浙江東部沿海典型地區(qū)土壤重金屬賦存形態(tài)、生物有效性及其影響因素研究*

韋繼康 余曉霞 王保欣 王 剛

(浙江省水文地質(zhì)工程地質(zhì)大隊，浙江 寧波 315012)

浙江省作為長三角經(jīng)濟圈的重要組成部分，經(jīng)過多年的高速發(fā)展，土地質(zhì)量問題日益突出。據(jù)調(diào)查和評價結(jié)果[1-2]，浙江省東部沿海耕地土壤已出現(xiàn)不同程度的重金屬污染。土壤重金屬可通過植物吸收進入食物鏈，威脅到動物和人體健康[3]。有研究表明，重金屬毒性作用主要與其形態(tài)組成有關(guān)[4]。一般認為，重金屬的有效形態(tài)是易于被植物吸收的形態(tài)[5]，也是產(chǎn)生生態(tài)效應(yīng)的主要形態(tài)。因此，有關(guān)土壤中重金屬賦存形態(tài)影響因素的研究越來越受到研究者的關(guān)注，并取得了一些共識，如pH和重金屬離子交換態(tài)含量負相關(guān)[6]，有機質(zhì)不同組分相對含量大小影響著重金屬離子交換態(tài)的含量[7]等，但影響土壤重金屬賦存形態(tài)的因素眾多，且不同土壤地質(zhì)背景條件下的影響因素組合及影響程度也存在差異。

2016年，國務(wù)院印發(fā)了《土壤污染防治行動計劃》，要求對農(nóng)用地實施分類管控，降低污染耕地農(nóng)產(chǎn)品超標風(fēng)險，同時根據(jù)污染程度確定修復(fù)治理范圍[8]，而科學(xué)掌握污染元素在土壤中的賦存狀態(tài)是阻斷污染元素生態(tài)危害及實施修復(fù)治理的基礎(chǔ)[9]。慈溪市作為浙江東部沿海平原的重要組成部分，是浙江省農(nóng)產(chǎn)品出口大市之一[10]；另一方面，隨著經(jīng)濟高速發(fā)展，工業(yè)、農(nóng)業(yè)及生活污染物排放日益增多，使得慈溪市部分區(qū)域的耕地土壤中重金屬元素(尤其是Cd、Zn、Cu、Pb)含量出現(xiàn)明顯異常。因此，對慈溪市耕地土壤重金屬潛在生態(tài)危害性的研究迫在眉睫，而前期調(diào)查均從區(qū)域的角度側(cè)重于對土壤重金屬總量的調(diào)查與評價[11-12]，對于其市域范圍重金屬異常區(qū)元素在土壤中的賦存形態(tài)、影響因素及生物效應(yīng)的研究尚處于空白階段?；诖?，本研究在慈溪市土地質(zhì)量地質(zhì)調(diào)查結(jié)果的基礎(chǔ)上，結(jié)合研究區(qū)土壤自然性狀特點，針對主要重金屬元素開展其賦存形態(tài)、生物有效性和影響因素研究，以探索沿海典型地區(qū)土壤中重金屬賦存形態(tài)特征和生物有效性分布規(guī)律及其主要影響因素，以期為完成《土壤污染防治行動計劃》有關(guān)任務(wù)要求提供依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)地理位置

慈溪市位于杭州灣南岸，寧波市東北部，東南與寧波市鎮(zhèn)海區(qū)毗鄰，西南與余姚市接壤，北面呈弧形突入杭州灣，全境總面積1 717.60 km2，其中陸域面積1 321.96 km2，地勢由南向北呈丘陵、平原、灘涂和海洋臺階式格局，平原區(qū)地勢平坦，平均海拔5 m左右，是寧波市出口創(chuàng)匯農(nóng)產(chǎn)品主要生產(chǎn)區(qū)域。區(qū)內(nèi)土壤類型主要為水稻土，主要種植水稻。經(jīng)過多年的高速發(fā)展，平原作物種植區(qū)局部重金屬異?，F(xiàn)象顯著，其潛在生態(tài)危害與日俱增。

1.2 樣品采集與測試

綜合考慮調(diào)查區(qū)土地利用現(xiàn)狀和土壤類型等，選取重點區(qū)域采集60個土壤樣品(見圖1)，分析了土壤重金屬總量、組成形態(tài)及土壤基本理化性質(zhì)等指標。土壤采樣執(zhí)行《土地質(zhì)量地球化學(xué)評價規(guī)范》(DZ/T 0295—2016)，每個樣品由中心樣點和4個距離20～50 m的子樣點等量混合而成，重量在2.0 kg以上，樣品經(jīng)自然風(fēng)干，過2 mm孔徑篩，稱取500 g送測。

圖1 研究區(qū)地理位置及采樣點位Fig.1 Geographical location and sampling points in the study area

樣品測試分析依據(jù)《多目標區(qū)域地球化學(xué)調(diào)查規(guī)范(1∶250 000)》(DZ/T 0258—2014)，其中土壤Zn、Cu和Pb總量采用X射線熒光光譜法(XRF)分析測定，土壤Cd總量采用等離子體質(zhì)譜法(ICP-MS)測定。選取的每種測試方法檢出限、準確度、精密度均滿足規(guī)范要求。外部質(zhì)量監(jiān)控上，按8%的比例插入外部質(zhì)量監(jiān)控樣，監(jiān)控樣合格率100%。

土壤重金屬形態(tài)組成分析方法及質(zhì)量控制依據(jù)《生態(tài)地球化學(xué)評價樣品分析技術(shù)要求(試行)》(DD 2005—03)，采用全譜直讀電感耦合等離子體發(fā)射光譜法分析。重金屬各形態(tài)分析液制備方法為：稱取定量樣品，分別以水、氯化鎂、醋酸鈉、焦磷酸鈉、鹽酸羥胺、過氧化氫為提取劑逐級提取水溶態(tài)、離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、腐殖酸結(jié)合態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機結(jié)合態(tài)重金屬，制備各形態(tài)分析液；取適量提取上述各形態(tài)后的殘渣，用鹽酸、硝酸、高氯酸、氫氟酸處理后制備殘渣態(tài)分析液。實驗室內(nèi)部質(zhì)量監(jiān)控包括準確度和精密度控制，其中準確度控制以6個國家一級標準物質(zhì)中元素全量分析為標準，相對偏差在1.0%～19.9%，符合要求；精密度控制共抽取12個樣品進行重復(fù)測試，相對偏差合格率100%。外部質(zhì)量監(jiān)控采用外檢法，共送測3個(5%)樣品進行外檢，相對偏差合格率100%。

1.3 土壤重金屬生物有效性分析

重金屬形態(tài)分析是指測定與表征重金屬在環(huán)境中實際存在的物理和化學(xué)形態(tài)的過程[13]。生物有效性分析是研究重金屬不同形態(tài)組成在土壤-生物系統(tǒng)中的遷移、吸收和積累規(guī)律，而如何確定重金屬生物有效性是環(huán)境科學(xué)領(lǐng)域的熱點問題。黃春雷等[14]對金華市土壤中重金屬形態(tài)和農(nóng)產(chǎn)品中重金屬含量進行研究發(fā)現(xiàn)，水溶態(tài)、離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬與植物中重金屬含量有明顯的相關(guān)性；崔刑濤等[15]用生物活性系數(shù)和遷移系數(shù)描述重金屬的生物可利用性和土壤中重金屬的遷移能力，開展河北省中南部平原土壤重金屬生物有效性研究，發(fā)現(xiàn)土壤重金屬總量、pH和有機質(zhì)等是影響重金屬生物有效性的主要因素。本研究亦采用遷移系數(shù)和生物活性系數(shù)開展對研究區(qū)土壤重金屬生物有效性的研究，其中遷移系數(shù)是重金屬中水溶態(tài)和離子交換態(tài)之和與元素總量的比值，反映了重金屬從土壤到植物的遷移能力，數(shù)值越大，則遷移能力越大；生物活性系數(shù)是重金屬中離子交換態(tài)、水溶態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)之和與元素總量的比值，反映了重金屬可被植物吸收的能力，數(shù)值越小，被植物吸收的量越小，其潛在生態(tài)危害性也越小。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬形態(tài)組成特征

對研究區(qū)內(nèi)60個土壤樣品中Cd、Pb、Cu和Zn的形態(tài)組成特征進行統(tǒng)計分析，結(jié)果見表1。土壤重金屬7種形態(tài)的占比差異明顯，總體看來，水溶態(tài)占比最小，且變異系數(shù)均小于1，說明各元素水溶態(tài)含量變化不大；離子交換態(tài)占比差異明顯，其中以Cu的離子交換態(tài)占比最小(0.75%)，Cd的離子交換態(tài)占比最大(28.30%)，各元素離子交換態(tài)的變異系數(shù)均大于其他形態(tài)，說明離子交換態(tài)相對其他形態(tài)變異較大；各元素碳酸鹽結(jié)合態(tài)的占比存在一定差異，其中Cd的碳酸鹽結(jié)合態(tài)占比最大，為13.78%，其余3種元素的碳酸鹽結(jié)合態(tài)占比相近，為2.06%～4.81%，碳酸鹽結(jié)合態(tài)變異系數(shù)差異明顯，其中Cu為1.32，其余均小于0.6；腐殖酸結(jié)合態(tài)占比均較大，其中以Cu的腐殖酸結(jié)合態(tài)占比最大(25.38%)，其余依次為Pb、Cd和Zn，腐殖酸結(jié)合態(tài)占比分別為10.90%、9.83%和7.13%；鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)占比普遍較大，且各重金屬元素間占比差異明顯，Cu、Pb的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)占比最大，分別為25.44%、41.14%，各元素鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)變異系數(shù)為0.13～0.62；各元素強有機結(jié)合態(tài)占比均小于10%，其中Pb、Cu的強有機結(jié)合態(tài)占比較接近，分別為2.57%、4.37%，Cd、Zn的強有機結(jié)合態(tài)占比較為接近，分別為9.08%、9.62%；相對其他6種形態(tài)，各元素殘渣態(tài)占比較高，均超過20%，其中Zn的殘渣態(tài)占比最高(62.26%)，Cd殘渣態(tài)占比最低(24.34%)，各元素殘渣態(tài)含量變異系數(shù)有一定差異，變化范圍在0.19～0.43。

表1 4種重金屬元素的不同形態(tài)組成特征Table 1 Characteristics of different forms of 4 heavy metals

綜上所述，研究區(qū)4種重金屬各賦存形態(tài)占比差異明顯，其中以Cd的3種有效形態(tài)(水溶態(tài)、離子交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài))占比最大，高達43.05%，潛在生態(tài)危害性最大。同時Cd的碳酸鹽結(jié)合態(tài)占比達13.78%，顯著高于其他3種元素，在土壤酸化條件下，隨著碳酸鹽的溶解，Cd2+將進一步得以釋放，轉(zhuǎn)變?yōu)殡x子交換態(tài)，潛在生態(tài)危害性將進一步增強。其次是Pb、Zn，有效形態(tài)占比分別高達7.56%、7.05%，也具備一定的潛在生態(tài)危害性。Cu的有效形態(tài)占比最小(為3.45%)，潛在生態(tài)危害性最小。

2.2 生物有效性分析

研究區(qū)重金屬生物有效性系數(shù)描述性統(tǒng)計分析見表2。由表2可見，4種重金屬元素的生物活性系數(shù)差異顯著，其大小順序表現(xiàn)為Cd>Pb>Zn>Cu。其中Cd的生物活性系數(shù)平均高達0.433，最大可達0.597，表明Cd在研究區(qū)土壤環(huán)境狀態(tài)下展現(xiàn)出最大的生物活性和潛在生態(tài)危害性，其他元素生物活性相對較小，展示出較弱的潛在生態(tài)危害性，相比Cd更加穩(wěn)定。4種重金屬元素的遷移系數(shù)大小表現(xiàn)為Cd>Zn>Pb>Cu，Cd遷移系數(shù)最大，平均為0.261，最大達0.544，說明Cd在土壤中的遷移能力最強，其他元素則相對遷移能力較弱。

表2 研究區(qū)重金屬生物活性系數(shù)和遷移系數(shù)Table 2 Bioactivity and migration coefficient of heavy metals in the research area

總體而言，研究區(qū)4個重金屬元素的生物活性和遷移性差異明顯，均體現(xiàn)為Cd最強，Cu最弱的特點。通常在土壤酸化條件下，土壤中碳酸鹽結(jié)合態(tài)易發(fā)生轉(zhuǎn)化，形成可被生物吸收利用的離子交換態(tài)，研究區(qū)土壤總體呈酸性和弱酸性，相對Cd而言，Cu、Pb和Zn雖遷移系數(shù)較小，但在土壤酸化條件下，其碳酸鹽結(jié)合態(tài)易發(fā)生轉(zhuǎn)化形成離子交換態(tài)，從而使遷移能力進一步得到提升，其生態(tài)危害性將進一步增強。

3 重金屬生物有效性的影響因素

大量研究表明，土壤質(zhì)地、有機質(zhì)和pH等決定了重金屬的形態(tài)組成[16]232，影響著重金屬的生物有效性。本研究根據(jù)前人研究結(jié)果，結(jié)合研究區(qū)土壤環(huán)境特點，以土壤pH、有機質(zhì)、黏粒含量和重金屬總量為影響因子，探究影響土壤重金屬生物有效性的主要因素，相關(guān)系數(shù)分別見表3、表4。

3.1 重金屬總量對重金屬生物有效性的影響

重金屬生物有效性決定了重金屬在土壤中的潛在生態(tài)危害程度，因此，研究重金屬總量與其生物有效性的相關(guān)關(guān)系，可以更深入了解重金屬總量對其生物有效性的影響。從表3、表4的統(tǒng)計分析結(jié)果可以看出，研究區(qū)Cu、Cd和Pb的生物有效性均與重金屬總量極顯著正相關(guān)，相關(guān)系數(shù)為0.410～0.714，其中以Cu的相關(guān)系數(shù)最大。Zn的生物有效性與其總量相關(guān)性不顯著；各重金屬元素的3種有效形態(tài)與其總量均呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系，其中Cu、Pb的3種有效形態(tài)與其總量均達到極顯著正相關(guān)。Zn的總量與其水溶態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)相關(guān)性不顯著，但與離子交換態(tài)呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系。

表3 重金屬生物有效性與影響因素相關(guān)性分析1)Table 3 Correlation analysis between bioavailability of heavy metals and influence factors

表4 重金屬元素有效形態(tài)與影響因素相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis between bioavailable speciation of heavy metals and influence factors

綜上所述，研究區(qū)Cu、Cd和Pb總量均能顯著影響其生物有效性，各重金屬總量增加均可導(dǎo)致生物有效性的增加。

3.2 土壤pH對重金屬生物有效性的影響

pH是影響土壤中重金屬的沉淀-溶解、配位-解離平衡等狀態(tài)的重要因子[17]，pH大小對土壤中重金屬元素形態(tài)和土壤吸附起著重要作用。研究區(qū)Cd、Pb和Zn的遷移系數(shù)和生物活性系數(shù)均與土壤pH呈極顯著負相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)在-0.838～-0.450，表明土壤pH下降將會導(dǎo)致其形態(tài)向著易被植物吸收利用的形態(tài)轉(zhuǎn)化，這是因為土壤中H+等陽離子的增加加劇了重金屬離子在土壤中的交換位點競爭，減少土壤對重金屬離子的吸附[18]，從而導(dǎo)致重金屬離子交換態(tài)含量顯著上升，使土壤中重金屬有效性增加。當土壤pH升高時，土壤對金屬離子的吸附更穩(wěn)固，重金屬以難溶的氫氧化物等形式存在，有效性降低。

土壤pH不僅能影響土壤中碳酸鹽的溶解和形成，還能改變土壤中有機質(zhì)的溶解度。通常堿性土壤中有機質(zhì)的溶解度比酸性土壤大，由于溶解性有機質(zhì)的絡(luò)合作用，除Cu以外其他重金屬在土壤中的有機質(zhì)結(jié)合態(tài)含量隨著土壤pH的增大而增加[16]230。顯然，土壤中pH對Cu的作用具有兩面性，當pH降低時，碳酸鹽的溶解作用等因素導(dǎo)致土壤中Cu的有效形態(tài)含量上升；另一方面，隨著與有機質(zhì)結(jié)合的Cu占比增加，又會導(dǎo)致Cu離子交換態(tài)含量的減少，使得pH和Cu的生物有效性關(guān)系減弱，pH與Cu生物活性系數(shù)和遷移系數(shù)的相關(guān)系數(shù)僅為0.085、0.010。

由此看出，土壤pH對Cd、Pb和Zn生物有效性影響顯著，pH下降均會導(dǎo)致該3種元素生物有效性增加，此時由于Cu有機質(zhì)結(jié)合態(tài)含量的增加間接導(dǎo)致Cu離子交換態(tài)含量的下降，使得Cu生物有效性與pH關(guān)系不顯著。

3.3 土壤有機質(zhì)對重金屬生物有效性的影響

土壤中有機質(zhì)本身不含有重金屬，有機質(zhì)含量增加，并不會導(dǎo)致土壤重金屬含量增加[19]，但可引起重金屬形態(tài)間相互轉(zhuǎn)化。有機質(zhì)含量與土壤pH呈負相關(guān)關(guān)系[20]，隨著有機質(zhì)含量的增加和pH下降，難溶解的重金屬形態(tài)發(fā)生轉(zhuǎn)化，形成植物可吸收利用的交換態(tài)，提高了重金屬的生物有效性。另一方面，有機質(zhì)能與土壤中可交換態(tài)重金屬結(jié)合形成有機結(jié)合態(tài)重金屬[16]228，導(dǎo)致可交換態(tài)含量下降。因此，土壤有機質(zhì)含量與重金屬有效形態(tài)含量的關(guān)系往往較復(fù)雜。王浩等[21]研究發(fā)現(xiàn)，土壤中有機質(zhì)含量與重金屬離子交換態(tài)呈負相關(guān)關(guān)系；而陳江軍等[22]553研究發(fā)現(xiàn)，土壤有機質(zhì)與可交換態(tài)重金屬的相關(guān)關(guān)系有正有負，規(guī)律不明顯。

研究區(qū)土壤Cd、Zn和Pb的生物活性系數(shù)與遷移系數(shù)均和土壤有機質(zhì)呈極顯著正相關(guān)關(guān)系，相關(guān)系數(shù)為0.375～0.716(見表3)。Cu的遷移系數(shù)與土壤有機質(zhì)含量顯著正相關(guān)，而生物活性系數(shù)與有機質(zhì)相關(guān)性不顯著，這主要是受水溶態(tài)含量影響，Cu的水溶態(tài)與土壤有機質(zhì)相關(guān)系數(shù)為-0.021。Cu的離子交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)與土壤有機質(zhì)相關(guān)系數(shù)分別為0.385、0.280，分別呈極顯著和顯著正相關(guān)關(guān)系，而生物活性系數(shù)綜合考慮了3種有效形態(tài)，因此，在有機質(zhì)含量提高導(dǎo)致離子交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量增加的條件下，雖水溶態(tài)含量會有所下降，但生物活性系數(shù)還是會有一定程度的提高(相關(guān)系數(shù)為0.027)。綜上所述，土壤有機質(zhì)含量與4種重金屬生物有效性關(guān)系明顯，有機質(zhì)含量的提高均會導(dǎo)致4種重金屬的生物有效性的提高。

3.4 土壤黏粒含量對重金屬生物有效性的影響

土壤黏粒、粉粒和砂粒含量是劃分土壤質(zhì)地的依據(jù)[23]，各組分含量的多少會影響土壤的氧化還原環(huán)境。當土壤以黏粒為主時，土體致密、透水性差，則呈還原環(huán)境，此時土壤中重金屬離子易與硫結(jié)合形成硫化物沉淀，有效性會下降；反之，氧化環(huán)境下土壤重金屬有效性則會提高[16]228。另外，以黏粒為主的黏土礦物比表面積比砂土、壤土大，具較強的吸附能力和膨脹收縮性能以及離子交換能力，其含量的多少直接會影響重金屬生物有效性[24]。由此看出，土壤黏粒通過其含量的高低和黏粒本身物理化學(xué)特性兩方面影響土壤中重金屬的生物有效性，且均主要通過影響離子交換態(tài)含量來實現(xiàn)。從表3可以看出，Cu的遷移系數(shù)、Pb的生物活性系數(shù)與黏粒含量均呈顯著負相關(guān)關(guān)系，Cu、Pb、Zn的生物有效性系數(shù)與黏粒含量的相關(guān)系數(shù)均為負數(shù)，可見在土壤黏粒含量升高的條件下，生物有效性會有所降低。Cd雖然水溶態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)與土壤黏粒含量的相關(guān)系數(shù)為負數(shù)，但離子交換態(tài)與黏粒含量的相關(guān)系數(shù)為正，且2個生物有效性系數(shù)與黏粒含量的相關(guān)系數(shù)也均為正，由此可以認為土壤黏粒含量上升，將一定程度上導(dǎo)致Cd生物有效性提高。

綜上可知，研究區(qū)4種重金屬生物有效性與土壤黏粒含量的關(guān)系較復(fù)雜，這一現(xiàn)象除與黏粒物理特性有關(guān)外，可能還與黏粒的礦物組成有關(guān)。陳江軍等[22]551-556研究發(fā)現(xiàn)，高嶺石含量與Pb的可交換態(tài)呈正相關(guān)關(guān)系，伊利石和蒙脫石含量與Pb的可交換態(tài)呈負相關(guān)關(guān)系；伊利石含量與Cd的可交換態(tài)呈正相關(guān)關(guān)系，蒙脫石和高嶺石含量與Cd的可交換態(tài)呈負相關(guān)關(guān)系。由此推斷，當土壤中黏粒以伊利石為主時，黏粒含量增加將導(dǎo)致Cd的可交換態(tài)增加和Pb的可交換態(tài)降低，與本次研究結(jié)果一致。因此，深入分析研究區(qū)土壤黏粒與重金屬生物有效性的關(guān)系，還需進一步加強黏粒礦物組成方面的研究?？傮w而言，研究區(qū)土壤黏粒含量與Pb、Zn、Cu的生物有效性呈負相關(guān)關(guān)系，黏粒含量的增加將一定程度上導(dǎo)致3種重金屬的生物有效性降低，而Cd的生物有效性則會提高。

綜上所述，研究區(qū)土壤環(huán)境背景對重金屬生物有效性影響明顯，其中重金屬總量和有機質(zhì)含量增加均會提升重金屬的生物有效性；pH和黏粒含量對重金屬生物有效性的影響較復(fù)雜，除Cu以外其他3種元素生物有效性隨著pH降低而升高，Cd生物有效性隨黏粒含量升高而提高，而Cu、Pb和Zn生物有效性則隨黏粒含量升高而降低。因此，在開展土壤生態(tài)修復(fù)治理工作時，應(yīng)以重金屬總量評價為基礎(chǔ)；對Pb、Zn、Cd污染區(qū)實施修復(fù)治理時，可采用固化法，提高土壤pH，使重金屬沉淀而降低有效性[25]；對Cu污染區(qū)實施修復(fù)治理時，可減少有機肥的投入或通過改變土壤性狀從而降低有機質(zhì)含量[26]，同時采用生物修復(fù)技術(shù)，降低Cu總量進而降低Cu的生物有效性等。針對具體的重金屬元素，應(yīng)以重金屬總量為基礎(chǔ)，綜合考慮與其生物有效性有顯著相關(guān)關(guān)系的土壤理化指標等影響因素，選擇針對性的防治措施，才能取得顯著效果。

4 結(jié) 論

(1) 研究區(qū)土壤中4種重金屬有效形態(tài)含量占比差異明顯，其中以Cd的有效形態(tài)占比最大(43.05%)，導(dǎo)致其潛在生態(tài)危害最大；其次是Pb、Zn，其有效形態(tài)占比分別為7.56%、7.05%，也具備一定的潛在生態(tài)危害性；Cu的有效形態(tài)占比最小(3.45%)，潛在生態(tài)危害性最小。

(2) 研究區(qū)4種重金屬的生物活性規(guī)律和遷移規(guī)律類似，均呈現(xiàn)Cd最大，Cu最小的特點，在土壤pH下降時，Cd呈現(xiàn)最大的不穩(wěn)定性和最強潛在生態(tài)危害性。

(3) 生物有效性影響因素分析表明，土壤重金屬總量和有機質(zhì)含量的增加均可提高重金屬的生物有效性，Pb、Zn和Cd生物有效性隨著pH降低而升高，Cd生物有效性隨黏粒含量增加而提高，而Cu、Pb和Zn生物有效性則隨黏粒含量增加而降低。

(4) 在開展土壤污染防治工作時，應(yīng)針對不同重金屬特征污染物，綜合考慮與其生物有效性顯著相關(guān)的土壤理化指標，因地制宜，一土一策，精準治理修復(fù)，全面提高土壤污染治理修復(fù)效率。