不同特性土壤接触时，再生改良剂中磷的溶解度及迁移特性的差异

《Soil Use and Management》：Differences in Recycled Amendment Phosphorus Solubility and Transport When Interfaced to Soils of Dissimilar Characteristics

　　摘要

为了提高基于生物废物的磷（P）肥料的利用效率（即回收的改良剂），需要促进土壤中更多可被植物吸收的生物可利用磷。因此，本研究旨在阐明当回收的改良剂与具有不同特性的土壤接触时，其溶解度和迁移情况如何变化。通过使用细网筛创建了微宇宙实验，将回收的改良剂（铁沉淀污泥、污泥灰和肉骨粉）与四种土壤进行培养。培养14天或120天后，对微宇宙进行了破坏性采样。从界面开始以毫米级（最多4毫米）切割土壤样本。通过水溶性磷（Pw）和活性磷（Plab；树脂加碳酸氢盐磷）来评估土壤中的磷溶解度，而顺序分级法则用于分离回收改良剂中磷组成的变化。结果表明，多种因素影响了磷从回收改良剂-土壤界面迁移的距离。首先，更多的活性磷确保了磷的迁移能够穿过界面。例如，在14天后，可溶性土壤磷的迁移距离远远超过了肉骨粉界面。其次，土壤特性决定了回收改良剂中的磷在离开界面后是否仍然保持溶解状态。例如，在酸性土壤（Orthic Podzol）中培养时，污泥灰中的活性磷含量增加，促进了更远的迁移。最后，时间对迁移过程的影响不均匀。在14天和120天的培养期间，土壤中磷的池组成发生了波动。因此，要增加植物根系对回收改良剂中磷的吸收，需要采取一种考虑两种基质物理化学特性的方法。

1 引言

磷（P）对生物体至关重要，然而全球许多土壤中的可利用磷浓度不足以满足农业需求（Richardson等人，2009年）。尽管土壤中的总磷含量可能很高，但从固相中持续补充溶液磷的速度往往太慢，无法支持植物生长（Frossard等人，1995年）。作为水溶性肥料的替代品，富含磷的社会副产品和基于生物的废物（回收改良剂）为补充土壤溶液磷提供了潜在的解决方案（Kurniawati等人，2023年）。由于植物根系在生长年份中只探索周围表土的一小部分以获取磷酸盐离子（例如可溶性磷），因此任何添加的磷都必须移动到根区以提高肥料利用效率（Barber 1995年；Barber等人，1963年；Montalvo等人，2014年）。磷的迁移通过非生物和生物反应发生（Sica等人，2025年）。扩散是主要的非生物迁移机制，它使磷在施用后几周内从施用源移动几毫米到几厘米（Degryse和McLaughlin 2014年）。相比之下，微生物和植物的生物迁移将磷从集中区域移走的速率远大于非生物过程（Larsen 1967年）。总体而言，磷迁移的程度取决于涉及的磷形式（例如水溶性磷与非水溶性磷）以及主导的迁移过程（Larsen 1967年）。许多过程阻碍了磷的迁移。相互依赖的因素决定了磷从施用点迁移的距离，包括（i）时间、（ii）土壤特性和（iii）肥料或回收改良剂的性质（Degryse和McLaughlin 2014年；Eghball等人，1990年；Meyer等人，2021年）。由于土壤中磷的空间变化是时间依赖的，因此磷迁移的不利反应可能性随时间增加（Weihrauch 2019年）。土壤的物理化学矿物学和性质，如Fe和Al氧化物、Ca和Mg浓度、有机碳、土壤质地和碳酸钙含量，将影响磷的迁移（Degryse和McLaughlin 2014年；Ige等人，2007年）。通常，这些参数中的许多会影响吸附或沉淀反应的速率（Frossard等人，1995年）。最后，与水溶性磷肥料不同，回收改良剂主要由非水溶性磷化合物组成，这些化合物控制着土壤中磷的迁移（Christel等人，2016年）。例如，含有大量Ca的回收改良剂通过形成稳定的土壤Ca-P复合物来减少可利用的土壤磷池（即水溶性磷、有效磷和微生物磷）（Robinson和Sharpley 1996年；Siddique等人，2000年）。从土壤-回收改良剂界面解释磷池动态需要结合多种互补的分析技术，以评估土壤中的磷池和回收改良剂中的磷形态（Helfenstein等人，2018年）。土壤测试，包括水溶性磷（Pw），可以测量可用于作物生长的土壤磷（Zheng和Zhang 2011年；Sharpley 1982年）。相比之下，顺序分级方案使用越来越强的缓冲剂来改变土壤特性，从而在操作上定义了提取的磷（Hedley等人，1982年；Hupfer等人，2009年；Kruse等人，2015年）。总体而言，将土壤测试与磷形态技术（例如X射线吸收近边结构（XANES）光谱、X射线粉末衍射（XRD）和31P液核磁共振光谱（31P NMR）结合使用，是理解土壤-回收改良剂界面内过程的强大工具（Frossard等人，1994年；Koch等人，2018年；Kruse和Leinweber 2008年）。本研究旨在探讨土壤-回收改良剂界面处土壤磷溶解度的变化如何影响两个培养期间的磷迁移。研究目标包括（1）调查将回收改良剂与不同特性的土壤结合如何影响磷从肥料迁移的总距离；（2）确定培养时间在多大程度上导致可溶性土壤磷和回收改良剂磷（Pw和活性磷）（Plab，即顺序分级方案中的树脂磷加碳酸氢盐磷）的差异。为了解决实验目标，我们选择了三种代表性的回收改良剂（即污泥、污泥灰和肉骨粉）和四种具有不同物理化学特性的土壤（即Chromic Luvisol、Haplic Calcisol、Orthic Luvisol和Orthic Podzol）。首先，使用XRD、XANES和液相31P NMR对回收改良剂进行了表征，并研究了顺序分级池中磷的分布。然后通过将回收改良剂与土壤接触设置了微宇宙实验（参见Sica等人，2023年），并进行14天或120天的培养。安装细网屏障后，可以更容易地量化培养后土壤和回收改良剂中磷池的变化。培养后，将回收改良剂和土壤分离，并从界面开始以逐渐增加的距离（即1毫米）切割土壤。最后，结果研究了土壤和回收改良剂性质随时间的相互作用如何影响土壤中迁移的磷量。

2 材料与方法

2.1 土壤特性

一维切片微宇宙（在第2.5节中描述）使用四种土壤（表1）和三种回收改良剂（表2）进行了两个培养期（14天和120天）的培养。Chromic Luvisol（40°25′26.35′′ N, 3°18′28.71′′ W）和Haplic Calcisol（40° 29′ 1.19′′ N, 3°12′51.81′′ W）于2022年从西班牙的长期农业田地中采集，深度为0–25厘米。这些田地在休耕一年后种植冬季谷物，主要是大麦和小麦（S. López，个人通讯，2022年10月16日）。Orthic Luvisol是从丹麦Taastrup的哥本哈根大学实验农场CRUCIAL田间试验中未施肥地块的表层25厘米处采集的。这个长期实验田地始于2003年，主要种植春季谷物（Gómez-Mu?oz等人，2018年）。Orthic Podzol来自丹麦北部Gribskov森林的Ae层（深度未记录）（55°59′13″ N, 12°18′30″ E）。采集的土壤在空气中风干后使用球磨机研磨，并筛分至小于2毫米。使用0.01 M CaCl2溶液测量土壤pH值，土壤与溶液的比例为1克干重土壤对5毫升盐溶液（FAO 2021）。通过筛分和沉淀程序确定土壤质地，并根据沙子（2.0–0.06毫米）、粉砂（0.06–0.002毫米）和粘土（<0.002毫米）的比例进行分类（Blume等人，2011）。通过使用带孔底的圆柱形柱子饱和样品，然后过夜在沙浴中排水来测量持水能力（WHC）。样品在105°C下烘烤24小时，WHC计算为饱和样品和烘烤样品之间的质量差（修改自ISO 14328，附件A；ISO，2012）。表1. 用于与回收改良剂培养的四种土壤的选定化学和物理性质。

表1. 用于与回收改良剂培养的四种土壤的化学和物理性质。
| 土壤类型 | 原产地 | 粘土（g 100 g?1干物质） | 粉砂（g 100 g?1干物质） | 沙子（g 100 g?1干物质） | WHC（g H2O 100 g?1干物质） | pH（1 g干物质：5 mL CaCl2） | 碳酸盐（CaCO3当量，g 100 g?1干物质） | Feox（mmol kg?1） | Alox（mmol kg?1） | Pox（mmol kg?1） | 总磷（mg kg?1） |
|--------------|-----------------|-------------------|-------------------|-------------------|-------------------|-------------------|-------------------|-------------------|-------------------|-------------------|
| Chromic Luvisol | 西班牙 | 36 | 46 | 15 | 56 | 7.1 | 7.8 | BDL | 15 | 2.6 | 3.2 | 268.0 |
| Haplic Calcisol | 西班牙 | 46 | 15 | 28 | 65 | 7.8 | BDL | 14 | 4.0 | 31 | 249.8 |
| Orthic Luvisol | 丹麦 | 15 | 31 | 8 | 65 | 7.2 | BDL | 14 | 31 | 503.0 |
| Orthic Podzol | 丹麦 | 0.3 | 8 | 31 | 8 | 7.2 | BDL | 14 | 344 | 81.3 |

缩写：BDL = 低于检测限。
a FAO土壤分类（Anjos等人，2015年）。
b 通过外部实验室的筛分和沉淀法确定土壤质地（Blume等人，2011年）。
c 持水能力：使用带孔底的圆柱形柱子（修改自ISO 14238，国际标准化组织ISO 2012）。
d 1:5土壤干重：0.01 M CaCl2（FAO 2021）。
e 快速滴定法（Rayment和Lyons，2011年）。
f 1:100土壤干重：酸式草酸铵溶液（pH = 3；Schwertmann，1964年）。
g 磷饱和度（DPS），α = 0.5（Blomb?ck等人，2021年）。
h 总磷：通过ICP-OES（EPA 3052，US EPA 1996）进行微波消化和定量。

表2. 与实验土壤接触的回收改良剂的选定物理和元素特性。ICP元素分析的结果代表平均值±标准误差（n = 3）。

2.2 回收改良剂的来源

使用了三种回收的磷改良剂：污泥、污泥灰和肉骨粉（MBM），如表2所示。污泥和污泥灰是在丹麦Aved?re的BIOFOS污水处理厂产生的。Lemming等人（2020年）描述了处理污泥和污泥灰的过程。简而言之，污泥首先经过中温厌氧消化21天，然后脱水。通过使用聚磷酸盐积累细菌和三氯化铁硫酸盐进行增强生物处理，从哥本哈根地区的废水中去除磷。处理后的污泥再进行厌氧消化长达80天，然后加入聚合物后进行离心和机械脱水。污泥灰是通过在流化床中以950°C焚烧污泥产生的。MBM是一种商业化的颗粒状土壤改良剂，来自丹麦Hedensted的DAKA SecAnim工厂（DAKA Denmark A/S 2024）。该改良剂由畜牧业中的动物废弃物（如死猪、家禽或其他非反刍动物）和屠宰场废物制成。使用前，MBM被研磨并筛分至小于2毫米。在MilliQ水中测量改良剂的pH值，干改良剂与溶液的比例为1:2.5。使用HNO3、H2O2和HF进行微波消化后，通过ICP分析（US EPA 1996）测量元素特性（不包括磷）。修正剂C和N的总含量是通过首先在60°C下干燥修正剂，然后在元素分析仪（Vario macro cube，Elementar Analysensysteme GmbH，德国）上燃烧来测量的。

2.3 回收修正剂的X射线衍射表征

使用X'Pert PRO PANalytical衍射仪（PW 3050/60）进行X射线粉末衍射（XRD）来检查每种修正剂的主要结晶相，该衍射仪使用Co Kα辐射，工作参数为40 mA/40 kV。扫描范围从5°到80° 2θ，步长为0.02。使用WinPLOTR和FullProf软件（Rodríguez-Carvajal 2001；Roisnel和Rodríquez-Carvajal 2001；2200 eV，步长=0.5 eV，Kruse和Leinweber 2008）对样品进行了多相Rietveld精修。使用的标准样品来自Crystallography Open Database（Downs和Halls-Wallace 2003；Gra?ulis等人2009, 2012；Merkys等人2016, 2023；Quirós等人2018；Vaitkus等人2021, 2023）。最终使用的标准样品包括石英（1011097）、白磷灰石（9011585）、赤铁矿（1011240）和磷酸二钙（1001556）。

2.4 土壤和回收修正剂中磷的K边XANES分析

XANES光谱是在加拿大萨斯卡通的Canadian Light Source（CLS）的Soft X-ray Microcharacterization Beamline（SXRMB）上收集的。将研磨和干燥后的土壤以及回收修正剂样品涂抹在无P的双面碳带上，为了防止自吸附问题，修正剂与硝酸硼混合。将粘附的样品放置在直径为10毫米的不锈钢样品架上，然后将样品架放入X射线吸附室中。光谱以荧光产额模式和总电子产额模式收集。扫描分为三个区域：前缘（2122.5–2140.5 eV，步长=0.5 eV）、边缘步（2140至2162.5 eV，步长=0.15 eV）和后缘（2162.5–2200 eV，步长=0.5 eV）（Kruse和Leinweber 2008）。每个样品的平均扫描时间为1秒，共进行了四次扫描。为了避免重复采样相同的区域，每次扫描时样品的位置会改变1毫米。使用ATHENA软件包（DEMETER 0.9.20；Ravel和Newville 2005）处理样品数据。样品校准使用纯磷元素标准（焦磷酸钙），参考能量（E0）设定为2145 eV。在边缘前，通过2135至2140 eV之间的线性回归校正基线，然后在后缘区域从2182至2190 eV进行归一化。光谱数据未经软件平滑处理直接呈现。使用线性组合拟合（LCF）根据23种磷参考光谱（例如，腺苷一磷酸、磷酸铝（AlPO3）、磷酸铝（AlPO4）、胺基磷酸盐、偶氮lectin、勃姆石、二钙磷酸盐（CaHPO4）、Ca(H2PO4)2 x H2O、磷酸铁（FePO4）、水铁矿、针铁矿、羟基磷灰石、卵磷脂混合物、磷酸钾（KH2PO4）、磷酸镁（Mg3PO4）、磷酸镁（MgHPO4）、磷灰石（NH4MgPO4）、O-磷酸乙醇胺、离子正磷酸盐（未知主要成分；磷酸盐）、植酸和磷铝矿（FePO4））来确定土壤和回收修正剂中的主要磷物种。在确定用于土壤的标准样品时参考了相关文献，最初使用‘Combinatorics’功能生成了所有可能的二元到四元组合。对于MBM，标准样品包括Ca-hydroxyapatite、CaHPO4、Ca(H2PO4)2 × H2O、植酸和离子正磷酸盐（未知主要成分；磷酸盐）。对于MBM的污水样品，标准样品同样包括Ca-hydroxyapatite、CaHPO4、Ca(H2PO4)2 • H2O、卵磷脂混合物和磷酸盐。污水的LCF拟合使用了相同的标准样品，但增加了磷铝矿。对于灰分样品，标准样品包括Ca-hydroxyapatite、CaHPO4、Ca(H2PO4)2 • H2O和磷酸盐。拟合优度通过R因子（数据与拟合之间的不匹配程度）来评估。如果样品中某个标准样品的拟合误差小于10%，则不考虑该拟合结果（Beauchemin等人2003）。

2.5 回收修正剂的31P NMR光谱分析

为了表征MBM和污水中的磷物种，根据Cade-Menun等人（2002）和Reusser、Verel、Frossard以及McLaren（2020）的方法进行了31P NMR光谱的提取。由于预期只有无定形和结晶形式的磷存在，因此提取过程中省略了灰分。简要来说，将0.5克感兴趣的修正剂与30毫升0.25 M氢氧化钠（NaOH，106,462，Merck KGaA，德国达姆施塔特）和0.05 M乙二胺四乙酸（EDTA，E5134，Merck）的储备溶液混合后进行提取。样品在室温下以35 rpm的速度在端对端摇床中振荡16小时。溶液通过5000 rpm的离心机与土壤分离，然后通过0.45 μm孔径的醋酸纤维素注射滤膜（25PL045，Frisenette，Knebel，丹麦）过滤。取0.1毫升样品液，用9.9毫升MilliQ稀释后，通过电感耦合等离子体-光学发射光谱仪（ICP-OES）测量总磷（Pt）含量。剩余样品在-80°C下冷冻后进行冻干。使用孔雀石绿色板法（Ohno和Zibilske 1991）测量与孔雀石反应的磷（MRP）浓度。与孔雀石不反应的磷（MUP）主要被认为是PO和线性Pi形式，其含量为ICP-OES测得的总磷与MRP之间的差值（Reusser、Verel、Frossard和McLaren 2020）。根据ICP-OES测得的总铁浓度，将冻干样品称重到微量离心管中（MBM 80.1毫克，污水41.4毫克）。加入600 μL的0.25 M NaOH和0.05 M EDTA溶液（Reusser、Verel、Frossard和McLaren 2020）。涡旋后，样品在室温下静置过夜以促进核糖核酸（RNA）和磷脂的水解。第二天将样品在10,621 g的离心机中离心15分钟，然后转移500 μL溶液到新的1.5毫升微量离心管中。加入25 μL的0.03 M亚甲基二膦酸（MDP）标准品（D2O，Merck，M9508）和25 μL的40%（w/w）过氧化钠（NaOD）（D2O，Merck，372072）。涡旋后，将溶液转移到5毫米NMR管中。使用Bruker Avance IIIHD 500 MHz NMR光谱仪（配备5毫米液态Prodigy CryoProbe，Bruker Corporation；Billerica，MA）在苏黎世联邦理工学院无机化学实验室的NMR设施中进行NMR分析。光谱采集的频率为202.5 MHz，启用门控宽带质子解耦，脉冲持续时间为12 μs。按照Reusser等人（2022）的方法进行了反转恢复实验以分离样品的回收延迟。每个样品扫描1024次。使用Bruker TopSpin软件（版本3.5 pL 7，Bruker Corporation；Billerica，MA）进行光谱处理，包括傅里叶变换、相位校正和基线调整。样品处理时使用了0.6 Hz的指数线宽校正。使用内部标准品亚甲基二膦酸（MDP）的峰面积来量化NMR活性磷物种（Doolette等人2011；Turner 2008）。在本研究中，积分区域包括：（1）磷酸盐（19.8–16.36 ppm），（2）正磷酸盐和磷单酯组合区域（5.27–3.22 ppm）以及（3）二酯区域（0.951至-1.238 ppm）。超出这些范围的峰被归类为“其他磷化合物”。使用MATLAB R2017a（The MathWorks Inc.）中的非线性优化算法对组合磷单酯区域的峰进行了光谱反卷积拟合（Reusser、Verel、Zindel等人2020）。磷物种的鉴定是通过视觉分配、myo-肌醇六磷酸盐（myo-IHP）的峰分离和文献回顾（McLaren等人2019；Reusser、Verel、Frossard和McLaren 2020）完成的。

2.6 孵化实验

微宇宙设计参考了Sica等人（2023）描述的方法，示意图见图S1。简要来说，土壤被筛分至2毫米粒径，并调整到60%的持水能力。在塑料圆盘中（高度：18毫米；直径：60毫米），土壤被压实至1.4克/立方厘米的堆积密度。第一个圆盘填充至18毫米（71.3±0.5克土壤），第二个圆盘填充至16毫米（63.3±0.5克土壤），以留出空间放置修正剂。使用一个带有2毫米边缘的专用塑料压块将土壤压实在18毫米圆盘中，确保其达到规定的堆积密度。同样，使用另一个带有2毫米边缘的塑料压块将土壤压实在16毫米圆盘中，以保持土壤高度。微宇宙中的土壤孔隙度当时没有测量。两块45微米尼龙网（NY-0202，Labopolis，西班牙马德里）将土壤与修正剂分隔开。每种土壤有四种处理方式，每种处理方式重复三次：120毫克/千克灰分磷、120毫克/千克MBM磷、60毫克/千克污水磷，以及不添加磷修正剂。由于回收修正剂的体积较大，因此减少了污水磷的用量（即，填充微宇宙时受到材料体积大的影响）。同样，由于怀疑灰分磷的溶解度有限，MBM和灰分的用量也没有减少（Nanzer等人2014）。根据2022年5月至9月丹麦的平均温度（11.5°C至18°C，丹麦气象研究所2026），土壤微宇宙在15°C下孵化14天或120天。系统放置在带有水杯的塑料袋中以保持恒定的水分含量。监测样品以确保水分损失最小，表S1提供了120天孵化期间每片土壤的总水分变化量。孵化后，使用切片活塞以1毫米的间隔从1毫米到4毫米深度对土壤进行破坏性取样。剩余的4毫米深度的土壤被均匀化（即4毫米以上部分）。土壤样品在空气中干燥并研磨至2毫米，然后进行进一步分析。使用MilliQ水（Self-Davis等人2009）以1:60的土壤：溶液比例提取水溶性磷（Pw）浓度。分析前，样品在4000 rpm下离心6分钟，然后通过Whatman 5滤纸（Cytiva，Marlborough，MA，美国）过滤。使用Tiessen和Moir（2007）描述的顺序分级方法进行土壤磷池的分布分析。提取之间，系统被离心并通过Whatman 5滤纸过滤。任何掉在滤纸上的土壤颗粒都被重新放回50毫升离心管中。所有磷酸盐的测量都是使用孔雀石绿色法（Ohno和Zibilske 1991）进行比色法测定的。

2.7 统计分析

所有统计分析均使用R（版本4.2.1）进行。Shapiro–Wilk检验、直方图和QQ图用于检测数据集的正态性。如果数据呈正态分布，则根据比较的因素数量，使用t检验或Tukey HSD检验来测量均值之间的差异（在一元或二元方差分析之后）。如果数据集是非参数的，则使用Kruskal–Wallis或Dunn检验来测量均值之间的差异（根据比较的组数）。由于Pw数据集是非正态的，使用Scheirer–Ray–Hare检验（Scheirer等人1976）和factorH包（Rak和Wrzesniowski 2025）来确定距离和修正剂类型对土壤磷酸盐浓度的影响。对于非参数数据集，使用基于秩的epsilon平方来计算效应大小估计，解释包括小（ε2=0.2）、中（ε2=0.5）和大（ε2=0.8）（Cohen 1988）。使用Sica等人（2023）提供的方程式（方程2）来测量从修正剂压块中流失的总磷量：
(2)其中Masst是时间t时干回收修正剂的重量（克），[C]t是微宇宙破坏时回收修正剂的总磷浓度（毫克/千克），Mass0是微宇宙创建时干回收修正剂的重量（克），[C]0是初始回收修正剂的总磷浓度（毫克/千克）。为了确定Plab的浓度（即，树脂磷加上来自顺序分级方案的碳酸氢盐磷），使用方程式（3）：
(3)其中是微宇宙破坏时的活性磷浓度（毫克/千克），是微宇宙创建时的活性磷浓度（毫克/千克）。正数表示Plab的净减少，而负数表示回收修正剂中Plab的增加。

3 结果

3.1 修正剂表征

XRD衍射图显示每种修正剂都有独特的图案，如图1所示。白磷灰石（Ca9(MgFe)(PO4)6PO3OH）是灰分的主要结晶相，还鉴定出其他矿物，包括石英、石膏、赤铁矿和磷酸二钙。多相Rietveld精修显示石英是污水中的主要结晶相。最后，MBM显示出高有机质含量，这从17.5°到27.5°的宽峰可以看出，这使得Rietveld精修和矿物鉴定变得困难且不完整。图1：在图查看器或PowerPoint中打开

污水污泥灰（ash）、肉骨粉（MBM）和污水（sewage）的X射线衍射图谱及其分析结果。数据使用Co Kα辐射收集，扫描范围为5°至80° 2θ，步长为0.02。WinPLOTR和FullProf程序识别了每种改良剂的主要晶体相（Rodríguez-Carvajal 2001；Roisnel和Rodríquez-Carvajal 2001）。标有“有机相”的绿色框表示由于MBM中高有机物含量而在衍射图上形成的高亮度区域。图2展示了所使用的标准化标准、P-XANES光谱以及按改良剂分类的LCF（线性组合拟合）结果。灰分光谱中的特征表明存在羟基磷灰石（HAP）和离子正磷酸盐的混合物（18% HAP，82% 磷酸盐，R因子=0.0017）。在MBM光谱中，LCF结果表明存在的P是钙磷酸盐、有机物质和无特征物种的混合物（72% HAP，12% 磷酸盐，17% 卵磷脂（作为P脂质的代表），R因子=0.001）。最后，污水改良剂含有钙磷（Ca-P）和铁磷（Fe-P）物种的混合物，以及一些被归类为磷酸盐和卵磷脂的磷（15% 羟基磷灰石，28% 菱锌矿，33% 卵磷脂，R因子=0.0011）。这些改良剂（见图S2）在培养14天后通过K边P XANES进行了分析。然而，LCF分析未发现回收改良剂在初始状态和培养14天后的特性有显著差异，因此未完成进一步处理。同样，由于使用LCF进行样品与标准品拟合时存在问题（例如，R因子值较小且拟合建议不合理），培养14天后的土壤光谱（见图S3）也未进行处理。

图2：在图查看器或PowerPoint中打开

本研究中使用的改良剂的标准化磷（P）K边XANES（X射线吸收近边结构）光谱。虚线（a：2151.9）、（b：2158.1）、（c：2162.7）和（d：2169.0）代表P光谱的独特特征。（A）用于线性组合拟合（LCF）的选定P标准品。堆叠数据（B=污水污泥灰，C=肉骨粉，D=污水污泥）以及LCF拟合结果和样品中存在的主要化合物。MBM和污水改良剂中的NMR活性P物种的浓度和类型各不相同（见表3）。从MBM提取中的P回收率为28%，观察到的NMR可检测性为88%。相比之下，污水提取和分析后的NMR可检测性为97%，P回收率为39%。在回收的改良剂中，磷单酯类化合物占主导地位，其次是焦磷酸盐。鉴定出的两种最大的磷单酯化合物是α-甘油磷酸酯和β-甘油磷酸酯，其次是磷酸胆碱。此外，污水中含有大量的肌醇六磷酸（myo-IHP）。尽管存在许多磷酸酯峰，但由于该区域的不确定性，无法确定具体化合物。MBM和污水的光谱见图S4。MBM和污水的完整光谱分别见图S5和S6，而表S2和S3列出了P化合物的浓度。

表3：从肉骨粉（MBM）和污水污泥（sewage）中分离出的磷化合物的浓度（mg kg?1），通过使用NaOH-EDTA提取液测得的总磷进行溶液31P NMR光谱解卷积拟合计算得出。为了量化总磷含量，NaOH-EDTA提取液在分析前用HNO3-HCl在微波中消化。磷物种

| 峰值（ppm） | 浓度（mg P kg?1） |
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同样，通过界面竞争性吸附磷酸盐和磷酸根（Celi和Barberis 2005），界面处的磷（P）传输可能在14天后增加。磷酸根部分（myo-IHP、焦磷酸盐，表3）可能通过微生物来源的酶促水解或非生物降解（即水解和光解反应）增加了与污水接触的土壤中的磷酸盐浓度（Celi和Barberis 2005）。然而，由于添加到微宇宙中的污水量（60毫克磷/千克土壤，由于体积大而营养密度低，见第2.5节）仅为微生物生物量（MBM）和灰分（120毫克磷/千克土壤）的一半，因此与其他回收改良剂相比，较低的磷浓度可能会降低扩散速率（Bhadoria等人1991）。

4.2 土壤性质对磷传输的影响

土壤性质改变了回收改良剂Plab的浓度以及其从界面移动的距离。与传统磷肥施用的结果类似，土壤阳离子（例如Ca、Fe）的存在在界面处因Plab的添加而减少（Vitousek等人2010）。然而，特定的土壤过程，包括碳酸盐的存在和溶解反应，导致了实验土壤之间磷迁移的差异。与非钙质土壤（即Chromic Luvisol、Orthic Luvisol和Orthic Podzol）不同，在这些土壤中，可溶性土壤磷的浓度通常保持不变或随时间增加，而Haplic Calcisol（碱性pH值和高碳酸盐含量，表1）在120天后阻碍了磷从土壤-回收改良剂界面的迁移。尽管Haplic Calcisol中较高的粘土含量在培养期间促进了更多的水分保持（表S1），但其磷浓度低于非钙质土壤（例如Plab，图4），这可能是由于形成了Ca-P沉淀产物（Delgado和Torrent 2000；Degryse和McLaughlin 2014）。据推测，溶解作用增加了回收改良剂磷的传输和溶解度（图3，表4）。灰分中的磷池组成在14天后发生了变化，因为回收改良剂与土壤的接触增强了磷的溶解反应（Raymond等人2019）。然而，与改变后的回收改良剂磷池组成的假定沉淀反应并未促进磷向土壤的转移（表4）。在高酸性Orthic Podzol与非酸性土壤（Chromic Luvisol、Haplic Calcisol和Orthic Luvisol）之间，磷的迁移结果存在差异。Orthic Podzol的化学性质（即pH值）增加了MBM和污水中磷的传输，因为已知含有高浓度非水溶性矿物磷的肥料在酸性土壤中更为有效（Chien等人2009）。最后，使用草酸铵提取法估计非沙质土壤的DPS（例如Chromic Luvisol、Haplic Calcisol和Orthic Luvisol）使得对回收改良剂-土壤界面磷迁移的预测变得复杂。具体来说，DPS结果表明，Orthic Luvisol（19，表1）比Chromic Luvisol（3.3，表1）促进了更多的磷从界面迁移，这是由于其土壤中饱和磷位点的比例更高（Blomb?ck等人2021）。然而，当Chromic Luvisol与污水接触时，其土壤中的磷浓度高于Orthic Luvisol（图3A,C）。此前，Ige等人（2005）发现，在加拿大曼尼托巴省的中性至碱性土壤中，Alox和Feox是磷吸附能力的不良指标（草酸铵DPS与水提取磷的相关系数为0.16）。因此，未来使用具有不同性质的土壤类型的试验可能会从多次DPS提取中受益（例如，对酸性土壤使用草酸铵，对中性至碱性土壤使用Mehlich-3；Ige等人2005）。

4.3 农艺学意义

增加植物根系接触回收改良剂中磷的可能性需要结合互补的土壤和回收改良剂特性。结果表明，MBM和污水增加了所有实验土壤中的磷传输，但效果各不相同。在世界各地具有不同特性的土壤中，含有高比例水溶性磷的回收改良剂可以产生与施用无机磷相似的农艺产量。例如，Meyer等人（2018）和Talboys等人（2016）证明，施用于钙质土壤的污水污泥对植物生长的效果与无机磷肥料相当。同样，在施用了2.0吨MBM/公顷（4.15克干物质/千克）的地块中，冬小麦籽粒中的磷含量高于施用NPK处理的地块（3.75克干物质/千克）（Za?uszniewska和Nogalska 2022）。然而，不同的土壤特性改变了磷从土壤-回收改良剂界面的总迁移距离。例如，Pw和Plab的结果表明，将Chromic Luvisol与污水结合使用可能比相同改良剂与Orthic Luvisol结合使用在更长时间内提供更多的磷。最后，使用土壤测试和分级方案测量“植物可利用”形式的磷（例如，活性磷或水溶性磷）并不总是与植物吸收相关（Bhadoria等人1991）。因此，比较回收改良剂与水溶性磷参考肥料效果的植物研究将最终阐明磷的溶解度是否随距离增加而促进更大的农艺产量。

5 结论

我们的结果解决了两个实验目标中的一个。首先，我们发现结合互补的土壤特性（例如pH值、碳酸盐浓度）和较高的初始回收改良剂磷溶解度可以促进最大的磷迁移。然而，Plab的大部分变化仍然停留在界面处，这可能是由于限制扩散的因素以及土壤含水量随时间的减少。未来的方法学机会，如使用放射性同位素（例如32P或33P），将有助于阐明土壤磷浓度的变化是由于回收改良剂的释放还是由于改变了土壤磷池组成的机制（Frossard等人2011）。有趣的是，我们无法解决第二个目标，因为微宇宙的采样时间点对回收改良剂引起的土壤磷传输和溶解度的变化没有相同的影响。具体来说，在添加污泥后14天，土壤磷的溶解度（Pw、Plab）增加了，但延长培养时间并未促进灰分中磷的释放。未来的研究应在更长的时间线上进行破坏性采样，并进行更频繁的检查。此外，包括使用无机磷肥料作为对照的植物研究将有助于阐明回收改良剂从源头迁移是否足以满足农艺需求。

致谢

我们在加拿大萨斯卡通的Canadian Light Source进行了XANES研究，该设施得到了加拿大创新基金会、加拿大自然科学与工程研究委员会、萨斯喀彻温大学、萨斯喀彻温省政府、加拿大西部经济多样化组织、加拿大国家研究委员会和加拿大卫生研究院的支持。

作者声明没有利益冲突。

数据可用性声明

研究数据集可在相应作者Aimée Schryer处获得，如有合理请求即可提供。