某市公路兩側(cè)土壤垂直剖面處重金屬污染特征研究

黃蕾 劉偉 杜偉偉

摘要 以某市公路兩側(cè)土壤垂直剖面處重金屬Cu、Cr、Zn和Pb為研究對象，探討其垂直分布特征;運(yùn)用內(nèi)梅羅指數(shù)評價(jià)重金屬的污染指數(shù);并根據(jù)重金屬的形態(tài)含量結(jié)果分析其對土壤的污染程度;利用SPSS對重金屬形態(tài)和理化性質(zhì)進(jìn)行Pearson相關(guān)分析，研究理化性質(zhì)對重金屬形態(tài)含量變化的影響。結(jié)果表明，剖面重金屬含量主要累積在土壤表層，重金屬含量隨土壤深度的增加呈減少趨勢;對剖面土壤產(chǎn)生影響的Zn來自機(jī)動(dòng)車輪胎磨損;Zn以殘?jiān)鼞B(tài)為主，含量占總量的98.60%，活性態(tài)含量較低，占總量的1.40%，對生物有效性和潛在危害性較小;可交換態(tài)隨土壤pH、陽離子交換量和有機(jī)質(zhì)含量的增加而降低，鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)隨土壤pH和陽離子交換量升高而增加，有機(jī)物結(jié)合態(tài)隨土壤pH和有機(jī)質(zhì)含量上升而遞增，碳酸鹽結(jié)合態(tài)僅隨土壤pH增加而增大。

關(guān)鍵詞 重金屬;土壤垂直剖面;污染指數(shù);分布特征;相關(guān)分析;形態(tài)分析

中圖分類號(hào) X 53? 文獻(xiàn)標(biāo)識(shí)碼 A? 文章編號(hào) 0517-6611（2021）21-0101-04

doi：10.3969/j.issn.0517-6611.2021.21.025

開放科學(xué)（資源服務(wù)）標(biāo)識(shí)碼（OSID）：

Study on the Characteristics of Heavy Metal Pollution in the Vertical Section of the Soil on Both Sides of the Highway in a City

HUANG Lei? LIU Wei DU Wei-wei2

（1.College of Chemical and Environmental Engineering， Xinjiang Institute of Engineering， Urumqi，Xinjiang 830091;2.College of Mathematics and Science， Xinjiang Institute of Engineering， Urumqi， Xinjiang 830091）

Abstract Taking the heavy metals Cu， Cr， Zn and Pb in the vertical section of the soil on both sides of the highway in a certain city as the research object， the vertical distribution charactertics of heavy metals were discussed， the pollution index of heavy metals were evaluated by nemerow index method，and according to the results of the form content of heavy metals， the pollution degree was analyzed， Pearson correlation analysis on the morphology and physicochemical properties of heavy metals were made by SPSS to explore the influence of physicochemical properties on the changes in the morphology. The result showed that the heavy metal contents of the profile mainly accumulated in the soil surface， and the content of heavy metals showed a decreasing trend with the increase of soil depth. The Zn that affected the profile soil came from wear of motor vehicle tires.Zn was mainly in residual fraction， accounting for 98.60% of the total， and the content of active state was lower， accounting for 1.40% of the total， Zn had little bioavailability and potential harm.The exchangeable state decreases with the increase of soil pH， cation exchange capacity and organic matter content， iron-manganese oxidation state denoted a upward trend with the promotion in soil pH and cation exchange capacity，organically bound state was enhanced with soil pH and organic matter content， carbonate combined indicated an ascending trend with the soil pH.

Key words Heavy metal;Soil vertical profile;Pollution index;Distribution characteristics;Correlation analysis;Morphological analysis

基金項(xiàng)目 新疆工程學(xué)院科研基金項(xiàng)目（2020xgy172302）。

作者簡介 黃蕾（1982—），女，天津人，講師，碩士，從事環(huán)境污染修復(fù)研究。

*通信作者，講師，博士，從事土壤污染修復(fù)研究。

收稿日期 2021-04-09

隨著國家機(jī)動(dòng)車數(shù)量迅猛增長，公路交通引起的公路兩側(cè)農(nóng)田土壤及作物中鉛、鋅、鎘、銅等重金屬以及有機(jī)廢氣污染也日趨嚴(yán)重[1]。重金屬在土壤中的積累不僅影響著植物、動(dòng)物的生長和發(fā)育，對陸生生態(tài)系統(tǒng)構(gòu)成潛在的巨大威脅，影響植物的產(chǎn)量與品質(zhì)[2-4]，并且由于重金屬在一定條件下可被釋放進(jìn)入水體，導(dǎo)致重金屬從土壤向水體遷移，污染地表水和地下水，并通過食物鏈危害人類的生命和健康，對人類的生存和健康構(gòu)成威脅[3]。

由于該公路車流量大，污染較為嚴(yán)重，且公路兩側(cè)均為農(nóng)業(yè)用地，因此農(nóng)作物的質(zhì)量受土壤影響較大，繼而周邊居民的身體健康也會(huì)受到直接影響，并且目前表層土壤重金屬污染研究較多，而對于土壤剖面重金屬污染研究的報(bào)道甚少。筆者以某市公路兩側(cè)農(nóng)田土壤為研究對象，通過對公路兩側(cè)土壤剖面重金屬（Cu、Cr、Pb和Zn）和土壤理化性質(zhì)（pH和有機(jī)質(zhì)）進(jìn)行分析測定，研究公路沿線土壤剖面重金屬的空間分布，運(yùn)用內(nèi)梅羅污染指數(shù)評價(jià)土壤剖面重金屬的污染程度，并對土壤產(chǎn)生影響的重金屬討論了其形態(tài)含量分布，進(jìn)一步揭示重金屬對土壤環(huán)境產(chǎn)生污染的影響程度，以期為公路重金屬污染的防治提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 樣品采集

以某市公路沿線兩側(cè)農(nóng)田土壤為研究對象，根據(jù)地形特征、公路兩側(cè)植被及監(jiān)測規(guī)范，分別選擇在公路十字路口、公交站點(diǎn)、公路上坡段等兩側(cè)農(nóng)田土壤作為此次采樣的重點(diǎn)地區(qū)，共計(jì)選擇5個(gè)采樣斷面。

沿公路兩側(cè)采集土壤，垂直公路30 m處對稱布設(shè)采樣點(diǎn)。每個(gè)采樣點(diǎn)沿著公路方向間隔10 m設(shè)置4個(gè)采樣剖面，從0～15、15～30、30～45 cm不同深度處分別采集土壤樣品，然后將這4個(gè)剖面處同一深度的土壤樣品分別混合在一起，組成3個(gè)不同深度剖面土樣，共計(jì)采集土壤樣品30個(gè)[5-6]。在采樣的過程中使用木鏟挖取土壤樣品來減少試驗(yàn)的誤差。樣品取回后置于背光通風(fēng)處自然風(fēng)干，人工撿出石塊和植物殘?bào)w，磨碎過100目尼龍篩，備用。

1.2 樣品分析

研磨過篩后的樣品用王水-高氯酸消解[7]，然后用火焰原子吸收分光光度計(jì)（HITACHIZ-5000）測定土壤重金屬Cu、Cr、Pb和Zn總量[8];pH用1∶2.5水土比浸提pH玻璃電極法測定[9];有機(jī)質(zhì)測定用重鉻酸鉀法[10]，采用Tessier等[11]同步提取法對重金屬形態(tài)含量進(jìn)行測定。

1.3 土壤重金屬污染評價(jià)方法

1.3.1 單因子污染指數(shù)。單因子污染指數(shù)采用土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)（GB 15618—1995）[12]中的方法來評價(jià)。計(jì)算公式如下：

Ii=Ci/Si（1）

式中，Ii為土壤污染物i的環(huán)境質(zhì)量指數(shù);Ci為土壤污染物i的實(shí)測值;Si為土壤污染物i的評價(jià)標(biāo)準(zhǔn)。

1.3.2 內(nèi)梅羅指數(shù)評價(jià)法。內(nèi)梅羅指數(shù)法能夠較為全面地反映研究區(qū)各重金屬對土壤的綜合危害程度[13-15]。其計(jì)算公式如下：

PN=[（P2imax+P2iave）/2]1/2（2）

式中，PN為內(nèi)梅羅指數(shù);Pi為單因子指數(shù);Pimax為各重金屬元素單因子指數(shù)的最大值;Piave為各重金屬元素單因子指數(shù)的平均值。PN分級(jí)標(biāo)準(zhǔn)如表1所示。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤剖面理化性質(zhì)特征

對公路旁不同斷面pH和有機(jī)質(zhì)含量結(jié)果進(jìn)行統(tǒng)計(jì)分析，結(jié)果發(fā)現(xiàn)（圖1），不同斷面pH之間的差異性不顯著（P>0.05），可見5個(gè)采樣斷面土壤剖面處的理化性質(zhì)（pH）基本相似，這是因?yàn)槁放酝寥谰鳛檗r(nóng)田使用，周邊無其他大的外來污染源[5]。

對于有機(jī)質(zhì)來說（圖2），5個(gè)采樣斷面有機(jī)質(zhì)含量較高，可能是由于當(dāng)?shù)赜晁容^充沛，農(nóng)田土壤較長時(shí)間處于還原狀態(tài)有利于土壤有機(jī)質(zhì)的累積，并且良好的輪作制度也利于提高土壤有機(jī)質(zhì)含量[16-17]。1#斷面有機(jī)質(zhì)含量最高，顯著高于2#、5#斷面（P<0.05），3#、4#斷面有機(jī)質(zhì)含量差異不顯著（P>0.05）?？梢姵伺c土壤質(zhì)地、管理制度有關(guān)外，有機(jī)質(zhì)含量之間存在差異性還可能與施肥、公路交通污染有關(guān)。

2.2 土壤剖面重金屬特征

經(jīng)測定，垂直公路方向南北兩側(cè)土壤剖面重金屬Cu、Cr、Zn和Pb分布特征如圖3所示。

由圖3可知，土壤重金屬垂直分布呈現(xiàn)特征與前人研究結(jié)論相似，4種重金屬含量均主要累積在土壤剖面的上層（0～15 cm），重金屬含量均隨土壤深度的增加而呈逐漸下降趨勢，但下降的幅度不是很大[6，18]。

如Cu含量，與15～30 cm 深度相比，30～45 cm深度處Cu含量降低程度較小，主要在于進(jìn)入土壤的重金屬污染物受土壤膠體吸附、代換、絡(luò)合和螯合作用及生物作用，大部分被固定在耕作層中，向下遷移的能力減弱，被截留在土壤剖面表層0～15 cm處[6，19]。并且也可以說明表層土壤中較高含量的重金屬并不是由于成土作用造成的，即地球化學(xué)背景原因，可能是人為活動(dòng)疊加的結(jié)果[20]。Besnard等[21-22]對法國石灰質(zhì)的葡萄園土壤研究表明，農(nóng)田土壤Cu含量可隨有機(jī)肥（動(dòng)物糞便和堆肥）的施用而得到明顯提高。劉偉等[5]研究發(fā)現(xiàn)土壤表層有機(jī)質(zhì)含量高于中層，可能使得重金屬易與表層土壤有機(jī)質(zhì)結(jié)合起來，通過吸附、代換、絡(luò)合和螯合等作用在表層富集，導(dǎo)致表層土壤重金屬出現(xiàn)累積。

2.3 土壤重金屬污染評價(jià)

根據(jù)內(nèi)梅羅污染指數(shù)的結(jié)果（表2）可看出，1#、2#和5#斷面的污染指數(shù)PN<0.7，說明Cu、Cr、Zn和Pb對公路兩側(cè)土壤剖面未產(chǎn)生污染;3#和4#斷面的污染指數(shù)1.0≤PN<2.0，說明4種重金屬已經(jīng)對公路兩側(cè)農(nóng)田土壤剖面產(chǎn)生了輕度污染。結(jié)合單項(xiàng)污染指數(shù)（表2）可推斷出，產(chǎn)生輕度污染的主要重金屬是Zn。

根據(jù)文獻(xiàn)[5，23-24]，Cu主要來自剎車和散熱器的腐蝕磨損，Cr主要來自廢氣和輪胎磨損，Zn主要來自輪胎磨損，Pb主要來自廢氣，由此可見公路交通對路旁土壤剖面的污染主要來自機(jī)動(dòng)車輪胎的磨損，排放到空氣中的重金屬Zn擴(kuò)散后引起土壤污染。

2.4 土壤Zn形態(tài)分析

2.4.1 土壤Zn形態(tài)測定結(jié)果。

結(jié)合土壤剖面重金屬Zn的含量分布以及內(nèi)梅羅污染指數(shù)可知，重金屬Zn對3#、4#剖面土壤構(gòu)成了輕度污染，以3#斷面重金屬Zn為例，對其形態(tài)進(jìn)行測定，結(jié)果包含形態(tài)含量平均值、標(biāo)準(zhǔn)差和變異系數(shù)等參數(shù)，具體見表3。

2.4.2 土壤Zn形態(tài)特征分析。

土壤重金屬元素的生物毒性、生態(tài)效應(yīng)與其賦存形態(tài)密切相關(guān)[25]，因此研究重金屬元素的存在形態(tài)具有重要意義。

從表3可以看出，土壤中Zn的形態(tài)主要以殘?jiān)鼞B(tài)為主，占總量的98.61%，可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)物結(jié)合態(tài)的含量相對較低，分別占總量的0.63%、0.35%、0.29%和0.12%。

Zn的5種形態(tài)變異系數(shù)均為中等變異，與劉偉等[23-24]的研究結(jié)論一致，殘?jiān)鼞B(tài)的變異系數(shù)較大，為59.26%，說明在Zn總量相同的情況下，殘?jiān)鼞B(tài)受到公路交通影響的程度較大。

重金屬的5種形態(tài)分為活性態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)2種[26]，活性態(tài)包括可交換態(tài)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)物結(jié)合態(tài)4種形態(tài)，在土壤中的生物有效性高，可在一定程度上反映土壤重金屬活性;生物有效性低的殘?jiān)鼞B(tài)是植物幾乎不能利用的形態(tài)。

由表3可知，Zn活性態(tài)含量占總量的139%，由此可見，土壤Zn的活性態(tài)含量較低，而殘?jiān)鼞B(tài)含量占較大比重，結(jié)合“2.3”可知，Zn雖是公路兩側(cè)剖面土壤產(chǎn)生輕度污染的主要重金屬元素，但由于其活性態(tài)含量較低，生物有效性和潛在危害性均較小。

2.4.3 土壤重金屬Zn形態(tài)影響因素。

土壤重金屬形態(tài)的含量特征不僅與其總量密切相關(guān)，還受土壤理化性質(zhì)的影響[27]。因此，此次研究選擇與土壤重金屬形態(tài)含量密切相關(guān)的土壤酸堿度、陽離子交換量和有機(jī)質(zhì)含量作為主要影響因素[28]，分析它們對重金屬Zn形態(tài)變化的影響。

利用SPSS對剖面土壤重金屬Zn的5種形態(tài)含量和土壤理化性質(zhì)pH、陽離子交換量和有機(jī)質(zhì)進(jìn)行Pearson相關(guān)分析，結(jié)果見表4。

2.4.3.1 pH。

從表4可以看出，pH與Zn的可交換態(tài)含量呈極顯著負(fù)相關(guān)，而與碳酸鹽結(jié)合態(tài)、鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機(jī)物結(jié)合態(tài)含量均呈極顯著正相關(guān)，與殘?jiān)鼞B(tài)含量相關(guān)性不顯著。表明土壤pH的升高有利于可交換態(tài)Zn的轉(zhuǎn)變，殘?jiān)鼞B(tài)較為穩(wěn)定，不受pH的影響，其余形態(tài)含量均隨著pH的升高而呈增加趨勢。這與高譯丹等[29-30]對重金屬形態(tài)與pH的相關(guān)性研究相一致。

土壤pH升高導(dǎo)致土壤中膠體表面的負(fù)電荷數(shù)量增加，借靜電引力作用而被吸附的土壤中可交換態(tài)重金屬隨之增多[23]，進(jìn)而使可交換態(tài)重金屬含量降低;pH可以影響土壤中碳酸鹽的生成與溶解，pH升高有利于碳酸鹽的生成和重金屬元素在碳酸鹽礦物上的共沉淀[31]，且利于鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)重金屬的生成，主要在于土壤中重金屬離子在pH升高、OH-增多的情況下易于形成沉淀，因此碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)含量隨pH升高而呈增多趨勢;且隨著pH升高，有機(jī)質(zhì)溶解度增大，絡(luò)合能力增強(qiáng)，因此重金屬被絡(luò)合的程度增加，有機(jī)物結(jié)合態(tài)重金屬含量隨之增加[32]。以上說明pH是影響公路土壤剖面重金屬Zn的形態(tài)含量中除殘?jiān)鼞B(tài)外其余形態(tài)含量的主要因素。

2.4.3.2 陽離子交換量。

從表4可看出，陽離子交換量與Zn的可交換態(tài)含量呈極顯著負(fù)相關(guān)，與鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)含量呈極顯著正相關(guān)，與碳酸鹽結(jié)合態(tài)、有機(jī)物結(jié)合態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)含量關(guān)系不顯著。這與李進(jìn)玲[33]對重金屬形態(tài)與陽離子交換量的相關(guān)性研究相一致。

土壤陽離子交換量的大小主要與土壤表面膠體負(fù)電荷的多少有關(guān)[34]，隨著土壤pH的升高，土壤中氧化物、礦物等物質(zhì)表面的負(fù)電荷數(shù)量會(huì)增多，陽離子交換量增大，一方面靜電引力作用導(dǎo)致可交換態(tài)重金屬含量降低[28]，另外鐵-錳氧化物土壤膠體表面負(fù)電荷增多，增加了對陽離子的吸附程度[23]。可見陽離子交換量是影響公路土壤剖面重金屬可交換態(tài)和鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)Zn含量的主要因素。

2.4.3.3 有機(jī)質(zhì)。

從表4可以看出，有機(jī)質(zhì)與Zn的可交換態(tài)含量呈極顯著負(fù)相關(guān)，與有機(jī)物結(jié)合態(tài)含量呈極顯著正相關(guān)，而與其余形態(tài)含量關(guān)系均不顯著。這與Covelo等[35]對重金屬形態(tài)與有機(jī)質(zhì)的相關(guān)性研究相一致。

有機(jī)質(zhì)影響土壤中重金屬形態(tài)的原因主要是有機(jī)質(zhì)含有大量的活性官能團(tuán)，如羥基、羧基等，在釋放出H+后自身帶負(fù)電荷，對于帶正電的金屬離子有很好的吸附作用以及離子交換作用[28]，通過靜電引力和離子交換作用導(dǎo)致可交換態(tài)Zn含量降低，而通過吸附、絡(luò)合作用與有機(jī)物結(jié)合態(tài)的Zn含量呈上升趨勢，說明土壤剖面重金屬可交換態(tài)和有機(jī)物結(jié)合態(tài)Zn含量受土樣有機(jī)質(zhì)的影響較大。

3? 結(jié)論

以某市公路兩側(cè)土壤剖面重金屬Cu、Cr、Zn和Pb為例，探討了其垂直分布特征、分析了其形態(tài)含量對土壤的污染程度，并討論了理化性質(zhì)對重金屬形態(tài)含量變化的影響，結(jié)果表明，重金屬含量主要累積在土壤剖面表層，含量隨土層深度的增加逐漸下降;Zn是影響剖面土壤最主要的重金屬污染物，來源主要是機(jī)動(dòng)車輪胎的磨損;土壤Zn以殘?jiān)鼞B(tài)為主，活性態(tài)含量較低，對環(huán)境危害性較小。對Zn的形態(tài)含量影響程度上，可交換態(tài)隨土壤pH、陽離子交換量和有機(jī)質(zhì)含量的增加而降低，鐵-錳氧化物結(jié)合態(tài)隨土壤pH和陽離子交換量的升高而增加，有機(jī)物結(jié)合態(tài)隨土壤pH和有機(jī)質(zhì)含量的上升而遞增，碳酸鹽結(jié)合態(tài)僅隨土壤pH增加而增大。

參考文獻(xiàn)

[1] 張永春，孫麗，蘇國峰，等.公路兩側(cè)農(nóng)田土壤及作物中重金屬的累積[J].江蘇農(nóng)業(yè)學(xué)報(bào)，2005，21（4）：336-340.

[2] 張丙華.公路沿線土壤中重金屬的含量分布[J].環(huán)境科學(xué)與技術(shù)，2007，30（2）：55-56，118.

[3] 李艷利，李成杰，楊小燕.焦克公路沿線土壤中重金屬的污染分布及形態(tài)分析[J].河南理工大學(xué)學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2010，29（6）：831-836.

[4] 常鵬云，謝英荷，程紅艷，等.鎘對6種根菜類蔬菜生長狀況及品質(zhì)的影響研究[J].天津農(nóng)業(yè)科學(xué)，201 18（1）：126-130.

[5] 劉偉，劉漢湖，邱超，等.徐州市三環(huán)南路沿線土壤重金屬污染及相關(guān)性分析[J].環(huán)境科學(xué)與管理，201 37（10）：67-70.

[6] 邱超，劉漢湖，劉偉.徐州市三環(huán)南路土壤重金屬污染特征[J].徐州工程學(xué)院學(xué)報(bào)（自然科學(xué)版），2010，25（4）：36-41.

[7] 朱建軍，崔保山，楊志峰，等.縱向嶺谷區(qū)公路沿線土壤表層重金屬空間分異特征[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2006，26（1）：146-153.

[8] 劉偉，張洋，孟昭福，等.兩性-陰離子復(fù)配修飾對黃棕壤吸附Cd2+的影響[J].中國環(huán)境科學(xué)，2017，37（12）：4620-4629.

[9] 魯如坤.土壤農(nóng)業(yè)化學(xué)分析方法[M].北京：中國農(nóng)業(yè)科技出版社，2000.

[10] 郭平，謝忠雷，康春莉，等.利用化學(xué)萃取法研究長春市土壤重金屬化學(xué)形態(tài)及其影響因素[J].吉林大學(xué)學(xué)報(bào)（理學(xué)版），2005，43（1）：116-120.

[11] TESSIER A，CAMPBELL P G C，BISSON M.Sequential extraction procedure for the speciation of particulate trace metals[J].Analytical chemistry，1979，51（7）：844-851.

[12] 劉鳳枝.農(nóng)業(yè)環(huán)境監(jiān)測實(shí)用手冊[M].北京：中國標(biāo)準(zhǔn)出版社，2001：35-37.

[13] 羅芳，伍國榮，王沖，等.內(nèi)梅羅污染指數(shù)法和單因子評價(jià)法在水質(zhì)評價(jià)中的應(yīng)用[J].環(huán)境與可持續(xù)發(fā)展，2016，41（5）：87-89.

[14] 薛志斌，李玲，張少凱，等.內(nèi)梅羅指數(shù)法和復(fù)合指數(shù)法在土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評估中的對比研究[J].中國水土保持科學(xué)，2018，16（2）：119-125.

[15] 陳露丹，鄧良基，周偉，等.3種有機(jī)物料配肥下的宅基地復(fù)墾土壤重金屬污染風(fēng)險(xiǎn)評估[J].四川農(nóng)業(yè)大學(xué)學(xué)報(bào)，2019，37（2）：199-207.

[16] 陳鳳，濮勵(lì)杰.昆山市農(nóng)業(yè)土壤基本性質(zhì)與重金屬含量及二者的關(guān)系[J].土壤，2007，39（2）：291-296.

[17] 陳穗玲，李錦文，鄧紅梅.福建沿海地區(qū)農(nóng)田土壤理化性質(zhì)與重金屬含量的關(guān)系[J].湖北農(nóng)業(yè)科學(xué)，201 53（13）：3025-3029.

[18] 付麗麗，姚常琦，李學(xué)斌，等.沈陽農(nóng)用土地重金屬污染評價(jià)與來源分析[J].廣東農(nóng)業(yè)科學(xué)，201 40（16）：178-181.

[19] 劉文拔.有機(jī)肥對土壤-小麥、高粱系統(tǒng)中重金屬污染的環(huán)境效應(yīng)研究[D].貴陽：貴州大學(xué)，2008：8-10.

[20] 袁新田，張春麗，孫倩，等.宿州市煤礦區(qū)農(nóng)田土壤重金屬含量特征[J].環(huán)境化學(xué)，201 30（8）：1451-1455.

[21] BESNARD E，CHENU C，ROBERT M.Influence of organic amendments on copper distribution among particle-size and density fractions in Champagne vineyard soils[J].Environmental pollution，200 112（3）：329-337.

[22] 李仰征.高速公路路旁土壤重金屬污染及林帶防護(hù)效應(yīng)分析：以連霍高速中牟段為例[D].開封：河南大學(xué)，2007：29-30.

[23] 劉偉，蔡香麗，劉漢湖，等.徐州市三環(huán)南路土壤Cd的形態(tài)特征及影響因素研究[J].安徽農(nóng)業(yè)科學(xué)，201 41（11）：4806-4807，4810.

[24] 魏永軍.某市三環(huán)南路土壤Cu的形態(tài)特征及影響因素研究[J].廣東化工，2015，42（2）：43-4 42.

[25] 陳牧霞，地里拜爾·蘇力坦，楊瀟，等.新疆污灌區(qū)重金屬含量及形態(tài)研究[J].干旱區(qū)資源與環(huán)境，2007，21（1）：150-154.

[26] 郭觀林，周啟星.污染黑土中重金屬的形態(tài)分布與生物活性研究[J].環(huán)境化學(xué)，2005，24（4）：383-388.

[27] 錢翌，張瑋，冉德超.青島城市土壤重金屬的形態(tài)分布及影響因素分析[J].環(huán)境化學(xué)，201 30（3）：652-657.

[28] 趙一鳴，董穎博，林海，等.土壤理化性質(zhì)對重金屬形態(tài)的影響[J].農(nóng)業(yè)工程，2018，8（12）：38-43.

[29] 高譯丹，梁成華，裴中健，等.施用生物炭和石灰對土壤鎘形態(tài)轉(zhuǎn)化的影響[J].水土保持學(xué)報(bào)，201 28（2）：258-261.

[30] 蔡奎，張蒨，吳云霞，等.河北平原農(nóng)田土壤重金屬形態(tài)分布特征及控制因素研究[J].生態(tài)毒理學(xué)報(bào)，2017，12（2）：155-168.

[31] 智穎飆，王再嵐，馬中，等.鄂爾多斯地區(qū)公路沿線土壤重金屬形態(tài)與生物有效性[J].生態(tài)學(xué)報(bào)，2007，27（5）：2030-2039.

[32] 毛竹，王浩.土壤重金屬形態(tài)分布特性及其影響因素[J].科技資訊，201 11（8）：163-164.

[33] 李進(jìn)玲.上海濱海農(nóng)業(yè)土壤重金屬分布特征的解析與評價(jià)[D].上海：上海交通大學(xué)，2009：45-50.

[34] 王逸群，許端平，薛楊，等.Pb和Cd賦存形態(tài)與土壤理化性質(zhì)相關(guān)性研究[J].地球與環(huán)境，2018，46（5）：451-455.

[35] COVELO E F，VEGA F A，ANDRADE M L.Competitive sorption and desorption of heavy metals by individual soil components[J].Journal of hazardous materials，2007，140（1/2）：308-315.