李 靈，張 玉，翁建鳳，趙 敏，曹頂慧

（1. 福建省生態(tài)產(chǎn)業(yè)綠色技術(shù)重點實驗室/武夷學院 生態(tài)與資源工程學院，福建 武夷山 354300；2. 武夷學院 土木工程與建筑學院，福建 武夷山 354300；3. 福建省武夷山市嵐谷鄉(xiāng)三農(nóng)服務(wù)中心，福建 武夷山 354311）

土壤是農(nóng)業(yè)可持續(xù)發(fā)展的重要資源，重金屬作為典型的土壤污染物，進入土壤中不易被微生物降解并會在土壤中不斷積累，對土壤和農(nóng)作物具有持續(xù)的生態(tài)效應(yīng)和潛在生態(tài)風險，進一步影響農(nóng)產(chǎn)品的質(zhì)量、生態(tài)安全以及人體健康[1-4]。土壤重金屬污染以及其對農(nóng)業(yè)種植的影響已引起各國政府和學者的廣泛關(guān)注，歐盟、美國、日本等為限制重金屬在食物鏈中的傳播，規(guī)定了土壤環(huán)境中有害重金屬的限量值。我國2018 年由生態(tài)環(huán)境部與國家市場監(jiān)督管理總局聯(lián)合發(fā)布了《土壤環(huán)境質(zhì)量農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（試行）》[5]。我國農(nóng)田土壤重金屬污染形勢嚴峻，2014 年《全國土壤污染狀況調(diào)查公報》指出，我國農(nóng)田土壤點位超標率為19.4%，重金屬污染物主要為鎘（Cd）、鎳（Ni）、鉛（Pb）、汞（Hg）、砷（As）等，城市、城郊和農(nóng)村均存在不同程度的農(nóng)田重金屬污染[6]。目前，我國對于農(nóng)田土壤重金屬的污染問題給予高度重視。土壤重金屬對環(huán)境的影響和生物毒性除了與重金屬的總量有關(guān)外，還與重金屬在土壤中賦存的形態(tài)關(guān)系密切[7]。不同形態(tài)的重金屬產(chǎn)生的環(huán)境行為和生物效應(yīng)不同，進而影響重金屬的毒性、遷移方式及生物可利用性等[8-9]?；谥亟饘倏偭康奈廴驹此菰捶治鯷10]及風險評估[11]僅反映重金屬污染程度，不能準確反映重金屬的遷移轉(zhuǎn)化機制及其對生物的作用特征等[12]。因此，結(jié)合重金屬總量和形態(tài)分布特征，對農(nóng)田土壤重金屬污染風險進行綜合評價十分必要。

農(nóng)業(yè)種植方式作為人類在農(nóng)田土壤進行各種農(nóng)事活動的綜合反映，其改變通常會引起土地管理措施的改變，還會對土壤重金屬元素的遷移富集等產(chǎn)生較大影響。周萍等[4]的研究表明，不同種植方式土壤中5種重金屬綜合污染指數(shù)由大到小為溫室大棚蔬菜地＞果園＞旱坡菜地＞麥地＞稻田。趙阿娟等[13]對不同類型土壤及耕種模式下土壤重金屬As、Pb 和Cd 的形態(tài)進行了研究。而將種植方式與土壤重金屬元素形態(tài)分布關(guān)聯(lián)起來的研究鮮見報道。鑒于此，以南方酸性紅壤丘陵區(qū)5 種農(nóng)業(yè)種植方式（旱地、水田、果園、茶園和竹林）土壤為研究對象，分析土壤中Cd、Hg、As、Pb、Ni 和鉻（Cr）總量和形態(tài)的分布特征?；谥亟饘倏偭亢托螒B(tài)對農(nóng)田土壤重金屬污染程度及生物有效性進行評價，探尋不同農(nóng)業(yè)種植方式土壤重金屬的主要生態(tài)風險因子，為農(nóng)田土壤重金屬污染防治與修復提供科學依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)設(shè)在福建省武夷山市嵐谷鄉(xiāng)（118°5′3″～118°16′7″E，27°50′19″～28°4′46″N），位于武夷山市北部，距市區(qū)38 km，總面積為285 km2，轄15個行政村。境內(nèi)為山地丘陵區(qū)，土壤為花崗巖風化物組成的酸性紅壤，地勢為北高南低、東高西低，海拔360～990 m。年均氣溫16 ℃，中亞熱帶濕潤季風氣候，夏季雨量集中，秋季溫和涼爽。境內(nèi)水系發(fā)達，氣候資源優(yōu)越，有利于作物生長，農(nóng)業(yè)種植方式多樣，盛產(chǎn)水稻、茶葉等。

1.2 樣品采集與分析

2019 年11 月在對武夷山市嵐谷鄉(xiāng)實地考察的基礎(chǔ)上，選取該區(qū)域內(nèi)主要的農(nóng)業(yè)種植方式進行樣品采集與分析，5 種種植方式（旱地、水田、果園、茶園和竹林）土壤pH 值介于4.62～5.17，呈酸性。不同種植方式土壤均選取3 塊樣地作為重復，每塊樣地按S形布設(shè)5個土壤取樣點，取0～20 cm 表層土，樣品帶回室內(nèi)，揀去石礫、植物根系和碎屑，在室內(nèi)通風處風干，過2 mm 尼龍篩后密閉儲藏備用。土壤重金屬含量和形態(tài)組分的測定參考文獻[14]的方法進行。其中，分別以水、氯化鎂、醋酸鈉、焦磷酸鈉、鹽酸羥胺、過氧化氫為提取劑提取重金屬的水溶態(tài)、離子交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、腐植酸態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、強有機態(tài)，以氫氟酸提取殘渣態(tài)。

1.3 評價方法

1.3.1 重金屬污染評價 基于重金屬總量的生態(tài)風險評價選用潛在生態(tài)風險指數(shù)（Potential ecological risk index，RI）法[15]。

RI 法中的參比值選用福建省土壤元素背景值[16]，Cd、Hg、As、Pb、Cr 和Ni 的毒性系數(shù)分別取30、40、10、5、2、5[17]。根據(jù)生態(tài)風險指數(shù)（Ei）將危害程度等級劃分為輕微（Ei≤40、RI≤150）、中等（40＜Ei≤80、150＜RI≤300）、強（80＜Ei≤160、300＜RI≤600）、很強（160＜Ei≤320、RI＞600）、極強（Ei＞320）。

1.3.2 重金屬生物有效性評價 基于重金屬形態(tài)的重金屬生物有效性評價選用風險評估指數(shù)（Risk assessment code ，RAC）法[18]和次生相與原生相分布比值（Ratio of secondary phase to primary phase，RSP）法[19]。

RAC=元素活性形態(tài)（水溶態(tài)+離子交換態(tài)+碳酸鹽態(tài)）含量/各形態(tài)含量之和（即元素總量）×100%。水溶態(tài)、離子交換態(tài)和碳酸鹽態(tài)是遷移能力和生物可利用性最強的部分[20]，其比值越高，則重金屬對環(huán)境的風險會越大。根據(jù)RAC 值將風險等級劃分為 無 風險（RAC≤1%）、低風險（1%＜RAC≤10%）、中風險（10%＜RAC≤30%）、高風險（30%＜RAC≤50%）、極高風險（RAC＞50%）。

RSP=次生相（除殘渣態(tài)以外的其他形態(tài)）/原生相（殘渣態(tài)）。根據(jù)RSP 值將重金屬污染程度分為4個等級，即無污染（RSP≤1）、輕度污染（1＜RSP≤2）、中度污染（2＜RSP≤3）、重度污染（RSP＞3）[21]。

2 結(jié)果與分析

2.1 南方酸性紅壤區(qū)不同種植方式土壤重金屬的含量

如圖1 所示，土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr 和Ni 含量分別介于0.080～0.290、0.078～0.150、1.54～6.90、39.13～91.30、20.35～73.98、15.03～40.81 mg/kg。研究區(qū)土壤中Cd、Pb和Hg含量均以旱地土壤為最高，分別是含量最低的茶園的3.63、2.33、1.92 倍；而竹林土壤中Hg含量（0.086 mg/kg）相對較低，略高于茶園（0.078 mg/kg）。果園、旱地和水田土壤中As含量相對較低，分別為1.54、3.69、2.17 mg/kg；As 含量以茶園土壤為最高，是含量最低的果園的4.48 倍。Cr 和Ni含量以竹林土壤為最高，分別是含量最低的茶園的3.64、2.72倍。6種土壤重金屬除旱地土壤Pb外，均未超出農(nóng)用地土壤污染風險管控標準（GB 15618—2018）篩選值（研究區(qū)土壤pH 值≤5.5；Cd：0.3 mg/kg；Hg：水田0.3 mg/kg，其他1.3 mg/kg；As：水田30 mg/kg，其他40 mg/kg；Pb：水田80 mg/kg，其他70 mg/kg；Cr：水田250 mg/kg，其他150 mg/kg；Ni：60 mg/kg）[5]。旱地土壤中Pb 含量是污染風險篩選值（70 mg/kg）的1.30倍。

2.2 南方酸性紅壤區(qū)不同種植方式土壤重金屬的累積

不同種植方式土壤中,Cd、Hg、As、Pb、Cr 和Ni的含量分別是福建省土壤元素背景值（Cd：0.054 mg/kg；Hg：0.081 mg/kg；As：5.78 mg/kg；Pb：34.9 mg/kg；Cr：41.3 mg/kg；Ni：13.5 mg/kg）[16]的1.48～5.37、0.96～1.85、0.27～1.19、1.12～2.62、0.49～1.79、1.11～3.02 倍（圖2）。不同種植方式土壤中Cd、Ni 和Pb含量均超出福建省元素背景值，表明研究區(qū)土壤中Cd、Ni和Pb均出現(xiàn)了一定程度的累積。其中，Cd含量的超標倍數(shù)表現(xiàn)為旱地＞果園＞竹林＞水田＞茶園，Ni 含量的超標倍數(shù)表現(xiàn)為竹林＞旱地＞水田＞果園＞茶園，Pb 含量的超標倍數(shù)表現(xiàn)為旱地＞果園＞竹林＞水田＞茶園。除茶園土壤中Hg 含量低于背景值外，其他種植方式土壤中Hg 含量均高于背景值。Hg 含量與背景值的比值表現(xiàn)為旱地＞果園＞水田＞竹林＞茶園。果園和茶園土壤中Cr 含量小于背景值，旱地、竹林和水田土壤中Cr 含量大于背景值。Cr 含量超標倍數(shù)表現(xiàn)為竹林＞水田＞旱地。除茶園土壤中As含量超出背景值外，其他種植方式土壤中As 含量均低于背景值。上述結(jié)果表明，旱地、水田和竹林土壤中Hg 與Cr、果園土壤中Hg 及茶園土壤中As 也有一定的累積。5 種種植方式土壤中，重金屬元素平均超標倍數(shù)為旱地（2.40 倍）＞竹林（2.01倍）＞水田（1.75 倍）＞果園（1.71 倍）＞茶園（1.06 倍）；6種重金屬元素平均超標倍數(shù)為Cd（3.63 倍）＞Ni（2.29 倍）＞Pb（1.61 倍）＞Hg（1.29 倍）＞Cr（1.21 倍）＞As（0.69倍）。

2.3 南方酸性紅壤區(qū)不同種植方式土壤重金屬形態(tài)分布

由土壤重金屬形態(tài)含量占比（圖3）可知，不同種植類型的土壤中Cd均以離子交換態(tài)為優(yōu)勢態(tài)，表現(xiàn)為水田（50.56%）＞旱地（44.14%）＞果園（38.64%）＞竹林（37.62%）＞茶園（36.25%）。5 種種植方式土壤中，Cd離子交換態(tài)平均占比為41.44%。

竹林土壤中Hg 的腐植酸態(tài)（31.06%）、強有機態(tài)（31.99%）和 殘 渣 態(tài)（30.96%）三 者 占 比 達94.01%。腐植酸態(tài)即弱有機態(tài)，當土壤發(fā)生氧化時重金屬易釋放出來被作物吸收和利用；強有機態(tài)即有機結(jié)合態(tài)，是以重金屬離子為中心、以有機質(zhì)活性基團為配位體的結(jié)合或是其與硫離子生成沉淀而不易釋放；殘渣態(tài)主要存在于礦物晶格中，不易發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化，活性和毒性最小，通常不能被生物所利用[22]。竹林土壤中有效態(tài)Hg（水溶態(tài)、離子交換態(tài)和碳酸鹽態(tài)）占比僅1.65%。旱地、水田、果園和茶園土壤中Hg以殘渣態(tài)為主，這4種種植方式土壤中，殘渣態(tài)Hg 占比表現(xiàn)為旱地（82.30%）＞果園（74.46%）＞水田（69.58%）＞茶園（65.23%）。

果園土壤中As 以鐵錳氧化態(tài)（46.65%）為優(yōu)勢態(tài)，鐵錳氧化態(tài)具較強的離子鍵而不易釋放。旱地、水田、茶園和竹林土壤中As以殘渣態(tài)為主，其殘渣態(tài)As 占比表現(xiàn)為茶園（66.02%）＞竹林（61.46%）＞水田（48.79%）＞旱地（48.78%）。

土壤中Pb、Cr 和Ni均以殘渣態(tài)為主，殘渣態(tài)Pb占比表現(xiàn)為旱地（69.37%）＞竹林（60.64%）＞果園（60.53%）＞水田（59.95%）＞茶園（51.18%）。殘渣態(tài)Cr 占比表現(xiàn)為水田（95.06%）＞竹林（90.42%）＞旱地（85.05%）＞茶園（83.58%）＞果園（81.16%）。殘渣態(tài)Ni 占比表現(xiàn)為水田（95.06%）＞竹林（90.42%）＞旱地（85.05%）＞茶園（83.58%）＞果園（81.16%）。研究區(qū)土壤中殘渣態(tài)Cr 和Ni 占總量的比值均大于80%。研究區(qū)土壤中Pb、Cr 和Ni 主要存在于礦物晶格中，不易被植物吸收利用。

2.4 南方酸性紅壤區(qū)不同種植方式土壤重金屬污染評價

以福建省土壤元素背景值為標準，用RI法對研究區(qū)的土壤重金屬進行污染評價。土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr 和Ni 的Ei 值變幅分別為44.43～161.10、38.52～74.08、2.66～11.94、5.61～13.08、0.99～3.58、5.57～15.12（表1）。據(jù)Ei 均值，土壤重金屬生態(tài)危害程度依次為Cd（108.88，強生態(tài)危害）＞Hg（51.46，中等生態(tài)危害）＞Ni（11.46，輕微生態(tài)危害）＞Pb（8.05，輕微生態(tài)危害）＞As（6.89，輕微生態(tài)危害）＞Cr（2.41，輕微生態(tài)危害）。旱地土壤Cd 含量處于很強生態(tài)危害級別，茶園土壤Cd含量處于中等生態(tài)危害級別，其他種植方式土壤中Cd含量處于強生態(tài)危害級別。Hg含量為中等生態(tài)危害級別，其他元素均屬于輕微生態(tài)危害級別。土壤重金屬RI 表現(xiàn)為旱地（270.70，中等生態(tài)危害）＞果園（201.98，中等生態(tài)危害）＞竹林（194.09，中等生態(tài)危害）＞水田（171.92，中等生態(tài)危害）＞茶園（107.05，輕微生態(tài)危害），平均值為189.15。土壤重金屬整體上處于中等生態(tài)危害級別，Cd是主要生態(tài)風險貢獻因子。

表1 南方酸性紅壤區(qū)不同種植方式土壤重金屬潛在生態(tài)風險指數(shù)Tab.1 Potential ecological risk index of heavy metals in soils of different planting types in acid red soil zone of southern China

2.5 南方酸性紅壤區(qū)不同種植方式土壤重金屬生物有效性評價

2.5.1 RAC 法 土壤重金屬RAC 評價的風險程度為Cd（50.59%，極高風險）＞Pb（14.09%，中風險）＞As（4.59%，低風險）＞Hg（3.12%，低風險）＞Ni（2.62%，低風險）＞Cr（1.57%，低風險）（圖4）。不同種植方式土壤中，Cd 的RAC 值均大于30%，最高達62.67%。其中，旱地和水田土壤中Cd 的RAC 值均大于50%，對環(huán)境存在極高風險；果園、茶園和竹林土壤中Cd的RAC 值在30%～50%，對環(huán)境存在高風險。Pb 的RAC 值除旱地處于低風險水平外，其他土壤的RAC值介于10%～30%，處于中風險水平。Hg、As、Cr 和Ni 的RAC 值除竹林土壤中Cr 的RAC 值＜1%，表現(xiàn)為無風險外，其他均介于1%～10%，處于低風險水平。因此，研究區(qū)土壤中Cd主要以生物有效態(tài)組分存在，具有較強的遷移轉(zhuǎn)化能力。

2.5.2 RSP 法 RSP 法由霍文毅等[19]提出，該方法用重金屬次生相（包括殘渣態(tài)以外的所有形態(tài)）與原生相（殘渣態(tài)）的比值反映重金屬對環(huán)境的污染程度。未受污染的土壤中重金屬以殘渣態(tài)為主，受污染的土壤中重金屬以各種弱相結(jié)合態(tài)為主，RSP越大，重金屬對環(huán)境的污染程度越大。土壤重金屬RSP 評價 的污染程 度：Cd（5.63，重度污 染）＞As（1.77，輕度污染）＞Hg（0.75，無污染）＞Pb（0.60，無污染）＞Cr（0.15，無污染）＞Ni（0.09，無污染）（圖5）。整體上，研究區(qū)農(nóng)用地土壤中Cd 為重度污染，As 為輕度污染，其他重金屬元素則為無污染。

旱地、水田和竹林土壤中Cd 為重度污染，茶園和果園土壤中的Cd 為中度污染；果園土壤中的As為重度污染，旱地和水田土壤中As 為輕度污染；竹林土壤中的Hg為中度污染；土壤中Cr、Ni和Pb無污染。表明土壤中Cr、Ni 和Pb 主要以殘渣態(tài)存在，與形態(tài)分析結(jié)果一致。

3 結(jié)論與討論

重金屬含量在不同種植方式土壤中有較大差異，反映了土壤重金屬分布的不均勻性，說明研究區(qū)人類活動對土壤重金屬影響較大[23]。土壤中Pb一般來自交通排放[24]和污泥施用[25]等，結(jié)合研究區(qū)的實際情況，交通排放和污泥施用對土壤中Pb的貢獻較小。因此，旱地土壤中Pb含量超出污染風險篩選值，可能與含Pb 農(nóng)用物資的投入（如農(nóng)用薄膜中含Pb，殺蟲劑、除草劑等農(nóng)藥含砷酸鉛[26-27]，使用的磷肥中含Pb[28]），以及旱地種植年限較長等有關(guān)（農(nóng)田土壤Pb含量與種植年限呈顯著正相關(guān)[29]）。

不同種植方式土壤中，重金屬的累積以Cd 累積最為嚴重?？赡芘c農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中磷肥的施用關(guān)系密切，磷肥中含有大量Cd，一般可作為使用化肥農(nóng)業(yè)活動的標識元素[30]。張金彪等[31]對福建省6 個市、縣耕地土壤中7種重金屬元素進行了研究，發(fā)現(xiàn)Cd 富集最明顯；甘婷婷等[32]的研究結(jié)果表明，江蘇省、安徽省和浙江省農(nóng)用地土壤中Cd 累積最為嚴重，與本研究結(jié)果一致。旱地土壤中Cd、Ni 和Pb，水田土壤中Cd 和Ni，果園土壤中的Cd 及竹林土壤中的Cd、Ni 均超出福建省背景值2 倍以上，表明不同土地利用對農(nóng)田土壤重金屬積累有顯著影響[3，8，24，33-34]。因此，研究區(qū)部分農(nóng)用地土壤已受到外源農(nóng)藥、化肥、有機肥、地膜等攜帶的重金屬的污染[23]，不同種植方式土壤中重金屬的累積程度不同，與農(nóng)業(yè)投入的強度大小等有關(guān)[3]。

研究區(qū)5 種種植方式土壤中Cd 均以離子交換態(tài)為優(yōu)勢態(tài)，與太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤中Cd以殘渣態(tài)（61.58%）為主[8]的結(jié)果差異較大。研究區(qū)5 種種植方式土壤中Cd 離子交換態(tài)平均占比（41.44%）大于河南平原耕地土壤的27.30%[35]和武夷山茶園土壤的25.43%[36]，與南京市農(nóng)用地土壤中Cd 以離子交換態(tài)為主（占比41.14%）[37]的結(jié)果一致。以上表明，Cd在研究區(qū)土壤中較為活躍[7]。旱地、水田、果園和茶園土壤中Hg 以殘渣態(tài)為主，殘渣態(tài)Hg 占比（65.23%～82.30%）與湘南柿竹園東河流域農(nóng)田土壤殘渣態(tài)Hg 占比（80.79%）接近[7]。旱地、水田、茶園和竹林土壤中As 殘渣態(tài)占比（48.78%～66.02%）明顯小于湘南柿竹園東河流域農(nóng)田的As 殘渣態(tài)占比（96.90%）[7]。土壤中Pb、Cr 和Ni 均以殘渣態(tài)為主，但殘渣態(tài)Pb 占比（51.18%～69.37%）小于太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤的殘渣態(tài)Pb 占比（84.24%）[8]，土壤中殘渣態(tài)Cr 和Ni 占比均大于80%。表明研究區(qū)土壤中Pb、Cr 和Ni 主要存在于礦物晶格中，不易被植物吸收利用。

RI評價結(jié)果表明，Cd是研究區(qū)土壤中主要生態(tài)風險貢獻因子，與沈洪艷等[3]研究發(fā)現(xiàn)的Cd 是某典型流域農(nóng)用地土壤生態(tài)風險主要來源的結(jié)果類似。孟敏等[29]的研究結(jié)果也表明，我國設(shè)施農(nóng)田土壤Cd污染最嚴重。

RAC 評價結(jié)果顯示，土壤中Cd 對環(huán)境構(gòu)成高—極高風險的可能性。RAC 為重金屬生物有效態(tài)組分與重金屬總量之比，說明土壤中Cd主要以生物有效態(tài)組分存在，容易被作物吸收[23]，對環(huán)境可能造成的有害效應(yīng)較強，且研究區(qū)內(nèi)土壤中Cd富集顯著。因此，應(yīng)加強對Cd元素來源的調(diào)查并采取相應(yīng)的農(nóng)業(yè)防控措施。Pb處于中風險水平，需采取必要的防范措施。Hg、As、Cr 和Ni 的有效態(tài)組分含量較低，對環(huán)境造成的風險較低。

RSP 評價結(jié)果表明，果園中的As表現(xiàn)為重度污染，旱地和水田土壤中As表現(xiàn)為輕度污染，但果園、旱地和水田土壤中As 總量相對較低，分別為1.54、3.69、2.17 mg/kg，低于福建省背景值（5.78 mg/kg），遠低于農(nóng)用地土壤污染風險管控篩選值（水田30 mg/kg、其他40 mg/kg）。竹林土壤中的Hg 表現(xiàn)為中度污染，而竹林土壤中Hg總量（0.086 mg/kg）接近福建省背景值（0.081 mg/kg），遠低于農(nóng)用地土壤污染風險管控篩選值（1.3 mg/kg）。土壤中Cr、Ni和Pb無污染。因此，研究區(qū)農(nóng)用地土壤中Cr、Ni、Pb、As 和Hg 潛在危害相對較小。旱地、水田和竹林土壤中Cd 為重度污染，茶園和果園中的Cd 為中度污染，說明土壤中次生相Cd 含量較高，Cd 生物可利用性和潛在生物利用性較強[20]，易被作物吸收而進入食物鏈中。

總體而言，研究區(qū)農(nóng)用地土壤中Hg、As、Pb、Cr和Ni 對環(huán)境潛在危害較小，但土壤中Cd 以離子交換態(tài)為優(yōu)勢態(tài)，活性較強，是主要的生態(tài)風險因子，對農(nóng)業(yè)用地土壤的潛在危害較大。農(nóng)田土壤酸化會增強土壤重金屬活性及其遷移和擴散能力。研究表明，在土壤pH 值＜5.5 的菜地和水稻田中，蔬菜和稻米Cd 含量超標率分別為7.8%、89.4%；而在土壤pH 值＞6 的菜地和水稻田中，蔬菜和稻米Cd 含量超標率顯著降低至1.3%、32%[6]。研究區(qū)土壤呈酸性，相對較高的離子交換態(tài)Cd有可能導致農(nóng)作物中Cd含量的超標，農(nóng)業(yè)生產(chǎn)上應(yīng)引起重視。