Disponibilidad y fraccionamiento del fósforo del suelo en respuesta a diferentes fuentes de fósforo en suelos alcalinos y ácidos: una breve reseña

Scientific Reports volumen 13, número de artículo: 5677 (2023) Citar este artículo

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El uso de desechos agrícolas como fuente alternativa de fósforo (P) tiene grandes perspectivas para mejorar el estado de P del suelo. Se llevó a cabo un experimento de incubación de 70 días para investigar los efectos del superfosfato (SSP), estiércol de aves (PM), estiércol de ganado (CM), paja de maíz (MS) y harina de huesos de ganado (CB) con el mismo aporte total de P. sobre la disponibilidad y fracciones de P del suelo en suelos típicos ácidos (suelo rojo) y alcalinos (suelo fluvo-áquico). Los resultados mostraron que tanto en suelos fluvoacuicos como rojos, el CM superó a otras fuentes de P en la mejora de la disponibilidad de P en el suelo. Los cambios en el Olsen-P del suelo (ΔOlsen-P) fueron mayores en suelos fluvoacuicos con adiciones de SSP, PM y CM que en suelos rojos. Entre las diferentes fuentes de P utilizadas, solo el CM ha aumentado las fracciones lábiles de P del suelo a niveles similares a los del SSP. En comparación con SSP, se detectaron más monoéster P y hexakisfosfato de inositol en suelos modificados con PM y CM. Un análisis del modelo de ecuaciones estructurales (SEM) sugirió que el pH del suelo tuvo un efecto positivo directo sobre las fracciones lábiles de P en el suelo rojo ácido modificado con diferentes fuentes de P. En resumen, el CM es una fuente superior de P para aumentar el P disponible en el suelo para las plantas, con considerables implicaciones prácticas para el reciclaje de P.

El fósforo (P) es un nutriente clave en la producción agrícola intensiva, ya que es esencial para el crecimiento y el rendimiento de los cultivos1,2. Sin embargo, la limitación de recursos y la contaminación ambiental inducida por P químico son los desafíos globales de la agricultura actual3,4. Reajustar el aporte de P, reducir la pérdida de P y reciclar el P en desechos agrícolas como estiércol, paja, harina de huesos animales, etc. se consideran estrategias efectivas para reducir los aportes químicos de P a nivel mundial5,6,7,8,9. Comprender la distribución de las diferentes fracciones de P inorgánicas y orgánicas es un requisito previo para el control de la transformación de fosfato en los suelos. Por lo tanto, comprender la transformación y disponibilidad de las fracciones de P del suelo después del reciclaje de diferentes fuentes de P es particularmente importante para mejorar la utilización del P de los cultivos y el manejo de los fertilizantes P y al mismo tiempo reducir los riesgos ambientales.

Las transformaciones fisicoquímicas del P (disolución, precipitación, adsorción y desorción) están reguladas por el pH del suelo, el contenido de materia orgánica y las propiedades biológicas del suelo10,11,12. La adición de fertilizantes químicos de P (superfosfato, SSP) conduce a un aumento inicial en la disponibilidad de P, seguido de la adsorción y precipitación de P, lo que resultará en una disminución sustancial de la disponibilidad de P con el tiempo13. En comparación con el P químico, los aportes de fertilizantes orgánicos son beneficiosos para la conversión de P moderadamente lábil en P14 disponible. Las fuentes alternativas de P tienen una variedad de compuestos de P, incluida una gran proporción de ortofosfato15. Estas fuentes alternativas de P también pueden afectar la cinética del P en el suelo al cambiar la capacidad de adsorción16,17. Las fracciones de P en el estiércol dependen de varios factores, incluido el tipo de estiércol, el estado de separación sólido-líquido, la tasa de descomposición y los procesos de manipulación y almacenamiento del estiércol18,19. Además, las diferencias en el sistema digestivo y la composición del alimento de los animales pueden causar grandes diferencias en la concentración y fracciones de P en diferentes abonos20,21. Investigaciones anteriores sugirieron que la mayor parte del P en el estiércol de aves se recuperó en agua y extractos de HCl, mientras que la mayor parte del P en el estiércol de ganado se recuperó en el extracto de NaHCO322. Por lo tanto, la disponibilidad de P en el estiércol de ganado tiende a ser mayor que la del estiércol de aves. La transformación de P a partir de varios tipos de estiércol aplicados al suelo justifica más investigaciones. Además, en la práctica agrícola, la paja de los cultivos suele regresar directamente al suelo, y la disponibilidad de P de la paja requiere un análisis en profundidad23. Se propone reciclar la harina de huesos y utilizarla como fertilizante orgánico, mientras que su uso potencial como fuente eficiente aún no está claro6. Por lo tanto, es necesario identificar y cuantificar fracciones de P de diferentes fuentes alternativas de P y su distribución en las fracciones de P del suelo para determinar la disponibilidad potencial de P.

Los contenidos relativos de P (Pi) inorgánico y P (Po) orgánico en el suelo se vieron muy afectados por el tipo de suelo, el uso de la tierra y las fuentes de enmienda orgánica24,25,26. Las propiedades fisicoquímicas del suelo, como el pH, la textura y el contenido de materia orgánica, determinaron la reacción de sorción de P27,28,29. Es crucial revelar el mecanismo de transformación de diferentes fuentes alternativas de P en el suelo y su relación con las propiedades del suelo mediante el estudio de la diferencia de fracciones de P en un suelo rojo típico (pH bajo) y un suelo fluvoacuico (pH ligeramente alcalino) con diferentes Fuentes alternativas de P y su dinámica de transformación en el suelo. Es necesario cuantificar las transformaciones de diferentes fuentes alternativas de P en diferentes condiciones del suelo para mejorar la utilización del P y reducir el aporte químico de P.

La técnica mejorada de fraccionamiento secuencial de P permite separar el P total del suelo en fracciones de P lábil, P moderadamente lábil, P moderadamente lábil y P no lábil30,31. Aunque el fraccionamiento secuencial de P del suelo define las fracciones de P del suelo en función de su solubilidad, proporciona información limitada sobre los procesos biogeoquímicos y la disponibilidad de P en las plantas. La resonancia magnética nuclear (RMN) de la solución 31P se ha utilizado ampliamente para estudiar la transformación del P del suelo y puede proporcionar mejores resultados. Comprensión de los compuestos orgánicos de P. Estudios anteriores sugirieron que tanto los aportes de Pi como de Po aumentaron el ortofosfato y la diversidad de las formas de P32,33,34. Por el contrario, Annaheim et al. (2015) informaron que la adición a largo plazo de fertilizantes orgánicos tuvo poco efecto sobre el P35 orgánico del suelo. La combinación del fraccionamiento secuencial clásico de P con la técnica avanzada de análisis de especiación de P permite un enfoque más poderoso para estudiar los procesos de rotación de P en el suelo.

Reciclar P de fuentes alternativas de P es un paso importante y necesario para una agricultura verde y sostenible y un medio ambiente limpio36,37,38. Los suelos fluvoacuicos y rojos se utilizan ampliamente para la producción agrícola en China. En comparación con el suelo fluvoacuico, el suelo rojo absorbe fácilmente P y reduce su disponibilidad, lo que requiere un alto uso de fertilizantes de P en la agricultura. Cuantificar la variación temporal de la disponibilidad de P en el suelo en diferentes tipos de suelo (representativos de suelos alcalinos y ácidos) con diferentes fuentes de P requiere más investigación. Por lo tanto, los objetivos de este estudio fueron (1) evaluar el impacto de diferentes fuentes alternativas de P en las fracciones de P del suelo en suelos fluvoacuicos y rojos, y (2) revelar la relación entre las fracciones de P del suelo y la disponibilidad de P. Planteamos la hipótesis de que: (1) el estiércol de ganado (CM) es una fuente alternativa de P más eficiente que el estiércol de aves (PM), la paja de maíz (MS) y la harina de huesos de ganado (CB), y que (2) en comparación con el suelo fluvoacuico , el suelo rojo tiende a aumentar la inmovilización de P de fuentes alternativas de P, y (3) la disponibilidad potencial de P de diversas fuentes está determinada por la relación entre las fracciones de P lábil del suelo y el P total.

Los cambios en el suelo Olsen-P (ΔOlsen-P) se vieron afectados significativamente por la fuente de P y el tipo de suelo (Fig. 1). En ambos suelos, Olsen-P fluctuó con el tiempo de incubación (Fig. S2). La disponibilidad de P del suelo en respuesta a las fuentes de P disminuyó en el orden de SSP > CM > PM > CB > MS ≥ CK. El Olsen-P de dos suelos modificados con SSP, PM, CM y CB aumentó en 38.4, 19.3, 31.5 y 4.03 mg kg-1 respectivamente, en comparación con CK. CM superó a otras fuentes de P en el aumento de la concentración de Olsen-P. En ambos suelos, CM aumentó significativamente Olsen-P en 12,2, 32,5 y 27,4 mg kg-1 en comparación con PM, MS y CB, respectivamente. El ΔOlsen-P del suelo rojo en respuesta a las adiciones de SSP, PM y CM disminuyó en 11,9, 8,7 y 12,9 mg kg-1 en comparación con el del suelo fluvoacuico, respectivamente. Sin embargo, el Olsen-P del suelo rojo en respuesta a las adiciones de CB aumentó en 8,6 mg kg-1 en comparación con el suelo fluvoacuico.

Cambios en las concentraciones de Olsen-P (ΔOlsen-P) en suelos fluvoacuicos y rojos suplementados con diferentes fuentes de fósforo durante una incubación de 70 días. Los valores son medias ± SE (n = 4). FS: Suelos fluvoacuicos; RS: Suelos rojos; CK: Control; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: estiércol de aves de corral; CM: Estiércol de ganado; MS: Paja de Maíz; CB: Harina de Huesos de Bovino. Letras mayúsculas diferentes denotan diferencias significativas entre las fuentes P (P <0,05); *indican diferencias significativas entre el suelo fluvoacuico y el suelo rojo. *, ** y *** indican significancia en P <0,05, P <0,01 y P <0,001, respectivamente. La barra de error representa SE.

La modificación de fuentes alternativas de P a los suelos fluvoacuicos y rojos alteró significativamente las fracciones de P del suelo en el DAI 70 (Tabla S3). Los cambios en las fracciones de P del suelo (fracciones ΔP) se vieron afectados significativamente por la fuente de P y el tipo de suelo (Fig. 2). Las fracciones de P lábil del suelo (Resina-P + NaHCO3-Pi + NaHCO3-Po) de dos suelos modificados con SSP, PM, CM y CB aumentaron en 92.5, 64.2, 97.0 y 24.5 mg kg-1 respectivamente, en comparación con CK. Entre las diferentes fuentes alternativas de P, CM fue la única fuente que aumentó las fracciones lábiles de P del suelo a niveles similares a los del SSP. La adición de fuentes alternativas de P también aumentó las concentraciones de P moderadamente lábil en el suelo. Las fracciones de P moderadamente lábiles (NaOH-Pi + NaOH-Po + HCl-P diluido) de dos suelos modificados con SSP, PM, CM y MS aumentaron en 22,4, 38,2, 16,2 y 31,2 mg kg-1 respectivamente, en comparación con CK. Las adiciones de MS y CB aumentaron significativamente las fracciones de P moderadamente lábiles del suelo (HCl-Pi conc. + HCl-Po conc.) de dos suelos en 38,5 y 93,6 mg kg-1 en comparación con CK.

Cambios en las fracciones de P (fracciones ΔP) en suelos fluvoacuicos y rojos modificados con diferentes fuentes de fósforo en DAI 70. Los valores son medias ± SE (n = 4). FS: Suelos fluvoacuicos; RS: Suelos rojos; CK: Control; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: estiércol de aves de corral; CM: Estiércol de ganado; MS: Paja de Maíz; CB: Harina de Huesos de Bovino. Letras mayúsculas diferentes denotan diferencias significativas entre las fuentes P (P <0,05). *indican diferencias significativas entre el suelo fluvoacuico y el suelo rojo. *, ** y *** indican significancia en P <0,05, P <0,01 y P <0,001, respectivamente. La barra de error representa SE.

El ΔResin-P y el Δconc.HCl-Pi del suelo rojo en respuesta a las adiciones de SSP disminuyeron en 118,3 y 20,3 mg kg-1, pero aumentaron en 14,0, 18,7 y 23,0 mg kg-1 para ΔNaHCO3-Po, ΔNaOH-Pi. y Δconc.HCl-Po, en comparación con el suelo fluvoacuico. El ΔNaHCO3-Po, ΔNaOH-Pi y Δconc.HCl-Po del suelo rojo en respuesta a las adiciones de PM aumentaron en 16,0, 36,3 y 45,0 mg kg-1, pero disminuyeron en 20,0 y 42,7 mg kg-1 para ΔNaOH-Po. y Δconc.HCl-Pi, en comparación con el suelo fluvoacuico. El ΔNaHCO3-Pi y el ΔNaOH-Po del suelo rojo en respuesta a las adiciones de CM disminuyeron en 13,7 y 29,3 mg kg-1, pero aumentaron en 27,3 y 50,7 mg kg-1 para el ΔNaHCO3-Po y el Δconc.HCl-Po, en comparación. a la del suelo fluvoacuico. La ΔResin-P, ΔNaOH-Po y Δconc.HCl-Po del suelo rojo en respuesta a las adiciones de MS aumentaron en 18,0, 20,7 y 28,7 mg kg-1, pero disminuyeron en 37,0 mg kg-1 para Δconc.HCl-Pi. , en comparación con el del suelo fluvoacuico. El ΔNaHCO3-Po y el Δconc.HCl-Po del suelo rojo en respuesta a las adiciones de CB aumentaron en 13,0 y 56,3 mg kg-1, pero disminuyeron en 18,7 y 27,7 mg kg-1 para ΔNaOH-Pi y ΔNaOH-Po, en comparación a la del suelo fluvoacuico.

Los espectros de 31P-NMR registraron picos claros en las regiones Po y Pi, incluido el monoéster P, el ortofosfato inorgánico, el hexakisfosfato de inositol, la glucosa-1-fosfato, el ADN P, el diéster P y los polifosfatos (Fig. 3a, b). Independientemente del tipo de suelo, el ortofosfato inorgánico fue el compuesto P dominante en los extractos de NaOH-EDTA. En suelo fluvoacuico, las concentraciones de ortofosfato inorgánico oscilaron entre 38,5 y 110,0 mg kg-1 para todos los tratamientos y el valor máximo de SSP fue el más alto, seguido por el de CM. En suelo rojo, las concentraciones de ortofosfato inorgánico oscilaron entre 165,3 y 1674,6 mg kg-1 para todos los tratamientos y el valor máximo se registró en el tratamiento CM, seguido de SSP, que fueron consistentes con los cambios en las concentraciones de Olsen-P y P lábil (Figs. .1 y 2). En comparación con el tratamiento con SSP, los contenidos de monoéster P y hexakisfosfato de inositol fueron mayores en suelos modificados con PM y CM (Fig. 3c, d).

Espectros de RMN de 31P líquido de extractos de NaOH-EDTA de suelos fluvoaquicos (a) y rojos (b) modificados con diferentes fuentes alternativas de P. Concentraciones de compuestos de P en extractos de NaOH-EDTA de suelos fluvoaquicos (c) y rojos (d) mediante 31P-NMR. En el espectro superior se indican las posiciones de desplazamiento de los diferentes compuestos de P. A: Monoéster P (7,19 a 7,58 ppm); B: Ortofosfato inorgánico (6,18 a 6,34 ppm); C: hexakisfosfato de inositol (4,38 a 4,49 ppm); D: glucosa-1-fosfato (3,13 a 3,43 ppm); E: ADN P (-0,15 a -0,36 ppm); F: Diéster P (-1,73, -2,43 ppm); G: Polifosfatos (-4,63 a -5,83 ppm). CK: Control; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: estiércol de aves de corral; CM: Estiércol de ganado; MS: Paja de Maíz; CB: Harina de Huesos de Bovino.

Las adiciones de CM y MS aumentaron significativamente el pH de ambos suelos (Fig. 4a). En suelo fluvoacuico, las adiciones de CM y MS aumentaron el pH en un 3,0%. En suelo rojo, las adiciones de PM, CM y MS aumentaron el pH en un 4,2%, 8,6% y 11,2%, respectivamente. Las adiciones de PM, CM y MS también aumentaron significativamente el contenido de TOC de ambos suelos (Fig. 4b). En comparación con CK, la aplicación de PM, CM y MS aumentó el TOC del suelo fluvoacuico en un 21,2%, 42,7% y 82,6%, respectivamente. De manera similar, el TOC de los suelos rojos suplementados con PM, CM y MS fue 7,1%, 20,8% y 30,9%, respectivamente, mayor que el de CK.

pH del suelo (a) y carbono orgánico total (TOC) (b) de suelos fluvoacuicos y rojos con diferentes fuentes alternativas de P en DAI 70. FS: Suelos fluvoacuicos; RS: Suelos rojos; CK: Control; SSP: Ca(H2PO4)2; PM: estiércol de aves de corral; CM: Estiércol de ganado; MS: Paja de Maíz; CB: Harina de Huesos de Bovino. Diferentes letras minúsculas indican diferencias significativas entre las fuentes P. Significativo en P <0,05. La barra de error representa SE.

Los efectos de las propiedades del suelo sobre las fracciones de P del suelo y la concentración de Olsen-P se analizaron adicionalmente utilizando el SEM (Fig. 5). Tanto el pH del suelo como el TOC no tuvieron un efecto significativo sobre las fracciones lábiles de P del suelo fluvoacuico. Sin embargo, el pH del suelo mostró un efecto significativamente positivo en las fracciones de P moderadamente lábiles del suelo fluvoacuico (el coeficiente de trayectoria fue de 0,97). Por el contrario, para el suelo rojo, el pH mostró un efecto positivo significativo en las fracciones de P lábiles (el coeficiente de trayectoria fue 2,23), pero efectos negativos en las fracciones de P moderada y escasamente lábiles (los coeficientes de trayectoria fueron − 2,28 y − 2,54, respectivamente). El aumento del TOC redujo significativamente las fracciones de P lábil y no lábil del suelo rojo (los coeficientes de trayectoria fueron - 2,20 y - 1,83, respectivamente), mientras que aumentó las fracciones de P moderada y moderadamente lábil (los coeficientes de trayectoria fueron 3,02 y 2,56, respectivamente). En general, las variables explicaron el 94,0% y el 85,0% de la variación de Olsen-P en suelo fluvoacuico y suelo rojo, respectivamente. En ambos suelos, las fracciones de P lábil tuvieron un efecto positivo directo sobre el Olsen-P del suelo (los coeficientes de trayectoria fueron 0,97 y 0,83, respectivamente), lo que implica que la disponibilidad de P del suelo fue impulsada por las fracciones de P lábil.

Análisis del modelo de ecuaciones estructurales (SEM) para la transformación de fracciones de P en respuesta a la adición de diferentes fuentes alternativas de P en suelos fluvoacuicos (a) y rojos (c). Efectos directos estandarizados, efectos indirectos y efectos totales de los factores sobre Olsen-P del modelo de modelación de ecuaciones estructurales de suelos fluvo-acuicos (b) y rojos (d). Resultados óptimos del ajuste del modelo bajo el suelo fluvoacuico (a): χ2 = 0.098, DF = 1, χ2/DF = 0.098, P = 0.754, NFI = 0.999 y RMSEA = 0.000; Resultados óptimos de ajuste del modelo bajo el suelo rojo (b): χ2 = 0,241, DF = 1, χ2/DF = 0,241, P = 0,623, NFI = 0,998 y RMSEA = 0,000. El número en la flecha representa el coeficiente de ruta estandarizado y las flechas roja y azul representan los efectos positivos y negativos, respectivamente. *, ** y *** indican significancia en P <0,05, P <0,01 y P <0,001, respectivamente. El número negro encima de cada variable son los valores R2, que representan la proporción de varianza explicada para cada variable. El ancho de la flecha indica la fuerza de los caminos.

El tratamiento con SSP resultó en la concentración más alta de Olsen-P tanto en suelos fluvoacuicos como en suelos rojos (Fig. 1 y Fig. S2). El P químico (SSP) puede disolverse fácilmente en la solución del suelo y transformarse inmediatamente con fracciones lábiles de P del suelo. Por el contrario, el Po en el estiércol necesita mineralizarse para disolverse en la solución del suelo36,39. Por lo tanto, la disponibilidad de P de ambos suelos fue mayor con SSP que con fuentes alternativas de P. Este estudio demuestra que el CM tiene una ventaja inherente en el aumento de la disponibilidad de P en el suelo en comparación con otras fuentes alternativas de P. El tipo de estiércol es un factor clave que afecta los componentes del P, y el tipo de estiércol tiene un efecto profundo en las fracciones de P del suelo40. Las diferencias en el sistema digestivo de los animales y en la composición del alimento pueden resultar en diferencias significativas en el contenido de P y su fraccionamiento entre los estiércoles, lo que a su vez afecta la acumulación, transformación y movilidad del P en el suelo y afecta su biodisponibilidad41. 42. Estudios anteriores han demostrado que la capacidad de extracción de Olsen P de las enmiendas CM es mayor que la de PM43. Esto es consistente con los resultados del estudio actual. Además, otros estudios sugieren que el retorno residual de la paja al suelo a largo plazo mejoró el P44,45 disponible en el suelo. Sin embargo, en el estudio actual, la incorporación de MS al suelo no mejoró la disponibilidad de P en ambos suelos. En estudios de campo a largo plazo, la adición de abono orgánico en lugar de paja de cultivo influyó en la disponibilidad de P del suelo46,47. El tipo de paja y el método de procesamiento pueden afectar su capacidad de enriquecimiento del suelo. Por lo tanto, futuras investigaciones deberían considerar el método de manejo de la paja que regresa al campo para promover su descomposición in situ y la liberación de nutrientes para mejorar el P disponible en el suelo.

El grado de variación de la fracción de P del suelo después de la aplicación de enmiendas orgánicas depende en gran medida del tipo y textura del suelo48. En comparación con el suelo fluvoacuico, el suelo rojo mostró una mayor capacidad de adsorción de P después de las enmiendas de SSP, PM y CM (ΔOlsen-P disminuyó). De manera similar, Yang et al. (2013) sugirieron que el aumento de las concentraciones de Olsen-P fue mayor en el suelo ligeramente alcalino que en el suelo rojo ácido después de enmiendas orgánicas49. Además, la adición de CB mejoró la disponibilidad de P en el suelo rojo, pero no en el suelo fluvoacuico. Esto podría atribuirse a que el P existe principalmente en forma de apatita en la harina de huesos, y el H+ es necesario para liberar P de la apatita6,50. Esto sugiere que la aplicación de CB como fuente de fertilizante fosfatado en suelos rojos ácidos es más prometedora que en suelos fluvoacuicos.

El análisis de las fracciones de P del suelo reveló la rápida transformación de la mayor parte del P químico en fracciones de P lábiles (Tabla S3). Sin embargo, las fuentes alternativas de P aumentaron principalmente las concentraciones de P moderada y moderadamente lábil en ambos suelos. El análisis de correlación mostró una correlación significativamente positiva entre la disponibilidad de P del suelo y las fracciones de P lábil (Fig. S4). La proporción de P con respecto a las fracciones de P lábil del suelo difirió entre las fuentes alternativas de P, lo que podría ser la razón principal de la variación en la concentración de P disponible en ambos suelos. Comparando las fracciones de P de las fuentes alternativas de P, las fracciones lábiles de P del estiércol de aves, estiércol de ganado, paja de maíz y harina de huesos de ganado representaron el 47,5%, 66,7%, 7,3% y 9,1% del P total, respectivamente (Tabla S2). . Por lo tanto, el CM superó a otras fuentes en la mejora de la disponibilidad de P en el suelo. Numerosos estudios han demostrado que el tipo de estiércol animal tiene un fuerte efecto sobre las fracciones de P. Estudios anteriores han demostrado que la mayor parte del P en PM se extrae con agua y HCl, mientras que la mayor parte del P en CM se extrae con NaHCO318. Con cantidades iguales de aportes de P de estiércol, el CM con un mayor porcentaje de P lábil puede tener una mayor disponibilidad de P en el suelo que el MP. Esto es consistente con los hallazgos de que las concentraciones de Olsen-P fueron mayores en los tratamientos modificados con CM para ambos suelos. En contraste, la mineralización de otras fuentes de P, como MS y CB, fue relativamente lenta para liberar P disponible. Estos resultados implican que MS y CB están poco involucrados en el ciclo del P del suelo durante un corto tiempo. Por lo tanto, el suelo fluvoacuico con MS y CB no mostró un efecto beneficioso significativo sobre la disponibilidad de P en el suelo a corto plazo.

La adición de SSP y CM al suelo rojo disminuyó significativamente ΔResin-P y ΔNaHCO3-Pi, respectivamente, en comparación con el suelo fluvoacuico. La adsorción de P está dominada principalmente por hidróxidos de hierro (Fe) y aluminio (Al) y minerales arcillosos en suelos ácidos51. Por el contrario, los efectos de la precipitación de CaCO3 y fosfatos de Ca fueron más fuertes en suelos neutros y ligeramente alcalinos26. Los iones e hidróxidos de Fe y Al en el suelo rojo aumentan la sorción y disminuyen la descomposición de Po, inhibiendo así la conversión de P moderadamente lábil en fracciones de P lábil52. En consecuencia, la acumulación de P en fracciones lábiles de P en suelo rojo es menor que en suelo fluvoacuico, lo que podría haber reducido la disponibilidad de P en el suelo. El cambio en el pH del suelo causado por la fertilización afectará la adsorción y desorción de P en el suelo. En suelos ácidos, el aumento del pH y la disminución de los compuestos de Al extraíbles pueden reducir la adsorción de P del suelo53,54. Por el contrario, en suelos fluvoacuáticos, la precipitación de fosfatos de Ca puede aumentar al aumentar el pH55. El SEM indicó que el aumento del pH del suelo aumentó significativamente las concentraciones de fracciones lábiles de P en el suelo rojo, mientras que no hubo un efecto significativo en el suelo fluvoacuico (Fig. 5). Esto implica que aumentar el pH en suelos rojos podría haber promovido la distribución de P a las fracciones lábiles de P. En este estudio, el incremento de la concentración de Resina-P en suelo rojo modificado con SSP fue significativamente menor que en el suelo fluvoacuico, mientras que no hubo diferencias significativas entre los dos suelos modificados con CM (Fig. 2). Esto puede atribuirse al aumento en el pH del suelo y la disminución de la adsorción de P en suelo rojo con CM, y la consecuente mejora en la disponibilidad de P en el suelo.

En este estudio, se encontró una gran proporción de ortofosfato en suelos con SSP, lo que concuerda con otros informes previos34,56. Además, el ortofosfato en el suelo con SSP fue significativamente mayor que en el suelo con fuentes alternativas de P (Fig. 3), lo cual se espera, al menos en un corto tiempo, ya que el SSP es fácilmente soluble. Las adiciones de PM y CM aumentaron significativamente las concentraciones de monoéster P y hexakisfosfato de inositol en ambos suelos. Estudios anteriores también informaron que la aplicación de CM y PM aumentó significativamente el contenido de monoéster de fosfato del suelo, siendo el efecto más evidente para PM que para CM57,58. La proporción de fosfato de inositol con respecto al P total es aproximadamente del 8% en CM17,59, pero alcanza hasta el 80% en PM57,60. El fosfato de inositol puede formar complejos con elementos metálicos divalentes y trivalentes como calcio, magnesio, zinc y hierro para formar compuestos extremadamente insolubles, lo que puede reducir la disponibilidad de P61. Este puede ser un factor importante que explique la mayor disponibilidad de P en suelos modificados con CM que con PM. Sin embargo, la mineralización de diferentes fracciones de Po en el suelo y los mecanismos asociados aún no están claros. En este sentido, estudiar los procesos microbianos de la transformación del P y su regulación en suelos fluvoacuicos y rojos con fuentes alternativas de P proporcionaría conocimientos considerables sobre el desarrollo de opciones efectivas de manejo del P para estos tipos de suelo.

Lograr un ciclo de P sostenible requiere tanto una reducción del aporte químico de P como un aumento de fuentes alternativas de suministro de P. El reciclaje y la recuperación de P de los desechos agrícolas son esenciales para la sostenibilidad de la gestión global del P62,63,64. El estudio actual exige cerrar el ciclo del P a escala de campo mediante el reciclaje del estiércol, especialmente el estiércol de ganado, para maximizar la eficiencia del uso del P y minimizar las pérdidas de P en los sistemas de producción de cultivos. Aunque los residuos de paja y la harina de huesos se consideran posibles almacenamientos de P, la disponibilidad de P en estas fuentes a corto plazo es casi insignificante. La disponibilidad de fuentes alternativas de P se ve fuertemente afectada por el tipo de suelo, y el aumento del pH del suelo rojo es beneficioso para la transformación del P orgánico en fracciones lábiles de P. Además, la transformación de fuentes alternativas de P en el suelo podría verse afectada por la temperatura, la precipitación, la labranza y el sistema de cultivo. Este experimento de incubación a corto plazo se llevó a cabo en condiciones constantes de temperatura y humedad. Por lo tanto, se deben investigar más a fondo los efectos a largo plazo de diferentes fuentes alternativas de P sobre la transformación de P del suelo en condiciones de campo. En resumen, este estudio sugiere que el estiércol animal, especialmente el CM, parece ser una buena fuente alternativa de P con alta disponibilidad de P y se espera que desempeñe un papel importante para aliviar la limitación de los recursos de P en la agricultura.

La interacción de los tipos de suelo con diferentes fuentes de P determina la rotación y distribución del P entre las diferentes fracciones de P del suelo. En comparación con otras fuentes alternativas de P, la adición de CM aumentó significativamente la concentración de Olsen-P y la distribución de fracciones de P lábiles en el suelo. Por lo tanto, el CM es una fuente alternativa superior para mejorar la disponibilidad de P en suelos fluvoacuicos y rojos. Los aportes de P de SSP, PM y CM se inmovilizaron más fuertemente en el suelo rojo que en el suelo fluvoacuico, debido a una reducción de las fracciones lábiles de P en el suelo rojo. El estudio de 31P-NMR mostró que la cantidad de ortofosfato era el factor principal que afectaba la disponibilidad de P de diferentes fuentes de P. El análisis SEM mostró que la concentración de Olsen-P en el suelo se vio afectada principalmente por la fracción de P lábil. Además, aumentar el pH en suelos rojos podría haber promovido la distribución de P a las fracciones lábiles de P. En resumen, el estiércol, especialmente el estiércol de ganado, puede ser una fuente alternativa eficaz de suministro de P para aliviar la limitación química de P. El siguiente paso lógico debería ser una mejor comprensión de la eficiencia del uso del P de las diferentes fuentes de P y su impacto en el rendimiento y el impacto ambiental en las condiciones de producción de cultivos.

El experimento se llevó a cabo en una cámara de crecimiento ubicada en el Departamento de Nutrición Vegetal de la Facultad de Recursos y Medio Ambiente de la Universidad del Suroeste, Chongqing, China. Se recogió un suelo fluvoacuico típico (suelo aluvial en la taxonomía de EE. UU.) en Quzhou, provincia de Hebei, y un suelo rojo (ultisoles en la taxonomía de EE. UU.) en una tierra de cultivo en Shilin, provincia de Yunnan. La textura del suelo fluvoacuico es franco limosa con 7,9% de arcilla (<2 μm), 55,3% de limo (2 a 20 μm) y 36,8% de arena (20 a 2000 μm). Otras características del suelo fluvoacuico fueron: 8,8 mg P kg−1 Olsen-P, 914,7 mg P kg−1 P total, pH 7,9 (relación agua:suelo 2,5:1), 7,7 g C kg−1 carbono orgánico total ( TOC), 1,9 mg N kg−1 NH4+-N, 24,3 mg N kg−1 NO3–N y 26,1 mg K kg−1 potasio intercambiable. La textura del suelo rojo es arcillosa con 47,5% de arcilla (<2 μm), 25,3% de limo (2 a 20 μm) y 27,2% de arena (20 a 2000 μm). Otras características del suelo rojo fueron: 38,2 mg P kg−1 Olsen-P, 1083,7 mg P kg−1 P total, pH 5,7 (relación agua:suelo 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 y 78,2 mg K kg−1 potasio intercambiable. Antes del experimento, ambos suelos se secaron al aire y se tamizaron (2 mm), luego se preincubaron en la oscuridad a 25 °C durante 7 días, a un nivel de humedad del 30,0% de la capacidad de retención de agua (WHC).

En el experimento se utilizaron cinco fuentes de P, incluyendo superfosfato (SSP), estiércol de aves (PM), estiércol de ganado (CM), paja de maíz (MS) y harina de huesos de ganado (CB). Los contenidos totales de NPK fueron 16–20-32 g kg-1 de PM, 7–5-12 g kg-1 de CM, 7–5-8 g kg-1 de MS y 37–93-1 g kg-1 de CB, respectivamente. Las propiedades del PM fueron: 2,2 g kg-1 Olsen-P, pH 8,7 (relación agua:suelo 2,5:1), 346,9 g kg-1 TOC. Las propiedades del CM fueron: 1,0 g kg-1 Olsen-P, pH 9,5, 242,9 g kg-1 TOC. Las propiedades de MS fueron: 12,3 mg kg-1 Olsen-P, pH 8,4, 491,8 g kg-1 TOC. Las propiedades del CB fueron: 2,0 g kg-1 Olsen-P, pH 8,0, 52,3 g kg-1 TOC.

Los tratamientos de este experimento de incubación fueron un diseño factorial de dos tipos de suelo (suelos fluvoacuicos y rojos) y cinco fuentes alternativas diferentes de P más un control sin modificaciones (CK). Las cinco fuentes de P fueron SSP, PM, CM, MS y CB. La aplicación total de P fue de 120 mg kg-1 para cada tratamiento. Las cantidades de diferentes enmiendas se determinaron de acuerdo con el contenido de P de diferentes fuentes de P. Los aportes totales de N y K2O se suplementaron con Ca (NO3)2 y KCl a 200 y 325 mg kg-1 en el suelo de todos los tratamientos. Las cantidades de fertilizante para cada tratamiento se muestran en la Tabla S1. El suelo secado al aire y diferentes fuentes alternativas de P se tamizaron con un tamiz de acero inoxidable de 2 mm y el suelo se mezcló con fuentes alternativas de P. Cada tratamiento se replicó 36 veces, y cada unidad experimental (una réplica) constituyó un recipiente plástico cilíndrico de 200 ml que contenía 100 g de suelo. Todos los contenedores se mantuvieron a 25 ℃ en una incubadora durante 70 días. Durante todo el período de incubación, el contenido de agua gravimétrica del suelo se mantuvo al 30% WHC mediante pesaje. En este experimento se utilizó un total de 432 unidades experimentales (2 tipos de suelo × 6 tratamientos de P × 36 repeticiones). Una gran cantidad de réplicas permitió un muestreo destructivo en cada fecha de muestreo. Se tomaron muestras de suelo para el análisis Olsen-P a los 0, 3, 7, 14, 21, 28, 35, 42 y 70 días después de agregar las fuentes alternativas de P. Las fracciones de P del suelo se determinaron a los 70 días después de la incubación (DAI).

Olsen-P se determinó mediante el método del fosfomolibdato después de la extracción utilizando 0,5 mol L-1 de NaHCO3, pH 8,5 (180 RPM, 25 °C) a 1:20 de suelo (P/V)65. Después de la digestión ácida con reactivo de paramolibdato-vanadato de amonio, el P total del suelo se determinó colorimétricamente66. El contenido de TOC del suelo se determinó mediante un método de oxidación húmeda con una mezcla ácida de K2Cr2O7 y H2SO467. Las muestras de suelo se secaron al aire y se molieron para pasar un tamiz de 150 μm y las fuentes alternativas de P se congelaron a -80 °C, se liofilizaron y se molieron para pasar un tamiz de 150 μm para la extracción secuencial. Se utilizó el procedimiento de extracción secuencial propuesto por Tiessen y Moir (1993) para determinar diferentes fracciones de P del suelo: P-resina, P-NaHCO3, P-NaOH, P-HCl diluido, P-HCl conc. y Pt residual. Se determinaron diferentes extractos (NaHCO3-P, NaOH-P, HCl-P conc.) mediante el método de digestión con persulfato de amonio13. La concentración de P de los extractos se cuantificó colorimétricamente68. La concentración de Po se calculó como la diferencia entre P total (Pt) y P inorgánico (Pi). La figura S1 muestra el proceso de análisis detallado.

El análisis de Po también se realizó mediante extracción con NaOH-EDTA seguida de análisis de 31P-NMR69,70. Para el análisis de 31P-NMR, se molieron muestras de suelo en DAI 70 y se tamizaron a través de una malla de 100 μm. Luego, los suelos se extrajeron con una solución de 0,25 mol L-1 NaOH y 0,05 mol L-1 EDTA durante 16 h a temperatura ambiente en una relación sedimento:extracto de 1:1058,71. El pH de la solución se ajustó a 9,0 ± 1,0 con HCl 1 M, se mantuvo estable durante 30 minutos y luego se centrifugó a 12.000 g (20 ℃) durante 30 minutos. La solución de NaOH-EDTA se congeló y liofilizó para análisis de 31P-NMR. Este extracto se volvió a disolver en 2 ml de una solución de NaOH de 1 mol L-1 durante 2 h mediante agitación vortex y la suspensión se centrifugó a 12 000 g (20 °C) durante 30 min72. Se transfirió una alícuota (940 μl) del sobrenadante a un tubo de RMN de 5 mm y se le añadió una solución acuosa deuterada de ácido metilenbisfosfónico-P, P'-sal disódica (MDP, Epsilon Chimie, Brest) como estándar interno (δ = 16,62 ppm), para alcanzar una concentración final de 2,65 mM. Para cada tratamiento, se midieron tres réplicas para los análisis de RMN71.

Los espectros de solución 31P-NMR se determinaron utilizando un espectrómetro Bruker de 600 MHz (Bruker, AVANCE III, Suiza) operado a 242,93 MHz a 25 °C. Para la medición se ajustaron un impulso de desacoplamiento activado por energía, un retardo de relajación de 2 s, un tiempo de adquisición de 0,67 s y 4000 exploraciones. Los cambios químicos se registraron en relación con un estándar de H3PO4 al 85 % (δ = 0 ppm). Todos los espectros de 31P se corrigieron y procesaron mediante el software MestReC (v. 4.9.9.9). Las áreas de señal se calcularon integrando los picos individuales resultantes de un proceso de deconvolución. Con el pico de ortofosfato estandarizado en 6,18 ppm, las señales se asignaron a compuestos de P individuales o clases de compuestos según las publicaciones73,74,75,76. Se utilizó el estándar interno de ácido metilenfosfónico (MDP) 0,2 mM para disolver muestras para análisis de RMN y calibrar el eje de frecuencia, estandarizar datos y realizar una evaluación cuantitativa de compuestos de P. Los espectros de RMN de 31P en solución de extractos de NaOH-EDTA reflejaron las diferentes fuentes alternativas de P en la Fig. S3.

El cambio en las fracciones Olsen-P (ΔOlsen-P) y P (fracción ΔP) del suelo se calculó de la siguiente manera:

donde Olsen-P70 es la concentración de Olsen-P en el suelo en DAI 70 (mg kg-1), y Olsen-P0 es la concentración de Olsen-P en el suelo inicial.

donde P fraccióni70 es la concentración de la i-ésima fracción de P en DAI 70 (mg kg-1), y P fraccióni0 es la concentración de la i-ésima fracción de P del suelo inicial.

Los datos de RMN se procesaron utilizando el paquete MestReNova (V8.1.4 Mestrelab Research, España). Los datos se probaron para determinar los supuestos de normalidad y homocedasticidad mediante la prueba de Shapiro-Wilk (P > 0,05). Se utilizó un modelo de análisis de varianza de dos vías para probar los efectos principales e interactivos de la fuente de P (df = 5) y el tipo de suelo (df = 1) sobre los cambios en las fracciones Olsen-P y P del suelo. Cuando los efectos del tratamiento fueron significativos, las medias se compararon utilizando la prueba de diferencia menos significativa (LSD) en P <0,05. Todos los análisis se realizaron utilizando el software SPSS (SPSS 13, Chicago, IL, EE. UU.). El modelo de ecuaciones estructurales (SEM) se utilizó para identificar los posibles factores impulsores de la transformación de diferentes fracciones de P después de las aplicaciones de fertilizantes en los dos suelos experimentales utilizando el IBM SPSS AMOS 22.0 (IBM Corporation 2013). Se utilizaron el error cuadrático medio de aproximación (RMSEA) (< 0,08), chi-cuadrado (χ2) (χ2/df < 2) y el valor P de χ2 (P > 0,05) para evaluar el ajuste del modelo.

Los conjuntos de datos generados y/o analizados durante el estudio actual están disponibles del autor correspondiente a solicitud razonable.

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El autor quisiera agradecer al Sr. Guo Shuiquan y al Sr. Liu Yongliang por su apoyo y ayuda con la recolección de tierra.

Este trabajo fue apoyado por el Programa Nacional Clave de I+D de China (2022YFD1900702) y la Fundación Nacional de Ciencias Naturales de China (No. 32002139 y No. 32272805), Fondos de Investigación Fundamental para las Universidades Centrales (SWU119033), Fundación de Inicio de Investigación Científica del Suroeste Universidad (SWU019012), la Deutsche Forschungsgemeinschaft (DFG)-328017493/GRK 2366 (IRTG chino-alemán AMAIZE-P), el Programa de Introducción de Talentos de Disciplina a las Universidades (B20053), el Sistema Nacional de Producción de Maíz en China (CARS-02 –15) y Beca Changjiang, Ministerio de Educación, China.

Facultad de Recursos y Medio Ambiente, Academia de Ciencias Agrícolas, Laboratorio Clave de Utilización Eficiente del Suelo y Recursos Fertilizantes, Universidad del Suroeste, Chongqing, 400716, China

Yuan Wang, Wei Zhang, Huaiyu Yang y Xinping Chen

Centro de Investigación Interdisciplinario para el Desarrollo Agrícola Verde en la Cuenca del Río Yangtze, Universidad del Sudoeste, Chongqing, China

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

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Torsten Müller

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Prakash Lakshmanan

Alianza de Queensland para la Innovación Agrícola y Alimentaria, Universidad de Queensland, 4067, Santa Lucía, QLD, Australia

Prakash Lakshmanan

Facultad de Ciencias de la Vida, Universidad de Zhejiang, Zhejiang, 310058, China

yu liu

Academia de Ciencias Agrícolas de Chongqing, Chongqing, 40000, China

Tao Liang y Lin Wang

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Conceptualización: YW, WZ, TM, HY. Y. y XP. C.; Investigación: YW; Escritura—Borrador original: YW; Visualización: YW; Análisis formal: YW y WZ; Redacción: revisión y edición: YW, WZ, TM, PL, YL, TL, LW, HY. Y. y XP. C.; Adquisición de financiación: WZ, TM, HY. Y. y XP. C., todos los autores leyeron y revisaron el manuscrito.

Correspondencia a Wei Zhang o Huaiyu Yang.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Wang, Y., Zhang, W., Müller, T. et al. Disponibilidad y fraccionamiento del fósforo del suelo en respuesta a diferentes fuentes de fósforo en suelos alcalinos y ácidos: un estudio de incubación a corto plazo. Representante científico 13, 5677 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-31908-x

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Recibido: 04 de agosto de 2022

Aceptado: 17 de marzo de 2023

Publicado: 07 de abril de 2023

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

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