Verfügbarkeit und Fraktionierung von Phosphor im Boden als Reaktion auf verschiedene Phosphorquellen in alkalischen und sauren Böden: eine kurze Zusammenfassung

Wissenschaftliche Berichte Band 13, Artikelnummer: 5677 (2023) Diesen Artikel zitieren

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Die Nutzung landwirtschaftlicher Abfälle als alternative Phosphorquelle (P) bietet große Chancen, den P-Status des Bodens zu verbessern. Ein 70-tägiges Inkubationsexperiment wurde durchgeführt, um die Auswirkungen von Superphosphat (SSP), Geflügelmist (PM), Rindermist (CM), Maisstroh (MS) und Rinderknochenmehl (CB) bei gleichem Gesamt-P-Eintrag zu untersuchen auf die P-Verfügbarkeit und -Anteile im Boden in typischen sauren (roter Boden) und alkalischen (fluvo-aquatischen Boden) Böden. Die Ergebnisse zeigten, dass CM sowohl in fluvoaquischen als auch in roten Böden andere P-Quellen bei der Verbesserung der P-Verfügbarkeit im Boden übertraf. Veränderungen im Boden-Olsen-P (ΔOlsen-P) waren in fluvoaquischen Böden mit SSP-, PM- und CM-Zusätzen größer als in roten Böden. Unter den verschiedenen verwendeten P-Quellen hat nur CM die labilen P-Anteile im Boden auf ähnliche Werte wie bei SSP erhöht. Im Vergleich zu SSP wurden in mit PM und CM veränderten Böden mehr Monoester P und Inositolhexakisphosphat nachgewiesen. Eine Analyse des Strukturgleichungsmodells (SEM) legte nahe, dass der pH-Wert des Bodens einen direkten positiven Effekt auf die labilen P-Fraktionen im sauren roten Boden hatte, der mit verschiedenen P-Quellen angereichert wurde. Zusammenfassend ist CM eine hervorragende P-Quelle zur Erhöhung des pflanzenverfügbaren P im Boden, mit erheblichen praktischen Auswirkungen auf das P-Recycling.

Phosphor (P) ist ein Schlüsselnährstoff in der intensiven landwirtschaftlichen Produktion, da er für das Pflanzenwachstum und den Ertrag unerlässlich ist1,2. Ressourcenknappheit und chemische P-induzierte Umweltverschmutzung sind jedoch die globalen Herausforderungen der heutigen Landwirtschaft3,4. Die Neuanpassung des P-Eintrags, die Reduzierung des P-Verlusts und das Recycling von P in landwirtschaftlichen Abfällen wie Mist, Stroh, Tierknochenmehl usw. gelten als wirksame Strategien zur weltweiten Reduzierung des chemischen P-Eintrags5,6,7,8,9. Das Verständnis der Verteilung verschiedener anorganischer und organischer P-Fraktionen ist eine Voraussetzung für die Kontrolle der Phosphatumwandlung in Böden. Daher ist das Verständnis der Umwandlung und Verfügbarkeit von P-Fraktionen im Boden nach dem Recycling verschiedener P-Quellen besonders wichtig, um die P-Nutzung von Nutzpflanzen und das P-Düngemittelmanagement zu verbessern und gleichzeitig Umweltrisiken zu reduzieren.

Die physikalisch-chemischen Umwandlungen von P (Auflösung, Ausfällung, Adsorption und Desorption) werden durch den pH-Wert des Bodens, den Gehalt an organischer Substanz und die biologischen Eigenschaften des Bodens reguliert10,11,12. Die Zugabe von chemischen P-Düngemitteln (Superphosphat, SSP) führt zu einem anfänglichen Anstieg der P-Verfügbarkeit, gefolgt von P-Adsorption und -Ausfällung, was im Laufe der Zeit zu einem erheblichen Rückgang der P-Verfügbarkeit führt13. Im Vergleich zu chemischem P wirken sich organische Düngemitteleinträge positiv auf die Umwandlung von mäßig labilem P in verfügbares P14 aus. Alternative P-Quellen enthalten eine Vielzahl von P-Verbindungen, darunter einen großen Anteil an Orthophosphat15. Diese alternativen P-Quellen können auch die P-Kinetik im Boden beeinflussen, indem sie die Adsorptionskapazität verändern16,17. Die P-Anteile in der Gülle hängen von verschiedenen Faktoren ab, darunter der Gülleart, dem Zustand der Fest-Flüssig-Trennung, der Zersetzungsrate sowie den Handhabungsprozessen und der Lagerung der Gülle18,19. Auch die Unterschiede im Verdauungssystem und der Futterzusammensetzung von Tieren können zu großen Unterschieden in der P-Konzentration und den P-Fraktionen in verschiedenen Düngemitteln führen20,21. Frühere Untersuchungen legten nahe, dass das meiste P in Geflügelmist in Wasser und HCl-Extrakten zurückgewonnen wurde, wohingegen das meiste P in Rindermist im NaHCO3-Extrakt wiedergewonnen wurde22. Daher ist die P-Verfügbarkeit in Rindermist tendenziell höher als in Geflügelmist. Die Umwandlung von P aus verschiedenen auf den Boden ausgebrachten Güllearten erfordert weitere Untersuchungen. Darüber hinaus wird Erntestroh in der landwirtschaftlichen Praxis in der Regel direkt in den Boden zurückgeführt, und die P-Verfügbarkeit aus Stroh erfordert eine eingehende Analyse23. Es wird vorgeschlagen, das Knochenmehl zu recyceln und als organischen Dünger zu verwenden, seine potenzielle Verwendung als effiziente Quelle bleibt jedoch unklar6. Daher ist es notwendig, P-Anteile aus verschiedenen alternativen P-Quellen und deren Verteilung in Boden-P-Anteilen zu identifizieren und zu quantifizieren, um die potenzielle P-Verfügbarkeit zu bestimmen.

Der relative Gehalt an anorganischem P (Pi) und organischem P (Po) im Boden wurde stark von der Bodenart, der Landnutzung und organischen Änderungsquellen beeinflusst24,25,26. Die physikalisch-chemischen Eigenschaften des Bodens wie pH-Wert, Textur und Gehalt an organischer Substanz bestimmten die P-Sorptionsreaktion27,28,29. Es ist von entscheidender Bedeutung, den Transformationsmechanismus verschiedener alternativer P-Quellen im Boden und ihre Beziehung zu den Bodeneigenschaften aufzudecken, indem der Unterschied der P-Anteile in einem typischen roten Boden (niedriger pH-Wert) und einem fluvo-aquatischen Boden (leicht alkalischer pH-Wert) mit unterschiedlichen Bodeneigenschaften untersucht wird alternative P-Quellen und ihre Transformationsdynamik im Boden. Die Quantifizierung der Umwandlungen verschiedener alternativer P-Quellen unter verschiedenen Bodenbedingungen ist notwendig, um die P-Nutzung zu verbessern und den chemischen P-Eintrag zu reduzieren.

Die verbesserte sequentielle P-Fraktionierungstechnik ermöglicht die Trennung des gesamten Boden-P in labile P-, mäßig labile P-, wenig labile P- und nicht-labile P-Fraktionen30,31. Obwohl die sequentielle Boden-P-Fraktionierung die Boden-P-Fraktionen anhand ihrer Löslichkeit definiert, liefert sie nur begrenzte Informationen über die biogeochemischen Prozesse und die Pflanzenverfügbarkeit von P. Die Kernspinresonanz (NMR) mit 31P-Lösung wird häufig zur Untersuchung der Boden-P-Umwandlung eingesetzt und kann bessere Ergebnisse liefern Verständnis organischer P-Verbindungen. Frühere Studien legten nahe, dass sowohl Pi- als auch Po-Einträge das Orthophosphat und die Vielfalt der P-Formen erhöhten32,33,34. Im Gegensatz dazu haben Annaheim et al. (2015) berichteten, dass die langfristige Zugabe von organischen Düngemitteln nur geringe Auswirkungen auf das organische P35 im Boden hatte. Die Kombination der klassischen sequentiellen P-Fraktionierung mit der fortgeschrittenen P-Speziationsanalysetechnik ermöglicht einen leistungsfähigeren Ansatz zur Untersuchung von P-Umsatzprozessen im Boden.

Das Recycling von P aus alternativen P-Quellen ist ein wichtiger und notwendiger Schritt für eine grüne und nachhaltige Landwirtschaft und eine saubere Umwelt36,37,38. Fluvo-aquische und rote Böden werden in China in großem Umfang für die landwirtschaftliche Produktion genutzt. Im Vergleich zu fluvoaquatischem Boden adsorbiert roter Boden leicht P und verringert seine Verfügbarkeit, was den Einsatz von Düngemitteln mit hohem P-Gehalt in der Landwirtschaft erforderlich macht. Die Quantifizierung der zeitlichen Variation der P-Verfügbarkeit im Boden in verschiedenen Bodentypen (repräsentativ für alkalische und saure Böden) mit unterschiedlichem P-Quelleneintrag erfordert weitere Untersuchungen. Daher bestand das Ziel dieser Studie darin, (1) den Einfluss verschiedener alternativer P-Quellen auf die P-Fraktionen im Boden in fluvo-aquischen und roten Böden zu bewerten und (2) den Zusammenhang zwischen P-Fraktionen im Boden und der P-Verfügbarkeit aufzuzeigen. Wir stellten die Hypothese auf, dass (1) Rindermist (CM) eine effizientere alternative P-Quelle ist als Geflügelmist (PM), Maisstroh (MS) und Rinderknochenmehl (CB) und dass (2) im Vergleich zu fluvo-aquichem Boden , roter Boden neigt dazu, die Immobilisierung von P aus alternativen P-Quellen zu erhöhen, und (3) die potenzielle Verfügbarkeit von P aus verschiedenen Quellen wird durch das Verhältnis der bodenlabilen P-Fraktionen zum Gesamt-P bestimmt.

Die Veränderungen im Boden-Olsen-P (ΔOlsen-P) wurden maßgeblich von der P-Quelle und dem Bodentyp beeinflusst (Abb. 1). In beiden Böden schwankte der Olsen-P mit der Inkubationszeit (Abb. S2). Die P-Verfügbarkeit im Boden als Reaktion auf P-Quellen nahm in der Reihenfolge SSP > CM > PM > CB > MS ≥ CK ab. Der Olsen-P von zwei Böden, die mit SSP, PM, CM und CB verändert wurden, stieg im Vergleich zu CK um 38,4, 19,3, 31,5 bzw. 4,03 mg kg−1. CM übertraf andere P-Quellen bei der Erhöhung der Olsen-P-Konzentration. In beiden Böden erhöhte CM den Olsen-P-Gehalt signifikant um 12,2, 32,5 bzw. 27,4 mg kg−1 im Vergleich zu PM, MS und CB. Der ΔOlsen-P des roten Bodens als Reaktion auf SSP-, PM- und CM-Zugaben wurde um 11,9, 8,7 bzw. 12,9 mg kg-1 im Vergleich zu fluvo-aquichem Boden verringert. Allerdings war der Olsen-P-Wert des roten Bodens als Reaktion auf die CB-Zugabe um 8,6 mg kg−1 im Vergleich zu dem in fluvoaquichem Boden erhöht.

Änderungen der Olsen-P-Konzentrationen (ΔOlsen-P) in fluvo-aquischen und roten Böden, ergänzt mit verschiedenen Phosphorquellen, während einer 70-tägigen Inkubation. Die Werte sind Mittelwerte ± SE (n = 4). FS: Fluvo-aquische Böden; RS: Rote Böden; CK: Kontrolle; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: Geflügelmist; CM: Rindermist; MS: Maisstroh; CB: Rinderknochenmehl. Unterschiedliche Großbuchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede zwischen den P-Quellen (P < 0,05); * weisen auf signifikante Unterschiede zwischen fluvoaquichem Boden und rotem Boden hin. *, ** und *** zeigen signifikant bei P < 0,05, P < 0,01 bzw. P < 0,001 an. Der Fehlerbalken stellt SE dar.

Die Änderung alternativer P-Quellen für fluvo-aquische und rote Böden veränderte die P-Anteile im Boden auf DAI 70 erheblich (Tabelle S3). Die Änderungen der P-Anteile im Boden (ΔP-Anteile) wurden erheblich von der P-Quelle und dem Bodentyp beeinflusst (Abb. 2). Die bodenlabilen P-Fraktionen (Harz-P + NaHCO3-Pi + NaHCO3-Po) von zwei mit SSP, PM, CM und CB veränderten Böden stiegen im Vergleich zu CK um 92,5, 64,2, 97,0 bzw. 24,5 mg kg−1. Unter den verschiedenen alternativen P-Quellen war CM die einzige Quelle, die die P-Fraktionen in labilen Böden auf ähnliche Werte wie in SSP erhöhte. Auch die Zugabe alternativer P-Quellen hatte die mäßig labilen P-Konzentrationen im Boden erhöht. Die bodenmäßig labilen P-Fraktionen (NaOH-Pi + NaOH-Po + verdünntes HCl-P) von zwei mit SSP, PM, CM und MS veränderten Böden stiegen im Vergleich zu um 22,4, 38,2, 16,2 bzw. 31,2 mg kg−1 CK. MS- und CB-Zusätze erhöhten die bodensparsam labilen P-Fraktionen (konz. HCl-Pi + konz. HCl-Po) von zwei Böden signifikant um 38,5 bzw. 93,6 mg kg−1 im Vergleich zu CK.

Änderungen der P-Anteile (ΔP-Anteile) in fluvo-aquischen und roten Böden, die mit unterschiedlichen Phosphorquellen auf DAI 70 verändert wurden. Die Werte sind Mittelwerte ± SE (n = 4). FS: Fluvo-aquische Böden; RS: Rote Böden; CK: Kontrolle; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: Geflügelmist; CM: Rindermist; MS: Maisstroh; CB: Rinderknochenmehl. Unterschiedliche Großbuchstaben kennzeichnen signifikante Unterschiede zwischen den P-Quellen (P < 0,05). * weisen auf signifikante Unterschiede zwischen fluvoaquichem Boden und rotem Boden hin. *, ** und *** zeigen signifikant bei P < 0,05, P < 0,01 bzw. P < 0,001 an. Der Fehlerbalken stellt SE dar.

ΔResin-P und Δconc.HCl-Pi des roten Bodens als Reaktion auf SSP-Zugaben wurden um 118,3 und 20,3 mg kg−1 verringert, stiegen jedoch um 14,0, 18,7 und 23,0 mg kg−1 für ΔNaHCO3-Po, ΔNaOH-Pi und Δconc.HCl-Po, verglichen mit dem in fluvo-aquichem Boden. Die Werte ΔNaHCO3-Po, ΔNaOH-Pi und Δconc.HCl-Po des roten Bodens als Reaktion auf PM-Zugaben stiegen um 16,0, 36,3 und 45,0 mg kg−1, verringerten sich jedoch um 20,0 und 42,7 mg kg−1 für ΔNaOH-Po und Δconc.HCl-Pi im Vergleich zu fluvo-aquichem Boden. Die ΔNaHCO3-Pi und ΔNaOH-Po des roten Bodens als Reaktion auf CM-Zugaben verringerten sich um 13,7 und 29,3 mg kg−1, stiegen jedoch um 27,3 und 50,7 mg kg−1 für ΔNaHCO3-Po und Δconc.HCl-Po im Vergleich dazu in fluvo-aquichem Boden. Die ΔResin-P, ΔNaOH-Po und Δconc.HCl-Po des roten Bodens als Reaktion auf MS-Zugaben wurden um 18,0, 20,7 und 28,7 mg kg−1 erhöht, sanken jedoch um 37,0 mg kg−1 für Δconc.HCl-Pi im Vergleich zu fluvo-aquichem Boden. Die ΔNaHCO3-Po und Δconc.HCl-Po des roten Bodens als Reaktion auf CB-Zugaben stiegen im Vergleich um 13,0 und 56,3 mg kg−1, verringerten sich jedoch um 18,7 und 27,7 mg kg−1 für ΔNaOH-Pi und ΔNaOH-Po dazu in fluvo-aquichem Boden.

Die 31P-NMR-Spektren zeigten klare Peaks in den Po- und Pi-Regionen, einschließlich Monoester P, anorganischem Orthophosphat, Inositolhexakisphosphat, Glucose-1-phosphat, DNA P, Diester P und Polyphosphaten (Abb. 3a, b). Unabhängig vom Bodentyp war anorganisches Orthophosphat die dominierende P-Verbindung in NaOH-EDTA-Extrakten. In fluvoaquatischen Böden lagen die Konzentrationen an anorganischem Orthophosphat bei allen Behandlungen zwischen 38,5 und 110,0 mg kg−1, und der Spitzenwert von SSP war am höchsten, gefolgt von dem von CM. In rotem Boden lagen die Konzentrationen an anorganischem Orthophosphat bei allen Behandlungen zwischen 165,3 und 1674,6 mg kg−1 und der Maximalwert wurde bei der CM-Behandlung aufgezeichnet, gefolgt von SSP, was mit den Änderungen der Olsen-P- und labilen P-Konzentrationen übereinstimmte (Abb . 1 und 2). Im Vergleich zur SSP-Behandlung waren die Gehalte an Monoester P und Inositolhexakisphosphat in mit PM und CM veränderten Böden höher (Abb. 3c, d).

Flüssige 31P-NMR-Spektren von NaOH-EDTA-Extrakten aus Fluvo-Aquik (a) und roten Böden (b), ergänzt mit verschiedenen alternativen P-Quellen. Konzentrationen von P-Verbindungen in NaOH-EDTA-Extrakten von fluvo-aquitischen (c) und roten Böden (d) mittels 31P-NMR. Im oberen Spektrum sind die Verschiebungspositionen der verschiedenen P-Verbindungen angegeben. A: Monoester P (7,19 bis 7,58 ppm); B: Anorganisches Orthophosphat (6,18 bis 6,34 ppm); C: Inositolhexakisphosphat (4,38 bis 4,49 ppm); D: Glucose-1-phosphat (3,13 bis 3,43 ppm); E: DNA P (− 0,15 bis − 0,36 ppm); F: Diester P (− 1,73, − 2,43 ppm); G: Polyphosphate (− 4,63 bis − 5,83 ppm). CK: Kontrolle; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: Geflügelmist; CM: Rindermist; MS: Maisstroh; CB: Rinderknochenmehl.

CM- und MS-Zusätze erhöhten den pH-Wert beider Böden deutlich (Abb. 4a). In fluvoaquatischen Böden erhöhten CM- und MS-Zusätze den pH-Wert um 3,0 %. In roter Erde erhöhten PM-, CM- und MS-Zusätze den pH-Wert um 4,2 %, 8,6 % bzw. 11,2 %. PM-, CM- und MS-Zusätze erhöhten auch den TOC-Gehalt beider Böden deutlich (Abb. 4b). Im Vergleich zu CK erhöhte die Anwendung von PM, CM und MS den TOC fluvo-aquic Boden um 21,2 %, 42,7 % bzw. 82,6 %. Ebenso war der TOC von mit PM, CM und MS ergänzten roten Böden um 7,1 %, 20,8 % bzw. 30,9 % höher als der von CK.

Boden-pH (a) und gesamter organischer Kohlenstoff (TOC) (b) von fluvo-aquischen und roten Böden mit verschiedenen alternativen P-Quellen auf DAI 70. FS: fluvo-aquische Böden; RS: Rote Böden; CK: Kontrolle; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: Geflügelmist; CM: Rindermist; MS: Maisstroh; CB: Rinderknochenmehl. Unterschiedliche Kleinbuchstaben weisen auf signifikante Unterschiede zwischen den P-Quellen hin. Signifikant bei P < 0,05. Der Fehlerbalken stellt SE dar.

Die Auswirkungen der Bodeneigenschaften auf die P-Fraktionen im Boden und die Olsen-P-Konzentration wurden mithilfe des SEM weiter analysiert (Abb. 5). Sowohl der pH-Wert als auch der TOC des Bodens hatten keinen signifikanten Einfluss auf die labilen P-Fraktionen von fluvo-aquitischen Böden. Der pH-Wert des Bodens zeigte jedoch einen signifikant positiven Effekt auf mäßig labile P-Fraktionen von fluvo-aquitischen Böden (Pfadkoeffizient betrug 0,97). Im Gegensatz dazu zeigte der pH-Wert bei rotem Boden einen signifikant positiven Effekt auf labile P-Fraktionen (Pfadkoeffizient betrug 2,23), jedoch negative Auswirkungen auf mäßig und wenig labile P-Fraktionen (Pfadkoeffizient betrug −2,28 bzw. −2,54). Eine Erhöhung des TOC reduzierte die labilen und nicht-labilen P-Fraktionen des roten Bodens signifikant (Pfadkoeffizienten lagen bei –2,20 bzw. –1,83), wohingegen die mäßig und wenig labilen P-Fraktionen zunahmen (Pfadkoeffizienten lagen bei 3,02 bzw. 2,56). Insgesamt erklärten die Variablen 94,0 % bzw. 85,0 % der Olsen-P-Variation in fluvoaquichem Boden und rotem Boden. In beiden Böden hatten die labilen P-Fraktionen einen direkten positiven Effekt auf den Olsen-P-Wert des Bodens (Pfadkoeffizienten betrugen 0,97 bzw. 0,83), was darauf hindeutet, dass die P-Verfügbarkeit im Boden durch die labilen P-Fraktionen bestimmt wurde.

Analyse des Strukturgleichungsmodells (SEM) für die Umwandlung von P-Anteilen als Reaktion auf die Zugabe verschiedener alternativer P-Quellen in fluvoaquiken (a) und roten Böden (c). Standardisierte direkte Effekte, indirekte Effekte und Gesamteffekte der Faktoren auf Olsen-P aus dem Strukturgleichungsmodellierungsmodell von fluvo-aquitischen (b) und roten Böden (d). Optimale Modellanpassungsergebnisse unter fluvoaquichem Boden (a): χ2 = 0,098, DF = 1, χ2/DF = 0,098, P = 0,754, NFI = 0,999 und RMSEA = 0,000; optimale Modellanpassungsergebnisse unter dem roten Boden (b): χ2 = 0,241, DF = 1, χ2/DF = 0,241, P = 0,623, NFI = 0,998 und RMSEA = 0,000. Die Zahl auf dem Pfeil stellt den standardisierten Pfadkoeffizienten dar und die roten und blauen Pfeile repräsentieren die positiven bzw. negativen Effekte. *, ** und *** zeigen signifikant bei P < 0,05, P < 0,01 bzw. P < 0,001 an. Die schwarze Zahl über jeder Variablen stellt die R2-Werte dar, die den erklärten Anteil der Varianz für jede Variable darstellen. Die Pfeilbreite gibt die Stärke der Pfade an.

Die SSP-Behandlung führte zur höchsten Olsen-P-Konzentration sowohl in fluvo-aquitischen als auch in roten Böden (Abb. 1 und Abb. S2). Chemisches P (SSP) lässt sich leicht in Bodenlösung lösen und sofort in labile Boden-P-Fraktionen umwandeln. Im Gegensatz dazu muss Po im Mist mineralisiert werden, um sich in der Bodenlösung aufzulösen36,39. Daher war die P-Verfügbarkeit beider Böden mit SSP höher als mit alternativen P-Quellen. Diese Studie zeigt, dass CM im Vergleich zu anderen alternativen P-Quellen einen inhärenten Vorteil bei der Erhöhung der P-Verfügbarkeit im Boden hat. Die Gülleart ist ein Schlüsselfaktor, der die P-Bestandteile beeinflusst, und die Gülleart hat einen tiefgreifenden Einfluss auf die P-Fraktionen im Boden40. Die Unterschiede im Verdauungssystem von Tieren und in der Zusammensetzung des Futters können zu erheblichen Unterschieden im P-Gehalt und seiner Fraktionierung in der Gülle führen, was wiederum die Anreicherung, Umwandlung und Mobilität von P im Boden und seine Bioverfügbarkeit beeinflusst41, 42. Frühere Studien haben gezeigt, dass die Extrahierbarkeit von Olsen P aus CM-Änderungen höher ist als die aus PM43. Dies steht im Einklang mit den Ergebnissen der aktuellen Studie. Darüber hinaus deuten andere Studien darauf hin, dass die langfristige Rückführung von Strohresten in den Boden die Bodenverfügbarkeit verbessert P44,45. In der aktuellen Studie verbesserte die Einarbeitung von MS in den Boden jedoch nicht die P-Verfügbarkeit im Boden in beiden Böden. In Langzeit-Feldstudien beeinflusste die Zugabe von organischem Dünger anstelle von Erntestroh die P-Verfügbarkeit im Boden46,47. Die Art des Strohs und die Verarbeitungsmethode können sich auf die Fähigkeit zur Bodenanreicherung auswirken. Zukünftige Forschungen sollten daher die Bewirtschaftungsmethode für die Rückführung von Stroh auf das Feld in Betracht ziehen, um dessen Zersetzung und Nährstofffreisetzung vor Ort zu fördern und so die Verfügbarkeit von P im Boden zu verbessern.

Das Ausmaß der Schwankung des P-Anteils im Boden nach der Anwendung organischer Zusatzstoffe hängt in hohem Maße von der Bodenart und -beschaffenheit ab48. Im Vergleich zum fluvo-aquischen Boden zeigte der rote Boden nach SSP-, PM- und CM-Änderungen eine höhere P-Adsorptionskapazität (ΔOlsen-P verringert). In ähnlicher Weise haben Yang et al. (2013) legten nahe, dass der Anstieg der Olsen-P-Konzentrationen im leicht alkalischen Boden nach organischen Änderungen höher ausfiel als im sauren roten Boden49. Darüber hinaus verbesserte die CB-Zugabe die P-Verfügbarkeit im Boden im roten Boden, nicht jedoch im fluvo-aquitischen Boden. Dies könnte darauf zurückgeführt werden, dass P hauptsächlich in Form von Apatit im Knochenmehl vorliegt und H+ notwendig ist, um P aus Apatit freizusetzen6,50. Dies deutet darauf hin, dass die Anwendung von CB als P-Düngerquelle in sauren roten Böden vielversprechender ist als in fluvo-aquatischen Böden.

Die Analyse der Boden-P-Fraktionen ergab die schnelle Umwandlung des größten Teils des chemischen P in die labilen P-Fraktionen (Tabelle S3). Allerdings erhöhten alternative P-Quellen hauptsächlich die mäßig und wenig labilen P-Konzentrationen in beiden Böden. Die Korrelationsanalyse zeigte eine signifikant positive Korrelation zwischen der P-Verfügbarkeit im Boden und den labilen P-Fraktionen (Abb. S4). Das Verhältnis von P zu bodenlabilen P-Fraktionen unterschied sich zwischen alternativen P-Quellen, was der Hauptgrund für die Variation der verfügbaren P-Konzentration in beiden Böden sein könnte. Beim Vergleich der P-Anteile der alternativen P-Quellen machten die labilen P-Anteile von Geflügelmist, Rindermist, Maisstroh und Rinderknochenmehl 47,5 %, 66,7 %, 7,3 % bzw. 9,1 % des gesamten P aus (Tabelle S2). . Daher übertraf CM andere Quellen bei der Verbesserung der P-Verfügbarkeit im Boden. Zahlreiche Studien haben gezeigt, dass die Art des Tiermistes einen starken Einfluss auf die P-Fraktionen hat. Frühere Studien haben gezeigt, dass der größte Teil des P in PM durch Wasser und HCl extrahiert wird, während der größte Teil des P in CM durch NaHCO318 extrahiert wird. Bei gleichen Mengen an Gülle-P-Einträgen kann CM mit einem höheren Anteil an labilem P eine höhere P-Verfügbarkeit im Boden aufweisen als PM. Dies steht im Einklang mit den Erkenntnissen, dass die Olsen-P-Konzentrationen bei modifizierten CM-Behandlungen für beide Böden höher waren. Im Gegensatz dazu setzte die Mineralisierung anderer P-Quellen wie MS und CB relativ langsam verfügbares P frei. Diese Ergebnisse deuten darauf hin, dass MS und CB über einen kurzen Zeitraum nur unzureichend am P-Kreislauf des Bodens beteiligt sind. Daher zeigten fluvoaquische Böden mit MS und CB kurzfristig keine signifikant positive Wirkung auf die P-Verfügbarkeit im Boden.

Die Zugabe von SSP und CM zum roten Boden verringerte ΔResin-P bzw. ΔNaHCO3-Pi im Vergleich zu fluvo-aquichem Boden erheblich. Die Pad-Adsorption wird in sauren Böden hauptsächlich von Eisen- (Fe) und Aluminiumhydroxiden (Al) sowie Tonmineralien dominiert51. Im Gegensatz dazu waren die Auswirkungen der Fällung von CaCO3 und Ca-Phosphaten in neutralen und leicht alkalischen Böden stärker26. Die Fe- und Al-Ionen und -Hydroxide im roten Boden erhöhen die Sorption und verringern die Zersetzung von Po, wodurch die Umwandlung von mäßig labilem P in labile P-Fraktionen gehemmt wird52. Folglich ist die Anreicherung von P in labilen P-Fraktionen in rotem Boden geringer als in fluvoaquichem Boden, was die P-Verfügbarkeit im Boden verringert haben könnte. Die durch die Düngung verursachte Änderung des pH-Werts des Bodens wirkt sich auf die Adsorption und Desorption von P im Boden aus. In sauren Böden kann der Anstieg des pH-Werts und die Abnahme extrahierbarer Al-Verbindungen die P-Adsorption des Bodens verringern53,54. Im Gegensatz dazu kann in fluvo-aquitischen Böden die Ca-Phosphat-Ausfällung mit zunehmendem pH-Wert von 55 zunehmen. Das SEM zeigte, dass ein steigender pH-Wert des Bodens die Konzentrationen labiler P-Fraktionen im roten Boden signifikant erhöhte, während es im fluvo-aquitischen Boden keinen signifikanten Effekt gab (Abb. 5). Dies impliziert, dass eine Erhöhung des pH-Werts in roten Böden die Verteilung von P auf die labilen P-Fraktionen hätte fördern können. In dieser Studie war der Anstieg der Harz-P-Konzentration in mit SSP verändertem rotem Boden deutlich geringer als in fluvoaquichem Boden, wohingegen es keinen signifikanten Unterschied zwischen den beiden mit CM veränderten Böden gab (Abb. 2). Dies kann auf den Anstieg des Boden-pH-Werts und die Abnahme der P-Adsorption in rotem Boden mit CM und die daraus resultierende Verbesserung der P-Verfügbarkeit im Boden zurückgeführt werden.

In dieser Studie wurde ein großer Anteil an Orthophosphat in Böden mit SSP gefunden, was mit anderen früheren Berichten übereinstimmt34,56. Darüber hinaus war der Orthophosphatgehalt in Böden mit SSP deutlich höher als in Böden mit alternativen P-Quellen (Abb. 3), was zumindest in kurzer Zeit zu erwarten ist, da SSP leicht löslich ist. PM- und CM-Zusätze erhöhten die Konzentrationen von Monoester P und Inositolhexakisphosphat in beiden Böden deutlich. Frühere Studien berichteten auch, dass die Anwendung von CM und PM den Gehalt an Phosphatmonoester im Boden deutlich erhöhte, wobei der Effekt bei PM deutlicher war als bei CM57,58. Der Anteil von Inositolphosphat am Gesamt-P beträgt bei CM17,59 etwa 8 %, erreicht bei PM57,60 jedoch bis zu 80 %. Inositolphosphat kann zweiwertige und dreiwertige Metallelemente wie Kalzium, Magnesium, Zink und Eisen komplexieren und extrem unlösliche Verbindungen bilden, die die Verfügbarkeit von P61 verringern können. Dies könnte ein wichtiger Faktor sein, der die höhere Verfügbarkeit von P in mit CM veränderten Böden als mit PM erklärt. Allerdings sind die Mineralisierung verschiedener Po-Fraktionen im Boden und die damit verbundenen Mechanismen noch unklar. In diesem Zusammenhang würde die Untersuchung der mikrobiellen Prozesse der P-Umwandlung und ihrer Regulierung in fluvo-aquischen und roten Böden mit alternativen P-Quellen erhebliche Erkenntnisse für die Entwicklung wirksamer P-Managementoptionen für diese Bodentypen liefern.

Um einen nachhaltigen P-Kreislauf zu erreichen, ist sowohl eine Reduzierung des chemischen P-Eintrags als auch eine Erhöhung alternativer P-Versorgungsquellen erforderlich. Recycling und Rückgewinnung von P aus landwirtschaftlichen Abfällen sind für die Nachhaltigkeit des globalen P-Managements von entscheidender Bedeutung62,63,64. Die aktuelle Studie fordert, den P-Kreislauf auf Feldebene durch Recycling von Gülle, insbesondere Rindermist, zu schließen, um die P-Nutzungseffizienz zu maximieren und P-Verluste in Pflanzenproduktionssystemen zu minimieren. Obwohl Strohreste und Knochenmehl als potenzielle P-Speicher angesehen werden, ist die P-Verfügbarkeit in diesen Quellen kurzfristig nahezu vernachlässigbar. Die Verfügbarkeit alternativer P-Quellen wird stark vom Bodentyp beeinflusst, und ein steigender pH-Wert des roten Bodens wirkt sich positiv auf die Umwandlung von organischem P in labile P-Fraktionen aus. Darüber hinaus könnte die Umwandlung alternativer P-Quellen im Boden durch Temperatur, Niederschlag, Bodenbearbeitung und Anbausystem beeinflusst werden. Dieses Kurzzeitinkubationsexperiment wurde unter konstanten Temperatur- und Feuchtigkeitsbedingungen durchgeführt. Daher sollten die langfristigen Auswirkungen verschiedener alternativer P-Quellen auf die P-Umwandlung im Boden unter Feldbedingungen weiter untersucht werden. Zusammenfassend legt diese Studie nahe, dass tierischer Mist, insbesondere CM, eine gute alternative P-Quelle mit hoher P-Verfügbarkeit zu sein scheint und voraussichtlich eine wichtige Rolle bei der Linderung der Beschränkung der P-Ressourcen in der Landwirtschaft spielen wird.

Die Wechselwirkung von Bodentypen mit verschiedenen P-Quellen bestimmt den Umsatz und die Verteilung von P auf verschiedene Boden-P-Fraktionen. Im Vergleich zu anderen alternativen P-Quellen erhöhte die CM-Zugabe die Konzentration von Olsen-P und die Verteilung bodenlabiler P-Fraktionen deutlich. Daher ist CM eine hervorragende alternative Quelle zur Verbesserung der P-Verfügbarkeit im Boden in fluvo-aquischen und roten Böden. P-Einträge aus SSP, PM und CM wurden in rotem Boden stärker immobilisiert als in fluvoaquichem Boden, was auf eine Verringerung der labilen P-Fraktionen im roten Boden zurückzuführen ist. Eine 31P-NMR-Studie zeigte, dass die Menge an Orthophosphat der Hauptfaktor war, der die Verfügbarkeit von P aus verschiedenen P-Quellen beeinflusste. Die SEM-Analyse zeigte, dass die Olsen-P-Konzentration im Boden hauptsächlich durch die labile P-Fraktion beeinflusst wurde. Darüber hinaus könnte eine Erhöhung des pH-Werts in roten Böden die Verteilung von P auf die labilen P-Fraktionen gefördert haben. Zusammenfassend lässt sich sagen, dass Gülle, insbesondere Rindermist, eine alternative wirksame Quelle für die P-Versorgung sein kann, um die chemische P-Limitierung zu mildern. Der nächste logische Schritt sollte ein besseres Verständnis der P-Nutzungseffizienz verschiedener P-Quellen und ihrer Auswirkungen auf den Ertrag und die Umweltauswirkungen unter Pflanzenproduktionsbedingungen sein.

Das Experiment wurde in einer Wachstumskammer im Department of Plant Nutrition, College of Resources and Environment, Southwest University, Chongqing, China, durchgeführt. Ein typischer fluvo-aquitischer Boden (alluvialer Boden in der US-Taxonomie) wurde in Quzhou, Provinz Hebei, und ein roter Boden (Ultisole in der US-Taxonomie) wurde auf einem Ackerland in Shilin, Provinz Yunnan, gesammelt. Die Beschaffenheit fluvoaquischer Böden besteht aus Schlufflehm mit 7,9 % Ton (< 2 μm), 55,3 % Schluff (2–20 μm) und 36,8 % Sand (20–2000 μm). Weitere Eigenschaften von fluvoaquichem Boden waren: 8,8 mg P kg−1 Olsen-P, 914,7 mg P kg−1 Gesamt-P, pH 7,9 (Wasser:Boden-Verhältnis 2,5:1), 7,7 g C kg−1 gesamter organischer Kohlenstoff ( TOC), 1,9 mg N kg−1 NH4+-N, 24,3 mg N kg−1 NO3–N und 26,1 mg K kg−1 austauschbares Kalium. Die Bodenstruktur der roten Erde besteht aus Ton mit 47,5 % Ton (< 2 μm), 25,3 % Schluff (2–20 μm) und 27,2 % Sand (20–2.000 μm). Weitere Eigenschaften von rotem Boden waren: 38,2 mg P kg-1 Olsen-P, 1083,7 mg P kg-1 Gesamt-P, pH 5,7 (Wasser: Boden-Verhältnis 2,5:1), 20,2 g C kg-1 TOC, 2,4 mg N kg −1 NH4+-N, 42,7 mg N kg−1 NO3–N und 78,2 mg K kg−1 austauschbares Kalium. Vor dem Experiment wurden beide Böden an der Luft getrocknet und gesiebt (2 mm) und dann im Dunkeln bei 25 °C für 7 Tage bei einem Feuchtigkeitsgehalt von 30,0 % Wasserhaltekapazität (WHC) vorinkubiert.

Im Experiment wurden fünf P-Quellen verwendet, darunter Superphosphat (SSP), Geflügelmist (PM), Rindermist (CM), Maisstroh (MS) und Rinderknochenmehl (CB). Die gesamten NPK-Gehalte betrugen 16–20–32 g/kg PM, 7–5–12 g/kg CM, 7–5–8 g/kg MS und 37–93–1 g/kg CB bzw. Die Eigenschaften von PM waren: 2,2 g kg-1 Olsen-P, pH 8,7 (Wasser:Boden-Verhältnis 2,5:1), 346,9 g kg-1 TOC. Die Eigenschaften von CM waren: 1,0 g kg-1 Olsen-P, pH 9,5, 242,9 g kg-1 TOC. Die Eigenschaften von MS waren: 12,3 mg kg-1 Olsen-P, pH 8,4, 491,8 g kg-1 TOC. Die Eigenschaften von CB waren: 2,0 g kg-1 Olsen-P, pH 8,0, 52,3 g kg-1 TOC.

Die Behandlungen dieses Inkubationsexperiments bestanden aus einem faktoriellen Design von zwei Bodentypen (fluvo-aquische und rote Böden) und fünf verschiedenen alternativen P-Quellen sowie einer unveränderten Kontrolle (CK). Die fünf P-Quellen waren SSP, PM, CM, MS und CB. Die Gesamtanwendung von P betrug 120 mg kg−1 für jede Behandlung. Die Mengen der verschiedenen Zusätze wurden entsprechend dem P-Gehalt verschiedener P-Quellen bestimmt. Die gesamten N- und K2O-Einträge wurden durch Ca (NO3)2 und KCl auf 200 bzw. 325 mg kg−1 im Boden aller Behandlungen ergänzt. Die Düngemittelmengen für jede Behandlung sind in Tabelle S1 aufgeführt. Der luftgetrocknete Boden und verschiedene alternative P-Quellen wurden mit einem 2-mm-Edelstahlsieb gesiebt und der Boden mit alternativen P-Quellen vermischt. Jede Behandlung wurde 36 Mal wiederholt, und jede Versuchseinheit (eine Wiederholung) bestand aus einem 200-ml-Zylinder-Kunststoffbehälter, der 100 g Erde enthielt. Alle Behälter wurden 70 Tage lang bei 25 °C in einem Inkubator aufbewahrt. Während der gesamten Inkubationszeit wurde der gravimetrische Bodenwassergehalt durch Wiegen auf 30 % WHC gehalten. In diesem Experiment wurden insgesamt 432 Versuchseinheiten (2 Bodentypen × 6 P-Behandlungen × 36 Wiederholungen) verwendet. Eine große Anzahl von Replikaten ermöglichte eine zerstörende Probenahme an jedem Probenahmetermin. 0, 3, 7, 14, 21, 28, 35, 42 und 70 Tage nach Zugabe der alternativen P-Quellen wurden Bodenproben für die Olsen-P-Analyse entnommen. Die Boden-P-Fraktionen wurden 70 Tage nach der Inkubation (DAI) bestimmt.

Olsen-P wurde mit der Phosphomolybdat-Methode nach Extraktion mit 0,5 mol L−1 NaHCO3, pH 8,5 (180 U/min, 25 °C) bei 1:20 Boden (W/V)65 bestimmt. Nach Säureaufschluss mit Ammoniumparamolybdat-Vanadat-Reagens wurde der Gesamt-P-Gehalt des Bodens kolorimetrisch bestimmt66. Der TOC-Gehalt des Bodens wurde nach einem Nassoxidationsverfahren mit einer Säuremischung aus K2Cr2O7 und H2SO467 bestimmt. Bodenproben wurden luftgetrocknet und gemahlen, um ein 150-μm-Sieb zu passieren, und alternative P-Quellen wurden bei -80 °C eingefroren, lyophilisiert und gemahlen, um ein 150-μm-Sieb für die sequentielle Extraktion zu passieren. Das von Tiessen und Moir (1993) vorgeschlagene sequentielle Extraktionsverfahren wurde verwendet, um verschiedene Boden-P-Fraktionen zu bestimmen: Harz-P, NaHCO3-P, NaOH-P, verdünntes HCl-P, konzentriertes HCl-P und Rest-P. Pt in Verschiedene Extrakte (NaHCO3-P, NaOH-P, konz. HCl-P) wurden mit der Ammoniumpersulfat-Aufschlussmethode13 bestimmt. Die P-Konzentration der Extrakte wurde kolorimetrisch quantifiziert68. Die Po-Konzentration wurde als Differenz zwischen Gesamt-P (Pt) und anorganischem P (Pi) berechnet. Abb. S1 zeigt den detaillierten Analyseprozess.

Die Po-Analyse wurde auch durch NaOH-EDTA-Extraktion und anschließende 31P-NMR-Analyse durchgeführt69,70. Für die 31P-NMR-Analyse wurden Bodenproben auf DAI 70 gemahlen und durch ein 100-μm-Netz gesiebt. Anschließend wurden die Böden mit einer Lösung aus 0,25 mol L-1 NaOH und 0,05 mol L-1 EDTA 16 Stunden lang bei Raumtemperatur bei einem Sediment:Extrakt-Verhältnis von 1:1058,71 extrahiert. Der pH-Wert der Lösung wurde mit 1 M HCl auf 9,0 ± 1,0 eingestellt, 30 Minuten lang konstant gehalten und dann 30 Minuten lang bei 12.000 g (20 °C) zentrifugiert. Die NaOH-EDTA-Lösung wurde für die 31P-NMR-Analyse eingefroren und lyophilisiert. Dieser Extrakt wurde 2 Stunden lang durch Vortex-Schütteln in 2 ml 1 mol L-1 NaOH-Lösung erneut aufgelöst und die Suspension 30 Minuten lang bei 12.000 g (20 °C) zentrifugiert72. Ein Aliquot (940 μl) des Überstands wurde in ein 5-mm-NMR-Röhrchen überführt und mit einer deuterierten wässrigen Lösung von Methylenbisphosphonsäure-P,P′-Dinatriumsalz (MDP, Epsilon Chimie, Brest) als internem Standard (δ) versetzt = 16,62 ppm), um eine Endkonzentration von 2,65 mM zu erreichen. Für jede Behandlung wurden drei Wiederholungen für NMR-Analysen gemessen71.

Lösungs-31P-NMR-Spektren wurden mit einem Bruker 600-MHz-Spektrometer (Bruker, AVANCE III, Schweiz) bestimmt, das bei 242,93 MHz und 25 °C betrieben wurde. Für die Messung wurden ein leistungsgesteuerter Entkopplungsimpuls, eine Relaxationsverzögerung von 2 s, eine Aufnahmezeit von 0,67 s und 4000 Scans eingestellt. Chemische Verschiebungen wurden relativ zu einem 85 %igen H3PO4-Standard (δ = 0 ppm) aufgezeichnet. Alle 31P-Spektren wurden grundlinienkorrigiert und mit der MestReC-Software (Version 4.9.9.9) verarbeitet. Die Signalflächen wurden durch Integration der einzelnen Peaks berechnet, die aus einem Entfaltungsprozess resultierten. Da der Orthophosphat-Peak auf 6,18 ppm standardisiert war, wurden die Signale auf der Grundlage von Veröffentlichungen einzelnen P-Verbindungen oder Verbindungsklassen zugeordnet73,74,75,76. Der interne Standard 0,2 mM Methylenphosphonsäure (MDP) wurde verwendet, um Proben für NMR-Analysen aufzulösen und die Frequenzachse zu kalibrieren, Daten zu standardisieren und eine quantitative Bewertung von P-Verbindungen durchzuführen. Die Lösungs-31P-NMR-Spektren von NaOH-EDTA-Extrakten spiegelten die verschiedenen alternativen P-Quellen in Abb. S3 wider.

Die Änderung der Boden-Olsen-P- (ΔOlsen-P) und P-Fraktionen (ΔP-Fraktion) wurde wie folgt berechnet:

Dabei ist Olsen-P70 die Olsen-P-Konzentration im Boden auf DAI 70 (mg kg−1) und Olsen-P0 die Olsen-P-Konzentration im Boden des Ausgangsbodens.

Dabei ist P-Fraktioni70 die i-te P-Fraktionskonzentration auf DAI 70 (mg kg−1) und P-Fraktioni0 die i-te P-Fraktionskonzentration des Ausgangsbodens.

NMR-Daten wurden mit dem MestReNova-Paket (V8.1.4 Mestrelab Research, Spanien) verarbeitet. Die Daten wurden mithilfe des Shapiro-Wilk-Tests (P > 0,05) auf die Annahmen von Normalität und Homoskedastizität getestet. Ein Zwei-Wege-Varianzanalysemodell wurde verwendet, um die Haupt- und Wechselwirkungen der P-Quelle (df = 5) und des Bodentyps (df = 1) auf die Veränderungen der Olsen-P- und P-Fraktionen im Boden zu testen. Wenn die Behandlungseffekte signifikant waren, wurden die Mittelwerte mithilfe des LSD-Tests (Least Significant Difference) bei P < 0,05 verglichen. Alle Analysen wurden mit der SPSS-Software (SPSS 13, Chicago, IL, USA) durchgeführt. Das Strukturgleichungsmodell (SEM) wurde verwendet, um die potenziellen treibenden Faktoren der Transformation verschiedener P-Fraktionen nach Düngemittelanwendungen in den beiden Versuchsböden mithilfe des IBM SPSS AMOS 22.0 (IBM Corporation 2013) zu identifizieren. Zur Bewertung der Modellanpassung wurden der mittlere quadratische Näherungsfehler (RMSEA) (< 0,08), das Chi-Quadrat (χ2) (χ2/df < 2) und der P-Wert von χ2 (P > 0,05) verwendet.

Die während der aktuellen Studie generierten und/oder analysierten Datensätze sind auf begründete Anfrage beim entsprechenden Autor erhältlich.

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Der Autor möchte Herrn Guo Shuiquan und Herrn Liu Yongliang für ihre Unterstützung und Hilfe bei der Bodensammlung danken.

Diese Arbeit wurde vom National Key R&D Program of China (2022YFD1900702) und der National Natural Science Foundation of China (Nr. 32002139 und Nr. 32272805), Fundamental Research Funds for the Central Universities (SWU119033) und der Scientific Research Startup Foundation of Southwest unterstützt Universität (SWU019012), die Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG)-328017493/GRK 2366 (Chinesisch-Deutsches IRTG AMAIZE-P), das Programm zur Einführung disziplinarischer Talente an Universitäten (B20053), das Nationale Maisproduktionssystem in China (CARS-02 –15) und Changjiang-Stipendium, Bildungsministerium, China.

Hochschule für Ressourcen und Umwelt, Akademie der Agrarwissenschaften, Schlüssellabor für effiziente Nutzung von Boden- und Düngemittelressourcen, Southwest University, Chongqing, 400716, China

Yuan Wang, Wei Zhang, Huaiyu Yang und Xinping Chen

Interdisziplinäres Forschungszentrum für grüne Landwirtschaftsentwicklung im Jangtse-Becken, Südwestuniversität, Chongqing, China

Yuan Wang, Wei Zhang, Prakash Lakshmanan, Tao Liang, Huaiyu Yang und Xinping Chen

Institut für Nutzpflanzenwissenschaften, Universität Hohenheim, 70593, Stuttgart, Deutschland

Torsten Müller

Zuckerrohr-Forschungsinstitut, Guangxi Academy of Agricultural Sciences, Nanning, 530007, China

Prakash Lakshmanan

Queensland Alliance for Agriculture and Food Innovation, University of Queensland, 4067, St. Lucia, Queensland, Australien

Prakash Lakshmanan

Hochschule für Biowissenschaften, Zhejiang-Universität, Zhejiang, 310058, China

Yu Liu

Chongqing Academy of Agriculture Sciences, Chongqing, 40000, China

Tao Liang und Lin Wang

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Konzeptualisierung: YW, WZ, TM, HY. Y. und XP. C.; Untersuchung: YW; Schreiben – Originalentwurf: YW; Visualisierung: YW; Formale Analyse: YW und WZ; Schreiben – Überprüfen und Bearbeiten: YW, WZ, TM, PL, YL, TL, LW, HY. Y. und XP. C.; Fördermittelakquise: WZ, TM, HY. Y. und XP. C. haben alle Autoren das Manuskript gelesen und überarbeitet.

Korrespondenz mit Wei Zhang oder Huaiyu Yang.

Die Autoren geben an, dass keine Interessenkonflikte bestehen.

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Nachdrucke und Genehmigungen

Wang, Y., Zhang, W., Müller, T. et al. Verfügbarkeit und Fraktionierung von Phosphor im Boden als Reaktion auf verschiedene Phosphorquellen in alkalischen und sauren Böden: eine Kurzzeit-Inkubationsstudie. Sci Rep 13, 5677 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-31908-x

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Eingegangen: 04. August 2022

Angenommen: 17. März 2023

Veröffentlicht: 07. April 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-31908-x

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