北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤4種重金屬的形態(tài)特征及其生物有效性

楊少斌, 孫向陽, 張駿達, 傅 振, 李 婧

(北京林業(yè)大學(xué) 林學(xué)院, 北京100083)

城市綠地是城市生態(tài)的重要組成部分，具有重要的城市生態(tài)功能，其功能的發(fā)揮離不開土壤，城市的居住適宜性和環(huán)境質(zhì)量以及人類的生活品質(zhì)都與城區(qū)內(nèi)土壤所行使的功能密切相關(guān)[1]，所以土壤環(huán)境質(zhì)量的優(yōu)劣關(guān)系到城市環(huán)境及其綠地功能的發(fā)揮。研究表明，城市土壤具有高度污染的特征，特別是土壤重金屬污染，具有長期性、隱匿性、難消逝、不可逆等特點[2]，另外，重金屬在土壤中移動性差，滯留時間長，難以被微生物降解，一旦經(jīng)水、植物等介質(zhì)后，被動植物吸收后容易進入到人類的食物鏈中，會影響人類的身體健康[3]。城市土壤重金屬含量主要受成土母質(zhì)和外源輸入2個因素控制[4]。其中成土母質(zhì)是城市土壤重金屬的重要來源，對城市土壤重金屬含量和分布特征具有重要的決定性因素，例如，在北京市，目前土壤中Cr和Ni的含量主要受成土母質(zhì)的影響[5]。另外，城市化進程加快了土壤重金屬外源輸入的速率，主要包括工業(yè)活動、交通運輸、化石燃料燃燒、廢棄物堆積和大氣沉降等，例如，陳立新等[6]對哈爾濱不同功能區(qū)綠地土壤重金屬研究發(fā)現(xiàn)，綠地土壤重金屬主要來源于工廠和交通尾氣的大氣沉降，熒光制品是土壤重金屬Hg的主要來源。

長期以來，人們對土壤重金屬污染的研究大多局限于重金屬的富集情況，然而重金屬對環(huán)境的污染除了與總量有關(guān)，還與賦存形態(tài)有關(guān)，因為土壤中不同化學(xué)形態(tài)的重金屬具有不同的環(huán)境行為和生物效應(yīng)，對重金屬的毒性、遷移性和生物利用性具有重要影響[7]，因此，對于重金屬污染的研究，除了需要關(guān)注其總量外，還需要對土壤中重金屬的賦存形態(tài)和生物有效性進行研究。例如，國外Abollino等[8]利用Tessier連續(xù)提取法研究意大利皮德蒙特高原污染土壤重金屬可利用性，結(jié)果表明Cu，Pb和Zn的可交換態(tài)含量較高，不適合種植作物。國內(nèi)葉宏萌等[9]對武夷山茶園土壤重金屬形態(tài)進行研究，結(jié)果表明部分茶園的土壤重金屬Cd交換態(tài)含量達到30%以上，存在比較嚴(yán)重的Cd污染，不適宜繼續(xù)栽種茶葉。可見，對重金屬化學(xué)形態(tài)及其生物有效性進行研究，不僅能夠反映土壤中重金屬的遷移、轉(zhuǎn)化潛力以及對生態(tài)環(huán)境的潛在風(fēng)險，還能為土壤中重金屬污染的修復(fù)提供科學(xué)而有效的依據(jù)。因此，本文擬專門針對北京市五環(huán)內(nèi)區(qū)域的內(nèi)綠地土壤開展采樣調(diào)查，采用改進BCR提取法測定了土壤樣品重金屬Cu，Cd，Pb和Zn的弱酸溶態(tài)(可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài))、可還原態(tài)(鐵錳氧化物結(jié)合態(tài))、可氧化態(tài)(有機物和硫化物結(jié)合態(tài))以及殘渣態(tài)(與礦物晶格強烈結(jié)合態(tài))等4種形態(tài)組分，并通過風(fēng)險評價編碼法(RAC)和次生相與原生相分布比值法(RSP)進行重金屬生物有效性、環(huán)境風(fēng)險和污染程度進行評估，旨在了解北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬化學(xué)形態(tài)特征及其潛在的生態(tài)環(huán)境風(fēng)險，以期為北京市環(huán)境保護和綠地土壤重金屬Cu，Cd，Pb和Zn的污染防治提供針對性更強的理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究地概況

北京市區(qū)(五環(huán)內(nèi))位于北京市的中南部地區(qū)(約39°45′17″—40°01′13″N，116°12′18″—116°33′13″E)。涵蓋了東城區(qū)、西城區(qū)、朝陽區(qū)、海淀區(qū)、豐臺區(qū)大部分地區(qū)以及石景山和大興區(qū)少部分地區(qū)，包含了五環(huán)路及以內(nèi)所有區(qū)域，總面積約1 129.01 km2，南北跨度約38.53 km，東西跨度約為38.63 km。該區(qū)域以平原地勢為主，屬暖溫帶半濕潤大陸性季風(fēng)氣候，年平均氣溫約13 ℃，年平均降水量約600.10 mm，大氣可吸收顆粒物密度為0.092 mg/m3。根據(jù)北京市2017年統(tǒng)計年鑒，截至2017年末，該區(qū)域人口數(shù)量約1.20×107，機動車數(shù)量超過3×106輛，2017年人均擁有水資源約161.4 m3，能源消耗量約為人均每年734.9 kg標(biāo)準(zhǔn)煤，目前北京市區(qū)平均綠化率約為48.4%。

1.2 樣品采集與處理

因為城市綠地類型及其功能多樣，為方便采樣并確保采樣的代表性，將采樣區(qū)綠地劃分為公園綠地和普通綠地兩個大類進行采樣。具體方法是：采用比例尺為1∶20萬的北京市區(qū)(五環(huán)內(nèi))衛(wèi)星地圖，結(jié)合Google-Earth，分別在地圖上標(biāo)記出公園綠地和普通綠地，結(jié)合實地踏查的結(jié)果，在綜合考慮經(jīng)濟、社會、行政等因素，商業(yè)、交通、企事業(yè)附屬和居住區(qū)等功能區(qū)的基礎(chǔ)上確定出106個普通綠地采樣點，涵蓋了道旁、居住區(qū)、商業(yè)區(qū)等綠地。公園具有綠地集中、植被分布多樣，地形地貌復(fù)雜，建園時間跨度大等特征，所以對其單獨采樣，最終在篩選出的11個典型公園中根據(jù)園內(nèi)植被分布和地形地貌等特征確定出45個采樣點，于2016年8月22日至9月15日期間采集綠地土壤樣品151個。采樣過程中，為避免金屬污染，利用木鏟在每個采樣點采集表層(0—20 cm)土壤樣品約500 g。采樣過程中，根據(jù)采樣點地形和面積，在采樣點附近用梅花型布點法布3～5個點進行混合采樣，而后進行四分取舍后裝袋，同時利用GPS記錄坐標(biāo)并記錄樣點植被、土壤類型等相關(guān)信息。土樣自然風(fēng)干后再按四分法進行制樣，制樣工具均為非金屬制品，制成0.1 mm粒徑待測樣。

1.3 測定方法

經(jīng)鹽酸—高氯酸—氫氟酸消解處理后，采用XSERIES 2型電感耦合等離子體質(zhì)譜儀進行測定重金屬全量。重金屬形態(tài)測定采用改進BCR連續(xù)提取法[10]，包括弱酸溶態(tài)(可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài))、可還原態(tài)(鐵錳氧化物結(jié)合態(tài))、可氧化態(tài)(有機物和硫化物結(jié)合態(tài))以及及殘渣態(tài)(與礦物晶格強烈結(jié)合態(tài))等4種形態(tài)組分，測定儀器為Icap 7400 Radial型電感耦合等離子體發(fā)射光譜儀(ICP-OES)。為保證測定結(jié)果的準(zhǔn)確性，測定過程中均做空白試驗和平行樣測定，結(jié)果精密度滿足試驗允許誤差值，同時采用國家有色金屬及電子材料分析測試中心研制的有色金屬ICP-MS標(biāo)準(zhǔn)溶液(GNM-M26 193-2013)進行質(zhì)量控制。

1.4 數(shù)據(jù)處理

采用Excel 2016和SPSS 20.0進行基礎(chǔ)數(shù)據(jù)分析。采用ArcGIS 10.3軟件中的地統(tǒng)計模塊進行數(shù)據(jù)分布特征探索，并通過普通克里金插值法制作重金屬含量空間分布圖。

2 結(jié)果與分析

2.1 重金屬全量及形態(tài)組分特征分析

2.1.1 重金屬全量特征 研究區(qū)151個土壤樣品重金屬統(tǒng)計結(jié)果見表1。Cu，Cd，Pb，Zn的含量分別為31.42，0.29，29.89，76.78 mg/kg，分別是北京土壤背景值[11]的1.65，2.42，1.22，1.32倍，超背景值樣點比率分別為95.9%，100%，40.4%，83.7%，說明4種重金屬存在不同程度的積累，但未超出國家土壤環(huán)境質(zhì)量標(biāo)準(zhǔn)Ⅱ級標(biāo)準(zhǔn)限制值[12]，所以土壤中的4種重金屬屬于尚清潔狀態(tài)，Cd含量是北京土壤背景值高的2.42倍，需加以關(guān)注。4種重金屬含量變異系數(shù)大小依次為Pb(0.59)>Cu(0.41)>Cd(0.38)>Zn(0.33)，根據(jù)變異程度劃分標(biāo)準(zhǔn)[13]，4種重金屬均為強變異(Cv>0.30)，濃度離散程度較高，表明研究區(qū)土壤中4種重金屬含量受區(qū)域中某些局部污染源的影響比較明顯[14]。經(jīng)ArcGIS 10.3地統(tǒng)計模塊進行數(shù)據(jù)探索分析表明，Pb呈對數(shù)正態(tài)分布、其余重金屬均為正態(tài)分布。

表1 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬描述性統(tǒng)計

2.1.2 重金屬形態(tài)組分含量特征 4種被測重金屬形態(tài)組分如表2所示，Cu，Cd，Pb和Zn回收率[15]，回收率=(弱酸溶態(tài)+可還原態(tài)+可氧化態(tài)+殘渣態(tài))/總量×100%，分別為103.93%，104.68%，102.78%和98.91%，說明改進BCR提取法在本研究中有較強的適用性。樣品中Cu，Cd，Pb和Zn的形態(tài)分布情況基本相同，表現(xiàn)為：殘渣態(tài)>可氧化態(tài)>弱酸溶態(tài)>可還原態(tài)，殘渣態(tài)含量均在60%以上，說明4重金屬均以殘渣態(tài)為主，殘渣態(tài)含量比例大小依次為Cu(93.32%)>Zn(88.44%)>Pb(83.99%)>Cd(64.79%)，可氧化態(tài)含量也相對較高，特別是Cd和Pb，其含量比例分別達到了16.43%和15.60%，雖然還原態(tài)含量相對較低，但是Cd的可還原態(tài)含量比例已經(jīng)接近10%。另外，弱酸溶態(tài)含量比例大小關(guān)系依次為Cd(10.00%)>Zn(1.43%)>Cu(0.55%)>Pb(0.26%)，可見，4種重金屬弱酸溶態(tài)含量并非非常低，當(dāng)比例超過1%時，表明土壤已經(jīng)受到明顯污染[16]，尤其是Cd元素，且4類重金屬的弱酸溶態(tài)的含量均高于其活性較低的可還原態(tài)的含量，由此可知，這4種重金屬對北京五環(huán)內(nèi)綠地土壤環(huán)境具有一定的直接危害。殘渣態(tài)重金屬易結(jié)合在土壤硅鋁酸酸鹽礦物晶格中，難以被釋放，但是可還原態(tài)和可氧化態(tài)重金屬會在土壤氧化還原條件發(fā)生改變時從土壤中釋放出來[17]，因此，在關(guān)注弱酸溶態(tài)的同時，還應(yīng)當(dāng)對可還原態(tài)和可氧化態(tài)保持一定的的關(guān)注，因為這些形態(tài)容易受到環(huán)境改變的影響。

表2 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬形態(tài)組分描述性統(tǒng)計及比例

2.2 重金屬形態(tài)組分與總量的相關(guān)性及空間分布

影響土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的最主要因素是重金屬總量[18]，對重金屬賦存形態(tài)與其總量的相關(guān)性分析(見表3)發(fā)現(xiàn)，4類重金屬各個形態(tài)均與總量極顯著正相關(guān)。各形態(tài)之間也存在一定相關(guān)性，其中重金屬Cu和Zn各個形態(tài)相關(guān)性極顯著或顯著，說明Cu和Zn各形態(tài)相互影響較大。重金屬Cd殘渣態(tài)和弱酸溶態(tài)間相關(guān)性不顯著，其余形態(tài)間相關(guān)性極顯著。重金屬Pb殘渣態(tài)與可還原態(tài)相關(guān)性不顯著，其余形態(tài)間相關(guān)性極顯著。重金屬各形態(tài)間極顯著正相關(guān)說明在土壤環(huán)境中重金屬各形態(tài)能相互轉(zhuǎn)化，并且這種轉(zhuǎn)化是逐漸的，例如，劉霞等[19]對河北主要土壤中Cd和Pb的形態(tài)分布及其影響因素的研究結(jié)果表明，增加土壤有機質(zhì)可使碳酸鹽結(jié)合態(tài)(弱酸溶態(tài))向有機結(jié)合態(tài)(可氧化態(tài)的)轉(zhuǎn)化，在氧化條件下，重金屬就會從有機結(jié)合態(tài)(可氧化態(tài))中釋放出來，形成無機離子態(tài)。

重金屬的4種形態(tài)均與總量相關(guān)性呈極顯著正相關(guān)，說明重金屬全量高的地區(qū)各形態(tài)含量也高，故重金屬形態(tài)含量與全量在空間分布上具有一致性。利用ArcGIS 10.3繪制的北京市區(qū)內(nèi)綠地土壤的4種重金屬空間分布圖(見圖1)顯示，4種重金屬呈現(xiàn)明顯的斑塊狀分布特征，各個高值區(qū)沒有明顯的界限，且形狀不規(guī)則。Cu和Zn空間分布特征相似，高值區(qū)主要分布在中部呈島狀分布，在東北部也有少量分布。Pb高值區(qū)主要集中分布在中部，呈現(xiàn)出從中部向外圍遞減的趨勢。Cd高值區(qū)分布比較零散，只是在西北部、東南部以及中部偏東部地區(qū)有少量分布。

表3 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤中重金屬s各形態(tài)與其總量的相關(guān)性分析

圖1 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬含量空間分布

2.3 重金屬生物有效性分析

弱酸溶態(tài)(可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài))是植物最容易吸收的形態(tài)，可還原態(tài)(鐵錳氧化物結(jié)合態(tài))是植物較易利用的形態(tài)，可氧化態(tài)(有機物及硫化物結(jié)合態(tài))是植物較難利用的形態(tài)，殘渣態(tài)是植物幾乎不能利用的形態(tài)，對植物而言幾乎是無效的。因此重金屬的弱酸溶態(tài)和可還原態(tài)為重金屬的有效態(tài)，二者比例越高，生物有效性越強[20]。研究區(qū)綠地土壤重金屬Cu，Cd，Pb和Zn的有效態(tài)含量比例分別為0.7%，18.8%，0.4%和2.7%(見表4)，有效性大小依次為Cd>Zn>Cu>Pb，說明在綠地土壤中相較于其他3種元素，Cd元素活性最強，較容易發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化，被植物吸收利用，污染土壤環(huán)境，并通過食物鏈影響人體健康。Cu，Pb和Zn穩(wěn)定態(tài)含量比例都比較高，其生物有效性較低，污染土壤環(huán)境的可能性也相對較小。

表4 樣品中重金屬生物有效性 %

2.4 重金屬生物有效性評估

2.4.1 風(fēng)險評價編碼法 風(fēng)險評價編碼法(RAC值)是將重金屬的碳酸結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)視為重金屬的有效部分，通過計算兩部分含量在所有形態(tài)中的比例來評價重金屬有效性，進而對其環(huán)境風(fēng)險進行評價，RAC=〔碳酸結(jié)合態(tài)+可交換態(tài))/各形態(tài)含量之和〕×100%[9]。在改進BCR提取法中，弱酸溶態(tài)包括了碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)，所以當(dāng)采用風(fēng)險評價編碼法(RAC值)評價重金屬生物有效性時，弱酸溶態(tài)即為重金屬有效態(tài)，可以直接用來進行環(huán)境風(fēng)險評價，其比例越高，則重金屬對環(huán)境的污染風(fēng)險越大[21]。評價結(jié)果見表5，4種重金屬RAC平均值大小依次為：Cd(10.00%)>Zn(1.43%)>Cu(0.55%)>Pb(0.26%)，由此可初步判斷，4種重金屬的有效性和環(huán)境風(fēng)險大小依次為Cd>Zn>Cu>Pb，這一結(jié)果與2.3中重金屬生物有效性分析的結(jié)果一致。Cd元素RAC值在1%～10%的樣點占比為71.5%，說明北京市五環(huán)內(nèi)超過70%的綠地土壤存在Cd污染，環(huán)境風(fēng)險主要以低風(fēng)險為主，另外將近25%的綠地存在中度及以上環(huán)境風(fēng)險，需采取相應(yīng)的防控措施。Zn元素RAC值小于1%的樣點比例超過了50%，但是低風(fēng)險樣點比例達40%以上，導(dǎo)致RAC值平均值為1.43%，所以在整體上Zn元素環(huán)境風(fēng)險表現(xiàn)為低風(fēng)險。Cu和Pb的大部分樣點RAC值在1%以下，且樣點占比分別為57.0%和94.0%，說明Cu和Pb對環(huán)境的直接危害和風(fēng)險并不嚴(yán)重。

需要引起注意的是，4種重金屬的活性形態(tài)均與總量極顯著正相關(guān)，總含量越高其活性形態(tài)所占比例也會相應(yīng)較大。

表5 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬RAC值與風(fēng)險程度

2.4.2 次生相與原生相分布比值法 次生相與原生相分布比值法(RSP)由霍文毅等[22]提出，該方法認(rèn)為重金屬次生相包括殘渣態(tài)以外的所有形態(tài)，原生相指的是重金屬殘渣態(tài)。二者比值一般用來區(qū)分重金屬的來源，反映重金屬對環(huán)境的污染程度，未受污染的土壤中重金屬以殘渣態(tài)為主，受污染的土壤中重金屬以各種弱相結(jié)合態(tài)為主[9,22]。在改進BCR提取法中次生相為弱酸溶態(tài)、可還原態(tài)、可氧化態(tài)，即RSP=(弱酸溶態(tài)+可還原態(tài)+可氧化態(tài))/殘渣態(tài)。分級標(biāo)準(zhǔn)為：RSP<1為無污染，1≤RSP<2輕度污染，2≤RSP<3中度污染，RSP≥3為重度污染[23]。

北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤次生相與原生相分布比值統(tǒng)計結(jié)果見表6，重金屬Cu，Cd，Pb和Zn的RSP值分別為0.06，0.49，0.18，0.13，無污染樣點占比分別為98.0%，94.7%，96.6%和96.7%，說明4種重金屬在整體上還未對土壤環(huán)境造成污染。但是4種重金屬均存在少部分污染現(xiàn)象，雖然所占比例較小，但是一旦土壤中重金屬總量增加，土壤中的次生相含量也會隨之增加，即土壤重金屬RSP值也會隨之變大，所以應(yīng)當(dāng)持續(xù)關(guān)注土壤理化性質(zhì)及重金屬形態(tài)含量變化情況。

表6 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬RSP值與污染程度

3 討論與結(jié)論

3.1 討 論

本研究通過改進BCR提取法對北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤的重金屬Cu，Cd，Pb和Zn含量及其各個化學(xué)形態(tài)進行測定分析，結(jié)果顯示，4種重金屬均存在不同程度的積累現(xiàn)象，這與安永龍等[24]的研究結(jié)果一致。BCR提取法回收率均比較接近100%，楊泉等[15]和吳金蓮[25]使用改進BCR提取法分別對贛州市土壤和北京市河流底泥重金屬的形態(tài)進行分析，同樣能達到較高的提取率，分別為88.34%和86.00%以上，說明此次研究采用BCR提取法能比較真實地反映北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬形態(tài)含量狀況。4種土壤重金屬的形態(tài)含量均以殘渣態(tài)為優(yōu)勢形態(tài)，含量大小關(guān)系均表現(xiàn)為殘渣態(tài)>可氧化態(tài)>弱酸溶態(tài)>可還原態(tài)，王鵬等[10]對北京市某道路外側(cè)的土壤重金屬形態(tài)含量分析發(fā)現(xiàn)，Cu，Zn，Cd的4種形態(tài)含量的大小關(guān)系與本研究一致，且有效態(tài)含量也都比較低，這是因為北京市土壤pH值偏堿性，而堿性能導(dǎo)致土壤中的重金屬元素表現(xiàn)出較低的生物有效性[4]。風(fēng)險評價編碼法(RAC)顯示，被測重金屬的環(huán)境風(fēng)險均屬于低風(fēng)險或者無風(fēng)險，次生相與原生相分布比值法(RSP)結(jié)果顯示，被測重金屬均未對環(huán)境造成污染，劉艷[26]對北京市崇文區(qū)的土壤重金屬污染評價結(jié)果與本研究一致，不同之處是，她采用的是綜合污染指數(shù)法和潛在生態(tài)風(fēng)險指數(shù)法，研究僅限于重金屬全量，研究結(jié)果只能反映重金屬污染狀況和富集信息，不能有效反映重金屬賦存的化學(xué)形態(tài)、環(huán)境風(fēng)險以及生物可利用性，對土壤重金屬污染防治意義并不大，而本文同時對重金屬全量和賦存形態(tài)進行研究，既能反映重金屬Cu，Cd，Pb和Zn的富集狀況，同時能反映出4種重金屬各形態(tài)組分在綠地土壤中的分布特征，及其潛在的環(huán)境風(fēng)險和受污染程度。重金屬生物有效性分析顯示，4種被測重金屬的穩(wěn)定態(tài)(殘渣態(tài)和可氧化態(tài))含量遠(yuǎn)高于有效態(tài)(弱酸溶態(tài)和可還原態(tài))，這并不意味著穩(wěn)定態(tài)重金屬不會對環(huán)境和人體造成影響，大量研究表明，土壤pH值、氧化還原電位(Eh)和有機質(zhì)(TOC)與穩(wěn)定態(tài)重金屬存在顯著相關(guān)性，例如，于君寶等研究發(fā)現(xiàn)，pH值降低0.5左右，有效態(tài)Cu含量增加0.5～1.0倍，有效Zn含量增加9.0～15.0倍[27]。另外，青長樂等發(fā)現(xiàn)，老化的腐殖質(zhì)能固定重金屬，但新生的活性腐殖質(zhì)卻能增加重金屬的活性，從而增加重金屬生物有效性[28]。另外，葉宏萌等[9]對武夷山茶園重金屬形態(tài)特征研究發(fā)現(xiàn)，重金屬Cd和Pb均與土壤pH值顯著正相關(guān)。因此當(dāng)土壤的理化性質(zhì)發(fā)生改變時，重金屬就有可能從穩(wěn)定態(tài)中釋放出來，對土壤環(huán)境造成污染并影響人類和動植物健康，所以應(yīng)當(dāng)對穩(wěn)定態(tài)重金屬給予一定關(guān)注。

本研究對北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤Cu，Cd，Pb和Zn的形態(tài)特征及生物有效性進行了研究，在研究內(nèi)容上未將植物對重金屬的富集效應(yīng)聯(lián)系起來，是本研究的不足。

3.2 結(jié) 論

(1) 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬Cu，Cd，Pb和Zn的含量分別為31.42，0.29，29.89，76.78 mg/kg，均在不同程度上高于北京市土壤背景值，即存在累積現(xiàn)象。

(2) 北京市五環(huán)內(nèi)綠地土壤重金屬Cu，Cd，Pb和Zn以殘渣態(tài)為主要存在形態(tài)，大小關(guān)系均表現(xiàn)為，殘渣態(tài)>可氧化態(tài)>弱酸溶態(tài)>可還原態(tài)，穩(wěn)定態(tài)含量均遠(yuǎn)高于有效態(tài)，生物有效性大小為Cd>Zn>Cu>Pb。各形態(tài)含量均與全量呈極顯著正相關(guān)，Cu和Zn空間分布特征相似，高值區(qū)主要分布在中部和東北部地區(qū)，Pb含量從中部向外圍呈逐漸遞減的趨勢。Cd含量分布比較零散，在西北部、東北部和南部存在零星分布的高值區(qū)。

(3) 風(fēng)險評價編碼法評估結(jié)果為：重金屬Cd和Zn環(huán)境風(fēng)險程度為“低風(fēng)險”，Cu和Pb暫時無環(huán)境風(fēng)險。需加以注意的是，Cu低風(fēng)險樣點比例超過了40%，需采取相應(yīng)的防控措施。次生相與原生相分布比值法(RSP)評估結(jié)果為，總體上土壤未受到Cu，Cd，Pb和Zn污染，但是少量地區(qū)不同程度地存在受污染現(xiàn)象，一旦土壤理化性質(zhì)(例如重金屬總量、pH值、氧化還原電位和有機質(zhì)含量等)發(fā)生改變，將會加劇土壤重金屬污染。