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第36卷 第4期2022年4月Vol.36 No.4Apr.,2022中国土地科学China Land Science1 引言优化国土空间开发保护格局和提升区域生态安全是生态文明建设的重要任务之一[1]。
粗放模式下的经济增长和城镇发展，常以牺牲生态安全和生态环境为代价，导致生物多样性减少、土地退化等问题日益突出，生态安全水平提升和生态保护修复迫在眉睫[2-4]。
新时代生态文明建设背景下，社会经济发展正在处于关键转型期，国内很多区域都面临生态保护和城乡建设双重压力。
构建生态安全格局（Ecological Security Pattern, ESP）对于提升区域生态系统的完整性具有重大意义[5-6]，是控制生态空间萎缩、维护生态功能、保障生态底线、实现区域生态安全的重要途径，也是优化区域国土空间结构的有效方法[7]。
目前关于生态安全格局的研究内容多围绕景观格局优化[8]、生态红线[9]、生态敏感性[10]、生态系统服务价值[11]等，研究区尺度涵盖了全国[12]、省域[9]、城市群[13]、市域[14]和县域[11]多个等级。
由俞孔坚提出、后来研究者逐步完善和发展的“生态源地—生态阻力面—生态廊道”方法已经成为生态安全格局构建的基本模式[14-17]。
生态源地识别即提取对维护区域生态安全具有关键意义的生态用地，识别方法主要从生态功能重要性评价、生态适宜性评价等方面展开[18]；传统方法从生态功能重要性或生态脆弱性等单一方面考虑，或借助已有的自然保护地等，而综合考虑生态系统服务、生态脆弱性及景观斑块结构[14]可以更全doi: 10.11994/zgtdkx.20220329.145618基于生态重要性和MSPA核心区连通性的生态安全格局构建——以桂江流域为例潘 越1，龚 健1，2，杨建新1，杨 婷1，王 玉1（1.中国地质大学（武汉）公共管理学院，湖北 武汉 430074；2.自然资源部法治研究重点实验室，湖北 武汉430074）摘要：研究目的：探索基于“生态重要性”和“形态学空间格局分析（Morphological Spatial Pattern Analysis, MSPA）核心区连通性”的生态安全格局构建方法，为国土空间生态保护修复和生态安全格局构建提供参考。
土壤重金属铬的分布规律及影响因素向 娇1，2，3， 董秋瑶2，3*，宋 超2，3（１．河北地质大学，河北 石家庄 ０５００００；２．中国地质科学院水文地质环境地质研究所，河北 石家庄 ０５００６１；３．中国地质科学院第四纪年代学与水文环境演变重点实验室，河北 石家庄０５００６１）摘 要：土壤重金属铬来源极广，是一种重要的重金属污染源，随经济的发展土壤铬污染越来越严重。
铬在土壤中主要以Ｃｒ（Ⅵ）和 Ｃｒ（Ⅲ）两种形态存在，Ｃｒ（Ⅲ）的稳定性较强，毒性较弱，土壤中易与胶体发生结合产生沉淀，Ｃｒ（Ⅵ）稳定性差毒性强且溶于水或土壤中，对人体危害较大。
土壤中的不同形态的铬在ｐＨ、Ｅｈ、有机质、微生物、Ｆｅ（ＩＩ）及硫化物等条件的影响下，Ｃｒ（Ⅵ）和 Ｃｒ（Ⅲ）之间可以发生相互转化，Ｃｒ（Ⅵ）还原为 Ｃｒ（Ⅲ）时可降低土壤中Ｃｒ（Ⅵ）的毒性，减小对生物体的危害。
关键词：重金属铬；分布规律；影响因素中图分类号：Ｘ５３ 文献标识码：Ａ 文章编号：１００２－５０６５（２０２０）２２－０１３８－２The distribution law and influence factors of heavy metal chromium in soilXIANG Jiao1,2,3, DONG Qiu-yao2,3*, SONG Chao2,3（１．ＨｅＢｅｉ ＧＥＯ Ｕｎｉｖｅｒｓｉｔｙ， Ｓｈｉｊｉａｚｈｕａｎｇ ０５００００，Ｃｈｉｎａ；２．Ｉｎｓｔｉｔｕｔｅ ｏｆ Ｈｙｄｒｏｇｅｏｌｏｇｉｃａｌ ａｎｄ Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｇｅｏｌｏｇｙ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｇｅｏｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｓｈｉｊｉａｚｈｕａｎｇ ０５００６１，Ｃｈｉｎａ；３．Ｋｅｙ ｌａｂｏｒａｔｏｒｙ ｏｆ Ｑｕａｔｅｒｎａｒｙ Ｃｈｒｏｎｏｌｏｇｙ ａｎｄ Ｈｙｄｒｏ－Ｅｎｖｉｒｏｎｍｅｎｔａｌ Ｅｖｏｌｕｔｉｏｎ， Ｃｈｉｎｅｓｅ Ａｃａｄｅｍｙ ｏｆ Ｇｅｏｌｏｇｉｃａｌ Ｓｃｉｅｎｃｅｓ， Ｓｈｉｊｉａｚｈｕａｎｇ ０５００６１，Ｃｈｉｎａ）Abstract: Ａｓ ａｎ ｉｍｐｏｒｔａｎｔ ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｓｏｕｒｃｅ， ｃｈｒｏｍｉｕｍ ｐｏｌｌｕｔｉｏｎ ｉｎ ｓｏｉｌ ｉｓ ｂｅｃｏｍｉｎｇ ｍｏｒｅ ａｎｄ ｍｏｒｅ ｓｅｒｉｏｕｓ ｗｉｔｈ ｔｈｅ ｄｅｖｅｌｏｐｍｅｎｔ ｏｆ ｅｃｏｎｏｍｙ． Ｃｈｒｏｍｉｕｍ ｉｎ ｓｏｉｌ ｍａｉｎｌｙ Ｃｒ （Ⅵ） ａｎｄ Ｃｒ （Ⅲ） ｔｗｏ ｋｉｎｄｓ ｏｆ ｆｏｒｍ， ｔｈｅ ｓｔａｂｉｌｉｔｙ ｏｆ ｔｈｅ Ｃｒ （Ⅲ） ｉｓ ｓｔｒｏｎｇｅｒ， ｌｅｓｓ ｔｏｘｉｃｉｔｙ， ｅａｓｙ ｗｉｔｈ ｃｏｌｌｏｉｄａｌ ｐｒｅｃｉｐｉｔａｔｉｏｎ， ｓｏｉｌ Ｃｒ （Ⅵ） ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ ｐｏｏｒ ｓｔａｂｉｌｉｔｙ ａｎｄ ｓｏｌｕｂｌｅ ｉｎ ｗａｔｅｒ ｏｒ ｓｏｉｌ， ｈａｒｍ ｔｏ ｈｕｍａｎ ｂｏｄｙ． Ｕｎｄｅｒ ｔｈｅ ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｏｆ ｐＨ， Ｅｈ， ｏｒｇａｎｉｃ ｍａｔｔｅｒ， ｍｉｃｒｏｏｒｇａｎｉｓｍｓ， Ｆｅ （ＩＩ） ａｎｄ ｓｕｌｐｈｉｄｅｓ， ｔｈｅ ｄｉｆｆｅｒｅｎｔ ｆｏｒｍｓ ｏｆ ｃｈｒｏｍｉｕｍ ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ａｒｅ ｔｒａｎｓｆｏｒｍｅｄ ｉｎｔｏ ｅａｃｈ ｏｔｈｅｒ， ｗｈｉｃｈ ｃａｎ ｒｅｄｕｃｅ ｔｈｅ ｔｏｘｉｃｉｔｙ ｏｆ Ｃｒ （ＶＩ） ｉｎ ｔｈｅ ｓｏｉｌ ａｎｄ ｒｅｄｕｃｅ ｔｈｅ ｈａｒｍ ｔｏ ｌｉｖｉｎｇ ｂｏｄｙ．Keywords: Ｈｅａｖｙ ｍｅｔａｌ ｃｈｒｏｍｉｕｍ； ｄｉｓｔｒｉｂｕｔｉｏｎ ｌａｗ； ｉｎｆｌｕｅｎｃｅ ｆａｃｔｏｒｓ土壤是地球表层与人类关系最密切的生态系统，土壤重金属的污染随经济发达日益受到关注。
铬在土壤中的吸附解吸研究进展收稿日期：２００６－０７－０６；收稿日期：２００６－０８－２０基金项目：江苏省交通厅重点资助项目（０２Ｙ０３１）作者简介：桂新安（１９８２－），男，江西进贤人，硕士研究生，主要从事环境化学、污染土壤修复等方面研究。
铬是动物和人体必须的微量元素之一。
但大量的铬进入环境对人体，植物和动物都会产生很大的危害。
随着现代工业的飞速发展，产生铬污染的主要生产和工艺已经涉及冶金，化工，农业，医学等多个领域，上述工业生产中，均可产生含铬“三废”。
在美国，Ｃｒ被认为是与Ｈｇ、Ｃｄ、Ｐｂ并列的四种主要污染物质之一。
这些污染物的排放已经造成土壤的严重污染。
在土壤环境中，铬主要以Ｃｒ（Ⅲ）和Ｃｒ（Ⅵ）［１，２］两种形态存在，但是Ｃｒ（Ⅲ）相比Ｃｒ（Ⅵ）相对稳定［３］，毒性也相对较小，它们在土壤中处于吸附和解吸的动态平衡中，土壤性质对铬的吸附解吸动态影响很大，直接影响到土壤中铬的迁移转化和固定特性。
因此研究土壤对铬的吸附和解吸特性，对土壤中重金属污染的防治与修复具有重要意义。
文章主要对铬在土壤中吸附解吸机理、影响因素以及动力学模型的研究进展进行了综述。
１铬在土壤中的吸附解吸机理铬在土壤中的吸附主要以离子交换吸附（非专性吸附）、专性吸附或物理表面沉淀吸附为主。
土壤环境中的粘土矿物胶体常带有净电荷［４］，对金属离子会产生静电引力，这种吸附通常是在很短的时间内发生。
易秀等［５］研究发现土壤中的许多活性组分对水相铬（Ⅲ）离子产生阳离子交换作用，其吸附是以阳离子交换吸附为主。
刘云惠等［６］研究表明土壤对Ｃｒ（Ⅲ）的吸附主要发生在ｐＨ２～６范围内，是带负电荷的土壤无机胶体和有机胶体对阳离子的吸附。
这种吸附是由静电引力产生的非专性吸附。
带正电荷的土壤胶体可交换吸附以ＣｒＯ４２－、ＨＣｒＯ４－、Ｃｒ２Ｏ７２－形式存在的铬阴离子，如土壤中带正电荷的氯化铁或水合氧化铁胶体对Ｃｒ（Ⅵ）的吸附能力很大。
土壤有机质的主体腐殖质其上有许多功能团－ＣＯＯＨ、－ＮＨ２、苯酚官能团［７］等，因此Ｃｒ（Ⅲ）与有机质容易产生络合－螯合反应，形成化学黏合剂，使Ｃｒ（Ⅲ）被牢固的吸附住，可以增加了土壤中铬（ＩＩＩ）的吸附量［８］，这种吸附就是Ｃｒ的专性吸附。
综述铬在土壤和植物中的赋存形式及迁移规律李晶晶 彭恩泽(中国地质大学研究生院 武汉430074) 摘 要 根据重金属铬的理化及生物特性,结合相关资料探讨了铬在土壤和植物中的迁移转化规律,以及对土壤污染和植物危害的相关机制,为铬污染的防治与治理提供借鉴。
关键词 铬 土壤 植物 迁移Summ arization on the Existing Form and T rans ferring Rules of Chromium in SoilLi Jingjing Peng Enze(Graduates ′Institute ,China Univer sity o f G eosciences Wuhan 430074)Abstract Based on the physiochem ical and biological properties of chrom ium the trans ferring rules for chrom ium in s oil and plants are dis 2cussed in accordance with the related in formation ,as well as the mechanism of its pollution to s oil and plants ,which can provide reference for the prevention and control of chrom ium pollution.K eyw ords chrom ium s oil plants trans fer 土壤中的微量重金属主要来自原生母岩,原生母岩的重金属元素的组成和含量,决定着土壤重金属元素的组成特征[1]。
根据黎彤(1976)地壳元素丰度表,Cr 在地壳中的丰度为0.011%[2],我国土壤中Cr 元素平均丰度为61×10-6,美国为54×10-6[3],根据Allawe (1968)提供的植物体内Cr 为(0.2～1.0)×10-6[1]。
基于地统计的刁江流域土壤重金属元素空间分布及污染特征研究白亚林;孙文彬;黎宁;谷庆宝【期刊名称】《矿业科学学报》【年(卷),期】2017(000)005【摘要】针对刁江流域土壤重金属污染严重的情况,本文引入地统计方法,应用半变异函数拟合模型及克里金(kriging)插值法研究了该区土壤中主要重金属镉(Cd)、铅(Pb)、锌(Zn)和类金属砷(As)元素含量的空间分布状态及污染特征。
首先利用三倍标准差法剔除840个采样点数据中的异常值,然后对比分析As、Cd、Pb、Zn四种重金属的半变异函数,优选出最佳拟合模型;最后利用克里金插值生成As、Cd、Pb、Zn的空间分布图。
研究结果表明:刁江流域As、Cd、Pb、Zn的污染情况均较严重;As、Pb、Zn重金属分布情况受结构性因素的影响较为明显,与采矿、冶炼活动关系密切;Cd呈现出大面积的污染,除受采矿、冶炼活动影响外,与该地区Cd的高背景值也存在着一定的关联。
【总页数】7页(P409-415)【作者】白亚林;孙文彬;黎宁;谷庆宝【作者单位】中国矿业大学(北京)地球科学与测绘工程学院;广西壮族自治区环境监测中心站;中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室;中国矿业大学(北京)地球科学与测绘工程学院;广西壮族自治区环境监测中心站;中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室;中国矿业大学(北京)地球科学与测绘工程学院;广西壮族自治区环境监测中心站;中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室;中国矿业大学(北京)地球科学与测绘工程学院;广西壮族自治区环境监测中心站;中国环境科学研究院土壤污染与控制研究室【正文语种】中文【中图分类】X53【相关文献】1.刁江沿岸土壤重金属污染特征研究 [J], 宋书巧;吴欢;黄钊;张建勇2.基于随机模型的土壤重金属元素空间分布特征研究—以浙江绍兴地区为例 [J], 吴超;孙彬彬;周国华;成晓梦;曾道明;贺灵3.广西金城江区水田土壤重金属污染及空间分布特征研究 [J], 李传章4.基于地统计的刁江流域土壤重金属元素空间分布及污染特征研究 [J], 白亚林;孙文彬;黎宁;谷庆宝5.刁江沿岸土壤重金属污染状况及土地的合理利用模式 [J], 宋书巧;吴浩东;蓝唯源因版权原因，仅展示原文概要，查看原文内容请购买。
近年来，我国部分地区的土壤铬背景值及其富集规律性已经引起了学术界的广泛关注。
从长期的实验观测数据来看，土壤铬背景值在不同地区和地层差异较大，大部分地区铬背
景值在1.0 mg/kg以下，但也有一些地区铬背景值超过2.0 mg/kg，其中最高达到4.0
mg/kg。
此外，土壤铬的富集规律性更是复杂多变。
土壤铬的富集主要受土壤侵蚀和植物吸收
两个因素的影响。
根据实测数据，土壤侵蚀是影响土壤铬富集规律性最大的因素，土壤铬
富集程度与侵蚀程度呈正相关，其富集规律性主要受到土壤侵蚀速率和植物对铬的吸收能
力的影响。
另外，土壤铬的富集也受到气候因素的影响，特别是降水量和温度。
在雨量较多的地区，土壤铬的富集规律性更加明显，而在温度较低的地区，土壤铬的富集规律性则较弱。
总之，我国部分地区的土壤铬背景值及其富集规律性差异较大，主要受到土壤侵蚀、
植物吸收、气候因素等多因素的影响，因此，在实施环境保护措施时，应重视土壤铬的背
景值及其富集规律性，以更好地保护我国部分地区的土壤环境。
实验结果的精准性，实验过程中采用高密度聚乙烯瓶进行样品采集。
收集完成后，将样品放置在4℃的低温环境内，避免水样污染，5～7天内进行测验分析。
2.4 结论实验期间首先对水产养殖环境下总铬、溶解态铬的含量进行了测定，并由此初步计算了总铬、溶解态铬的含量；其次，利用实验前建立的柱前衍生-HPLC-ICP-MS 分析结果，对溶解状态的总Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)情况进行了分析。
研究结果发现，养殖水环境中各项总Cr(Ⅲ)与Cr(Ⅵ)的含量均在安全标准状态。
3 底泥中铬元素形态分析方法研究3.1 铬的测定准确称取0.2g(精确到0.001g)过筛后的底泥样品，将样品置于消解设备之内，依次在其中加入盐酸、硝酸、氢氟酸、以及过氧化氢，加入比重分别为1mL 、4mL 、1mL 、1mL ，将消解罐子置于微波炉之内进行消解处理。
处理后放置在室温中降温，然后打开盖子，将其放置子在赶酸仪之上，在150℃的温度性进行赶酸操作。
当内部溶解物质95%以上变干后，再次将其冷却到常温，借助离子对剩余物质进行溶解，并将溶液转至到容量瓶中，采用离子水进行定容，再运用密度为0.45μm 的滤膜给予过滤。
同时，为了确保实验操作的效果，实验期间还需要准备离子超纯水替代离子水，采用试样制备资源综合管理方案，对实验材料进行对比分析。
3.2 离子交换态铬的测定取实验样品2.0克置于容量为50ml 的实验容器离心管内，向其中注入20ml 的氯化镁溶液(氯化镁的PH 值为7.0)，轻轻震1 设备与材料1.1 仪器与试剂本次实验中所应用到的设备包括高效液相色检测仪器、电感耦合等离子仪器、冷却循环系统、恒温水浴锅、超声波清洗设备、隔膜真空泵、微控滤膜、去离子水源。
1.2 试验材料实验中所应用到的水源包括市面中常见矿泉水、市政净化达标自来水、养殖场中淡水样品。
水样分别利用滤膜进行净化，所有实验水体均放置在相同的聚乙烯塑料瓶中，静止在低温环境内，5～7天进行水样分析。
广西西江流域土壤中铬空间分布与背景值再研究*王佛鹏1宋波1,2†黄宇妃1张军1余元元1雷梅3李邵祥1(1 桂林理工大学环境科学与工程学院，桂林541004）(2 岩溶地区水污染控制与用水安全保障协同创新中心，桂林541004）(3 中国科学院地理科学与资源研究所，北京100101）摘要为全面了解广西西江流域土壤中铬的含量分布状况，深入探究自然土壤铬背景值状况。
通过采集旱地土壤、水田土壤、矿区土壤和自然土壤共计2 022个。
结合ArcGIS分析土壤中铬空间分布状况，采用数理统计方法重新计算土壤铬背景值，利用单因子污染指数法评价农用土壤污染程度。
研究结果表明：（1）不同类型土壤中Cr含量几何均值为：矿区土壤（104.2 mg kg-1）、水田土壤（91.06 mg kg-1）、自然土壤（82.66 mg kg-1）、旱地土壤（74.52 mg kg-1）。
（2）重新提出广西西江流域土壤中Cr背景值为82.66 mg kg-1。
（3）根据《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)给出的参考值，旱地、水田、矿区土壤处于轻、中、重污染程度的比例分别为8.26%-1.50%-0.56%；3.68%-0-0；20.26%-4.58%-0。
本研究得到西江流域矿区土壤Cr 含量明显高于其他类型土壤；Cr含量高的区域主要分布在南丹县、都安县、大化县、忻城县、金秀县、平南县和藤县；重新提出的Cr背景值可为制定更加科学合理的标准准则提供一定参考；农用土壤大部分处于清洁状态，但是应避免在矿业活动密集区周边进行农业生产。
关键词西江流域；铬；背景值；污染评价中图分类号S159文献标识码A铬在地壳中是分布较广的元素之一，在现代科技中是一种重要的工业原料[1-2]，同时铬是人体必需的微量元素之一[3]。
铬主要以三价和六价的形式存在，铬（Ⅲ）对平衡人和动物的健康起到关键作用[4]；铬（Ⅵ）是高毒性致癌物，能导致动物和人类死亡[5-6]。
铬污染源有矿石加工、皮革鞣质印染等排放的废水，以及煤炭和石油燃烧排放含有颗粒态的铬废气[7]。
这些废水、废气进入到环境中，将会对环境造成危害，最终通过食物链的积累作用毒害于人类和动物[8]。
铬污染对环境造成的危害已经引起人们的广泛关注，对其进行污染治理势在必行[9]。
西江是广西重要水系[10]，同时西江流域是广西主要的粮食产区[11]，其上游河池地区是我国著名的“有色金属之乡”，大厂矿区面积超过168 km2，是一个超大型锡多金金属矿[12]，不仅有铅锌矿、铜矿，同时共生及伴生的矿产还有铜、铅、铁和铬等。
在利益的驱动下，最终的结果是遍地开花的小选厂、小冶炼厂。
难以遏制的无序开采局面，使得采矿、选矿及冶炼所产生的废石矿渣等长期随意堆放，伴随雨水的冲刷进入西江及其支流并扩散至各个地区，造成严重的生态破坏[13]。
因此该流域农业土壤是否受到污染是一个值得关注的问题。
目前，已有不少学者对西江流域矿区土壤进行了调查研究，但是这些研究范围小且单一，缺少对西江流域不同类型土壤中铬含量的系统研究。
王成等[14]调查了广西河池某矿区公路*国家自然科学基金项目（、）；广西自然科学基金项目(2013GXNSFEA053002)；广西“八桂学者”建设工程专项经费项目；National Natural Science Foundation of China (Nos.，)；Guangxi Natural Science Foundation (No. 2013GXNSFEA053002)；Guangxi "Bagui scholar" Construction Project Special Funds†通讯作者Corresponding author，E-mail：作者简介：王佛鹏（1993—），男，河南人，硕士研究生，研究方向为污染土壤修复和区域环境调查与风险评估。
E-mail：收稿日期：2017-09-11；收到修改稿日期：2017-10-30沿线土壤中铬、铜等6种重金属含量；孙杰等[15]对广西宜州某典型锰矿区中不同地域土壤中铬、镉和锰进行了评价；Zhang等[16]对广西铅锌矿周边土壤污染状况进行了评估。
然而相关学者在进行评估时采用的土壤背景值仍然是20世纪80年代的研究成果，受限于当时仪器设备等条件，且在5.8万km2区域内采集样品56个[17]，因此本研究通过较大范围且有针对性的采集西江流域旱地土壤、水田土壤、矿区土壤、自然土壤，对不同类型土壤中Cr含量有详细了解，同时对西江流域自然土壤铬背景值进行再研究。
结果旨在为制定科学合理的标准准则提供一定的参考，并为农业生产提供帮助。
1材料与方法1.1研究区概况西江是珠江流域内最大的水系，全长2 214 km，高程在-20～3 000m之间，占流域面积的77.8%[18]。
流域上游河池地区是我国重要的有色金属生产基地，有铁、锡、锑、铅、锌等多种有色金属，总储量1 100万吨[11]。
铬具有亲铁性，同时能与铬发生类质同象替代的元素还有Mn、Ni、Zn等[19]，因此丰富的矿产资源里伴生有大量的铬。
本次研究区域是西江流域广西段，主要关注矿业活动密集的河池地区及其中下游地区，从上游河池地区起，止于下游梧州地区，涉及4市15个县，面积5.8万km2。
1.2样品采集按照自然土壤、矿区土壤、水田土壤、旱地土壤分类原则，结合西江流域土地利用类型图、矿产点分布图与地形图，通过网格布点，在现有数字底图上确定采样点的基本分布与抽样数，使样品采集密度保持在每3 km一个。
实际采样中，利用GPS定位，考虑土地利用类型的变化与地形因素，对采样点分布进行适当调整，最终采集到土壤样品2 022个（图1），其中，自然土壤228个，均采集于西江流域植被发育完好和远离人类活动或受人类活动影响较小的山地；矿区土壤153个，为矿区周边的非农用土壤；旱地、水田土壤分别为1 260和381个，主要针对农田相对集中的地区抽样采集，以使其更具代表性。
采样深度均在0～20 cm，自然土壤单点采集，矿区与农田土壤则为多点混合，四分法取1 kg土样。
图 1 广西西江流域土壤铬调查样点分布图Fig. 1 A sketch map of the sampling sites for survey of soil Cr in the Xijiang River Basin , Guangxi Province 1.3样品分析土壤样品从采集到处理整个过程中，始终使用木头、塑料或玛瑙等工具，未曾接触过金属工具，防止人为原因致使样品受到污染。
土壤样品经风干，研磨前去除碎石与植物残体等杂物，过100目筛。
土壤样品消解采用美国环保署推荐的HNO3-H2O2法[20]，分析中所用试剂均为优级纯，用火焰原子吸收光谱测定土壤Cr含量。
采用国家标准土壤样品(GSS-4)和空白进行质量控制，分析样品的重复数为10%～15%，样品回收率在90%～110%之间。
1.4 土壤污染评价方法土壤重金属污染评价采用单项污染指数法，单项污染指数法针对的是单一污染物，计算公式如下：P i=C i/S i(1) 式中，P i为重金属单项污染指数，C i为重金属含量实际值，mg kg-1。
S i为样品重金属含量的限量标准值，mg kg-1。
当P i≤1时，无污染；1< P i≤2时，轻度污染；2<P i≤3时，中度污染；P i>3时，重度污染。
根据研究结果，土壤的pH小于6.5[11,21]，因此以《土壤环境质量标准》(GB15618-1995)中二级标准限定值150、250 mg kg-1作为评价旱地、水田的标准值，对于矿区土壤的评价则以三级标准临界值300 mg kg-1作为标准值。
由于不同地区具有不同的地球化学特征，土壤重金属含量区域性变异很大，因此国家环境质量标准（GB15618-1995）的适用性也受到一定的局限，而采用当地基线值作为背景值和异常值的界限，更具有现实意义。
夏增禄[22]认为，对于正态分布的数据，土壤基线值等于土壤背景值加2倍方差可作为土壤污染与否的标准；对于原始数据非正态分布但对数转换后正态分布的数据，土壤基线值等于几何均值与几何标准差平方的乘积。
1.5 数据处理用SPSS19.0对不同类型土壤数据进行统计分析，土壤Cr的插值绘图则采用ArcGIS10.2中Kriging法进行。
2结果与讨论2.1西江流域土壤Cr背景值J·Jconnor[23]认为，体现环境背景的调查研究要有较大的范围，应包含一个自然单元能体现背景浓度，即排除已知污染及次生成矿作用。
由于近几十年来西江流域上游河池地区矿业活动密集，因此在确定背景值时首先要剔除异常值和污染值。
本研究采用了Grubss检验法，经检验，没有异常值。
夏增禄[24]认为土壤重金属背景值应该是一个表征该元素含量集中分布趋势的特征值，而不是一个具体的数值。
关于如何获得背景值，表示背景值，并没有统一格式[25]。
背景值应根据数据分布特征采用不同的方法表示，在含量分布符合正态分布的情况下，一般可用算术均值表示元素背景值；在含量分布符合对数正态分布的情况下，一般可采用几何均值表示元素背景含量集中趋势[26]。
而唐将[27]则认为采用多次叠代均值能够更好地反映元素含量的集中趋势，以此来表示土壤背景值。
为确保广西西江流域土壤铬背景值的准确性，分别计算土壤的算术平均值、几何平均值、修正平均值、中位数及多次叠代剔除平均值（表1）。
其中多次叠代剔除平均值是指以平均值加减2倍标准差为目标函数经逐步剔除（剔除限为数据集合内不再含有该函数值时的值）的算术平均值[27]。
原始数据成偏态分布，经过对数转化后成正态分布。
对数转换、中位数或多次叠代可以削弱高值在均值计算中的权重从而使得最终结果更加接近实际，因此这些值较算术均值更加合理，算术均值就不再适合作为平均含量的代表。
中位数为切尾均值的极端情况，对数据信息损失大，从而效率低[28]。
因此，多次叠代均值可以更好体现数据的集中趋势。
但是经对比发现，多次叠代均值较其他均值小，同时原始数据偏度系数也达到了1.088，峰度系数为0.947，这表明原始数据在偏态分布情况下，多次叠代均值并不能很好地代表总体数据的集中趋势。
而几何均值低于算术均值和修正均值，同时与中位数接近，因此几何均值可以更好地反映该地区土壤中Cr含量的数据集中趋势。
平均值可以反映元素含量的集中趋势，而变异系数则反映该元素的离散程度。
由表1可以看出，Cr元素的变异系数为51.08%，属于中等变异。
对于离散程度较高的数据使用几何均值更有代表性[27]。
因此，采用几何均值82.66 mg kg-1来表征广西西江流域土壤Cr背景值。
