金熠 徐玲娥 盛晟 陳奮飛 高晗旸 梁新強(qiáng)

摘要：選取浙江省嘉興市農(nóng)業(yè)科學(xué)研究院連續(xù)8年施用豬糞有機(jī)肥的稻田剖面（0～60 cm）土壤，研究施用有機(jī)肥對(duì)稻田土壤膠體含量、賦存形態(tài)及膠體磷分布的影響。將剖面土壤分為0～5、5～20、20～40、40～60 cm 4層，通過振蕩→離心→微濾→超濾等步驟獲取土壤膠體顆粒（1 nm～1 μm），并利用傅里葉紅外（FTIR）、X射線衍射（XRD）、掃描電鏡能譜（SEM-EDS）、透射電子顯微鏡（TEM）等技術(shù)對(duì)分離的土壤膠體顆粒進(jìn)行表征分析，同時(shí)測(cè)定各層土壤膠體磷的含量。結(jié)果表明，施用有機(jī)肥顯著增加了深層土壤膠體顆粒的含量，在40～60 cm土層，高（M3）、中（M2）、低（M1）3種處理的土壤膠體含量分別是不施肥處理（CK）的1.51、1.38、1.33倍。施有機(jī)肥增加了0～20 cm土層土壤膠體顆粒多水高嶺石和白云母晶體礦物的含量。在各層土壤樣品中，溶解磷和膠體磷的含量隨有機(jī)肥施用量的增加而增加;在20 cm土層深度下，膠體磷的含量高于溶解磷含量。

關(guān)鍵詞：稻田土;有機(jī)肥;膠體;磷;顆粒形態(tài)

中圖分類號(hào)： S152;S511.06;X53 文獻(xiàn)標(biāo)志碼： A 文章編號(hào)：1002-1302（2019）23-0269-07

將畜禽糞便處理后作為有機(jī)肥輸入稻田土壤，一方面可以減少農(nóng)村畜禽養(yǎng)殖廢棄物的排放，另一方面可以增加土壤肥力，保證作物養(yǎng)分供給。與化肥相比，有機(jī)肥的養(yǎng)分組成更加復(fù)雜，向土壤中輸入氮、磷等養(yǎng)分元素的同時(shí)帶入了大量有機(jī)質(zhì)，且這些物質(zhì)多數(shù)以膠體顆粒形式存在[1]。與氮素可能以濕沉降的方式進(jìn)入土壤不同，磷進(jìn)入土壤系統(tǒng)幾乎全部依靠外源肥料的輸入。隨著有機(jī)肥施用時(shí)間的增加，磷素在土壤中大量累積賦存，降水量大時(shí)可能發(fā)生地表徑流、下滲和側(cè)滲等多種途徑的流失。粒徑介于1 nm～1 μm之間的膠體顆粒具有液-固兩相的共性，是作為促進(jìn)污染物向地下環(huán)境遷移的重要載體[2]。因此，闡明田間施用有機(jī)肥對(duì)土壤膠體顆粒賦存形態(tài)及膠體磷分布的影響，對(duì)稻田合理設(shè)計(jì)有機(jī)肥施用量及控制磷污染物流失具有實(shí)際意義。本試驗(yàn)以連續(xù)8年施用有機(jī)肥的稻田土壤為研究對(duì)象，以田間小區(qū)試驗(yàn)為基礎(chǔ)，在水稻收獲后采集剖面土壤并分離得到土壤膠體顆粒，考察不同有機(jī)肥用量對(duì)土壤剖面膠體顆粒及吸附磷含量的影響，利用傅里葉紅外（FTIR）、X射線衍射（XRD）、掃描電鏡能譜（SEM-EDS）和透射電子顯微鏡（TEM）技術(shù)對(duì)土壤膠體顆粒的物理化學(xué)形態(tài)進(jìn)行表征，以期為杭嘉湖平原的稻田有機(jī)肥施肥管理和膠體顆粒促進(jìn)的磷素遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律研究提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 試驗(yàn)區(qū)概況

長期施用豬糞有機(jī)肥的試驗(yàn)點(diǎn)位于浙江省嘉興市農(nóng)業(yè)科學(xué)研究院的雙橋農(nóng)場(chǎng)（120°40′E、30°50′N）。嘉興市地處典型的亞熱帶季風(fēng)氣候區(qū)，年平均氣溫為15.7～16.5 ℃，年平均降水量為1 300 mm左右，雨季在每年的3—9月。試驗(yàn)點(diǎn)土壤系河湖海相沉積物發(fā)育，是1種典型的潛育性水稻土。從國際制土壤粒級(jí)分類標(biāo)準(zhǔn)判斷，該地土壤屬于黏土類型。當(dāng)?shù)胤N植模式為水稻—油菜輪作，水稻季是從6月到11月，油菜季是從11月至翌年5月。試驗(yàn)點(diǎn)土地自2005年起長期接受豬糞有機(jī)肥作為基肥用于水稻生產(chǎn)，水稻季僅追施無機(jī)氮肥，不補(bǔ)施磷肥。油菜季利用土壤自身肥力進(jìn)行生產(chǎn)，不額外施肥。當(dāng)?shù)馗麑樱?～15 cm）土壤pH值為7.2，陽離子交換量（CEC）為8.1 cmol/kg，土壤全碳含量為25.2 g/kg，全氮含量為3.0 g/kg，全磷含量為0.9 g/kg，土壤容重為 1.52 g/cm3。

1.2 試驗(yàn)設(shè)計(jì)

試驗(yàn)采用腐熟的豬糞作為有機(jī)肥。根據(jù)當(dāng)?shù)剞r(nóng)事習(xí)慣，共設(shè)計(jì)了4個(gè)有機(jī)肥施用水平，分別為CK（0 kg/hm2）、M1（1 930 kg/hm2）、M2（2 895 kg/hm2）、M3（3 860 kg/hm2），折合成磷素施用量分別為0、26、39、52 kg/hm2。每個(gè)處理設(shè)3個(gè)平行，共12個(gè)小區(qū)，隨機(jī)區(qū)組設(shè)計(jì)，小區(qū)面積為20 m2（5 m×4 m），南北長，東西寬，呈2列排列。每年水稻季開始前，將豬糞作為基肥一次性輸入土壤表層并充分耘田。

1.3 樣品采集及分析方法

1.3.1 土壤樣品采集與膠體顆粒分離 本研究于2013年11月初水稻季結(jié)束、田面水完全落干后，利用長60 cm、直徑 5 cm 的土鉆采集試驗(yàn)田0～60 cm土層土壤樣品，采樣時(shí)在每個(gè)小區(qū)內(nèi)選取3處地點(diǎn)鉆取土柱，并將土柱分為0～5、5～20、20～40、40～60 cm 4個(gè)層次后裝入塑料封口袋內(nèi)，保存在4 ℃移動(dòng)冰箱中運(yùn)回實(shí)驗(yàn)室。將所有土壤樣品分為2個(gè)部分，一部分用烘箱烘干測(cè)定土壤含水率等基礎(chǔ)指標(biāo)，另一部分自然風(fēng)干10 d后用木棒碾磨，過2 mm篩后備用。

稱取10 g新鮮土壤樣品置于250 mL玻璃三角瓶中，加入80 mL去離子水;在培養(yǎng)箱中于25 ℃、120 r/min振蕩 16 h。將懸濁液在4 680 r/min條件下離心10 min;將上清液在真空抽濾瓶裝置上通過孔徑為1 μm的微孔濾膜，棄去前 5 mL 濾液;余下的濾液在42 000 r/min條件下離心2 h;將上清液小心吸出，待離心管中的沉淀物冷凍干燥后小心取出土壤膠體顆粒[3]，低溫保存。

1.3.2 土壤溶解磷和膠體磷的測(cè)定 測(cè)定土壤溶解磷和膠體磷的準(zhǔn)備步驟同“1.3.1”節(jié)。吸取未經(jīng)過超高速離心和經(jīng)過超高速離心的水樣各5 mL置于25 mL比色管中，加入 1 mL 含150 mmol/L K2O8S2和180 mmol/L H2SO4的溶液，于95 ℃消煮60 min。消煮后利用鉬藍(lán)比色法測(cè)定樣品中的總磷濃度，溶解磷濃度=經(jīng)過超高速離心樣品中的總磷濃度;膠體磷濃度=未經(jīng)過超高速離心樣品的總磷濃度-經(jīng)過超高速離心樣品中的總磷濃度。

1.3.3 土壤理化分析 土壤pH值（土水比為1 g∶ 5 mL）用玻璃探頭pH計(jì)（PHS-3C，上海雷磁儀器廠）測(cè)定;土壤CEC采用乙酸銨法測(cè)定[4]。土壤養(yǎng)分測(cè)試內(nèi)容包含總碳、總氮、總磷、土壤有機(jī)碳、有機(jī)磷和有效磷含量等。土壤總碳和總氮含量采用Vario MAX CNS元素分析儀（Elementar，德國）測(cè)定;土壤總磷含量采用H2SO4-HClO4高溫消解，鉬銻抗比色法測(cè)定;土壤有機(jī)碳含量采用低溫外熱重鉻酸鉀氧化-比色法測(cè)定;土壤有機(jī)磷含量采用灼燒法測(cè)定;土壤有效磷含量采用碳酸氫鈉浸提法測(cè)定。

土壤膠體顆粒樣品（用“1.3.1”節(jié)中的方法獲?。┙?jīng)過離子濺射噴金處理，使樣品表面導(dǎo)電后置于熱場(chǎng)發(fā)射掃描電子顯微鏡（SEM，SIRION-100，荷蘭）下，在放大倍數(shù)5 000～10 000 之間觀察土壤膠體顆粒表面形貌。利用X射線能量色散譜儀（EDS，Genesis 4000，美國）分析土壤膠體顆粒上金屬元素（Fe、Al、Ca、Mg、Mn等）的分布及含量百分比。利用透射電鏡（TEM，Tecnai G2，荷蘭）在5 000～10 000倍的放大倍數(shù)下觀察土壤膠體顆粒的內(nèi)部結(jié)構(gòu)特征。

為測(cè)定土壤膠體顆粒表面官能團(tuán)特征，將1 mg土壤膠體顆粒與溴化鉀研磨混合（質(zhì)量比1 ∶ 200）壓片，在紅外光譜儀中（IR Prestige-21，日本）進(jìn)行全波段掃描，以4 cm-1為步長掃描樣品，掃描范圍為400～4 000 cm-1。

為測(cè)定土壤膠體顆粒晶體礦物類型，采用X'Pert PRO型X射線衍射儀（PANalytical，荷蘭）對(duì)土壤膠體顆粒進(jìn)行X射線衍射表征，入射角在5°～70°之間，掃描步長為0.017°，掃描速度為10 s。采用MDI Jade 5.0軟件處理XRD（X射線衍射）試驗(yàn)數(shù)據(jù)，并用內(nèi)置的物相比對(duì)卡確定衍射峰處的晶體物相類型。

1.4 圖像和數(shù)據(jù)處理

利用Origin 7.5和SPSS 18.0軟件進(jìn)行繪圖和數(shù)據(jù)分析，數(shù)據(jù)為3次重復(fù)的平均值和1個(gè)標(biāo)準(zhǔn)偏差。利用單因素方差分析（one-way ANOVA）中的最小顯著差異法（LSD）進(jìn)行不同處理間95%的顯著性差異分析，顯著性水平設(shè)定為0.05。

2 結(jié)果與分析

2.1 施有機(jī)肥對(duì)剖面土壤粒徑和磷素含量的影響

從表1可以看出，施用有機(jī)肥對(duì)0～20 cm土層土壤的pH值、CEC、總碳含量和總氮含量影響較大，隨著有機(jī)肥用量增加，表層0～20 cm土壤的CEC、總碳含量和總氮含量增加，且各處理與對(duì)照相比均存在明顯差異。表2中，黏粒比例為 38.5%～43.1%，粉粒比例為24.9%～33.5%，同種施肥處理的土壤剖面黏粒、粉粒百分比變化不大，長期增施豬糞對(duì)土壤粒徑分布的影響不大，各處理間無顯著差異。在0～5、5～20、20～40 cm土層中，隨著有機(jī)肥用量的增加，土壤總磷含量呈逐漸增加的趨勢(shì)。在0～5 cm土層中，土壤有機(jī)磷含量從M0處理下的0.22 g/kg增至M3處理下的 0.61 g/kg;施有機(jī)肥降低了有機(jī)磷占總磷的比例，從M0處理下的18.33%降至M3處理下的16.09%，但M1、M2和M3這3種處理間有機(jī)磷占總磷的比例無顯著差異。在5～20 cm土層，除了M0、M1與M3處理間差異顯著，4種施肥處理的有機(jī)磷含量無顯著差異，但隨著有機(jī)肥用量的增加，有機(jī)磷占總磷的比例逐漸降低，從M0處理下的19.81%降至M3處理下的9.97%，M0處理與其他3種有機(jī)肥處理間存在顯著差異（P<0.05）。4種施肥處理對(duì)0～5、5～20 cm土層的土壤有效磷影響較明顯，變化趨勢(shì)和土壤總磷相似。增施豬糞對(duì)20～40、40～60 cm土層土壤的有效磷含量影響不顯著，各處理間沒有顯著差異。

2.2 土壤膠體顆粒的形態(tài)表征

選取M3處理的0～5 cm土層土壤膠體顆粒用于掃描電鏡和透射電鏡圖譜分析，用于能量色散譜儀分析的土壤膠體顆粒分別來自M3處理的0～5、5～20、20～40、40～60 cm土層。在100～200 nm尺度上，通過透射電鏡可以觀察到土壤膠體顆粒呈現(xiàn)鱗片狀聚簇成團(tuán)的形貌，很少有分散的球狀顆粒存在（圖1-a、圖1-b），這符合水云母多以鱗片狀結(jié)構(gòu)存在的特征。在1～2 μm的尺度上，通過掃描電鏡可以觀察到土壤膠體顆粒呈現(xiàn)片狀堆疊的二聚體、三聚體形貌，這與透射電鏡的結(jié)果一致（圖1-c、圖1-d）。通過能譜分析可知，土壤膠體顆粒上存在的主要非金屬元素有O、Si、C。這可能是因?yàn)橥寥滥z體顆粒由硅酸鹽礦物質(zhì)以及有機(jī)物組成。土壤膠體顆粒中主要存在的金屬元素有Al、Fe、Mg、K、Ca等，這與白云母、多水高嶺石等礦物晶體所含元素相吻合，與“2.5”節(jié)XRD分析結(jié)果一致。此外，在M3處理的20～40 cm土層，土壤膠體顆粒上還檢測(cè)到較多的磷元素（圖1-g）。

2.3 施有機(jī)肥對(duì)土壤膠體顆粒含量的影響

4種施肥處理下，土壤0～60 cm剖面的膠體顆粒含量分布見圖2?？梢钥闯?，隨土壤深度的增加，土壤水分散性膠體顆粒的含量總體上呈現(xiàn)增加的趨勢(shì);但增施豬糞有機(jī)肥對(duì)土壤水分散性膠體顆粒含量的影響不一致。在0～5 cm土層，4個(gè)水平有機(jī)肥處理的土壤膠體顆粒含量的范圍是 0.93～337 g/kg，4種處理之間沒有顯著差異。5～20 cm土層的土壤膠體顆粒的含量比0～5 cm土層略有增加，但4種處理之間仍沒有顯著差異。在20～40 cm土層，膠體顆粒的含量比前2層顯著增加;M2和M3這2種處理的膠體含量間無顯著差異，但比M1和M0處理的膠體顆粒含量顯著提高。在40～60 cm土層，膠體顆粒的含量隨著有機(jī)肥施用量的增加而增加，最高值為M3處理下的10.7 g/kg。農(nóng)田土壤系統(tǒng)中的膠體顆?？赡軄碜责ね恋V物、金屬氧化物和腐殖酸等天然有機(jī)質(zhì)[2，5-6]。長期施肥會(huì)影響土壤理化性質(zhì)，如pH值、Eh值（氧化還原電位）、有機(jī)質(zhì)含量等，這些都與土壤膠體顆粒的釋放有密切的關(guān)系。有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，從大孔隙中釋放的膠體與土壤黏粒含量呈顯著正相關(guān)關(guān)系[7]，土壤pH值的變化也會(huì)顯著影響膠體顆粒從土壤基質(zhì)中的釋放量[3]。

2.4 施有機(jī)肥對(duì)土壤膠體顆粒官能團(tuán)的影響

不同施肥處理對(duì)不同深度土壤膠體顆粒的FTIR吸收峰影響不大，僅在個(gè)別樣品中吸收峰的強(qiáng)度有差異。檢測(cè)到土壤膠體顆粒的吸收峰主要出現(xiàn)在3 700、3 628、3 391、2 938、2 874、1 645、1 385、1 107、1 039、912、868、748、692、532、467 cm-1 等波數(shù)處（圖3），各波數(shù)對(duì)應(yīng)的主要官能團(tuán)見表3。從峰型上看，400～1 300 cm-1的低頻區(qū)內(nèi)吸收峰較多，而 1 300～4 000 cm-1的中高頻區(qū)內(nèi)吸收峰較少。所有FTIR圖譜中，最明顯的是出現(xiàn)在1 039 cm-1處的強(qiáng)吸收峰，該吸收峰表明所有土壤膠體顆粒均可能含大量硅酸鹽。3 700、3 628 cm-1 2處是明顯的1 ∶ 1型高嶺石特征吸收峰。M1（40～60 cm）、M2（20～40 cm）和M3（40～60 cm）等樣品在 3 391 cm-1 處存在明顯較寬的吸收峰，表明這些土壤膠體顆粒礦物上可能含有較多的結(jié)晶水。在4種處理的40～60 cm土層均發(fā)現(xiàn)了2 938、2 874 cm-1 2個(gè)弱吸收峰，表明樣品具有明顯的脂肪族CH2、CH3伸縮振動(dòng)。所有樣品在1 645 cm-1處具有明顯的吸收峰，這表明土壤膠體顆粒可能由含有芳香族CC基團(tuán)的碳骨架構(gòu)成。在40～60 cm土層，4種處理的土壤膠體顆粒均出現(xiàn)了1 385 cm-1的吸收峰;而在0～5、5～20 cm土層，4種處理的土壤膠體顆粒均沒有出現(xiàn)該吸收峰，這表明耕作層含羧酸鹽COO—鍵的礦物可能較少，施有機(jī)肥沒有增加耕層含這種官能團(tuán)化合物的含量。

2.5 施有機(jī)肥對(duì)土壤膠體晶體結(jié)構(gòu)的影響

根據(jù)XRD圖譜衍射峰的出峰位置和強(qiáng)度，推測(cè)嘉興土壤膠體顆粒的主要晶體結(jié)構(gòu)組成可能有衍射峰出現(xiàn)在20.5°、352°、61.0°的多水高嶺石-7A（Al2Si2O5（OH）4）和衍射峰出現(xiàn)在18.5°、26.5°、35.0°、45.3°的白云母-3T（K，Na）（Al，Mg，F(xiàn)e）2（Si3.1Al0.9）O10（OH）2（圖4）。對(duì)比各處理間的XRD圖譜可以發(fā)現(xiàn)，增施豬糞有機(jī)肥對(duì)0～5、5～20 cm土層土壤膠體顆粒晶體結(jié)構(gòu)的影響較明顯。相比于M0處理，M1、M2、M3處理的0～20 cm土層土壤膠體顆粒出現(xiàn)了20.5°、26.5°和352°這3處較強(qiáng)的衍射峰;但M1、M2、M3 3種處理之間衍射峰強(qiáng)度的差異不明顯。 在20 cm以下土層，4種處理的土壤膠體顆粒晶體結(jié)構(gòu)差別不大。這表明相比于不施肥處理，長期增施豬糞有機(jī)肥可能增加了0～20 cm土層中土壤膠體顆粒上多水高嶺石和白云母晶體礦物質(zhì)。土壤膠體顆粒中晶體礦物的種類受土壤基質(zhì)發(fā)育來源、礦化過程及礦化時(shí)間的影響很大，且不同類型的土壤中天然膠體/納米顆粒的晶體結(jié)構(gòu)差別很大[8]。王旭剛等利用FTIR和XRD技術(shù)表征了玄武巖赤紅壤中土壤膠體顆粒的晶體結(jié)構(gòu)，結(jié)果發(fā)現(xiàn)，土壤剖面中膠體顆粒的FTIR圖譜差異不大，但XRD的結(jié)果顯示，深層土壤的礦物質(zhì)結(jié)晶程度比表層土壤好[9]，這可能是由于表層土壤受到人為因素的影響較大，熟化程度較高。本研究中剖面土壤膠體的FTIR圖譜（圖

3）與王旭剛等的研究結(jié)果[9]相似;但XRD圖譜（圖4）有一定的差異，表現(xiàn)出增施有機(jī)肥反而增加了表層土壤中晶體礦物（多水高嶺石和白云母）的衍射峰強(qiáng)度，這可能是由于隨著有機(jī)肥用量的增加，沉淀—離心分離得到的“土壤”膠體顆粒中有一部分屬于豬糞直接釋放的水分散性膠體顆粒[10]。

2.6 施有機(jī)肥對(duì)剖面土壤不同磷形態(tài)含量的影響

增施豬糞有機(jī)肥對(duì)稻田土壤剖面水分散性膠體磷和溶解磷含量的影響如圖5所示。大量報(bào)道指出，膠體促動(dòng)的磷素在農(nóng)田徑流、河道、湖泊和土壤溶液中運(yùn)移，已經(jīng)成為一種新的磷素遷移途徑[11-13]。在本研究的各層土壤中，溶解態(tài)磷的含量隨著有機(jī)肥施用量的增加而增加，且4種處理的溶解態(tài)磷含量都是在表層土壤中最高，最高值為M3處理下的 36.8 mg/kg。隨著土壤深度的增加，溶解態(tài)磷的含量逐漸降低;在40～60 cm土層，從M0至M3這4種施肥處理的溶解磷含量分別是0～5 cm土層的14.9%、18.0%、21.7%、21.9%。同樣，土壤各層中水分散性膠體磷的含量也都隨著有機(jī)肥施用量的增加而增加。在0～5、5～20 cm土層，4種處理的膠體磷含量均低于溶解態(tài)磷含量;但在20～40、40～60 cm土層，4種處理的膠體磷含量反而均高于溶解態(tài)磷含量。舉例來說，在0～5 cm 土層M0至M3這4種處理的膠體磷含量分別占溶解磷含量的60.1%、37.7%、35.6%、47.7%;在5～20 cm 土層，這一比例分別為95.3%、59.1%、47.3%、575%;在20～40 cm土層，從M0至M3這4種處理的膠體磷含量分別是溶解磷含量的1.13、1.25、1.28、1.03倍;在40～60 cm 土層，膠體磷含量分別是溶解磷含量的6.81、3.23、233、3.39倍。施肥量是影響土壤膠體磷含量差異的主要原因。長期施用有機(jī)肥會(huì)增加表層土壤磷素的含量，有機(jī)肥本身含有的膠體顆粒也可能會(huì)促進(jìn)土壤膠體磷的遷移[14]。在本研究中，稻田土壤膠體磷含量隨著土壤深度增加而增加，這可能與深層土壤的厭氧環(huán)境促進(jìn)膠體顆粒釋放有關(guān)[15]。

3 結(jié)論

嘉興稻田土壤膠體顆粒的形貌主要呈鱗片狀，賦存了較多的Al、Fe、Mg、K、Ca等金屬元素。增施豬糞有機(jī)肥對(duì)土壤剖面中膠體顆粒表面的官能團(tuán)結(jié)構(gòu)影響不大，但可能增加了0～20 cm表層中土壤膠體顆粒上多水高嶺石和白云母晶體礦物質(zhì)的含量。

土壤膠體顆粒的含量隨土壤深度的增加而增加。增施豬糞有機(jī)肥對(duì)0～5、5～20 cm土層膠體顆粒含量的影響不顯著，但在20～40、40～60 cm土層，增施豬糞有機(jī)肥有增加土壤膠體顆粒含量的趨勢(shì)。這表明深層土壤中賦存的天然膠體顆粒比表層土壤中多，且增施豬糞有機(jī)肥可能促使土壤膠體顆粒向深層地下環(huán)境遷移。在0～5、5～20、20～40 cm土層，增施有機(jī)肥使土壤總磷和有效磷含量呈逐漸增加的趨勢(shì)，增施有機(jī)肥增加了0～20 cm土層土壤有機(jī)磷的含量，但有機(jī)磷占總磷的比例不升反降。各層土壤中，溶解磷和膠體磷的含量隨有機(jī)肥施用量增加而增加。隨土壤深度的增加，溶解磷含量有逐漸降低的趨勢(shì)，在20 cm土層深度以下，膠體磷的含量多于溶解磷。

參考文獻(xiàn)：

[1]臧 玲. 不同磷飽和度土壤中膠體態(tài)磷遷移特征及其對(duì)磷素流失潛能的影響[D]. 杭州：浙江大學(xué)，2011.

[2]劉慶玲，徐紹輝. 地下環(huán)境中膠體促使下的污染物運(yùn)移研究進(jìn)展[J]. 土壤，2005，37（2）：129-135.

[3]Liang X Q，Liu J，Chen Y X，et al. Effect of pH on the release of soil colloidal phosphorus[J]. Journal of Soils and Sediments，2010，10（8）：1548-1556.

[4]魯如坤. 土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M]. 北京：中國農(nóng)業(yè)科學(xué)技術(shù)出版社，2000.

[5]Shand C A，Smith S，Edwards A C，et al. Distribution of phosphorus in particulate，colloidal and molecular-sized fractions of soil solution[J]. Water Research，2000，34（4）：1278-1284.

[6]Tsao T M，Chen Y M，Wang M K. Origin，separation and identification of environmental nanoparticles：a review[J]. Journal of Environmental Monitoring，2011，13（5）：1156-1163.

[7]Vendelboe A L，Moldrup P，Heckrath G，et al. Colloid and phosphorus leaching from undisturbed soil cores sampled along a natural clay gradient[J]. Soil Science，2011，176（8）：399-406.

[8]Li W，He Y，Wu J，et al. Extraction and characterization of natural soil nanoparticles from Chinese soils[J]. European Journal of Soil Science，2012，63（5）：754-761.

[9]王旭剛，孫麗蓉. 土壤剖面膠體中鐵氧化物及其厭氧還原特征研究[J]. 河南農(nóng)業(yè)科學(xué)，2009（3）：38-42.

[10]保琦蓓. 有機(jī)肥釋放的水分散性膠體的性質(zhì)特征及其對(duì)土壤重金屬遷移活化的研究[D]. 杭州：浙江大學(xué)，2011：69-79.

[11]Haygarth P M，Warwick M S，House W A. Size distribution of colloidal molybdate reactive phosphorus in river waters and soil solution[J]. Water Research，1997，31（3）：439-448.

[12]Ilg K，Siemens J，Kaupenjohann M. Colloidal and dissolved phosphorus in sandy soils as affected by phosphorus saturation[J]. Journal of Environmental Quality，2005，34（3）：926-935.

[13]Siemens J，Ilg K，Pagel H，et al. Is colloid-facilitated phosphorus leaching triggered by phosphorus accumulation in sandy soils？[J]. Journal of Environmental Quality，2008，37（6）：2100-2107.

[14]Zang L，Tian G M，Liang X Q，et al. Effect of water-dispersible colloids in manure on the transport of dissolved and colloidal phosphorus through soil column[J]. African Journal of Agricultural Research，2011，6（30）：6369-6376.

[15]Henderson R，Kabengi N，Mantripragada N，et al. Anoxia-induced release of colloid-and nanoparticle-bound phosphorus in grassland soils[J]. Environmental Science & Technology，2012，46（21）：11727-11734.

收稿日期：2018-09-28

基金項(xiàng)目：浙江省杰出青年科學(xué)基金（編號(hào)：LR16B070001）;國家自然科學(xué)基金優(yōu)秀青年科學(xué)基金（編號(hào)：41522108）;國家重點(diǎn)研發(fā)計(jì)劃（編號(hào)：2017YFD0800103）;浙江省博士后擇優(yōu)資助項(xiàng)目（編號(hào)：zj2018016）。

作者簡(jiǎn)介：金 熠（1989—），男，浙江杭州人，博士，主要從事農(nóng)業(yè)面源污染控制與治理研究。E-mail：jinyi1989@163.com。