N, P, K预算和选定的表层土壤养分的变化超过10年的长期试验与常规和有机作物轮作

文摘

本研究提出了土壤系统预算的N, P, K在六个对比种植制度在10年的长期实验挪威东南部。实验包括系统与耕地经济作物和混合arable-dairy裁剪(现金——和饲料作物),与有机和常规管理两组表示。所有主要的养分输入和输出测量或估计。先进的传统经济作物似乎平衡用N,而传统的混合种植有N盈余。相比之下,少更新传统耕地经济作物和所有的有机系统显示土壤有机氮枯竭的迹象(- N预算)。所有的有机系统显示矿业的土壤P和K含量发生,而传统的系统都有P和K盈余。对应的结果与测量系统的烧失量之间的差异,P-AL, K-AL K-HNO₃测量在2009年。这项研究表明,肥沃的土壤可能暴露于大量矿业的N, P, K)多年前被传统分析,实地养分预算是可行的,但data-demanding方法在早期发现这种不均衡。

1。介绍

在1989年,一个大型种植系统实验,建立了测量径流和淋溶,促进在东南Apelsvoll挪威。多年来,这个实验提供了许多研究数据包括一系列不同的主题,包括产量和质量(例如,1]),养分淋溶和径流损失(例如,2),经济方面(例如,3)、土壤微生物(如[4)、土壤物理和化学性质(例如,5]),和食品生产和N损失之间的关系6]。

实验设计的一些主要调整了2000年(6]。在这篇概述中,合成后的结果给出了这些变化的主要养分流动的N, P, K,与关注表层土壤养分池的变化,影响养分输入和输出之间的不均衡水平。

大量实验表明,长期轮作和管理影响土壤肥力(例如,7- - - - - -13])。然而,需要相当长的时间之前识别土壤肥力的变化出现(14]。养分预算已经广泛应用于一系列评估长期可持续性农业系统(例如,15]),因此,补充土壤测量。在养分预算,讨论不确定性Oenema et al。16)区分农场土壤表面和土壤系统的预算。后者占养分输入和输出,回收系统内的营养成分,营养损失途径,和土壤养分的变化池。土壤系统的预算被认为拥有最高的三种预算方法的不确定性,因为营养损失通过浸出、径流、蒸发,脱氮被列为最不确定的营养流(17]。德弗里斯et al。18),当土壤中估算的不确定性系统N荷兰、预算报告,地表水地下水浸出,浸出最高的相对不确定性(变异系数)。营养排水和径流可能收购质量数据,因此,大大降低了土壤系统预算的不确定性的方法。

本研究旨在比较管理的影响(即。、有机农业和有机的)和类型的生产(即。,一个rable cash cropping versus mixed dairy farming) on their long-term sustainability in terms of plant nutrition, by a combination of soil system nutrient budgeting and soil measurements. Results on drainage discharge and water-borne nutrient losses will be presented in more detail elsewhere [19]。

2。材料和方法

2.1。实验网站和治疗

1989年,3.2公顷的大型实验pipe-drained情节Apelsvoll研究中心的成立中央挪威东南部(60°42′N,10°51′E,海拔250米)。大陆地区的气候潮湿,年平均降雨量600毫米,年平均温度3.6°,和12。0°C在生长季节(5月至9月)。实验区,山坡2 - 8%,东北森林砍伐了1935年,随后它被用作牧场直到1975年。在接下来的几年里,1988年建立实验,现场出现了一个旋转块根作物包括10%,40%的谷物,和50%的雷,使用平均10吨牛泥浆公顷⁻¹年⁻¹+常规的无机肥料。后第一年排水实验站点(1989),该地区出现了大麦(大麦distichuml .)。实验区的土壤主要组分为Endostagnic始成土(20.),与主导性壤土和粉土纹理。更详细的土壤特性提出了瑞利和Eltun [21),部分表所示1。

实验网站包括12个街区(30×60米),由边境区域(图7.5米草1)。在每个块,收集地表径流在低端,导致沉淀池,和块分别与PVC管排水的深度1米和7.5米间距。地表径流从沉淀池和排水水在密封的塑料管道运送至测量站装备放电测量(引爆桶)和体积比例抽样。

使用一个随机完全区组设计,6个种植制度,每个2复制,于1989年建立在十二块。第一个十年(1989 - 1999)实验由三个耕地系统(常规和综合耕地种植没有农家肥料和有机种植一些农家肥料)和三个奶混合系统(传统、集成和有机耕地和饲料作物的生产,所有使用农家肥料)。每一块由八7.5×30米情节,所有的耕地和/或旋转每年种植饲料作物。

一些主要的调整在2000年进行了实验设计。旋转块的数量从8 - 4通过合并减少对邻近的土地,因此,减少旋转长度从八到四年,但仍与每个作物每年。引入一个新的有机奶混合系统的集成混合奶制品系统,和一些较小的变化是在其他系统的管理。六个调整种植制度简要描述如下(见表2详情)。

CA1
传统耕地种植、管理,在1985年该地区常见的(1985年耕作和施肥,但出于实际的原因,今天的输入种子和化工厂的保护)。1985年被选中,因为北海协议(1987)今年作为基地的计划减少50%营养浸在10年间北海。在这个日期之前,不太关注非点源的营养损失归因于农业活动,这种植制度,因此,作为参考。

游离钙
传统的耕地种植,利用现有的知识,以减少N的比例生产失去了通过淋溶和径流。这个优化包括捕获作物的使用,将肥料的应用,并降低noninversion耕作。

办公自动化
有机耕地种植没有牛泥浆,但面积的25%用于绿肥(草三叶草雷)。

厘米
传统混合乳品业、优化类似于CA2,但随着春耕,50%的地区草地苜蓿雷和使用泥浆(数量的计算理论的奶牛数量持续,看到部分2.3详情)。

OM1
有机混合乳品业50%的面积是草地苜蓿雷和泥浆使用(金额计算在厘米)。

OM2
有机混合乳品业75%的面积是草地苜蓿雷和泥浆使用(金额计算在厘米)。

2000年的结果在一定程度上受到之前的管理。因此,本文处理的结果十年2001年5月——2011年4月。

2.2。测量

在每一个情节,干物质(DM)草的产量,粮食、稻草(删除),马铃薯块茎测量一式四份(次要情节大小1.5×6米)。稻草是远离所有的谷物块CA1和情节与大麦undersown草三叶草雷在OA,厘米,OM1, OM2。测量谷物的粗蛋白含量近红外反射计(美国泰克尼康250年下文)。马铃薯块茎大小分布和质量参数测定根据标准程序。豆类的比例在草丛中苜蓿收获之前雷决心视觉。

从2006年开始,工厂样品的所有收获作物(0.2 g DM)在硫酸和过氧化氢消化和分析N和P colorimetrically autoanalyser (Actlabs Skalar 5100年,加拿大)和K的火焰光度法(400年康宁,舍伍德科学有限公司,英国。

牛泥浆取样前1 - 2周应用和分析了全氮采用凯氏法。Ammonium-N和提取nitrate-N 2 M氯化钾和确定colorimetrically autoanalyser (Traacs、麸皮和鲁贝、德国)。

水和地表径流水样(排水)分析每月的总N, ammonium-N, nitrate-N,总磷、磷酸P,和总K和确定spectrophotometrically (DR2800分光光度计,哈希兰格,德国)。2009年5月首次包括钾。

自1989年以来已采集土壤样本每3 - 5年。由于采样深度的差异,取样位置和参数分析,只有选定的样本具有可比性。在这个研究结果显示表土样品(0-25厘米深度)拍摄于1996年,1999年,2003年和2009年。在1999年和2009年的样本进行分析,烧失量(550°C),而1996年样本,2003年和2009年被用来量化植物可用P和K和酸溶性K .植物可用P (P-AL)和K (K-AL)提取乙酸和乳酸铵的混合物,根据作为et al。22),而酸溶性K (K-HNO₃)在1 M HNO被沸腾的提取₃。P和K浓度的提取分析电感耦合等离子体(ICP)技术(斯派克《创世纪》,分析仪器GmbH,德国)。

2.3。计算和估计

干燥和潮湿的大气沉积将2.7和7.2公斤N公顷⁻¹年⁻¹分别和湿大气K沉积被设置为2.1公斤公顷⁻¹年⁻¹基于测量数据在最近的监测站,Hurdal [23),Apelsvoll以南约50公里。干K的口供和干态和湿态P口供被认为是微不足道的。

共生N固定估计依照Korsaeth和Eltun [2]。Nonsymbiotic N固定被认为是微不足道的。营养输入种子估计使用测量N, P, K收获谷物和土豆的内容从一个系统。文学价值观选择豆类和草。

N的含量在牛浆应用计算N的总和在收获饲料(草三叶草雷)和饲料集中在农场(购买和/或生产),减去估计N损失发生从收获到泥浆应用程序(从牛棚的饲料损失,气态损失,在泥浆存储)和N出口通过牛奶和牲畜,Korsaeth[详细描述的6]。牛的数量,每个农业系统可以维持计算的平均总系统中可用的饲料在前三年(滑动均值)和提要要求牛奶生产、维护、活动和替换。传统的农场上,人们认为购买谷类饲料集中与饲料单位总数的25%(饲料集中加饲草)可用。有机系统被认为是完全自给自足,利用田间生产大麦饲料集中,饲料需求总数的20%。大麦不习惯集中在假定被出售。

OA的谷物产量每年平均减少了25%的正确区域用于绿肥生产。2007年,OA的燕麦和豌豆的混合物在旋转所取代较好bean (蚕豆根尖l。)。这些bean被巧克力现货(完全损坏壳二孢枯萎病),而不是收获。OA所有数据从2007年开始,因此,排除在进一步的分析。

营养浓度(N、P和K)收获产品(作物和稻草)2001年- 2005年是等于平均水平(分别为每个种植制度)2006 - 2010年。删除N, P, K计算测量干重的产品从字段中删除乘以估计养分浓度。在收获量的N, P, K草的可能性降低了10%,以纠正损失在实际的收获。

气态N-emissions (N₂设计,- n, NH₃- n)从IPCC估计框架(24),包括直接和间接排放的估计。氮源中直接估计这里使用无机氮肥,在泥浆应用N, N在地上和地下作物残留物。净氮矿化与可能的损失造成的SOM对比管理没有考虑。NH的挥发₃- n(和- n)是联合国政府间气候变化专门委员会框架(24输入相关的矿物肥料和有机N的增加,不包括作物残留物。这意味着农地膜草地苜蓿在OA NH的零排放₃使用IPCC-approach - n,这是非常不现实的(例如,25])。因此,NH的挥发₃从这个作物- n计算通过一个单独的方法(6]。

养分径流发生在每个agrohydrological,持续从5月1日到4月30日,在那个时期归因于种植季节。计算N, P, K通过地表径流和排水水是基于测量养分浓度和卷的表面和排水水。有机N计算总N之间的区别和ammonium-N和nitrate-N的总和。agrohydrological年径流发生钾2001 - 2008设置等于测量平均K agrohydrological年径流的2009/10和2010/11。

土壤养分系统预算分别计算每个系统通过考虑所有主要流动的N, P, K,与地上作物分别代表上边界和下边界的排水管道。积极土壤系统预算,即输入超过输出,被视为营养积累,而消极的预算被视为土壤矿业的营养问题。

2.4。统计数据

方差分析(方差分析)进行产量和养分浓度,使用裂区模型与每年种植制度为主要情节和次要情节。Grass-clover草地产量进行分析的和两个削减,而差异分别为每个减少养分的含量进行分析。成对比较(LSD)进行26]。比较土壤化学性质进行了测量在不同的场合使用成对的学生的t以及。在所有的测试中,意义是假定P< 0.05的水平。意味着数据提供标准错误(东南部)。

3所示。结果

3.1。收益率

有重要的谷类作物产量差异在每个组种植制度(表3)。传统的耕地系统(CA1和CA2)给最大的总体谷物产量;传统的混合奶制品系统(CM)中间,而有机系统给的最低收益率。有机耕地系统最低(面积修正)收益率整体,实现只有40 - 44%,分别的大麦和小麦收获耕地传统系统。燕麦和豌豆的混合物OA相比更积极,但仍然只有47%的收益率水平获得与单作燕麦在CA1和CA2(表3)。

土豆的总鲜重产量Mg哈⁻¹和收益率没有显著差异(表3),大小分布,或者选择质量参数之间的两个旋转与土豆种植制度(CA1和CA2、数据未显示)。DM的内容是公斤DM公斤鲜重⁻¹,约93%(重量)的马铃薯块茎是畅销的。

传统的混合奶制品系统(CM)草地苜蓿草地产量显著高于有机系统,对第一和第二雷年(表4)。产量没有显著区别的有机系统。在雷一分之二年总产量的86%获得传统。

系统的年度DM产量平均作物之间似乎遵循相同的模式多年来在每个生产小组(图2)。

3.2。营养浓度的收获作物

唯一的区别在经济作物中养分浓度对大麦N和K(表3)。大麦在CA1 N浓度最高,其次是游离钙和OM2而OA N浓度最低。K的差异较小,大麦从OM2浓度最高,最低的大麦CA2和厘米。

N浓度牧草(草三叶草雷)显著不同系统之间的草地都减少第二年1和2(雷年3系统之间没有可比性),较低的浓度在CM中比在两个有机系统,类似的浓度(表4)。K的浓度的趋势是相反的,至少在第一个削减。有机剪裁草地苜蓿雷的K浓度明显低于雷头切2厘米。

3.3。土壤系统养分预算

3.3.1。氮

N的输入是在60 - 112%的N(表输出5)。耕地系统CA1和所有的有机系统-土壤系统N预算,表明土壤有机氮的消耗内容。十年,削减达280,319,225,114公斤N公顷⁻¹CA1、OA OM1 OM2,分别。相比之下,游离钙的预算平衡,而厘米有N盈余达198公斤N公顷⁻¹。

预算年度土壤系统N (P和K)相当一致的耕地系统多年,而混合奶制品的年度预算系统似乎是更积极的在2001年和2002年期间比其他的十年(图2)。

中的N收获谷物和土豆的CA1和游离钙与83和84%的应用,分别(表5)。有点低比例混合奶制品系统厘米(73%),而在有机系统OM1和OM2 N删除超过54和86%,分别。

当比较的和N损失通过排水和径流与应用(在肥料和/或牛浆),CA1有耕地种植系统内的大商集团,相应地,OM1混合奶制品的大商集团内部系统(表5)。

耕地系统的最大损失N(通过排水和径流)单位收获N (loss-to-harvest比率),OA有整体最大loss-to-harvest比例(表5)。水性N损失这个系统与N收获产品的67%。相反,游离钙失去只有数量对应于27%的收获N组内的差异更小奶混合系统,N损失从13 - 24%的收获N。

3.3.2。磷

P的输入范围内的8 - 156%的P(表输出6)。P预算有机和常规管理系统之间的明显不同。所有三个有机的土壤P含量出现创系统显示的82,100,和98公斤P ha⁻¹分别对OA、OM1 OM2。传统的系统都有一个计算P盈余,尤其是CA1和CA2,似乎积累P在相同的数量级减少有机系统。

除P在收获达70和72%的应用于CA1和CA2,分别(表6)。这对CM百分比略大(82%),和非常高的有机系统OM1(217%)和OM2(182%),表明土壤P矿业在这些系统。

随着系统的P损失排水和径流的差异没有统计学意义,商之间的这些损失和应用或收获P没有计算。

3.3.3。钾

K的输入范围内的23 - 200%的K(表输出7)。K预算的模式是类似于P;所有的有机系统计算K赤字,而所有传统的系统似乎积累K。

的收获量K与53%的应用于CA1和CA2(表7)。这一比例混合奶制品系统有点高厘米(66%)。在有机系统OM1 OM2 K删除在收获仅略大于K应用的数量。

K的总和失去通过排水和径流的7%和5%,应用于CA1和CA2,分别(表7)。对应的百分比混合奶制品系统少,从2 - 4%。

loss-to-harvest比率为K的模式类似N,但在较低的水平(表7)。耕地系统最大的比率,OA的最高价值计算。组内的差异更小奶混合系统,与N损失从2 - 4%的收获K。

3.4。表层土壤养分含量的变化

3.4.1。氮

烧失量没有显著差异在1999年至2009年之间,虽然测量下级似乎在2009年(表8,图3(一个))。减少CA1(尤其强烈的趋势)和OM2 ()。虽然测量烧失量的变化随着时间的推移,不支持计算N大幅预算,系统的烧失量测量之间的差异反映了2009年N预算很好(图4(一))。排名的系统测量的烧失量水平在2009年几乎相同的排名基于计算N预算。

3.4.2。磷

P-AL大幅改变四个六个系统期间1996 - 2009(表8,图3 (b))。2009年的测量显示相同的模式系统之间的差异,在2003年,但在更大的大小。测量P-AL差异反映了计算P预算,虽然测量OM1下降和OM2并不显著(表8)。P-AL之间有很强的线性关系来衡量,2009年预算的计算P系统(图4 (b))。

3.4.3。钾

K-AL遵循一个模式类似于P-AL 1996 - 2009年期间,随着系统随着时间的推移(图之间的区别3 (c))。唯一重要的测量在1996年和2009年之间的差异被发现在CA2和厘米,都表明K-AL程度增加的2009年(表8)。计算K-deficits有机系统,K-surplus CA1、支持的可能,因此,不能测量的差异随着时间的推移K-AL。系统之间的差异的K-AL测量对应2009年,然而,与计算K预算(图很好4 (c))。

有显著增加土壤K-HNO内容₃从1996年到2009年的所有系统(表8,图3 (d))。变化的速度降低的顺序CA2 > CA1 > OM1 > >厘米OM2 > OA,对应与排名的排名计算K预算。2009年土壤测量之间的关系和计算K预算是K-HNO更强₃相比K-AL(图4 (d))。

4所示。讨论

4.1。收益率

谷物产量水平和相对产量差异系统都遵循同样的模式对整个时期2001 - 2010年2001 - 2004,由Korsaeth讨论(6]。短暂,收益率差异较大在耕地系统比混合奶制品中系统。OA的低收益率可能被解释为P和K赤字,- P和K表示的预算和可用的显著减少植物土壤P,和由于缺少化学植物保护。多叶的疾病通常被观察到在有机谷物系统比其他系统(数据没有显示)。

缺乏显著差异在马铃薯参数两个种植制度(CA1和CA2)部分是按照莱利的发现和Ekeberg [27相比),春天和秋天在不同耕作深度(10、20和30厘米)和齿的只有在春天,在同一土壤类型在附近的位置。他们发现同样的马铃薯鲜重产量在所有治疗,但土豆块茎干物质浓度显著低于没有耕作种植。

在混合奶制品系统中,有机谷物产量也低于传统种植。然而,由于规模小得多的营养机制的差异,混合奶制品系统之间的差异小于那些耕地系统之间。低收益率的最可能原因在有机奶混合系统相对传统的混合奶制品系统,对于耕地系统次优营养和植物保护的缺乏。

草地苜蓿的产量模式雷也不变2005 - 10与前四年的十年6]。高产的有机草地的部分可能是由于他们的N固定,估计也有更大的比传统的草地的有机山谷里去。这是一个结果的三叶草的比例明显高于有机N固定的草地和抑制无机氮肥的使用。减少草地苜蓿产量第三雷年OM2可能是由于减少的比例相比第一季度三叶草两年雷。

长期活跃的养分吸收的草,三叶草也可能部分解释了有机雷收益率相对较高。延长吸收期增加更少的利用现成的营养物质(例如,营养物质在有机形式),因为这种营养物质的矿化发生在种植季节。小产量差异有机和常规种植三叶草雷草比谷物已报告之前对这个实验(28]。

在回顾一些瑞典现场研究,Bergstrom et al。29日)报道,作物产量在有机旋转减少了20 - 80%,相比之下,同一作物在传统旋转。这些作者解释这方面的更高N不足,更多杂草竞争,和更大的有机系统中作物疾病的侵扰。

4.2。土壤系统养分预算和表层土壤和农作物的养分浓度

4.2.1。准备氮

耕地的大量计算赤字发现CA1和OA系统的第一部分十年(6)是持续的。建议净土壤N损耗与表层土的相对衰减率(0-25厘米)N含量的0.4%年⁻¹。这非常符合瑞利和Bakkegard [30.相比),他在1991年和2001年采集的土壤样本中从291年耕地领域遍布东南挪威。他们发现SOM的比例相对下降速度大约是十分之一的土壤中有机物的初始比例超过十年。在目前的研究中,有一个强大的趋势()对降低了CA1烧失量在2009年与1999年相比;但这不是OA。

比较传统和有机种植制度pipe-drained阴谋实验在瑞典,Torstensson et al。31日)也报道了一个N赤字(−18公斤N公顷⁻¹年⁻¹,不包括脱氮N在种子和大气口供)传统耕地旋转(案子,barley-oat-spring wheat-barley-oat-potato)与CA1可比。他们测试另外一个耕地有机系统与绿肥作为唯一N源(OGM, oat-green manure-spring wheat-oat-green manure-potato),比得上OA,发现积极的土壤系统N预算(13公斤N公顷⁻¹年⁻¹)与目前的发现。在实验中Torstensson et al。31日,绿肥的比例,然而,比在我们的例子中(33%和25%),导致37公斤N公顷⁻¹年⁻¹更多的N固定和20公斤N公顷⁻¹年⁻¹少收获N,而办公自动化。

唯一的耕地系统似乎有一个平衡的N预算CA2。这可能主要是由于它的相对低N淋溶和径流损失,这代表的主要区别CA1和CA2关于N流动。研究结果表明,减少耕作中和土壤N矿业,这是一个普遍报道的结果(例如,(32])。另一个因素可能有助于防止土壤N矿业CA2,稻草是不删除。草公司著名的积极影响土壤有机氮的内容(例如,(33])。

传统的混合奶制品系统厘米计算N盈余超过十年,这可能表明,系统增加了土壤有机质含量。保护或增加土壤N也出现在其他旋转包含牧场或雷接受有机N相对N-rich (> 2.0 g公斤⁻¹)土壤32,33]。OM1发现相反的有机系统,与相同的作物轮作和耕作厘米,但计算N 23公斤N公顷的赤字⁻¹年⁻¹,表明相对较高的生产一直保持在土壤有机氮的成本池。同样,Steinshamn et al。34N]报告年度赤字16公斤N公顷⁻¹,不包括N淋溶和脱氮,有机作物轮作领域水平50%的草原(大麦、饲料强奸+意大利黑麦草,燕麦+豌豆、三年草原)。

略- N的预算OM2(−16公斤N公顷⁻¹)表明,很大比例的草地苜蓿雷的旋转并不能保证平衡的预算。相比之下,Syvasalo et al。35N]报道一个更大的赤字(−31公斤N公顷⁻¹年⁻¹,不包括氨排放、沉积或N在有机草地苜蓿种子)雷接收130公斤N公顷⁻¹在牛泥浆。额外的草地苜蓿雷相反的小麦OM2旋转导致计算量最大的可用牛泥浆系统(82公斤N公顷⁻¹),但N固定显然是不太有效的额外雷莱伊比前两年。估计N固定雷第三年只有43公斤N公顷⁻¹年⁻¹,而82和88公斤1号和2号雷,分别。

混合奶制品的年度养分预算系统显示更积极的2001年和2002年的数据相比,接下来的八年。这是过于高收益预期的结果在计算初始的泥浆量在2001年用于这些系统。牛的数量,每个农业系统可以维持,因此,泥浆用于农作物的数量,计算的平均总系统中可用的饲料在前三年(滑动的意思)。初始化问题是,因此,逐渐稳定下来。

计算土壤N的变化,也就是说,misbalanced土壤系统N预算,被测量的变化总体上缺乏支持表层土烧失量自1999年以来,这都是不重要的。考虑到巨大差异在测量N之间的流动系统中,很可能1999年的SOM水平持续在所有系统在接下来的十年。不匹配的一个解释可能是高估或低估的估计气体N损失,这是最不确定的N流计算预算。如果这些损失主要是高估了,计算赤字CA1、OA, OM1, OM2会减少,但是OM的计算盈余增加,和反之亦然。另一种解释可能是,一些有机物质已经从表层土运输底土。易位的有机物可能发生,但似乎不太可能,这一过程明显不同系统之间或多或少相同的作物轮作。

2009年之间的相对差异系统匹配计算土壤系统N预算比采样时刻之间的差异发现,表明1999年的数据可能包括一些随机变化。点火损失之间的关系在2009年和N预算表明,烧失量平衡在67 g公斤⁻¹N平衡预算。这对应于一个SOM内容47 g公斤⁻¹函数,计算pedotransfer专为这个网站开发(SOM = 0.81×烧失量(%)粘土(%)−−0.038×0.70),(21])。

系统用N浓度之间的显著差异的收获作物很少和反映不施肥制度的差异和土壤N的预算体系。格林伍德et al。36)开发了一个模型连接N浓度植物DM增长率和单位面积上的质量。他们发现,亚临界的N值集中在增长增长率的影响。为了定义的任何作物是否在当前研究N有限,测量N的浓度在作物生长,而不是收获,因此,要求。

4.2.2。磷

传统耕地种植似乎给相对较大顺差的P .过去,更多的强调,在挪威,是放在调整氮肥率作物需求比调整利率。在2007 - 2008年有一个改变肥料P在挪威,建议减少约。25%,谷物和草为30%,土豆。这促使肥料市场领导者在挪威(市场份额> 90%)增加N:磷比例最常用的复合肥料,从5.3到7.3的谷物和土豆从2.2到3.0,因此减少了大量的P为给定的N。

有机耕地系统没有收到任何P,因此和生产是完全依赖于从土壤中P供应。-土壤系统的预算8公斤P ha⁻¹年⁻¹一样被发现在一个无柄的有机农场(红色clover-winter wheat-spring beans-spring麦片)在英国(15]。结果表明,在无杆有机农业系统中,某种形式的外部P添加迟早成为不可避免的(取决于初始P池的大小和土壤的能力提供植物可用P)。贝瑞et al。15)表明,一个系统比得上OA几乎是在平衡的P收到磷矿石。从资源经济学的角度来看,它是有问题的;然而,是否使用未经处理的磷酸岩是一个很好的策略,考虑设备利用率低(37]。另一种是使用有机废物,如沼气渣从家庭垃圾,这已被证明是有价值的和便宜的植物营养来源38]。

传统的混合奶制品系统领域盈余近4公斤P ha⁻¹年⁻¹,这表明一个不必要的使用有限的资源。这似乎是不例外。在瑞典北部可比农业系统Bengtsson et al。39]P盈余报告5公斤P ha⁻¹年⁻¹。问题似乎更糟糕的是在传统乳制品农场,也就是说,那些没有或耕地的比例很低。P盈余等农场是假定从10到72公斤公顷不等⁻¹在欧洲(Pfimlin et al . 2006年,被40])。

有机混合生产为代价的本土乳制品系统土壤P池,总赤字大约10公斤P ha⁻¹年⁻¹。这并不奇怪,考虑到没有P这些系统的输入,除了种子。即使一些饲料购买,P赤字通常报道。贝瑞et al。15土壤表面的预算(即报道。,米一个ximum root depth as lower boundary) of −3 kg P ha⁻¹年⁻¹在混合奶制品系统在英国(雷出现在3的5年,农场数量3)。Steinshamn et al。34)发现输入和生产之间的赤字(损失不考虑)的有机乳品业系统在挪威6.3公斤P ha⁻¹年⁻¹。

表层土P-AL中的所有重大变化从1996年到2009年在同一个方向相应的计算土壤system P预算。支持的预算的计算也非常强劲的表层土水平之间的关系AL-extractable P和2009年的计算土壤系统的预算。结果清楚地表明过度施肥和次优的影响土壤中P受精的工厂可用性。

在目前的研究中,P底土损失,也就是说,根深度以下,被认为是微不足道的。在可比土壤长期肥料试验在S.E. Møystad挪威,莱利(41]没有发现P治疗的效果(没有P, P在矿物肥料、动物粪便或P)低于40厘米深度。相比之下,Verloop et al。40),研究密集型乳品业系统,发现一些表层土壤P被送往底土,积累的深层几乎等于P损耗上表层土。实验,然而,运行在一个光沙质土壤,以0.3人为表土覆盖一层黄沙难以穿透的根源。

认为P平衡预算,P-AL似乎平衡54毫克公斤⁻¹水平,为最优增长通常被认为是足够的。在Møystad长期试验,Ekeberg和莱利8]还发现一个强大的表层土P-AL和P之间的关系平衡(P应用通过肥料和/或堆肥- P被收割)1922 - 1983年期间。他们报告说,P-AL平衡在25 - 30毫克公斤⁻¹当应用程序P的去除与P的作物。这个平衡点升至约40毫克公斤⁻¹在1983 - 2003年期间(h·莱利、个人通信)。经历从一个集约化奶牛场在荷兰,P-equilibrium受精(即。,b一个lancing P inputs via fertilizer and manure with P in crop products) is performed, has shown that the soil available P-status differs between crop rotations.

P含量的作物系统之间没有差别,和P的牧草浓度在0.2 - -0.3%的范围,这一水平被认为是足够的(42]。相比之下,马修斯等。43)认为0.2 - -0.34% P是冷季草的临界浓度,也就是说,一个浓度水平低于预计下降10%的收益率。,因此,看来,草地苜蓿生长并不是P有限在有机奶混合系统中,尽管这些系统的连续土壤P损耗。

4.2.3。钾

钾土壤系统预算表明,传统的耕地系统不必要的高水平的K受精。至于P,复合肥料的变化(从2009年)也改变的数量相对于N, K引用N: K从2.1增长到2.2谷物肥料,从0.65到0.67马铃薯肥料。虽然这种变化有一些实用农业的重要性,这里给出的结果没有影响。

与目前的发现,Torstensson et al。31日]报道一个小K赤字(−3公斤K公顷⁻¹年⁻¹)6年传统旋转与五年一年春天的谷物和土豆,和CA1可比。另外,他们发现一个大赤字(−28公斤K公顷⁻¹年⁻¹)在一个类似的轮作但与黑麦草种植作物后每个主要作物,比得上CA2。的对比发现Torstensson et al。31日]可能很大程度上是由于K浸出,在5 - 7倍比目前的研究在他们的实验中。文献似乎不确定,但是,当谈到K-budgets传统耕地种植制度。这也说明了赫明[44),研究大量的字段在英格兰南部,预算报告K (K应用于肥料在作物- K)从40 + 70公斤−K公顷⁻¹年⁻¹。

有机耕地系统OA K-deficit计算。无柄的有机系统没有任何形式的K应用必然会导致负面K预算,通常已经报道过了(例如,15,31日,45])。有趣的是,OA的赤字计算是计算赤字大小相同的两个有机奶混合系统(OM1和OM2)。K的相对较大的输入在应用泥浆混合奶制品系统中,因此,似乎比抵消大K出口通过收集材料。审查一系列耕作制度在北欧,Oborn et al。46总结,农场非门和土壤表面K预算在有机农业尤其常见。这是由Øgaard和汉森47),发现23日- K草原领域的预算在挪威26有机农场。三个长期田间试验中的一项研究混合种植制度(6年旋转2/6或3/6雷)在砂壤土土18年期间1997 - 2004,Andrist-Rangel et al。48)报道- K预算(输入-作物排水渠)有机系统的范围−−75公斤22 K公顷⁻¹年⁻¹。但是,他们还发现,传统的混合种植系统有负面场预算在同一时期,从−−60 K 21公顷⁻¹年⁻¹相比,传统的混合种植制度的研究(CM),计算盈余的44公斤K公顷⁻¹年⁻¹。另一方面,Bengtsson et al。39]报道K盈余39公斤K公顷⁻¹年⁻¹在瑞典北部可比传统的系统。

唯一重要的变化测量表层土K-AL游离钙的增加,厘米,在对应的大型计算领域K盈余。系统之间的相对差异的计算K预算也反映在K-HNO的相对差异变化₃K之间有一个清晰的关系K-AL和K-HNO预算和测量水平₃在2009年。相对较大,-土壤系统K预算的有机系统,然而,并不是反映在土壤测量。可能是土壤系统K预算在很大程度上低估了(即。,低估了输入和/或高估了输出)?

错误在K大规模预算不是一个罕见的现象(例如,46])。但似乎不太可能,这些错误就可以解释计算K之间缺乏合适的预算和土壤K测量。例如,土地不肥沃的OA系统需要一个预算修正大约10公斤K公顷⁻¹年⁻¹为了达到一个平衡的土壤系统K预算,这将反映K-AL数据(即。1996年和1999年),没有明显的区别。等将相同大小的改变整个(当前)计算K承购的收获,并将对应于330%以上的总K输入或K以排水和径流的300%。此外,计算K的消逝在有机系统支持的相关文献比较,正如上面所讨论的。

另一个,更有可能的是,穷人的解释之间的关系土壤系统K预算和改变土壤K测量随着时间的推移,可能主要矿物的风化已经发布了K的补偿量计算K损耗。年度土壤风化率不同的挪威和瑞典已经估计范围从3到82公斤K公顷⁻¹(49]。Øgaard和汉森47],看着吸钾和要求在有机草地农业在挪威,发现从储备K, K吸收,K位于夹层板硅酸盐的土壤、酸溶性K含量呈正相关(即。,K-HNO₃- K-AL)的土壤。在目前的研究中,酸溶性K的范围是在20 - 25毫克K 100克⁻¹(1996个值)对应于一个潜在的吸收储备K 30至110公斤K公顷⁻¹年⁻¹基于Øgaard和汉森的结果47]。

上面的注意事项与表层土。此外,有大量的K从地下吸收,尤其是在系统-土壤系统的预算。实验使用K / Rb同位素稀释法在loess-parabrown土壤n德国表明底土(> 30厘米深度)之间提供9和吸钾总量的70%在春小麦50]。

数据给没有理由假定K的可用性限制了产量的形成。在未来,单独的草类和豆类的分析还是会被执行,使一个更好的评估至关重要的饲料作物的营养水平。

4.3。影响未来的种植制度

农艺措施影响利用率之间的平衡和土壤中植物提供养分。潜在可用的储备营养物质(如有机氮、有机/ P,固定和固定K)很大,低投入农业系统可能保持生产力的成本逐渐下降的土壤养分池。不过,应该强调,土壤P矿业是被视为一个同样严重的消耗有限资源的开采岩石P生产矿物肥料。在未来的农业系统中,一个主要挑战是关闭P周期。今天,大部分收获P最终持久化合物由于凝结剂的广泛使用(如铝和铁)消除P从污水51]。一个正确方向的一步是使用沼气渣从家庭垃圾,正如上面提到的,作为营养来源。这种做法从2011年被集成到管理有机OA系统的当前研究中,为了改善其营养平衡。

氮可以固定生物在三叶草雷主导系统足够的数量。系统有一个N输入基于绿肥出现,然而,非常地区时,留下大量的实践N-rich N物质未收获的会带来严重的风险损失对环境(6]。目前的研究表明,一个好的选择是使用适量的肥料,加上措施减少损失的风险,如使用春天耕作,捕捉到作物,将肥料的应用。这样一个系统(即。,游离钙)has previously been shown to have the lowest ratio of N loss to food production [6]。

钾通常是相对较少的关注研究农业系统时,可能由于缺乏直接的负面环境影响与K损失有关。此外,许多土壤表现出非凡的能力替换删除植物K通过风化和可用,因此,抵消负面影响(即。、植物缺K)土壤K矿业发生时,在这项研究中所示。然而,从长远来看,所有的系统都需要一个平衡供应K,这意味着大多数有机农民今天需要考虑方法来提高K输入他们的农场。本研究也强调了需要平衡K, N和P,在传统的系统中,有一个风险K供过于求的这些系统。过剩意味着间接的环境影响,也就是说,那些与K的生产和运输相关的肥料,是不必要的增加。

执行全面评价农业系统的环境影响,比如他们的全球变暖的潜力,所有生产和运输的管理流程的输入因素(不仅是那些肥料)应该考虑。这指向生命周期评估(LCA)的必要性研究,使用一个全面的方法系统的环境影响评估(例如,52])。LCA研究的系统包含在本文目前正在准备。

5。结论

谷物产量差异有机和常规管理系统更大的耕地旋转比混合种植制度包括雷和畜牧业,主要是由于改善营养通过N固定在草地和动物粪便的可用性在后者。

草地苜蓿草地的产量差异较小(即两个管理之间的类型。,organic versus conventional) than those of cereals, due to lower disease pressure in grasses and better nutrition, resulting from N fixation and better utilization of mineralised nutrients (i.e., long period of active uptake).

耕地种植可能导致土壤N矿业,即使与正常受精,大量的N,由于高潜在损失和穷人利用矿化N . 25%的生产面积的使用绿肥生产不足一个N源单独平衡N损失和承购丰收,产量潜力高的肥沃土壤的。耕地种植,包括使用减少耕作、作物,和适量的肥料,然而,平衡N流场水平。磷和钾化肥的使用耕地作物生产可用于平衡各自的营养流,但应该小心使用,在供给是一个伟大的风险。

混合奶制品系统,生产谷类食品和饲料作物,风险一个糊口的N, P, K,如果没有这些营养导入到系统的形式购买饲料和/或其他营养来源。N的固定的豆类饲料作物似乎是唯一N源不足。矿物肥料的使用很可能被用来平衡流的N, P, K在奶混合系统中,但这导致供应过剩的风险。

相对肥沃的土壤可能暴露于大量开采的N, P, K多年而不会导致可发觉的植物出现在这个土壤营养赤字。长期高估或供给不足,或早或晚,导致显著改变植物的内容可用土壤中的养分,但这种变化可能掩饰了养分的释放nonavailable化合物。

田间养分预算似乎是一个很好的方法来评估一个系统是否平衡的方式管理与否对重要营养素如N, P, K,早在最终的平衡成为传统检测分析。然而,这种方法需要全面的数据集,在实际条件下通常不可用。

确认

h·莱利对批判性阅读本文欣然承认,t . Gaardløs熟练的技术援助。项目共同资助的挪威农业和环境研究所,挪威的研究委员会,ASA和雅拉国际公司。

引用

1. r . Eltun“Apelsvoll耕作制度实验。三世。谷物产量和谷物品质”,挪威农业杂志,10卷,不。1,7-22,1996页。视图:谷歌学术搜索
2. a . Korsaeth和r . Eltun氮质量平衡在传统、集成和生态种植制度和平衡计算和氮径流之间的关系在一个8年田间试验在挪威,”农业、生态系统和环境,卷79,不。2 - 3、199 - 214年,2000页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
3. g .留置权o . Flaten a Korsaeth et al .,“比较风险在有机集成在挪威东部和常规耕作制度,“农场管理杂志》,12卷,不。7,385 - 401年,2006页。视图:谷歌学术搜索
4. t . a . Breland和r . Eltun土壤微生物生物量和碳和氮的矿化在生态、集成和常规饲料和耕地种植制度,“生物和土壤的肥力,30卷,不。3、193 - 201年,1999页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
5. r·h·Riley Pommeresche, r . Eltun s .汉森和a . Korsaeth”土壤结构、有机物质和蚯蚓活动比较与对比耕作种植制度,旋转,施肥水平和肥料的使用,“农业、生态系统和环境,卷124,不。3 - 4、275 - 284年,2008页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
6. a . Korsaeth”氮浸出和粮食生产力之间的关系有机和常规耕作制度在长期的野外研究,“农业、生态系统和环境,卷127,不。3 - 4、177 - 188年,2008页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
7. b·t·克里斯坦森和a·e·约翰斯顿”第18章土壤有机质和土壤质量从长期实验Askov洛桑,”土壤科学的发展,25卷,不。C, 399 - 430年,1997页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
8. 大肠Ekeberg h·莱利,“在Møystad长期肥料试验,年代:E:挪威、”SP报告29日,车间Askov试验站100周年,1995年。视图:谷歌学术搜索
9. n . a . Fettell h·s·吉尔,“长期耕作的影响、碎秸和氮的红褐色的管理属性,“《澳大利亚农业实验,35卷,不。7,923 - 928年,1995页。视图:谷歌学术搜索
10. p . r . Poulton”,长期试验的重要性理解可持续农业系统:洛桑经验,“《澳大利亚农业实验,35卷,不。7,825 - 834年,1995页。视图:谷歌学术搜索
11. w·r·Raun g .诉约翰逊,美国b·菲利普斯和r·l·威斯曼”效应的长期施用氮肥对土壤有机C、全N在连续小麦在俄克拉荷马传统耕作制下,“土壤和耕作研究卷,47号3 - 4、323 - 330年,1998页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
12. r . j . Leifeld Reiser和h·r·Oberholzer”传统的后果与有机农业土壤碳:从27年田间试验结果,“农学期刊,卷101,不。5,1204 - 1218年,2009页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
13. c·f·特鲁利t . o . Oloya d·j·麦肯尼e . g . Gregorich c . s . Tan和c l . vanLuyk”长期施肥和旋转对脱氮的影响和土壤碳,”美国土壤科学学会杂志》上,卷62,不。6,1572 - 1579年,1998页。视图:谷歌学术搜索
14. c . m . Penfold m . s . Miyan t·g·里夫斯和i t·格里尔生家族的“生物可持续农业生产,农业”《澳大利亚农业实验,35卷,不。7,849 - 856年,1995页。视图:谷歌学术搜索
15. P·m·贝瑞·e·a·斯托克代尔r . Sylvester-Bradley et al .,“N、P和K预算对九个有机农场作物轮作在英国,”土地使用和管理,19卷,不。2、112 - 118年,2003页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
16. o . Oenema h . kro, w•德弗里斯”方法和不确定性在养分预算:影响养分管理和环境政策,”欧洲农艺学杂志,20卷,不。1 - 2,3-16,2003页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
17. o . Oenema和m .海纳养分预算由于偏差和错误,不确定性”在农业生态系统养分失衡:概念和案例研究e·m·a·斯梅尔,o . Oenema, l . o .壁画。,pp. 75–97, CAB International, Wallingford, UK, 1999.视图:谷歌学术搜索
18. w·德弗里斯,j . kro o . Oenema和j·德·克莱恩,“命运的不确定性的氮2:定量评估的不确定性主要氮通量在荷兰,”农业生态系统养分循环,卷66,不。1,第102 - 71页,2003。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
19. a . Korsaeth“径流和淋溶损失的N, P, K在2001 - 2011年期间长期试验与常规和有机作物轮作,”新闻。视图:谷歌学术搜索
20. 方面,世界土壤资源参考基础粮农组织,罗马,意大利,1998年。
21. h·莱利和r . Eltun Apelsvoll种植系统的实验。二世。土壤特性。”挪威农业科学杂志》上,8卷,第333 - 317页,1994年。视图:谷歌学术搜索
22. h .作为h . Riehm和w·r·多明戈”Untersuchungen超级死chemische Bodenanalyse als Grundlage毛皮Beurteilung de Nahrstoffzustandes der博登死去。二。”终于Lantbrukshogskolans编年史26卷,第215 - 199页,1960年。视图:谷歌学术搜索
23. w .原子吸收光谱法,索伯格,s . Manø和k . e . Yttrei”Overvaking av langtransportert forurenset空气og nedbør,”报告NILU或22/2007,Kjeller,挪威,2007。视图:谷歌学术搜索
24. 联合国政府间气候变化专门委员会国家温室气体清单项目”,农业、林业和其他土地使用,”联合国政府间气候变化专门委员会国家温室气体清单指南h . s . Eggleston l .温迪亚,k . Miwa t . Ngara和k .田边,Eds。,4卷,第11章,页1 - 11,IGES,日本,2006年。视图:谷歌学术搜索
25. l·拉尔森,m .丰贸,。Kasimir-Klemedtsson, l . Klemedtsson“氨草和紫花苜蓿和一氧化二氮排放量塑膜,“农业生态系统养分循环,51卷,不。1,41-46,1998页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
26. k·a·戈麦斯和a . a .戈麦斯农业研究统计过程威利& Sons,纽约,纽约,美国,第二版,1984年版。
27. h·莱利和大肠Ekeberg耕作深度和时间对收益率的影响春天的谷物和土豆和冰碛的壤土土对土壤属性,“Acta Agriculturae Scandinavica - B部分土壤和植物科学,48卷,不。4、193 - 200年,1998页。视图:谷歌学术搜索
28. r . Eltun A Korsaeth,欧诺,“比较环境、土壤肥力、产量、六种植制度和经济效应基于一个八年的实验在挪威,”农业、生态系统和环境,卷90,不。2、155 - 168年,2002页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
29. l . Bergstrom h . Kirchmann h . Aronsson g . Torstensson和l·马特”使用效率和浸出的营养在有机和常规耕作制度在瑞典,”有机作物Production-Ambitions和局限性h . Kirchmann和l . Bergstrom Eds。,pp. 117–141, Springer, New York, NY, USA, 2008.视图:谷歌学术搜索
30. h·莱利和m . Bakkegard”下的土壤有机质含量下降耕地种植在挪威东南部,”Acta Agriculturae Scandinavica部分B卷,56号3、217 - 223年,2006页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
31. g . Torstensson h . Aronsson, l . Bergstrom“养分利用效率和浸出的有机和常规耕作制度在瑞典,”农学期刊,卷98,不。3、603 - 615年,2006页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
32. d . p .南希w . j . McGhie f·m·汤姆森,刘贤美陈,“减少土壤有机碳和总氮与耕作,碎秸管理,和旋转,“《澳大利亚农业实验,35卷,不。7,877 - 884年,1995页。视图:谷歌学术搜索
33. g . Uhlen”长期影响的肥料,肥料、稻草和轮作土壤中全氮和total-C”Acta Agriculturae Scandinavica,部分B41卷,第127 - 119页,1991年。视图:谷歌学术搜索
34. h . Steinshamn e . Thuen m . a . Bleken美国t . Brenoe g . Ekerholt和c .套”利用氮(N)和磷(P)在系统有机乳品业在挪威,”农业、生态系统和环境,卷104,不。3、509 - 522年,2004页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
35. e . Syvasalo k . Regina e . Turtola r . Lemola和m . Esala“一氧化二氮和甲烷通量,氮浸出从有机和常规培养芬兰西部沙质土壤,“农业、生态系统和环境,卷113,不。1 - 4、342 - 348年,2006页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
36. d·j·格林伍德,f . Gastal g·勒a . Draycott·米勒德和j·j . Neeteson”增长率和% N场种植作物:理论和实验,”《植物学,卷67,不。2、181 - 190年,1991页。视图:谷歌学术搜索
37. f . e . Khasawneh和e·c·娃娃”,使用磷酸盐岩直接应用于土壤,“农学的发展,30卷,不。C, 159 - 206年,1979页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
38. m . Odlare m·佩尔和k·斯文森,“改变土壤化学和微生物性质在各种有机残留物,4年的应用程序”废物管理,28卷,不。7,1246 - 1253年,2008页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
39. h·本特松,Oborn,琼森,尼尔森,a·安德森,“现场平衡的矿物质营养和微量元素在有机和常规乳品农民在Orjebyn案例研究,瑞典,”欧洲农艺学杂志,20卷,不。1 - 2、101 - 116年,2003页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
40. j . Verloop j . Oenema s . l . g .汉堡、h·f·m·亚特和h . van Keulen”P-equilibrium受精在一个密集的乳品业系统:对土壤磷的影响状态,作物产量和P浸出,“农业生态系统养分循环,卷87,不。3、369 - 382年,2010页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
41. h·莱利,“长期肥料试验在Møystad壤土土,挪威东南部:农作物产量,营养平衡和土壤化学分析从1983年到2003年,“Acta Agriculturae Scandinavica部分B卷,57号2、140 - 154年,2007页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
42. l·塔伊兹和大肠Zeiger植物生理学,Sinauer Associates,桑德兰,质量,美国第3版,2002年版。
43. 马修斯,j . p . i Tritschler, s . c . Miyasaka“磷管理和可持续性”草在日常牛,j·h·查和d·j·r·查。,pp. 193–222, CABI International, Wallingford, UK, 1998.视图:谷歌学术搜索
44. s . d .赫明“钾平衡耕地土壤在英格兰南部1986 - 1999,”土地使用和管理,20卷,不。4、410 - 417年,2004页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
45. l·布莱克,s . Mercik m . Koerschens et al .,“土壤钾含量,钾在植物吸收和平衡三个欧洲长期田间试验,”植物和土壤,卷216,不。1 - 2、1 - 14,1999页。视图:谷歌学术搜索
46. Oborn, y Andrist-Rangel, m . Askekaard c·a·格兰特,c·a·沃森和a·c·爱德华兹,“钾管理在农业系统的关键方面,“土地使用和管理21卷,第112 - 102页,2005年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
47. a . f .Øgaard s·汉森,“钾吸收和要求在有机草地农业,”农业生态系统养分循环,卷87,不。1,第149 - 137页,2010。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
48. y Andrist-Rangel, a·c·爱德华兹,s .希利尔和Oborn,“长期K动力学在有机和常规混合种植制度与管理和土壤属性,“农业、生态系统和环境,卷122,不。4、413 - 426年,2007页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
49. j . Holmqvist a . f .Øgaard Oborn, a·c·爱德华兹,l·马特和h·斯维德鲁普,“应用程序概要文件的模型来估计释放钾矿物风化在欧洲北部农业土壤,“欧洲农艺学杂志,20卷,不。1 - 2、149 - 163年,2003页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
50. h .了,”K营养的农作物的底土的重要性,”植物和土壤,卷127,不。1,第136 - 129页,1990。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
51. l . e . De-Bashan和y .巴,”最新进展在去除磷废水及其将来使用肥料(1997 - 2003),“水的研究,38卷,不。19日,4222 - 4246年,2004页。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索
52. a g。火枪,a . Korsaeth t·m·亨利o . Michelsen,和a . h . Strømman“系统边界的影响粮食生产的生命周期评价中央挪威东南部,”农业系统卷,111年,第84 - 75页,2012年。视图:出版商的网站|谷歌学术搜索

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