土壤中重金屬累積特征及生態(tài)風險評價①
——以烏拉特后旗有色金屬冶煉企業(yè)集中區(qū)為例

岳　榮，史　銳*，張　紅

（1 巴彥淖爾市環(huán)境科學研究所，內(nèi)蒙古臨河　015000；2 山西大學環(huán)境與資源學院，太原　030006）

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土壤中重金屬累積特征及生態(tài)風險評價①
——以烏拉特后旗有色金屬冶煉企業(yè)集中區(qū)為例

岳榮1，史銳1*，張紅2

（1 巴彥淖爾市環(huán)境科學研究所，內(nèi)蒙古臨河015000；2 山西大學環(huán)境與資源學院，太原030006）

摘要：在內(nèi)蒙古烏拉特后旗有色金屬冶煉企業(yè)集中區(qū)域內(nèi)土壤中測定了 7種重金屬元素的含量，利用地統(tǒng)計學方法、地累積指數(shù)法及Hankanson指數(shù)法研究了土壤中重金屬元素的空間變異特征及成因，綜合評價了重金屬環(huán)境風險。結(jié)果表明：研究區(qū)內(nèi)重金屬元素含量已經(jīng)很大程度上受到了工業(yè)、農(nóng)業(yè)生產(chǎn)活動的影響，結(jié)構(gòu)性因素的影響已經(jīng)不顯著；重金屬元素的地累積指數(shù)均值排列順序為 Cd＞Zn＞Pb＞Cu＞As＞Hg＞Cr，100% 的土壤樣本表現(xiàn)出極強的 Cd污染程度，7種重金屬的潛在生態(tài)風險由強至弱依次為：Cd＞Cu＞Pb＞As＞Zn＞Hg＞Cr，研究區(qū)土壤總體處于輕微風險程度；研究區(qū)重金屬含量的累積成因各有不同，總體來說由區(qū)域的有色金屬冶煉、城鎮(zhèn)交通運輸、燃煤和耕地區(qū)域內(nèi)的污水灌溉及農(nóng)業(yè)施肥等導致。

關鍵詞：土壤重金屬；空間變異；生態(tài)風險評價；成因

土壤質(zhì)量變化是土壤學家和環(huán)境學家十分關注的問題，隨著城市化、工業(yè)化和農(nóng)業(yè)集約化的快速發(fā)展， 我國土壤環(huán)境和由此導致的糧食產(chǎn)量、食品安全問題越來越突出，這不僅制約了我國經(jīng)濟的快速發(fā)展，還嚴重影響著人類健康，因此，高強度經(jīng)濟開發(fā)所伴隨的土壤環(huán)境質(zhì)量變化問題成為急需研究的課題。重金屬是典型的土壤污染物，具有隱蔽性、難降解、移動性差和易被富集等特點［1-4］，不但可影響土壤微生物區(qū)系和微生物過程，從而影響生態(tài)系統(tǒng)的結(jié)構(gòu)與功能，還可以在土壤溶液的作用下發(fā)生吸附、絮凝，并易在環(huán)境條件發(fā)生變化時懸浮和溶出形成二次污染，造成在土壤中濃度水平偏高，最終通過食物鏈在人類體內(nèi)富集。目前國內(nèi)外對土壤中重金屬的研究主要為土壤重金屬累積特征及其環(huán)境行為等［5-8］，但多數(shù)研究是基于單個樣點的點過程研究，直接從宏觀角度利用空間采樣和空間模型研究較大尺度重金屬污染的面過程很少。而且，現(xiàn)行的土壤重金屬綜合污染評價方法主要為內(nèi)梅羅污染指數(shù)評價法和綜合污染指數(shù)評價法，它們用比較明確的界線對土壤重金屬污染程度加以區(qū)分和量化，而實際上土壤重金屬的污染狀況是漸變的，因此，在研究區(qū)域內(nèi)網(wǎng)格化布點可以直觀地描述土壤重金屬污染狀況的漸變性，使評價結(jié)果更加準確可靠。本研究采用網(wǎng)格化布點來分析描述土壤重金屬含量的空間特征，評價其污染程度及生態(tài)風險，這對預測重金屬污染風險，探明重金屬污染場地的污染來源及制定防治措施具有十分重要的意義［9-10］。

內(nèi)蒙古烏拉特后旗是內(nèi)蒙古自治區(qū)兩個較大的有色金屬采選冶煉基地之一，有著悠久的有色金屬開采冶煉歷史。研究區(qū)域內(nèi)交通發(fā)達，人口密集，農(nóng)田較為集中，城鎮(zhèn)集中區(qū)及大量的有色金屬開采和冶煉企業(yè)分布于陰山南側(cè)，長期的開采和冶煉產(chǎn)生大量的廢水、廢氣和廢渣，對烏拉特后旗內(nèi)陰山一線區(qū)域土壤質(zhì)量造成了巨大的影響。目前，文獻報道主要針對有色金屬較為集中的平原區(qū)域，針對沿山區(qū)域罕有報道。

1　研究區(qū)概況及布點采樣

研究區(qū)位于內(nèi)蒙古自治區(qū)烏拉特后旗陰山南側(cè)青山工業(yè)園區(qū)及周邊（圖 1），涵蓋了城鎮(zhèn)建成區(qū)、農(nóng)業(yè)耕作區(qū)、工業(yè)園區(qū)（主要為有色金屬冶煉區(qū)）等多種景觀格局。區(qū)域內(nèi)有色金屬冶煉企業(yè)均有 10年以上的采冶歷史，是典型的重金屬污染場地。根據(jù)當?shù)氐耐恋乩妙愋?，按照多樣化土壤性質(zhì)類別與多樣化立地植被原則選取樣點，在研究區(qū)域按照網(wǎng)格布點原則共布設 61 個采樣點，樣點的分布見圖 2。2014 年 10月在研究區(qū)域內(nèi)，采用 GPS 定位采集地表 0 ～ 20 cm土層的土壤樣品，每個樣品均由鄰近相同類型的 5 個點的土壤樣品均勻混合而成，土壤經(jīng)登記編號后，用聚氯乙烯塑料袋封裝，風干后剔除植物殘體和石塊，磨碎、過 200目篩，混勻、保存?zhèn)溆谩?/p>

圖1　研究區(qū)地理位置及采樣、工礦企業(yè)布點圖Fig. 1　The sampling sites， mining enterprises and location of research area

2　研究方法

2.1測試方法

土壤重金屬元素 As 與 Hg 采用北京海光儀器廠AFS-3100 原子熒光儀測定，Cu、Cd 與 Zn 采用德國耶拿公司 NovAA400P 原子吸收分光光度計測定，Cr 及 Pb 采用石墨爐原子吸收分光光度法測定。首先，將粒徑 ≤74 μm 的樣品在 105℃ 條件下烘干 2 h，然后稱取 4.0 g 樣品裝入模具中，采用低壓聚乙烯粉鑲邊墊底，在 30 t 的壓力下制成直徑 32 mm、鑲邊外徑 40 mm 的樣片，放入干燥器中待測。采用GBW07423-GBW07430 （土壤）國家一級標準物質(zhì)作為標準樣品。方法檢出限采用校準曲線法計算，首先測量多個低含量試樣并校準曲線，計算出含量為零時的射線熒光強度，并計算各組分的檢出限及分析結(jié)果，結(jié)果見表 1，由表 1 可知，本研究的重金屬分析方法的檢出限和準確度能滿足土壤樣品的分析要求。

表1　土壤重金屬元素含量分析方法標樣比對分析結(jié)果Table 1　Detection limits and precision of the test methods of heavy metals in the soil of research area

2.2空間變異特性研究方法

半變異函數(shù)是分析變量空間結(jié)構(gòu)的主要工具，用以反映變量的空間自相關性［11］。 根據(jù)公式（1）計算出半變異函數(shù) （）hγ的散點圖， 并用不同類型的模型進行擬合， 計算其參數(shù)及擬合度最好的模型類型，計算方法如下：

式中： Z（ Xi）為i點位的重金屬含量觀測值，N（ h）為由距離h分割觀測點的對數(shù)，h為步長。

2.3綜合評價方法

采用地累積指數(shù)法［12］（式2）和Hankanson潛在生態(tài)風險指數(shù)法［13］（式3），評價研究區(qū)重金屬污染風險。計算公式分別為：

式中：nC為樣品中n元素含量的實測值；nB為n元素的地球化學背景值，nR為n元素的參比值，nE為n元素的潛在生態(tài)風險，RI為總體潛在生態(tài)風險。為保證兩種評價法能夠獲得準確的土壤中重金屬潛在生態(tài)風險，本文取內(nèi)蒙古地區(qū) A層土壤中重金屬含量為背景值［14］，標準化的重金屬毒性響應系數(shù)nT參照劉勇等［6］的研究取值。

2.4遙感影像解譯及數(shù)據(jù)處理

選用內(nèi)蒙古自治區(qū)烏拉特后旗 2014年 10月 Landsat8 TM 影像（http：//www.gscloud.cn/），運用遙感圖像處理軟件 ERDAS IMAGINE 8.6 進行監(jiān)督分類，參考中國常用土地分類標準和實際情況，將研究區(qū)土地分為農(nóng)田、城鎮(zhèn)及工礦用地、沙地、林地、水域和未利用地 6 類，參考內(nèi)蒙古烏拉特后旗2014年度 1︰100 000 土地利用現(xiàn)狀圖，對文件中的判讀錯誤區(qū)域進行糾正，得到研究區(qū)2014年土地利用圖，用來分析判別土壤重金屬來源。常規(guī)數(shù)理統(tǒng)計分析采用 SPSS20.0軟件完成， 地統(tǒng)計分析、地累積指數(shù)及潛在生態(tài)風險分布制圖采用 GS+Version7軟件。

3　結(jié)果與分析

3.1重金屬的描述性統(tǒng)計結(jié)果

研究區(qū)土壤重金屬含量的描述性統(tǒng)計結(jié)果見表2，從表 2 中可以看出，Zn、Pb、Cr、Cu、As、Hg 及 Cd 含量的平均值分別為 226.80、39.18、0.08、33.04、2.58、0.03、89.44 mg/kg，與我國土壤環(huán)境質(zhì)量一級標準（自然背景值）相比，Zn 和 Pb 已明顯構(gòu)成污染，均值分別超過標準值的 2.27 與 1.12 倍，并且于排放源附近樣點檢出的最大值超標 7.1 倍與6.59 倍，與內(nèi)蒙古土壤環(huán)境背景值相比，高出近 4倍與 2.3 倍。此外，Cd 與 Cu 含量的平均值已經(jīng)接近標準值，Cd、Hg、Cu 均發(fā)現(xiàn)超標樣點，存在污染風險，As 與 Hg 含量較低，檢測平均值相當于國家級標準的 0.17 倍和 0.20 倍，相比內(nèi)蒙古城市土壤環(huán)境背景也較低。

表2　重金屬含量的描述性統(tǒng)計結(jié)果Table 2　Descriptive statistics of the heavy metal contents in soils of research area

3.2重金屬的空間分異特征

研究區(qū)土壤重金屬半變異函數(shù)擬合見圖 2，半變異函數(shù)的主要特征參數(shù)見表 3。由表 3 與圖 2 可知，Pb、Cr、Hg 和 Cd 的半變異函數(shù)最優(yōu)擬合模型為高斯模型（Gaussian），Cu 則為球狀模型（Spherical），As 為指數(shù)模型（Exponential），各種重金屬元素半變異函數(shù)模型的擬合度均在 0.75 以上，模型的選取基本符合要求［15-16］。

塊金值反映的是最小抽樣尺度以下變量的變異性及測量誤差，通常認為由實驗誤差和小于實驗取樣尺度引起的變異，基臺值是半方差值隨步長增加到一個相對穩(wěn)定的水平上時對應的值，是區(qū)域變量總體特征的體現(xiàn)，數(shù)值上等于空間結(jié)構(gòu)值和塊金值之和。塊金值與基臺值的比值為空間相關度，表明系統(tǒng)變量的空間相關性的程度［17］，變程是指變異函數(shù)在有限步長上達到基臺值時對應的值。由表 3 可以看出，研究區(qū)內(nèi)重金屬元素一致表現(xiàn)為基臺值＞塊金值，說明研究區(qū)重金屬空間變異的隨機性較大，這種隨機性主要源于低于采樣間距的小尺度下重金屬含量的空間變化。Zn、Pb 與 As 的塊金值與基臺值比值在 0.25 ～ 0.75 ，表明這 3 種重金屬含量具有中等的空間相關性，其中 As 與 Zn 的變程為 98.5 km 與 97.6 km，已接近變程最大理論值（100 km），表明 As 與 Zn 元素在大尺度上呈均一化分布形式。Cd、Cr、Cu 與 Hg的塊金值/基臺值＞0.75，表明相關性很弱，其中，Cu 與 Cd 塊金值/基臺值均大于 0.9，基本不具有空間相關性，這與研究區(qū)重金屬排放源的地理位置、排放量不均勻時空分布有關。綜上，基本可以推斷研究區(qū)內(nèi)土壤中重金屬含量已經(jīng)很大程度上受到了人類活動的影響，結(jié)構(gòu)性因素如氣候、母質(zhì)、地形、土壤類型等因素的影響已經(jīng)不顯著。

表3　重金屬含量的半變異函數(shù)及主要特征參數(shù)Table 3　Theoretical models and relevant parameters of soil heavy metal contents

圖2　研究區(qū)土壤重金屬的半變異函數(shù)圖Fig. 2　Semi-variogram of the heavy metals and spherical model fitness

3.3重金屬污染的綜合評價

3.3.1地累積指數(shù)評價及來源分析由地積累指數(shù)（Igeo）計算結(jié)果可知（表 4），除 Cr 外，研究區(qū)土壤均受到其他重金屬元素的污染，受到中度以上 Zn污染的土壤樣本占比達 67% 以上，其中 5% 污染程度達到強度；84% 的土壤樣本受到 Pb 污染，其中 70% 的樣本處于無-中度污染級別，2% 受到強度污染；54%、44% 的樣本受到 Cu 及 As 中度以下程度污染，47% 樣本受到 Hg 污染，均為中度-強度程度以下，100% 的樣本受到了 Cd 污染，程度均為極強。各采樣點重金屬元素的 Igeo均值排列順序為Cd（9.07）＞Zn（1.67）＞Pb（0.52）＞Cu（0.12）＞As（-0.06）＞Hg（-0.24）＞Cr（-10.19）。相比其他研究結(jié)果［18］，本研究區(qū)污染樣本占比率較高，強度相對較高，土壤環(huán)境整體上受到污染。表 3 顯示 Zn、As 的變程均大于研究區(qū)域長度（45 km），其原因有待進一步分析。從其余元素的評價結(jié)果來看，Cr 基本未受到污染，濃度水平維持在本底值附近。研究區(qū)所有采樣點的 Cd均處于極強的污染程度，且累積強度較大。有研究表明，Cd 在土壤中可隨水滲漏遷移到 40 cm 以下的犁底層，并且容易被土豆、小麥等作物吸收進入食物鏈［19］，因此，有必要開展針對 Cd 的污染控制與土壤修復，保護當?shù)剞r(nóng)產(chǎn)品食品安全。

表4　研究區(qū)土壤重金屬污染地積累指數(shù)分級評價Table 4　The classification of heavy metal pollution based on the index of geo-accumulation in the soil of research area

3.3.2潛在生態(tài)風險評價表 5 為潛在生態(tài)風險指數(shù)分級，研究區(qū)域土壤 7 種重金屬的平均潛在生態(tài)風險指數(shù)和潛在生態(tài)風險綜合指數(shù)樣本占比如表 6 所示，綜合表 5 與表 6 可知，Zn、Cr、Cu、As、Hg 元素在所有樣點均處于輕微潛在生態(tài)風險程度內(nèi)，2% 的樣本受 Pb 影響有中等潛在生態(tài)風險，55%的樣本受 Cd 影響有中等潛在生態(tài)風險，其中，12%的樣點達到了強潛在生態(tài)風險級別。從各元素 En 平均值來看來看，Cd 元素處于中等危害，其他元素均處于輕微危害，7 種重金屬的潛在生態(tài)風險由強至弱依次為：Cd＞Cu＞Pb＞As＞Zn＞Hg＞Cr，其中，Cd 的貢獻最突出。

表5　生態(tài)危害系數(shù)、指數(shù)與危害程度分級Table 5　Ecological risk coefficient， risk index and classification of risk intensity

表6　研究區(qū)土壤重金屬生態(tài)危害評價指數(shù)Table 6　Risk index of heavy metals in the soil of research area

對照研究區(qū)土地利用與潛在生態(tài)風險指數(shù)（RI）空間分布來看（圖3），研究區(qū)土壤中重金屬的RI在西部城鎮(zhèn)用地附近的未利用地處、中部的城鎮(zhèn)工礦用地處及其東北側(cè)的農(nóng)田區(qū)域偏高，在其他區(qū)域內(nèi)普遍偏低。在實地調(diào)查中發(fā)現(xiàn)，研究區(qū)西部未利用地原為某大型采掘企業(yè)礦石堆場，再加上研究區(qū)地勢西高東低，中部城鎮(zhèn)區(qū)生活污水常年隨地表徑流進入東北側(cè)的農(nóng)田區(qū)域中，導致該區(qū)域生態(tài)風險增加，此外，農(nóng)田區(qū)域較其他未利用地生態(tài)風險較高可能與農(nóng)業(yè)施肥有關。對比采樣分布圖中有色金屬采掘企業(yè)分布來看，RI基本上呈現(xiàn)以排放源為中心擴散式分布，表明其分布基本上服從于冶煉企業(yè)的分布，揭示了高環(huán)境污染區(qū)將伴隨高的生態(tài)風險，同時也說明人口密集、工業(yè)化程度較高的城鎮(zhèn)區(qū)域更容易造成生態(tài)危害，這將為土壤整治采取有效措施、控制污染源頭提供技術(shù)支持。綜合來看，研究區(qū)域土壤重金屬的潛在生態(tài)風險可能由礦山采冶、生活源排放和耕地區(qū)域內(nèi)的農(nóng)業(yè)施肥等導致［18］。基于各元素平均含量計算的研究區(qū)土壤的RI值為85.61，表明研究區(qū)土壤總體處于輕微風險程度。

3.3.3討論對比可知，研究區(qū)內(nèi)土壤中重金屬的地積累指數(shù)和潛在生態(tài)風險指數(shù)存在差異，主要區(qū)別在Cu、As 和 Zn，這主要由重金屬毒性系數(shù)的影響導致。As 的毒性系數(shù)最高（Tn= 10），但濃度上與內(nèi)蒙古地區(qū)背景值比較相差不大，導致其在兩種評價方法中的排位基本不變，Cu 的毒性系數(shù)（Tn=5）＞Zn（Tn=1），因此，Cu 元素的潛在生態(tài)風險排位超過 Zn。

地積累指數(shù)法側(cè)重于重金屬含量與背景值的對比評價，主要表征外源重金屬的富集程度，利用地累積指數(shù)可以很好地推斷外源的位置與貢獻量，本研究的地累積指數(shù)與空間變異特征結(jié)果分析基本一致，在一定程度上表明研究區(qū)土壤中 Cd 含量明顯受到外源的影響。Zn、Pb 及 As 呈現(xiàn)中度空間相關性，地累積指數(shù)卻顯示土壤受到污染的現(xiàn)象，這是由本底值與實測值差距較大及受到外源影響共同造成的，兩者結(jié)果并不矛盾。潛在生態(tài)風險指數(shù)評價方法相比地累積指數(shù)法增加考慮了重金屬的生物毒性影響，更注重于重金屬對生態(tài)系統(tǒng)的危害。對本研究區(qū)來說，兩種方法計算的結(jié)果均表明研究區(qū)土壤受到污染，并且具有一定程度的潛在生態(tài)風險。

3.4重金屬可能的來源分析

結(jié)合研究區(qū)土壤重金屬地累積指數(shù)空間分布圖（圖 4）分析可知，As、Cu、Hg 元素基本維持在無-中度以下，研究區(qū) Cr 元素地累積指數(shù)均小于 0，表明研究區(qū)土壤基本未受到 Cr 的累積污染。Pb 高值區(qū)均主要分布在城鎮(zhèn)及工礦用地，Zn 高值區(qū)主要分布在中部城鎮(zhèn)區(qū)及周邊農(nóng)田。Cd 整體指數(shù)較高，且分布較凌亂，但大致呈現(xiàn)從中心向兩側(cè)遞減的趨勢，主要高值區(qū)集中在中部農(nóng)田及中部城鎮(zhèn)區(qū)東側(cè)。

Pb、Zn 及 Cd 常被作為交通污染源的標識元素［19］，汽車輪胎與地面摩擦可產(chǎn)生含 Pb、Zn、Cd 較高的顆粒物［20］，使用的含 Pb 汽油及拉運的礦石細粉在風的擴散作用下，在某種程度上也可以加重了上述元素的富集。Zn 和 Cd 的高值區(qū)均有出現(xiàn)在耕地區(qū)域內(nèi)的現(xiàn)象，可能表明農(nóng)業(yè)源是其主要污染源，含磷復合肥及以城市垃圾、污泥為原料的肥料中均混雜有Zn 和 Cd［21］。在實際調(diào)查中發(fā)現(xiàn)，當?shù)剞r(nóng)業(yè)耕作中大量使用含磷化肥，一般過磷酸鹽中含有較多的 Cd 與 Zn，連續(xù)施用磷肥可引起表土中這些元素含量的顯著增加，從而導致土壤中有累積現(xiàn)象發(fā)生。此外，研究區(qū)域地勢西高東低，常年主導風向為西北偏西，研究區(qū)中部的城鎮(zhèn)尚未解決集中供暖，因此，推斷研究區(qū) Pb、Zn、Cd 的累積也可能與冬季采暖小鍋爐排放的煙塵有關。對比土樣中重金屬元素半變異函數(shù)的變程來看，As 與 Zn 的變程均接近理論最大值，這是由于該元素在土壤中不易遷移所致。Cu 和 Pb地累積指數(shù)的變化基本呈現(xiàn)以采冶企業(yè)為中心遞減的規(guī)律，表明有色金屬采冶是其主要的影響因素。Cd 高值區(qū)域主要集中在城鎮(zhèn)工礦用地地表水流向的下游方向，這與城鎮(zhèn)生活污水散排易于空間擴散的特征相符［22］。綜合以上分析可知，研究區(qū)土壤重金屬的來源受多種因素影響，包括城鎮(zhèn)工礦區(qū)域和耕地區(qū)域內(nèi)的日常生活和生產(chǎn)活動，比如有色金屬采冶、交通運輸、燃煤釋放、農(nóng)業(yè)施肥和污水灌溉等。

4　結(jié)論

1） 研究區(qū) Cd、Cu 與 Hg 空間相關性很弱，Cr 與 Cd 基本不具有空間相關性，推斷研究區(qū)內(nèi)重金屬含量已經(jīng)很大程度上受到了人類活動的影響，工農(nóng)業(yè)生產(chǎn)，特別是工業(yè)排放的時空分布格局使土壤重金屬的空間相關性減弱，結(jié)構(gòu)性因素如氣候、母質(zhì)、地形、土壤類型等因素的影響已經(jīng)不顯著。

2） 研究區(qū)各采樣點重金屬元素的地累積指數(shù)均值排列順序為 Cd＞Zn＞Pb＞Cu＞As＞Hg＞Cr，除 Cr外，各重金屬元素在研究區(qū)內(nèi)有不同程度累積，其中，100% 的土壤樣本表現(xiàn)出極強的 Cd 污染程度。

3） 研究區(qū)Cd 元素處于中等危害，其他元素均處于輕微危害，7 種重金屬元素的潛在生態(tài)風險由強至弱依次為：Cd＞Cu＞Pb＞As＞Zn＞Hg＞Cr，其中，Cd 的貢獻最突出，研究區(qū)土壤總體處于輕微生態(tài)風險程度。4） 研究區(qū)重金屬含量的累積主要由區(qū)域內(nèi)的有色金屬冶煉、城鎮(zhèn)交通運輸、燃煤、耕地農(nóng)業(yè)施肥及污水灌溉等因素共同導致。

圖3　研究區(qū)域土地利用及潛在生態(tài)危險指數(shù)分布Fig. 3　The distribution of potential ecological risk index as related with land use types in research area

圖4　研究區(qū)域土壤重金屬污染地累積指數(shù)空間分布Fig. 4　The spatial variation of heavy metals based on the index of geoaccumulation in research area

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Evaluation on Heavy Metal Contamination and Its Potential Ecological Risk in Soil： A Case Study of Nonferrous Metal Smelting Zone in Wulatehouqi

YUE Rong1， SHI Rui1*， ZHANG Hong2
（1 Institute of Environmental Science of Bayannur， Inner Mongolia Autonomous Region， Linhe， Inner Mongolia015000， China；2 College of Environmental Science and Resources， Shanxi University， Taiyuan030006， China）

Abstract：The concentrations of 7 heavy metals in soil in the nonferrous smelting area in Wulatehouqi， Inner Mongolia Autonomous Region were determined. The spatial variability， potential sources， and ecological risk of heavy metals were analyzed using geostatisticals， geoaccumulation index， and potential ecological risk index. The results indicated that： 1） the concentration and distribution of 7 heavy metals in soil of this area were mainly influenced by human activities， and the effects of soil forming factors were not significant； 2） the geoaccumulation index for these metals followed the order： Cd＞Zn＞Pb＞Cu＞As＞Hg＞Cr， and the potential ecological risk index followed the order： Cd＞Cu＞Pb＞As＞Zn＞Hg＞Cr. All soil samples were significantly polluted by Cd； 3） the comprehensive ecological risk was at a relatively low level. The potential pollution sources were nonferrous metal mining and smelting， transportation， coal combustion， and irrigation with sewage.

Key words：Soil heavy metals； Spatial variability； Ecological risk assessment； Potential pollution sources

中圖分類號：X 82

DOI：10.13758/j.cnki.tr.2016.02.016

基金項目：①巴彥淖爾市重金屬專項研究項目資助。

* 通訊作者（84650100@qq.com）

作者簡介：岳榮（1968—），男，內(nèi)蒙古巴彥淖爾市人，高級工程師，主要從事環(huán)境評估與生態(tài)恢復研究。E-mail： yr2652@163.com