陳江軍, 劉 波, 李智民, 王鵬來, 陳海波

(湖北省地質(zhì)局 水文地質(zhì)工程地質(zhì)大隊,湖北 荊州 434020)

土壤是自然生態(tài)系統(tǒng)的重要組成部分,是人類賴以生存的基礎(chǔ)和保障。近年來,隨著經(jīng)濟(jì)的快速發(fā)展,土壤重金屬污染問題日益凸現(xiàn)[1]。土壤重金屬具有污染累積性、生物毒理性、危害隱蔽性以及富集放大性等特點,對土壤質(zhì)量、食品安全、人體健康和生態(tài)環(huán)境構(gòu)成了嚴(yán)重威脅[2-3]。外源重金屬進(jìn)入土壤系統(tǒng)后,與土壤環(huán)境中物質(zhì)發(fā)生吸附、離子交換、絡(luò)合、共沉淀等一系列物理化學(xué)反應(yīng),從而引起重金屬賦存形態(tài)及其遷移特性的變化[4]。研究表明,重金屬的環(huán)境效應(yīng)和生態(tài)活性與其賦存形態(tài)密切相關(guān)[5],利用形態(tài)分析來闡明重金屬在土壤中的行為特征和生物可利用性,不但有助于了解重金屬遷移轉(zhuǎn)化規(guī)律和生物危害性,也能為更科學(xué)的評估重金屬在環(huán)境中的風(fēng)險以及指導(dǎo)土壤重金屬修復(fù)提供理論依據(jù)[6]。

江漢平原地處長江中游,素有“魚米之鄉(xiāng)”的美譽,是中國的商品糧、棉、油及漁業(yè)生產(chǎn)基地,是“長江經(jīng)濟(jì)帶”發(fā)展的關(guān)鍵區(qū)域,在國家糧食安全戰(zhàn)略中也占有重要地位[7]。隨著“共抓大保護(hù),不搞大開發(fā),修復(fù)長江生態(tài)環(huán)境”綠色發(fā)展戰(zhàn)略的提出,對江漢平原工農(nóng)業(yè)發(fā)展和生態(tài)環(huán)境保護(hù)提出了新的要求與挑戰(zhàn)。由于以往的粗放式發(fā)展,加之環(huán)保意識不強,江漢平原土壤已經(jīng)遭受了不同程度的重金屬污染。重金屬元素隨著土壤—植物系統(tǒng),進(jìn)入農(nóng)作物體內(nèi),不但導(dǎo)致農(nóng)產(chǎn)品大量減產(chǎn)或絕收,甚至對長期食用受污染農(nóng)產(chǎn)品的人群造成危害[8-9]。因此,開展江漢平原土壤重金屬賦存形態(tài)及其影響因素研究,分析討論降低重金屬環(huán)境效應(yīng)和生物可利用性的方法,對于控制和減輕重金屬的生態(tài)風(fēng)險以及污染土壤的修復(fù)治理具有十分重要意義。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

江漢平原位于湖北省中南部,是由長江與漢江沖積而成的平原,位于長江中游,與洞庭湖平原合稱兩湖平原。江漢平原屬北亞熱帶濕潤季風(fēng)氣候區(qū),具有四季分明,雨量充沛,光照適宜,春秋季短,冬夏季長的特征。土壤總面積為2.784×104km2,土壤類型主要為水稻土、潮土、黃棕壤等。其中水稻土和潮土這兩類具有明顯人類活動特征的耕作土壤在區(qū)域中占有控制地位,充分體現(xiàn)了江漢平原自古以來“魚米之鄉(xiāng)”的土壤利用特征,同時也反映了人類活動在江漢平原土壤形成過程中的重要地位和作用[10]。

圖1 4處典型場區(qū)采樣分布圖Fig.1 Sampling distribution map of four typical fields

1.2 樣品采集

根據(jù)江漢平原地區(qū)土地利用的現(xiàn)狀及工業(yè)企業(yè)分布特點,本次研究在江漢平原轄區(qū)荊州市周邊選取4處典型場區(qū)開展采樣工作,A場區(qū)為化學(xué)廠,采集樣品3組;B場區(qū)為電鍍廠,采集樣品8組;C場區(qū)為熱電廠,采集樣品9組;D場區(qū)為油田油井,采集樣品9組,共計采集樣品29個(詳見圖1)。土壤樣品采集0～20 cm耕作層土壤,在2 m×2 m的區(qū)域內(nèi)的4個頂點和中心分別取約1 kg土壤,混勻后用四分法取約1 kg作為該點的混合樣品。采樣盡量避開外來土,需去除表面雜物,用洛陽鏟垂直采集地表至20 cm深的土壤,保證上下均勻采集。將自然土壤樣品在室內(nèi)通風(fēng)處平攤成2 cm厚的薄層,間斷的壓碎、翻拌,剔除土壤以外的侵入體后風(fēng)干。

1.3 樣品測試

土壤理化性質(zhì):土壤理化指標(biāo)分析pH值、有機質(zhì)和陽離子交換量,pH值用pH儀測定(土壤∶水=1∶5),有機質(zhì)含量以土壤燒失量(LOI)測定,陽離子交換量采用 EDTA-銨鹽快速測定法測定。

粘土礦物測定:根據(jù)斯托克斯法則,制備粘土礦物自然片和乙二醇飽和片,利用X射線衍射分析(XRD)測定土壤粘土礦物的組成及其相對含量。

重金屬總量測定:稱取實驗樣品于聚四氟乙烯坩堝中,用HNO3-HCl-HClO4-HF混酸處理,用稀鹽酸提取、稀釋定容后用原子吸收光譜儀測定Cd、Pb的含量;稱取實驗樣品置于燒杯中,加入稀王水蒸至濕鹽狀,10%HCl 提取,用原子熒光光譜法測定As、Hg的含量。

重金屬形態(tài)測定:土壤樣品采用Tessier五步連續(xù)提取法浸提,即分別以1.0 mol·L-1的MgCl2、1.0 mol·L-1的NaAC(用1.0 mol·L-1的HAC調(diào)節(jié)至pH值為5.00)、0.04 mol·L-1NH2OH-HCl+25% HAC、0.02 mol·L-1HNO3+30%H2O2+0.8 mol·L-1HAC、HNO3-HF-HClO4提取可交換態(tài)(EXC)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAR)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(OM)、有機結(jié)合態(tài)(OX)和殘渣態(tài)(RES)的重金屬。

1.4 數(shù)據(jù)處理

本次研究,選用 Excel 2013、SPSS 19.0以及Jade6.0等軟件對土壤理化性質(zhì)、粘土礦物組成以及土壤重金屬含量等數(shù)據(jù)進(jìn)行處理、統(tǒng)計、分析以及制作相關(guān)圖件。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬形態(tài)的分布特征

依據(jù)Tessier五步連續(xù)形態(tài)提取法,將土壤中重金屬元素的形態(tài)分為可交換態(tài)(EXC)、碳酸鹽結(jié)合態(tài)(CAR)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)(OM)、有機物結(jié)合態(tài)(OX)和殘渣態(tài)(RES)。可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬是土壤中活動性最強的部分,對土壤環(huán)境變化最敏感,可遷移性和生物有效性最大,是引起土壤重金屬污染和危害生物體的主要形態(tài);鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和有機物結(jié)合態(tài)不易被生物吸收利用,但在一定條件下可以轉(zhuǎn)化為活性態(tài)重金屬,對環(huán)境造成污染;殘渣態(tài)賦存于礦物的晶格中,其遷移性和生物可利用性最小[11]。

從表1可知,4種重金屬元素具有較強的空間分異特征。重金屬的可交換態(tài)除了Hg的變異系數(shù)較小,其余3種重金屬元素變異系數(shù)均較大,變異系數(shù)最大的為Cd元素,高達(dá)68.9%;殘渣態(tài)的變異系數(shù)相對較小,基本都在15%～35%變化。不同重金屬元素相比,Cd的平均變異系數(shù)最大,Pb、As次之,Hg的最小。同一重金屬各形態(tài)相比,可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)的變異系數(shù)最大,有機物結(jié)合態(tài)次之,鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)和殘渣態(tài)變異系數(shù)最小。土壤重金屬各形態(tài)的變異系數(shù)在一定程度上能反映元素受人為活動影響的程度,本次研究4種重金屬元素的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)等活性態(tài)的變異系數(shù)較大,說明在人類活動的影響下,地區(qū)已經(jīng)出現(xiàn)了重金屬累積的現(xiàn)象[12]。

表1 土壤重金屬形態(tài)的統(tǒng)計分析(mg·kg-1)

注:1)EXC、CAR、OM、OX、RES分別為可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài);2)*和**分別表示p<0.05和p<0.01的相關(guān)水平,p為概率值;n=29。

活性態(tài)重金屬相對含量不僅反映了重金屬的生態(tài)活性和生物可利用性,也表征了重金屬的潛在生態(tài)風(fēng)險[13]。研究區(qū)土壤重金屬As、Hg殘渣態(tài)含量均超過總量70%,活性態(tài)的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)含量之和僅為總量5%左右,表明該地區(qū)As、Hg兩種重金屬元素生態(tài)風(fēng)險較低,對周邊環(huán)境影響小;重金屬Pb主要以殘渣態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)賦存,由于Pb容易與鐵錳氧化物形成穩(wěn)定的絡(luò)合物,因而Pb的鐵錳氧化物相對含量較高,一般情況下,Pb不會對環(huán)境造成污染,但在還原條件下,Pb的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)可能釋放會對環(huán)境造成危害;研究區(qū)污染最為嚴(yán)重的是重金屬Cd元素,活性較大的可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)比例超過總量的45%,而殘渣態(tài)僅為總量的23%左右,表明該地區(qū)重金屬Cd元素容易通過土壤—植物系統(tǒng),經(jīng)由食物鏈危害人體健康,存在較大安全風(fēng)險。

表2 重金屬總量與其各形態(tài)的相關(guān)性分析Table 2 Correlation analysis between total amount andspeciation of heavy metals

注:1)EXC、CAR、OM、OX、RES分別為可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài);2)*和**分別表示p<0.05和p<0.01的相關(guān)水平,p為概率值;n=29。

2.2 土壤重金屬總量對重金屬賦存形態(tài)的影響

外源重金屬進(jìn)入土壤后,重金屬各形態(tài)會在土壤固相之間重新分配,重金屬總量是影響其在土壤中賦存形態(tài)的主要因素之一[4,14]。為進(jìn)一步分析總量對其各形態(tài)的影響關(guān)系,采用SPSS軟件對4種重金屬的總量及形態(tài)進(jìn)行相關(guān)性分析(見表2),分析結(jié)果表明:對于可交換態(tài),除重金屬Pb與總量相關(guān)性不明顯,其余均與總量呈顯著正相關(guān),其中Cd的相關(guān)系數(shù)高達(dá)0.915,表明Cd總量變化對其可交換態(tài)影響極為顯著;對于碳酸鹽結(jié)合態(tài),Cd和Pb與總量呈顯著相關(guān)性,As和Hg與總量沒有必然聯(lián)系;對于鐵錳氧化物結(jié)合態(tài),4種重金屬均與總量呈現(xiàn)顯著相關(guān)性;對于有機物結(jié)合態(tài),除重金屬As以外,其余均與總量呈現(xiàn)顯著相關(guān)性;對于殘渣態(tài),4種重金屬均與總量呈現(xiàn)顯著相關(guān)性。從上述分析可以看出,4種重金屬的大部分賦存形態(tài)都與總量呈現(xiàn)顯著相關(guān)性,表明隨著土壤重金屬總量的增加,表現(xiàn)出顯著相關(guān)性的重金屬形態(tài)的含量會隨之增加。但也有少部分重金屬形態(tài)可能在土壤其他因素的影響下,與總量之間相關(guān)性并不明顯。

2.3 土壤理化性質(zhì)對重金屬賦存形態(tài)的影響

通過對研究區(qū)土壤重金屬元素形態(tài)與土壤理化性質(zhì)(pH、陽離子交換量、有機質(zhì))開展了相關(guān)性分析(見表3),可以看出土壤的理化性質(zhì)對不同的重金屬形態(tài)存在不同的影響。

2.3.1 土壤pH值對重金屬賦存形態(tài)的影響

土壤pH值即土壤酸堿性,它影響土壤重金屬的環(huán)境效應(yīng)、生態(tài)效應(yīng),從而影響其環(huán)境容量和臨界含量。本次研究中,土壤pH值與Cd的可交換態(tài)的負(fù)相關(guān)關(guān)系,與Cd的其他形態(tài)均表現(xiàn)為正相關(guān);土壤pH值與Pb的可交換態(tài)為極顯著負(fù)相關(guān),與Pb的碳酸鹽結(jié)合態(tài)和鐵錳氧化物態(tài)均為正相關(guān);土壤pH值與As的有機物結(jié)合態(tài)為負(fù)相關(guān),與As的其他形態(tài)均為正相關(guān);土壤pH值與Hg的各形態(tài)的相關(guān)關(guān)系均不明顯,但依舊可以反映Hg的活性態(tài)隨pH的升高而降低。以上重金屬形態(tài)含量變化隨著pH值變化其原因如下:①土壤體系pH的升高,土壤中的粘土礦物、氧化物膠體和有機質(zhì)表面的負(fù)電荷增加,對重金屬離子的吸附力加強,土壤中有機結(jié)合態(tài)、氧化物結(jié)合態(tài)重金屬含量增加,可交換態(tài)的Cd、Pb、Hg的含量降低,但As元素主要以陰離子形式的砷酸和亞砷酸存在[15],負(fù)電荷增加土壤對其吸附能力降低,因而其活性態(tài)會出現(xiàn)不降反升的現(xiàn)象。②pH能影響土壤碳酸鹽的含量,土壤pH值的升高,碳酸鹽含量增加,容易與重金屬離子絡(luò)合形成碳酸鹽結(jié)合態(tài),從而降低土壤中可交換態(tài)的重金屬。③pH值升高,鐵錳氧化物膠體表面負(fù)電荷增加,其對重金屬離子的絡(luò)合以及專性吸附的能力增強,因而引起重金屬鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)含量增加。④有機物結(jié)合態(tài)重金屬隨pH升高,是由于土壤中有機質(zhì)溶解度隨pH升高增大,絡(luò)合能力增強,大量金屬被絡(luò)合而使有機態(tài)重金屬增多[16]。

2.3.2 土壤陽離子交換量對重金屬賦存形態(tài)的影響

土壤陽離子交換量是指土壤膠體所能吸附各種陽離子的總量,是影響土壤緩沖能力高低,也是評價土壤保肥能力、改良土壤和合理施肥的重要依據(jù)。本次研究中,各重金屬元素的形態(tài)與土壤陽離子交換量的相關(guān)關(guān)系并不是特別明顯,但依舊可以看出,重金屬Cd、Pb、Hg的可交換態(tài)與陽離子交換量呈現(xiàn)負(fù)相關(guān),而As的可交換態(tài)與之呈現(xiàn)正相關(guān)。分析其原因是土壤陽離子交換量增加,土壤對重金屬陽離子的吸附固持作用增強,對陰離子的專性吸附作用減弱,因此,土壤重金屬Cd、Pb、Hg的生物有效性降低,重金屬As的生態(tài)活性升高。

2.3.3 土壤有機質(zhì)對重金屬賦存形態(tài)的影響

土壤中有機物通過與重金屬進(jìn)行整合或結(jié)合作用,對重金屬元素產(chǎn)生專性吸附,從而改變土壤重金屬賦存形態(tài),影響土壤重金屬的遷移特性及其生物可利用性[17]。本次研究中,各重金屬的有機物結(jié)合態(tài)均與土壤有機質(zhì)的含量呈現(xiàn)顯著或極顯著的正相關(guān),表明土壤有機質(zhì)增加,能引起重金屬有機物結(jié)合態(tài)含量增加?？山粨Q態(tài)重金屬與土壤有機質(zhì)相關(guān)性有正有負(fù),說明土壤有機質(zhì)對可交換態(tài)重金屬具有雙重影響,一方面有機質(zhì)吸附游離態(tài)的重金屬,從而降低可交換態(tài)重金屬的含量;另一方面土壤中水溶解性有機質(zhì)通過與重金屬發(fā)生絡(luò)合和螯合作用,起到充當(dāng)“配位體”和“遷移載體”的作用,從而提高重金屬的可溶性。重金屬的其他形態(tài)幾乎都與土壤有機質(zhì)呈現(xiàn)負(fù)相關(guān),說明土壤有機質(zhì)的增加,能促進(jìn)其他形態(tài)向有機物結(jié)合態(tài)轉(zhuǎn)化。

綜上所述,土壤pH值、陽離子交換量和有機質(zhì)均為重金屬賦存形態(tài)遷移轉(zhuǎn)化的影響因素,可以通過適當(dāng)調(diào)節(jié)土壤上述指標(biāo),來降低重金屬在土壤中的生態(tài)風(fēng)險。

表3 土壤理化性質(zhì)與重金屬形態(tài)的相關(guān)性分析Table 3 Correlation analysis between physicochemical properties and speciation of heavy metals

注:1)EXC、CAR、OM、OX、RES分別為可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài);2)*和**分別表示p<0.05和p<0.01的相關(guān)水平,p為概率值;n=29。

2.4 土壤粘土礦物對重金屬賦存形態(tài)的影響

粘土礦物作為土壤的主要組成部分,在自然界中廣泛分布,粘土礦物由于具有較強的吸附性能、膨脹—收縮性能以及離子交換性能,能通過自身對重金屬離子的吸附固持作用,改變土壤重金屬的賦存形態(tài),進(jìn)而影響重金屬在土壤中的遷移轉(zhuǎn)化和生態(tài)有效性[18]。因此,研究土壤粘土礦物與重金屬的賦存形態(tài)的影響,利用粘土礦物降低土壤重金屬的有效濃度和生態(tài)毒性,從而減輕重金屬在土壤中的風(fēng)險,能為土壤重金屬的鈍化修復(fù)治理提供新的思路和方法。

目前國內(nèi)外還沒有相關(guān)測試儀器和計算方法能精準(zhǔn)的計算出土壤粘土礦物的實際含量。因此,本次研究土壤粘土礦物組成及其相對含量根據(jù)XRD特征峰擬合計算得出[19],將其相對含量與土壤重金屬各形態(tài)開展相關(guān)性分析,雖不能真實說明粘土礦物對土壤重金屬各形態(tài)的影響,但也能通過其相關(guān)性在一定程度上反映土壤粘土礦物對各土壤重金屬形態(tài)的相對影響能力大小,從而為土壤重金屬污染防治提供依據(jù)。

通過對研究區(qū)土壤重金屬賦存形態(tài)與土壤粘土礦物相對含量做相關(guān)性分析,可以看出不同粘土礦物對各重金屬形態(tài)存在不同的影響(見表4)。對于重金屬Cd,蒙脫石和高嶺石與其可交換態(tài)呈負(fù)相關(guān),伊利石與其可交換態(tài)呈正相關(guān),且蒙脫石相關(guān)系數(shù)大于高嶺石,因而粘土礦物對降低其生態(tài)毒性影響能力大小為蒙脫石>高嶺石>伊利石;對于重金屬Pb,蒙脫石和伊利石與其可交換態(tài)呈負(fù)相關(guān),高嶺石與其可交換態(tài)呈正相關(guān),且伊利石相關(guān)系數(shù)大于蒙脫石,粘土礦物對其生態(tài)毒性影響能力大小為伊利石>蒙脫石>高嶺石;對于重金屬As、Hg,蒙脫石和伊利石與其可交換態(tài)呈負(fù)相關(guān),高嶺石與其可交換態(tài)呈正相關(guān),且蒙脫石相關(guān)系數(shù)大于伊利石,粘土礦物對降低其生態(tài)毒性能力大小為蒙脫石>伊利石>高嶺石。因此,對于Cd、As、Hg三種重金屬來說,蒙脫石是降低其生態(tài)毒性和遷移性最好的粘土礦物,它能通過自身的吸附作用,將上述三種重金屬的可交換態(tài)轉(zhuǎn)化為其他形態(tài),從而降低其在土壤中的生態(tài)風(fēng)險。但對于重金屬Pb來說,伊利石是降低其生態(tài)風(fēng)險最好的粘土礦物。不同粘土礦物對重金屬的生態(tài)毒性具有不同的影響其原因分析如下:①相比伊利石和高嶺石,蒙脫石具有比表面積大,表面能大,孔隙率大以及陽離子交換量高等特點,因而其吸附容量要大于伊利石和高嶺石[20]。②蒙脫石是2∶1型粘土礦物,四面體片中鋁取代硅較少,其負(fù)電荷主要源自八面體片,導(dǎo)致蒙脫石層間陽離子與負(fù)電荷之間存在一點間距,庫侖力大大減弱,便于層間陽離子與重金屬陽離子發(fā)生交換;伊利石也是2∶1型粘土礦物,但由于伊利石的凈負(fù)電荷源自硅氧四面體中Al3+→Si4+置換,層間裸露的K+被直接吸附在硅氧四面體片上,不易與介質(zhì)中的重金屬離子發(fā)生交換,因此其吸附能力不及蒙脫石;高嶺石為1∶1型粘土礦物,它對重金屬離子的吸附作用主要通過底面和端面的-Al-OH、-Si-OH等基團(tuán)來實現(xiàn)的,其吸附性能要弱于蒙脫石和伊利石[21]。③對于重金屬Pb的吸附:Pb2+具有較大的離子半徑和有效水合半徑,不易進(jìn)入蒙脫石晶體結(jié)構(gòu)與層間陽離子發(fā)生交換反應(yīng),因此,蒙脫石對其吸附多發(fā)生在蒙脫石表面;但是Pb2+離子半徑與K+的離子半徑非常相近,Pb2+容易進(jìn)入伊利石層間與K+發(fā)生交換反應(yīng),加大伊利石對Pb2+離子的吸附。所以對于重金屬Pb來說,伊利石對其吸附能力要大于蒙脫石[22]。

表4 土壤粘土礦物組成與重金屬形態(tài)的相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis between clay minerals and speciation of heavy metals

注:1)EXC、CAR、OM、OX、RES分別為可交換態(tài)、碳酸鹽態(tài)、鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)、有機物結(jié)合態(tài)、殘渣態(tài);2)*和**分別表示p<0.05和p<0.01的相關(guān)水平,p為概率值;n=29。

綜上可知,粘土礦物可以有效吸附土壤中活性態(tài)的重金屬,從而降低其在土壤中的風(fēng)險,但不同的粘土礦物對重金屬賦存形態(tài)的影響也有所不同,因此,對土壤重金屬污染進(jìn)行防治時,需要根據(jù)防治目的,選用不同的粘土礦物及其組合,才能達(dá)到更好的治理效果。

3 結(jié)論

(1) 研究區(qū)土壤重金屬As、Hg主要以殘渣態(tài)賦存,表明重金屬As、Hg生態(tài)風(fēng)險較低,對周邊環(huán)境影響小;重金屬Pb主要以殘渣態(tài)和鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)賦存,一般情況下,Pb不會對環(huán)境造成污染,但在還原條件下,Pb的鐵錳氧化物結(jié)合態(tài)可能釋放會對環(huán)境造成危害;重金屬Cd元素,活性態(tài)占比超過總量的45%,殘渣態(tài)僅為總量的23%左右,反映重金屬Cd具有較高的潛在危害,需采取相應(yīng)措施減輕重金屬Cd帶來的風(fēng)險。

(2) 本次研究所選取的4種重金屬的大部分賦存形態(tài)都與總量呈現(xiàn)顯著相關(guān)性,表明隨著土壤重金屬總量的增加,各形態(tài)的含量也會隨之增加。但也有少部分重金屬形態(tài)可能在土壤其他因素的影響下,與總量之間相關(guān)性并不明顯。

(3) 土壤理化性質(zhì)中的pH值、陽離子交換量和有機質(zhì)均可以在一定程度上影響土壤重金屬賦存形態(tài)及其遷移轉(zhuǎn)化,因此,可以通過適當(dāng)調(diào)節(jié)土壤理化性質(zhì)指標(biāo),來降低重金屬在土壤中生態(tài)活性和生物可利用性,從而減輕重金屬在土壤中的生態(tài)風(fēng)險。

(4) 土壤粘土礦物可以通過吸附作用和離子交換降低重金屬的生態(tài)活性,從而減少重金屬對環(huán)境的危害,但不同的粘土礦物對重金屬的吸附也存在差異,因此,在選用粘土礦物對重金屬污染土壤進(jìn)行鈍化修復(fù)治理時,需要綜合土壤類型、重金屬種類以及防治效果,選取合適的粘土礦物及其組合,才能更加有效的達(dá)到治理目的。