江漢平原仙桃地區(qū)土壤重金屬分布及影響因素研究

王 斌，甘義群，陳秋菊

(中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)環(huán)境學(xué)院，武漢 430074)

土壤是生態(tài)環(huán)境系統(tǒng)的組成要素之一，也是人類賴以生存的物質(zhì)基礎(chǔ)，因此保護(hù)土壤資源、保證土壤可持續(xù)性具有重要意義。隨著工農(nóng)業(yè)的快速發(fā)展，重金屬通過多種途徑進(jìn)入土壤，由于難以降解而富集形成土壤污染。受人為活動的影響，不同土地利用類型下土壤重金屬累積特征不盡相同[1]。此外，土壤pH值、Eh值等理化性質(zhì)在一定程度上也會影響土壤重金屬的遷移性，如Cu、Cr和Pb等多種重金屬的EDTA可提取含量與pH值呈負(fù)相關(guān)，與有機(jī)質(zhì)含量呈正相關(guān)[2]。

江漢平原是我國重要的商品糧基地和農(nóng)業(yè)生產(chǎn)區(qū)，近幾十年來農(nóng)藥和化肥的大規(guī)模施用使土壤中引入了Cu、Zn、Cd等多種重金屬，造成了土壤質(zhì)量的下降。此外，工業(yè)的快速發(fā)展和城市化進(jìn)程的推進(jìn)促進(jìn)了江漢平原土地利用類型的多樣化，并加劇了工業(yè)與生活污染的排放，土壤重金屬富集情況愈加復(fù)雜。針對該現(xiàn)狀，崔曉玉等[3]探討了湖北省各市土壤中Cd、Cu、Pb和Zn含量的空間分布特征；喻鵬等[4]利用因子指數(shù)法對江漢-洞庭平原農(nóng)業(yè)土壤中的重金屬開展了綜合評價。但是目前江漢平原土壤調(diào)查主要集中于大面積土壤重金屬含量的普查與評價，而缺少高精度、考慮土地利用類型的土壤重金屬含量的調(diào)查。因此，本文以江漢平原腹地仙桃地區(qū)表層土壤環(huán)境地球化學(xué)數(shù)據(jù)為基礎(chǔ)，探討了該區(qū)域不同土地利用類型的土壤中重金屬元素含量的分布規(guī)律；并構(gòu)建了包氣帶土壤剖面，探討了包氣帶土壤中重金屬元素含量的垂向分布規(guī)律及其影響因素，為工農(nóng)業(yè)土壤開發(fā)治理提供理論基礎(chǔ)與依據(jù)。

1 樣品采集與測試分析

1. 1 研究區(qū)概況

江漢平原位于湖北省中南部長江中游地區(qū)，屬亞熱帶季風(fēng)區(qū)，區(qū)內(nèi)降水充沛，地形低洼平坦，河流湖泊眾多，溝渠密布。研究區(qū)位于江漢平原腹地仙桃市周邊，介于113°00′E～113°30′E、30°20′00″N～30°32′30″N之間，總面積達(dá)1 100 km2。漢江--通順河橫貫研究區(qū)，階梯狀的地貌特征形成了河岸高地-灰潮土-旱地、河道兩側(cè)低平原-水稻土-水田的土地開發(fā)模式。適宜的氣候、良好的水土環(huán)境與低平的地貌為仙桃地區(qū)農(nóng)業(yè)開發(fā)奠定了良好的基礎(chǔ)，使之成為我國中部地區(qū)最大的農(nóng)漁產(chǎn)業(yè)基地。

自1987年以來，仙桃市實施科技興工戰(zhàn)略，開始由農(nóng)業(yè)向工業(yè)的經(jīng)濟(jì)產(chǎn)業(yè)轉(zhuǎn)型，近年來仙桃地區(qū)已初步形成了以化工、輕紡、建材、醫(yī)藥和電子為基礎(chǔ)的工業(yè)體系?？焖俚墓まr(nóng)業(yè)發(fā)展，一方面增加了化工、制造業(yè)和農(nóng)漁業(yè)對周邊土壤的三廢(液體、氣體和固體廢棄物)排放量，加大了土壤污染的風(fēng)險；另一方面，生活水平的大幅提高與落后的基礎(chǔ)建設(shè)的矛盾加深，造成土壤環(huán)境污染日趨嚴(yán)重。

1. 2 表層土壤樣品的采集與測試

研究區(qū)的土地利用類型主要為水田、旱地、林地和城郊菜地，依據(jù)《土壤環(huán)境監(jiān)測技術(shù)規(guī)范》(HJ/T 166—2004)中系統(tǒng)隨機(jī)布點法對1 100 km2的研究區(qū)域的表層土壤樣品進(jìn)行采集取樣，共采集表層土壤樣品222個(其中城郊菜地17個，旱地76個，水田113個，林地16個)，取樣深度為10 cm，土壤調(diào)查點位分布見圖1。土壤樣品采集后置于4℃環(huán)境中低溫保存并盡快轉(zhuǎn)移至實驗室，剔除異物并在室內(nèi)自然風(fēng)干。將風(fēng)干土壤樣品剔除碎石及植物殘體后，磨碎后過200目尼龍篩，保存待測。

圖1 研究區(qū)土壤調(diào)查點位示意圖Fig.1 Schematic diagram of soil survey sites in the study area

上述測試過程均在中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)生物地質(zhì)與環(huán)境地質(zhì)國家重點實驗室內(nèi)完成。

1. 3 包氣帶剖面土壤樣品的采集與測試

根據(jù)研究區(qū)面上土壤調(diào)查所得的數(shù)據(jù)，選取4種不同土地利用類型(旱地、水田、林地和城郊菜地)典型地區(qū)構(gòu)建4個包氣帶剖面(其中水田和旱地面積占比高，各取2個包氣帶剖面，重金屬元素含量取均值，林地和城郊菜地各取1個包氣帶剖面)。每個剖面均利用洛陽鏟從地面鉆孔至潛水面，深度分別為城郊菜地2 m、水田1.7 m、旱地2 m和林地1.2 m，每20 cm取包氣帶剖面土壤樣品100 g。包氣帶剖面土壤樣品于野外低溫保存，實驗室內(nèi)自然風(fēng)干，剔除植物殘體與碎石，磨碎后過200目篩，并利用四分法劃分樣品，一份測試土壤中Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb、Hg等13種重金屬元素含量，一份用電極法測試土壤pH值，一份用燃燒法測試土壤中總有機(jī)碳(TOC)含量，最后一份備用。待測包氣帶剖面土壤樣品pH值測試方法與上文相同；TOC采用總有機(jī)碳分析儀vario TOC(Elementar 德國)測定，測試精度(以RSD計)<5%；重金屬元素采用四酸(HNO3-HClO4-HF-HCl)消解后，用等離子體發(fā)射光譜儀(Agilent VISTA)和等離子體質(zhì)譜儀(Agilent 7700x)綜合分析測試，測試精度(以RSD計)<5%。

上述測試過程除土壤中重金屬元素含量測試在澳實礦物實驗室(廣州)完成外，其余均在中國地質(zhì)大學(xué)(武漢)環(huán)境學(xué)院盆地水文過程與濕地生態(tài)恢復(fù)學(xué)術(shù)創(chuàng)新基地完成。

2 結(jié)果與討論

2.1 研究區(qū)表層土壤中重金屬元素含量的平面分布特征

本文根據(jù)研究區(qū)平面表層10 cm土壤中重金屬元素的含量，并結(jié)合土地利用類型對研究區(qū)表層土壤中Cr、Ni、Cu、Zn、As、Cd、Pb、Hg和pH值等土壤環(huán)境質(zhì)量指標(biāo)進(jìn)行了統(tǒng)計分析，其統(tǒng)計結(jié)果見表1。

表1 研究區(qū)不同土地利用類型表層土壤中重金屬元素含量的統(tǒng)計Table 1 Statistics of soil heavy metal contents with different land use types in the study area

由表1可知，研究區(qū)表層土壤pH值整體呈中性，局部為弱酸-弱堿性(6.0～7.9)，體現(xiàn)較溫和的土壤環(huán)境；表層土壤除Pb外中各重金屬元素含量的均值都高于國家土壤背景值，其中Cu、Zn、As、Cd、Ni高于湖北省土壤背景值，Ni、As、Cd高于國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(zhǔn)；不同土地利用類型的土壤重金屬元素含量的分布極差較大， Ni、Cu、As和Zn等變異系數(shù)高于0.4，但整體變異系數(shù)較低約為0.2，指示人類活動加劇了研究區(qū)土壤重金屬元素含量的局部變異性，但整體上受土壤母質(zhì)控制，地區(qū)差異不大。

本文利用克里金插值法繪制了研究區(qū)表層土壤中重金屬元素含量的平面分布圖，見圖2。

由圖2可見，研究區(qū)表層土壤中Cd的超標(biāo)(國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(zhǔn))面積為76%，As的超標(biāo)(國家土壤環(huán)境質(zhì)量二級標(biāo)準(zhǔn))面積為46%，是主要的區(qū)域性污染元素，Ni的超標(biāo)(國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(zhǔn))面積為37%，情況相對較好。As是江漢平原典型的原生型沉積物污染元素，東部仙桃地區(qū)土壤中As含量明顯高于西部毛嘴—岳口地區(qū)，且分布特征與區(qū)域輕/重稀土比值分布模式一致[7]，與其地質(zhì)背景相符；Cd大致沿漢江平原呈明顯的條帶狀分布，此外Cr、Cu、Pb和Zn在仙桃市區(qū)—沉湖農(nóng)場均出現(xiàn)與漢江平原一致的帶狀分布特征，說明漢江河道沖積物對區(qū)域表層土壤重金屬含量的分布有一定的影響；Cd、Zn和Cu于仙桃市和岳口鎮(zhèn)均出現(xiàn)富集，且仙桃市內(nèi)其富集程度高于岳口鎮(zhèn)、毛咀鎮(zhèn)和三伏潭鎮(zhèn)，這與仙桃市在研究區(qū)內(nèi)人口密度最高、工業(yè)發(fā)達(dá)、城市化程度高有一定的關(guān)系[8]。由于研究區(qū)農(nóng)業(yè)開發(fā)程度高、工業(yè)發(fā)展迅速，表層土壤中重金屬元素如Cr、Pb和Zn等局部變異性較大，而且出現(xiàn)了由于養(yǎng)殖場排放的污泥和廢水灌溉而造成局部表層土壤中重金屬元素的異常富集。至2013年，仙桃市養(yǎng)殖污染已僅次于工業(yè)污染，各類畜禽養(yǎng)殖場四散分布，處理率不足30%，造成了嚴(yán)重的固廢和水污染[9]。

圖2 研究區(qū)表層土壤中重金屬元素含量的平面分布圖Fig.2 Plane distribution map of heavy metal contents in the surface soil in the study area

根據(jù)土地利用類型差異對研究區(qū)表層土壤樣品進(jìn)行分類，由表1可以看出：研究區(qū)表層土壤中各重金屬元素的含量大致滿足城郊菜地>林地>水田>旱地的規(guī)律；相較于水田和旱地，城郊菜地土壤中重金屬元素含量普遍較高、種類更多，體現(xiàn)了頻繁人類活動對表層土壤存在較多重金屬輸入的現(xiàn)象；林地作為研究區(qū)占地面積較少的土地利用類型，主要分布于村落與城郊居民區(qū)周圍，其規(guī)模較小且疏于管理，大部分大氣降塵隨枝葉進(jìn)入土壤，造成林地表層土壤中重金屬污染的累積[10]；此外，城郊菜地表層土壤中Hg含量遠(yuǎn)高于其他土地利用類型且高于區(qū)域背景值，說明研究區(qū)內(nèi)可能存在含汞工業(yè)排放或含汞農(nóng)藥施用[11]，已造成土壤的Hg污染。

近年來，研究發(fā)現(xiàn)，幾種嚴(yán)重的藥物超敏反應(yīng)具有很強的遺傳易感性，尤其是利用免疫應(yīng)答關(guān)鍵分子（MHC）的主要組織相容性復(fù)合體編碼基因的預(yù)測[13-15]，由于受試人群為中國人，需要特別關(guān)注中國人群過敏反應(yīng)的發(fā)生率。本研究不良反應(yīng)發(fā)生率為0.22%，在3695例患者中，1695例屬于中度危險組。2017年4月，英國藥品和醫(yī)療產(chǎn)品管理局已發(fā)布信息[16-17]，警示有基礎(chǔ)性心臟病的患者使用丁溴東莨菪堿注射液有嚴(yán)重的不良反應(yīng)發(fā)生，并已修改了產(chǎn)品說明書，因此應(yīng)保障臨床按照藥品說明書的要求規(guī)范用藥，關(guān)注借鑒特殊人群、特殊疾病、藥物食物相互作用信息，降低發(fā)生不良反應(yīng)的風(fēng)險，加強不良反應(yīng)監(jiān)測，確保用藥安全。

2.2 不同土地利用類型包氣帶剖面土壤中重金屬元素含量的分布特征

基于研究區(qū)不同土地利用類型表層土壤中重金屬元素含量分布的差異性，本文通過在包氣帶剖面土壤中取樣測試，并進(jìn)行統(tǒng)計分析，進(jìn)一步探討不同土地利用類型的包氣帶剖面土壤中重金屬元素含量的垂向分布特征，4種土地利用類型的包氣帶剖面土壤中重金屬的統(tǒng)計結(jié)果，見表2。

表2 研究區(qū)不同土地利用類型包氣帶剖面土壤中重金屬元素含量的統(tǒng)計Table 2 Statistics of heavy metal contents in unsaturated zone soil with different land use types in the study area

由表2可知：林地包氣帶剖面土壤中TOC平均含量較高，而Cd、Cr、Pb和Zn的含量也較高，變異系數(shù)最大，說明林地包氣帶剖面土壤中重金屬元素累積程度高、局部富集、垂向分布不均；旱地包氣帶剖面土壤與林地包氣帶剖面土壤類似，但Cr、Cu、Hg和Zn等重金屬元素含量垂向變異性強且極差較大，這與旱地土壤性質(zhì)主要為砂土且受人為耕作影響有一定的關(guān)系;研究區(qū)農(nóng)田施行秸稈留田政策，故水田包氣帶剖面土壤中有機(jī)質(zhì)含量較高，而農(nóng)藥的施用使水田包氣帶剖面土壤中Zn、Pb和Cu等重金屬元素含量較高。

研究區(qū)水田、旱地、城郊菜地和林地包氣帶剖面土壤中TOC和Hg、Cd等重金屬元素含量的垂向分布圖見圖3。

圖3 研究區(qū)不同土地利用類型包氣帶剖面土壤中有機(jī)質(zhì)和重金屬元素含量的垂向分布圖Fig.3 Vertical distribution of the contents of organic matters and heavy metals in soil with different land use types in the study area

由圖3可見，研究區(qū)不同土地利用類型包氣帶剖面土壤中TOC的含量滿足水田≈林地>旱地>城郊菜地的規(guī)律，垂向上土壤中TOC含量隨深度增加而降低，這是因為水田、林地表層土壤質(zhì)地于20 cm深度突變黏土為砂土，不利于TOC的存儲與積累，加速了TOC的分解，故出現(xiàn)垂向的突變；土壤中Zn、Cu和Ni等重金屬元素含量的垂向分布特征有良好的一致性，說明成壤母質(zhì)均一，環(huán)境對重金屬元素的分布遷移改造有一定的趨同性；相比其他土地利用類型，城郊菜地包氣帶剖面土壤中Cu、Zn和Hg出現(xiàn)富集，顯然主要源于城市工業(yè)污染；水田包氣帶剖面土壤中各重金屬元素含量波動較小，于0.4 m處出現(xiàn)低值后反升至穩(wěn)定水平，說明水田的主要耕作層影響深度為0.4 m；旱地與水田相反，在0.6 m深度處出現(xiàn)重金屬元素富集，這與旱地包氣帶剖面土壤主要為粉砂土-粉質(zhì)黏土有關(guān)，粉質(zhì)黏土較高的孔隙度與良好的透水透氣性加大了淋溶作用的強度，使包氣帶剖面土壤中重金屬元素溶解遷移至深部沉淀；林地包氣帶剖面土壤中Zn、Cd與其他重金屬元素含量的分布特征差異較大，其中Zn含量整體較高，認(rèn)為林地包氣帶剖面土壤所受Zn污染經(jīng)淋溶作用而于0.2 m深度處富集；Cd在0.2 m深度內(nèi)存在明顯富集，而Ni、Pb和Cu等其他重金屬元素均在0.4 m深度處輕度富集。

2.3 包氣帶剖面土壤中重金屬元素含量分布的影響因素討論

本文利用因子分析法對研究區(qū)包氣帶剖面土壤樣品中TOC和重金屬元素含量數(shù)據(jù)進(jìn)行了因子分析，探討重金屬元素含量的垂向分布規(guī)律及影響因素，其中KMO系數(shù)和Barlett’s球形度的檢驗結(jié)果分別為0.824和0.000，滿足因子分析的基本要求。采用主成分方法提取公因子，前3個公因子累計方差貢獻(xiàn)率為85.904%(>85%)，能夠反映研究區(qū)包氣帶剖面土壤中重金屬元素含量分布的絕大部分信息，故提取前3項公因子F1、F2和F3。利用最大方差法對原始因子載荷進(jìn)行因子旋轉(zhuǎn)，放大因子信息，因子旋轉(zhuǎn)后的因子載荷矩陣見表3。

因子載荷反映了各變量與各公因子之間的相關(guān)性，可根據(jù)表3對提取的公因子進(jìn)行命名并解釋。

(1)F1為土壤氧化還原性公因子，其主要與As、Cr、Co、Fe、Mn 和Ni元素相關(guān)，以上元素均為土壤母質(zhì)的主量和微量元素。周素華等[12]通過分析江漢平原淺層地下水及沉積物中的As含量，認(rèn)為淺層土壤中高砷主要源于其地質(zhì)背景。在潛水位以上的近地表沉積物中，氧化還原環(huán)境直接控制了土壤沉積物中As的形態(tài)分布。砷酸鹽是氧化環(huán)境中As的主要存在形態(tài)，主要受鐵氧化物強烈吸附或共沉淀固定[13]。此外，仙桃地區(qū)潛水位周期性的起落使土壤氧化還原條件出現(xiàn)周期性變化，如還原條件下Fe(Ⅱ)促進(jìn)Cr(Ⅵ)還原為Cr(Ⅲ)，并以Cr(OH)3形式沉淀，其遷移性降低[14]。而土壤中Ni以殘渣態(tài)為主，氧化環(huán)境下游離態(tài)Ni主要與鐵錳氧化物(氫氧化物)形成沉淀[15]。綜上可知，該類元素的富集程度主要受地質(zhì)環(huán)境背景控制，其遷移轉(zhuǎn)化受氧化還原環(huán)境與土壤中鐵氧化物含量的影響，公因子F1主要表征土壤氧化還原性對包氣帶土壤中重金屬元素分布的影響。

表3 旋轉(zhuǎn)因子載荷矩陣Table 3 Rotated Component Matrix

(2)F2為土壤酸堿性公因子，其主要與Cu、Pb、Zn、Ca和Al元素相關(guān)，同時除Ca外，Cu、Pb、Zn和Al關(guān)于F1的因子載荷值略低于關(guān)于F2的因子載荷值，說明Cu、Pb、Zn、Al的遷移性也受土壤氧化還原性的影響。土壤中Cu、Ca、Zn、Pb在土壤中主要以+2價存在，淋溶作用下土壤酸性增強，往往能將固定的氫氧化物、碳酸鹽溶解，造成解吸附而淋失。試驗證明，土壤酸化(pH<7)時，離子交換態(tài)Pb含量占總Pb含量的比例直線上升[16]；土壤酸化對Cu、Zn吸附能力也有顯著降低[17]。此外，在酸性土壤中，隨著pH值的降低，Al3+含量占總單核無機(jī)鋁含量的比例增加，而Al絡(luò)合物含量的比例減小，Al的溶出量增加，以上均說明公因子F2主要體現(xiàn)土壤酸堿性對元素遷移的控制。

(3)F3為土壤有機(jī)質(zhì)含量公因子，其主要與TOC、Cd和Hg相關(guān)，其中TOC的因子載荷值高達(dá)0.861，遠(yuǎn)高于其他因子，說明公因子F3一定程度體現(xiàn)了土壤有機(jī)質(zhì)含量對元素遷移的影響。土壤腐殖質(zhì)對Cd有富集作用，腐殖質(zhì)含量高、質(zhì)地細(xì)的碳酸鹽土壤中Cd含量高，而砂土及排水良好的土壤中Cd含量低[18]。統(tǒng)計分析也表明：土壤中Cd含量與土壤pH值、黏粒含量及陽離子交換量的相關(guān)性不顯著，而與土壤中有機(jī)質(zhì)含量的回歸相關(guān)性較好[19]。此外，土壤中有機(jī)質(zhì)對Hg有強烈的吸附作用，其吸附機(jī)制包括兩個方面：一方面是土壤腐殖質(zhì)中一部分以有機(jī)顆?；蛴袡C(jī)膜的形式存在，增加了土壤的表面積和表面活性，從而增強了土壤的吸附能力；另一方面是土壤腐殖質(zhì)中含大量的酚羥基、羧基等反應(yīng)基團(tuán)，容易與Hg發(fā)生絡(luò)合或螯合反應(yīng)而使Hg固定下來，且有機(jī)質(zhì)固定Hg的能力遠(yuǎn)高于黏土礦物。

本文根據(jù)包氣帶剖面土壤點關(guān)于F1、F2和F3公因子得分繪制因子得分示意圖，見圖4。

圖4 公因子F1、F2的回歸因子得分示意圖Fig.4 Sketch of regression factor scores for F1 and F2

由圖4可見，研究區(qū)包氣帶剖面土壤點主要位于F2軸上方，即土壤中重金屬元素含量的分布一定程度上都受土壤酸堿性的影響。其中，第一象限內(nèi)的包氣帶剖面土壤點(A組)主要為湖積相及沖積相表層黏土，其重金屬元素含量的分布同時受氧化還原電位和土壤酸堿性影響；第四象限內(nèi)的包氣帶剖面土壤點(B組)主要為沖積相下部砂層，臨近潛水位，由于粉砂質(zhì)土壤透氣性良好，且研究區(qū)雨旱季潛水位波動劇烈，故主要受氧化還原性的影響強烈；第二象限和第三象限內(nèi)的包氣帶剖面土壤點(C組)主要為沖積相中部砂層和部分湖積相粉質(zhì)黏土，不在潛水位波動范圍內(nèi)，點位緊靠F1軸分布，說明部分包氣帶剖面土壤點受氧化還原性與酸堿性的影響較弱，可能受土壤有機(jī)質(zhì)(F3)的影響較大。

3 結(jié) 論

根據(jù)區(qū)域調(diào)查與包氣帶剖面調(diào)查，對江漢平原仙桃地區(qū)淺層土壤的環(huán)境地球化學(xué)特征，尤其是重金屬元素含量的分布及其影響因素進(jìn)行了研究，得出如下結(jié)論：

(1) 研究區(qū)表層土壤pH值為弱酸-弱堿性，表層土壤中除Pb外各種重金屬元素含量均高于國家土壤背景值，與湖北省土壤背景值大致相當(dāng)，其中As、Ni與Cd元素的含量略高于國家土壤環(huán)境質(zhì)量一級標(biāo)準(zhǔn)，呈現(xiàn)輕度單指標(biāo)污染。研究區(qū)表層土壤中重金屬元素含量的整體變異性不大，環(huán)境地質(zhì)背景較為均一，人為活動加劇了Cd、Ni和Cu等元素的局部變異性。從土地利用類型看，研究區(qū)表層土壤中重金屬元素含量大小的排序大致為城郊菜地>林地>水田>旱地，其中城郊菜地土壤中Ni、Cu、Zn、As和Cd等元素超過湖北省土壤背景值，體現(xiàn)了城市頻繁的人類活動對表層土壤存在重金屬輸入的情況；林地靠近居民區(qū)，存在降塵污染且疏于管理，土壤中Ni、Cd等重金屬元素的含量僅次于城郊菜地；而水田由于農(nóng)藥和化肥的頻繁施用，Pb、Cr和Zn等重金屬元素吸附于表面黏土層形成了一定的局部富集。

(2) 研究區(qū)不同土地利用類型的包氣帶剖面土壤中重金屬元素含量的分布特征各異。其中，林地和水田包氣帶剖面土壤中TOC含量在0.2 m深度處驟降，可能是因為土壤質(zhì)地突變；城郊菜地受人為污染，包氣帶剖面土壤表層富集了Cu、Zn和Hg；水田包氣帶剖面土壤中重金屬元素的含量穩(wěn)定，耕作層影響深度為0.4 m；旱地、林地受淋溶作用的影響顯著，重金屬元素在0.4 m和0.6 m深度處富集。

(3) 采用因子分析法討論了影響包氣帶剖面土壤中重金屬元素分布遷移的主要因素，共提取3項公因子。其中，公因子F1主要與As、Cr、Co、Fe、Mn 和Ni元素相關(guān)，上述元素多以鐵氧化物形式固定于土壤中，歸納為氧化還原性;公因子F2與Cu、Pb、Zn、Ca和Al元素相關(guān)，主要體現(xiàn)土壤酸堿性對元素遷移的控制；F3與TOC、Cd、Hg相關(guān)，主要反映土壤有機(jī)質(zhì)對元素賦存的影響。綜上所述，研究區(qū)包氣帶剖面土壤中影響重金屬元素分布遷移的主要因素為土壤氧化還原性、酸堿性與有機(jī)質(zhì)含量。

參考文獻(xiàn)：

[1] 姜芝萍,楊俊衡.城市重點污染區(qū)土壤重金屬污染評價標(biāo)準(zhǔn)探討——以衡陽市某區(qū)為例[J].安全與環(huán)境工程,2010,17(1):57-60,64.

[2] Zeng F,Ali S,Zhang H,et al.The influence of pH and organic matter content in paddy soil on heavy metal availability and their uptake by rice plants[J].EnvironmentalPollution,2011,159(1):84-91.

[3] 崔曉玉.湖北省土壤鎘銅鋅鉛含量的空間分析及污染評價[D].武漢:華中農(nóng)業(yè)大學(xué),2009.

[4] 喻鵬,馬騰,唐仲華,等.江漢-洞庭平原農(nóng)業(yè)土壤重金屬綜合評價[J].江蘇大學(xué)學(xué)報(自然科學(xué)版),2015(5):550-556.

[5] 代杰瑞,龐緒貴,喻超,等.山東省東部地區(qū)土壤地球化學(xué)特征及污染評價[J].中國地質(zhì),2011(5):1387-1395.

[6] 中國環(huán)境監(jiān)測總站.中國土壤元素背景值[M].北京:中國環(huán)境科學(xué)出版社,1990:330-387.

[7] 張曉娟,鄢道平,霍志濤,等.武漢第四紀(jì)網(wǎng)紋紅土的稀土元素特征及其物源指示意義[J].地球與環(huán)境,2015(1):41-48.

[8] Huang S S,Liao Q L,Hua M,et al.Survey of heavy metal pollution and assessment of agricultural soil in Yangzhong District,Jiangsu Province,China[J].Chemosphere,2007,67(11):2148-2155.

[9] 何紅衛(wèi),石亞楠,樂明凱.仙桃市標(biāo)本兼治畜禽污染[N].農(nóng)民日報,2015-01-13(1).

[10]周垂帆,李瑩,殷丹陽,等.林地重金屬污染來源解析[J].世界林業(yè)研究,2015(5):15-21.

[11]陳雯,龍翔,王寧濤,等.福州市土壤重金屬污染現(xiàn)狀評價與分析[J].安全與環(huán)境工程,2015,22(5):68-72.

[12]周素華,葉恒朋,李明健,等.江漢平原地方性砷中毒病區(qū)地下水砷含量變化及沉積物砷化學(xué)特征研究[J].中華流行病學(xué)雜志,2015,36(6):556-560.

[13]Duan Y,Gan Y,Wang Y,et al.Arsenic speciation in aquifer sediment under varying groundwater regime and redox conditions at Jianghan Plain of Central China[J].ScienceoftheTotalEnvironment,2017,607/608:992-1000.

[14]桂新安,楊海真,王少平,等.鉻在土壤中的吸附解吸研究進(jìn)展[J].土壤通報,2007,38(5):1007-1012.

[16]余濤,楊忠芳,鐘堅,等.土壤中重金屬元素Pb、Cd地球化學(xué)行為影響因素研究[J].地學(xué)前緣,2008,15(5):67-73.

[17]Yuan G,Lavkulich L.Sorption behavior of copper,zinc,and cadmium in response to simulated changes in soil properties[J].CommunicationsinSoilScience&PlantAnalysis,1997,28(6):571-587.

[18]Khaledian Y,Pereira P,Brevik E,et al.The influence of organic carbon and pH on heavy metals,potassium,and magnesium levels in lithuanian podzols[J].LandDegradation&Development,2017,28(1):345-354.

[19]張石棋,傅瓦利,袁波,等.北碚區(qū)菜地表層土壤鎘的環(huán)境地球化學(xué)基線與污染程度研究[J].水土保持學(xué)報,2012,26(5):186-189.