典型鉛鋅礦區河流沿岸農田土壤重金屬分布特征及潛在生態風險評價

郭朝暉，涂衛佳，彭 馳，黃 博，肖細元，薛清華

典型鉛鋅礦區河流沿岸農田土壤重金屬分布特征及潛在生態風險評價

郭朝暉，涂衛佳，彭 馳，黃 博，肖細元，薛清華

（中南大學冶金與環境學院，長沙 410083）

以原桃林鉛鋅礦區下游新墻河為例，依據河水灌溉特征，開展了河流沿岸農田土壤中重金屬污染調查研究。應用內梅羅綜合污染指數、地積累指數分析了農田土壤中重金屬的污染與分布特征，利用相關性分析和聚類分析研究了重金屬的主要來源，利用Hakanson潛在生態風險指數評估了重金屬的潛在生態風險。研究結果表明，新墻河沿岸農田土壤中存在以Cd為主，As、Cu、Ni、Pb、Zn共存的多種重金屬污染，主要集中在距離原桃林鉛鋅礦3 km范圍內，呈現明顯的點源污染分布特征。沿水流方向，農田土壤中重金屬污染程度總體呈現下降趨勢。距離礦區3 km范圍內農田土壤中As、Cu和Pb，3～15 km范圍內Cd、Ni和Zn含量仍處于《土壤環境質量標準（GB 15618—1995）》二級標準臨界值水平；15～30 km范圍內As、Cd、Cu、Ni、Pb和Zn含量基本在二級標準臨界值以下；而在距離礦區30～50 km范圍內河流沿岸農田土壤中只存在輕微的Cd污染。新墻河沿岸50%以上的農田土壤樣品中Cd的生態風險系數達中等及以上；沿水流方向，距離礦區約6 km范圍內灌溉水覆蓋區的農田土壤中重金屬潛在生態風險較高，需要優先防控。

鉛鋅礦區；新墻河；農田土壤；鎘；空間分布；潛在生態風險評價

礦產資源采選、冶煉和利用為工業化和城市化快速發展提供了重要物質基礎。然而，金屬礦產資源采選和冶煉過程中引發了較為突出的重金屬污染問題，常常造成周邊及流域土壤重金屬污染[1-3]，地表、地下水中重金屬含量超標[4]，礦區流域下游農田土壤環境質量惡化[5]，并通過食物鏈危害當地居民健康[6-8]。金屬礦山由于生產過程中礦石開采和轉運、尾礦中濾出液[9]以及礦山廢水[1，10]等排放被認為是環境中鎘等重金屬的一個主要污染源，造成礦區周邊及其流域農田土壤中重金屬污染而備受關注。調查研究表明，廣東大寶山礦區周邊稻田土壤中 Cu、Zn、Cd、Pb 等污染突出[1]。湖南錫礦山周邊農田土壤以Sb和As污染為主，同時存在 Cd、Hg、Zn、Pb、Cr等多種重金屬污染，主成分分析和聚類分析結果表明，Cd、Cu、Pb、Zn、Mn 主要來源于礦的伴生，Cr、As、Hg、Al、Sb 主要來源于選冶活動中有機物的提取，而Ni主要來源于農業活動[11]。云南沘江上游蘭坪鉛鋅礦區農田土壤普遍受到Zn、Cd、Pb污染[12]，農田土壤中Cd超標嚴重，其次是Pb和Zn，污染不僅與金頂鉛鋅礦資源開發有關，而且與其高背景值有關[13]。長期不合理礦產資源開發導致了廣西大環江中上游沿岸農田嚴重的Cd、Zn、Pb等重金屬污染[14]。由于有色金屬礦業活動污染，江西樂安河支流吉水河沿岸農田土壤中Cd、Cu污染突出[15]。上述結果表明，開展礦區農田土壤重金屬污染調查及其潛在生態風險評估具有重要意義。

湖南是有色金屬之鄉，農田土壤大部分呈酸性，土壤中重金屬有效態含量較高，潛在生態風險較大。采用Nemero指數綜合評價法和潛在生態風險指數評估結果表明，湖南郴州甘溪河沿岸農田土壤存在以Cd、Pb、As為主的多種重金屬污染，Cd、Pb 的積累主要來源礦業活動而As可能受施肥和灌溉水影響[16]。湘江中下游（衡陽-長沙段）沿岸農田土壤中Cd污染嚴重，同時存在Pb、Zn等多種重金屬污染，與有色金屬采選冶活動密切相關[5]。盡管針對金屬采選冶礦區流域農田土壤重金屬污染已開展了不少調查研究，但針對已退役的有色金屬采選礦區下游河道沿岸農田土壤中重金屬污染程度如何，隨水流方向農田土壤中重金屬污染范圍有多遠，河流沿岸農田土壤中主要重金屬污染物的分布特征和潛在生態風險等暫時還缺少系統的研究報道。因此，本文以原桃林鉛鋅礦下游新墻河沿岸農田土壤為例，依據河水灌溉特征，研究沿河農田土壤中重金屬分布特征及其潛在生態風險，為我國退役的有色金屬礦區流域沿河農田土壤重金屬污染防控提供參考依據。

1 材料與方法

1.1 研究區概況與樣點分布

新墻河位于以山地和丘陵地貌為主的湖南省岳陽市境內，介于 113°5′—113°30′E 與 29°6′—29°27′N之間，流經平江、臨湘和岳陽縣匯入洞庭湖，全長108 km，全流域2370 km2。其南源于羅霄余脈的幕阜山，名沙港河；北源于龍窖山，名桃林河；上游河面狹窄，二水在筻口附近的三港嘴匯合后，河面變寬，但最寬處不過100 m。新墻河上游約35 km處有原桃林鉛鋅礦，因資源枯竭于2003年底閉礦，隨后該礦廠區建立了3家化工廠，由于生產過程中將未經處理的砷污染廢水排入新墻河，造成了2006年的新墻河砷污染事件[17]，化工廠已相繼關閉。新墻河流域土地利用主要為稻田，由第四紀紅色砂礫巖發育而成，土壤質地以壤性偏砂為主，主要沿河分布且采用新墻河河水灌溉。礦區中重金屬可能沿著河道水流方向遷移擴散，對河流沿岸地表水灌溉農田環境質量造成威脅。本研究以原鉛鋅礦區作為歷史污染點源，沿新墻河進行農田土壤取樣調查。在距鉛鋅礦區3 km以內，每間隔500 m布置1個樣點；在距鉛鋅礦區3 km以外，根據地形地貌特征，每間隔約5000 m布置1個樣點（圖1）。依據灌溉用水影響范圍，每個樣點分別在河岸垂直距離100 m、300 m、600 m處取樣。采樣時間為2014年10月，共采集0～20 cm的農田土壤樣品129個。采樣時，梅花形布點法取樣，對角法取混合土樣1 kg。土壤樣品帶回實驗室后自然風干，研碎、過篩，后裝袋備用。

1.2 分析與測試

土壤基本理化性質參照魯如坤的方法[18]進行：土壤pH值（水土比2.5∶1）采用Mettler Toledo 420 pH計測定。采用HNO3-HF-HClO4消解土壤樣品，消解液中Cd含量采用石墨爐-原子吸收分光光度計（Z-2000，HITACHI）測定，Cu、Ni、Pb 和 Zn 等含量采用電感耦合等離子體發射光譜儀（ICP-OES，Varian 710-ES）測定，土壤中As含量采用王水水浴消解-原子熒光法（AFS-920）測定。分析過程中加入土壤標準物質（GBW08303）進行質量控制，標準樣中重金屬回收率均保持在90%～110%范圍內。

1.3 統計分析

所有測試數據分析采用Microsoft Office Excel 2010和SPSS 16.0統計軟件進行處理；單因素方差（One-way ANOVA）選取未假定方差齊性的Games-Howell方法進行差異顯著性檢驗。土壤中各重金屬含量數據進行對數化處理后采用Pearson相關系數法分析相關性；聚類分析采用Z分數標準化后的數據進行分析；研究區農田土壤樣點分布圖、相應取樣點農田土壤中重金屬含量分布圖和綜合生態風險指數分布圖使用ArcGIS 10.2繪制，重金屬含量分布圖中圖例統一按最小值、50%、75%、90%的分位值和最大值作為分級標準[19-20]；采樣點沿河道距離鉛鋅礦區的距離使用ArcGIS進行測量，綜合生態風險指數（RI）變化趨勢圖采用Excel 2010進行制圖。

1.4 評價方法

1.4.1 地積累指數評價法

地積累指數法被廣泛應用于評價重金屬污染程度。計算公式[21]如下：

式中：Ci為土壤樣品中元素i含量的實測值；Bi為i元素土壤背景值，以岳陽市土壤背景值[22]作為參考；k為經驗系數，取k=1.5[21]。

Muller將土壤中重金屬地積累指數Igeo污染程度劃分為7級：0以下為無污染，0～1.0為輕微污染，1.0～2.0為輕度污染，2.0～3.0為中度污染，3.0～4.0為中重度污染，4.0～5.0重度污染，5.0以上時為超重度污染[21]。

因此，綜合來看，對于中國汽車市場的未來，我們充滿了信心。新能源和智能網聯汽車發展勢頭良好，新技術新產品層出不窮，新的商業模式正在不斷涌現，汽車產業的生態正在發生著深刻變化，競爭格局正在重塑。全行業一定要正確看待中國汽車產業的發展現狀，放寬視野積極尋求市場機會。我們深信，汽車產業全面變革的新時代將給我們帶來更多的機遇。

1.4.2 內梅羅綜合污染指數評價法

以《土壤環境質量標準（GB 15618—1995）》二級標準為依據，采用內梅羅綜合污染指數法評價新墻河沿岸農田土壤中重金屬污染程度[5]。計算公式如下：

圖1 新墻河沿岸采樣點分布圖Figure 1 Sampling sites in the both sides of Xinqiang River

式中：Ci為土壤樣品中元素i含量的實測值；Bi為元素 i的《土壤環境質量標準》（GB 15618—1995）中二級標準的臨界值；Pi為重金屬i的單因子污染指數；Pimax為重金屬i的單因子污染指數最大值。

Pi在1以下為無污染、1.0～2.0為輕微污染、2.0～3.0為輕度污染、3.0～5.0為中度污染、5.0以上為重度污染；P綜合在 1.0 以下、1.0～2.0、2.0～3.0、3.0 以上分別為未污染、輕度、中度、重度污染[5]。

1.4.3 潛在生態風險指數評價法

Hakanson潛在生態風險指數法是用于土壤或沉積物中重金屬污染程度及其潛在生態風險評價的一種方法[23]。該方法綜合反映重金屬對生態環境影響的潛力，適合大區域范圍沉積物和土壤評價比較。計算公式如下[23]：

2 結果與分析

2.1 農田土壤中重金屬含量及其污染特征

從表1可知，新墻河沿岸農田土壤平均pH值為5.41，農田土壤主要為酸性。農田土壤中Cd、Pb、Zn和As含量算術平均值分別為岳陽市土壤背景值[22]的2.83、2.25、1.49、1.17 倍，而 Cu 和 Ni含量算術平均值低于背景值。重金屬含量的百分位值結果顯示，農田土壤中Pb的25%分位值高于岳陽市土壤背景值，As、Cd和Zn的50%分位值高于岳陽市土壤背景值，而Cu和Ni的90%分位值低于岳陽市土壤背景值，可見農田土壤中Pb、As、Cd和Zn含量受人類活動影響大。農田土壤中Cu和Ni含量平均值以及90%分位值都比岳陽市土壤背景值低，表明該區域土壤母質中Cu和Ni含量比岳陽市平均水平低很多。地積累指數法分析結果顯示，農田土壤中Pb地積累指數算術平均值達輕微污染水平（0＜Igeo＜1），而 As、Cd、Cu、Ni和Zn算術平均值均為無污染水平（Igeo＜0）；農田土壤中Pb、Cd和Zn地積累指數最大值分別達重度（4＜Igeo＜5）、中重度（3＜Igeo＜4）和中度污染（2＜Igeo＜3），而 As、Cu和 Ni最大值均為輕微污染（0＜Igeo＜1）。對照《土壤環境質量標準》（GB15618—1995）二級標準，農田土壤樣品中Cd含量超標率高達54.3%，Zn和Ni含量超標率分別為17.8%和10.1%，而As、Cu和Pb含量超標率僅分別為3.88%、3.88%和3.10%。上述結果表明，新墻河沿岸農田土壤存在以Cd為主的多種重金屬污染。

2.2 農田土壤中重金屬分布特征

新墻河沿岸農田土壤中重金屬隨水流方向呈現出較大的分布差異（表2）。在新墻河南發源地、距離鉛鋅礦區以南約30 km處，由于遠離污染源，農田土壤中 As、Cd、Cu、Ni、Pb 和 Zn 含量算術平均值僅分別為 6.56、0.08、19.4、12.4、39.4、81.4 mg·kg-1；所有單因子污染指數算術平均值均為無污染水平（Pi≤1），內梅羅綜合污染指數均為未污染水平（P綜合＜1）。

表1 研究區農田土壤重金屬含量（mg·kg-1）、pH值及地積累指數Table 1 Heavy metals content（mg·kg-1），pH value and index of geoaccumulation for paddy soil in the study area

在新墻河北發源地、距離鉛鋅礦區以北7 km處，農田土壤中 As、Cd、Cu、Ni、Pb 和 Zn 含量算術平均值分別為 20.1、0.74、34.3、39.3、47.4、142 mg·kg-1。該區域Cd的單因子污染指數算術平均值達輕度污染（2＜Pi≤3），其他重金屬為無污染（Pi≤1）；內梅羅綜合污染指數算術平均值為 2.02，達中度污染（2＜P綜合＜3），而最大值達重度污染（P綜合＞3）。盡管該區域幾乎未受鉛鋅礦區污染影響，但現場調研表明，一些零散分布的小型化工廠，可能導致農田土壤重金屬污染，從而與新墻河南發源地結果存在較大差異。

表2 新墻河沿岸農田土壤重金屬含量及污染程度分布變化特征Table 2 Distribution characteristics of heavy metals content and pollution degree in paddy soil along the Xinqiang River

在鉛鋅礦下游3 km半徑區域內農田土壤重金屬污染水平較高。與新墻河南發源地相比，As、Cd、Cu、Ni、Pb和Zn含量算術平均值升高明顯，其中As、Cd、Cu、Ni和 Zn 差異達顯著水平（p＜0.01）；與河道上游新墻河北發源地相比，As、Cd、Pb和Zn含量算術平均值有所升高，而Cu和Ni含量算術平均值有所降低，但變化均不顯著。這是因為Cd、Pb和Zn受歷史鉛鋅礦冶活動和化工生產活動影響，導致含量升高，而Ni和Cu污染可能受到河道上游區域（新墻河北發源地）小型化工廠影響更重。Cd和Zn的單因子污染指數算術平均值分別達中度（3＜Pi≤5）和輕微污染（1＜Pi≤2），而 As、Cu、Ni和 Pb 為無污染（Pi≤1），但它們的單因子污染指數最大值均大于1，表明該區域部分點位土壤中也存在As、Cu、Ni和Pb污染；內梅羅綜合污染指數較新墻河北發源地和南發源地區域上升明顯，算術平均值達中度污染（2＜P綜合＜3）。上述結果說明，曾經的鉛鋅礦采選活動導致該區域Cd、Pb和Zn污染，之后的化工生產活動加重該區域Cd、Pb和Zn污染并導致As含量升高。

在沿河道距離鉛鋅礦區3～15 km范圍，農田土壤受礦區活動影響開始減小。與上游河道相比所有重金屬含量下降，其中As含量算術平均值下降顯著（p＜0.01），推測As隨河流灌溉水體傳輸的距離較短，遷移距離在3～15 km范圍。該區域Cd的單因子污染指數算術平均值達輕度污染（2＜Pi≤3），As、Cu、Ni、Pb和Zn為無污染（Pi≤1），但Ni和Zn單因子污染指數最大值仍大于1，表明少量土壤樣品存在Ni和Zn污染；內梅羅綜合污染指數算術平均值為1.70，達輕度污染（1＜P綜合＜2），較上游河道（鉛鋅礦下游 3 km 半徑區域內）下降明顯。上述結果說明農田重金屬污染程度較上游河道有所下降，但仍受上游礦區和化工廠影響，存有Cd、Ni和Zn污染。

在沿河道距離鉛鋅礦區15～30 km范圍，與上游河道相比重金屬含量進一步下降，其中Cd、Cu、Zn和Ni含量算術平均值下降顯著（p＜0.05），可推測Cd、Cu、Zn和Ni隨河流灌溉水體傳輸的距離在15～30 km 范圍。As、Cu、Ni、Pb和 Zn的單因子污染指數最大值均為無污染（Pi≤1），僅有一例農田土壤樣品Cd單因子污染指數大于1；內梅羅綜合污染指數算術平均值僅為 0.64，為未污染水平（P綜合＜1），而最大值也僅達輕度污染（1＜P綜合＜2）。該區域距鉛鋅礦區較遠，點源對該區域農田土壤中重金屬含量的影響已經很低，重金屬整體呈現出無污染水平。

在新墻河流域兩支流游港河和沙港河交匯下游區域、沿河道距離鉛鋅礦區30～50 km范圍，重金屬Cd、Cu和Ni含量算術平均值較上游河道（距鉛鋅礦區15～30 km范圍）有所回升，但上升幅度均不顯著。Cd的單因子污染指數算術平均值達輕微污染（1＜Pi≤2），最大值達中度污染（2＜Pi≤3），而其他重金屬的單因子污染指數最大值均為無污染（Pi≤1）；內梅羅綜合污染指數算術平均值為0.94，為未污染（P綜合＜1），但最大值達中度污染（2＜P綜合＜3）。該區域農田土壤存在輕微的Cd污染，Cd、Cu和Ni含量較上游河道區域上升的原因可能是由于鄰近岳陽縣城，化工生產和城鎮活動變強，且該河段水域范圍明顯增大，水流趨于平緩，水中懸浮物及其底泥中污染物可能有更多的機會隨灌溉水進入農田土壤中。

圖2為新墻河沿岸農田土壤中重金屬含量分布圖?？梢钥闯?，農田土壤中 As、Cd、Cu、Ni、Pb 和 Zn 含量分布均呈現出明顯的點源分布特征，進一步表明新墻河沿岸農田土壤重金屬污染與該地區曾經的鉛鋅礦活動及化工生產活動密切相關。隨與鉛鋅礦區距離增加，各重金屬污染程度基本呈梯級遞減。結合表2可知，在距離鉛鋅礦區3 km范圍內，農田土壤中As、Cu和Pb含量就達《土壤環境質量標準》（GB15618—1995）二級標準臨界值，在距鉛鋅礦區3～15 km范圍農田土壤中Cd、Ni和Zn含量仍處于《土壤環境質量標準》（GB15618—1995）二級標準臨界值水平。

2.3 農田土壤中重金屬來源分析

農田土壤樣品中重金屬元素之間的相關性分析結果（表 3）顯示，As、Cd、Cu、Ni、Pb 和 Zn 之間的相關性均達顯著水平（p＜0.01），表明農田土壤中 As、Cd、Cu、Ni、Pb和Zn具有相同的來源，與該地區曾經的鉛鋅礦采選活動及化工生產活動相應。聚類分析（圖3）結果顯示，農田土壤中Pb、Zn、Cu和Cd可以劃為一大類，其中Pb和Zn又可分為一小類。結合表2和圖2，可知Pb和Zn污染集中在廢棄鉛鋅礦區附近，農田土壤中Pb和Zn可能與曾經的鉛鋅礦采選活動密切相關；Cu污染集中在新墻河上游，農田土壤中Cu可能既來源于曾經的鉛鋅礦采選活動，也與上游區域化工生產活動相關；而在新墻河北發源地、沿河道距離鉛鋅礦區0～15 km范圍及在新墻河下游鄰近岳陽縣城區域都存在Cd污染，Cd的來源可能與曾經的鉛鋅礦采選活動、城鎮工業活動及新墻河上、下游周邊零散小型化工廠的生產活動都相關。農田土壤中As和Ni可以劃為另一類，As和Ni的污染程度均較輕，且輕污染區集中在新墻河上游，可能與新墻河上游區域的化工生產活動有關。

圖2 新墻河沿岸農田土壤重金屬分布圖Figure 2 Distribution map of heavy metals in paddy soil from the both sides of Xinqiang River

表3 新墻河沿岸農田土壤重金屬元素之間的相關性Table 3 Relationship between the content of heavy metals in paddysoil from the both sides of Xinqiang River

圖3 新墻河沿岸農田土壤重金屬含量聚類分析圖Figure 3 Herarchical cluster analysis of heavy metals content in paddy soil from the both sides of Xinqiang River

2.4 農田土壤中重金屬的潛在生態風險評價

農田土壤中 As、Cd、Cu、Ni、Pb 和 Zn 的潛在生態風險系數和綜合生態風險指數（RI）結果如表4所示，算術平均值大小為 Cd＞As＞Pb＞Ni＞Cu＞Zn。按照單個重金屬生態風險程度劃分，僅Cd的潛在生態風險系數算術平均值達中等風險。農田土壤中Cd的潛在生態風險系數90%分位值為198，達極強風險；75%分位值為129，達強風險；50%分位值為51.6，達中等風險；25%分位值為19.5，為輕微風險?？梢?，超過50%的農田土壤樣品中Cd的生態風險達中等及以上，Cd的潛在風險大。而農田土壤中As、Cu、Ni、Pb和Zn的潛在生態風險系數90%分位值均僅為輕微風險，生態風險較小。上述結果表明，農田土壤中Cd的潛在生態風險較高，需要優先控制。

表4 新墻河沿岸兩側農田土壤中重金屬的潛在生態風險指數Table 4 The potential ecological risk index of heavy metals in paddy soil along the both sides of Xinqiang River

從表4可進一步看出，新墻河沿岸農田土壤中重金屬綜合生態風險指數（RI）算術平均值為114，僅達輕微風險（RI＜150），其中：RI 90%分位值為 245，達中等風險；75%分位值為157，也達中等風險；50%分位值為72.0，為輕微風險?？梢?，新墻河沿岸農田土壤中超過25%的農田土壤樣品綜合生態風險程度達中等及以上，而從圖4可知，這些土壤樣品都位于新墻河上游且主要集中在廢棄鉛鋅礦區附近。

圖4新墻河沿岸農田土壤中重金屬綜合生態風險指數分布圖Figure 4 Integrated ecological risk index map for heavy metals in paddy soil from the both sides of Xinqiang River

圖5 為以原鉛鋅礦區為原點，隨河道距離的RI變化趨勢圖（僅考慮鉛鋅礦區下游采樣點）。在距原鉛鋅礦區0～30 km時，RI呈下降趨勢；在距原鉛鋅礦區3 km 以內、3～15 km 和 15～30 km 范圍內，RI分別達中等、中等到輕微和輕微風險；在距原鉛鋅礦區30～50 km范圍內，RI呈上升趨勢，僅為輕微風險。這種變化趨勢可能是在因為距原鉛鋅礦區0～30 km時，鉛鋅礦冶活動和化工生產活動的影響隨著遷移距離增加而減小，故綜合生態風險隨之減??；而在距原鉛鋅礦區30～50 km范圍，由于鄰近岳陽縣城，零散分布了一些小型化工廠，加之該區域河段水流變緩，下游水中懸浮物及底泥中污染物可能有更多的機會隨灌溉水進入農田土壤中，綜合生態風險呈回升趨勢；在距鉛鋅礦區約6 km時，綜合生態風險指數達到輕微風險和中等風險的臨界值（RI=150）。因此，沿水流方向，在沿河道距離原鉛鋅礦區約6 km的范圍內，新墻河沿岸農田土壤存在較高的重金屬潛在生態風險，應優先防控此區域農田土壤重金屬污染，并有針對性地采取土壤重金屬污染修復措施。

圖5 沿河道距原鉛鋅礦區不同距離農田土壤中重金屬的RI變化趨勢圖Figure 5 RI variation trend of heavy metals in paddy soil with the different distance from the abandoned lead/zinc mine along the flow direction of the river

3 結論

新墻河沿岸農田土壤存在以Cd為主的多種重金屬污染，農田土壤中 As、Cd、Cu、Ni、Pb 和 Zn 均呈現出明顯的點源分布特征。在沿河道距離原桃林鉛鋅礦3 km半徑區域內農田土壤重金屬內梅羅綜合污染指數算術平均值為2.91，達中度污染；3～15 km區域內，內梅羅綜合污染指數算術平均值處于輕度污染，農田土壤受礦區活動影響開始減??；15～30 km區域內，內梅羅綜合污染指數算術平均值處于未污染水平；30～50 km區域內，內梅羅綜合污染指數算術平均值處于未污染水平，但農田土壤中存在輕微Cd污染，Cd含量范圍為0.10～0.90 mg·kg-1。潛在生態風險評價結果表明，沿水流方向，新墻河沿岸尤其是距離原鉛鋅礦區約6 km的灌溉水影響范圍內農田土壤中重金屬潛在生態風險較高，需要優先防控。

[1]Zhou J M,Dang Z,Cai M F,et al.Soil heavy metal pollution around the Dabaoshan mine,Guangdong Province,China[J].Pedosphere,2007,17（5）：588-594.

[2]Guo Z H,Song J,Xiao X Y,et al.Spatial distribution and environmental characterization of sediment-associated metals from middle-downstream of Xiangjiang River,Southern China[J].Journal of Central South University Technology,2010,17（1）：68-78.

[3]Tang J W,Liao Y P,Chai L Y,et al.Characterization of arsenic seriouscontaminated soils from Shimen realgar mine area,the Asian largest realgar deposit in China[J].Journal of Soils and Sediments,2016,16（5）：1519-1528.

[4]Wang Z X,Chai L Y,Wang Y Y,et al.Potential health risk of arsenic and cadmium in groundwater near Xiangjiang River,China：A case study for risk assessment and management of toxic substances[J].Environmental Monitoring and Assessment,2011,175（1-4）：167-173.

[5]郭朝暉,肖細元,陳同斌,等.湘江中下游農田土壤和蔬菜的重金屬污染[J].地理學報,2008,63（1）：3-11.GUO Zhao-hui,XIAO Xi-yuan,CHEN Tong-bin,et al.Heavy metal pollution of soils and vegetables from midstream and downstream of Xiangjiang River[J].Acta Geographica Sinica,2008,63（1）：3-11.

[6]Zhai L M,Liao X Y,Chen T B,et al.Regional assessment of cadmium pollution in agricultural lands and the potential health risk related to intensive mining activities：A case study in Chenzhou City,China[J].Journal of Environmental Sciences,2008,20（6）：696-703.

[7]Kwon J C,Nejad Z D,Jung M C.Arsenic and heavy metals in paddy soil and polished rice contaminated by mining activities in Korea[J].Catena,2017,148（1）：92-100.

[8]Wang Y R,Wang R M,Fan L Y,et al.Assessment of multiple exposure to chemical elements and health risks among residents near Huodehong lead-zinc mining area in Yunnan,Southwest China[J].Chemosphere,2017,174：613-627.

[9]Wu Q H,Leung J Y S,Pérez A L,et al.Contamination and vertical distribution of As,Cd,Cr,Cu,Pb,Tl,and Zn in paddy soil irrigated with untreated leachate from tailings retention ponds[J].Toxicological&Environmental Chemistry,2015,97（6）：710-722.

[10]Liao J B,Ru X,Xie B B,et al.Multi-phase distribution and comprehensive ecological risk assessment of heavy metal pollutants in a river affected by acid mine drainage[J].Ecotoxicology and Environmental Safety,2017,141：75-84.

[11]Wang X Q,He M C,Xie J,et al.Heavy metal pollution of the world largest antimony mine-affected agricultural soils in Hunan Province（China）[J].Journal of Soils and Sediments,2010,10（5）：827-837.

[12]周鴻斌,角媛梅,史正濤,等.云南沘江沿岸農田土壤磁測分析與重金屬污染評價[J].農業環境科學學報,2008,27（4）：1586-1591.ZHOU Hong-bin,JUE Yuan-mei,SHI Zheng-tao,et al.Magnetic analysis and assessment on heavy metal contamination in the farmland soil along Bijiang River in Yunnan Province[J].Journal of Agro-Environment Science,2008,27（4）：1586-1591.

[13]趙筱青,楊紅輝,易 琦.沘江流域農田土壤重金屬污染特征及原因剖析[J].安徽農業科學,2012,40（12）：7569-7573.ZHAO Xiao-qing,YANG Hong-hui,YI Qi.Characteristics and reasons of heavy metal pollution in farmland soils in Bijiang watershed[J].Journal of Anhui Agricultural Sciences,2012,40（12）：7569-7573.

[14]唐 成,宋同清,楊鈣仁,等.大環江兩岸農田重金屬污染現狀及健康風險評價[J].農業現代化研究,2013,34（5）：613-616.TANG Cheng,SONG Tong-qing,YANG Gai-ren,et al.Status and health risk assessment of heavy metal pollution of farmland soil in two sides of Great Huanjiang River[J].Research of Agricultural Modernization,2013,34（5）：613-616.

[15]Liu G N,Tao L,Liu X H,et al.Heavy metal speciation and pollution of agricultural soils along Jishui River in non-ferrous metal mine area in Jiangxi Province,China[J].Journal of Geochemical Exploration,2013,132（3）：156-163.

[16]Ma L,Sun J,Yang Z G,et al.Heavy metal contamination of agricultural soils affected by mining activities around the Ganxi River in Chenzhou,Southern China[J].Environmental Monitoring and Assessment,2015,187（2）：1-9.

[17]王 浪.新墻河突發砷污染事件應急處理及其思考[J].湖南水利水電,2008（5）：51-53.WANG Lang.Emergency response and self-examination for the arsenic pollution incident of the Xinqiang River[J].Hunan Hydro&Power,2008（5）：51-53.

[18]魯如坤.土壤農業化學分析方法[M].北京：中國農業科技出版社,1999：150-194.LU Ru-kun.Soil agricultural chemical analysis methods[M].Beijing：China Agricultural Science and Technology Press,1999：150-194.

[19]Reimann C.Geochemical mapping：Technique or art?[J].Geochemistry Exploration Environment Analysis,2005,5（4）：359-370.

[20]Bai Y,Wang M,Peng C,et al.Impacts of urbanization on the distribution of heavy metals in soils along the Huangpu River,the drinking water source for Shanghai[J].Environmental Science and Pollution Research,2016,23（6）：5222-5231.

[21]Muller G.Index of geoaccumulation in sediments of the Rhine River[J].Geo Journal,1969,2（3）：108-118.

[22]呂殿青,歐芙容,王 宏.東洞庭湖湖濱帶土壤重金屬健康風險評價[J].農業現代化研究,2014,35（5）：649-653.Lü Dian-qing,OU Fu-rong,WANG Hong.Health risk assessment of heavy metals in soil from the lakeshore of East Dongting Lake[J].Study of Agriculture Modernization,2014,35（5）：649-653.

[23]Hakanson L.An ecological risk index for aquatic pollution control：A sedimentological approach[J].Water Research,1980,14（8）：975-1001.

Distribution characteristics and potential ecological risk assessment of heavy metals in paddy soil along both sides of river from typical lead/zinc mine area

GUO Zhao-hui,TU Wei-jia,PENG Chi,HUANG Bo,XIAO Xi-yuan,XUE Qing-hua
（School of Metallurgy and Environment,Central South University,Changsha 410083,China）

Through a field investigation,the pollution of heavy metals in paddy soil from irrigation along both sides of Xinqiang River,which was downstream of an abandoned Taolin Pb-Zn mine,was studied.The pollution and distribution characteristics of heavy metals in paddy soil were evaluated using both the Nemero comprehensive index and a geo-accumulation index.The source of heavy metals was analyzed by relative analysis and hierarchical cluster analysis,and the potential ecological risk of heavy metals was assessed by a Hakanson potential ecological risk index.The results showed that the pollution of paddy soil mainly existed in Cd associated with multi-elements of As,Cu,Ni,Pb,and Zn together.The pollution of heavy metals distributed mainly within 3 km from the abandoned mine,and the point source pollution characteristics,are significant.Generally,the trends of heavy metal concentrations in paddy soil decreased following the flow direction of Xinqiang River.The spatial distribution characteristics of As,Cu,and Pb in paddy soil within 3 km of the abandoned mine,and that of Cd,Ni,and Zn ranging from 3～15 km of the paddy soil reached the Grade-II Level of the Soil Environmental Quality Standard of China（GB15618—1995）.The content of As,Cd,Cu,Ni,Pb,and Zn ranging from 15～30 km of paddy soil from the abandoned mine were below the Grade-II level.That of Cd in paddy soil ranging from 30～50 km from the abandoned mine,however,was lightly excessed.Cadmium in over 50%of the paddy soils from both sides of the Xinqiang River had moderate or higher potential ecological risk.Along the flow direction of the Xinqiang River,the irrigated paddy soils located within 6 km of the abandoned mine exhibited a relatively high potential ecological risk,suggesting that prior control strategies should be taken.

Pb-Zn mine area;Xinqiang River;paddy soil;cadmium;spatial distribution;potential ecological risk assessment

X820.4

A

1672-2043（2017）10-2029-10

10.11654/jaes.2017-0386

郭朝暉，涂衛佳，彭 馳，等.典型鉛鋅礦區河流沿岸農田土壤重金屬分布特征及潛在生態風險評價[J].農業環境科學學報,2017,36（10）：2029-2038.

GUO Zhao-hui,TU Wei-jia,PENG Chi,et al.Distribution characteristics and potential ecological risk assessment of heavy metals in paddy soil along both sides of river from typical lead/zinc mine area[J].Journal of Agro-Environment Science,2017,36（10）：2029-2038.

2017-03-17 錄用日期：2017-06-01

郭朝暉（1971—），男，湖南寧鄉人，主要從事土壤污染控制與修復研究。E-mail：zhguo@csu.edu.cn

國家科技支撐計劃課題（2015BAD05B02）

Project supported：The National Key Technology Research and Development Program of the Ministry of Science and Technology of China（2015BAD05B02）