湘南丘岗地区3种红壤Cd的化学形态及其影响因素

王静，张杨珠，韩龙，石宇

（湖南农业大学 资源环境学院，湖南 长沙 410128）

随着现代经济的迅速发展，“三废”排放量与日俱增，重金属已成为对生态系统产生影响的重要污染物类型，其中镉是目前最令人关注的元素之一。大量研究[1-4]表明，重金属的生物毒性和可利用性与其赋存形态密切相关，其中，酸提取态对环境变化敏感，易于迁移转化，能被生物直接利用；可还原态主要为铁锰氧化物结合态，反映人类活动对环境的污染程度；可氧化态即有机结合态，反映生物活动及人类排放富含有机物的污染物的结果；残渣态相对稳定，对环境影响不大；因此，研究重金属在土壤中的化学形态有助于了解重金属在土壤中的分散富集过程、迁移转化规律及其在植物营养和土壤环境上的意义，对预测农业或污染土壤中重金属的临界含量、生物有效性及其动态转化具有重要意义[5]。笔者采用室内分析方法，研究了湘南丘岗地区红壤的Cd的形态特征及其主要影响因素，现将结果报道如下。

1 材料与方法

1.1 供试土壤

供试土壤取自祁阳县文富市镇关山坪村，其农田土壤是由第四纪红土、板岩风化物及石灰岩风化物发育而来的红壤。每种母质类型选择4块具代表性采样田，并进行编号。每个采样田采集5点土样混合，采样深度20 cm，样品取回实验室后，经风干、磨细并过孔径为2 mm和0.149 mm筛，每个风干土样质量约1 kg，于塑料袋中保存备用。

1.2 主要仪器设备

TAS-990F型火焰原子吸收仪、SUKUNSKY-2102型摇床等。

1.3 分析测定方法

土壤常规分析项目均按土壤农化常规分析方法[6]；土壤中重金属Cd的形态分级采用Rauret等[7]于1999年修订后的BCR（european community bureau of reference）三步提取方法；酸提取态（可交换态及碳酸盐结合态）用醋酸提取；可还原态（Fe、Mn氧化物结合态）用盐酸羟氨提取；可氧化态（有机物及硫化物结合态）用双氧水氧化，醋酸铵提取；残渣态及Cd总量用HF-HClO4-HNO3法消化，火焰原子吸收法测定。BCR法的回收率为各级形态含量之和（酸提取态+可还原态+可氧化态+残渣态）/土壤Cd的实测总量×100%。

1.4 数据分析

试验数据采用Excel 2003处理，并用SPSS18.0进行Pearson相关性分析。

2 结果与分析

2.1 供试土壤的主要理化性质

测得3种母质类型红壤的主要理化性质见表1。

2.2 Cd在3种母质类型红壤中的分布

由表2可知，第四纪红土红壤4份土样中Cd的总量相差不大，以残渣态为主，酸提取态次之，可还原态和可氧化态含量较低或未检出。

板岩红壤中4份土样含Cd量相差较大，其中1号和2号土样含量较低，3号和4号土样含量较高；Cd以残渣态为主，酸提取态次之，可还原态含量除2号土样外其余较高，可氧化态含量极低（除1号土样外，其余均未检出）。

石灰岩红壤中4份土样含Cd量有一定差别，Cd以残渣态为主，酸提取态次之，可还原态含量除4号土样未检出外，其余均有检出。1号、2号、3号土样中也检出可氧化态Cd。

总之，3种母质类型红壤中Cd的含量均超出土壤Cd污染的临界值（1.0 mg/kg）[8]，达到污染水平，土壤Cd总量的平均值以板岩红壤最高，第四纪红土红壤最低。供试土壤中Cd均以残渣态为主，其分配系数（相应形态/各级形态含量总和）在54%～86%，说明土壤中大部分Cd的可移动性较差，较难释放到外界环境中。与土壤中Cd的总量高低相对应，酸提取态分配系数以石灰岩最高（28%），板岩居中（25%），第四纪红土红壤最低（22%）。采用RAC（risk assessment code）风险评价指标[9]进行评价，均达到中等污染水平，对植物有一定的毒害作用。mg/kg

表2 供试土壤中重金属Cd的形态分布及其含量Table 2 Total concentrations and chemical fractions of Cd in the tested soil

2.3 红壤中Cd的各级形态与主要影响因素

土壤重金属的主要影响因素有土壤pH、有机质、黏粒含量、阳离子交换量等[10]。

由表3可知，除可氧化态外，Cd在土壤中的各级形态含量均与其总量呈显著或极显著正相关，说明随着土壤中Cd含量的增高，其各级形态含量也会相应提高。土壤Cd的酸提取态及可还原态与土壤pH呈正相关，其中酸提取态与pH呈显著正相关，这是由于发生沉淀反应，且金属羟基复合物比游离的金属离子更易被土壤吸附，以及Fe、Mn氧化物对Cd的专性吸附[11]，随pH的升高土壤对Cd的吸附量也升高，吸附后的Cd主要转化为非活性态[12]。说明土壤pH越高，越有利于将外界环境中的Cd固定在其中；而土壤pH越低，则有利于Cd在环境中的迁移，使土壤中的Cd被植物吸收或是随降水进入水环境中，这与刘霞等[5]对河北主要土壤中Cd的形态影响因素分析结果相似。

表3 供试土壤中Cd的各形态与主要影响因素的相关关系Table 3 Relationship between content of various forms of Cd in tested soil and its major effectors

可氧化态与有机质呈正相关，这与有机质对Cd的络合作用有关[11]。酸提取态、可还原态及残渣态与有机质呈负相关，但不显著，说明增加有机质可促进Cd向可氧化态转化。

可还原态Cd与＜0.01 mm物理性粘粒含量呈显著负相关，可能因为土壤黏粒表面与Fe、Mn氧化物竞争吸附点位有关[11]。

酸提取态Cd与阳离子交换量呈显著正相关，这与徐红宁等[13]研究的作物根对Cd的吸收量与根系阳离子交换量呈显著正相关一致，阳离子交换量大的土壤能提高土壤中重金属Cd的有效性。

3 结 论

湘南丘岗地区3种母质红壤中Cd的含量普遍偏高，超出土壤镉污染的临界值（1.0 mg/kg），达到污染水平，严重威胁农业生产，其总量以板岩红壤最高，石灰岩红壤次之，第四纪红土红壤最低；Cd在3种母质红壤中均以残渣态为主，说明绝大部分的Cd可移动性较差，但活动性高的酸提取态的分配系数较高，达到22%～28%，处于RAC评价指标中的中等污染水平，对生态环境具有一定的影响。

土壤pH对Cd的总量及各形态（除可氧化态外）含量影响较大，随着pH的升高，Cd在土壤中的总量及各形态（除可氧化态外）含量升高。由此可推断，同种条件下，碱性土更容易吸附重金属Cd。土壤有机质能抑制Cd在土壤中的迁移，因此，多施有机肥，不仅能提高土壤肥力，还可以改善土壤重金属Cd的污染，提高农产品质量。

[1] 刘清，王子健，汤鸿霄．重金属形态与生物毒性及生物有效性关系的研究进展[J]．环境科学，1996，17（1）： 89-91．

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[12] 王新，周启星．外源镉铅铜锌在土壤中形态分布特征及改性剂的影响[J]．农业环境科学学报，2003，22（5）：541-545．

[13] 徐红宁，杨居荣，许嘉琳．作物对Cd的吸收与根系阳离子交换容量[J]．农业环境保护，1995，14（4）：150-153，177．

英文编辑：罗文翠