蘇州土壤檢測方法

Ⅰ 江蘇土壤ph值

5.19到8.25之間。
根據江蘇環境生態局官網顯示淮安市和亮土壤PH總體呈現西南靠近盱眙、洪澤較悄態低，東部北部的淮安啟棚源區、漣水縣較高的分布，66測點中有5個PH小於6.5，最低為5.19。PH在6.5-7.5之間的有15個。PH超過7.5的有46個，最高為8.28。
江蘇，簡稱蘇，是中華人民共和國省級行政區。

Ⅱ 蘇州土壤類型

蘇州土壤類型為黃棕壤。輪渣根據斗敬查詢相關材料公開顯示蘇州的地帶性土壤為黃棕壤，水熱條件具有明顯過渡性，植被類型以落葉一帶綠闊葉混交林為主，自然植被中還雜有一定面積的馬尾松及杉木林等次生林或人工林空桐慎。

Ⅲ 參評因素質量分值量化

（一）方法概述

通過外業調查和室內分析處理等方式獲取各自然質量參評因素屬性指標數據後，這些屬性指標數據在參與分等自然質量綜合分值計算之前，需進行屬性指標數據－因素質量分值的轉換。這是因為參評因素對土地等別的影響程度並不隨因素屬性指標數據的增減呈直線性變化，有時是非線性的，即當因素屬性指標數據在一定范圍內變化時，受其影響下的土地等別變化不大或不發生變化；而當它在另一范圍內變化時，較小的變動就會引起土地等別的較大變化。本研究主要採用分段函數來表徵參評因素屬性指標數據與土地等別間的關系。這種表徵的實質就是進行因素指標值的無量綱處理，即得到一個新的因素質量的表徵值——因素質量分值。以因素質量分值作為分等的計算數據，能更為直觀、合理地刻畫參評因素對土地等別影響作用的大小。由於各個因素的性質不同，其作用方式、影響程度亦不相同，必須針對因素性質採取不同的標准來實現參評因素屬性指標值－質量分值的換算，從而科學地刻畫不同因素對土地等別的影響。

分等自然質量參評因素屬性指標值與農用地自然質量的關系有三種情況：一是正向型關系，即因素指標值越大，反映土地質量狀況越好，如土壤有機質含量、耕層厚度等；二是逆向型關系，即因素指標值越大，反映土地質量越差，如土壤鹽漬化程度、土壤侵蝕程度等；三是適度型關系，即因素指標有一適度值，在此適度值內土地質量最優，大於或小於此適度值，土地質量均由優向劣方向發展。如土壤酸鹼度，pH值為6.5～7.5時，土壤對多數作物生長無限制；pH值大於7.5或小於6.5時，土壤鹼度和酸度隨數值變大或變小而增高，土地對作物限製程度愈來愈大，生產力逐漸降低。

農用地分等各自然質量參評因素分值，遵循下列原則，採用百分制相對值方法計算：

（1）因素作用分值與農用地質量優劣成正比。

（2）因素作用分值採用0～100分的封閉區間，最優取100，最劣取0。

（3）因素作用分值只與分等因素的顯著作用區間相對應。

（二）參評因素指標值－自然質量分值轉換

1.土壤pH值

參考《農用地分等定級規程》（國土資源大調查專用）及江蘇省第二次土壤普查有關土壤pH值優劣標准，確定本研究6大分等指標區的水稻、小麥兩種指定作物土壤pH值因素指標值－自然質量分值轉換標准（表3-8）。

表3-8 土壤pH值因素指標值－自然質量分值轉換標准表

根據上述標准，設土壤pH值為x，因素質量分值為y，按線性內插方法，建立土壤pH值因素指標值－自然質量分值轉換隸屬函數：

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

2.表層土壤質地

表層土壤質地是土壤較為穩定的自然屬性，它決定著土壤的水、肥、氣、熱及耕性等重要因素。表層土壤質地一般指耕層土壤的質地，分為砂土、壤土、粘土和礫質土等，它直接影響土壤的透氣性、透水性和保水保肥性，對農業生產影響很大。水稻、小麥的生態習性不同，水稻比較適合生長在偏黏、重質土壤中，而小麥卻適合生長於質地中等或略偏砂土壤中。由於水稻、小麥兩種指定作物生長發育對土壤質地的要求不同，本研究區分水稻、小麥進行表層土壤質地因素指標值－自然質量分值的轉換（表3-9）。

表3-9 表層土壤質地因素指標值－自然質量分值轉換標准表

3.土壤有機質含量

土壤有機質是土壤中所有含碳有機物的總稱，是土壤的重要組成部分，包含土壤中的各種動植物殘體、土壤微生物及其分解、合成過程中的各種產物。土壤有機質對土壤肥力狀況及其生產特性有著極其重要的作用。江蘇省農用地分等6大指標控制區，由於其地形、氣候、土壤類型和水分等各方面條件的不同，土壤中有機質含量水平有所差異。里下河平原區地形低窪，土壤水分含量高，與其他指標控制區相比，微生物分解活動較為緩慢，土壤中有機質含量比其餘地區高。寧鎮揚丘陵區和太湖平原區次之，徐淮平原區、沿江平原區和沿海平原區土壤中有機質含量較低。為此，本研究對各分等指標區，按其相應的標准進行土壤有機質含量因素指標值－自然質量分值的轉換（表3-10）。

表3-10 土壤有機質含量因素指標值－自然質量分值轉換標准表

根據上述標准，設土壤有機質含量為x，因素自然質量分值為y，按線性內插方法，建立土壤有機質含量因素指標值－自然質量分值轉換隸屬函數：

（1）里下河平原區

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

（2）寧鎮揚丘陵區和太湖平原區

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

（3）徐淮平原區、沿江平原區和沿海平原區

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

4.耕層土壤厚度

寧鎮揚地區屬於丘陵地帶，多山地、丘陵、崗地，土體較薄，耕層厚度比一般平原區薄。因此，耕層土壤厚度因素指標值－自然質量分值對寧鎮揚丘陵區和其他平原區分別按不同的標准進行轉換（表3-11）。

表3-11 耕層土壤厚度因素指標值－自然質量分值轉換標准表

根據上述標准，設耕層土壤厚度為x，因素自然質量分值為y，按線性內插方法，建立耕層土壤厚度因素指標值－自然質量分值轉換隸屬函數：

（1）寧鎮揚丘陵區

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

（2）其他平原地區

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

5.土壤障礙層深度

土壤障礙層指在耕層以下出現白漿層、石灰姜石層、粘土磐和鐵磐等阻礙根系伸展或影響水分滲透的層次。除出現深度外，土壤障礙層對作物生長發育的影響還與障礙層的類型、障礙層本身的厚度有關。其中，障礙層厚度與障礙層的類型密切相關。對土壤障礙層深度按下列標准（表3-12）進行因素指標值－自然質量分值的轉換。

表3-12 土壤障礙層深度因素指標值－自然質量分值轉換標准表

根據上述標准，設障礙層深度為x，因素自然質量分值為y，按線性內插方法，建立土壤障礙層深度因素指標值－自然質量分值轉換隸屬函數：

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

式中，A為土壤障礙層深度自然質量分值初始值，取值0～100，障礙層無影響時取100，影響很大時取0，需根據障礙層類型、障礙層本身厚度及指定作物種類確定。

6.土壤鹽漬化程度

江蘇省農用地分等6大指標控制區中，只有沿海平原區和徐淮平原區的自然質量參評因素體系中包含土壤鹽漬化程度因素。對土壤鹽漬化程度按下列標准（表3-13）進行因素指標值－自然質量分值轉換。

表3-13 土壤鹽漬化程度因素指標值－自然質量分值轉換標准表

根據上述標准，設土壤鹽漬化程度為x，因素自然質量分值為y，按線性內插方法，建立土壤鹽漬化程度因素指標值－自然質量分值轉換隸屬函數：

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

7.灌溉保證率

由於水稻和小麥的生態習性不同，灌溉保證程度對這兩種作物生長的影響性存在差異，水稻生長期需水量比小麥多，耐乾旱性比小麥差。本研究對指定作物水稻、小麥採用不同的標准（表3-14）進行灌溉保證率因素指標值－自然質量分值轉換。

表3-14 灌溉保證率因素指標值－自然質量分值轉換標准表

根據上述標准，設灌溉保證率為x，因素自然質量分值為y，按線性內插方法，建立灌溉保證率因素指標值－自然分值轉換隸屬函數：

（1）水稻

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

（2）小麥

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

8.排水條件

對排水條件，本研究不區分指定作物和分等指標區，採用直接賦分方法進行因素屬性指標值－自然質量分值轉換，標准見表3-15。

表3-15 排水條件因素指標值－自然質量分值轉換標准表

9.土壤侵蝕程度

江蘇省農用地分等6大指標控制區中，只在徐淮平原區和寧鎮揚丘陵區自然質量參評因素體系中包含土壤侵蝕程度因素。對土壤侵蝕程度，本研究不區分指定作物，兩個分等指標區按統一的標准（表3-16），採用直接賦分的辦法進行因素指標值－自然質量分值轉換。

表3-16 土壤侵蝕程度因素指標值－自然質量分值轉換標准表

續表

（三）參評因素自然質量綜合分值計算

本研究採用加權求和法，計算各分等單元各指定作物的參評因素自然質量綜合分值（Cl_ij）。計算公式為：

中國耕地質量等級調查與評定（江蘇卷）

式中：

C_lij——分等單元農用地自然質量綜合分值，為無量綱數；

i——分等單元編號；

j——指定作物編號；

k——分等因素編號；

ω_k——分等因素的權重；

P——分等單元的數目；

n——指定作物的數目；

m——分等因素的數目；

f_ijk——第i個分等單元內第j種指定作物第k個分等因素自然質量分值。

通過計算，本研究分別得出了針對水稻和小麥兩種指定作物的自然質量綜合分值。全省范圍內各分等單元水稻自然質量綜合分值介於0.6358～1分之間。各分等指標區中，太湖平原區為0.7436～1分，寧鎮揚丘陵區為0.6358～0.9865分，沿江平原區為0.6698～0.9965分，沿海平原區為0.5324～0.954分，里下河平原區為0.7053～0.9977分，徐淮平原區為0.6078～0.9729分；全省13個省轄市中，常州市為0.7075～0.9987分，淮安市為0.6358～0.9729分，連雲港市為0.6576～0.9568分，南京市為0.7398～0.9818分，南通市為0.6698～0.9691分，蘇州市為0.7878～1分，宿遷市為0.6453～0.9136分，泰州市為0.455～1分，無錫市為0.7046～0.9580分，徐州市為0.6078～0.9466分，鹽城市為0.5324～0.9655分，揚州市為0.7224～0.9977分，鎮江市為0.6438～0.9914分。

全省范圍內各分等單元小麥自然質量綜合分值介於0.6880～1分之間。各分等指標區中，太湖平原區為0.7538～1分，寧鎮揚丘陵區為0.6499～0.9946分，沿江平原區為0.7335～0.9923分，沿海平原區為0.5413～0.9165分，里下河平原區為0.7379～0.9700分，徐淮平原區為0.6151～0.9630分；全省13個省轄市中，常州市為0.7891～0.9689分，淮安市為0.6880～0.9588分，連雲港市為0.7253～0.9630分，南京市為0.7340～0.9678分，南通市為0.7335～0.9709分，蘇州市為0.8456～1分，宿遷市為0.7142～0.9380分，泰州市為0.7654～0.9546分，無錫市為0.7538～0.9814分，徐州市為0.6586～0.9326分，鹽城市為0.5413～0.8995分，揚州市為0.7385～0.9700分，鎮江市為0.6499～0.9946分。

自然質量綜合分值的數值變化和空間分布在6大指標區之間和13個省轄市之間差別較明顯。全省、各指標區各等別自然質量綜合分值面積占該區域面積比例見圖3-2和圖3-3。

圖3-2 各等別水稻自然質量綜合分值面積比例圖

圖3-3 各等別小麥自然質量綜合分值面積比例表

水稻自然質量綜合分值有65%在0.8分以上，0.7分以下面積不足2%，自然質量狀況較好，較適宜水稻生長。各分等指標區內，太湖平原區水稻自然質量綜合分值明顯高於其他指標區，0.9分以上面積佔77.31%，且佔全省同等別面積的40%以上，全區99%以上農用地水稻自然質量綜合分值在0.8分以上；其次是里下河平原區，水稻自然質量綜合分值0.8分以上面積佔95%左右；沿江平原區和寧鎮揚丘陵區接近全省平均水平；沿海平原區和徐淮平原區水稻自然質量綜合分值較低，85%以上分值在0.7～0.9分之間，0.9分以上面積只佔5%左右，全省水稻自然質量綜合分值0.7分以下的農用地有90%以上分布在這兩個區。行政區劃上，蘇州市水稻自然質量綜合分值最優，99%以上分值在0.8分以上，0.9分以上面積也佔75%以上；其次是常州市、揚州市、無錫市，水稻自然質量綜合分值0.8分以上面積佔95%左右，0.9分以上面積超過一半；南京市、鎮江市、南通市屬中等水平；徐州市、鹽城市、連雲港市、宿遷市較差，水稻自然質量綜合分值0.9分以上面積都不足10%，其中宿遷市60%以上農用地水稻自然質量綜合分值在0.8分以下。

地域分布上，水稻自然質量綜合分值0.9分以上農用地主要分布在太湖平原區內除孟河高平田區北部和洮滆平田區以外的地區，以及寧鎮揚丘陵區的儀六浦丘陵區中部和寧鎮丘陵區西部、石固圩區，沿江平原區的通揚高沙土區北部、通如靖平田區、江海墾區東部，里下河平原區的運東高平田區、中部低窪圩田區西部，徐淮平原區連雲港市海州區、徐州市城區周圍也有極少量分布；0.8～0.9分主要分布在沿江平原區的通如靖平田區、江海墾區東部、通揚高沙土區南部，里下河平原區內除0.9分以上分布區外的絕大部分地區，寧鎮揚丘陵區的寧鎮丘陵區東部、茅山丘陵區、秦淮圩區、儀六浦丘陵區中部，太湖平原區的孟河高平田區北部、洮滆平田區，沿海平原區的串場河東平田區、射陽河下游平田區，徐淮平原區的沂河淤土區北部、東贛沿海窪地區、銅邳山丘區、沂沭運窪地區、泗洪丘崗區東部、廢黃河沙鹼土區中部；0.7～0.8分主要分布在沿江平原區的通揚高沙土區大部、通如靖平田區南部局部地區，沿海平原區的沿海墾區，寧鎮揚丘陵區的寧鎮丘陵區東部、宜溧山區、儀六浦丘陵區東部、盱眙丘陵區，徐淮平原區的沂河淤土區南部、廢黃河沙鹼土區大部、東新贛崗嶺區、豐沛銅沙土區、泗洪丘崗區西部、洪澤湖及濱湖區；0.7分以下的農用地面積很小，主要分布在沿海平原區的灘塗區，徐淮平原區的東新贛崗嶺區和豐沛銅沙土區局部地區。

江蘇省農用地小麥自然質量綜合分值高於水稻自然質量綜合分值，大部分地區同一個評價單元的小麥自然質量綜合分值較水稻自然質量綜合分值高0.05分左右。全省農用地有80%以上小麥自然質量綜合分值在0.8分以上，0.7分以下的面積極少，不足1%。各分等指標區、各市小麥自然質量綜合分值的空間變化、地域分布與水稻自然質量綜合分值近似。兩者各分值段的地域分布略有差別的區域主要為太湖平原區的孟河高平田區北部和洮滆平田區，沿江平原區的通如靖平田區、江海墾區東部、通揚高沙土區南部，寧鎮揚丘陵區的茅山丘陵區東部、秦淮圩區，這些地區水稻自然質量綜合分值為0.8～0.9分，其小麥自然質量綜合分值為0.9分以上；沿江平原區的通揚高沙土區中部，寧鎮揚丘陵區的寧鎮丘陵區東部、宜溧山區，徐淮平原區的廢黃河沙鹼土區中部、豐沛銅沙土區、泗洪丘崗區西部、洪澤湖及濱湖區，這些地區水稻自然質量綜合分值為0.7～0.8分，其小麥自然質量綜合分值為0.8～0.9分；里下河平原區運東高平田區北部少量地區水稻自然質量綜合分值在0.9分以上，其小麥自然質量綜合分值為0.8～0.9分。除以上幾個地區外，全省其他地區水稻自然質量綜合分值和小麥自然質量綜合分值各等別分布基本一致。

Ⅳ 高嶺土與蘇州土的區別

高嶺土與蘇州土的區別：
1、高嶺土外觀呈白色或灰白色，被其他物質污染時，易變為黑、褐、粉、紅、米黃等色。高嶺土產出時呈緻密或疏鬆的塊狀，無辯寬光澤。
2、蘇州土是中低溫熱液蝕變殘余鬧橋型高嶺土。產於中國江蘇省蘇州陽山一帶，開發利用suzhouclay有手工和機械選礦兩類，優質品質地細膩攜彎亮滑潤，燒後白度可達百分之九十以上，故又名蘇州白土。

Ⅳ 土壤中重金屬元素有效量

(一)土壤中重金屬元素有效量提取劑及提取方法

土壤中重金屬元素全量只是評價土壤重金屬元素生物有效性和環境效應的基本前提，而對環境產生直接或潛在影響，或能被農作物吸收利用的，是土壤中重金屬元素全量中有效量。土壤中重金屬元素的有效量，並不是指以某個特定形態存在的組分，而是指以各種形態存在的組分中的活性部分。如果採用化學提取的方法，就是指能被某種提取劑提取的部分;如果採用農作物有效性的方法，就是指能夠被農作物直接利用的部分。因此，有效提取土壤中重金屬元素的有效量，並將其與農作物中重金屬元素含量結合起來揭示其間的必然聯系，是開展土壤重金屬元素生態效應評價的首要前提，也是建立重金屬元素生態效應評價體系和標準的基礎。要進行重金屬元素有效量提取，首先需要試制出有效的重金屬元素有效量提取劑及相應的提取方法。

在勘查地球化學、土壤化學和環境化學研究領域，通常採用連續提取的方法研究介質中元素的存在形態，並以此來判斷元素的活動性。連續提取法根據提取步驟和每一步所使用的提取劑的化學特性，將土壤中元素的存在形態劃分為5種相態或7種相態，這種劃分方法對於研究元素地球化學特性具有重要意義。如何根據形態分析結果確定元素的有效量尚不明確。因為在元素的各種存在形態中，水溶態和離子交換態的活動性較強，容易被農作物吸收;而其他各相態雖然不能被農作物直接吸收，但在一定環境條件下其中的一部分也可以轉化為農作物可以吸收的形態。很顯然，根據形態分析結果無法確定能被農作物吸收的有效量到底是多少。

在土壤中重金屬元素有效量研究方面，農業部門廣泛應用的元素有效態提取方法從理論到操作都比較成熟;但是有效態提取方法存在的一個缺憾是每一種方法只能針對某一種元素，至多兩種元素，難以在大規模土壤重金屬元素生態效應評價中推廣應用。因為土壤重金屬元素生態效應評價樣品數量大，分析測試指標多。有效態提取方法更側重農作物營養元素，對重金屬元素，如As、Cd、Hg、Pb等的研究不多，而這些元素則是重金屬元素生態效應評價中最重要的指標。

在有關元素有效態提取芹州方法的試驗研究中，關於通用型提取劑的研究已經有幾十年的歷史。所謂通用提取劑就是指能夠同時提取一個以上可評價土壤肥力或有毒元素有效態部分的提取劑，也稱為聯合提取劑(VanRaij，1994)。這一思路和相應的方法可以在重金屬元素有效量提取劑研製中借鑒。在通用型提取劑中，影響較大的有Mehlich3提取劑和AB－DTPA提取劑，這兩種提取劑被認為是可以測定任何類型土壤中元素有效態的通用提取劑(Jones，1990)。這兩種提取劑仍然是以提取農作物營養元素為重點，如Mehlich3提取劑把對有效P的提取放在首位;AB－DTPA主要針對Cu、Zn兩個元素，也是從農作物營養元素來考慮的。近年來，有研究者嘗試在土壤重金屬元素生態效應評價中使用AB－DTPA提取劑，取得了一些進展(馮兩蕊，2004;肖靈等，2004)。參考元素存在形態、有效態提取劑及提取方法研究應用現狀，結合生態效應評價的現實需要，重金屬元素有效量提取劑的研製即圍繞AB－DTPA展開。

AB－DTPA(碳酸氫氨－二乙三胺五乙酸)提取劑的化學組成為1mol/LNH₄HCO₃－0.005mol/LDTPA(pH=7.6)。其中的DTPA可以配位Fe、Cu、Mn、Zn、Pb、Ni、Cd等重金屬陽離子;浸提劑中的NH⁺₄能夠交換Na、K、Ca、Mg等鹼土金屬陽離子;振盪過程中，浸提劑中的HCO^－₃轉化為嫌羨蔽CO^2－₃後，與Ca₃(PO₄)₂中的Ca²⁺生成沉澱並釋放出其中的PO^3－₄。同樣原理，也可以釋放出MoO^3－₄、BO^3－₃、AsO^3－₄、SeO^2－₄等含氧酸根陰離子(Soltanpour，1985)，派帆這些陰離子恰好是對作物有效的存在形態。對於酸性土壤，由於AB－DTPA提取劑為pH=7.6的近中性溶液，加入土壤後不會明顯改變土壤酸鹼性及元素存在形態，仍然能夠以離子交換和配位作用方式提取各種陽離子和陰離子。從理論上分析，AB－DTPA就可以同時滿足對不同酸鹼類型土壤中元素有效量的提取。

AB－DTPA提取劑的有效性和實用性，通過AB－DTPA提取量與國家標准有效態提取方法提取量之間的相關性研究來確定。出於對比研究的需要，選擇有國家標准有效態提取方法的Cu、Zn、B、Mo和Si等幾個元素開展試驗。結果證明，對於石灰性和酸性土壤，AB－DTPA提取的Cu、Zn有效量與國家標准有效態提取方法提取的Cu、Zn有效態含量相關性均達到極顯著水平(α<0.01)(圖6－22)，說明用AB－DTPA提取劑能夠反映土壤中這兩個元素的有效量狀況。

利用AB－DTPA法與國家標准有效態提取方法提取的土壤Mo、S、Si有效量含量的相關關系也都達到了極顯著水平(α<0.01)，說明AB－DTPA提取劑也可以用來表徵土壤中Mo、S、Si等的有效量。

影響根系土中能被農作物直接吸收利用元素有效量的土壤理化特性包括pH值、電導率(EC)、有機碳(Org.C)含量、黏粒含量(nl)、陽離子交換量(CEC)等。在很多情況下，正是由於土壤理化特性的影響使得農作物中元素含量與根系土中元素含量之間的關系變得復雜和不確定。要了解農作物根系土與籽實中元素含量間的關系，就具體的某種重金屬元素來說，首先要明確的是哪種或哪些土壤理化特性指標在影響其有效量與全量關系中起主導作用。

從現有的試驗條件和試驗研究需要出發，研究中對土壤pH值、有機碳含量、陽離子交換量、電導率、黏粒含量等幾項能夠量化的土壤理化特性指標進行了分析測試，在分析測試結果基礎上應用SAS統計軟體，在考慮了土壤理化特性影響的前提下，對農作物根系土中重金屬元素有效量與全量間的關系進行了統計分析，統計結果的置信限α為5%，結果見表6－30。

為了保證方差的同質性，在進行統計分析之前，先將每一項指標的分析值轉換為log₁₀對數的形式(除pH外，因為pH已經是［H⁺］的對數)。這樣，表6－30中所列示的農作物根系土中有效量與全量關系統計結果實際上是各項指標對數函數間的關系。表6－30展示出的對農作物根系土中有效量與全量關系產生影響的土壤理化特性指標，均是在第一步回歸分析中顯示出來的有顯著影響的因子。

表6－30 農作物根系土中重金屬元素有效量與全量相關關系

注:「—」表示土壤理化特性對元素有效態與全量間相關性的影響沒有達到顯著水平(α<0.05);EC為電導率，單位mS/cm;CEC為陽離子交換量，單位cmol/kg;Org.C為有機碳，單位%;nl為粒徑小於2μm的土壤顆粒(黏粒)的百分含量，單位%。表中Cd、Hg含量單位為10^－9，其餘為10^－6。

從表6－30中可以看出，在4個研究區中，對農作物根系土中有效量與全量關系產生最顯著影響的土壤理化指標首推pH值，在第一步回歸分析中共出現了12次，充分說明土壤pH值是影響根系土中元素有效量與全量之間關系的最主要土壤理化指標。除江蘇研究區的As以外(該元素有效態主要以含氧酸根形式存在，因此隨pH升高而升高)，農作物根系土中其他元素的有效量都是隨著土壤pH值升高而降低，二者呈現出負相關關系。已有研究證明，通常情況下pH值主要是通過影響元素在土壤中的存在形態進而影響其行為。對中性和酸性土壤而言，pH值的改變能使重金屬元素以水溶態和離子交換態存在的量發生變化，從而改變元素的生物有效性;在石灰性土壤中，pH值變化對元素活動性的影響主要通過改變碳酸鹽結合態與水溶態和離子交換態之間的轉化方向而體現出來。大量盆栽試驗和田間小區試驗中用石灰調節土壤pH值，都有效控制了土壤溶液中的元素離子的濃度，從而降低了農作物對毒害元素的吸收(邵孝侯等，1993;李瑞美等，2003;Bujnovsky，1999)，這些研究成果都證明了土壤pH值改變對元素有效量的調控功能。

在土壤pH值之後，對農作物根系土中有效量與全量關系產生顯著影響的土壤理化指標依次是有機碳(Org.C)、黏粒(nl)等，其中有機碳(Org.C)在黑龍江－吉林研究區是最主要的影響因子。

土壤中元素的存在形態受土壤理化特性等因素影響，外部環境條件的改變只是影響土壤中元素存在形態及形態轉變的外部因素，內因的影響也不可忽視，即自然風化、成壤過程中元素固有的存在形態特徵。就表層土壤中累積的重金屬元素而言，其疊加到土壤中的載體固有的存在形態，是決定其活動性的最根本因素。有研究結果證實，疊加到土壤中的重金屬元素或以固體顆粒物為載體，或以礦物的形式存在(朱立新等，2004;馬生明等，2004;Zhuetal，2005;馬生明等，2007)，這種穩定的存在形式是土壤理化性質變化所難改變的，由此就限制了這部分重金屬元素的生態效應。

綜上所述，土壤中元素的有效量受多方面因素的綜合影響，這些因素既有自然環境方面的，也有土壤理化性質方面的，還有疊加物載體特性等。通過試驗研究發現，無論哪一影響因素，均是通過控制元素的存在形態及形態轉化進而影響重金屬元素的有效量及其生態效應。

農作物根系土中，包括其他類型的土壤中重金屬元素含量、有效量之間的相關性復雜多樣，受到土壤理化特性等的影響;但是對某些重金屬元素而言兩者間的相關關系畢竟還是存在的，而且還與極個別農作物中重金屬元素含量表現出一定的相關性。由此說明，土壤中重金屬元素還是會對農作物的食品衛生質量等造成影響。土壤中重金屬元素異常普遍存在，土壤中多數重金屬元素含量與農作物食品衛生質量間的關系並不確定，在這種情況下如何評價普遍存在於土壤中的重金屬元素異常的生態效應就成為亟待破解的難題。一條可能的有效途徑是針對土壤中重金屬元素異常的成因機理、異常組分存在形態特點等，以異常生態效應試驗結果為基礎，建立相應的評價標准，據此至少可以對存在於土壤中的重金屬元素異常進行定性評價。