由于矿产开采、金属冶炼和污水灌溉等导致了大量重金属在矿区周围土壤中积累。土壤中重金属的毒性不仅与其总量有关,还与其所处的赋存形态有关,因此,明确土壤重金属的形态也是评价其环境毒性、揭示其迁移和转化规律的重要基础。在现有的土壤重金属的形态分级方法中,对其交换态、碳酸盐结合态以及有机结合态都有较明确的界定,提取剂的针对性较强,铁氧化物结合态所用提取剂的选择性则存在某些问题和缺陷。用盐酸羟胺溶液或草酸-草酸铵以及抗坏血酸溶液作为提取剂,对土壤中的锰氧化物及弱晶质的铁氧化物结合态较有效,但对晶质氧化铁结合态,由于其还原作用较弱而选择性较差。这导致与晶质氧化铁结合的,包括专性吸附、共沉淀以及以同晶替代方式进入氧化铁结构中的重金属可能最后都被纳入了残渣态。由于这部分重金属的活性因易受土壤氧化还原环境的影响而明显高于其残渣态,因此,该形态重金属在现有的形态分级和污染评估中没有得到科学合理的认识。特别是针对我国南方氧化铁含量高、受重金属污染较重的矿区土壤,与晶质氧化铁结合的重金属会有多少,所占比例如何值得研究。为此,本文初步研究了广东大宝山矿区受重金属污染的几种不同利用土壤中几种重金属形态,特别是与氧化铁结合的重金属种类与含量特点,期望能为正确认识我国南方污染土壤中晶质氧化铁对重金属形态的影响与作用,以及污染土壤中重金属形态的分级提供一些科学依据。研究结果如下:1.广东大宝山矿区几种不同利用的污染土壤具有相似的粘土矿物组合,主要为高岭石、水云母和1.4nm过渡矿物。尾矿土壤中,高岭石平均含量为65.2%、水云母为25.9%、1.4nm过渡矿物为8.7%;自然土壤中,高岭石含量为63.6%、1.4nm过渡矿物为33.2%、水云母为3.2%;旱地及水稻土中,高岭石含量为65.2%、水云母为25.9%、1.4nm过渡矿物为8.7%。2.土壤中的氧化铁类型主要为针铁矿和赤铁矿,前者含量大于后者。尾矿土壤中,针铁矿含量为52～92%、赤铁矿为8～47%;自然土壤中,针铁矿含量为74～100%、赤铁矿为0～26%;旱地及水稻土中,针铁矿含量为64～100%、赤铁矿为0～36%。3.土壤中氧化铁的铝同晶替代特点为:尾矿土壤中,针铁矿的铝同晶替代量为8～14mol%,赤铁矿的为6～11mol%;自然土壤中,针铁矿的为19～23mol%,赤铁矿的为6～8mol%;旱地及水稻土中,针铁矿的为6～26 mol%,赤铁矿的为5～13mol%。供试样品中的Ald-o也可以被看作其主要来自于氧化铁的Al同晶替代。4.土壤及其胶体中几种重金属的形态特点如下:无论哪种利用类型的土壤中,各形态Cd含量的大小顺序均呈如下顺序:晶质氧化铁结合态（27.24～91.21%）＞残渣态（平均含量为3.31mg/Kg,2.01～37.03%）＞易还原铁锰结合态（平均含量为1.78mg/Kg,3.23～45.68%）＞可交换态（1.03～28.19%）＞有机结合态（0～5.06%）,相应胶体中重金属形态分级的含量变化也是:晶质氧化铁结合态（38.19～78.66%）＞残渣态（10.22～36.74%）＞非晶质氧化物结合态（1.76～34.46%）,即供试污染土壤中的Cd主要是与晶质氧化铁结合。Cu在不同采样区的含量大小变异较大,但所有样品中的晶质氧化铁结合态Cu在其总量及形态中所占比例几乎是最低的（大多数样品低于10%）,更多的是以残渣态的形式存在于土壤中。Pb在不同利用土壤中主要以残渣态存在（25.87～74.51%）,其次是晶质氧化铁结合态（0.43～69.02%）和易还原铁锰结合态（2.41～40.38%）,胶体中Pb含量大小为:残渣态（34.68～83.65%）＞晶质氧化铁结合态（3.65～54.43%）＞非晶质结合态（2.27～23.84%）。Zn在土壤和胶体中均主要以残渣态存在（土壤中:25.39～85.93%;胶体中:37.22～84.12%）,其次是晶质氧化铁结合态（土壤中:6.44～54.98%;胶体中:5.66～53.92%）。以上结果归纳为:供试污染土壤中重金属离子与晶质氧化铁结合的亲和关系的顺序为Cd＞Pb＞Zn＞Cu。5.计算表明,土壤中由于氧化铁含量高,因此即便是将与晶质氧化铁结合的重金属全部归为同晶替代形态,其在氧化铁中所占摩尔百分比（重金属离子总和＜0.39mol%）与Al的同晶替代量相比是很低的,在污染土壤的氧化铁结构中是可以容纳这样一个摩尔百分比值的。6.在南方氧化铁含量较高的矿区污染土壤中,与晶质氧化铁结合的重金属的重要性和数量不能忽视,它们的潜在活性更不能低估。传统的和正在实行的形态分级方法将该部分纳入残渣态的做法是不合理的,统一的形态分级虽然有便于比较的优点,但因区域和土壤组成等的差异,明显存在其不合理性。