陆泗进，王业耀，何立环

中国环境监测总站，北京，100012

会泽某铅锌矿周边农田土壤重金属生态风险评价

陆泗进，王业耀*，何立环

中国环境监测总站，北京，100012

为了了解云南会泽某铅锌矿废周边农田土壤中重金属含量及潜在的生态危害程度，利用野外采样与实验室分析相结合的方法，以会泽某铅锌矿周边农田土壤(0～20 cm)为研究对象，分析其中7种的重金属（Cd、As、Pb、Cr、Cu、Zn和Hg）含量，并采用风险评价代码法和Hankanson潜在生态风险指数法评价对重金属污染程度与潜在生态风险进行评价。结果表明：7种重金属都存在超标或污染，其中Pb、As、Cd等的污染较为严重。统计学分析结果表明，Pb、As、Hg、Zn、Cd来源相同，铅锌矿冶炼污染物的排放可能是导致研究区域农田土壤重金属含量升高的主要原因。7种重金属化学形态也不尽相同：在重金属有效态中，Cd的水溶态和可提取态较高（平均值达到31.2%）；Pb、Cu和Zn可还原态、可氧化态这两部分含量较高，两部分之和的平均值分别可达到27.9%、30%和27.2%；Hg、As和Cr的残渣态含量较高，平均值分别为90.4%、72.9%和76.8%。风险评价代码评价结果表明，54.4%的样点Cd为高生态风险，45.6%的样点Cd为中度生态风险；100%的样点Zn为中度生态风险；Cu有41.2%的点位属于低生态风险，58.8%的点位属于中度生态风险；As和Pb主要以低生态风险为主（所占比例分别为92.6%和91.8%）；Hg主要以无生态风险为主（所占97.1%）。Hakanson潜在生态风险指数法结果表明，7种重金属潜在生态危害大小顺序为：Cd（331）＞ Hg（127.5）＞Pb（43.6）＞As（14.9）＞Cu（9.3）＞Zn（2.3）＞Cr（2.1）。7种重金属的综合潜在生态风险指数（RI）的范围为58.2～1839.3。11%的采样点处于轻微生态风险程度，27.1%的采样点处于中等生态风险程度，46.3%的的采样点处于强生态风险程度，15.6%的采样点处于很强的生态风险程度。综上所述，该矿区周边农田土壤受到了严重的重金属污染，由此引起的重金属生态风险不容忽视。

土壤；重金属；形态分析；潜在生态风险

云南会泽铅锌矿是川滇黔铅锌成矿区的大型富铅锌矿床的典型代表之一，规模大、品位高、伴生有用元素多，历史上由于生产力落后，这里的铅锌矿长期以来都采用土法冶炼。冶炼过程中，未回收的金属Cd、Pb、Hg等被大量释放到大气或残留于矿渣中。研究表明（黄奎贤等，2012；房辉和曹敏，2009；吴攀等，2002；翟丽梅等，2008；董亚辉等，2013），铅锌尾矿中Pb、Zn或Pb、Zn、Cu、Cd污染严重。Pb和Zn在自然界中主要以硫化物的形式存在，由于人为的开矿、采矿和制矿等活动，使这些存在于矿石硫化物中的重金属发生再分配，并在土壤中形成积累、富集，造成污染。在云南省会泽县遗留有不少铅锌矿开矿、冶矿的废弃矿址，废渣中含有大量Cd、Pb、Zn等重金属，进入土壤环境后因不能被环境中的微生物分解而易于在土壤中积累，并在农作物中残留，最终通过食物链在动物、人体内积累，严重影响人体健康，并对整个生态系统构成极大的危害（郑玉歆，2013；郑喜坤等，2012；陈怀满，1996；曾希柏等，2013）。

目前常用的土壤重金属污染评价方法包括：单因子污染指数法、内梅罗综合污染指数法、地质累积指数法等。同时，研究人员也开始采用Hakanson潜在生态风险指数法等对土壤重金属的生态风险进行评价（刘勇等，2014；谢文平等，2014）。另外，由于重金属不同的存在形态可能会产生不同的环境效应，并直接影响到重金属的生物有效性、毒性、迁移以及在自然界的循环（韩春梅等，2005）。因此，研究重金属的形态分布可以提供更为详细的重金属元素生物可利用性和潜在生态风险信息（章海波等，2010）。目前，基于重金属有效态的生态风险评价，如采用风险评价代码（Risk assessment code, RAC）评价重金属生态风险等逐步在开展中（Singh等，2005；Guo等，2010）。重金属风险评价代码法主要关注重金属有效态，特别是水溶态和可提取态所存在的风险，为开展重金属生态风险评价提供了另一种新的思路。但重金属风险评价代码法能评价出单个重金属的生态风险，对于多种重金属综合的生态风险尚不能评价。如何能将重金属风险评价代码法和Hankanson潜在生态风险指数法各自优势结合起来开展土壤重金属的生态风险评价还需要大量基础研究。

本文以云南会泽某铅锌矿废周边农田土壤为研究对象，对其土壤中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu和Zn等的含量、存在形态进行研究，在此基础上运用风险评价代码法和潜在生态风险指数法评价其生态风险。通过本研究探讨采矿区周边农田土壤重金属的潜在生态风险，为今后进一步开展土壤重金属生态风险评价方法研究提供一定的理论依据和实践经验。

1　材料与方法

1.1研究区域概况

研究区位于云南省会泽县某大型某铅锌矿废弃矿址周边受污染影响，目前暂无耕种的农业土壤，土壤类型为黄棕壤。该区域是川滇黔铅锌成矿区的大型富铅锌矿床的典型代表之一，炼锌历史较长，造成该地区土壤污染严重。

该地区地形以山地地貌为主，海拔较高，平均海拔2200 m以上；属典型的温带高原季风气候，四季不明，夏无酷暑，冬季冷寒，干湿分明，年平均气温12.6 ℃，年平均降雨量为858.4 mm。当地种植的主要农作物为水稻、玉米、大豆、马铃薯和荞麦等。

1.2样品的采集与分析

在该区域的农田土壤按照网格法布设采样点位（500 m×500 m），共采集土壤样品55个，采样深度为0～20 cm，在小范围内多点采样后混合为一个样，然后用四分法选取1 kg土壤。为防止样品间的交叉污染以及采样工具之间的污染，采样中一律使用塑料工具操作。土壤样品最终密封保存在塑料袋中待测。样品采集后，剔除石块、生物残骸与植物碎片，置于阴凉干燥处风干后，研磨，并过60目筛后备用。

1.3重金属总量和化学形态分析

采用硝酸-氢氟酸-高氯酸高温溶解土壤样品进行消解，利用电感耦合等离子质谱法(Perkin-Elmer 3300 DV)测定土壤中Cu、Pb、Zn、Cr；Cd采用AAS(Hitachi 508)测定；As采用AFS(AFS-1201)测定；Hg采用氢化物发生-原子荧光法测定。分析中同时包含3个土壤国标样的质量控制，质控样测定均值和偏差都在规定要求范围内，平行样测定含量相对偏差均在10%以内。

重金属元素化学形态分析采用欧共体修正的BCR顺序提取法。BCR法的提取步骤如下（章海波等，2010）：（1）采用40 mL 0.1 L mol·L-1的醋酸(HOAc)在室温（25 ℃）下提取，提取液中重金属含量表示可溶态和交换态部分的重金属总和，文中以F1表示；（2）上一步提取残留物继续用40 mL 0.1 mol·L-1盐酸羟胺（NH2OH·HCL）（pH=2.0）在室温（25 ℃）下提取，提取液中重金属含量表示可还原态部分的重金属，文中以F2表示；（3）上一步提取残留物继续用20 mL 8.8 mol·L-1双氧水（H2O2）分2次在室温下消化1 h后，恒温水浴（85+2 ℃）消化1 h，冷却至室温后，用50 mL 0.1 mol·L-1醋酸铵（NH4OAc）（pH=2.0）在室温（25 ℃）下提取，提取液重金属浓度代表可氧化态部分的重金属，文中以F3表示；剩下的部分即为残渣态，文中以F4表示。详细步骤及计算见参考文献（章海波等，2010；Luo等，1998a；Luo等，1998b）。本次研究采用的BCR连续提取方法得到的7种重金属的回收率范围为91%～94%。

1.4土壤重金属生态风险评价

分别采用Hakanson的潜在生态风险评价(The Potential Ecological Risk Index，RI)和风险评价代码(Risk assessment code, RAC)法开展了潜在生态风险评价（Guo等，2010；Hakanson，1980）。潜在生态风险评价法的参比值采用云南省土壤重金属的背景值，毒性系数采用Zn=1 ＜ Cr=2 ＜ Cu=Ni=Pb=5＜ As=10 ＜Cd=30＜Hg=40（徐争启等，2008）。土壤重金属的潜在生态风险分级标准见表1（Alexis等，2011）。RAC法基于BCR顺序提取法获得的F1的值的百分比对重金属生进行态风险评价（Singh等，2005；Guo等，2010）。RAC法分级标准如下：F1（%）＜1，无风险；1～10，轻微风险；11～30，中等风险；31～50，高风险；＞50，极高风险。

表1　土壤重金属的潜在生态风险分级标准Table 1　Classification standard of potential ecological risk of heavy metals in soil

2　结果与讨论

2.1土壤重金属含量及污染状况

由于土壤重金属污染的非均匀性，采用最小值、10%值、25%值、中位值、75%值、90%值、最大值、平均值、标准差和变异系数等指标对研究区55个土壤样品进行统计分析，7种重金属含量特征见表2。

土壤重金属含量整体特征为Cd浓度范围0.1～9.5 mg·kg-1，中位值1.2，平均值2.3 mg·kg-1，标准差0.9；Hg浓度范围0～3.3 mg·kg-1，中位值0.2 mg·kg-1，平均值0.4 mg·kg-1，标准差0.7；As浓度范围1.0～132 mg·kg-1，中位值13.0 mg·kg-1，平均值25.2 mg·kg-1，标准差26.4；Pb浓度范围4.8～2186 mg·kg-1，中位值72.0 mg·kg-1，平均值218.6 mg·kg-1，标准差391.9；Cr浓度范围1.3～279 mg·kg-1，中位值94.1 mg·kg-1，平均值95.6 mg·kg-1，标准差55.1；Cu浓度范围14～52 mg·kg-1，中位值20.5 mg·kg-1，平均值23.5 mg·kg-1，标准差9.1；Zn浓度范围183～697 mg·kg-1，中位值316 mg·kg-1，平均值337.8 mg·kg-1，标准差42.8。

土壤重金属变异系数均较低，说明7种重金属空间差异均不大，这7种重金属受外界状况影响可能比较一致，反映这7种重金属在该区的来源可能具有同源性，表明该区域农田土壤主要受到铅锌矿开采的影响。此外，变异系数较低也说明本实验布设的35个采样点的土壤重金属含量基本能反映出研究区农田土壤重金属的整体状况。

与《土壤环境质量标准》（GB15618-1995）中的二级标准相比，上述土样中7种重金属都存在不同程度的超标。其中超标最严重的为Cd，超标率达到92.6%；其次是Zn，超标率为75%。7种重金属超标率大小顺序为Cd＞Zn＞Pb＞Hg≈As＞Cr＞Cu。按照单因子评价分级标准，Cr和Cu污染指数均在3以下，表明污染相对较轻。污染指数大于5属重度污染比例最高的是镉（35.3%），然后是铅（13.2%）、汞（2.9%）、砷（1.5%）。这表明土壤各重金属均有一定程度的积累和超标，其中，Cd在采样区土壤中发生了明显的积累，污染可能较重。

地质累积指数法被广泛应用于土壤及沉积物中重金属的污染评价（陈怀满，1996；宣昊等，2005）。本文也采用地质累积指数法对7种重金属污染程度进行了计算，结果表明，研究区土壤中Cr、Hg都处于轻度污染或未污染程度；Cu除个别采样点处于偏中度与中度污染水平，其余采样点污染程度不明显；土壤中Pb、As、Cd环境生态污染较严重，个别采样点达到重度污染水平。

综上，与国内的相关报道对比（丁海霞等，2008；韩君等，2014；贾琳等，2009；陈鸿汉等，2006；简敏菲等，2010），研究区域土壤Cd、Pb、As的含量也偏高。因此，该区域土壤重金属污染应引起高度关注，尤其是Pb、As、Cd等污染及其带来的生态风险。

2.2土壤重金属相关性分析和聚类分析

统计学中的相关性分析已经被广大国内外学者广泛应用于研究土壤重金属的领域（董亚辉等，2013）。由研究区域土壤重金属之间的相关性情况（表3），可以看出Zn与Cd、As、Hg及Cd与Cu、Pb、As在土壤中均呈现显著的正相关性，说明其地球化学性质相似，表明其可能具有相同的污染源；As、Cu及Hg、Cd均呈现中度正相关性。另外，除Cd和Zn之外，其他重金属均与有机质（OM）不呈现相关性，表明Cd与Zn的富集可能与土壤中的有机质含量有关。

同时采用欧氏距离方法将所研究的7种重金属元素进行变量水平的聚类分析，该结果进一步表明，所研究的7种重金属主要可以分成3种主成分，总共贡献率达到了94.2%。Pb、As、Zn、Cd 5种元素主要构成第一主成分，贡献率为58.2%；Cr、Hg、Cu两者主要构成第二主成分，贡献率为36%。这表明，研究区大部分重金属元素可能来源比较接近，可能主要来自于人为污染，即冶炼作业造成的污染。

表2　35个土样中重金属总量测定Table 2　The total metal concentrations in soil samples　　　　　　　　　mg·kg-1

表3　采样区土壤重金属之间的相关系数Table 3　Correlation coefficients of heavy metals in shudy area

综上，冶炼污染物的排放可能是导致研究区域农田土壤重金属含量升高的主要原因。因此，应重视该地区由于矿产开采可能导致的农田土壤重金属的污染。

2.3重金属风险评价代码评价

采用改进的BCR连续提取法测定了土壤中重金属水溶态和可提取态（F1）、可还原态（F2）、可氧化态（F3）及残渣态（F4）等4种形态的含量，55个土样中Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu和Zn各形态的含量分布情况见表4。

由表4可以看出，水溶态和可提取态（F1）含量均值大小顺序为Cd（31.2%）＞Zn（13.8%）＞Cu（12.0%）＞Pb（5.4%）＞Cr（4.1%）＞As（2.8%）＞Hg（0.6%）；可还原态（F2）含量均值大小顺序为Zn（22.2%）＞Pb（19.1%）＞Cu（14.9%）＞Cr（13.7%）＞Cd（10.9%）＞As（6.1%）＞Hg（0.9%）；可氧化态（F3）含量均值大小顺序为As（16.7%）＞Cu（15.1%）＞Cd（14.9%）＞Pb（8.8%）＞Zn（7.0%）＞Cr（5.4%）＞Hg（4.7%）；残渣态（F4）含量均值大小顺序为Hg（90.4%）＞Cr（76.8%）＞As（72.9%）＞Pb（66.5%）＞Cu（59.1%）＞Zn（56.2%）＞Cd（41.9%）。通常认为水溶态和可提取态（F1）、可还原态（F2）、可氧化态（F3）为重金属的有效态（陈鸿汉等，2006）。综上，由7种重金属的F1+F2+F3的均值来看，其有效态含量的大小顺序为Cd（57.0%）＞Zn（43.0%）＞Cu（42.0%）＞Pb（33.3%）＞As（25.6%）＞Cr（23.2%）＞Hg（6.2%）。

在重金属有效态中，Cd的水溶态和可提取态最高（F1，平均值达到31.2%），重金属水溶态和可提取态一般吸附于土壤黏土、腐殖质等，这部分重金属对环境变化敏感，易于迁移转化，可以直接被植物富集和利用。所以水溶态和可提取态在BCR所有提取形态中对环境和生物的危害及毒性程度最高，且Cd元素的毒性相对较大，因此Cd的潜在生态风险不可忽视。

在重金属有效态中，Pb、Cu和Zn可还原态（F2）、可氧化态（F3）这两部分含量较高，两部分之和的平均值分别可达到（27.9%、30%和27.2%）。碳酸盐结合态是指重金属元素在土壤中与碳酸盐矿物等形成的共沉淀结合态，这部分重金属对土壤pH值变化敏感，土壤pH值降低，这部分重金属就会释放出来。铁锰氧化物结合态就是重金属被土壤中铁锰氧化物吸附或本身就成为氢氧化物沉淀的一部分，这部分重金属不易释放。但土壤的pH 值和氧化还原电位变化对重金属铁锰氧化物结合态有重要影响。当氧化还原电位降低时，这种结合形态的重金属键可以被还原成为生物可利用态（Guo等，2010）。因此，Cu和Zn的潜在生态风险也值得进一步关注。此外，Cd、Pb、Cu和Zn的有效态含量较高可能与当地土壤酸性较强有关（pH值平均值为6.5）。

表4　土壤中7种重金属不同化学形态的组成百分比Table 4　Chemical fractionation of heavy meatls in soil　　　　　　　　　w/%

残渣态（F4）含量最高的是Hg、As和Cr，平均值分别为（90.4%、72.9%和76.8%），可认为在环境中是惰性的，对生物的毒性较弱。

依据Cd、Hg、As、Pb、Cr、Cu和Zn 7种重金属水溶态和可提取态（F1）含量百分比，采用风险评价代码方法对其生态风险进行评价。结果表明：Cd所有点位均存在生态风险，为中度和高生态风险（所占比例分别为45.6%和54.4%），尽管没有极高生态风险点位，但考虑到Cd的可还原态（F2）、可氧化态（F3）这两部分含量较高，一旦土壤的pH值和氧化还原电位变化，Cd就会游离出来，因此，Cd存在很大的生态风险。

Cu有41.2%的点位属于低生态风险，58.8%的点位属于中度生态风险。Zn全部为中度生态风险。此外，Cu和Zn可还原态（F2）、可氧化态（F3）这两部分含量也较高（30%和27.2%）。因此，当土壤pH值和氧化还原电位发生变化时，这部分Cu和Zn也可能会游离出来成为水溶态和可提取态，因此Cu和Zn生态风险不容忽视，特别是Zn的生态风险，应引起关注。

Hg只有2个点位为低生态风险（所占比例为2.9%），其余点位均无生态风险。结合重金属形态分析结果，Hg主要以残渣态存在于土壤中。因此，Hg的生态风险较低。Cr全部点位均为低生态风险。As主要以低生态风险为主（所占比例为92.6%），有5个点位属于中度生态风险（所占比例为7.4%）。Pb主要以低生态风险为主（所占比例为91.8%），只有6个点位属于中度生态风险。结合重金属形态分析结果，As的可氧化态（F3）含量所占比例较高(16.7%)、Cr和Pb可还原态（F2）含量所占比例较高(13.7%和19.1%)，因此，当土壤pH值和氧化还原电位发生变化时，这部分As、Cr和Pb可能也会游离出来成为水溶态和可提取态，因此，As、Cr和Pb可能存在一定的潜在生态风险。

综上，重金属风险评价代码评价结果表明，该研究区土壤Cd和Zn的生态风险最高，Cd和Zn应该作为该区域土壤中首要污染物加以重点关注。

2.4重金属潜在生态风险评价

重金属风险评价代码法主要关注重金属有效态，特别是水溶态和可提取态所存在的风险，但该方法只能评价出单个重金属的生态风险，对于多项重金属所存在的综合的生态风险尚不能评价。为此，本研究还采用Hakanson的潜在生态风险指数法对研究区土壤的重金属生态风险进行了评价，结果见表5。

表5　重金属潜在污染评价Table 5　Assessment of the eco logical risk of heavy metals in soil

由表5可知，Cd的潜在生态风险程度最大，6.7%的采样点Cd达到中等生态风险，13.3%的采样点Cd达到强生态风险，33.3%采样点Cd达到很强生态风险，46.7%的采样点Cd达到极强生态风险；Cd的潜在生态风险程度次之，以很强或较强生态危害为主；Pb、As处于中等的生态风险；Cr、Cu、Zn均属轻度生态风险。由上述7种重金属的潜在生态危害系数的均值来看，其潜在生态危害大小顺序为：Cd（331）＞Hg（127.5）＞Pb（43.6）＞As（14.9）＞Cu（9.3）＞Zn（2.3）＞Cr（2.1）。

多种重金属的综合潜在生态风险指数（RI）的范围为58.2～1839.3。11%的采样点处于轻微生态风险程度，27.1%的采样点处于中等生态风险程度，46.3%的的采样点处于强生态风险程度，15.6%的采样点处于很强的生态风险程度。55个采样点中除6个点位外，其余点位都达到了中等及以上的风险程度。可见，本研究区域农田土壤重金属存在很高的生态风险，可能会存在农产品安全隐患。此外，重金属Cd是在潜在生态危害中占有较大的贡献率，不同的釆样点的Cd潜在生态危害系数与相应的RI值据有较好的一致性，这可能主要与Cd潜在生态危害较大有关。该地区Cd的生态风险应引起高度关注。

另外，可以看出，Hankanson的潜在生态风险指数法的结果与重金属风险评价代码评价结果不完全一致，可能原因是潜在生态危害指数法引入了反映重金属毒性水平和生物对重金属污染敏感程度的毒性系数，比如，Hg的毒性系数为40，As的毒性系数为10，而Zn的毒性系数为1，一定程度上会造成Zn的风险计算结果偏低，而Hg、As的计算结果偏高。潜在生态风险指数法可以使不同种类重金属的毒性水平在评价中体现出来，其将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起；而重金属风险评价代码法主要关注重金属有效态，特别是水溶态和可提取态所存在的风险，如由于游离态的Hg含量不高，因此在重金属风险评价代码评价中评价得到Hg的生态风险较低。因此造成两者的评价结果不完全一致。但对于潜在生态风险指数法，如何能获得更合理的重金属元素的毒性系数还需进一步深入探讨和完善。此外，如何能将重金属风险评价代码法和Hankanson潜在生态风险指数法各自优势结合起来开展土壤重金属的生态风险评价也需要深入研究。

3　结论

（1）单因子指数法和地质累积指数法计算结果表明研究区的农田土壤确实已受到不同程度的污染，7种重金属都存在超标或污染，特别是土壤中Pb、As、Cd等的污染较严重，应引起高度关注。

（2）相关分析结果及聚类分析结果表明：研究区大部分重金属元素可能来源比较接近，可能主要来自于人为污染，即铅锌矿冶炼作业造成的污染。

（3）不同重金属在的形态分布差异较大。在重金属有效态中，Cd的水溶态和可提取态（F1）最高，Pb、Cu和Zn可还原态（F2）、可氧化态（F3）这两部分含量较高，残渣态（F4）含量最高的是Hg、As和Cr。

（4）依据重金属水溶态和可提取态（F1）含量百分比，采用风险评价代码方法对其生态风险进行评价。结果表明：Cd所有点位均存在生态风险，为中度和高生态风险（所占比例分别为45.6%和54.4%）。Cu有41.2%的点位属于低生态风险，58.8%的点位属于中度生态风险。Zn全部为中度生态风险。Hg只有2个点位为低生态风险（所占比例为2.9%），其余点位均无生态风险。Cr全部点位均为低生态风险。As主要以低生态风险为主（所占比例为92.6%），有5个点位属于中度生态风险（所占比例为7.4%）。Pb主要以低生态风险为主（所占比例为91.8%），只有6个点位属于中度生态风险。

（4）采用Hakanson的潜在生态风险指数法对研究区土壤的重金属生态风险进行了评价，7种重金属潜在生态危害大小顺序为：Cd（331）＞Hg（127.5）＞Pb（43.6）＞As（14.9）＞Cu（9.3）＞Zn（2.3）＞Cr（2.1）。多种重金属的综合潜在生态风险指数（RI）的范围为58.2～1839.3。11%的采样点处于轻微生态风险程度，27.1%的采样点处于中等生态风险程度，46.3%的的采样点处于强生态风险程度，15.6%的采样点处于很强的生态风险程度。

综上可见，本研究区域农田土壤存在很高的生态风险，可能存在农产品安全隐患。此外，重金属Cd是在潜在生态危害中占有较大的贡献率，该地区Cd的生态风险应引起高度关注。

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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

陆泗进，王业耀，何立环. 会泽某铅锌矿周边农田土壤重金属生态风险评价[J]. 生态环境学报, 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年中国工程院重大咨询项目（2012-ZD-3-1）

陆泗进（1979年生），男，高级工程师，博士，主要研究方向为土壤环境监测评价与质量安全。E-mail：lsj@cnemc.cn

*通信作者：E-mail：wangyy@cnemc.cn

2014-09-11