北京平原区两年内土壤中五种重金属元素化学形态变化及生物有效性
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  地质通报  2018, Vol. 37 Issue (6): 1142-1149  
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安永龙, 黄勇, 孙朝, 邓凯文, 李迪, 黄丹. 北京平原区两年内土壤中五种重金属元素化学形态变化及生物有效性[J]. 地质通报, 2018, 37(6): 1142-1149.
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An Y L, Huang Y, Sun Z, Deng K W, Li D, Huang D. Chemical speciation and bioavailability of five heavy metals in soil of Beijing plain area in two years[J]. Geological Bulletin of China, 2018, 37(6): 1142-1149.
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基金项目

北京市政府公益性项目《北京市土壤地质环境监测网运行项目》(编号:PXM2018_158307_000004)

作者简介

安永龙(1988-), 男, 硕士, 工程师, 从事地质学、地球化学研究。E-mail:aylzfj@163.com

文章历史

收稿日期: 2017-03-14
修订日期: 2017-06-20
北京平原区两年内土壤中五种重金属元素化学形态变化及生物有效性
安永龙 , 黄勇 , 孙朝 , 邓凯文 , 李迪 , 黄丹     
北京市地质勘察技术院, 北京 102218
摘要: 为了监测北京市平原区2015年和2016年土壤中5种重金属As、Cd、Hg、Pb、Zn化学形态的变化趋势,运用Tessier连续提取法对土壤重金属进行了形态分析,并对影响重金属元素生物有效性的因素进行研究。结果表明,2年内研究区表层土壤重金属元素的形态变化微弱,有效态含量以Cd元素最高,达到45.67%,故潜在生态危害性最大;其次为Zn元素,达12.16%,其中碳酸盐结合态占比虽大,但由于研究区土壤呈偏碱性,Zn元素的迁移能力较弱,潜在危害性较小;As、Hg、Pb均以难迁移态存在,故潜在危害性也较小。土壤重金属元素的生物活性系数及迁移系数分别为:Cd > Zn > Pb > As > Hg和Cd > As > Zn > Pb=Hg,其中Cd元素2年的生物活性系数和迁移系数最高,展现出较强的生物活性和迁移能力,其余重金属元素的活性系数和迁移系数较低,潜在危害性较弱。影响重金属元素生物有效性的因素较复杂,以重金属元素全量为主,pH、有机质、CEC等理化性质次之。
关键词: 北京市    土壤    重金属元素    形态    生物有效性    
Chemical speciation and bioavailability of five heavy metals in soil of Beijing plain area in two years
AN Yonglong, HUANG Yong, SUN Zhao, DENG Kaiwen, LI Di, HUANG Dan     
Beijing Institute of Geo-exploration Technology, Beijing 102218, China
Abstract: To effectively monitor the overall variation trend of the chemical forms for 5 heavy metals (As, Cd, Hg, Pb and Zn) in the soil in Beijing plain area during the year 2015 and 2016, the authors employed the Tessier sequential extraction method to ana-lyze the morphological characteristics of these soil heavy minerals. The authors studied the factors controlling the bio-availability of these heavy minerals. The results show that there is only minor change in the morphology of soil heavy metals in these 2 years. The element with highest effective concentration is Cd (45.67%), which thus poses greatest potential ecological risk. The following ele-ment is Zn with concentration of 12.16%. Though Zn is largely incorporated in carbonates, the mobility of Zn is reduced by the al-kaline soil, thus having less ecologically hazardous effect. The elements As, Hg and Pb are immobile with little potential hazards on ecology. The orders of activity coefficients and migration coefficients of the heavy metal elements in topsoil in the study area are Cd > Zn > Pb > As > Hg and Cd > As > Zn > Pb=Hg respectively. This suggests that Cd has the highest values in both the 2-year biological activity coefficient and transfer coefficient, implying a strong biological activity and migration capability, while other soil heavy metals have smaller activity coefficients and migration coefficients, indicating relatively low potential ecological risks. In the study area, the factors that affect the bio-availability of heavy metals are complex, and the dominant one is the total amount of heavy metal elements, followed by pH, organic matter, CEC, and other physical and chemical properties, and the connections of these factors are complicated.
Key words: Beijing    soil    heavy metal    morphology    bioavailability    

随着中国工业化进程的不断推进,生态土壤环境问题日趋严重,土壤中有毒有害物质不断增加、化学成分不断更新、人为因素的不断干扰,直接诱发各类土壤环境问题,其中土壤重金属污染问题日趋严重。由于土壤中重金属元素具有不同的化学形态,因此不能只依靠元素总量来判断对生物有机体的影响或评价潜在的生态危害性[1-3]。重金属元素各类形态含量的高低直接决定其化学活性、再迁移性、生物有效性,以及最终对生态系统或生物有机体的影响[4-5],其中生物有效性是连接生物体与重金属污染物及其外界环境最有效的桥梁。

2015年已在北京市范围内建成土壤地质环境监测网,开展以1年为周期的土壤环境质量监测工作。通过长期系统的土壤地质环境监测,及时掌握土壤中各类元素的分布状况及变化规律,为北京城市生态环境保护发挥重要作用。本文对2015年和2016年重金属元素形态等指标进行对比研究,充分发挥监测网的实际作用,通过监测变化情况,研究重金属有效态特征及其影响因素。

近年来国内外很多学者已对土壤中重金属元素形态进行了深入的研究[6-8]。2015年崔邢涛等[9]针对河北省中南部平原农田表层土壤中7种重金属元素的形态含量进行了统计和分析,并对其生物有效性进行了评价,最终确定影响生物有效性的主要因素为重金属元素全量;2016年,庞文品等[10]采用单因子指数等3种方法对贵州兴仁煤矿区农田土壤重金属7种形态污染状况进行了评价,最终选取3种方法进行风险预警。北京地区通过已建立的土壤地质环境监测网对土壤中重金属元素有效态进行研究的手段还属首例,意义十分重要。

1 研究区概况

研究区位于华北平原西北隅,属暖温带湿润大陆性季风气候,年平均气温13.7℃,年平均降雨量630mm左右。西北高东南低,基本构成西、北、东三面环山,东南低缓呈一平川的地形概貌。研究区河系属海河流域,河网发育,从东到西分布有蓟运河、潮白河、北运河、永定河和大清河五大水系,大部分由西北流向东南,在天津注入渤海。从东南向西北,地势从低到高,土壤水平与垂直方向的地域分异规律十分明显,主要土壤类型以褐土、潮土为主,另有少量水稻土、风沙土和沼泽土。西部、北部多为褐土;东南部多为潮土、砂姜潮土、湿潮土等。

2 材料和方法 2.1 样品采集

本次研究选取北京市60个土壤监测点开展土壤重金属形态研究,于2015年和2016年在每个监测点原点位处分别采集1件表层土壤样品(共120件),并测试重金属元素As、Cd、Hg、Pb、Zn的7种形态,即水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态、腐殖酸结合态、铁锰结合态、强有机结合态、残渣态。本次研究所选监测点主要位于工业区(首钢、焦化厂、亦庄开发区)的共计15个,农业区(昌平苹果种植基地、通州蔬菜种植基地、平谷大桃种植基地)共计20个,水源地(密云水库、官厅水库、怀柔水库)共计15个,城区五环内(公园区)的共计10个,采样点位分布如图 1

图 1 研究区及采样点位置 Fig.1 Location of the study area and sampling sites

每个监测点土壤样品为混合样,一个混合样需由至少15个子样组成,每个子样的采土部位相对固定,相邻子样之间的距离至少为20m,子样采集深度为0~20cm。采集土壤混合样品时,一个混合土壤样应全部在同一块具有代表性的土地类型里采集。

根据监测点2次所测土壤中重金属元素含量的差异,对120件土壤样品进行重金属形态分析,供试土壤的基本性质列于表 1

表 1 供试土壤基本理化性质 Table 1 Basic physico-chemical properties of studied soils
2.2 样品测试

研究区表层土壤重金属元素全量分析测试由华北有色地质勘查局燕郊中心实验室完成,将野外采集的土壤样品磨细过100目筛备用。重金属元素全量测试方法:Zn元素采用等离子体发射光谱法(ICP-OES)进行测定,取0.25g样品,用硝酸、盐酸、氢氟酸、高氯酸进行溶样,而后25 ml定容直接测定;Cd、Pb元素采用等离子体质谱法(ICP-MS)测定,取0.25g样品,用硝酸、盐酸、氢氟酸、高氯酸进行溶样,而后稀释10倍进行测定,As、Hg元素采用原子荧光光谱法(AFS)测定,取0.25g样品,用王水进行溶样处理,用KBH4进行还原,而后采用氢化法进行测定。

重金属形态的测试采用连续提取法[11]进行。①使用25ml水提取水溶态:取2.5g备用土壤样品于离心杯中,水溶液超声提取,离心分离提取清液;②残渣用25ml MgCl2溶液提取离子交换态:在离心杯中加入1mol· L-1的MgCl2溶液,在24℃条件下超声提取,分取清液,加浓盐酸,再用蒸馏水稀释,用ICP-AES法测定Cd;③残渣用25ml NaAc溶液提取碳酸盐结合态:将1mol· L-1的NaAc溶液放入离心杯进行超声提取,离心分离分取清液。

2.3 数据处理

所有数据相关性分析均在SPSS 10.0和Excel上完成,所有图件编制均使用Coreldraw×4和Mapgis6.7软件。

2.4 重金属元素生物有效性分析

生物有效性指生物体主动吸收或不断在体内积累所吸收的重金属元素不同形态的过程。该过程是评价重金属毒性最有效的方法,同时也可间接了解生态系统环境质量的优与差。

土壤中重金属元素的生物有效性包括生物可利用性和迁移能力,其中生物活性系数K可用来表示生物可利用性[12-13]

$ \begin{array}{l} \;K = \frac{{\rm{可交换态 + 碳酸盐结合态}}}{{\rm{重金属各种形态之和}}}\\ = \frac{{\left( {F1 + F2} \right)}}{{\left( {F1 + F2{\rm{ + }}F3 + F4{\rm{ + }}F5} \right)}} \end{array} $ (1)

土壤中重金属元素的迁移能力大小,可通过迁移系数M来表示[14-15]

$ \begin{array}{l} \;M = \frac{{\rm{可交换态}}}{{\rm{重金属各种形态之和}}}\\ = \frac{{F1}}{{\left( {F1 + F2{\rm{ + }}F3 + F4{\rm{ + }}F5} \right)}} \end{array} $ (2)

式中:F1为可交换态(水溶态含量和离子交换态含量之和);F2为碳酸盐结合态;F3为铁锰结合态;F4为有机物结合态(腐殖酸结合态含量和强有机结合态含量之和);F5为残余态(残渣态含量)。

3 结果与分析 3.1 重金属元素形态组成特征

由研究区120件表层土壤样品中重金属元素不同形态基本统计特征见表 2,重金属不同形态(平均含量)的分布特征如图 2所示。为更加直观地对比5种重金属元素的化学形态,下文所述重金属元素的形态占全量的比例均为2015年与2016年的平均值。5种重金属元素的7种形态中,水溶态含量占全量的比例较小,其中As元素比例较大,为1.48%,可见总体比例2年内有上升趋势,As元素水溶态最大值为0.55mg/kg;其余元素比例均较小,范围为0.41%~0.86%。2016年Hg元素水溶态含量的变异系数较大,可达2.40。水溶态在环境中极易迁移,易被植物直接吸收利用。

图 2 两年内土壤重金属元素的形态分布 Fig.2 Fraction distribution of heavy metals in two years
表 2 表层土壤中重金属元素不同形态统计参数(n=120) Table 2 Statistical parameters of different forms of heavy metal elements in topsoil

5种重金属元素的离子交换态含量占全量的比例差异较大。最大为Cd元素,其比例可达19.55%,其最大值为0.91mg/kg,表现为较大的潜在危害性;2年内As、Hg、Pb、Zn元素离子交换态含量有上升趋势。5种重金属元素的离子交换态含量变异程度差异较大,其中2016年Zn元素的变异程度最高,其变异系数达到2.71,其余Cd、Hg、Pb的变异系数也较大。离子交换态在环境中易迁移,可被植物吸收利用。

5种重金属元素中,Cd、Zn元素的碳酸盐结合态含量占全量比例均较高,分别为25.55%、10.63%,2年内Cd元素的碳酸盐结合态含量有升高,其中Cd最大值达1.05mg/kg,Zn最大值达到170mg/kg;其次是Pb元素为9.63%,最大值为25.65mg/kg;2015年Hg所占比例最低,仅为0.20%。5种重金属元素的碳酸盐结合态含量变异程度差异不大,除2016年As较低,为0.74外,其余元素变异程度均较高,范围为1.08~1.93。碳酸盐结合态是土壤中重金属元素在碳酸盐矿物上形成的共生沉淀结合态,受pH值影响较明显,当土壤环境中pH值降低时,部分重金属离子被释放,参与外界循环迁移[16-17]

除Hg元素外,腐殖酸结合态含量占全量比例较小,为3.11 %,As、Cd、Pb、Zn较大,2年内Zn元素的腐殖酸结合态含量有升高。5种重金属元素腐殖酸结合态含量变异程度差异较大,其中2015年As元素较低,为0.38,其余4种元素为0.87~2.77。

5种重金属元素的铁锰氧化态含量,除Hg所占比例较小,为0.22 %外,其余均占全量比例较大。2年内As、Pb、Zn元素的铁锰氧化态含量有升高趋势。5种重金属元素的铁锰氧化态含量变异程度差异较大,其中2016年As元素较低,为0.41,其余元素较高,范围为0.71~1.89。铁锰氧化物结合态是被包裹定型于矿物的细粉散颗粒或外囊物中存在的重金属元素,因其具有较强的离子键,较稳定,但在还原条件下,长期渍水易被重新释放,产生危害[18]

5种重金属元素中,Hg元素的强有机结合态含量占全量比例较高,为9.75%,2015年As元素比例最低,仅为0.41%。2年内As元素的强有机结合态含量有升高趋势。5种重金属元素的强有机结合态含量变异程度差异较大,2016年Cd元素最低值为0.50,其余范围为0.73~4.75。强有机结合态是土壤重金属与各种有机物、腐殖质及矿物颗粒的包裹层螯合而成,本身在环境中为惰性,但如受强酸、强碱和螯合剂影响,会转化为其他形态重新进入环境[19]

重金属元素的残渣态含量占比在重金属元素各形态中除Cd元素外均最大,2016年Hg元素最大,达到89.63%。2年内Cd、Hg元素的残渣态含量均有升高。从变异系数看,除Hg元素外,其余均较低,范围为0.26~0.51。As、Hg、Zn的残渣态占比均较大,因此活性较小,较稳定[20]。北京地区针对Hg元素残渣态偏高已有研究,土壤中有机质的富集与土壤中含有的辰砂矿物为主要原因[21-22]

重金属元素的形态中,水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态属于较活泼的部分,常被称为重金属元素的有效态;腐殖酸结合态、铁锰氧化态、强有机结合态、残渣态属于较稳定的部分,常被称为重金属元素的难迁移态。5种重金属元素的有效态含量以Cd元素最高,为45.67%,其次是Zn元素,为12.16%,但2年内Cd元素的有效态有下降趋势,而Zn却有上升趋势。表明研究区内Cd、Zn元素生物毒性较强,生物有效性和潜在生态危害性较大,需要对此持续监测。

3.2 重金属元素生物有效性分析

生物有效性主要研究外界重金属污染物及其所处环境介质与生物体的潜在相互关系,是一个动态过程[23]。生物活性系数(K)反映了土壤中重金属元素各种形态被生物体吸收利用的能力,以判别对生态环境形成的潜在危害量。生物可利用性系数较大时,表明较高的重金属元素存在不稳定性或活性,相反,如果生物可利用性系数较小,表明土壤中的重金属元素存在形式较稳定。迁移系数(M)是可交换态与各种形态总量之间的比率,反映了土壤中各类重金属元素迁移能力的大小。较大的迁移系数表征生物体从土壤中可迁移吸收的重金属含量越大,对生态环境危害性越高。

图 3可知,2015年比2016年Cd元素的生物活性系数大,其余元素均相反,但总体看2年变化不大。研究区土壤重金属元素之间的生物活性系数大小顺序为:Cd>Zn>Pb>As>Hg,其中Cd元素2015年和2016年的生物活性系数分别达到0.48、0.44,其次为Zn和Pb元素,反映出Cd、Zn、Pb元素较强的生物活性,同时体现出不稳定性及危害性。

图 3 土壤重金属元素的生物活性 Fig.3 Bioavailability of heavy metals in soils

图 4可知,2015年Cd、Pb元素的迁移系数比2016年大,其余元素均相反,但总体看2年变化不大。研究区土壤中重金属的迁移系数大小顺序为:Cd>As>Zn>Pb=Hg,其中Cd元素2015年和2016年的迁移系数分别达到0.21和0.19,反映Cd元素具有相对较强的迁移性,其余元素系数较小,由土壤向生物体迁移的能力较差。

图 4 土壤重金属的迁移性 Fig.4 Mobility of heavy metals in soils

总体而言,2年内5种重金属元素的生物活性系数和迁移系数略有波动但变化不大,其中,Cd元素的生物活性系数和迁移系数均相对较大,体现出其生物活性较强,迁移能力较高,对生态环境构成一定的潜在危害;一般情况下,如果土壤为酸性环境,碳酸盐结合态易转化为可交换态从而被生物体利用,然而研究区土壤以偏碱性[24]为主,对于Zn和Pb元素,虽然具有较大的生物活性系数,但无法获得较强的迁移能力,因此对生态环境构成的危害性较小;其余重金属元素的生物活性系数和迁移系数均较低,对生态环境危害性极低。

3.3 影响土壤重金属元素生物有效性的因素 3.3.1 重金属元素全量对生物有效性的影响

土壤中不同组分会使进入土壤后的重金属转化为各种形态,不同环境介质又使不同形态的重金属具有各自的生物有效性及迁移性,反映出不同程度的生物毒性。因此,分析土壤中重金属全量与有效态之间的相关性,能够更加深入地了解重金属各有效态与全量之间的关系并认识重金属的危害程度[25-26]。将2年所采表层土壤样品共120件作为统计数据,对5种重金属元素中有效态(水溶态、离子交换态、碳酸盐结合态)与全量的相关性进行了研究(表 3)。

表 3 不同形态重金属元素所占比例与土壤理化性质的相关分析(n=120) Table 3 Correlation coefficients between percentage of heavy metal fractions and soil properties

不同种类的重金属元素中不同的形态与全量相关性差异较大,5种元素的有效态与全量均为正相关关系,其中Cd、Pb、Zn的3种形态含量与全量均呈显著正相关,尤其是Cd元素的离子交换态和碳酸盐结合态,其相关系数达到0.955、0.942;As元素的水溶态、碳酸盐结合态含量与其全量均呈显著正相关关系,相关系数分别为0.534、0.389;Hg元素水溶态含量与其全量呈显著正相关关系,相关系数为0.472;Pb、Zn的3种形态含量与其全量均呈显著正相关关系。

As、Hg元素的离子交换态含量,以及Hg元素的碳酸盐结合态含量与其全量虽为正相关关系,但相关性不显著,相关系数分别为0.144、0.020、0.042。

综上所述,研究区内土壤中5种重金属元素的各类形态含量与全量并不全是显著性相关,也存在相关性不明显的情况。表明环境介质中的重金属有效态含量决定其有效性,而非重金属元素全量决定。因此只凭借土壤中重金属全量来判别其污染程度与状况欠妥,应当充分考虑重金属的有效态含量,分析能够影响有效性的那部分全量变化情况,这样才能对土壤环境污染状况做出较准确、科学的评价。

3.3.2 土壤中pH、有机质、CEC、粒度对重金属有效性的影响

除土壤重金属全量外,影响土壤重金属有效性的还有土壤理化性质。土壤理化性质中的pH、有机质、阳离子交换量(CEC)、土壤粒度等都可能影响土壤中重金属各类形态的含量及转化程度,从而影响到重金属元素的生物有效性[27-30]。本文研究了土壤中pH、有机质、CEC、粒度与重金属有效态的相关性,据此判断土壤理化性质对重金属有效性的影响。

总体而言,土壤中pH、有机质、粒度与重金属有效态之间的相关性差异较大。

土壤酸碱度(pH)是土壤中沉淀-溶解、吸附-解吸、配位-解离平衡等影响重金属电荷特性的重要因子。研究表明,当土壤中pH值不断降低时,土壤中粘粒矿物和有机质表面的负电荷减少,因而大部分元素吸附作用不断降低,浓度不断升高,重金属的生物有效性就不断升高[31];但是如果pH值过高,又会提高重金属碳酸盐结合态、铁锰氧化态的含量[30]。本次研究中土壤pH值与重金属元素的有效态绝大部分为负相关关系且相关性较好,与Zn的各有效态,以及Cd的离子交换态、碳酸盐结合态等具有显著相关关系;测试样品的pH值范围为7.20~9.08,属于弱碱性环境,5种重金属元素主要以氢氧化物等状态存在,同时土壤中有机物溶解度较大,络合能力较强,不易迁移或被生物体吸收利用[32]

土壤有机质包括腐殖质、生物分子等不可溶性有机质和大的动物和微生物释放的分泌液等可溶有机质,二者之间的比例决定了生物有效性。不可溶性有机质中含有形成螯合物所需的官能团,被螯合的这部分金属离子会与粘土矿物牢牢地固定在土壤中,进而限制其迁移活动,降低生物有效性。实验证明,可溶性有机质与重金属离子共同作用形成可溶复合物,不易被矿物表面吸附,增加生物有效性,如小分子量有机物(EDTA、LMWOAs等)[33]。文中土壤有机质与重金属有效态全部为正相关关系,其中,Cd元素的有效态,以及Pb、Zn元素的离子交换态、碳酸盐结合态等具有显著的相关关系,其余元素相关关系不显著。

土壤中阳离子交换量(CEC)指在一定pH值条件下,每千克土壤所含有的全部交换性阳离子(K+、Na+、Ca2+、Mg2+、NH4+、H+、Al3+等)的厘摩尔数,其大小由土壤表面所带负电荷的多少决定[34]。本次研究中土壤CEC与重金属有效态之间主要呈正相关关系,但相关性较差,只有离子交换态的Cd、碳酸盐结合态的Hg及各有效态的Zn关系显著。

土壤中不同粒度的土壤颗粒具有不同的矿物成分、比表面积、吸附点位和离子强度,因此吸附能力不同,会影响其生物有效性[35]。一般情况下,砂粒土壤比粘粒土壤表面积小,因此砂粒土壤生物有效性略低。但是如果总重金属含量相同,砂粒土壤比粘粒土壤对人体的危害高[33]。文中选取粒度较粗的砂粒(2~0.2mm)和粒度较细的粘粒(< 0.002 mm)作为研究对象,砂粒与重金属有效态之间主要呈负相关关系,除离子交换态的As外,相关性较差,粘粒与重金属有效态之间主要呈正相关关系,但相关系数值较小,相关性较差。

从以上分析可知,土壤中pH、有机质、CEC、粒度与重金属有效态之间相关性差异较明显,虽有部分显著相关,但相关系数值普遍偏小,且有些为正相关关系,有些为负相关关系。由此可知,这些土壤理化性质因素虽然对重金属有效性有一定的影响,但影响的程度远不及土壤重金属全量。因此,影响研究区内重金属有效性的以土壤中重金属元素全量为主,以土壤的各种理化性质为辅。

4 结论

(1)北京市平原区土壤中5种重金属元素的7种化学形态2年内变化微弱,其有效态(水溶态、离子交换态和碳酸盐结合态)含量,以及水溶态和离子交换态总和,Cd最高,分别为45.67%和20.12%,说明Cd元素的生物有效性和潜在生态危害性较大;Zn元素的有效态及碳酸盐结合态含量次之,但由于北京地区土壤基本为偏碱性,因此碳酸盐结合态的Zn不易转化为可直接被生物体吸收利用的可交换态,故而对土壤环境不构成潜在危害。As、Hg、Pb元素均以难迁移态(腐殖酸结合态、铁锰结合态、强有机结合态、残渣态)为主,总和基本在90%以上,对土壤环境不构成潜在危害。

(2)研究区土壤重金属元素的生物活性系数大小顺序为:Cd>Zn>Pb>As>Hg,其中Cd元素2年的生物活性系数分别达到0.48、0.44,其次为Zn、Pb,表明三者具有较强的生物活性和不稳定性,其他重金属元素的生物活性较弱,在土壤中较稳定。土壤中重金属元素的迁移系数大小顺序为:Cd>As>Zn>Pb=Hg,其中,Cd元素2年中的迁移系数分别达到0.21、0.19,体现出Cd元素较强的迁移能力,其余元素迁移能力较弱。

(3)研究区土壤中重金属元素生物有效性的影响因素主要为土壤重金属元素全量,其次为pH、有机质、CEC等理化性质因素。

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