摘要:以黃河最大支流———渭河流域?yàn)檠芯繉?duì)象，于 2015—2016 年對(duì)流域內(nèi)土壤理化特征與重金屬含量及其形態(tài)進(jìn)行調(diào)查，并采用電感耦合等離子體質(zhì)譜( inductively coupled plasma mass spectrometry，簡(jiǎn)稱 ICP - MS) 分析法研究土壤重金屬( Ni、Cu、Cr、Zn、Cd 和 Pb) 的形態(tài)特征及其影響因子。結(jié)果表明: ( 1) 渭河流域土壤電導(dǎo)率和 pH 值呈一致的變化規(guī)律，即平水期 > 枯水期 > 豐水期，土壤全碳、全氮、全鉀含量均表現(xiàn)為豐水期 > 平水期 > 枯水期，不同水期全磷含量差異均不顯著( P > 0. 05) ; ( 2) 渭河流域土壤重金屬含量均以豐水期最高，平水期和枯水期較低，其中土壤 Pb 和 Zn 含量最高，Cd 含量較低; ( 3) 土壤 Cu、Cr、Ni 元素均以殘?jiān)鼞B(tài)為主，而 Cd 和 Zn 以弱酸提取態(tài)為主; Pb 在各形態(tài)中較均勻地分布，對(duì)生態(tài)環(huán)境造成的影響較小; ( 4) Pearson 相關(guān)性分析可知，土壤 Cr、Cu、Ni 和 Cd 的弱酸浸提態(tài)與其含量之間呈現(xiàn)出顯著的正相關(guān)關(guān)系( P < 0. 05) ，Cr 的弱酸浸提態(tài)與可還原態(tài)沒有顯著的相關(guān)性( P > 0. 05) ，Cu、Pb、Zn 和 Cd 的弱酸浸提與可還原態(tài)具有顯著的相關(guān)性( P < 0. 05) 。綜合分析可知，渭河流域土壤不同形態(tài)重金屬元素含量均與土壤養(yǎng)分含量存在顯著的正相關(guān)性，與 pH 值和電導(dǎo)率呈負(fù)相關(guān)，其中全碳含量是控制渭河流域土壤重金屬元素含量的主要因素。

　　關(guān)鍵詞:渭河流域; 土壤; 理化特征; 重金屬; 影響因子

　　重金屬污染不僅危害著寶貴的土壤，同時(shí)也對(duì)河流湖泊產(chǎn)生重大的危害，進(jìn)而影響生物的生長(zhǎng)，這主要?dú)w根于重金屬的難降解性，一旦重金屬成分通過工業(yè)污水排放進(jìn)入到河流湖泊或者土壤，將很容易積累下來形成較高的含量[1 - 2]，在大大降低水循環(huán)凈化能力的同時(shí)帶來難以治理的水體富營(yíng)養(yǎng)化，此外，若這些重金屬成分直接或間接進(jìn)入土壤將導(dǎo)致土壤重金屬含量超標(biāo)[3]，影響作物生長(zhǎng)。土壤不僅是植物生長(zhǎng)的基礎(chǔ)，同時(shí)也為污染物提供了重要載體，重金屬成分進(jìn)入土壤的最直接方式就是廢水排放和雨水沖刷，這些污染物逐漸在土壤中沉積，達(dá)到一定限度后造成土壤重金屬超標(biāo); 此外，土壤中的 重 金 屬 還 會(huì) 通 過土壤水體的影響來加劇二次污染[4 - 5]。重金屬污染因其難以降解而造成長(zhǎng)期的污染，且短期內(nèi)難以及時(shí)發(fā)現(xiàn)，因此治理重金屬污染成為了一項(xiàng)長(zhǎng)期的艱巨任務(wù)。渭河流域憑借良好的水資源為養(yǎng)殖、灌溉等提供了良好條件，同時(shí)也作為重要的飲水水源之一，為水生生物創(chuàng)造了生存的基礎(chǔ)，該流域得到了廣大學(xué)者的多方面研究[6]。但是隨著工業(yè)化進(jìn)程的不斷深入，人為開發(fā)嚴(yán)重影響著渭河流域原有水生態(tài)，重金屬含量較高的工業(yè)廢水、生活污水排放等不合理開發(fā)方式導(dǎo)致渭河水質(zhì)下降，土壤重金屬超標(biāo)日益凸顯，最終影響的是渭河流域生態(tài)及其周邊居民的生活，因此研究渭河流域土壤重金屬超標(biāo)已經(jīng)成為迫切的現(xiàn)實(shí)問題[7 - 8]。近些年來，不少學(xué)者在渭河流域水體重金屬分布及相應(yīng)的影響因素方面開展了相關(guān)的研究，一些學(xué)者針對(duì)渭河流域出現(xiàn)的重金屬污染提出了一系列的控制措施，本試驗(yàn)在分析渭河流域生態(tài)狀況的基礎(chǔ)上從不同時(shí)期來研究渭河流域土壤重金屬的相關(guān)分布，并對(duì)其影響因素進(jìn)行探究，從而為降低重金屬污染提供有益參考，為保護(hù)渭河流域生態(tài)起到一定的作用。

　　1 材料與方法

　　1. 1 研究區(qū)概況

　　渭河流域地處我國西北部，橫穿陜西、甘肅、寧夏 3 省 ( 區(qū)) ，總長(zhǎng) 818 km，由于西北地區(qū)以黃土為主，因而該流域的水土流失也較為嚴(yán)重，全年超過 60% 的降水量主要集中在 7—9 月[9]，右岸的秦嶺山脈為該流域降水提供了有利條件，左岸的黃土高原則造成了較大的沙量。

　　1. 2 儀器和試劑

　　試驗(yàn)所 需 儀 器: 電感耦合等離子質(zhì)譜儀 ( ICP - MS， Agilent 7500) ，購自美國安捷倫科技有限公司; 微波消解儀 ( ETHOS UP) ，購自美國 CEM 公司; 亞沸蒸餾器( 德國 Berghof BSB - 939 - IR) ; 電 子 天 平 ( 精 度 達(dá) 0. 01 g ) ; 超 純 水 儀 ( Milli - Q) ; 100 mL 容量瓶、消解罐、聚四氟乙烯坩堝、恒溫電熱板、玻璃漏斗、定量濾紙。試驗(yàn)所需試劑: 濃硝酸、硝酸、氫氟酸、高氯酸、去離子水等。

　　1. 3 樣品采集

　　土壤采樣時(shí)間在 2015—2016 年 8 月，將距水岸 100 m 的范圍內(nèi)作為采樣點(diǎn)，也就是大約水面1 m，然后在200 m 范圍內(nèi)選擇 5 個(gè)采樣點(diǎn)，這樣就形成了 20 個(gè)采樣點(diǎn)。在進(jìn)行采樣之前首先要利用鐵桿對(duì)水深、上層土壤厚度進(jìn)行測(cè)量，之后在 PVC 管上扎相應(yīng)小孔，然后將 PVC 管扎入采樣點(diǎn)，直至無法繼續(xù)深入，最后將管拔出并將底部封住，從而將含有土壤的一段管進(jìn)行截?cái)啵�用干冰進(jìn)行覆蓋后密封保存，以待樣品指標(biāo)測(cè)定。

　　1. 4 土壤樣品預(yù)處理

　　1. 4. 1 土壤養(yǎng)分的測(cè)定 通過鮑士旦相關(guān)測(cè)試法[10]對(duì)土壤養(yǎng)分進(jìn)行測(cè)定: 土壤顆粒組成采用比重法測(cè)定; 土壤 pH 值采用水土比 1. 0 ∶ 2. 5 浸提 pH 值玻璃電極法測(cè)定; 電導(dǎo)率用電導(dǎo)儀測(cè)定; 全碳和全氮含量采用元素分析儀測(cè)定; 全磷含量采用 NaOH 熔融 - 鉬銻抗比色法測(cè)定; 全鉀含量采用火焰分光光度計(jì)法測(cè)定。

　　1. 4. 2 土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的測(cè)定 首先要對(duì)樣品進(jìn)行自然風(fēng)干，經(jīng)過仔細(xì)碾磨后用 60 目篩進(jìn)行過篩處理，之后稱取 0. 5 g 樣品使用 HClO4 - HNO3 - HF 進(jìn)行消化處理，進(jìn)而開展土壤中的相關(guān) Zn、Cd、Pb、Cu 含量測(cè)定，具體方法在電感耦合等離子體質(zhì)譜儀的輔助下采取內(nèi)標(biāo)法，在冷原子吸收微分測(cè)儀的輔助下為 ICP 配置氫化物發(fā)生器，這樣能充分保障儀器靈敏性。然后用 25 mL 比色管裝入 0. 25 g 樣品，并將 10 mL 王水加入其中，之后在沸水中對(duì)其進(jìn)行長(zhǎng)達(dá) 2 h 的加熱處理，中間進(jìn)行 2 次振搖，待冷卻至室溫后加入 10 mL 保存液，在稀釋液的作用下實(shí)現(xiàn)定容，這樣能夠?qū)?Hg 進(jìn)行測(cè)定的消解液就形成了。之后從中取出 5 mL 裝入另一比色管中，并分別加入 2. 5 mL 的硫脲溶液及鹽酸，以備 As 的測(cè)定，土壤重金屬質(zhì)量分?jǐn)?shù)的計(jì)算如下[11 - 12]: w( M) = n × V × C m 。式中: M 表示重金屬名稱; C 表示重金屬質(zhì)量濃度; w 表示土壤重金屬的質(zhì)量分?jǐn)?shù); n 代表 ICP - MS 稀釋的倍數(shù); V 表示體積，L; m 表示質(zhì)量，kg。本試驗(yàn)采用 BCR 連續(xù)提取法對(duì)土壤重金屬形態(tài)進(jìn)行測(cè)定，由北京環(huán)境監(jiān)測(cè)中心完成。

　　1. 5 數(shù)據(jù)處理采用

　　Excel 2012 和 SPSS 18. 0 進(jìn)行數(shù)據(jù)統(tǒng)計(jì)和方差檢驗(yàn)，采用單因素方差分析( One - way ANOVA) ，顯著性用 LSD 法，采用 Pearson 相關(guān)系數(shù)法分析不同形態(tài)重金屬與養(yǎng)分之間的關(guān)系。

　　2 結(jié)果與分析

　　2. 1 渭河流域土壤理化性質(zhì)分布特征

　　由表 1 可知，渭河流域土壤 pH 值的變化范圍為 6. 78 ～ 7. 56，基本表現(xiàn)為平水期 > 枯水期 > 豐水期，其中不同水期 pH 值差異均顯著( P < 0. 05) ; 土壤電導(dǎo)率的變化范圍 為 92. 62 ～ 110. 21 μS / cm，基本表現(xiàn)為平水期 > 枯水期 > 豐水期，其中不同水期電導(dǎo)率差異均顯著( P < 0. 05) ; 土壤全碳含量的變化范圍為 8. 16 ～ 13. 24 g /kg，基本表現(xiàn)為豐水期 > 平水期 > 枯水期，其中豐水期顯著高于平水期和枯水期( P < 0. 05) ，平水期和枯水期差異不顯著( P > 0. 05) ; 土壤全氮含量的變化范圍為 1. 01 ～ 1. 69 g /kg，基本表現(xiàn)為豐水期 > 平水期 > 枯水期，其中豐水期顯著高于平水期和枯水期( P < 0. 05) ，平水期和枯水期差異不顯著( P > 0. 05) ; 土壤全磷含量的變化范圍為 1. 03 ～ 1. 05 g /kg，基本表現(xiàn)為豐水期 > 枯水期 > 平水期，其中不同水期全磷含量差異均不顯著( P > 0. 05) ; 土壤全鉀含量的變化范圍為 26. 01 ～ 32. 56 g /kg，基本表現(xiàn)為豐水期 > 平水期 > 枯水期，其中豐水期顯著高于平水期和枯水期( P < 0. 05) ，平水期和枯水期差異不顯著( P > 0. 05) 。

　　2. 2 渭河流域土壤重金屬空間分布特征

　　由表 2 可知，渭河流域土壤 Cr、Cu、Pb、Ni、Zn、Cd 總含量分別為 74. 12 ～ 92. 36、27. 16 ～ 35. 14、47. 10 ～ 53. 62、35. 01 ～ 45. 02、132. 05 ～ 156. 77、0. 35 ～ 0. 49 mg /kg。土壤 Cr、Cu、Pb、 Ni 含量豐水期最高，且顯著高于平水期和枯水期( P < 0. 05) ，平水期和枯水期差異不顯著( P > 0. 05) ; 土壤 Zn 含量表現(xiàn)為豐水期 > 平水期 > 枯水期，不同水期土壤 Zn 含量差異均顯著 ( P < 0. 05) ; 土壤 Cd 含量表現(xiàn)為豐水期 > 枯水 期 > 平水期，其中豐水期顯著高于平水期和枯水期( P < 0. 05) ，平水期和枯水期差異不顯著( P > 0. 05) 。土壤 6 種重金屬元素平均含量均超過了背景值，其中 Cr、Cu、Pb、Ni、Zn、Cd 的平均含量分別為背景值的 1. 01、0. 95、1. 71、1. 11、1. 72、2. 53 倍。

　　2. 3 渭河流域土壤重金屬形態(tài)分布特征

　　本研究中 BCR 順序提取法對(duì)積物中 Cr、Ni、Cu、Cd、Zn 和Pb 的平均提取效率均高于 95% ，回收率較好。由圖 1 可知，渭河流域土壤 Cr、Cu、Ni 元素主要以殘?jiān)鼞B(tài)為主，占比分別為 80% ～ 90% 、40% ～ 60% 、50% ～ 70% ; Zn 和 Cd 主要以弱酸浸提態(tài)為主，占比分別為 40% ～ 55% 、55% ～ 70% ; Pb 以可氧化態(tài)為主，占比為 20% ～ 35% 。因此，渭河流域土壤 Zn、Cd 的生物有效性較高，以弱酸浸提態(tài)為主，對(duì)生物體的毒性較高，在正常條件下不利于碳酸鹽結(jié)合態(tài)重金屬的釋放; 而 Cd 和 Zn 的弱酸浸提態(tài)所占比例比較高，被土壤吸附是 Cd 和 Zn 的主要表現(xiàn)形式，隨著環(huán)境的改變，容易遷移到水環(huán)境中，其潛在危害較大。此外，重金屬可還原態(tài)作為弱酸浸提態(tài)重金屬的另一個(gè)重要的組成部分，是指被包裹在鐵錳氧化物內(nèi)或者本身就是氫氧化物沉淀的這部分金屬，由于具有較強(qiáng)的離子鍵結(jié)合能力，所以這部分金屬不容易釋放出來，這種結(jié)合態(tài)的重金屬會(huì)被還原成為生物可利用態(tài)，從而對(duì)水體造成二次污染。

　　2. 4 渭河流域土壤重金屬各形態(tài)間的相關(guān)性

　　為了評(píng)價(jià)不同重金屬形態(tài)之間及其與土壤其他指標(biāo)間的關(guān)系，分析重金屬來源及不同形態(tài)重金屬的遷移和相互轉(zhuǎn)化關(guān)系，對(duì)渭河流域土壤不同形態(tài)重金屬之間及其與不同形態(tài)重金屬等指標(biāo)進(jìn)行相關(guān)性分析。由表 3 可知，渭河流域土壤 Cr、Cu、Ni 和 Cd 的弱酸浸提態(tài)與重金屬含量之間表現(xiàn)出極顯著的正相關(guān)關(guān)系( P < 0. 01) ; Cr 的可還原態(tài)均與重金屬含量間存在極顯著的正相關(guān)關(guān)系( P < 0. 01) ; 6 種重金屬元素的可氧化態(tài)與重金屬含量間有極顯著的正相關(guān)性( P < 0. 01) ; 除了 Ni，其他幾種重金屬的弱酸浸提與可還原態(tài)、可氧化態(tài)之間有較高的正相關(guān)性; 各重金屬元素的殘?jiān)鼞B(tài)與重金屬含量間表現(xiàn)出顯著的正相關(guān)關(guān)系，可還原態(tài)與重金屬殘?jiān)鼞B(tài)之間沒有顯著的相關(guān)性( P > 0. 05) ; Cr 的弱酸浸提態(tài)與可還原態(tài)沒有顯著的相關(guān)性( P > 0. 05) ，Cu、Pb、Zn 和 Cd 的弱酸浸提態(tài)與可還原態(tài)具有顯著的相關(guān)性( P < 0. 05) 。

　　2. 5 渭河流域土壤重金屬與養(yǎng)分之間的相關(guān)性

　　由表 4 可知，渭河流域土壤不同形態(tài)重金屬基本上與 pH 值和電導(dǎo)率呈負(fù)相關(guān)，Cr 的各種形態(tài)均與全碳含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Cr 的可還原態(tài)、可氧化態(tài)與全氮含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Cr 的弱酸浸提態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全鉀含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ; Cu 的各種形態(tài)均與全碳含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Cu 的可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全氮含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Cu 的可還原態(tài)、可氧化態(tài)與全磷含量呈顯著的正相關(guān)性 ( P < 0. 05) ，Cu 的可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全鉀含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ; Pb 的各種形態(tài)均與全碳含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Pb 的弱酸浸提態(tài)、可還原態(tài)與全氮含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Pb 的可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全磷含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Pb 的可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全鉀含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ;

　　Ni 的可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全碳含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Ni 的各種形態(tài)均與全氮含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Ni 的殘?jiān)鼞B(tài)與全磷含量呈顯著的正相關(guān)性 ( P < 0. 05) ，Ni 的弱酸浸提態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全鉀含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ; Zn 的弱酸浸提態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全碳含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Zn 的弱酸浸提態(tài)、可還原態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全氮含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Zn 的可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全磷含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Zn 的弱酸浸提態(tài)、可還原態(tài)與全鉀含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ; Cd 的各種形態(tài)均與全碳含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Cd 的可還原態(tài)、可氧化態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全氮含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Cd 的可氧化態(tài)與全磷含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) ，Cd 的弱酸浸提態(tài)、可還原態(tài)、殘?jiān)鼞B(tài)與全鉀含量呈顯著的正相關(guān)性( P < 0. 05) 。

　　3 討論與結(jié)論

　　本研究中土壤重金屬含量呈現(xiàn)明顯的季節(jié)性變化，另外還受到溫度、鹽度及 pH 值的影響; 在豐水期的影響下，重金屬污染物隨著水流增加更多地進(jìn)入土壤，并逐漸沉淀富集，同時(shí)懸浮泥沙受水文影響下富集速度明顯加快，因此土壤重金屬含量在豐水期達(dá)到較高值; 而通過研究發(fā)現(xiàn)其最低值一般出現(xiàn)在枯水期[13 - 14]。隨著平水期向豐水期的發(fā)展，水溫在不斷升高，進(jìn)而加速了底泥中重金屬物質(zhì)的遷移，豐水期 pH 值不斷降低，部分重金屬溶解后釋放到土壤中，因此導(dǎo)致其含量明顯升高[15 - 16]。通過本試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，對(duì)于渭河流域而言，其殘?jiān)鼞B(tài)性質(zhì)處于較為穩(wěn)定的狀態(tài)，主要存在于原生礦物和次生硅酸鹽礦物晶格中，不具有明顯的遷移性，且生物可利用性較低，因此這種形式的重金屬不會(huì)對(duì)土壤等產(chǎn)生明顯的污染。金屬往往會(huì)通過黏土及腐殖質(zhì)等載體向外擴(kuò)散[17]，具有較強(qiáng)的釋放性，遷移能力強(qiáng)且容易被植物、魚等生物吸收，從而導(dǎo)致土壤、水體等重金屬污染的出現(xiàn)，但是弱酸浸提態(tài)下的重金屬呈現(xiàn)明顯的不穩(wěn)定性[18 - 19]，其較強(qiáng)的釋放性導(dǎo)致二次污染，人為排放重金屬超標(biāo)污染物等積累的重金屬一般會(huì)存在于土壤的次生相中，因此弱酸浸提態(tài)下的重金屬含量也能體現(xiàn)出人為污染的嚴(yán)重程度。

　　本研究還發(fā)現(xiàn)，渭河流域的重金屬來源具有多樣性，且存在形態(tài)并不是單一的，不同形態(tài)的重金屬的遷移能力及轉(zhuǎn)化能力不同，本研究為了探究相互之間的關(guān)系采取了相關(guān)分析，從而從多個(gè)視角研究重金屬污染。試驗(yàn)表明，雖然重金屬態(tài)具有明顯的不同，但是其來源具有很強(qiáng)的一致性，只是進(jìn)入土壤及水體后存在的形式不同，但分布類型也較為相似; 一旦土壤及水體環(huán)境發(fā)生變化，則不同形態(tài)重金屬因其不同的遷移特性而表現(xiàn)出顯著差異的釋放性。弱酸浸提態(tài)重金屬穩(wěn)定性差，但其與殘?jiān)鼞B(tài)重金屬之間呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)關(guān)系，這也從側(cè)面反映了殘?jiān)鼞B(tài)重金屬也并非具有較大穩(wěn)定性，一旦土壤的理化環(huán)境發(fā)生變化，這種形態(tài)的重金屬釋放出來的可能性極大[18 - 19]。通過相關(guān)性分析發(fā)現(xiàn)，渭河流域重金屬元素主要有 Cr、Cu、Pb、Ni、Zn 和 Cd 等 6 種[20]，但均與養(yǎng)分等指標(biāo)呈現(xiàn)顯著的正相關(guān)，這表明雖然土壤重金屬形態(tài)不同，但是具有相似的來源和分布，而最主要的重金屬成分來源于工業(yè)廢水、工業(yè)廢物、生活污水及污染物等[21 - 23]，說明人類污染成為渭河流域重金屬超標(biāo)的最主要原因，不同的金屬元素具有污染同源性。弱酸浸提態(tài)、可氧化態(tài)重金屬含量與養(yǎng)分指標(biāo)存在明顯的相關(guān)關(guān)系，這也更直觀地驗(yàn)證了人類污染是導(dǎo)致渭河流域重金屬超標(biāo)的最主要原因，表明重金屬污染的控制最終還是要靠控制人類污染來達(dá)到保護(hù)渭河流域的目的。此外，全碳及氮磷等成分的輸入在加劇渭河流域重金屬含量超標(biāo)的過程中起到了重要作用，主要在于影響土壤重金屬的存在形態(tài)及遷移性[24 - 25]; 全碳對(duì)某些重金屬元素的分布起到重要的制約作用，不同的重金屬具有顯著差異的化學(xué)特性，其與碳的結(jié)合位點(diǎn)并不相同，因此只有碳與金屬元素化學(xué)性質(zhì)相匹配的位點(diǎn)才能形成二者的充分結(jié)合，因而，某些重金屬元素的分布特點(diǎn)并沒有與全碳含量具有強(qiáng)烈的關(guān)聯(lián)性。但通過試驗(yàn)發(fā)現(xiàn)，pH 值、電導(dǎo)率與不同形態(tài)的重金屬含量存在顯著的負(fù)相關(guān)。

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