成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬形態(tài)分布特征及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

汪進(jìn)，韓智勇*，馮燕，周若昕，王雙超

1. 成都理工大學(xué)/地質(zhì)災(zāi)害防治與地質(zhì)環(huán)境保護(hù)國(guó)家重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，四川 成都 610059；2. 成都理工大學(xué)/國(guó)家環(huán)境保護(hù)水土污染協(xié)同控制與聯(lián)合修復(fù)重點(diǎn)實(shí)驗(yàn)室，四川 成都 610059；3. 成都理工大學(xué)生態(tài)環(huán)境學(xué)院，四川 成都 610059；4. 成都翌達(dá)環(huán)境保護(hù)監(jiān)測(cè)有限公司，四川 成都 610036

隨著社會(huì)經(jīng)濟(jì)的迅速發(fā)展，特別是工業(yè)化和城市化進(jìn)程的加快，人類活動(dòng)造成土壤環(huán)境質(zhì)量下降的問(wèn)題日趨凸顯。重金屬由于具有隱蔽性、累積性、難降解性和生物毒性強(qiáng)等特性（Peng et al.，2009），成為了土壤質(zhì)量評(píng)價(jià)和污染防治等環(huán)節(jié)需要重點(diǎn)關(guān)注的污染物之一。目前國(guó)內(nèi)外對(duì)于重金屬研究的內(nèi)容主要集中在來(lái)源解析（Facchinelli et al.，2001；王楨等，2018；易文利等，2018；羅帥等，2020）、形態(tài)分析（Sarret et al.，2020；吳迪等，2018；石一茜等，2019）、污染評(píng)價(jià)（Saleh et al.，2019；楊艷等，2017；楊少斌等，2018）、空間分布（El-Sorogy et al.，2020；羅松英等，2018；陳文軒等，2020）、累積和遷移特征（Ahn et al.，2020；陳昌東等，2019；茹淑華等，2019）、風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)（Jafarabadi et al.，2020；黃寶瑩等，2019；羅謙等，2020；張桂芹等，2020）及修復(fù)技術(shù)（Chauhan et al.，2020；韓存亮等，2018）等方面。

成都市地處中國(guó)西南地區(qū)，位于四川盆地西部，是中國(guó)西部成渝地區(qū)雙城經(jīng)濟(jì)圈重要的中心城市之一，國(guó)家重要的高新技術(shù)產(chǎn)業(yè)基地、商貿(mào)物流中心和綜合交通樞紐。土壤安全對(duì)成都市的農(nóng)業(yè)生產(chǎn)和食品安全至關(guān)重要，對(duì)其城市生態(tài)環(huán)境、工業(yè)可持續(xù)發(fā)展也具有重要意義。前期研究表明，土壤鎘（Cd）是成都平原最主要的重金屬污染物，比如劉紅櫻等（2004）研究發(fā)現(xiàn)，成都市區(qū)以及邛崍山東坡、龍門山、彭州等各區(qū)縣均存在不同程度的土壤 Cd污染；王科等（2019）通過(guò)潛在生態(tài)危害指數(shù)法在成都市內(nèi)岷江流域選定典型水稻種植區(qū)進(jìn)行了生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，結(jié)果顯示研究區(qū)域整體處于輕微生態(tài)危害等級(jí)，生態(tài)安全水平較高，其中Cd是研究區(qū)域水稻土潛在生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)的主導(dǎo)因子，貢獻(xiàn)率為49.14%，其次為Hg，貢獻(xiàn)率為23.34%；李冰等（2009）的研究則表明，成都平原大多數(shù)區(qū)縣土壤Cd含量與1982年相比有不同程度的上升，其中廣漢、新都和邛崍等地上升最為明顯。

綜上所述，目前關(guān)于成都市土壤重金屬的研究?jī)?nèi)容以局部農(nóng)業(yè)用地為主，研究方法幾乎都是基于重金屬總量評(píng)價(jià)，鮮有對(duì)成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬的形態(tài)分析及生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)的研究。土壤重金屬的累積能力和生物毒性不僅與重金屬總量有關(guān)，更取決于重金屬的形態(tài)分布，尤其是重金屬的生物有效態(tài)（雷鳴等，2007）。土壤重金屬總量研究只能反映土壤中重金屬的污染現(xiàn)狀和富集信息，難以更準(zhǔn)確地反映出土壤中重金屬元素的遷移、轉(zhuǎn)化及其對(duì)動(dòng)植物的毒害作用和對(duì)環(huán)境的影響程度（王莉等，2020）。因此，本研究以成都市各區(qū)縣工業(yè)區(qū)綠地土壤為研究對(duì)象，運(yùn)用了基于形態(tài)分析的次生相與原生相比值法（RSP）和風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法（RAC），對(duì)研究區(qū)域進(jìn)行了重金屬形態(tài)分析和生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，以期為土壤重金屬評(píng)價(jià)積累經(jīng)驗(yàn)方法，同時(shí)為成都市土壤污染的評(píng)價(jià)與修復(fù)提供科學(xué)依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 采樣方法

1.1.1 采樣布點(diǎn)

采樣布點(diǎn)方法參考《土壤環(huán)境監(jiān)測(cè)技術(shù)規(guī)范》（HJ/T 166—2004）中的隨機(jī)布點(diǎn)法，在成都市各區(qū)縣工業(yè)區(qū)附近綠地土壤中隨機(jī)各采集1個(gè)樣品，共布設(shè) 17個(gè)采樣點(diǎn)進(jìn)行樣品采集，其采樣點(diǎn)分布如圖1所示。

圖1 采樣點(diǎn)分布圖Fig. 1 Sampling sites distribution map

1.1.2 樣品的采集與保存

樣品的采集、保存與制備按照《土壤檢測(cè)第 1部分：土壤樣品的采集、處理和貯存》（NY/T 1121.1—2006）中的方法進(jìn)行，在剔除采樣點(diǎn)周圍的腐殖質(zhì)層后，使用土壤采樣器按照“隨機(jī)”、“等量”和“多點(diǎn)混合”的原則進(jìn)行樣品采集，采樣深度為10—20 cm（表層土），每個(gè)采樣點(diǎn)采集2 kg土壤，土樣經(jīng)自然風(fēng)干，剔除雜物，研磨，過(guò)100目尼龍篩后密封保存待用。

1.2 實(shí)驗(yàn)方法

本研究采用了BCR連續(xù)提取法（Quevauviller et al.，1997；Tokalioglu et al.，2003），對(duì)經(jīng)過(guò)預(yù)處理的土樣進(jìn)行不同形態(tài)重金屬的提取。所得到的重金屬形態(tài)依次為水溶態(tài)、可交換態(tài)、鐵錳氧化態(tài)、有機(jī)結(jié)合態(tài)以及殘?jiān)鼞B(tài)，具體提取步驟如下：

（1）水溶態(tài)：分別稱取 0.5000 g土壤樣品于50 mL帶蓋離心管中并編號(hào)，加入20 mL去離子水，并用封口膜進(jìn)行密封。將離心管放置在180 r·min?1的恒溫（298 K）振蕩箱中振蕩16 h。然后提取上清液待測(cè)。提取完上清液后將帶有土壤樣品的離心管在105 ℃下烘干待用。

（2）可交換態(tài)：往（1）處理完成后的離心管中加入 20 mL 0.1mol·L?1CH3COOH溶液，然后重復(fù)上述步驟。

（3）鐵錳氧化態(tài)：往（2）中處理完成后的離心管中加入 20 mL 0.5 mol·L?1的羥基鹽酸（NH2OH·HCl），然后重復(fù)上述步驟。

（4）有機(jī)結(jié)合態(tài)：往（3）中處理完成后的離心管中加入10 mL 30%的H2O2溶液，將離心管放置在 85 ℃的水浴鍋中進(jìn)行有機(jī)質(zhì)消化；待上述消化液將干時(shí)，再加入10 mL 30%的過(guò)氧化氫繼續(xù)消化，直至加入過(guò)氧化氫后離心管中沒有氣泡產(chǎn)生。取出離心管冷卻，然后再加入20 mL (NH4)2CO3溶液，然后取出上清液并烘干離心管。

（5）殘?jiān)鼞B(tài)：取上步中處理好的土壤樣品于50 mL聚四氟乙烯坩堝中，并將坩堝放置在200 ℃電熱板上。加入10 mL濃鹽酸進(jìn)行消解，待鹽酸快被蒸干時(shí)依次加入5 mL濃硝酸、10 mL濃氫氟酸以及3 mL濃高氯酸。待坩堝中有白煙冒出時(shí)加蓋。待坩堝中溶液快干時(shí)再次加入上述量的濃硝酸、濃氫氟酸以及濃高氯酸。重復(fù)加入硝酸、氫氟酸以及高氯酸，直至坩堝中沒有殘留的固體存在。然后冷卻坩堝，并將溶液轉(zhuǎn)移至50 mL容量瓶中，定容，待測(cè)。

本研究采用ICP-MS（ELAN DR-e，安捷倫）測(cè)定土壤常見重金屬Cr、Cd、Pb、Cu、Zn的含量及形態(tài)數(shù)據(jù)，其檢出限為10?6。

1.3 評(píng)價(jià)方法

1.3.1 次生相與原生相分布比值法（RSP）

由于土壤中殘?jiān)鼞B(tài)重金屬化學(xué)性質(zhì)穩(wěn)定難以釋放到周圍環(huán)境中，所以除了殘?jiān)鼞B(tài)外的其他4種形態(tài)都有可能對(duì)環(huán)境造成影響。因此，基于重金屬形態(tài)研究發(fā)展了RSP（rations of secondary phase and primary phase）次生相與原生相分布比值法（孫瑞瑞等，2015；孫境蔚等，2017；陳江軍等，2018）。該方法將殘?jiān)鼞B(tài)稱為原生相，除殘?jiān)鼞B(tài)以外的4種形態(tài)統(tǒng)稱為次生相（陳靜生等，1987），通過(guò)計(jì)算兩者的比值反映重金屬化學(xué)活性和生物可利用性，同時(shí)也可以評(píng)價(jià)重金屬對(duì)環(huán)境污染的可能性大小。其計(jì)算公式為：

式中：

RSP——次生相與原生相比值；

Msec——次生相；

Mprim——原生相，其評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)與污染程度如表1所示。

表1 RSP評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)Table 1 Rating criteria of RSP

1.3.2 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法（RAC）

對(duì)重金屬總量進(jìn)行傳統(tǒng)的風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)，不能有效地評(píng)價(jià)重金屬的遷移性和潛在生態(tài)危害（麻冰涓等，2015）。因此Jain（2004）在可交換態(tài)與碳酸鹽結(jié)合態(tài)的基礎(chǔ)上建立了 RAC（risk assessment code）風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)指標(biāo)，基于形態(tài)學(xué)的 RAC風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法是利用土壤中重金屬的生物可利用性進(jìn)行評(píng)價(jià)，主要對(duì)重金屬存在于環(huán)境中的活性形態(tài)進(jìn)行分析，能更好地判定重金屬可能釋放到環(huán)境中所造成的風(fēng)險(xiǎn)程度（楊學(xué)福等，2017；馮艷紅等，2017；楊新明等，2019；）。在RAC風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)中，以BCR連續(xù)提取法作為浸提方法時(shí)，其重金屬的活性形態(tài)主要是水溶態(tài)和可交換態(tài)。RAC風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法的評(píng)價(jià)公式如下：

式中：

RAC——土壤中重金屬活性形態(tài)占各形態(tài)之和的比例；

F1——水溶態(tài)；

F2——可交換態(tài)；

F3——鐵錳氧化態(tài)；

F4——有機(jī)結(jié)合態(tài)；

F5——?dú)堅(jiān)鼞B(tài)，其評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)如表2所示。

表2 RAC評(píng)價(jià)標(biāo)準(zhǔn)Table 2 Rating criteria of RAC

1.4 數(shù)據(jù)分析

運(yùn)用Excel 2019、SPSS 25進(jìn)行數(shù)據(jù)分析， Origin 2018及Arcgis 10.6進(jìn)行圖件繪制。

2 結(jié)果與分析

2.1 成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬來(lái)源分析

土壤中重金屬的來(lái)源可分為自然來(lái)源和人為來(lái)源兩大類，自然成土過(guò)程中各種微量重金屬在次生層中的再分配造成了土壤重金屬富集，而人為來(lái)源主要有工礦業(yè)生產(chǎn)、農(nóng)業(yè)施肥、填埋場(chǎng)的泄露和汽車尾氣等途徑（李艷玲等，2020）。重金屬之間的相關(guān)性分析有助于辨別其來(lái)源，對(duì)成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤中的重金屬進(jìn)行Pearson相關(guān)性分析，其結(jié)果如表3所示，其中Cr和Cu之間的相關(guān)性系數(shù)為0.73，Cr和Zn之間的相關(guān)性系數(shù)為0.65，Cu和Zn之間的相關(guān)性系數(shù)為0.74，在Sig.<0.01時(shí)達(dá)到顯著正相關(guān)關(guān)系；Cr和Pb之間相關(guān)性系數(shù)為0.52，Cu和Pb之間相關(guān)性系數(shù)為0.58，在Sig.<0.05時(shí)呈現(xiàn)顯著正相關(guān)關(guān)系，這幾種重金屬之間的相關(guān)性系數(shù)均大于 0.5，這表明很有可能這幾種重金屬有相同來(lái)源。

表3 重金屬相關(guān)系數(shù)Table 3 Correlation coefficient of heavy metals

成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬含量分析如表4所示，Cr、Cu、Cd、Pb、Zn的平均質(zhì)量分?jǐn)?shù)分別為71.78、29.10、0.53、20.45、198.47 mg·kg?1，除 Cd和Zn外，其余重金屬平均含量均低于四川省土壤背景值（趙兵等，2019）。變異系數(shù)可以反映區(qū)域重金屬元素的分布差異，成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤中 5種重金屬的變異系數(shù)大小表現(xiàn)為 Cd>Cr>Pb>Cu>Zn，其中Cr、Cu、Pb和Zn為中等變異（15%35%）（周艷等，2020），且Cd的變異系數(shù)顯著高于其他4種重金屬，這表明 Cd在成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤土壤中的分布較為離散，可能是人為活動(dòng)影響所致。

表4 重金屬含量分析Table 4 Summary analysis of heavy metals

2.2 成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬形態(tài)分布特征

成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤中 Cr、Cd、Pb、Cu、Zn重金屬元素賦存形態(tài)分布特征如圖2所示。本研究所關(guān)注的5種重金屬中，Cr、Pb、Cu和Zn的賦存形態(tài)幾乎都以殘?jiān)鼞B(tài)為主，其中成都市Pb、Cu、Zn、Cr的殘?jiān)鼞B(tài)含量占比分別為48.7%—84.25%、63.82%—94.45%、67.54%—95.58%、81.73%—92.49%，而 Cd的賦存形態(tài)分布差異較大，在 C3和 C6點(diǎn)的殘?jiān)鼞B(tài)占比極少（<5%），以鐵錳氧化態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)為主，而在C7和C15點(diǎn)其殘?jiān)鼞B(tài)占到了90%以上，其分布差異與2.1節(jié)所分析的重金屬來(lái)源結(jié)果一致。除殘?jiān)鼞B(tài)外，鐵錳氧化態(tài)和有機(jī)結(jié)合態(tài)也占了重金屬總量的一部分，其中 Cr的有機(jī)結(jié)合態(tài)占比在5.70%—16.15%之間，其余各形態(tài)占比較少。Cu的有機(jī)結(jié)合態(tài)占比在 2.14%—25.84%之間，這與之前學(xué)者（陳世儉等，1995；文霄等，2013）的研究結(jié)果類似，這可能是由于 Cu對(duì)有機(jī)物有極強(qiáng)的親和力，導(dǎo)致其以有機(jī)結(jié)合態(tài)的形式存在。Pb的鐵錳氧化態(tài)占比在0.61%—41.30%之間，這是因?yàn)橥寥乐蠪e和Mn的氫氧化物對(duì)Pb2+有很強(qiáng)的專項(xiàng)吸附能力（Li et al.，2001）。值得注意的是，Cd的活性形態(tài)占比顯著高于其他重金屬，其中可交換態(tài)達(dá)到4.10%—47.86%，這表明研究區(qū)土壤中的Cd易重新釋放到環(huán)境中，可能會(huì)造成較高的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

圖2 重金屬形態(tài)分布特征Fig. 2 Morphological distribution of heavy metals

2.3 成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)

2.3.1 次生相與原生相分布比值法評(píng)價(jià)結(jié)果

根據(jù)次生相與原生相比值法的評(píng)價(jià)結(jié)果（表5）可知，除Cd的RSP值波動(dòng)范圍較大（0.08—26.64）以外，其余重金屬分布較為均勻。Cr、Pb、Cu、Zn的RSP值范圍分別為0.08—0.22、0.19—1.05、0.06—0.57、0.05—0.48。除個(gè)別采樣點(diǎn)外，這幾類重金屬的次生相與原生相比值均小于 1，這表明成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤均未受到Cr、Pb、Cu、Zn幾種重金屬污染。Cd在成都市的RSP值分布如圖3所示，在成都市中部東南側(cè)Cd污染較為明顯，其次是西部、東部及北部地區(qū)，而西南部地區(qū)受污染情況相對(duì)較低。

表5 RSP評(píng)價(jià)結(jié)果Table 5 Evaluation results of RSP

圖3 Cd的RSP值分布Fig. 3 Distribution of RSP value of Cd

2.3.2 風(fēng)險(xiǎn)評(píng)價(jià)編碼法評(píng)價(jià)結(jié)果

由表6可知，成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤各類重金屬的RAC指數(shù)范圍分別為：Cr：0.67%—1.47%；Cu：0.4%—3.58%；Cd：4.14%—49.67%；Pb：0.54%—4.61%；Zn：0.67%—2.32%。由數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)結(jié)果可知，根據(jù)其平均值判斷成都市整體工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)強(qiáng)弱順序?yàn)镃d>Pb>Cu> Cr>Zn，其中 Zn對(duì)生態(tài)環(huán)境造成的風(fēng)險(xiǎn)最小，Pb、Cu和 Cr均為輕微風(fēng)險(xiǎn)，而Cd屬于中等風(fēng)險(xiǎn)。Cd在成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤的RAC值分布如圖4所示，由圖可知成都市中部東南側(cè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較高，這與2.3.1節(jié)中次生相與原生相分布比值法評(píng)價(jià)結(jié)果一致。

表6 RAC評(píng)價(jià)結(jié)果Table 6 Evaluation results of RAC

圖4 Cd的RAC值分布Fig. 4 Distribution of RAC value of Cd

3 討論

表層土壤中的重金屬超標(biāo)常常是由于地質(zhì)背景與人為活動(dòng)共同影響的結(jié)果（欒文樓，2008）。根據(jù)研究區(qū)內(nèi)土壤重金屬元素之間相關(guān)性分析可知，Cr、Pb、Cu和 Zn之間互呈正相關(guān)關(guān)系，而Cd變異系數(shù)較高，其平均值超出四川省土壤背景值4.17倍；研究區(qū)內(nèi)重金屬形態(tài)分布特征顯示，Cr、Pb、Cu和Zn以殘?jiān)鼞B(tài)為主，Cd的形態(tài)分布差異較大，其生物有效態(tài)較其余金屬而言更有可能釋放到環(huán)境中造成污染。綜上所述，可推測(cè) Cr、Cu、Pb和Zn可能是同一來(lái)源，且以自然來(lái)源為主，而Cd主要為人為來(lái)源，受人類活動(dòng)影響較大。究其原因，主要和成都市工業(yè)結(jié)構(gòu)類型有關(guān)，Cd在自然界是比較稀有的元素，一般是作為鋅精礦的伴生品進(jìn)行生產(chǎn)的，其最主要應(yīng)用領(lǐng)域?yàn)殡姵匦袠I(yè)，目前全球近86%的Cd應(yīng)用于制造鎳鎘電池。而電子信息產(chǎn)品制造業(yè)一直是成都市的支柱產(chǎn)業(yè)，2009年電子信息產(chǎn)品制造業(yè)占成都市四大支柱產(chǎn)業(yè)比重為30.77%，占全市工業(yè)比重為17.90%，隨著科技進(jìn)步和經(jīng)濟(jì)發(fā)展，至 2019年電子信息產(chǎn)品制造業(yè)占特色優(yōu)勢(shì)產(chǎn)業(yè)比重高達(dá) 34.68%，占全市工業(yè)比重為24.45%，同比增長(zhǎng)了26.79%。因此相當(dāng)數(shù)量的Cd通過(guò)廢氣、廢水、廢渣排入環(huán)境，造成污染。

RSP和RAC評(píng)價(jià)結(jié)果顯示，Cd是成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤中主要重金屬污染物，且其分布呈現(xiàn)中部東南側(cè)生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)較高，其余方位相對(duì)較低趨勢(shì)，分析其分布差異的主要原因如下，（1）與工業(yè)企業(yè)類型有關(guān)。據(jù)成都市統(tǒng)計(jì)年鑒可知，成都市區(qū)電子信息產(chǎn)品制造業(yè)、化學(xué)制品制造業(yè)、金屬冶煉和印染業(yè)等企業(yè)數(shù)量逐年增加，工業(yè)三廢的排放導(dǎo)致了土壤中Cd含量的增加。（2）與常年主導(dǎo)風(fēng)向有關(guān)。有研究認(rèn)為（陳岳龍等，2003；湯奇峰等，2007；劉東盛等，2008），四川盆地土壤 Cd凈增量主要受大氣干濕沉降制約，降雨輸入土壤中的Cd通量大于下滲水輸出Cd通量，浮塵中的Cd較牢固地吸附到有關(guān)的礦物顆粒上隨大氣擴(kuò)散，由于成都市常年主導(dǎo)風(fēng)向?yàn)闁|北風(fēng)和偏北風(fēng)，風(fēng)向?qū)ξ廴疚锏倪w移擴(kuò)散產(chǎn)生正向影響，導(dǎo)致下風(fēng)向Cd污染較為嚴(yán)重。（3）與地下水流向有關(guān)。成都平原地勢(shì)西北高東南低（張涵等，2019），地下水流向?qū)ν寥乐亟饘俚倪w移也起到一定沉積作用。（4）與人口密度有關(guān)。成都市中部東南側(cè)（中心城區(qū)位置）的社會(huì)經(jīng)濟(jì)活動(dòng)更加活躍等，人口更為密集，產(chǎn)生的大量的生活垃圾等廢棄物未經(jīng)及時(shí)無(wú)害化處理，也會(huì)導(dǎo)致額外的Cd排放到環(huán)境介質(zhì)中。

4 結(jié)論

（1）根據(jù)成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤重金屬之間的相關(guān)性分析和含量統(tǒng)計(jì)性分析，可推測(cè) Cr、Cu、Pb和Zn可能有相同來(lái)源，且以自然來(lái)源為主；而Cd主要為人為來(lái)源，受人類活動(dòng)影響較大。

（2）成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤中 Cr、Pb、Cu和Zn元素的賦存形態(tài)以殘?jiān)鼞B(tài)為主，其殘?jiān)鼞B(tài)含量占比為Cr>Zn>Cu>Pb，不易釋放到環(huán)境中導(dǎo)致生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)；但Cd在研究區(qū)內(nèi)賦存形態(tài)分布差異較大，部分采樣點(diǎn)殘?jiān)鼞B(tài)占比極少（<5%），而部分點(diǎn)殘?jiān)鼞B(tài)占到了90%以上，這表明Cd較其余金屬更易重新釋放到環(huán)境中，可能會(huì)造成較高的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)。

（3）次生相與原生相比值法（RSP）和風(fēng)險(xiǎn)指數(shù)編碼法（RAC）結(jié)果顯示，成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤Cd污染明顯高于Cr、Pb、Cu和Zn幾種重金屬，為中度污染，且在研究區(qū)內(nèi)中部及東南部地區(qū)污染較為明顯，其次是西部、東部及北部地區(qū)，而西南部地區(qū)受污染情況相對(duì)較低；成都市工業(yè)區(qū)綠地土壤生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)強(qiáng)弱順序?yàn)镃d>Pb>Cu>Cr>Zn，其中部東南側(cè)Cd的生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)相對(duì)較高。