补充图1gydF4y2Ba)。对于所有土壤类型,确定了所有主要的有机P化合物类:为原料,正磷酸盐单酯(以下称为单酯)和正磷酸盐二元酸酯(以下称为二酯)。为包括几个不同的山峰(gydF4y2Ba补充表5gydF4y2Ba),这表明存在许多不同的化合物,但这些并没有明确具体的。为原料的浓度范围从1.4到10.3毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba(0.7 - -4.9%提取P)和草地的普遍高于森林。gydF4y2Ba
单酯P-NMR光谱包括四个立体异构体的识别肌醇hexakisphosphate (IHP):gydF4y2BamyogydF4y2Baihp(肌醇六磷酸酯)gydF4y2BascyllogydF4y2Baihp,gydF4y2BaneogydF4y2Baihp, D -gydF4y2BachirogydF4y2Baihp。其中,gydF4y2BamyogydF4y2Baihp P主要形式,通常比森林更丰富的草地。对于大多数土壤样品,gydF4y2BamyogydF4y2Baihp超过了其他三个立体异构体的总和。其他明确具体的单酯葡萄糖6-phosphate(0.6提取P)的-2.1%,磷酸胆碱(0.3 - -1.3%),α-glycerophosphate(0.3 - -2.8%),β-glycerophosphate(0.7 -5.7%)、核苷酸(1.3 - -12.8%),和一个身份不明的峰值在~ 5 ppm,这是存在于所有样品在0.7的-9.2%提取P .虽然山峰α-glycerophosphateβ-glycerophosphate,和核苷酸存在单酯地区的光谱,它们都在NaOH-EDTA提取和P-NMR分析由于退化二酯在原始土壤样品(gydF4y2BaCade-Menun 2015gydF4y2Ba;gydF4y2Ba施耐德et al ., 2016gydF4y2Ba)。因此,这些化合物的峰面积减去单酯的峰面积,包括二酯。gydF4y2Ba
峰代表二酯化合物分为DNA(0.5 - -5.9%),二酯1 (2.33 - 0.6−0.27 ppm, -8.7%),和二酯2 (0.2−0.9−3.72 ppm, -3.4%)。二酯1地区包括磷脂和lipoteichoic酸,而二酯的化合物2地区尚未明确具体。P在这三个二酯的比例和浓度区域通常是大的比森林草场中对父母的材料。总二酯(cDiesters),计算了包括从单酯降解的化合物,证实cDiesters的百分比是更大的比森林、草地和浓度比花岗岩在安山森林和草地森林和草地,分别为(gydF4y2Ba补充表4gydF4y2Ba,gydF4y2Ba图5gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
复制的平均核磁共振结果(gydF4y2Ba图5gydF4y2Ba)表明,在草地上土壤三大有机P类化合物的浓度比在森林土壤。在草甸土壤,cMonester为50.3%(107毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba),cDiester为25.8%(52.1毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba),为3.0%(5.6毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba)。在森林土壤,cMonester为15.7%(42.5毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba),cDiester为8.5%(22.2毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba),为1.3%(3.4毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba)。cMonesters cDiesters超过1的比例对所有土壤,表明单酯是占主导地位的P类化合物在两种生态系统。在草甸土壤,总IHP浓度由大约三分之一的cMonoesters 17.3%(33.5毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba),但一半的森林土壤cMonoesters 7.7%(20.9毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
可推断出的P母质和生态系统的影响gydF4y2Ba
在评估可榨出的P浓度,主要影响计算以及交互(gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba)。WEP和B1P拔牙、有交叉母体材料之间的相互作用和生态系统类型(gydF4y2Ba补充图3gydF4y2Ba)。因此,生态系统的影响应解释在母体材料的上下文中,反之亦然。gydF4y2Ba
平均总WEP (WEPgydF4y2Ba总gydF4y2Ba)浓度的配对互动(母质在生态系统类型和生态系统类型在母质类型)明显不同(gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba)。花岗石的森林土壤最意味着WEPgydF4y2Ba总gydF4y2Ba浓度的四个ecosystem-parent材料类型(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba)。安山森林土壤意味着WEP最低gydF4y2Ba总gydF4y2Ba浓度。WEPgydF4y2BaμgydF4y2Ba由最大的WEP(分数gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba在所有ecosystem-parent材料类型。这表明大多数的WEP存在可溶性有机P化合物或无机磷酸溶解P胶体而不是复合体。gydF4y2Ba
图6gydF4y2Ba。估计边际意味着水可榨出的P (WEP)(底部),布雷1可榨出的P (B1P)(中间)和微生物生物量P (MBP)(上)从不同的生态系统和母质土壤样本网站。WEP和B1P提取下标表示总解决方案P,钼酸钼酸活性P(先生),不起化学反应的P(μ)。误差是标准错误。gydF4y2Ba
平均总B1P浓度从花岗质森林土壤平均超过10倍B1P从其他土壤浓度(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba)。B1P浓度两种森林土壤明显不同,是森林的草地比较(gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba)。然而,B1P安山草甸和花岗质草甸土壤没有显著不同。大多数B1P是钼酸活性P (gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba),建议B1P主要无机P从土壤中提取。gydF4y2Ba
意味着MBP浓度对草地土壤大约七倍意味着MBP浓度从森林土壤(17.4毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba相比2.55毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba,gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba)。成对比较的交互都是明显不同的。安山草甸土壤最MBP浓度,其次是花岗质草甸土壤(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
土壤水溶性P O的视野gydF4y2Ba
WEP和WEPgydF4y2Ba先生gydF4y2Ba浓度的复合O-horizon样本所示gydF4y2Ba表2gydF4y2Ba。越少分解Oi复合试样的花岗质网站WEP浓度大于Oe样本。gydF4y2Ba
表2gydF4y2Ba。的意思是gydF4y2Ba一个gydF4y2BaWEP和WEPgydF4y2Ba先生gydF4y2Ba从复合提取浓度样品O视野的森林站点。gydF4y2Ba
讨论gydF4y2Ba
母质对土壤P的影响gydF4y2Ba
总P浓度在土地不肥沃的土壤通常与母体材料的内容,这是P的源泉,也是一个重要的控制土壤矿物学影响P保留(gydF4y2Ba加德纳,1990gydF4y2Ba;gydF4y2BaPorder拉马钱德兰,2013gydF4y2Ba;gydF4y2BaHahm et al ., 2014gydF4y2Ba)。花岗质米克斯草甸土壤发达花岗闪长岩从冰碛物腐蚀和冲蚀,而安山土壤在佩奇草甸上开发冰川侵蚀玄武岩和安山火山岩的沉积。数据库中的P浓度的常见的岩石类型、总磷浓度的花岗闪长岩和花岗岩是810和568毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba分别,而总磷浓度的玄武岩,安山岩,basaltic-andesite 1304, 1150, 1551毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba(gydF4y2BaPorder拉马钱德兰,2013gydF4y2Ba)。土壤总磷浓度太浩在安山父材料开发的两倍在花岗质土壤开发父材料(gydF4y2Ba图2gydF4y2Ba),这是基于母体材料符合预期的差异。gydF4y2Ba
除了P输入从父母的材料,从土壤中其他P投入和损失也影响土壤TP浓度。磷释放由风化母质被植物和微生物和转换为其他P形式,也可以淋溶出土壤剖面。它已经指出,森林土壤中总磷浓度随时间(gydF4y2Ba杨和Post, 2011年gydF4y2Ba;gydF4y2Ba戴斯et al ., 2018gydF4y2Ba;gydF4y2Ba纳尔逊et al ., 2020gydF4y2Ba)。没有明确的趋势WEP, B1P或MBP浓度之间的花岗质或安山分水岭(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba,gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba)。然而,对WEP有显著差异,B1P, MBP当母质类型和生态系统之间的相互作用被认为是(gydF4y2Ba补充图3gydF4y2Ba)。花岗石的森林土壤有更大的WEP和B1P浓度比安山森林土壤,尽管TP浓度较低。这表明大P的可用性,或者更不稳定,在花岗质森林土壤比安山森林土壤。不稳定的P可以流出的土壤或被植物,造成土壤中TP浓度下降。gydF4y2BaJohnson et al。(1997)gydF4y2Ba报道更高浓度的B1P-type提取安山花岗质森林的土壤相比,森林在太浩湖流域的其他地点,但没有报告等其他P池TP浓度。gydF4y2BaBrodlin et al . (2019gydF4y2Ba)观察到在沙土来自父母冰碛物材料在欧洲落叶林,P浸出发生大于土壤中来自火山岩。因此,花岗质森林土壤的太浩湖,TP浓度下降是由于降低了母质rock-P输入和出口可用土壤P。由于草地土壤沉积环境中,这些土壤的TP浓度反映母质趋势:安山草地TP比花岗石的草地。但不稳定的差异P不像森林土壤之间的差异大。因此在草地上其他生态系统过程控制更重要的可用性土壤P。gydF4y2Ba
在当前研究的土壤,土壤性质没有明确的单靠母体材料。土壤pH值比父母更密切相关的生态系统类型材料(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba),浓度oxalate-extractable Al、铁、硅和P,和沙子安山森林的内容明显不同于安山草甸和花岗石的森林和草地(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba)。安山森林土壤属性是由于andesitic-parent物质贡献,在安山草甸在沉积环境中收集侵蚀土壤运输从周围的风景。此外,草地上的水力条件和社区营养动态创建成土的流程可以掩盖暗色土壤属性。因此,草甸土少安山母质的影响,即使它是在安山母质为主的格局。安山森林土壤地平线的只有6厘米厚,因此一些15厘米的土壤属性核抽样从这个网站影响Bw地平线材料(gydF4y2Ba补充表1gydF4y2Ba)。在几乎所有的其他网站,除了一个安山草甸,视野都超过15厘米厚,因此土壤发生层核心代表。包含Bw材料安山森林土壤样本可能是导致其不同的属性比其他土壤核心;然而,这个示例的矿物性质的草酸可榨出的铁、Al和Si (gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba暗色土壤)表明,高浓度的不佳水晶铝和铁氧化物在表层和次表层的视野。因此,安山土壤样本,由A和B层土壤,矿业权是指示性的安山父材料开发的土壤和土壤P属性从这个示例表明15厘米的土壤。gydF4y2Ba
土壤磷吸附能力与粘土矿物、铁和铝氧化物(gydF4y2Ba杰拉德,2016gydF4y2Ba)。安山森林土壤含砂量最低和最高浓度的非晶态铁氢氧化物和硅酸铝(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba),这表明P吸附在矿物表面将在这些土壤(强gydF4y2Ba哈雷et al ., 2005gydF4y2Ba;gydF4y2BaRedel et al ., 2008gydF4y2Ba)。磷多元铝或Fe-organic安山土壤中常见的三元复合物也(gydF4y2BaGerke赫尔曼,1992gydF4y2Ba;gydF4y2BaGerke 2010gydF4y2Ba)。草酸Oxalate-extractable P呈正相关,可推断出的铁、Al和Si (gydF4y2BargydF4y2Ba分别为= 0.82,0.85,0.82;gydF4y2Ba补充图2gydF4y2Ba)和最高浓度的oxalate-extractable P在安山森林土壤(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba),确认的关系土壤P的安山土壤矿物质。gydF4y2Ba
吸附能力将影响无机和有机P形式。在太浩湖土壤总有机P似乎没有与母材,TP已经讨论过的差异之外,显然更多地受到生态系统(gydF4y2Ba图3gydF4y2Ba;gydF4y2Ba补充表2gydF4y2Ba)。为特定有机P形式,浓度的相关性gydF4y2BamyogydF4y2BaIHP和其他IHP立体异构体oxalate-extractable铁和铝的浓度已经广泛报道了土壤和被认为演示这些化合物的吸附无定形铁氢氧化物和硅酸铝(gydF4y2Ba约根森et al ., 2015gydF4y2Ba;gydF4y2Ba纳尔逊et al ., 2020gydF4y2Ba)。的平均值的百分比总提取IHP (gydF4y2Ba补充表4gydF4y2Ba)八花岗质土壤是类似于四安山土壤(分别为11.3%和13.1),而总在安山IHP土壤的平均浓度是花岗质土壤的两倍(41.2 vs 20.2毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba)。同样的趋势也观察DNA和一般的二元酸酯1类(gydF4y2Ba补充表3gydF4y2Ba)。在酸性土壤中,吸附的DNA发生,及其NaOH-EDTA-extracted浓度与oxalate-extracted铁和铝(gydF4y2BaCondron et al ., 2005gydF4y2Ba;gydF4y2Ba纳尔逊et al ., 2020gydF4y2Ba)。然而,二元酸酯1包括磷脂和lipoteichoic酸,不吸附土壤矿物质(gydF4y2BaCondron et al ., 2005gydF4y2Ba)。这些化合物的浓度差异和复合类符合总浓度的差异P NaOH-EDTA提取物(gydF4y2Ba补充表2gydF4y2Ba),这符合总浓度的土壤P (gydF4y2Ba图2gydF4y2Ba),所以可能只是反映了总趋势P而不是选择性结合的化合物。gydF4y2Ba
生态系统类型和土壤PgydF4y2Ba
尽管TP浓度没有生态系统类型之间的差异在两个不同的母质分水岭,总有机P的焚烧方法大幅提高森林的土壤相比,草地(85.5和36.2%,平均数据gydF4y2Ba图3gydF4y2Ba)。相同的趋势观察总有机P由P-NMR,即使总P的复苏是低NaOH-EDTA提取物草甸土壤(40.8%)比森林(61.9%,平均数据gydF4y2Ba补充表2gydF4y2Ba),这可能低估了无机P。gydF4y2Ba赵et al。(2005)gydF4y2BaP-NMR光谱测量在NaOH-EDTA提取物亚高山草原和森林土壤和观察到相似的无机和有机P分馏形式之间的两个生态系统。除了差异总有机P, P-NMR显示两者之间的差异P形式和复合类生态系统类型(gydF4y2Ba图3gydF4y2Ba,gydF4y2Ba补充表4gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
森林和草地生态系统植被,不同高程和坡度位置,所有P循环的影响。上面的草地的植物物种和地下森林植被相比,可以很容易地分解(gydF4y2Ba马格列夫et al ., 2017gydF4y2Ba)。在森林,垃圾是沉积在森林地面,纳入Oi地平线,分解Oe地平线。Oi地平线与观察的松针花岗质土壤,但不是安山森林。这可能是由于安山土壤属性,增加土壤水分潴留,这促进了微生物分解率,从而更快更大的森林凋落物分解(gydF4y2Ba太阳et al ., 2017gydF4y2Ba)。不同种类的植物,甚至同一种植物在不同土壤肥力条件下会造成不同的P物种(gydF4y2BaNoack et al ., 2014gydF4y2Ba),可以改变土壤剖面深度(gydF4y2Ba纳尔逊et al ., 2020gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
这些生态系统的植被被P-NMR不分析了,所以我们不能说与确定性P形式输入从植物。然而,gydF4y2BamyogydF4y2Baihp被广泛认为是一种植物P化合物(gydF4y2BaCondron et al ., 2005gydF4y2Ba)。其他化合物可能源自植物或微生物或可以由变更plant-P化合物(gydF4y2BaCondron et al ., 2005gydF4y2Ba)。在这项研究中,土壤微生物P (MBP)浓度在草甸土壤大于他们在森林土壤。然而,在原始森林,绝大多数微生物活动和P循环发生在O地平线,与真菌的菌丝的垫真菌在土壤有机物质界面(gydF4y2BaPlassard et al ., 2011gydF4y2Ba;gydF4y2Ba纳尔逊et al ., 2020gydF4y2Ba)。这也许可以解释差异P之间的形式和MBP浓度这些生态系统,并将符合更高的WEP浓度O视野(gydF4y2Ba表2gydF4y2Ba在森林里)比矿物的土壤。gydF4y2Ba
可用性的土壤P控制固定化微生物生物量(gydF4y2Ba奥兰德Vitousek, 2004gydF4y2Ba;gydF4y2Ba杨和Post, 2011年gydF4y2Ba;gydF4y2BaSpohn Widdig, 2017gydF4y2Ba;gydF4y2BaPistocchi et al ., 2018gydF4y2Ba)。例如,gydF4y2BaPistocchi et al。(2018)gydF4y2Ba孵化期间观察到的落叶林可用较低的土壤P, P自行车之间的土壤和微生物生物量是保守的,而在较高的土壤P microbial-bound之间有更多交流和无机土壤P池(即。mineral-bound P)。因此,在森林土壤中,当P可用性超过生理需求,地球化学过程(吸附和沉淀)支配固定化微生物(gydF4y2Ba奥兰德Vitousek, 2004gydF4y2Ba);这意味着地球化学过程控制P可用性浸出或根吸收的矿质土的视野。安山土壤,减少不稳定P浓度(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba)抑制微生物P固定,导致低MBP。铝毒性降低的另一个原因是MBP的暗色森林土壤因为高可溶性铝浓度抑制微生物酶的生产,包括磷酸酶,从而限制P固定(gydF4y2BaKunito et al ., 2016gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
MBP的另一个可能的原因增加草地土壤相比,森林土壤是草甸土壤N的增加可用性(gydF4y2Ba表2gydF4y2Ba)。微生物矿化微生物吸收利用有机P磷酸酶酶,生产需要N (gydF4y2BaVitousek et al ., 2010gydF4y2Ba;gydF4y2BaMarklein Houlton, 2012gydF4y2Ba)。总N和MBP显著相关(gydF4y2BargydF4y2Ba= 0.81)(gydF4y2Ba补充图3gydF4y2Ba)。因此,足够的发生N可用性磷酸酶代草地促进降解的有机化合物,随后,可用生物P可以固定化微生物。土壤水分可能也是一个因素,更大的水分在草地增加微生物活动。gydF4y2Ba
菌根协会也可能极大地影响P骑自行车。森林中的真菌真菌会产生比endomycorrhizae磷酸酶与草甸植物(gydF4y2BaPlassard et al ., 2011gydF4y2Ba;gydF4y2Ba马格列夫et al ., 2017gydF4y2Ba)。他们还将产生有机酸,如草酸(gydF4y2BaPlassard et al ., 2011gydF4y2Ba)。这些将使解除吸附无机和有机P、有机酸和磷酸酶可能需要同时存在矿化有机P (gydF4y2Ba贾尔斯et al ., 2018gydF4y2Ba)。这也可以考虑减少有机P浓度相比,这些森林草地。gydF4y2Ba
草场中,高水位季节性可以产生重大影响的土壤属性影响P骑自行车。结合有机C浓度高,这可以掩盖矿物学的影响不稳定P (gydF4y2BaSah et al ., 1989gydF4y2Ba;gydF4y2Ba约翰斯顿et al ., 1995gydF4y2Ba)。gydF4y2BaSah et al。(1989)gydF4y2Ba湿地土壤中观察到C可用性控制P可用性:总有机C浓度超过0.8%时,它促进了铁(Fe的减少gydF4y2Ba3 +gydF4y2Ba)氧化物,降低土壤的吸附能力p .或者,洪水泛滥期间,磷酸亚铁矿物质如蓝铁矿的降水可能发生(gydF4y2BaZhang et al ., 2003gydF4y2Ba;gydF4y2BaHeiberg et al ., 2010gydF4y2Ba;gydF4y2BaRothe et al ., 2016gydF4y2Ba),这是减少可溶性在排水因为P仍然阻挡氧化氢氧化铁矿物形成时,蓝铁矿氧化(gydF4y2Ba长官和米凯尔森,1986 bgydF4y2Ba)。季节性湿地土壤中发生的氧化还原循环可能会降低P浸出相比unflooded土壤,即使土壤保持排水/ 4个月(gydF4y2Ba长官和米凯尔森,1986gydF4y2Ba)。相比之下,gydF4y2BaGergans et al。(2011)gydF4y2Ba建议太浩盆地湿地土壤中过量的硫酸促进生产的铁硫化物降低条件,使铁不可用期间土壤P re-oxidize吸附磷酸盐和有机化合物,从而使土壤P更多可供继续在这些湿地土壤浸出。基于不同的研究结果上面所讨论的,有几个因素影响P在太浩湖流域草地物种形成,包括季节性洪水,高有机质、铁生物地球化学转换。这些因素可能比父母更重要的材料控制P流动性。更高浓度的存在为原料在森林草甸土壤相比,土壤也符合更高的湿度(gydF4y2BaCondron et al ., 2005gydF4y2Ba),和更高的二元酸酯浓度也有排水不良的土壤排水性良好的土壤相比,(gydF4y2Ba年轻的et al ., 2013gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
不稳定土壤P和潜在损失太浩湖gydF4y2Ba
土壤P缓冲能力的程度可以吸附或释放P从交易所网站维护溶解在土壤溶液浓度(gydF4y2Ba胡佛,1997gydF4y2Ba)。土壤总P储量较大被认为有更大的缓冲能力补充P被植物或土壤淋溶出(gydF4y2Ba戴利et al ., 2015gydF4y2Ba)。估计土壤P缓冲能力是饱和指数(PSI),计算浓度的oxalated-extracted P除以oxalate-extracted铁和铝(的总和gydF4y2BaSchoumans 2009gydF4y2Ba)。太浩湖流域的土壤,ψ是0.029和0.072的花岗石的草地和森林土壤,和0.047和0.029安山草地和森林土(gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
在这项研究中,使用的萃取剂的WEP措施最不稳定的P, B1P提取不稳定土壤P,这些纤维少,和草酸或NaOH-EDTA提取不稳定土壤P, P更紧密了通过吸附复合物,mineral-bound P, P或者更大的有机化合物。在所有的太浩湖流域土壤,B1P浓度约一个数量级大于WEP浓度(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba),这意味着大量的吸附P是B1P发布的萃取剂不发布的水提取。虽然强P在安山森林土壤缓冲能力预计,在最高的TP观察,这些土壤中的低PSI表明有过量的磷吸附能力压吸附亲和力铁和铝氧化物,造成不稳定的低浓度P (WEP和B1P)比花岗石的森林土壤。B1P萃取剂显然没有访问安山土壤中的P或强烈吸附,形成半岛或磷矿物溶解度较低的阶段(gydF4y2Ba•et al ., 1996gydF4y2Ba),或者是复杂的铝或Fe-organic三元复合物,安山土壤中常见的(gydF4y2BaGerke赫尔曼,1992gydF4y2Ba;gydF4y2BaGerke 2010gydF4y2Ba)。NaOH-EDTA提取了更大数量的总比B1P提取P (gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba),但在浓度相似的oxalate-extractable P (gydF4y2Ba表1gydF4y2Ba)。因此,似乎有大量储备P与氧化铁和水铝英石安山森林土壤中矿物质不容易释放到土壤溶液。gydF4y2Ba
分析NaOH-EDTA土壤提取物的安山森林P-NMR显示,26 - 46%的提取P是有机物种(gydF4y2Ba补充表4gydF4y2Ba)。这种有机P分数在安山土壤也许慢慢用于植物和微生物释放有机酸,通过竞争提高P释放交易所(gydF4y2Ba哈罗德Tabatabai, 2006gydF4y2Ba),这可能是协同与磷酸酶水解P的有机化合物(gydF4y2Ba贾尔斯et al ., 2018gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
大部分的WEP在森林和草地的土壤太浩湖与钼蓝没有反应化学(WEPgydF4y2BaμgydF4y2Ba)(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba,gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba)。可以水萃取的有机P物质输入的来源从植物和土壤微生物。WEP的优势gydF4y2BaμgydF4y2Ba森林和草地土壤在太浩湖流域的一个潜在来源移动P,最有可能由有机化合物(gydF4y2BaWorsfold et al ., 2016gydF4y2Ba)。P不稳定有机化合物可以运送到塔霍湖垂直和横向运输过程,特别是在高强度的事件导致优先流在大孔隙,针叶林土壤中常见的(gydF4y2Ba罗et al ., 2019gydF4y2Ba)。有机P物种已报告在土壤渗滤液,融雪径流,样品进口和漫滩河水域在洪水事件(gydF4y2Ba托尔et al ., 2003gydF4y2Ba;gydF4y2BaCade-Menun et al ., 2006gydF4y2Ba;gydF4y2Ba恩斯et al ., 2019gydF4y2Ba),可以水萃取的胶体在草原和森林(gydF4y2BaMissong et al ., 2016gydF4y2Ba;gydF4y2Ba江et al ., 2017gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
水溶性P从落叶是不稳定的一个重要来源P返回到土壤(gydF4y2BaUselman et al ., 2012gydF4y2Ba;gydF4y2BaSohrt et al ., 2019gydF4y2Ba)。在另一项研究可溶性P O视野从太浩湖流域(未发表的数据),9个样本来自森林和草甸网站Paige草甸和米克斯湾附近的水域。WEP浓度在这些样品从54到209毫克公斤不等gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba(意味着= 122毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba标准差= 45毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba),这表明WEP浓度O-horizon样本高度变量在两个分水岭。基于这两个Oe复合样品(gydF4y2Ba表2gydF4y2Ba),molybdate-reactive P(无机P)的主要阶段WEP花岗质和安山森林(67%)。P的浓度从花岗岩复合Oi地平线样本网站的两倍以上Oe地平线样本,表明P是失去了从垃圾分解(gydF4y2Ba表2gydF4y2Ba)。gydF4y2Ba
Oe WEP浓度大于土壤A层~ 58倍WEP浓度花岗石的森林土壤,并在安山森林土壤690倍。gydF4y2Ba米勒et al。(2005)gydF4y2Ba测量可溶性P O视野的太浩湖流域森林土壤使用实验室模拟的降水和融雪浸出实验,观察46毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba少的可溶性P淋溶分解Oi地平线和28毫克公斤gydF4y2Ba−1gydF4y2Ba从分解Oe地平线。O视野gydF4y2Ba米勒et al。(2005)gydF4y2Ba研究来自杰弗里和糖松林在花岗石的分水岭。虽然gydF4y2Ba米勒et al。(2005)gydF4y2Ba水萃取方法比用在这项研究中,不同的gydF4y2Ba米勒et al。(2005)gydF4y2Ba浸出实验,本研究花岗石的森林O-horizon样本(gydF4y2Ba表2gydF4y2Ba)有更多的水溶性P的最小分解Oi视野相比更多的分解Oe的视野。gydF4y2Ba
大约三分之一的WEP WEP O地平线样品gydF4y2BaμgydF4y2Ba,这可能是一个相当大的有机P动员可能进入土壤和地表水,根据有机P物种和反应。花岗岩和安山网站也有类似的营养密度(41比49%)(gydF4y2BaLandfire 2020gydF4y2Ba),因此,营养P输入这两个流域的土壤应该类似。然而,根据WEP和B1P浓度越大的花岗石的森林土壤,P输出流和地下水从这些系统预计将更大;这是由于土壤的吸附能力较低,允许大量的P的释放痛苦。gydF4y2BaUhlig和伯兰(2019)gydF4y2Ba估计P库存山地森林凋落物的温带森林生态系统只能维持几十年营养需求,并且连续释放P从父母岩石必须维持森林增长。安山和花岗质土壤的不同的吸附能力在太浩湖森林可以产生重大影响的时间尺度P可用性和自行车之间的森林,垃圾,母质。gydF4y2Ba
有几个下沉的WEP森林垃圾:它可以被植物和微生物对内部循环;淋溶进入土壤,它可能吸附,是固定化的,或进一步会渗透到地下水;通过地表径流的溶解或运输网站P或侵蚀P-containing粒子。尽管WEP的浓度比土壤O视野更大,这是一个小得多的总比土壤P P池在生态系统中,大型和商店的WEP会渗透到从O视野(gydF4y2Ba杨和Post, 2011年gydF4y2Ba)。高浓度的可溶性P在太浩湖流域O地平线样本表明,可用P的大通量可以进入土壤。这种变化发生在春季融雪。的命运这O horizon-sourced P是一个函数的特点土壤生物和物理性质和水文站点。gydF4y2Ba
Ohara et al。(2011)gydF4y2Ba记录,超过90%的field-observed hillslope排水在太浩湖流域发生在地下横向流经土壤。因此,土壤的反应是重要的过程控制P运输表层水,这将是连续融雪期间含量特别高。这些过程是影响物种的可溶性P在土壤,土壤的抽取和土壤P-NMR分析显示都是无机和有机P的物种。gydF4y2Ba
当流附近我们的研究网站体验洪峰流量,molybdate-unreactive分数占61 - 67%的滤过性的(P < 0.45μm) [gydF4y2Ba补充图4gydF4y2Ba(gydF4y2Ba2016年美国地质调查局gydF4y2Ba)]。因此,molybdate-reactive不起化学反应的分数在这些附近的溪流在融雪更紧密地反映土壤的WEP分馏WEP (50 - 74%gydF4y2BaμgydF4y2Ba;gydF4y2Ba补充表6gydF4y2Ba比WEP)gydF4y2BaμgydF4y2Ba从O视野(28 - 36%;gydF4y2Ba表2gydF4y2Ba)。一个可能的解释是,在高速流时期,无机(molybdate-reactive) P物种被森林和草甸土壤减毒导致净出口的有机形式。因此,反映了WEP流动的解决方案gydF4y2BaμgydF4y2Ba分数从土壤中淋溶。gydF4y2BaBol et al。(2016)gydF4y2Ba进行了一次广泛的审查,在森林生态系统和得出结论,P P通量损失colloidal-organic P,从土壤导出配置文件通过大孔隙在高强度降雨可能P出口的一个关键因素。胶体有机P将包含在WEPgydF4y2BaμgydF4y2Ba分数在这项研究。考虑到有机P增加流在太浩湖流域高强度事件(gydF4y2Ba补充图4gydF4y2Ba),优先流路径加载是一个可能的情形发生在森林和草地太浩湖流域的分水岭。然而,解释钼酸不起化学反应的比率的溪水,必须有衰减的无机P穿过优先流路径;否则比无机有机P形式的溪水会更类似于O-horizon提取比例。另外,森林土壤可能是运输P-laden水通过优先流路径P衰减很小,但随着流继续朝流,拦截了河岸的草地,有更少的优先流路径,加强地下水储存,和更大的微生物活动来固定正磷酸盐,导致土壤水漏出到流有更大比例的WEPgydF4y2BaμgydF4y2Ba阿比可以从森林中过滤出来的视野。三分之一的无机P衰减机制,丰富太浩湖流域河流水域与钼酸不起化学反应的P是选择性吸附无机P内流的悬浮粒子从土壤侵蚀。以来最高的总悬浮固体径流事件发生在高,吸附可能是重要的足以改变溶解无机和有机溶液成分在这些时期。gydF4y2Ba
因为钼酸稳定P(有机P)占大多数的WEP的太浩湖流域土壤(gydF4y2Ba图6gydF4y2Ba),它可能是最脆弱的运输为横向流在春季融雪从草地或漏出,从而增加地表水的P负荷。高浓度的P释放垃圾表明,去除木材森林管理实践和存款的深层,切碎的新鲜有机质(咀嚼)防止侵蚀可能创建一个潜在来源的P会渗透到表面水域至少在短期时间降解的材料。在流域土壤花岗质父材料开发,这将是特别有问题的。有益的物种形成的未来的研究将是一个考试在森林里P O视野和比较森林和草地土壤中磷的形态,以及测量的土壤和河流水样P-species组成。此外,评估地下深度超过15厘米应该占P如何通过更深层的土壤剖面影响浸出的反应。gydF4y2Ba
结论gydF4y2Ba
在太浩湖流域土壤P存储从吸附在森林,矿产,固定在草地的微生物生物量。在草木丛生的山坡,吸附P可能逐渐枯竭如果从土壤中淋溶到地面和地表水。P损耗的程度取决于父材料的土壤(花岗质比安山)开发的。在森林土壤安山父材料开发,循环P是介导的高吸附容量的P暗色矿物,而在土壤来源于花岗质父材料增加抗风化创建coarser-textured土壤和土壤粘土较少,导致P吸附能力下降。因此,花岗质土壤有更大的潜在P动员到地下水和侧向径流进入地表水。gydF4y2Ba
有机P是一个主要可以水萃取的部分土壤。在草甸土壤总有机P浓度大于森林土壤,在本研究的所有土壤,正磷酸盐单酯的主要有机P化合物类,甚至在修正了二元酸酯降解分析。土壤中的有机P化合物可以淋溶进入地表水。一旦进入地表水,矿化的有机磷酸化合物可以用于水生生物,造成地表水质量退化。gydF4y2Ba
这项研究的结果提供了洞察物种形成P在森林和草地的土壤和P父资料可用性的重要性。此信息可用于更好地理解生态系统呈现最风险P加载到塔霍湖,这将允许更好的森林管理实践来防止P出口成支线河流和地下水,排入湖中。当前的管理策略使用可控燃烧和侵蚀预防策略,以防止P损失太浩湖流域土壤入湖中。资源管理器需要考虑P在盆地的高度可变的来源决定哪些水域最容易受到损失,如花岗石的森林流域和匹配管理策略网站性能优化的站点管理降低P损失。gydF4y2Ba
数据可用性声明gydF4y2Ba
最初的贡献提出了研究中都包含在这篇文章/gydF4y2Ba补充材料gydF4y2Ba,进一步的调查可以直接到通讯作者/ s。gydF4y2Ba
作者的贡献gydF4y2Ba
TH进行研究和报告的一部分论文爱达荷州大学的女士。DS是通讯作者,研究和写作的方方面面的手稿。MD、CD、EB和CG设计研究和辅助实验和数据解释。BC-M NMR进行数据分析和解释以及帮助解释所有的实验数据。摩根大通的混合模型统计分析数据和咨询数据解释。交流协助进行实验,收集和分析数据。所有作者促成了本文的写作和编辑和批准提交的版本。gydF4y2Ba
资金gydF4y2Ba
这项工作是由AFRI项目(批准号2016-67020-25320 /项目加入。1009827)从美国农业部国家粮食和农业学院。gydF4y2Ba
的利益冲突gydF4y2Ba
作者声明,这项研究是在没有进行任何商业或财务关系可能被视为一个潜在的利益冲突。gydF4y2Ba
确认gydF4y2Ba
我们感谢援助与核磁共振实验在爱达荷州大学的亚历克斯Blumenfeld化学系,用O层水和援助可抽出的蒂芙尼佩雷斯P测量。gydF4y2Ba
补充材料gydF4y2Ba
本文的补充材料在网上可以找到:gydF4y2Bahttps://www.雷竞技rebatfrontiersin.org/articles/10.3389/ffgc.2020.604200/full补充材料gydF4y2Ba
引用gydF4y2Ba
安德森,b . H。,和Magdoff, F. R. (2005). Relative movement and soil fixation of soluble organic and inorganic phosphorus.j . Env。战gydF4y2Ba。34岁,2228 - 2233。doi: 10.2134 / jeq2005.0025gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Backnas, S。,Laine-Kaulio, H., and Klove, B. (2012). Phosphorus forms and related soil chemistry in preferential flowpaths and the soil matrix of a forested podzolic till soil profile.GeodermagydF4y2Ba189年,50 - 64。doi: 10.1016 / j.geoderma.2012.04.016gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
波尔,R。,j D。,Brodlin D。,Siemens, J., Kaiser, K., Dippold, M. A., et al. (2016). Dissolved and colloidal phosphorus fluxes in forest ecosystems: an almost blind spot in ecosystem research.j .植物减轻。土壤科学gydF4y2Ba。179年,425 - 438。doi: 10.1002 / jpln.201600079gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Brodlin D。,Kaiser, K., and Hagedorn, F. (2019a). Divergent patterns of carbon, nitrogen, and phosphorus mobilization in forest soils.前面。水珠。常gydF4y2Ba。2:66。doi: 10.3389 / ffgc.2019.00066gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Brodlin D。,Kaiser, K., Kessler, A., and Hagedom, F. (2019b). Drying and rewetting foster phosphorus depletion of forest soils.土壤生物。物化学gydF4y2Ba。128年,22-34。doi: 10.1016 / j.soilbio.2018.10.001gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Cade-Menun B。,和Liu, C. W. (2014). Solution phosphorus-31 nuclear magnetic resonance spectroscopy of soils from 2005 to 2013: a review of sample preparation and experimental parameters.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。78年,19-37。doi: 10.2136 / sssaj2013.05.0187dgsgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Cade-Menun, b . j . (2015)。改善峰鉴别P-31-NMR环境样品的光谱标准化方法和峰值库。gydF4y2BaGeodermagydF4y2Ba257年,102 - 114。doi: 10.1016 / j.geoderma.2014.12.016gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Cade-Menun, b . J。,z .问他。,Zhang, H. L., Endale, D. M., Schomberg, H. H., and Liu, C. W. (2015). Stratification of phosphorus forms from long-term conservation tillage and poultry litter application.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。79年,504 - 516。doi: 10.2136 / sssaj2014.08.0310gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Cade-Menun, b . J。,和Lavkulich, L. M. (1997). A comparison of methods to determine total, organic, and available phosphorus in forest soils.通讯,土壤科学。植物肛门gydF4y2Ba。28日,651 - 663。doi: 10.1080 / 00103629709369818gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Cade-Menun, b . J。,Navaratnam, J. A., and Walbridge, M. R. (2006). Characterizing dissolved and particulate phosphorus in water with P-31 nuclear magnetic resonance spectroscopy.Env。科学。科技gydF4y2Ba。40岁,7874 - 7880。doi: 10.1021 / es061843egydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Cade-Menun, b . J。,和Preston, C. M. (1996). A comparison of soil extraction procedures for P-31 NMR spectroscopy.土壤科学gydF4y2Ba。161年,770 - 785。doi: 10.1097 / 00010694-199611000-00006gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
坎波,J。,J一个r一个millo, V. J., and Maass, J. M. (1998). Pulses of soil phosphorus availability in a Mexican tropical dry forest: effects of seasonality and level of wetting.环境科学gydF4y2Ba115年,167 - 172。doi: 10.1007 / s004420050504gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
凯西,r E。,和Klaine, S. J. (2001). Nutrient attenuation by a riparian wetland during natural and artificial runoff events.j . Env。战gydF4y2Ba。1720 - 1731年。doi: 10.2134 / jeq2001.3051720xgydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
赵,c . Y。,Pai, C. W., and Yang, K. L. (2005). Characterization of phosphorus in sub-alpine forest and adjacent grassland soils by chemical extraction and phosphorus-31 nuclear magnetic resonance spectroscopy.PedobiologiagydF4y2Ba49岁,655 - 663。doi: 10.1016 / j.pedobi.2005.06.007gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
外套,R。,Lewis, J., Alvarez, N. L., and Arneson, P. (2016). Temporal and spatial trends in nutrient and sediment loading to Lake Tahoe, California-Nevada, USA.j。水Resour。协会gydF4y2Ba。52岁,1347 - 1365。doi: 10.1111 / 1752 - 1688.12461gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Condron, l . M。,Turner, B. L., and Cade-Menun, B. J. (2005). “Chemistry and Dynamics of Soil Organic Phosphorus,” in磷:农业和环境gydF4y2Baeds j·t·西姆斯和a . n . Sharpley(农学的麦迪逊,WI:美国社会),87 - 121。doi: 10.2134 / agronmonogr46.c4gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
戴利,K。,Styles, D., Lalor, S., and Wall, D. P. (2015). Phosphorus sorption, supply potential and availability in soils with contrasting parent material and soil chemical properties.欧元。j .土壤科学gydF4y2Ba。66年,792 - 801。doi: 10.1111 / ejss.12260gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
戴斯,L。,de Moraes, A., and Maire, V. (2018). Environmental drivers of soil phosphorus composition in natural ecosystems.BiogeosciencegydF4y2Ba15日,4575 - 4592。doi: 10.5194 / bg - 15 - 4575 - 2018gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
埃勒斯医生,J。,和Gibbard, P. L. (2003). Extent and chronology of glaciations.第四纪科学。牧师gydF4y2Ba。22日,1561 - 1568。doi: 10.1016 / s0277 - 3791 (03) 00130 - 6gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Elser, J·J。,Andersen, T., Baron, J. S., Bergstrom, A. K., Jansson, M., Kyle, M., et al. (2009). Shifts in Lake N:P stoichiometry and nutrient limitation driven by atmospheric nitrogen deposition.科学gydF4y2Ba326年,835 - 837。doi: 10.1126 / science.1176199gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
加德纳l . r . (1990)。岩石风化的作用在地面水域的磷的预算。gydF4y2Ba生物地球化学gydF4y2Ba11日,97 - 110。doi: 10.1007 / BF00002061gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
杰拉德,f (2016)。粘土矿物、铁/铝氧化物,及其在土壤对磷吸附的贡献——神话再现。gydF4y2BaGeodermagydF4y2Ba262年,213 - 226。doi: 10.1016 / j.geoderma.2015.08.036gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Gergans, N。,米勒,W W。,约翰逊,d . W。,Sedinger, J. S., Walker, R. F., and Blank, R. R. (2011). Runoff water quality from a Sierran upland forest, transition ecotone, and riparian wet meadow.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。75年,1946 - 1957。doi: 10.2136 / sssaj2011.0001gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Gerke, j . (2010)。腐殖质(有机质)过程(Fe)磷酸复合物:一种低估了磷在土壤和磷酸plant-available来源。gydF4y2Ba土壤科学gydF4y2Ba。175年,417 - 425。doi: 10.1097 / SS.0b013e3181f1b4ddgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Gerke, J。,和Hermann, R. (1992). Adsorption of orthophosphate to humic-Fe-Complexes and to amorphous Fe-oxide.z Pflanzen。Bodenk。gydF4y2Ba155年,233 - 236。doi: 10.1002 / jpln.19921550313gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
贾尔斯,c, D。,Richardson, A. E., Cade-Menun, B. J., Mezeli, M. M., Brown, L. K., Menezes-Blackburn, D., et al. (2018). Phosphorus acquisition by citrate- and phytase-exuding Nicotiana tabacum plant mixtures depends on soil phosphorus availability and root intermingling.杂志。杆菌的gydF4y2Ba163年,356 - 371。doi: 10.1111 / ppl.12718gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
戈德堡,美国J。,我球,g。,Allen, B. C., Schladow, S. G., Simpson, A. J., Masoom, H., et al. (2015). Refractory dissolved organic nitrogen accumulation in high-elevation lakes.Nat。CommungydF4y2Ba。6:6347。doi: 10.1038 / ncomms7347gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Hahm w·J。,Riebe, C. S., Lukens, C. E., and Araki, S. (2014). Bedrock composition regulates mountain ecosystems and landscape evolution.Proc。国家的。学会科学。美国gydF4y2Ba111年,3338 - 3343。doi: 10.1073 / pnas.1315667111gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
哈罗德,s。,和Tabatabai, M. A. (2006). Release of inorganic phosphorus from soils by low-molecular-weight organic acids.通讯,土壤科学。植物肛门gydF4y2Ba。37岁,1233 - 1245。doi: 10.1080 / 00103620600623558gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
舱口,l·K。,Reuter, J. E., and Goldman, C. R. (1999). Relative importance of stream-borne particulate and dissolved phosphorus fractions to Lake Tahoe phytoplankton.可以。j .鱼水产科学gydF4y2Ba。56岁,2331 - 2339。doi: 10.1139 / f99 - 166gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
舱口,l·K。,Reuter, J. E., and Goldman, C. R. (2001). Stream phosphorus transport in the Lake Tahoe basin, 1989-1996.环绕。Monit。评估gydF4y2Ba69年,63 - 83。doi: 10.1023 /: 1010752628576gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Haygarth, p . M。,和Sharpley, A. N. (2000). Terminology for phosphorus transfer.j . Env。战gydF4y2Ba。29日,10 - 15。doi: 10.2134 / jeq2000.00472425002900010002xgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Haygarth, p . M。,Warwick, M. S., and House, W. A. (1997). Size distribution of colloidal molybdate reactive phosphorus in river waters and soil solution.水物gydF4y2Ba。31日,439 - 448。doi: 10.1016 / s0043 - 1354 (96) 00270 - 9gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
却L。,Pedersen, T. V., Jensen, H. S., Kjaergaard, C., and Hansen, H. C. B. (2010). A comparative study of phosphate sorption in lowland soils under oxic and anoxic conditions.j . Env。战gydF4y2Ba。39岁,734 - 743。doi: 10.2134 / jeq2009.0222gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
霍夫曼,C . C。Berg, P。达尔,M。,Larsen, S. E., Andersen, H. E., and Andersen, B. (2006). Groundwater flow and transport of nutrients through a riparian meadow - field data and modelling.j .二聚水分子gydF4y2Ba。331年,315 - 335。doi: 10.1016 / j.jhydrol.2006.05.019gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
霍夫曼,C . C。,Kjaergaard, C., Uusi-Kamppa, J., Hansen, H. C. B., and Kronvang, B. (2009). Phosphorus retention in riparian buffers: review of their efficiency.j . Env。战gydF4y2Ba。38岁,1942 - 1955。doi: 10.2134 / jeq2008.0087gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
胡佛,i c . r . (1997)。土壤磷:测量,和被植物吸收。gydF4y2Ba欧斯特。j .土壤ResgydF4y2Ba。35岁,227 - 239。doi: 10.1071 / S96047gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Jassby, a D。,Goldman, C. R., Reuter, J. E., and Richards, R. C. (1999). Origins and scale dependence of temporal variability in the transparency of Lake Tahoe, California-Nevada.Limnol。OceanogrgydF4y2Ba。44岁,282 - 294。doi: 10.4319 / lo.1999.44.2.0282gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
江,x Q。波尔,R。,Cade-Menun, b . J。Nischwitz, V。维尔博尔德,S。Bauke, s . L。,et al. (2017). Colloid-bound and dissolved phosphorus species in topsoil water extracts along a grassland transect from Cambisol to Stagnosol.BiogeosciencegydF4y2Ba14日,1153 - 1164。doi: 10.5194 / bg - 14 - 1153 - 2017gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
约翰逊,d . W。,Susfalk, R. B., and Dahlgren, R. A. (1997). Nutrient fluxes in forests of the eastern Sierra Nevada mountains, United States of America.全球Biogeochem。CygydF4y2Ba11日,673 - 681。gb01750 doi: 10.1029/97gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
约翰斯顿,c。Pinay, G。阿伦斯,C。,和Naiman, R. J. (1995). Influence of soil properties on the biogeochemistry of a beaver meadow hydrosequence.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。59岁,1789 - 1799。doi: 10.2136 / sssaj1995.03615995005900060041xgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
约根森,C。,Turner, B. L., and Reitzel, K. (2015). Identification of inositol hexakisphosphate binding sites in soils by selective extraction and solution P-31 NMR spectroscopy.GeodermagydF4y2Ba257年,22。doi: 10.1016 / j.geoderma.2015.03.021gydF4y2Ba
j D。,Julich, S., and Feger, K.-H. (2017). Phosphorus in preferential flow pathways of forest soils in Germany.森林gydF4y2Ba车。doi: 10.3390 / f8010019gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
哈雷N。,Hesterberg, D., and Martin, J. D. (2005). XANES investigation of phosphate sorption in single and binary systems of iron and aluminum oxide minerals.Env。科学。科技gydF4y2Ba。39岁,2152 - 2160。doi: 10.1021 / es049237bgydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Kortemeier, W。卡尔弗特,。,Moore, J. G., and Schweickert, R. (2018). Pleistocene volcanism and shifting shorelines at Lake Tahoe, California.岩石圈gydF4y2Ba14日,812 - 834。doi: 10.1130 / GES01551.1gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Kunito, T。,Isomura, I., Sumi, H., Park, H. D., Toda, H., Otsuka, S., et al. (2016). Aluminum and acidity suppress microbial activity and biomass in acidic forest soils.土壤生物。物化学gydF4y2Ba。97年,23-30。doi: 10.1016 / j.soilbio.2016.02.019gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Landfire (2020)。gydF4y2Ba森林的树冠覆盖层,Landfire2.0.0。美国内政部,地质调查gydF4y2Ba。网上:gydF4y2Bahttp://landfire.cr.usgs.gov/viewer/gydF4y2Ba(2020年3月,访问)。gydF4y2Ba
罗,Z。,Niu, J., Zhang, L., Chen, X., Zhang, W., Xie, B., et al. (2019). Roots-enhanced preferential flows in deciduous and coniferous forest soils revealed by dual-tracer experiments.j . Env。战gydF4y2Ba。48岁,136 - 146。doi: 10.2134 / jeq2018.03.0091gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
马格列夫,O。,Sardans, J., Fernandez-Martinez, M., Molowny-Horas, R., Janssens, I. A., Ciais, P., et al. (2017). Global patterns of phosphatase activity in natural soils.科学。代表gydF4y2Ba。7:1337。doi: 10.1038 / s41598 - 017 - 01418 - 8gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Marklein, a。R。,和Houlton, B. Z. (2012). Nitrogen inputs accelerate phosphorus cycling rates across a wide variety of terrestrial ecosystems.新植醇gydF4y2Ba。193年,696 - 704。doi: 10.1111 / j.1469-8137.2011.03967.xgydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
麦克道尔,r·W。斯图尔特,我。,和Cade-Menun, b . J。(2006). An examination of spin-lattice relaxation times for analysis of soil and manure extracts by liquid state phosphorus-31 nuclear magnetic resonance spectroscopy.j . Env。战gydF4y2Ba。35岁,293 - 302。doi: 10.2134 / jeq2005.0285gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
米勒,W W。,Johnson, D. E., Loupe, T. M., Sedinger, J. S., Carroll, E. M., Murphy, J. H., et al. (2006). Nutrients flow from runoff at burned forest site in Lake Tahoe Basin.加州农业gydF4y2Ba65 - 71。doi: 10.3733 / ca.v060n02p65gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
米勒,W W。,约翰逊,d . W。丹顿,C。,Verburg, P. S. J., Dana, G. L., and Walker, R. F. (2005). Inconspicuous nutrient laden surface runoff from mature forest Sierran watersheds.水空气土壤调查gydF4y2Ba。163年,3 - 17。doi: 10.1007 / s11270 - 005 - 7473 - 7gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
米勒,W W。,约翰逊,d . W。,Karam, S. L., Walker, R. F., and Weisberg, P. J. (2010). A synthesis of Sierran forest biomass management studies and potential effects on water quality.森林gydF4y2Ba1,131 - 153。doi: 10.3390 / f1030131gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Missong,。波尔,R。,Willbold, S., Siemens, J., and Klumpp, E. (2016). Phosphorus forms in forest soil colloids as revealed by liquid-state 31P-NMR.j .植物减轻。土壤科学gydF4y2Ba。179年,159 - 167。doi: 10.1002 / jpln.201500119gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
墨菲,J。,和Riley, J. P. (1962). A modified single solution method for determination of phosphate in natural waters.肛交。詹。学报gydF4y2Ba26日,31-36。doi: 10.1016 / s0003 - 2670 (00) 88444 - 5gydF4y2Ba
Negrin), m·A。,Espino-Mesa, M., and Hernández-Moreno, J. M. (1996). Effect of water: soil ratio on phosphate release: P, aluminium and fulvic acid associations in water extracts from Andisols and Andic soils.欧元。j .土壤科学gydF4y2Ba。47岁,385 - 393。doi: 10.1111 / j.1365-2389.1996.tb01412.xgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
纳尔逊,L。,Cade-Menun B。沃克,我。,和Sanborn, P. (2020). Soil phosphorus dynamics across a Holocene chronosequence of aeolian sand dunes on Calvert Island, BC, Canada.前面。对。水珠。常gydF4y2Ba。3:83。doi: 10.3389 / ffgc.2020.00083gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Noack, s R。,McLaughlin, M. J., Smernik, R. J., McBeath, T. M., and Armstrong, R. D. (2014). Phosphorus speciation in mature wheat and canola plants as affected by phosphorus supply.植物的土壤gydF4y2Ba378年,125 - 137。doi: 10.1007 / s11104 - 013 - 2015 - 3gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Oberson,。,Friesen, D. K., Morel, C., and Tiessen, H. (1997). Determination of phosphorus released by chloroform fumigation from microbial biomass in high P sorbing tropical soils.土壤生物。物化学gydF4y2Ba。29日,1579 - 1583。doi: 10.1016 / s0038 - 0717 (97) 00049 - 7gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Ohara, N。,Kavvas, M. L., Easton, D., Dogrul, E. C., Yoon, J. Y., and Chen, Z. Q. (2011). Role of snow in runoff processes in a subalpine hillslope: field study in the Ward Creek Watershed, Lake Tahoe, California, during 2000 and 2001 water years.j .二聚水分子。英格gydF4y2Ba。16,521 - 533。doi: 10.1061 /(第3期)he.1943 - 5584.0000348gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
奥兰德,l . P。,和Vitousek, p . M。(2004). Biological and geochemical sinks for phosphorus in soil from a wet tropical forest.生态系统gydF4y2Ba7,404 - 419。doi: 10.1007 / s10021 - 004 - 0264 - ygydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Pistocchi C。,Meszaros, E., Tamburini, F., Frossard, E., and Bunemann, E. K. (2018). Biological processes dominate phosphorus dynamics under low phosphorus availability in organic horizons of temperate forest soils.土壤生物。物化学gydF4y2Ba。126年,64 - 75。doi: 10.1016 / j.soilbio.2018.08.013gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Plassard C。品德有问题的,J。阿里,m。,Duchemin, M., Legname, E., and Cloutier-Hurteau, B. (2011). Diversity in phosphorus mobilisation and uptake in ectomycorrhizal fungi.安。森林科学gydF4y2Ba。68年,33-43。doi: 10.1007 / s13595 - 010 - 0005 - 7gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Porder, S。,和Ramachandran, S. (2013). The phosphorus concentration of common rocks-a potential driver of ecosystem P status.植物的土壤gydF4y2Ba367年,41-55。doi: 10.1007 / s11104 - 012 - 1490 - 2gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
种种折磨,d . H。,Daniel, T. C., Sharpley, A. N., Moore, P. A., Edwards, D. R., and Nichols, D. J. (1996). Relating extractable soil phosphorus to phosphorus losses in runoff.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。855 - 859。doi: 10.2136 / sssaj1996.03615995006000030025xgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
草原,y . T。,和Kalff, J. (1988). Particulate phosphorus dynamics in headwater streams.可以。j .鱼水产科学gydF4y2Ba。45岁,210 - 215。doi: 10.1139 / f88 - 024gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Reddy, k . R。蔡,T。,和Richardson, C. J. (2013). “Organic phosphorus mineralization in wetland soils,” in湿地生物地球化学的方法gydF4y2Ba,eds。投资者Reddy和P.B. DeLaune。(麦迪逊,WI:美国土壤科学协会),683 - 700。doi: 10.2136 / sssabookser10.c35gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Redel Y。,Rubio, R., Godoy, R., and Borie, F. (2008). Phosphorus fractions and phosphatase activity in an Andisol under different forest ecosystems.GeodermagydF4y2Ba145年,216 - 221。doi: 10.1016 / j.geoderma.2008.03.007gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
里德,K。,Schneider, K., and McConkey, B. (2018). Components of phosphorus loss from agricultural landscapes, and how to incorporate them into risk assessment tools.前面。地球科学gydF4y2Ba。6:135。doi: 10.3389 / feart.2018.00135gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
罗伯茨,d . M。,和Reuter, J. E. (2010).太浩湖最大程度上的每日总负载技术Report-California和内华达州gydF4y2Ba。Lahontan水板和内华达的环境保护。gydF4y2Ba
罗比,K。,O'Neil-Dunne, J., Romsos, S., Loftis, W., MacFaden, S., Saah, D., et al. (2015). “A review of stream environment zone definitions, field delineation criteria and indicators, classification systems, and mapping – collaborative recommendations for stream environment zone program updates”, (eds.)空间信息集团(SIG)佛蒙特大学和空间分析实验室(UVM-SAL)和美国农业部的自然资源保护服务(nrc)。)gydF4y2Ba。gydF4y2Ba
Rothe, M。,Kleeberg, A., and Hupfer, M. (2016). The occurrence, identification and environmental relevance of vivianite in waterlogged soils and aquatic sediments.Earth-Sci。牧师。gydF4y2Ba158年,51 - 64。doi: 10.1016 / j.earscirev.2016.04.008gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
长官,r . N。,和Mikkelsen, D. S. (1986a). Sorption and bioavailability of phosphorus during the drainage period of flooded-drained soils.植物的土壤gydF4y2Ba92年,265 - 278。doi: 10.1007 / BF02372640gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
长官,r . N。,和Mikkelsen, D. S. (1986b). Transformations of inorganic phosphorus during the flooding and draining cycles of soil.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。50岁,62 - 67。doi: 10.2136 / sssaj1986.03615995005000010012xgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
长官,r . N。,Mikkelsen, D. S., and Hafez, A. A. (1989). Phosphorus behavior in flooded-drained soils. 3. Phosphorus desorption and availability.土壤科学。Soc。点。J。gydF4y2Ba53岁,1729 - 1732。doi: 10.2136 / sssaj1989.03615995005300060020xgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Sahoo, g B。,Nover, D. M., Reuter, J. E., Heyvaert, A. C., Riverson, J., and Schladow, S. G. (2013). Nutrient and particle load estimates to Lake Tahoe (CA-NV, USA) for total maximum daily load establishment.科学。总环境gydF4y2Ba。444年,579 - 590。doi: 10.1016 / j.scitotenv.2012.12.019gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Sahoo, g B。,Schladow, S. G., and Reuter, J. E. (2010). Effect of sediment and nutrient loading on Lake Tahoe optical conditions and restoration opportunities using a newly developed lake clarity model.水Resour。ResgydF4y2Ba。46:W10505。wr008447 doi: 10.1029/2009gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Saucedo, g . j . (2005)。gydF4y2Ba太浩湖流域的地质图,加利福尼亚州和内华达州,1:100,000规模gydF4y2Ba。加州萨克拉门托,CA:地质调查。gydF4y2Ba
桑德斯,w . m . H。,和Williams, E. G. (1955). Observations on the determination of total organic phosphorus in soils.j .土壤科学gydF4y2Ba。6,254 - 267。doi: 10.1111 / j.1365-2389.1955.tb00849.xgydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
施耐德,k·D。,Cade-Menun B。J。,Lynch, D. H., and Voroney, R. P. (2016). Soil phosphorus forms from organic and conventional forage fields.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。80年,328 - 340。doi: 10.2136 / sssaj2015.09.0340gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Schoeneberger, p . J。Wysocki, d。班,e . C。,和Soil Survey Staff (2012).书来描述和采样的土壤。gydF4y2Ba林肯,NE:自然资源保护服务,全国土壤调查中心。gydF4y2Ba
Schoumans, o . (2009)。“非钙质土壤磷饱和度的确定,”gydF4y2Ba磷的方法分析土壤、沉积物、残差和水域gydF4y2Ba,eds。j·柯伐和g . Pierzynski(罗利数控:北卡州立大学;南合作系列公告)。gydF4y2Ba
Self-Davis, M。摩尔,P。,和Joern, B. (2009). “Water or Dilute Salt-Extractable Phosphorus in Soil,” in磷的方法分析土壤、沉积物、残差和水域gydF4y2Ba,eds。j·柯伐和g . Pierzynski。北卡罗莱纳州立大学(罗利,NC::南部合作系列公告),22 - 24。gydF4y2Ba
西姆斯j . (2009)。“土壤测试磷:原则和方法”gydF4y2Ba磷的方法分析土壤、沉积物、残差和水域gydF4y2Ba,eds。j·柯伐和g . Pierzynski。北卡罗莱纳州立大学(罗利,NC::南部合作系列公告),9-19。gydF4y2Ba
Sohrt, J。,Lang, F., and Weiler, M. (2017). Quantifying components of the phosphorus cycle in temperate forests.电线的水gydF4y2Ba4,1-36。doi: 10.1002 / wat2.1243gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Sohrt, J。,Uhlig D。,Kaiser, K., von Blanckenburg, F., Siemens, J., Seeger, S., et al. (2019). Phosphorus fluxes in a temperate forested watershed: canopy leaching, runoff sources, and in-stream transformation.前面。水珠。常gydF4y2Ba2:85。doi: 10.3389 / ffgc.2019.00085gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
土壤调查人员,n . r . c . s . (2007)。gydF4y2Ba太浩盆地地区的土壤调查、加利福尼亚和内华达州。华盛顿特区:美国农业部gydF4y2Ba。网上:gydF4y2Bahttp://soils.usda.gov/survey/printed_surveys/gydF4y2Ba(1月26日访问,2021)。gydF4y2Ba
Spohn, M。,和Widdig, M. (2017). Turnover of carbon and phosphorus in the microbial biomass depending on phosphorus availability.土壤生物。物化学gydF4y2Ba。53至59,113。doi: 10.1016 / j.soilbio.2017.05.017gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
太阳,L。,Teramoto, M., Naishin, L., Yazaki, T., and Hirano, T. (2017). Comparison of litter-bag and chamber methods for measuring CO2gydF4y2Ba在温带森林落叶分解排放。gydF4y2Baj . Ag MeteorolgydF4y2Ba。73年,59 - 67。doi: 10.2480 / agrmet.d - 16 - 00012gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
托尔,g S。,Condron, l . M。Di, h·J。,Cameron, K. C., and Cade-Menun, B. J. (2003). Characterization of organic phosphorus in leachate from a grassland soil.土壤生物。物化学gydF4y2Ba。35岁,1317 - 1323。doi: 10.1016 / s0038 - 0717 (03) 00202 - 5gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
TRPA (2015)。gydF4y2Ba“2015阈值评估报告”,太浩(ed)区域规划机构gydF4y2Ba。网上:gydF4y2Bahttp://www.trpa.org/regional-plan/threshold-evaluation/gydF4y2Ba(1月26日访问,2021)。gydF4y2Ba
Uhlig D。,和von Blanckenburg, F. (2019). How slow rock weathering balances nutrient loss during fast forest floor turnover in montane, temperate forest ecosystems.前面。地球科学gydF4y2Ba。7:159。doi: 10.3389 / feart.2019.00159gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
USDA-NRCS (2019)。gydF4y2Ba雪雪遥测(SNOTEL)和课程数据和产品gydF4y2Ba。网上:gydF4y2Bahttps://www.wcc.nrcs.usda.gov/snow/:gydF4y2Ba自然资源保护服务和国家水和气候中心。gydF4y2Ba
Uselman, s M。,战ls, R. G., and Lilienfein, J. (2012). Quality of soluble organic C, N, and P produced by different types and species of litter: root litter versus leaf litter.土壤生物。物化学gydF4y2Ba。54岁的57 - 67。doi: 10.1016 / j.soilbio.2012.03.021gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
美国地质调查局(2016)。美国地质调查局国家水数据。网上:gydF4y2Bahttps://waterdata.usgs.gov/nwis:美国地质调查局gydF4y2Ba。gydF4y2Ba
Vadas, p。,Kleinman, P. J. A., Sharpley, A. N., and Turner, B. L. (2005). Relating soil phosphorus to dissolved phosphorus in runoff: a single extraction coefficient for water quality modeling.j . Env。战gydF4y2Ba。34岁,572 - 580。doi: 10.2134 / jeq2005.0572gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Vitousek, p . M。、Porder年代。,Houlton, B. Z., and Chadwick, O. A. (2010). Terrestrial phosphorus limitation: mechanisms, implications, and nitrogen-phosphorus interactions.生态。:gydF4y2Ba。5 - 15。doi: 10.1890 / 08 - 0127.1gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Voroney, r . P。,Brookes, P. C., and Beyaert, R. (2008). “Soil Microbial Biomass C, N, P and S,” in土壤采样和分析的方法gydF4y2Ba,eds。核磁共振卡特和如Gregorich。(佛罗里达州波卡拉顿的:CRC出版社),637 - 651。gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
王,y . T。,Zhang, T. Q., Hu, Q. C., Tan, C. S., O'Halloran, I. P., Drury, C. F., et al. (2010). Estimating dissolved reactive phosphorus concentration in surface runoff water from major Ontario soils.j . Env。战gydF4y2Ba。39岁,1771 - 1781。doi: 10.2134 / jeq2009.0504gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
恩斯,j . T。,Cade-Menun, b . J。,Weiseth B。,和Schoenau, J. J. (2019). Potential phosphorus export in snowmelt as influenced by fertilizer placement method in the Canadian prairies.j . Env。战gydF4y2Ba。48岁,586 - 593。doi: 10.2134 / jeq2018.07.0276gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
Worsfold, P。,McKelvie, I., and Monbet, P. (2016). Determination of phosphorus in natural waters: a historical review.肛交。詹。学报gydF4y2Ba918年,8-20。doi: 10.1016 / j.aca.2016.02.047gydF4y2Ba
《公共医学图书馆摘要》gydF4y2Ba|gydF4y2BaCrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
吴,J。,Li, J. B., Zhao, J., and Miller, R. (2000). Dynamic characterization of phospholipid/protein competitive adsorption at the aqueous solution/chloroform interface.胶体表面gydF4y2Ba175年,113 - 120。doi: 10.1016 / s0927 - 7757 (00) 00543 - 4gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
杨,X。,和Post, W. M. (2011). Phosphorus transformations as a function of pedogenesis: a synthesis of soil phosphorus data using Hedley fractionation method.BiogeosciencegydF4y2Ba8,2907 - 2916。doi: 10.5194 / bg - 8 - 2907 - 2011gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
年轻,e . O。,Ross, D. S., Cade-Menun, B. J., and Liu, C. W. (2013). Phosphorus speciation in riparian soils: a phosphorus-31 nuclear magnetic resonance spectroscopy and enzyme hydrolysis study.土壤科学。Soc。点。JgydF4y2Ba。77年,1636 - 1647。doi: 10.2136 / sssaj2012.0313gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
年轻,t . C。,DePinto, J. V., Martin, S. C., and Bonner, J. S. (1985). Algal-available particulate phosphorus in the Great Lakes Basin.j .大湖ResgydF4y2Ba。11日,434 - 446。doi: 10.1016 / s0380 - 1330 (85) 71788 - 1gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
张,y S。林,x Y。,和Werner, W. (2003). The effect of soil flooding on the transformation of Fe oxides and the adsorption/desorption behavior of phosphate.j .植物减轻。土壤科学gydF4y2Ba。166年,68 - 75。doi: 10.1002 / jpln.200390014gydF4y2Ba
CrossRef全文gydF4y2Ba|gydF4y2Ba谷歌学术搜索gydF4y2Ba
关键词:gydF4y2Ba森林磷,土壤磷,磷核磁共振、磷可用性、磷浸出,磷物种形成gydF4y2Ba
引用:gydF4y2Ba鹭T - DG Dobre M, Cade-Menun BJ,德瓦尔C,布鲁克斯,Piaskowski J, Gasch C和炸弹(2021)土壤磷物种形成和可用性在高山草地和森林湖流域不同父的材料。gydF4y2Ba前面。对。水珠。改变gydF4y2Ba3:604200。doi: 10.3389 / ffgc.2020.604200gydF4y2Ba
收到:gydF4y2Ba08年9月2020;gydF4y2Ba接受:gydF4y2Ba2020年12月23日;gydF4y2Ba
发表:gydF4y2Ba2021年2月23日。gydF4y2Ba
编辑:gydF4y2Ba
Friederike朗gydF4y2Ba德国弗莱堡大学gydF4y2Ba审核:gydF4y2Ba
Joerg夏勒gydF4y2Ba莱布尼兹农业景观研究中心(ZALF),德国gydF4y2Ba回族王gydF4y2Ba中国林业科学院,中国gydF4y2Ba
萨拉·l·BaukegydF4y2Ba德国波恩大学gydF4y2Ba
版权gydF4y2Ba©2021苍鹭,-,Dobre德瓦尔,布鲁克斯Piaskowski,陛下Gasch、炸弹和在加拿大的权利由加拿大农业部长表示。这是一个开放分布式根据文章gydF4y2Ba知识共享归属许可(CC)gydF4y2Ba。使用、分发或复制在其他论坛是允许的,提供了原始作者(年代)和著作权人(s)认为,最初发表在这个期刊引用,按照公认的学术实践。没有使用、分发或复制是不符合这些条件的允许。gydF4y2Ba
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