北江流域横石河-翁江沿岸土壤重金属污染特征分析

朱爱萍，陈建耀，江 涛，高 磊，陈怡东，钟金龙

（中山大学地理科学与规划学院，广东 广州 510275）

北江流域横石河-翁江沿岸土壤重金属污染特征分析

朱爱萍，陈建耀，江 涛*，高 磊，陈怡东，钟金龙

（中山大学地理科学与规划学院，广东 广州 510275）

采集了北江流域翁源县境内受大宝山矿区影响的横石河-翁江沿岸13个土壤剖面共49个土样，分析了河流沿岸土壤中重金属As、Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb和Zn的含量，讨论了土壤重金属含量的空间变化特征、污染程度以及潜在生态风险.结果表明：横石河沿岸（I区）土壤重金属污染较翁江沿岸（II区）严重，I区As、Cd、Cu、Zn的含量分别为26.6～430，1.99～11.9，31.7～765，63.5～646mg/kg； II区As、Cd、Cu、Zn的含量分别为4.16～51.3，0.830～4.67，3.99～103，17.6～83.7mg/kg；重金属含量差异分析显示，土壤重金属污染与污染源类型（大宝山矿山开采、农业、交通污染、生活垃圾等）、河水-地下水交互作用以及土壤理化性质（有机质含量、微粒组分）有关；As、Cu、Cd是研究区内主要的重金属污染元素，尤其以Cd污染最为严重，I区、II区Cd的地累积系数分别为6.13和4.84，属于极度污染和强-极度污染水平；土壤毒性单位评价结果显示，I区土壤（S23除外）剖面毒性单位（∑TU）均大于4，属于中毒性；II区土壤剖面∑TU普遍较低.

北江；土壤；重金属污染；地累积系数；毒性单位；大宝山

随着社会经济的快速发展，人类对矿产资源的开发速度日趋加快，矿山的开采和选冶会造成矿区及周边区域水体与土壤重金属的积累，积累在土壤中的重金属最终通过食物链或地下水迁移进入植物或人体，进而影响人类健康［1］.北江上游韶关市翁源县境内矿产资源丰富，其中大宝山矿区是亚洲最大的铅锌矿生产基地，自1966年正式投产以来已有48年的开采历史，矿山开采和选冶过程中所产生的含Zn、Cd、Cu、Pb等多种严重超标的重金属矿山废水未经处理直接排放到横石河中，已造成该区域生态环境的严重恶化［2-4］.其中上坝村污染最为严重，该区域的河流上部呈赤红色，底泥发黑，河内鱼虾绝迹，水体发出浓烈的酸臭味，用河水灌溉或受洪泛影响的农田，土质破坏，农作物产量逐年下降；严重恶化的生态环境给村民健康带来了严重损害，至少11000人受到严重的矿山污染，皮肤病、肝病、癌症等是该村的高发病症，引起了社会广泛的关注［10］.目前，针对大宝山矿区污染已有多方面的研究工作，如大宝山外排酸性矿水对农业生态系统的影响，矿区土壤重金属生物有效性及污染特性，广东大宝山矿区周围土壤重金属污染状况评价等［5-11］，但这类研究工作主要以化学浓度基准模型评价为主，对生物毒性方法研究较少.因此，本文以北江流域横石河-翁江沿岸区域内的河水和土壤为研究对象，采用发光菌生物毒性测试法和生态毒性单位法分别对研究区域内的水体及土壤的生态毒性进行评价，以期为该区土壤重金属污染防治、北江水资源保护提供科学依据.

1 材料与方法

1.1 样品采集与处理

2013年8月沿横石河与翁江两条河流的上游至下游，在与河岸不等距离处选择13个土壤剖面采集土样，采样点信息见表1（鉴于横石河与翁江受大宝山矿山影响程度不同，本研究将横石河沿岸区域划分为I区，翁江沿岸区域划分为II区）.其中，剖面S11、S12、S21、S22、S31、S41、S61为河岸边的荒地；剖面S23、S62为农田；剖面S32、S42、S51、S52为河岸边的蔬菜种植地.所有土样均用聚乙烯袋封装后带回实验室.每个采样点处均取河水水样，并现场测定水样的pH和电导率（EC）值.水样经0.45μm微孔滤膜过滤后加酸储存于聚乙稀瓶中，排出空气后用胶带密封瓶盖带回实验室置于4℃冰箱中保存待测.土壤样品经自然风干，除去植物根系、砂砾等杂物后用研钵研磨，过20目筛，保存待测.

图1 研究区域与采样点分布示意Fig.1 Schematic of the study area and distribution of sampling site

表1 采样点信息Table 1 Information of sampling sites

1.2 样品分析

1.2.1 土样分析 土壤颗粒粒径分布采用Malvern 2000激光粒度仪测定，粒径小于63μm的组分划分为微粒［12］.土壤质地分类按中国制分类标准划分.土样pH值和EC的测定采用电位法（水：土=2.5：1），土壤有机质（SOM， soil organic matter）含量的测定方法参照《土壤检测》［13］.称取待测土样0.3g于三角瓶中，加入10mL王水（HCl：HNO3=3：1）［14］，进行电热板消解，消解完成后用3%HNO3定溶至50mL容量瓶，采用等离子体原子发射光谱仪（ICP-AES）测定重金属As、Cd、Cr、Cu、Fe、Mn、Ni、Pb和Zn的浓度，各重金属的检测下限分别为0.05，0.005，0.01，0.01，0.005，0.005，0.01，0.05， 0.005mg/L.

1.2.2 水样分析 采用电感耦合等离子体质谱仪（ICP-MS）测定河水水样中重金属As、Cd、Cr、Cu、Ni、Pb和Zn的浓度.

1.3 地累积指数评价法

地累积指数法（index of geo-accumulation，Igeo）是目前沉积物重金属污染评价中最为广泛使用的一种方法［15-17］，计算公式如下：

式中：Cn为实测重金属含量，mg/kg； B为当地沉积物/土壤重金属含量的背景值， mg/kg； K为考虑到成岩作用可能引起背景值波动而设定的常数，K=1.5.地累积指数的分级标准与污染程度的划分：无污染（Igeo≤0）、轻-中度污染（0＜Igeo≤1）、中度污染（1＜Igeo≤2）、中-强度污染（2＜Igeo≤3）、强度污染（3＜Igeo≤4）、强-极度污染（4＜Igeo≤5）和极度污染（5＜Igeo≤10）.

1.4 重金属毒性单位评价法

重金属毒性单位（TUs）评价法是采用各重金属与产生严重影响的浓度水平（Severe Effect Level，SEL）比值之和描述沉积物或土壤中污染物对生态系统产生的潜在毒性大小［18-20］，计算公式如下：

式中：Ci为第i种重金属浓度，mg/kg；CiSEL为第i种重金属产生严重效应的浓度，mg/kg.

1.5 发光菌毒性测试法

发光菌毒性测试采用LUMIStox 300测量仪和LUMIStherm恒温仪联用测定，测定方法参照BS EN ISO 11348［21］.每个水样做3个平行试验.根据水样30min时的抑制率大小将水样的毒性分为6级［22］：无毒（I ≤10%）、低毒（10%＜I≤30%）、中毒（30%＜I≤50%）、重毒（50%＜I≤70%）、高毒（70＜I≤90%）和剧毒（I ＞90%）.

1.6 数据处理

采用SPSS16.0软件进行数据统计分析，土壤指标与重金属间的关系采用Pearson进行相关性分析.

2 结果与讨论

2.1 水体重金属浓度与污染特征

表2 水体pH值与重金属浓度（μg/L）Table 2 pH and concentration of metals in water samples （μg/L）

土壤采样点附近河水水样的重金属浓度见表2所示.I区横石河水体受重金属污染较为严重，除Cr外，其它重金属元素的浓度均超过了地表水环境质量I类标准（GB3838-2002）［23］，部分采样点Cu、Zn、Cd、Pb甚至超过了农田灌溉水质标准（GB 5084-92）［24］；每个采样点都以Zn污染最为严重，其次为Cu、Cd.其中位于新江镇凉桥村的W1处污染最为严重，其pH值低至3.23，Cu、Zn、Cd、Pb的浓度分别为2959.0，41060，124.00μg/L，416.00μg/L，分别是农田灌溉水质标准值的2.96、20.5、24.8和4.16倍；由图1可知，W1位于大宝山矿区铁龙尾砂库下游，因此大宝山矿山开采排放的酸性废水是造成此处水体呈酸性及重金属污染的主要原因.II区翁江水体中各重金属元素的浓度相对较低，未超过地表水环境质量I类水质标准值.

2.2 土壤理化参数

从表3可以看出，I区各采样点的pH值小于II区，土壤属于强酸性.尤其S11、S12两个采样点，其pH值与该处附近横石河河水水样W1的pH值（3.23）接近，变化范围为3.07～4.27，属于极强酸性，表明该处土壤受酸性污染河水的影响较严重.研究区土壤质地基本上为砂壤土，土壤渗透性较强.

表3 土壤理化指标Table 3 Physio-chemical parameters of soil samples

2.3 土壤重金属污染与空间分布特征

2.3.1 土壤重金属污染水平 由表4可见，I区和II区重金属的平均含量存在显著差异，除Cr、Mn以外，I区中所有重金属的含量都显著高于II区.

I区：重金属As、Cd、Cu、Pb、Zn的含量显著高于广东省土壤背景值（表4），平均含量超背景值的倍数分别为14.5、106、14.8、12.3和4.21倍；而部分土样中Mn、Ni含量也存在超标现象；相对土壤II级标准， As、Cd、Cu超标也比较严重，平均含量是土壤II级标准的4.61、20.1和5.36倍.

II区：As、Cd、Cu显著高于广东省土壤背景值，平均含量超背景值的倍数分别为2.07、44.1和1.15 倍； Mn、Ni、Zn、Fe含量略高于土壤背景值；相对土壤II级标准，土样中Cd超标严重，平均含量是土壤II级标准的8.42倍，个别土样存在As、Cu超标.

表4 河流沿岸土壤剖面全量重金属含量（mg/kg）Table 4 Heavy metal concentration of soil profiles alongside river （mg/kg）

地累积系数可以反映土壤的污染状况，重金属的地累积指数Igeo如图2所示.

I区：Cr、Ni、Fe（S11，S21除外）、Mn（S11，S12除外）的浓度未达到污染程度；As、Cu地累积指数介于3～4，属于强度污染；Cd的地累积系数（6.13）大于5，属于极严重污染；Pb、Zn处于轻-中度污染；该区重金属元素平均地累积指数顺序依次为：Cd（6.13）＞Cu（3.34）＞As（3.23）＞Zn（1.78）＞Pb（0.90）＞Fe（-0.18）＞Mn（-0.21）＞Ni（-0.70）＞Cr（-1.18）.

II区：Cd的地累积系数为4.84，属于强-极度污染；As、Cu、Mn处于轻度污染，其余元素未达到污染程度；重金属元素平均地累积指数顺序依次为：Cd（4.84）＞As（0.83）＞Cu（0.21）＞Mn（0.14）＞Zn（-0.43）＞Ni（-0.53）＞Fe（-1.07）＞Cr（-1.14）.

从以上分析可知，I、II区土壤中Cd污染都是最为严重的，其次为As和Cu.比较而言，I区中各重金属元素的污染程度都高于II区.

图2 土壤重金属地累积系数Fig.2 Index of geo-accumulation for soil metals

2.3.2 土壤重金属空间分布特征 I区中土壤重金属平均含量从上游至下游呈下降趋势，S21（上游）＞ S31（下游）；主要是由于剖面S31离大宝山矿山比较远，受大宝山矿山开采的影响相对较小；同时，重金属在随水流向下运动的过程中会发生吸附沉淀作用，使重金属含量有所降低［27］.而II区土壤重金属平均含量却呈现上升趋势，S41（下游）＞S51（上游）＞S61（上游），S42（下游）＞S52（上游）＞S62（上游）；由于剖面S41、S42、S51、S52位于镇区，工业比较发达，工业、生活垃圾及污水的排放可能是导致其土壤重金属含量较上游农田种植区（S61、S62）高的原因之一.

对比垂直河岸不等距离处各采样点的重金属平均含量发现，除S12，S41，S42外，其余各剖面均呈现离河道较近处比离河道较远处土壤重金属污染严重的规律（S21＞S23，S11＞S12，S31＞S32，S51＞S52，S61＞S62），造成此现象的主要原因是由于在河水水位高于地下水位时，河水补给地下水，河水中的重金属污染物会随着水流一起渗透至沿岸潜水含水层，含水层中的土壤会对流经的河水中的重金属进行一定的吸附，使重金属在土壤中富集.而剖面S12中Cu、Zn、Pb的平均含量高于剖面S11，主要是由于S12处的土壤微粒组分和土壤有机质（SOM）含量比S11处高.由表5可知，重金属与微粒组分、SOM呈正相关性，微粒组分具有较大的比表面积，能使重金属大量富集［28］，而SOM对重金属具有很强的络合能力［29］.而剖面S41的重金属平均含量（Cu、Mn除外）均小于剖面S42，原因可能有以下两个方面：（1）施用农药和化肥的影响.S42为蔬菜种植地，Bai等［20］研究结果表明农用化学品的使用会造成土壤重金属的富集.（2）生活垃圾堆放的影响.S42位于生活垃圾倾倒旁，侯晓龙等［30］研究中指出随着生活水平的提高，生活垃圾中的重金属含量增多，生活垃圾中的重金属会对堆放地及周边土壤造成污染.

表5 土壤指标与重金属元素的相关性Table 5 Correlations between soil parameters and heavy metals

土壤剖面重金属含量变化如图3所示.I区各采样点重金属含量随深度存在一定的波动变化.S21、S22处As、Cd、Cu、Zn等重金属元素在30～50cm深度处存在明显的积聚，地表以下50cm处为河水-地下水交互作用强烈的区域以及较高的土壤SOM含量是导致此现象的主要原因.S32处As、Cd、Cr、Cu、Zn、Ni的总量整体上随剖面深度的增加而增加，在120cm以上增加幅度较小，120～150cm范围内出现明显增加，此处呈上升趋势的SOM和微粒组分是导致该点位重金属浓度分布特征的原因之一，是否还存在其它原因有待进一步深入研究.II区各重金属元素含量随深度整体上变化不大.S52、S62处Cd、Cr、Cu、Zn、Ni等重金属含量随剖面深度的增加出现略微降低.

图3 土壤重金属总含量垂向分布Fig.3 Vertical distribution patterns of heavy metals content in soils

2.4 流域水体及土壤的生态毒性评价

2.4.1 水体生态毒性评价 由图4可看出， I区与II区河水水样的生态毒性存在显者差异.I区河水水样对发光菌的30min的抑制率均高于II区，其中，位于铁龙尾砂库下游的W1处的水样抑制率最高，达100%，属剧毒.I区所有水样均表现出了一定的毒性，毒性排序为W1（剧毒）＞W3（中毒）＞W2（低毒），与重金属污染程度相一致.Choi和Merier［31］的研究结果显示，Cu和Zn对费氏弧菌（V.fischeri）的半数有效浓度（30min-EC50）分别为0.5～2.0，0.7mg/L，所以水样W1中高浓度的Cu和Zn是使发光菌产生较高抑制率的原因之一.

图4 水体发光抑制率Fig.4 Luminous inhibition rate of river water samples

2.4.2 土壤重金属生态毒性评价 土壤重金属含量超过最低效应（LEL，当重金属元素含量低于LEL值时，不利于生物生长的毒性效应很少发生［20］）或严重效应（SEL，重金属元素含量高于SEL时，不利于生物生长的毒性效应将频繁发生［20］）阈值（表4）时会对生态系统产生不同程度的环境风险和毒性效应［18-20］.通过与土壤重金属产生的生态阈值对比发现，I区中91%土样As、Cu超过了SEL，83%土样中的Cd、 Cr、Zn超过了LEL；II区除S41、S42中As超过了SEL外，其余重金属均未超过SEL，但是大部分土样中的As、Cd、Cr、Cu、Ni、Zn都超过了LEL.因此，无论是I区还是II区，其沿岸土壤重金属含量水平都会对土壤/水体生态系统产生影响.

图5为各剖面不同深度土壤重金属的TU及∑TU值（图中仅显示了∑TU＞4的剖面）.根据∑TU值的大小，可以得到各土壤剖面毒性的情况.

图5 土壤剖面毒性单位分布Fig.5 Vertical distribution patterns of toxic units in soils

I区土壤剖面∑TU排序为： S21（16.9）＞S11（12.9）＞S31（11.4）＞S12（10.8）＞S22（10.1）＞S32（8.04）＞S23（3.06）.对土壤∑TU贡献平均百分比较高的重金属为As（43.2%）、Cu（25.1%）、Fe（8.40%）、Cd（6.20%），最低的是Ni（2.32%）.86%的土壤其∑TU值在10以上，远远超过了4，Pedersen等［19］研究表明∑TU＞4的土壤或沉积物属于中毒性，因此I区大部分土壤呈中毒性.造成S21的∑TU值高达16.9的原因可能有以下两个方面：一是由于该点位靠近大宝山铁龙尾砂库，尾砂库中部分尾矿可能被径流冲刷至此，造成此处土壤重金属含量较高；二是该点位附近的河水（W1）受大宝山矿山酸性废水的污染较严重，污染的河水与地下水交互作用过程中会导致含水层中的土壤对重金属的吸附，形成一定的富集.

II区土壤剖面∑TU排序为：S42（4.49）＞S41（3.88）＞S52（2.91）＞S51（2.82）＞S61（2.04）＞S62（1.38），对土壤∑TU贡献平均百分比较高的金属为As（28.2%）、Mn（15.6%）、Fe（15.4%）、Cu（11.3%）、Cr（10.6%）、Cd（8.61%），最低的是Pb（0.57%）.区域内只有S42的土壤∑TU超过了4，属于中毒性，原因可能与该处周边的生活垃圾堆放、交通及农药化肥的使用有关.

Cd是整个研究区污染最为严重的元素，然而在土壤剖面毒性分析中Cd对土壤剖面毒性的贡献却不大，主要原因是由于Cd的CiSEL（10mg/L）相对较大，导致其毒性值（TU）较小.宋玉芳等［32］的研究结果也表明蔬菜对Cd、Zn、Pb的单一毒性效应不敏感，在吸收大量Cd的情况下仍能保持良好的生长.

3 结论

3.1 横石河河水受重金属污染较严重，除重金属元素Cr外，其余各重金属元素的浓度均超过了地表水I类水质标准值.其中河水水样W1中重金属元素Cu、Zn、Cd、Pb浓度最高，分别是农田灌溉水质标准值的2.96、20.5、24.8和4.16倍；其pH值低至3.23，经分析发现该处河水主要受大宝山矿山酸性废水排放的影响.

3.2 横石河及翁江沿岸土壤均受到不同程度的重金属污染.横石河沿岸（I区）大部分土壤重金属（As、Cd、Cu）含量超过了土壤环境质量标准（Ⅱ类），平均含量分别是土壤II级标准的4.61、20.1、5.36倍；翁江沿岸（II区）土壤中Cd超标严重，平均含量是土壤II级标准的8.42倍，个别土样As、Cu也存在超标现象.对比I、II区各重金属总量发现，I区比II区污染严重.

3.3 横石河、翁江沿岸土壤中重金属污染存在显著差异.I区Cd污染最为严重，地累积系数为6.13，达到极严重污染水平；其次为As、Cu，处于强度污染水平.II区同样Cd污染最为严重，地累积系数为4.84，属于强-极度污染；其次是As、Cu、Mn，为轻度污染.

3.4 水体及土壤生态毒性评价结果显示，I、II区存在显著差异.在水体生态毒性方面，II区河水水样评价结果为无毒，而I区河水则均表现出了一定的毒性，尤其以W1的生态毒性最强，其对发光菌的30min的抑制率高达100%，属剧毒.在土壤毒性方面，I区86%的土壤其∑TU值在10以上，属于中毒性；II区仅S42的∑TU值大于4，I区土壤剖面毒性高于II区.

［1］黄兴星，朱先芳，唐 磊，等.北京市密云水库上游金铁矿区土壤重金属污染特征及对比研究 ［J］. 环境科学学报， 32（6）：1520-1528.

［2］李永涛，Thierry Becquer， C cile Quantin，等.酸性矿山废水污染的水稻田土壤中重金属的微生物学效应 ［J］. 生态学报，2004，11（24）：2431-2435.

［3］蔡美芳，党 志，文 震，等.矿区周围土壤中重金属危害性评估研究 ［J］. 生态环境， 2004，13（1）：6-8.

［4］郑佳佳，姜 晓，张晓军.广东大宝山矿区周围土壤重金属污染状况评价 ［J］. 环境科学与技术， 2008，11（31）：137-139.

［5］付善明，周永章，赵 宇，等.广东大宝山铁多金属矿废水对河流沿岸土壤的重金属污染 ［J］. 环境科学， 2007，4（28）： 805-812.

［6］吴永贵，林初夏，刘 勇，等.广东大宝山矿区速溶性矿物的理化特征及其生物毒性效应 ［J］. 矿物学报， 2007，3（27）：449-556.

［7］李永涛，张 池，刘科学，等.粤北大宝山高含硫多金属矿污染的水稻土壤污染元素的多元分析 ［J］. 华南农业大学学报，2005，26（2）：22-25.

［8］秦建桥，夏北成，周 绪，等.粤北大宝山矿区尾矿场周围土壤重金属含量对土壤酶活性的影响 ［J］. 生态环境， 2008，17（4）：1503-1508.

［9］周建民，党 志，司徒粤，等.大宝山矿区周围土壤重金属污染分布特征研究 ［J］. 农业环境科学学报， 2004，23（6）：1172-1176.

［10］黄穗虹，田 甜，邹晓锦，等.大宝山矿周边污染土壤重金属生物有效性评估 ［J］. 中山大学学报， 2009，48（4）：125-129.

［11］邹晓锦，仇荣亮，黄穗虹，等.广东大宝山复合污染土壤的改良及植物复垦 ［J］. 中国环境科学， 2008，28（9）：775-780.

［12］陈静生，王飞越，陈江麟.论小于63μm粒级作为水体颗粒物重金属研究介质的合理性及有关粒级转换模型研究 ［J］. 环境科学学报， 1994，4（14）：419-425.

［13］NY 1121.6-2006 土壤检测—第6部分：土壤有机质的测定［S］.

［14］International Organization for Standardization （ISO 11466-1995）. Soil quality-Extraction of trace elements soluble in aqua regia［S］.

［15］罗 燕，秦延文，张 雷，等.大伙房水库表层沉积物重金属污染分析与评价 ［J］. 环境科学学报， 2011，5（31）：987-995.

［16］于云江，胡林凯，杨 彦，等.典型流域农田土壤重金属污染特征及生态风险评价 ［J］. 环境科学研究， 2010，23（12）：1523-1527.

［17］杨孝智，陈 扬，徐殿斗，等.北京地铁站灰尘中重金属污染特征及健康风险评价 ［J］. 中国环境科学， 2011，31（6）：944-950.

［18］高 磊，陈建耀，柯志庭，等.东莞石马河流域重金属污染及生态毒性的时空差异 ［J］. 环境科学， 2013，34（8）：3079-3087.

［19］Pedersen F， Bjornestad E， Andersen H V， et al. Characterization of sediments from Copenhagen harbour by use of biotests ［J］. Water Science and Technology， 1998，37：233-240.

［20］Bai J H， Xiao R， Cui B S， et al. Assessment of heavy metal pollution in wetland soils from the young and old reclaimed regions in the Pearl River Estuary， South China ［J］. Environmental Pollution， 2011，157：817-824.

［21］International Organization for Standardization （ISO 11348-1999），Water Quality-Determination of the Inhibitory Effect of Water Samples on the Light Emission of Vibrio fischeri （Luminescent bacteria test） ［S］.

［22］Chabkdhara M， Nema A K. Assessment of heavy metal contamination in Hindon River sediments： A chemometric and geochemical approach ［J］. Chemosphere， 2012，87：945-953.

［23］GB 3838-2002 中华人民共和国地表水环境质量 ［S］.

［24］GB 5084-2005 中华人民共和国农田灌溉水质标准 ［S］.

［25］GB 15618-1995 中华人民共和国土壤环境质量标准 ［S］.

［26］国家环境保护局.中国土壤元素背景值 ［M］. 北京：中国科学出版社， 1990.

［27］Gonzalez Z I， Krachler M， Cheburkin A K， et al. Spatial distribution of natural enrichments of arsenic， selenium， and uranium in a minerotrophic peatland， Gola di Lago， Canton Ticino， Switzerland［J］. Environmental Science and Technology，2006，40：6568-6574.

［28］Wang X S， Qin Y， Chen Y K. Heavy metals in urban roadside soils， part 1： effect of particle size fractions on heavy metals partitioning ［J］. Environmental Geology， 2006，50（7）：1061-1066.

［29］Karlsson K， Viklander M， Scholes L， et al. Heavy metal concentrations and toxicity in water and sediment from stormwater ponds and sedimentation tanks ［J］. Journal of Hazardous Material， 2010，178：612-618.

［30］侯晓龙，马祥庆.城市垃圾重金属污染及其治理研究进展 ［J］.环境保护科学， 2006，32（4）：30-31.

［31］Choi K， Merier P G. Toxicity evaluation of metal plating wastewater employing the microtox ［J］. Environmental Toxicology， 2001，16（2）：136-141.

［32］宋玉芳，许华夏，任丽萍，等.土壤重金属污染对蔬菜生长的抑制作用及其生态毒性 ［J］. 农业环境科学学报， 2003，22（1）：13-15.

Characteristics analysis of heavy metal pollution in soil alongside Hengshihe and Wengjiang river in Beijiang Basin.

ZHU Ai-ping， CHEN JIAN-yao， JIANG Tao*， GAO Lei， CHEN Yi-dong， ZHONG Jin-long
（Geography and Planning School， Sun Yat-Sen University， Guangzhou 510275， China）.

China Environmental Science， 2015，35（2）：506～515

To investigate the potential effects of heavy metal pollution in soil and water bodies， heavy metal content （As，Cd， Cr， Cu， Fe， Mn， Ni， Pb and Zn） of 49 soil samples collected from 13soil profiles alongside river were analyzed. Spatial variation of heavy metal content was discussed and the potential ecological risks of polluted soil and water bodies were assessed as well. The results showed that the levels of As， Cd， Cu and Zn content were 26.6～430mg/kg，1.99～11.9mg/kg， 31.7～765mg/kg and 63.5～646mg/kg in zone I which were significantly higher than that in zone II（4.16～51.3mg/kg， 0.830～4.67mg/kg， 3.99～103mg/kg and 17.6～83.7mg/kg）. The spatial variation of heavy metal content was resulted from different pollution sources （mining activities in Dabaoshan Mine， agricultural activities， traffic load and domestic wastes， etc.）， the interactions between contaminated river water and groundwater， and the physical-chemical properties of soils （soil organic matter and fine particles component）.As， Cu and Cd were identified as major pollutant，with Cd which being the most serious pollutant The index of geo-accumulation （Igeo） for Cd in zone I and II were 6.13 and 4.84， respectively， which exceeded the severe pollution level. The toxic unit （∑TU） of all soil profiles in zone I was higher than 4 which was considered as moderately toxic.

Beijiang；soil；heavy metals；toxic units；geo-accumulation index；Dabaoshan

X53

A

1000-6923（2015）02-0506-10

朱爱萍（1988-），女，江西萍乡人，中山大学博士研究生，主要从事城市化水环境效应的研究.发表论文2篇.

2014-03-07

国家自然科学基金（41371055）；广东省省级科技计划项目（2013B020700009）；广东省水利科技项目（2011-10）；中山大学滨海小流域自然地理综合过程观测与试验平台建设（2012年度），IGCP-618，INQUA-IFG1309

* 责任作者， 副教授， eesjt@mail.sysu.edu.cn