全 文 ：中国生态农业学报 2009年 1月 第 17卷 第 1期
Chinese Journal of Eco-Agriculture, Jan. 2009, 17(1): 145−149


* 科技基础性工作和社会公益研究专项(2004DIB3J073)资助
唐文浩(1956~), 男, 教授, 主要从事环境科学与生态学研究。E-mail: twh1229@163.com
收稿日期: 2007-11-09 接受日期: 2008-03-28
DOI: 10.3724/SP.J.1011.2009.00145
海南岛砖红壤中铅、镉的化学形态与转化*
唐文浩 1 岳 平 2 陈恒宇 1
(1. 海南大学环境与植物保护学院 儋州 571737; 2. 海南省环境科学研究院 海口 570206)
摘 要 采用土培实验和连续提取-原子吸收分光光度法, 研究了重金属 Pb、Cd 在海南岛花岗岩砖红壤中的
形态组成、外源 Pb、Cd污染及化学修复剂磷、钙、硫对土壤重金属形态的影响。结果表明: 在供试原土壤中,
重金属 Pb的化学形态以结合态和残余态为主, 土壤有效态 Pb含量较低, 其中残余态 Pb>有机质结合态 Pb>铁
锰氧化物结合态 Pb>碳酸盐结合态 Pb>交换态 Pb>水溶态 Pb, 说明土壤 Pb的环境风险较低; 重金属 Cd的化学
形态以铁锰氧化物结合态和碳酸盐结合态为主, 土壤中交换态 Cd含量较高, 其中铁锰氧化物结合态 Cd>碳酸
盐结合态 Cd>交换态 Cd>有机结合态 Cd>残余态 Cd>水溶态 Cd, 说明土壤 Cd 的环境风险较高。当外源 Pb、
Cd污染土壤时, 有铁锰结合态 Pb>残余态 Pb>有机态 Pb>碳酸盐结合态 Pb>交换态 Pb>水溶态 Pb, 交换态 Cd>
铁锰氧化物结合态 Cd>碳酸盐结合态 Cd>残余态 Cd>有机态 Cd>水溶态 Cd的趋势。向污染土壤施加化学改良
剂过磷酸钙、硫化钠和石灰, 能显著降低水溶态 Pb、Cd和交换态 Pb、Cd的含量, 并使有机结合态 Pb、碳酸
盐结合态 Pb和铁锰氧化物结合态 Pb含量下降, 但残余态 Pb、碳酸盐结合态 Cd、铁锰氧化物结合态 Cd和有
机态 Cd有增加的趋势, 残余态 Cd的含量基本稳定。
关键词 海南岛 砖红壤 重金属 水溶态和交换态 Pb和 Cd的形态转化
中图分类号: X53 文献标识码: A 文章编号: 1671-3990(2009)01-0145-05
Chemical forms and transformations of Pb and Cd in granitic
latosol of Hainan Island
TANG Wen-Hao1, YUE Ping2, CHEN Heng-Yu1
(1. College of Plant and Environmental Protection, Hainan University, Danzhou 571737, China;
2. Institute for Environmental Science Research, Hainan Province, Haikou 570206, China)
Abstract The transformation processes of Pb and Cd in granitic latosol of Hainan Island were characterized and the effect of exotic
heavy metals (Pb and Cd) and three soil amendments on their chemical forms in the soil studied. Results show that the major frac-
tions of Pb in the original tested soils are in bond and residual forms. Lower content of the available form of Pb indicates low envi-
ronmental risk. The percentage of the different forms of Pb is in the order of: residual > organic > Fe-Mn oxide > carbonate > ex-
changeable > water soluble form. The major fractions of Cd in the original tested soils are in the form of Fe-Mn oxide bond and car-
bonate bond. The higher content of exchangeable Cd indicates high environmental risk. The percentage of the different forms of Cd is
in the order of: Fe-Mn oxide > carbonate > exchangeable > organic > residual > water soluble form. With increasing loads of exotic
heavy metals (Pb and Cd) in the soils, the tendencies are that Fe-Mn oxide Pb > residual Pb > organic Pb > carbonate Pb > ex-
changeable Pb > water soluble Pb, and that exchangeable Cd > Fe-Mn oxide Cd > carbonate Cd > residual Cd > organic Cd > water
soluble Cd. The application of three soil amendments (calcium superphosphate, lime and sodium sulphide) significantly reduces the
percentage of Pb and Cd in water soluble and exchangeable forms; and organic Pb, carbonate Pb and Fe-Mn oxide Pb decline. How-
ever, residuals of Pb, carbonate-Cd, Fe-Mn oxide bound Cd and organic Cd increase. Cd residual is basically stable.
Key words Hainan Island, Granite latosol, Heavy metal, Soluble and exchangeable form, Pb and Cd transformation
(Received Nov. 9, 2007; accepted March 28, 2008)
146 中国生态农业学报 2009 第 17卷


土壤中重金属主要来源于大气沉降、水和固体
废物及生产活动, 重金属可通过污染土壤沿食物链
进入植物体而对人畜产生危害。进入土壤中的重金
属可以水溶态、交换态、碳酸盐结合态、有机质结
合态、氧化物结合态和残余态等形态存在 [1]。重金
属在土壤中的形态和比例直接影响它们在土壤中的
迁移和生物有效性, 土壤重金属的形态组成与重金
属的性质、积累量、土壤物质组成和性质等有关。
我国许多省市已开展区域性土壤中重金属的化学形
态研究 [2−6], 如方利平等(2007)研究报道, 长江三角
洲和珠江三角洲未明显污染土壤中重金属主要以残
余态为主, 土壤性质对重金属在土壤中的转化有显
著影响。地处热带的海南岛是我国反季节果菜的重
要生产基地, 砖红壤是海南岛区内最主要的地带性
土壤, 其在地表的出露面积达到 53.42%, 主要分布
于海拔 400 m以下的低丘农业土壤地带。但目前对
于海南岛砖红壤中重金属化学形态的研究尚未见报
道。研究砖红壤中重金属 Pb、Cd的化学形态, 外源
Pb、Cd在土壤中的动态变化及转化趋势, 化学修复
剂对土壤中重金属 Pb、Cd形态转化的影响等, 对于
污染土壤修复和农产品安全具有重要意义。
1 材料与方法
供试土壤为花岗岩砖红壤, 代表了海南岛的主
要农业土壤类型。供试土样为表土(0~20 cm), 采自
海南省儋州市。其土壤基本理化性质为 pH 4.8、有
机质 9.6g·kg−1、交换性酸 0.71 cmol·kg−1、CEC 9.24
cmol·kg−1、黏粒含量 62.0%、Fe2O3 13.4 g·kg−1、
镉 0.15 mg·kg−1。土壤 pH采用酸度计测定; 有机质
含量用重铬酸钾氧化法测定; 交换性酸用 1 mol·L−1
KCl 交换, 标准碱滴定; 阳离子交换量用 NH4OAc
法测定; 颗粒组成用比重计法测定; 游离氧化铁用
DCB提取, 比色法测定[7]。
外源重金属的加入和培养方法: 称风干磨细过
2 mm筛的土样 1 500 g并置于塑料盆中, 重金属 Pb、
Cd的加入量分别为 40 mg·kg−1、10 mg·kg−1。化
学改良剂石灰、硫化钠和过磷酸钙分别按 25 g·盆−1、
1.2 g·盆−1和 50 g·盆−1添加。保持土壤水分约为田
间持水量的 40%~50%, 于 25~30oC室温下培养。分
别培养 7 d、14 d、21 d和 28 d取代表性土样, 采用
Tessier分级[8]连续提取分析重金属形态及动态变化。
重金属的形态分级采用 Tessier 分级的方法[8], 共
分为交换态、碳酸盐结合态、氧化物结合态、有机
质结合态和残余态 5 种组分 , 依次用 1 mol·L−1
MgCl2、1 mol·L−1 NaOAc(pH5)、0.04 mol·L−1 NH2OH
HCl+HOAc(25%)(pH2, 加热)和 30%H2O2(pH2)+0.02
mol·L−1 HNO3(加热)+3.2 mol·L−1 NH4OAc提取交
换态、碳酸盐结合态、氧化物结合态和有机结合态
重金属。总量和残余态元素含量用 HNO3 微波炉消
化, 提取物和消化物中 Pb、Cd 浓度均用石墨炉-原
子吸收光谱法测定, 重复 5次。
本研究采用国际通用 SAS统计软件和Microsoft
Excel软件进行实验数据的处理及相关统计分析, 采
用 Tukey的 Q测验法进行多重比较检验处理间差异
程度。
2 结果与分析
2.1 原土中重金属 Pb、Cd的形态组成
由表 1 可知, 在供试原土壤中, 重金属 Pb 的化
学形态以结合态和残余态为主, 土壤有效态 Pb含量
较低, 土壤中各形态 Pb 所占比例为: 残余态 Pb>有
机质结合态 Pb>铁锰氧化物结合态 Pb>碳酸盐结合
态 Pb>交换态 Pb>水溶态 Pb。土壤中交换态 Pb和水
溶态 Pb 比例较低, 表明土壤中重金属 Pb 的生物有
效性较低 , 在目前条件下不会对环境产生明显影
响。重金属 Cd的化学形态则以铁锰氧化物结合态和
碳酸盐结合态为主, 土壤中各形态 Cd 所占比例为:
铁锰氧化物结合态 Cd>碳酸盐结合态 Cd>交换态
Cd>有机结合态 Cd>残余态 Cd>水溶态 Cd。土壤中
交换态 Cd含量较高, 说明土壤 Cd的环境风险较高。
2.2 外源 Pb、Cd在土壤中的形态转化
表 2和图 1(a, b)表明, 与原土比较, 当外源重金
属 Pb、Cd 以离子态进入土壤后, 土壤中 6 种形态
Pb、Cd的含量均有明显上升。
外源 Pb 污染土壤中重金属化学形态及各部分
所占比例随时间推移发生了连续变化: 水溶态 Pb和
交换态 Pb 的比例持续下降; 碳酸盐结合态 Pb 和铁
锰氧化物结合态 Pb的比例持续上升; 有机质结合态
Pb 和残余态 Pb 的比例则有缓慢下降的趋势。表明
随着时间的推移, 进入土壤中的 Pb的化学形态及含
表 1 供试土壤中 Pb、Cd的化学形态
Tab. 1 Chemical forms of Pb and Cd in the tested soil mg·kg−1
重金属
Heavy metal
水溶态
Water soluble
交换态
Exchangeable
碳酸盐结合态
Carbonate-bond
铁锰氧化物结合态
Fe-Mn oxides-bond
有机结合态
Organic bond
残余态
Residual
Pb 0.145 1.567 4.126 7.671 10.487 11.864
Cd 0.160 2.193 2.748 5.479 1.117 0.901
第 1期 唐文浩等: 海南岛砖红壤中铅、镉的化学形态与转化 147


表 2 加入外源 Pb、Cd后培养时间对土壤重金属 Pb、Cd形态的影响
Tab. 2 Effects of culture time on chemical forms of Pb and Cd in soil added with exotic Pb and Cd mg·kg−1
重金属
Heavy metal
培养时间
Culture time (d)
水溶态
Water soluble
交换态
Exch.
碳酸盐结合态
Carbonate-bond
铁锰氧化物结合态
Fe-Mn oxides-bond
有机结合态
Organic bond
残余态
Residual
7 1.980a 3.704a 5.398a 21.371a 18.149a 23.581a
14 1.345b 2.613b 6.089b 23.362b 16.990b 24.067b
21 1.285c 2.207c 7.342c 23.568c 16.401c 23.726c
28 1.106d 2.102d 7.867d 24.013d 16.564d 23.203d
Pb





原土(CK) 0.145e 1.567e 4.126e 7.671e 10.487e 11.864e
7 0.479a 10.920a 3.435a 3.598a 3.454a 2.152a
14 0.387b 11.192b 3.924b 3.726b 3.667b 1.141b
21 0.063c 11.888c 3.866c 7.333c 0.280c 0.564c
28 0.059d 10.019d 4.864d 7.987d 0.284d 0.746d
Cd





原土(CK) 0.160e 2.193e 2.748e 5.479e 1.117e 0.901e
同一竖列的不同字母表示用 Q测验检验处理间差异程度, a、b、c、d、e表示 5%水平上的差异显著性。The different small letters (a,
b, c, d, e) in the same column show significant difference at P=0.05 level according to Q test.


图 1 外源 Pb(a)、Cd(b)在土壤中的形态转化
Fig. 1 Exotic Pb(a), Cd(b) forms in the soil

量有由易于被植物吸收的水溶态和交换态转化为不
易被植物吸收的碳酸盐结合态, 再逐渐通过土壤胶
体吸附、络合和化学反应转化为难于被植物吸收的
铁锰氧化物结合态的趋势。说明在热带 Pb污染土壤
环境条件下, 土壤中的 Pb与空气中的 CO2、土壤呼
吸产生的 CO2 和水分反应易生成碳酸盐结合态 Pb,
同时热带土壤中存在大量的铁锰三二氧化物胶体 ,
使土壤中碳酸盐态 Pb 与铁锰氧化态 Pb 比例持续上
升, 外源 Pb 污染土壤中 Pb 的化学形态趋向于形成
活性较低的铁锰氧化物结合态, 表现出外源 Pb在热
带土壤环境中具有持续老化的趋势。重金属在土壤
中的老化现象也是土壤自净能力的一种表现形式。
外源 Cd污染的土壤中, 随着时间的推移, 水溶
态 Cd 含量呈下降趋势, 交换态 Cd 含量保持较高水
平且比较稳定, 有机质结合态 Cd 和残余态 Cd 含量
降低, 土壤中外源 Cd 污染有向交换态 Cd、碳酸盐
结合态 Cd和铁锰氧化物结合态 Cd转化的趋势。同
时, 热带砖红壤中丰富的铁锰氧化物胶体对外源 Cd
污染有一定的缓解作用。
重金属种类对其形态转化也有较大影响, Cd 趋
向于形成活性较高的交换态和碳酸盐结合态重金属,
而 Pb 趋向于形成活性较低的铁锰氧化物结合态和
残余态重金属。
2.3 化学改良剂对土壤中 Pb、Cd形态的影响
从表 3 可知, 当外源 Pb 污染土壤时, 土壤 Pb
的形态为铁锰结合态 Pb >残余态 Pb >有机态 Pb >碳
酸盐结合态 Pb >交换态 Pb >水溶态 Pb。向污染土壤
施加化学改良剂过磷酸钙、硫化钠和石灰均能显著
增加土壤中残余态 Pb 的含量, 同时减少其他形态
Pb 的含量。化学改良剂对土壤中水溶态 Pb 的修复
效果为硫化钠>石灰>过磷酸钙, 为对交换态 Pb的修
复效果为石灰>过磷酸钙>硫化钠, 对碳酸盐结合态
Pb 的修复效果为过磷酸钙>硫化钠>石灰, 对铁锰氧
化物结合态 Pb 的修复效果为石灰>硫化钠>过磷酸
钙, 对有机结合态 Pb的修复效果为石灰>硫化钠>过
磷酸钙, 对残余态 Pb的修复效果为过磷酸钙>石灰>
硫化钠。
污染土壤化学修复实验结果表明, 3种改良剂的
加入对 Pb污染土壤均有明显的缓解作用, 主要表现
在水溶态 Pb、可交换态 Pb、有机结合态 Pb、碳酸
盐结合态 Pb 和铁锰氧化物结合态 Pb 含量下降, 残
余态 Pb含量增加。
当外源 Cd 污染土壤时, 土壤 Cd 的形态有交换
态 Cd >铁锰氧化物结合态 Cd >碳酸盐结合态 Cd >
残余态 Cd >有机态 Cd >水溶态 Cd的趋势。向外源
148 中国生态农业学报 2009 第 17卷


表 3 3种化学改良剂对土壤 Pb、Cd形态的影响
Tab. 3 Effect of three soil amendments on chemical forms of Pb and Cd in soil mg·kg−1
重金属
Heavy metal
化学形态
Chemical form
污染土
Polluted soil
过磷酸钙处理
Calcium superphosphate treatment
石灰处理
Lime treatment
硫化钠处理
Sodium sulfide treatment
水溶态 Water soluble 1.106a 0.903b 0.837c 0.409d
交换态 Exchangeable bond 2.107a 1.297b 1.182c 1.430d
碳酸盐结合态 Carbonate-bond 7.467a 4.166b 5.976c 4.756d
铁锰结合态 Fe-Mn oxide bond 24.193a 20.094b 17.102c 18.805d
有机态 Organic bond 16.564a 12.948b 11.786c 12.655d
残余态 Residual 22.703a 36.171b 36.301c 37.845d
Pb









总 Pb Total Pb 74.140 75.579 73.184 75.900
水溶态 Water soluble 0.059 7a 0.032 1b 0.012 5c 0.019 0d
交换态 Exchangeable bond 10.018 7a 8.882 1b 8.755 1c 8.213 1d
碳酸盐结合态 Carbonate-bond 4.864 4a 4.832 9b 5.566 4c 5.814 7d
铁锰结合态 Fe-Mn oxide bond 7.987 1a 8.989 9b 8.122 3c 8.685 7d
有机态 Organic bond 0.284 4a 0.429 0b 0.542 1c 0.438 0d
残余态 Residual 0.746 2a 0.722 2b 0.819 1c 0.751 4d
Cd








总 Cd Total Cd 23.960 5 23.888 2 23.817 5 23.921 9
表中数据均为第 28 d测定值; 同行不同字母表示用 Q测验检验处理间差异程度, a、b、c、d表示在 5%水平上差异显著。Data in the table
is analyzed in the 28th day. The different small letters (a, b, c, d) in the same row show significant difference at P=0.05 level according to Q test.

Cd污染土壤施加化学改良剂过磷酸钙、硫化钠和石
灰能显著降低水溶态 Cd 和交换态 Cd 的含量, 但碳
酸盐结合态 Cd、铁锰氧化物结合态 Cd和有机态 Cd
有增加的趋势, 残余态 Cd的含量基本稳定。
化学改良剂的加入可使外源 Pb、Cd 污染土壤中
Pb、Cd的有效态含量降低、活性下降, 从而可在一
定程度上抑制外源重金属 Pb、Cd由土壤向植物体系
的迁移, 从而有利于植物安全生产。
3 讨论
外源重金属进入土壤后, 通过溶解、沉淀、凝
聚、络合吸附等各种反应, 可形成不同的化学形态,
并表现出不同的化学活性。土壤的酸碱性质、氧化
还原性质、胶体的含量和组成、气候、水文、生物等
条件是土壤中重金属存在形态的重要影响因素[9,10]。
土壤重金属形态与重金属在土壤中的迁移性、可给
性、活性以及污染土壤修复过程有密切关系[11]。
沉淀与溶解过程是影响重金属在土壤环境中动
态与归趋的非常基本的污染过程, 也是重金属在土
壤中的主要环境过程之一[12]。对于重金属 Pb、Cd
而言, 土壤溶液中 Pb、Cd的浓度和活度直接影响到
其迁移性。在一定条件下, 土壤介质中 Pb化合物的
沉淀或矿物可以部分溶解于水或土壤溶液中并转化
为 Pb2+、Cd2+而随水分移动发生迁移; 相反, 土壤溶
液中存在的 Pb2+、Cd2+可与土壤介质中的其他各种
化学成分(如 CO32−、S2−、OH−、SO42−、HPO42−等)
发生化学反应形成沉淀而被土壤固相固定, 构成土
壤 Pb、Cd 的溶解/沉淀的动态过程。在热带酸性土
壤环境中 , 土壤呼吸强烈 , 土壤铁锰铝氢氧化物胶
体丰富, 土壤水分变化频繁, 使土壤中 Pb、Cd的溶
解 /沉淀过程总体向生成沉淀的方向发展 , 根据
Ksp(溶度积)数值大小可知, 重金属在土壤中生成沉
淀的趋势 Pb>Cd, 反映出在土壤中 Cd的化学活性比
Pb强。
向外源 Pb、Cd污染的土壤中加入化学改良剂磷
酸钙、石灰、硫化钠(S2−、OH−、HPO42−)可促使难溶
性重金属化学沉淀生成, 并有促使新生成的重金属
胶体沉淀老化的作用。老化作用过程是指土壤污染
物随着接触时间增加, 其生物有效性和可浸提性下
降的过程, 老化现象是重金属与土壤胶体之间存在
的主要环境过程之一。通常, 老化过程与吸附-解吸、
络合/螯合-解离、溶解/沉淀、共沉淀以及固化等过
程密不可分, 经常伴随这些过程而发生。老化过程
的重要性在于它可以显著影响化学污染物在土壤环
境中的动态行为与归宿, 从而影响其生物有效性。
土壤重金属胶体的老化现象及老化进程与土壤水分
变化、温度变化及持续时间长短有关。
以磷酸钙、石灰、硫化钠等化学沉淀剂作为修
复添加剂治理重金属污染土壤时, 主要是通过改变
重金属在土壤中的形态来降低重金属的生物有效性
或生物毒性。因此, 研究化学沉淀剂修复污染土壤
的效果及与重金属的作用机制时, 实际上重点研究
的是化学沉淀剂施入污染土壤后重金属在土壤中的
形态变化。
投加化学沉淀剂稳定土壤中重金属的反应机理
和影响因素比较复杂。研究表明, 热带的可变电荷
第 1期 唐文浩等: 海南岛砖红壤中铅、镉的化学形态与转化 149


土壤中存在大量的铁、锰、铝等氧化物及高岭石胶
体, 可与进入土壤的重金属生成铁锰铝氧化物结合
态重金属, 从而降低其生物有效性[12]。在热带土壤
中 , 土壤表层温度和水分的日变化较大 , 土壤表层
温度升降产生的土壤胶体脱水作用以及土壤水分强
烈蒸发作用可导致胶体老化作用增强, 也有助于降
低重金属的生物有效性。由于土壤水分强烈蒸发作
用导致土壤胶体老化作用增强, 有助于降低重金属
的生物有效性。土壤环境频繁的干湿变化可促进铁
锰氧化物结合态重金属的老化作用, 从而加强其化
学修复作用。
通过添加化学改良剂固定土壤中重金属元素 ,
达到降低重金属迁移性和生物有效性的方法, 由于
操作方便和效果快速, 使其在污染土壤治理过程中
尤其在耕作土壤面源污染的治理上有着不可代替的
作用[13]。但是, 化学改良剂只是显著降低土壤重金
属的有效性, 不能改变重金属在土壤中的总量。同
时, 为修复重金属污染土壤而添加高量的磷肥、石
灰或硫化钠等物质, 是否会引起土壤微量元素养分
失衡从而导致其他营养元素的缺乏, 这方面可能存
在较大的环境风险。
4 小结
在供试海南岛花岗岩砖红壤中, 重金属 Pb的化
学形态以结合态和残余态为主, 土壤有效态 Pb含量
较低, 其所占比例为残余态 Pb>有机质结合态 Pb>
铁锰氧化物结合态 Pb>碳酸盐结合态 Pb>交换态 Pb>
水溶态 Pb, 表明土壤中重金属 Pb 的生物有效性较
低, 在目前条件下环境风险较低。重金属 Cd的化学
形态以铁锰氧化物结合态和碳酸盐结合态为主, 土
壤中交换态 Cd 含量较高, 土壤中各形态 Cd 所占比
例为铁锰氧化物结合态 Cd>碳酸盐结合态 Cd>交换
态 Cd>有机结合态 Cd>残余态 Cd>水溶态 Cd, 说明
土壤 Cd的环境风险较高。
外源 Pb、Cd进入土壤后, 可使土壤中各形态的
Pb、Cd含量显著上升, 加大了对土壤-植物生态系统
的危害。其中, 在外源 Pb 污染土壤中, 水溶态 Pb
和交换态 Pb 的比例持续下降, 碳酸盐结合态 Pb 和
铁锰氧化物结合态 Pb的比例持续上升, 有机质结合
态 Pb和残余态 Pb的比例则下降。土壤 Pb主要以铁
锰氧化物结合态累积。在外源 Cd污染土壤中, 水溶
态 Cd 含量呈下降趋势, 交换态 Cd 含量保持较高水
平且较稳定, 有机质结合态 Cd 和残余态 Cd 降低,
土壤中外源 Cd 污染有向交换态 Cd、碳酸盐结合态
Cd 和铁锰氧化物结合态 Cd 转化的趋势。重金属种
类对形态转化也有较大影响, Cd 趋向于形成活性较
高的交换态和碳酸盐交换态重金属, 而 Pb趋向于形
成活性较低的铁锰氧化物结合态和残余态重金属。
向污染土壤施加化学改良剂过磷酸钙、硫化钠
和石灰, 能显著降低水溶态 Pb、Cd 和交换态 Pb、
Cd 的含量, 有机结合态 Pb、碳酸盐结合态 Pb 和铁
锰氧化物结合态 Pb含量下降, 但残余态 Pb、碳酸盐
结合态 Cd、铁锰氧化物结合态 Cd和有机态 Cd有增
加的趋势, 残余态 Cd的含量基本稳定。化学改良剂
的加入可使外源 Pb、Cd污染土壤中 Pb、Cd的有效
态含量降低、活性下降, 从而可一定程度上抑制外
源重金属 Pb、Cd由土壤向植物体系的迁移, 从而有
利于植物安全生产。
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