來雪慧,劉子婧,閆 彩,張玉薇,程 志

1.太原工業(yè)學(xué)院 環(huán)境與安全工程系,山西 太原 030008

2.大連理工大學(xué) 食品與環(huán)境學(xué)院,遼寧 大連 116024

隨著城市規(guī)模的快速擴(kuò)張，人類對區(qū)域土壤環(huán)境的影響日益嚴(yán)重。農(nóng)業(yè)生產(chǎn)中化肥農(nóng)藥的施用，污水灌溉和面源污染等使得土壤中的重金屬含量不斷累積[1]，同時(shí)工業(yè)活動產(chǎn)生的污染物更加快了土壤重金屬的累積速率[2]。研究表明，農(nóng)田土壤的重金屬污染具有長期性、難降解性以及隱匿性[3,4]，重金屬一旦被動植物吸收后很容易通過食物鏈進(jìn)入到人體，危害人類健康[5]。目前，對于土壤重金屬的富集、遷移轉(zhuǎn)化和污染源調(diào)查等研究較多，且大多集中在國內(nèi)外重要城市、工況地區(qū)和農(nóng)田等。匡盈等[6]研究發(fā)現(xiàn)，銅陵市新橋礦區(qū)周邊郊區(qū)的土壤Hg 含量高于背景值，受人類活動影響明顯；張景茹等[7]分析土壤-蔬菜系統(tǒng)的重金屬遷移轉(zhuǎn)化情況，并比較了Hg、As、Ni、Mn 和Pb 的遷移系數(shù)；Hussain 等[8]研究了巴基斯坦鎘污染土壤中鋅含量在小麥中的分布特征。

土壤重金屬污染不僅與含量和濃度等因子相關(guān)，還與其自身的存在形態(tài)存在一定的關(guān)系。不同形態(tài)的重金屬產(chǎn)生的環(huán)境行為和生物效應(yīng)也不同，進(jìn)而影響重金屬的遷移方式、毒性和生物可利用性等[9]。陳得軍等[10]對新鄉(xiāng)市污灌區(qū)土壤重金屬形態(tài)進(jìn)行研究，結(jié)果表明Cd 可交換態(tài)含量為24.54%，生物有效性高，遷移能力和植物毒性強(qiáng)。有學(xué)者對意大利皮德蒙特高原土壤重金屬可利用性研究，結(jié)果表明Cu、Pb 和Zn 的可交換態(tài)含量占總量比例較高，不適合作為種植區(qū)[11]。土壤重金屬的生物有效性決定著其在土壤中毒性的強(qiáng)弱，是衡量重金屬元素的遷移性以及對生態(tài)環(huán)境影響的重要指標(biāo)之一。因此，對于重金屬形態(tài)及其生物有效性的研究，不僅為重金屬的遷移和潛在風(fēng)險(xiǎn)評估提供科學(xué)依據(jù)，還可以為土壤重金屬的污染修復(fù)提供技術(shù)支撐。本研究采用改進(jìn)BCR 提取法測定農(nóng)田土壤Cu、Zn、Pb 和Cd 的可還原態(tài)、可氧化態(tài)、弱酸溶態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)組分，并通過風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)編碼法（RAC）和分布比值法（RSP）對重金屬的生物有效性和潛在風(fēng)險(xiǎn)進(jìn)行評估，以期為研究區(qū)土壤污染修復(fù)和污染防治提供理論依據(jù)。

1 材料與方法

1.1 研究區(qū)概況

太原市位于山西省中北部的汾河谷地，地理坐標(biāo)為111°30’～113°09’E，37°27’～38°25’N，總面積約6999 km2，屬于溫帶季風(fēng)性氣候。區(qū)域內(nèi)年平均氣溫9.5 ℃，年均降水量456 mm，晝夜溫差較大。2005～2016 年間太原市耕地面積不斷減少，2008 年的農(nóng)用化肥施用量為90314 t，2016 年減少為28720 t（山西省統(tǒng)計(jì)年鑒）。但由于太原市是重要的煤炭能源化工基地，區(qū)內(nèi)農(nóng)業(yè)用地和工業(yè)用地交錯分布，對土壤重金屬形態(tài)和生物有效性的作用不確定，尚待進(jìn)一步研究。

1.2 樣品采集與處理

研究中選取太原市尖草坪區(qū)、小店區(qū)和晉源區(qū)5 個村莊，于2017 年7 月25 日至8 月22 日期間采集農(nóng)田玉米土壤樣品36 個（北固碾6 個，南寨8 個，下莊村8 個，北張村6 個和梁家寨8 個）。在每個采樣點(diǎn)設(shè)置5 m×5 m 的樣方，通過網(wǎng)格均勻布點(diǎn)，利用木鏟采集土壤表層0～20 cm 土樣。每個土壤樣品取5 個分樣，混合均勻后用四分法取500 g 樣品裝袋，同時(shí)利用GPS 記錄樣點(diǎn)位置。帶回實(shí)驗(yàn)室后，去除土壤樣品中石塊、植物根系等，在室內(nèi)自然風(fēng)干，過150 目篩（0.106mm），待測。

1.3 測定方法

準(zhǔn)確稱取土壤樣品2～3 g 于石英坩堝中，在烘箱100 ℃下烘干2 h，然后置于馬弗爐中于525 ℃條件下燒4 h，得到白色灰分，冷卻至室溫。取0.2 g 灰分溶解于2 mL 硝酸，置于90 ℃電熱板上加熱至近干后冷卻。再加入2 mL 氫氟酸，置于電熱板上蒸至近干后取下，冷卻至室溫。再加入5 mL鹽酸，置于160 ℃電熱板上繼續(xù)加熱至近干后取下冷卻，轉(zhuǎn)移至50 mL 容量瓶中，定容。取上清液于火焰原子吸收光譜儀（ZEEnit 7001）測定Cu 和Zn 的總含量，石墨爐原子吸收光譜儀（ZEEnit 7001）測定Pb 和Cd 的總含量。重金屬形態(tài)分析采用BCR 連續(xù)提取法[12]，連續(xù)提取對應(yīng)的形態(tài)為可還原態(tài)、可氧化態(tài)、弱酸溶態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)。采用國家有色金屬ICP-MS 標(biāo)準(zhǔn)溶液（GNM-M26 193-2013）進(jìn)行分析質(zhì)量控制，測定過程中對空白樣和平行樣測定，結(jié)果顯示四種元素均滿足試驗(yàn)允許誤差值。

1.4 數(shù)據(jù)分析

所得基礎(chǔ)數(shù)據(jù)通過Excel2016 和Origin9.0 制圖，SPSS19.0 顯著性分析（最小顯著差異LSD 法）。

2 結(jié)果與分析

2.1 土壤重金屬含量分析

2.1.1 重金屬含量分析 研究區(qū)土壤樣品重金屬Cu，Pb，Zn 和Cd 的總含量統(tǒng)計(jì)結(jié)果如表1 所示，其含量范圍為32.87～45.83 mg·kg-1，20.15～29.14 mg·kg-1，62.84～92.47 mg·kg-1和0.132～0.188 mg·kg-1，分別是山西土壤背景值[13]的1.66，1.70，1.34 和1.58 倍。四種金屬總含量超背景值樣點(diǎn)比例分別為100%，100%，94.4%和100%，可見各重金屬在研究區(qū)均有不同程度的富集，但未超過國家土壤環(huán)境質(zhì)量II 級標(biāo)準(zhǔn)限制值（GB15618-1995）。

從四種金屬元素的變異系數(shù)來看，大小變化順序?yàn)镻b(10.06%)＞Zn(9.31%)＞Cd(8.70%)＞Cu(6.9 1%)，其中Pb 屬于中等變異（Cv=10%-30%），其它三種金屬為弱變異（Cv＜10%）[14]。重金屬含量越高和變異系數(shù)越大表明重金屬的富集受人為因素的影響更強(qiáng)烈[1]，表1 結(jié)果表明Cu，Pb，Zn 和C d 的含量均高于背景值，且Pb 含量的富集受區(qū)域中污染源的影響更為明顯。

表1 太原市郊區(qū)土壤重金屬含量統(tǒng)計(jì)Table 1 Statistics of heavy metal contents in soil in the suburbs of Taiyuan

2.1.2 主成分分析 選用主成分分析來判別重金屬元素的污染來源，Cu，Pb，Zn 和Cd 全含量之間的相關(guān)關(guān)系顯著，且Kaiser-Meyer-Olkin（KMO）檢驗(yàn)統(tǒng)計(jì)值為0.665，Bartlett 球形度檢驗(yàn)概率為0.00，小于顯著性水平0.05，表明本研究的土壤重金屬含量數(shù)據(jù)適于進(jìn)行主成分分析。結(jié)果如表2 所示，共篩選出兩個主成分PC1 和PC2，分別占總方差的59.30%和25.54%，累積總方差達(dá)到84.84%。同時(shí)得到因子載荷矩陣，對因子進(jìn)行方差最大旋轉(zhuǎn)，得到旋轉(zhuǎn)后的因子載荷矩陣。將載荷矩陣轉(zhuǎn)化為二維載荷圖觀察土壤重金屬含量的分組情況，見圖1。

表2 土壤重金屬的主成分分析結(jié)果Table 2 Principal component analysis of heavy metals in soil

根據(jù)PCA 分析結(jié)果，第一主成分PC1 包括三種金屬元素Pb，Zn 和Cd。施肥及農(nóng)業(yè)化學(xué)品的應(yīng)用是農(nóng)業(yè)土壤重金屬的重要來源，所以第一主成分代表Pb，Zn 和Cd 含量受人為農(nóng)業(yè)活動影響較多。同時(shí)有研究表明，土壤Cd 污染與磷肥長期施用也存在一定關(guān)系[15]。第二主成分PC2 為金屬Cu，所有的采樣樣點(diǎn)Cu 含量超過山西省土壤背景值，且變異系數(shù)較低，僅為6.91%，受外源影響較小，因此第二主成分可以推斷為受成土母質(zhì)或成土過程的影響。

圖1 主成分分析-旋轉(zhuǎn)后的因子載荷圖Fig.1 Principal component analysis-rotated factor loading diagram

2.2 重金屬各形態(tài)組分分析

2.2.1 重金屬形態(tài)組分含量分析 通過測定四種重金屬不同形態(tài)組分的含量，計(jì)算其重金屬回收率[16]。重金屬回收率=（可還原態(tài)+可氧化態(tài)+弱酸溶態(tài)+殘?jiān)鼞B(tài)）/重金屬總含量×100%，得到Cu，Pb，Zn和Cd 的回收率為99.29%，101.36%，97.27%和109.94%，表明改進(jìn)BCR 提取法可以用于本研究的重金屬形態(tài)組分分析，具有較強(qiáng)的適用性。表3 為四種重金屬的不同形態(tài)組分含量分布情況，可知同一重金屬的形態(tài)分布呈現(xiàn)為：殘?jiān)鼞B(tài)＞可氧化態(tài)＞弱酸溶態(tài)＞可還原態(tài)，且含量差異顯著（P＜0.05）；對于同一形態(tài)組分，Zn 的含量最大，Cd 含量最小，差異明顯（P＜0.05）。同時(shí)Cu，Pb，Zn 和Cd的殘?jiān)鼞B(tài)含量均達(dá)到60%以上，其中Cu，Pb 和Zn 的殘?jiān)鼞B(tài)含量分別為92.63%，84.24%和88.61%。這主要是因?yàn)橹亟饘贇堅(jiān)鼞B(tài)在土壤硅鋁酸鹽礦物質(zhì)中結(jié)合后，難以釋放出來從而進(jìn)行富集。四種重金屬可氧化態(tài)含量也較高，占總含量的比例由高到低依次為：Cd（16.39%）＞Pb（15.36）＞Zn（8.34%）＞Cu（6.29%）。弱酸溶態(tài)含量比例表現(xiàn)為Cd（12.99%）＞Zn（1.69%）＞Cu（0.93%）＞Pb（0.23%），Cd和Zn 的弱酸溶態(tài)含量較高。研究表明當(dāng)土壤重金屬弱酸溶態(tài)含量比例高于1%時(shí)，土壤污染明顯[17]。由此可以看出，太原市郊區(qū)土壤的Cd 污染不容忽視。重金屬還原態(tài)含量最小，但是如果土壤氧化還原條件發(fā)生改變，重金屬可氧化態(tài)和可還原態(tài)可能從土壤中釋放出來[18]。因此，Cu，Pb，Zn 和Cd的可還原態(tài)，可氧化態(tài)和弱酸溶態(tài)容易受環(huán)境條件改變的影響。

表3 太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤重金屬形態(tài)組分含量統(tǒng)計(jì)Table 3 Statistics of heavy metal speciation components in farmland soils in the suburbs of Taiyuan

表4 太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤中重金屬總含量與各形態(tài)組分的相關(guān)性分析Table 4 Correlation analysis of the total heavy metal content and morphological components in the farmland soil in the suburbs of Taiyuan

2.2.2 重金屬形態(tài)組分與總量的相關(guān)性分析 表4 為土壤重金屬總含量與各形態(tài)之間的相關(guān)性分析，結(jié)果表明Cu，Pb，Zn 和Cd 的可還原態(tài)，可氧化態(tài)，弱酸溶態(tài)和殘?jiān)鼞B(tài)與總含量均呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。同時(shí)，除金屬Cu 的可還原態(tài)與殘?jiān)鼞B(tài)呈現(xiàn)顯著相關(guān)關(guān)系外（P＜0.05），其它四種重金屬的各形態(tài)組分之間均存在極顯著正相關(guān)關(guān)系（P＜0.01）。重金屬總含量是土壤重金屬化學(xué)形態(tài)的主要影響因素[19]，各形態(tài)組分之間的極顯著關(guān)系說明重金屬各形態(tài)在土壤中可以相互逐漸轉(zhuǎn)化[20]。例如，劉晶晶等[21]對土壤重金屬形態(tài)轉(zhuǎn)化的研究中發(fā)現(xiàn)，添加不同粒徑和不同施用量的竹炭和稻草炭可以降低土壤中Cu，Cd，Pb 和Zn 的有效態(tài)含量，弱酸溶態(tài)重金屬可以逐漸向可還原態(tài)和可氧化態(tài)兩種形態(tài)轉(zhuǎn)化。

2.3 重金屬生物有效性評估

2.3.1 生物有效性分析 研究中Cu，Pb，Zn 和Cd 的殘?jiān)鼞B(tài)含量最高，但由于其植物利用率低，對植物的影響幾乎很小，可以忽略?？裳趸瘧B(tài)含量次之，該形態(tài)為有機(jī)物及硫化物的結(jié)合態(tài)，植物難以利用。因此，重金屬的殘?jiān)鼞B(tài)和可氧化態(tài)為穩(wěn)定態(tài)。研究中弱酸溶態(tài)含量高于還原態(tài)，且均與重金屬總量的相關(guān)關(guān)系顯著，其中Cu 元素的相關(guān)關(guān)系最好，為0.830 和0.749，其它三種元素的相關(guān)系數(shù)變化范圍為0.572～0.797（圖2）。由此可以看出，重金屬總含量與其相應(yīng)的弱酸溶態(tài)和可還原態(tài)含量呈現(xiàn)正相關(guān)關(guān)系。弱酸溶態(tài)包括可交換態(tài)和碳酸鹽結(jié)合態(tài)，植物容易吸收；同時(shí)可還原態(tài)往往是鐵錳氧化物的結(jié)合態(tài)，較易被植物利用。因此，重金屬的弱酸溶態(tài)和可還原態(tài)被認(rèn)為是重金屬的有效態(tài)，影響重金屬的生物有效性。

圖2 土壤重金屬全量與弱酸溶態(tài)、可還原態(tài)含量的回歸分析Fig.2 Regression analysis of heavy metal total amount,weak acid soluble and the reducible state content in soil

弱酸溶態(tài)和可還原態(tài)比例越高，重金屬的生物有效性越強(qiáng)[22]。研究區(qū)Cu，Pb，Zn 和Cd 的有效態(tài)含量比例為1.08%，0.4%，3.05%和22.03%（圖3）。與其它三種金屬元素相比，Cd 的活性最強(qiáng)，更容易被植物吸收利用，進(jìn)而發(fā)生遷移轉(zhuǎn)化，并污染土壤環(huán)境和人體健康。Cu，Pb 和Zn 的有效態(tài)所占比例較低，對土壤環(huán)境污染的能力也相對較小，其生物有效性偏低。

2.3.2 風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)編碼法 在風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)編碼法中，計(jì)算重金屬的碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)兩種形態(tài)含量占總含量的比例來評價(jià)重金屬有效性。在本研究改進(jìn)BCR 提取法中，弱酸溶態(tài)包括碳酸鹽結(jié)合態(tài)和可交換態(tài)兩種形態(tài)，因此風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)編碼法（RAC 值）評估環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)的計(jì)算方法[23]為：RAC=（碳酸鹽結(jié)合態(tài)+可交換態(tài)）/重金屬總含量×100%=弱酸溶態(tài)/重金屬總含量×100%。RAC 值越大，說明該土壤重金屬產(chǎn)生的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)越大[21]。表5 為Cu，Pb，Zn 和Cd 的RAC 值結(jié)果，可以看出重金屬Pb 的RAC 值在小于1%的樣點(diǎn)占比為97.22%，說明Pb 造成的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)并不嚴(yán)重。Cu 元素RAC 值小于1%的樣點(diǎn)占比為58.33%，但有41.67%的樣點(diǎn)屬于低風(fēng)險(xiǎn)，整體上表現(xiàn)為對土壤環(huán)境產(chǎn)生低風(fēng)險(xiǎn)。Zn 元素RAC 值在1%～10%的樣點(diǎn)占比為69.44%，表現(xiàn)為低風(fēng)險(xiǎn)。金屬Cd 的RAC 值在10%～30%的樣點(diǎn)比例超過86%，說明太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤存在Cd 污染，存在中度環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)，應(yīng)采取相應(yīng)的措施進(jìn)行防控。Cd 的RAC 平均值是14.09%，為最大值；Zn 和Cu 的平均值為1.65%和0.92%；Pb 的RAC 值最小，為0.23%?？梢哉J(rèn)為四種重金屬的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)大小依次為：Cd＞Zn＞Cu＞Pb，與重金屬生物有效態(tài)比例（Cd＞Zn＞Cu＞Pb）結(jié)果一致。

圖3 研究區(qū)土壤中重金屬生物有效性Fig.3 Heavy metals bio-availability in soil of the study area

表5 太原市郊區(qū)土壤重金屬風(fēng)險(xiǎn)RAC 評估Table 5 RAC assessment of heavy metal risk in soils of suburbs of Taiyuan

2.3.3 次生相與原生相分布比值法 次生相與原生相分布比值法通過次生相（殘?jiān)鼞B(tài)以外的所有相態(tài)組分）與原生相（殘?jiān)鼞B(tài)）比值RSP 來評估重金屬對土壤環(huán)境的污染程度[24]。本研究中，RSP=（可還原態(tài)+可氧化態(tài)+弱酸溶態(tài)）/殘?jiān)鼞B(tài)，統(tǒng)計(jì)結(jié)果見表6。重金屬Cu，Pb 和Zn 的無污染樣點(diǎn)占比均為100%，RSP 值分別為0.08，0.19 和0.13，說明這三種金屬元素對土壤環(huán)境未造成污染。Cd 的RSP值為0.62，無污染樣點(diǎn)占比為94.4%，存在輕度污染的樣點(diǎn)比例為5.6%，說明Cd 對土壤環(huán)境存在少部分污染。如果土壤Cd 總含量增加，土壤中Cd 的可還原態(tài)和弱酸溶態(tài)含量也會隨之增加，這樣土壤中Cd 的RSP 值也會增加，土壤環(huán)境污染加重，因此需要關(guān)注金屬Cd 的含量變化。

表6 太原市郊區(qū)土壤重金屬RSP 污染評價(jià)Table 6 Pollution evaluation of the soil heavy metal RSP in the suburbs of Taiyuan

3 討論

研究中農(nóng)田土壤的Cu，Pb，Zn 和Cd 總含量均存在不同程度的富集，這主要是因?yàn)檗r(nóng)業(yè)生產(chǎn)中所使用的化肥，尤其是磷肥中含有較高含量的Cd 和一定量的Pb，Zn 等[15]；另外，長期以來太原郊區(qū)農(nóng)業(yè)生產(chǎn)采用污水灌溉方式，造成重金屬污染。作為工業(yè)化城市，太原區(qū)內(nèi)擁有高新技術(shù)開發(fā)區(qū)，不銹鋼產(chǎn)業(yè)園和工業(yè)園區(qū)等，工業(yè)發(fā)展中以焦化產(chǎn)業(yè)為主，煤炭和石油等能源消耗量較多，在煙氣排放過程中，Cd，Pb 和Hg 等通過大氣沉降方式進(jìn)入土壤，導(dǎo)致土壤重金屬含量進(jìn)一步增加。通過改進(jìn)BCR 提取法對太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤重金屬Cu，Pb，Zn 和Cd 各形態(tài)組分進(jìn)行測定分析，發(fā)現(xiàn)BCR 提取法回收率均接近100%，有研究對北京城市河流底泥[25]和北京市五環(huán)內(nèi)綠地[24]重金屬各形態(tài)組分進(jìn)行分析，提取率較高，說明此研究方法可以較好地反映太原市郊區(qū)土壤重金屬的各形態(tài)組分含量。四種土壤重金屬以殘?jiān)鼞B(tài)為主，可氧化態(tài)和弱酸溶態(tài)次之，可還原態(tài)含量最小，這與太原地區(qū)公路旁土壤四種重金屬形態(tài)分布研究較為一致[26]。研究區(qū)土壤重金屬有效態(tài)含量偏低，這主要是因?yàn)樘懈麑油寥纏H 值分布在8～9 范圍內(nèi)[27]，偏堿性土壤導(dǎo)致重金屬的生物有效性較低[28]。

風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)編碼法（RAC）結(jié)果表明，土壤中重金屬Cu，Pb 和Zn 元素屬于無風(fēng)險(xiǎn)或者低風(fēng)險(xiǎn)，Cd 存在中度風(fēng)險(xiǎn)。次生相與原生相分布比值法（RSP）結(jié)果顯示，重金屬Cu，Pb 和Zn 對土壤環(huán)境未造成污染，Cd 存在輕度污染。高鵬等對太原城區(qū)周邊土壤重金屬進(jìn)行生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)，研究表明Cu，Pb 和Zn 屬于輕度生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)，而Cd 達(dá)到中度生態(tài)風(fēng)險(xiǎn)[29]。在生物有效性分析中，Cd 的有效態(tài)含量為22.03%，Cu，Pb 和Zn 的有效態(tài)含量均低于4%，遠(yuǎn)遠(yuǎn)小于穩(wěn)定態(tài)含量。有研究表明，重金屬穩(wěn)定態(tài)與土壤pH 值、有機(jī)質(zhì)含量和氧化還原電位等存在顯著相關(guān)關(guān)系，一旦這些土壤性質(zhì)發(fā)生變化，土壤重金屬穩(wěn)定態(tài)可能釋放出來，影響土壤環(huán)境和人類健康。例如，黎秋君等通過有機(jī)物料對重金屬有效態(tài)的影響研究中，發(fā)現(xiàn)降低土壤pH，可以增加土壤有效態(tài)Pb 和Cd 的含量[30]。研究肥料對土壤重金屬有效態(tài)積累的影響中，發(fā)現(xiàn)施用復(fù)合肥可以顯著增加Zn 和Cd 的有效態(tài)含量[31]。因此，需要對施肥和土壤理化性質(zhì)等對重金屬有效態(tài)含量的影響作進(jìn)一步深入研究。

4 結(jié)論

（1）太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤重金屬Cu，Pb，Zn 和Cd 的含量分別為38.07 mg·kg-1，25.06 mg·kg-1，84.94 mg·kg-1和0.16 mg·kg-1，均高于山西省土壤背景值，存在累積現(xiàn)象。通過主成分分析，發(fā)現(xiàn)第一主成分Pb，Zn 和Cd，主要是人為影響因子；而第二主成分Cu 受成土母質(zhì)或成土過程的影響；

（2）太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤重金屬Cu，Pb，Zn 和Cd 的形態(tài)分布表現(xiàn)為：殘?jiān)鼞B(tài)＞可氧化態(tài)＞弱酸溶態(tài)＞可還原態(tài)。四種重金屬的各形態(tài)組分含量與總量均呈現(xiàn)極顯著正相關(guān)關(guān)系，各形態(tài)組分之間也存在顯著相關(guān)關(guān)系；

（3）研究區(qū)不同重金屬的生物有效性表現(xiàn)為：Cd＞Zn＞Cu＞Pb，有效態(tài)含量低于穩(wěn)定態(tài)。通過風(fēng)險(xiǎn)評價(jià)編碼法評估，認(rèn)為太原市郊區(qū)農(nóng)田土壤重金屬Cd 的環(huán)境風(fēng)險(xiǎn)程度為中度風(fēng)險(xiǎn)，Cu 和Zn 為低風(fēng)險(xiǎn)。通過次生相與原生相分布比值法評估，認(rèn)為土壤未受到Cu，Pb 和Zn 的污染，Cd 對土壤環(huán)境存在少部分污染。