黃耀華等

摘要土壤既是各類污染物的載體，又是污染物的天然凈化場(chǎng)所。土壤質(zhì)地是土壤重要的物理性質(zhì)之一。不同質(zhì)地土壤各級(jí)土粒在礦物組成和化學(xué)組成上具有較大差異，進(jìn)而對(duì)土壤性質(zhì)有不同程度的影響。該研究從重金屬吸附、水體及大氣污染物和物質(zhì)遷移等方面，對(duì)近年來(lái)土壤在環(huán)境效益方面的研究進(jìn)行概述。

關(guān)鍵詞土壤質(zhì)地；粒徑；環(huán)境效益

中圖分類號(hào)S154.1文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼

A文章編號(hào)0517-6611（2014）06-01624-03

Abstract The soil was the carrier as well as a natural purification place of various pollutants.The soil texture was one of the important physical properties of soil.Mineral composition and chemical composition varied from soil particles in different soil，which influenced soil properties to some extent.This paper summed up the environment efficiency of soil in recent years especially on adsorption of heavy metals，water and air pollutants and substance movement.

Key words Soil texture； Particle size； Environment efficiency

1土壤的凈化功能

土壤是無(wú)機(jī)物、有機(jī)物、生物等各種物質(zhì)的混合體。構(gòu)成土壤的各物質(zhì)巧妙地維持著相互關(guān)系，并且在生態(tài)系統(tǒng)中發(fā)揮著重要作用。土壤具有環(huán)境凈化功能，一方面是通過(guò)物理、化學(xué)以及生物作用來(lái)降低或消除土壤中的污染物質(zhì)和毒素；另一方面土壤本身通過(guò)吸附、分解、遷移、轉(zhuǎn)化等過(guò)程，使得土壤污染物濃度降低或消失。具體表現(xiàn)在以下3個(gè)方面。①土壤中含有各種各樣的微生物與土壤動(dòng)物，對(duì)外界進(jìn)入土壤的各種物質(zhì)都能分解、轉(zhuǎn)化。成杰民等[1-2]研究認(rèn)為，蚯蚓可以修復(fù)或協(xié)助修復(fù)被重金屬、廢棄物及農(nóng)藥污染的土壤。這主要是由于蚯蚓活動(dòng)改善了土壤的理化性質(zhì)、生態(tài)功能[3]以及土壤的通氣狀況[4]。

②由于土壤中存在復(fù)雜的土壤有機(jī)膠體與無(wú)機(jī)膠體體系，通過(guò)吸附、解吸、代換等過(guò)程，對(duì)外界進(jìn)入土壤中的各種物質(zhì)起著“蓄積作用”，使得污染物發(fā)生形態(tài)變化。是土壤最重要的化學(xué)性質(zhì)之一是對(duì)土壤中的離子進(jìn)行吸附和交換。重金屬易在土壤中發(fā)生吸附作用。這是土壤對(duì)重金屬元素具有一定的自凈能力和環(huán)境容量的根本原因[5]。

③土壤是綠色植物生長(zhǎng)的基地。植物的吸收使得土壤中的污染物質(zhì)發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化。因此，某些性質(zhì)不同的污染物在土體中可通過(guò)揮發(fā)、擴(kuò)散、分解等作用，逐步降低污染物濃度，減少毒性或被分解成無(wú)害的物質(zhì)；經(jīng)沉淀、膠體吸附等作用，污染物發(fā)生形態(tài)變化，或通過(guò)生物降解與化學(xué)降解，污染物變?yōu)槎拘暂^小或無(wú)毒性物質(zhì)；另外，有些污染物在土體中還會(huì)被分解氣化，遷移至大氣中。這些現(xiàn)象從廣義上都可理解為土壤的凈化過(guò)程。

2土壤質(zhì)地對(duì)土壤理化性質(zhì)的影響

土壤質(zhì)地是土壤重要的物理性質(zhì)之一。根據(jù)土壤的顆粒組成，一般將土壤質(zhì)地分為砂土、壤土和黏土3類，其類別和特點(diǎn)主要繼承成土母質(zhì)的類型和特點(diǎn)。巖石、母質(zhì)種類和風(fēng)化成土過(guò)程的不同使得各種土壤及其各級(jí)土粒的礦物組成具有差異性。Garcia等[6]對(duì)幾種黏土礦物和含鐵礦物的研究表明，黏土和土壤膠體對(duì)Zn離子的吸附量較低，而海泡石對(duì)Cd的吸附量最大，其次為Cu和Zn，針鐵礦對(duì)As的吸附較大，沸石對(duì)一價(jià)和二價(jià)金屬離子的吸附效率較高。這可為土壤重金屬污染修復(fù)提供理論依據(jù)。

土壤質(zhì)地差異一方面影響土壤的養(yǎng)分供給，另一方面影響土體中水、熱、氣等環(huán)境條件。這就要求在制定水肥優(yōu)化管理措施時(shí)綜合考慮上述因素。關(guān)于土壤質(zhì)地對(duì)土體理化性質(zhì)的影響近年來(lái)有諸多報(bào)道。李久生等[7]以均質(zhì)砂土、均質(zhì)壤土和上砂下壤層狀土壤為研究對(duì)象，發(fā)現(xiàn)土壤質(zhì)地對(duì)土壤水分和硝態(tài)氮的運(yùn)移分布有重要影響；粗質(zhì)地土壤中水分和硝態(tài)氮運(yùn)移深度明顯大于細(xì)質(zhì)地土壤，更易造成水氮淋失。李剛等[8]研究表明，在地下滴灌時(shí)，砂土中的灌水器流量較大，壤土次之，黏土最?。坏?，土壤質(zhì)地越輕，灌水器流量對(duì)土壤容重和土壤含水率變化越敏感，隨著二者的增加，灌水器流量減小，程度增大，而在質(zhì)地較重的黏土中，灌水器流量的減小程度較小，壤土居中。這與不同質(zhì)地土壤的孔隙度和孔隙分布、透水性與持水能力有關(guān)。劉經(jīng)星等[9]研究表明，土墑條件較好、質(zhì)地輕的土壤熱量傳遞速度較慢，阻礙土壤的熱擴(kuò)散。李毅等[10]研究表明，砂粒、粉粒和黏粒含量對(duì)土壤熱性質(zhì)有不同程度的影響；不同質(zhì)地土壤的熱性質(zhì)與土壤水吸力之間存在定量關(guān)系。

3不同質(zhì)地土壤的環(huán)境效益

隨著工農(nóng)業(yè)的發(fā)展，各種有機(jī)化合物、有機(jī)農(nóng)藥等有毒物質(zhì)的排放日益加劇，進(jìn)入水體和大氣中的有害物質(zhì)影響著人類的健康和繁衍。土壤圈是與水圈、大氣圈、巖石圈以及生物圈緊密聯(lián)系的重要圈層。土壤既是各類來(lái)源污染物的載體，又是污染物的天然凈化場(chǎng)所，具有重要的生態(tài)學(xué)意義。Falciglia等[11]研究發(fā)現(xiàn)，污染物（柴油）的吸附解析效果在很大程度上受到土壤質(zhì)地的影響，并且處理溫度和時(shí)間是修復(fù)過(guò)程中的關(guān)鍵因子。在砂土和粉砂土中，去除柴油污染的溫度在175 ℃就足夠了，而在黏土中需要250 ℃。同時(shí)，黏土對(duì)柴油的吸附能力比粗砂質(zhì)壤土要高6倍。

3.1土壤質(zhì)地對(duì)金屬離子的影響

近年來(lái)，重金屬在土壤中的化學(xué)行為受到人們的廣泛關(guān)注[12-14]。李粉茹[15]研究認(rèn)為，Zn在土壤中的最大吸附量與供試土壤<0.001 mm的黏粒含量在0.01水平顯著相關(guān)，與<0.001 mm的物理黏粒含量在0.05水平顯著相關(guān)，因此認(rèn)為供試土壤<0.001 mm的黏粒含量對(duì)Zn的最大吸附量的影響較大。綜合分析認(rèn)為，在土壤質(zhì)地較接近的情況下，土壤對(duì)Zn的最大吸附量是土壤基本理化性質(zhì)各因子相互作用的結(jié)果，其中土壤有機(jī)質(zhì)和黏粒含量的影響較大。王凱麗等[16]通過(guò)對(duì)膠體存在時(shí)不同質(zhì)地土壤吸附Zn、Cd的研究發(fā)現(xiàn)，Zn 、Cd在3種質(zhì)地土壤中在加膠體與不加膠體時(shí)吸附量順序均為砂壤 > 粉壤 > 粉砂壤，認(rèn)為不同質(zhì)地土壤對(duì)重金屬離子的吸附量存在很大的差別。砂壤土pH高，有利于Zn離子和Cd離子的水解反應(yīng)，形成的羥基金屬化合物更易被吸附；砂壤土有機(jī)質(zhì)含量高，其中大量的官能團(tuán)尤其是活性基團(tuán)能在一定條件下與溶液中的金屬離子絡(luò)合形成穩(wěn)定的絡(luò)合物[17]；砂壤土黏粒含量越高，土壤顆粒粒級(jí)越細(xì)，比表面積越大，越能提供更多的吸附位點(diǎn)[18]。李娜等[19]通過(guò)添加納米型蒙脫土和高嶺土，對(duì)溶液中Cu離子的去除取得很好的效果，當(dāng)溶液中Cu離子濃度低于120 mg/L時(shí)，納米型蒙脫土、高嶺土對(duì)Cu離子的最大去除率分別高達(dá)99.5%和94.3%，其吸附等溫線可以用Langmuir和Freundlich方程進(jìn)行擬合。

土壤質(zhì)地對(duì)金屬在土壤中的分布也有顯著影響。據(jù)報(bào)道，城市土壤中一些金屬在細(xì)顆粒中的濃度比較粗顆粒中大[20-23]。Luo等[24]認(rèn)為，痕量金屬在城市土壤中最初累積于黏土、粉粒和細(xì)小的砂粒中，且在不同粒徑大小顆粒中的含量隨著粒徑的減小而增加；痕量金屬（如Cu、Zn、Pb、Co、Ni、Cr、Mn）的載荷量在粒徑<280 μm的土壤顆粒中呈現(xiàn)大量增加的趨勢(shì)，特別是在<2 μm和10～2 μm顆粒中的表現(xiàn)更加明顯。較小顆粒（<10 μm）中的黏土礦物和鐵鋁氧化物可能是痕量金屬的主要吸附點(diǎn)。人類活動(dòng)帶來(lái)的金屬物質(zhì)（如Pb、Cu和Zn）在城市土壤的細(xì)小顆粒中呈富集趨勢(shì)。 Lagomarsino等[25]分析了Cu污染土壤中Cu在不同粒徑大小土壤顆粒中的分布。結(jié)果表明，80%以上的Cu都聚集在砂粒和黏粒中。于靜等[26]研究了銪在粉質(zhì)粘土上的吸附分配比，認(rèn)為銪的吸附分配比隨粉黏土粒度的減小而增大。據(jù)Rodriguez等[27]報(bào)道，鈾、釷230、鐳226在3種粒度（0.500～2000 mm的粗砂，0.067～0.500 mm的細(xì)砂，<0.067的粉砂和黏粒）土壤中的有效濃度隨著土壤顆粒粒徑的增加而減少；有效鈾在土壤的粗粒中所占比例最大，鐳在細(xì)砂顆粒中含量最多。

3.2不同質(zhì)地土壤對(duì)水體污染物的凈化差異

長(zhǎng)期施用禽畜排泄物可導(dǎo)致抗生素在土壤中的積累，對(duì)生態(tài)環(huán)境產(chǎn)生不良影響。章明奎等[28]報(bào)道，抗生素（泰樂(lè)菌素和土霉素）在土壤中的吸附、遷移行為與土壤性質(zhì)有關(guān)，土壤對(duì)抗生素的吸附能力主要與土壤黏粒含量、有機(jī)質(zhì)和氧化鐵呈正相關(guān)；吸附強(qiáng)度隨著土壤黏粒含量的增加而增加，可遷移性隨黏粒含量的增加而減弱；同時(shí)，上述2類抗生素在黏質(zhì)土壤剖面中的遷移能力較弱，而泰樂(lè)菌素在砂質(zhì)土壤中較易遷移，從而具有較大的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)。毛萌等[29]采用平衡法和流動(dòng)平衡法對(duì)農(nóng)藥阿特拉津在砂質(zhì)土壤中的吸附特性研究表明，阿特拉律在砂質(zhì)土壤中的移動(dòng)能力很強(qiáng)；土壤中土壤礦物粒徑越小，阿特拉律與之結(jié)合越穩(wěn)定，越不易解吸或揮發(fā)，因此土壤質(zhì)地越黏，吸附阿特拉津的能力就越強(qiáng)。高敏苓等[30]報(bào)道，土壤對(duì)阿特拉津的吸附還與土壤中無(wú)定型鐵或鋁氧化物含量呈正相關(guān)。這是因?yàn)闊o(wú)定型鐵或鋁氧化物具有較高的比表面積和質(zhì)子供體官能團(tuán)，不帶電的阿特拉津分子雜環(huán)氮能被質(zhì)子化，然后吸附在帶負(fù)電荷的土壤顆粒表面。

細(xì)菌和病毒等致病微生物通過(guò)化糞池、污水污泥、廢水等進(jìn)入地下水體，造成病毒污染。這已經(jīng)引起各國(guó)科學(xué)家的高度關(guān)注。Powell等[31]認(rèn)為，土壤質(zhì)地能夠以土壤空隙、裂縫、通道以及病毒移動(dòng)障礙物等方式影響病毒的遷移。Quanrud等[32]研究發(fā)現(xiàn)，砂土中病毒的衰減作用很弱；在粉砂土壤中，大腸桿菌噬菌體的衰減更有效，而且粉砂壤對(duì)大腸桿菌噬菌體的吸持作用比粗砂大得多；病毒的衰減速率與過(guò)濾速率呈負(fù)相關(guān)，所以砂土中病毒衰減速率要低于黏土。土壤中鐵氧化物及其他金屬氧化物對(duì)吸附病毒起重要作用[33]。鋁氧化物能夠增加病毒的衰減[34]。

3.3土壤質(zhì)地對(duì)大氣污染物的影響

甲烷的釋放受到土壤理化性質(zhì)的影響。Garnier等[35]研究認(rèn)為，土壤質(zhì)地通過(guò)影響土壤的通透性和水分含量，促進(jìn)或延緩?fù)寥烙袡C(jī)質(zhì)的氧化還原過(guò)程，進(jìn)而影響甲烷的產(chǎn)生和遷移擴(kuò)散。目前，土壤質(zhì)地對(duì)甲烷的影響研究主要集中在濕地特別是水稻田。蔣靜艷等[36]研究表明，甲烷排放量與土壤砂粒含量呈正比，而且甲烷排放可通過(guò)土壤砂粒含量和C/N的線性組合進(jìn)行定量描述。焦燕等[37]研究認(rèn)為，黏質(zhì)土壤中甲烷的平均排放通量在0.05水平顯著低于壤質(zhì)和砂質(zhì)土壤。

Nicholaus等[38]研究了土壤質(zhì)地中不同顆粒分布對(duì)農(nóng)田土壤產(chǎn)生PM10的影響，結(jié)果表明粉砂和黏粒的含量比與PM10濃度之間呈0.05水平顯著相關(guān)性，當(dāng)土壤干旱時(shí)粉砂和黏粒含量比越高，其產(chǎn)生PM10的潛力越大。Silvia等[39]發(fā)現(xiàn)，砂土中粉砂含量越高，PM10的最大釋放量越大。Funk等[40]也認(rèn)為，風(fēng)干的黏質(zhì)土比砂質(zhì)土能釋放更多的PM10。

邱罡等[41]通過(guò)研究常溫、常壓下松砂土和中壤土不同理化性質(zhì)對(duì)水體和大氣污染物（對(duì)硝基甲苯）還原的影響，發(fā)現(xiàn)當(dāng)土壤粒徑在0.85～0.25 mm之間時(shí)，對(duì)硝基甲苯的還原率隨著土壤粒徑的減少而減小；而當(dāng)粒徑為0.250～0.075 mm時(shí)，還原率隨粒徑的減小而增大。吳雙桃等[42]研究了土壤理化性質(zhì)對(duì)Fe還原硝基苯的影響，結(jié)果表明硝基苯在中壤土中的還原率大于松砂土，粒徑偏小的中壤土中硝基苯的還原較徹底。Lee等[43]為了研究土壤質(zhì)地對(duì)疏水有機(jī)污染物（甲苯、三氯苯、二磺酸鹽等）的影響，選取6個(gè)地區(qū)的土壤為研究對(duì)象，發(fā)現(xiàn)在Crippin 粉砂黏壤土（黏粒含量約30%）和Webster 黏壤土（黏粒含量約35%）中，甲苯和三氯苯的移動(dòng)趨勢(shì)最明顯。

3.4土壤質(zhì)地對(duì)物質(zhì)遷移的影響

土壤中一些元素的遷移、流失可造成水體富營(yíng)養(yǎng)化，例如N、P的流失會(huì)引起面源污染。許多長(zhǎng)期施肥試驗(yàn)對(duì)土壤中元素的分布、遷移做了相關(guān)的研究。于丹等[44]認(rèn)為，土壤中氧化鐵、氧化鋁和有機(jī)質(zhì)對(duì)P都有一定的固定作用；另外，土壤質(zhì)地結(jié)構(gòu)特別是黏粒能影響土體內(nèi)P的遷移和轉(zhuǎn)化。隨著土壤剖面中深層土壤黏粒含量的增加，土壤對(duì)P的吸附能力增強(qiáng)，限制P向下層土壤的遷移，也促使P在深層土壤的累積。據(jù)報(bào)道，相對(duì)質(zhì)地較輕的沙土而言，土壤黏粒對(duì)P有較強(qiáng)的吸附作用[45-46]。溫以華[47]研究認(rèn)為，氯離子在黏粒含量高的土壤中水動(dòng)力彌散系數(shù)大于黏粒含量低的土壤，說(shuō)明黏粒含量以及介質(zhì)空隙狀況是影響溶質(zhì)運(yùn)移的重要因素。曹雪艷等[48]通過(guò)模擬滲漏流失和徑流流失過(guò)程，選取砂質(zhì)壤土、黏壤土、砂質(zhì)黏土和壤質(zhì)黏土4中典型土壤質(zhì)地為研究對(duì)象，發(fā)現(xiàn)壤質(zhì)黏土在2種流失方式下都極易發(fā)生養(yǎng)分流失，砂質(zhì)土壤的徑流量和滲流量較高。Walton等[49]認(rèn)為，砂黏壤土比粉質(zhì)輕壤土、粉質(zhì)黏壤土的養(yǎng)分徑流流失量大。楊春霞等[50]研究了尿素在不同質(zhì)地紅壤中受雙氰胺的硝化抑制作用的影響，結(jié)果表明尿素在壤土、黏土中的水解過(guò)程快于砂壤土；雙氰胺抑制了壤土、黏土中尿素水解的銨硝化作用，促進(jìn)了尿素在砂壤土中的硝化作用。劉倩等[51]研究表明，雙氰胺在不同質(zhì)地土壤上的硝化抑制作用表現(xiàn)為砂土>黏土>壤土。

4小結(jié)

研究表明，不同質(zhì)地土壤對(duì)環(huán)境的影響具有較顯著的差異。土壤質(zhì)地的差異導(dǎo)致土壤孔隙度不同，影響各種物質(zhì)在其中的移動(dòng)規(guī)律；粒徑大小影響土壤結(jié)構(gòu)，對(duì)土壤中吸附過(guò)程也有重要影響。沙土顆粒大，黏粒含量少，有機(jī)質(zhì)含量較低，金屬的吸附較弱，而各物質(zhì)與元素的遷移較顯著；壤土中含有大量黏粒，且有機(jī)質(zhì)含量較高，各種鐵鋁氧化物等也提供許多吸附位點(diǎn)，從而能更有效地吸附進(jìn)入土壤中的各種污染物。

安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)2014年

參考文獻(xiàn)

[1]

成杰民，俞協(xié)治.蚯蚓在植物修復(fù)銅、鎘污染土壤中的作用[J].應(yīng)用與環(huán)境生物學(xué)報(bào)，2006，12（3）：352-355.

[2] 潘聲旺，魏世強(qiáng)，袁馨，等.蚯蚓在植物修復(fù)芘污染土壤中的作用[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2011，31（5）：1349-1355.

[3] CONTRERASRAMOS S M，ALVAREZBERNAL D，DENDOOVEN L.Removal of polycyclic aromatic hydrocarbons from soil amended with biosolid or vermicompost in the presence of earthworms（Eisenia fetida）[J].Soil Biology & Biochemistry，2008，40（7）：1954-1959.

[4] EIJSACKERS H，BRUGGEMAN J，HARMSEN J，et al.Colonization of PAHcontaminated dredged sediment by earthworms[J].Applied Soil Ecology，2009，43（2 /3）：216-225.

[5] 李學(xué)垣.土壤化學(xué)[M].北京：高等教育出版社，2001.

[6] GARCIASANCHEZ A，ALSATUEY A，QUERO X.Heavymetal adsorption by different minerals：application to the remediation ofpolluted soils[J].The Science of Total Environment，1999，242：179-188.

[7] 李久生，楊風(fēng)艷，栗巖峰.層狀土壤質(zhì)地對(duì)地下滴灌水氮分布的影響[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2009，25（7）：25-31.

[8] 李剛，白丹，王曉愚，等.土壤質(zhì)地對(duì)地下滴灌灌水器水力要素的影響[J].農(nóng)業(yè)機(jī)械學(xué)報(bào)，2009，40（2）：58-62.

[9] 劉經(jīng)星，李春桃，梁玉祥，等.質(zhì)地對(duì)土壤熱擴(kuò)散率的影響[J].中國(guó)沙漠，2010，30（3）：577-581.

[10] 李毅，邵明安，王文焰，等.質(zhì)地對(duì)土壤熱性質(zhì)的影響研究[J].農(nóng)業(yè)工程學(xué)報(bào)，2003，19（4）：62-65.

[11] FALCIGLIA P P，GIUSTRA M G，VAGLIASINDI F G.A.Lowtemperature thermal desorption of diesel polluted soil：Influence of temperature and soil texture on contaminant removal kinetics[J].Journal of Hazardous Materials，2011，185：392-400.

[12] 宗良綱，徐曉炎.土壤中鎘的吸附解吸研究進(jìn)展[J].生態(tài)環(huán)境，2003，12（3）：331-332.

[13] 張?jiān)鰪?qiáng)，張一平，朱兆華.鎘在土壤中吸持的動(dòng)力學(xué)特征研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2000，20（3）：371-375.

[14] YU S，HE Z L，HUANG C Y.Adsorptiondesorption behavior of copper at contaminated levels in red soils from China[J].Environmental Quality，2002，31：1130-1134.

[15] 李粉茹.安徽鳳陽(yáng)幾種土壤對(duì)鋅的吸附[J].土壤通報(bào)，2006，37（5）：961-963.

[16] 王凱麗，徐紹輝，楊永亮，等.膠體存在時(shí)不同質(zhì)地土壤對(duì)鋅鎘的吸附試驗(yàn)研究[J].土壤，2011，43（2）：239-246.

[17] BACKSTRM M，DARIO M，KARLSSON S.Effects of fulvic acid on the adsorption of mercury and cadmium on goethite[J].Sci Total Environ，2003，304：257-268.

[18] KINNIBURGH D G，MILNE C J，BENNDUTTI M F.Metal ion binding by humic acid： Application of the NICADonnan model[J].Environ Sci Technol，1996，30（5）：1687-1698.

[19] 李娜，李惠卓，劉文菊，等.不同pH條件下添加納米型蒙脫土和高嶺土對(duì)溶液中銅的去除效果研究[J].中國(guó)土壤與肥料，2011（3）：57-60.

[20] MADRID F，BIASIOLI M，AJMONEMARSAN F.Availability and bioaccessibility of metals in fine particles of some urban soils[J].Archives of Environmental Contamination and Toxicology，2008，55：21-32.

[21] ACOSTA J A，CANO A F，AROCENA J M，et al.Distribution of metals in soil particle size fractions and its implication to risk assessment of playgrounds in Murcia City （Spain） [J].Geoderma，2009，149：101-109.

[22] AJMONEMARSAN F，BIASIOLI M， KRALJ T，et al.Metals in particlesize fractions of the soils of five European cities[J].Environmental Pollution，2008，152：73-81.

[23] LJUNG K，OTABBONG E，SELINUS O.Natural and anthropogenic metal inputs to soils in urban Uppsala，Sweden[J].Environmental Geochemistry and Health，2006，28：353-364.

[24] LUO X S，YU S，LI X D.Distribution，availability，and sources of trace metals in different particle size fractions of urban soils in Hong Kong：Implications for assessing the risk to human health[J].Environmental Pollution，2011，159：1317-1326.

[25] LAGOMARSINO A，MENCH M，MARABOTTINI R，et al.Copper distribution and hydrolase activities in a contaminated soil amended with dolomitic limestone and compost[J].Ecotoxicology and Environmental Safety，2011，74： 2013-2019.

[26] 于靜，金玉仁，司高華，等.銪在粉質(zhì)粘土上的吸附分配比[J].中國(guó)稀土學(xué)報(bào)，2011，29（3）：377-382.

[27] BLANCO RODRIGUEZ P，VERA TOME F，LOZANO J C，et al.Influence of soil texture on the distribution and availability of 238U，230Th and 226Ra in soils[J].Environmental Radioactivity，2008，99：1247-1254.

[28] 章明奎，王麗平，鄭順安.兩種外源抗生素在農(nóng)業(yè)土壤中的吸附與遷移特性[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2008，28（2）：761-766.

[29] 毛萌，任理.砂質(zhì)壤土中農(nóng)藥阿特拉津阻滯因子的研究[J].環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2003，23（2）：276-281.

[30] 高敏苓，宋文華，依艷麗.棕壤不同粒徑組分對(duì)阿特拉津吸附解吸作用的影響[J].南開(kāi)大學(xué)學(xué)報(bào)，2009，42（6）：92-98.

[31] POWELL K L，TAYLOR R G，CRONIN A A，et al.Microbial contamination of two urban sandstone aquifers in the UK[J].Water Res，2003，37：339-352.

[32] QUANRUD D M，CARROLL S M，GERBA C P，et al.Virus removal during simulated soilaquifer treatment[J].Water Res， 2003， 37：753-762.

[33] CHU Y，JIN Y，F(xiàn)LURY M，et al. Mechanisms ofvirus removal during transport in unsaturated porous media[ J].Water Resour Res，2001，37：253-263.

[34] ZHUANG J，JIN Y.Virus retention and transport through Aloxide coated sand columns：effects of ionic strength and composition[J].J Contam Hydrol，2003，60：193-209.

[35] GARNIER P，CAMBIER C，BOUSSO M，et al.Modeling the influence of soilplant residue contact on carbon mineralization：Comparison of a compartmental approach and a 3D spatial approach[J].Soil Biology and Biochemistry，2008，40（11）：2754-2761.

[36] 蔣靜艷，宗良綱.稻田土壤理化特性對(duì)CH4排放的影響[J].土壤與環(huán)境，2001，10（1）：27-29.

[37] 焦燕，宗良綱，周權(quán)鎖，等.土壤理化特性對(duì)稻田CH4排放的影響[J].環(huán)境科學(xué)，2002，23（5）：1-7.

[38] MADDEN N M，SOUTHARD R J，MITCHELL J P，et al.Soil water and particle size distribution influence laboratorygenerated PM10 [J].Atmospheric Environment，2010，44：745-752.

[39] AIMAR S B， MENDEZ M J， FUNK R ，et al.Soil properties related to potential particulate matter emissions （PM10） of sandy soils[J].Aeolian Research，2012，3：437-443.

[40] FUNK R，REUTERH I，HOFFMANN C，et al.Effect of moisture on fine dust emission from tillage operations on agricultural soils[J].Earth Surf Proc Land， 2008，33（12）：1851-1863.

[41] 邱罡，謝凝子，陳少瑾，等.兩種土壤中對(duì)硝基氯苯被 FeO還原的對(duì)比研究[J].生態(tài)環(huán)境學(xué)報(bào)，2009，18（6）：2156-2160.

[42] 吳雙桃，邱罡，陳少瑾，等.土壤理化性質(zhì)對(duì) Fe0還原硝基苯的影響[J].環(huán)境工程學(xué)報(bào)，2011，5（7）：1656-1660.

[43] LEE D H，CODY R D，KIM D J，et al.Effect of soil texture on surfactantbased remediation of hydrophobic organiccontaminated soil[J].Environment International，2002，27：681-688.

[44] 于丹，張克強(qiáng)，王風(fēng)，等.天津黃潮土剖面磷素分布特征及其影響因素研究[J].農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2009，28（3）：518-521.

[45] 周濤，尚紅鶯，梁錦繡.風(fēng)沙土磷素轉(zhuǎn)化與釀酒葡萄對(duì)磷素吸收利用的研究[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2002，10（2）：67-70.

[46] 張志紅，趙成剛，李濤.污染物在土壤 地下水及粘土層中遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律研究[J].水土保持學(xué)報(bào)，2005，19（1）：176-180.

[47] 溫以華.不同質(zhì)地和容重對(duì)Cl-在土壤中運(yùn)移規(guī)律的影響[J].水土保持研究，2002，9（1）：73-75.

[48] 曹雪艷，李永梅，張懷志，等.滇池流域原位模擬降雨條件下不同土壤質(zhì)地磷素流失差異研究[J].水土保持學(xué)報(bào)，2010，24（3）：13-17.

[49] WALTON R S，VOLKER R E，BRISTOW K L，et al.Experimental examination of solute transport by surface runoff from lowangle slopes [J].J of Hydrology，2000， 233：19-36.

[50] 楊春霞，李永梅.雙氰胺對(duì)不同質(zhì)地紅壤中尿素的硝化抑制作用研究[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2006，14（2）：111-113.

[51] 劉倩，褚貴新，劉濤，等.DCD 在不同質(zhì)地土壤上的硝化抑制效果和劑量效應(yīng)研究[J].中國(guó)生態(tài)農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2011，19（4）：765-770.