會澤某鉛鋅礦周邊農田土壤重金屬生態風險評價

陸泗進，王業耀，何立環

中國環境監測總站，北京，100012

會澤某鉛鋅礦周邊農田土壤重金屬生態風險評價

陸泗進，王業耀*，何立環

中國環境監測總站，北京，100012

為了了解云南會澤某鉛鋅礦廢周邊農田土壤中重金屬含量及潛在的生態危害程度，利用野外采樣與實驗室分析相結合的方法，以會澤某鉛鋅礦周邊農田土壤(0～20 cm)為研究對象，分析其中7種的重金屬（Cd、As、Pb、Cr、Cu、Zn和Hg）含量，并采用風險評價代碼法和Hankanson潛在生態風險指數法評價對重金屬污染程度與潛在生態風險進行評價。結果表明：7種重金屬都存在超標或污染，其中Pb、As、Cd等的污染較為嚴重。統計學分析結果表明，Pb、As、Hg、Zn、Cd來源相同，鉛鋅礦冶煉污染物的排放可能是導致研究區域農田土壤重金屬含量升高的主要原因。7種重金屬化學形態也不盡相同：在重金屬有效態中，Cd的水溶態和可提取態較高（平均值達到31.2%）；Pb、Cu和Zn可還原態、可氧化態這兩部分含量較高，兩部分之和的平均值分別可達到27.9%、30%和27.2%；Hg、As和Cr的殘渣態含量較高，平均值分別為90.4%、72.9%和76.8%。風險評價代碼評價結果表明，54.4%的樣點Cd為高生態風險，45.6%的樣點Cd為中度生態風險；100%的樣點Zn為中度生態風險；Cu有41.2%的點位屬于低生態風險，58.8%的點位屬于中度生態風險；As和Pb主要以低生態風險為主（所占比例分別為92.6%和91.8%）；Hg主要以無生態風險為主（所占97.1%）。Hakanson潛在生態風險指數法結果表明，7種重金屬潛在生態危害大小順序為：Cd（331）＞ Hg（127.5）＞Pb（43.6）＞As（14.9）＞Cu（9.3）＞Zn（2.3）＞Cr（2.1）。7種重金屬的綜合潛在生態風險指數（RI）的范圍為58.2～1839.3。11%的采樣點處于輕微生態風險程度，27.1%的采樣點處于中等生態風險程度，46.3%的的采樣點處于強生態風險程度，15.6%的采樣點處于很強的生態風險程度。綜上所述，該礦區周邊農田土壤受到了嚴重的重金屬污染，由此引起的重金屬生態風險不容忽視。

土壤；重金屬；形態分析；潛在生態風險

云南會澤鉛鋅礦是川滇黔鉛鋅成礦區的大型富鉛鋅礦床的典型代表之一，規模大、品位高、伴生有用元素多，歷史上由于生產力落后，這里的鉛鋅礦長期以來都采用土法冶煉。冶煉過程中，未回收的金屬Cd、Pb、Hg等被大量釋放到大氣或殘留于礦渣中。研究表明（黃奎賢等，2012；房輝和曹敏，2009；吳攀等，2002；翟麗梅等，2008；董亞輝等，2013），鉛鋅尾礦中Pb、Zn或Pb、Zn、Cu、Cd污染嚴重。Pb和Zn在自然界中主要以硫化物的形式存在，由于人為的開礦、采礦和制礦等活動，使這些存在于礦石硫化物中的重金屬發生再分配，并在土壤中形成積累、富集，造成污染。在云南省會澤縣遺留有不少鉛鋅礦開礦、冶礦的廢棄礦址，廢渣中含有大量Cd、Pb、Zn等重金屬，進入土壤環境后因不能被環境中的微生物分解而易于在土壤中積累，并在農作物中殘留，最終通過食物鏈在動物、人體內積累，嚴重影響人體健康，并對整個生態系統構成極大的危害（鄭玉歆，2013；鄭喜坤等，2012；陳懷滿，1996；曾希柏等，2013）。

目前常用的土壤重金屬污染評價方法包括：單因子污染指數法、內梅羅綜合污染指數法、地質累積指數法等。同時，研究人員也開始采用Hakanson潛在生態風險指數法等對土壤重金屬的生態風險進行評價（劉勇等，2014；謝文平等，2014）。另外，由于重金屬不同的存在形態可能會產生不同的環境效應，并直接影響到重金屬的生物有效性、毒性、遷移以及在自然界的循環（韓春梅等，2005）。因此，研究重金屬的形態分布可以提供更為詳細的重金屬元素生物可利用性和潛在生態風險信息（章海波等，2010）。目前，基于重金屬有效態的生態風險評價，如采用風險評價代碼（Risk assessment code, RAC）評價重金屬生態風險等逐步在開展中（Singh等，2005；Guo等，2010）。重金屬風險評價代碼法主要關注重金屬有效態，特別是水溶態和可提取態所存在的風險，為開展重金屬生態風險評價提供了另一種新的思路。但重金屬風險評價代碼法能評價出單個重金屬的生態風險，對于多種重金屬綜合的生態風險尚不能評價。如何能將重金屬風險評價代碼法和Hankanson潛在生態風險指數法各自優勢結合起來開展土壤重金屬的生態風險評價還需要大量基礎研究。

本文以云南會澤某鉛鋅礦廢周邊農田土壤為研究對象，對其土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu和Zn等的含量、存在形態進行研究，在此基礎上運用風險評價代碼法和潛在生態風險指數法評價其生態風險。通過本研究探討采礦區周邊農田土壤重金屬的潛在生態風險，為今后進一步開展土壤重金屬生態風險評價方法研究提供一定的理論依據和實踐經驗。

1　材料與方法

1.1研究區域概況

研究區位于云南省會澤縣某大型某鉛鋅礦廢棄礦址周邊受污染影響，目前暫無耕種的農業土壤，土壤類型為黃棕壤。該區域是川滇黔鉛鋅成礦區的大型富鉛鋅礦床的典型代表之一，煉鋅歷史較長，造成該地區土壤污染嚴重。

該地區地形以山地地貌為主，海拔較高，平均海拔2200 m以上；屬典型的溫帶高原季風氣候，四季不明，夏無酷暑，冬季冷寒，干濕分明，年平均氣溫12.6 ℃，年平均降雨量為858.4 mm。當地種植的主要農作物為水稻、玉米、大豆、馬鈴薯和蕎麥等。

1.2樣品的采集與分析

在該區域的農田土壤按照網格法布設采樣點位（500 m×500 m），共采集土壤樣品55個，采樣深度為0～20 cm，在小范圍內多點采樣后混合為一個樣，然后用四分法選取1 kg土壤。為防止樣品間的交叉污染以及采樣工具之間的污染，采樣中一律使用塑料工具操作。土壤樣品最終密封保存在塑料袋中待測。樣品采集后，剔除石塊、生物殘骸與植物碎片，置于陰涼干燥處風干后，研磨，并過60目篩后備用。

1.3重金屬總量和化學形態分析

采用硝酸-氫氟酸-高氯酸高溫溶解土壤樣品進行消解，利用電感耦合等離子質譜法(Perkin-Elmer 3300 DV)測定土壤中Cu、Pb、Zn、Cr；Cd采用AAS(Hitachi 508)測定；As采用AFS(AFS-1201)測定；Hg采用氫化物發生-原子熒光法測定。分析中同時包含3個土壤國標樣的質量控制，質控樣測定均值和偏差都在規定要求范圍內，平行樣測定含量相對偏差均在10%以內。

重金屬元素化學形態分析采用歐共體修正的BCR順序提取法。BCR法的提取步驟如下（章海波等，2010）：（1）采用40 mL 0.1 L mol·L-1的醋酸(HOAc)在室溫（25 ℃）下提取，提取液中重金屬含量表示可溶態和交換態部分的重金屬總和，文中以F1表示；（2）上一步提取殘留物繼續用40 mL 0.1 mol·L-1鹽酸羥胺（NH2OH·HCL）（pH=2.0）在室溫（25 ℃）下提取，提取液中重金屬含量表示可還原態部分的重金屬，文中以F2表示；（3）上一步提取殘留物繼續用20 mL 8.8 mol·L-1雙氧水（H2O2）分2次在室溫下消化1 h后，恒溫水浴（85+2 ℃）消化1 h，冷卻至室溫后，用50 mL 0.1 mol·L-1醋酸銨（NH4OAc）（pH=2.0）在室溫（25 ℃）下提取，提取液重金屬濃度代表可氧化態部分的重金屬，文中以F3表示；剩下的部分即為殘渣態，文中以F4表示。詳細步驟及計算見參考文獻（章海波等，2010；Luo等，1998a；Luo等，1998b）。本次研究采用的BCR連續提取方法得到的7種重金屬的回收率范圍為91%～94%。

1.4土壤重金屬生態風險評價

分別采用Hakanson的潛在生態風險評價(The Potential Ecological Risk Index，RI)和風險評價代碼(Risk assessment code, RAC)法開展了潛在生態風險評價（Guo等，2010；Hakanson，1980）。潛在生態風險評價法的參比值采用云南省土壤重金屬的背景值，毒性系數采用Zn=1 ＜ Cr=2 ＜ Cu=Ni=Pb=5＜ As=10 ＜Cd=30＜Hg=40（徐爭啟等，2008）。土壤重金屬的潛在生態風險分級標準見表1（Alexis等，2011）。RAC法基于BCR順序提取法獲得的F1的值的百分比對重金屬生進行態風險評價（Singh等，2005；Guo等，2010）。RAC法分級標準如下：F1（%）＜1，無風險；1～10，輕微風險；11～30，中等風險；31～50，高風險；＞50，極高風險。

表1　土壤重金屬的潛在生態風險分級標準Table 1　Classification standard of potential ecological risk of heavy metals in soil

2　結果與討論

2.1土壤重金屬含量及污染狀況

由于土壤重金屬污染的非均勻性，采用最小值、10%值、25%值、中位值、75%值、90%值、最大值、平均值、標準差和變異系數等指標對研究區55個土壤樣品進行統計分析，7種重金屬含量特征見表2。

土壤重金屬含量整體特征為Cd濃度范圍0.1～9.5 mg·kg-1，中位值1.2，平均值2.3 mg·kg-1，標準差0.9；Hg濃度范圍0～3.3 mg·kg-1，中位值0.2 mg·kg-1，平均值0.4 mg·kg-1，標準差0.7；As濃度范圍1.0～132 mg·kg-1，中位值13.0 mg·kg-1，平均值25.2 mg·kg-1，標準差26.4；Pb濃度范圍4.8～2186 mg·kg-1，中位值72.0 mg·kg-1，平均值218.6 mg·kg-1，標準差391.9；Cr濃度范圍1.3～279 mg·kg-1，中位值94.1 mg·kg-1，平均值95.6 mg·kg-1，標準差55.1；Cu濃度范圍14～52 mg·kg-1，中位值20.5 mg·kg-1，平均值23.5 mg·kg-1，標準差9.1；Zn濃度范圍183～697 mg·kg-1，中位值316 mg·kg-1，平均值337.8 mg·kg-1，標準差42.8。

土壤重金屬變異系數均較低，說明7種重金屬空間差異均不大，這7種重金屬受外界狀況影響可能比較一致，反映這7種重金屬在該區的來源可能具有同源性，表明該區域農田土壤主要受到鉛鋅礦開采的影響。此外，變異系數較低也說明本實驗布設的35個采樣點的土壤重金屬含量基本能反映出研究區農田土壤重金屬的整體狀況。

與《土壤環境質量標準》（GB15618-1995）中的二級標準相比，上述土樣中7種重金屬都存在不同程度的超標。其中超標最嚴重的為Cd，超標率達到92.6%；其次是Zn，超標率為75%。7種重金屬超標率大小順序為Cd＞Zn＞Pb＞Hg≈As＞Cr＞Cu。按照單因子評價分級標準，Cr和Cu污染指數均在3以下，表明污染相對較輕。污染指數大于5屬重度污染比例最高的是鎘（35.3%），然后是鉛（13.2%）、汞（2.9%）、砷（1.5%）。這表明土壤各重金屬均有一定程度的積累和超標，其中，Cd在采樣區土壤中發生了明顯的積累，污染可能較重。

地質累積指數法被廣泛應用于土壤及沉積物中重金屬的污染評價（陳懷滿，1996；宣昊等，2005）。本文也采用地質累積指數法對7種重金屬污染程度進行了計算，結果表明，研究區土壤中Cr、Hg都處于輕度污染或未污染程度；Cu除個別采樣點處于偏中度與中度污染水平，其余采樣點污染程度不明顯；土壤中Pb、As、Cd環境生態污染較嚴重，個別采樣點達到重度污染水平。

綜上，與國內的相關報道對比（丁海霞等，2008；韓君等，2014；賈琳等，2009；陳鴻漢等，2006；簡敏菲等，2010），研究區域土壤Cd、Pb、As的含量也偏高。因此，該區域土壤重金屬污染應引起高度關注，尤其是Pb、As、Cd等污染及其帶來的生態風險。

2.2土壤重金屬相關性分析和聚類分析

統計學中的相關性分析已經被廣大國內外學者廣泛應用于研究土壤重金屬的領域（董亞輝等，2013）。由研究區域土壤重金屬之間的相關性情況（表3），可以看出Zn與Cd、As、Hg及Cd與Cu、Pb、As在土壤中均呈現顯著的正相關性，說明其地球化學性質相似，表明其可能具有相同的污染源；As、Cu及Hg、Cd均呈現中度正相關性。另外，除Cd和Zn之外，其他重金屬均與有機質（OM）不呈現相關性，表明Cd與Zn的富集可能與土壤中的有機質含量有關。

同時采用歐氏距離方法將所研究的7種重金屬元素進行變量水平的聚類分析，該結果進一步表明，所研究的7種重金屬主要可以分成3種主成分，總共貢獻率達到了94.2%。Pb、As、Zn、Cd 5種元素主要構成第一主成分，貢獻率為58.2%；Cr、Hg、Cu兩者主要構成第二主成分，貢獻率為36%。這表明，研究區大部分重金屬元素可能來源比較接近，可能主要來自于人為污染，即冶煉作業造成的污染。

表2　35個土樣中重金屬總量測定Table 2　The total metal concentrations in soil samples　　　　　　　　　mg·kg-1

表3　采樣區土壤重金屬之間的相關系數Table 3　Correlation coefficients of heavy metals in shudy area

綜上，冶煉污染物的排放可能是導致研究區域農田土壤重金屬含量升高的主要原因。因此，應重視該地區由于礦產開采可能導致的農田土壤重金屬的污染。

2.3重金屬風險評價代碼評價

采用改進的BCR連續提取法測定了土壤中重金屬水溶態和可提取態（F1）、可還原態（F2）、可氧化態（F3）及殘渣態（F4）等4種形態的含量，55個土樣中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu和Zn各形態的含量分布情況見表4。

由表4可以看出，水溶態和可提取態（F1）含量均值大小順序為Cd（31.2%）＞Zn（13.8%）＞Cu（12.0%）＞Pb（5.4%）＞Cr（4.1%）＞As（2.8%）＞Hg（0.6%）；可還原態（F2）含量均值大小順序為Zn（22.2%）＞Pb（19.1%）＞Cu（14.9%）＞Cr（13.7%）＞Cd（10.9%）＞As（6.1%）＞Hg（0.9%）；可氧化態（F3）含量均值大小順序為As（16.7%）＞Cu（15.1%）＞Cd（14.9%）＞Pb（8.8%）＞Zn（7.0%）＞Cr（5.4%）＞Hg（4.7%）；殘渣態（F4）含量均值大小順序為Hg（90.4%）＞Cr（76.8%）＞As（72.9%）＞Pb（66.5%）＞Cu（59.1%）＞Zn（56.2%）＞Cd（41.9%）。通常認為水溶態和可提取態（F1）、可還原態（F2）、可氧化態（F3）為重金屬的有效態（陳鴻漢等，2006）。綜上，由7種重金屬的F1+F2+F3的均值來看，其有效態含量的大小順序為Cd（57.0%）＞Zn（43.0%）＞Cu（42.0%）＞Pb（33.3%）＞As（25.6%）＞Cr（23.2%）＞Hg（6.2%）。

在重金屬有效態中，Cd的水溶態和可提取態最高（F1，平均值達到31.2%），重金屬水溶態和可提取態一般吸附于土壤黏土、腐殖質等，這部分重金屬對環境變化敏感，易于遷移轉化，可以直接被植物富集和利用。所以水溶態和可提取態在BCR所有提取形態中對環境和生物的危害及毒性程度最高，且Cd元素的毒性相對較大，因此Cd的潛在生態風險不可忽視。

在重金屬有效態中，Pb、Cu和Zn可還原態（F2）、可氧化態（F3）這兩部分含量較高，兩部分之和的平均值分別可達到（27.9%、30%和27.2%）。碳酸鹽結合態是指重金屬元素在土壤中與碳酸鹽礦物等形成的共沉淀結合態，這部分重金屬對土壤pH值變化敏感，土壤pH值降低，這部分重金屬就會釋放出來。鐵錳氧化物結合態就是重金屬被土壤中鐵錳氧化物吸附或本身就成為氫氧化物沉淀的一部分，這部分重金屬不易釋放。但土壤的pH 值和氧化還原電位變化對重金屬鐵錳氧化物結合態有重要影響。當氧化還原電位降低時，這種結合形態的重金屬鍵可以被還原成為生物可利用態（Guo等，2010）。因此，Cu和Zn的潛在生態風險也值得進一步關注。此外，Cd、Pb、Cu和Zn的有效態含量較高可能與當地土壤酸性較強有關（pH值平均值為6.5）。

表4　土壤中7種重金屬不同化學形態的組成百分比Table 4　Chemical fractionation of heavy meatls in soil　　　　　　　　　w/%

殘渣態（F4）含量最高的是Hg、As和Cr，平均值分別為（90.4%、72.9%和76.8%），可認為在環境中是惰性的，對生物的毒性較弱。

依據Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu和Zn 7種重金屬水溶態和可提取態（F1）含量百分比，采用風險評價代碼方法對其生態風險進行評價。結果表明：Cd所有點位均存在生態風險，為中度和高生態風險（所占比例分別為45.6%和54.4%），盡管沒有極高生態風險點位，但考慮到Cd的可還原態（F2）、可氧化態（F3）這兩部分含量較高，一旦土壤的pH值和氧化還原電位變化，Cd就會游離出來，因此，Cd存在很大的生態風險。

Cu有41.2%的點位屬于低生態風險，58.8%的點位屬于中度生態風險。Zn全部為中度生態風險。此外，Cu和Zn可還原態（F2）、可氧化態（F3）這兩部分含量也較高（30%和27.2%）。因此，當土壤pH值和氧化還原電位發生變化時，這部分Cu和Zn也可能會游離出來成為水溶態和可提取態，因此Cu和Zn生態風險不容忽視，特別是Zn的生態風險，應引起關注。

Hg只有2個點位為低生態風險（所占比例為2.9%），其余點位均無生態風險。結合重金屬形態分析結果，Hg主要以殘渣態存在于土壤中。因此，Hg的生態風險較低。Cr全部點位均為低生態風險。As主要以低生態風險為主（所占比例為92.6%），有5個點位屬于中度生態風險（所占比例為7.4%）。Pb主要以低生態風險為主（所占比例為91.8%），只有6個點位屬于中度生態風險。結合重金屬形態分析結果，As的可氧化態（F3）含量所占比例較高(16.7%)、Cr和Pb可還原態（F2）含量所占比例較高(13.7%和19.1%)，因此，當土壤pH值和氧化還原電位發生變化時，這部分As、Cr和Pb可能也會游離出來成為水溶態和可提取態，因此，As、Cr和Pb可能存在一定的潛在生態風險。

綜上，重金屬風險評價代碼評價結果表明，該研究區土壤Cd和Zn的生態風險最高，Cd和Zn應該作為該區域土壤中首要污染物加以重點關注。

2.4重金屬潛在生態風險評價

重金屬風險評價代碼法主要關注重金屬有效態，特別是水溶態和可提取態所存在的風險，但該方法只能評價出單個重金屬的生態風險，對于多項重金屬所存在的綜合的生態風險尚不能評價。為此，本研究還采用Hakanson的潛在生態風險指數法對研究區土壤的重金屬生態風險進行了評價，結果見表5。

表5　重金屬潛在污染評價Table 5　Assessment of the eco logical risk of heavy metals in soil

由表5可知，Cd的潛在生態風險程度最大，6.7%的采樣點Cd達到中等生態風險，13.3%的采樣點Cd達到強生態風險，33.3%采樣點Cd達到很強生態風險，46.7%的采樣點Cd達到極強生態風險；Cd的潛在生態風險程度次之，以很強或較強生態危害為主；Pb、As處于中等的生態風險；Cr、Cu、Zn均屬輕度生態風險。由上述7種重金屬的潛在生態危害系數的均值來看，其潛在生態危害大小順序為：Cd（331）＞Hg（127.5）＞Pb（43.6）＞As（14.9）＞Cu（9.3）＞Zn（2.3）＞Cr（2.1）。

多種重金屬的綜合潛在生態風險指數（RI）的范圍為58.2～1839.3。11%的采樣點處于輕微生態風險程度，27.1%的采樣點處于中等生態風險程度，46.3%的的采樣點處于強生態風險程度，15.6%的采樣點處于很強的生態風險程度。55個采樣點中除6個點位外，其余點位都達到了中等及以上的風險程度。可見，本研究區域農田土壤重金屬存在很高的生態風險，可能會存在農產品安全隱患。此外，重金屬Cd是在潛在生態危害中占有較大的貢獻率，不同的釆樣點的Cd潛在生態危害系數與相應的RI值據有較好的一致性，這可能主要與Cd潛在生態危害較大有關。該地區Cd的生態風險應引起高度關注。

另外，可以看出，Hankanson的潛在生態風險指數法的結果與重金屬風險評價代碼評價結果不完全一致，可能原因是潛在生態危害指數法引入了反映重金屬毒性水平和生物對重金屬污染敏感程度的毒性系數，比如，Hg的毒性系數為40，As的毒性系數為10，而Zn的毒性系數為1，一定程度上會造成Zn的風險計算結果偏低，而Hg、As的計算結果偏高。潛在生態風險指數法可以使不同種類重金屬的毒性水平在評價中體現出來，其將重金屬的生態效應、環境效應與毒理學聯系在一起；而重金屬風險評價代碼法主要關注重金屬有效態，特別是水溶態和可提取態所存在的風險，如由于游離態的Hg含量不高，因此在重金屬風險評價代碼評價中評價得到Hg的生態風險較低。因此造成兩者的評價結果不完全一致。但對于潛在生態風險指數法，如何能獲得更合理的重金屬元素的毒性系數還需進一步深入探討和完善。此外，如何能將重金屬風險評價代碼法和Hankanson潛在生態風險指數法各自優勢結合起來開展土壤重金屬的生態風險評價也需要深入研究。

3　結論

（1）單因子指數法和地質累積指數法計算結果表明研究區的農田土壤確實已受到不同程度的污染，7種重金屬都存在超標或污染，特別是土壤中Pb、As、Cd等的污染較嚴重，應引起高度關注。

（2）相關分析結果及聚類分析結果表明：研究區大部分重金屬元素可能來源比較接近，可能主要來自于人為污染，即鉛鋅礦冶煉作業造成的污染。

（3）不同重金屬在的形態分布差異較大。在重金屬有效態中，Cd的水溶態和可提取態（F1）最高，Pb、Cu和Zn可還原態（F2）、可氧化態（F3）這兩部分含量較高，殘渣態（F4）含量最高的是Hg、As和Cr。

（4）依據重金屬水溶態和可提取態（F1）含量百分比，采用風險評價代碼方法對其生態風險進行評價。結果表明：Cd所有點位均存在生態風險，為中度和高生態風險（所占比例分別為45.6%和54.4%）。Cu有41.2%的點位屬于低生態風險，58.8%的點位屬于中度生態風險。Zn全部為中度生態風險。Hg只有2個點位為低生態風險（所占比例為2.9%），其余點位均無生態風險。Cr全部點位均為低生態風險。As主要以低生態風險為主（所占比例為92.6%），有5個點位屬于中度生態風險（所占比例為7.4%）。Pb主要以低生態風險為主（所占比例為91.8%），只有6個點位屬于中度生態風險。

（4）采用Hakanson的潛在生態風險指數法對研究區土壤的重金屬生態風險進行了評價，7種重金屬潛在生態危害大小順序為：Cd（331）＞Hg（127.5）＞Pb（43.6）＞As（14.9）＞Cu（9.3）＞Zn（2.3）＞Cr（2.1）。多種重金屬的綜合潛在生態風險指數（RI）的范圍為58.2～1839.3。11%的采樣點處于輕微生態風險程度，27.1%的采樣點處于中等生態風險程度，46.3%的的采樣點處于強生態風險程度，15.6%的采樣點處于很強的生態風險程度。

綜上可見，本研究區域農田土壤存在很高的生態風險，可能存在農產品安全隱患。此外，重金屬Cd是在潛在生態危害中占有較大的貢獻率，該地區Cd的生態風險應引起高度關注。

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Heavy Metal Pollution and Ecological Risk Assessment of the Paddy Soils around A Pb-Zn Mine in Huize Country

LU Sijin, WANG Yeyao*, HE Lihuan

China National Environmental Monitoring Centre, Beijing 100012, China

In order to investigated the metals concentrations and their potential ecological risks of heavy metals in soil, the concentrations of Cd, Hg, As, Pb ,Cr ,Cu and Zn in the topsoil of paddy fields near a smelting area located in the Hunan province were analyzed by field sampling and laboratory analysis. The experimental data indicate that the soil was seriously polluted by heavy metals, especially by Pb, As, Cd. Additionally, cluster analyses suggested that the study area is influenced by anthropogenic contributions. The chemical speciation analysis of heavy metal showed the available content of Cd mainly existed in exchangeable form (31.2%). The available content of Pb, Cu and Zn were distributed mainly in acid extractable fractions and Fe/Mn oxide fractions (27.9%, 30% and 27.2%), and Hg, As, Cr was mainly associated with residual fraction (90.4%, 72.9% and 76.8%). The results of risk assessment code showed Cd was medium and high risk (45.6% and 54.4%), Zn was medium risk (100%), Cu was low and medium risk (41.2% and 58.8%), Hg was mainly no risk (97.1%), As and Pb was mainly low risk (92.6% and 91.8%). The consequence of the averagefor heavy metals is Cd (331) ＞ Hg (127.5) ＞ Pb (43.6) ＞ As (14.9) ＞ Cu (9.3) ＞ Zn (2.3) ＞ Cr (2.1). The range of the potential ecological risk of soil is 58.2～1839.3. There are 11% of sites classified as low risk, 27.1% classified as medium risk, 46.3% classified as high risk and 15.6% posed an extremely high risk. The above results indices the research area is presented with an important ecological risk.

soil; heavy metals; spatial distribution; potential ecological risk

X825

A

1674-5906（2014）11-1832-07

陸泗進，王業耀，何立環. 會澤某鉛鋅礦周邊農田土壤重金屬生態風險評價[J]. 生態環境學報, 2014, 23(11): 1832-1838.

LU Sijin, WANG Yeyao, HE Lihuan. Heavy Metal pollution and Ecological Risk Assessment of the Paddy Soils around A Pb-Zn Mine in Huize Country [J]. Ecology and Environmental Sciences, 2014, 23(11): 1832-1838.

2012年中國工程院重大咨詢項目（2012-ZD-3-1）

陸泗進（1979年生），男，高級工程師，博士，主要研究方向為土壤環境監測評價與質量安全。E-mail：lsj@cnemc.cn

*通信作者：E-mail：wangyy@cnemc.cn

2014-09-11