进入土壤的污染重金属可以溶解于土壤溶液中，吸附于胶体的表面，闭蓄于土壤矿物之内，与土壤中其它化合物产生沉淀，这些都影响到植物的吸收与积累。土壤不同组分之间重金属的分配，即重金属形态，是决定重金属对植物有效性的基础，一种离子由固相形态转移到土壤溶液中，是土壤中增加该离子对植物有效性的前提。控制土壤固一液相间平衡的因子十分复杂，而且至今尚未完全弄清楚；但研究表明在这样一个复杂体系中的平衡为其pH、温度、有机质含量、氧化还原电位、矿物成分、矿物类型以及其他可溶性成分的浓度等所影响。
一
重金属浓度的影响
一般说来，植物吸收重金属的浓度有随土壤中污染重金属浓度的增高而增加的趋势，在污染土壤中生产的糙米平均重金属含量亦较高。重金属浓度增加到一定数值后，可对植物的生长产生危害，生理、生化过程受阻，生长发育停滞，甚至死亡，其原因可能是由于减少了光合作用速度，引起禾苗缺水，或由于抑制了有机养分的矿化而使土壤中氮和磷等的供应降低等。在一定范围内，植物产量与土壤重金属的污染程度有着良好的相关性。随着土壤中重金属浓度的增加，春小麦的产量有着明显的降低。
除了对产量的影响外，植物对重金属的吸收亦随着土壤污染程度的增加而增大，例如盆栽试验中几种作物籽粒含砷量与土壤含砷量的关系表明，植物对As的吸收随着土壤中As浓度的增加而增加，直至受害。砷对植物危害的症状首先表现在叶片上，受害叶片卷曲、枯萎、脱落，然后是根部的伸长受到阻碍，致使植物的生长发育受到显著抑制，甚至枯死。砷可以取代DNA中的磷，抑制水分从根部向地上部输送，妨碍水分特别是养分的吸收，从而使叶片凋萎以至枯死。水稻受砷毒害的可见症状表现为植株矮化、叶色浓绿、抽穗期或成熟期延迟。严重受害时地上部分发黄、根系发黑且根量稀少。大豆受轻度毒害时，长势较弱，萎缩，干物重下降;严重毒害时则绝产。
二
氧化还原电位、pH和阳离子交换容量
氧化还原电位Eh、PH是影响淹水土壤中重金属的可动性和对植物有效性的重要因子，在控制氧化还原电位和pH（5，6，7，8)情况下的研究结果表明，水稻对Cd的吸收总量随着氧化还原电位的增加和pH的降低而增加，许多试验均证实了这一点。不同品种，例如小麦和水稻对重金属抗性的差异亦与氧化还原电位有关;不同农业管理措施，如水肥管理亦可造成氧化还原电位和pH的差异，从而影响植物对重金属毒害的抗性，例如在淹水条件下，减产25%时的土壤添加Cd浓度为320mg/kg,而在非淹水条件下同样减产幅度时的Cd浓度仅为17 mg/kg。氧化还原电位的降低，在一些土壤中可能形成重金属的硫化物，从而使重金属的水溶性减小，减小了其毒害程度。
土壤中重金属的活性与其所处环境的pH有着密切的关系，对重金属阳离子来说，pH越低，溶解度越大，活性越大，植物吸收越多，这有可能归因于一些固相盐类溶解度的增加使得重金属的吸附减少，从而增加了土壤溶液中重金属的浓度。在相同Pb含量而pH不同的土壤中，所栽种的大豆对Pb的吸收表现出随着pH升高而降低的趋势。在其他条件相似的情况下，阳离子交换容量越高，对重金属的钝化能力越强
三
土壤质地
一定量的重金属或类金属投入到土壤后，土壤质地越黏重，它的持留性就越大。反之，土壤质地越砂，它的淋失率就越高。从土壤有效态Cd与机械组成的关系可以看出：土壤机械组成对醋酸铵可提取Cd和DTPA可提取Cd均有明显影响，即随着土壤质地的加重，两种提取液可提取Cd的量均随之减少，而小麦籽粒的吸收量也随着土壤质地的加重而降低。当投加Cd 10mg/kg时，在质地为黏质土和砂质土中，醋酸铵可提取Cd分别为7.2%和11.3%，DTPA可提取Cd为46.2%和61.2%，而麦粒吸收率为2.5%和6.3%。
四
共存离子的影响
土壤中其他离子的存在，也影响植物对重金属的吸收。研究表明，在石灰性土壤中有Ca存在时，植物体内即使铅的浓度较高也没有明显的毒性，这可能是因为钙与铅竞争的结果，使铅被吸收在植物体中酶结构的不起毒害的位点上。磷酸盐的存在也影响植物吸收铅，当玉米幼苗生长在有足够磷酸盐的含铅培养液中时，叶中的含铅量为936mg/kg，而当培养液中缺少磷酸盐时，则含铅量高达6716mg/kg;显然，磷酸盐减少了植物叶中Pb的累积，这是由于根部的磷酸盐与铅的作用而延缓了它向叶中的迁移。
Cd，Zn共存对植物吸收Cd和Zn均有影响。野外条件下土壤和小麦含镉量的调查结果表明，土壤中锌和镉的含量变化影响着小麦对镉的吸收，当Zn/Cd比增大时，小麦吸收镉量会随之降低，土壤Zn/Cd比与小麦吸收镉之间呈负指数关系。在土壤含镉量小于2mg/kg时，Zn对镉的影响大约在Zn/Cd小于1500时较为显著，大于1500时其影响较小。
