贛南大余地區(qū)農(nóng)田土壤As、Cd元素化學(xué)形態(tài)含量分析＊

文幫勇，黃 錦，張濤亮，周強(qiáng)強(qiáng)，謝振東

（江西省地質(zhì)調(diào)查研究院，南昌 330030）

As、Cd元素是環(huán)境中毒性最強(qiáng)的重金屬元素，具有較強(qiáng)的蓄積性和生物富集性，在農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)耕層土壤中可通過土壤—農(nóng)作物轉(zhuǎn)化至農(nóng)作物中，并通過食物鏈富集危害人類健康［1－2］。土壤中As、Cd元素的遷移轉(zhuǎn)化能力取決于賦存形態(tài)，不同賦存形態(tài)的As、Cd元素，其生理活性和毒性均有差異，其中水溶態(tài)和離子交換態(tài)的毒性最大，殘留態(tài)的活性最?。?－7］。前人研究認(rèn)為，農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中土壤的自然形成作用對As、Cd元素分布特征的影響占主導(dǎo)地位［8－9］，土壤中As、Cd元素總量增加主要取決于穩(wěn)定態(tài)含量的增加，即土壤在未受人類活動(dòng)影響的前提下，As、Cd元素的生態(tài)危害性不隨其總量增加而增大［10－12］。而在工礦區(qū)［13－14］、污灌區(qū)［15］土壤中會(huì)出現(xiàn)局部As、Cd含量高異常，一般隨土壤As、Cd總量增加，殘余態(tài)As、Cd含量減少，可交換態(tài)As、Cd含量上升，相對增加As、Cd的毒性［16－17］。目前，江西大余地區(qū)的區(qū)域地質(zhì)、區(qū)域化探掃面等基礎(chǔ)地質(zhì)調(diào)查工作程度較高，農(nóng)業(yè)部門也先后進(jìn)行兩次土壤普查及測土配方施肥工作，部分大專院校、環(huán)保監(jiān)測部門和科研機(jī)構(gòu)等均對該區(qū)土地污染及生態(tài)農(nóng)業(yè)等問題進(jìn)行研究。總體上，前人對大余地區(qū)重金屬元素的研究主要側(cè)重于As、Cd等元素在土壤或植物中的含量［19－23］。本文從土壤中As、Cd元素的賦存形態(tài)、來源及控制因素等方面入手，分析土壤As、Cd元素化學(xué)形態(tài)含量，進(jìn)而分析土壤中As、Cd元素形態(tài)含量特征和垂向變化、全量與形態(tài)含量的相關(guān)性，為研究受礦區(qū)影響的農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)土壤As、Cd元素的來源、累積及遷移性提供依據(jù)。

1 研究區(qū)概況

大余縣位于江西省西南邊緣，面積1367．63km2，居章江上游，庾嶺北麓，地理位置為東經(jīng)114．00°～144．44°，北緯25．15°～25．37°。大余縣屬中亞熱帶季風(fēng)濕潤氣候區(qū)，雨水充沛，年平均氣溫約20．54℃。境內(nèi)北部、西部和南部地勢崛起，中部與東部凹陷，形成三面環(huán)山、朝東敞開的丘陵盆地。該區(qū)土壤以紅壤、黃壤和水稻土為主，主要種植谷類、油菜、大豆、花生和玉米等。

江西省地質(zhì)調(diào)查研究院在2010年開展了“江西省大余—南康地區(qū)1：25萬區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查”，發(fā)現(xiàn)大余北部山區(qū)的西華山鎢礦、蕩坪鎢礦、漂塘鎢礦、雷公鎢礦、下壟鎢礦等礦集區(qū)周邊及其下游章江流域的浮江—大余丘陵和黃龍—青龍—池江沖積平原的沿岸農(nóng)田區(qū)土壤中存在較大面積的以As、Cd等元素為主的重金屬復(fù)合異常區(qū)，尤其在受鎢礦資源開發(fā)影響較大的局部農(nóng)田土壤中As、Cd元素含量超過《土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)GB15618－1995》三級(jí)土壤標(biāo)準(zhǔn)。

2 樣品采集及分析測試

2．1 樣品采集

根據(jù)表層土壤As、Cd元素異常的空間分布情況，在農(nóng)田中共布置土壤樣點(diǎn)31個(gè)，其中左拔鎮(zhèn)山區(qū)、浮江—大余丘陵區(qū)和黃龍—青龍—池江沖積平原區(qū)的土壤表層（0～20cm）樣點(diǎn)和垂向剖面樣點(diǎn)個(gè)數(shù)分別為10、1，4、2和9、3，以及對照區(qū)吉村鎮(zhèn)的2個(gè)土壤表層樣點(diǎn)（圖1）。共采集土壤樣53件，其中表層樣31個(gè)，土壤垂向剖面6 個(gè)，剖面深度為150～200cm 或以見及潛水面、基巖、卵石層為準(zhǔn)，土壤分層顯著時(shí)要分層采樣，若無顯著分層，采樣密度為1個(gè)樣／50cm。

圖1 研究區(qū)采樣位置圖Fig．1 Sampling locations in the studied area

樣品采集時(shí)間為作物收割后的農(nóng)閑期，采集的各分樣點(diǎn)土壤手工掰碎，挑出根系、秸稈、石塊以及蟲體等雜物，充分混合后，按四分法留取1．0 ～1．5kg裝入樣品袋。樣品采樣時(shí)避開溝渠、林帶、路邊、舊房基、糞堆及微地形高低不平無代表性的地段。野外采回的土壤樣品及時(shí)放于樣品盤上，攤成薄薄一層，置于干凈整潔的室內(nèi)通風(fēng)處自然風(fēng)干，嚴(yán)禁暴曬，并注意防止酸、堿等氣體及灰塵污染。在風(fēng)干過程中，適時(shí)翻動(dòng)，將大土塊捏碎以加速干燥，同時(shí)剔除土壤以外的雜物。樣品干燥加工后用尼龍篩，截取20目粒級(jí)的樣品500g，裝瓶送樣。

2．2 分析測試要求

研究區(qū)土壤As、Cd元素形態(tài)含量分析在國土資源部合肥礦產(chǎn)資源監(jiān)督檢測中心完成。As、Cd元素形態(tài)分析采用Tessier［23］順序提取法分析七種形態(tài)：以水為提取劑提取水溶態(tài)、以氯化鎂為提取劑提取離子交換態(tài)、以醋酸—醋酸鈉為提取劑提取碳酸鹽結(jié)合態(tài)、以焦磷酸鈉為提取劑提取腐殖酸結(jié)合態(tài)、以鹽酸羥胺為提取劑提取鐵錳結(jié)合態(tài)、以過氧化氫為提取劑提取強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)和以氫氟酸提取殘?jiān)鼞B(tài)。As、Cd元素形態(tài)分析檢出限見表1。

表1 As、Cd不同形態(tài)分析檢出限（mg／kg）Table 1 Detection limit of As and Cd（mg／kg）

重金屬形態(tài)分析準(zhǔn)確度要求RE%≤20%，RE%＝｜C全－C總｜／C總×100%，式中C全為元素全量、C總為元素形態(tài)總量。研究區(qū)土壤As、Cd元素形態(tài)RE%的變化范圍分別為2．58%～19．91%和0．08%～16．25%，符合分析準(zhǔn)確度要求。

形態(tài)分析樣品按20%抽取內(nèi)檢樣品，基本樣品與內(nèi)檢樣品一起分析。計(jì)算基本分析與內(nèi)檢分析測量值的相對偏差RD%＝｜A1－A2｜／（A1＋A2）×2×100%（A1、A2分別為基本和檢查測定值）應(yīng)＜40%，單元素單形態(tài)分析數(shù)據(jù)的合格率應(yīng)≥85%。研究區(qū)土壤As、Cd元素形態(tài)的相對偏差（RD%）均＜40%，分析合格率達(dá)100%。

3 土壤As、Cd元素形態(tài)含量及分布特征

3．1 表層土壤As、Cd元素形態(tài)含量

研究區(qū)表層土壤As、Cd元形態(tài)含量分析數(shù)據(jù)見表2。由表2可知，研究區(qū)As、Cd元素形態(tài)含量變化懸殊，表層土壤各形態(tài)As元素含量從低到高依次變化為強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)＜離子交換態(tài)＜碳酸鹽態(tài)＜水溶態(tài)＜鐵錳氧化態(tài)＜腐殖酸態(tài)＜?xì)堅(jiān)鼞B(tài)，其中殘?jiān)鼞B(tài)As含量范圍為0．28～53．11mg／kg，平均含量為22．14 mg／kg，占As 總量的比例高達(dá)76．88%；其次為腐植酸態(tài)As和鐵錳氧化態(tài)As，平均含量分別為3．38 mg／kg和2．40mg／kg，百分含量分別為11．74%和8．33%；水溶態(tài)As和碳酸鹽態(tài)As平均含量分別為3．38mg／kg和2．40mg／kg，百分含量分別為1．53%和1．04%；離子交換態(tài)As和強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As含量均較低，百分含量均不足1．00%。

表層土壤各形態(tài)Cd元素含量從低到高依次變化為水溶態(tài)＜鐵錳氧化態(tài)＜強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)＜?xì)堅(jiān)鼞B(tài)＜腐植酸態(tài)＜碳酸鹽態(tài)＜離子交換態(tài)，其中離子交換態(tài)Cd含量最高，含量為0．041～2．108mg／kg，平均含量為0．437mg／kg，百分含量為54．97%；其次為碳酸鹽態(tài)Cd，平均含量為0．121mg／kg，百分含量為15．22%；而水溶態(tài)Cd含量最低，百分含量為2．77%；其它形態(tài)含量相當(dāng)，百分含量變化范圍為4．03%～10．19%。

本文將植物可直接吸收利用的水溶態(tài)、離子交換態(tài)和碳酸鹽態(tài)三者之和稱為活動(dòng)態(tài)，將腐植酸態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)及殘?jiān)鼞B(tài)四者之和稱為穩(wěn)定態(tài)［11］。大余地區(qū)表層土壤可被植物直接吸收的活動(dòng)態(tài)Cd含量為0．580mg／kg，百分含量為72．96%，活動(dòng)態(tài)As含量為0．80mg／kg，百分含量為2．78%，表明表層土壤Cd元素的活動(dòng)性遠(yuǎn)高于As元素，說明Cd元素潛在危害性顯著高于As元素。

從地質(zhì)背景看，研究區(qū)山區(qū)和丘陵出露的巖性主要為寒武系變余砂巖、板巖，局部出露侏羅系、志留系花崗巖，平原為白堊系砂巖、泥巖，對照區(qū)為奧陶系砂巖。從表3可知，異常區(qū)（山區(qū)、丘陵、平原）及對照區(qū)農(nóng)田土壤As、Cd元素各形態(tài)百分含量變化特征不一。對于As元素，平原區(qū)農(nóng)田土壤水溶態(tài)As、離子交換態(tài)As、碳酸鹽態(tài)As的百分含量均高于其它地區(qū)，百分含量分別為2．25%、0．81%和2．35%；與山區(qū)相比，丘陵區(qū)土壤水溶態(tài)As、離子交換態(tài)As的百分含量略低，而碳酸鹽態(tài)As的含量較高；對照區(qū)水溶態(tài)As、離子交換態(tài)As、碳酸鹽態(tài)As的含量相對較低，三者之和（活動(dòng)態(tài)）為1．58%，明顯低于異常區(qū)的4．03%。

對于Cd元素，丘陵區(qū)農(nóng)田土壤離子交換態(tài)Cd的百分含量為60．62%，對照區(qū)僅為22．59%，而對照區(qū)水溶態(tài)Cd百分含量為10．99%，明顯高于丘陵的3．03%。比較而言，山區(qū)與平原區(qū)農(nóng)田土壤水溶態(tài)Cd、離子交換態(tài)Cd、碳酸鹽態(tài)Cd的百分含量均相當(dāng)，活動(dòng)態(tài)含量分別為69．36%和69．05%。

與As元素類似，異常區(qū)農(nóng)田土壤活動(dòng)態(tài)Cd百分含量（70．29%）遠(yuǎn)高于對照區(qū)（43．76%），這可能與前期鎢礦資源無序開發(fā)對其周邊（山區(qū)、丘陵）及其下游（平原）農(nóng)田的影響有關(guān)，因鎢礦資源開發(fā)輸入至農(nóng)田土壤中的As、Cd元素更傾向于以危害較大的活動(dòng)態(tài)的賦存形態(tài)存在。

表2 表層土壤As、Cd元素各形態(tài)含量統(tǒng)計(jì)（mg／kg）Table 2 Contents of As and Cd in topsoil（mg／kg）

表3 不同區(qū)域表層土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量統(tǒng)計(jì)表（%）Table 3 Percentage compositions of As and Cd in topsoil of different areas（%）

3．2 垂向土壤As、Cd元素活動(dòng)態(tài)分布

章江流域內(nèi)重金屬元素來源與成土母質(zhì)有關(guān)，該區(qū)域土壤中重金屬元素背景值較高，在雨水作用下，重金屬匯入章江相關(guān)支流。章江流域內(nèi)重金屬元素來源與人類工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動(dòng)具有直接關(guān)系，尤其與西華山等鎢礦的無序開發(fā)及其酸性廢水的排放具有密切關(guān)系。通過各種途徑進(jìn)入水體的重金屬絕大部分迅速轉(zhuǎn)移至沉積物和懸浮物中，從而逐漸造成章江流域重金屬的累積和異常。同時(shí)，沉積物在合適的水動(dòng)力條件及生物擾動(dòng)作用下被揚(yáng)起發(fā)生再懸浮。每年汛期，泛濫的河水裹挾著懸浮態(tài)、溶解態(tài)的重金屬漫淹沿岸農(nóng)田。地表水是章江流域重金屬異常的重要媒介。

土壤垂向剖面（圖2、圖3）表明，章江流域不同地方垂向剖面中元素形態(tài)的變化特征不同。受西華山鎢礦床影響較大的丘陵地區(qū)，兩剖面（PM－1剖面所在農(nóng)田屬于污灌區(qū)、PM－2剖面地勢較低頻受洪水侵襲）0～20cm 的耕作層土壤中活動(dòng)態(tài)As、活動(dòng)態(tài)Cd含量較高，而20～70cm 層位上活動(dòng)態(tài)含量及百分含量急速降低，70cm 之下的層位上活動(dòng)態(tài)含量降低幅度較小。如PM－1 剖面中在耕作層、20～70cm、70～120cm、120～180cm 的層位上，活動(dòng)態(tài)As 含量分別為2．38 mg／kg、0．30mg／kg、0．09mg／kg、0．07mg／kg，百分含量相應(yīng)為9．18%、0．58%、0．16%、0．12%，說明該兩剖面中As、Cd元素的垂向遷移能力非常弱，耕作層之下土壤未受人類活動(dòng)顯著影響。

圖2 垂向土壤剖面活動(dòng)態(tài)As含量變化示意圖Fig．2 Content variety of mobile As in vertical soil profile

圖3 垂向土壤剖面活動(dòng)態(tài)Cd含量變化示意圖Fig．3 Content variety of mobile Cd in vertical soil profile

在大余北部左拔鎮(zhèn)地勢起伏變化大的山區(qū)，PM－3剖面位于地勢略高不受洪水影響的農(nóng)田中，且該處上游沒有礦產(chǎn)資源開發(fā)，土壤活動(dòng)態(tài)As含量隨剖面深度增加而略微降低，而活動(dòng)態(tài)Cd含量隨剖面深度增加而增高，且其百分含量亦隨之增高。如在耕作層、20～70cm、70～120cm 層位上，活動(dòng)態(tài)Cd含量分別為0．12 mg／kg、0．14mg／kg、0．55 mg／kg，百分含量相應(yīng)為50．07%、51．99%、63．97%。

在黃龍鎮(zhèn)—青龍鎮(zhèn)—池江鎮(zhèn)的沖積平原區(qū)，PM－4剖面位于章江南岸的農(nóng)田中，該處為章江侵蝕區(qū)，受洪水作用影響較小，土壤活動(dòng)態(tài)As、活動(dòng)態(tài)Cd含量隨剖面深度增加而降低。PM－5剖面位于章江北岸的沉積區(qū)，受洪水作用影響較大，土壤活動(dòng)態(tài)As、活動(dòng)態(tài)Cd含量在垂向剖面中均先降后升，如活動(dòng)態(tài)Cd在耕作層、20～70cm、70～120cm、120～180cm 層位上的含量分別為0．46 mg／kg、0．06 mg／kg、0．15mg／kg、0．29mg／kg。PM－6剖面位于池江沖積平原區(qū)，受洪水作用影響也較大，土壤活動(dòng)態(tài)Cd含量在垂向剖面中隨深度增加而緩慢降低，而活動(dòng)態(tài)As含量變化不顯著。

異常區(qū)受到污灌或洪水漫淹的農(nóng)田土壤中As、Cd元素活動(dòng)態(tài)含量具有垂直分布特征，其在表層土壤中的富集，而耕作層之下的含量較低，特別是受礦產(chǎn)資源開發(fā)影響較大的PM－1、PM－2剖面表現(xiàn)更為突出，說明這兩個(gè)剖面耕作層之下的土壤未明顯受人為作用影響，而耕作層土壤接收了大量外源輸入性的As、Cd元素。

4 形態(tài)含量的影響因素

剔除個(gè)別異常點(diǎn)后，對農(nóng)田土壤As、Cd元素形態(tài)含量與總量、有機(jī)質(zhì)、pH、CEC、TFe2O3、W 等進(jìn)行相關(guān)性統(tǒng)計(jì)（表4）。對于As元素，土壤水溶態(tài)As、腐植酸態(tài)As、鐵錳氧化態(tài)As及殘?jiān)鼞B(tài)As含量與其總量呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．55、0．55、0．78、0．99（p＝0．01，n＝31），如殘?jiān)鼞B(tài)As與其總量的相關(guān)方程（圖4）為：y ＝0．8921x－3．551。土壤離子交換態(tài)As、鐵錳氧化態(tài)As、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As及殘?jiān)鼞B(tài)As含量與土壤W 也呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．88、0．87、0．96、0．96（p＝0．01，n＝17）。土壤離子交換態(tài)As、碳酸鹽態(tài)As及殘?jiān)鼞B(tài)As與土壤TFe2O3呈較顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．48、0．40、0．54（p＝0．05，n＝17）。此外，土壤碳酸鹽態(tài)As及強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As與土壤pH、離子交換態(tài)As與CEC 呈一定的相關(guān)性，而土壤As各形態(tài)含量與土壤有機(jī)質(zhì)無顯著相關(guān)性。

土壤離子交換態(tài)Cd、碳酸鹽態(tài)Cd、腐植酸態(tài)Cd、鐵錳氧化態(tài)Cd及殘?jiān)鼞B(tài)Cd的含量與其總量呈極顯著線性正相關(guān)，強(qiáng)有機(jī)態(tài)Cd與總量呈較顯著正相關(guān)，其相關(guān)系數(shù)分別為0．98、0．70、0．77、0．72、0．57、0．45（p＝0．01，n＝31），如離子交換態(tài)Cd與其總量的相關(guān)方程（圖4）為：y ＝0．693x－0．1141。土壤水溶態(tài)Cd、鐵錳氧化態(tài)Cd、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd及殘?jiān)鼞B(tài)Cd與土壤W 也呈極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．63、0．93、0．94、0．79（p＝0．01，n＝17）；土壤離子交換態(tài)Cd、碳酸鹽態(tài)Cd、腐植酸態(tài)Cd、鐵錳氧化態(tài)Cd及殘?jiān)鼞B(tài)Cd與土壤TFe2O3呈較顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)分別為0．52、0．42、0．48、0．47、0．40（p＝0．01，n＝17）；土壤Cd各形態(tài)含量與土壤有機(jī)質(zhì)、pH、CEC均無顯著相關(guān)性。

表4 表層土壤As、Cd元素形態(tài)含量與總量相關(guān)矩陣Table 4 Correlation matrix of As and Cd content with total content in topsoil

圖4 表層土壤殘?jiān)鼞B(tài)As與總量As（a）、離子交換態(tài)Cd與總量Cd（b）的散點(diǎn)圖Fig．4 Scatter diagrams showing the relationships of residual As with total As content（a），ion exchange Cd with total Cd content（b）

除總量外，土壤As、Cd元素主要賦存形態(tài)含量與土壤W 呈顯著的正相關(guān)。該地區(qū)異常查證巖石分析結(jié)果表明，礦區(qū)存在礦化或含礦巖石中As、Cd等重金屬元素含量遠(yuǎn)高于土壤中的含量，而背景區(qū)或礦區(qū)非礦化巖石中As、Cd等重金屬元素含量略低于土壤中的含量，如雷公鎢礦區(qū)所采集的含鎢礦石英脈中Cd元素含量高達(dá)170mg／kg，漂塘鎢礦區(qū)黃銅礦化黑云母花崗巖中 As 元素含量達(dá)498mg／kg，而背景區(qū)或礦區(qū)非礦化巖石（砂巖、變余砂巖、板巖等）Cd 元素含量范圍為0．05～0．36mg／kg、As元素含量范圍為6．09～36．5mg／kg。這說明農(nóng)田土壤As、Cd、W 元素的來源較為一致，即共同受鎢礦資源開發(fā)的影響。

此外，土壤As、Cd 元素形態(tài)含量與土壤TFe2O3呈較顯著的正相關(guān)，可能是由于大余地區(qū)土壤具有脫硅富鋁富鐵的特點(diǎn)，即土壤中的鐵易形成Fe（OH）3或鐵錳鋁氧化物等粘土礦物膠體，易吸附或共沉淀As、Cd元素。

對土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量與其總量進(jìn)行相關(guān)性統(tǒng)計(jì)，結(jié)果顯示，殘?jiān)鼞B(tài)As的百分含量與總量呈顯著正相關(guān)，腐植酸態(tài)As、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As的百分含量與總量呈顯著負(fù)相關(guān)（圖5），其它形態(tài)的百分含量與總量呈弱負(fù)相關(guān)或無顯著相關(guān)，如殘?jiān)鼞B(tài)As 與總量的相關(guān)方程為：y＝0．0042x＋0．6096，相關(guān)系數(shù)為0．77（p＝0．01，n＝31）。這說明著隨著土壤As元素總量的增加，殘?jiān)鼞B(tài)As的含量增幅較大，且其百分含量越來越高，腐植酸態(tài)As、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)As的百分含量不斷下降，而遷移性較強(qiáng)的活動(dòng)態(tài)As的百分含量無顯著變化。

圖5 表層土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量與總量的散點(diǎn)圖Fig．5 Scatter diagrams showing the relationships between As，Cd content and the total content

土壤離子交換態(tài)Cd 百分含量與總量呈正相關(guān)，腐植酸態(tài)Cd、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd的百分含量與總量呈負(fù)相關(guān)（圖5），其它形態(tài)Cd與總量均無顯著相關(guān)，如離子交換態(tài)Cd 與總量的相關(guān)方程為：y ＝0．1392ln（x）＋0．5413，相關(guān)系數(shù)為0．73（p＝0．01，n＝31）。這意味著隨著土壤Cd元素總量的增加，離子交換態(tài)Cd的含量增幅較大，其百分含量越來越高，而腐植酸態(tài)Cd、強(qiáng)有機(jī)結(jié)合態(tài)Cd的百分含量不斷下降，其它形態(tài)的百分含量無顯著變化。

5 結(jié) 論

贛南大余地區(qū)農(nóng)田生態(tài)系統(tǒng)中土壤殘?jiān)鼞B(tài)As、離子交換態(tài)Cd含量表明表層土壤Cd元素的活動(dòng)性遠(yuǎn)高于As元素，其在章江流域的遷移能力和潛在危害性需要警惕。

異常區(qū)農(nóng)田土壤As、Cd元素的活動(dòng)態(tài)的百分比含量顯著高于對照區(qū)，受污灌或洪水漫淹的農(nóng)田土壤As、Cd元素活動(dòng)態(tài)含量具有垂直分布特征，其在0～20cm 表層土壤中顯著富集，而20cm 以下的土層中含量較低，表明土壤外源輸入性的As、Cd元素傾向于以活動(dòng)態(tài)的賦存形式存在。

農(nóng)田土壤As、Cd 元素各形態(tài)與其總量、W、TFe2O3、有機(jī)質(zhì)、pH、CEC 的相關(guān)性分析表明土壤As、Cd元素主要來源于鎢礦資源的開發(fā)，其遷移受TFe2O3的制約。土壤As、Cd元素形態(tài)百分含量與其總量相關(guān)性分析表明，外源輸入農(nóng)田土壤中的As主要為殘?jiān)鼞B(tài)、Cd主要為離子交換態(tài)。

［1］戎秋濤，翁煥新．環(huán)境地球化學(xué)［M］．北京：地質(zhì)出版社，1990：231－233．

［2］Prokop Z，Cupr P，Zlevorova V，et al．Mobility，bioavailability and toxic effects of cadmium in soil sample［J］．Environment Research，2003．91：119－126．

［3］Gwendy E，Maclaurin A，Garrett R．Assessment of the 1MNH4NO3extraction protocol to identify mobile forms of Cd in soil［J］．Journal of Geochem Explor，1998，64：153－159．

［4］莫爭．典型重金屬Cu、Pb、Zn、Cr、Cd在土壤環(huán)境中的遷移轉(zhuǎn)化［D］．北京：中國科學(xué)院生態(tài)環(huán)境研究所，2001．

［5］雷鳴，廖柏寒，秦普豐，等．土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的生物可利用性評(píng)價(jià)［J］．生態(tài)環(huán)境，2007，16（5）：1151－1556．

［6］雷鳴，廖柏寒，秦普豐，等．礦區(qū)污染土壤Pb、Cd、Cu和Zn的形態(tài)分布及其生物活性的研究［J］．生態(tài)環(huán)境，2007，16（3）：807－811．

［7］余濤，楊忠芳，唐金榮，等．湖南洞庭湖區(qū)土壤酸化及其對土壤質(zhì)量的影響［J］．地學(xué)前緣，2006，13（1）：98－104．

［8］秦兵，陳代庚，任利民，等．成都盆地淺層土壤中砷來源的多元統(tǒng)計(jì)分析［J］．安全與環(huán)境工程，2006，13（3）：23－28．

［9］孔慶友．山東地質(zhì)環(huán)境中砷的分布特征［J］．成果與方法，2004，20（5）：37－42．

［10］侯青葉，楊忠芳，楊曉燕，等．成都平原區(qū)水稻土成土剖面Cd形態(tài)分布特征及其影響因素［J］．地學(xué)前緣，2008，15（5）：36－46．

［11］侯青葉，楊忠芳．山西臨汾盆地黃土剖面重金屬分布特征及其影響因素［J］．現(xiàn)代地質(zhì)，2008，22（6）：922－928．

［12］楊曉燕，侯青葉，楊忠芳，等．成都經(jīng)濟(jì)區(qū)黃壤土壤剖面Pb形態(tài)分布特征及其影響因素［J］．現(xiàn)代地質(zhì)，2008，22（6）：966－974．

［13］吳攀，裴廷權(quán)，馮麗娟，等．貴州興仁煤礦區(qū)土壤表土與沉積物中砷的環(huán)境調(diào)查研究［J］．地球與環(huán)境，2006，34（4）：31－36．

［14］盧新衛(wèi)，王五一，解慶林，等．湘西表生環(huán)境中的砷及其生態(tài)健康效應(yīng)［J］．地質(zhì)科技情報(bào)，2007，19（4）：79－83．

［15］梁彥秋．潘偉．劉婷婷．等．沈陽張士污灌區(qū)土壤重金屬元素形態(tài)分析［J］．環(huán)境利學(xué)與管理，2006，31（2）：43－45．

［16］丁疆華，溫琰茂，舒強(qiáng)．土壤環(huán)境中鎘、鋅形態(tài)轉(zhuǎn)化的探討［J］．城市環(huán)境與城市生態(tài)，2001，14（2）：47－49．

［17］王旭，顏麗，張宇，等．外源水溶性Cd在棕壤中的遷移和形態(tài)轉(zhuǎn)化［J］．農(nóng)業(yè)環(huán)境科學(xué)學(xué)報(bào)，2005，24（3）：456－4594．

［18］陳學(xué)誠，李生志，董文庚，等．江西省大余污灌田中鎘的形態(tài)分布及治理研究［J］．河北輕化工學(xué)院學(xué)報(bào)，1989，2：67－72．

［19］賴寶春．大余縣污灌區(qū)鎘污染對人體健康影響調(diào)查［J］．環(huán)境與開發(fā)，1995，10（4）：8－9．

［20］呂文廣，鄭景宜，賴寶春．大余縣鎢礦鎘污染對灌區(qū)人群的影響［J］．有色金屬礦產(chǎn)與勘查，1997，6（3）：180－183．

［21］劉足根，彭昆國，方紅亞，等．江西大余縣蕩坪鎢礦尾礦區(qū)自然植物組成及其重金屬富集特征［J］．長江流域資源與環(huán)境，2010，19（2）：220－225．

［22］楊帆．贛南鎢礦區(qū)尾砂庫重金屬污染及富集植物研究［D］．南昌：南昌大學(xué)，2007．

［23］Tessier A，Campbell P，Bisson M．Sequential extraction procedue for the speciation for particulate trace metal［J］．Analytical Chemistry，1979，51（7）：844－850．