余雪蓮,李啟權(quán),彭月月,李 萌,李艾雯,王昌全

四川農(nóng)業(yè)大學(xué)資源學(xué)院，四川 成都 611130

土壤是人類生存和發(fā)展的基礎(chǔ)，同時也是自然生態(tài)系統(tǒng)重要的組成部分.近年來，隨著社會經(jīng)濟的飛速發(fā)展、農(nóng)業(yè)集約化程度的增加、農(nóng)藥化肥過量投入以及工礦業(yè)的迅猛發(fā)展，土壤重金屬污染問題越來越突出[1-2].作為重金屬五毒元素之一的As廣泛存在于自然界中，少量As對人體有益，然而超過一定限度后便會對人體產(chǎn)生毒害作用[3].As及其化合物進入土壤后，易在耕作層積累[4]，并通過食物鏈進入人體，對人體的腎臟、肝臟以及血液系統(tǒng)等產(chǎn)生毒害作用，甚至引起癌變[5].有研究報道，孟加拉國[6]、巴基斯坦[7]、印度[8]等國家均出現(xiàn)過較為嚴(yán)重的地方性As中毒；我國廣西壯族自治區(qū)[9]、湖南省[10]和貴州省[11]因礦業(yè)活動釋放到土壤中的As也已經(jīng)威脅到人體健康.由此可見，土壤As已經(jīng)成為主要污染物之一，并引起了國內(nèi)外學(xué)者的普遍關(guān)注.

成都平原位于四川盆地西部，全區(qū)土壤肥沃、易于耕作，盛產(chǎn)水稻、小麥和油菜，是我國重要的商品糧、油基地.然而，隨著土地集約化利用程度的提高，高強度土地利用背景下土壤重金屬污染問題越來越嚴(yán)重.有學(xué)者對成都平原土壤w(As)的特征研究發(fā)現(xiàn)：成都平原表層土壤中w(As)較背景值有明顯增加，存在外源污染輸入[12]；除都江堰市和新津縣土壤中w(As)輕微下降外，彭州市、雙流區(qū)、新都區(qū)、崇州市、邛崍市、廣漢市、龍泉驛區(qū)、德陽旌陽區(qū)土壤中w(As)較1982年均呈不同程度的上升趨勢[13]；成都平原干溪河流域農(nóng)耕區(qū)土壤中w(As)高于工業(yè)區(qū)，且總體呈輕度污染[14]；朱溪橋等[15]研究發(fā)現(xiàn)，成都平原果園土壤中w(As)超過成都平原背景值的采樣點達70%.除此之外，許多學(xué)者對土壤As的影響因素進行了探討，如Lee等[16]研究發(fā)現(xiàn)，銅礦場附近土壤As污染的主要原因是該區(qū)域高As地質(zhì)背景；SUN[17]研究發(fā)現(xiàn)，受As污染的灌溉水進入土壤后，使得土壤中無機As含量增加，并造成土壤As污染；有機質(zhì)[18]、pH[19]以及黏土礦物類型[20]等都對土壤中w(As)有影響.對比以上結(jié)果發(fā)現(xiàn)，以往研究主要集中在對成都平原土壤中w(As)分布狀況的分析，且僅將外源污染或者土壤本身性質(zhì)作為土壤As空間異質(zhì)性的影響因素，鮮見探討土地利用方式等對土壤As空間分布特征的影響分析.因此，該研究以成都平原核心區(qū)為研究區(qū)，對土壤中w(As)的空間分布特征進行分析；并結(jié)合成土母質(zhì)、水系以及土地利用方式，分析其對土壤中w(As)的影響，以期深化對該區(qū)域土壤As污染機制的認(rèn)識，從而為研究區(qū)土壤As污染防治和農(nóng)業(yè)安全生產(chǎn)提供參考.

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

研究區(qū)位于成都平原核心區(qū)域，地理位置為103°37′E～104°88′E、30°57′N～31°01′N，主要涉及郫都區(qū)、都江堰市、溫江區(qū)、崇州市、彭州市、新都區(qū)、大邑縣、新津縣、邛崍市、雙流區(qū)，面積共約 3 173.3 km2.該區(qū)地勢總體平緩，海拔在447～732 m之間，由西北向東南降低.水系發(fā)達，河網(wǎng)密布，有岷江、沱江的干支流流經(jīng)境內(nèi)，因研究區(qū)地表高差小，故形成了巨大的自流灌溉網(wǎng).成土母質(zhì)主要為第四系沖積物，包括灰色沖積物、灰棕沖積物、更新統(tǒng)老沖積物和紫色沖積物.土地利用類型主要為耕地和園地，有部分農(nóng)林復(fù)合用地.耕地利用方式主要為水稻-小麥輪作、水稻-油菜輪作和水稻-蔬菜輪作.研究區(qū)處于成都平原的核心地帶，是成都平原重要的糧食生產(chǎn)基地，然而由于成都市快速城市化和農(nóng)業(yè)結(jié)構(gòu)調(diào)整，自2006年以來研究區(qū)土地利用類型發(fā)生了明顯變化.為保障城市建設(shè)和發(fā)展，許多傳統(tǒng)的水稻-油菜輪作和水稻-小麥輪作農(nóng)用地被改造為園林用地和水稻-蔬菜輪作農(nóng)用地，以滿足城市化對綠化樹木和蔬菜的需求.2016年研究區(qū)生產(chǎn)總值達 4 101×108元，相比2015年增長10%.經(jīng)濟增長以及土地利用方式的轉(zhuǎn)變，給研究區(qū)農(nóng)田土壤環(huán)境帶來巨大壓力，威脅著農(nóng)產(chǎn)品安全生產(chǎn)和人體健康.

1.2 樣品采集與分析

結(jié)合研究區(qū)土地利用方式與成土母質(zhì)，兼顧采樣點代表性和采樣均勻性，采用3 km×3 km格網(wǎng)法進行樣點布設(shè)，使采樣點均勻分布在整個研究區(qū)(見圖1).土壤樣品均采集由沖積物母質(zhì)發(fā)育而成的土壤.研究區(qū)農(nóng)用地具有典型的輪作制度，因此該研究考慮采集不同土地利用方式下的土壤樣品，土地利用方式主要包括園林地、農(nóng)林地、水稻-小麥輪作、水稻-油菜輪作和水稻-蔬菜輪作.根據(jù)成土母質(zhì)、土地利用方式和采樣點周邊環(huán)境等實際情況對部分采樣點做出調(diào)整，并嚴(yán)格按照NY/T 1121.1—2006《中華人民共和國農(nóng)業(yè)行業(yè)標(biāo)準(zhǔn)》的要求采集土壤樣品，在田塊中央采樣，避開堆過肥料的地方.利用手持GPS記錄每個采樣點的海拔和經(jīng)緯度信息，并詳細(xì)記錄每個采樣點的成土母質(zhì)類型、土地利用方式和地上作物類型等信息.采樣時，嚴(yán)格按照多點混合采樣法采集表層(0～20 cm)土壤，共采集189個土壤樣品.土壤樣品帶回實驗室，經(jīng)過自然風(fēng)干后去除根系、石粒等雜物，采用瑪瑙研缽研磨，全部過0.15 mm的纖維網(wǎng)篩，研磨后的樣品均勻混合并儲存在封口袋中.

圖1 采樣點位置分布Fig.1 Soil sampling locations of the study area

采用HNO3-HCL-HF-HCLO4法消解土壤樣品后，用電感耦合等離子體質(zhì)譜儀(ICP-MS 7900，Agilent，美國)測定待測液中As濃度.試驗采用試劑均為優(yōu)級純，水為去離子水.為保證試驗數(shù)據(jù)的準(zhǔn)確可靠，試驗過程中同時添加重復(fù)樣和國家標(biāo)準(zhǔn)物質(zhì)(GBW07437)進行質(zhì)量控制.

1.3 數(shù)據(jù)處理及評價方法

1.3.1數(shù)據(jù)處理

采用三倍標(biāo)準(zhǔn)差法剔除3個數(shù)值在x±3σ區(qū)間外的異常值，實際使用采樣點數(shù)為186個，剔除異常值后的數(shù)值更加符合實際情況.利用SPSS 20.0軟件做常規(guī)統(tǒng)計分析、方差分析；半方差函數(shù)擬合及其相關(guān)參數(shù)的確定在GS+7.0軟件中完成；土壤中w(As)插值圖在ArcGIS 10.2軟件中完成.

1.3.2空間變異分析

在ArcGIS 10.2技術(shù)平臺上結(jié)合地統(tǒng)計學(xué)方法對研究區(qū)土壤中w(As)的空間變異特征進行分析.首先，利用GS+7.0軟件進行半方差函數(shù)構(gòu)建，以殘差最小、決定系數(shù)最大為標(biāo)準(zhǔn)來選擇最優(yōu)擬合模型和參數(shù)；然后，將最優(yōu)擬合模型和參數(shù)代入ArcGIS 10.2軟件的地統(tǒng)計模塊中進行普通克里格插值，得到研究區(qū)土壤中w(As)的空間分布結(jié)果.

1.3.3污染狀況評價

采用地累積指數(shù)法[21]對成都平原核心區(qū)土壤As進行污染評價.地累積指數(shù)最早是在歐洲發(fā)展起來的廣泛用于土壤中重金屬污染程度的定量指標(biāo)，該指數(shù)不僅考慮自然地質(zhì)過程對土壤重金屬背景值的影響，同時可反映土壤重金屬的污染程度，計算公式[21]：

Igeo=log2(C/1.5B)

(1)

式中：C為成都平原核心區(qū)土壤中w(As)，mg/kg；B為土壤中w(As)區(qū)域背景值，mg/kg；1.5為修正系數(shù)，通常用來校正區(qū)域背景值差異.姚延伸[22]根據(jù)母質(zhì)、地形、土地利用方式等狀況采集并測定了成都平原沖積性水稻土中土壤w(As)，因當(dāng)時土壤狀態(tài)較接近未受污染時的狀態(tài)，故以該測定值為該研究的背景值.地累積指(Igeo)數(shù)分級標(biāo)準(zhǔn)：Igeo≤0，表示無污染；05，表示高度污染.

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤中w(As)的統(tǒng)計特征

統(tǒng)計結(jié)果(見表1)表明，研究區(qū)土壤中w(As)平均值為14.64 mg/kg，較該區(qū)域背景值(6.02 mg/kg)[22]增加了1.43倍，且各地區(qū)增幅不同，其中以大邑縣的增幅最為明顯，增加了2.4倍；新都區(qū)增幅最小，增加了0.3倍，存在外源性As積累.研究區(qū)土壤中w(As)變化范圍較大，在3.74～35.32 mg/kg之間，變異系數(shù)為47.95%，呈中等程度變異性.除此之外，各地區(qū)土壤中w(As)平均值差異也較明顯，平均值最大的新津縣和都江堰市是平均值最小的新津縣的2.5倍.

表1 研究區(qū)土壤中w(As)統(tǒng)計特征Table 1 Descriptive statistics characteristics of As contents in the study area

注：1) 變異系數(shù)單位為%.N=186.

2.2 土壤As污染狀況

研究區(qū)土壤pH在3.91～7.90之間(見表1)，總體呈弱酸性，其中處于酸性、弱酸性、中性和堿性的采樣點分別有65、71、32和18個.結(jié)合各采樣點pH的情況，對照GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》的限值對土壤As超標(biāo)狀況進行分析，結(jié)果表明，研究區(qū)未出現(xiàn)土壤w(As)超過GB 15618—2018風(fēng)險管制值的情況，因此該研究中的超標(biāo)均是指超過GB 15618—2018風(fēng)險篩選值.研究區(qū)土壤w(As)超標(biāo)樣點有14個，占總數(shù)的7.53%，主要分布在崇州市、大邑縣、都江堰市、郫都區(qū)、邛崍市和新津縣，其中崇州市超標(biāo)點位數(shù)最多.從空間分布看，都江堰市、崇州市、邛崍市和新津縣的超標(biāo)點位均是沿金馬河和西河分布，受水系影響；郫都區(qū)的兩個超標(biāo)點位則是分別位于成都第二繞城高速和沙西線路側(cè)，這兩條道路的車流量都較大；大邑縣的超標(biāo)點位于農(nóng)村居民點集中分布區(qū)附近.

地累積指數(shù)的平均值、最小值和最大值分別為0.38、-1.19和2.02.研究區(qū)土壤As總體呈無污染到輕度污染狀態(tài)，其中無污染、輕微污染、輕度污染和中度污染樣本數(shù)分別為57、91、37和1個，分別占總數(shù)的30.65%、48.92%、19.89%和0.54%.可見，研究區(qū)土壤As污染狀況較輕，對農(nóng)作物生長或者土壤生態(tài)環(huán)境的風(fēng)險較低.

2.3 土壤中w(As)的空間變異

運用GS+7.0軟件對土壤中w(As)進行半方差擬合，在決定系數(shù)(R2)最大、殘差(RSS)最小的前提下，綜合考慮塊金值、步長等參數(shù)，選擇擬合效果最好的半方差函數(shù)(見圖2).半方差分析結(jié)果表明，土壤As半方差模型決定系數(shù)為0.977，殘差為21，最優(yōu)模型為指數(shù)模型，模型擬合度較好，能體現(xiàn)出研究區(qū)土壤As的空間結(jié)構(gòu)特性.土壤As的塊金系數(shù)為26.60%，處于25%～75%之間，屬于中等程度變異，表明研究區(qū)土壤中w(As)受結(jié)構(gòu)性因素和隨機因素的共同影響.

圖2 研究區(qū)土壤中w(As)的半方差函數(shù)Fig.2 Semi-variance function a of soil As content in study area

根據(jù)半方差函數(shù)擬合結(jié)果，在ArcGIS 10.2中對土壤中w(As)進行普通克里格空間插值，直觀反映研究區(qū)土壤w(As)的空間分布特征(見圖3).從圖3可以看出，研究區(qū)土壤中w(As)總體表現(xiàn)為西高東低，高值區(qū)呈團塊狀分布在都江堰市南部、崇州市東北部以及邛崍市與新津縣接壤處，這與研究區(qū)水系分布以及土地利用方式相關(guān).金馬河、西河和斜江是研究區(qū)內(nèi)的主要灌溉水系，結(jié)合河流走向與土壤w(As)高值區(qū)位置可以看出，土壤w(As)高值區(qū)分布與河流分布一致，表明河流的沖積作用及灌溉作用對土壤As的積累有重大作用.土壤中w(As)總體水平不高，處于5～25 mg/kg之間的面積最大.

圖3 研究區(qū)土壤中w(As)的空間分布Fig.3 Spatial distribution of soil As content in the study area

2.4 影響因素分析

2.4.1成土母質(zhì)

成土母質(zhì)是土壤發(fā)育的物質(zhì)前提，在不考慮外源輸入的條件下，成土母質(zhì)是土壤As的主要來源.對研究區(qū)不同成土母質(zhì)條件下土壤中w(As)進行分析，結(jié)果表明，不同成土母質(zhì)條件下w(As)有一定差異(見表2)，其中更新統(tǒng)沖積物發(fā)育的土壤中w(As)最高，平均值達15.06 mg/kg，其次依次是紫色沖積物、灰色沖積物和灰棕沖積物.除灰棕沖積物外，其余幾種成土母質(zhì)發(fā)育的土壤w(As)均超過研究區(qū)土壤中w(As)平均值.灰色沖積物發(fā)育的土壤中As超標(biāo)點位最多，占采樣點總數(shù)的3.76%，遠高于另外3種成土母質(zhì).研究區(qū)4種成土母質(zhì)發(fā)育的土壤中w(As)變異系數(shù)在43.09%～55.72%之間，均屬中等強度變異.

2.4.2水系

以研究區(qū)內(nèi)河水流量較大的金馬河、西河和斜江為中心，生成這3條河流的緩沖區(qū)，分析水系對土壤中w(As)的影響.結(jié)果(見圖4)表明，土壤中w(As)總體呈隨距水系距離增加而降低的趨勢.統(tǒng)計結(jié)果(見表2)表明，土壤中w(As)在距水系不同距離下差異顯著：距水系1 km范圍內(nèi)土壤w(As)平均值最高，達16.32 mg/kg；距水系4 km范圍外土壤中w(As)最低，平均值為11.26 mg/kg；當(dāng)距水系距離大于2 km時，土壤中w(As)隨著距離的增加而降低.土壤As超標(biāo)率隨距水系距離的減少而增加，超標(biāo)率最高的為距水系1 km范圍內(nèi)的土壤.由此可見，水系對研究區(qū)土壤中w(As)存在一定影響.

表2 不同影響因素下土壤中w(As)的統(tǒng)計特征Table 2 Descriptive statistics characteristics of soil As content under different influencing factors

注：1) 指超過GB 15618—2018《土壤環(huán)境質(zhì)量 農(nóng)用地土壤污染風(fēng)險管控標(biāo)準(zhǔn)(試行)》風(fēng)險篩選值.不同小寫字母表示同一影響因素下各平均值之間差異顯著(P<0.05).

圖4 土壤中w(As)與距水系距離的關(guān)系Fig.4 Soil As contents at different distances from main rivers

2.4.3土地利用方式

不同土地利用方式在一定程度上反映了人類對土地耕作管理措施的差異，也反映了土壤As輸入和輸出量的差別.對不同土地利用方式下土壤中w(As)的統(tǒng)計分析(見表2)發(fā)現(xiàn)，園林地土壤中w(As)平均值最高，達17.54 mg/kg，超過GB 15618—2018中風(fēng)險篩選值的16.93%；且園林地土壤As樣點超標(biāo)率為3.76%，也遠高于其他土地利用方式.水稻-小麥輪作下土壤中w(As)平均值僅次于園林地，其后依次是農(nóng)林地、水稻-油菜輪作和水稻-蔬菜輪作.3種輪作方式下土壤中w(As)平均值差異顯著，水稻-小麥輪作和水稻-油菜輪作這2種傳統(tǒng)輪作方式下土壤中w(As)平均值明顯高于水稻-蔬菜輪作.上述幾種土地利用方式下，土壤中w(As)的變異系數(shù)在36.48%～49.28%之間，均屬于中等程度變異.

3 討論

3.1 成土母質(zhì)對土壤w(As)的影響

在成都平原核心區(qū)影響土壤中w(As)空間分布的3個定性影響因素中，成土母質(zhì)影響并不顯著.研究區(qū)土壤主要是由近代河流洪沖積物形成，成土母質(zhì)以灰色沖積物為主，灰棕沖積物和更新統(tǒng)沖積物為輔并伴有少量紫色沖積物.以往的研究表明，土壤中w(As)主要是受成土母質(zhì)的影響[23]，然而人類活動會影響土壤中w(As)的分布，w(As)受自然和人為因素共同影響，且長期高強度的農(nóng)業(yè)土地利用會使得土壤中w(As)受人為因素的影響增大[24-25].人類活動的加劇使得土壤重金屬在土壤本底條件的限制下改變了原來的空間分布格局，形成了新的空間分布特征[26].研究區(qū)社會經(jīng)濟快速發(fā)展，土地利用程度不斷增強，且表層土壤w(As)背景值不高.因此，在這種條件下，農(nóng)業(yè)活動對成土母質(zhì)的同化作用增強，使得成土母質(zhì)對表層土壤中w(As)的影響減弱.

3.2 水系分布對土壤w(As)的影響

河流是農(nóng)業(yè)區(qū)主要的灌溉水來源，引水源中的重金屬可能對灌溉區(qū)的農(nóng)產(chǎn)品安全產(chǎn)生威脅[27].河流中重金屬來源廣泛，包括巖石風(fēng)化[28]、大氣降水[29]、市政污水[30]和工業(yè)廢水[31]等，其中工業(yè)廢水中采礦、冶金和電鍍廢水對水體重金屬影響最大[32].研究[33]表明，2015年我國排放廢水中As的含量僅次于Cd和Cr的含量，且主要來源于工業(yè)廢水和市政污水.該研究區(qū)位于岷江水系的自流灌溉區(qū)，岷江流域廣泛出露的三疊紀(jì)沉積泥巖、砂巖是流域土壤As的重要源區(qū)[34].有學(xué)者[35]對岷江干流重金屬污染水平進行研究發(fā)現(xiàn)，岷江干流顆粒懸浮物和表層沉積物中w(As)均超過全國水系沉積物平均值，但尚屬清潔.As隨河流的遷移距離較其他重金屬短[36]，因此As主要積累在河道附近的土壤中.研究區(qū)沿河流分布的w(As)高值區(qū)受上述背景因素的影響，而距水系的距離在一定程度上反映了母質(zhì)沉積和成土過程[37].劉偉等[38]研究發(fā)現(xiàn)，河流對土壤中w(As)影響的控制范圍在距河流2.6 km范圍內(nèi)，且隨著距離增加，w(As)逐漸降低，大于2.6 km之后逐漸趨于平穩(wěn).而筆者研究發(fā)現(xiàn)，土壤中w(As)在距河流4 km處急劇下降，大于4 km后趨于平穩(wěn)，可能是因為研究區(qū)各級支流縱橫密布，使得水系對土壤中w(As)的影響范圍更廣.

3.3 土地利用方式對土壤w(As)的影響

與已有研究結(jié)果[39-40]相同，該研究5種土地利用方式下以園林地土壤中w(As)為最高.As與其化合物廣泛用于農(nóng)藥、除草劑和除菌劑中，園林地農(nóng)藥需求量高于其他土地利用方式，噴灑過程中大部分農(nóng)藥落入土壤，造成As在土壤中積累.與園地和農(nóng)林地耕作方式不同，3種輪作方式均種植水稻.已有研究[41]表明，淹水過程會促進水稻對土壤As的吸收，并導(dǎo)致As最終富集在稻米中.表層土壤溶液中As含量顯著高于亞表層[42]，土壤在水淹厭氧條件下，土壤中的五價As轉(zhuǎn)化為移動性更強的三價As，As順著土層從高濃度向低濃度擴散，最終被吸附在有氧層或者隨地下水流失[43].研究區(qū)水稻收獲后會將秸稈還田，從而增加了土壤有機質(zhì)含量[44].有機質(zhì)含量增加會促進土壤中As甲基化菌的繁殖和活動強度，利于土壤As的甲基化，從而降低土壤As含量[45].因此，農(nóng)藥施用量和耕作管理措施是園林地土壤w(As)最高的主要原因.實際調(diào)查發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)蔬菜種植主要以葉菜類和根菜類蔬菜為主，這類蔬菜種植周期較小麥和油菜短，多為一年多熟.不同作物類型對土壤As的吸收量也不同，有學(xué)者研究發(fā)現(xiàn)，蔬菜對土壤As的富集作用大于油菜和小麥[46-47]，而不同蔬菜種類對土壤As的富集作用表現(xiàn)為根菜類>葉菜類>果菜類[48-49].因此，水稻-蔬菜輪作下土壤中w(As)最低.據(jù)2006—2016年《四川統(tǒng)計年鑒》的農(nóng)業(yè)調(diào)查數(shù)據(jù)顯示，許多水稻-油菜輪作和水稻-小麥輪作土地轉(zhuǎn)變?yōu)閳@林用地和水稻-蔬菜輪作用地，其中水稻-蔬菜輪作面積增加了 5 436 hm2.在成土母質(zhì)不變的前提下，研究區(qū)土壤中w(As)較2007年李啟權(quán)等[13]的分析結(jié)果增加了40%左右，表明人為耕作管理措施的改變對研究區(qū)土壤中w(As)有一定影響.

綜上，除成土母質(zhì)以外，水系和土地利用方式均對研究區(qū)土壤中w(As)有一定影響，表明人類活動對土壤中w(As)的影響作用在不斷增強.但該研究仍然存在不足之處，由于大氣沉降量等相關(guān)數(shù)據(jù)不易獲取，故該研究未分析工礦企業(yè)以及大氣沉降[50]對土壤中w(As)的影響，因此，接下來的研究將對這些問題進行深入探討.研究區(qū)土壤中w(As)雖然較低，但較背景值而言有所增加，可通過改善農(nóng)藝管理措施來減緩?fù)寥乐衱(As)持續(xù)增加的趨勢.

4 結(jié)論

a) 成都平原核心區(qū)土壤中w(As)平均值為14.64 mgkg，范圍為3.74～35.32 mgkg,呈中等程度變異性.研究區(qū)土壤中w(As)較成都平原背景值有所增加，存在外源As積累.

b) 研究區(qū)土壤pH在3.91～7.90之間，總體呈弱酸性.研究區(qū)僅有7.53%的采樣點土壤w(As)超標(biāo)，總體呈無污染到輕度污染狀態(tài)，其中無污染及輕微污染點位分別占樣點總數(shù)的30.65%和48.92%.

c) 空間結(jié)構(gòu)特征分析表明，研究區(qū)土壤As具有中等程度變異性，受結(jié)構(gòu)性因素和隨機性因素的共同影響.研究區(qū)土壤w(As)的空間分布特征表現(xiàn)為西高東低，高值區(qū)沿河流流向呈團塊狀分布于都江堰市的南部、崇州市的東北部以及邛崍市與新津縣接壤處.

d) 水系和土地利用方式對研究區(qū)土壤中w(As)空間異質(zhì)性的影響已超過成土母質(zhì)本身.距離水系越近，土壤中w(As)越高，在距水系1 km范圍內(nèi)土壤中w(As)平均值最高.土地利用方式對土壤w(As)影響顯著，其中園林地土壤中w(As)顯著較高.